农田土壤重金属污染与农产品质量安全和农田生态系统健康密切相关。根据2014年4月环境保护部与国土资源部联合公布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，当前我国农田土壤点位超标率为16.1%，其中As、Cd、Cr、Hg、Pb、Cu、Zn、Ni等 8 种重金属元素污染最为严重，点位超标率分别为2.7%、7.0%、1.1%、1.6%、1.5%、2.1%、0.9%、4.8%[1]，农田土壤重金属污染情况不容乐观。随后相继颁布《土壤污染防治行动计划》和《中华人民共和国土壤污染防治法》，充分体现国家对土壤污染防治工作的重视。

土壤重金属污染具有隐蔽性、累积性和不可逆性等特点，在土壤—植物系统中迁移转化，经过食物链的积累和放大作用，进而对生物体产生毒害。近年来，随着工农业生产的快速发展，污水灌溉、农药和化肥的大量施用、乡镇企业的崛起以及大尺度生态环境条件的恶化，使农田土壤重金属污染越来越严重[2]，越来越复杂，从传统的单一重金属污染逐步发展成重金属的复合污染，严重威胁着人类的健康。

1 重金属复合污染对土壤环境的影响

在土壤环境中，不同重金属的迁移转化、反应作用机制会相互影响、相互制约，一般表现为加和效应、拮抗效应和协同效应[3-4]，使其在土壤中的存在形式、转化方式等与单一重金属元素作用存在很大差异。国内外很多环境科学领域专家做了相关的研究，我国主要针对矿区、冶炼厂周围土壤重金属复合污染和建立模拟试验等进行相关研究。

1.1 影响土壤重金属的迁移转化

土壤环境中重金属的迁移转化受土壤理化性质、重金属元素间的联合作用等因素的影响，在复合污染条件下，其反应过程更加复杂。一般来说，周期系同族元素之间以及理化性质相似的元素之间容易出现拮抗作用，同周期元素化学性质极其相似，可相互竞争结合部位。

王新[5]等研究Cd、Pb同时存在时Cd、Pb的迁移转化机制中发现，Cd的存在使土壤对Pb具有很强的吸持能力，更易于固定在土壤中，难以迁移，不易被水稻所吸收；相反，Pb可夺取Cd在土壤中的吸附点，使Cd的活性增加，提高土壤中Cd的有效性，使其更易被水稻所吸收。土壤中重金属元素的相互作用使其有效性发生变化，从而影响其生物毒性和有效性发挥以及在土壤中的迁移转化方式。

1.2 影响土壤微生物群落结构及种群数量

土壤重金属复合污染与土壤微生物的联系十分紧密，两者之间的关系目前已经成为国内外环境科学领域的研究热点。研究表明，土壤重金属复合污染能够显著降低土壤微生物生物量和细菌活菌数等，同时明显影响土壤微生物群落结构[6]。

王秀丽等[6]以浙江某处铜锌冶炼厂附近的水稻土为对象研究土壤重金属复合污染对土壤微生物的影响，结果显示，重金属复合污染能够明显降低微生物生物量碳、微生物生物量氮、微生物商、微生物生物量氮/全氮比等指标，同时在一定程度上也降低了微生物C/N比，降低细菌、真菌、放线菌活菌数；Fritze等[7]在研究铜镍矿山土壤时发现，铜、镍复合污染地区土壤微生物生物量显著降低；Frostegard等[7]以PLFA含量作为测定微生物生物量的指标，结果表明随着外源镉浓度的增加森林和旱地土壤微生物生物量下降。

土壤重金属污染对微生物群落结构的改变作用可以通过C/N比的变化体现，随着污染程度升高，土壤微生物向C/N比低的优势群落转化。有研究发现，随着有效态铜、锌、铅、镉含量的增加，土壤微生物群落向着真菌相对含量增加的趋势发展，改变了土壤微生物组成结构[8]。

1.3 抑制土壤酶活性

近年学者先后提出将脲酶、脱氢酶、过氧化氢酶、转化酶、磷酸酶活性等作为重金属污染监测指标，但大多针对单一重金属元素，对重金属复合污染作用的报道较少，且结果随土壤类型和pH、重金属种类等不同而存在很大差异。有研究表明，单一脱氢酶活性与矿区土壤重金属复合元素含量之间呈极显著相关，而单一脲酶、蛋白酶以及酸性磷酸酶活性与重金属复合元素含量呈显著相关，说明重金属复合污染对土壤酶的影响存在显著差异，且不同土壤酶对重金属复合污染的敏感程度不同[9]。

土壤重金属复合污染对土壤酶活性的影响主要是抑制。罗虹等[2]研究得出，Cu、Cr、Ni的复合污染显著抑制土壤脲酶和脱氢酶活性，同时，转化酶、水解酶等的活性也受到一定的抑制作用。杨志新等[10]研究显示，Cd、Zn、Pb复合污染对脲酶表现为协同抑制负效应，对过氧化氢酶则表现出一定的拮抗作用，转化酶和碱性磷酸酶活性则主要随着Cd浓度的增加而显著降低。