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土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展

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金彩悦, 李海林, 瞿广飞, 吴丰辉, 刘欣欣, 刘晔, 邝凌睿, 程银汉, 陈修平, 李军燕, 宁平. 土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
引用本文: 金彩悦, 李海林, 瞿广飞, 吴丰辉, 刘欣欣, 刘晔, 邝凌睿, 程银汉, 陈修平, 李军燕, 宁平. 土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
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JIN Caiyue, LI Hailin, QU Guangfei, WU Fenghui, LIU Xinxin, LIU Ye, KUANG Lingrui, CHENG Yinhan, CHEN Xiuping, LI Junyan, NING Ping. Developments in the research of soil microbial metabolic patterns and their environmental impacts[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
Citation: JIN Caiyue, LI Hailin, QU Guangfei, WU Fenghui, LIU Xinxin, LIU Ye, KUANG Lingrui, CHENG Yinhan, CHEN Xiuping, LI Junyan, NING Ping. Developments in the research of soil microbial metabolic patterns and their environmental impacts[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
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土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展

  • 1.

    昆明理工大学环境科学与工程学院，昆明，650500

  • 2.

    冶金及化工行业废气资源化国家地方联合工程研究中心，昆明，650500

    • 通讯作者: E-mail：qgflab@sina.com; 
  • 基金项目:
    国家重点研发计划项目（2018YFC1900203)和国家自然科学基金（51968033)资助.

Developments in the research of soil microbial metabolic patterns and their environmental impacts

  • 1.

    School of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming, 650500, China

  • 2.

    National Local Joint Engineering Research Center for Waste Gas Resource Treatment in Metallurgy and Chemical Industry, Kunming, 650500, China

    • Corresponding author: QU Guangfei, qgflab@sina.com ; 
  • Fund Project: the National Key Research and Development Plan（2018YFC1900203) and the National Natural Science Foundation of China (51968033).

摘要

  • 摘要: 随着土壤利用模式变化及矿产资源不断开发，土壤微生物活性降低及矿山土壤生态恶化已成为阻碍社会生产效率提高的主要因素之一．由于国家和社会逐渐重视土地高质量发展及微生物生态修复工程，本文综述了土壤微生物对碳、磷、氮和其它非金属污染物的代谢模式，并且基于土壤生态系统特性，讨论了微生物驱动的物质循环影响因素（pH、营养条件、重金属等土壤因子)．阐述了微生物多样性和根际环境的形成在矿山生态环境修复初期所起的重要作用，并通过土壤环境的外场作用机制分析，揭露了电、磁、紫外等外场的控制将有助于微生物群落及其功能的可控方向演变，对土壤污染物阻控和理化特性改善并推动实现退化土壤生态结构与功能的重塑具有重要意义．
    Abstract: With the change of soil utilization patterns and the continuous exploitation of mineral resources, the decrease of soil microbial activity and the ecological deterioration of mineral soils have become one of the main factors that hinder the improvement of social productivity．As the country and society are gradually paying attention to high-quality land development and microbial ecological remediation projects, this paper reviews the metabolic patterns of carbon, phosphorus, nitrogen and other non-metallic pollutants by soil microorganisms, and discusses the microbially driven material cycling factors （pH, nutrient conditions, heavy metals and other soil factors) based on soil ecosystem characteristics．The importance of microbial diversity and the formation of the inter-root environment in the initial phase of mine ecosystem restoration is described, and through the analysis of the external field action mechanism of soil environment, revealing that the control of external fields such as electric, magnetic and ultraviolet will contribute to the controlled evolution of microbial communities and their functions, which is significant for the control of soil contaminants and improvement of physicochemical properties as well as promoting the remodeling of ecological structure and function of degraded soils．

  • 塑料的商业生产始于20世纪50年代[1]，现广泛应用于包装、医疗、农业等行业，仅2019年全球塑料产量就高达3.68亿吨[2]。塑料在光照辐射、机械磨损、风化侵蚀、动物和微生物的作用下，可逐渐分解成粒径更小的塑料颗粒[3]。微塑料(microplastics, MPs)的概念最早出现在2004年Science发表的一篇文章[4]，定义为粒径小于5 mm的塑料颗粒[5]，粒径小于100 nm的被称为“纳米塑料”(nanoplastics, NPs)[6]。MPs通过大气、洋流等作用在全球范围内长距离运输[7]，并在环境中持续存在和积累。水体[8]、沉积物[9]、土壤[10]、大气[11]甚至深海和极地都能检测到MPs[7]。尽管多项研究回顾了MPs在水环境中的发生、分布、生态风险及水体MPs与其他污染物的环境地球化学行为[8, 12-13]，但关于陆地MPs的综述论文却很少[14-15]。陆地MPs是海洋MPs的主要来源，其MPs污染程度可能是海洋的4—23倍[16]。土壤作为陆地系统中MPs的汇[17]，对MPs的储存和转移起着至关重要的作用[18]。因此，充分认识MPs在土壤环境中的丰度、来源、迁移和生态毒性对于科学评估和源头控制土壤MPs污染十分关键。

    在Web of Science核心数据库中以“microplastics”和“soil”为关键词进行了搜索(截至2021年8月21日)，产生了608篇文献。通过共现网络分析(图1)，发现土壤环境MPs的研究始于2016年，相关研究主要包括：1)土壤类型，全球学者普遍注重农田土壤MPs的研究；2)MPs的来源，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥料的施用、污水灌溉和地膜覆盖等；3)MPs的分析方法，包括采样、分离(筛分、密度分离、消解等)、鉴定(目检法、光谱法、热解质谱分析法等)；4)土壤MPs的丰度、类型(如聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)、聚苯乙烯(PS))、形状(如纤维、薄膜、碎片、颗粒等)；5)MPs的生物效应，包括对植物、动物和微生物的影响。由此可见，MPs的来源、种类、分布、检测方法及生态健康风险是当前土壤MPs污染研究的热点方向。已发表的文献中，Praveena等[19]、陈雅兰等[20]较为全面的综述了土壤中MPs的提取与鉴定方法，郝爱红等[14]、Zhao等[15]从土壤中MPs的来源、迁移、分析方法、污染特征和生态风险等方面入手，揭示了土壤MPs的归宿和生态风险，但有关土壤MPs与多种有害污染物共同暴露的生物毒性、土壤中老化或降解MPs的生态风险鲜有报道。有学者对全球土壤MPs污染做了简单的总结[17, 21]，但所收集的数据不够全面。因此，本文在总结最新国内外研究进展的基础上，从土壤环境中MPs的来源、丰度、迁移及其生态健康风险方面进行了综述，并提出了相关领域未来的研究重点。相比先前的研究，本文更加全面的总结了土壤中MPs的丰度，通过绘制分布图以更加直观的形式展现了全球土壤MPs污染，并将土壤老化/降解MPs的生态风险以及MPs的复合污染毒性和潜在生态风险展开了系统地回顾和展望，填补该领域综述论文的空白。本文将为评估土壤MPs潜在的生态健康风险提供有价值的参考。

    图 1  已发表论文中以“微塑料”、“土壤”为关键词的共现网络分析图[22]。
    Figure 1.  Co-occurrence network analysis of published research papers with “microplastics” and “soil” as keywords
    每个节点(关键词)大小与其出现频次成正比，连线颜色表示论文发表年份，数据截至2021年8月21日
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    1.   土壤MPs的来源、丰度和迁移 (Source, abundance and migration of soil MPs)

    1.1   土壤MPs的来源

    土壤中MPs的来源十分广泛(图2)，人们日常生活(如未合理处置的塑料垃圾)和农业活动(如污泥堆肥、有机肥施用、地膜覆盖及农田灌溉等)产生的MPs会直接进入土壤[23-26]，或通过地表径流[27]和大气沉降[28]间接输送到土壤环境。

    图 2  土壤中MPs的来源与迁移
    Figure 2.  Origin and migration of MPs in soil
    (红色和黑色箭头/文字分别表示MPs的来源和迁移路径)
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    1.1.1   未合理处置的塑料垃圾

    土壤中存在着与水环境类似、种类繁多的MPs碎片[29]，它们与塑料污染密不可分。根据目前的塑料废弃物管理趋势预测，2050年全球产生的塑料垃圾中将有120万吨进入垃圾填埋场或自然环境[30]，必然会对生态环境造成影响。日常生活使用的一次性塑料袋/瓶、口罩/手套、衣服等均含有塑料，如使用后被随意丢弃在路边或非法倾倒地点[31]，会造成附近土壤塑料污染。作为塑料垃圾的重要组成部分，塑料袋全球每年的消费量约为5000—10000亿个，其中900多亿个塑料袋不可回收[32]，可在环境中老化降解生成MPs。自2020年新冠疫情爆发以来，大量一次性口罩排放到环境中。据估计，2020年全球生产的一次性口罩约520亿个[33]。每片新口罩中可释放（183.0±78.4）个MPs，而使用过的口罩因附着了空气中的MPs会释放更多的MPs(每片（1246.6±403.5) 个) [34]。由此，未合理处置的一次性口罩引起的土壤塑料和MPs污染不容忽视。

