土壤微生物法（通用7篇）
土壤微生物法 篇1
近年来, 防止工业污染, 保护环境, 清除土壤和水体的石油和石油产品污染的经验表明, 首选的生态可行的物理化学方法, 是采用微生物方法清除土壤和水体污染。
微生物方法的主要优点是高度的生态安全性和有效性。采用烃类氧化微生物学方法, 可强化土壤和水体污染的自清除过程, 但原油复杂的化学成分, 会不同程度制约微生物的作用。因此, 在开发微生物工艺时, 有效的菌株-分散剂、微生物群落及其生命活性的选择非常重要。
目前, 俄罗斯采用微生物工艺清除土壤污染, 已成功将春、夏季的土壤含油饱和度降低了33%~75%, 土壤中烃类氧化微生物的数量增加了4~5个数量级, 可氧化和局部降解石油产品的去硝化菌的数量也增加了1~4个数量级。
石油和石油产品的生物降解, 会使水溶性生物新陈代谢产物的含量升高, 采用无机肥料和有机添加剂可随时加快这种生物降解过程。探寻原油的强力化学降解方法就是合理选择化学或生物降解剂, 或可催化降解过程的化合物。多环芳烃就是这类化合物, 可稳定原油的降解过程, 但对人体有害。
将吸附剂与微生物方法相结合, 是清除土壤和水面原油污染的有效工艺。其中具有高吸收能力和生态安全性的吸附剂, 已在原油输送管道中广泛应用, 其主要优点是具有高吸油能力和低吸水能力。利用吸附剂清除原油污染可以回收原油, 且价格低廉。目前工业应用的有机吸附剂具有极高的吸附能力, 由4.17克/克 (涤纶无纺材料) 到46.31克/克 (合成纤维材料) 。植物吸附剂的吸油能力较低, 由锯末的1.72克/克到活性泥煤的17.71克/克, 但其生态安全性较有机吸附剂更好。
当土壤和水体的污染较严重时, 生态和经济合理的清除污染方案, 是将化学、物理化学和微生物方法相结合。开发清除土壤、水体石油和石油产品污染的综合方法, 仍是摆在科研人员面前的重要任务。
另外, 在石油淤泥的回收利用方面, 由于化学、物理和生物学等因素的影响, 目前将石油淤泥完全综合利用仍存在一些困难。
石油淤泥的堆积在世界各国的产油区普遍存在。近年来各国虽然广泛采用了各种回收烃类原料的工艺, 但仍不能完全解决石油淤泥的回收问题。必须采用经济上可行和环境污染最小的综合技术, 来处理石油淤泥这种有机和无机化合物的复合体。
随着微生物学研究的不断深入和基因工程的飞速发展, 一种可定向作用于石油重质馏分的微生物可用来加速分解这种活性淤泥。可以预期, 在不久的将来, 人们一定可以采用高效安全的微生物处理工艺, 将石油淤泥变废为宝, 为环境保护做出更大贡献。
土壤微生物法 篇2
一、材料与方法
㈠供试土壤与基础肥力试验设于庆阳市西郊大棚基地。供试土壤为黑垆土, 试验地基础肥力为:有机质15.36克/千克, 碱解氮48.8毫克/千克, 速效磷8.3毫克/千克, 速效钾201.8毫克/千克, p H值8.4。
㈡供试肥料控释尿素D90 (控释期90天) , 控释尿素D60 (控释期60天) , 含氮量≥42%, 尿素 (N≥46%) , 过磷酸钙 (P2O5≥12%) , 硫酸钾 (K2O≥33%) 。控释肥均为北京斯格利复合肥制造有限公司生产。
㈢试验设计该试验设置 (1) D90、 (2) D60、 (3) U、 (4) CK (不施尿素, 只施有机肥) 、 (5) 空白 (不施肥) 5个处理, 小区面积为2米×5米, 3次重复, 随机排列;磷钾全部做基肥深耕是一次施入, 控释氮素全部作为底肥于移栽时施入, 而普通尿素基肥一半移栽施入, 另一半于膨大坐果期追施。用量分别为纯N 300千克/公顷, P2O5225千克/公顷, K2O 225千克/公顷, 有机肥75吨/公顷。4月20日移栽, 密度为40000株/公顷, 分期采收, 分次计产, 以总产进行统计分析, 田间管理同一般大棚生产。供试品种为宝冠3号。
㈣取样测定
1.取样时间。分别于2010年6月下旬和8月下旬。采集0~20厘米根区耕层土壤, 对角线法分样, 筛后分成两份, 其中一份风干保存, 以待测定土壤酶活性、有机质等[10], 另一份置于冰箱4℃下保存鲜样, 以待测定微生物类群和数量。
2.土壤悬液制备。称土样0.5克, 迅速倒入带玻璃珠的49.5毫升无菌水瓶中, 振荡5~10分钟, 使土样充分打散, 制备成土壤悬液, 然后稀释3~8倍液待测备用。
3.菌液平板制备。取6、7倍液两管稀释液各1毫升, 分别接入相应标号的平皿中, 每个稀释度接两个平皿。然后取冷却至50℃的牛肉膏琼脂培养基, 分别倒入以上培养皿中 (装量以铺满皿底高1.5~2毫米为宜) , 迅速轻轻摇动平皿, 使菌液与培养基充分混匀, 制成细菌平板;取4、5倍液两管稀释液, 在每管中加入10%酚液5~6滴, 摇匀, 静置片刻, 然后分别从两管中吸出1毫升加入相应标号的平皿中制成放线菌平板, 选用高氏1号培养基 (每300毫升培养基中加入3%重镉酸钾1毫升, 以抑制细菌和霉菌生长) ;取2、3倍两管稀释各1毫升, 每个稀释度接两个平皿。在融化的土豆蔗糖培养基中, 每100毫升加入灭菌的乳酸1毫升, 轻轻摇匀, 然后制成霉菌的平板[11]。
4.土壤微生物培养。将接种好的细菌、放线菌、霉菌平板倒置, 即皿盖朝下放置, 于28~30℃中恒温培养, 细菌培养1~2天, 放线菌培养5~7天, 霉菌培养3~5天。观察生长的菌落[12,13]。记录土壤稀释分离结果, 并计算出每克土壤中的细菌、放线菌和霉菌的数量。计算方法:选择长出菌落数30~300之间的培养皿进行计数, 按以下公式:总菌数/克=同一稀释度几次重复的菌落平均数×稀释倍数。
5.土壤酶活性的测定。多酚氧化酶活性用比色法测定[14];脲酶活性用靛酚蓝比色法测定;转化酶活性用硫代硫酸钠滴定法测定;碱性磷酸酶活性用磷酸苯二钠比色法测定[15]。
6.土壤养分测定。土壤有机质测定用油浴重铬酸钾容量法[13];采用硫酸重铬酸钾消煮液测定土壤氮素[16];采用钼试纸法测定土壤中有效磷[17];原子吸收分光光度计测定速效钾[18]。
二、结果与分析
