土壤污染与微生物生态学

土壤污染与微生物生态学土壤污染与微生物生态学第1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

合污染土壤污染与微生物生态学第2页土壤微生物土壤微生物是由多个种群组成微生物群落，不一样种群之间存在着复杂关系，在物质循环和能量转化过程中发挥着主要作用。微生物与生物环境间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）病毒土壤微生物土壤污染与微生物生态学第3页土壤微生物与环境土壤是微生物生长、繁殖环境，土壤微生物活动确保了土壤肥力，从而为农作物生长提供了各种营养元素；土壤微生物是土壤生态系统主要分解者，微生物在本身生理代谢过程中对环境中有毒物质分解能起到主动作用。微生物生理代谢类型之多，是动植物所不及。微生物有着许多独特代谢方式，如自养细菌、不释放氧光合作用、生物固氮作用、对复杂有机物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能力，抵抗热、冷、酸、碱、高渗、高压、高辐射剂量等极端环境能力，以及病毒以非细胞形态生存能力等

(Carsten.,etal.,)土壤污染与微生物生态学第4页微生物在利用有机物代谢过程中能降低污染物毒性，不过，高浓度环境污染物却能使微生物生长发育受到抑制(胡荣桂，1993)所以研究污染物对土壤微生物系统影响是研究土壤生态系统一个主要步骤。微生物在土壤功效及土壤主要生态过程中直接或间接地起主要作用，包含对动植物残体分解、养分储存转化及异源生物降解等(Dick，1997)。土壤微生物几乎参加土壤中一切生物化学反应，能够灵敏地反应土壤污染情况及土壤质量健康改变(Brookes，1995；Stenberg，1999)，所以能够用微生物学指标作为对土壤生态功效、土壤污染及环境质量评价生物标志物。土壤微生物是土壤有机无机复合体主要组成个别，土壤生理、生化反应参加者和推进者(薛立等，）土壤污染与微生物生态学第5页土壤微生物本身含有一定数量N、P、K等营养元素，可看作土壤有效养分一个活性库，是植物生长可利用养分主要起源。在农田系统中，土壤有机质发生改变之前，微生物群落对土壤环境改变已经产生可靠、直接响应（张超兰等，）所以，土壤微生物被认为是表征土壤质量改变最敏感最有潜力指标（孙波等，1997）土壤微生物指标通常包含微生物组成和多样性、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应土壤质量指标，而且是当前应用最多生物学指标。（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。微生物对环境指示作用土壤污染物对微生物影响土壤污染与微生物生态学第6页1、土壤微生物生物量微生物生物量是指土壤有机质中有生命成份，但不包含大型动物和植物根系。土壤微生物生物量代表着参加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数量，而且土壤微生物碳或氮转化速率较快，能够很好地表征土壤总碳或总氮动态改变，是比较敏感评价重金属污染程度生物学指标。（蒋先军等，）广义土壤微生物量包含微生物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灵敏指标因子，反应微生物群落相对大小，能快速地响应不一样土地管理办法改变。MBC与土壤总有机C相比，活性强，反应快速，对土壤改变敏感性强，能有效地指示土壤养分改变。秸秆和富含有机物质厩肥对土壤MBN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周转速率快，且能释放为活性态P而被视为植物有效P供给主要起源。其含量变异也很大，与MBC、MBN之间有很好相关性，并与土壤全P、有机P及有效P含量呈显著正相关性土壤污染与微生物生态学第7页直接镜检法、ATP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应总土壤微生物生物量，不能反应属或种群水平微生物生物量（王曙光，侯彦林.）