微生物对红树林沉积物中As形态分布的效应及机制

厦门大学
硕士学位论文
微生物对红树林沉积物中As形态分布的效应及机制
姓名：***
申请学位级别：硕士
专业：生态学
指导教师：***
201206
摘要
摘要
红树林沉积物是具有高还原性、高硫含量、高有机质、高粘粒含量等特点的独特生境，同时又是重金属污染物的重要源和汇。

Ａｓ在生态系统中有很强的毒性，对动植物都有很大的潜在威胁。

沉积物中Ａｓ吸附形态的分布直接影响到Ａｓ污染物的生物毒性．。

当前对于Ａｓ污染的研究多集中在陆地作物土壤；对于红树林沉积物中Ａｓ形态分布的研究尚不多见。

有鉴于此，本研究以典型红树林沉积物为样本，在不同浓度Ａｓ（０，１０，３０，６０，９０ｍｇ·ｋｇ。

）及沉积物微生物（１．甲醛灭菌：ｃ组：２．施ｍｉｎｉ培养基：Ｐ组；３．无处理：ｎ组。

）处理下，采用连续提取法提取并测定沉积物中Ａｓ不同形态的含量。

同时分别检测微生物生物量，铁还原菌、硫化细菌、硫酸盐还原菌等功能菌的数量，土壤酶活性等指标。

以期探讨Ａｓ在红树林沉积物中吸附形态的分布，并揭示沉积物中微生物对Ａｓ形态分布的效应及可能机制；为红树林湿地Ａｓ污染治理提供了理论依据和科学支撑。

本文主要研究结果如下：
红树林沉积物中舢吸附形态的分布有其独特的特点：沉积物中残渣态Ａｓ（Ｆ５）所占的比重是最多的，含量在５０．Ｏ％以上；次之是铁锰氧化态Ａｓ（Ｆ３）其含量从６．３％到４６．９％，易受环境影响；再次是有机及硫化物结合态Ａｓ（Ｆ４），其含量从４．Ｏ％到３０．６％，易受微生物影响；而后则是碳酸盐结合态Ａｓ（Ｆ２），含量可达１６．２％７．含量最少的就是可交换态ＡＳ（Ｆ１）和水溶态Ａｓ（Ｆ０），Ｆ１含量最高的不到８．３％（ｐ组，０ｍｇ·ｋｇ－１处理下），而ＦＯ含量最少，含量仅为０．０７％．１．３８％。

随着Ａｓ处理浓度的增加，Ａｓ的形态分布也有所改变：水溶态（Ｆｏ）Ａｓ百分含量随着处理浓度的增加而增大，从０．０７％直增到１．３８％；可交换态（Ｆ１）百分含量则随着处理浓度的增大而呈现下降趋势，（ｃ、ｎ、Ｐ三组变化趋势相似）；而Ｆ２在ｃ组中其百分含量是逐渐增大的，在ｎ和Ｐ组则呈现出先升后降的趋势，高浓度的Ａｓ对碳酸盐结合态（Ｆ２）的含量是有一定影响的；在ｃ组中铁锰氧化态（Ｆ３）百分含量是先升后降，到３０ｍｇ·ｋｇ＂１时达到最大值，在ｎ组和Ｐ组其含量大大减少，甚至达到７０％左右；Ｆ４含量在ｃ组中含量较为稳定，但在１１组Ｐ组中其含量有显著的增加，尤其是在６０．９０ｍｇ·ｋｇ。

处理时，有机及硫化物结合
摘要
态（Ｆ４）含量增加尤为显著：残渣态（Ｆ５）是最稳定的其含量变化由舡以上五种形态所调控。

沉积物中微生物对Ａｓ形态分布的影响：在本研究中，微生物显著促进Ａｓ的水溶态（ＦＯ），可交换态（Ｆ１），碳酸盐结合态（Ｆ２），有机及硫化物结合态（Ｆ４）等形态含量的增加（较于ｃ组），而且在加有ｍｉｎｉ培养基的Ｐ组，Ａｓ的可交换态（Ｆ１），碳酸盐结合态（Ｆ２），有机及硫化物结合态（Ｆ４）含量在低浓度Ａｓ处理时较ｎ组也有显著性的增大。

