土壤有机物—重金属复合污染的生物有效性研究进展

李冰　李玉双

摘要：有机物-重金属复合污染物及其与土壤环境因子间的作用具有普遍性和多样性，其生物有效性与单一组分污染不同，单一污染理论常常无法解决复合污染问题。基于土壤有机物-重金属复合污染的生物有效性研究现状，从生物有效性变化类型、机制及影响因素3个方面，综述土壤有机物-重金属复合污染的生物有效性研究进展，并提出该领域研究中的不足和展望。

关键词：土壤复合污染；有机物-重金属；交互作用；生物有效性

中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2017）18-3405-05

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2017.18.002

Abstract： The combined pollutant of organic substance and heavy metals， the interaction between the combined pollutant and soil environmental factors is universal and multifarious， and its bio-availability is different from that of the single component pollution. The single pollution theory usually fail to explain compound pollution phenomenon. Based on status quo of research on the bioavailability of the combined pollutant， from the variation types， mechanism， and influence factors of bio-availability， the research progress on the bio-availability of combined pollution of the soil organic substance and heavy metals was summarized， and the existing deficiencies and research prospects were put forward.

Key words： soil combined pollution； organic substance and heavy metal； interaction； bio-availability

隨着科学技术的快速发展，一方面，在工农业生产活动中使用、产生的有毒、有害化学物质种类和数量逐渐增多，另一方面，由于企业管理、处理能力等因素，越来越多的人工合成化学物质进入环境，导致不同类型、功能的土壤受到不同程度的污染。土壤环境污染现状不容乐观，总体上以有机物污染和重金属污染为主。有机污染物主要有农药、多环芳烃（PAHs）、石油烃等，全国受有机污染物污染的农田达3 600万hm2。重金属主要有镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌和镍，中国主要城镇土壤中部分重金属元素含量超过土壤环境质量标准中的背景值[1]。早期的污染研究主要侧重于一种污染物质产生的环境效应，随着科研的深入和拓展，研究者认识到环境污染物的有伴生性和综合性，不同污染物之间可产生联合作用，形成复合污染（Combined Pollution）[2]。有机物和重金属在土壤中共存，不同污染物之间和其与环境因子之间发生多种相互作用，增加了治理污染的成本及治理的复杂性。环境中复合污染现象常常无法用单一污染理论来解释。从单一污染物的环境效应出发制定的评价标准也无法客观反映复合污染的环境质量影响，对复合污染的研究正成为环境污染研究的方向和热点，尤以对有机物-重金属复合污染研究居多。土壤污染影响土壤理化性质和生态功能，有害物质通过食物链的累积、放大效应最终进入人体，危害人类健康。若以污染物总量为指标来评价其生态风险，则会因为污染物存在结合态等不易被生物体吸收的部分而高估污染物的环境效应，需要将污染物被生物吸收的性质或产生的毒性效应作为考察指标来指示污染物在环境中的变化及在生物体内的累积程度，即考察生物有效性（Bioavailability）。国内外学者对此进行了研究，多局限于复合污染的表观效应，对其交互作用及机理阐述不足，随着研究方法的进步，复合污染效应和机理研究也会有较大进展[3]。

1 生物有效性变化类型

复合污染，是指在同一环境介质中，两种或两种以上污染物同时存在、共同作用，对环境介质中的非生物因素和生物因素形成干扰或损害的环境污染现象。依据污染物的类型可分为有机复合污染、无机复合污染和有机-无机复合污染，有机物-重金属复合污染属于有机-无机复合污染。生物有效性是指在环境介质中，污染物发生迁移、转化现象的能力及其被生物体吸收积累量之间的关系[4]。多种污染物同时存在于同一环境中，由于污染物具有种类多样性和结构复杂性，其相互作用的途径和机理也非常复杂。复合污染物对周围生物产生的生物学效应不是简单等同于单一污染组分的生物学效应之和。污染物的交互作用会明显影响其在生物体内的积累以及生物学层次上的毒性效应[5-7]。通过比较复合污染及各组分单一污染对生物体影响的强弱程度，可以将复合污染的生物有效性分为3类，分别是生物有效性加强、生物有效性减弱、生物有效性无明显变化。