    1.1.2   污泥堆肥的长期积累

    污泥堆肥可能导致土壤MPs的增加[24]。生活废水经污水处理厂，可大大减少MPs(去除率约99%)向水环境直接排放[24]，但未被处理的MPs通常积聚在污泥中[35]，由于污泥含有丰富的N、P、K等营养元素[36]，许多地区将污泥用作农田肥料[24]，MPs便由此进入土壤。不同国家污泥中MPs的含量与经济发展水平、人口密度和废物处置等因素有关[37]。对于经济发达、人口密度高的国家，因使用药品、个人护理品(PPCPs)及洗衣产生的污水量大[38]，污泥中MPs的含量相应较高。在欧洲和北美地区，每年通过污泥堆肥进入农田的MPs分别有约6.3×104—4.3×105和4.4×104—3.0×105吨[39]。土壤MPs的丰度随污泥施用量的增加而增加[24]。研究发现，在农田中仅施用一次污泥，15年后该区域土壤中仍可检测出塑料纤维[40]，表明MPs在土壤中难以降解，会产生持久性污染。

    1.1.3   有机肥料的施用

    有机肥料的重复施用除了会引起重金属和抗生素等污染残留[41]，还会导致土壤MPs污染，而后者常常被人们忽视[42]。研究发现，有机肥中普遍含有的MPs可能来自运输饲料的塑料管道、储存消毒剂或抗生素的塑料瓶[43]。江西鹰潭，猪粪中MPs的平均年丰度约为（1250±640）个·kg−1(干重)，施用了猪粪的农田中MPs的年均累积量约为（1.25±0.61）个·kg−1[42]；施用猪粪22年后的农田中MPs丰度（(43.8±16.2)个·kg−1)明显高于未施用猪粪的农田（(16.4±2.7)个·kg−1)[42]。德国是全球对肥料质量要求最严格的国家之一，但每年通过施用有机肥进入农田的MPs高达3.5×1010—2.2×1012个[26]。我国作为有机肥生产和使用大国，据估计，我国每年通过有机肥进入农田土壤中的MPs可达52.4—26400吨[3]。但该数据仅仅基于德国波恩、斯洛文尼亚等地区关于有机肥中塑料污染的报道[23, 26, 44]，并结合我国有机肥每年实际施用量(2200万吨左右)来进行估算的，该估算忽略了粒径小于0.5 mm的MPs，且缺乏我国有机肥中关于MPs丰度的报道，因此，未来的研究中还应多关注我国有机肥中MPs的污染情况，以便全面评估我国通过有机肥进入土壤的MPs量。

    1.1.4   农业灌溉和地表径流

    农业灌溉是MPs进入土壤的又一重要途径。据统计，全球每年生活污水产生量超过356 km3，处理后的出水中有23.8 km3主要用于农业灌溉[45]。生活污水中含有大量源于PPCPs和衣物的MPs。虽然常规的处理工艺可有效去除污水中绝大部分MPs，但出水中仍有残留的MPs通过农业灌溉进入土壤环境[15]。在部分水资源匮乏的国家，未经处理的污水也会被用于灌溉农田[23]。据报道，全球约有3.6×105 km2的农田是使用未处理或者部分处理的生活污水进行灌溉的[46]，必然会向土壤中输入更多的MPs。此外，天然水体中也存在MPs，例如：我国长江水中MPs高达6.6×103个·m−3[47]，珠江水中MPs的丰度介于397—7924个·m−3之间[48]，即使在偏远的内陆湖泊沿岸也有大量MPs存在，如青藏高原湖泊中MPs丰度可达（625±411）个·m−3[49]。这些水环境中的MPs也可通过灌溉或随地表径流进入土壤环境中。随着研究的深入，人们开始对生态环境敏感区(如青藏高原[49]、沙漠[50]、黄土高原[51])MPs污染进行研究，作为东南亚多条河流重要发源地的青藏高原，无处不在的MPs可能使其污染范围不断扩大到其他水系，或通过地表径流进入土壤环境，而该地区生态环境脆弱，存在调查难度大、恢复年限长等问题，未来的研究应该更加注重生态环境敏感区MPs污染及其健康风险评价。

    1.1.5   地膜的广泛应用

    地膜是农田土壤MPs污染的重要来源[23, 25]。2016年全球农用塑料薄膜市场交易量为400万吨，预计到2030年将以每年5.6%的速度增长[25]。全球约有1.29×105 km2的农田覆盖有地膜[52]，我国地膜使用量最大，占全世界地膜覆盖面积的90%[17]。从田地中去除地膜费时费力，大量被残留的地膜在阳光辐射等作用下逐步破碎裂解，形成MPs[29]。农田土壤中MPs的含量随覆盖时间的延长逐渐增加[17]。在我国石河子市，随着地膜连续覆盖时间从5年增加至30年，MPs丰度从10.10 mg·kg−1增加到了61.05 mg·kg−1[53]。目前，大力研制与推广的环保型可降解地膜是解决塑料污染最有效的途径，但研究表明，MPs对污染物(如抗生素、农药等)的吸附能力大小排序为：老化可降解MPs>可降解MPs>非可降解MPs，且老化程度越高对污染物的吸附量越大[54-55]，在这种情况下可降解地膜的使用，特别是地膜在环境中不可避免的老化行为，可能会给环境带来更大的生态危害，在未来的农业发展中应该重视这一问题。

    1.1.6   大气沉降输入

    土壤MPs也有部分来自大气中悬浮的塑料颗粒。多项研究表明，大气中存在MPs，如南海西北部大气中MPs的丰度为（0.035±0.015）n·m−3[56]。大气中的MPs主要来源于建筑材料、纺织品磨损、灰尘、道路油漆、轮胎和制动器磨损[57]。轮胎磨损产生的MPs主要来自各种车辆，全球车辆轮胎磨损的MPs排放量为人均0.81 kg·a−1[58]，飞机轮胎磨损释放的MPs相对较少，约占荷兰轮胎磨损MPs排放总量的2%[58]。空气中密度小的大塑料颗粒和MPs可通过大气沉降和风力传输沉积在城市或乡村陆地表面[59]，还可传输到偏远、人烟稀少的地区[28]。据报道，我国烟台市大气MPs沉降通量达1.5×105个·(m2 a)−1[60]；法国巴黎大气MPs沉降通量达2—355个·(m2 d)−1，且该地区每年有3—10吨的纤维被大气沉降物沉积[59]。由此可见，大气沉降是MPs沉积到陆地的重要途径。值得思考的是，粒径小于50 μm的MPs可以重新悬浮到大气中[61]，增加人体吸入MPs的风险，而多数国家并没有将大气中的MPs作为空气污染的一部分进行监测，为了明晰MPs对人类健康构成的潜在风险，将MPs纳入空气污染的监测范围迫在眉睫，尤其是在MPs污染严重的大城市。

    总体来看，国内外大量关于土壤中MPs的来源研究仅停留在对来源的简单陈述，只有少部分做了MPs的溯源追踪方法。目前，环境中MPs的溯源方法主要集中于水体和沉积物，通过非仪器分析法(目视分析法、密度分析法、灼烧分析法等)从MPs的颜色、形状、密度等特性初步判识MPs的外观及用途[62]，或通过仪器检测(光谱分析法、显微分析法、色谱质谱分析法等)判识MPs的化学成分及结构[63]，两者相结合可追溯环境中MPs的来源。从已有研究成果来看，土壤MPs的溯源依旧没有可靠且简单易行的检测方法。值得注意的是，进入到环境的塑料碎片和MPs，由于各种物理化学作用，最终会破碎形成NPs，更小的粒径以及颜色、形状等特性不够显著增加了对MPs来源追溯的难度，因此亟需建立适合更小粒径的NPs的检测方法和理化指标。

    1.2   土壤MPs的迁移行为

    MPs在土壤中可发生水平和垂直迁移[64]，其迁移行为受土壤和MPs理化性质的影响[21, 65]。土壤的理化性质(包括孔隙度、土壤质地、矿物和腐殖质含量等)对MPs的迁移有重要影响。土壤的孔隙大小由其质地决定，可直接影响MPs的迁移[30]，砂土表面的MPs在渗透作用下可垂直迁移至距地表1.5—7.5 cm的土壤中[66]。由于土壤裂缝，干燥气候可能会加速MPs向下移动[66]。土壤矿物和腐殖酸共存时会增加MPs的垂直传输距离(9—10 cm)[67]。Wu等[68]发现, PS微球的迁移能力随土壤矿物(Fe/Al氧化物)含量的增高而降低，这是由于带负电的MPs与带正电的Fe/Al氧化物发生静电吸引所致。此外，MPs的特性(包括粒径、形状、电荷和表面化学等)也会影响其在土壤中的迁移。当MPs的粒径小于土壤孔隙尺寸时，MPs能通过土壤孔隙和裂缝向下移动，粒径小的MPs也容易被土壤动物摄食而转移到更深层的土壤中[69-70]。由于MPs与土壤团聚体的相互作用不同，不同形状的MPs可能对土壤中MPs的迁移产生阻塞作用影响其迁移行为[65]。如：塑料微球和微粒比微纤维更易下移到土壤深层，因为微纤维与土壤颗粒缠结形成土块后无法迁移[71]。高密度的MPs(如PET(聚对苯二甲酸乙二醇酯))可能会因重力作用而促进其在土壤中的迁移[72]。表面含有羧基、磺酸基、低密度氨基官能团的PS微球，比含有高密度氨基官能团的PS微球更易在海沙中迁移，这是由于带正电的高密度氨基MPs与带负电的沙粒之间存在静电吸引，从而阻碍MPs的迁移行为[73]。