微生物显著的减少了沉积物中Ａｓ铁锰氧化态（Ｆ３）的含量，在３０ｍｇ·ｋ９１处理时其含量甚至从４６．９％至降到１０．２％。

ｍｉｎｉ培养基在一定程度上能够增加微生物生物量，促进微生物的生长；在Ｏ．３０ｍｇ·ｋ分１处理时Ｐ组微生物生物量显著高于１１组，而６０．９０ｍｇ·ｋｇ以处理时虽然其显著性不强但仍有小范围的增大；且土壤酶的活性也反映了微生物在沉积物中活性的变化趋势。

微生物的碳代谢及沉积物ｐＨ值升高，这些条件促使沉积物中碳酸盐含量升高，从而增大Ａｓ碳酸盐结合态（Ｆ２）形态含量。

沉积物中硫化细菌、硫酸盐还原菌、铁还原菌等功能菌对于沉积物中Ａｓ形态的变化有深远的影响。

铁还原菌进行的金属还原过程主导着沉积物中Ａｓ的释放；铁还原菌数量没有随Ａｓ胁迫增加而减少，而是一直维持在一个很高的水平，保证其生理活性，从而减少了Ａｓ铁锰氧化态（Ｆ３）的含量。

同理硫酸盐还原菌的高数量、高活性使沉积物中硫化物不断的生成，从而不断增大有机及硫化物结合态（Ｆ４）的含量，而且硫化细菌随着Ａｓ胁迫浓度的增大而数量骤减，这样极大的彰显了沉积物中硫酸盐还原作用的强度。

沉积物中较高的铁还原和硫酸盐还原的共同作用（释放金属离子且减少了硫酸根离子），可能导致了本实验中沉积样ｐＨ值随着Ａｓ处理浓度的增加而增大，这促使了沉积物中ＡｓＦ１（可交换态）百分含量的直接下降。

综上所述，微生物能极大的改变沉积物中Ａｓ吸附形态的分布；总的效应是其增加了沉积物中Ａｓ的生理毒性，增大了其迁移性。

关键词：红树沉积物；微生物；Ａｓ：形态分布
Ａｂｓｔｒａｃｔ
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ＴｈｅｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＡｓｆｒａｃｔｉｏｎｓｉｎｔｈｅｍａｎｇｒｏｖｅｓｅｄｉｍｅｎｔｈａｓｉｔｓｏⅥ鸭ｓｐｅｃｉａｌ
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Ａｂｓｔｍｃｔ
ｌｅｓｓｔｈａｎ１５％，ｔｈｅｒａｔｉｏｓｏｆＦ２ｗａｓｒａｎｇｉｎｇｆｒｏｍＯ．８％ｔｅｌ６．２％，ａｎｄＦ１Ｗａｓｌｅｓｓｔｈａｎ８．３％，ｔｈｅｌｅａｓｔｏｎｅｉｓＦ０ｗｈｉｃｈｔｈｅｒａｔｉｏｓｒａｎｇｉｎｇｆｒｏｍ０．０７％ｔｏ１．３８％．
ＷｉｔｈｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｏｆｔｈｅＡｓａｄｄｉｔｉｏｎｌｅｖｅｌ，ｔｈｅｆｒａｃｔｉｏｎｓｏｆＡｓｉｎｔｈｅｓｅｄｉｍｅｎｔｗｅｒｅａｌｓｏｃｈａｎｇｅｄ．Ｆｉｒｓｔｏｆａｌｌ，ｔｈｅｃｏｎｔｅｎｔｏｆＦ０ｗａｓｈｕｇｅｌｙｅｎｈａｎｃｅｄｆｒｏｍ０．０７ｔｏ１．３８％．ＢｕｔｔｈｅｒａｔｉｏｓｏｆＦ１ｗｅｒｅｄｅｃｒｅａｓｅｄａｓｔｈｅａｄｄｉｔｉｏｎｏｆＡｓｉｎｔｈｒｅｅｇｒｏｕｐｓ（Ｇｒｏｕｐ：ｃ，Ｐ，ｎ）．ＴｈｅｒａｔｉｏｃｏｎｔｅｎｔｏｆＦ２Ｗａｓｉｎｃｒｅａｓｅｄａｔｆｒｏｓｔ，ａｎｄｔｈｅｎｄｅｃｒｅａｓｅｄ
ｆｒｏｍ３０ｍｇ·ｋ分１ＡｓａｄｄｉｔｉｏｎｌｅｖｅｌｉｎｔｈｅＧｒｏｕｐｎａｎｄＧｒｏｕｐＰ，ｂｕｔｉｔｗａｓｉｎｃｒｅａｓｅｄａｌｌ
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Ａｂｏｖｅａｌｌ，ＭｉｃｒｏｂｅｓｉｎｍａｎｇｒｏｖｅｓｅｄｉｍｅｎｔＣａｎｃｈａｎｇｅｔｈｅｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎｏｆＡｓｆｒａｃｔｉｏｎｓａｎｄａｌｓｏｓｔｒｅｎｇｔｈｅｎｔｈｅｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆＡｓｉｎｓｅｄｉｍｅｎｔ．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｍａｎｇｒｏｖｅｓｅｄｉｍｅｎｔ；ｍｉｃｒｏｂｅ；Ａｓ；ｆｌａｃｔｉｏｎａｔｉｏｎ
第一章前言
１．１红树生态系统中砷（ＡＳ）污染现状
１．１．１红树林生态系统简述
红树林是分布于热带、亚热带等较为温湿的河口、海湾潮间带的一类非常重要的植被类型，是滨海河口湿地生态系统的初级生产者，也是具有维护海岸生态平衡特殊作用的生态系统：拥有数目巨大、种类繁多生物类群，蕴含了丰富的生物资源和生物多样性；红树林生态系统对于浅海、滩涂湿地底栖生物的多样性保护也发挥着至关重要的作用【¨。