1.1 生物有效性加强

由于复合污染物之间存在协同作用（Synergistic Effect），导致与生物体同时或先后接触的两种或两种以上污染物质，经联合作用产生的毒性效应大于其中所有单一污染组分分别作用的毒性效应之和。Kong等[8]的研究结果表明，在对土壤微生物群落功能影响方面，土霉素与Cu复合污染显著大于单一污染物分别污染。刘文霞等[9]研究发现汞和丁草胺复合污染明显增强了对油麦菜的毒性效应，增大了对其叶片细胞膜的破坏程度，两者产生协同作用。endprint

1.2 生物有效性减弱

由于复合污染物之间存在拮抗作用（Antagonistic Effect），导致与生物体同时或先后接触的两种或两种以上污染物质，经联合作用产生的毒性效应小于其中所有单一污染组分分别作用的毒性效应之和。张蕾等[10]通过相关毒理试验发现，当添加浓度为0.2 mg/L的麝香酮、中低浓度的Cd时，两种污染物表现为拮抗作用。Maqueda等[11]发现土壤复合物中的Al、Fe可与草甘膦结合，多出的空位可吸附Cu（Ⅱ），从而降低毒性。

1.3 生物有效性无明显变化

复合污染物之间存在加和作用（Additive Effect），生物体同时或先后接触的两种或两种以上污染物质，经交互作用产生毒性效应与其中所有单一污染组分分别作用的毒性效应之和相等。Teisseire等[12]发现，敌草隆通常与杀真菌剂一起使用，杀真菌剂在环境中容易释放出Cu，敌草隆与Cu之间存在相加作用。

2 生物有效性变化机制

复合污染物进入土壤后会产生一系列环境行为，导致其在土壤中形成不同的形态，改变生物体的吸收利用。在复合污染的生物有效性研究中，有必要认识复合污染物之间交互作用机理。交互作用的实质是一种污染物改变其他共存污染物毒性，一方面是改变污染物的化学性质，即改变其化学结构或化合物的组成，另一方面是影响污染物在生物体内的代谢过程，干扰扩散、排泄、生物转化等[13]。

2.1 复合污染物在土壤中的物理作用

复合污染物在土壤中的物理作用主要是指污染物对于生物体内或生态介质中活性吸附位点的竞争作用，一种位点结合能力强的污染物取代另一种处于竞争弱势的污染物，产生相互制约的效应[14，15]，导致复合污染物的生物有效性发生变化。有机物与重金属之间的吸附过程主要发生在腐殖质部分，吸附是物质在土壤/水界面的累积过程，最初是由溶质和固相分子间相互作用[13]。Gao等[16]发现重金属Pb、Zn、Cu可促进菲的土壤吸附，导致其生物吸收性下降。原因可能是重金屬提高了溶解性有机质在土壤表面的吸附强度，一方面导致平衡溶液中的溶解性有机质含量降低，使菲的分配效应也随之下降，另一方面导致土壤有机质含量增加，使菲在土壤表面的吸附增强。Cao等[17]指出，生物膜一般都带有负电荷，带正电荷的Cd2+易于吸附到生物膜表面，Cd2+与细胞膜上的磷酸根、醋酸根等亲水基团的配合作用使得细胞膜表面疏水性有所增加，使疏水性的多环麝香易于靠近细胞膜从而被植物吸收。白庆中等[18]指出，垃圾填埋降解过程中产生的乙酸、富里酸和多种重金属共存时，由于竞争吸附使得黏土对重金属吸附能力普遍小幅度下降，意味着易利用态重金属增加，生物有效性增强。

2.2 复合污染在土壤中的化学作用

含有-SH、-NH2、-OH、-COOH等活性官能团的有机污染物与重金属共存时极易形成络合物，明显改变污染物单一存在时在土壤中的形态分布、化学行为和生物有效性。土壤环境中的Cr主要是以Cr3+和Cr6+存在，其中Cr3+毒性较低，稳定性较高。和Cr6+可以相互转化。研究表明，有机污染物如芳香族化合物可以作为Cr6+还原的电子供体，在好氧或厌氧条件下，某些微生物对重金属Cr6+与芳香化合物具有共脱毒作用，从而降低其毒性效应[13]。王帅等[19]发现Pb对玉米和黑麦草根际土壤中B[α]P的降解具有一定的抑制作用，根际活化作用会增加有效态Pb，使得Pb的生物毒害作用加强。王米道等[20]研究表明，铜可以减轻草甘膦对小麦的毒性，原因可能是草甘膦与铜相互作用形成了稳定、低毒的络合物，使草甘膦毒性降低甚至失去活性。

