土壤污染与微生物生态学.ppt

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1、土壤污染与微生物生态学现在学习的是第1页，共55页土壤微生物土壤微生物与环境土壤重金属污染与微生物土壤有机污染与微生物土壤中有机污染物-重金属复 合污染现在学习的是第2页，共55页土壤微生物土壤微生物是由多个种群组成的微生物群落，不同种群之间存在着复杂的关系，在物质循环和能量转化过程中发挥着重要作用。微生物与生物环境间的相互关系也表现出多样性，主要有互生(和平共处，平等互利或一方受益，如自生固氮菌与纤维分解细菌)、共生(相依为命，结成整体，如真菌与蓝细菌共生形成地衣)、寄生(敌对，如各种植物病原菌与宿主植物)、拮抗(相克、敌对，如抗生素产生菌与敏感微生物)和捕食(如原生动物吞食细菌和藻类)等关

2、系。原核微生物古细菌细菌放线菌蓝细菌粘细菌真核微生物真菌藻类地衣非细胞型生物（分子生物）病毒土壤微生物现在学习的是第3页，共55页土壤微生物与环境土壤是微生物生长、繁殖的环境，土壤微生物的活动保证了土壤肥力，从而为农作物的生长提供了各种营养元素；土壤微生物是土壤生态系统的主要分解者，微生物在自身生理代谢的过程中对环境中有毒物质的分解能起到积极的作用。微生物的生理代谢类型之多，是动植物所不及的。微生物有着许多独特的代谢方式，如自养细菌的、不释放氧的光合作用、生物固氮作用、对复杂有机物的生物转化能力化能合成作用、厌氧生活、分解氰、有机农药、多氯联苯等有毒物质的能力，抵抗热、冷、酸、碱、高渗、高压、

3、高辐射剂量等极端环境的能力，以及病毒以非细胞形态生存的能力等(Carsten.,et al.,2001)现在学习的是第4页，共55页微生物在利用有机物代谢的过程中能减少污染物的毒性，但是，高浓度的环境污染物却能使微生物的生长发育受到抑制(胡荣桂，1993)因此研究污染物对土壤微生物系统的影响污染物对土壤微生物系统的影响是研究土壤生态系统的一个重要环节。微生物在土壤功能及土壤主要生态过程中直接或间接地起重要作用，包括对动植物残体的分解、养分的储存转化及异源生物的降解等(Dick，1997)。土壤微生物几乎参与土壤中的一切生物化学反应，能够灵敏地反映土壤污染状况及土壤质量健康变化(Brookes，

4、1995；Stenberg，1999)，因此可以用微生物学指标作为对土壤生态功能、土壤污染及环境质量评价的生物标志物。土壤微生物是土壤有机无机复合体的重要组成部分，土壤生理、生化反应的参与者和推动者(薛立等，2005）现在学习的是第5页，共55页土壤微生物本身含有一定数量的N、P、K等营养元素，可看作土壤有效养分的一个活性库，是植物生长可利用养分的重要来源。在农田系统中，土壤有机质发生变化之前，微生物群落对土壤环境变化已经产生可靠、直接的响应（张超兰等，2004）因此，土壤微生物被认为是表征土壤质量变化最敏感最有潜力的指标（孙波等，1997）土壤微生物指标土壤微生物指标通常包括微生物组成和多样

5、性、微生物生物量、微生物活性等。土壤微生物参数可能是最早用于反映土壤质量的指标，而且是目前应用最多的生物学指标。（Zelles，1999）各种环境污染物正是从这几个方面对微生物产生影响。微生物对环境的指示作用土壤污染物对微生物的影响现在学习的是第6页，共55页1、土壤微生物生物量微生物生物量是指土壤有机质中的有生命成分，但不包括大型动物和植物根系。土壤微生物生物量代表着参与调控土壤中能量和养分循环以及有机质转化所对应生物量的数量，而且土壤微生物碳或氮转化速率较快，可以很好地表征土壤总碳或总氮的动态变化，是比较敏感的评价重金属污染程度的生物学指标。（蒋先军等，2000）广义的土壤微生物量包括微生

6、物C(MBC)、微生物N(MBN)、微生物P(MBP)和微生物S(MBS)（何振立，1997）MBC是土壤有机C的灵敏指标因子，反映微生物群落的相对大小，能快速地响应不同土地管理措施的变化。MBC与土壤总有机C相比，活性强，反应迅速，对土壤变化的敏感性强，能有效地指示土壤养分的变化。秸秆和富含有机物质的厩肥对土壤MBN的影响远大于化学肥料，且土壤MBN含量随秸秆施用量增加而增加。土壤MBP的周转速率快，且能释放为活性态P而被视为植物有效P供应的重要来源。其含量变异也很大，与MBC、MBN之间有很好的相关性，并与土壤全P、有机P及有效P含量呈明显正相关性现在学习的是第7页，共55页直接镜检法、A