红树林生态系统是处于陆地与海洋生态系统转换带之间的湿地生态系统，是陆地向海洋的过渡地带；是非常独特生境及功能特征且又非常敏感脆弱的生态系统【２１。

红树生态系统的主要特征让它和其他生态系统相比有非常显著的差别。

红树生态系统一般地处热带、亚热带，滨海或河口湿地；气候较为温湿，而且会有间歇的海洋潮汐作用【３】；其生境条件十分独特。

红树生态系统中作为基本元素的土壤与陆地土壤有着质的的差异。

陆地上作为植物生长基质的土壤在基质粒径、ｐＨ、透气性、营养元素、微生物等方面都相去甚远。

红树沉积物是高还原性、低ｐＨ、富含有机质而易受破坏的淤泥。

这些都导致了沉积物中底栖生物及生态系统生境的独特性。

红树生态系统的独特性给人类提供了巨大的帮助：红树植物的强大生产力不仅为人类提供了建筑、香料等原材料，而且还能防风固堤：种类丰富的底栖生物及鱼类资源也给食品、渔业带来了福音；其丰富的物种、代谢及遗传多样性，园林景观、候鸟栖息地等诸多用途也彰显出巨大的效应；而且作为陆地与海洋交汇地，陆地与海洋污染物（如重金属、有机污染物等）都会在红树生态系统中富集转化，所以现在红树生态系统在环境保护方面的功能越来越引起社会的重视。

１．１．２红树林生态系统中重金属特性及污染现状
当前，随着江河流域工农业的发展，沿海城市人口与经济的飞速增长，污染物大量排放汇集于河口、海湾等滨海区使河口生态系统污染日趋严重，特别是特
别是向红树林中直接排放污染物（如虾池、蟹池等）使大量的污染物尤其是重金属砷污染物汇聚于河口红树林湿地已经对环境及人类造成了极大的危害【５１。

在红树生态系统众多的污染物中，重金属重金属是一类典型持久的环境污染物。

重金属一般指密度在４．５ｋｇ·ｄｍ。

３以上的金属元素。

环境科学研究中，重金属主要指生物毒性大的汞、镉、铅、铬和类似的砷；另外还有摄入量超过某一定值时具有相当毒性的铁、铜、锌、锰、砷等【６】。

重金属在生态系统中不会被转化、降解而消失，而是会在该生态系统中长时间存在，并通过食物链的不断循环而得到富集，从而给动植物、人类及其生物带来潜在威胁。

据统计，在过去的５０年里，全球排放到环境中的镉、铜、铅和锌分别达２．２、９３．９、７８．３和１３．５万吨其中有相当一部分进入了土壤【７１。

而且随着工农业的快速发展，尤其是工矿冶金业、农药化肥的施加使重金属以前所未有的速度急速增加，污染程度正快速加剧。

在中国，绝大多数城市都不同程度上处在某种重金属污染当中【８ｌ。

在这些重金属污染物主要来源于工业如矿产开发，金属冶炼，皮革加工，化石燃料燃烧；农业如农药化肥施加：污染物经过水体、大气等途径进入红树林生态系统并富集【９ｌ。

国内外研究学者认为红树林湿地具有过滤污染物的生态功能及潜在的污水净化能力，对来自陆地的污染物有缓冲作用，因此目前红树林湿地常被作为处理城市污水的天然场所【蛉¨ｌ。

