重金屬污染對土壤微生物生態特征的影響研究進展

劉沙沙 ，付建平，蔡信德，周建民，黨志，朱潤良

隨著全球經濟的迅速發展和工業化進程的加快，農用化學品種類和數量急劇增加，導致土壤中的重金屬污染日益嚴重。重金屬是一種難降解的有害有毒污染物，其進入土壤后不僅會造成土壤質量退化，導致農作物產量和質量降低，還可以通過直接接觸或食物鏈進入人體，對生態環境及人類的健康造成嚴重的威脅（Mahar et al.，2016）。因此，需要了解和評估土壤的重金屬污染程度和環境質量狀況，以便及時地對其進行治理和修復。

近年來，學者們逐漸認識到重金屬對生物介導的生態過程的影響（Wickramasinghe et al.，2017；Wang et al.，2018）。大量的研究表明，土壤微生物對于重金屬脅迫的敏感程度大于動物和植物，故其能夠用于預測土壤生態系統及環境質量的變化，及時地反映土壤污染狀況。因此，土壤微生物的生態特征被認為是最具潛力的評價土壤污染程度的指

標和依據（Azarbad et al.，2015）。關于重金屬污染對土壤微生物生態特征影響的研究，國內外學者們已經做了大量的工作（Chodak et al.，2013；Abdu et al.，2016；Caporale et al.，2016；Wang et al.，2017；張雪晴等，2016；韓文輝等，2016；Zhang et al.，2015；Huang et al.，2017），對這些研究成果進行總結，發現重金屬能引起土壤微生物生物量和活性、微生物群落結構/功能和多樣性、土壤酶活性、土壤呼吸強度等生態特征的變化。隨著分子生物學技術（微陣列、基因芯片技術、16S rRNA、DGGE、宏基因組、宏轉錄組和宏蛋白組）的廣泛應用（Zhang et al.，2014；Yin et al.，2015），關于重金屬污染與土壤微生物變化的關系的研究進展迅速，并不斷有新的研究成果出現，尤其是在微生物群落的功能基因/蛋白質、水平基因轉移、種群間相互作用等方面（Aydin et al.，2015；Azarbad et al.，2015；Hemme et al.，2016；Martínez et al.，2017）。然而，目前對于該領域的研究缺乏詳細系統的綜述。本文對重金屬污染引起的微生物特征變化（微生物生物量、微生物群落結構/功能和多樣性、微生物的耐性功能基因/蛋白質和代謝能力、土壤酶活性和土壤呼吸強度）的研究現狀進行了綜述，指出了目前研究中存在的問題，對未來的研究方向進行了總結和展望。

1 重金屬對土壤微生物的影響

1.1 土壤微生物量

微生物對重金屬污染的響應有所不同，大量的研究表明高濃度的重金屬能夠對土壤微生物產生脅迫，降低其生物量（刁展，2016；Zhang et al.，2016）。一方面，高濃度的重金屬能夠破壞細胞的結構和功能，加快細胞的死亡，抑制微生物的活性或競爭能力從而降低生物量；另一方面，在重金屬脅迫下，土壤中微生物需要過度消耗能量以抵御環境脅迫而抑制了其生物量生長。Tayebi et al.（2014）研究發現，重金屬對微生物所產生的毒性大小表現為鎘＞銅＞鋅＞鉛，同一種重金屬的毒性大小隨著土壤中有機物質含量的升高而降低。張雪晴等（2016）研究發現，銅礦區附近土壤中微生物的生物量隨著重金屬污染程度的增加而明顯下降，群落多樣性也降低。但是，也有研究指出低濃度的重金屬污染能夠促進微生物的生長，提高細胞活性和增加生物量（刁展，2016；鄭涵等，2017）。實際的重金屬污染環境多以復合污染為主，自然狀態的土壤體系中復合重金屬污染對微生物生態功能的影響尤其是在較大區域范圍內的研究仍較欠缺。由于不同類型土壤中的微生物有所差異，同一重金屬對微生物生物量也會產生不同的影響（聶雙，2016）。因此，在分析和調查實地重金屬污染土壤性狀的基礎上研究重金屬對微生物生態功能的影響是十分必要的。