磷脂脂肪酸(PLFA)是活体微生物细胞膜主要组分，不一样类群微生物能经过不一样生化路径合成不一样PLFA，PLFA分析用于表征土壤中数量上占优势微生物，其相对量可显示所指示微生物相对含量，而其总量可被用作指示土壤微生物生物量（Zelles，1999）。土壤微生物量测定方法土壤污染与微生物生态学第8页土壤微生物群落组成与活性在很大程度上决定了生物地球化学循环、土壤有机质周转及土壤肥力和质量，能早在土壤有机质改变被测定之前对土壤改变提供可靠直接证据。土壤微生物3大类群数量与其发挥生态功效亲密相关，其数量降低反应出土壤质量下降（龙健等，）。全部微生物种群数量普通伴随土壤深度增加而降低，其中真菌数量降低幅度较细菌高（杨瑞吉等，）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，）微生物多样性是指生命体在遗传、种类和生态系统层次上改变。它代表着微生物群落稳定性，也反应土壤生态机制和土壤胁迫对群落影响，是反应系统受干扰后细小改变重点监测因子，是监测土壤改变和对胁迫反应等主要指标。同时，土壤微生物多样性也可反应重建区域生态扰动类型和程度。2、土壤微生物群落和多样性土壤污染与微生物生态学第9页土壤微生物多样性包含物种多样性、遗传(基因)多样性、生态多样性以及功效多样性，且研究方法正在向分子尺度发展，是当今国际上共同关注问题。它能够作为生物指标反应土壤中生物类群多变性和土壤生物活性，是健康土壤主要指标，对微生物多样性评价能深入揭示土壤质量在微生物数量和功效上差异。土壤微生物多样性研究方法传统研究方法----平板纯培养利用一定培养基和方法选择所需要生物，富集培养策略是复制与小生境尽可能一样资源和条件，然后探测这个小生境里可能栖居微生物类群Biolog微平板分析方法Biolog微平板法是测定土壤微生物对95种不一样C源利用能力及其代谢差异，进而用以表征土壤微生物代谢功效多样性或结构多样性一个方法。土壤污染与微生物生态学第10页脂肪酸分析方法较早研究发觉，磷脂类化合物只存在于生物细胞膜中，不一样微生物体内往往含有不一样磷脂脂肪酸组成和含量水平，而且，一旦生物细胞死亡，其中磷脂化合物就会马上消失，所以，磷脂脂肪酸分析十分适合于土壤微生物群落动态监测。分子生物学方法以核酸分析技术为主分子生物学技术(如PCR.RFLP.RAPD.PCR-DGGE/TGGE.AFLP,SSR等)广泛应用，为从分子水平揭示生物多样性提供了新方法论，开拓了分子生物学与生态学交叉领域，分子生物学技术也逐步被应用到土壤微生物多样性研究中来土壤污染与微生物生态学第11页其它方法：如用于微生物生物量测定氯仿熏蒸方法(Fumigation-incubation)、底物诱导呼吸法(Substrate-inducedrespiration)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判定方法；用于测定微生物能量代谢分析方法；用于测定微生物对土壤养分利用与转化功效同位素示踪法;以及以荧光为基础显微技术，包含荧光标识蛋白、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应用图解土壤污染与微生物生态学第12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一些特殊种群状态。土壤微生物活性能够用各种方法来评价，但许多方法因为没有考虑生物量大小与微生物种群活性间相关关系，因而只能测定微生物总体活性改变，不能测定微生物种群差异。微生物熵是土壤有机质改变一个指示指标，反应了微生物生物量与土壤有机质含量紧密联络。假如土壤正在退化，微生物C库下降速度将大于有机C下降，微生物商随之降低（Balota

