滕应[1]2003年在《重金属污染下红壤微生物生态特征及生物学指标研究》文中认为本项目选择红壤作为研究材料，采用室内培养、野外调查以及相关数学分析相结合的研究方法，探讨了重金属污染红壤的微生物生态特征及其影响机制，提出了镉、铅单一污染和镉、铅、铜、锌复合污染下红壤微生物学敏感性生态参数及其动力学变化特征，为重金属污染土壤的修复、环境质量评价以及建立有效的土壤重金属污染预警指标体系提供有益的参考。本项目研究所获得的主要结果如下： 1．以红黄泥和红砂泥两个土属作为供试红壤，采用室内培养方法对外加镉、铅污染红壤的微生物活性及群落结构进行了研究。结果表明：较低浓度Cd、Pb离子有利于提高土壤微生物活性，高浓度Cd、Pb离子则会对土壤微生物活性产生严重的抑制作用。当镉、铅的浓度分别大于15mg·kg~(-1)和200mg·kg~(-1)时两供试红壤的微生物活性开始下降。随重金属浓度增加，各指标下降幅度各有差别，其中微生物生物量碳、微生物生物量氮以及基础呼吸和微生物代谢商随重金属浓度增加而明显下降；土壤脱氢酶、脲酶、酸性磷酸酶活性的下降幅度较为明显，过氧化氢酶、蔗糖酶活性次之，蛋白酶活性较为稳定。几种生化作用强度的下降顺序为硝化作用＞固氮作用＞纤维素分解强度＞氨化作用；但土壤微生物生物量碳氮比则随着重金属污染水平的升高而增加。两种土壤比较，以上微生物活性指标对重金属胁迫的响应程度在红砂泥上表现更为明显。上述微生物活性指标与重金属间的相关性分析表明，微生物生物量碳、基础呼吸、微生物代谢商、脱氢酶活性与Cd、Pb的加入量呈极显着负相关性，土壤微生物生物量C∶N比与Cd、Pb的加入量呈现极显着正相关关系。可认为，微生物生物量碳、基础呼吸、微生物代谢商、脱氢酶活性及土壤微生物生物量C∶N比是敏感反映Cd、Pb污染状况的生物学指标。在本文中我们将供试红壤的上述微生物活性指标和2种重金属含量进行主成分因子分析，其结果得出，红黄泥和红砂泥的土壤微生物活性镉胁迫的临界承载量分别为15mg·kg~1和0～15·mg·kg~1；铅胁迫的临界承载量分别为200mg·kg~(-1)和200～400mg·kg~(-1)。这一结果将为重金属污染下红壤环境质量生物学评价提供参考。 镉、铅污染红壤微生物群落结构的研究结果亦表明，镉、铅严重污染破坏了土壤微生物区系，使土壤细菌、放线菌及真菌数量下降，其中放线菌对重金属毒性影响最为敏感，细菌次之，真菌受其毒性影响较少。BIOLOG GN测试结果显示，镉、铅污染红壤微生物群落代谢剖面(AWCD)及群落丰富度、多样性指数均显着低于非污染土壤，表明重金属污染引起了土壤微生物群落功能多样性下降，减少了能利用有关碳源底物的微生物数量、降低了微生 中义摘要物对单一碳源底物的利用能力，最终导致土壤微生物群落功能多样性发生变化。 2．通过对红黄泥和红砂泥两个红壤试样外加锻、铅的醋酸盐和氯化盐的培养试验，比较了锅、铅污染下相伴 OAC用7 CI阴离于对红壤微生物活性及其群落功能多样性的影响。研究结果表明：在相同重金属浓度卜，Cd、PbOAC“盐污染红壤的微生物生物量碳、基础ojT｛吸、代谢商、酶活性以及微生物数量、微生物群落代谢剖面和群落功能多样性的抑制作出入丁Cd、PbCI盐处理。进一步研究表明，锅、铅醋酸盐处理的十壤有效态里金属含量均明显高了氯化盐的处理。锅、出的醋酸盐利氯化盐的加入对红黄泥的pH值无明显影响，但对红砂泥的一值产生一定程度的影响。然而，从外加醋酸钾和氯化钾的另一辅助试验结果显示，在等量钾离于浓度条件下，川醋酸钾（KOAC）处理不仅没有对十壤微生物活性、数社及群落功能多样性产生抑制作用，反而有刺激作用，微生物生物量有～定幅度的增加，提高了微生物群落功能多样性。由此可认为，相伴 OAC和 CI阴离于的锅、铅盐导致污染红壤微生物生态特征指标差异并非相伴阴离于本身的直接影响，而主要是相伴阴离于影响重金属的生物有效性所致。并且，从培养前后测得的土壤pH的变化，可推测不同土壤其影响程度是不同的。3．在室内培养条件卜，应用四因素五水平二次止交问归旋转组合设计方案，对Cu、Zn、Ph。Cd复合污染红壤环境的微生物活性及群落功能多样性进行了研究。结果表明；至金属复合污染对红壤微生物活性及群落功能多样性的影响达显着或极显着性水平：而微生物生物量碳、十壤基础呼吸及群落功能多样性指数可较为敏感地反映红壤中重金属复合污染程度状况。同时，在复合污染试验条件下，＊d、CU对供试红壤各项微生物学指标的毒性影响较为明显，Zn次之，Ph的影响最小，并且在红砂泥中表现较为突出。因此，在该复合污染生境中重金属的微生物毒性效应发挥主要由Cd、Cll两元素决定，其生物毒性顺序表现为：Cd＞CU＞Zn＞Ph。与单一锅、单一铅污染处理相比，重金属复合污染对供试红壤微生物活性及其群落功能多样性的影响并非简单的加和作用，或协同作用或桔抗作用，而是一个非常复杂的复合作用。两元素交互效应进一步分析结果表明，当N＝400 ig·kg’、Cd－50 lgkg’，Zll＄400 n。gkg－’时，对红壤微生物学指标的影响 C
孙权[2]2007年在《粮—菜轮作系统铜污染的作物和土壤微生物生态效应及诊断指标》文中研究说明本文以"水稻-青菜"轮作制土壤生态系统为对象,综合运用室内外培养、作物盆栽试验、模型模拟,借助微生物代谢指纹图谱方法(Biolog)、磷脂脂肪酸(PLFA)等生物技术并结合传统微生物学方法,研究了黄红壤、青紫泥和小粉土等叁种水稻土粮-菜轮作系统主要污染重金属铜对水稻和青菜的毒性效应,并重点探讨了铜胁迫下土壤微生物生态学特征(微生物生物量、呼吸、酶活性、区系组成、代谢剖面、群落结构等)。主要结论如下:1.铜污染对植物生长的毒害作用受植物种类和土壤理化性质的双重影响。铜对水稻和青菜生长的剂量效应表现为低铜浓度(50 mg kg~(-1))促进作物的生长,地上、地下部分生物量增加(小粉土除外);100 mgkg~(-1)铜显着增加了水稻的根系长度,增加了水稻的分蘖数、株高、穗长、从而显着增加总茎数,产量增加。更高的铜浓度则产生显着的抑制作用。黄红壤和青紫泥水稻铜致死浓度分别为1200 mg kg~(-1)和1600 mg kg ~(-1),而小粉土为50 mgkg~(-1);叁种土壤改种青菜后的表观致死浓度都为800 mg kg~(-1)。