重金属污染土壤的生物学效应

重金属污染土壤的生物学效应
土壤是人类赖以生存的物质基础，是生态系统的重要组成部分。

同时土壤也是食物链的一个重要环节，与人的健康息息相关。

所谓土壤重金属污染是指由于人类活动，使重金属含量明显高于原有含量，并造成环境质量恶化的现象。

重金属是最常见的土壤污染物。

重金属进入土壤后，首先对土壤微生物的生理、生化性能及土壤理化性质产生影响，从而影响土壤生态系统结构和功能的稳定性。

1、重金属污染的胁迫作用
重金属进入土壤生态系统后，通过与土壤多介质组分的交互作用，对土壤生态系统构成污染胁迫。

土壤环境中过量的金属离子对土壤动物、土壤微生物和植物通过以下各种过程或机制，最终导致极为复杂的生态毒理效应：第一，与生物必需元素的离子发生取代反应；第二，与磷酸基团以及ADP或ATP活性基团反应的亲和力作用；第三，与巯基基团(-SH)发生生物化学反应；第四，改变生物膜的通透性。

土壤重金属污染的遗传毒性很少能够被直接观测到，而且重金属对土壤生物以及植物的大部分细胞和分子毒性至今还未知，虽然土壤环境中存在的重金属对生物体生长发育的不良效应已众所周知。

大部分金属盐在特定的浓度下与巯基基团具有亲和性并且能够导致纺锤丝紊乱，因此具有细胞有丝分裂毒性。

土壤环境中重金属盐的毒性效应直接与暴露剂量和时间有关，低浓度暴露下，生物体能够恢复正常。

以对细胞分裂的毒性效应的大小，重金属可分为三类：(1)效应极显著的重金属为Cd、Cu、Hg、Cr、Co、Ni和Be等；(2)效应显著的重金属为Zn、A1、Mn、Fe、Se、Sr、Sb、Ca和Ti等；(3)效应相对较弱的重金属为Mg、V、As、Mo、Ba和Pb等。

此外，IV和VII族的金属盐导致细胞染色体异常率显著比III族金属盐高。

一些长期暴露于重金属污染土壤上生长的植物，能够对重金属毒性产生一定程度的耐性。

植物对土壤环境中重金属的耐性，表现在植物对重金属胁迫的排斥性和耐性两个方面。

其一，土壤重金属被植物吸收后又被排出体外是植物对重金
属毒性最普遍的适应性机理，这个过程依赖各种降低重金属吸收的途径：(1)通过沉积在细胞壁组分中；(2)与分泌物螫合等。

而对于进入植物细胞内的重金属胁迫，植物的耐性表现在对重金属的解毒能力上，解毒机制包括：(1)产生特异性有机化合物隔离金属离子；(2)利用细胞学分室功能把金属离子排到一些细胞分室中进行储藏；(3)形成金属离子流；(4)有机配合体分泌物的形成。

其二，植物防御重金属毒性的机制包括控制根系吸收金属离子以及阻止金属离子的长距离运输；在细胞内，蛋白质如铁蛋白、金属巯蛋白、植物螫合剂和相关的缩氨酸等以及一些低分子量的有机分子如有机酸和氨基酸及其衍生物等参与过量重金属的蓄积与解毒过程，当以上这些防御系统都出现饱和状态时，氧化胁迫防御机制开始激活。

自然条件下具有重金属超积累特性的耐性植物是研究土壤一植物系统重金属抗性的基础。

而重金属对土壤微生物的毒理效应主要表现在能够抑制微生物活性，如降低酶的活性，重金属Cd能够与碱性磷酸酶的活性位点结合而使其失活，但对C、N的矿化作用影响不大。

能够指示土壤重金属污染的微生物效应的主要指标如微生物菌落的生长、群落结构变化以及生物量的变化等，在土壤重金属的污染胁迫下一般都没有显著的效应。

2、重金属在生物体内的行为特征的研究内容
重金属在生物体内的行为特征主要包括吸收、迁移、富集、毒害、解毒和抗性等。

在生物体对重金属的吸收和迁移上，研究有关细胞壁和胞外糖对重金属离子的钝化作用以及细胞对重金属离子的排除作用等。

在生物体对重金属的富集上，主要有两方面的研究内容，一是传统的重金属沿食物链各营养级特别是高位可食性生物的富集，二是超量积累重金属植物的筛选、应用以及超富集机理的探讨。