2.3 复合污染物在土壤中的生物学作用

2.3.1 对生物膜结构和功能的影响 膜结构是污染物进入生物体的过程中优先作用的部位，复合污染物可以引起膜结构在结构和功能上的扰动，使膜通透性发生变化从而影响其主动、被动转运能力[21]。Sikkema等[22]研究发现多数脂溶性有机物如PAHs等优先在细胞膜中停留，与膜上脂溶性化合物作用，导致细胞膜流动性增加，对质子通透性增高，使重金属离子更容易进入细胞，影响细胞的功能。部分有机污染物会提高重金属对生物体的毒害作用，增强生物有效性。Moreau等[23]通过羊头鲤鱼对锌与菲的吸收试验表明，锌与菲有拮抗作用，可能是菲改变了溶酶体膜稳定性，影响溶酶体对金属锌的解毒作用。有研究表明，单一低剂量的荧蒽或重金属污染对微生物无影响，而复合污染的毒性明显增加，原因是荧蒽可以改变细胞膜的通透性，提高重金属对微生物的毒性[24]。

2.3.2 对生物体酶（系）的影响 复合污染物通过改变有关酶（系）的数量和活性影响污染物在生物体内的转移、转化和代谢等行为，从而影响其毒性。王帅等[19]通过研究发现在玉米和黑麦草根际土壤中，Pb对苯并[α]芘的降解具有抑制作用。原因可能是重金属离子与微生物蛋白酶分子发生络合反应或取代酶活性中心离子而使其失活，对微生物产生毒害作用。王凯[25]的研究表明重金属取代生物体内蛋白酶活性中心功能离子，致其失活，根际促降解过程中PAHs类化合物如苯并[α]芘的分解受到Cd的抑制。Lin等[26]指出，加入重金属可导致甲基叔丁基醚（MTBE）降解率降低，可能是重金属吸附进入微生物细胞或在细胞表面析出，改变了MTBE的活性部位；也有可能是重金属与MTBE生物降解酶或细胞代谢酶结合导致其变性或失活。

2.3.3 对生物体大分子物质的影响 复合污染物可作用于核酸、蛋白质等生物大分子物质，通过诱导、结合等生理生化过程，对其正常的结构和功能造成干扰。周启星等[27]通过乙草胺-Cu复合污染土壤的16SrRNA片段DGGE指纹图谱分析表明，高浓度组合急性毒性暴露导致土壤微生物产生突变，特异微生物种类如耐受或降解菌富集。有研究发现，亚砷酸钠可加剧甲基甲烷磺酸酯诱发细胞DNA双链断裂，还可对DNA链断裂的再修复产生抑制[21]。Luekenbach等[28]指出，转运体是生物抵御环境异生质在细胞内累积的第一道防线，由于多环麝香具有高疏水性，因而与转运体蛋白的亲和力更强，一方面，多环麝香通过抑制转运体蛋白的活性，使Cd在植物体内的累积量增加；另一方面，Cd能够影响生物体的耐受性，减少异生质的外排使佳乐麝香（HHCB）的累积量增大[29]。说明Cd和HHCB复合污染的生物有效性大于单一污染情况。endprint

3 生物有效性變化影响因素

3.1 污染物因素

3.1.1 污染物种类 复合污染物各组分种类不同，结构各异，理化性质也有差别。重金属具有不同的电荷和半径，有机物在化学结构上具有多样性，复合污染物的生物有效性具有差异。在相同的HHCB平衡浓度下，Cu可以促进HHCB在潮土上的吸附，而Cd则抑制HHCB在潮土上的吸附，原因可能是Cd2+半径较大，水化离子半径较小，交换能力较强，易于被土壤吸附。Cd2+更易于吸附于土壤表面，占据土壤吸附点位，使HHCB在土壤表面的吸附减少[27]。Shen等[30]认为Zn和苯并[α]芘之间交互作用对脲酶活性的影响表现为拮抗作用，Zn和菲之间则表现为协同作用。王凯[25]指出高浓度Cd对土壤中苯并[α]芘的降解有明显抑制作用，加入初始浓度为250 mg/kg的芘则能显著缩短苯并[α]芘降解半衰期，缓解高浓度Cd对苯并[α]芘降解的抑制。