7、TP分析法、熏蒸培养法、熏蒸提取法、底物诱导呼吸法。但这些方法只能用来反映总土壤微生物生物量，不能反映属或种群水平的微生物生物量（王曙光，侯彦林.2004）磷脂脂肪酸(PLFA)是活体微生物细胞膜的重要组分，不同类群的微生物能通过不同的生化途径合成不同的PLFA，PLFA分析用于表征土壤中数量上占优势的微生物，其相对量可显示所指示微生物的相对含量，而其总量可被用作指示土壤微生物的生物量（Zelles，1999）。土壤微生物量测定方法现在学习的是第8页，共55页土壤微生物群落的组成与活性在很大程度上决定了生物地球化学循环、土壤有机质的周转及土壤肥力和质量，能早在土壤有机质变化被测定之前对土壤的变

8、化提供可靠的直接证据。土壤微生物3大类群的数量与其发挥的生态功能密切相关，其数量的减少反映出土壤质量的下降（龙健等，2005）。所有的微生物种群数量一般随着土壤深度的增加而降低，其中真菌数量的降低幅度较细菌高（杨瑞吉等，2004）土壤酸碱度对微生物数量影响显著，真菌数量在酸性土壤中多，细菌和放线菌数量在中性或碱性土壤中较多。（张薇等，2005）微生物多样性是指生命体在遗传、种类和生态系统层次上的变化。它代表着微生物群落的稳定性，也反映土壤生态机制和土壤胁迫对群落的影响，是反映系统受干扰后细小变化的重点监测因子，是监测土壤变化和对胁迫的反应等的重要指标。同时，土壤微生物的多样性也可反映重建区域的

9、生态扰动的类型和程度。2、土壤微生物群落和多样性现在学习的是第9页，共55页土壤微生物多样性土壤微生物多样性包括物种多样性、遗传(基因)多样性、生态多样性以及功能多样性，且研究方法正在向分子尺度发展，是当今国际上共同关注的问题。它可以作为生物指标反映土壤中生物类群的多变性和土壤的生物活性，是健康土壤的重要指标，对微生物多样性的评价能进一步揭示土壤质量在微生物数量和功能上的差异。土壤微生物多样性的研究方法传统研究方法-平板纯培养利用一定的培养基和方法选择所需要的生物，富集培养的策略是复制与小生境尽可能一样的资源和条件，然后探测这个小生境里可能栖居的微生物类群 Biolog 微平板分析方法Bio

10、log 微平板法是测定土壤微生物对95种不同C源的利用能力及其代谢差异，进而用以表征土壤微生物代谢功能多样性或结构多样性的一种方法。现在学习的是第10页，共55页脂肪酸分析方法较早的研究发现，磷脂类化合物只存在于生物的细胞膜中，不同微生物体内往往具有不同的磷脂脂肪酸组成和含量水平，而且，一旦生物细胞死亡，其中的磷脂化合物就会马上消失，因此，磷脂脂肪酸分析十分适合于土壤微生物群落的动态监测。分子生物学方法以核酸分析技术为主的分子生物学技术(如PCR.R F LP.RAPD.PCR-DGGE/TGGE.AFLP,SSR等)的广泛应用，为从分子水平揭示生物多样性提供了新的方法论，开拓了分子生物学与生

11、态学的交叉领域，分子生物学技术也逐渐被应用到土壤微生物多样性的研究中来现在学习的是第11页，共55页其他方法：如用于微生物生物量测定的氯仿熏蒸方法(Fumigation-incubation)、底物诱导呼吸法(Substrate-induced respiration)和光合微生物色素法等等；用于测定土壤C矿化速率和微生物呼吸强度等方法；用于测定土壤酶活性分析方法；用于土壤微生物形态鉴定的方法；用于测定微生物能量代谢的分析方法；用于测定微生物对土壤养分利用与转化功能的同位素示踪法;以及以荧光为基础的显微技术，包括荧光标记蛋白、荧光染色和荧光原位杂交等。分子生物技术在土壤微生物多样性研究中的应用

12、图解现在学习的是第12页，共55页3、土壤微生物活性土壤微生物活性表示了土壤中整个微生物群落或其中的一些特殊种群的状态。土壤微生物活性可以用多种方法来评价，但许多方法由于没有考虑生物量大小与微生物种群活性间的相关关系，因而只能测定微生物的总体活性变化，不能测定微生物种群的差异。微生物熵是土壤有机质变化的一个指示指标，反映了微生物生物量与土壤有机质含量紧密的联系。如果土壤正在退化，微生物C库下降的速度将大于有机C的下降，微生物商随之降低（Balota et al.,2003)在标示土壤过程或土壤健康变化时，微生物商要比微生物C或全C单独应用有效得多。因为商是一个比值，它能够避免在使用绝对量或对不

13、同有机质含量的土壤进行比较时出现的一些问题。微生物熵微生物熵，是指微生物C与土壤有机全C的比值。现在学习的是第13页，共55页微生物呼吸强度微生物呼吸强度可看作是衡量土壤微生物总的活性指标，它反映了整个微生物群落(包括休眠状态和活性状态)的活性。休眠状态的微生物在微生物量中占较高比重，而对呼吸起很大作用的活性微生物仅是比例很小的部分（Insam H，1990）微生物的代谢熵微生物的代谢熵(qCO2)(respiration quotient)，是基础呼吸与微生物生物量C间的比率，即每单位生物量C的具体呼吸率，反映了单位生物量的微生物在单位时间里的呼吸作用强度，它可以同时表示微生物量的大小和活性

