（环境科学专业论文）克百威镉、氯嘧磺隆镉复合污染对土壤酶活性影响研究.pdf

a b s t r a c t w i t ht h cr 印j dd e v e l o p m e n t so fi n d u s t r ya n da 班c u l t u r e ，s o i lp e s t i c i d ea n dh c a v ym e t a l p o l l u t i o nb e c o m 鹪i n c r e 弱i i l g l yt e r r i b l e p e s t i c i d ea n dh e a v ym e t a lc o e x i s ti ns o i le n v i m m e n t w h i c he 弱i l yl e a d st op c s t i c i d e 蛐dh e a v ym e t a lc o m b i n e dp o l l u t i o n c c 粕b i n e dp 0 1 l u t i o n m a k 髂e n v i m l t i e n t “p o i l u t i o no fs o i le c o s y s t e mb e c o m em o r ea n dm o r et e r r i b l e n o w s t u d y 咖a c t i v i t i 髂o fs 两le n z y m ei n d u c e db yp e s t i c i d e 锄dh e a v ym e t a l m b i n e dp o l l u t i o ni ss t i l l f e w e r kt 董i i sa f t i d cw ei i c s t i g a t e dt h ee 氐e c t so fc a r b o f l l r a na n dc a 如i u m ，c h l o f i m u 姗e t l l y l 衄dc a d m i u ms i n 母ea n dc o m b i n e dp o l l u t i o no nu 勰e ，a d dp h o s p h a t 越e ，o x i d o - f e d u c t a s e a l 鹬c ) ，i i l v e n 酏ei nb l a c ks o i lo fn o n h e a s ta r e a 1 h ed y n 锄i ce f f c c t so fb o t hs i n 酉ea i l d 啪b i l l e dp 0 1 1 u t i o no fp e s t i c i d e sa n dc a d m j u mw e r ed e t e m i n e da n dm v e s t i g a t e d w e c o m p a ”dd i 蠡f e r e i l c c o fe 骶c c sj n d u c e db y p o n u t i a n dd e t e 珊i n e dt y p e so fp e s t i c i d e p e s t i c i d e 墙e a v ym e t a ls i n 酉c 柚d 咖b i n e d a i l dh e a v ym e t a li n t e r a c t i o n m c 强t i m ew e d i s c u s s e dm c c h a n i s mo ft l i ei n t e r a c t j o na n dt h a tw i l ls u p p l yt h es c i e n t i f i cs o i lo i g a i s m c v a l u a t i 曲i n d i c c s 蕾阱s o i ls a f c t yi n1 l o n h e a s ta i e a 1 h ec o n d u s i o ni st h a t ： 1 c a d l n i u m ( 5 m 昏k 茁1 ) ，c a r b o f u r a n ( 1 ，5 ，1 0 m g k g - 1 ) a n dc h l o r i m u r o n c t h y l ( 4 五1 5 箕q g 蜒p ) s i n 蚤ep o l l l n i o n “蛳蚰g l yi n h i b i t e d a c t i v i t yo fu r e a s e 蛐d 也ei n h i b i t i o nw 踞i e c e d ef i r s t ， t t l e h o i s ta dr c c e d ef 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i f f e r e n tc a r b o f u 啪c o m b i n e dp o l l u t i o n o na c i dp h o s p l l a t a s ea c t i v i t yw e r ei l l t l i b i t i o n 趾dt h em o s tt o x i t yo ft 1 1 i sc o m b j n e dp 0 u t i o w a sc a d l i l i u ma i l dm i d d l e c o n c e n t r a t i o nc a r b o f i l r a nc o m b i n e dp o l l u t i o n 。 