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摘要改革开放以来，我国国民经济发展获得了举世瞩目的成就。然而伴随经济发展快速而来的是日趋严重的环境压力，水体和土壤等环境污染问题尤为突出。沉积物是水体和土壤污染的内源，是各种污染物在环境中的最终归趋。通过有机污染物和重金属污染两个方面，介绍了水体和土壤环境中污染物对微生物群落结构的影响，并归纳总结了两者之间的关系，以期为开展微生物群落结构相关的沉积物研究提供基础资料。
关键词有机污染物；重金属污染；沉积物；微生物群落结构
中图分类号S181.3文献标识码A文章编号0517-6611（2014）21-07166-03
基金项目现代农业产业技术体系（CARS-49）。
作者简介李志波（1989-），男，湖南湘乡人，硕士研究生，研究方向：渔业生态环境。*通讯作者，研究员，硕士，从事渔业生态环境方面的研究。
收稿日期20140626 近年来，随着工业化的发展，城市化的推动，我国经济发展十分迅速。然而由于长期积累的环境问题尚未解决，新的环境问题又接踵而来，环境状况日益恶化，已经制约了我国国民经济的发展，成为我国社会主义建设的主要瓶颈[1]。在诸多生态环境问题中，水体和土壤等污染问题最为突出，其在农业方面的危害具体表现为农作物及渔业减产、品质下降，农产品有毒有害物质富集而出现质量安全问题等，严重威胁居民饮水饮食安全和人民健康，危害不容小觑[2]。这一问题的出现主要源于生活生产中主要污染物排放量超出环境承载能力，镉、汞等重金属和有机污染物被直接或间接排放到水体与土壤中[3]。在土壤和水体生态系统中，难分解有害污染物会通过吸附及沉积作用最终归于土壤和沉积物中，进而影响各理化指标大小及微生物群落的活动。而在渔业养殖水域系统中，下层的沉积物是各种污染物的一个最终汇，由外部水源的难分解有毒有害污染物以及上层水体部分过量的养殖投入品及生物排泄物等共同蓄积于底泥中，对微生物群落结构及水质[4]的影响则显得更为明显。
环境中的微生物群落的生态特征可分为结构特征和功能特征，其中结构特征描述微生物群落组成种类、丰度及其在不同条件下的更替，其变化更是标记环境变化的重要方面，在一定程度上可以反映环境质量[5-6]。而微生物的群落结构特征及功能是生态毒理学风险效应评估过程中重要组成部分。因此探索沉积物与微生物群落结构的关系，在判断污染物的潜在威胁和进行生物修复等方面具有一定的应用意义。
1 有机污染物对沉积物微生物群落结构的影响
1.1 多溴联苯醚（PBDEs）作为一种溴代阻燃剂，PBDEs被广泛添加于电子电器设备、建筑材料和纺织品等产品中。此类持久性有机污染物因具有低水溶性、低挥发性等性质[7]， 极易吸附于固体颗粒表面，或水中的悬浮物颗粒并沉降于底泥。目前PBDEs在其他方面的生态毒理学包括分布及毒性等研究较多，而与微生物群落的关系研究相对较少。因此掌握相关方面的研究，对生物修复以及毒理评估方面具有一定的应用价值。
有许多相关研究都提出了PBDEs能影响沉积物中的菌落组成种类和丰度的说法。Liu等从变性梯度凝胶电泳和16S rRNA序列分析中得出，芽孢杆菌属的条带1～4在所有样本中都出现，而沙雷氏菌属的条带5只出现在10 mg/kg组的样本中，这说明了不同浓度BDE-209的处理改变了细菌的组成种类[8]。珠江口沉积物的试验结果也显示BDE-209的浓度对微生物群落结构有较大影响，α-和β-变形菌门成为了对照组和低浓度组中的优势菌，而厚壁菌门在高浓度组的培养后期中占据了优势[9]。这表明BDE-209能使菌落随着培养时间的延长而发生结构交替。Zhu等的研究也证实了这一点，还从Shannon-Weaver指数的不同指出，细菌的丰度因受到高浓度BDE-209的作用而降低，而低浓度BDE-209增加了微生物多样性[10]。有报道也提到，1 mg/kg的BDE-209能促进氨氧化细菌和亚硝酸氧化菌的生长使其成为优势种群，而100 mg/kg浓度时则相反，不仅限制两种菌的生长，而且还影响土壤潜在的硝化作用[11-12]。可见PBDEs低浓度时能提高土壤中微生物的生物多样性，高浓度时能降低微生物群落多样性，从含量的高低来影响微生物菌落结构。