1.2 土壤微生物群落

土壤微生物群落是反映土壤穩定性和生態機制的重要敏感性指標，良好的微生物種群是適應外界因素和維持土壤肥力的必要因素。大多數情況下，重金屬污染會對微生物固有的群落結構和活性造成不利影響（Zhang et al.，2015）。長期受重金屬污染的環境中的微生物群落結構會發生改變，物種多樣性發生大規模的減少，大部分敏感的物種逐漸消失甚至滅絕，而關鍵代謝活動（反硝化和重金屬抗性）較強的耐性物種存活下來形成新的群落，數量增多并積累（Xie et al.，2016）。不同種類的微生物對重金屬的敏感程度不同而產生不同的耐性，刁展（2016）研究發現，土壤微生物對鉛、鎘、汞、鎘和砷的耐受程度均表現為真菌＞放線菌＞細菌。鋅、鎘和鉛的長期污染沒有降低森林土壤中微生物的多樣性，只是改變了群落組成。在污染土壤中變形菌門占據明顯優勢，綠彎菌門和芽單胞菌門的豐度增加（Azarbad et al.，2015），說明這些微生物種群能夠較好地適應重金屬脅迫而在維持土壤生態平衡過程中起重要作用。低濃度的 As促使部分耐受菌迅速積累成為優勢菌群，從而導致土壤微生物總量有所增加，PLFA分析顯示，革蘭氏陽性細菌/陰性細菌的比值升高（汪峰等，2014）。但是也有研究發現，土微生物群落結構與重金屬污染沒有明顯的關系，Grandlic et al.（2006）研究了湖泊沉積物中細菌對砷污染的響應，結果表明砷未對這些細菌群落的結構產生影響。

土壤的理化性質（土壤類型、有機質含量、含水率、pH值等）會影響重金屬的毒性和生物可利用性。因此，微生物群落的變化可能是由重金屬濃度和土壤性質共同決定的（Kenarova et al.，2014），而土壤理化性質與微生物群落的變化具有更強的相關性（Zhang et al.，2016）。例如，Chodak et al.（2013）研究發現森林土壤中微生物對重金屬的敏感程度大于濕地土壤中的微生物。目前，關于重金屬對微生物影響的研究主要是在微生物群落整體變化水平上進行的，不同的微生物種群或個體在應對重金屬脅迫時所發揮的作用及其機理還不明確。鑒于微生物種群間的相互作用對生物適應重金屬污染環境的重要性，有關微生物間相互作用的研究工作有待進一步開展。此外，為了保證和實現土壤生態系統的可持續發展，在研究中不能只關注種群的結構和多樣性等，更重要的是明確關鍵的微生物與土壤生態功能和過程之間的關系。因此，需要加強重金屬對種群的生理功能及相關基因、遺傳多樣性和種群動態變化的影響等方面的研究。

1.3 土壤微生物功能基因/蛋白質和代謝活動

土壤微生物通過細胞內的基因、蛋白質和酶參與一系列的代謝活動，這成為了解微生物功能多樣性與土壤功能之間關系的紐帶，為從功能蛋白質和基因角度了解土壤環境變化和微生物生態效應之間的關系提供一個新的途徑。隨著分子生物學技術的快速發展，應用先進的基因芯片技術、微陣列技術和組學技術（宏基因組、宏轉錄組和宏蛋白組學）等檢測方法從分子水平上來探索土壤微生物的基因、蛋白質和代謝功能/途徑的信息成為研究熱點。

在不同濃度的鎘、鉛和鋅污染的土壤中，微生物群落功能多樣性的差異較小。宏轉錄組學分析結果表明，差異基因主要是與重金屬抗性機制相關的基因（如編碼金屬硫蛋白、金屬運輸酶和透性酶的基因），實現其對重金屬的外排與解毒作用。另外，參與到遺傳物質轉移過程的基因在高濃度重金屬污染土壤中的表達最顯著，說明該機制在微生物適應重金屬污染的過程中也發揮了重要作用。在低濃度時，與應激和饑餓反應相關的基因表達量最高，這可能是由于在低濃度重金屬污染土壤中的微生物生物量與中、高濃度污染的土壤中相比相對較高，對生長所需要的營養物質存在競爭（Epelde et al.，2015）。在受重金屬嚴重污染的土壤中，從微生物群落的整體水平上看，基因的多樣性較低，但是其中一些功能基因（重金屬穩態基因和硫酸鹽還原基因等）的表達量明顯偏高。Yin et al.（2015）研究發現與碳代謝、重金屬穩態（chrR、metC和merB等）、有機物降解和次級代謝等相關的功能基因表達明顯上調而增強了微生物群落的某些功能，不同微生物之間的相互作用也相應增強，從而對重金屬污染環境具有更高的耐受和適應能力。