    除了在土壤内部迁移外，土壤中的MPs也会在风力、气流、地表径流等作用下迁移到空气和水等环境介质中[64, 66]。土壤表面的MPs尤其是微纤维等轻质塑料颗粒，可以被风和气流抬升到空气中，最终长距离传播到其他陆地或地表水中[59]。此外，地表径流可促使MPs进入深层土壤甚至含水层。据报道，澳大利亚维多利亚州地下水中MPs的平均丰度为38个·L−1[74]，向地下水迁移的MPs可能带来新的环境问题，但目前仍缺乏对地下水MPs污染的环境风险预测、评估和防控研究。

    1.3   全球土壤环境中MPs的丰度

    我们收集了全球不同地区土壤环境中检出的MPs的理化性质和丰度，绘制了图3。目前，虽然只有少量研究报道了土壤环境中MPs的丰度情况，但可看出MPs广泛存在于多种土壤中(如农业土壤、公园土壤、湿地土壤、沙漠土壤等)，其丰度从几个·kg−1到数万个·kg−1不等，多数地区土壤MPs丰度在0—5×103个·kg−1之间，粒径大多小于1 mm[75-77]；MPs形状有纤维、薄膜、碎片、颗粒等，PP、PE、PS是土壤中最主要的聚合物类型。土壤环境中MPs的丰度普遍高于水和沉积物中的[8]，说明土壤环境是MPs重要的汇。在全球范围内，亚洲、欧洲、北美、大洋洲的土壤环境中都发现了MPs，且不同地区丰度差异较大。从图3中可看出，智利梅利皮利亚县田地因长期施用污泥导致土壤MPs丰度高达18000—41000个·kg−1，明显高于其他地区[24]；西班牙东南部穆尔西亚蔬菜农田土壤和墨西哥坎佩切家庭花园土壤中也检测到了数量较高的MPs，丰度分别为（2116±1024）个·kg−1和（870±1900）个·kg−1[78-79]；但德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州农田表层土壤中MPs仅有（5.8±8）个·kg−1[80]，且该国弗兰科尼亚中部农田中MPs的丰度最低，仅为（0.34±0.36）个·kg−1[81]。

    图 3  文献报道的全球部分地区土壤环境MPs污染情况
    Figure 3.  MPs pollution of soil environment in some regions of the world reported in the literatures
    (数据更新于2021年10月，没有标记的区域不代表没有MPs污染)
    (Updated in October 2021, unmarked areas do not represent no MPs contamination)
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    作为最大的塑料生产国和消费国[82]，我国土壤MPs污染引起了越来越多的关注。在我国大多数受人为活动影响较少的土壤中MPs含量较低，如山东东营黄河三角洲湿地无植物覆盖的土壤和长江沿岸休耕的土壤中MPs丰度仅为60个·kg−1[83]和（28.4±22.0）个·kg−1[84]；但农业土壤中MPs的含量通常较高，如:云南滇池柴河流域土壤MPs丰度为7100—42960个·kg−1[85]；湖北武汉、山东寿光的农田土壤中也含有较高丰度的MPs(4.3×104—6.2×105、275—4165个·kg−1)[76-77]，这可能是塑料地膜老化降解、污泥施用和污水灌溉所致。而少数地区如黄土高原[51]、上海菜地[75]等农田土壤中MPs丰度较小。在工业活动频繁的地区，也可能会引入较高丰度的MPs，广东贵屿电子废物拆解区土壤中MPs的丰度达34100个·kg−1[86]。沿海地区可通过海水养殖、旅游和港口建设等活动引入大量MPs[87]。一些偏远地区也存在少量MPs，可能是通过游客活动、卡车轮胎磨损和农用地膜引入的[88]，或与大气传输有关。

    土壤中MPs的垂直分布没有明显的规律[76]。例如我国上海郊区[75]、山东寿光[76]和德国石勒苏益格-荷尔斯泰因州[80]农田中表层土壤MPs丰度高于深层土壤MPs丰度，黄土高原[51]、山东胶州湾菜地和果园土壤[89]、毛里求斯农业土壤[90]中深层土壤含有更多的MPs，而我国云南滇池柴河流域农田[85]和墨西哥家庭花园[79]的表层和深层土壤MPs含量无显著差异。不同地区土壤MPs垂直分布可能会受到土壤翻耕、地表径流等因素的影响[51]，动物的摄食和排泄行为也可能影响MPs在表层和深层土壤之间的垂直转移[58, 64]。此外，少数研究还报道了土壤质地、植被覆盖、栽培时间、恢复年限等与MPs丰度的关系[50, 76, 85]。例如: 我国山东寿光的农业土壤和砂质壤土中MPs丰度显著高于粉质壤土[76]，毛乌素沙漠土壤MPs丰度高于草地和林地[50]；设施栽培时间>25与<10年的农田土壤中MPs丰度差异不显著，表明早期的设施栽培措施导致土壤中MPs的累积数量不高[85]。由此可见，土壤中MPs无处不在，不同地区土壤MPs污染水平之间的差异是人类农业活动、工业生产等因素共同作用的结果。值得注意的是，已有研究采用的分离、计数MPs的方法不一，在单位上也有区别，可能会低估或高估了土壤中MPs的真实污染水平。因此，未来的研究亟需建立土壤MPs分离和检测标准。在深层土壤中，MPs受阳光辐照的影响减小，且可降解塑料的微生物种群较少[91]，这意味着土壤深处MPs的老化降解可能减慢，其持久性可能会更长。那么，除了表层土壤，检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤中MPs的污染状况。

    2.   土壤MPs污染的生态健康风险（Ecological health risks of soil MPs pollution）

    土壤MPs可通过多种途径对生态系统构成潜在威胁(图4)。MPs的存在可直接影响土壤动植物、微生物的生长[92-94]，后经食物链的积累和传递可能对人体健康构成潜在威胁[79]。土壤MPs在土壤环境中能够吸附多种污染物质(如重金属、抗生素、农药等)[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，这会给土壤动植物的生长带来极大的危害，而土壤环境中的MPs大多处于老化/降解状态，较原生MPs对污染物表现为更高的吸附能力[97]，可能会对土壤生态系统构成更大的威胁。

    图 4  土壤MPs污染的生态健康风险
    Figure 4.  Ecological health risks of soil MPs pollution
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    2.1   MPs对陆生植物的影响

    MPs进入农业土壤会对植物产生暴露，阻塞种子孔隙、限制根吸收水和养分[92]，影响植物的芽高、生物量和发芽率等[98-100]。Bosker 等[101]发现，绿色荧光塑料颗粒(50、500、4800 nm, 107个·mL−1)因堵塞种子的荚膜孔道会限制水芹种子发芽。而含PP、高密度聚乙烯(HDPE)、低密度聚乙烯(LDPE)和PET的土壤MPs能促进番茄植株的生长，但会延迟结果和降低果实产量[102]。MPs还可通过改变土壤结构、容重、持水能力和营养成分[103-104]，间接影响植物根系性状、生长状态和养分吸收[99, 105]。de Souza Machado等[100]发现，MPs污染使得土壤容重降低，通气增加，有助于植物根系渗透到土壤中。然而，MPs(如微纤维)也会缠住幼根，阻碍幼苗的生长[92]。

    MPs对植物生长的影响与其类型、暴露浓度、粒径等因素有关。de Souza Machado等[105]发现，PA、PE、HDPE、PP(均为2.0%)均会改变大葱的生物量、元素组成和根系性状，其影响程度因聚合物类型而异。Boots等[98]对比研究了生物降解的聚乳酸(PLA, 65.6 μm, 0.1% W/W)和难降解合成纤维((丙烯酸(AA)和尼龙混合物), 0.001% W/W)对黑麦草发芽的影响，发现两种MPs均会降低发芽率，PLA还会降低芽高。Qi等[99]也报道了类似的结果，即1%的淀粉基生物降解塑料和PE均抑制了小麦生长，且前者比后者的抑制作用更强。由此，生物降解材料来源的MPs对植物可能产生更强的毒性效应，值得进一步研究。一些研究表明粒径大小不同的MPs对植物的影响也不同，与5 μm PS(10、50、100 mg·L−1)相比，100 nm PS对蚕豆的生长抑制作用、遗传毒性和氧化损伤更强[106]。但目前，对于MPs在植物中的积累和转运以及对植物的毒性作用和机制等的认识仍不清楚。

