沉積物中污染物對微生物群落結構的影響

李志波等

摘要改革開放以來，我國國民經濟發展獲得了舉世矚目的成就。然而伴隨經濟發展快速而來的是日趨嚴重的環境壓力，水體和土壤等環境污染問題尤為突出。沉積物是水體和土壤污染的內源，是各種污染物在環境中的最終歸趨。通過有機污染物和重金屬污染兩個方面，介紹了水體和土壤環境中污染物對微生物群落結構的影響，并歸納總結了兩者之間的關系，以期為開展微生物群落結構相關的沉積物研究提供基礎資料。

關鍵詞有機污染物；重金屬污染；沉積物；微生物群落結構

中圖分類號S181.3文獻標識碼A文章編號0517-6611（2014）21-07166-03

基金項目現代農業產業技術體系（CARS-49）。

作者簡介李志波（1989-），男，湖南湘鄉人，碩士研究生，研究方向：漁業生態環境。*通訊作者，研究員，碩士，從事漁業生態環境方面的研究。

收稿日期20140626 近年來，隨著工業化的發展，城市化的推動，我國經濟發展十分迅速。然而由于長期積累的環境問題尚未解決，新的環境問題又接踵而來，環境狀況日益惡化，已經制約了我國國民經濟的發展，成為我國社會主義建設的主要瓶頸[1]。在諸多生態環境問題中，水體和土壤等污染問題最為突出，其在農業方面的危害具體表現為農作物及漁業減產、品質下降，農產品有毒有害物質富集而出現質量安全問題等，嚴重威脅居民飲水飲食安全和人民健康，危害不容小覷[2]。這一問題的出現主要源于生活生產中主要污染物排放量超出環境承載能力，鎘、汞等重金屬和有機污染物被直接或間接排放到水體與土壤中[3]。在土壤和水體生態系統中，難分解有害污染物會通過吸附及沉積作用最終歸于土壤和沉積物中，進而影響各理化指標大小及微生物群落的活動。而在漁業養殖水域系統中，下層的沉積物是各種污染物的一個最終匯，由外部水源的難分解有毒有害污染物以及上層水體部分過量的養殖投入品及生物排泄物等共同蓄積于底泥中，對微生物群落結構及水質[4]的影響則顯得更為明顯。

環境中的微生物群落的生態特征可分為結構特征和功能特征，其中結構特征描述微生物群落組成種類、豐度及其在不同條件下的更替，其變化更是標記環境變化的重要方面，在一定程度上可以反映環境質量[5-6]。而微生物的群落結構特征及功能是生態毒理學風險效應評估過程中重要組成部分。因此探索沉積物與微生物群落結構的關系，在判斷污染物的潛在威脅和進行生物修復等方面具有一定的應用意義。

1 有機污染物對沉積物微生物群落結構的影響

1.1 多溴聯苯醚（PBDEs）作為一種溴代阻燃劑，PBDEs被廣泛添加于電子電器設備、建筑材料和紡織品等產品中。此類持久性有機污染物因具有低水溶性、低揮發性等性質[7]， 極易吸附于固體顆粒表面，或水中的懸浮物顆粒并沉降于底泥。目前PBDEs在其他方面的生態毒理學包括分布及毒性等研究較多，而與微生物群落的關系研究相對較少。因此掌握相關方面的研究，對生物修復以及毒理評估方面具有一定的應用價值。

有許多相關研究都提出了PBDEs能影響沉積物中的菌落組成種類和豐度的說法。Liu等從變性梯度凝膠電泳和16S rRNA序列分析中得出，芽孢桿菌屬的條帶1～4在所有樣本中都出現，而沙雷氏菌屬的條帶5只出現在10 mg/kg組的樣本中，這說明了不同濃度BDE-209的處理改變了細菌的組成種類[8]。珠江口沉積物的試驗結果也顯示BDE-209的濃度對微生物群落結構有較大影響，α-和β-變形菌門成為了對照組和低濃度組中的優勢菌，而厚壁菌門在高濃度組的培養后期中占據了優勢[9]。這表明BDE-209能使菌落隨著培養時間的延長而發生結構交替。Zhu等的研究也證實了這一點，還從Shannon-Weaver指數的不同指出，細菌的豐度因受到高濃度BDE-209的作用而降低，而低濃度BDE-209增加了微生物多樣性[10]。有報道也提到，1 mg/kg的BDE-209能促進氨氧化細菌和亞硝酸氧化菌的生長使其成為優勢種群，而100 mg/kg濃度時則相反，不僅限制兩種菌的生長，而且還影響土壤潛在的硝化作用[11-12]。可見PBDEs低濃度時能提高土壤中微生物的生物多樣性，高濃度時能降低微生物群落多樣性，從含量的高低來影響微生物菌落結構。