3.1.2 污染物浓度配比 杜立[31]认为低浓度DBP与Cd复合作用在染毒初期对SOD、POD活性表现为拮抗作用，高浓度DBP与Cd复合作用则表现为协同作用。戚与珊等[32]研究发现，低浓度Cu与环丙沙星复合时，毒性增强，对小麦根伸长抑制程度增加，表现为协同效应；高浓度Cu与环丙沙星复合后，其毒性有所缓解，表现为拮抗效应。刘爱菊等[33]发现低剂量Cu的存在可缓解磺胺甲基嘧啶对土壤基础呼吸及土壤微生物量碳、氮的抑制作用；而高剂量的Cu则加重磺胺甲基嘧啶对这些土壤微生物指标的影响。

3.1.3 暴露时间 将时间作为一种胁迫因子考虑在胁迫生态学和生态毒理学的研究中，如果忽略染毒时间，则会在环境风险评价中产生偏差[34]。周启星等[27]分析指出，微生物为适应长时间、较小剂量的复合污染，体内或许会发生可遗传变异。魏子艳[35]发现土霉素、恩诺沙星、磺胺二甲嘧啶和Cu的复合污染与细菌、真菌、放线菌的数量之间存在明显的时间-效应关系。

3.2 环境因素

土壤环境因子也是影响复合污染生物有效性的重要因素，不同土壤的理化性质，如有机质、pH、阳离子交换量和土壤质地等不同，土壤胶体表面所带电荷量，土壤颗粒比表面积等也有所差异，通过吸附或形成络合物等形式改变污染物在土壤中的特征也不同，从而影响复合污染物在土壤中的迁移、转化、降解以及生物有效性。陈翠红[21]发现HHCB在3种不同类型土壤中吸附量顺序与土壤有机质含量顺序一致，为红壤<潮土<棕壤，说明土壤有机质含量与对HHCB的吸附量有关，而重金属Cd和Cu的作用规律一致。荚德安等[36]指出，2，4-D浓度越高，Cu在土壤胶体上的吸附量越大，主要是因为2，4-D的存在显著增加了平衡液的pH，从而增加了土壤胶体表面所带的负电荷量。土壤黏粒含量和阳离子交换量增加，可以减少交换态Cd和Pb含量[37]。

3.3 生物因素

复合污染物的生物有效性受生物种类、组织部位等因素的影响。菲、Cd复合污染对土壤微生物种群数量的抑制率依次为放线菌<细菌<真菌[38]。李通等[39]认为，低Cu浓度下，环丙沙星与Cu复合污染对玉米根伸长和芽伸长表现为拮抗作用，对萝卜根伸长和芽伸长表现为协同作用。周启星等[27]表明，Cu处于低浓度水平时，乙草胺促进小麦地下根系吸收Cu，而抑制小麦茎叶组织富集Cu。

4 存在问题及研究展望

对有机物-重金属复合污染生物有效性的深入研究是环境污染状况全面、客观认识的需要，对土壤污染生态风险评价和早期预警具有重要意义，有利于为有关部门制定环境管理制度及采取有效修复技术合理解决土壤污染问题提供理论基础。随着众多学者在复合污染领域的深入，研究取得了较大的进展，但由于土壤介质与生物活动的复杂性、污染物性质及其相互作用的多样性，在一些方面仍然存在不足。

1）复合污染的生物效应及生物动力学模型多是基于模拟获得，试验周期较短、试验条件恒定，难以准确反映真实环境变化的多样性和周期性。应加强开展现场试验研究，对模拟试验研究结论进行野外试验验证，从而获得更为真实客观的研究成果。

2）复合污染在土壤-生物系统中的迁移、转化研究多停留在宏观表征阶段，应充分利用同位素示踪技术、荧光标记技术等先进的分析技术对污染物进行微观表征，并结合细胞生物学、分子生物学、生物信息学方法，在分子水平上揭示复合污染物的生物有效性及其相关机理。

3）土壤复合污染的生物有效性评价方法较为单一，化学评价方法操作简单、分析快速，但结果与污染物有效态实际含量存在差异；生物评价方法是评价污染物生物有效性的直接方法，试验周期长、重现性差。将两者结合并采用新型化学评方价法（被动采样技术）可能是复合污染生物有效性研究的发展方向。

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