陳保冬, 趙方杰, 張 莘，伍松林，喬 敏，歐陽緯瑩，朱永官,,*

1 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 2 南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院作物遺傳與種質(zhì)創(chuàng)新國家重點實驗室，南京 210095 3 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心土壤環(huán)境研究室，北京 100085 4 中國科學院城市環(huán)境研究所城市環(huán)境與健康研究中心重點實驗室，廈門 361021

土壤生物與土壤污染研究前沿與展望

陳保冬1, 趙方杰2, 張 莘1，伍松林1，喬 敏3，歐陽緯瑩4，朱永官3,4,*

1 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 2 南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院作物遺傳與種質(zhì)創(chuàng)新國家重點實驗室，南京 210095 3 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心土壤環(huán)境研究室，北京 100085 4 中國科學院城市環(huán)境研究所城市環(huán)境與健康研究中心重點實驗室，廈門 361021

隨著社會經(jīng)濟發(fā)展，人類生產(chǎn)活動對自然環(huán)境產(chǎn)生越來越廣泛深刻的影響，土壤污染已成為危及生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定、農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和人體健康的突出環(huán)境問題之一。重金屬、有機污染化合物、病原菌及抗性基因等各類污染物大量進入土壤后，對土壤生物系統(tǒng)造成毒害作用，影響到土壤生態(tài)功能；另一方面，土壤生物如細菌、真菌、土壤動物等在一定程度上能夠適應(yīng)土壤污染，深刻影響著污染物在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化過程，在土壤污染修復中具有潛在重要作用。從土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)、土壤生物對土壤污染的響應(yīng)與適應(yīng)機制、污染土壤修復原理與技術(shù)等三方面綜述了土壤生物與土壤污染相關(guān)研究前沿，展望了重點研究方向。

土壤污染；土壤生物；生態(tài)毒理效應(yīng)；適應(yīng)機制；生物修復

隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展，人類工業(yè)或農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的各種污染物通過不同途徑進入土壤環(huán)境，最終超過土壤自凈能力，使土壤質(zhì)量與功能發(fā)生變化，危及人類及其他生物的生存和發(fā)展，即為土壤污染。根據(jù)2014年全國土壤污染狀況調(diào)查公報(http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201404/t20140417_270670.htm)，我國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，部分地區(qū)土壤污染較重，耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境問題突出，土壤污染治理迫在眉睫。

按照污染物屬性土壤污染可區(qū)分為無機污染、有機污染以及生物污染等。土壤無機污染以重金屬或類金屬(如鎘、砷、汞、銅、鉛、鉻)污染為主。值得注意的是，近年來隨著納米技術(shù)和納米材料的大規(guī)模應(yīng)用，大量的人工納米顆粒物如納米金屬氧化物、含碳納米顆粒物及量子點(一種由有限數(shù)目的原子組成且三個維度尺寸均在納米數(shù)量級的新型納米材料，因其獨特的物理化學性質(zhì)在生命科學、材料等領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用)等進入到土壤中，其生態(tài)安全性和潛在健康風險也日益受到關(guān)注。土壤有機污染以六六六、滴滴涕、多氯聯(lián)苯、多環(huán)芳烴等有機化合物污染為主，而近年來一些新興有機污染物，如全氟化合物、多溴聯(lián)苯醚、短鏈氯化石蠟、五氯苯等也逐漸引起關(guān)注[1]。土壤生物污染則是指病原體和有害生物種群從外界侵入土壤，破壞土壤生態(tài)系統(tǒng)平衡，引起土壤質(zhì)量下降的現(xiàn)象[2]。土壤中往往含有一些病原微生物，如果大量繁衍，將會破壞原有土壤生態(tài)平衡。同時，很多外源病原微生物(如大腸桿菌、沙門氏菌、脊髓灰質(zhì)炎病毒等)隨著生活污水、污泥或畜禽糞便等進入土壤，也造成土壤生物污染[2]。近年來因抗生素的濫用而導致抗生素抗性基因(Antibiotic resistance genes，ARGs)的環(huán)境擴散和積累也被歸為生物污染，并已成為全世界關(guān)注的一個環(huán)境問題[3]。

各種污染物進入土壤環(huán)境后會對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成深刻影響。一方面污染物往往具有致毒作用，會直接影響土壤生物活性，改變土壤生物系統(tǒng)結(jié)構(gòu)，進而影響土壤生態(tài)功能；另一方面，土壤生物通過一系列代謝途徑消納、轉(zhuǎn)化或富集污染物，影響污染物的環(huán)境行為和歸趨。系統(tǒng)深入研究土壤生物與土壤污染物之間的相互作用及其機制，不僅對于全面認識土壤污染的生態(tài)效應(yīng),以及土壤生物對土壤污染的適應(yīng)策略具有重要意義，同時也是發(fā)展污染土壤生物修復技術(shù)的重要基礎(chǔ)。

1 土壤生物與土壤污染研究前沿

土壤污染會影響土壤生物系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能，而土壤生物則對土壤污染產(chǎn)生適應(yīng)、反饋調(diào)控以及消解清除作用，對兩者相互作用的研究有利于發(fā)展土壤生物修復技術(shù)?；谕寥牢廴九c土壤生物的相互作用(圖1)，相關(guān)科學研究主要分為三個方面：(1)土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)；(2)土壤生物對土壤污染的響應(yīng)與適應(yīng)機制；(3)污染土壤修復原理與技術(shù)。

圖1 土壤污染與土壤生物系統(tǒng)相互作用Fig.1 Interactions between soil pollutants and soil organisms

1.1 土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)

土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)研究主要是考察污染物對生物個體生理、生物種群、群落結(jié)構(gòu)乃至生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的影響[4]。當前的研究多集中在生物個體層次，如以典型模式生物個體或細胞為考察對象，通過死亡率和生長發(fā)育相關(guān)指標(如無脊椎動物的繁殖率、產(chǎn)卵率以及植物的種子發(fā)芽、根伸長抑制和生物量等)來反映污染物的毒性效應(yīng)[5-6]，或采用基因組學及蛋白組學等研究有毒污染物的毒性機制，在基因、細胞和個體水平上揭示典型污染物和生物相互作用的位點及其作用方式[7]，以及采用代謝組學等手段解析有毒污染物對生物代謝過程影響的機理和調(diào)控途徑[8]。針對生物個體毒理效應(yīng)的研究被廣泛用來評價單一污染物或復合污染物的直接毒性，但由于這類研究不能反映土壤中物種間的相互作用，對物種敏感性差異考慮不足，因而在將污染物毒性外推到種群或群落水平時具有很多局限性。顯而易見，生物個體的變化必然會引起種群數(shù)量改變, 使種群衰落直至滅亡，從種群/群落乃至生態(tài)系統(tǒng)水平探討土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)，研究其所致的生態(tài)毒理效應(yīng)演化過程，正逐漸形成生態(tài)毒理學新的學科增長點。