㈠不同释放特性氮素对番茄根际土壤中微生物种群的影响图1表明:施用不同释放特性尿素, 土壤根际微生物数量依次为细菌>放线菌>真菌;所有施肥处理中皆以普通尿素单独施用对三大类微生物数量影响最小;但施用控释尿素对氨化细菌、硝化细菌和反硝化细菌的数量变化均无显著差异。关于施用控释化肥是否也能明显影响根际土壤特殊生理菌群数量变化还需进一步研究。
对三大类微生物的影响, 细菌和真菌依次为D60>D90>U, 较对照增加显著, 但是尿素较对照不显著;放线菌依次为D60>U>D90, 增加数量较对照菌表现显著。
㈡控释尿素对土壤酶活性的影响不同施肥处理条件下土壤酶活性存在明显差异。表1结果显示, 过氧化氢酶是参与土壤中物质和能量转化的一种重要氧化还原酶, 在一定程度上可以表征土壤生物氧化过程的强弱[19]。在番茄试验中各施肥处理稍高于对照, 但差异不显著。说明不同控释尿素对土壤过氧化氢酶活性影响不大, 这与有关资料认为过氧化氢酶活性在施肥处理间差异较小相似[20]。虽种植作物不同, 但可能是由于试验时间较短, 故差异不显著。
土壤多酚氧化酶参加腐殖质组分中芳香族有机化合物的转化, 其活性能在一定程度上反映土壤腐殖化进程[13]。多酚氧化酶活性为D90>D60>CK>U;说明控释尿素具有提高多酚氧化酶活性的作用, 且释放控释期越长则多酚氧化酶活性越高。
转化酶对增加土壤中易溶性营养物质起着重要的作用[21]。研究结果表明, 各施肥处理转化酶活性均高于对照, 尤以D90、D60两种控释尿素对转化酶活性增加效果最为显著, 且显著高于普通尿素。
脲酶的酶促反应产物氨是植物氮源之一, 它的活性可以用来表示土壤氮素状况。番茄施用控释尿素脲酶活性明显低于普通尿素和对照, 降低了脲酶活性。磷酸酶可加速有机磷的脱磷速度, 积累的磷酸对土壤磷素的有效性具有重要作用[22]。碱性磷酸酶活性控释尿素>普通尿素>对照, 三种释放特性不同控释尿素之间无明显差异。总体来讲, 控释尿素具有提高磷酸酶活性的作用。
㈢控释尿素对土壤养分的影响从表2看出, 控释尿素对土壤有机质、全氮、碱解氮、硝态氮、铵态氮及速效钾有明显提高作用, 对速效磷有降低作用。D90、D60有机质分别比对照增加8.02毫克/千克和5.20毫克/千克。对全氮的影响在番茄上尤为突出, D90全氮含量比对照相对高61.4%~67.5%, 比尿素相对高34%~57.6%, D60全氮含量比对照和普通尿素也有明显提高。控释尿素对土壤碱解氮的影响差异不明显。控释尿素对土壤硝态氮的影响虽然仍以U为最高, 各处理硝态氮含量差异不大, 说明了对生育期长的作物, 普通尿素在生长后期的供肥能力很低, 控释尿素则可持续供应养分。控释尿素对土壤铵态氮的影响有很强的规律性, 铵态氮含量D60>D90>U>CK, D90、D60两者之间无明显差异, 但比U有显著的提高, D90铵态氮含量比U提高60%~124.06%, D60比U提高67%~143.68%。控释尿素对土壤速效钾的影响与铵态氮规律相似。对土壤有效磷的影响恰与其他各项有相反的规律, 控释尿素处理速效磷含量均低于U和CK, 说明控释尿素对氮素的缓慢释放和持续的供应, 提高了土壤磷素的利用率, 这一点尤其值得注意。
注:取自土层0~20厘米
㈣土壤酶活性与土壤养分的相关性分析为探讨不同施肥条件下土壤养分因子与土壤酶活性之间的关系, 以土壤中有机质含量 (x1) 、全氮含量 (x2) 、碱解氮含量 (x3) 、硝态氮含量 (x4) 、铵态氮含量 (x5) 、速效磷含量 (x6) 、速效钾含量 (x7) 为自变量, 以土壤中过氧化氢酶活性 (y1) 、多酚氧化酶 (y2) 、转化酶 (y3) 、脲酶
(y4) 、磷酸酶 (y5) 为因变量进行逐步回归分析。由表3表明, 脲酶活性与全氮、碱解氮、铵态氮、和速效钾呈极显著的负相关, 仅与速效磷呈显著的正相关;多酚氧化酶活性与全氮、碱解氮速效钾呈显著的正相关;磷酸酶活性与有机质、全氮、碱解氮、铵态氮和速效钾呈极显著或显著的正相关;过氧化氢酶活性仅与硝态氮呈极显著的正相关, 与其他养分之间无显著的相关性;而转化酶与养分之间无显著相关。
注:r0.05=0.8110, r0.01=0.9170, n=4;*显著相关, **极显著相关
以上分析表明, 过氧化氢酶、转化酶不能表征控释肥料短期对土壤肥力的影响, 对于过氧化氢酶不能表征肥料对土壤肥力的影响, 有关文献报道可能是由于过氧化氢酶的富集遭到了肥料中的阴离子的封阻[22]。转化酶不能表征控释肥料在短期内对土壤肥力的影响, 在目前还未见报道。脲酶在番茄作物上对土壤肥力的影响主要表现在负相关方面, 在目前也未见报道, 在黑垆土上, 对于生育期长的作物, 脲酶、磷酸酶、多酚氧化酶活性的增强与土壤养分含量的提高有密切的关系, 故其活性高低可作为评价土壤肥力指标[24,25], 多酚氧化酶活性可作为评价各类作物土壤肥力指标值得肯定。对于生育期短的作物不能用磷酸酶、转化酶的活性作为评价土壤肥力的指标, 土壤速效磷对许多酶活性呈负相关的影响需要继续验证。
三、结论
㈠控释尿素可提高氮素的利用率, 明显提高土壤养分含量包膜控释尿素与普通尿素比较具有控制释放氮素养分、提高氮素的利用率及能明显提高土壤养分含量的显著效果, 这一点是值得肯定的。控释尿素的施用可增强土壤多酚氧化酶活性、磷酸酶、脲酶活性, 特别能协调氮、磷、钾养分供应的平衡性, 减少了氮素养分的各种损失, 其生态效益更为明显。克服了施用普通尿素不利于土壤有机质、氮磷钾养分的提高, 土壤酶活性的降低和对环境的不利影响, 控释尿素的使用可以为作物稳产、高产创造良好的土壤生物化学环境。
总体上土壤有机质、全氮、速效钾及其他形态的氮的转化与多酚氧化酶、脲酶、磷酸酶均有不同程度的关系, 过氧化氢酶、转化酶与土壤养分因子相关性不明显, 在评价土壤酶活性与土壤养分的关系方面要根据不同的作物作具体的分析[26], 不可一概而论。
