重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物的影響機(jī)制

郭 強(qiáng)

(眉山市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，四川 眉山 620010)

· 綜 述 ·

重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物的影響機(jī)制

郭 強(qiáng)

(眉山市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，四川 眉山 620010)

目前對(duì)復(fù)合污染的研究是環(huán)境科學(xué)發(fā)展的重要方向之一。在綜述重金屬?gòu)?fù)合污染效應(yīng)研究現(xiàn)狀基礎(chǔ)上，對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染的機(jī)理以及重金屬對(duì)土壤微生物活性、酶活性和土壤微生物群落的影響進(jìn)行了探討，并指出了在研究中存在的問(wèn)題和發(fā)展方向。

重金屬;復(fù)合污染;機(jī)理

隨著礦產(chǎn)資源的開采、加工以及工業(yè)廢水的排放，重金屬污染問(wèn)題亟待解決。重金屬污染對(duì)環(huán)境的危害是不容忽視的，它會(huì)給植物、動(dòng)物、微生物等生物群落帶來(lái)不利影響，同時(shí)也會(huì)威脅人體健康[1]。重金屬元素污染已成為影響土壤質(zhì)量的重要因素。一般情況下，重金屬因其化學(xué)性質(zhì)相似而常常伴生，表現(xiàn)為多種重金屬?gòu)?fù)合污染的現(xiàn)象[2]。

重金屬的污染歷史長(zhǎng)久，危害嚴(yán)重且持久，各國(guó)相關(guān)研究者相繼對(duì)重金屬污染作了大量報(bào)道，但大都只是針對(duì)單一重金屬的污染作了研究。1939年Bliss提出研究?jī)煞N毒物聯(lián)合作用的毒性并首次提出了拮抗作用、加和作用、協(xié)同作用的劃分，至此污染物的聯(lián)合效應(yīng)才逐漸為人們所認(rèn)識(shí)[3]。很多環(huán)境效應(yīng)無(wú)法用單一污染物的作用機(jī)理來(lái)解釋，過(guò)去依賴單一效應(yīng)制定的有關(guān)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)無(wú)法真實(shí)反映環(huán)境質(zhì)量要求，因此復(fù)合污染研究逐漸成為環(huán)境科學(xué)發(fā)展的重要方向之一。

近年來(lái)重金屬?gòu)?fù)合污染的狀況愈來(lái)愈嚴(yán)重，對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染的研究顯得十分迫切。土壤是大部分生物的活動(dòng)場(chǎng)所，也是我們賴以生存的生態(tài)系統(tǒng)之一。土壤重金屬污染會(huì)嚴(yán)重影響土壤自身的生產(chǎn)與運(yùn)轉(zhuǎn)能力，而其中最活躍的土壤微生物會(huì)首先受到重金屬的影響，從而影響土壤功能。重金屬污染不僅影響土壤動(dòng)物植物以及土壤微生物的形態(tài)特征分布和生理生化特性，甚至還會(huì)改變生物的遺傳特性[4]。本文綜述了有關(guān)重金屬?gòu)?fù)合污染效應(yīng)及其對(duì)土壤微生物活性、酶活性和土壤微生物群落的影響，并說(shuō)明了復(fù)合污染的機(jī)理，以期為重金屬污染對(duì)土壤微生物影響以及土壤代謝的研究提供背景研究。

1 重金屬?gòu)?fù)合污染效應(yīng)研究

重金屬?gòu)?fù)合污染機(jī)理非常復(fù)雜，其效應(yīng)具體表現(xiàn)在拮抗、協(xié)同、加和等幾個(gè)方面(下表)，多種重金屬共存于同一環(huán)境中，相互作用機(jī)理非常復(fù)雜，研究結(jié)果常常相左。重金屬?gòu)?fù)合污染的效應(yīng)隨重金屬元素性質(zhì)及濃度組合的不同而不同[5]。