3 e v f ) rs i i i g l cp o l l u t j o na l li n h i b i t e dt l l ea c t i v i t yo fc a t a l a s ef j r s t ，a i l dt h e na c c i v a t e di t 1 1 l e e 饪b c t so fc a 血i u m 衄dd i f f e r e n tc a r b o f i i r a nc o m b i n e dp o u t i o no nc a t a l a s et o o ko nt h es a m e c l l n 弓n t s ：t h ei i l h i b i t i o nb e c 锄e s t m n g f i r s t柚dw e a l ( c nf i n a l ly w i u lt l l ed i 址f e n t c o n c e n t r a l i o nc o m p a g e s ，t h ee & c t so fc a d m i u ma n dc m o r i n l u r o n c t h y lc o m b i i l e dp 0 1 l u t i o n w c f ed i 彘r c n t ：t h em j d d l ec o n c e n t r a t i o nc o m p a g e sm o s yi l l t l i b i t e dc a t a l a s eb u t t h el o wa n d t h eh i g l lc o n c e n t r a t i o nc o m p a g e sm o s t l ya c t i v a t e dc a t a l a s e 4 7 1 1 l ee ：6 f 色c t so fc a d m i u ma n dc h l o r i m u r o n e t h y ls i n 9 1 ea n dc o n l b i n e dp o l l u t i o no n i n v e r t a s ea c t i v i t yk 印to ni n h i b i t i o nf i r s t ，t h e na c t i v a t i o na n di n h 沁 t i o n6 n a u y t h ee 捕嚣t so f s i n g l ea n dc o m b j n e dp o l l u t i o na l lb e c a m es t r o n g e r 勰t h ep e s t i c i d ec o n c e n t r a t i o nb e c a m e i i h i g h e lc 盯b o f i i r a na n dc a d m i u ms i n g l ea n dc o m b i l l e dp o l l u t i o nm o s ya c t i v a t e di i c r t a s e a c t i v i t y _ 5 t 1 l e 糟w e f ei i i t e ：随c t i o b e t w e 蛐p e s t i c i d ea n dc a d i i l i u mc o m b i n e dp o l l u n 叩o nt h ef o u rt y p e s i l 眦y m e t h ei n t e r a c t i o nc h 强g e d 醯1 h ek i n d so fs o n 蜘z y m e 曲dc o n t a m i n a n o n ，a 玎dt h ec o m p a g c so f d i 如n tc o m b i n e dp 0 u u o nc h a n g e d 6 c o m p a 坤d m p l e t c l yt 量l ee f f c c t so fm oc o m b i n e dp u l l u t i o no na c t i v i t i e s0 fs o j ic n z y m e ， w ec a i ls u m m a