    2.2   MPs对陆生动物的影响

    MPs被动物摄入后会影响其摄食行为、生长和繁殖[107]。与水生动物相比，MPs对陆生动物影响的生态毒理学研究非常有限，且主要集中在无脊椎动物(如蚯蚓)[93]。已有研究证实MPs暴露对蚯蚓的毒性作用主要包括抑制生长、体重减轻、肠道损伤、免疫响应、肠道微生物群落的改变，以及死亡率增加[70, 108-109]。少数研究报道了土壤MPs也会影响蜗牛[110]、土壤线虫[111]、小鼠[112]等的健康。MPs对动物的影响存在剂量-效应关系。Huerta Lwanga等[107]发现，0.2%的PE(<150 μm)对蚯蚓(Lumbricidae)的生长和存活没有影响，但较高的添加量(1.2%)有抑制作用。Cao等[108]同样发现，低剂量(≤0.5%)的PS(58 μm)对蚯蚓生长的影响不明显，但高剂量(1%、2%)的MPs显著抑制了蚯蚓的生长，死亡率达40%。PS(0.05—0.1 μm)在高暴露量(10%)下可观察到蚯蚓肠道微生物群的明显变化[113]。虽然低浓度MPs暴露不会明显影响动物的生长和引起动物死亡，但会诱使动物组织病理损伤和免疫响应[70]。在评估MPs对动物健康的影响时，粒径是除暴露剂量之外的重要影响因素，Lei等[111]研究了不同粒径的PS(0.1、0.5、1.0、2.0、5.0 μm)对土壤线虫(Caenorhabditis elegans)的影响，发现相同质量浓度(1 mg·L−1)下1.0 μm PS暴露后土壤线虫的存活率最低。然而，对于MPs对陆生动物的潜在影响，如MPs在动物组织中的积累和运输、MPs对动物的毒性作用和机制等方面的认识仍存在空白。

    2.3   MPs对土壤微生物的影响

    MPs内含或吸附的有机物可为微生物提供碳源[21]，微生物在MPs表面定殖后形成生物膜[114]，继而构成具有特殊微生物群落组成和功能的“塑料圈”[115]。研究发现，电子拆解厂区域的MPs(如PP、聚碳酸酯(PC)和ABS)及其周围环境的细菌群落存在显著差异，这可能是因为MPs为微生物提供了新的生态位[116]，或通过改变土壤理化性质(如破坏土壤结构、降低土壤密度、改变土壤持水能力等)影响了微生物的群落结构和功能[65, 117]。添加MPs后土壤微生物群落多样性的影响研究还处于起步阶段，Huang、Judy等[118-119]认为，HDPE(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PVC(<2 mm, 0.01%、0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)、PET(<2 mm, 0.1%、0.25%、0.5%、1% W/W)和LDPE(2 mm×2 mm, 0.076 g·kg−1)的存在并没有显著改变土壤微生物群落的丰度和多样性。但也有研究发现土壤中添加低或高浓度(1%、5%)的LDPE(678 μm)和高浓度(5%)的PVC(18 μm)均显著增加了β变形杆菌目(Betaproteobacteriales)和假单胞菌目(Pseudomonadales)的相对丰度，而高浓度的PVC(18 μm, 5%)显著降低了鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)的丰度[120]。这些研究结果之间的差异可能与MPs的类型、浓度、以及土壤的理化性质有关。不同类型的MPs对微生物活性影响不同，PP颗粒(<180 μm, 7%、28%)对土壤微生物活性有积极影响[103]，然而，Lozano等[94]发现PP碎片(<5 mm, 20%)会降低土壤微生物活性，PS颗粒(32.6 nm±11.9 nm, 1000 ng·g−1)、LDPE(643 μm, 17%)也对土壤微生物活性显示出负面影响[65, 121]，de Souza Machado等[105]的研究也报道了类似的结果，但在这些研究中，MPs粒径、形状、大小和浓度各不相同，因此很难得出MPs对微生物毒性的一般性结论。

    此外，MPs作为致病菌和耐药菌的载体[122]，可能影响土壤中ARGs的分布和迁移。MPs与ARGs在环境中广泛共存，由于ARGs对人类健康的潜在不利影响，其传播越来越受到关注。水生环境中，多项研究表明MPs(如PVC、聚乙烯醇(PVA))可影响ARGs的分布和传播[123]。在土壤中，PS(0.08—0.10 mm, 0.1%)的存在已被证实会增加抗生素和ARGs的保留时间[124]，Lu等[125]也得出了类似的结果，MPs可促进土壤中ARGs丰度和数量，但还需要更多的证据来证实MPs污染是否促进ARGs在土壤环境中传播的结论。此外，Zhu等[126]发现土壤温度和湿度的升高均显著提高了MPs上ARGs的丰度，因此，在全球气候变化的情况下，土壤MPs对ARGs影响需引起更多的关注。

    2.4   MPs对人类健康的潜在影响

    MPs可通过改变土壤理化性质、降低土壤肥力，影响土壤的生态功能和粮食生产[127]，对人类的生存和发展产生潜在影响。MPs也可经陆生食物链传递进入人体。MPs及其吸附的污染物可在动植物体内积累[79]，食用植物可以从土壤中吸收和积累微型(0.2 μm)荧光PS珠[128]，100 nm PS可以在蚕豆、生菜根中积累，然后运输到茎叶[106]。一些重要的家禽(如鸡)也可食用MPs[79]，而当人们食用被污染的家禽或蔬菜时，MPs可能在人体内大量积累。据估计，在墨西哥每人每年通过食用鸡肉就可摄入840个塑料颗粒[79]，MPs一旦进入人体，可能引起炎症与应激反应、产生生殖与发育毒性，或改变肠道微生物的组成和功能[129]。MPs(＜150 μm)可能会从肠腔转移到淋巴和循环系统，进而导致全身暴露[129]。Schirinzi等[130]证明了MPs(PS, 10 μm)和NPs(PS, 40、250 nm)可诱导人体细胞发生氧化应激，并在细胞水平上引起细胞毒性。MPs和NPs与免疫系统作用还可能会导致免疫毒性，进而引发不良反应(即免疫抑制、免疫激活和异常炎症反应)[131]。Prata[132]还发现，由于摄入MPs引起的慢性炎症和刺激可能会因DNA损伤而导致癌症。此外，常见的塑料添加剂，如邻苯二甲酸盐、阻燃剂、双酚A等，与生殖和发育障碍有关，可能引发乳腺癌、血液感染、青春期过早和生殖器缺陷[133]。目前开展的土壤MPs由食物链传递被吸食进入人体的研究还比较少，但已经在人类食物[129]和粪便[134]中检测到了MPs，甚至在人类胎盘、婴儿粪便、婴儿内脏中也发现了MPs的存在[135]，虽然没有证据表明这些MPs是来源于土壤环境，但该结果应该足以引起人们对土壤MPs的重视。此外，大气MPs或许能通过反射阳光辐射对气候有冷却效果[136]，而土壤中的MPs通过扬尘进入大气环境是否也有同样的效应，进而引起一系列的生态健康问题，如气候变化、水文调节及粮食安全等[137]。

    2.5   MPs与其他污染物的复合污染毒性及生态风险

    MPs因疏水性强、比表面积大[138]，可以吸附多种有机和无机污染物，如多环芳烃(PAHs)、多氯联苯(PCBs)、重金属等[58, 95]，或与自身释放的添加剂(如增塑剂、抗氧化剂、阻燃剂等)形成复合污染[96]，从而影响土壤动植物的生长。对植物来说，Gao等[96]发现当加入邻苯二甲酸二丁酯(DBP)时，PS (100—1000 nm、>10000 nm)加重了DBP诱导的植物毒性，增强了对生菜(Lactuca sativa L. var . ramosa Hort)的负面影响，且小粒径PS（100—1000 nm）对生菜的不利影响略大。Liu等[139]发现土壤中PE(200—250 μm，0.5%、1%、2%、5%、8% W/W)和菲(100 mg·kg−1)共同污染比单一处理对小麦幼苗(Triticum aestivum L. cv. NAU 9918)的毒性更强，PE的单一污染破坏了小麦叶片的光合系统，而PE和菲复合污染则加剧了这种破坏。MPs与土壤中重金属等无机污染物的复合污染也引起了人们的关注。Dong等[140]研究发现，在As(Ⅲ)存在下，大尺寸的PS(5 µm)可以迁移到胡萝卜的叶和根部，这是由于As(Ⅲ)增加了PS表面的负电荷，同时As(Ⅲ)也会导致细胞壁扭曲和变形，并导致更多的MPs进入胡萝卜，降低其质量。另一项研究表明，PET(<2 mm)还可以作为载体将重金属运输到小麦根际区域[141]。而Zong等[142]的研究表明，与单一重金属处理相比，PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)与Cu2+、Cd2+的结合增加了小麦中叶绿素含量，增强了光合作用，减少了活性氧(ROS)的积累，表明PS(0.5 µm, 100 mg·L−1)对Cu2+、Cd2+的生物利用度和毒性具有缓解作用。对动物来说，Zhou等[143]发现PP(<150 μm, 0.03%、0.3%、0.6%、0.9%)与重金属(Cd, 8 mg·kg−1)二者联合暴露会对蚯蚓(Eisenia foetida)产生更强的负面影响，降低蚯蚓的生长速度并增加其死亡率。而另一项研究却发现，PVC可能通过吸附/结合As(Ⅴ)，降低As(Ⅴ)的生物利用度来缓解As(Ⅴ)对肠道菌群的影响，从而防止As(Ⅴ)的减少和总砷在肠道中的积累，降低对蚯蚓(Metaphire californica)的毒性[144]。然而，Sun等[145]发现，MPs(40—50 μm, 10 mg·kg−1、300 mg·kg−1)可显著增加毒氟磷杀虫剂在蚯蚓体(Eisenia fetida)内的生物蓄积性，加重对蚯蚓的氧化损伤和干扰代谢。Boughattas等[146]将MPs(100 µg·kg−1)和除草剂2,4-二氯苯氧乙酸(2-4-D)(7 mg·kg−1)共同暴露于土壤中，结果表明，MPs增加了蚯蚓中的2,4-D生物积累，破坏了溶酶体膜的稳定性和氧化状态，并增加了抗氧化基因的表达。