14、，并将微生物生物量和微生物的活性以及功能联系起来。它反映了微生物群落的维持能大小和对基质的利用效率等微生物群落生理上的特征，揭示了土壤的发生过程、生态演变以及对环境胁迫的反应。根据odum生态系统演替论，随着时间或生态系统的演替，总的呼吸量与总生物量之比应逐渐降低。由此可知qCO2越低，明其存在的生境是越稳定成熟。若土壤的qCO2明显偏高，则表明它是一个被胁迫的不健康土壤，可作为陆地群落胁迫和微生物群落定量变化的一个指标。现在学习的是第14页，共55页一些学者针对土壤酶和微生物对外来化学物质的敏感性，提出通过研究农药或重金属对土壤酶和微生物的影响）（Harnner，2000）（Clay，200

15、2）来评价土壤生态环境，或者将其作为一项生态毒理学指标，用以判断外来化学物质对土壤的污染程度及可能对生态环境造成的影响（Pfaffenberger，1992）。土壤酶土壤酶主要来源于土壤微生物的生命活动，它在一定程度上能够反映出土壤微生物的活性(曹慧等，2003）土壤微生物酶土壤微生物酶的活性受多种因素影响，而活性的改变将影响土壤养分的释放，从而影响作物的生长。土壤中的酶活性，反映了土壤中进行的各种生物化学过程的动态和强度，对土壤肥力的形成与提高，复杂有机物质的分解强度与简单物质的再合成强度，土壤生态系统的物质循环都具有重要的意义。(Germano，2002)现在学习的是第15页，共55页土壤

16、重金属污染土壤重金属污染是指人类活动将重金属加入到土壤中，致使土壤中重金属含量明显高于原有含量并造成生态环境质量恶化的现象。土壤重金属污染与微生物土壤重金属污染对微生物的影响土壤重金属污染的微生物修复许多金属离子作为微量元素是生物代谢所必需的，然而当它们超过一定浓度时，便会对土壤微生物菌群产生毒害。现在学习的是第16页，共55页重金属在土壤中的相对稳定，难降解，毒性强，有积累效应等特性，它不仅严重危害严重危害植物生长，影响人畜健康，而且对土壤性质，尤其是土壤微生物产生明显不良影响。土壤重金属污染影响到土壤微生物的区系影响到土壤微生物的区系，改变微生物群落改变微生物群落，降低生物量降低生物量，影

17、响其生物影响其生物活性活性等方面。由于其在土壤中的难降解性，使微生物生物量大大降低，破坏了微生物群落结构的稳定性，并降低了其生物活性，严重时甚至抑制微生物的生长和代谢，这也影响到土壤的质量和植物的生长，以致影响到人类的健康。现在学习的是第17页，共55页微生物微生物活动是土壤基础呼吸的主要来源，是土壤中数量最多的生物类群，也是土壤的形成推动者，它在一定程度上决定着土壤的基本性质，对土壤的肥力、营养元素的迁移、转化有重要作用，而且对污染物的分解、净化也起一定作用。同时它的变化能及早地预测土壤养分及环境质量的变化，也反映土壤的污染状况，它对重金属胁迫的生物反应远比动植物都敏感。微生物是表征土壤质量

18、的敏感性指标之一。面对土壤重金属污染的加剧，迫切需要监测和防治监测和防治重金属污染的有效措施。近几年兴起的微生物修复微生物修复，引起人们越来越多的关注。微生物修复是通过微生物本身及其代谢产物的理化作用，对重金属降解、转化、吸收、改变或降低毒性。因此研究重金属污染下的微生物状况、机理等不仅对污染防治有重要意义，而且对破坏土壤的修复也具有实际意义。现在学习的是第18页，共55页1、重金属对土壤微生物的生态毒性土壤重金属浓度增加时就会影响甚至抑制微生物的生长及代谢活动。土壤重金属浓度增加时就会影响甚至抑制微生物的生长及代谢活动。汞会抑制蛋白质和核酸的合成，导致基因学形态和浓度及与其它污染物的复合效应

19、等，均能影响重金属在土壤溶液中的溶解度，从而改变其生物有效性。（龚平等，1997），研究表明，低浓度的重金属有利于土壤微生物的生长发育，高浓度的重金属则明显抑制了土壤微生物的生长发育（赵春燕等，2001）土壤重金属污染对微生物的影响现在学习的是第19页，共55页某些非生物学功能的重金属，如Cd 等在其浓度很低时即有高毒性（周启星等，2001）。Cd对细胞具有致突变效应，导致DNA 链断裂，Cd可与含羧基、氨基，特别是含巯基的蛋白质分子结合，而使许多酶的活性受到抑制和破坏，使肾、肝等组织中的酶系功能受到损害。Pb可与体内一系列蛋白质、酶和氨基酸内的功能团相结合，从多方面干扰机体的生化和生理功能，