etal.,)在标示土壤过程或土壤健康改变时，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，它能够防止在使用绝对量或对不一样有机质含量土壤进行比较时出现一些问题。微生物熵，是指微生物C与土壤有机全C比值。土壤污染与微生物生态学第13页微生物呼吸强度可看作是衡量土壤微生物总活性指标，它反应了整个微生物群落(包含休眠状态和活性状态)活性。休眠状态微生物在微生物量中占较高比重，而对呼吸起很大作用活性微生物仅是百分比很小个别（InsamH，1990）微生物代谢熵(qCO2)

(respirationquotient)，是基础呼吸与微生物生物量C间比率，即每单位生物量C详细呼吸率，反应了单位生物量微生物在单位时间里呼吸作用强度，它能够同时表示微生物量大小和活性，并将微生物生物量和微生物活性以及功效联络起来。它反应了微生物群落维持能大小和对基质利用效率等微生物群落生理上特征，揭示了土壤发生过程、生态演变以及对环境胁迫反应。依据odum生态系统演替论，伴随时间或生态系统演替，总呼吸量与总生物量之比应逐步降低。由此可知qCO2越低，明其存在生境是越稳定成熟。若土壤qCO2显著偏高，则表明它是一个被胁迫不健康土壤，可作为陆地群落胁迫和微生物群落定量改变一个指标。土壤污染与微生物生态学第14页一些学者针对土壤酶和微生物对外来化学物质敏感性，提出经过研究农药或重金属对土壤酶和微生物影响）（Harnner，）（Clay，）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污染程度及可能对生态环境造成影响（Pfaffenberger，1992）。土壤酶主要起源于土壤微生物生命活动，它在一定程度上能够反应出土壤微生物活性(曹慧等，）土壤微生物酶活性受各种原因影响，而活性改变将影响土壤养分释放，从而影响作物生长。土壤中酶活性，反应了土壤中进行各种生物化学过程动态和强度，对土壤肥力形成与提升，复杂有机物质分解强度与简单物质再合成强度，土壤生态系统物质循环都含有主要意义。

(Germano，)土壤污染与微生物生态学第15页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显著高于原有含量并造成生态环境质量恶化现象。土壤重金属污染与微生物土壤重金属污染对微生物影响土壤重金属污染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，然而当它们超出一定浓度时，便会对土壤微生物菌群产生毒害。土壤污染与微生物生态学第16页重金属在土壤中相对稳定，难降解，毒性强，有积累效应等特征，它不但严重危害植物生长，影响人畜健康，而且对土壤性质，尤其是土壤微生物产生显著不良影响。土壤重金属污染影响到土壤微生物区系，改变微生物群落，降低生物量，影响其生物活性等方面。因为其在土壤中难降解性，使微生物生物量大大降低，破坏了微生物群落结构稳定性，并降低了其生物活性，严重时甚至抑制微生物生长和代谢，这也影响到土壤质量和植物生长，以致影响到人类健康。土壤污染与微生物生态学第17页微生物活动是土壤基础呼吸主要起源，是土壤中数量最多生物类群，也是土壤形成推进者，它在一定程度上决定着土壤基础性质，对土壤肥力、营养元素迁移、转化有主要作用，而且对污染物分解、净化也起一定作用。同时它改变能及早地预测土壤养分及环境质量改变，也反应土壤污染情况，它对重金属胁迫生物反应远比动植物都敏感。微生物是表征土壤质量敏感性指标之一。面对土壤重金属污染加剧，迫切需要监测和防治重金属污染有效办法。近几年兴起微生物修复，引发大家越来越多关注。微生物修复是经过微生物本身及其代谢产物理化作用，对重金属降解、转化、吸收、改变或降低毒性。所以研究重金属污染下微生物情况、机理等不但对污染防治有主要意义，而且对破坏土壤修复也含有实际意义。土壤污染与微生物生态学第18页1、重金属对土壤微生物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生长及代谢活动。汞会抑制蛋白质和核酸合成，造成基因学形态和浓度及与其它污染物复合效应等，均能影响重金属在土壤溶液中溶解度，从而改变其生物有效性。（龚平等，1997），研究表明，低浓度重金属有利于土壤微生物生长发育，高浓度重金属则显著抑制了土壤微生物生长发育（赵春燕等，）土壤重金属污染对微生物影响土壤污染与微生物生态学第19页一些非生物学功效重金属，如Cd等在其浓度很低时即有高毒性（周启星等，）。