在毒害方面，研究者从形态、生理生化、细胞和分子水平做了大量的研究工作，主要是剂量——效应关系的研究以及相应模型的建立，并且有从以前的高剂量、短期的急性毒性试验向低剂量、长期的慢性毒性试验转变的趋势，对于致癌、致畸和致突变的研究一直是该领域的重要研究内容。

在解毒和抗性方面，主要是细胞活性氧防御酶系、植物螯合素、植物细胞液泡的区间隔离、金属硫蛋白、逆境蛋白、逆境乙烯以及有机酸等的调控作用研究。

3、影响重金属对土壤微生物毒性的因素
微生物对污染物的响应受许多生物和非生物因子的影响。

影响微生物敏感性的主要生物因子包括色素、粘液、生理年龄、形态、营养状态、生理适应和遗传适应等，而非生物因子主要有：
3.1重金属性质
3.1.1重金属形态
重金属的化学形态决定其在土壤中的迁移性和对微生物的毒性。

对同一种重金属，可溶性盐易为微生物所吸收，从而毒性比不溶性盐大。

例如，100mg·kg-1可溶性Cu(CuSO4)促进、1000mg·kg-1不影响、1×104mg·kg-1抑制土壤氨化作用，而高达1×104mg·kg-1的不溶态Cu(CuCO3)则无任何影响。

3.1.2重金属浓度
土壤微生物对低浓度的重金属表现出无反应或有刺激反应，一旦浓度超过微生物耐受限度，抑制作用就会表现出来，而且一般随浓度升高抑制作用增强。

如0.005～0 .025 mg·kg-1的Cd、Pb和Zn能促进某些属的固氮作用；而浓度升至0.025～0.125mg·kg-1时，固氮作用被抑制。

3.1.3复合效应
在现实环境中，污染常常是由多种来源、多种性质和类型的众多污染物所造成的。

某一污染物的作用方式、程度和物理化学行为受其共存污染物的影响，因而污染物之间可能产生拮抗、加和或协同作用。

3.2环境因素
3.2.1PH
由于pH能影响重金属毒性和有效性的许多方面，即pH能影响重金属与环境中有机和无机成分的络合程度，这些络合物常比自由金属离子的毒性低；pH 能影响金属离子的化学特性，而不同的化学状态会有不同的毒性；微生物的代谢状况受pH值变化的影响；不同的土壤生化过程本身受pH影响的程度不同。

因此，土壤pH对重金属毒性有显著影响。

3.2.2氧化还原电位(Eh)
许多重金属元素的化合价取决于环境的氧化还原电位，比如Eh下降会导致Fe3+还原为Fe2+，而同一元素的不同价态对微生物的毒性不同。

3.2.3阳离子交换量( CEC)
CEC由土壤有机质含量与类型、粘土矿物和水合金属氧化物所决定。

一般粘土或有机质含量高的土壤有较高的CEC，它们对重金属(如Zn、Hg)的吸附能力高于低粘土或有机质含量的土壤。

CEC高的土壤(有机质和粘土矿物含量高)即使加入高剂量Pb也不受影响或影响很小，而低CEC土壤在低剂量Pb作用下即表现出生化活性受抑制。

土壤对重金属吸附力越强，其生物可利用性就越低，因而毒性也越小。

4、重金属对土壤微生物的影响
4.1、重金属对土壤微生物生物量的影响
土壤的微生物生物量是指土壤中体积小于5000μm3的生物总量(不包括活的植物体)，它能代表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。