㈡控释尿素能显著改善土壤微生物群落数量控制释放特性后, 能明显增加微生物数量, 但是不同释放特性对于三大类微生物影响力不同。总之释放过快和过慢均会使微生物数量减少, 以释放期60天尿素效果最佳。
㈢施用释放特性不同尿素的土壤酶活性存在明显差异控释尿素具有提高多酚氧化酶活性的作用, 且释放控释期越长则多酚氧化酶活性越高;D90、D60两种控释尿素对磷酸酶活性增加效果最为显著;但是释放氮素较慢会降低脲酶活性, 而转化酶活性受尿素释放特性影响小。
摘要：以大棚番茄为研究对象, 研究施用不同释放特性尿素对番茄根际土壤微生物种类数量、土壤养分及酶活性的影响。结果表明:释放特性氮素随施用量增大, 根际细菌、真菌数量也随之增高, 但对放线菌数量影响不大, 其中以控释尿素D60对3大类微生物影响最大, 效应依次为:细菌>放线菌>真菌, 对特殊生理菌群数量无明显改变;控释尿素能够增加土壤中多酚氧化酶、脲酶、碱性磷酸酶的活性, 对过氧化氢酶、转化酶活性影响不大;控释尿素对土壤有机质、全氮、碱解氮、硝态氮、铵态氮及速效钾有明显提高作用, 对速效磷有降低作用。
微生物技术有望进入土壤修复市场 篇3
“微生物是自然界最重要的污染物分解者, 微生物修复技术被公认为是最具潜力的修复技术。”土壤修复专家、北京三色微谷集团董事长王立平表示。
微生物技术助力土壤修复
近日, 环保部与国土资源部联合发布了2005~2013年全国土壤污染状况调查公报。结果显示, 在实际调查面积630万平方公里中, 全国土壤总超标率为16.1%;部分地区土壤污染较重, 其中镉、汞、砷、铜等重金属污染问题突出。
“随着我国经济社会的快速发展和人口的不断增加, 土壤污染总体上呈加剧趋势。”中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室研究员李发生表示。
一些地区粮食重金属含量超标的情况十分严重。国土资源部副部长、国务院第二次全国土地调查领导小组办公室主任王世元介绍, 全国中重度污染耕地大约有近5000万亩。
“我国土壤污染比其他国家都要严重, 日益加剧的污染趋势可能还要持续30年。”中国土壤学专家、南京农业大学教授潘根兴表示。
据了解, 当前我国土壤污染呈转移扩散之势, 出现了由工业向农业扩散、城区向农村蔓延、地表向地下渗透、上游向下游转移、水土污染向食物链延伸的趋势, 加强土壤污染防治已刻不容缓。
严峻的污染问题催生了土壤污染修复行业, 各种土壤修复技术也应运而生。除了传统的化学、植物等修复路径之外, 微生物修复近年来越来越活跃。
日前, 中国高科技产业化研究会公布的最新结果显示, 通过微生物修复, 可使镉污染产区稻米上餐桌。也就是说, 通过微生物修复技术, 原本受污染土地的农作物不再“危险”。
“多年前就有行业专家提出过‘以菌抑菌’的理念。”王立平告诉笔者, 通过推动植物、动物、微生物与人类的和谐共生共存, 恢复环境的原生态, 还原土壤的原生态, 实现食品的原生态。
王立平此前曾带领科研人员在河南兰考进行过试验, 使用其自主研发的有益微生物“三色原菌剂”的示范组平均亩产达到了507.5公斤, 地块土壤细、松软、通透性好、层次分明, 且长在土壤中的小麦根系比一般的多50%, 须根长而粗;未使用“三色原菌剂”的地块平均亩产量只有355公斤。
“这项科技成果已在辽宁、黑龙江、吉林、新疆、湖北恩施、福建、江苏等20多个省、市、县进行了9年多示范推广, 建立了多个种植、养殖、水产等农业项目示范区, 水稻、蔬菜、果业项目不仅可恢复土壤活力, 还可增产15%~80%。”王立平表示。
此外, 佛山金葵子植物营养有限公司研发的微生物产品“金无踪”, 能改变土壤中重金属的离子形态, 降低重金属的活性, 消除重金属对农作物的毒害, 降低农产品的重金属含量。经检测, 在中轻度污染的稻田土壤里, 稻米镉含量降低幅度达23%~57%, 达到国家食品卫生标准。
有望进入土壤修复市场
微生物修复技术并非只在实验室内有效, 在实战上也已取得了良好的成果。笔者了解到, 在河南省濮阳市, 有一块因为中原油田开采过程中形成的2.9万亩油区石油污染地, 多年来一直无法耕作。几年前, 河南省地矿局地质环境调查院承担了该地块的土壤修复技术研究项目。研究人员以微生物修复技术为主, 利用植物的协同作用与自行研制的营养液相配合, 辅以物理和化学法。最终, 这块土地石油污染物降解率达到85%, 含盐量降低85%, 治理后的土地基本恢复耕地功能。
而在江苏省盐城市新洋农场也有一块受到污染和地力下降的稻田。2008~2010年期间, 科研专家对这块地施用微生物菌剂进行修复, 结果显示, 在同样中等偏下的地力条件下, 分蘖肥和穗肥每亩平均少施5公斤, 每亩有效穗数达23.09万穗, 比对照田增长了18.28%, 每亩单产达到678.54公斤, 比对照田增产15.47%。
笔者注意到, 环保部、发改委和国家统计局即将完成的全国第四次环保产业调查结果显示, 我国土壤修复产业产值尚不及环保产业总产值的1%;同时, 在我国环境服务业中, 涉及土壤治理的生态修复企业占3.7%。
“与大气、水污染治理相比, 我国的土壤污染治理几乎没有起步, 总体差距较大。但一旦市场打开, 规模将远远大于大气和水污染的治理。”环保部生态司司长庄国泰表示。这意味着, 微生物修复技术有望快速进入土壤修复市场并产生巨大的经济效益。
然而, 由于多数人对于微生物修复技术缺乏了解, 该技术及产品的推广难度较大。从国家层面上看, 一方面是土壤污染不断加剧, 另一方面则是土壤污染的防治和修复技术落后, 尤其是政府对土壤污染治理与修复领域的研发投入偏弱。
环保部南京环境科学研究所土壤污染防治研究中心主任、首席专家林玉琐表示, 我国制定了防治大气污染、水污染、海洋污染的法律, 但防治土壤污染的法律却过于分散、零星。特别是一些土壤保护和管理的地方性法规还没有制定, 对土壤污染的控制与治理还缺乏系统的政策框架。
“相对于水污染和大气污染治理, 土壤污染治理的成本更高。”北京师范大学水科学院教授王红瑞在接受笔者采访时表示, 地表水有自净功能, 而土壤不但没有这种功能, 反而具有污染的累积性和积聚性。这就决定了受污染的土壤必须先充分监测、论证、修复完成, 才能开发利用。