Cd对细胞含有致突变效应，造成DNA链断裂，Cd可与含羧基、氨基，尤其是含巯基蛋白质分子结合，而使许多酶活性受到抑制和破坏，使肾、肝等组织中酶系功效受到损害。Pb可与体内一系列蛋白质、酶和氨基酸内功效团相结合，从多方面干扰机体生化和生理功效，可造成细胞膜损伤，破坏营养物质运输（雷鸣等，）。Cu进人细胞后与酶或蛋白质-SH基结合，使之失活或变性。当Cu浓度为1和10nmol/L时，可分别使细菌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毒性随pH值改变而改变，在酸性条件下毒性显著，中性条件下毒性低土壤污染与微生物生态学第20页2、重金属对土壤微生物生物量影响大量研究表明，因为土壤重金属污染造成微生物生物量发生改变。Khan等（1998）研究指出，Pb污染矿区土壤微生物生物量受到严重影响，靠近矿区附近土壤微生物生物量显著低于远离矿区土壤微生物生物量。Fliepbach等（1994）研究结果表明，低浓度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造成土壤微生物生物量碳显著下降。Khan等采取室内培养试验，研究了Cd、Pb和Zn对红壤微生物生物量影响，当其浓度分别为30、450、150ug/g时造成微生物生物量显著下降。土壤环境原因也影响重金属污染对土壤微生物生物量大小。研究表明，在土壤中加入微量镉，能使土壤含细菌数目由4800×104降低为2000个/g。（Mcgrath，1995）。土壤污染与微生物生态学第21页Haanstra和Doelman（1984）研究表明：对As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn复合污染土壤，金属总量达658.7mg/kg时土壤微生物生物量仅为对照（121.0mg/kg）32％，而当重金属总量为3446.6mg/kg时，土壤微生物量只有对照22%。土壤微生物区系结构研究表明，一样在As、Cd、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn复合污染土壤中，重金属总量到达658.7mg/kg时，细菌和真菌生物量分别较对照（121.0mg/kg）下降29％和45％，当重金属总量到达3446.6mg/kg时，分别下降81％和85%

（Kuperman，Carreiro，1997）土壤污染与微生物生态学第22页3、金属对微生物种群结构影响碳素利使用方法（Biolog）是多年来发展起来依据微生物利用碳源引发指示剂改变，检测不一样微生物群落结构先进方法（钟鸣，周起星，）。它对细菌群落测定重现性很好，能区分不一样土壤类型微生物群落结构，及同一类型土壤下种植不一样植物产生群落结构差异。各类菌对重金属敏感程度不一样，对污染耐性也不一样。研究表明，普通表现为真菌>细菌>放线菌，这便会引发微生物种群结构改变（Komarova，）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主要参数。因为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，当前对微生物种群进行定量分析还存在很大困难土壤污染与微生物生态学第23页腾应等（）.采取Biolog法分析矿区侵蚀土壤微生物群落多样性，发觉微生物群落结构在污染与对照土壤中有很大不一样：在污染最严重土样中，Biolog板颜色改变最慢，总体平均吸光值也最低。随重金属含量降低，这些指数都呈上升趋势；同时矿区侵蚀土壤微生物群落功效多样性（Shannon）指数显著低于对照土壤，最低为0.997，指数平均值是对照土壤57.34%。普通认为重金属污染会降低微生物对单一碳底物利用能力，降低群落多样性。有研究表明，在土壤微生物发生显著改变以前，整个微生物区系已经发生质改变，不适应微生物数量下降，适应生长微生物数量增大并积累（腾应，黄昌勇，）。