20、可造成细胞膜的损伤，破坏营养物质的运输（雷鸣等，2007）。Cu进人细胞后与酶或蛋白质的-SH基结合，使之失活或变性。当Cu的浓度为1和10nmol/L时，可分别使细菌的葡萄糖矿质化活性下降15%和86%。Cu和咪唑及其混合物对微生物的毒性随pH值的变化而变化，在酸性条件下毒性明显，中性条件下毒性低现在学习的是第20页，共55页2、重金属对土壤微生物生物量的影响大量的研究表明，由于土壤重金属污染造成微生物生物量发生变化。Khan 等（1998）研究指出，Pb 污染矿区土壤的微生物生物量受到严重影响，靠近矿区附近土壤的微生物生物量明显低于远离矿区土壤的微生物生物量。Fliepbach 等（199

21、4）研究结果表明，低浓度的重金属能刺激微生物生长，可增加微生物生物量碳，而高浓度重金属污染则导致土壤微生物生物量碳的明显下降。Khan 等采用室内培养实验，研究了Cd、Pb 和Zn 对红壤微生物生物量的影响，当其浓度分别为30、450、150 ug/g 时导致微生物生物量的显著下降。土壤环境因素也影响重金属污染对土壤微生物生物量的大小。研究表明，在土壤中加入微量的镉，能使土壤含细菌数目由4 800104减少为2 000 个/g。（Mcgrath，1995）。现在学习的是第21页，共55页Haanstra和Doelman（1984）研究表明：对As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn复合污染的土

22、壤，金属总量达658.7mg/kg时土壤微生物生物量仅为对照（121.0 mg/kg）的32，而当重金属总量为3 446.6 mg/kg 时，土壤微生物量只有对照的22%。土壤微生物区系结构的研究表明，同样在As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn 复合污染的土壤中，重金属总量达到658.7 mg/kg 时，细菌和真菌生物量分别较对照（121.0 mg/kg）下降29和45，当重金属总量达到3446.6 mg/kg 时，分别下降81和85%（Kuperman，Carreiro，1997）现在学习的是第22页，共55页3、金属对微生物种群结构的影响碳素利用法（碳素利用法（BiologBiolog

23、）是近年来发展起来的根据微生物利用碳源引起的指示剂的变化，检测不同的微生物群落结构的先进方法（钟鸣，周起星，2002）。它对细菌群落测定的重现性较好，能区分不同土壤类型的微生物群落结构，及同一类型土壤下种植不同植物产生的群落结构差别。各类菌对重金属的敏感程度不同，对污染的耐性也不同。研究表明，一般表现为真菌细菌放线菌，这便会引起微生物种群结构的变化（Komarova，2002）土壤微生物种群结构土壤微生物种群结构是表征土壤生态系统群落结构和稳定性的重要参数。由于土壤微生物通常都和土壤粘土矿物质和有机质结合在一起，生理和形态差异很大，目前对微生物种群进行定量分析还存在很大困难现在学习的是第23页

24、，共55页腾应等（2003）.采用Biolog法分析矿区侵蚀土壤微生物的群落多样性，发现微生物群落结构在污染与对照土壤中有很大不同：在污染最严重的土样中，Biolog 板的颜色变化最慢，总体的平均吸光值也最低。随重金属含量的降低，这些指数都呈上升趋势；同时矿区侵蚀土壤微生物群落的功能多样性（Shannon）指数明显低于对照土壤，最低的为0.997，指数的平均值是对照土壤的57.34%。一般认为重金属污染会减少微生物对单一碳底物的利用能力，减少群落的多样性。有研究表明，在土壤微生物发生明显变化以前，整个微生物区系已经发生质的变化，不适应的微生物数量下降，适应生长的微生物数量增大并积累（腾应，黄昌

25、勇，2002）。理论上会有2 种或2 种以上更具耐性的物种来填补，从而丰富了微生物系统，抗性微生物通常由于生理适应或基因改变而取代敏感种。有人认为在重金属的胁迫下，细胞代谢及微生物功能的改变，引起微生物的生存力和竞争力发生变化而导致种群大小的改变。重金属胁迫对微生物种群结构产生一定影响。但从微生物进化的角度来看，适当浓度的重金属，对物种的多样性，以及提高微生物的抗性机制，有一定的积极作用。现在学习的是第24页，共55页4、重金属对微生物的生物化学过程的影响土壤微生物代谢熵土壤微生物代谢熵（qco2）作为土壤微生物活性指标之一，它反映了单位生物量的微生物在单位时间里的呼吸作用强度（张玲，叶正钱，

26、2006）。在大多数情况下，低浓度重金属对呼吸作用没有影响，而高浓度重金属对呼吸作用有抑制作用。（qco2）通常随着重金属污染程度明显升高。.4.1 重金属污染对土壤微生物活性的影响重金属污染对土壤微生物活性的影响当土壤受外来重金属污染物污染时，微生物为了维持生存可能需要更多的能量，而使土壤微生物的代谢活性发生不同程度的反应(腾应，黄昌勇.2002)。现在学习的是第25页，共55页研究认为（Chander，1992）:含高浓度重金属的土壤中微生物利用有机碳更多地作为能量代谢，以CO2的形式释放，而低浓度重金属的土壤中微生物能更有效地利用有机碳转化为生物量碳，土壤中的重金属含量的高低影响了微生物