土壤修复中的微生物技术 篇4
一、土壤修复中的微生物技术原理
土壤当中的大部分有机污染物可以被微生物降解与转化, 降低或消灭污染物的毒害性。微生物修复技术具体指的是利用天然存在的或经由培养的功能微生物群, 在适宜的条件中使微生物代谢功能得到促进或强化, 最终降低有毒污染物的活性, 或直接使其降解成为无毒物质。微生物降解有机污染物主要包括两种作用方式:一种是经由微生物所分泌的胞外酶进行降解作用;另一种是污染物经由微生物吸收至其细胞内之后, 由胞内酶进行降解作用。微生物从胞外环境中吸收摄取物质主要通过主动运输、被动扩散、胞饮作用、促进扩散以及基团转位等方式进行。
微生物降解与转化土壤中有机污染物的基本反应模式主要包括氧化作用, 醛、醇、甲基的氧化, 硫醚氧化, 氧化去烷基化, 过氧化, 芳环裂解, 苯环羟基化, 环氧化以及杂环裂解等反应形式;还原作用, 醇、乙烯基的还原, 以及芳环羟基化等反应形式;基团转移作用, 脱卤作用、脱羧作用以及脱烃作用等;水解作用, 以及包括酯化、氨化、缩合、乙酰化以及双键断裂等其他反应类型。
二、土壤污染的微生物修复技术的研究应用
1. 原位微生物修复。
原位微生物修复技术不破坏土壤的基本结构, 不需将土壤搬离现场, 主要用于修复被有机污染物污染的土壤。通常直接向污染土壤中供应营养盐、氧源以及外源微生物等, 以促进土壤中特异功能微生物和土著微生物的代谢活性, 提高生物降解能力。原位修复技术主要有生物培养法、投菌法和生物通气法等方法。生物培养法指的是定期向土壤中投加营养物以及在代谢过程中作为电子受体的过氧化氢, 以满足土壤中微生物的代谢活动, 污染物被彻底矿化成为CO2与H2O。投菌法采用的是直接向受污染土壤中接入外源污染物降解菌, 再投加营养物质的方式。生物通气法指的是进行鼓风机和抽真空机的安装, 在污染土壤中打上深井, 将空气强行排入后再抽出, 去除土壤中的挥发性有机物质。可加入一定量的氨气提供氟源, 以提升微生物活性、提高去除效率。
2. 异位微生物修复。
用异位微生物修复技术处理污染土壤时, 需要挖出污染土壤, 以进行集中的生物降解, 主要技术包括预制床技术、厌氧处理法、土壤堆积法、堆肥法以及生物反应器技术等。预制床技术是在不泄漏的平台铺上石子与砂子, 将遭受污染的土壤平铺其上 (15~30cm) , 加入营养液和水, 必要时, 加入表面活化剂, 定期翻动供氧, 使土壤中微生物生长的要求得到满足。达到消除污染的最终目的。过程中流出的渗滤液必须及时处理, 回灌至土层上以彻底清除。
3. 生物反应器技术。
把污染的土壤转移至微生物反应器, 加水混合搅拌成泥浆, 调节p H至适宜状态, 加入营养物质与表面活性剂, 并在提供氧气的同时, 使微生物与污染物得到充分的接触, 以加速降解污染物, 降解完成后进行过滤脱水再运回原地。此法的处理速度快, 效果较好, 但仅适用于小范围的污染治理工作。
4. 厌氧处理技术。
适用于包括三硝基甲苯、PCB等的高维度有机污染的土壤处理, 但处理条件难以得到有效的控制, 并容易产生中间代谢污染物, 因此也较少应用。
5. 土壤堆积法、堆肥法处理。
在污染土壤中直接掺入树枝、稻草、粪肥、泥炭等可以提高处理效果的易堆腐物质作为支撑材料, 使用机械或压气系统进行充氧, 加入石灰调节p H至适宜范围, 进行高温降解有机物的固相反应过程。
三、微生物修复技术的主要内容
1. 生物转化与降解。
研究方法为动态淋溶法, 即在存在和缺乏微生物活性的条件下, 进行一维和二维淋溶试验以达到稳定化金属污染物的目的。研究结果被用于建立地质化学模型, 模拟被固定金属的稳定性, 同时也适用于非生物以及微生物增强淋溶的动力学研究。
2. 分子生物学工程。
研究重点体现于生物修复的分子生物学和结构生物学两个方面。通过增强对于生物修复技术的理解以及强化改善生物修复微生物效能的研究, 筛选与鉴定全新的修复基因或者基因产品。
3. 团体动力学和微生态学。
主要研究的是生态系统中非生命与生命成分两者间的相互作用以及生态动力学过程, 以便了解与掌握此作用过程对于混合污染物的可移动性、降解持久性以及毒性的具体影响。
4. 生物修复技术评价。
研究内容为底层微生物代谢活性的定量确定;具有代谢活性的微生物生物量、硫酸盐、Fe (Ⅲ) 等还原活性的原位测定;电子给予体与电子受体、抑制剂等浓度与组合的选择和优化。
5. 生物地球化学动力学。
研究水力学、地质学、原位地球化学以及微生物学动态过程间的关系。通过研究地球化学与酶反应过程, 探索微生物诱导放射性核素以及有毒金属的还原作用。
6. 微生物修复技术的系统工程化。
描述参数化评价模型和复台地质系统中生物修复方法的开发应用, 以充当微生物修复技术的集成、预测以及优化的生物学工具。
7. 细菌运移。
重点研究微生物以及营养物质的流动与运移, 用于加速与优化生物修复速率的开发。目前主要用于异质性和生长对于饱和多孔介质微生物运移的影响, 好氧和厌氧环境条件中增强细菌运移和对于金属氧化物化学异质性的效果评估等方面的研究。
四、土壤修复微生物技术的发展趋势
石油污染土壤的微生物修复技术 篇5
石油污染物进入土壤后,会破坏土壤结构,影响土壤的通透性。油污粘着在植物根系上,阻碍植物根系的呼吸与吸收,影响植物生长。被污染的土壤还可能对地表水和地下含水层造成二次污染,石油污染物在粮食中积累,给人类带来致癌、致畸、致突变的“三致”作用。多年来科学工作者一直在广泛研究,寻求经济、有效、安全、简便的方法来消除土壤石油污染。
油田污染土壤的修复,可以采用物理方法、化学方法和生物方法,其中生物修复技术被认为是最有生命力的土壤清洁技术、是实现生态效应恢复的最有效措施,与前两者相比,具有操作简单、处理效果好、不产生二次污染、不破坏土壤环境等优点,而其中的微生物修复技术更是生物修复的核心技术。
1 微生物修复技术简介