铜对作物毒害的生理基础为,50 mg kg~(-1)Cu~(2+)促进青菜根系体积、直径和叶绿素增加及水稻产量构成因素,青菜根系长度和表面积及水稻总茎数及单茎成穗数显着增加,显着增产。更高的铜浓度则抑制了SOD活性、叶绿素含量及光合作用,丙二醛MDA含量下降,脯氨酸含量显着下降,造成青菜减产。外源铜浓度大于400mg kg~(-1)则极显着抑制水稻叶绿素合成,减少穗数、穗粒数和千粒重,产量下降。2.水稻茎叶对铜的吸收随土壤铜污染浓度的升高而呈指数式增长,水稻根系和籽粒中的铜浓度随外源铜浓度的增加而极显着线性增加。水稻不同的器官对土壤铜吸收的顺序为:根》茎叶>糙米。但外源铜浓度超过400 mg kg~(-1)能够导致糙米铜含量超过食品安全标准。青菜根系的铜含量高达77.77%-80.41%,随铜浓度的增加,青菜地上部分和根系中铜的累积量相应增长,但青菜地上部分铜的相对累积量随铜浓度的增加而下降,从而大大减少高铜污染下铜在青菜可食部位的积累。3.叁种土壤中的铜均是以Fe-Mn氧化物结合态为主。四种提取剂提取的有效铜含量和外源铜总量均呈极显着的正相关。各种提取态铜之间以及各种形态铜与水稻产量、青菜生物量之间呈显着或极显着负相关,与水稻及青菜组织体内累积的铜呈极显着正相关。其中,以0.5 mol L~(-1)DTPA提取铜与外源铜的相关性最好,可以作为土壤有效性铜的最佳化学提取剂。4.因溶解性能源物质数量的消耗,叁种水稻土的微生物生物量碳、基础呼吸速率及微生物商随培养时间的延长而显着下降;而在轮作中因根系不断分泌有机物及残根分解的刺激作用而显着增加。叁种土壤微生物生物量碳及基础呼吸速率对铜胁迫的剂量效应表现为在低铜浓度下(＜400 mg kg~(-1))增加或显着增加,更高铜浓度因毒害作用而显着下降。土壤微生物代谢商随铜污染浓度的提高及培养时间的延长而升高。但在粮.菜轮作系统中稻作淹水下,随铜污染浓度的提高,黄红壤的微生物代谢商和呼吸速率增加,青紫泥和小粉土的微生物代谢商降低。改青菜旱作后,土壤的微生物代谢商和呼吸速率都随铜污染浓度的提高而降低。5.低铜浓度(50-100 mg kg~(-1))显着促进了过氧化氢酶、脲酶和蔗糖酶活性,高铜污染浓度则抑制了酶活性。四种酶对铜污染敏感的顺序为:脲酶＞蔗糖酶＞磷酸酶＞过氧化氢酶;粮-菜轮作体系中,根系及其分泌物的共同作用促进土壤酶活性,尤其是水作改旱作后,酶活性进一步极显着提高。6.铜污染胁迫下,叁种土壤可培养微生物总量在低铜浓度下随铜污染浓度的逐步提高而显着提高;但当铜浓度超过400 mg kg~(-1)及随培养时间的延长,铜污染的抑制作用增强。肥沃土壤青紫泥和黄红壤可培养微生物总量随培养时间的延长而显着下降,而贫瘠土壤小粉土可培养微生物总量则因环境条件的改善而随培养时间的延长而提高。铜胁迫使土壤微生物区系组成结构也发生显着变化。叁种土壤培养过程中因耐性细菌出现而维持细菌的相对比例不降反升;真菌比例随铜污染浓度的提高而先升后降;而放线菌的比例随铜污染浓度的提高而显着降低。7.铜胁迫导致土壤微生物群落结构或功能多样性发生改变。叁种土壤之间的C_(12)-C_(20)磷脂脂肪酸(PLFA)的含量达到显着差异;每种土壤内所含有的C_(12)-C_(20)不同碳结构PLFA则达极显着差异。这种差异首先表现在可检测PLFA的类型变化。培养8周时,100-400 mg kg~(-1)铜显着促进了可以命名的微生物类型,800 mg kg~(-1)铜则显着抑制,以贫瘠的小粉土表现最典型。随培养时间延长至52周,各土壤可命名磷脂脂肪酸类型增加,且低铜浓度促进磷脂脂肪酸类型增加,高铜浓度则显着抑制。可见,铜胁迫并非改变被测土壤LFA结构的唯一影响因素。其次,铜污染显着改变了微生物群落主要构成成分的结构比例。叁种土壤PLFA随培养时间而变化。黄红壤和青紫泥微生物群落都以细菌占绝大多数,真菌和放线菌类型与数量比例都很低,与培养计数法获得的结果非常一致。小粉土对照土壤培养8周时真菌占比例高达58.58%,细菌只占27.51%,放线菌未能测出;而培养52周时,细菌比例高达69.5%,真菌比例下降到6.85%,放线菌仅占0.69%。即,小粉土即使在无铜污染的情况下,微生物群落结构也发生了剧烈改变。当然,铜胁迫进一步促进了土壤微生物群落结构的改变。细菌和放线菌的比例随铜污染浓度的提高而显着提高,真菌的比例和真菌/细菌的比例都随铜污染浓度的提高而显着下降。此外,铜污染导致土壤微生物产生适应性或耐性反应,一些特征磷脂脂肪酸消失或涌现。铜胁迫使甲烷营养菌Ⅰ型16∶1w5c和好氧细菌15∶0 3OH、16∶0 2OH及硫酸盐还原细菌17∶1 w8c消失,厌氧细菌17∶0 ISO 30H和真菌20∶2W6,9C受激发作为新种出现,革兰氏阴性细菌(17∶0 CYCLO和19∶0CYCLO w8c)和革兰氏阳性细菌(4∶0 iso,15∶0 anteiso,15∶0 iso,15∶0 iso 3OH,16∶0 iso,17∶0 anteiso,17∶0iso)大量涌现。8.铜胁迫降低了土壤的微生物群落代谢剖面(AWCD),且AWCD值与测试时间之间呈非线性关系。叁种土壤Biolog生态盘碳源利用的铜浓度效应受培养时间的影响而存在一定差异。随着铜污染浓度增加到800 mg kg~(-1)时,土壤的AWCD值下降,微生物群落生理代谢功能下降。叁种土壤在31种碳源构建的主成分分析坐标体系中存在明显的空间分异,表明微生物群落结构对铜污染非常敏感。叁种土壤铜污染微生物群落的功能多样性指数在同一时间的不同浓度和同一浓度的不同污染时间下存在差异。高铜浓度(＞800 mg kg~(-1))导致丰富度显着下降,均匀度和Shannon指数也下降,微生物种群变得单一。9.根据铜污染对水稻、青菜生长的抑制效应,以及粮.菜轮作系统中土壤微生物生物量、微生物商、酶活性等生态指标的铜胁迫剂量效应,以水稻、青菜减产10%,水稻籽粒或青菜可食部位铜含量不超过10 mg kg~(-1),特别是运用生态剂量(ED_(10))的概念,根据上述各项指标与铜浓度对数值的模拟模型,计算了黄红壤、青紫泥和小粉土的铜临界指标分别为198、185和71 mg kg~(-1)。