    目前，不管是对MPs的单一毒性研究还是与其他污染物的复合毒性研究，都存在受试动植物类别有限、土壤类型单一、研究周期短等问题，且MPs的种类、大小和浓度与实际土壤环境有一定的差异，如实验室研究中所用MPs浓度往往会高于实际土壤环境中MPs的最大浓度（6.7%）[147]，未来的研究应在环境相关浓度条件下评估生态效应。更重要的是，没有充分考虑自然环境因素，真实土壤环境中MPs更多是处于老化或被生物膜定殖的状态，这无疑增加了MPs上的吸附位点，可能使得MPs上吸附的污染物更多，对陆地生态系统构成更严重的威胁。此外，粒径较小的MPs，特别是NPs，可能对陆地生态系统的健康风险更大[21]，应作为重点评估的对象。

    2.6   MPs的老化/降解及其潜在生态风险

    MPs在土壤中的长期积累可以进一步老化或降解[21]。除光照辐射、机械磨损、风化侵蚀外，土壤环境中动物群和微生物(如细菌和真菌)也可以降解MPs[21, 107, 148]。从土壤中分离得到的假单胞菌属细菌AKS2对LDPE的降解率在45 d内达到4%—6%[149]，在地膜中分离得到的红球菌C208对PE塑料薄膜的降解率在30 d内达8%[150]。但目前从土壤中分离出能降解MPs的菌株种类较少，因此探究用于降解土壤MPs的微生物可能是进一步研究的方向之一。而生物体可以通过咬、咀嚼或消化碎片来物理降解MPs[151-152]。蜡螟(Waxworms)、印度谷螟(Indian Mealmoths)已被证实能吞食PE并在其肠道微生物的帮助下降解塑料聚合物[153]。此外，大麦虫(Zophobas Morio)、黄粉虫(Tenebrio molitor)、蚯蚓等均具有降解MPs的能力[154-156]。老化/降解会改变MPs的表面结构、疏水性、结晶度和比表面积，并增加MPs表面C—O、C=O、—OH等含氧官能团的数量[8, 97]，导致老化或降解MPs具有更高的吸附能力，使其可以吸附其他污染物质，对土壤生态系统构成更大的威胁。

    目前，关于土壤MPs的老化或降解对陆地生态系统的危害研究并不多，主要是以下几个方面。首先，长期风化会使MPs分解成为NPs，许多研究已证明粒径较小的NPs可能较MPs具有更大的环境流动性和毒性[111]。Muhammad等[157]发现家蚕(Bombyx mori)暴露于PS MPs(5—5.9 μm, 10 μg·mL−1)的个体在感染后存活得更好，而暴露于PS NPs(50—100 nm, 10 μg·mL−1)的个体则表现出更高的死亡率。Liu等[158]也得出了类似的结果，相较于100 nm PS NPs，20 nm PS NPs(0.1—100 μg·L−1)对线虫(Caenorhabditis elegans)表现出更强的毒性。其次，老化MPs对污染物表现为更强的吸附能力，且老化的可降解MPs更强[51, 159]。Zhang等[159]研究发现，搁浅的PS泡沫对土霉素的吸附能力高于原始PS泡沫的吸附能力，Fan等[55]的研究也发现通过紫外线的老化过程，PLA、PVC对四环素、环丙沙星的吸附能力增加，且可降解PLA表现出更好的吸附能力，这些研究表明更多的有机污染物可以吸附并浓缩到老化的MPs上，形成的复合污染可能对生物体造成更严重的危害。最后，一些研究还探究了在超纯水和模拟肠液中，抗生素在原生/老化MPs上的解吸行为，发现与原生MPs相比，抗生素在老化MPs上解吸量更大，且模拟肠液中的抗生素解吸量比超纯水中大，这可能会对生物体造成更严重的危害[55]。除了老化MPs对生物体的危害外，也可能会带来其他的环境问题，如老化后形成的NPs由于粒径太小，如何从土壤环境中检测丰度及去除也是一大难题。综上，老化MPs的生态毒性问题及其带来的环境污染问题值得高度关注。

    3.   结论与展望（Conclusion and perspective）

    （1）土壤MPs的来源途径很多，包括未合理处置的塑料垃圾、污泥堆肥、有机肥的施用、农业灌溉、地膜覆盖等，但当前的研究仅停留在对土壤MPs来源的描述上，很少聚焦MPs的溯源研究，现有的技术条件无法将MPs从环境中根除，因此从源头管控就显得尤为重要。但如今土壤MPs溯源几乎处于空白状态，建议加强这方面的研究，为土壤中MPs的源头控制提供关键支撑。

    （2）MPs污染在全球土壤环境中普遍存在，应加大力度调查土壤MPs丰度。不同地点、土地类型、不同深度土壤中MPs污染水平和特征存在较大差异，频繁的农业活动导致农田土壤MPs污染较为严重，PE、PP、PS是土壤中最常见的MPs类型。通过大气传输、植物积累、动物摄食、翻耕等多种途径，MPs最终可迁移到深层土壤甚至含水层，因此检测深层土壤中MPs的含量才能全面评估土壤MPs的污染状况。迁移到地下水中的MPs可能带来新的环境问题，但相关的环境风险预测、评估和防控仍缺乏。

    （3）土壤MPs的存在会对动植物的生长产生不同影响，关于这方面的研究存在暴露时间短、受试动植物类别有限、土壤类型单一以及MPs种类、粒径大小和浓度与实际土壤环境有一定差异等问题，未来应结合实际土壤环境状况加强这方面的研究。土壤MPs经陆生食物链的传递和积累，可能对人类健康构成严重威胁，但关于环境相关浓度土壤MPs对不同类型动植物的阈值毒性水平及其在食物链中转移的研究还不足，这些问题在后续研究中需重点考虑，以全面揭示陆地生态系统中MPs带来的生态风险。

    （4）MPs因疏水性强、比表面积大，可以吸附多种有机和无机污染物，从而影响土壤生物的生长，MPs还可与自身释放的添加剂等形成复合污染，使得MPs的环境行为更加复杂。但目前关于土壤MPs与其携带的污染物结合和释放的机理尚不清楚，与多种有害污染物共同暴露对陆生生物的毒性效应和人体健康的风险亟待研究。未来的研究重点应关注MPs进入到土壤中如何参与其他元素(如重金属)和污染物的环境地球化学行为及生物效应。

    （5）土壤MPs的存在可改变微生物的群落结构和功能，反过来，在微生物、土壤动物、光照辐射等作用下MPs可进一步老化或降解，可能对土壤生态系统构成更大的威胁。但MPs影响土壤微生物的机制和途径暂不明晰，未来探究MPs对微生物群落结构、微生物活性的影响，MPs对全球生态系统和生物地球化学循环及对ARGs的影响是研究的重点方向之一。此外，还应寻找绿色、高效且环保的控制措施，以减少生物体对MPs的吸收，并降低其在土壤生态系统中的迁移。

  • 图 1  土壤微生物驱动的碳氮代谢模式

    Figure 1.  Soil microbially motivated carbon and nitrogen metabolism patterns

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出版历程
  • 收稿日期:  2022-03-31
  • 录用日期:  2022-07-13
  • 刊出日期:  2023-09-27
金彩悦, 李海林, 瞿广飞, 吴丰辉, 刘欣欣, 刘晔, 邝凌睿, 程银汉, 陈修平, 李军燕, 宁平. 土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
引用本文: 金彩悦, 李海林, 瞿广飞, 吴丰辉, 刘欣欣, 刘晔, 邝凌睿, 程银汉, 陈修平, 李军燕, 宁平. 土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展[J]. 环境化学, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
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JIN Caiyue, LI Hailin, QU Guangfei, WU Fenghui, LIU Xinxin, LIU Ye, KUANG Lingrui, CHENG Yinhan, CHEN Xiuping, LI Junyan, NING Ping. Developments in the research of soil microbial metabolic patterns and their environmental impacts[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
Citation: JIN Caiyue, LI Hailin, QU Guangfei, WU Fenghui, LIU Xinxin, LIU Ye, KUANG Lingrui, CHENG Yinhan, CHEN Xiuping, LI Junyan, NING Ping. Developments in the research of soil microbial metabolic patterns and their environmental impacts[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(9): 3188-3198. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022033108
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土壤微生物代谢模式及其环境影响研究进展

    通讯作者: E-mail：qgflab@sina.com; 
  • 1. 昆明理工大学环境科学与工程学院，昆明，650500
  • 2. 冶金及化工行业废气资源化国家地方联合工程研究中心，昆明，650500
  • 收稿日期:  2022-03-31
  • 录用日期:  2022-07-13
  • 网络出版日期:  2024-04-29
基金项目:
国家重点研发计划项目（2018YFC1900203)和国家自然科学基金（51968033)资助.