微生物修复技术是利用土壤中的土著微生物或向污染土壤中投入经驯化的高效微生物,在适宜条件下通过菌的代谢活动降解石油污染物、修复污染土壤。
按照是否取土操作可分为两类:原位生物修复和异位生物修复。
原位修复技术的主要处理方法有生物通风法、投菌法和生物培养法,此法工艺简单、费用低、但处理速度慢,适用于渗透性好的土壤的治理。异位修复主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法,但是费用昂贵,所以只有在土壤严重污染时才采用该技术。
2 用于生物修复的微生物菌种
用于生物修复的微生物有三类,土著微生物、外来微生物和基因工程菌。
自然界中能降解烃类的微生物约100余属、200多种,分属于细菌、放线菌、霉菌、酵母以及藻类。常见的细菌有假单胞菌属、黄杆菌属、棒杆菌属、微球菌属、弧菌属、放线菌属等[1]真菌有假丝酵母菌属、红酵母属、木霉属、青霉属和曲霉属。一般认为,细菌分解原油比真菌和放线菌容易,但真菌降解效果好于细菌[2],而藻类和原生动物的降解能力不太显著。
当受污染环境中的土著微生物生长过慢、代谢活性不高时,我们可人为投加一些适宜该污染物降解的高效外来菌帮助降解。另外,采用基因工程技术还可将降解性质粒转移到一些能在受污染土壤中生存的菌体内,定向地构建高效降解污染物的工程菌。到目前为止,已发现自然界所含的降解性质粒多达30余种,其中主要的有假单胞菌属中的石油降解质粒,能编码降解石油组分及其衍生物。
3 微生物修复技术的主要类型
3.1 原位微生物修复
原位修复是指不移动受污染的土壤,在原位投放氮、磷营养物质或供氧,促进土著微生物的生长繁殖,或接种经驯化培养的高效微生物,利用其代谢作用有效的降解土壤中的污染物。
3.1.1 生物通风
又称土壤曝气,是基于改变生物降解环境条件(如通气状况等)而设计的,是一种强迫氧化的生物降解方法。其原理是在待治理的土壤中打至少两口井,安装鼓风机和抽真空机,将空气(空气中加入氮、磷等营养元素)强行排入土壤中,然后抽出,土壤中的挥发性毒物也随之去除。在抽提过程中可以加入一定量的氧气,有助于降解残余的有机污染物,如原油中沸点高、分子量大的组分。丁克强等研究了通气对石油污染土壤生物修复的影响,表明通气可为石油烃污染土壤中的微生物提供充足的电子受体,保持土壤pH稳定,从而促进了微生物的生物代谢活性,强化了对石油污染物的氧化降解作用[3]。
3.1.2 投菌法
投菌法是向受污染的土壤中投入高效降解菌,同时提供这些微生物生长所需营养,包括以N、P为主的常量营养元素和微量营养元素。其微生物可以是自然界筛选的微生物,也可以是基因工程菌。Mohn W W等对北极原油污染土壤现场接种抗寒微生物混合菌进行生物修复,1y后土壤中油浓度降到最初的1/20[4]。
研究表明,外源微生物由于对污染物的不适应而通常不能与土著微生物有效的竞争,因此只有在现存微生物不能降解污染物同时,我们才会考虑引进外源微生物。同时在应用时,我们还需在接种量上加大,使外源微生物形成优势菌群,以便迅速开始生物降解过程。
3.1.3 生物培养法
是以就地污染土壤作为接种物的好氧生物过程。即定期向土壤投加H2O2和营养,过氧化氢在代谢过程中作为电子受体,以满足土著降解菌的需要,将污染物彻底矿化成CO2和H2O。
Kaempfer向石油污染的土壤连续注入适量的氮、磷营养和NO-3、O2及H2O2等电子受体,经过2d后便可采集到大量的土壤菌株样品,其中大多为烃降解细菌[5]。
3.2 异位微生物修复
是把污染土壤挖出,在异地用生物手段进行处理,使污染物降解从而使污染土壤恢复原有的功能。主要包括土地耕作法、预制床法、土壤堆肥法及泥浆生物反应器法。
3.2.1 土地耕作法
土地耕作处理是现场处理土壤污染常用的方法。通过施肥、灌溉和耕作来增加土壤中的有效营养物和氧气,增加物质流动,同时控制一定的温度、湿度和pH值,以提高土壤微生物的活性,加快其对有机污染物的降解。
美国环保局1989年在阿拉斯加威廉王子湾采用生物耕作法对石油污染土壤进行生物修复。将8 600km海岸土壤中由于油轮泄漏造成的污去除时间由10~20y降低到2~3y[6]。
3.2.2 预制床法
土壤耕作处理最大的缺陷是污染物可能从处理区迁移,预制床的设计可以使污染物的迁移量减至最小,因为它具有滤液收集和控制排放系统。操作方法是在不泄露的平台上铺上沙子和石子,将污染土壤转移到平台上,并加入营养液和水,必要时加入表面活性剂,定期翻动供氧,充分满足土壤微生物的生长需要,处理过程中流出的渗滤液,及时回灌于土层,以彻底清除污染物。
张建等针对胜利油田滨一污水站产生的含油污泥,建立了面积2 400m2的预制床处理工程,使用石油降解菌菌剂对含油量为110 160mg的污泥进行了生物修复,经过160d的处理后,含油污泥中石油降解率可达52.75%[7]。
3.2.3 土壤堆肥法
是将含油废弃物与适当的材料相混合并堆放,依靠堆肥过程中微生物作用来降解石油烃类的过程,同时加入了土壤调理剂以提高微生物的生长和石油生物降解的能量。加入的调理剂可以是干草、割草、树叶、麦秆或肥料[8,9],其目的是为了提高土壤的渗透性,增加氧的传输,改善土壤质地,为建立庞大的微生物种群提供能源。
Balba M T等在科威特Burgan油田采用堆肥法处理石油污染土壤,连续处理10m后,土壤中石油污染物基本被降解[10]。
张文娟等研究堆制处理过程对污染土壤中的多环芳烃降解,结果表明堆制对6种难降解的多环芳烃都有不同程度的降解作用[11]。
3.2.4 泥浆生物反应器法
泥浆生物反应器法操作方法是先挖出土壤与水混合成泥浆,然后转入反应器,并将已被驯化的微生物加入到准备处理的土壤中[12]。同时加入一定量的营养物质和表面活性剂,调节适宜的pH,底部鼓入空气充氧,加速污染物的降解。这种方法能很好地控制降解条件,因而处理效果好、速度快,但处理成本要比土地耕作、堆肥等技术高。
Robert M等在生物反应器中使用白腐真菌,处理多环芳烃污染土壤36d后,土壤中低分子量多环芳烃的降解率为70%~100%,高分子量多环芳烃的降解率为50%~60%[13]。