荆延德[3]2007年在《土壤汞污染的物理化学行为及其微生物学特征》文中指出本研究是国家重点基础研究发展规划(973)项目(编号：2002CB410804)“长江、珠江叁角洲地区土壤和大气环境质量变化规律与调控原理”子课题“重金属在土壤—植物系统中迁移、转化、积累规律与农产品安全”的组成部分。根据国家项目的特定研究内容、目标的要求，本研究选择了长江叁角洲的小粉土、黄红壤和青紫泥叁种代表性人为耕作土壤作为研究对象，通过实验室模拟分析及网室盆栽试验研究了土壤中主要污染物汞的吸附解吸行为，生物有效性，土壤—水稻(蔬菜)系统中土壤微生物的汞生态效应、群落结构和酶活性等。取得了以下有一定特色和意义的研究结果：1．土壤对汞离子的吸附-解吸行为与土壤性质密切相关。有机质和粘粒含量较高的黄红壤对汞离子的吸附容量最大，其次是青紫泥，最小的是小粉土。小粉土、黄红壤和青紫泥对汞离子的吸附可以用Langmuir和Freundlich吸附模型很好的拟合，Langmuir方程的相关系数更高一些，说明它更适用于描述汞的吸附。小粉土、黄红壤与青紫泥对汞的最大吸附量(K_L)分别为111.11 mg kg~(-1)、212.77 mg kg~(-1)和188.68 mg kg~(-1)。叁种供试土壤在吸附汞离子后平衡液的pH随添加汞浓度的增加而显着降低。随汞浓度增加，叁种土壤中汞的吸附分配系数呈指数下降。在汞加入浓度1000 mg kg~(-1)时，用0.1 M KCl连续解吸5次，小粉土吸附汞中有24.40％被解吸，而黄红壤则有14.37％吸附汞被解吸，青紫泥有18.35％吸附汞被解吸。pH对土壤吸附汞离子的解吸影响较大。小粉土、青紫泥和黄红壤吸附Hg~(2+)的解吸率均随pH值升高先降低，后变平缓，又升高，在pH为3.00-5.00范围内下降，pH为5.00-7.00曲线趋于平缓，pH为7.00-9.00曲线趋于升高，这说明酸性的环境(pH＜5.4)有利于Hg~(2+)解吸，并且对Hg~(2+)解吸率随pH增加而减少，因而pH也是控制土壤中汞有效性一个重要因素。在加入Cu~(2+)和Zn~(2+)后，叁种供试土壤吸附汞的解吸量大大增加，在相同Cu~(2+)和Zn~(2+)离子浓度下，Cu~(2+)对Hg~(2+)解吸量增加的幅度较Zn~(2+)大。铜加入量从0 mM到15 mM，小粉土、青紫泥和黄红壤吸附汞的解吸量分别从1.50 mg L~(-1)、1.64 mg L~(-1)和2.06 mg L~(-1)增加到5.45 mg L~(-1)、4.48 mg L~(-1)和2.68 mg L~(-1)；锌加入量从0 mM到20 mM，小粉土、青紫泥和黄红壤吸附汞的解吸量分别从1.50 mg L~(-1)、1.64 mg L~(-1)和2.06 mg L~(-1)增加到4.53mg L~(-1)、3.96 mg L~(-1)和2.56 mg L~(-1)。研究表明有机酸对叁种土壤中汞的解吸行为影响极大，随加入的有机酸浓度增大，叁种土壤吸附汞的解吸量增大。对小粉土而言，低浓度(＜10~(-4) M)的有机酸可抑制对Hg~(2+)的解吸，而高浓度(＞10~(-4) M)有机酸可促进Hg~(2+)的解吸。不同有机酸对土壤吸附汞的解吸行为的影响也不同，本实验研究的四种有机酸对叁种土壤吸附汞的解吸行为的影响中，按对土壤吸附汞离子解吸的促进作用强弱排序为：柠檬酸＞酒石酸＞苹果酸＞草酸。2．本文从土壤化学角度出发，对HCl、NH_4OAC、DTPA和CaCl_2四种提取剂对小粉土、黄红壤和青紫泥中汞的化学提取条件及提取性作了初步研究。结果表明，随着平衡时间延长增加，汞提取量有逐渐增加的趋势。在叁种土壤中各提取剂的提取率达到稳定的提取时间分别为：小粉土(HCl 10分钟；CaCl_2 10分钟；DTPA 10分钟；NH_4OAc 10分钟)；黄红壤(HCl 10分钟；CaCl_2 30分钟；DTPA 30分钟；NH_4OAc 30分钟)；青紫泥(HCl 10分钟；CaCl_2 30分钟；DTPA 30分钟；NH_4OAc 30分钟)。可见，提取时间30分钟时，有效汞含量基本达到平衡，因此，对四种提取剂来说，30分钟可作为提取叁种供试土壤汞有效态的最佳提取时间。研究表明，随着土液比的不断减小，叁种土壤四种提取剂Hg的提取量明显提高。为减少试验误差，确定1：5为较适宜的土液比。四种提取剂在叁种供试土壤中的提取能力有显着的差异。对于小粉土，其顺序为：NH_4OAc＜CaCl_2＜DTPA＜HCl；对于黄红壤，其顺序为：NH_4OAc＜CaCl_2≈DTPA＜HCl；对于青紫泥，其顺序为：DTPA＜NH_4OAc＜HCl＜CaCl_2。这表明HCl和DTPA，特别是HCl提取效率较高。用水稻籽粒、小白菜叶、萝卜根含汞量与提取剂提取汞量进行相关统计分析。结果表明：对土壤—水稻系统来说，小粉土和黄红壤用DTPA作提取剂，青紫泥用CaCl_2作提取剂，在振荡平衡时间30min，土液比1：5条件下，测定土壤中有效态Hg是较为适宜的方法；对土壤—小白菜系统来说，在振荡平衡时间30min，土液比1：5条件下，由于叁种供试土壤上小白菜叶Hg含量与4种提取剂提取Hg量相关不显着，因此，需要选择其它的提取剂来提取；对土壤—萝卜系统来说，在振荡平衡时间30min，土液比1：5条件下，小粉土和黄红壤上萝卜根Hg含量与提取剂HCl提取Hg量相关系数最大，而青紫泥上萝卜根Hg含量与提取剂CaCl_2提取Hg量相关系数最大。因此，小粉土和黄红壤用HCl作提取剂，青紫泥用CaCl_2作提取剂，在振荡平衡时间30min，土液比1：5条件下，测定土壤中有效态Hg是较为适宜的方法。通过综合分析4种提取剂的提取能力、提取结果与植物汞含量的关系，确定HCl为评价本研究叁种供试土壤中汞元素有效性的最佳化学提取剂。3．土壤—水稻作物系统中，本实验条件下，汞污染对土壤环境质量微生物学和酶学指标有较大的影响。水稻收获后，除部分土壤的呼吸强度和代谢商随汞处理浓度的增加而持续增加外，不同Hg处理后土壤微生物量碳、呼吸强度，土壤脲酶、酸性磷酸酶和脱氢酶均表现为在低浓度Hg处理时有促进作用，在高浓度时则表现出抑制作用。