近年來有學者提出利用多物種測試系統(tǒng)來構(gòu)建簡化的土壤食物網(wǎng)，從而在一定程度上反映物種間相互作用[9]。陸生微宇宙(Microcosm)系統(tǒng)被認為是最接近自然生態(tài)系統(tǒng)的試驗系統(tǒng)，一般由處理后的土壤(采集并過篩)或是未經(jīng)擾動的土體(Soil core)及引入的多種物種組成，能夠在生態(tài)系統(tǒng)水平上模擬研究污染物的遷移轉(zhuǎn)化和歸趨，以及評價污染物對生態(tài)系統(tǒng)整體結(jié)構(gòu)和功能的影響[10-11]。不過，由于微宇宙中生物群落結(jié)構(gòu)比較復雜，對毒物反應(yīng)的終點不夠明確，使得微宇宙中觀測到結(jié)果往往不易解釋，試驗可再現(xiàn)性也有待加強。相對而言，針對群落水平的毒性研究，以微生物為評價對象在技術(shù)上是最容易實現(xiàn)的。土壤微生物在生態(tài)系統(tǒng)中具有特殊的生態(tài)地位，對元素的生物地球循環(huán)具有不可替代的重要作用，因而選擇具有代表性的土壤微生物作為受體測試環(huán)境污染的生態(tài)效應(yīng)已成為近年生態(tài)毒理研究領(lǐng)域的熱點。

重金屬是土壤中最為常見的污染物。無論是對生物體必需還是非必需的重金屬元素，達到一定濃度時都會損壞生物細胞膜、改變生物酶活性、影響細胞內(nèi)正常的生理功能、并破壞生物體的DNA結(jié)構(gòu)[12]。譬如，Hg2+、Cd2+、Ag+等生物體非必需元素能與巰基基團(-SH)結(jié)合,進而抑制生物體的酶活性，Cr與S，以及As與P在結(jié)構(gòu)上類似導致這些元素很容易取代生物體內(nèi)的必需元素[13]而導致生理功能紊亂。土壤中的微生物數(shù)量龐大并具有高的比表面積，為重金屬與微生物細胞壁的相互作用提供了廣闊場所，而微生物細胞膜具有的網(wǎng)狀負電荷也使得其更易從周圍環(huán)境中積累金屬離子，且這種傳輸不能區(qū)分必需元素還是有毒重金屬[14]。已有大量研究報道了土壤重金屬污染對微生物生物量、土壤呼吸、底物利用、氮轉(zhuǎn)化、酶活性以及微生物多樣性的影響[15-19]。例如，Chander等[20]研究發(fā)現(xiàn)受重金屬脅迫的土壤微生物需要消耗更多能量，導致對底物的利用效率降低，引起土壤微生物生物量的降低；Gans等[21]研究發(fā)現(xiàn)在原始土壤樣品中存在超過100萬種不同的細菌基因組，而重金屬污染會降低其99.9%的多樣性。Singh等[22]研究也發(fā)現(xiàn)在重金屬長期脅迫下，土壤微生物群落多樣性顯著降低，并導致一些特定功能如對污染物的礦化能力喪失。

對外源有機污染物而言，土壤微生物是有機污染物降解的主要驅(qū)動力，然而有機污染物也深刻影響著土壤微生物的生長、豐度及降解能力。很多研究發(fā)現(xiàn)有機污染物能顯著抑制微生物的生長和生理活動，如敵草隆的降解產(chǎn)物對亞硝酸細菌和硝酸細菌有抑制作用，苯氧淡酸類除草劑可通過影響寄主植物而抑制共生固氮菌的生長和活動，2,4-D和甲基氯苯氧乙酸對土壤中藍細菌的光合作用有毒性作用[23]。不過，也有研究發(fā)現(xiàn)，有機污染物脅迫下功能微生物類群的豐度會相應(yīng)提高[24], 并且在某些環(huán)境中，其豐度與有機污染物的濃度成正比[25]。當這些功能微生物再次受到有機污染物脅迫時，因經(jīng)過前期的適應(yīng)過程，其生長速率明顯增加[26]。這些研究結(jié)果的差異可能與有機污染物的類型和土壤中污染物濃度水平有關(guān)。此外，有研究發(fā)現(xiàn)有機物存在時還會改變重金屬移動性及土壤微生物活性，例如溴代阻燃劑BDE209的適當加入會加速Pb轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定的形態(tài)進而對土壤微生物的生物量、呼吸和代謝產(chǎn)生不同影響[27]。

對于新型污染物抗性基因而言，其可隨畜禽糞便進入土壤系統(tǒng)，并可能將抗性基因轉(zhuǎn)移到土著微生物中[28-29]。抗生素選擇壓力也會誘導抗性基因的產(chǎn)生，有報道土壤重復施加含磺胺嘧啶的豬糞后，sul1和sul2兩種抗性基因的豐度顯著增加[30]。同時，由于抗生素進入土壤后能直接殺死土壤中某些微生物或抑制相關(guān)微生物的生長，因而能改變微生物群落結(jié)構(gòu)及微生物活性。Haller等[31]研究發(fā)現(xiàn)磺胺類(磺胺嘧啶和磺胺甲惡唑)和四環(huán)素類(土霉素)抗生素明顯抑制了土壤細菌和放線菌生長，使土壤微生物生物量明顯下降，但土壤真菌生物量增加。Hammesfahr等[32]也證實磺胺嘧啶污染的糞便使土壤細菌/真菌比例下降。Boleas等[33]則發(fā)現(xiàn)土壤中四環(huán)素濃度達到1 mg/kg即可顯著抑制土壤脫氫酶和磷酸酶的活性。最近研究發(fā)現(xiàn)，即使施用不含抗生素的有機肥，也可以顯著富集土壤中抗生素抗性微生物和抗性基因，其原因是土壤養(yǎng)分的投入可以改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，特別是一些通常含有抗性基因的微生物類群，如假單胞桿菌等[34]。

盡管有關(guān)污染物對土壤生物的影響已有大量研究報道，但目前還非常缺乏真正意義上的土壤污染生態(tài)毒理學研究：很少有研究考慮物種間的相互作用，更少有真正在生態(tài)系統(tǒng)層次開展的研究。此外，自然條件下土壤污染通常是多種污染物共存的復合污染，但已有研究多以單種或單類污染物作為研究對象，考察其在環(huán)境介質(zhì)中的遷移轉(zhuǎn)化過程，但很少考慮復合污染的生態(tài)效應(yīng)?？陀^地講，在群落水平乃至生態(tài)系統(tǒng)水平開展毒性測試還存在很多難點，如在戶外自然光照和降雨條件下進行的中宇宙測試，與真實環(huán)境高度接近，但由于測試系統(tǒng)中的組分是動態(tài)變化和相互依賴的，這種復雜性使得建立污染物和群落變化間的劑量-效應(yīng)關(guān)系非常困難，同時成本較高導致實驗重復少，也限制了實際應(yīng)用。今后還需進一步發(fā)展針對多物種的半野外測試方法來評價群落/生態(tài)系統(tǒng)水平的效應(yīng)。

