重金属对土壤微生物的生态效应

重金属对土壤微生物的生态效应3龚　平　孙铁珩　李培军　(中国科学院沈阳应用生态研究所,沈阳110015)【摘要】　通过分析重金属对土壤微生物生化过程与数量、种群及群落的影响、影响重金属对土壤微生物毒性的因素、重金属对土壤微生物毒性的评价指标、微生物对重金属的耐性与适应性以及重金属毒性的差异,综合评述了重金属对土壤微生物的生态效应.关键词　重金属　土壤微生物　生态效应E colgical effect of heavy metals on soil microbes.G ong Ping ,Sun T ieheng and Li Peijun (Institute o f Applied Ecology ,Academia Sinica ,Shenyang 110015).2Chin.J.Appl.Ecol.,1997,8(2):218～224.In this paper ,the ecological effect of H Ms on s oil microbes is reviewed ,based on the analyses of the in fluence of H Ms on s oil microbial activities ,populations and communities ;the factors affecting H M toxicity on s oil microorganisms ;the criteria for evaluating H M toxicity on s oil microorganisms ;the re 2sistance and adaptation of s oil microorganisms to H Ms ;and the variety of H M toxicity.K ey w ords Heavy metals (H Ms ),S oil microbe ,Ecolgical effect. 3中德国际生态合作研究计划(CERP )和国家“八五”科技攻关资助项目.1995年4月26日收稿,1996年4月19日接受.1　引 言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.在确立土壤环境容量和土壤质量标准时,不仅要考虑对人体健康、农作物和动物以及周边环境(大气、地表水和地下水)的影响,更应该考虑污染物对土壤微生物的影响.Babich 等[4]早就提出,一种化学污染物对某一生态系统中微生物活性的影响,可以间接反映出这种化学品对该生态系统的影响.土壤中重金属污染物主要来源于工业废气、采矿废弃物、污泥和灌溉城市污水(包括生活和工业废水)以及使用含铅燃料汽车排放的尾气.本文拟从重金属对土壤微生物生化过程与数量、种群及群落的影响、影响重金属对土壤微生物毒性的因素、重金属对土壤微生物毒性的评价指标、微生物对重金属的耐性与适应性以及重金属毒性的差异等方面来综合评述重金属对土壤微生物的生态效应.2　重金属对土壤微生物生化过程的影响2.1　凋落物分解土壤微生物活性的降低最终会通过凋落物分解速度减慢反映出来,这个过程是由多种不同功能的微生物共同完成的,因而既简便易测,又具有重要的生态意义.例如,加拿大Sudbury 一座冶炼厂(排放的废气中主要含Ni 和Cu )附近8km 的范围内,3种凋落树叶在851d 内分解率是对照地区的79～83%.又如,某重金属污染地区橡树和黄樟树叶的干重1a 后只减少了22～26%,对照区的分解率为37～39%,而且由于重金属污染引发的凋落物分解率的差应用生态学报　1997年4月　第8卷　第2期 CHI NESE JOURNA L OF APP LIE D EC O LOGY,Apr.1997,8(2)∶218～224异会随时间而扩大.2.2　C的矿化在大多数情况下,当重金属浓度较低时,对呼吸作用没有影响;而在高浓度下,呼吸作用受抑制.