表 重金屬?gòu)?fù)合污染Tab. Combined pollution of heavy metals

1.1 拮抗作用

拮抗作用是指多種污染物共存所產(chǎn)生的毒性效應(yīng)小于各污染物單獨(dú)作用的毒性效應(yīng)之和，毒性效應(yīng)被2種或2種以上污染物的交互作用降低[14]。從某種程度上可以將位點(diǎn)競(jìng)爭(zhēng)視作復(fù)合污染產(chǎn)生拮抗作用的直接原因。這些位點(diǎn)包括細(xì)胞表面及代謝系統(tǒng)的活性部位和生態(tài)介質(zhì)(如土壤和沉積物)中的吸附位點(diǎn)，如金屬硫蛋白，特定組織器官上的結(jié)合位點(diǎn)[15]，植物根的吸附位點(diǎn)[16]和土壤中吸附位點(diǎn)[7]等。

1.2 協(xié)同作用

協(xié)同作用是指多種污染物共存所產(chǎn)生的毒性效應(yīng)大于各污染物單獨(dú)作用的毒性效應(yīng)之和，即某污染物的毒性被其他污染物所加強(qiáng)[14]。重金屬?gòu)?fù)合污染的協(xié)同效應(yīng)對(duì)環(huán)境具有較大的威脅，這使得研究協(xié)同效應(yīng)對(duì)評(píng)價(jià)環(huán)境安全以及指定相關(guān)環(huán)境保護(hù)政策具有重要意義。

協(xié)同作用分單向效應(yīng)和雙向效應(yīng)，單向效應(yīng)是指一方促進(jìn)一方抑制，雙向效應(yīng)則兩者都促進(jìn)或都抑制。有研究報(bào)道，在Zn-Cd交互作用下，當(dāng)Zn的濃度過(guò)高時(shí)，Zn對(duì)Cd的抑制效應(yīng)會(huì)減弱消失，不僅如此，還會(huì)加重Cd的危害，此時(shí)Zn-Cd協(xié)同作用就表現(xiàn)為雙向效應(yīng)[17]。

1.3 加和作用

加和作用是指多種污染物共存時(shí)所產(chǎn)生的毒性效應(yīng)等于各污染物單獨(dú)作用的毒性效應(yīng)之和[11]。目前有關(guān)重金屬?gòu)?fù)合污染表現(xiàn)為加和作用的報(bào)道較少。復(fù)合污染的加和效應(yīng)通常有兩種形式，即濃度加和與效應(yīng)加和。總的說(shuō)來(lái)，重金屬?gòu)?fù)合污染與各種重金屬在環(huán)境中的濃度及其組合關(guān)系、作物的種類、作物的部位和暴露方式等因素密切相關(guān)，表現(xiàn)得極為復(fù)雜，不僅僅是單純的拮抗、協(xié)同或加和作用[9]。由此可見，重金屬?gòu)?fù)合污染的機(jī)理也不可能是簡(jiǎn)單的各重金屬元素單獨(dú)毒害的機(jī)理。

2 重金屬?gòu)?fù)合污染機(jī)理

2.1 競(jìng)爭(zhēng)位點(diǎn)

物理化學(xué)性質(zhì)相近的污染物質(zhì)，由于作用方式和途徑相似，因而在生態(tài)介質(zhì)、代謝系統(tǒng)及細(xì)胞表面結(jié)合位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)必然會(huì)影響這些污染物共存時(shí)的相互作用。通常情況下，對(duì)吸附位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)會(huì)導(dǎo)致一種污染物從結(jié)合位點(diǎn)上取代另一種處于競(jìng)爭(zhēng)弱勢(shì)的污染物。這種競(jìng)爭(zhēng)的結(jié)果在很大程度上取決于參與競(jìng)爭(zhēng)的各污染物的種類、濃度比和各自的吸附特性。

在土壤生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬離子間的相互作用發(fā)生在三個(gè)水平上：(1)底物水平；(2)吸收水平；(3)靶位水平。三個(gè)水平上都存在金屬離子之間的位點(diǎn)競(jìng)爭(zhēng)。底物水平是指在土壤化學(xué)水平上金屬離子競(jìng)爭(zhēng)性吸附的相互作用，導(dǎo)致了金屬在固相和液相間的分配。這一過(guò)程也影響著金屬離子的生物有效性，使其生物有效性與聯(lián)合毒性緊密相連。吸收水平和靶位水平是金屬在生物體吸收和生物體靶位點(diǎn)上的相互作用[8]。這種結(jié)合位點(diǎn)的競(jìng)爭(zhēng)還會(huì)發(fā)生在生物體對(duì)污染物的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、蓄積和消除過(guò)程中，也會(huì)發(fā)生在酶通道和受體蛋白上。Sharma[10]等認(rèn)為高濃度混合的重金屬在生物體蓄積過(guò)程中常發(fā)生很強(qiáng)的拮抗作用。生物體內(nèi)的各種位點(diǎn)競(jìng)爭(zhēng)常發(fā)生在各種表面，尤其是細(xì)胞膜和胞外結(jié)構(gòu)(如粘液、細(xì)胞衣)上的結(jié)合位點(diǎn)。