不同指标出现峰值时的Hg浓度分别是0.5、1、1.5、2mg kg~(-1)不等。综合来看，土壤微生物商是Hg处理后比较敏感的微生物学指标。Hg不同处理的土壤酶活性强弱依次为：黄红壤＞青紫泥＞小粉土。通过对重金属生态剂量ED50的分析，表明Hg对小粉土脲酶活性的生态毒性比相应的青紫泥和黄红壤强；对黄红壤磷酸酶活性的生态毒性比相应的青紫泥和小粉土强；对青紫泥脱氢酶活性的生态毒性比相应的小粉土和黄红壤强。本文也证实了BIOLOG系统是反映土壤微生物生理轮廓和微生物群落结构的有效手段。微生物群落代谢剖面AWCD值和McIntosh指数可以较好的反应本实验叁种土壤微生物群落结构和汞污染之间的剂量关系。汞污染严重的土壤AWCD值、McIntosh指数均显着低于无污染和轻度污染的土壤，表明汞污染引起了红砂土和黄筋泥微生物群落结构功能多样性的下降，减少了能利用有关碳源底物的微生物的数量，最终导致土壤微生物群落功能结构多样性发生变化。4．土壤—(小白菜)作物系统中分析测定的大部分土壤微生物学和酶学等生态指标，均与土壤—水稻系统表现出相似的规律。本试验中，就平均而言，青紫泥中的土壤微生物量碳最高，其次是黄红壤，最小的是小粉土。同时，小粉土中对汞污染的敏感性最强，其次是青紫泥，最弱的是黄红壤。不同浓度汞处理后，土壤微生物活性的变化与土壤微生物量的变化规律相似。即，随汞处理浓度增大土壤微生物活性而增强，到一定浓度后转为减弱。叁种供试土壤的微生物商差异显着，黄红壤的微生物商最大，其次是青紫泥，最小的是小粉土。比较而言，微生物商是对土壤微生物比较敏感的指标。平均而言，黄红壤和青紫泥中的土壤酶活性高于小粉土。除磷酸酶外，Hg多数处理浓度对土壤酶活性表现出抑制作用，与种植水稻时多数处理浓度起促进作用正好相反。Hg污染条件下小粉土脲酶活性受抑制的幅度最大，黄红壤的受抑制最小。种植小白菜后，除磷酸酶和小粉土中的脱氢酶外，其它土壤中脲酶和脱氢酶活性与重金属处理间均达负相关水平，但未达到显着水平。研究表明Hg对小粉土脲酶活性的生态毒性比相应的青紫泥和黄红壤强；Hg对黄红壤磷酸酶活性的生态毒性比相应的青紫泥和小粉土强；Hg对小粉土脱氢酶活性的生态毒性比相应的青紫泥和黄红壤强。此外，在小白菜收获后，采用碳素利用法(BIOLOG测试系统)对土壤微生物功能和群落结构多样性分析，结果表明：随Hg各处理浓度增加，BIOLOG ECO盘平均吸光值(AWCD)降低，群落代谢剖面值与培养时间间呈非线性关系，其变化过程符合微生物种群生长动态模型，呈“S”形增长模式(logistic模型)。5．土壤—(萝卜)作物系统中Hg的生态效应与土壤—水稻或蔬菜系统有相似之处。就平均而言，青紫泥和黄红壤中平均Cmic高于小粉土。从土壤看，青紫泥和黄红壤中土壤呼吸强度要高于小粉土。黄红壤和青紫泥的土壤代谢商除了峰值外差异不大，但小粉土的最高，其次是黄红壤，最低的是青紫泥。与栽培小白菜后的变化不同，青紫泥的微生物商最大，其次是小粉土，最小的是黄红壤。不同浓度汞处理后，土壤酶活性在供试的叁种土壤中都表现出一定的差异性。起初，随着汞处理浓度的增高，叁种土壤中酶的活性增强，小粉土到1 mg kg~(-1)处理时出现峰值，黄红壤和青紫泥到1.5 mg kg~(-1)处理时出现峰值，然后随汞浓度增高而下降。种植萝卜后，Biolog生态盘的AWCD随培养时间的增加而增强，呈“S”型指数增长模式。叁种土壤的平均吸光值依次为：青紫泥＞黄红壤＞小粉土，表明青紫泥和黄红壤中微生物活性超过小粉土。本研究阐明了在长江、珠江叁角洲地区主要土壤类型中汞的物理化学行为、生物有效性及生物学特征；揭示汞在土壤—作物系统中迁移、积累、平衡规律及其主控因子；明确土壤—作物系统中汞污染的生态毒理、预测方法及其调控机制。在土壤-植物系统中汞的迁移、转化和积累规律及其健康效应方面的基础理论研究方面取得较大突破，为国家制定该地区土壤汞污染控制、削减、修复行动计划提供科学依据。
尚文勤[4]2017年在《淮北采煤沉陷区土壤重金属分布赋存及微生物生态特征研究》文中研究说明本研究选择淮北采煤沉陷区作为重点研究区域,测定土壤重金属总量以及各种化学结合态的含量,评价沉陷区土壤重金属污染特征,阐明沉陷区土壤重金属的形态转化和运移规律,分析沉陷区及周边农田土壤重金属污染对土壤酶活性、土壤微生物学性质的影响,研究微生物与重金属的相互作用及机理,为采煤沉陷区重金属地球化学演化提供基本的认识框架,为矿产资源的开发利用及生态环境影响的评价和预测提供科学的决策和理论依据,主要研究结果如下:(1)与淮北市土壤背景值相比,除Pb元素外,Cd、Cr、Cu、Ni、Zn、Hg这6种重金属平均值均超过淮北土壤背景值,其中,Cd和Hg分别是淮北土壤环境背景值的3.15和2.86倍;除Hg元素外,其他重金属的平均含量均超过中国土壤环境背景值,其中Zn和Cd的富集最为严重,Cd和Zn的平均含量超过中国土壤环境一级标准,说明煤矿的开采会导致土壤重金属一定程度的富集。(2)土壤重金属和理化性质相关分析表明,Cd、Cu、Pb、Zn和Hg之间显着的正相关性反映它们在土壤中具有相似的地球化学行为,而它们和土壤理化性质(有机质、总氮、总碳)之间的显着相关性表明这几种重金属有人为的来源。主成分分析结果表明,Cd、Cu、Pb、Hg和理化性质分布在第一和第二主成分,这两个主成分主要解释了人为来源的重金属污染,尤其是来源于煤炭开采和煤炭的燃烧。Cr和Ni被列为第叁主成分,而在相关分析中,Cr和Ni与其他的重金属以及土壤理化性质之间没有显着的相关性,表明Cr和Ni很可能来自于非人为的来源,而是来源于成土过程。(3)Tessier逐级连续提取结果表明,除Cd之外,其余重金属元素主要以残渣态存在,Cd的可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态和残渣态所占的比例依次为41.92%、13.90%、23.07%、8.12%、13%,Cd的高活性比例及超过当地背景值3.15倍的总量无疑给煤矿区带来巨大的生态安全隐患。(4)潜在生态风险评价结果表明,研究区综合潜在生态风险指数(RI)在低生态风险到中等生态风险。