但也有极少数例外,比如有人发现加入低浓度Cd和Zn反而会促进呼吸作用.在重金属污染土壤中,加入的纤维素和淀粉的分解速率降低,而加入的蛋白质和葡萄糖的分解速率不受影响.尽管易生物分解基质在污染和非污染土壤中的分解速度相差无几[4,12],但随着重金属浓度的升高,C O2释放的指数增长期也越来越滞后[4,16].这一滞后期对重金属毒性非常敏感[16],并与重金属浓度的对数呈线性相关[12].2.3　N素转化N素转化是元素生物地球化学循环的主要过程之一.N的矿化与土壤污染水平呈负相关,即轻污染(Cu100mg・kg-1)也明显抑制N的矿化.Wilke[19]研究了12种重金属和非金属污染物(As、Be、Br、Cd、Cr、F、Pb、Hg、Se、Sn、V和Ni)对N素转化的长期影响(8～9a),发现除Se和Sn外,其它污染物均抑制N的矿化作用.多数室内实验结果表明,硝化作用比N的矿化作用对重金属毒性更敏感[9].而野外实验研究的结果与此正好相反,如Wilke[19]发现,硝化作用和精氨酸氨化作用不如N的矿化作用敏感.对反硝化作用而言,在Cd、Cu、Zn和Pb之中,Cd对反硝化作用抑制最强,Pb几乎无影响[1].有关重金属污染与固氮作用关系的报道较少.R other等[18]研究被Cd、Pb和Zn污染土壤的固氮作用的季节变化,发现重金属对固氮作用并无持续影响,决定固氮强度的最主要因素却是土壤湿度.但是,室内研究却表明,土壤固氮作用对由Cu和Cr 引起的污染特别敏感,且比呼吸强度、脲酶活性和硝化强度等指标敏感10倍以上.王淑芳等[1]的研究也表明,固氮菌的作用强度随土壤中Cd、As、Cu、Pb含量增加而趋于降低.Brookes等[6]通过研究施用过污泥的土壤中蓝绿藻的固氮作用,发现在很低的重金属浓度(30mgZn・kg-1、15mgCu・kg-1、2mgNi・kg-1和2mgCd・kg-1,均为E DT A提取态)下固氮强度降低50%.固氮作用或许是对重金属污染最敏感的指标之一,但用于野外研究中却比较困难,因为田间土壤的固氮强度通常非常低,而且不同类型土壤的差异性特别大[2].2.4　土壤酶活性已有很多研究者注意到土壤污染与酶活性的关系.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.例如,有人以Cu、Zn 污染的云杉粗腐殖土研究了Cu+Zn对脲酶、酸性磷酸酶和β2葡萄糖苷酶活性的影响,发现仅比背景值高2～4倍的Cu、Zn浓度会导致上述酶活性降低.研究表明,重金属污染会导致酶合成作用降低.往加入淀粉或麦芽糖的土壤中添加2000mg・kg-1 Pb可使淀粉酶和β2葡萄糖苷酶的合成分别下降75%和50%,加入淀粉的土壤中还发现淀粉酶产生菌的数量减少,因此土壤酶活性的降低主要是由于酶合成作用的下降以及由此引起的微生物生长受到抑制,而不是重金属对酶的直接抑制.3　重金属对土壤微生物数量、种群及群落的影响3.1　微生物数量与生物量不同类群微生物的敏感性不同,通常有如下顺序:放线菌>细菌>真菌[13].然而,用抗性微生物数量来检测重金属污染9122期 龚　平等:重金属对土壤微生物的生态效应 比用微生物总数要敏感得多.如抗Zn真菌百分率在Zn污染土壤中为24%,而在对照土中只有4.5%.另外,Brookes和Mc2 G rath[5]用薰蒸法测定了连续20年施用干污泥的农田土壤微生物生物量,发现它比施用粪肥的土壤低得多,这与土壤ATP含量的测定结果也相吻合.3.2　微生物的种群结构与多样性种群结构与多样性都是表征生态系统群落结构的重要参数.许多研究证明,被重金属污染的土壤中高等真菌种数下降.如有人发现对照土壤中(Cu<100mg・kg-1)有35种真菌,中等污染区土壤中(约1000 mg・kg-1Cu)有25种,高度污染土壤中(约1×104mg・kg-1Cu)只有13种.由于细菌很难鉴定到种,因此有关重金属对其种群结构影响的报道很少.一般认为,重金属会导致革兰氏阴性细菌增多,如对Pb具有抗性的革兰氏阴性细菌增多.