摘要: 随着土壤利用模式变化及矿产资源不断开发，土壤微生物活性降低及矿山土壤生态恶化已成为阻碍社会生产效率提高的主要因素之一．由于国家和社会逐渐重视土地高质量发展及微生物生态修复工程，本文综述了土壤微生物对碳、磷、氮和其它非金属污染物的代谢模式，并且基于土壤生态系统特性，讨论了微生物驱动的物质循环影响因素（pH、营养条件、重金属等土壤因子)．阐述了微生物多样性和根际环境的形成在矿山生态环境修复初期所起的重要作用，并通过土壤环境的外场作用机制分析，揭露了电、磁、紫外等外场的控制将有助于微生物群落及其功能的可控方向演变，对土壤污染物阻控和理化特性改善并推动实现退化土壤生态结构与功能的重塑具有重要意义．

English Abstract

    全文HTML

  • 土壤系统中生命与非生命的相互关系是人类与其它生物生存环境的重要组成部分对推动物质循环和能量流动具有重要作用. 土壤是人类生产生活的基础资源，它具有提供食物来源、控制温室气体排放、促进碳氮循环和维持生物多样性等多重功能，也是能量交换和物质循环最活跃的生命层，具有有毒污染物缓冲带、过滤器和聚集地的双重身份[1-3]. 即使我国每年土壤污染防治投入不断增加，但仍然面临水土流失严重、耕地质量平均等级偏低、土壤盐碱化和沙化严重等问题. 与此同时，随着我国正式开启全面建设社会主义现代化国家的进程，农业环境改善和矿产资源开发成为全球经济衰退后拉动全球经济增长的不竭动力[4].

    来自于土壤系统功能中的生物多样性提供了全球价值最大的生态系统服务. 微生物作为土壤系统的核心在碳、氮、磷等物质分解、养分循环以及结构稳定等方面发挥着重要作用，其多样性也极易受pH、营养条件、重金属等土壤因子的影响[5－6]. 因此，本文分析土壤微生物对碳磷氮等及非金属污染物的代谢特征，并通过矿山土壤环境的微生物特征分析，提出外部物理场调控将有助于微生物群落向可控方向演变，对土壤污染物阻控和理化特性改善并进一步实现退化土壤生态结构与功能重塑具有重要意义.

    • 1.   土壤微生物代谢模式（Soil microbial metabolic patterns）

      1.1.   土壤生态系统

    • 土壤具有以植物、化能营养细菌和藻类为代表的生产者，以土壤中草食动物和肉食动物为代表的消费者及以细菌、真菌、放线菌和食腐动物等为代表的分解者，同时也具有进行物质迁移转化和能量传递的功能. 土壤系统生态功能中有机质分解、养分循环、生物扰动、病虫害控制都与土壤生物多样性密切相关，其中由根系-微生物构成的复杂系统承担了主要的生物化学过程[7]. 当土壤生态系统受外界干扰相对较少时，微生物种类可能演替成一个单一的、“功能最优”的群落，以适合有用资源的开发. 极端环境成为重要的微生物宝库，但环境异质性更容易引起土壤-微生物相互作用的变化，使土壤生态系统长期处于更迭演替的非平衡状态，这严重削弱了土壤系统生态功能. 由于抗干扰敏感性不同使各微生物群落对环境变化表现出巨大差异，土壤代谢等生物化学过程将更加难以捉摸.

      微生物作为土壤与外界环境进行物质交换和信息传递的重要群体，是土壤生态系统响应外界胁迫的主导者及土壤微生态的核心驱动，同时它也可辅助植物根系的生长塑造[8]. 土壤微生物群落组成和功能的动态变化能及时反映土壤水分、pH值、温度和养分的状态，是土壤质量和健康的有效指标[9].

      • 1.1.1.   物质流与能量流

    • 在生态系统中，物质循环于各生物体之间，能量嵌入食物链的物质中，而整个系统的唯一外部输入是太阳能，包括碳和其他养分在内的循环都与生态系统的主要物质流有关[10]. 能量流是复杂系统的重要组成部分，开放的个体生物、生态群落、生态系统和生物圈从环境中获取能量，能量驱动了系统的发展和演化过程. 树木和其他绿色植物在光合作用的过程中把入射的太阳辐射能转化成生物量，为复杂食物链中其它生物提供可利用的能量[11]. 化学能随生物质的呼吸作用在食物链不同营养级间进行复杂转移，即使能量在系统中不可避免地耗散，但最终都是以热量的形式结束，辐射回太空[12－13].

      • 1.1.2.   团聚性能

    • 土壤颗粒和孔隙的空间结构以团聚或分散的形式排列，其中团聚结构的稳定性是土壤稳定性的一个重要特征[14]. 土壤团聚体的三大作用包括保证和协调土壤中的水肥气热、影响土壤酶的种类和活性、维持和稳定土壤疏松熟化层. 土壤团聚体稳定性主要由平均质量直径和几何平均直径判定，因此拥有较大粒径分布团聚体的土壤往往稳定性较高. 这种稳定性及聚集程度受微生物群、动物群、凋落物、环境因子和无机粘合剂等各种生物和非生物因素驱动. 如丛枝菌根真菌（AMF）产生的糖蛋白GRSP有助于土壤颗粒之间的联系和团聚体的稳定，其浓度与水稳性团聚体数量呈正相关 [15]. 与团聚体有关的土壤微生物在耕作或其他干扰后的碳和氮动态变化中发挥关键作用[16]. 如较小的团聚体具有较高的SOC、TN浓度和微生物活性，表明碳和氮的动态变化更活跃[17]. 土壤颗粒上孔隙和水膜的不均匀性导致了土壤微生物群落的多样性. 根生物量的变化直接影响土壤团聚体内的微生物类群和微生物残体在不同粒径团聚体内的分布情况[18].

      • 1.1.3.   营养条件

    • 营养条件在土壤生物驱动系统物质循环与能量流动中起着至关重要的作用，它控制了系统中相关微生物群落对物质和能量的更迭，成为土壤活性与土壤生态价值的决定性因素[19]. 无机和有机施肥均能增加土壤有机质和养分含量，其影响主要包括重塑微生物群落的组成、提高土壤活性和改善土壤结构. 超过66种有机肥对真核微生物群落具有剂量依赖效应[20－21]. 有机施肥可以使土壤环境中容纳更多的微生物，而无机施肥通过添加养分和改变土壤性质扰乱土壤生态系统. 微生物群落多样性和组成会随施肥过程中的化学性质不断变化，无机氮肥、秸秆和有机肥这3种类型的肥料对变形菌、放线菌和拟杆菌的生长有促进作用，而对酸杆菌和硝化螺旋菌的生长产生抑制作用[22].

      土壤有机质在改善土壤结构、热状态或土壤水分动力学方面有重要作用，能显著影响土壤生物的养分循环、有害物质和元素的结合或分解等生化过程，是土壤生物学的重要特征[23]. 土壤较高的有机质含量增加了养分供给和缓冲调节能力，是陆地生态系统中重要的碳固存途径. 维持或增加土壤有机质含量对提高农业生产力和保障食品安全尤为重要[24]. 阳离子交换是由土壤颗粒表面过多负电荷引起的. 有机质引起的土壤阳离子含量变化最大，粘粒型土壤的阳离子含量变化最小，其中Ca2+、Mg2+、K+、Na+、NH4+的平衡变化不断改变着土壤胶体性质[25].

      • 1.2.   碳代谢

    • 土壤是陆地生态系统最大的碳库，其碳储量相当于大气碳库和植物碳库的2—3倍，土壤碳库的增加或减少主要取决于土壤有机碳的输入和输出速率，微生物群落土壤有机库分解释放CO2进入土壤溶液会转化为无机碳. 无机碳库通过影响有机碳转变效率进而影响土壤团聚体稳定性、微生物活性、土壤pH、有机质的分解速率等.

      • 1.2.1.   土壤碳循环

    • 土壤有机碳来源于动植物残体、根沉积物和微生物坏死[26]，经众多微生物通过体外修饰或体内转化形成[27]. 植物根系和凋落物是植物型碳输入土壤的主要途径，其中高达21%的光合固定碳通过根系分泌物在根际富集，促进了根际微生物的碳循环过程[28]. 土壤吸收大气中CO2主要有地球化学系统吸收和有机碳积累两种形式. 微生物能在长时间内通过分解作用释放CO2，其中植物残枝、木质纤维、木炭等难降解有机物会在长达10年到100年时间内不断降解，同时土壤动物及植物也会通过呼吸作用将CO2随孔隙释放到大气，并且伴随着土壤-水系统的移动，以溶解有机物和HCO3-形式进行迁移和转化，形成丰富的土壤系统和其它系统碳循环形式.