4 影响生物修复的因素
4.1 石油的理化性质
石油产品的可降解性随其组分的种类和大小的不同而改变。一般而言,各类石油烃被微生物降解的相对能力如下:饱和烃>芳香烃>胶质和沥青。在饱和烃部分中,直链烷烃最容易被降解;在芳香烃部分中,二环和三环化合物较容易被降解,胶质和沥青则极难被微生物所降解[14,15]。
其次,石油烃的物理状态对其生物降解也有明显的影响。一般来说,分散到水中的油组分形成油包水型乳化液,油滴表面积越大,细菌对烃的利用率越高。而在土壤系统中,油被植物或土壤吸附限制其扩散,使微生物不能与之充分接触,影响了降解效果。
4.2 石油的浓度
研究表明,少量烃类可作为土壤有机质促进微生物活性,有利于污染物的降解。但当油浓度过高时,表现出石油降解率随着浓度的增大而降低的趋势。
Dibble J T等报道,当向土壤中添加油泥使土壤中烃浓度达到1.25%~5%时,土壤的呼吸强度增大,当烃浓度达到10%时,土壤的呼吸强度不再增大,当烃浓度达到15%时,土壤的呼吸强度下降[16]。
4.3 共代谢作用
共代谢主要是指微生物的“生长基质”和“非生长基质”共酶。“生长基质”是可以被微生物利用作为惟一碳源和能源的物质。而非生长基质(有些污染物)不能作为某些微生物的碳源和能源,其降解并不导致微生物的生长和能量的产生,它们只是在其他微生物利用生长基质时,被微生物产生的酶降解或转化成为不完全的氧化产物,这种产物进而可以被别的微生物利用并彻底降解。
例如许多微生物能以土壤中低分子量的多环芳烃化合物(双环或三环)作为惟一的碳源和能源,并将其完全无机化,但是共代谢更能促进四环或多环高分子量芳烃的降解[17]。
4.4 环境因子
4.4.1 温度
温度对微生物降解石油烃的影响主要是对石油烃物理状态、化学组成以及对微生物本身代谢活性及降解酶的影响。能降解石油的微生物有嗜冷菌、嗜热菌和中温菌等,在进行微生物修复时,要紧密结合当地的气候条件和环境因子。
Ward等研究了环境因素对温暖湖水中烃降解速率的影响,发现烃降解微生物整年活动,但石油烃降解速率与季节相关[18]。
4.4.2 营养物质的供给
微生物的生长繁殖需要碳、氢、氧、磷和其它各种矿物质元素。TPH(石油烃)污染物含有大量的碳和氢,而氮和磷相对缺乏,氮源和磷源是常见的生物降解限制因素,因此适时适量施用氮、磷肥料可以加快石油污染物的降解。研究表明,氮、磷营养物质最佳质量比为5.67∶1。就降解效果而言,无机氮比有机氮效果要好,硝酸氮比铵态氮要好[19]。
4.4.3 氧气
微生物对石油烃的降解可以在有氧条件进行,也可以在厌氧条件下进。一般而言,烃化合物在厌氧条件下的生物降解速率要比在好氧条件下慢得多。因此对于绝大多数好氧微生物实际中可采用翻耕土地方法提供充足氧、或向污染土壤中投加H2O2为微生物降解提供电子受体,强化它们对烃类污染物的去除效果。实验表明,在有氧时烃类经14d可降解20%以上,而厌氧条件下经223d降解不到5%。
5 微生物修复技术的不足及展望
生物修复技术在快速发展的同时还存在着许多的局限性,主要体现在:
①环境因素或污染物存在状态的改变都会使微生物的降解难以进行。
②生物修复时,当污染物浓度太低不足以维持一定数量的降解菌时,残余的污染物就会留在土壤中,使污染物不能达到100%的降解。
③特定的微生物只能够降解特定的化合物类型,化合物形态一旦变化就难以被原有微生物酶系降解。
④其它物质对微生物修复的抑制及促进效应及修复过程中的基因调控机理还有待研究。
在今后工作中,我们应着重做好以下工作:
①深入了解生物修复机理、修复过程的基因调控机制。
②通过基因工程构建高效降解菌。
③尽可能将微生物修复过程与当地实际气候条件和环境因子紧密结合。
总之,微生物修复技术以其效率高、治理费用低和现场可操作性强的特点,仍广泛应用于污染环境的治理。随着生物技术的发展,利用微生物修复技术治理污染土壤将会有巨大的发展潜力。
摘要：该文介绍了微生物修复技术的最新研究内容和方法、重点对石油污染土壤的微生物原位修复、异位修复研究进展及各自的优点、局限性进行了综述,并就石油对微生物修复的影响因素进行探讨,最后讨论了该技术在我国的研究趋势和前景。
不同措施对草地土壤微生物的影响 篇6
1 围栏封育对草地土壤微生物影响
围栏封育有利于提高土壤微生物的数量和活性。在放牧地块围栏后, 土壤中有机物质比放牧区明显增加, 全氮、全磷也相应增加, 失衡的土壤结构逐渐恢复, 如土壤pH由9.54降至8.26。与此同时重新形成了草原微生物区系, 微生物的总数量和活性增加, 必然又会加快草原土壤中有机物和无机物的矿化, 为草原植被的生长提供了不可缺少的营养元素, 致使草地植被覆盖率增大, 碱斑逐渐消退。
赵吉等研究认为, 退化草地围栏4年后, 栏内不同处理区的微生物数量较栏外放牧对照区均有显著增加, 增加幅度在18%~33%之间。围栏10年后, 微生物总数比栏外对照增加40%~88%, 差异极显著 (P<0.01) 。从芽孢型细菌占好气性细菌的比值分析, 栏内和栏外土壤分别为0.005 6和0.005 9, 说明处于活动状态的芽孢杆菌在栏内封育区相对校多。同时土壤酶的活性也有不同程度的增加。围栏封育对改善土壤和土壤生态条件, 增加土壤养分, 促进牧草生长, 提高根际及根外生物学活性是十分有利的。
2 不同放牧率对土壤微生物的影响
不同放牧率对土壤微生物数量也有较大的影响。人类破坏性干扰, 过度放牧使生态系统退化, 导致微生物数量和多样性降低, 此次试验中细菌数量随草地退化变化规律明显减少, 而真菌、放线菌变化规律不明显, 可能与草地土壤环境, 以及草地发展趋势有关。
研究表明, 围栏放牧4年后, 大部分微生物类群的数量有所增加, 微生物总数在放牧强度为0、4和12只羊的试验区分别增加31.1%、15.6%和21.3%。因此, 合理放牧有助于土壤养分的转化, 对退化草场恢复, 促进土壤养分转化有积极意义。
3 外施农药、化肥等措施对草地土壤微生物的影响