但红树林生态系统对于重金属污染物却无能为力，反而其高有机质、粘粒含量及较高的还原性等特征会有利于重金属的大量吸附和富集【１２１。

红树林湿地能大量接受来自潮汐、河水及降雨产生的径流所携带的重金属污染物，从而成为重金属污染物的重要的源和汇【４】。

１．１．３砷的来源、分布和存在状态一
现代工农业的飞速发展（尤其是现代农业的发展及矿石燃料的燃烧）导致环境中砷污染现象十分严重【３５１：农药（杀虫剂、除草剂等）的大量使用并通过河流、大气等途径进入到土壤特别是水体中从而经食物链进入到动植物体内富集；已经给人类健康敲响了警钟【ｌ３１。

砷及其化合物是常见的环境污染物，毒性显著，很早之前人们就对砷的环境毒害有所认识。

砷化物可引发急慢性中毒，并且可在人体内累积，能够致癌、致突变、致畸【悼１５１。

砷在自然界广泛存在，自然界中含砷的矿物有２４９种之多。

环
境中砷的来源有人为来源和自然来源两种；人为来源为人类的生产和生活直接或间接地排放到环境中的砷，自然来源包括地质岩石中的砷化物，它决定了土、水、气和生物体的含砷量【５】。

大气中的砷丰要来自煤的燃烧与有色金属冶炼厂的烟尘，以及火山喷发出的气体。

天然存在土壤中含砷较少，一般土壤中砷含量为６ｍｇｋ９１。

土壤中砷的本底含量主要来源于成土母质，它的浓度大小和分布由成土过程的环境因素所决定【ｌ６】。

造成土壤污染的高浓度砷的主要原因是人为造成的。

主要源自含砷农药的施用，矿山、工厂含砷废水的排放以及燃煤、冶炼排出的含砷飘尘的沉斛１７】。

在自然条件下，砷在土壤和大气之间的生物地球化学循环通过氧化还原和
生物甲基化作用完成。

砷在土壤中主要以无机阴离子形态存在，有Ａｓ（ｖ）与Ａｓ（ＩＩＩ）２种价态；这两种形态会在不同条件下相互转化。

而且Ａｓ（Ｉｎ）会通过微生物的作用下而甲基化；富集于生物体内或挥发到空气中。

空气中Ａｓ通常会快速氧化而通过沉降或降水回到土壤中【协ｌ。

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图１．１自然界中砷存在状态的变化【１９１
Ｆｉｇ．１．１Ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｔｈｅｄｏｍｉｎａｔｉｎｇａｒｓｅｎｉｃｓｐｅｃｉｅｓ．
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１．１．４砷污染对环境的危害
砷及其化合物是有毒性的，如最常见的砒霜等；这些砷化物进入动物体内就会参与到体内的代谢过程，并导致运动，神经，听力，视力及肝脏功能的障碍【２１】；长期接触则会引起细胞中毒和毛细管中毒，并诱发癌变【２０１。

随着工农业的发展，环境的污染水体土壤等环境中的砷含量急剧增加而严重威胁到人及其他动物的生存。

据报道，目前我国受砷、镉、铅等重金属污染的作物耕地面积估计近２．０ｘ１０７ｈｍ２圈。

湖南郴州地区等许多矿区以及内蒙古、贵州等西部高砷地区同样也存在大面积的砷污染和砷中毒问题‘２３１。

２０世纪９０年代中期，湘江支流武水流域发生较大洪灾，泥沙、污泥覆盖了大量的农田，后来这些稻田基本绝收；调查表明：武水河沿岸受灾稻田土砷含量都在５００ｍｇｋｇ－１以上，砷污染导致武水流域稻田中毒绝产【２４１。

砷污染物随河流、潮汐、大气沉降等途径进入红树生态系统中，并随食物链积累在动植物体内，并逐级富集到鱼类、贝类、底栖生物ｅｅｆ４Ｊ，最终会以食物的方式危害人类或其他动物，应引起高度重视。