2.2 影響生理活動(dòng)和生化反應(yīng)

重金屬?gòu)?fù)合污染通過(guò)影響生物體的正常生理活動(dòng)和生化反應(yīng)而發(fā)生相互作用。在外觀上，重金屬?gòu)?fù)合污染表現(xiàn)為根莖伸長(zhǎng)降低，產(chǎn)量下降[17]、出葉速度降低、開花延遲、葉片黃化[18]等；對(duì)葉片的損傷主要有葉綠素含量降低，葉片滲透勢(shì)下降，葉片可溶性蛋白質(zhì)含量減少，氣孔阻力增大，葉組織膜透性變大等。受重金屬聯(lián)合毒性的影響，生物體內(nèi)部分酶的活性或功能發(fā)生改變。在Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合污染對(duì)雜交水稻苗生理毒性的研究一文中[19]，結(jié)果表明隨著復(fù)合重金屬污染濃度的增大，水稻苗體內(nèi)丙二醛(MDA)含量迅速增加；POD和SOD酶活性呈先升后降的變化趨勢(shì)。在不同生育期，植物生理生化的變化是不同的，彭文勇等[20]研究認(rèn)為，鋅鉻復(fù)合污染下，在水稻不同生育期，水稻根系抗氧化酶(SOD，POD和CAT)活性并不隨鋅、鉻濃度的增加而升高或降低，而呈現(xiàn)一定的波狀起伏。

目前認(rèn)為重金屬污染對(duì)植物的主要傷害途徑之一是造成體內(nèi)的過(guò)氧化脅迫，即導(dǎo)致體內(nèi)產(chǎn)生大量的活性氧自由基(ROS)，從而造成生物大分子和膜脂的過(guò)氧化。過(guò)量重金屬離子造成植物氧化脅迫的原因可能有: (1) 某些重金屬離子(如Cu2+) 能催化OH·非酶促反應(yīng)；(2) 重金屬使生物體內(nèi)抗氧化酶(如SOD) 活性下降,造成ROS 的過(guò)量累積；(3) 重金屬使葉綠體或線粒體中的電子傳遞途徑發(fā)生改變,從而導(dǎo)致超氧自由基(O2) 的產(chǎn)生[21]。

2.3 破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)與功能

對(duì)細(xì)胞器結(jié)構(gòu)功能的改變也會(huì)影響重金屬?gòu)?fù)合污染物對(duì)生物體的毒性。有研究通過(guò)電鏡觀測(cè)出植物細(xì)胞的損傷狀態(tài)，Hg、Cd復(fù)合污染毒性大于兩種金屬單一作用，在細(xì)胞結(jié)構(gòu)上能明顯觀測(cè)到葉綠體膨脹，外膜破裂，基粒片層垛疊混亂；線粒體脊突膨脹，呈現(xiàn)凌亂狀態(tài)甚至空泡狀殘?bào)w；細(xì)胞核變形，核膜內(nèi)陷，染色質(zhì)凝集，呈無(wú)序狀態(tài)甚至解體[7]。