1.2 土壤生物對環(huán)境污染的響應(yīng)及其適應(yīng)機制

污染物對土壤生物具有毒害作用，但另一方面土壤生物對各類污染物也有一定的抗性和解毒機制。對于重金屬而言，土壤生物的解毒及耐性機制包括：(1)泌出、吸附以及細胞外的沉淀作用，如許多微生物通過胞外聚合物將重金屬固持在胞外[35]；(2)對過量重金屬的區(qū)隔化作用，如重金屬進入植物細胞后往往聚集在液泡中[36]，而在菌根共生體系中重金屬會被固持在根內(nèi)真菌結(jié)構(gòu)中[37]；(3)細胞內(nèi)解毒作用，植物或微生物攝入過量重金屬離子可誘導金屬硫蛋白、植物絡(luò)合素、谷胱甘肽等物質(zhì)的大量合成，并與重金屬離子相結(jié)合，從而減輕重金屬毒害，如銅或鎘脅迫能夠上調(diào)叢枝菌根真菌中金屬硫蛋白基因(GintMT1)的表達[38]；(4)通過氧化、還原、甲基化和去甲基化作用對重金屬進行轉(zhuǎn)化，將重金屬轉(zhuǎn)化為無毒、低毒或易排出體外的形態(tài)。如一些微生物能夠?qū)⑸榧谆?，從而降低砷毒害，同時也幫助植物減輕毒害[39-40]，有些厭氧微生物可將汞甲基化，再將甲基汞排出細胞外達到解毒作用[41]。

一些土壤微生物與植物在長期適應(yīng)環(huán)境過程中形成了協(xié)同抵抗重金屬機制。例如，在重金屬污染環(huán)境中，AM真菌即可通過多種機制對宿主植物起到保護作用。概括起來，AM真菌主要通過間接和直接兩條途徑增強植物重金屬耐性，間接途徑主要通過促進植物對礦質(zhì)養(yǎng)分(尤其是磷)的吸收，改善植物營養(yǎng)狀況，促進植物生長，進而增強植物重金屬耐性；直接途徑主要指叢枝菌根對重金屬環(huán)境行為的直接影響，如根外菌絲對重金屬的直接固持作用等[42]。此外，值得注意的是，一些微生物或植物甚至能夠在重金屬污染下獲益，如一些化能自養(yǎng)型砷氧化微生物能夠?qū)⑷齼r砷氧化為五價砷，并且利用其產(chǎn)生的能量同化二氧化碳，供自身生長[43-44]。雖然土壤生物消納重金屬的過程及機制已有較多研究，但過去還是以重金屬遷移轉(zhuǎn)化的化學過程為主，相關(guān)生理及分子機制方面的深入研究相對較少，而這方面的研究對于從本質(zhì)上認識重金屬的地球化學循環(huán)過程無疑具有重要意義。

對于有機污染物而言，土壤生物在其降解過程中具有不可替代的重要作用。土壤有機污染物的降解關(guān)鍵過程如脫氯、開環(huán)、脫氮、氧化及還原等往往在微生物作用下完成。微生物降解有機污染物主要分為兩種方式，生長代謝和共代謝。生長代謝是指微生物將有機污染物作為碳源和能源物質(zhì)加以分解和利用的代謝過程[45]。以多環(huán)芳烴為例，微生物在單加氧酶或雙加氧酶的催化作用下，將氧加到苯環(huán)上，形成C—O鍵，再通過加氫、脫水等作用使C—C鍵斷裂，苯環(huán)數(shù)減少，形成一些中間產(chǎn)物，如鄰苯二酚等，這些中間產(chǎn)物進而被微生物利用合成自身生長所需物質(zhì)[46]。共代謝則是指微生物能夠降解或改變有機污染物化學結(jié)構(gòu)，但并不以此作為碳源和能源而是從其它底物獲取碳源和能源的代謝過程，如一些微生物如不動桿菌等能夠在以苯為碳源的條件下降解三氯苯酚和四氯苯酚[47]。通常一些高分子多環(huán)芳烴及其類似物的降解要依賴共代謝作用，一些持久性難降解有機污染物如多氯聯(lián)苯等，也能夠在特定菌種及合適條件發(fā)生脫氯反應(yīng)[48]?？傮w來說，土壤生物對有機污染的響應(yīng)和適應(yīng)機理研究還比較少，尚待通過分子生物學手段研究微生物解毒基因，針對不同結(jié)構(gòu)的有機物污染，研究其解毒途徑及降解產(chǎn)物。

對于生物污染而言，研究其在土壤中的傳播與演化機制才剛剛起步。土壤顆粒對病原微生物具有較強的吸附作用，同時存在對流-彌散、瀝濾等過程，并受到病原微生物自身性質(zhì)、土壤性質(zhì)和環(huán)境條件等因素的影響。另一方面，不同病原微生物在土壤中的存活狀態(tài)也不盡相同[49]，并受到諸多因素如土壤pH、有機質(zhì)、土壤溫度及濕度、離子強度、外界紫外線強度、土著微生物區(qū)系以及根際效應(yīng)等的影響[50]。多數(shù)病原微生物進入土壤后會很快消亡，但仍有小部分病原微生物長時間內(nèi)仍能保持感染活力,如弓蛔蟲(Toxocara)在土壤中存活時間達3—4年，炭疸桿菌(Bacillusanthracis)在土壤中存活時間甚至長達幾十年。土壤病原菌還可以通過污灌、畜禽糞便施用、昆蟲傳播等多種方式進入到植物體內(nèi)產(chǎn)生二次污染[51]。一些抗生素抗性細菌進入土壤后，其攜帶的抗性基因甚至可通過水平轉(zhuǎn)移傳播到土著微生物中[52]，從而對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成破壞。揭示病原微生物致毒基因在不同土壤生物類群之間的轉(zhuǎn)移機制及毒力基因殘留效應(yīng)，探究抗生素抗性菌及抗性基因和病原微生物的復合污染以及兩者相互作用是土壤生物污染研究領(lǐng)域的重點內(nèi)容。

1.3 污染土壤修復原理與技術(shù)

研究土壤污染的生態(tài)毒理效應(yīng)及土壤生物對土壤污染的響應(yīng)與適應(yīng)機制，一方面能夠為建立土壤環(huán)境質(zhì)量標準提供依據(jù)，另一方面也為解決土壤污染問題奠定了重要基礎(chǔ)。事實上，污染土壤修復原理和技術(shù)一直也是土壤學領(lǐng)域的重要研究內(nèi)容。傳統(tǒng)的污染土壤修復主要以客土、土壤淋洗、施加穩(wěn)定劑等物理化學方法為主。近年來，也有一些新型的環(huán)境功能材料應(yīng)用于污染土壤修復，如近年迅速發(fā)展起來的納米零價鐵(Nanoscale zero-valent iron，nZVI)修復技術(shù)。nZVI因其比表面積大、強還原性，且具有量子效應(yīng)、比表面效應(yīng)、體積效應(yīng)等特性，對重金屬、無機鹽及有機污染物都具有較好的去除效果，逐漸被廣泛用于重金屬(如六價鉻)或有機化合物(多環(huán)芳烴等)污染土壤的修復[53-54]。傳統(tǒng)物理化學修復技術(shù)對于治理嚴重污染土壤具有時間短、見效快等優(yōu)點，但往往伴隨著高能耗、高費用、二次污染等風險，因而不適用于大規(guī)模污染土壤的修復。相應(yīng)地，近年來發(fā)展起來的利用特定植物或微生物修復污染土壤的生物修復方法因其綠色環(huán)保、高效、成本低等優(yōu)點而受到廣泛關(guān)注。