1.2 多環芳烴（PAHs） PAHs是一類廣泛存在于環境中含有2個以上苯環的有機化學污染物，具有潛在毒性、致癌性及致突變性。因PAHs具有疏水性和低溶解性，故易吸附于土壤或是蓄積于水體沉積物中[13]，進而影響微生物群落。

有研究認為紅樹林沉積物微生物的結構易受到PAHs的影響，會發生復雜的相互作用[14]。一方面，微生物可將有機污染物PAHs作為碳源，增加了微生物多樣性。另一方面，PAHs也對微生物構成了有毒的威脅從而減小物種豐度。姚健等在研究化學品污染對土壤微生物群落結構影響時也發現，受農藥污染的土壤中，微生物DNA序列豐富度和多樣性指數有所增加，這表明微生物群落結構的多樣性受到了影響[15]。姜睿玲等發現重度污染區域中的條帶3、7的細菌是降解PAHs的優勢類群，而輕度污染區域中的土壤細菌適應生態發展，種群數量最高[16]。Andreoni等也發現長期暴露在PAHs污染中細菌的多樣性指數最低，甲基桿菌和紅球菌能利用PAHs作為碳源大量繁殖，從而成為優勢菌[17]。這都表明輕度污染可增加微生物群落的多樣性，而重度污染可改變微生物群落結構并出現優勢種群。于是有學者提出PAHs污染存在中等效應濃度，比起PAHs輕度和重度污染，中度污染微生物多樣性指數要略高，某些菌落能成為微生物群落中的優勢種群[18-19]。

1.3四氫呋喃（THF）THF是一種高極性、低毒、低沸點的飽和環乙醚，其極易揮發，可與水和各種有機溶劑混合，也是一種重要的有機合成原料，主要用于醫藥、農藥、特殊橡膠和溶劑等方面。因其水溶性高和生物降解性難，故極易進入各種水體并沉降于沉積物，進而影響沉積物的各生化指標[20]。

THF在活性污泥系統的性能方面有顯著的負面影響。在THF對活性污泥酶活性的研究中發現微生物的豐度與活性污泥酶活性相關，在一定濃度范圍內，THF濃度越高，酶失活程度越加劇[21]。生物數量的漸少，會導致有機化合物的降解率下降。在呂振華等對THF有關回流污泥的試驗中發現，pH隨著THF濃度的增加和時間的延長而上升，THF可能對回流污泥的好氧呼吸有強烈的抑制作用[22]。培養細菌和放線菌的數量均出現了峰值，而培養真菌的數量未明顯改變。姚燕來等的研究也驗證了這一點，這可說明THF對于河水中細菌和放線菌有明顯抑制作用，而對真菌的抑制作用較小[20]。

1.4四氯乙烯（PCE）PCE是一類重要的難降解性有機化合物，可廣泛用于干洗和脫脂等行業，被認為具有致癌、致畸和致突變的“三致”效應。PCE屬于比水重的非水溶相液體，化學性質穩定，一旦進入水中將以多種形式存在，是引起環境問題的污染物之一。

PCE的降解與微生物有關，其脫氯降解方式有好氧氧化脫氯和厭氧還原脫氯，一般是在厭氧條件下微生物利用共代謝基質使PCE發生生物降解生成三氯乙烯（TCE）、二氯乙烯（DCE）。王愛寬等發現TCE和PCE污染能抑制土壤呼吸率，抑制率會隨著濃度的增大而變大[23]。但隨著時間延續，土壤呼吸率會有所恢復。原因可能在于染毒初時土壤中的微生物大部分無法適應污染環境而中毒死亡，部分微生物卻能適應存活并大量繁殖，而高濃度TCE和PCE污染的毒性較大，土壤中的微生物中毒死亡數量較多，因此生物量及呼吸率的恢復也需更長時間。這表明了PCE和TCE對微生物群落多樣性有顯著影響。

有學者研究了反硝化、鐵還原、硫酸鹽還原、混合電子受體和天然地下水環境下PCE的脫氯性能，發現地下水中，PCE會因三價鐵的存在而促進脫氯作用[24]。劉菲等的試驗驗證了這個說法[25]。在鐵還原環境下，用接種活性污泥培養馴化后的微生物，隨著馴化時間的變化，微生物量和活性呈增加的趨勢且有峰值，PCE的去除率可高達90%。