但也存在例外的情况,例如,R oss等[17]的纯培养研究证明革兰氏阴性细菌稍比革兰氏阳性细菌对Cd敏感.4　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[3],而非生物因子主要有:4.1　重金属性质4.1.1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(CuS O4)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 (CuC O3)则无任何影响.4.1.2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0.005～0.025mg・kg-1的Cd、Pb和Zn 能促进Nostoc属和N.muscorum的固氮作用;而浓度升至0.025～0.125mg・kg-1时,固氮作用被抑制.4.1.3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].如Zn对Lactobacillus arabi2 nosus和L.pentosus的毒性会由于Mn浓度的提高而消失.4.2　环境因素4.2.1pH　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.后两点常被人忽视.每种生物都有一个最适pH 值,在这个pH值范围,该生物的生长和其它代谢功能均处于最佳状态;同一pH值,对一种生物来说是忍受极限pH,而对另一种生物却可能是最适pH,那么显然前者对毒物的抵抗力弱于后者[2].研究表明,Cd 对土壤微生物的毒性随pH的提高而增强.当pH从7升到8和9时,10mg・kg-1 Cd对Alcaligenes f aecalis、Bacillus cereus、As2 pergillus niger和Trichoderma viride的毒性显著增强[3].由于土壤生化过程受pH制约,而在野外条件下,很难区分由pH值变化022应　用　生　态　学　报 8卷产生的影响和重金属毒性产生的效应.因此在这方面需要进行更多深入研究.4.2.2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.对 E.coli(大肠杆菌)链霉素依赖型菌株的突变研究表明,Fe2+(而非Fe3+)大量增加突变数;Cr3+对Salmonella typhi2muri2 um既无毒性,也无致突变性,但Cr6+却既有毒性,又有致突变性,会引起细菌DNA 码组错位突变和碱基对替换.4.2.3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.比如,不同土壤类型对Cd的吸附能力服从如下顺序:有机土>粘土>砂壤土或粉砂壤土>砂质土.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.需要强调指出的是,要想弄清污染物对生物的生态效应,必须把污染物和生物所处环境的物理化学特性考虑进来,因为环境因素能影响污染物的化学形态、迁移性,以及生物可利用性和对生物的毒性.目前,大量有关环境物化因子对重金属的微生物毒性影响的研究均是在实验室受控条件下进行的,通常每次只改变一种环境因素(如pH、CEC等);而在自然环境中,各种环境因素往往相互作用,因此很难将实验室得出的结论外推到自然条件下,所以需要把更多的研究放在自然条件下的土壤上进行.5　重金属对土壤微生物毒性的评价指标 长期以来,环境工作者一直致力于寻找评价重金属对土壤微生物毒性的指标,但至今仍未能发现适用于各种土壤而又为世界普遍接受的敏感指标.D oelman[11]指出,微生物对重金属的适应需要额外的细胞能量,因而增加了维持生物量的能源负担.一般认为,这在一定程度上可以解释为何污染土壤中微生物数量较少,基质利用率、微生物生长率和死亡率也会受到影响,这些都是决定土壤微生物动态及C、N等营养元素和能量流动的基本指标[8],然而目前我们仍无法定量描述这些指标意义.