圖2 植物-微生物聯(lián)合修復重金屬和有機污染土壤示意圖 Fig.2 Bioremediation of contaminated soil by plant and soil microorganisms植物根系、真菌菌絲等可以直接固持土壤中的重金屬(生物固定);超積累植物能將重金屬從土壤中吸收積累至植物地上部分(植物提取)，亦或?qū)⒖蓳]發(fā)性金屬元素通過氣孔釋放到大氣中(植物揮發(fā))。另一方面，土壤生物通過直接吸收或共代謝作用轉(zhuǎn)化降解土壤中的有機污染物(生物轉(zhuǎn)化)，有機物降解產(chǎn)物可直接釋放到環(huán)境介質(zhì)當中(生物揮發(fā))

在概念上，生物修復是指利用生物的代謝活動及其代謝產(chǎn)物富集、降解或固定土壤中的污染物，從而恢復被污染土壤的生產(chǎn)或景觀價值的一個受控或自發(fā)進行的生物學過程(圖2)。生物修復主要以植物修復和微生物修復為主。對于不同類型的污染物，其修復方法往往不同。對于重金屬來說，其結(jié)構(gòu)簡單，性質(zhì)較為穩(wěn)定，因而常常采取植物萃取和植物固定方法進行修復[55]。植物萃取主要是利用超積累植物吸收、富集重金屬，從而減少乃至清除土壤中的重金屬，如利用砷超積累植物蜈蚣草進行砷污染土壤的修復[56]。植物固定則主要利用特定耐性植物將污染物固定在根際或根系中以降低重金屬可遷移性，如利用一些礦區(qū)中天然存在的耐性植物修復重金屬污染土壤[57]。此外，也可利用某些具有特殊功能的微生物類群的代謝活動來降低重金屬活性及毒性以達到土壤修復的目的(即微生物修復)，如利用六價鉻還原細菌高效還原土壤中六價鉻以降低鉻毒性從而修復鉻污染土壤[58]。對于有機污染物而言，其結(jié)構(gòu)和性質(zhì)較為復雜，且生物降解難易程度不同，因而要根據(jù)污染物的特性選取適宜的修復方法。土壤中多數(shù)有機污染物能夠被微生物降解轉(zhuǎn)化，最終變成無害形態(tài)。土壤微生物轉(zhuǎn)化有機污染物主要涉及氧化還原、水解、集團轉(zhuǎn)移、酯化、縮合、氨化等過程，且分為生長代謝和共代謝途徑兩種類型?；谕寥牢⑸锬軌蚪到庥袡C污染物的特性，微生物修復已成為土壤有機污染修復的主要技術(shù)[59]。此外，一些植物也能夠吸收轉(zhuǎn)運有機物，并將小分子有機物通過葉片揮發(fā)至大氣當中(植物揮發(fā))，而一些難揮發(fā)性有機物能夠通過酶促反應(yīng)被無害化降解(植物降解)，一些難降解有機污染物也能夠被特定植物吸收累積(植物富集)。因而，利用植物修復有機污染土壤也具有一定應(yīng)用前景[60-61]。

值得注意的是，自然環(huán)境中植物與微生物之間往往具有密切的相互作用，不僅影響著彼此的污染耐受性，同時也對污染物遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生重要影響。將植物修復和微生物修復技術(shù)有機結(jié)合起來，對于提高生物修復效率具有重要意義。例如，通過菌根共生體系通常能夠增強植物對污染土壤的耐受性并促進植物修復[62]。在實際情況下，由于污染土壤往往存在復合污染、物理結(jié)構(gòu)不良、水土保持能力弱等限制性因素，導致單一修復措施無法實現(xiàn)，因而需要根據(jù)實際情形將生物修復與物理化學修復有機結(jié)合，以獲得最佳修復效果。此外，對于需要持續(xù)生產(chǎn)的農(nóng)業(yè)用地或林地而言，可考慮生產(chǎn)與修復相結(jié)合的方式，如利用一些高生物量的能源植物進行修復，在達到污染土壤修復目的的同時產(chǎn)生一定的經(jīng)濟效益。

2 未來研究動向分析

基于國內(nèi)外土壤污染與土壤生物研究前沿動態(tài)和我國土壤污染基本狀況，這一研究領(lǐng)域的關(guān)鍵科學問題可凝練為：(1)土壤污染如何影響土壤生物群落結(jié)構(gòu)與功能？(2)土壤消納污染物的生物學機理？(3)生物污染在土壤中的傳播與演化機制？圍繞這些問題，以下幾方面將成為未來研究的重點方向：

2.1 土壤污染背景下微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性的演變及生態(tài)效應(yīng)

過去有關(guān)土壤污染的生態(tài)效應(yīng)研究主要在細胞和生物個體水平開展，研究對象主要是動物和植物，但隨著微生物分子生態(tài)學的發(fā)展，越來越多的研究開始關(guān)注土壤污染對微生物群落的影響，包括在功能基因、功能群乃至在土壤生態(tài)系統(tǒng)水平研究不同污染物及復合污染對土壤微生物多樣性和功能的影響及其機制，重點是將生物多樣性(群落結(jié)構(gòu))與相關(guān)生態(tài)功能/過程結(jié)合起來進行研究，從生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性(抵抗力和恢復力)的關(guān)系角度理解土壤污染對土壤生態(tài)系統(tǒng)影響機制。

隨著分子生物學及生物信息學的迅速發(fā)展，利用高通量測序、核酸雜交技術(shù)、DNA指紋圖譜技術(shù)和基因芯片等分子生物學方法來分析土壤微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)，以及應(yīng)用宏基因組學、宏蛋白組學及代謝組學等系統(tǒng)生物學的方法研究土壤微生物活性及功能的演變規(guī)律已成為土壤生物學領(lǐng)域的趨勢。這些新方法的應(yīng)用會大大促進我們對土壤污染與土壤生物系統(tǒng)相互作用的全面認識，有助于理解在土壤污染脅迫下土壤生物群落結(jié)構(gòu)及功能的演變規(guī)律及響應(yīng)適應(yīng)過程。在上述研究的基礎(chǔ)上，未來應(yīng)加強基于長期定位實驗的研究，也就是結(jié)合現(xiàn)代組學技術(shù)、大數(shù)據(jù)科學和模型等手段在較長的時間尺度上認識土壤生物系統(tǒng)在土壤污染脅迫下的演變規(guī)律和機制。將來土壤生態(tài)毒理學研究應(yīng)更多地拓展到實際環(huán)境，從更大的時間和空間尺度上進行研究，考察的對象應(yīng)從土壤生物群落層次上升到食物網(wǎng)層次，同時要將生物多樣性演變與生態(tài)功能變化聯(lián)系起來，從而進一步提高研究的科學性和實用性。