农药等杀虫剂作为一种外施入土壤生态系统的物质能被土壤中的微生物或其分泌的酶降解, 通过刺激或抑制土壤中微生物的活性, 来影响土壤微生物多样性。研究发现含有HCH部分的有机磷杀虫剂能够使土壤中细菌迅速增加, 而对放线菌、真菌刺激作用则不显著。通过对微生物具体种属的研究发现, 对土壤中的优势种群影响不大, 而次优种可能受到抑制导致其他种群大量生长, 从而引起土壤微生物多样性。同时, 有一些杀虫剂不能被一种微生物降解, 但可以微生物之间进行的共代谢分解。另外, 还有一些杀虫剂对土壤中微生物产生毒害的影响。可见农药, 除草剂等化学外源物质加入土壤对土壤微生物的影响比较复杂, 受农药, 除草剂类型、剂量、施用方式, 以及土壤类型、温度和水分等条件的影响。
施肥对土壤微生物影响也很大。实验证明长期施肥能明显增加微生物数量。施用堆肥初期土壤中微生物活性, 数量增加, 2年后土壤有机层微生物活性, 呼吸下降, 而土壤矿物层微生物活性、呼吸却升高, 原因可能是由于熟化堆肥长期处理改变了堆肥养分的释放和土壤有机层的可溶性有机质量的改变, 另外熟化堆肥使用量的不同对土壤微生物影响效应也有差异。施用肥料除了直接影响土壤化学成分变化, 引起土壤微生物活性、土壤微生物群落结构改变外, 肥料能改变土壤的物理性状, 影响地上植被的生长, 从而间接的影响土壤微生物群落结构。
4 施用稀土元素的土壤微生物活性效应
在天然草地合理喷施稀土可使牧草增产。研究显示, 在牧草生长季中合理喷施稀土, 土壤微生物总数有非常明显的增加, 由对照土壤的28.3×107个/g提高到53.4×107个/g, 特别是好气性细菌数量可增加1倍左右。放线菌和芽孢杆菌的数量也有显著增加, 上述条件下, 土壤磷酸酶的活性有非常明显的提高, 其活性值可由对照土壤的平均5.8 P2O5 mg/g提高到12.05 P2O5 mg/g, 提高幅度在1倍左右, 且这种效应可持续1~2年。脲酶活性在喷施初期略有提高, 但随后会受到抑制。转化酶和蛋白酶活性则无显著变化。但当喷施稀土的浓度超过特定值时, 一定时间内微生物类群中的好气性细菌、芽孢杆菌、放线菌的数量会显著减少, 除了磷酸酶外, 上述酶类的活性也均有不同程度的降低。可见, 适量施用稀土元素对草地土壤磷酸酶活性及微生物数量有刺激作用, 一定时期内提高了土壤的供磷能力和有机物转化能力, 并促进牧草生长。但过量施用则产生负面效应, 因此合理施用非常重要。
5 火烧后草地土壤微生物的变化
火烧对草地土壤微生物数量和生物量有较大影响。周道炜等研究发现, 不同时间不同频次的草原火烧后, 土壤各类群微生物及微生物总量均产生了一定的垂直变化和季节动态.火烧主要影响土壤表层的微生物数量和生物量。火烧后土壤微生物数量和生物量随着生长季由春季到秋季的推进而升高。与春烧地相比, 秋烧地更有益于土壤微生物数量的增加。火烧后不久, 火烧地土壤微生物数量和生物量低于未烧地, 经过一定时间的恢复 (尤其在火烧次年) , 火烧地微生物数量和生物量逐渐升高并超过未烧地。一般地, 人为干扰在一定范围内可刺激微生物多样性的增加, 而超过环境耐受程度时多样性降低口。此外, 不同干扰类型、不同草地类型对土壤微生物的影响也不同。姚拓等对天祝高寒草地5种不同干扰生境 (围栏内、围栏外、多年生禾草混播草地、一年生禾草草地和鼠丘地) 土壤3大类群微生物 (真菌、细菌和放线菌) 数量测定表明:不同扰动生境, 草地土壤3大类微生物总数量差异较大, 在8.47×106~16.22×106个/g干土之间, 其大小为:一年生草地>围栏内草地>多年生草地>鼠丘地>围栏外草地。3大类微生物中, 细菌数量最大, 放线菌次之, 真菌最小, 分别占微生物总数的82.29%~86.09%, 13.91%~17.71%和0.017%~0.023%。
6 小 结
土壤微生物不仅是生态系统的重要组成成分之一, 而且在草地生态系统物质循环和能量转化中占有特别重要的地位。在草地生态系统中, 微生物在土壤中的分布与活动, 反映了土壤各因素对微生物的生态分布、生化特性以及对其功能的影响和作用, 也反映了微生物对植物生长发育、土壤肥力和物质循环与能量转化的影响和作用, 揭示土壤的现状和趋向。
参考文献
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重金属对土壤微生物活性的影响 篇7
土壤微生物几乎参与土壤中的一切生物及生物化学反应, 在土壤功能及土壤过程中直接或间接地起重要作用, 包括对动植物残体的分解、养分的储存转化及污染物的降解等。土壤呼吸是微生物矿化有机质、利用养分的产物, 其强度反映了微生物的代谢能力和活性。而土壤酶是土壤生物化学反应的催化剂, 参与了土壤生态环境中许多重要的代谢过程, 对土壤本身及农作物生长影响显著, 是一种指示土壤污染状况的重要指标[2,3]。
长春市排放的工业污水中含有多种污染物质, 尤其是含有以铜、锌、镉、铬等为主的重金属污染物, 长期浇灌必然对土壤造成影响。
为进一步研究污灌土壤中重金属污染状况, 本研究选取了几种较有代表性的土壤酶, 以及对土壤基础呼吸的测定来探讨重金属的污染。通过对污灌区重金属污染土壤采样和微生物学指标的测定, 旨在探索重金属污染与土壤微生物学指标的内在联系, 为污染土壤的质量评价、生物治理及环境修复提供理论依据[4,5,6]。
1 研究区概况
研究区位于长春市北部的季家水库, 四间房水库和西部的西新水库。季家水库隶属于宽城区奋进乡, 水库水来源除雨水外, 大部分是机车厂等工业排放的废水;四间房水库隶属于绿园区, 主要是大成玉米等企业排放的污水;西新水库地处长春西部, 隶属于西新镇, 主要积水为天然降雨、降雪和中国一汽集团污水处理厂排水。在这几大污灌区中, 西新水库主要种植水稻, 而季家和四间房水库以污灌水种植棚栽蔬菜为主。由于污水属混合型, 不仅为农业生产提供了廉价的灌溉水源, 同时污水中含有比较丰富的农业作物所需的多种养分, 污水灌溉农作物增产效果显著, 因此, 近几年来污水灌溉面积不断增大。