1.2 多环芳烃（PAHs） PAHs是一类广泛存在于环境中含有2个以上苯环的有机化学污染物，具有潜在毒性、致癌性及致突变性。因PAHs具有疏水性和低溶解性，故易吸附于土壤或是蓄积于水体沉积物中[13]，进而影响微生物群落。
有研究认为红树林沉积物微生物的结构易受到PAHs的影响，会发生复杂的相互作用[14]。一方面，微生物可将有机污染物PAHs作为碳源，增加了微生物多样性。另一方面，PAHs也对微生物构成了有毒的威胁从而减小物种丰度。姚健等在研究化学品污染对土壤微生物群落结构影响时也发现，受农药污染的土壤中，微生物DNA序列丰富度和多样性指数有所增加，这表明微生物群落结构的多样性受到了影响[15]。姜睿玲等发现重度污染区域中的条带3、7的细菌是降解PAHs的优势类群，而轻度污染区域中的土壤细菌适应生态发展，种群数量最高[16]。Andreoni等也发现长期暴露在PAHs污染中细菌的多样性指数最低，甲基杆菌和红球菌能利用PAHs作为碳源大量繁殖，从而成为优势菌[17]。这都表明轻度污染可增加微生物群落的多样性，而重度污染可改变微生物群落结构并出现优势种群。于是有学者提出PAHs污染存在中等效应浓度，比起PAHs轻度和重度污染，中度污染微生物多样性指数要略高，某些菌落能成为微生物群落中的优势种群[18-19]。
1.3四氢呋喃（THF）THF是一种高极性、低毒、低沸点的饱和环乙醚，其极易挥发，可与水和各种有机溶剂混合，也是一种重要的有机合成原料，主要用于医药、农药、特殊橡胶和溶剂等方面。因其水溶性高和生物降解性难，故极易进入各种水体并沉降于沉积物，进而影响沉积物的各生化指标[20]。 THF在活性污泥系统的性能方面有显著的负面影响。在THF对活性污泥酶活性的研究中发现微生物的丰度与活性污泥酶活性相关，在一定浓度范围内，THF浓度越高，酶失活程度越加剧[21]。生物数量的渐少，会导致有机化合物的降解率下降。在吕振华等对THF有关回流污泥的试验中发现，pH随着THF浓度的增加和时间的延长而上升，THF可能对回流污泥的好氧呼吸有强烈的抑制作用[22]。培养细菌和放线菌的数量均出现了峰值，而培养真菌的数量未明显改变。姚燕来等的研究也验证了这一点，这可说明THF对于河水中细菌和放线菌有明显抑制作用，而对真菌的抑制作用较小[20]。
1.4四氯乙烯（PCE）PCE是一类重要的难降解性有机化合物，可广泛用于干洗和脱脂等行业，被认为具有致癌、致畸和致突变的“三致”效应。PCE属于比水重的非水溶相液体，化学性质稳定，一旦进入水中将以多种形式存在，是引起环境问题的污染物之一。
PCE的降解与微生物有关，其脱氯降解方式有好氧氧化脱氯和厌氧还原脱氯，一般是在厌氧条件下微生物利用共代谢基质使PCE发生生物降解生成三氯乙烯（TCE）、二氯乙烯（DCE）。王爱宽等发现TCE和PCE污染能抑制土壤呼吸率，抑制率会随着浓度的增大而变大[23]。但随着时间延续，土壤呼吸率会有所恢复。原因可能在于染毒初时土壤中的微生物大部分无法适应污染环境而中毒死亡，部分微生物却能适应存活并大量繁殖，而高浓度TCE和PCE污染的毒性较大，土壤中的微生物中毒死亡数量较多，因此生物量及呼吸率的恢复也需更长时间。这表明了PCE和TCE对微生物群落多样性有显著影响。
有学者研究了反硝化、铁还原、硫酸盐还原、混合电子受体和天然地下水环境下PCE的脱氯性能，发现地下水中，PCE会因三价铁的存在而促进脱氯作用[24]。刘菲等的试验验证了这个说法[25]。在铁还原环境下，用接种活性污泥培养驯化后的微生物，随着驯化时间的变化，微生物量和活性呈增加的趋势且有峰值，PCE的去除率可高达90%。
2重金属污染