27、的呼吸及代谢，进而影响了土壤的呼吸作用 Mcgrath（1995）研究发现：金属污染土壤的代谢熵是未污染的2倍。Brookcses（1984）用14C标记的葡萄糖和玉米为基质，研究土壤微生物对不同浓度的重金属的反应，发现高度污染土壤的微生物比处于低污染的微生物更多的利用有机碳为能量，转化为CO2，而低浓度污染的土壤微生物则更有效的利用有机碳转化为生物量碳。现在学习的是第26页，共55页研究表明，土壤中有机素有机素的矿化作用矿化作用、氮素硝化作用氮素硝化作用、反硝化作用反硝化作用以及微生物固氮作用微生物固氮作用等生物化学过程均受重金属污染的影响。土壤中有机氮素的矿化作用与其污染水平呈负相关。Wi

28、lke研究了几种重金属和非重金属污染物（如As，Cd，Cr，Pb，Hg，Se，Sn和Ni）对N素转化的长期影响，发现除Se和Sn外，其它污染物均抑制有机N的矿化作用（WILKE，1989）。4.2 重金属污染对土壤氮素的微生物转化的影响重金属污染对土壤氮素的微生物转化的影响在重金属胁迫条件下，人们通过室内培养室内培养研究方法对土壤中氮素的各种转化过程进行比较研究，结果表明：土壤中硝化作用比有机的矿化作用对重金属毒性更敏感。但野外田间试验研究结果与此相反，如Wilke发现，硝化作用不如有机氮的矿化作用敏感，对反硝化作用来说，在Cd，Cu，Zn，Pb中，Cd对反硝化作用抑制最强，Pb几乎无影响（W

29、ILKE，1989）。现在学习的是第27页，共55页 土壤酶活性是探讨重金属污染生态效应的有效途径之一，在众多的土壤酶当中，磷酸酶、脲酶、蛋白酶和脱氢酶对重金属污染最敏感。通过含有不同浓度的铜、铅、砷、镉4种重金属的大豆、小麦盆栽试验可以发现，低浓度的重金属能够提高固氮酶和反硝化酶的活性,而高浓度的重金属对上述二种酶有强烈的抑制作用。（赵春燕等，2001）4.3 重金属污染对土壤微生物酶活性的影响重金属污染对土壤微生物酶活性的影响龙健等(2004)在浙江哩铺铜矿区重金属污染土壤的酶活性研究表明，矿区废弃地的土壤脲酶、脱氢酶、磷酸酶、过氧化氢酶、多酚氧化酶、蛋白酶等酶的活性均有不同程度的减弱，其

30、中对脉酶的抑制作用最明显，比非矿区土壤脲酶降低1.15-2.11倍。现在学习的是第28页，共55页 Mikanova(2006)发现，高浓度的重金属铬、铅、锌明显抑制脱氢酶和脉酶的活性。土壤中镉污染含量与转化酶和磷酸酶活性呈极显著的负相关；锡、锌、铅复合污染土壤对过氧化氢酶、脲酶、磷酸酶、转化酶的活性有抑制作用(李博文等，2006)。对铅锌银尾矿污染区土壤酶活性进行测定结果表明，土壤酶活性随着重金属污染程度的加剧而显著降低，其中脱氢酶、脲酶活性下降幅度最大(滕应等，2002)Ridvan等(2004)发现，土耳其北部受工业影响，重金属铬、钴、镐、铜、铅、镍污染的耕地，除脲酶外、脱氢酶、过氧化氢

31、酶活性都与重金属浓度呈负相关现在学习的是第29页，共55页土壤重金属污染的微生物修复重金属污染土壤的微生物修复是利用微生物的生物活性对重金属的亲合吸附或转化为低毒产物，从而降低重金属的污染程度。在长期受某种重金属污染的土壤中，生存有很大数量的、能适应重金属污染环境并能氧化或还原重金属的微生物类群。重金属微生物修复的机理包括细胞代谢细胞代谢（专一性的代谢途径可使金属生物沉淀或通过生物转化使其低毒或易于回收）、表面生物大分子吸收转运表面生物大分子吸收转运、生物吸附生物吸附（利用活细胞、无生命的生物量、金属结合蛋白和多肽或生物多聚体作为生物吸附剂）、空泡吞饮空泡吞饮、沉淀沉淀和氧化还原反应氧化还原反

32、应等。现在学习的是第30页，共55页微生物对土壤中重金属活性的影响主要体现在以下四个方面：1、生物吸附和富集作用2、溶解和沉淀作用3、氧化还原作用4、菌根真菌与土壤重金属的生物有效性关系土壤微生物是土壤中的活性胶体，它们比表面大、带电荷、代谢活动旺盛。受到重金属污染的土壤，往往富集多种耐重金属的真菌和细菌，微生物可通过多种作用方式影响土壤重金属的毒性。现在学习的是第31页，共55页微生物可通过带电荷的细胞表面吸附重金属离子，或通过摄取必要的营养元素主动吸收重金属离子，将重金属离子富集在细胞表面或内部。1、微生物对重金属离子的生物吸附和富集菌丝体对重金属的吸附能力跟菌丝体和重金属离子的种类有关。