2 研究材料与方法
2.1 土壤
供试土壤为长春市污灌区四间房水库、季家水库、西新水库污灌土壤, 2012年5月采样, 同时取清灌土壤作对照, 共6个样品。新鲜土壤研磨过2mm筛用于测定, 一部分测定土壤基础呼吸、土壤酶活性;另一部分土壤风干后用来测定土壤重金属含量。
2.2 土壤基础呼吸的测定
采用直接吸收法 (密闭法) 滴定测定。在一个密闭系统内放置土壤及一定量的Na OH标准溶液, 土壤微生物在呼吸过程中释放出来的CO2由Na OH吸收。每隔24 h, 定期测定土壤中释放出来的CO2, 每个处理设2个平行, 同时做空白测定[4]。
2.3 土壤重金属的测定
称取1 g样品于具塞三角瓶中, 加入王水 (硝酸与盐酸为3∶1) , 加盖浸泡过液。消解样品, 对重金属采用原子吸收法测定[5]。同时做空白测定。
2.4 土壤酶活性的测定
脲酶———苯酚钠比色法;
过氧化氢酶———高锰酸钾滴定法;
磷酸酶———磷酸苯二钠比色法;
脱氢酶———比色法。
3 结果分析与讨论
3.1 土壤重金属含量
不同土壤样品中重金属Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量见表1。
由表1可见, 四间房、季家、西新各采样点污灌区重金属含量均超过清灌区, 污灌土壤受到不同程度的重金属污染。其中四间房污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别高出清灌土样3.6倍、0.6 492倍、0.538倍、0.825倍和0.237倍;Cr含量清灌与污灌差别较小, 表明四间房污灌区受Cd、Hg、Cu、Zn 4种重金属复合污染。季家污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别是清灌土样的18.6倍、2.04倍、0.543倍、0.594倍、0.289倍, 除Cr外, 污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn含量均明显高于清灌土样, 表明该点受Cd、Hg、Cu、Zn 4种重金属复合污染, 尤其Cd严重超标。西新污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别是清灌土样的9.23倍、1.505倍、0.180倍、0.152倍、0.294倍, Hg、Cu、Zn、Cr与清灌土样差别不大, Cd明显污染严重。与土壤重金属允许含量相比, 四间房污灌、季家污灌和西新污灌区的Cd、Hg超标, 其余重金属尚不超标。
mg/kg
3.2 污灌对土壤基础呼吸的影响
不同土壤样品CO2释放量见表2。
mg/100 g (干土)
由表2可知, 测定的前3 d, 微生物呼吸很不稳定, 第4、5 d土壤呼吸基本稳定。表明清灌土壤呼吸强度明显高于污灌土壤。由表1重金属含量的比较可知, 污灌土壤重金属含量高于清灌土壤;土壤中重金属浓度低则有利于土壤微生物呼吸, 高浓度重金属污染抑制了土壤的呼吸作用。
土壤呼吸是表征土壤质量和肥力的重要生物学指标之一。尤其是土壤基础呼吸部分反应了土壤的生物活性和土壤物质代谢的强度。在生态演替过程中, 植被的变化通过吸收养分和归还有机物等影响着土壤的物理、化学和生物学性质, 土壤呼吸也随之变化, 指示着系统演替中土壤质量的变化过程。此外, 土壤呼吸也是反映系统对环境胁迫响应的指标之一, 其速率变化与否以及变化的方向反应了系统对胁迫的敏感程度和响应模式。土壤呼吸还可以作为环境污染程度和生态系统对污染的承受力的一个判断。土壤生物能够降解某些污染物质, 土壤呼吸强度与某些污染物的分解速率呈正相关, 从而指示土壤肥力, 反映污灌区环境质量的优劣。
3.3 土壤酶活性
不同土壤样品中4种酶活性见表3。
mg/g
由表3可知, 不同土样的酶活性值有差异, 除季家清灌采样点脲酶、脱氢酶、过氧化氢酶活性高于污灌采样点外, 其余各采样点污灌土样中酶活性均高于清灌土样, 呈激活趋势, 其中过氧化氢酶活性变化最显著, 污灌、清灌采样点变化幅度较大。由此可见, 一方面适量的重金属对土壤酶具有明显的激活作用, 污水灌溉可使土壤酶活性升高, 另一方面同一土壤中不同土壤酶对重金属的敏感性也有差别。土壤酶活性受重金属污染的抑制主要通过重金属与底物的结合、重金属和酶蛋白的活性部位结合, 或者重金属与酶—底物复合体的结合。重金属在土壤中分布的形态特征和不同形态重金属对土壤酶活性产生不同影响。
土壤微生物的生化作用强度与重金属形态分布相关性和偏相关性关系及土壤微生物生物化学作用强度受各重金属不同化学形态影响不同。土壤中一些酶由微生物分泌, 并且和微生物一起参与土壤中物质和能量的循环。土壤酶作为一种主成分为蛋白质的活分子, 对重金属的抑制或激活非常敏感。重金属一方面对酶蛋白作用, 一方面能影响土壤微生物及土壤动物, 土壤酶活性的大小与重金属污染程度也存在一定相关性。
4 结论
从土壤基础呼吸、土壤酶活性两方面分析了污灌区重金属对土壤微生物学指标的影响。结果显示, 重金属污染的土壤, 土壤微生物活性降低, 从而影响了土壤中有机质的周转和矿化、养分转化和有机废弃物的循环等。微生物活性可以敏感地反应土壤质量的健康状况。这为土壤的质量评价、生物治理及环境修复提供了理论依据。
摘要：污灌区土壤基础呼吸、土壤酶的活性是判断土壤重金属影响的指标。通过对长春市四间房、季家、西新3座水库周边地区的污灌、清灌土壤的对比研究, 从土壤微生物基础呼吸、土壤酶活性的变化, 来研究污灌区重金属对土壤的影响, 从而来判断污灌区环境质量的优劣。结果表明:污灌水中含有多种重金属污染物, 其对土壤基础呼吸起一定的抑制作用。另一方面, 污灌水质对土壤酶活性的影响表现为重金属过高呈现抑制, 低浓度呈现激活作用。
关键词：污灌,土壤基础呼吸,土壤酶,重金属污染
参考文献
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