      • 1.2.2.   影响因素

    • 土壤有机碳对气候变暖的稳定性与其初始数量和不稳定性有关，并可能因微生物生理的变化而降低，包括微生物碳利用效率和代谢酶活性的提高. 土壤有机质储量的数量和停留时间受气候、土壤质地、植物种类组成、土壤深度和干扰状况等因素的影响，其积累量可改善土壤养分、团聚性能、温度调节等条件[29－30]. 根据代谢模型可以推断，环境温度升高会加速生物化学反应，微生物的碳分解速率会有所增加，其中细菌在溶解性有机物降解过程中比真菌发挥着更强的作用[31－32].

      土壤微生物多样性/生物量比值通常在低碳干旱环境中较高，在富碳寒冷环境中较低[33]. 土壤微生物生物量均与其碳代谢强度、碳源丰富度呈显著的正相关关系，高土壤微生物生物量能提高土壤碳代谢速率[34]. 微土壤微生物群落碳代谢功能既受土壤有机质水平的影响，也与土壤氮素密切相关，氮含量较低的土壤会限制微生物活性而影响碳代谢功能[35].

      • 1.2.3.   微生物驱动的碳代谢模式

    • MCP（microbial carbon pump）概念与合成有机物在矿物表面和土壤结构内稳定的能力结合起来，如图1显示了微生物在驱动土壤碳循环方面的关键作用[35]. 微生物对碳通量的控制有两个关键且截然不同的作用：通过分解代谢活动促进碳向大气的释放；将碳稳定为不易分解的形式来防止碳的释放.

      土壤生物能够将腐殖质等复杂有机化合物质高效分解而为养分转化奠定基础，其分解效率受生物活性影响[36]. 通常富碳土壤比贫碳土壤含有更多的抗性细菌群落和更敏感的真菌群落，因此富碳土壤中的群落在应对移位增温时具有更强的碳代谢能力[37]. 土壤理化性质及其微生物群落活动主要受有机碳库的影响，是因为有机碳库的积累和矿化影响了土壤水-气间的碳平衡，微生物代谢需求和现有碳资源状况变化对细胞外酶活性产生了巨大影响[38].

      植物根际部分是土壤微生物群落最活跃的部分，含有的大量生物活性分子以及各种次生代谢产物极大地改善了微生物群落结构和多样性[39]. 其中酸细菌是土壤碳循环起关键作用的第二大细菌类型，具有降解纤维素和木质素的能力；放线菌能抑制疾病、增加根结瘤、促进植物生长并改善土壤性能；异养菌通过吸收溶解有机碳增加生物量并转化为无机碳，是碳泵的关键部分[40]. 真菌和细菌的贡献作用取决于土地利用、土壤深度、降水量、温度、pH值、可用养分、细胞外酶活性等土壤理化特性、群落特性以及微生物固碳能力成为微生物残留物积累的主要控制因素[41－42].

      • 1.3.   磷代谢

    • 土壤中磷的主要形态为无机磷，占土壤总磷的60%—80%. 有机磷主要以可溶性磷的形式存在，可溶性有机磷和微生物磷的强相关性表明它们大部分来源于微生物细胞[43]. 土壤微生物在自然磷循环中起着核心作用. 植物根际和土壤微生物通过分泌弱酸来溶解土壤中的磷，并合成磷酸酶促进含磷有机化合物的释放来获取磷资源[44].

      土壤磷循环过程主要涉及磷化合物的氧化和还原反应，主要是有机磷和磷酸盐的转化[45]. 土壤中碳和氮的积累会导致营养成分中磷含量的变化从而限制微生物的磷代谢活动，但也可能通过负反馈调节增加微生物磷获取相关的酶活性[33]. 细菌、真菌和藻类中的磷以聚合物形式储存，植物中的磷主要以植酸的形式有机结合存在于种子和谷物中，而磷在动物组织、骨骼和鳞片广泛存在. 磷除了在细胞中储存外，还通过生物溶解聚合形式或生物降解来实现磷的生物循环. 溶磷菌释放的低分子量有机酸通过羟基和羧基螯合与磷酸盐结合的阳离子，增大了可溶性磷含量[46－47]. 然而，磷溶解与释放涉及复杂生物化学过程取决土壤微生物营养、生理及其它环境条件[48].

      • 1.4.   氮代谢

    • 固氮细菌（重氮营养细菌）包括自生固氮菌、共生固氮菌、联合固氮细菌3种，是获得生物可利用氮的重要参与者，能提高土壤肥力[8]. 影响土壤微生氮循环效率的因素有很多，如硝酸盐异化还原成铵是降低系统NO3− 淋溶与流失的重要过程，该过程与降水、温度、pH、土壤全碳和土壤全氮呈正相关关系，其中降水是土壤氮循环的主要驱动因子[49]. 外源氮素的添加能影响土壤有效氮含量进而影响微生物的氮代谢能力，这也是影响土壤微生物活性的一大因素[50]. 土壤碳和pH值对土壤微生物氮循环的影响因生态系统类型而异. 营养碳能加快土壤中的微生物氮循环速率，而pH能促进NO3-N 和 NO2-N周转. 此外，根际环境富集了与有机化合物转化、固氮和反硝化作用相关的微生物，这样的环境严重削弱了硝化作用[51]. 如图1中氮循环可知，除了土壤内部氮周转外，生物固氮对促进系统间氮交流与缓解土壤氮素流失有重要意义. 生物固氮可以催化大气中的氮气还原为生物可利用的铵，能缓解受联合氮源限制的陆地和水生生境的营养压力，有研究发现矿渣肥力的提高可以刺激氮循环[52].

      降低土壤氨挥发是农田生态系统中减少土壤氮素损失、提高氮肥利用率的关键途径之一[53]. 提高土壤pH值和透气性、增强土壤有机氮矿化微生物活性促进了土壤氨挥发[54]，由此土壤NH4+和NH3吸附的作用机制及土壤硝化作用调控是氨挥发减排的两个主要机制，其受pH、土壤温度、降水等环境因素以及土壤颗粒表面特性控制[55]. 在应对未来气候变化过程中，控制土壤基质有效性和土壤pH等环境因素的交互作用对促进土壤氮素固持具有重要作用.

    2.   非重金属污染物（Non-metal contaminants）

    • 土壤系统中除了重金属污染会导致土壤质量恶化，严重影响土壤功能及其稳定性外，农药、石油烃、微塑料、氟化物等非重金属污染物随着频繁的人类活动变得愈发复杂，能杀死某些特定的微生物群从而破坏土壤生态[56].

      常见农药包括有机氯、有机磷、氨基甲酸酯、甲脒、硫氰酸酯、脱硝基酚和抗生素等，其中部分能被土壤原细菌和真菌降解，但受环境基质吸附、农药自身特性以及微生物靶向性等限制，因此具有高环境相容性、靶向性、降解率强的微生物备受关注[57]. 其中抗生素是农业生产中应用最普遍的，植物根部会对抗生素有直接吸附作用，或由植物根系吸收抗生素后向地上组织运输转移，还可通过根系分泌物和土壤微生物组来降解抗生素. 四环素、磺胺甲基嗪、诺氟沙星、红霉素和氯霉素常被作为抗生素类型的代表进行研究. 如嗜热光合菌（Roseiflexus）、贪嗜菌属（Variocorax）、类诺卡氏菌属（Nocardioide）和芽孢杆菌属（Bacillus）都是磺胺类抗生素的潜在降解菌[58].

      低水溶性和生物有效性的石油烃易吸附于土壤中[59] ，即使连续氧气注入能加速微生物有氧降解，但自然降解速率不高时对环境和人类健康构成了严重的威胁[60]. 多环芳烃（PAHs）持久存在的主要原因是其具有难降解性、疏水性和生态毒性，长期滞留会扰乱土壤生境，对土壤生物和人类具有很高的潜在风险[61]. 微生物可将PAHs作为唯一碳源和能源，通过产生加氧酶直接破坏PAHs的结构以达到降解目的. 如无色杆菌属（Achromobacter insolitus）、芽孢杆菌属（Bacillus）、解环烃菌属（Cycloclasticus）、黄孢原毛平革菌（Phanaerochaete chrysporium） 和假单胞菌（Pseudomonas） 在PAHs降解中发挥着重要作用[62]. 其中根际微生物通过不同的植物促生长的方式直接或间接帮助寄主植物生长，从而减少根际PAHs的胁迫. 植物还会通过释放不同的根系分泌物，如黄酮类化合物和脂肪酸有助于降解多环芳烃[63].

      微塑料（MPs）是一种难降解、持久性强、传播快的新型污染物，可在植物根部被吸收和富集，并从根部迁移到地上部[64]. 土壤中MPs随着时间的推移和微生物资源的变化而增加，从而增加了MPs选择的微生物群落比例. 如放线菌和拟杆菌门在MPs表面生长良好. MPs增加了脱硫杆菌科（Desulfobacteraceae）和脱硫球茎菌科（Desulfobulbaceae）比例，含有的聚酯超细纤维（PES）还会增加盘状真菌菌丝和AMF的丰度.

      磷矿的开采与浮选、农肥工业、岩土风化及火山爆发[65]是土壤中氟化物的主要来源，其迁移转化过程受土壤粘土组分、pH、有机质的影响，一般来说迁移性较低[66]. 即使土壤氟的生物有效性较低，但植物根际生态过程会致使氟解吸，并在微生物作用下得到强化，与土壤微生物的溶出-吸收等微观作用是土壤氟迁移与转化研究不可或缺的部分[67]. 氟对植物的影响具有多样性，大多数植物对土壤中的氟具有阻隔作用，但茶树能从土壤中吸收大量的氟并积累在叶片中，适量的氟还能促进茶树生长，同时茶树根际土壤的真菌数量与氟处理量呈正相关关系，而细菌则刚好相反[68].