r i z e dt l l eo r d e ro fs o i le n z y m ef e s p o n s e dt os i l l 醇e 趾dc o m b i n e dp o l l u t i o n ，t h e f i r s tw a su r c a s e ，t l l e nw 踮c a t a l 勰c ，a c i dp h o s p h a t a s ea n di n v e n a s e a c t i v i t i e so fl l r e a s ew e r e i i l h j b i t e db ya l lo fp c s t i c i d e 柚dc a d m i u ms i n g l ea n dc o m b i n e dp o l l u t i o n 髓dt b ei n t e 豫c t i o n b e 咐e e np 髓t i c i d ea n d d 主n i u mw a se v i d e n c e s ou f e a s ei sa d v i s e dt ob et h eb i o l o x i c a li n d e x o fc o m b i n e dd o l l u t i o ni ns o i l k e yw o r d s ：c a d i l l i l l l n ，c a r b o f u r a n ( f u r a d a n ) ，c h l o r i m u r o n e t h y l ( c h l f o n y l u r c a ) ，c o m b i n e d p o l l u t i o n ， s o i le i l z y m ea c t i v i t i e s i i i 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在粤师指导下进行的研究工作及取得的 研究成果a 据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含 其他人已经发表或撰写过的研究成桌，也不包含为获得东北师范大学或其他教 育机构的学位或证书而使用过的材料。与我同工作的同志对本研究所做的任 何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示谢意。 学位论文作者签名：谴控赵 日期：2 1 鲢。女i ：q 2 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解东北师范大学有关保留、使用学位论文的规定， 即：东北师范大学有权保留并向国家有关部门或机构送交学位论文的复印件和 磁盘允许论文被查阅和借阅。本人授权东北师范大学可以将学位论文的全部 或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或其它复制手段保 存、汇编学位论文。 ( 保密的学位论文在解密后适用本授权书) 学位论文作者签名：诌敞指导教师签名：重望 日 期：跫丛! ：! 三 日 期：q 正，五。宣 学位论文作者毕业后去向： 工作单位：蟹蠡趟蕉圭 通讯地址： 电话 邮编 第一章前言 随着工农业的迅速发展，化学污染物质源源不断地向生态系统释放，生态系统中正 在趋于同时存在一个以上的化学污染物质。因此，工农业生产和人类健康正面临着“复 合污染”的严重挑战。越来越多的污染物进入环境并共存于环境中，很多环境效应无法 用单一污染物的作用机理来解释，过去依赖单一效应制定的有关评价标准也无法真实反 欢环境质量要求。因此，复合污染物污染规律研究正逐渐成为环境科学发展的重要研究 方向。 土壤环境是地球陆地表层环境系统的重要组成部分，是陆地上生物生存、栖息、繁 衍的场所。土壤中的生物和生物化学过程是陆地生态系统功能的基础，而这些过程之所 以能够持续进行，是因为土壤酶的存在。土壤酶是由微生物、动植物活体分泌及由动植 物残体、遗骸分解释放于土壤中的一类具有催化能力的生物活性物质。土壤酶是土壤 的组成成分之一，参与包括土壤中的生物化学过程在内的自然界物质循环。土壤酶的酶 促作用，是在壤颗粒、植物根系和微生物细胞表面上发生的，具有与环境的统一性， 土壤酶使土壤具有同生物体相似的活组织代谢能力。土壤中已经被鉴定出的约6 0 种酶 活性表明，土壤酶活性是与土壤质量的很多理化指标相联系的，酶的催化作用对土壤中 元素( 包括碳、氮、磷、硫) 循环与迁移有着重要作用。壤中一切与物质和能量转化有 关的生物化学过程都是在土壤酶的作用下进行的，因此它们在土壤中养分的转化、循环 和利用及降解土壤中有毒物质、消除土壤污染等方面发挥着重要作用。土壤酶的活性可 反映土壤在特定生态状况下进行生化反应的相对强度，以及土壤中生物活性的强弱和物 质转化的速度。因此，土壤酶是土壤自净容量的一个标志，但壤酶活性易受环境中物 理、化学和生物因素影响，环境污染条件下酶活性变化很大，而活性的改变将影响土壤 养分的释放，从而影响作物的生长。