１．２Ａｓ在红树林沉积物中的吸附及形态分布
重金属污染物进入生态系统中，其中绝大部分会存在于土壤中，只有少量重金属会随着生态系统的物质流动而进入到植物中；就红树林生态系统来说，红树沉积物是重金属的一个储存库，红树植物，凋落物及其他生物中所占的比重非常小。

研究发现［２５－３１］：在红树林生态系统中，沉积物是重金属的主要储存库，大约超过９９％的重金属元素累积其中，而植物体内的重金属含量小于总库存量的１％。

红树林沉积物对重金属的富集作用是红树林沉积物滞留绝大多数重金属污染物的主要原因。

高硫化物、高有机质、高粘粒含量的特征使得红树林沉积物有较大的表面积和较多的表面正负电荷，通过表面吸附、离子交换、胶溶、螫合等过程和重金属离子作用，吸附了大量的重金属，这种作用统称为络合吸附作用【３２１，是重金属在红树林沉积物中大量积累的重要原因之一；另外还有一种吸附形式为沉淀吸附［４０３。

因为红树林沉积物中Ｓ的含量很高【３３－３４］，在厌氧环境下Ｓ０４２。

被还原成Ｓ２‘而与多种重金属离子如Ｆｅ２＋、ｚｎ２＋及Ｐｂ２＋等形成金属硫化物，从而强烈的吸
刖舌
附重金属。

砷作为类金属污染物，虽然在红树林中也会被沉积物强烈吸附而在沉积物中大量富集，但与Ｚｎ２＋、Ｃｕ２＋、Ｃｄ３＋等典型重金属元素吸附方式有很大不同。

砷在红树沉积物中主要是以砷氧酸根的形式㈨即Ａｓ０４３。

、Ａｓ０２’，而被沉积物所吸附，确切的说应该是作为阴离子团而不是像金属离子以阳离子的形态存在。

红树林沉积物相对于土壤有较大差异性，这与红树沉积物的具体特性有莫大的关联。

红树林沉积物土壤基质粒径较细，低氧，高还原态，富含有机质及硫化物等独特生境１３７１。

首先红树沉积物土壤成土时间短，土壤在许多方面仍保留母质的特性【３引，沉积物较厚，且成糊烂状。

这些都造就了土壤基质粒径较小，粘粒含量较高，可达４０９００以上，成淤泥状；从而增大了表面积，增加了砷化物的吸附位点。

其次红树沉积物土壤呈还原状态【３９－４０］，具有沼泽化特征。

沉积物由于受到定期对潮汐作用，且本身成泥状；所以其中除表层土外都含有较少的０２，使整个沉积物土壤都处在还原状态。

另外沉积物中盐分海量较大，且沉积物呈酸性硫酸盐土壤，较低的ｐＨ值呈较强酸性，表层土在３．３－６．９，底层土壤更低［４１；故红树林土壤溶液中会含有较多的阳离子。

红树沉积物的这些特性都会影响到砷在沉积物中的形态分布及吸附。

再次，研究表明红树林沉积物普遍含有较高有机质含量，大多数在２．５％以上，有的甚至可达１０％以上，平均也有４．４８％１４１１。

每年红树林生态系中有高生产力的红树植物都会产生大量的凋落物，这些凋落物进入沉积物中后，由于沉积物较高的还原电位，较少的０２含量，较酸的基质ｐＨ值，导致凋落物、生物残骸、河口上游营养物质在沉积物中不能大量的降解而积累下来【４２４３】；从而使红树沉积物中的有机质及硫化物含量较高。

作为重金属污染物的砷，在进入红树生态系统后就会被有机质及硫化物强烈的吸附删】，从而滞留在生态系统中，成为持续性的污染源【非卅。

除此之外，红树林沉积物中的一些金属元素形成的化合物也是会很大程度上影响沉积物对砷的吸附。

沉积物如础、Ｆｅ、Ｍｎ等一些金属氧化物或其高价难溶的结晶形态也会强烈的大量吸附重金属污染物【４８巧ｏ】，而且吸附后难以被释放出来。

砷在生态系统的存在形态也与土壤中灿、Ｆｅ、Ｃａ的含量有关，被这些元素吸
附而产生共沉淀现象【５¨，影响其活性和对植物的有效性。

土壤中砷大部分会与土壤中铁、铝、钙离子相结合和沉淀，形成难溶化合物，根据难溶性砷化物的形态分为铝型砷、钙型砷、铁型砷和闭蓄型砷；其中铁、铝氢氧化物胶体对砷的吸附固定有突出作用。