水平基因轉移作為不同菌株或單個細胞內部細胞器之間進行遺傳物質交流的重要方式，是促使微生物形成多重耐性的重要驅動力（Hemme et al.，2016；Martínez et al.，2017）。另外，水平基因轉移還加快了微生物進化的速度，與重金屬耐性相關的功能基因通過水平基因轉移進入受體菌中，不僅能通過自身的基因表型作用改變微生物的生理特征，還可作用于受體菌的染色體或質粒使微生物的多樣性發生變化，進而改變微生物的群落結構。因此，水平基因轉移可能是土壤微生物種群應對重金屬污染并維持多樣性的主要分子機制。然而，目前關于重金屬污染土壤中功能基因水平轉移的研究嚴重欠缺，還沒有關于這些基因的水平轉移擴散方式和分子機制的研究，應該引起學者們的足夠重視。

近年來，土壤宏蛋白質組學作為在蛋白質水平上對土壤質量和功能進行定性和定量評價的強有力的工具，逐漸被應用于重金屬污染土壤中微生物群落的研究。Lacrtda et al.（2007）利用宏蛋白組學技術研究了微生物群落對鎘污染的響應機制，結果表明，鎘能夠抑制甲基化酶活性引起DNA損傷，進而增強DNA修復蛋白的表達和核糖體蛋白（蛋白質合成）的表達。鎘污染還增強了與重金屬外排和轉運相關的蛋白質（ATP合成酶、ABC轉運蛋白和分泌系統蛋白）的表達，這將有利于及時地將鎘排除至細胞外而降低其對微生物的毒性。另外，重金屬脅迫還能夠誘導微生物細胞的其他解毒機制，例如通過合成熱休克蛋白以維持正常的生理活動，促進氧化蛋白的再活化來阻止重金屬脅迫對其他生物大分子的損害而有利于氨基酸的合成/分解（Hall，2002）。Hodson（2013）研究發現，重金屬脅迫下一些真核微生物會產生金屬硫蛋白，其可以與多種重金屬絡合，但是一般在鎘脅迫下才會大量表達。張曦（2013）研究了重金屬對土壤蛋白質表達的影響，結果表明隨著重金屬濃度增加，土壤中分子量大于35 KD的蛋白質逐漸減少，而分子量相對較?。s15 KD）的蛋白質的表達增加，這可能與土壤微生物在重金屬脅迫下細胞代謝水平改變有關，重金屬會刺激微生物合成低分子量的蛋白質（如金屬硫蛋白、熱激蛋白）。由于不同重金屬脅迫可能會誘導微生物產生不同的蛋白質，因此在今后的研究中應加強對這些小分子蛋白質的分析，這將有助于進一步了解微生物對重金屬的耐受機制。另外，還需將土壤蛋白質組學與穩定同位素探針技術相結合，明確重金屬污染引起的土壤中微生物蛋白質或者酶變化的情況，以便能更準確地獲得與具體的調控過程相關的蛋白質并確定其來源。

關于重金屬污染對微生物群落代謝影響的研究較少，短期的砷污染會降低土壤中微生物的代謝多樣性，進而對微生物群落產生一定的影響（Xiong et al.，2010）。歷史遺留砷污染場地中的微生物代謝多樣性幾乎沒有改變（Costa et al.，2015）。但是長期的鎘污染導致土壤微生物代謝結構由碳水化合物代謝轉向氨基酸代謝為主（Bérard et al.，2014）。郭星亮等（2012）研究發現陜西銅川礦區銅、鋅、鉛和鎘的污染程度與土壤微生物群落的代謝特性密切相關。輕度和中度的重金屬污染增強了土壤微生物群落對糖類和氨基酸類碳源的利用，而重度污染抑制了微生物群落對碳源的利用。