33、不同类型的真菌，对重金属的吸附表现出一定的差异。pH值也影响真菌菌丝体对重金属的吸附，但不同的菌丝体，其对重金属的吸附受pH 值的影响不同。现在学习的是第32页，共55页Walker等（1989）报道：在含有5.0mmol/L的Cu2+、Hg2+、Zn2+、Cr2+等的硝酸盐溶液中，各种粘土矿物和细菌细胞组成吸附上述重金属离子的能力依次为：细胞壁细胞外膜 蒙脱石高岭石。粘土矿物和细菌细胞的复合体吸附这些重金属离子的能力依下列顺序降低：细胞壁-蒙脱石 细胞壁-高岭石 细胞外膜-蒙脱石细胞外膜-高岭石。这说明微生物细胞及其组分对重金属离子的吸附能力较无机组分的强，而且，重金属离子通常通过桥接2个阴

34、离子固定在细胞壁或细胞多糖的交联网状结构上，结合紧密。微生物能与土壤中的其他组分竞争吸附重金属离子现在学习的是第33页，共55页微生物对重金属的溶解主要是通过各种代谢活动直接或间接地进行的。土壤微生物的代谢作用能产生多种低分子量的有机酸，如甲酸、乙酸、丙酸和丁酸等。真菌产生的有机酸大多为不挥发性酸，如柠檬酸、苹果酸、延胡索酸、琥珀酸和乳酸等。2、微生物对重金属的溶解Siegel等（1986）报道，真菌可以通过分泌氨基酸、有机酸以及其他代谢产物溶解重金属及含重金属的矿物。现在学习的是第34页，共55页 Chanmugathas 和Bollag(1988)报道：在营养充分的条件下，微生物可以促进镉

35、的淋溶；（1991）比较了在不同碳源条件下微生物对重金属的溶解，发现以土壤有机质或土壤有机质加麦秆作为微生物的碳源时，微生物并不促进铅、镉、锌、铜等重金属的溶解；如果在淋溶液中加入土壤有机质和麦秆的同时还加入容易被微生物利用的葡萄糖作为碳源，经过一段时间后，不灭菌处理的淋洗液中重金属离子的浓度显著高于灭菌处理。土壤微生物能够利用有效的营养和能源，在土壤滤沥过程中通过分泌有机酸络合并溶解土壤中的重金属；微生物可促进土壤对重金属的固定，同时又能通过其代谢活动及其产物促进重金属的溶解。现在学习的是第35页，共55页3、微生物对重金属的氧化还原土壤中的一些重金属元素可以多种价态存在，它们呈高价离子化合

36、物存在时溶解度通常较小，不易迁移，而以低价离子形态存在时溶解度较大，易迁移。微生物的氧化作用能使这些重金属元素的活性降低。微生物能氧化土壤中多种重金属元素，如某些自养细菌如硫铁杆菌类能氧化As（）、Cu（）、Mo（IV）、Fe（）等。微生物还可以通过对阴离子的氧化，释放与之结合的重金属离子，如氧化铁硫杆菌能氧化硫铁矿、硫锌矿中的负二价硫，使元素Fe、Zn、Co、Au等以离子的形式释放出来.现在学习的是第36页，共55页4、菌根真菌对重金属的生物有效性的影响菌根真菌与植物根系共生可促进植物对养分的吸收和植物生长。菌根真菌也能借助有机酸的分泌活化某些重金属离子。菌根真菌还能以其它形式如离子交换、分

37、泌有机配体、激素等间接作用影响植物对重金属的吸收.Entry等（1999）报道，在被Cs-137和Sr-90污染的土壤中接种菌根菌G mosseae可以促进3种草本植物（Paspalum notatum、Sorghum halpense和Panicum virginatum）的生长，接种处理和不接种相比植株体内Cs-137和Sr-90含量显著提高。因此，这种菌根真菌对于利用这些草本植物进行放射性核素污染土壤的生物修复有重要意义。Thompson（1996）的盆栽实验表明，在长期抛荒的土壤中接种VA菌根，可以促进亚麻对磷、锌的吸收。现在学习的是第37页，共55页土壤有机污染由于人口和经济的迅猛发

38、展，有害废水和固体废物中的有害物质不断向土壤中渗透，大气中的有害气体及飘尘也不断随雨水降落到土壤中，导致了土壤污染。广义的土壤有机污染物土壤有机污染物包括以碳水化合物、蛋白质、脂肪、氨基酸等形式存在的天然有机物质和所有人工合成的有机物质。造成土壤污染的有机污染物主要包括有机农药、酚类、氰化物、石油、合成洗涤剂等。土壤中大部分有机污染物可以被微生物降解、转化，并降低其毒性或使其完全无害化。难以通过物理、化学和生物途径降解的有机化合物称为持久性有机污染物持久性有机污染物(Persistent organic pollutants-POPs)，包括农药，工业产品类及副产品等。现在学习的是第38页，共