重金属污染是指由重金属或其化合物造成的环境污染，主要是由于采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属制品等人为因素所致。由于具有不可逆转和累积性，重金属属于持久性污染物。当其排放入水体环境，便易于沉降络合而大量积累于沉积物，进而对沉积物微生物群落结构产生比较大的影响[26-29]。张静霞等对湘江底泥研究时指出，汞、镉、锌、铅等重金属影响了底泥微生物群落结构，并分析多样性指数出现在中度污染底泥中的原因，可能在于长期受污染的微生物种群内部、种群之间的竞争关系发生改变，部分微生物产生抗性成为优势种群，与其竞争的种群失去优势，而和它共生或协同的微生物得到保护，从而使微生物群落的多样性增加[30]。吴建军等的研究也验证了这个说法[31]。阎姝等研究发现通过PLFA分析方法研究，相对于未污染的土壤，污染土壤中真菌的特征磷脂脂肪酸相对百分含量明显降低，而细菌中的含量却有升高趋势[32]。这说明重金属引起水稻土中微生物群落结构的改变。陈素华等在研究土壤重金属对微生物的数量与群落效应时，发现重金属在低浓度下有促进作用，高浓度有抑制作用，并且放线菌较细菌和真菌的敏感程度大[33]。
许多研究都表明，可能由于有耐受性的真菌生物量的增加，重金属污染能致使微生物碳/氮比的变化随着重金属含量的提高而呈上升趋势。而王秀丽等研究铜、锌、镉、铅4种重金属对土壤环境微生物群落的影响时，却发现重金属污染降低了微生物碳/氮比，这可能是由于多种重金属复合污染的综合效应导致了相反的结果[34]，因此用单一的生物学指标评价土壤的污染程度具有一定局限性。
沉积物中微生物十分丰富，微生物群落结构与重金属含量及形态变化又是一个相互影响的过程。研究表明，进入到水体中的一些重金属可在微生物作用下转化为毒性更强的金属化合物。有学者发现[35-36]，进入水层中的汞离子会与水中的悬浮物结合，在富硫条件的厌氧细菌作用下，转变为毒性更大的有机汞形态存在。而且微生物合成甲基汞在厌氧或好氧条件下都可以进行。在弱酸性环境厌氧条件下，微生物可以把无机汞转化为甲基汞，甲基汞是脂溶性物质，可被水生生物或植物吸收，富集后进入食物链对人体产生危害[37]。
已有研究表明微生物群落结构的变化能较早地预测环境质量的变化过程，被认为是最有潜力的敏感性生物指标[38]。结合传统的生物学指标（微生物生物量、微生物商等）和微生物群落结构的评价（BIOLOG），能够更好地判断重金属污染与微生物群落的相互影响程度[39]。
3小结
（1）由于目前关于有机污染物 PBDEs降解途径和主要参与降解反应的微生物的研究鲜少，所以，探讨有关微生物降解过程中菌群结构变化与降解能力之间的关系，以及降解过程中厌氧微生物在降解过程中是否以 PBDEs为碳源生长等问题仍需进行。因此加强不同条件下 PBDEs的微生物降解将是在今后一段时间里该领域的一个研究热点。
（2）水体沉积物是水环境中微生物的聚集场所，其很大程度上影响水体水质的变化及水环境生态系统的功能。所以，重金属污染物和微生物共同蓄积于沉积物时，存在两者相互影响及相互作用的关系。研究它们之间的关系及变化规律对于检测和生物修复水污染有着重要的理论和现实意义。例如可利用假单胞杆菌属、酵母菌和霉菌等对较高浓度重金属离子有耐受性的微生物， 可将废水中的重金属离子摄入菌细胞内再去除，从而实现废水的净化处理[29]。
（3）环境中的微生物群落结构复杂，具有重要的代谢功能，与环境进行着活跃的代谢交换以及“共代谢”过程，加强对微生物群落结构的研究，对于阐明其与生物环境之间的关系具有指导意义。研究沉积物中污染物与微生物群落结构之间的关系时，有时需要考虑多种污染物的复合污染而不是单纯的作用相加，如氯氖菊酯与铜复合污染对微生物群落结构的效应作用[40]。因此单一评价某种沉积物的污染作用能力的做法不可取，而是应该客观评估多种沉积物的复合生物学效应以及沉积物与微生物之间的相互作用，这不仅可以为生物修复技术提供重要的理论基础，而且对于生态毒理学中风险效应评估具有实际意义。如今，微生物群落中影响环境代谢的关键微生物菌种的鉴定还未清楚，其关键菌种作用环境代谢的模式仍在摸索，如何引导微生物群落结构来改善环境条件的理论机制也尚未成熟，这都将是在今后一段时间内的研究热点。 安徽农业科学2014年参考文献