因此，也可作为土壤污染的重要生物活性指标水平 的指标”1 。 土壤污染不只是某一元素的污染，实际上是多种元素与其它具有污染性质的有机化 合物形成的复合污染。目前国内外科学工作者研究了大量复合污染对土壤酶活性的影 响。随着工农业的迅速发展，污水灌溉以及农药、化肥的大量使用加剧了复合污染的发 生，特别是重金属污染日趋严重，因此，研究重金属复合污染及农用化学物质的复合污 染也是土壤酶学研究的重点。 1 1 复合污染的研究类型、意义及研究进展 自然环境是由多个介质组成的复杂体系，而环境污染又多数是由多种污染物组成的 复合体系污染。污染对生态系统的效应，实质上是多种污染物及自然存在物质相互作用 l 后产生的长周期综合效应。因此，无论要阐明污染物的环境行为，还是寻求控制技术， 都涉及多元复合体系的多介质环境问题。 生态系统中普遍发生复合污染，复合污染的来源主要有以下几方面：污泥的土地处 理导致与该土壤相关的植物和动物的受到复台污染；某些矿区的土壤生态系统中重金属 的复合污染普遍存在：污水灌溉是士壤生态系统发生复合污染的重要途径；河流和湖泊 疏浚的沉积物以及大气混合物等使复合污染也普遍发生。复合污染生态效应机制具有多 样性，化学污染物之间的相互作用增强或减弱了污染物质的毒性。全球化学污染日益严 重，致使复合污染问题变得愈加复杂、严重。 复合污染概念的形成及其内涵有个发生，发展的过程o “。最早在1 9 3 9 年，b l i s s 曾在讨论毒物联合毒性时提出诸如“独立作用、加和作用、协同作用和拮抗作用”等术 语。2 0 世纪中叶，t r o c o m e 报道了重金属之间相互作用对植物营养吸收的影响。2 0 世纪 8 0 年代，人们把复合污染称为“交互效应”。1 9 8 2 年任继凯率先使用了“复合污染”这 一名词。1 9 8 5 年，c n i c a l 在污染生态效应研究中，使用“联合毒性效应”和“复合 毒性效应”的概念和术语。1 9 9 5 年，周启星“8 扩展了复合污染概念的基本内涵。他强调， 在环境中存在一种以上污染物并不一定就构成复合污染，复合污染的发生必须遵循4 个 基本条件：一种以上的化学污染物同时或先后进入同一环境介质或生态系统同一分 室；化学污染物之间、化学污染物与生物体之间发生交互作用；经历化学的和物理 化学的过程、生理生化过程、生物体发生中毒过程或解毒适应过程等三个阶段；产生 促进、抑制或独立效应。 因此，所谓“复合污染”，主要指两种以上污染物同时存在产生的环境污染及其生 态毒理效应问题，另外，也包括在环境中发生的两种以上污染过程叠加的现象的产生的 环境污染机制及其综合生态毒理效应，还涉及这种复合污染效应对生态系统和人类健康 造成的风险评价等方面的研究。对复合污染机制的研究重要的是对复合污染物之间交互 作用机理的认识。交互作用本质上是一种毒物改变与其共存的其他毒物毒性的作用，其 机制在于改变参与其中的化合物的化学性质和影响有机体生理代谢过程。前者改变化合 物的化学结构和化学物种的形成，后者则改变了扩散、排泄、生物转化等。 1 1 1 复合污染的分类 在环境中，往往是多种外来化学物质并存。这些外来化学物同时或在短时间内相继 进入生物体后产生的毒性作用可能与其中任一单种物质分别产生的毒性作用不同。 关于复合污染的分类，根据污染物来源及类型可以有2 种分类系统。 按污染物来源分为： ( 1 ) 同源复合污染它是由处于同一环境介质( 大气、水体或土壤) 中的多种污染物所形 成的复合污染。根据所处的环境介质的不同可进一步分为大气复合污染型，水体复 合污染型和土壤复合污染型。同源复合污染类型是目前复合污染研究的重点。 ( 2 ) 异源复合污染由不同环境介质来源的同一污染物或不同污染物所形成的复合污 染现象。它可进步分为大气一土壤复合型，大气一水体复合型，土壤一水体复合型， 大气一土壤一水体复合型。 。 按污染物类型分为： ( 1 ) 有机复合污染：由2 种或2 种以上有机污染物共存所形成。目前研究较多的是2 种 农药之间的复合污染。 ( 2 ) 无机复合污染：2 种或2 种以上无机污染物同时作用所形成的环境污染现象。包括 重金属与非重金属无机物复合污染和重金属元素之间的复合污染。 重金属元素之间的复合污染是当前无机复合污染研究的重点。 ( 3 ) 有机一无机复合污染：有机污染物和无机污染物在同一环境中同时存在所形成的环 境污染现象。目前研究较多的是重金属与农药、石油烃、洗 涤剂之间的复合污染。 1 1 2 复合污染交互作用类型 多种外来化学物同时或在短时间内相继进入生物体后所产生的生物学作用称为联 合毒性作用。相应地，多种化学物质经联合作用产生的毒性称为联合毒性。联合作用是 复合污染的最初表述，国内外学者对复合污染的概念和内涵进行了较多阐述，目前尚 无一个为大家所接受的统一说法，对复合污染中污染物之间联合作用的理解，不同的学 者从不同的领域、不同的角度提出了不同的解释，归纳起来，主要有四种类型“”1 ： ( 1 ) 独立作用 即多种化学物对生物体产生彼此不同并且互无影响的生物学效应。