2 土壤中重金屬對微生物活動的影響

2.1 土壤呼吸強度

土壤呼吸強度能夠反映微生物的代謝能力和活性，不僅與土壤環境質量密切相關，而且對重金屬的敏感性高。到目前為止，重金屬污染對土壤呼吸的影響一直存在爭議。土壤呼吸強度與重金屬之間的關系隨著時間的變化而改變，與土壤中有機質的含量、有機碳礦化速率和微生物數量呈正相關，但是與pH和含水率沒有直接關系。鎘、銅、鉛和鋅的長期污染顯著降低了土壤的呼吸強度，尤其對粗砂土的影響比粘粒土更明顯（Chen et al.，2014）。在砂土中添加375 mg·kg-1鉛時，土壤呼吸速率降低了 15%，向粘粒土和泥炭土中分別加入 1500 mg·kg-1和 7500 mg·kg-1鉛才能對土壤呼吸產生同等程度的抑制（Yang et al.，2007）。然而，Zhang et al.（2010）研究發現重金屬污染增強了水稻土壤的呼吸強度，這可能是因為在重金屬脅迫下微生物代謝活動從生物合成轉向了能量釋放的分解代謝過程。

2.2 重金屬對土壤酶活性的影響

土壤酶主要來自于土壤微生物的分泌物，它們和微生物一起參與到土壤的物質循環和能量代謝過程中。土壤微生物也是控制土壤酶分解轉化的主體，對土壤酶的種類和活性起著決定作用（Burns et al.，2013）。另外，土壤微生物及其生物化學過程同樣受控于土壤酶的活性，這說明土壤酶活性與土壤微生物之間有著非常密切的關系。因此土壤酶活性可以作為反映土壤中微生物活力的一個重要指標。土壤酶活性的變化會影響土壤養分的循環，而土壤酶幾乎參與所有的生態反應和活動。蔗糖酶能夠催化蔗糖分解生成葡萄糖和果糖并為土壤微生物提供能量。脲酶將尿素水解后釋放銨到土壤中，酸性和中性磷酸酶能將有機磷化合物水解為無機磷（Hu et al.，2014）。脫氫酶是一類參與到氧化磷酸化過程的胞內酶，并且與微生物的呼吸過程密切相關（馬寧等，2018）。過氧化氫酶與好氧微生物的代謝活性有關，是土壤肥力的重要指標（盛海君等，2016）。

隨著土壤重金屬污染問題的日益嚴重，土壤酶活性對重金屬污染的指示作用逐漸受到關注。國內外已開展了大量的研究，結果表明重金屬污染會對土壤酶活性產生促進或者抑制作用。微生物胞外酶（脲酶、酸性磷酸酶等）對重金屬污染的耐性明顯大于胞內酶（脫氫酶、過氧化氫酶等），在多數情況下，脲酶對重金屬污染的敏感程度大于酸性磷酸酶，脫氫酶的敏感性大于過氧化氫酶。過氧化氫酶、脲酶、磷酸酶和蔗糖酶活性與重金屬（鎘、鋅、鉛、銅、砷、鉻）濃度呈負相關（趙牧秋等，2016；Li et al.，2017）。Tayebi et al.（2014）研究指出，重金屬污染引起的酶活性降低是因為重金屬降低了酶的生物合成而抑制了微生物生長，并不是直接對酶的抑制作用引起的。趙永紅等（2015）研究發現重金屬污染對脲酶、蔗糖酶和過氧化氫酶的活性無明顯影響。但是有一些研究發現在重金屬污染越嚴重的土壤中，微生物的酶活性越高（Hagmann et al.，2015）。然而，關于重金屬污染增強土壤酶活性的作用機制目前還不清楚，今后應加強該方面研究。

土壤酶活性對重金屬濃度變化的響應程度與土壤 pH、有機質和粘土含量等性質密切相關。芳香基硫酸酯酶對鉛（500 mg·kg-1）、砷（50 mg·kg-1）和鎘（1 mg·kg-1）污染最為敏感，其活性與重金屬濃度呈負相關并隨著土壤中有機質含量的降低而降低（Xian et al.，2015）。另外，重金屬復合污染與單一重金屬對土壤酶的作用也不同，Khan et al.（2007）指出，鎘和鉛共存時對土壤酶活性的抑制作用大于單一重金屬；而Wyszkowsk et al.（2006）研究表明，單一重金屬銅對土壤酶的毒性作用大于銅與鋅、鎳、鉛、鎘和鉻的復合污染。其他環境因素也會對酶活性產生影響。綜上所述，重金屬污染對土壤酶活性的影響是十分復雜的，利用酶活性作為重金屬污染的生態學評價指標還存在一定的限制，需要結合污染環境的實際情況。