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关键词有机污染物；重金属污染；沉积物；微生物群落结构
中图分类号S181.3文献标识码A文章编号0517-6611（2014）21-07166-03
基金项目现代农业产业技术体系（CARS-49）。
作者简介李志波（1989-），男，湖南湘乡人，硕士研究生，研究方向：渔业生态环境。*通讯作者，研究员，硕士，从事渔业生态环境方面的研究。
收稿日期20140626 近年来，随着工业化的发展，城市化的推动，我国经济发展十分迅速。然而由于长期积累的环境问题尚未解决，新的环境问题又接踵而来，环境状况日益恶化，已经制约了我国国民经济的发展，成为我国社会主义建设的主要瓶颈[1]。在诸多生态环境问题中，水体和土壤等污染问题最为突出，其在农业方面的危害具体表现为农作物及渔业减产、品质下降，农产品有毒有害物质富集而出现质量安全问题等，严重威胁居民饮水饮食安全和人民健康，危害不容小觑[2]。这一问题的出现主要源于生活生产中主要污染物排放量超出环境承载能力，镉、汞等重金属和有机污染物被直接或间接排放到水体与土壤中[3]。在土壤和水体生态系统中，难分解有害污染物会通过吸附及沉积作用最终归于土壤和沉积物中，进而影响各理化指标大小及微生物群落的活动。而在渔业养殖水域系统中，下层的沉积物是各种污染物的一个最终汇，由外部水源的难分解有毒有害污染物以及上层水体部分过量的养殖投入品及生物排泄物等共同蓄积于底泥中，对微生物群落结构及水质[4]的影响则显得更为明显。
环境中的微生物群落的生态特征可分为结构特征和功能特征，其中结构特征描述微生物群落组成种类、丰度及其在不同条件下的更替，其变化更是标记环境变化的重要方面，在一定程度上可以反映环境质量[5-6]。而微生物的群落结构特征及功能是生态毒理学风险效应评估过程中重要组成部分。因此探索沉积物与微生物群落结构的关系，在判断污染物的潜在威胁和进行生物修复等方面具有一定的应用意义。
1 有机污染物对沉积物微生物群落结构的影响
1.1 多溴联苯醚（PBDEs）作为一种溴代阻燃剂，PBDEs被广泛添加于电子电器设备、建筑材料和纺织品等产品中。此类持久性有机污染物因具有低水溶性、低挥发性等性质[7]， 极易吸附于固体颗粒表面，或水中的悬浮物颗粒并沉降于底泥。目前PBDEs在其他方面的生态毒理学包括分布及毒性等研究较多，而与微生物群落的关系研究相对较少。因此掌握相关方面的研究，对生物修复以及毒理评估方面具有一定的应用价值。
有许多相关研究都提出了PBDEs能影响沉积物中的菌落组成种类和丰度的说法。Liu等从变性梯度凝胶电泳和16S rRNA序列分析中得出，芽孢杆菌属的条带1～4在所有样本中都出现，而沙雷氏菌属的条带5只出现在10 mg/kg组的样本中，这说明了不同浓度BDE-209的处理改变了细菌的组成种类[8]。珠江口沉积物的试验结果也显示BDE-209的浓度对微生物群落结构有较大影响，α-和β-变形菌门成为了对照组和低浓度组中的优势菌，而厚壁菌门在高浓度组的培养后期中占据了优势[9]。这表明BDE-209能使菌落随着培养时间的延长而发生结构交替。Zhu等的研究也证实了这一点，还从Shannon-Weaver指数的不同指出，细菌的丰度因受到高浓度BDE-209的作用而降低，而低浓度BDE-209增加了微生物多样性[10]。有报道也提到，1 mg/kg的BDE-209能促进氨氧化细菌和亚硝酸氧化菌的生长使其成为优势种群，而100 mg/kg浓度时则相反，不仅限制两种菌的生长，而且还影响土壤潜在的硝化作用[11-12]。可见PBDEs低浓度时能提高土壤中微生物的生物多样性，高浓度时能降低微生物群落多样性，从含量的高低来影响微生物菌落结构。