如果此种类 型的联合作用以生物死亡率表示，则多种物质的混合物的效应相当于经过一种化学 物作用后存活的生物受到第二种化学物的作用，依次类推。 ( 2 ) 相加作用 即多种外来化学物产生的综合生物学效应是各种物质分别产生的生物学效应的 总和。在这种联合作用中，如按一定比例将一种化学物用另一种化学物代替，混合 物作用的效应并无改变。 产生相加作用的机理可能在于各种外来化学物质的化学结构比较相似，或者作 用于同一器官组织，或者产生的生物学效应的性质相似。 ( 3 ) 协同作用 协同作用一种定义为：多种外来化学物产生的综合生物学效应超过它们单独作 用引起的生物学效应的总和。协同作用有一种特殊情形，即某种化学物制单独作用 与机体接触时不具有毒性，但与另一种单独作用时具有毒性的外来化学物质联合作 用时，可使后者的毒性进一步增强，所以这种情形又称为增效作用。另一种定义为： 多种外来化学物产生的综合生物学效应超过它们各自单独作用引起的生物学效应。 产生协同作用的机理可能是由于一种外来化学物促进另一种外来化学物的吸 收，或者阻止其生物转化或排泄，或者使其生物转化趋向于形成毒性更高的代谢物。 ( 4 ) 拮抗作用 拮抗作用一种定义为：两种外来化学物产生的综合生物学效应低于两者单独作 用所产生的生物学效应之和。凡能使另一种化学物的生物学效应减弱的化学物称为 拮抗物或拮抗剂。在毒理学或药理学中使用的解毒剂即属拮抗剂。另一种定义为： 外来化学物产生的综合生物学效应低于两者中任何一种单独作用所产生的生物学效 应。 关于搐抗作用的机理，因与药物学中的解毒剂的研制有关，故研究较多。一般 认为有如下几种机制。第一，功能拮抗。两种化学物制在同一生理功能中具有相反 的作用，以致彼此抵消各自原有的生物学作用。例如，巴比妥类药物使机体中毒时 导致血压降低，但摄入具有血管加压作用的去甲肾上腺素即可产生拮抗作用。第二， 化学拮抗。两种外来化学物质发生化学反应，形成相对低毒或无毒的反应产物。例 如，二巯基丙醇可与砷、铅、汞发生螯和作用，使后者毒性降低或失去活性。很多 特效解毒药的解毒机制属于此类。第三，受体拮抗。两种外来化学物与同一受体结 合，其中一种化学物可将另一种化学物生物学效应有关的受体加以封阻，致使不出 现后者单独与机体接触时会产生的生物学效应。例如，阿托品对有机磷化合物的解 毒作用，抗组胺药物的作用可能都属于此种机制。第四，干扰拮抗。两种同时与机 体接触的外来化学物之间既不发生化学反应，也不竞争受体，而是其中一种化学物 干扰另一种化学物的生物学作用，使其效应减弱以至消失。一般能缓解中毒症状的 非特效解毒剂的解毒机制多为此类。 目前还有其它联合作用的分类方法。如世界卫生组织专家委员会提出的三种分类o ”： ( 1 ) 独立作用同时存在的有害因素以不同的作用方式产生效应。 ( 2 ) 协同作用又分为，相加作用( 各化学物总效应等于各有害因素单独作用 之总和) 加强作用( 个化学物总效应大于各有害因素单独作用 时的总和) 。 ( 3 ) 拮抗作用同时存在各化学物总效应小于各有害因素单独作用之总和。 污染物之间存在的协同作用和拮抗作用又称为相互作用，总之，不管哪一种联合作 用，按其所产生的效应，可以分成三种：即相加、协同和拮抗。严格地说，复合污染必 然会产生协同或拮抗作用，绝对的相加作用是不存在的。因此，复合污染中交互作用更 具有普遍性，也是目前复合污染研究中的重点，许多文献中提到的复合污染大多属于这 一类型。 复合污染条件下污染物之间的交互作用类型，不同的研究者提出了许多不同的分类 方法与判断指标“”1 ： ( 1 ) 实验计算法 1 9 6 0 年s u na n dj o h n s o n 提出共毒性系数法：1 9 7 5 年m a r k i n g 等人提出加和毒性 指数法；c l a u s i n g1 9 7 9 年提出f 值法；1 9 8 1 年k o n e 腿n n 提出复合毒性指数法等。 ( 2 ) 等效应线图法“” 确定一种实验生物的一种毒性效应( 以l d 。为例，其它毒性指标，如生化和生理指 4 标，其步骤相同) ；在实验条件和暴露方式相同情况下分别测定西种化合物得l 值； 在相同条件下取两种化合物的不同毒性剂量配成不同比例的混合物，测定其混合物的致 死性。计算l 0 。值；得到的一个或几个l d 。值对应的剂量在图上标出。依坐标点所落入 的位置判断其联合作用类型。 实验计算法和等效应线图法联合作用分类体系在临床医学和水生生物生态毒理学 研究中较为常用，由于土壤复合污染研究中，联合毒性效应机制复杂，国内外还未形成 统一的联合作用分类体系”。目前土壤复合污染交互作用研究中，钎对拮抗作用和协同 作用的判定，不同学者采用不同的定义：沈国清等o ”在菲和镉复合污染对土壤微生物和 土壤酶的生态毒理效应研究中，认为菲和镉复合对土壤酶的抑制率大于两者单一污染的 抑制率之和时，即表现为协同效应。而张惠文等。