土壤重金属污染效应的研究可大致分为两类:一类是生化过程效应的研究,另一类是微生物数量或群落效应的研究.这两类研究都面临如何确定清洁土壤或无污染土壤的标准问题.就像我们不知道需要多大的生物多样性指数或多高的微生物种群水平,才能维持土壤中一定水平的生物活性一样,我们也无法确立无污染土壤的生物活性水平.通常我们不得不拿一种无污染的土壤来作为对照,以确定污染程度.最近Chander和Brookes[7]及Christie和Beat2 tie[10]用土壤微生物量与土壤有机质含量的比值来作为土壤重金属污染的评价指标.其实人们早就发现,对很多农田土壤来说,微生物生物量占土壤有机质的比率是一个相对衡定的常数[14],因而这一比值可在无对照土壤情况下用作评价土壤污染的指标.然而,Witter[20]指出,一些土壤因子(如pH)会导致这个比值的改变;另外,气候因素对它也有影响.因此,有时很难区分是重金属还是环境因子导致这个比值的变化.重金属耐受指数可表示从土壤中分离出的微生物忍受重金属的能力.将从重金1222期 龚　平等:重金属对土壤微生物的生态效应 属污染土壤中分离出的微生物与从清洁对照土壤中分离出的微生物进行比较,可以看出它们各自群落组成的不同.然而,这个指数本身并不能揭示土壤微生物群落功能受到何种程度的影响.6　微生物的耐性与适应性 土壤微生物对重金属的耐性和适应性是常见的现象,而且在污染环境中经常能够检测出具抗性的真菌和细菌.抗性微生物在污染环境中繁衍通常是由于基因改变、生理适应(无基因改变)或已具抗性种对敏感种的取代[2].在纯培养研究中,真菌常被“训练”得能抵抗高浓度的重金属,至于是由于生理适应还是基因改变,随情况不同而异.在被冶炼厂污染的土壤中分离得到的Penicilli2 um thomii和Fusarium oxysporum对重金属的抗性比从非污染土壤中分离得到的强.有人从Cu、Zn或Cd污染的土壤中分离出几种具抗性的外生菌根真菌和VA菌根真菌,然而却没有发现外生菌根真菌的抗性与其源土壤的毒性之间存在任何相关,也没能找到源土壤中Zn水平与Paxillus invo2 lutus菌株在琼脂纯培养基上生长之间的相关性.因此,污染土壤中的优势抗性种可能是那些已具有抗性并能在无污染土壤中找到的抗性种[21],所以,污染土壤中抗重金属真菌的繁衍主要应归因于种群结构的变迁,而适应性在此意义不大.室内实验能够较容易地获得对重金属具抗性的真菌,而在野外却非常困难,针对两者的差异有多种解释.多数野外研究将极重污染土壤与无污染土壤相比较.而一种真菌只能适应一定程度的污染,对一个正常敏感种来说,这个污染水平一般低于通常野外研究的极重污染水平,如果研究地区是中等污染程度,具抗性的种类可能就很常见.另外,自然环境中都存在竞争,虽然有些敏感种适应了污染环境,但比起那些已具备抗性的种类,其竞争力可能仍然较弱.在土壤微生物之间,竞争尤其激烈.对于植物致病真菌来说,它占据了一个非常特殊的生态位,与之产生的竞争相对较弱,因而它在野外条件下获得对重金属抗性的现象较为普遍.细菌对重金属的抗性通常由质粒上的基因表现,因此,污染环境中细菌抗性增强可能是由于通过质粒的基因传播.暴露时间也是产生抗性的一个非常重要的因素. Y amam oto等[21]从800mg・kg-1Cu处理14 d的土壤中没能找到抗性真菌群落,但在第30d出现了这个群落;而加入1600mg・kg-1Cu,1周后即产生了抗性群落.野外土壤中产生对Pb具选择抗性的细菌需几年时间.7　重金属毒性的差异 大量研究表明,重金属毒性在不同土壤中有很大差异,并随检测指标敏感性不同而各异;另外,室内、野外实验的结果也常有差异.最低和最高无可见效应浓度(N on2Observable E ffect C oncentration,NOEC)和最低可见效应浓度(Lowest Observed E f2 fect C oncentration,LOEC)相差100～1000倍[2].