重金属胁迫下土壤微生物和微生物过程研究进展及存在问题

重金属胁迫下土壤微生物和微生物过程研究进展及存在问题

1.1引言

众所周知，大剂量的重金属对作物和土壤微生物具有毒害作用。在过去的近一个世纪中，人们较注重重金属对作物生长和粮食生产的影响，一是为了防止土壤中的重金属通过食物链进入人体而危及人类的健康，二是由于第三世界国家的粮食和人口矛盾的突出使科学家更关心粮食生产及其产量。在二十世纪的后二十年中，随着国际社会对生态环境保护呼声的日益增长，对各种污染物（有机和无机污染物）的农田土壤承载标准都进行了研究，并将一些污染物的排放标准写入法律条文，但是这些指标或标准大多是以植物（作物）正常生长和作物可食部分的污染物含量或残留量为前提的，没有研究、评价和探讨土壤中对这些污染物更为敏感的土壤微生物及其参与的生物化学过程受到的影响和作用。众多的研究表明，土壤微生物对各种污染物的胁迫响应较植物（作物）更为灵敏，如在现行的欧共体重金属农田土壤负荷标准之下土壤微生物和微生物的过程早已受到明显的抑制。

1.2研究的历史进程

自首次报道重金属影响土壤氮素循环的现象（氨化作用和硝化作用）以来，对重金属胁迫下土壤微生物及其参与的过程的研究已有近90年的历史。从1948年Lees较为系统地研究了重金属（Cu、Zn）对土壤硝化作用的抑制成为了土壤科学、环境科学和生物科学交叉的研究热点。对土壤微生物和微生物过程的重金属胁迫的研究始于上世纪60-70年代，研究内容以矿区和金属冶炼厂为中心的点源污染以及与含重金属污水污泥农用相关的重金属对土壤微生物和微生物过程的影响。这是由于人们逐渐认识到重金属对人类生存环境和健康的影响。在欧洲，一些国家对矿区、冶炼厂提出了环境治理的要求，同时矿区和冶炼厂对所排污水和废弃物进行处理后产生的含重金属污水污泥急需安置和处理。由于污水污泥含有一定的有机物和植物所需的营养元素，从而兴起含重金属污水污泥农用的研究。但是，该时期的研究以植物的重金属胁迫为主。七十年代，欧洲一些国家根据植物的重金属毒性反应提出土壤重金属负荷指标，并立法控制含重金属污水污泥的使用，以阻止重金属通过食物链危害人体健康。在这一时期中，土壤微生物和微生物过程的重金属胁迫以研究土壤微生物过程的表象作用为主，如土壤有机质的积累、土壤呼吸作用和碳的矿化作用和氮循环，以及对一些酶的研究，如脱氢酶和脲酶。

八十年代以后，对土壤微生物和微生物过程的重金属胁迫研究全面展开。相对于六、七十年代，该时期主要有几个转变：一是从对微生物过程的表象研究转变到对参与该过程的微生物群（数量和结构上）的研究；二是从研究土壤微生物的胁迫效应转变到土壤微生物耐性机制的研究，并应用耐性或超积累微生物进行重金属污染的生物修复（Bioremediation）；三是探索土壤微生物、酶、土壤动物（蚯蚓、原生动物等）等作为重金属胁迫的生物指标，建立农田土壤重金属负荷的临界指标及评价体系。1993年颁布的现行欧盟土壤重金属负荷临界指标就考虑了其对微生物影响，如英国将锌的土壤负荷值从300mg kg-1降低到200mg kg-1，就是鉴于锌对根瘤菌的胁迫作用。

1.3重金属对土壤微生物和微生物过程的胁迫作用

从发表的大量文献资料看，研究者一般从三个途径获得重金属对土壤微生物和微生物过程的胁

迫或毒害作用的资料：1）通过实验室的培养试验来获得；2）通过田间试验来获得；3）实地监测获得。一般用较为快速简便的生物分析方法来测定这种胁迫或毒害作用，如测定可培养土壤微生物数量和区系结构，土壤碳、氮矿化作用，及土壤酶活性等。