2.4 干擾大分子的結(jié)構(gòu)與功能

有毒化學(xué)物質(zhì)通過(guò)抑制生物大分子的合成與代謝，干擾基因的擴(kuò)增和表達(dá)，對(duì)DNA造成損傷或使其斷裂并影響其修復(fù)，與DNA生成化學(xué)加和物[23]等途徑對(duì)生物體形成毒性也是復(fù)合污染的重要機(jī)理。周新文等[24]認(rèn)為鯽魚組織DNA甲基化水平的變化是重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)其產(chǎn)生基因毒性作用的一種機(jī)制。其研究表明，Cu、Zn、Pb、Cd 及其混合重金屬離子極大地提高了鯽魚肝臟DNA 的總甲基化水平；隨著混合重金屬離子濃度的增加，鯽魚肝臟DNA的總甲基化水平也有所增高;混合重金屬離子對(duì)不同組織DNA 總甲基化水平的影響不同，肝臟>魚鰓>腎臟。馬瑩等[25]認(rèn)為，Hg對(duì)微生物的毒性機(jī)理在于抑制其蛋白質(zhì)和核酸的合成而致突變，Cd則是通過(guò)使DNA鏈斷裂而致突變。Sayyad等[26]發(fā)現(xiàn)，Pb、Cd和Zn對(duì)小麥的DNA結(jié)構(gòu)的損傷并不明顯，但在DNA轉(zhuǎn)錄水平上顯得異常，這表明Pb、Cd和Zn對(duì)基因表達(dá)的干擾作用遠(yuǎn)大于對(duì)其結(jié)構(gòu)的破壞作用，這也可能是重金屬致毒的重要機(jī)理。

3 重金屬對(duì)土壤的復(fù)合污染

由于土壤微生物的種類數(shù)量及生理活性等對(duì)重金屬污染的響應(yīng)比同一環(huán)境中的動(dòng)物和植物更靈敏，因而微生物能夠及時(shí)準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)土壤養(yǎng)分及環(huán)境質(zhì)量的變化，反映土壤的污染狀況，是最有潛力的評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量的指標(biāo)[27]。

3.1 土壤微生物活性

土壤微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)換的重要參與者，是土壤有機(jī)組分和生態(tài)系統(tǒng)中最活躍的部分，幾乎參與土壤生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)所有的物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)等過(guò)程，擔(dān)負(fù)著維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的正常有序運(yùn)轉(zhuǎn)，凈化緩沖土壤重金屬污染等多方面的功能[28]。它主要包括細(xì)菌真菌放線菌原生動(dòng)物藻類以及微小動(dòng)物[27]。因此，土壤微生物的活性也反映出土壤受污染的程度。

土壤生物活性包括土壤生物生長(zhǎng)、代謝和土壤酶活性，都是來(lái)表示土壤微生物的生物作用，易受到重金屬?gòu)?fù)合污染的影響。韓桂琪等人[6]研究發(fā)現(xiàn)，在離受重金屬Pb、Cd、Zn和Cu污染的礦口越近，土壤酶活性和土壤微生物數(shù)量、微生物生物量碳和氮受到的抑制程度也顯著增強(qiáng)；土壤蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶、過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性下降16.7%～92.3%。同時(shí)，低濃度的重金屬污染刺激了土壤酶活性的增加，但隨著重金屬濃度的增加, 土壤酶活性有一定程度的下降,尤其是高濃度的重金屬污染對(duì)土壤酶活性的抑制作用非常顯著。線郁等人[29]通過(guò)對(duì)北京市建成區(qū)的233個(gè)受重金屬?gòu)?fù)合污染的采樣點(diǎn)分析發(fā)現(xiàn)，土壤脲酶活性微生物量碳(MBC)和有機(jī)碳(SOC)的含量與土壤中Cd、Cu、Zn和Pb的濃度正相關(guān)，且土壤酶活性受土壤重金屬含量和土壤性質(zhì)聯(lián)合效應(yīng)的影響。這可能是由于不同微生物對(duì)重金屬毒性的敏感程度不同。因此，在受重金屬污染的土壤中，不能單一的用重金屬濃度來(lái)衡量其對(duì)土壤生物的毒害作用，土壤中的有機(jī)質(zhì)等固相能固定鈍化部分重金屬，從而降低重金屬的毒性。隨著土壤重金屬含量增加，土壤中微生物酶活性降低，生物代謝速率減慢，土壤中C、N、P和可礦化N均逐漸降低，受污染土壤中微生物量也相應(yīng)減少[4]。