2.2 土壤污染的生物轉(zhuǎn)化和清除機制

土壤生物可通過氧化、還原和甲基化等過程直接改變重金屬化學形態(tài)，或通過改變鐵、硫等元素的氧化還原狀態(tài)、分泌有機絡(luò)合物、細胞壁吸附和固定等過程影響重金屬的生物有效性[12]。土壤生物同樣可以通過特異性或非特異性酶脫毒系統(tǒng)，或通過一些特定的代謝途徑降解有機污染物。通過野外調(diào)查及傳統(tǒng)室內(nèi)模擬試驗，發(fā)現(xiàn)并分離特定功能微生物，進一步通過同位素示蹤技術(shù)、原位熒光雜交技術(shù)、電子顯微技術(shù)，以及近年來迅速發(fā)展起來的同步輻射技術(shù)(如X射線熒光微分析技術(shù)(XRF)和X射線吸收精細結(jié)構(gòu)分析技術(shù)(XAFS))、次生離子質(zhì)譜技術(shù)，可深層次揭示污染物遷移轉(zhuǎn)化的界面化學過程[63]。另一方面，生物體內(nèi)的生理代謝及分子調(diào)控過程是驅(qū)動污染物化學轉(zhuǎn)化的內(nèi)在動力，未來的研究也需要將分子生物學技術(shù)(如實時熒光定量PCR、基因克隆及功能驗證、蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu)解析、穩(wěn)定性同位素核酸探針DNA/RNA-SIP等技術(shù))與先進的物理化學技術(shù)(如高精度質(zhì)譜、電鏡分析及同步輻射等技術(shù))相結(jié)合，從分子層次上深入探索土壤生物介導的污染物轉(zhuǎn)化機制，為土壤污染的生物修復奠定基礎(chǔ)。此外，一些污染物的生物代謝及消納過程往往與生物自身代謝過程相耦合，如微生物驅(qū)動的有機污染物降解可以耦合鐵還原、硝酸鹽還原、硫酸鹽還原及甲烷產(chǎn)生過程，這些耦合作用在元素生物地球化學循環(huán)過程中扮演著重要的角色。具體研究過程中，需要綜合考慮生物自身的代謝過程及污染物的轉(zhuǎn)化特點，全面理解污染物在生物體內(nèi)的代謝過程及調(diào)控機制。

2.3 病原菌和抗生素抗性基因在土壤中的分布規(guī)律與傳播機制

病原菌和抗生素抗性菌及抗性基因一方面會通過土壤-空氣、土壤-植物、或土壤-地下水途徑直接進入人體，危害人體健康，另一方面則會造成農(nóng)作物病害，抑制農(nóng)作物的生長發(fā)育，造成農(nóng)業(yè)減產(chǎn)或農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)降低。因而，進行土壤病原菌及抗生素抗性基因污染防御及治理迫在眉睫。系統(tǒng)深入研究病原菌和抗生素抗性菌及抗性基因在土壤中的分布傳播過程與機制是進行污染治理的前提。

土壤中存在大量的抗生素產(chǎn)生菌和同化菌，是天然的抗性基因儲庫[64]，而抗生素的大規(guī)模生產(chǎn)和使用則進一步加速了土著抗性微生物和抗性基因的擴散，增加了抗生素耐藥性的發(fā)生頻率[65]。目前研究者通過實時熒光定量PCR、宏基因組以及高通量測序等現(xiàn)代分子生物學技術(shù)探究了不同土壤類型中抗性基因的分布規(guī)律，在遠古凍土和不受人類活動影響的土壤中發(fā)現(xiàn)了多樣性很高的抗性基因[66-67]，發(fā)現(xiàn)在未受抗生素污染的農(nóng)業(yè)和草地土壤中抗性基因結(jié)構(gòu)由微生物群落組成決定[68]，證明了土壤中抗性基因的自然廣泛存在，同時也揭示了中水灌溉土壤、施用禽畜糞便土壤等典型污染土壤中抗性基因富集的現(xiàn)象[69-70]。

基于已有關(guān)于土壤生物污染現(xiàn)狀的調(diào)查，進一步的研究應(yīng)圍繞抗性基因污染的來源、遷移轉(zhuǎn)化機制及生態(tài)風險展開：(1)建立土壤抗性基因與潛在宿主菌之間的關(guān)系，明晰污染來源；(2)探究不同類型土壤環(huán)境中抗性基因發(fā)生水平轉(zhuǎn)移的實際頻率；(3)結(jié)合實驗室模擬及長期實地監(jiān)測，研究病原菌及抗生素抗性菌及抗性基因在土壤中的遷移過程，重點解析其通過植物吸收進入食物鏈以及通過地下水淋洗進入水環(huán)境的風險；(4)評估抗性基因在土壤微生物和致病菌之間的交叉轉(zhuǎn)移，探究土壤抗性基因庫的潛在生態(tài)風險。

2.4 基于活體微生物的土壤污染監(jiān)測技術(shù)

傳統(tǒng)的化學分析方法監(jiān)測土壤污染的優(yōu)點是能夠精確測定污染物的濃度和形態(tài)，但卻往往不能確切反映污染物的生物毒性強弱?；瘜W分析本身不能反映生物暴露污染物的途徑和環(huán)境條件的影響(即缺乏生態(tài)相關(guān)性)，也不能區(qū)別急性毒性和慢性毒性(即缺乏時間相關(guān)性)。以活的生物體或群體來測試化學物質(zhì)毒性效應(yīng)的生物監(jiān)測方法能夠有效克服化學分析方法的缺點，反映環(huán)境污染對生物產(chǎn)生的綜合效應(yīng)或?qū)Ｐ孕?yīng)，以及污染物在土壤中的動態(tài)轉(zhuǎn)化，因而越來越受到重視[71-72]。根據(jù)測試對象的類型，土壤生物監(jiān)測主要分為三大類，即基于個體或組織層次的生物監(jiān)測，基于功能基因或基因組學層次的生物監(jiān)測，以及基于群落水平的抵抗力和恢復力測試。目前研究的重點是通過“組學”研究方法不斷發(fā)展新型生物標志物(包括功能基因)、生物芯片和新型全細胞專性的生物傳感器。污染物進入土壤后形態(tài)會發(fā)生一系列變化，如何確定具體是哪種形態(tài)致毒是今后的研究熱點和難點。比如，通過基因重組和突變等手段發(fā)展能夠區(qū)分無機砷和有機砷的全細胞微生物傳感器，可以原位監(jiān)測砷形態(tài)在轉(zhuǎn)化過程[73]。在生物監(jiān)測中測試終點的選擇需要綜合考慮生態(tài)相關(guān)性、暴露途徑、敏感性、管理目標及終點可測性等因素，根據(jù)具體情況選擇適宜的指標。

2.5 污染土壤生物修復原理與技術(shù)

污染土壤生物修復已有一定理論基礎(chǔ)，但實踐應(yīng)用方面還有很長的路要走，許多技術(shù)瓶頸尚待突破。對于不同污染情形，往往需要構(gòu)建不同的修復技術(shù)體系，如針對某一特定污染種類，選用專性耐受的植物和微生物種類，或利用轉(zhuǎn)基因技術(shù)修飾改造植物或微生物，使之適應(yīng)污染土壤并發(fā)揮修復功效[74]。同時，需要對特定功能的微生物或植物的污染物耐受及轉(zhuǎn)化機制進行深入研究，明確其分子機理和遺傳穩(wěn)定性，并在此基礎(chǔ)上發(fā)展基于功能基因的生物技術(shù)。在實際應(yīng)用中，需要特別考慮生物的環(huán)境適應(yīng)性問題，明確微生物修復污染土壤的適用條件和范圍，研究提高修復效率的關(guān)鍵參數(shù)及工程設(shè)計。現(xiàn)有的生物修復技術(shù)多以基礎(chǔ)理論研究為主，而相關(guān)的技術(shù)推廣及實踐應(yīng)用方面研究較為稀少。今后研究需要更加關(guān)注生物修復技術(shù)的實地應(yīng)用，使其逐漸成熟和完善。