产生如此巨大差异的原因可归纳为如下几点.7.1　重金属的生物有效性(Bioavailabi2 lity)土壤质地(特别是粘土矿物含量)、有机质含量、pH、CEC等环境因子和重金属自身性质(化学形态和浓度及与其它污染物的复合效应等)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及对土壤微生物的毒性(参见第4节).许多研究表明,重金属对土壤微生物活性的222应　用　生　态　学　报 8卷抑制在很大程度上取决于土壤类型,在砂质土中抑制最强,在粘土中最弱,在壤土和砂质泥炭中抑制介于前两者之间.室内实验一般投加可溶性重金属盐类,而在野外条件下,重金属有多种来源,其化学形态也多种多样,溶解性比较差,生物有效性与室内实验差距很大,从而导致室内结果与野外数据存在很大的差异性.7.2　土壤微生物生物过程的敏感性对于同一重金属,不同的微生物生化过程表现出不同的敏感性.例如,长期野外影响研究表明,硝化作用和精氨酸氨化作用不如N的矿化作用对重金属污染敏感[9];但多项室内研究结果表明,硝化作用比N的矿化作用更敏感[9],固氮强度比呼吸强度、脲酶活性和硝化强度和固氮强度都敏感.目前仍很难确定哪个过程对重金属最敏感,而且同一过程对不同的重金属敏感性也存在差异.7.3　土壤微生物的敏感性如前所述,很多生物因子能够影响微生物对重金属的敏感性,暴露在重金属之下,土壤微生物还会产生适应,并出现抗性微生物.不同文献报道之间NOEC和LOEC 的差异在一定程度上是由于土壤微生物敏感性不同所造成的,因为在不同的土壤环境中,生存着敏感性不同的微生物类群,加入相同的重金属,必然会引起不同的响应.此外,不同研究者的采样方式和频率及土壤样品贮存和前处理方法等的不同也常导致结果的差异.例如,土壤样品长时间贮存无疑会导致呼吸强度下降,因为生物可利用的C源减少;又如,在测定土壤酶活时使用风干土也会导致结果偏低.因此,迫切需要实行实验方法的标准化.8　结 语综上可见,由于文献报道之间的差异太大,无法准确推导出比较一致的重金属对土壤微生物的毒害浓度(NOEC或LOEC),据此也无法定量制定出统一的土壤重金属环境质量标准.在重金属污染的土壤中,微生物的种群结构和区系组成都与清洁土壤不同.具抗性的微生物繁衍,很多微生物能够从生理上或遗传性状上适应重金属浓度的提高.不同重金属的毒性强弱相对较稳定,例如,一般有如下毒性顺序:Cd>Cu>Zn> Pb.这一顺序不受土壤性质的影响[2].虽然影响重金属毒性的因素很多,但重金属之间及其与其它类型污染物之间的相互作用日益受到国内外学者的重视.然而,目前总的来看,复合污染研究仍处于起步阶段.复合污染机理、判断指标和研究方法尚须进一步深入.虽然已了解土壤pH、CEC、有机质等非生物因子能够影响重金属的毒性,但仍缺乏定量数据(尤其是野外条件下的数据)来描述这种影响程度的大小.Meent等[15]曾试图引入一个校正系数,来校正由土壤有机质和粘土矿物含量不同引起的重金属生物有效性的差异,以便能将重金属毒性数据外推到所有类型的土壤.这种努力无疑是很有价值的.土壤微生物对重金属的适应性与耐性虽相当普遍,但有关其机理及定量描述适应性大小方面的工作仍很缺乏,目前还无法知道土壤微生物能够适应多大的毒物压力及如何适应不利环境的压迫.致谢　德国柏林技术大学B.2M.Wilke教授和LUFA2Augustenberg的J.S pothelfer2Magana博士提供了大量参考文献,值此致谢.参考文献1　王淑芳、胡连生、纪有海等.1991.重金属污染黑土中固氮菌及反硝化菌作用强度的测定.应用生态学报,2(2):174～177.3222期 龚　平等:重金属对土壤微生物的生态效应 2　B th,E.1989.E ffects of heavy metals in s oils on m i2 crobial 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