4 在研究乙草胺及铜离子复合污染对黑 土农田生态系统土著微生物的毒性影响时，认为二者复合对微生物生长的抑制率比相应 的单因子抑制率高时，即表现为协同毒性效应；胡著邦1 在研究镉与苄嘧磺隆复合污染 土壤的微生物生态效应时，认为与单一污染相比，复合污染的联合毒性效应均大于二者 单一污染的毒性效应时，鄂表现为协同毒性效应，考虑到复合污染对土壤酶的抑制率大 于两者单一污染的抑制率之和现象较少，本文采用的评价标准为，多种外来化学物产生 的综合生物学效应超过它们各自单独作用引起的生物学效应即为协同作用；外来化学物 产生的综合生物学效应低于两者中任何一种单独作用所产生的生物学效应即为拮抗作 用。 1 1 3 复合污染机理研究 复合污染的机理研究主要有以下几个方面“踟： ( 1 ) 改变细胞的结构和功能 复合污染物通过影响生物的细胞结构，特别是膜结构而发生相互作用。膜结构是污 染物相互作用的优先部位，膜结构的改变使膜透过性发生变化，影响物质在生物体内的 运输能力。而杨志敏等认为c a ”是通过使细胞膜表面致密，或在细胞膜表面形成保护膜 的方式，抑制z n ”的毒性，即对z n ”产生解毒作用。a l i n a 等研究表明，某些铅盐( p b n 0 3 ) 在低浓度时对植物生长有刺激作用，从而促进作物对c u 的吸收，而高浓度的铅被作物 吸收后，易以焦磷酸盐的形式沉积于根细胞壁，对细胞壁的弹性、可塑性有显著影响， 导致细胞壁组织硬度增加，细胞膜功能削弱，从而降低作物对其它元素的吸收。因而， 这是污染物影响生物细胞结构的另种情形，它们可能有利于减少某些污染物对生物的 毒害作用。 ( 2 ) 干扰生物正常的生理活动与功能 复合污染的第二种作用机制是通过干扰生物的正常生理活动与功能而发生相互作 用。复合污染物的联合作用会干扰生物体j 下常生理活动，影响生物体对特定化合物的转 移、转化、代谤 等生理过程。a n n a m aj ( 1 9 8 9 ) 认为重金属和s o ：交互作用机制是它们 抑制淀粉、糖类的水解及糖类的运输等生理过程。 ( 3 ) 竞争活性部位 物理化学性质相近的各种污染物由于作用方式和途径相似，因而在生态介质( 土壤、 水体) 、代谢系统及细胞表面结合位点的竞争必然会影响这些污染物共存时的相互作用。 通常情况下，对吸附位点的竞争会导致一种污染物从结合位点上取代另一种处于竞争弱 势的污染物，这种竞争的结果在很大程度上取决决于参与竞争的各污染物的种类、浓度 比和各自的吸附特性。 在土壤生态系统中，金属离子间的相互作用发生在三个水平上：( 1 ) 底物水平；( 2 ) 吸收水平；( 3 靶位水平；三个水平上都存在金属离子之间的位点竞争。第一个水平是 指在土壤化学水平上金属离子竞争性吸附的相互作用，导致了金属在固相和水相间的分 配，这一过程也改变了金属离子的生物可利用性，使其生物可利用性与联合毒性紧密相 连。第二和第三个水平是金属在生物体吸收和生物体靶位点上的相互作用“”。p o t h u m a 等嘲认为，土壤中发生的竞争性替换是发生在靶位点上联合作用的最典型的作用过程。 他们还认为土壤吸附金属离子有一个顺序，由于某些金属的存在增加了毒性更大的金属 的可溶性，产生的联合毒性会更大。 污染物间竞争活性位点的作用不仅存在于生物活性部位，而且存在于环境系统中的 活性位点。由于z n 和c d 一般化学性质比较接近，而且环境中z n 浓度较c d 高很多 ( 1 0 0 一1 0 0 0 倍) ，因此，z n 是土壤中c d 吸附位点的主要竞争者( c h r i s t e n s e n ，1 9 8 6 ) 。 夏增禄等“7 研究c d p b ，z n 复合污染对小麦的影响时认为，p b 促进c d 的吸收可能是由 于p b 夺取c d 在土壤中的吸附位点而提高了土壤中c d 的有效性，或取代根中吸附的c d ， 促进根中滞留c d 的活性，使其进一步向茎叶转移。 ( 4 ) 影响酶的活性 复合污染物通过改变与代谢污染物有关的酶( 系) 的活性，影响污染物在生物体内的 扩散、转化和代谢方式，从而可以影响污染物在生物体内的行为和毒性。有研究表明： 重金属离子与酶的活性原子团一s h ，一n h 2 ，一o h ，一c o o h 等官能团形成牢固的共价键，从 而使酶的立体结构变形，酶活性部位封闭。如孙金秀等1 认为有机磷增加了拟除虫菊酯 的水解酶而出现毒性增加的结果。重金属对土壤酶活性的抑制作用则可能是其与酶分子 中的活性部位一巯基和含咪唑的配体等结合。形成了较稳定的络合物，产生了与底物的竞 争性抑制作用或者是由于重金属抑制了土壤微生物的生长和繁殖，减少体内酶的合成和 分泌，最后导致了土壤酶活性下降m 。 ( 5 ) 络合或螯合作用 自然环境中存在许多络合剂，如腐殖酸、氨基酸及某些功能团。如一o h ，一n h 2 ，一 c o o h ，一s h 等，它们能与污染物发生物理化学反应，改变污染物的形态、溶解度和生物 可利用性等，从而对其交互作用产生影响。螫合( 或络合) 作用可改变污染物的形态分布 和其生物有效性，从而自接影响其毒性s h a r m a 等发现植物根部鳌合剂的生成使得 c u c d 。