另外，最近也有研究提出了利用土壤的呼吸作用這一指標(biāo)來(lái)反應(yīng)土壤重金屬污染狀況。土壤的呼吸作用是與土壤微生物生長(zhǎng)、代謝等過(guò)程中釋放的二氧化碳的過(guò)程，是衡量土壤微生物總活性的重要指標(biāo)[30-31]。秦永生等人[32]發(fā)現(xiàn)重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度的抑制程度要比單一污染更明顯，說(shuō)明多種金屬之間有一定的協(xié)同作用，但在復(fù)合污染初期CO2釋放量高于單一污染。這可能由于在污染早期，重金屬?gòu)?fù)合污染會(huì)促進(jìn)土壤微生物的呼吸分解碳，較低重金屬脅迫下微生物需要更多的能量來(lái)維持生存而加快了碳源消耗。

高等學(xué)校在進(jìn)行雙創(chuàng)指導(dǎo)時(shí)，首先要師生認(rèn)識(shí)到雙創(chuàng)教育的本質(zhì)其實(shí)是素質(zhì)教育的一種，核心是培養(yǎng)人才，這也就需要高校教師在課堂教學(xué)中進(jìn)行科學(xué)、有效的引導(dǎo)。利用“互聯(lián)網(wǎng)+”的理念及技術(shù)，將一些大學(xué)生雙創(chuàng)的優(yōu)秀案例，進(jìn)行系統(tǒng)、科學(xué)的分析，然后融入到課堂理論教學(xué)中去。從而逐漸拓展學(xué)生的雙創(chuàng)思維，提升學(xué)生的團(tuán)隊(duì)合作能力，提高學(xué)生融入社會(huì)的能力。并通過(guò)科學(xué)、系統(tǒng)的雙創(chuàng)實(shí)踐環(huán)節(jié)，增強(qiáng)學(xué)生的動(dòng)手實(shí)踐能力，自主學(xué)習(xí)能力，使得學(xué)生能夠?qū)⒆约旱膭?chuàng)意，轉(zhuǎn)化到雙創(chuàng)活動(dòng)中去，提高雙創(chuàng)的成功率。

3.2 土壤微生物群落

除影響土壤生物活性外，重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物群落之間的關(guān)系也是國(guó)內(nèi)外環(huán)境領(lǐng)域的一個(gè)研究重點(diǎn)。重金屬污染能夠通過(guò)降低土壤微生物生物量, 降低活性細(xì)菌菌落的數(shù)量等等明顯影響土壤的微生物群落, 同時(shí)重金屬污染亦能明顯影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，即土壤微生物多樣性[33]。這種多樣性表現(xiàn)在物種多樣性、功能多樣性、遺傳多樣性和生態(tài)特征多樣性[34]。郭星亮等人[35]通過(guò)研究陜西省銅川煤礦礦區(qū)多種重金屬?gòu)?fù)合污染的狀態(tài)以及其對(duì)土壤中微生物群落功能的影響，采用Biolog方法、主成分分析和聚類分析發(fā)現(xiàn)，在輕度中度污染情況下，土壤微生物群落對(duì)碳源的利用表現(xiàn)出激活效應(yīng); 而在重度污染的情況下，土壤微生物群落對(duì)碳源(主要為糖類和氨基酸類)的利用表現(xiàn)出抑制效應(yīng)。邢奕等人[36]也得到相同結(jié)果，并進(jìn)一步指出不同類群的微生物對(duì)重金屬敏感程度為真菌抗性最強(qiáng)，放線菌和細(xì)菌次之。

此外，重金屬與微生物接觸時(shí)間以及重金屬在土壤中的形態(tài)也會(huì)對(duì)微生物群落有影響。向彬等人[37]發(fā)現(xiàn)，隨著土壤微生物與重金屬Cd、Zn、Cu和Pb的接觸時(shí)間增加，細(xì)菌真菌和放線菌數(shù)量先降低后增加。程?hào)|祥等人[38]發(fā)現(xiàn)，碳酸鹽結(jié)合態(tài)的Pb和Ni對(duì)放線菌的生長(zhǎng)繁殖具有刺激作用，碳酸鹽結(jié)合態(tài)Zn對(duì)細(xì)菌的生長(zhǎng)繁殖具有刺激作用，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)的Zn與有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu對(duì)細(xì)菌放線菌的生長(zhǎng)繁殖具有刺激作用。隨著重金屬污染程度增加，土壤自生固氮菌數(shù)量呈下降趨勢(shì)，而細(xì)菌、放線菌和真菌的數(shù)量無(wú)明顯變化； 微生物向真菌相對(duì)含量增加，放線菌與革蘭氏陰性菌含量相對(duì)減少的趨勢(shì)發(fā)展[4]，從而出現(xiàn)優(yōu)勢(shì)種群。另外，土壤中重金屬元素會(huì)使抗性種群增加，重金屬濃度增加會(huì)使反硝化微生物多樣性增加，表現(xiàn)出微生物對(duì)環(huán)境脅迫的一種適應(yīng)機(jī)制。因此，重金屬污染導(dǎo)致群落結(jié)構(gòu)變異性增大，而降低了群落的穩(wěn)定性。