单个重金属的潜在生态风险指数Ert结果表明Cr、Cu、Ni、Pb和Zn产生了低生态风险,Cd产生了中等生态风险到高生态风险,Cd的生态风险远远高于其他几种重金属元素。风险评估编码(RAC)评价结果表明,研究区土壤中Cr无生态风险,Cu、Ni、Pb、Zn产生了低生态风险,而Cd产生了高生态风险到极高生态风险。风险评估编码和潜在生态风险两种评价结果是一致的,都表明研究区土壤中Cd将带来较高的生态风险,应该引起有关部门的重视。(5)沉陷区土壤理化性质、重金属总量、赋存形态对土壤基础呼吸、微生物量C、N、代谢熵、微生物量碳氮比的影响不显着。土壤理化性质和土壤脱氢酶、脲酶、酸性磷酸酶、过氧化氢酶活性有显着的相关性,其中,pH对几种土壤酶的活性影响最大,pH对脱氢酶、脲酶和过氧化氢酶有显着激活作用,对酸性磷酸酶有一定的抑制作用,但抑制效果不显着。(6)采用CCA对影响微生物生态特征的环境因子进行分析,检验结果表明,沉陷区土壤微生物学性质、土壤酶活性受土壤重金属Cd的可交换态、碳酸盐结合态、Cr的可交换态、Ni的碳酸盐结合态、Zn和pH的显着影响(p<0.05)。(7)通过实验室培养方法研究采煤沉陷区外源Cd、Hg单因素及其复合污染对土壤酶活性的影响,结果表明,与未加重金属的对照相比,随着重金属浓度的增加,酶的活性显着下降(p<0.05);在相同处理浓度下,Cd、Hg对土壤酶活性的抑制程度有所差别,Cd、Hg复合污染对土壤酶活性的抑制作用最强,在单一重金属污染中,Hg的抑制作用大于Cd。(8)与未添加重金属Cd、Hg的对照相比,土壤基础呼吸作用高于对照,随着重金属浓度的增加,土壤基础呼吸随之明显加强,定浓抑制率增大且呈现负值,说明土壤微生物受重金属抑制作用增强。在相同处理浓度下,Cd、Hg复合污染对土壤呼吸抑制作用最强,在单一重金属污染中,Hg的抑制作用大于Cd。在培养时间上,土壤基础呼吸随着培养时间的延长而逐渐增强,在培养第14天达到最高,在培养后两周,土壤基础呼吸急剧下降,但是依旧高于对照。土壤基础呼吸的最高值均出现在第二周的高浓度处理中(Cd30、Hg30、CdHg30),分别达到3.60、3.88、4.57 mg kg-1h-1。(9)细菌的NMDS图谱表明:高浓度的Hg处理和高浓度的Cd/Hg的复合处理已经使土壤中细菌的群落结构发生了改变。而真菌的NMDS图谱表明,不同浓度处理的重金属Cd、Hg没有改变真菌的群落结构。高浓度的单一 Hg处理和Cd、Hg复合处理(Hg30和CdHg30)对细菌分类学类群的影响也是显着的(p<0.05)。在Hg30和CdHg30处理中,酸杆菌门和绿弯菌门相对丰度减少,而变形菌门、厚壁菌门和拟杆菌门的相对丰度显着增加(p<0.05)。在所有处理和对照土壤中,真菌的优势门是子囊菌门,相对丰度为43.7-99.3%。担子菌门、芽芝霉菌门在Cd0.3和CdHg3处理中相对丰度增加,而高浓度的Cd和Hg并没有进一步影响土壤中真菌的类群。
陈承利[5]2006年在《重金属Cd、Pb、Hg污染对土壤微生物及其活性影响研究》文中研究表明本论文采用网室盆栽试验和室内培养实验相结合的研究方法,探讨了重金属镉、铅、汞污染对土壤微生物及其活性的影响,为重金属污染土壤的修复、环境质量评价,尤其为土壤重金属复合污染预警指标提供有益的参考。本项目研究取得如下一些结果: 1.以长江叁角洲常见的两种不同类型的人为污染土,即黄松田(the marine sediment silty loam soil)和黄红壤土(the yellowish red soil)作为供试土壤,采用网室盆栽试验方法,研究了青菜种植条件下外源Cd、Pb不同处理对这两种土壤的微生物生物量碳、生理生态参数(微生物商和微生物代谢熵)的影响。结果表明,较低浓度Cd(<15mg.kg~(-1))、Pb(<500mg.kg~(-1))离子有利于提高土壤微生物活性,高浓度Cd、Pb离子则会对土壤微生物活性产生严重的抑制作用。当外源Cd、Pb的浓度分别大于15mg.kg~(-1)和500mg.kg~(-1)时两供试土壤微生物生物量碳、微生物商(C_(mic)/C_(org))开始逐渐下降,而微生物代谢熵(qCO_2)明显上升,表明土壤微生物群落处于胁迫状态。相关性分析结果表明,土壤微生物生物量碳、微生物商与土壤中有效态Cd、Pb含量呈极显着负相关性,而微生物熵与土壤中有效态Cd、Pb含量呈现极显着正相关关系。由此可见,土壤微生物生物量碳、微生物商、微生物代谢熵是能反映重金属污染状况的灵敏生物学指标。结果还显示,Cd、Pb污染对土壤微生物活性的影响与不同的管理方式(青菜种植情况)以及土壤中有机质、粘粒含量等有关,在种植青菜、有机质和粘粒含量高的土壤中,土壤微生物各项参数变化要小。本研究也可推测知,在种植小白菜的情况下,Cd、Pb对这两种土壤微生物活性产生胁迫效应的可能临界浓度分别为15mg.kg~(-1)和500mg.kg~(-1)。这一结果可为重金属污染农业用地环境质量评价提供一定的生物学依据。 同时,我们结合碳素利用法(BIOLOG)和磷脂脂肪酸(PLFA)图谱分析法,探讨了重金属Cd、Pb污染条件下,两供试土壤的微生物群落结构及其组成的变化情况。结果亦表明Cd、Pb严重污染破坏了土壤微生物区系组成。用BIOLOG ECO微平板测试Cd、Pb污染两供试土壤的微生物碳源利用的功能多样性结果显示,污染土壤的微生物群落结构发生了相应变化,微生物群落代谢剖面(AWCD)及群落丰富度、Shannon指数、均匀度指数均显着低于无污染对照土壤,表明重金属Cd、Pb污染引起了两供试土壤微生物群落功能多样性的下降,减少了能利用有关碳源底物的微生物数量、降低了微生物对单一碳源底物的利用能力,最终导致土壤微生物群落功能结构多样性发生变化。通过磷脂脂肪酸(PLFA)图谱分析,结果表明,受重金属Cd、Pb污染土壤的微生物群落结构组成伴随着功能参数的变化而发生了相应改变,随着Cd、Pb污染程度增强,指示真菌和放射菌类特征脂肪酸的相对含量增加,而革兰氏阳性菌与革兰氏阴性菌脂肪酸比值逐渐上升,说明了外源Cd、Pb使两种