z n c d 等复合污染表现为加和或拮抗作用。有机鳌合剂和被螫合物可形成生物体 几乎不能吸收、蓄积的螯合物形式，这一点是减毒的重要机制。重金属对蓝藻细菌的 毒性能被具有结合重金属离子的功能团的有机物所控制。一s h 与重金属h g ，c d 等都有强 的亲和力，因而许多含有一s h 的蛋白质和酶的活性可被h g 和c d 抑制。v a 儿a ee ta l ( 1 9 7 2 ) 等认为蛋白质的一s h 是h g 结合的靶部位。 ( 6 ) 干扰生物大分子的结构和功能 有毒化学物质通过抑制生物大分子的合成与代谢，干扰基因的扩增和表达，对d n a 造成损伤或使之断裂并影响其修复，与d n a 生成化学加合物删，等途径对生物体形成毒 性也是复合污染的重要机理。但复合污染物在与d n a 结合的过程中也存在着拮抗作用。 d o n n e l l y 等蛳1 发现，随着t n t ( 三硝基甲苯) 加入量的增人，苯( a ) 并芘( b ( a ) p ) 的毒性 逐渐降低其原因在于前者干扰了后者与d n a 的结合。 1 1 4 重金属对有机污染物环境行为的影响 重金属主要通过以下三种方式对有机污染物的环境行为产生影响“”： ( 1 ) 重金属对有机污染物吸附作用的影响 重金属的存在通常不会影响有机污染物( 特别是分子形态存在的有机物) 在土壤上 的吸附，它本身在土壤有机质上的吸附则主要是通过与有机质官能团之间的络合作用而 产生的，其中h g 、c u 、n i 和c d 等具有比较强的络合能力，其络合点位主要为羧基、羟 基以及胺基等：而极性有机污染物可以通过静电作用以及在土壤中的粘土矿物上形成氢 键等方式被吸附在土壤表面，从而与重金属发生竞争吸附( f a b r e g ae ta l ，1 9 9 8 ) 。带 负电荷的重金属，例如铬酸根在矿物、土壤以及次生表面矿物上的吸附经常会受到共存 阴离子的干扰，而阳离子的存在对其影响很小。小分子有机酸阴离子可直接地竞争吸附 点位，间接地改变土壤表面的净电荷，从而影响其它阴离子在表面上的吸附。无论是对 吸附点位的竞争还是对土壤表面净电荷的影响，都与介质的酸度和吸附物质在吸附剂表 面上的亲和力有关( a i d ee t a l ，1 9 9 7 ) 。金属离子的存在对有机酸在矿物表面上的吸附 行为有影响，随离子电荷数的增加，其影响效果愈加明显( j o n e se ta l ，1 9 9 8 ) 。 ( 2 ) 金属对有机污染物化学作用过程的影响 一些重金属还能与有机污染物作用而导致重金属的有机化。例如，汞、锡等可与有 机污染物发生作用而生成毒性更大的金属有机化合物( 甲基汞、三甲基锡等) ( c a i ye t a l 。1 9 9 7 ) 。重金属六价铬、五价砷、五价锰等和有机污染物( 例如苯酚类、苯胺类) 在土壤中共存时，在一定条件下它们之间将会发生氧化还原反应；同时土壤中含有非常 丰富的金属氧化物( 例如，氧化铁、氧化锰及氧化铝) ，这些金属氧化物还能对这些氧化 还原反应起催化作用。z h o u 等研究了六价铬与苯酚类、苯胺类化合物在几种土壤胶体上 的交互作用，发现土壤胶体毖够作为六价铬和有视污染物之间的催化作用中心，其反应 速度较之在水相溶液中的反应要显著得多。 ( 3 ) 重金属对有机污染物生物学作用的影响 有机污染物一重金属复合污染对土壤生物学过程的作用，主要是通过重金属影响酶 的活性从而间接影响有机污染物的降解。另一方面，它们也通过改变土壤的氧化还原能 力从而影响对有机污染物一重金属的交瓦作用。通常重金属污染容易导致土壤中酶活性 的降低，呼吸作用减小，氮的矿化速率变慢，有机污染物降解半衰期延长等( k h a ne t a l ， 1 9 9 9 ) 。当然，重金属对土壤中微生物活性的影响也与重金属种类以及土壤类型、有机 污染物的结构等有关。例如，镉的存在对污泥的分解有非常明显的减缓作用，可是它对 葡萄糖、纤维素的作用就非常小，原因是镉的加入导致它在有机质上的吸附，从而使有 机质的分解速度变慢( h i r o y u k ie ta 1 ，1 9 9 4 ) 。 近年来，国内外相继开展了土壤环境中多种无机污染物( 重金属) 和多种有机污染物 之间交互作用的研究工作o “棚。据文献报道，有机污染物和重金属共存于土壤环境中时， 可能通过下列几种方式来影响重金属以及有机污染物的环境行为o “。第一，两者之间可 能存在吸附点位的竞争。通常情况下，对吸附点位的竞争会导致一种污染物从结合点位 上取代另种处于竞争弱势的污染物，竞争的结果在很大程度取决于所共存的各污染物的 种类、浓度比和各自的吸附特性。第二，可能直接形成重金属一有机污染物的络合物， 也可能进一步形成土壤一重金属一有机污染物的三元配合体。这些络合物或者配合体将 显著影响重金属和有机污染物与土壤组分间的相互作用及其存在形态、水溶性、生物有 效性等。