4 研究展望

綜上所述，雖然目前對(duì)重金屬?gòu)?fù)合污染的研究已取得一些進(jìn)展，但多數(shù)是基于研究單一重金屬而對(duì)復(fù)合污染機(jī)制的猜測(cè)性探討，仍然還有許多地方不明確，歸納起來(lái)主要有以下幾個(gè)方面：

4.1 深化重金屬?gòu)?fù)合污染機(jī)理的研究

很多復(fù)合污染研究的結(jié)果帶有猜測(cè)性，總的來(lái)說(shuō)并不統(tǒng)一，應(yīng)利用分子生物學(xué)的各種手段和人工模擬方法，進(jìn)一步解釋重金屬?gòu)?fù)合污染的致毒途徑及其機(jī)理。

4.2 引入更多的研究方法和實(shí)驗(yàn)技術(shù)

目前的重金屬?gòu)?fù)合污染多以急性毒性實(shí)驗(yàn)為主，長(zhǎng)效應(yīng)實(shí)驗(yàn)(如基因突變和遺傳等)和蓄積實(shí)驗(yàn)較少。在重金屬?gòu)?fù)合污染研究中應(yīng)加強(qiáng)新技術(shù)的運(yùn)用。

4.3 加強(qiáng)污染濃度和污染毒性效應(yīng)一致性的研究

重金屬?gòu)?fù)合污染不僅決定于污染物或金屬元素本身性質(zhì)，更重要的是與重金屬污染物濃度有關(guān)應(yīng)著重于不同濃度水平重金屬對(duì)生物的作用機(jī)理研究。

4.4 加強(qiáng)其他體系方面的研究

目前大多數(shù)研究集中在土壤-植物體系方面的研究，而缺少對(duì)土壤-水體系和土壤-大氣體系的重金屬?gòu)?fù)合污染研究。

[1] Gupta S,Pandotra P,Gupta A P,Dhar J K,Sharma G, Ram G, Husain M K,Bedi Y S. Volatile (As and Hg) and non-volatile (Pb and Cd) toxic heavy metals analysis in rhizome of Zingiber officinale collected from different locations of North Western Himalayas by atomic absorption spectroscopy[J].Food and chemical toxicology : an international journal published for the British Industrial Biological Research Association, 2010, 48: 29-66.

[2] 向 彬, 王 彬, 徐衛(wèi)紅, 熊治庭. 重金屬Cd、Zn、Cu、Pb對(duì)土壤微生物和酶活性的影響[J]. 氨基酸和生物資源,2012,(34): 4-8.

[3] 張 巒. 鎘鋅菲復(fù)合污染對(duì)土壤微生物的分子生態(tài)毒理效應(yīng)[D]. 上海:上海交通大學(xué), 2006.

[4] 胥正鋼, 趙運(yùn)林, 周曉梅, 許永立. 重金屬污染對(duì)土壤微生物影響的研究進(jìn)展[J]. 江西農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2014, 26: 53-55.

[5] Liu A, Zhang Y, Fang Y, Wei L I, Chen Z. Effects of salt stress on the growth, antioxidant ability and salt stress protein of calendula officinalis[J]. Acta Pratacultuae Sinica, 2015, 20(6): 52-59.

[6] 韓桂琪, 王 彬, 徐衛(wèi)紅, 王慧先, 張海波, 劉 俊, 張明中, 周坤, 熊治庭. 重金屬Cd、Zn、Cu和Pb復(fù)合污染對(duì)土壤生物活性的影響[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2012, (20): 1236-1242.

[7] Fang L, Yu J, Zhang C F, Yu Y C. Characteristics of adsorption and desorption of copper and cadmium ionsin soils under different land use types[J]. CHINESE JOURNAL OF ECO-AGRICULTURE, 2013, 21: 1257-1263.