1.2 多环芳烃（PAHs） PAHs是一类广泛存在于环境中含有2个以上苯环的有机化学污染物，具有潜在毒性、致癌性及致突变性。因PAHs具有疏水性和低溶解性，故易吸附于土壤或是蓄积于水体沉积物中[13]，进而影响微生物群落。
有研究认为红树林沉积物微生物的结构易受到PAHs的影响，会发生复杂的相互作用[14]。一方面，微生物可将有机污染物PAHs作为碳源，增加了微生物多样性。另一方面，PAHs也对微生物构成了有毒的威胁从而减小物种丰度。姚健等在研究化学品污染对土壤微生物群落结构影响时也发现，受农药污染的土壤中，微生物DNA序列丰富度和多样性指数有所增加，这表明微生物群落结构的多样性受到了影响[15]。姜睿玲等发现重度污染区域中的条带3、7的细菌是降解PAHs的优势类群，而轻度污染区域中的土壤细菌适应生态发展，种群数量最高[16]。Andreoni等也发现长期暴露在PAHs污染中细菌的多样性指数最低，甲基杆菌和红球菌能利用PAHs作为碳源大量繁殖，从而成为优势菌[17]。这都表明轻度污染可增加微生物群落的多样性，而重度污染可改变微生物群落结构并出现优势种群。于是有学者提出PAHs污染存在中等效应浓度，比起PAHs轻度和重度污染，中度污染微生物多样性指数要略高，某些菌落能成为微生物群落中的优势种群[18-19]。
1.3四氢呋喃（THF）THF是一种高极性、低毒、低沸点的饱和环乙醚，其极易挥发，可与水和各种有机溶剂混合，也是一种重要的有机合成原料，主要用于医药、农药、特殊橡胶和溶剂等方面。因其水溶性高和生物降解性难，故极易进入各种水体并沉降于沉积物，进而影响沉积物的各生化指标[20]。 THF在活性污泥系统的性能方面有显著的负面影响。在THF对活性污泥酶活性的研究中发现微生物的丰度与活性污泥酶活性相关，在一定浓度范围内，THF浓度越高，酶失活程度越加剧[21]。生物数量的渐少，会导致有机化合物的降解率下降。在吕振华等对THF有关回流污泥的试验中发现，pH随着THF浓度的增加和时间的延长而上升，THF可能对回流污泥的好氧呼吸有强烈的抑制作用[22]。培养细菌和放线菌的数量均出现了峰值，而培养真菌的数量未明显改变。姚燕来等的研究也验证了这一点，这可说明THF对于河水中细菌和放线菌有明显抑制作用，而对真菌的抑制作用较小[20]。
1.4四氯乙烯（PCE）PCE是一类重要的难降解性有机化合物，可广泛用于干洗和脱脂等行业，被认为具有致癌、致畸和致突变的“三致”效应。PCE属于比水重的非水溶相液体，化学性质稳定，一旦进入水中将以多种形式存在，是引起环境问题的污染物之一。
PCE的降解与微生物有关，其脱氯降解方式有好氧氧化脱氯和厌氧还原脱氯，一般是在厌氧条件下微生物利用共代谢基质使PCE发生生物降解生成三氯乙烯（TCE）、二氯乙烯（DCE）。王爱宽等发现TCE和PCE污染能抑制土壤呼吸率，抑制率会随着浓度的增大而变大[23]。但随着时间延续，土壤呼吸率会有所恢复。原因可能在于染毒初时土壤中的微生物大部分无法适应污染环境而中毒死亡，部分微生物却能适应存活并大量繁殖，而高浓度TCE和PCE污染的毒性较大，土壤中的微生物中毒死亡数量较多，因此生物量及呼吸率的恢复也需更长时间。这表明了PCE和TCE对微生物群落多样性有显著影响。
有学者研究了反硝化、铁还原、硫酸盐还原、混合电子受体和天然地下水环境下PCE的脱氯性能，发现地下水中，PCE会因三价铁的存在而促进脱氯作用[24]。刘菲等的试验验证了这个说法[25]。在铁还原环境下，用接种活性污泥培养驯化后的微生物，随着驯化时间的变化，微生物量和活性呈增加的趋势且有峰值，PCE的去除率可高达90%。
2重金属污染