作為土壤生物與土壤污染相關(guān)基礎(chǔ)研究的應(yīng)用目標，污染土壤生物修復技術(shù)勢必越來越受到關(guān)注。而為了實現(xiàn)這一應(yīng)用目標，則需要進一步系統(tǒng)深入地研究土壤污染對土壤生物的生態(tài)毒理效應(yīng)，揭示土壤生物對土壤污染物的適應(yīng)及消納機制。在以往研究工作基礎(chǔ)上，借助于研究方法技術(shù)的發(fā)展，未來的土壤生物與土壤污染研究，將向微觀和宏觀兩個方向拓展，微觀方向?qū)⒉粩嗌钊胫粱颉⒎肿幽酥列盘査?，宏觀方向則向生態(tài)系統(tǒng)水平推進。傳統(tǒng)單因素的研究將轉(zhuǎn)變?yōu)殡p因素和多因素研究，結(jié)構(gòu)或功能隔離研究將轉(zhuǎn)向結(jié)構(gòu)功能關(guān)系研究，離散的時間和空間節(jié)點觀察，將轉(zhuǎn)向空間分異和時間動態(tài)特征，乃至時空演變特征系統(tǒng)研究?？傮w上，至廣大、至精微、多因素、多尺度的研究已經(jīng)成為顯而易見的學科發(fā)展趨勢。

[1] 王亞韡, 王寶盛, 傅建捷, 阮挺, 曲廣波, 汪暢, 曾力希, 劉倩, 袁博, 江桂斌. 新型有機污染物研究進展. 化學通報, 2013. 76(1): 3-14.

[2] Bradford S A, Morales V L, Zhang W, Harvey R W, Packman A I, Mohanram A, Welty C. Transport and fate of microbial pathogens in agricultural settings. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2013, 43(8): 775-893.

[3] Martínez J L. Antibiotics and antibiotic resistance genes in natural environments. Science, 2008, 321(5887): 365-367.

[4] van Gestel C A M. Soil ecotoxicology: state of the art and future directions. ZooKeys, 2012, 176: 275-296.

[5] Christiansen K S, Borggaard O K, Holm P E, Vijver M G, Hauschild M Z, Peijnenburg W J G M. Experimental determinations of soil copper toxicity to lettuce (Lactucasativa) growth in highly different copper spiked and aged soils. Environmental Science and Pollution Research International, 2015, 22(7): 5283-5292.

[6] Zortéa T, Baretta D, Maccari A P, Segat J C, Boiago E S, Sousa J P, Da Silva A S. Influence of cypermethrin on avoidance behavior, survival and reproduction of Folsomia candida in soil. Chemosphere, 2015, 122: 94-98.

[7] Chen G Q, De Boer T E, Wagelmans M, van Gestel C A M, Van Straalen N M, Roelofs D. Integrating transcriptomics into triad-based soil-quality assessment. Environmental Toxicology and Chemistry, 2014, 33(4): 900-909.

[8] Baylay A J, Spurgeon D J, Svendsen C, Griffin J L, Swain S C, Sturzenbaum S R, Jones O A H. A metabolomics based test of independent action and concentration addition using the earthwormLumbricusrubellus. Ecotoxicology, 2012, 21(5): 1436-1447.

[9] Schnug L, Jensen J, Scott-Fordsmand J J, Leinaas H P. Toxicity of three biocides to springtails and earthworms in a soil multi-species (SMS) test system. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 74: 115-126.

[10] Burrows L A, Edwards C A. The use of integrated soil microcosms to predict effects of pesticides on soil ecosystems. European Journal of Soil Biology, 2002, 38(3/4): 245-249.

[12] Bruins M R, Kapil S, Oehme F W. Microbial resistance to metals in the environment. Ecotoxicology and Environental Safety, 2000, 45(3): 198-207.

[13] Olaniran A O, Balgobind A, Pillay B. Bioavailability of heavy metals in soil: impact on microbial biodegradation of organic compounds and possible improvement strategies. International Journal of Molecular Sciences, 2013, 14(5): 10197-10228.

[14] Gall J E, Boyd R S, Rajakaruna N. Transfer of heavy metals through terrestrial food webs: a review. Environmental Monitoring and Assessment, 2015, 187: 201.

[15] Anderson G L, Williams J, Hille R. The purification and characterization of arsenite oxidase from Alcaligenes faecalis, a molybdenum-containing hydroxylase. Journal of Biological Chemistry, 1992, 267(33): 23674-23682.

[16] Giller K E, Witter E, McGrath S P. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. Soil Biology and Biochemistry, 1998, 30(10-11): 1389-1414.

[17] Giller K E, Witter E, McGrath S P. Heavy metals and soil microbes. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(10): 2031-2037.

[18] Macdonald C A, Clark I M, Zhao F J, Hirsch P R, Singh B K, McGrath S P. Long-term impacts of zinc and copper enriched sewage sludge additions on bacterial, archaeal and fungal communities in arable and grassland soils. Soil Biology and Biochemistry, 2011, 43(5): 932-941.

[19] Boshoff M, De Jonge M, Dardenne F, Blust R, Bervoets L. The impact of metal pollution on soil faunal and microbial activity in two grassland ecosystems. Environmental Research, 2014, 134: 169-180.

[20] Chander K, Klein T, Eberhardt U, Joergensen R. Decomposition of carbon-14-labelled wheat straw in repeatedly fumigated and non-fumigated soils with different levels of heavy metal contamination. Biology and Fertility of Soils, 2002, 35(2): 86-91.

[21] Gans J, Wolinsky M, Dunbar J. Computational improvements reveal great bacterial diversity and high metal toxicity in soil. Science, 2005, 309(5739): 1387-1390.

[22] Singh B K, Quince C, Macdonald C A, Khachane A, Thomas N, Abu Al-Soud W, S?rensen S J, He Z L, White D, Sinclair A, Crooks B, Zhou J Z, Campbell C D. Loss of microbial diversity in soils is coincident with reductions in some specialized functions. Environmental Microbiology, 2014, 16(8): 2408-2420.

[23] 周啟星, 王美娥. 土壤生態(tài)毒理學研究進展與展望. 生態(tài)毒理學報, 2006, 1(1): 1-11.

[24] O′Connell M, Baldwin D S, Robertson A I, Rees G. Release and bioavailability of dissolved organic matter from floodplain litter: influence of origin and oxygen levels. Freshwater Biology, 2000, 45(3): 333-342.

[25] Sei K, Sugimoto Y, Mori K, Maki H, Kohnol T. Monitoring of alkane-degrading bacteria in a sea-water microcosm during crude oil degradation by polymerase chain reaction based on alkane-catabolic genes. Environmental Microbiology, 2003, 5(6): 517-522.