2重金屬污染

重金屬污染是指由重金屬或其化合物造成的環境污染，主要是由于采礦、廢氣排放、污水灌溉和使用重金屬制品等人為因素所致。由于具有不可逆轉和累積性，重金屬屬于持久性污染物。當其排放入水體環境，便易于沉降絡合而大量積累于沉積物，進而對沉積物微生物群落結構產生比較大的影響[26-29]。張靜霞等對湘江底泥研究時指出，汞、鎘、鋅、鉛等重金屬影響了底泥微生物群落結構，并分析多樣性指數出現在中度污染底泥中的原因，可能在于長期受污染的微生物種群內部、種群之間的競爭關系發生改變，部分微生物產生抗性成為優勢種群，與其競爭的種群失去優勢，而和它共生或協同的微生物得到保護，從而使微生物群落的多樣性增加[30]。吳建軍等的研究也驗證了這個說法[31]。閻姝等研究發現通過PLFA分析方法研究，相對于未污染的土壤，污染土壤中真菌的特征磷脂脂肪酸相對百分含量明顯降低，而細菌中的含量卻有升高趨勢[32]。這說明重金屬引起水稻土中微生物群落結構的改變。陳素華等在研究土壤重金屬對微生物的數量與群落效應時，發現重金屬在低濃度下有促進作用，高濃度有抑制作用，并且放線菌較細菌和真菌的敏感程度大[33]。

許多研究都表明，可能由于有耐受性的真菌生物量的增加，重金屬污染能致使微生物碳/氮比的變化隨著重金屬含量的提高而呈上升趨勢。而王秀麗等研究銅、鋅、鎘、鉛4種重金屬對土壤環境微生物群落的影響時，卻發現重金屬污染降低了微生物碳/氮比，這可能是由于多種重金屬復合污染的綜合效應導致了相反的結果[34]，因此用單一的生物學指標評價土壤的污染程度具有一定局限性。

沉積物中微生物十分豐富，微生物群落結構與重金屬含量及形態變化又是一個相互影響的過程。研究表明，進入到水體中的一些重金屬可在微生物作用下轉化為毒性更強的金屬化合物。有學者發現[35-36]，進入水層中的汞離子會與水中的懸浮物結合，在富硫條件的厭氧細菌作用下，轉變為毒性更大的有機汞形態存在。而且微生物合成甲基汞在厭氧或好氧條件下都可以進行。在弱酸性環境厭氧條件下，微生物可以把無機汞轉化為甲基汞，甲基汞是脂溶性物質，可被水生生物或植物吸收，富集后進入食物鏈對人體產生危害[37]。

已有研究表明微生物群落結構的變化能較早地預測環境質量的變化過程，被認為是最有潛力的敏感性生物指標[38]。結合傳統的生物學指標（微生物生物量、微生物商等）和微生物群落結構的評價（BIOLOG），能夠更好地判斷重金屬污染與微生物群落的相互影響程度[39]。

3小結

（1）由于目前關于有機污染物 PBDEs降解途徑和主要參與降解反應的微生物的研究鮮少，所以，探討有關微生物降解過程中菌群結構變化與降解能力之間的關系，以及降解過程中厭氧微生物在降解過程中是否以 PBDEs為碳源生長等問題仍需進行。因此加強不同條件下 PBDEs的微生物降解將是在今后一段時間里該領域的一個研究熱點。

（2）水體沉積物是水環境中微生物的聚集場所，其很大程度上影響水體水質的變化及水環境生態系統的功能。所以，重金屬污染物和微生物共同蓄積于沉積物時，存在兩者相互影響及相互作用的關系。研究它們之間的關系及變化規律對于檢測和生物修復水污染有著重要的理論和現實意義。例如可利用假單胞桿菌屬、酵母菌和霉菌等對較高濃度重金屬離子有耐受性的微生物， 可將廢水中的重金屬離子攝入菌細胞內再去除，從而實現廢水的凈化處理[29]。

（3）環境中的微生物群落結構復雜，具有重要的代謝功能，與環境進行著活躍的代謝交換以及“共代謝”過程，加強對微生物群落結構的研究，對于闡明其與生物環境之間的關系具有指導意義。研究沉積物中污染物與微生物群落結構之間的關系時，有時需要考慮多種污染物的復合污染而不是單純的作用相加，如氯氖菊酯與銅復合污染對微生物群落結構的效應作用[40]。因此單一評價某種沉積物的污染作用能力的做法不可取，而是應該客觀評估多種沉積物的復合生物學效應以及沉積物與微生物之間的相互作用，這不僅可以為生物修復技術提供重要的理論基礎，而且對于生態毒理學中風險效應評估具有實際意義。如今，微生物群落中影響環境代謝的關鍵微生物菌種的鑒定還未清楚，其關鍵菌種作用環境代謝的模式仍在摸索，如何引導微生物群落結構來改善環境條件的理論機制也尚未成熟，這都將是在今后一段時間內的研究熱點。

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