理论上会有2种或2种以上更具耐性物种来填补，从而丰富了微生物系统，抗性微生物通常因为生理适应或基因改变而取代敏感种。有些人认为在重金属胁迫下，细胞代谢及微生物功效改变，引发微生物生存力和竞争力发生改变而造成种群大小改变。重金属胁迫对微生物种群结构产生一定影响。但从微生物进化角度来看，适当浓度重金属，对物种多样性，以及提升微生物抗性机制，有一定主动作用。土壤污染与微生物生态学第24页4、重金属对微生物生物化学过程影响土壤微生物代谢熵（qco2）作为土壤微生物活性指标之一，它反应了单位生物量微生物在单位时间里呼吸作用强度（张玲，叶正钱，）。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）通常伴随重金属污染程度显著升高。.4.1重金属污染对土壤微生物活性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能量，而使土壤微生物代谢活性发生不一样程度反应(腾应，黄昌勇.)。土壤污染与微生物生态学第25页研究认为（Chander，1992）:含高浓度重金属土壤中微生物利用有机碳更多地作为能量代谢，以CO2形式释放，而低浓度重金属土壤中微生物能更有效地利用有机碳转化为生物量碳，土壤中重金属含量高低影响了微生物呼吸及代谢，进而影响了土壤呼吸作用Mcgrath（1995）研究发觉：金属污染土壤代谢熵是未污染2倍。Brookcses（1984）用14C标识葡萄糖和玉米为基质，研究土壤微生物对不一样浓度重金属反应，发觉高度污染土壤微生物比处于低污染微生物更多利用有机碳为能量，转化为CO2，而低浓度污染土壤微生物则更有效利用有机碳转化为生物量碳。土壤污染与微生物生态学第26页研究表明，土壤中有机Ｎ素矿化作用、氮素硝化作用、反硝化作用以及微生物固氮作用等生物化学过程均受重金属污染影响。土壤中有机氮素矿化作用与其污染水平呈负相关。Wilke研究了几个重金属和非重金属污染物（如As，Cd，Cr，Pb，Hg，Se，Sn和Ni）对N素转化长久影响，发觉除Se和Sn外，其它污染物均抑制有机N矿化作用（WILKE，1989）。4.2重金属污染对土壤氮素微生物转化影响在重金属胁迫条件下，大家经过室内培养研究方法对土壤中氮素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Ｎ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发觉，硝化作用不如有机氮矿化作用敏感，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（WILKE，1989）

。土壤污染与微生物生态学第27页

土壤酶活性是探讨重金属污染生态效应有效路径之一，在众多土壤酶当中，磷酸酶、脲酶、蛋白酶和脱氢酶对重金属污染最敏感。经过含有不一样浓度铜、铅、砷、镉4种重金属大豆、小麦盆栽试验能够发觉，低浓度重金属能够提升固氮酶和反硝化酶活性,而高浓度重金属对上述二种酶有强烈抑制作用

。（赵春燕等，）4.3重金属污染对土壤微生物酶活性影响龙健等()在浙江哩铺铜矿区重金属污染土壤酶活性研究表明，矿区废弃地土壤脲酶、脱氢酶、磷酸酶、过氧化氢酶、多酚氧化酶、蛋白酶等酶活性都有不一样程度减弱，其中对脉酶抑制作用最显著，比非矿区土壤脲酶降低1.15-2.11倍。土壤污染与微生物生态学第28页Mikanova()发觉，高浓度重金属铬、铅、锌显著抑制脱氢酶和脉酶活性。土壤中镉污染含量与转化酶和磷酸酶活性呈极显著负相关；锡、锌、铅复合污染土壤对过氧化氢酶、脲酶、磷酸酶、转化酶活性有抑制作用(李博文等，)。对铅锌银尾矿污染区土壤酶活性进行测定结果表明，土壤酶活性伴随重金属污染程度加剧而显著降低，其中脱氢酶、脲酶活性下降幅度最大(滕应等，)Ridvan等()发觉，土耳其北部受工业影响，重金属铬、钴、镐、铜、铅、镍污染耕地，除脲酶外、脱氢酶、过氧化氢酶活性都与重金属浓度呈负相关土壤污染与微生物生态学第29页土壤重金属污染微生物修复重金属污染土壤微生物修复是利用微生物生物活性对重金属亲合吸附或转化为低毒产物，从而降低重金属污染程度。