Mcgrath发现长期受金属污泥污染的土壤，微生物生物量有下降的趋势；Kalndeler等研究表明污染矿区土壤中，靠近矿区土壤的微生物量明显低于远离矿区的土壤，并且距离矿区越近，生物量的下降幅度越明显；Fiebbach等的研究也表明，低浓度的重金属能刺激微生物的生长，而高浓度则导致土壤微生物量碳的明显下降。

同种金属对不同种类的微生物影响也不同。

许炼烽的研究表明，镉对真菌的抑制作用最明显，其次为细菌。

以上研究都说明了重金属对微生物生物量的影响。

4.2重金属对微生物种群结构的影响
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。

Biolog碳素法能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。

Knight已经将Biolog法应用于评价重金属污染对微生物群落结构的影响。

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。

例如有关研究表明，在铜浓度高的土壤中，由于其对微生物的损伤有长期性，造成了微生物群落结构发生变异，加入铜的时问越长，这种改变越明显。

可见重金属污染导致群落的变异性增大，而降低了群落的稳定性。

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。

也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。

因此，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、耐性机制，有一定的积极作用。

4.3重金属对微生物群落遗传多样性的影响
随着分子生物学技术的快速发展，对于土壤微生物群落的研究从基于培养的传统微生物学阶段进入了免培养的分子生物学阶段。

赵祥伟等对浙江某冶炼厂小高炉附近重金属污染土壤进行研究，结果表明土壤微生物对重金属复合污染所做出的反应是基于种群的群体性反应，重金属复合污染对群落遗传多样性的胁迫作用主要通过影响了群落中的一部分敏感种群实现的。

重金属复合污染不仅导致微生物生物量碳降低，而且能明显改变土壤微生物群落的遗传多样性，但是对群落遗传结构多样性的影响不是简单的负相关关系，最大的多样性指数出现在中等污染程度土壤中。

5、重金属对植物的影响
5.1重金属对膜透性的破坏
植物细胞膜系统是植物细胞和外界环境进行物质交换和信息传递的界面和屏障，其稳定性是细胞生理功能正常的基础。

土壤中重金属对植物根部的细胞膜具有一定的胁迫性。

重金属胁迫可导致植物细胞膜透性的严重破坏，使细胞膜透性增加。

细胞膜的损伤必然导致膜上结合酶和细胞内酶的失调，大量物质外渗，有毒物质自由进入细胞，导致细胞一系列生理生化过程紊乱，严重时导致植株死亡。

5.2重金属对光合作用的影响
重金属对植物光合作用的影响是通过影响光合过程中的电子传递和破坏叶绿素的完整性而实现的。

过量的铜可以引起类囊体结构和功能的破坏，从而使光合过程的PSI、PSII之间的联系阻断，光合作用严重受阻。

5.3重金属对植物呼吸作用的影晌
重金属对植物呼吸作用的影响明显。

低浓度汞在小麦种子萌发初期起促进作
用，但随着作用时间的延长，呼吸作用降低，表现为抑制作用。

重金属胁迫下，植物呼吸作用紊乱，供给正常生命活动的能量减少，而且一部分能量还会转移到对重金属胁迫的适应过程中。

5.4重金属对植物细胞的遗传危害
重金属对植物的核酸代谢产生明显影响。

随着溶液中Cd2+浓度的升高，蚕豆根尖的DNA、RNA含量和DNAase、RNAase活性降低。

Cd影响蚕豆根尖的细胞分裂，延长细胞分裂周期。

Cd2+影响蚕豆DNA修复，且Cd2+浓度越高抑制作用越强。

6、影响土壤动物富集重金属的因素
土壤中的有毒重金属能够通过各种途径富集到土壤动物体内，而土壤动物处于食物链的下层，且数量巨大，因此其体内的重金属富集量直接影响到整个生态系统的健康水平。