3 結論

重金屬污染脅迫能夠影響土壤微生物的生態特性，例如，土壤微生物生物量、群落結構和多樣性、微生物活動等，但是所得的結果不盡相同，有促進作用、抑制作用或無明顯影響。這不僅與重金屬種類和濃度有關，還與土壤的理化性質（pH、含水率和質地）有關，但是這些因素與重金屬污染引起的微生物生態特征變化的定性/定量關系目前尚未得到統一的定論。目前，大部分的研究是在實驗室可控條件下進行的，結果揭示的是短期重金屬污染對土壤中微生物的影響，可以較清晰地明確單個因素所產生的影響。自然環境土壤中的重金屬污染存在長期積累效應，土壤體系復雜多變，并易受到外界環境因素的干擾，雖然實驗周期較長但能充分反映實際情況。因此，需結合室內及自然環境下的實驗結果以更準確地表征重金屬污染與土壤微生物特征之間的關系。針對不同的土壤類型和重金屬種類篩選出相應的微生物指標，為土壤的重金屬污染狀況評估提供理論基礎和科學依據。

4 展望

鑒于土壤-重金屬-微生物生態系統具有復雜性、多樣性及不確定性的特點，為了更全面、系統地認識重金屬污染對土壤微生物及其生態過程的影響，未來還需從以下幾個方面開展進一步的研究：

（1）土壤pH值、粘粒結構和含水率等性質的變化都會改變重金屬對土壤微生物所參與的生態活動的影響，在研究重金屬污染與土壤微生物生態特征的關系的基礎上，對這些因素進行綜合并定量化分析將是明確重金屬對土壤微生物生態特性的影響及相關機理的關鍵。

（2）加強分子生物學新技術的綜合運用，更準確地反映重金屬污染土壤中微生物群落結構、功能及多樣性的變化，明確微生物間的相互作用機制。重點關注重金屬耐性微生物的篩選。運用生物信息學和熒光定量 PCR等方法分析相關抗性基因的表達和變化，并加強對這些基因的水平轉移擴散方式和分子機制的研究，為控制和優化土壤微生物群落結構，強化其代謝功能以及提高微生物多樣性提供理論指導。

（3）重點開展重金屬劑量及暴露時間對土壤微生物生態特征的影響研究，并在此基礎上確定重金屬對土壤微生物的毒害濃度臨界值，并針對不同的土壤類型和重金屬種類建立相應的微生物評價指標體系，為調整土壤生態功能和重金屬污染土壤的修復和治理提供理論依據。

ABDU N, ABDULLAHI A A, ABDULKADIR A. 2016. Heavy metals and soil microbes [J]. Environmental Chemistry Letters, 15(1): 1-20.

AYDIN S, SHAHI A, OZBAYRAM E G, et al. 2015. Use of PCR-DGGE based molecular methods to assessment of microbial diversity during anaerobic treatment of antibiotic combinations [J]. Bioresource Technology, 192: 735-740.

AZARBAD H, NIKLINSKA M, LASKOWSKIR, et al. 2015. Microbial community composition and functions are resilient to metal pollution along two forest soil gradients [J]. FEMS Microbiology Ecology,91(1): 1-11.

BéRARD A, MAZZIA C, SAPPIN-DIDIER V, et al. 2014. Use of the MicroResp? method to assess pollution-induced community tolerance in the context of metal soil contamination [J]. Ecological Indicators,40: 27-33.

BURNS R G, DEFOREST J L, MARXSEN J, et al. 2013. Soil enzymes in a changing environment: Current knowledge and future directions [J].Soil Biology and Biochemistry, 58: 216-234

CAPORALE A G, VIOLANTEA A. 2016. Chemical Processes Affecting the Mobility of Heavy Metals and Metalloids in Soil Environments [J].Current Pollution Reports, 2(1): 15-27.

CHEN J H, HE F, ZHANG X H, et al. 2014. Heavy metal pollution decreases microbial abundance, diversity and activity within particle-size fractions of a paddy soil [J]. FEMS Microbiology Ecology, 87(1): 164-181.

CHODAK M, GO??BIEWSKI M, MORAWSKA-P?OSKONKA J, et al.2013. Diversity of microorganisms from forest soils differently polluted with heavy metals [J]. Applied Soil Ecology, 64: 7-14.