王紫泉[6]2017年在《土壤酶对As污染毒性响应及作用机理研究》文中研究说明As污染已成为现今分布最广、毒性最大的重金属污染之一。As污染不仅影响土壤正常生态功能,还通过食物链进入人体产生毒害,因而对土壤As污染风险评估及监测十分必要。土壤酶在土壤物质循环和生物化学过程中具有重要作用,是土壤污染监测的良好生物指标。研究土壤酶与As污染关系及作用机理,揭示As对土壤生态功能的影响,对As污染危害、污染监测及修复具有重要意义。本文研究了模拟As污染和矿区长期As污染对土壤酶活性的影响,探明了As对土壤酶的动力学、热力学作用机制和长期As污染土壤酶功能多样性与稳定性特征,通过模型计算得到了短期和长期As污染的毒性阈值,丰富和完善了重金属污染监测的土壤酶学理论。主要获得如下结论:(1)通过室内模拟试验研究了急性As污染对土壤酶活性抑制规律。模拟As污染对蔗糖酶活性作用较小;As(V)对脲酶活性影响不显着,高浓度As(Ⅲ)抑制脲酶活性;As(V)较强的抑制了碱性磷酸酶活性,而As(Ⅲ)对其影响很小;脱氢酶对As(V)和As(Ⅲ)均非常敏感。土壤肥力性状影响As对土壤酶的抑制。肥力高的土壤对As缓冲能力更强,As对酶活性抑制相对较小。(2)采用动力学和热力学手段研究了As对碱性磷酸酶和酸性磷酸酶的抑制机理。As对土壤碱性磷酸酶和酸性磷酸酶活性的抑制与底物浓度有关。相同As浓度处理下,增大底物浓度,抑制率降低。As污染下,土壤碱性磷酸酶动力学参数Vmax不变或高浓度下降低,Km随As浓度增加线性增大;其抑制属于竞争性抑制或包括竞争和非竞争的混合抑制,以竞争抑制类型为主。酸性磷酸酶动力学表现为Vmax降低,Km不变或线性增大;As对其抑制属于非竞争抑制或混合抑制,以非竞争抑制为主。As对碱性磷酸酶竞争性抑制常数Kic在0.17~0.70 mM之间,小于酶与底物亲和力常数Km;非竞争抑制常数Kiu在2.51-5.92 mM之间。酸性磷酸酶Kic在0.38~3.65 mM之间,Kiu在0.84~7.43 mM之间。Kic与Kiu决定了As与磷酸酶的亲和力以及结合方式,进而决定了As对磷酸酶的抑制机理和生态毒性。土壤性质通过影响As与土壤磷酸酶亲和力及结合方式,影响As对磷酸酶动力学抑制机理及生态毒性。其中pH、有机质、无定型Fe、CEC是主要影响因素。热力学研究表明,As污染使碱性磷酸酶Ea、ΔH*、?S*以及?G*等热力学参数值不同程度上增加,As对碱性磷酸酶抑制属于焓控过程。(3)研究了粘土矿物固定态碱性磷酸酶对As毒性的响应。结果表明,As对自由态和固定态碱性磷酸酶动力学和热力学参数抑制规律与土壤碱性磷酸酶类似,抑制机制属于竞争性抑制,在热力学上是一个焓控过程。蒙脱石和针铁矿降低了As对碱性磷酸酶活性的抑制,使酶动力学参数(Km、Vmax/Km)随As浓度增加变化减缓;蒙脱石降低了As对碱性磷酸酶酶Ea、ΔH*和?S*的影响,而针铁矿的作用则相反,显示不同粘土矿物对As抑制碱性磷酸酶热力学特征的影响不一致。总的来说,蒙脱石和针铁矿对酶的固定能够减轻As对碱性磷酸酶的抑制,对酶具有保护效应。(4)研究了石门雄黄矿区土壤As污染状况及其对土壤酶生态功能的影响。矿区土壤As含量普遍超标,最高达4008.5 mg kg-1,污染较为严重;土壤As主要以残渣态为主,水溶态、交换态、碳酸盐结合态As占总As比例较低,最高均不超过3%;As生物有效性系数较低,但由于污染土壤As含量特别高,导致土壤3种易迁移的形态As含量较高,其毒性风险很大。长期As污染土壤酶活性与As含量密切相关。除碱性磷酸酶外,β-葡萄糖苷酶、蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶、芳基硫酸酯酶、FDA水解酶以及脱氢酶与土壤不同形态As显着负相关。土壤β-葡萄糖苷酶、酸性磷酸酶、脱氢酶动力学参数(Vmax、Vmax/Km)与土壤As显着负相关;碱性磷酸酶动力学参数则与As关系不显着。对土壤酶功能稳定研究表明,4种土壤酶热稳定性表现为脲酶>β-葡萄糖苷酶>酸性磷酸酶>FDA水解酶。As污染使土壤酸性磷酸酶和FDA水解酶热稳定性降低;β-葡萄糖苷酶则表现为中等污染胁迫下热抵抗力最强。长期污染土壤酶活性、动力学以及稳定性不仅与As含量有关,同时受到土壤性质的影响。其中CEC、全氮以及pH是影响酶活性的主要因子;土壤酶动力学特征则与全氮、碱解氮、pH、CEC、速效磷显着相关,其中全氮、碱解氮是主要影响因子;土壤酶稳定性与全氮、碱解氮、pH以及速效磷显着相关。(5)计算了不同酶指标生态剂量ED10和ED50(使酶参数降低10%和50%对应As浓度)。室内模拟污染试验,碱性磷酸酶Vmax/Km生态剂量ED10和ED50分别为:7.4~37.3和66.9~335.6 mg kg-1,在所有酶参数中生态剂量值最低。在长期污染土壤中,脱氢酶对长期As污染最为敏感,脱氢酶活性、Vmax、Vmax/Km生态剂量ED10分别为71.9、55.8、34.9 mg kg-1;脱氢酶动力学参数Vmax/Km指标相比酶活性和Vmax指标更为灵敏,β-葡萄糖苷酶和酸性磷酸酶也表现出相似规律。总体酶活性、几何平均以及加权平均等多样性指标评价效果弱于单一敏感酶指标。综上,As污染敏感酶动力学参数Vmax/Km是评价As污染较为理想的酶学指标,与传统酶活性指标相比,其对污染指示灵敏度更强。模拟污染外源As轻度污染临界值(ED10)为7.4 mg kg-1,可作为急性污染的毒性阈值。田间长期As污染下,As轻度污染临界值为35 mg kg-1,与土壤质量二级标准规定的As浓度一致,证实土壤酶是较为灵敏和准确的污染评价指标。