砷污染物在沉积物中一直处于吸附与解吸的动态平衡中【珏州，从而使红树沉积物中的砷具有了可迁移性；所以会随着沉积物中理化性质的变化而不断迁移。

砷的迁移受多种因素的影响，吸附和解吸附过程是影响土壤中残留和生物有效性、含砷化合物的迁移的主要过程Ｉ删。

砷化物在土壤中多以带负电的砷氧酸根离子形式存在，但土壤溶液中的砷氧酸根可与土壤成分通过化学吸附或配位体（如磷酸根）交换形成的复合物是专属吸附；但吸附的量有限，但在ｐＨ较低的土壤中，存在带正电荷的黏土，导致静电作用使吸附显著增强。

吸附后砷化物会和Ｆｅ、舢氢氧化物胶体进一步发生二次沉淀，随着ｐＨ的增加，后者的溶解度逐渐减少而沉淀【弱】。

研究表明，吸附后可形成砧一Ａｓ，Ｆｅ．Ａｓ，Ｃａ－Ａｓ配合物，然而这些配合物的具体化学性质仍在研究中【雏５刀。

砷主要是以阴离子形式与土壤中带正电荷的质点相互作用被土壤吸附的。

Ａｓ与Ｆｅ、ＡＩ、Ｃａ结合的强度为：Ｆｅ＞ＡＩ＞Ｃａ。

其中铁、铝氢氧化物及氧化物对吸附土壤中的砷有突出作用，土壤中无定型铁、铝氧化物越多，吸附能力越强，从而增强专一性吸附或共沉淀０ｓ－５９１。

由于人为或自然环境的差异，不同河口红树林区土壤重金属含量的变化范围差异极大嘲】。

红树林沉积物是一个非常复杂的有机复合的生态系统，在其特殊生境环境下，与重金属行为紧密相关的土壤ｐＨ、Ｅｈ值存在周期性的变化【６１】。

受到红树植物发达根系及土壤理化性状等多种因素的作用，红树林湿地重金属的含量及形态分布存在着明显的时空变化【６２ｌ；进而使沉积物中砷的生物有效性发生变化。

砷的形态分布与砷的生物有效性即毒性有着直接的相关性［６３，１２３】。

综上所述，砷在沉积物中会被其中不同的颗粒及物质吸附，而形成砷在沉积物中的不同形态。

砷的这些形态与沉积物中各组分间吸附力大小各个不同；吸附力较小的则容易被释放出来，溶解于土壤溶液中，引起对生物的直接危害。

现在通常通过不同提取剂来获取不同形态的砷，不同的萃取方法有不同的形态划分方法。

连续萃取法一常用的是在Ｔｃｓｓｉｃｒ力＇法【删的基础上发展起来的五步
日Ｕ舌
萃取方法，土壤样品中砷按活性大小可分为水溶态、可交换态、碳酸盐结合态、铁锰水合氧化物结合态、有机部分硫化物态和残留态６种形态。

本课题研究就是基于此方法而进行的。

１．３微生物对红树沉积物中Ａｓ形态分布的影响
红树林沉积物中特异的生境、理化性质及丰富的营养物质含量造就了红树沉积物丰富、独特的微生物群落系绀６５－６６１。

这些微生物群落结构繁杂、功能多变、代谢途径多样、种群结构及进化程度不一，共同构成了红树沉积物的微生物体系。

１．３．１红树林沉积物中的微生物概况
红树林生活在热带亚热带海岸潮间带，其生境有强还原性、强酸性、高含盐量、营养丰富等特征。

因此，这里的微生物资源既丰富又不失其特色：主要类群为细菌、真菌、放线菌、微型藻类等。

在红树林（热带）中，微生物的组成大致为：细菌和真菌占微生物资源总量的９１％，藻类和原生动物分别占７％和２％ｔ６７－６Ｓｌ。

细菌是红树林沉积物中微生物的主要类群，占红树林土壤微生物资源的９０％以上。

和其他水生土壤及沉积物一样，红树沉积物中异养原核生物占有绝对优势恻。

研究表明，红树林沉积物中普遍存在固氮菌（大多是自生固氮菌如圆褐固氮菌Ａｚｏｔｏｂａｃｔｅｒｃｈｒｏｏｃｏｃｃｕｍ），磷酸盐溶解菌（Ｂａｃｉｌｌｕｓｍｅｇａｔｈｅｒｉｕｍｖａ，．．ｐｈｏｓｐｈａｔｉｃｕｍ），硫酸盐还原菌，铁锰还原菌，光合细菌，产酶菌，反消化细菌等【７０】。