COSTA P S, REIS M P, áVILA M P, et al. 2015. Metagenome of a microbial community inhabiting a metal-rich tropical stream sediment[J]. PLOS One, 10(3): e0119465.

EPELDEL, LANZéN A, BLANCO F, et al. 2015. Adaptation of soil microbial community structure and function to chronic metal contamination at an abandoned Pb-Zn mine [J]. FEMS Microbiology Ecology, 91(1): 1-11.

GRANDLIC C J, GEIB I, PILON R, et al. 2006. Lead pollution in a large,prairie-pothole lake (Rush Lake, WI, USA): Effects on abundance and community structure of indigenous sediment bacteria [J].Environmental Pollution, 144(1): 119-126.

HAGMANN D F, GOODEY N M, Mathieu C, et al. 2015. Effect of metal contamination on microbial enzymatic activity in soil [J]. Soil Biology and Biochemistry, 91: 291-297.

HALL J L. 2002. Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and tolerance [J]. Journal of Experimental Botany, 53(366): 1-11.

HEMME C L, GREEN S J, RISHISHWAR L, et al. 2016. Lateral gene transfer in a heavy metal-contaminated-groundwater microbial community [J]. MBio, 7(2): e02234-15.

HODSON M E. 2013. Effects of heavy metals and metalloids on soil organisms [M]//Heavy Metals in Soils. Netherlands: Springer:141-160.

HU X F, JIANG Y, SHU Y, et al. 2014. Effects of mining wastewater discharges on heavy metal pollution and soil enzyme activity of the paddy fields [J]. Journal of Geochemical Exploration, 147(Part B):139-150.

HUANG D, LIU L, ZENG G, et al. 2017. The effects of rice straw biochar on indigenous microbial community and enzymes activity in heavy metal-contaminated sediment [J]. Chemosphere, 174: 545-553.

KENAROVA A, RADEVA G, TRAYKOV I, et al. 2014. Community level physiological profiles of bacterial communities inhabiting uranium mining impacted sites [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety,100: 226-232.

KHAN S, CAO Q, HESHAM A E L, et al. 2007. Soil enzymatic activities and microbial community structure with different application rates of Cd and Pb [J]. Journal of Environmental Sciences, 19(7): 834 -840.

LACRTDA C M R, CHOE L H, REARDON K F. 2007. Metaproteomic analysis of a bacterial community response to cadmium exposure [J].Journal of Proteome Research, 6(3): 1145-1152.

LI Y, LI H G, LIU F C. 2017. Pollution in the urban soils of Lianyungang,China, evaluated using a pollution index, mobility of heavy metals, and enzymatic activities [J]. Environmental Monitoring & Assessment,189(1): 34.

MAHAR A, WANG P, ALI A, et al. 2016. Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils: a review [J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 126: 111-121.

MARTíNEZ-BUSSENIUS C, NAVARRO C A, JEREZ C A. 2017.Microbial copper resistance: importance in biohydrometallurgy [J].Microbial Biotechnology, 10(2): 279-295.

TAYEBI B, AHANGAR A G. 2014. The influence of heavy metals on the development and activity of soil microorganisms [J]. International Journal of Plant, Animal and Environmental Sciences, 4: 74-85.

WANG C, LI W, GUO M X, et al. 2017. Ecological risk assessment on heavy metals in soils: Use of soil diffuse reflectance mid-infrared Fourier-transform spectroscopy [J]. Scientific Reports, 7: 40709.

WANG M, TONG Y, CHEN C, et al. 2018. Ecological risk assessment to marine organisms induced by heavy metals in China's coastal waters[J]. Marine Pollution Bulletin, 126: 349-356.

WICKRAMASINGHE W A A D L, MUBIANA V K, BLUST R. 2017. The effects of heavy metal concentration on bio-accumulation, productivity and pigment content of two species of marine macro algae [J]. Sri Lanka Journal of Aquatic Sciences, 22(1): 1-8.

WYSZKOWSK J, KUCHARSKI J, LAJSZNER W. 2006. The Effects of Copper on Soil Biochemical Properties and Its Interaction with Other Heavy Metals [J]. Polish Journal of Environmental Studies, 15(6):927-934.