研究表明，对As，Cd，Cr，Cu, Pb，Ni，Zn复合污染的土壤，重金属总量达到658.7mg kg-1，时土壤微生物生物量（SIR，底物诱导法测定）仅为对照（总量为121.0 mg kg-1）的32%，而当重金属总量为3446.6mg kg-1，时，则土壤微生物生物量只有对照的22%。同时应用熏蒸提取法（FE）测定的结果表明，当污泥含Cd，Cr，Cu, Ni，Pb，Zn总量达257.38mg kg-1时，土壤微生物生物量碳与土壤有机碳比值较对照（（199.42mg kg-1）下降了25%。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658.7mg kg-1，时，细菌和真菌生物量分别较对照（121.0 mg kg-1）下降29％和45%；当总量达到3446.6mg kg-1，时，分别下降81%和85% 。

对土壤动物区系的研究也发现重金属对土壤动物的分布有影响。在50-1300mg Cr kg-1梯度污染区，土壤中的线虫分布是不同的：在重污染土壤中以食菌和捕食线虫为主，轻度污染土壤以食植物线虫为主。同样，微型无脊椎动物、原生动物、螨等数量和种群结构都受到重金属胁迫影响。

土壤酶与土壤微生物密切相关，土壤中许多酶由微生物分泌，并且和微生物一起参与土壤中物质和能量的循环。研究发现，重金属胁迫同样影响土壤酶活性。Kandeler等研究了土壤中的13种酶后发现，与土壤碳循环有关的酶受到抑制较小，与土壤氮、磷、硫等循环有关的酶受重金属抑制作用显著。还发现在轻度污染浓度下（Zn，Cu, Ni, V，Cd分别为300, 100，50, 3 mg kg-1，低于EC标准）芳基硫酸酯酶、碱性磷酸酶和脱氢酶分别只有对照的56%-80%, 46%-64%和54%-69%。Carbonell 等结果表明铜对土壤中β-半乳糖苷酶和脱氢酶的EC50值（指使生物数量或活性下降50%的抑制物的浓度）分别为78.39和24.77mg kg-1。

土壤微生物过程同样受到了重金属的胁迫。重金属污染抑制了土壤有机物质的降解作用，导致土壤中有机物质的积累和土壤腐殖质的、质量下降。比如在Cu 500 mg kg-1，和Zn 1000 mg kg-1下，木质素、针叶林凋落物降解较无污染土壤明显减缓。土壤氮素循环过程也受到重金属的抑制，包括有机氮矿化作用、硝化作用、反硝化作用以及固氮作用。

1.4土壤微生物和微生物过程重金属胁迫有待研究的问题

由于微生物及其参与过程的特殊性，土壤微生物和微生物过程重金属胁迫研究尚存在以下几方面的问题。

首先，从三个途径获得的研究结果间存在很大的差异，无法进行比较。根据统计发现这样的差异可以达到100-1000倍。

由于土壤pH、有机质含量、粘粒含量、铁铝氧化物含量和Eh等性质都会改变重金属对土壤微生物及其参与的生物化学过程的影响，使得重金属对土壤微生物和微生物过程胁迫的有效性难以合理评价。在过去的研究中，重金属形态对土壤微生物和微生物过程产生胁迫的作用并没有得到充分的重视。不同形态重金属对土壤微生物和微生物过程的胁迫作用并没有像植物那样清楚。重金属在土壤中以多种形态存在，包括被粘粒和有机物质吸附，络合态，鳌合态和游离态等，不同的形态有不同的生物活性，因此对土壤微生物和微生物过程的胁迫以总量来表示不够准确。土壤性质不同，重金属的胁迫程度亦不同，即使是同一试验中的同一项生物分析结果，因土壤性质不同其差异可以达到10-100倍。