除了这些具有各种代谢途径及功能的细菌外，还有许多新发现的细菌正以非常快的速度被发现解析。

Ｊａ］ａｌ等【７１１研究马来西亚东部半岛热带红树林沉积物中抗生素耐药菌时分离到多种细菌，如铜绿假单胞菌（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓａｅｒｕｇｉｎｏｓａ），克雷伯菌属（Ｋｌｅｂｓｉｅｌｌａｐｎｕｅｍｏｎｉａｅ）。

这些细菌都有自己特异的生理生态功能及代谢方式，并会在新陈代谢的过程中对沉积物的理化性质产生深远影响。

真菌约占红树林沉积物微生物总量的５％；而且多是腐生菌，大多属于子囊菌纲，担子菌门，未知菌【吲。

酵母菌和霉菌是较为常见的子囊菌纲的真菌，在红树林沉积物中这两种菌也是数量、种类最多的真菌。

Ｌｉｍｔｏｎｇ等【７２】在泰国红树林土壤中发现了两株新的变形酵母菌，鉴定为Ｃａｎｄｉｄａｓｅｋｉｉｓｐ．Ｎｏｖ．。

此外，Ｚａｋａｒｉａ等【７３１从马来西亚红树林土壤中分离鉴定到镰刀菌属（其中ＥＳｏｌａｎｉ是红树林土
刖昂
壤中最常见的种类。

真菌对于红树林生态系统中植物凋落物的分解及有机质含量等有着至关重要的作用。

放线菌和藻类是红树林沉积物中的数量较少的微生物，红树林土壤放线菌主要为小单胞菌属和链霉菌属，同时还有链轮丝菌、链孢囊菌、小多胞菌、红球菌、诺卡氏菌和游动放线菌等属【７４】。

藻类在沉积物中虽然含量较少但却意义深远，蓝藻可以固氮而参与到沉积物氮循环，而且藻类释放氧气，这对于维持沉积物中氧化还原电位来说异常重要；另外它还作为生产者参与到生态系统的物质及能量循环中。

沉积物微生物是红树生态系统的分解者，是土壤有机质、养分的转化和循环的动力，是不同生物代谢途径的执行者；它会改变沉积物的理化性质、土壤酶活、营养结构、元素存在状态，而这些则会直接影响到砷在沉积物中的存在形态。

１．３．２红树沉积物中微生物生物量及其与Ａｓ形态分布的关系
土壤微生物生物量指土壤中体积小于５×１０３¨ｍ３的生物总量，不包括活的植物根部，它是活的土壤有机质部分。

广义的土壤微生物量包括微生物量碳、微生物量氮、微生物量磷和微生物量硫等【７５１。

它不但能表现微生物个体数量指标，更能反映微生物在土壤中的实际含量及作用潜力，因而具有更加灵敏、准确的优点，现已成为近年来国内外土壤学研究的热点之一［７＃－Ｔｒｌ。

因为红树林湿地是间歇性淹水，直接测量微生物的生物量会受到种种限制［７８－７９１。

目前，可靠的湿地微生物生物量测量方法是氯仿熏蒸法删。

氯仿熏蒸处理可杀死９９％以上的沉积样微生物，并且不改变土壤的理化性质，且容易从土壤中浸提出来【８１】。

其原理是：经氯仿熏蒸处理后土壤中的微生物被杀死，造成细胞破裂，使细胞内容物释放到土壤中，从而增加有机物含量。

用Ｋ２Ｓ０４溶液提取出由微生物体内渗透出来的Ｃ、Ｎ有机物质，通过测定浸提液中的特定元素含量，可以估算土壤微生物型８２。

８３】。

微生物生物量等参数可作为监测土壤污染的早期的、敏感的指标［８４－８５ｌ；可以指示或影响到沉积物的理化性质。

有研究表明：Ａｓ会对微生物Ｃ、Ｎ代谢产生影响，会抑制沉积物中微生物呼吸，减少Ｃ０２释放【１７０】；同时还会加快硝态氮的消失【１硎，减少其含量；而硝酸根的浓度会影响土壤沉积物中ｐＨ的变化。

微生物生物量的变化在一定程度上可以反映重金属和有机物等对土壤的污染程度１８６１。

已经。