      土壤生态因素与微生物的协同作用是非金属污染物降解的重要过程. 污染物降解过程与土壤的理化特性、微生物活性和氧状态紧密相关. 同时污染物的积累会造成一系列的环境行为，从而改变土壤环境. 如微塑料可以改变土壤理化参数（容重、孔隙度、聚集度、电导率、持水能力和pH值等），进而影响微生物生长代谢[60]. 因此，土壤环境对微生物代谢及微生物对污染物降解有着至关重要的作用.

    3.   矿山土壤生态（Mine soil ecology）

      3.1.   矿山环境

    • 矿山环境恶化源头主要来自于矿山开采、尾矿堆积及工程器械作业活动，长期以来尾矿治理一直是绿色矿山的关键内容. 矿石的尾矿产生量可超60%，部分选矿甚至能达到99%以上. 2013年以来全国新增尾矿累积堆存量已超50亿t，综合利用率却不足36%，并常年处于较低水平[69]. 尾矿中不同价态和形态的As、Hg、Cd等因迁移转化差异显著而污染阻滞困难，并且受尾矿尾砂粒径、pH、含水率等理化性质影响较大. 环境条件变化易释放有毒物质，并且能通过食物链富集而威胁人类健康. 选矿过程中添加的有毒有害化学药剂也是环境污染的潜在来源[70－71].

      各尾矿因其具有不同的理化特性也被广泛利用，地聚合物技术是最具创新性和适用性的方法之一，添加的粉煤灰和硅粉对于提高产品性能起重要作用，还包括有价成分回收、陶粒生产等利用途径[72]. 尾矿的土壤化利用也是常见的工程技术之一. 多数尾矿富含植物生长所需要的矿物元素而用作土壤改良剂或制备化肥[73]，尾矿与有机固废以及重金属稳定剂复配成尾矿基土壤，具有一般土壤蓄水、养分、气的能力，为矿山植物提供更理想的生长环境[74]. 由于尾矿粒径分布、重金属、微生物多样性、pH等的复杂性，尾矿土壤化技术需要低成本与高效率的创新性发展.

      • 3.2.   矿山土壤系统微生物

    • 矿山土壤溶液中重金属及其它有毒物质是微生物所接触的不良指标，其中有效重金属含量与土壤微生物代谢高度相关. 酸碱度低于6时可能会降低微生物对重金属的极限值，并且会增加大部分重金属的有效浓度[75]. 硫还原和有机酸释放能降低矿山土壤pH值并增加可溶性金属离子，植物根际微生物通过络合、螯合、氧化还原等反应调节植物适应性和改变土壤的理化性质来促进重金属的快速解毒或清除，根际质子（H+）和酶有助于重金属的迁移与转化[76].

      矿山土壤具有较低的活性，相比一般土壤而言，其进行更多的厌氧反应. 随着矿山土壤有机质的消耗，其生态功能与结构将持续恶化，微生物及植被恢复成为矿山复垦的必由之路. 根系生物量可以增加胞外酶、铁载体、植物激素等含量，稳定尾砂和提高保水能力，同时降低重金属对植物健康的不利影响[77－78]. 腐殖酸和沸石的联合作用可减轻重金属对土壤酶活性的影响[79]，其他诸多特定菌剂也可用来固定重金属. 农杆菌能快速氧化植物根部砷（Ⅲ）和锑（Ⅲ），在根际土壤中螯合铁/锰氢氧化物/羟基氧化物沉淀降低生物有效性[80]. 矿山土壤生态恢复除了对重金属和酸碱变化表现出耐受能力外，有关固氮解磷和碳循环微生物的增加在促进生态重构方面功不可没. 尾矿废弃地中常见的固氮微生物有变形菌、古细菌和蓝藻等[81]，其中变形菌对矿山环境表现出快速的生长和适应能力，并且对缺碳的胁迫具有强大的反应能力，在矿山早期微生物群落恢复和提高土壤活性方面起重要作用.

    4.   外场环境的微生物效应（Microbial effects on the external field environment）

      4.1.   电场

    • 电迁移、电泳和电化学氧化诱导等电动处理方法是去除高粘低渗透土壤中Ni、Zn、Cr、Cd等无机污染物的主要手段[82]. 但电动处理过程中土壤pH、含水量、温度等环境因子的变化会引起微生物群落结构、丰度、多样性或活性改变，对土壤生态有较大影响[83]. 土壤孔隙水电解产生的H+和OH-会改变两极土壤pH，引起微生物群落结构以及数量和丰度降低，减轻营养循环及重金属作用过程[84]. 处理过程中电极两端离子不断聚集可能导致土壤渗透势增加，造成细胞失水，减少微生物数量和降低代谢能力.

      不同的电场强度会引起不同的电流效应，对微生物群落变化及其代谢水平的影响不同，弱电场（1 V·cm−1）可激活脱氢酶活性，适当的电场强度（2 V·cm−1）有利于微生物的生长代谢，但较高的电场强度（3 V·cm−1）会让土壤温度过高而对微生物活性和代谢产生负面影响[83，85－86]. 电动处理后土壤中营养物质的消耗和污染物浓度的变化改变了微生物代谢状态[87].

      • 4.2.   磁场

    • 磁场可通过影响水-土界面行为来影响土壤微生物群落演替及物质循环过程，主要机制是促进水的电离和改变带电粒子的作用轨迹来影响溶液的物理化学性质，并与磁性矿物Fe3SO4关系密切[88]. 磁场还可以通过跨膜运输、基因表达和细胞酶活性等多种机制影响微生物的生长代谢如引起跨膜蛋白和可溶性蛋白构象的改变而产生显著的生物学效应[89－90]. 磁处理对废水中微生物的生长和降解能力具有明显影响，强度8.1 mT时能提高好氨氧化细菌的活性以缩短硝化时间[91－93]，并且磁处理能影响特定条件下微生物的活性，富集具有特殊耐性的微生物菌群[94]. 低强度磁场能增强微生物活性促进土壤的呼吸作用，高强度的磁场甚至会对过氧化物酶和脲酶活性产生抑制作用. 磁场对微生物的影响还取决于磁场类型、细菌种类和操作条件[95－96]. 土壤磁处理后改变了细菌数量和群落结构. 该处理减少了氨化细菌的数量，但增加了与硝化反应及磷循环相关的细菌数量，并且对有机磷细菌有显著影响. 磁场还可以通过影响土壤的渗透性、膨胀性和团聚性等性质使微生物生存的微生态环境发生变化，从而影响其活性[97].

      • 4.3.   紫外光

    • 紫外线照射对环境是致命的，它引起的氧化损伤导致了大多数细胞类型中重要的生物分子（包括蛋白质）的损伤. 然而，有些细菌能在极端照射下生存，包括从航天器组件中分离出来的芽孢杆菌及西藏膜杆菌、嗜麦芽窄食单胞菌和葡萄球菌等耐紫外细菌[98]. 研究发现微生物在极端紫外线照射下的生存能力与它们的基因组稳定性有关，并且也在其它耐紫外线细菌中发现了紫外线防御过程[99]. 在地球自然环境中，耐紫外线辐射微生物的多样性及其代谢机制研究，可增强土壤环境功能性微生物的耐受性且将持久发挥作用[100].

    5.   结论与展望（Conclusion and Outlook）

    • 随着土地利用模式及环境的变化，微生物研究成为解决土壤可持续利用和提高社会生产效率的重要途径. 微生物作为土壤生态系统中物质循环和能量流动的主要驱动者，在碳、氮、磷等物质分解和养分循环以及结构稳定等方面发挥着重要作用，但极易受pH、营养条件、重金属等土壤因子的影响. 再者，土壤系统中农药、石油烃、多环芳烃等非金属污染物具有难降解、毒性强和持久性强的特点，可通过生物降解的方法，分离驯化高效降解菌，从而改善土壤结构，防止生态破坏. 通过土壤环境的外场作用机制分析，表明电、磁、紫外等外场控制将有助于微生物群落与功能向可控方向演变，土壤生化过程调控有望加快退化土壤生态结构与功能重塑过程.

      针对土壤微生物代谢模式的特点，未来还需要进行更深入的研究.

      （1）污染与退化土壤的微生物修复或治理过程除了关注特异性降解菌株研究外，微生物与其生境的协同作用将对土壤长效自净功能保持起着关键性作用. 土壤作为一个整体的、动态的生命系统，其结构与营养条件是维持系统内物理迁移和化学转化过程有序进行的重要基础.

      （2）提高各类污染物的生物可利用性，针对不同污染物特性，考虑土壤环境因素，有效结合其他技术，如添加辅助剂，以促进微生物在污染物胁迫条件下代谢，或提高微生物对某一污染物的降解速率.

      （3）建立土壤健康评估体系，关注和研究微生物群落的定向代谢以及与植物根际的协同作用将极大地推动土壤高质量发展.

    参考文献 (100)

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