从当前的研究进展来看，其富集量主要与以下几个方面有关。

6.1与土壤特性有关
重金属是具有潜在危害的污染物，被土壤中德有机体吸收利用后能产生显著的毒性效应，但其可利用性仅取决于其有效态含量。

而重金属的有效态含量在不同特性的土壤中会处于一种动态平衡，直接影响到土壤动物体内的重金属富集量。

例如，在有机质含量高的土壤中Pb的有效态含量显著更低，土壤动物体内的Pb富集量也明显偏低；而在pH值较低的土壤中，Pb的有效态含量却显著偏低。

Laing等[7]也发现蜘蛛体内的Cd，Cu和Zn含量与土壤中的氯化物含量呈负相关性，并且这些化合物之间的阳离子置换率也能影响重金属的生物有效性。

6.2与土壤动物的空间分布有关
土壤动物在各土层中德分布极不均匀，因此其重金属富集量也显著不同，Morgan等对废弃Pb/Zn矿土壤中蚯蚓的重金属（Pb，Cd，Zn，Cu）富集量进行测定，发现表层种有最高的Pb和Cd富集量，深穴居种则是Zn富集量最高，这可能是由于各物种具有不同的生理特性和环境适应性所造成的。

另一方面，从土壤动物的水平分布来看，不同污染强度下土壤动物对重金属的富集量也显著不同。

很多研究者通过超声波和乙酸提取、DTPA提取、原子光谱吸收等方法对土壤动物的重金属含量进行了测定，都得到了相似的结果：随着与污染源距离的增
加，土壤动物体内的重金属富集量显著降低。

6.3与土壤动物的取食习性有关
土壤动物的种类和数量繁多，不同的食物来源和摄食行为可能是各物种间重金属富集量存在差异的主要原因。

Cheung等观察的了蜗牛的取食行为，发现它更喜欢取食含Zn的食物，而对含Cu的食物则不敏感。

此外，土壤动物的取食量与重金属的富集量也有显著的相关性。

Hobbelen等发现蚯蚓的食物消耗量与其体内的Cd和Zn富集量呈正相关性，其原因可能是蚯蚓在调解体内重金属含量和解毒过程中需消耗更多的能量所致。

7、重金属污染对土壤动物的毒性影响
土壤动物对重金属具有一定的耐受限度，但当重金属含量超过这一限度时就会产生毒性效应，影响正常的生理功能和群落结构。

今年来对土壤动物的生态毒理毒性研究已有相当广泛的报道，为土壤毒性评价和环境风险评估提供了重要依据。

7.1对土壤动物个体的生理毒性影响
土壤动物各生理阶段的重金属富集量存在显著差异，因此对不同的生长和繁殖阶段产生的毒性影响也不尽相同。

Reinecke等发现Pb污染对蚯蚓的茧产出率并无显著影响，但对其生存力却影响很大。

Salminen等研究了线蚓对Cu的抵抗性，发现污染样地中成体线蚓偏小，且比幼体更能适应污染环境。

此外，重金属污染还能破坏组织细胞的微结构，使酶活动异常，影响DNA的修复能力。

有研究者观察到重金属对蚯蚓体壁、胃肠道及细胞微结构会产生严重损伤，并且能够抑制蚯蚓脂酶的活性和激活过氧化物酶的活性，影响机体的正常生理功能，进而导致病变。

这些病理特征的定性研究为重金属的毒性评价提供了重要的生物学指标。

7.2对土壤动物群落结构的毒性影响
重金属污染对土壤动物群落结构和功能具有一定的制约性和破坏性，在这方面开展的研究工作较多，得出的分析结果也基本一致，就是随着重金属污染的加重，群落结构呈现简单化和不稳定化，土壤动物的种类和数量逐渐减少，优势类群和常见类群也明显减少。

土壤动物群落结构的变化可明显反应出土壤污染状
况，对环境污染的早期预示具有重要的作用。

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