曾路生[7]2006年在《土壤—水稻/蔬菜作物系统中镉、铅的生态效应研究》文中研究说明本博士论文研究是国家重点基础研究发展规划(973)项目(编号:2002CB410804)“长江、珠江叁角洲地区土壤和大气环境质量变化规律与调控原理”子课题“重金属在土壤—植物系统中迁移、转化、积累规律与农产品安全”的组成部分。根据国家项目的特定研究内容、目标的要求,本研究选择了长江叁角洲的黄泥砂田(黄红壤性水稻土Clayey kaolinitie thermic aeric endoaqualf(US taxonomy))、黄松田(Loamy mixed active thermic typic endoaqualf)和青紫泥田(Clayey illitic thermic typie epiaqualf)叁种代表性人为耕作土壤,在网室中设计重金属镉、铅不同等级浓度,水稻土壤经淹水15天和旱作土壤(蔬菜)保持田间持水量的60%—70%预培养60天平衡后,种植水稻和蔬菜(小白菜)作物。以土壤—作物—微生物生态链为主线,探讨了土壤—水稻/蔬菜作物系统中,镉、铅的形态分布及生物有效性;水稻/蔬菜作物和土壤微生物的镉、铅生态效应;以及在系统中它们之间相互作用和影响。取得了以下有一定特色和意义的研究结果。 1.在土壤—水稻/蔬菜作物系统中,土壤重金属Cd、Pb的形态分布及其生物有效性受土壤Cd、Pb的含量、土壤类型及性质和水稻、蔬菜作物发育等多种因子的影响,是系统中土壤、生物多种作用过程的综合反映。在该系统中土壤Cd、Pb形态分布及其生物有效性的总趋势是:(1)采用改进后的Tessier(1979年)提出的重金属分级方法的分析测定表明,土壤Cd、Pb以残渣态、碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态为主,叁者总量占质量百分比80%—85%或以上,交换态和有机结合态的比例较小,占10%—20%。(2)选用0.1M HCI,DTPA—TEA等5种提取剂,对土壤Cd、Pb化学可提取量及其与蔬菜作物对Cd、Pb吸收积累量的相关分析比较表明,在该系统中,5种提取剂提取的化学有效Cd、Pb量与蔬菜吸收的Cd、Pb量都有较好的相关性,其中0.1M HCI和IM NH_4OAc是该系统中提取土壤有效态Cd、Pb的最佳选择。(3)由于在该系统中存在着多种因子相互作用,在不同条件下,土壤Cd、Pb的形态分布及有效性有升有降,呈现出复杂的变化特点。例如,在大部分情况下,Cd以碳酸盐结合态和残渣态为主,而Pb则以铁锰氧化物结合态和残渣态为主;在淹水种稻条件下,随水稻生长发育的延伸,土壤Cd、Pb的碳酸盐结合态和交换态有下降趋势,而铁锰氧化物结合态和残渣态则有所上升;旱作种菜条件下,黄松土中Cd的碳酸盐结合态所占质量百分比高,选择提取有效态Cd时,以0.1M HCI>0.1M CaCl_2>1M NH_4OAc为佳,而黄红壤中Pb以铁锰氧化物结合态占质量百分比高,选择提取有效态Pb时,则以1M NH_4OAc>0.1M HCI>0.1M CaCl_2更好,等等。了解系统中土壤Cd、Pb形态及有效性的这些复杂变化特性,对农田土壤的科学管理,降低污染风险有重要的指导意义。 2.通过对成熟期(水稻移栽的90天和蔬菜生长的60天)土壤—水稻/蔬菜系统中,从土壤—
陈云[8]2010年在《含镉堆肥施用对红壤微生物量、酶活性及微生物多样性的影响》文中研究表明堆肥是我国农业生产的重要肥源,施用堆肥对于提供作物养分,维持土壤肥力发挥了重要作用。长期以来堆肥一直被认为是一种安全肥料,在无公害食品、绿色食品、有机食品等安全农产品生产中,均强调堆肥的施用。然而,堆肥的重要作用是以其本身无污染为前提。近年来,随着社会经济的发展和环境压力的日益增加,城市生活垃圾、畜禽粪便等堆肥原料的重金属污染问题已经非常普遍,堆肥重金属污染问题日益突出。而重金属镉在土壤中又具有较强的生物活性,容易被植物根系吸收而进入人类食物链,危害人体健康。迄今,关于含重金属的堆肥对土壤环境的污染研究较少。因此,研究重金属污染堆肥施用后对土壤微生物量、酶活性及微生物多样性的影响具有重要的意义。本文选取了我国南方广泛分布的旱地红壤为供试材料,通过室内培养实验,采用连续提取法、PCR-DGGE技术等,探讨含Cd堆肥施用后,对红壤中微生物量(C、P)、酶活性(脲酶、过氧化氢酶、脱氢酶和酸性磷酸酶活性)、微生物多样性的影响,以及Cd在红壤中的赋存形态(可交换态、碳酸盐结合态、有机结合态、Fe-Mn氧化态、残渣态)的迁移转化及生物有效性。在理论上,进一步完善并丰富堆肥中重金属的基础研究；在实践上,为生产中堆肥的合理安全使用提供科学参考。使用化学分析方法分析施用含Cd堆肥(浓度分别为7.8 mg/kg、8.8 mg/kg、12.8 mg/kg、17.8 mg/kg、27.8 mg/kg、67.8 mg/kg、107.8 mg/kg)对红壤微生物量、及酶活性的影响。研究结果表明：施用含Cd堆肥使红壤微生物量C、微生物量P、以及脱氢酶、过氧化氢酶、酸性磷酸酶的活性随着培养时间的延长而不断降低。相同培养时间,与对照相比,含Cd堆肥对微生物生物量P、酸性磷酸酶活性有抑制作用。然而,Cd浓度小于27.8 mg/kg堆肥,对微生物生物量C有激活作用,其激活率为0.26～98.46%；Cd浓度小于12.8 mg/kg堆肥,对过氧化氢酶活性有激活作用,其激活率为0.17～4.49%；含Cd浓度为8.8 mg/kg堆肥使红壤脱氢酶活性增加1.6～16.1%；脲酶活性在Cd浓度小于17.8 mg/kg堆肥时,其活性随着Cd浓度的增加而增加；然而,第20天时,Cd浓度大于27.8 mg/kg的堆肥对脲酶活性有抑制作用,其抑制率为0.81～2.65%。应用连续提取法和PCR-DGGE技术,探讨了含Cd堆肥(浓度分别为7.8mg/kg、12.8 mg/kg、107.8 mg/kg)施用后,Cd在红壤中各赋存形态的迁移转化以及对微生物多样性的影响。研究发现：相同培养时间内,12.8 mg/kg Cd和107.8mg/kg Cd堆肥处理中可交换态Cd、碳酸盐结合态Cd、铁锰氧化态Cd含量均大于对照处理,其含量分别增加0.88～10.12 mg/kg、0.19～2.58 mg/kg、0.47～1.9 mg/kg;而有机结合态Cd随着堆肥中Cd浓度的增加而逐渐减少,其降低了0.05～0.34mg/kg;残渣态Cd变化不明显。DGGE指纹图谱表明：含Cd堆肥对红壤微生物有一定程度的影响。相同培养时间时,含Cd堆肥对微生物多样性影响小。随着培养时间的延长,微生物多样性发生变化,培养前14天,DGGE指纹图谱中的条带如e、g、l、n亮度增强,且在培养第7天,出现新增条带(h、r、A、B、C、D)；培养28天后,A、B、C等条带逐渐消失,说明含Cd堆肥对微生物种群有毒害作用。