XIAN Y, WANG M, CHEN W. 2015. Quantitative assessment on soil enzyme activities of heavy metal contaminated soils with various soil properties [J]. Chemosphere, 139: 604-608.

XIE Y, FAN J B, ZHU W X, et al. 2016. Effect of Heavy Metals Pollution on Soil Microbial Diversity and Bermudagrass Genetic Variation [J].Frontiers in Plant Science, DOI: 10.3389/fpls.2016.00755.

XIONG J B, WU L Y, TU S X, et al. 2010. Microbial communities and functional genes associated with soil arsenic contamination and the rhizosphere of the arsenic-hyperaccumulating plant Pteris vittata L. [J].Applied and Environmental Microbiology, 76(21): 7277-7284.

XU Z Y, TANG M, CHEN H, et al. 2012. Microbial community structure in the rhizosphere of Sophora viciifolia grown at a lead and zinc mine of northwest China [J]. Science of the Total Environment, 435-436:453-464.

YANG R Y, TANG J J, CHEN X, et al. 2007. Effects of coexisting plant species on soil microbes and soil enzymes in metal lead contaminated soils [J]. Applied Soil Ecology, 37(3): 240-246.

YIN H Q, NIU J J, REN Y H, et al. 2015. An integrated insight into the response of sedimentary microbial communities to heavy metal contamination [J]. Scientific Reports, 5: 14266.

ZHANG C, NIE S, LIANG J, et al. 2016. Effects of heavy metals and soil physicochemical properties on wetland soil microbial biomass and bacterial community structure [J]. Science of the Total Environment,557-558: 785-790.

ZHANG F P, LI C F, TONG L G, et al. 2010. Response of microbial characteristics to heavy metal pollution of mining soils in central Tibet,China [J]. Applied Soil Ecology, 45(3): 144-151.

ZHANG J, WANG L H, YANG J C, et al. 2015. Health risk to residents and stimulation to inherent bacteria of various heavy metals in soil [J].Science of the Total Environment, 508: 29-36.

ZHANG Y G, CONG J, LU H, et al. 2014. An integrated study to analyze soil microbial community structure and metabolic potential in two forest types [J]. Plos One, 9(4): e93773.

刁展. 2016. 外源重金屬對不同類型土壤養分及微生物活性的影響[D].楊凌: 西北農林科技大學.

郭星亮, 谷潔, 陳智學, 等. 2012. 銅川煤礦區重金屬污染對土壤微生物群落代謝和酶活性的影響[J]. 應用生態學報, 23(3): 798-806.

韓文輝, 黨晉華, 趙穎. 2016. 污灌區重金屬和多環芳烴復合污染及其對農田土壤微生物數量的影響[J]. 生態環境學報, 25(9):1562-1568.

馬寧, 齊繼薇, 劉長發, 等. 2018. 遼河口潮灘濕地不同植被土壤4種碳代謝酶活性及其與有機碳含量、pH值關系[J]. 中國農學通報, 34(1):90-97.

聶雙. 2016. 重金屬和土壤理化性質與濕地土壤微生物量和細菌群落結構的關系研究 [D]. 長沙: 湖南大學.

盛海君, 牛東, 孫光佑, 等. 2016. 秸稈直接還田對土壤微生物、理化特性和酶活性的影響研究進展 [J]. 土壤科學, 4(2): 19-26.

汪峰, 類成霞, 蔣瑀霽, 等. 2014. 長江中下游兩種典型水稻土微生物對砷污染的響應[J]. 中國環境科學, 34(11): 2931-2941.

張曦. 2013. 蛋白質在污染土壤生物學評價中應用的可行性研究[D]. 杭州: 浙江大學.

張雪晴, 張琴, 程園園, 等. 2016. 銅礦重金屬污染對土壤微生物群落多樣性和酶活力的影響[J]. 生態環境學報, 25(3): 517-522.

趙牧秋, 車志偉, 史云峰. 2016. 外源重金屬Cu、Cd對紅樹林沉積物酶活性的影響[J]. 環境科學與管理, 41(7): 42-46.

趙永紅, 張靜, 周丹, 等. 2015. 贛南某鎢礦區土壤重金屬污染狀況研究[J]. 中國環境科學, 35(8): 2477-2484.

鄭涵, 田昕竹, 王學東, 等. 2017. 鋅脅迫對土壤中微生物群落變化的影響[J]. 中國環境科學, 37(4): 1458-1465.