重金属污染是指由重金属或其化合物造成的环境污染，主要是由于采矿、废气排放、污水灌溉和使用重金属制品等人为因素所致。由于具有不可逆转和累积性，重金属属于持久性污染物。当其排放入水体环境，便易于沉降络合而大量积累于沉积物，进而对沉积物微生物群落结构产生比较大的影响[26-29]。张静霞等对湘江底泥研究时指出，汞、镉、锌、铅等重金属影响了底泥微生物群落结构，并分析多样性指数出现在中度污染底泥中的原因，可能在于长期受污染的微生物种群内部、种群之间的竞争关系发生改变，部分微生物产生抗性成为优势种群，与其竞争的种群失去优势，而和它共生或协同的微生物得到保护，从而使微生物群落的多样性增加[30]。吴建军等的研究也验证了这个说法[31]。阎姝等研究发现通过PLFA分析方法研究，相对于未污染的土壤，污染土壤中真菌的特征磷脂脂肪酸相对百分含量明显降低，而细菌中的含量却有升高趋势[32]。这说明重金属引起水稻土中微生物群落结构的改变。陈素华等在研究土壤重金属对微生物的数量与群落效应时，发现重金属在低浓度下有促进作用，高浓度有抑制作用，并且放线菌较细菌和真菌的敏感程度大[33]。
许多研究都表明，可能由于有耐受性的真菌生物量的增加，重金属污染能致使微生物碳/氮比的变化随着重金属含量的提高而呈上升趋势。而王秀丽等研究铜、锌、镉、铅4种重金属对土壤环境微生物群落的影响时，却发现重金属污染降低了微生物碳/氮比，这可能是由于多种重金属复合污染的综合效应导致了相反的结果[34]，因此用单一的生物学指标评价土壤的污染程度具有一定局限性。
沉积物中微生物十分丰富，微生物群落结构与重金属含量及形态变化又是一个相互影响的过程。研究表明，进入到水体中的一些重金属可在微生物作用下转化为毒性更强的金属化合物。有学者发现[35-36]，进入水层中的汞离子会与水中的悬浮物结合，在富硫条件的厌氧细菌作用下，转变为毒性更大的有机汞形态存在。而且微生物合成甲基汞在厌氧或好氧条件下都可以进行。在弱酸性环境厌氧条件下，微生物可以把无机汞转化为甲基汞，甲基汞是脂溶性物质，可被水生生物或植物吸收，富集后进入食物链对人体产生危害[37]。
已有研究表明微生物群落结构的变化能较早地预测环境质量的变化过程，被认为是最有潜力的敏感性生物指标[38]。结合传统的生物学指标（微生物生物量、微生物商等）和微生物群落结构的评价（BIOLOG），能够更好地判断重金属污染与微生物群落的相互影响程度[39]。
3小结
（1）由于目前关于有机污染物 PBDEs降解途径和主要参与降解反应的微生物的研究鲜少，所以，探讨有关微生物降解过程中菌群结构变化与降解能力之间的关系，以及降解过程中厌氧微生物在降解过程中是否以 PBDEs为碳源生长等问题仍需进行。因此加强不同条件下 PBDEs的微生物降解将是在今后一段时间里该领域的一个研究热点。
（2）水体沉积物是水环境中微生物的聚集场所，其很大程度上影响水体水质的变化及水环境生态系统的功能。所以，重金属污染物和微生物共同蓄积于沉积物时，存在两者相互影响及相互作用的关系。研究它们之间的关系及变化规律对于检测和生物修复水污染有着重要的理论和现实意义。例如可利用假单胞杆菌属、酵母菌和霉菌等对较高浓度重金属离子有耐受性的微生物， 可将废水中的重金属离子摄入菌细胞内再去除，从而实现废水的净化处理[29]。
（3）环境中的微生物群落结构复杂，具有重要的代谢功能，与环境进行着活跃的代谢交换以及“共代谢”过程，加强对微生物群落结构的研究，对于阐明其与生物环境之间的关系具有指导意义。研究沉积物中污染物与微生物群落结构之间的关系时，有时需要考虑多种污染物的复合污染而不是单纯的作用相加，如氯氖菊酯与铜复合污染对微生物群落结构的效应作用[40]。因此单一评价某种沉积物的污染作用能力的做法不可取，而是应该客观评估多种沉积物的复合生物学效应以及沉积物与微生物之间的相互作用，这不仅可以为生物修复技术提供重要的理论基础，而且对于生态毒理学中风险效应评估具有实际意义。如今，微生物群落中影响环境代谢的关键微生物菌种的鉴定还未清楚，其关键菌种作用环境代谢的模式仍在摸索，如何引导微生物群落结构来改善环境条件的理论机制也尚未成熟，这都将是在今后一段时间内的研究热点。 安徽农业科学2014年参考文献
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