在长久受某种重金属污染土壤中，生存有很大数量、能适应重金属污染环境并能氧化或还原重金属微生物类群。重金属微生物修复机理包含细胞代谢（专一性代谢路径可使金属生物沉淀或经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、生物吸附（利用活细胞、无生命生物量、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、沉淀和氧化还原反应等。土壤污染与微生物生态学第30页微生物对土壤中重金属活性影响主要表达在以下四个方面：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生物有效性关系土壤微生物是土壤中活性胶体，它们比表面大、带电荷、代谢活动旺盛。受到重金属污染土壤，往往富集各种耐重金属真菌和细菌，微生物可经过各种作用方式影响土壤重金属毒性。土壤污染与微生物生态学第31页微生物可经过带电荷细胞表面吸附重金属离子，或经过摄取必要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生物吸附和富集菌丝体对重金属吸附能力跟菌丝体和重金属离子种类相关。不一样类型真菌，对重金属吸附表现出一定差异。pH值也影响真菌菌丝体对重金属吸附，但不一样菌丝体，其对重金属吸附受pH值影响不一样。土壤污染与微生物生态学第32页Walker等（1989）报道：在含有5.0mmol/LCu2+、Hg2+、Zn2+、Cr2+等硝酸盐溶液中，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复合体吸附这些重金属离子能力依以下次序降低：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吸附能力较无机组分强，而且，重金属离子通常经过桥接2个阴离子固定在细胞壁或细胞多糖交联网状结构上，结合紧密。微生物能与土壤中其它组分竞争吸附重金属离子土壤污染与微生物生态学第33页微生物对重金属溶解主要是经过各种代谢活动直接或间接地进行。土壤微生物代谢作用能产生各种低分子量有机酸，如甲酸、乙酸、丙酸和丁酸等。真菌产生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、微生物对重金属溶解Siegel等（1986）报道，真菌能够经过分泌氨基酸、有机酸以及其它代谢产物溶解重金属及含重金属矿物。土壤污染与微生物生态学第34页Chanmugathas和Bollag(1988)报道：在营养充分条件下，微生物能够促进镉淋溶；（1991）比较了在不一样碳源条件下微生物对重金属溶解，发觉以土壤有机质或土壤有机质加麦秆作为微生物碳源时，微生物并不促进铅、镉、锌、铜等重金属溶解；假如在淋溶液中加入土壤有机质和麦秆同时还加入轻易被微生物利用葡萄糖作为碳源，经过一段时间后，不灭菌处理淋洗液中重金属离子浓度显著高于灭菌处理。土壤微生物能够利用有效营养和能源，在土壤滤沥过程中经过分泌有机酸络合并溶解土壤中重金属；微生物可促进土壤对重金属固定，同时又能经过其代谢活动及其产物促进重金属溶解。土壤污染与微生物生态学第35页3、微生物对重金属氧化还原土壤中一些重金属元素能够各种价态存在，它们呈高价离子化合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。微生物氧化作用能使这些重金属元素活性降低。微生物能氧化土壤中各种重金属元素，如一些自养细菌如硫—铁杆菌类能氧化As（Ⅲ）、Cu（Ⅰ）、Mo（IV）、Fe（Ⅱ）等。微生物还能够经过对阴离子氧化，释放与之结合重金属离子，如氧化铁—硫杆菌能氧化硫铁矿、硫锌矿中负二价硫，使元素Fe、Zn、Co、Au等以离子形式释放出来.土壤污染与微生物生态学第36页4、菌根真菌对重金属生物有效性影响菌根真菌与植物根系共生可促进植物对养分吸收和植物生长。菌根真菌也能借助有机酸分泌活化一些重金属离子。