39、55页当大量的农药等有机污染物进入到土壤环境中，土壤微生物的数量土壤微生物的数量、种群组成种群组成和活性活性都会受到影响，从而间接地影响到土壤中的各种生物化学转化过程，最终影响土壤生态系统(周新文，1997)。微生物降解有机污染物主要依靠两种作用方式:通过微生物分泌的胞外酶降解；污染物被微生物吸收至其细胞内后，由胞内酶降解。微生物从胞外环境中吸收摄取物质的方式主要有主动运输、被动扩散、促进扩散、基团转位及胞饮作用等。土壤有机污染物对微生物的影响微生物对土壤有机污染的修复现在学习的是第39页，共55页1、土壤有机污染物对土壤微生物数量的影响有机氯农药杀虫剂类POPs对土壤微生物数量的研究表明（张

40、红、吕永龙，2005）：当土壤中加入HCH后，土壤中微生物数量的变化规律是:细菌受HCH的影响要大于真菌和放线菌。开始刚加入HCH后，土壤中的细菌、真菌和放线菌都受刺激而大量生长繁殖，并在第3天菌落数量达到峰值。之后，其数量有所减少，并逐渐接近空白土壤中的菌落数量。HCH浓度越大，对微生物的影响就越剧烈越持久。当上壤中加入DDT后，土壤中微生物数量的变化规律是:真菌和放线菌受DDT的影响要大于细菌。在开始阶段，细菌、真菌和放线菌数量都有显著增多，然后菌落数量减少，但在随后5-7天，细菌、真菌和放线菌的某些菌种又适应了DDT的刺激而大量繁殖，出现峰值。在此之后，菌落数量减少，最后趋于空白土壤的水

41、平。现在学习的是第40页，共55页农药对土壤微生物数量和比例的影响与农药的种类、浓度和降解时间有关。在刚加入农药时，DDT对微生物的刺激作用要大于HCH，随着时间的推移，HCH对土壤微生物的影响迅速显示出来。土壤中的微生物多处于共生状态，因农药的使用，使敏感菌被杀死，抗性菌得以繁殖，相比较而言，以真菌和放线菌对DDT的响应显著，细菌对HCH的响应显著。这与菌种本身的生理生化性质以及土壤的理化性质、土地利用类型、植被情况等一系列因素有关，HCH和DDT对微生物的刺激和抑制作用使得土壤微生物生态在一定的时间和范围内受到了影响。现在学习的是第41页，共55页土壤有机污染物对根际土壤微生物数量的影响植

42、物根际环境是一个特殊的微生态环境，由于植物根系及其根系分泌物的存在，根际环境中pH，Eh养分状况、微生物组成及酶活性等物理、化学及生物学特性的变化，将直接影响有机污染物在土壤-植物系统中的迁移与转化行为。（Anderson，1993，1994）在试验初期，各浓度处理下的细菌生长均受到抑制7d 以后，细菌数量增加，并高于对照土壤，在整个试验周期内，无论是处理土壤还是对照土壤，根际土中的细菌数量均要高于非根际土；不同处理土壤中异丙甲草胺的半衰期有一定的差异，异丙甲草胺在芹菜根际土壤中的降解要快于非根际土壤，这是因为植物根系分泌物可以刺激微生物的生存与繁殖，从而可以促进土壤中农药的降解。丙甲草胺对芹

43、菜根际与非根际土壤微生物数量的影响试验表明（陈波等，2006）：现在学习的是第42页，共55页2、有机污染对土壤微生物群落功能多样性的影响根据95种不同的单一碳底物上的BIOLOG微平板系统的反应所构造的多样性指数研究有机污染对土壤微生物群落功能多样性的影响（杨永华等，2002）：结果表明：农药严重污染的土墩微生物群落的Shannon指数和均度、Simpson指数、Mclntosh指数和均度均显著低于无污染的对照。说明农药严重污染导致土壤微生物群落功能多样性的下降,减少了能利用有关碳底物的徽生场的数量,降低微生物对单一碳底物的利用能力。现在学习的是第43页，共55页利用BIOLOG微平板研究土

44、壤微生物群落多样性，研究有机氯农药杀虫剂类POPs对土壤微生物群落多样性的而影响（张红等，2005）：从多样性指数的变化看，当加到土壤中的DDT，HCH含量稍低时，微生物会利用农药为碳源进行分解作用，从而刺激了微生物的生长，这时表现出丰富度、均匀度和多样性都呈增长趋势。但当农药的浓度进一步加大时，反而会抑制某些种的微生物的生长，另外一些种则对加入到土壤中的农药有一定的耐受性，从而表现出群落的均匀性下降，而丰富度升高。现在学习的是第44页，共55页土壤酶土壤酶被称为土壤新陈代谢过程中的催化剂，它可以加速士壤有机质的化学反应。土壤微生物酶的活性受多种因素影响，而活性的改变将影响土壤养分的释放，从而