第三，重金属或者有机污染物等外源污染物质可改变土壤的p h 值、氧化还原 能力、微生物活性、酶体系等，从而影响了污染物在环境中的转化和代谢途径。 化学污染物的复合污染不外乎加和作用、拮抗作用和协同作用三种类型。根据报道， 两种或多种污染物共存时，不能简单的由各单一污染物的生态环境毒性相加来判断复合 污染物的综合毒性，其复合作用往往可以显著影响某一和某些污染物的生物活性或生态 环境毒性1 复合污染的交互作用不仅与污染物结构、性质、浓度等因素密切相关，而且 生物种类和温度、湿度、光照等环境因子对其也有较大的影响“”。相关试验得出，有机 污染物一重金属复合污染交互作用机理非常复杂，其生态复合效应呈多样性。如z h o u 等1 研究结果表明，铬和苯酚的复合污染不仅对对虾的生长存在协同的毒害作用，而且 还提高了对虾体内铬、苯酚的累积含量；罗立新等。7 1 研究得到，c d 和表面活性剂复合污 染条件下，小麦叶中c d 的大量积累导致的细胞膜脂质过氧化水平大大高于单纯c d 污染 下的水平，并且复合污染使小麦叶中叶绿素的含量显著下降。但也有许多文献报道，有 机污染物一重金属复合污染存在减毒的作用。如t e i s s e i r e 等人3 的研究表明，c u 和杀 草强对浮萍生长及其叶绿素含量的影响表现为轻度的拈抗作用。戴加银等人o ”的试验结 果说明，铜一甲基异硫磷对真鲷和平鲷幼体的联合毒性均为拮抗作用。 由此可见，复合污染的交互效应对不同的污染物复合条件下结论可能是完全不一样 的，即使对同复合污染条件下对不同的受试生物种类、污染物的不同浓度设置也有截 然相反的结论，大量的研究资料也只是从试验得出现象来推测其内在的机理，有的解释 非常牵强，今后应在复合污染的研究手段和研究方法上有重大的突破才能提高复合污染 研究的水平。复合污染的研究应侧重复合效应与污染机理的研究。效应与机理的研究两 者是相互联系的，效应的研究是污染机理研究的基础之一，而机理的研究则有助于效应 的解释和阐述。它们是复合污染研究的核心，也是复合污染研究的关键。 1 2 土壤酶学的研究进展 1 2 1 土壤酶的来源及其研究意义 土壤中所进行的生物和生物化学过程是陆地生态系统功能的基础，这些过程之所以 能够持续进行，得益于土壤牛酶的作用。酶是土壤生态系统代谢的一类重要动力，土壤中 所进行的一切生物学和化学过程都需在酶的催化作用才能完成。虽然单一种类的土壤酶 的催化作用可能是专性的，但土壤中酶的来源不同，酶的种类繁多。 ( 一) 土壤酶的来源及分类 通常认为土壤酶在很大程度上起源于土壤微生物，同样它也可能来源于植物和土壤 动物。由于精确判断土壤酶的来源具有一定的困难，土壤酶起源于微生物这一假说的证 据是间接的。关松荫等“1 归纳土壤酶来源于植物根系、微生物、土壤动物和动、植物残 体分泌释放。为了有效地研究和应用各种酶，必须对土壤酶进行分类。按照酶的催化反 应类型和功能，国际酶学委员会于1 9 6 1 年提出了一个分类系统，把酶可分为六大类型， 即水解酶、裂合酶、氧化还原酶、转移酶、异构酶和连接酶，土壤中酶活性的研究主要 涉及到前四类酶。水解酶包括各种脂类酶、糖苷酶和肽酶，它们能够分解聚多糖、蛋白 质等大分子物质，从而形成简单的、易被植物吸收的小分子物质，对于土壤生态系统中 的c 、n 、p 循环具有重要作用；氧化还原酶是土壤中另一类研究较多的酶类，主要是催 化氢的转移或电子传递的氧化还原反应。由于这些酶所催化的反应大多是与获得能量或 放出能量的反应有关，因此在生物体内起着重要作用；转移酶类催化某些化合物中基团 的转移，即一种分子上的某一基团转移到另一分子上去的反应，不仅参与蛋白质、核酸 和脂肪的代谢，还参与激素和抗菌素的合成和转化；裂合酶在土壤中也具有某些活性， 但直到现在对于这类酶的研究还很少。 ( 二) 土壤酶的研究意义 土壤中广泛的存在着各种酶类，这些土壤酶能够催化土壤中复杂有机化合物转化为 简单无机物，供植物生长，是土壤新陈代谢的催化剂。 土壤酶的研究于2 0 纪4 0 年代就已开始“，将土壤酶学研究应用于环境科学是2 0 世纪7 0 年代。”土壤酶活性与土壤总的生物学活性和土壤肥力有着密切关系。张崇邦“3 1 就进行了东北黑钙土土壤有机质与酶活性动态关系的研究，为认识和评价黑钙土中物质 转化和能量流动的现状提供理论依据。贾继文等“”对大棚土壤理化性状和土壤酶进行全 面的研究，并发现土壤的理化性质对土壤酶活性有显著影响，这些性质影响着酶活性的 强弱，同时酶活性的变化也影响着这些性状的高低。土壤酶活性与土壤有机质关系密切， 测定的过氧化氢酶、脲酶、中性磷酸酶、碱性磷酸酶都与有机质含量达到了极显著相关， 说明土壤有机质不但深刻影响着土壤的理化性质，也对土壤酶活性也起到了重要的作 用。土壤微生物与土壤酶活性关系的研究报道很多。影响微生物的各种因素也影响着土 壤酶，自2 0 世纪6 0 年代以来，人们一直将土壤酶作为土壤微生物活性的敏感指示物“”。 由于环境污染条件下使土壤酶活性变化很大，而活性的改变将影响土壤养分的释放，从 而影响作物的生长。因此，土壤酶是土壤自净容量的一个标志。针对土壤酶对外来化学