各泳道条带进行相似性(Cs)分析发现,培养前期不同处理中微生物DNA基因相似性逐渐增加,最大值为94%；而培养后期不同处理之间红壤微生物DNA基因型相似性不断减低,减低到76.4%.Shannon指数和Cd赋存各形态之间的相关系数表明,对照处理对微生物多样性的影响不明显；12.8 mg/kg Cd堆肥处理中,碳酸盐结合态Cd对微生物有激活作用；107.8 mg/kg Cd堆肥处理中,可交换态、碳酸盐结合态对微生物有抑制作用。综上所述,含Cd堆肥对微生物生物量P、酸性磷酸酶活性有抑制作用；小于27.8 mg/kg Cd堆肥对微生物生物量C有激活作用；小于12.8 mg/kg Cd堆肥对过氧化氢酶活性有激活作用；8.8 mg/kg Cd堆肥对脱氢酶活性有激活作用；脲酶活性在Cd浓度小于17.8 mg/kg堆肥时,其活性随着Cd浓度的增加而增加。Cd在红壤中各赋存形态发生了迁移转化,DGGE指纹图谱说明碳酸盐结合态Cd对微生物有激活作用在12.8 mg/kg Cd堆肥处理中；可交换态Cd、碳酸盐结合态Cd在107.8mg/kg Cd堆肥处理中对微生物有抑制作用。
刘霞, 刘树庆, 王胜爱, 冯大领[9]2007年在《重金属复合污染对土壤微生物生态特征的影响研究》文中指出研究重金属复合污染比单一污染更符合实际,针对土壤中重金属的复合污染在土壤微生物活性、群落结构等方面的影响、研究机理和方法以及土壤微生物生态特征在土壤修复和污染评价中的作用进行综述,并提出了建议和意见。
江丽[10]2008年在《重金属Cd污染对土壤微生物群落结构及大豆生理指标的影响研究》文中研究说明本论文选择黄红壤作为研究材料,采用室内培养和盆栽试验的方法,较系统地研究了土壤重金属Cd污染与土壤环境质量生物学指标之间的关系,包括重金属Cd污染水平与土壤微生物生物量、土壤酶、土壤代谢熵、微生物熵等之间的关系,同时研究了重金属Cd污染对大豆生理指标的影响以及重金属Cd-土壤微生物-大豆生理指标之间的相互关系。这一研究为重金属污染土壤的修复、环境质量评价以及建立有效的土壤重金属污染预警指标体系提供有益的参考。本论文研究所获得的主要结果如下：1.室内培养试验表明,Cd处理浓度较低时,土壤基础呼吸没有发生明显的变化；但随着培养时问的延长以及Cd处理浓度的提高,土壤基础呼吸逐渐增强。较低浓度Cd离子导致土壤微生物生物量碳、氮和微生物熵的提高,高浓度Cd则会对其产生严重的抑制作用。土壤代谢熵和碳氮比随着Cd浓度的增加而增大。结果还显示,土壤酸性磷酸酶和脲酶活性在相同培养时间下,随着Cd处理浓度的增加而降低;在Cd处理浓度为0-2 mg/kg时,土壤这两种酶活性随着培养时间的增长而增加,在Cd处理浓度为2-20 mg/kg时,土壤酸性磷酸酶和脲酶活性随着培养时间的增加而降低。2.大豆镐栽试验表明,叶片脱落酸含量随着Cd浓度的增加而增加；赤霉素含量、过氧化物酶和脯氨酸活性在Cd浓度较低时增大,随着Cd浓度的增加又逐渐降低。大豆叶片叶绿素a、b含量都随着Cd浓度的增加而降低,与Cd处理浓度呈极显着的负线性相关,其相关系数r分别为-0.998和-0.996。结果还显示,Cd污染对土壤微生物指标的影响与不同的管理方式(大豆种植情况)有关,在种植大豆的土壤中,土壤微生物各项参数变化要小。未种植大豆土壤中的细菌、真菌和放线菌变化幅度均大于种植大豆土壤中的微生物数量的变化。在0-20 mg/kg镉处理浓度下,种植大豆的土壤微生物生物量碳从352 mg/kg下降到333 mg/kg,下降百分比为5.40%；而未种植大豆的土壤微生物生物量碳从320 mg/kg下降到284 mg/kg,下降百分比为11.25%；种植大豆土壤的微生物量N由69 mg/kg降至63 mg/kg,下降幅度为8.70%；而未种植的由62 mg/kg降至40 mg/kg,下降幅度为35.48%。在Cd浓度5 mg/kg时,未种植大豆的Cd污染土壤中土壤基础呼吸和代谢熵增长趋势陡然提高,其基础呼吸和代谢熵均大于种植大豆土壤,而且增加速率大于种植大豆的Cd污染土壤。3.大豆生理指标与土壤微生物指标的比较表明,叶绿素、脯氨酸和赤霉素与土壤微生物基础呼吸呈负相关；过氧化物酶活性和脱落酸则与土壤基础呼吸呈正相关；土壤脱落酸含量与微生物生物量N呈极显着负相关,赤霉素与微生物生物量N呈正相关；过氧化物酶与微生物量氮、脯氨酸与微生物生物量碳的相关系数r分别为-0.816和0.746；土壤脲酶和酸性磷酸酶酶活性则与叶绿素、脯氨酸和赤霉素呈正相关;过氧化物酶活性和脱落酸则与土壤酶活性呈负相关。总体分析,大豆叶片叶绿素与微生物指标相关性是最为显着的。本课题来源于国家自然科学基金项目(20677080)。
参考文献：
[1]. 重金属污染下红壤微生物生态特征及生物学指标研究[D]. 滕应. 浙江大学. 2003
[2]. 粮—菜轮作系统铜污染的作物和土壤微生物生态效应及诊断指标[D]. 孙权. 浙江大学. 2007
[3]. 土壤汞污染的物理化学行为及其微生物学特征[D]. 荆延德. 浙江大学. 2007
[4]. 淮北采煤沉陷区土壤重金属分布赋存及微生物生态特征研究[D]. 尚文勤. 安徽大学. 2017
[5]. 重金属Cd、Pb、Hg污染对土壤微生物及其活性影响研究[D]. 陈承利. 浙江大学. 2006
[6]. 土壤酶对As污染毒性响应及作用机理研究[D]. 王紫泉. 西北农林科技大学. 2017
[7]. 土壤—水稻/蔬菜作物系统中镉、铅的生态效应研究[D]. 曾路生. 浙江大学. 2006
[8]. 含镉堆肥施用对红壤微生物量、酶活性及微生物多样性的影响[D]. 陈云. 湖南大学. 2010
[9]. 重金属复合污染对土壤微生物生态特征的影响研究[J]. 刘霞, 刘树庆, 王胜爱, 冯大领. 农业环境科学学报. 2007
[10]. 重金属Cd污染对土壤微生物群落结构及大豆生理指标的影响研究[D]. 江丽. 中南林业科技大学. 2008
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