45、影响作物的生长。各种浓度的除草剂对土壤过氧化氢酶活性的影响研究表明（杨炜春等，2004）：各种浓度的除草剂对离体过氧化氢酶活性的影响：相对于对照，施加各种浓度的除草剂1d后，离体过氧化氢酶活性均表现出一定的激活，其中浓度越高激活作用越明显，但总体而言，激活作用不是非常显著。土壤细菌的变化与酶活性的变化基本一致，这可以解释为土壤过氧化氢酶部分来自土壤微生物。相对于对照，施加各种浓度的除草剂1天后，土壤过氧化氢酶活性均表现出一定的激活，且除草剂浓度越高则激活作用越明显3、有机污染对土壤微生物活性的影响现在学习的是第45页，共55页在土壤有机污染物和农药污染诊断方面，李慧等(2005)对长期污灌造成

46、石油污染的石油烃(TPH)含量不同的土壤进行酶活性的测定，结果表明：土壤脱氢酶、过氧化氢酶、多酚氧化酶，与土壤中(TPH)含量呈显著正相关，而与脉酶活性与土壤中(TPH)含量呈显著负相关。菲与芘污染的土壤，土壤脲酶、磷酸酶、脱氢酶活性均受到一定的影响，而过氧化氢酶活性没有影响(宫漩等，2004)。土壤脲酶活性受不同浓度除草剂阿特拉津的影响，低浓度阿特拉津对脉酶活性有一定刺激作用，而高浓度阿特拉津对脉酶活性有明显的抑制作用(王金花等，2004)。除草剂莠去津对过氧化氢酶活性的影响表明，莠去津的浓度150ug/g，随着浓度的升高，对过氧化氢酶活性激活作用有所增加(胡晓捷等，2004)。现在学习的是

47、第46页，共55页有机污染对微生物种群功能活性微生物种群功能活性的影响四个平行的活性污泥反应系统中细菌种群对氨基酸类碳源的利用，在30 h这个时间点对照组碳源利用得很少。这是由于Biolog微平板反应池中一定浓度的氨基酸对接种的细菌种群造成一定的毒性，没有添加五氯苯酚的对照组其细菌种群不能马上适应氨基酸的毒性，因而对该碳源的利用活性的表现得相对滞后，而添加不同浓度五氯苯酚的样品组，其细菌群落结构受五氯苯酚的影响已经发生了改变，能较快地适应这样的毒性。由于对照组细菌种群的种群密度及结构多样性要优于样品组，因此随着该种群对氨基酸类碳源的逐步适应，42h 后对照组对氨基酸类碳源的利用程度高于样品组。

48、说明五氯苯酚的加入一方面增强微生物种群对某些毒物的适应能力，另一方面五氯苯酚使细菌种群密度和多样性减少。五氯苯酚对微生物活性抑制研究表明(李萍，2007)：现在学习的是第47页，共55页土壤有机物污染的微生物修复土 壤中大部分有机污染物可以被微生物降解、转化，并降低其毒性或其完全无害化。微生物降解有机污染物主要依靠两种作用方式:通过微生物分泌的胞外酶降解;污染物被微生物吸收至其细胞内后，由胞内酶降解。微生物从胞外环境中吸收摄取物质的方式主要有主动运输、被动扩散、促进扩散、基团转位及胞饮作用等。土壤微生物修复技术是在适宜条件下利用土著微生物或外源微生物的代谢活动，对土壤中污染物进行转化、降解与去

49、除的方法。现在学习的是第48页，共55页微生物降解有机分子的主要途径以除草剂2，4-D的降解为例：当2，4-D稀溶液不断通过土壤团粒土柱循环渗滤时，2，4-D浓度逐渐下降，其过程有三个阶段：第一个阶段，2，4-D浓度稍有下降，表明有少量2，4-D被吸附在土粒上；第二个阶段持续较长，2，4-D浓度基本上无变化，即进入了“滞后期”，在这个期间微生物或发生突变或逐步对化合物产生适应而开始生长繁殖；第三阶段，适应 2，4-D的微生物大量繁殖，即进入“富集期”，2，4-D浓度就呈对数形式迅速下降，直到被微生物耗尽为止。如再接着增施第二次2，4-D时，2，4-D就以同样的速度在2-3d内被微生物迅速分解而

50、不再出现“滞后期”。1、微生物对目标化合物产生适应或自身突变而降解现在学习的是第49页，共55页以除草剂毒莠定的降解为例：毒莠定在土壤中能被微生物群体所降解，但迄今仍未分离出能利用毒莠定为惟一能源的微生物。当把毒莠定当作补充能源和其它化合物一起加入营养基后，它就能被各种微生物所降解，Jackson Fester称其为“共代谢作用”或“共氧化作用”。共代谢作用的发生可能是借助某些微生物的酶对基质（如毒莠定）并不具有高度专一性，而对基质有类似结构的化合物能被分解，即无需再供给微生物以更多的能量。2、微生物通过共代谢作用降解现在学习的是第50页，共55页微生物降解有机污染物的主要反应类型（1 1）氧