菌根真菌还能以其它形式如离子交换、分泌有机配体、激素等间接作用影响植物对重金属吸收.Entry等（1999）报道，在被Cs-137和Sr-90污染土壤中接种菌根菌Gmosseae能够促进3种草本植物（Paspalumnotatum、Sorghumhalpense和Panicumvirginatum）生长，接种处理和不接种相比植株体内Cs-137和Sr-90含量显著提升。所以，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生物修复有主要意义。Thompson（1996）盆栽试验表明，在长久抛荒土壤中接种VA菌根，能够促进亚麻对磷、锌吸收。土壤污染与微生物生态学第37页土壤有机污染因为人口和经济迅猛发展，有害废水和固体废物中有害物质不停向土壤中渗透，大气中有害气体及飘尘也不停随雨水降落到土壤中，造成了土壤污染。广义土壤有机污染物包含以碳水化合物、蛋白质、脂肪、氨基酸等形式存在天然有机物质和全部些人工合成有机物质。造成土壤污染有机污染物主要包含有机农药、酚类、氰化物、石油、合成洗涤剂等。土壤中大个别有机污染物能够被微生物降解、转化，并降低其毒性或使其完全无害化。难以经过物理、化学和生物路径降解有机化合物称为持久性有机污染物(Persistentorganicpollutants-POPs)，包含农药，工业产品类及副产品等。土壤污染与微生物生态学第38页当大量农药等有机污染物进入到土壤环境中，土壤微生物数量、种群组成和活性都会受到影响，从而间接地影响到土壤中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:①经过微生物分泌胞外酶降解；②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影响微生物对土壤有机污染修复土壤污染与微生物生态学第39页1、土壤有机污染物对土壤微生物数量影响有机氯农药杀虫剂类POPs对土壤微生物数量研究表明（张红、吕永龙，）：当土壤中加入HCH后，土壤中微生物数量改变规律是:细菌受HCH影响要大于真菌和放线菌。开始刚加入HCH后，土壤中细菌、真菌和放线菌都受刺激而大量生长繁殖，并在第3天菌落数量到达峰值。之后，其数量有所降低，并逐步靠近空白土壤中菌落数量。HCH浓度越大，对微生物影响就越猛烈越持久。当上壤中加入DDT后，土壤中微生物数量改变规律是:真菌和放线菌受DDT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，然后菌落数量降低，但在随即5-7天，细菌、真菌和放线菌一些菌种又适应了DDT刺激而大量繁殖，出现峰值。在此之后，菌落数量降低，最终趋于空白土壤水平。土壤污染与微生物生态学第40页农药对土壤微生物数量和百分比影响与农药种类、浓度和降解时间相关。在刚加入农药时，DDT对微生物刺激作用要大于HCH，伴随时间推移，HCH对土壤微生物影响快速显示出来。土壤中微生物多处于共生状态，因农药使用，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响应显著，细菌对HCH响应显著。这与菌种本身生理生化性质以及土壤理化性质、土地利用类型、植被情况等一系列原因相关，HCH和DDT对微生物刺激和抑制作用使得土壤微生物生态在一定时间和范围内受到了影响。土壤污染与微生物生态学第41页土壤有机污染物对根际土壤微生物数量影响植物根际环境是一个特殊微生态环境，因为植物根系及其根系分泌物存在，根际环境中pH，Eh养分情况、微生物组成及酶活性等物理、化学及生物学特征改变，将直接影响有机污染物在土壤-植物系统中迁移与转化行为。（Anderson，1993，1994）在试验早期，各浓度处理下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，