[8] 毛曉茜, 鐵柏清. 銅、鎘、汞單一及其復(fù)合污染對(duì)少根紫萍的毒害研究[J]. 四川環(huán)境, 2012, (31): 45-49.

[9] 劉美美, 韓張雄, 馬婭妮, 張小輝. 土壤、土壤-植物系統(tǒng)中復(fù)合污染研究進(jìn)展[C]. 學(xué)術(shù)年會(huì), 2012.

[10] Wang X, Shi Y, Chen X, Huang B. Screening of Cd-safe genotypes of Chinese cabbage in field condition and Cd accumulation in relation to organic acids in two typical genotypes under long-term Cd stress[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2015, 22: 16590-16599.

[11] 竇晶晶. Cd、Cr單一及復(fù)合污染對(duì)赤子愛(ài)勝蚓的毒理研究[D]. 咸陽(yáng):西北農(nóng)林科技大學(xué), 2015.

[12] Hamilton S J, Buhl K J. Hazard assessment of inorganics, individually and in mixtures, to two endangered fish in the San Juan River, New Mexico[J]. Environmental Toxicology & Water Quality, 2015, 12: 195-209.

[13] Alfadul S M S, Al-Fredan M A A. Effects of Cd, Cu, Pb, and Zn Combinations on Phragmites australis Metabolism, Metal Accumulation and Distribution[J]. Arabian Journal for Science and Engineering, 2013, 38: 11-19.

[14] 王 恒. 土壤重金屬?gòu)?fù)合污染研究進(jìn)展[J]. 科技創(chuàng)新導(dǎo)報(bào), 2016,(13): 71-72.

[15] Karginn F, Cogun H Y. Metal Interactions During Accumulation and Elimination of Zinc and Cadmium in Tissues of the Freshwater Fish Tilapia nilotica[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1999, 63: 511-519.

[16] Khan B, Shah M R, Ahmed D, Rabnawaz M, Anis I, Afridi S, Makhmoor T,Tahir M N.Synthesis, characterization and Cu2+triggered selective fluorescence quenching of Bis-calix[4]arene tetra-triazole macrocycle[J]. Journal of Hazardous Materials, 2016, 309: 97.

[17] 佟 倩, 紀(jì)薇薇, 沈 洋, 王 紫, 張秀雙, 魏曉敏. 硅對(duì)鎘鋅復(fù)合污染下玉米植株體內(nèi)鎘、鋅含量及重金屬形態(tài)的影響[J]. 西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)自然科學(xué)版, 2016, (44): 171-176.

[18] 王 飛, 胥 燾, 張 晟, 郭 強(qiáng), 聶小倩, 黃應(yīng)平. Pb、Cd單一及復(fù)合脅迫對(duì)桂花幼苗生理生化特性的影響[J]. 重慶環(huán)境科學(xué), 2013, (35): 3-7.

[19] 莫 爭(zhēng), 王春霞, 陳 琴, 王 海, 薛傳金, 王子健. 有色稻與常規(guī)稻富硒能力比較及其機(jī)理初探[J]. 環(huán)境化學(xué), 2015, (21): 110-116.

[20] 彭文勇, 王巧蘭, 李漢濤, 段慶波, 趙竹青, 楊 野. 氮磷鋅配施對(duì)水稻幼苗生長(zhǎng)及抗氧化酶活性影響的研究[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2015, (54): 4419-4423.

[21] 趙寶泉, 萬(wàn) 宇, 楊世湖, 余 麗, 晉玉寬, 萬(wàn)建民. 外源NO供體硝普鈉(SNP)對(duì)重金屬Cd脅迫下水稻幼苗膜脂過(guò)氧化及抗氧化酶的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2010, (26): 468-475.

[22] Vitória A P, Santos J L D S, Vieira T D O, Cunha M D, Pireda S F, Rabelo G R. Influence of ecologic type, seasonality, and origin of macrophyte in metal accumulation, anatomy and ecophysiology of Eichhornia crassipes and Eichhornia azurea[J]. Aquatic Botany, 2015, 125: 9-16.

[23] 吳一萍. 光電及電化學(xué)發(fā)光傳感器研究環(huán)境污染物導(dǎo)致的DNA特異性損傷[D]. 北京:中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，2014.