[26] Johnsen A R, Karlson U. Diffuse PAH contamination of surface soils: environmental occurrence, bioavailability, and microbial degradation. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 76(3): 533-543.

[27] Zhang W, Chen L, Zhang R, Lin K F. Effects of decabromodiphenyl ether on lead mobility and microbial toxicity in soil. Chemosphere, 2015, 122: 99-104.

[28] Chee-Sanford J C, Mackie R I, Koike S, Krapac I G, Lin Y F, Yannarell A C, Maxwell S, Aminov R I. Fate and transport of antibiotic residues and antibiotic resistance genes following land application of manure waste. Journal of Environmental Quality, 2009, 38(3): 1086-1108.

[29] Esiobu N, Armenta L, Ike J. Antibiotic resistance in soil and water environments. International Journal of Environmental Health Research, 2002, 12(2): 133-144.

[30] Heuer H, Solehati Q, Zimmerling U, Kleineidam K, Schloter M, Müller T, Focks A, Thiele-Bruhn S, Smalla K. Accumulation of sulfonamide resistance genes in arable soils due to repeated application of manure containing sulfadiazine. Applied and Environmental Microbiology, 77(7): 2527-2530.

[31] Haller M Y, Müller S R, McArdell C S, Alder A C, Suter M J -F. Quantification of veterinary antibiotics (sulfonamides and trimethoprim) in animal manure by liquid chromatography-mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 2002, 952(1/2): 111-120.

[32] Hammesfahr U, Heuer H, Manzke B, Smalla K, Thiele-Bruhn S. Impact of the antibiotic sulfadiazine and pig manure on the microbial community structure in agricultural soils. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(7): 1583-1591.

[33] Boleas S, Alonso C, Pro J, Fernández C, Carbonell G, Arazona J V. Toxicity of the antimicrobial oxytetracycline to soil organisms in a multi-species-soil system (MS?3) and influence of manure co-addition. Journal of Hazardous Materials, 2005, 122(3): 233-241.

[34] Udikovic-Kolic N, Wichmann F, Broderick N A, Handelsman J. Bloom of resident antibiotic-resistant bacteria in soil following manure fertilization. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2014, 111(42): 15202-15207.

[35] Li W W, Yu H Q. Insight into the roles of microbial extracellular polymer substances in metal biosorption. Bioresource Technology, 2014, 160: 15-23.

[36] Liu J, Duan C Q, Zhang X H, Zhu Y N, Hu C. Subcellular distribution of chromium in accumulating plantLeersiahexandraSwartz. Plant and Soil, 2009, 322(1/2): 187-195.

[37] Nayuki K, Chen B D, Ohtomo R, Kuga Y. Cellular imaging of cadmium in resin sections of arbuscular mycorrhizas using synchrotron micro X-ray fluorescence. Microbes and Environments, 2014, 29(1): 60-66.

[38] González-Guerrero M, Cano C, Azcón-Aguilar C, Ferrol N.GintMT1 encodes a functional metallothionein inGlomusintraradicesthat responds to oxidative stress. Mycorrhiza, 2007, 17(4): 327-335.

[39] Lomax C, Liu W J, Wu L Y, Xue K, Xiong J B, Zhou J Z, McGrath S P, Meharg A A, Miller A J, Zhao F J. Methylated arsenic species in plants originate from soil microorganisms. New Phytologist, 2012, 193(3): 665-672.

[40] Zhu Y G, Yoshinaga M, Zhao F J, Rosen B P. Earth abides arsenic biotransformations. Annual Review of Earth and Planetary Sciences, 2014, 42: 443-467.

[41] Parks J M, Johs A, Podar M, Bridou R, Hurt R A Jr, Smith S D, Tomanicek S J, Qian Y, Brown S D, Brandt C C, Palumbo A V, Smith J C, Wall J D, Elias D A, Liang L Y. The genetic basis for bacterial mercury methylation. Science, 2013, 339(6125): 1332-1335.

[42] 伍松林, 張莘, 陳保冬. 叢枝菌根對土壤——植物系統(tǒng)中重金屬遷移轉(zhuǎn)化的影響. 生態(tài)毒理學報, 2013, 8(6): 847-856.

[43] Oremland R S, Stolz J F. Arsenic, microbes and contaminated aquifers. Trends in Microbiology, 2005, 13(2): 45-49.

[44] Zhang J, Zhou W X, Liu B B, He J, Shen Q R, Zhao F J. Anaerobic arsenite oxidation by an autotrophic arsenite-oxidizing bacterium from an arsenic-contaminated paddy soil. Environmental Science & Technology, 2015, 49(10): 5956-5964.

[45] 石成春. 有機污染物微生物共代謝降解及其動力學研究. 化學工程與裝備, 2010, (7): 164-167, 121-121.

[46] Juhasz A L, Naidu R. Bioremediation of high molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons: A review of the microbial degradation of benzo[a]pyrene. International Biodeterioration & Biodegradation, 2000, 45(1/2): 57-88.

[47] Kim M H, Hao O J. Cometabolic degradation of chlorophenols byAcinetobacterspecies. Water Research, 1999, 33(2): 562-574.

[48] 畢新慧, 徐曉白. 多氯聯(lián)苯的環(huán)境行為. 化學進展, 2000, 12(2): 152-160.

[49] Crane S R, Moore J A. Modeling enteric bacterial die-off: A review. Water, Air, & Soil Pollution, 1986, 27(3/4): 411-439.

[50] Ongeng D, Geeraerd A H, Springael D, Ryckeboer J, Muyanja C, Mauriello G. Fate ofEscherichiacoliO157:H7 andSalmonellaentericain the manure-amended soil-plant ecosystem of fresh vegetable crops: A review. Critical Reviews in Microbiology, 2015, 41(3): 273-294.

[51] Wachtel M R, Charkowski A O. Cross-contamination of lettuce withEscherichiacoliO157:H7. Journal of Food Protect, 2002, 65(3): 465-470.

[52] Forsberg K J, Reyes A, Wang B, Selleck E M, Sommer M O A, Dantas G. The shared antibiotic resistome of soil bacteria and human pathogens. Science, 2012, 337(6098): 1107-1111.

[53] Chen C F, Binh N T, Chen C W, Dong C D. Removal of polycyclic aromatic hydrocarbons from sediments using sodium persulfate activated by temperature and nanoscale zero-valent iron. Journal of the Air & Waste Management Association, 2015, 65(4): 375-383.

[54] Di Palma L, Gueye M T, Petrucci E. Hexavalent chromium reduction in contaminated soil: A comparison between ferrous sulphate and nanoscale zero-valent iron. Jounal of Hazardous Materials, 2015, 281: 70-76.

[55] Chaney R L, Malik M, Li Y M, Brown S L, Brewer E P, Angle J S, Baker A J M. Phytoremediation of soil metals. Current Opinion in Biotechnology, 1997, 8(3): 279-284.

[56] Xie Q E, Yan X L, Liao X Y, Li X. The arsenic hyperaccumulator fernPterisvittataL. Environmental Science & Technology, 2009, 43(22): 8488-8495.

[57] Pérez-López R, Márquez-García B, Abreu M M, Nieto J M, Córdoba F.EricaandevalensisandEricaaustralisgrowing in the same extreme environments: Phytostabilization potential of mining areas. Geoderma, 2014, 230-231: 194-203.