不论是处理土壤还是对照土壤，根际土中细菌数量均要高于非根际土；不一样处理土壤中异丙甲草胺半衰期有一定差异，异丙甲草胺在芹菜根际土壤中降解要快于非根际土壤，这是因为植物根系分泌物能够刺激微生物生存与繁殖，从而能够促进土壤中农药降解。丙甲草胺对芹菜根际与非根际土壤微生物数量影响试验表明（陈波等，）：土壤污染与微生物生态学第42页2、有机污染对土壤微生物群落功效多样性影响依据95种不一样单一碳底物上BIOLOG微平板系统反应所结构多样性指数研究有机污染对土壤微生物群落功效多样性影响（杨永华等，）：结果表明：农药严重污染土墩微生物群落Shannon指数和均度、Simpson指数、Mclntosh指数和均度均显著低于无污染对照。说明农药严重污染造成土壤微生物群落功效多样性下降,降低了能利用相关碳底物徽生场数量,降低微生物对单一碳底物利用能力。土壤污染与微生物生态学第43页利用BIOLOG微平板研究土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而影响（张红等，）：从多样性指数改变看，当加到土壤中DDT，HCH含量稍低时，微生物会利用农药为碳源进行分解作用，从而刺激了微生物生长，这时表现出丰富度、均匀度和多样性都呈增加趋势。但当农药浓度深入加大时，反而会抑制一些种微生物生长，另外一些种则对加入到土壤中农药有一定耐受性，从而表现出群落均匀性下降，而丰富度升高。土壤污染与微生物生态学第44页土壤酶被称为土壤新陈代谢过程中催化剂，它能够加速士壤有机质化学反应。土壤微生物酶活性受各种原因影响，而活性改变将影响土壤养分释放，从而影响作物生长。各种浓度除草剂对土壤过氧化氢酶活性影响研究表明（杨炜春等，）：各种浓度除草剂对离体过氧化氢酶活性影响：相对于对照，施加各种浓度除草剂1d后，离体过氧化氢酶活性均表现出一定激活，其中浓度越高激活作用越显著，但总体而言，激活作用不是非常显著。土壤细菌改变与酶活性改变基础一致，这能够解释为土壤过氧化氢酶个别来自土壤微生物。相对于对照，施加各种浓度除草剂1天后，土壤过氧化氢酶活性均表现出一定激活，且除草剂浓度越高则激活作用越显著3、有机污染对土壤微生物活性影响土壤污染与微生物生态学第45页在土壤有机污染物和农药污染诊疗方面，李慧等()对长久污灌造成石油污染石油烃(TPH)含量不一样土壤进行酶活性测定，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。菲与芘污染土壤，土壤脲酶、磷酸酶、脱氢酶活性均受到一定影响，而过氧化氢酶活性没有影响(宫漩等，)。土壤脲酶活性受不一样浓度除草剂阿特拉津影响，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显著抑制作用(王金花等，)。除草剂莠去津对过氧化氢酶活性影响表明，莠去津浓度<150ug/g，伴随浓度升高，对过氧化氢酶活性激活作用有所增加(胡晓捷等，)。土壤污染与微生物生态学第46页有机污染对微生物种群功效活性影响四个平行活性污泥反应系统中细菌种群对氨基酸类碳源利用，在30h这个时间点对照组碳源利用得极少。这是因为Biolog微平板反应池中一定浓度氨基酸对接种细菌种群造成一定毒性，没有添加五氯苯酚对照组其细菌种群不能马上适应氨基酸毒性，因而对该碳源利用活性表现得相对滞后，

而添加不一样浓度五氯苯酚样品组，其细菌群落结构受五氯苯酚影响已经发生了改变，能较快地适应这么毒性。

因为对照组细菌种群种群密度及结构多样性要优于样品组，所以伴随该种群对氨基酸类碳源逐步适应，42h后对照组对氨基酸类碳源利用程度高于样品组。说明五氯苯酚加入首先增强微生物种群对一些毒物适应能力，另首先五氯苯酚使细菌种群密度和多样性降低。五氯苯酚对微生物活性抑制研究表明(李萍，)：土壤污染与微生物生态学第47页土壤有机物污染微生物修复土壤中大个别有机污染物能够被微生物降解、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:①经过微生物分泌胞外酶降解;②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代谢活动，对土壤中污染物进行转化、降解与去除方法。土壤污染与微生物生态学第48页微生物降解有机分子主要路径以除草剂2，4-D降解为例：当2，4-D稀溶液不停经过土壤团粒土柱循环渗滤时，2，4-D浓度逐步下降，其过程有三个阶段：第一个阶段，2，4-D浓度稍有下降，表明有少许2，4-D被吸