[24] 周新文, 朱國(guó)念, Jilisa, Mwalilino, 孫錦荷. Cu、Zn、Pb、Cd及其混合重金屬離子對(duì)鯽魚(Carassius auratus)DNA甲基化水平的影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2001, (21): 549-552.

[25] 馬 瑩. 植物-土壤-微生物相互作用以及對(duì)重金屬污染土壤植物修復(fù)的影響[C]. 2014中國(guó)環(huán)境科學(xué)學(xué)會(huì)學(xué)術(shù)年會(huì), 2014.

[26] Sayyad G, Afyuni M, Mousavi S F, Abbaspour K C, Hajabbasi M A, Richards B K, Schulin R. Effects of cadmium, copper, lead, and zinc contamination on metal accumulation by safflower and wheat[J]. Soil & Sediment Contamination, 2009, 18: 216-228.

[27] 張 妍, 崔驍勇, 羅 維. 重金屬污染對(duì)土壤微生物生態(tài)功能的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2010, (5): 305-313.

[28] 毛雪飛, 吳羽晨, 張家洋. 重金屬污染對(duì)土壤微生物及土壤酶活性影響的研究進(jìn)展[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2015, (43): 7-12.

[29] 線 郁, 王美娥, 陳衛(wèi)平. 土壤酶和微生物量碳對(duì)土壤低濃度重金屬污染的響應(yīng)及其影響因子研究[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, (1): 63-70.

[30] 張曉雨, 張 賽, 王龍昌, 等. 秸稈覆蓋條件下小麥生長(zhǎng)季根系呼吸對(duì)土壤呼吸作用的貢獻(xiàn)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 34(11): 2846-2852.

[31] 陳書濤, 胡正華, 張 勇, 等. 陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤呼吸時(shí)空變異的影響因素研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011, 32(8): 2184-2192.

[32] 秦永生, 趙 吉, 劉振乾, 等. 重金屬 Cu 與 Pb 復(fù)合污染對(duì)土壤呼吸影響的研究[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2008, 36(3): 1117-1118.

[33] 王秀麗, 徐建民, 姚槐應(yīng), 等. 重金屬銅, 鋅, 鎘, 鉛復(fù)合污染對(duì)土壤環(huán)境微生物群落的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2003, 23(1): 22-27.

[34] 劉 霞, 劉樹慶, 王勝愛(ài), 等. 重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物生態(tài)特征的影響研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(B03): 17-21.

[35] 郭星亮, 谷 潔, 陳智學(xué), 等. 銅川煤礦區(qū)重金屬污染對(duì)土壤微生物群落代謝和酶活性的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23(3): 798-806.

[36] 邢 奕, 司艷曉, 洪 晨, 等. 鐵礦區(qū)重金屬污染對(duì)土壤微生物群落變化的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2013, 26(11): 1201-1211.

[37] 向 彬, 王 彬, 徐衛(wèi)紅, 等. 重金屬 Cd, Zn, Cu, Pb 對(duì)土壤微生物和酶活性的影響[J]. 氨基酸和生物資源, 2012, 34(3): 4-8.

[38] 程?hào)|祥, 張玉川, 馬小凡, 等. 長(zhǎng)春市土壤重金屬化學(xué)形態(tài)與土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的關(guān)系[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2009, 18(4): 1279-1285.

Influencing Mechanism of Combined Heavy Metal Pollution on Soil Microorganisms

GUO Qiang

(MeishanEnvironmentalMonitoringCenter,Meishan,Sichuan620010,China)

Combined pollution has become one of the important directions of environmental science at present. Based on the review of current research about combined heavy metals pollution, this paper discussed the mechanism of combined heavy metals pollution, and the influence of heavy metal on soil microorganism activity, enzymatic activity, and soil microbial community, existing problems and research directions of combined heavy metals pollution were put forward.

Heavy metals;combined pollution;mechanism

2017-01-25

郭 強(qiáng)(1981-)，男，四川大邑人，2008年畢業(yè)于西華師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)專業(yè)，碩士，工程師，主要從事環(huán)境監(jiān)測(cè)，生態(tài)環(huán)境恢復(fù)研究。

X13

A

1001-3644(2017)03-0167-06