[58] Smith W L, Gadd G M. Reduction and precipitation of chromate by mixed culture sulphate-reducing bacterial biofilms. Journal of Applied Microbiology, 2000, 88(6): 983-991.

[59] 滕應(yīng), 駱永明, 李振高. 污染土壤的微生物修復原理與技術(shù)進展. 土壤, 2007, 39(4): 497-502.

[60] Gerhardt K E, Huang X D, Glick B R, Greenberg B M. Phytoremediation and rhizoremediation of organic soil contaminants: Potential and challenges. Plant Science, 2009, 176(1): 20-30.

[61] Cunningham S D, Anderson T A, Schwab A P, Hsu F C. Phytoremediation of soils contaminated with organic pollutants. Advances in Agronomy, 1996, 56: 55-114.

[62] Dong Y, Zhu Y G, Smith F A, Wang Y S, Chen B D. Arbuscular mycorrhiza enhanced arsenic resistance of both white clover (TrifoliumrepensLinn.) and ryegrass (LoliumperenneL.) plants in an arsenic-contaminated soil. Environmental Pollution, 2008, 155(1): 174-181.

[63] Zhao F J, Moore K L, Lombi E, Zhu Y G. Imaging element distribution and speciation in plant cells. Trends in Plant Science, 2014, 19(3): 183-192.

[64] Dantas G, Sommer M O A, Oluwasegun R D, Church G M. Bacteria subsisting on antibiotics. Science, 2008, 320(5872): 100-103.

[65] Knapp C W, Dolfing J, Phillip A I E, Graham D W. Evidence of increasing antibiotic resistance gene abundances in archived soils since 1940. Environmental Science & Technology, 2009, 44(2): 580-587.

[66] Allen H K, Moe L A, Rodbumrer J, Gaarder A, Handelsman J. Functional metagenomics reveals diverse β-lactamases in a remote Alaskan soil. The ISME Journal, 2009, 3(2): 243-251.

[67] Lang K S, Anderson J M, Schwarz S, Williamson L, Handelsman J, Singer R S. Novel florfenicol and chloramphenicol resistance gene discovered in Alaskan soil by using functional metagenomics. Applied and Environmental Microbiology, 2010, 76(15): 5321-5326.

[68] Forsberg K J, Patel S, Gibson M K, Lauber C L, Knight R, Fierer N, Dantas G. Bacterial phylogeny structures soil resistomes across habitats. Nature, 2014, 509(7502): 612-616.

[69] Zhu Y G, Johnson T A, Su J Q, Qiao M, Guo G X, Stedtfeld R D, Hashsham S A, Tiedje J M. Diverse and abundant antibiotic resistance genes in Chinese swine farms. Proceedings of the NationalAcademy of Sciences of the United States of America, 2013, 110(9): 3435-3440.

[70] Wang F H, Qiao M, Su J Q, Chen Z, Zhou X, Zhu Y G. High throughput profiling of antibiotic resistance genes in urban park soils with reclaimed water irrigation. Environmental Science & Technology, 2014, 48(16): 9079-9085.

[71] Hund-Rinke K, K?rdel W, Hennecke D, Eisentr?ger A, Heiden S. Bioassays for the ecotoxicological and genotoxicological assessment of contaminated soils (results of a round robin test) part I: Assessment of a possible groundwater contamination: Ecotoxicological and genotoxicological tests with aqueous soil extracts. Journal of Soils and Sediments, 2002, 2(1): 43-50.

[72] Maliszewska-Kordybach B, Smreczak B. Ecotoxicological activity of soils polluted with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)-effect on plants. Environmental Technology, 2000, 21(10): 1099-1110.

[73] Chen M J, Ogunseitan O A. Removing As, Ba, Cu and Zn from waste plasma display panel glass by electrokinetics//Li J H, Hu H L, eds. Selected Proceedings of the Eighth International Conference on Waste Management and Technology. Shanghai: ICWMT, 2014: 393-398.

[74] Vangronsveld J, Herzig R, Weyens N, Boulet J, Adriaensen K, Ruttens A, Thewys T, Vassilev A, Meers E, Nehnevajova E, Van Der Lelie D, Mench M. Phytoremediation of contaminated soils and groundwater: lessons from the field. Environmental Science and Pollution Research, 2009, 16(7): 765-794.

Soil pollution and soil organisms: an overview of research progress and perspectives

CHEN Baodong1, ZHAO Fangjie2, ZHANG Xin1, WU Songlin1, QIAO Min3, OUYANG Weiying4, ZHU Yongguan3,4,*

1StateKeyLaboratoryofUrbanandRegionalEcology,ResearchCenterforEco-EnvironmentalSciences,ChineseAcademyofSciences,Beijing100085,China2StateKeyLaboratoryofCropGeneticsandGermplasmEnhancement,CollegeofResourcesandEnvironmentalSciences,NanjingAgriculturalUniversity,Nanjing210095,China3DepartmentofSoilEnvironmentScience,ResearchCenterforEco-EnvironmentalSciences,ChineseAcademyofSciences,Beijing100085,China4KeyLaboratoryofUrbanEnvironmentandHealth,InstituteofUrbanEnvironment,ChineseAcademyofSciences,Xiamen361021,China

With social and economic development, anthropogenic activities have been exerting profound effects on the natural environment. Soil pollution has become one of the most pressing environmental problems threatening ecosystem stability, agricultural product safety, and human health. Soil ecosystem is a complex system consisting of plant roots, soil animals, and soil microorganisms, which play important roles in energy transfer and material cycling. Numerous pollutants such as heavy metals, organic compounds, and pathogens and antibiotic resistant genes, etc., can greatly influence soil ecosystem functions through their detrimental effects on soil organisms. On the other hand, soil organisms can evolve various strategies to adapt to the contaminated environment, mediate translocation and transformation of soil contaminants, and may have the potential for soil remediation. In this review, we summarize recent progresses in research on the interactions of soil organisms and soil pollutants, focusing on (1) eco-toxicological effects of soil pollution; (2) the mechanisms underlying the responses and adaptation of soil organisms to soil pollution; and (3) the principles and technologies for the bioremediation of contaminated soils. We also propose perspectives for future research, including changes in soil microbial community structure upon soil pollution, biotransformation and detoxification of pollutants by soil organisms, biological monitoring of soil pollution, and distribution and transmission of pathogens and antibiotic resistant genes in soil.

soil pollution; soil organisms; ecotoxicity; adaptation mechanisms; bioremediation

國家自然科學基金面上項目(41471219); 城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室自主方向項目(SKLURE2012-1-03)

2015-06-23;

2015-08-17

10.5846/stxb201506231259

*通訊作者Corresponding author.E-mail: ygzhu@rcees.ac.cn

陳保冬, 趙方杰, 張莘，伍松林，喬敏，歐陽緯瑩，朱永官.土壤生物與土壤污染研究前沿與展望.生態(tài)學報,2015,35(20):6604-6613.

Chen B D, Zhao F J, Zhang X, Wu S L, Qiao M, Ouyang W Y, Zhu Y G.Soil pollution and soil organisms: an overview of research progress and perspectives.Acta Ecologica Sinica,2015,35(20):6604-6613.