土壤污染生態毒理診斷方法研究進展①

王開來，苗 峰，史 柯，郭兆浩，程景顥，陳 燕

土壤污染生態毒理診斷方法研究進展①

王開來，苗 峰，史 柯，郭兆浩，程景顥，陳 燕*

(山東農業工程學院資源與環境工程學院，濟南 250100)

土壤污染診斷研究對土壤污染預警和土壤污染修復效果評價具有重要的指導意義。近年來土壤污染日趨嚴重，污染類型呈現出復合型和多樣化的趨勢，傳統的化學診斷法由于指標單一、樣品前處理復雜且費用高已不能滿足全面診斷土壤污染及評價土壤健康狀況的要求。與傳統的化學法相比，土壤污染生態毒理學診斷由于其靈敏度高、檢測指標多樣、響應快且能夠從微觀角度反映污染物脅迫效應，成為目前土壤污染診斷領域的熱點。本文綜合分析國內外文獻，介紹了基于植物、動物、微生物、細胞、分子等不同層次的診斷方法并對其優缺點作了評價，同時也對其未來發展前景做出了展望。

土壤生態毒理學；生物標記物；分子診斷；組學

隨著社會經濟的發展，越來越多的外源性污染物通過大氣、水體、生物等多種途徑進入土壤環境，當其含量超過土壤環境容納量時就會引起土壤組成、結構、功能以及理化性質的惡化，進而導致土壤環境質量、土壤肥力質量和土壤健康質量下降，甚至威脅人類和其他生物的生存與發展。據2014年《全國土壤污染狀況調查公報》，全國土壤環境狀況總體不容樂觀，土壤污染呈加劇趨勢，部分地區土壤污染嚴重超標，總體主要具有以下特點：①污染類型的多樣化，呈現新老污染并存、無機有機復合型污染；②污染途徑的多樣化，大氣沉降、工業三廢、農業污水灌溉、畜牧養殖、農藥施入，以及城市垃圾等多途徑污染；③控制的難度化，由傳統的污灌型向大氣沉降型雙向污染、點源向面源加速延伸[1-2]。目前我國土壤污染防治面臨的形勢十分嚴峻，土壤污染診斷面臨許多新的挑戰，單純依靠傳統的化學方法進行土壤污染診斷，已不能滿足當前形勢的需要，不斷改進診斷方法成為土壤修復和土壤安全利用領域研究的熱點[3-4]。

近年來土壤污染生態毒理診斷法受到國內外研究者的廣泛關注并得以迅速發展。它通過外源污染物對受試生物(植物、動物、微生物)在分子、細胞、器官、個體、種群及群落等不同生命層次上的脅迫效應來評估土壤的污染程度。該方法闡明了有毒物質對生命有機體的危害機理，建立了污染物對受試生物的劑量-效應模型，集合了土壤中不同食物鏈生物對化學品的整體毒性效應，能夠為土壤污染風險評估提供較詳細的信息，同時也能為土壤污染修復提供可靠的依據。本文就土壤生態毒理學常用的診斷方法進行綜述和展望。

1 陸生生物生態毒理學診斷

1.1 高等植物法

高等植物是生態系統中的生產者，利用其生長狀況來診斷土壤污染，是土壤污染生態毒理學診斷常用的方法。其原理是通過土壤污染物對植物形態、結構、生理生化、遺傳、生長等特性的影響，對種群數量、群落結構和功能以及生物多樣性的改變，獲取相關信息來表征土壤污染情況[5-6]。目前常采用土壤栽培(包括室外大田試驗和室內栽培)、水培、濾紙法等研究方法，從污染物的劑量-反應關系、混合污染毒性與土壤營養物質濃度水平的關系等方面，探索污染物在植物體內的遷移、積累和轉化規律[7-8]。符博敏等[9]通過根伸長抑制試驗發現，土壤中的恩諾沙星與Cu的復合污染對白菜和西紅柿兩種作物的根伸長和芽伸長具有明顯的抑制作用，且恩諾沙星與Cu(100、300 mg/kg)復合污染對根及芽伸長抑制效應均表現為協同作用。雖然該方法能夠為重金屬和抗生素復合污染土壤的早期診斷與治理提供科學依據，但此方法靈敏度低，受試植物的生長易受各種環境因素的影響，且試驗周期長，操作復雜需配合精密儀器進行檢測，不適合土壤污染的現場快速靈敏檢測[10]。

1.2 動物診斷法

1.2.1 陸生無脊椎動物毒性試驗 陸生無脊椎動物處于陸地食物鏈的底層，繁殖能力強，分布廣，且能最大限度地接觸土壤中的有害物質，其生命活動和代謝活動與土壤環境有著密切的聯系，在評估土壤質量和化學污染物潛在的毒性方面具有顯著優勢[11]。陸生無脊椎動物種類繁多，研究者常以蚯蚓()、線蟲和跳蟲為指示生物，利用它們的成長試驗、回避行為試驗和繁殖試驗來評價污染土壤的生態毒性[12]。Sillapawattana和Sch?ffer[13]研究了蚯蚓對吡蟲啉的毒性響應，Demuynck等[14]研究了蚯蚓對重金屬與有機物復合污染土壤的回避行為，這些研究表明大部分有機物、重金屬的單一或復合污染均對蚯蚓產生毒害效應。雖然，目前以蚯蚓為生物標記物的研究已經日臻完善，但蚯蚓作為指示生物在污染場地的實際應用方面研究較少，且缺乏相應的評估標準。與其他無脊椎動物相比，跳蟲中的白符跳對污染物更為敏感，劉玉榮等[15]研究發現抑菌靈對赤子愛勝蚯蚓的半致死濃度(LC50)高于1 000 mg/kg，而對白符跳的LC50值僅為0.072 mg/kg。雖然跳蟲的種群以及群落結構、物種組成的動態變化反映了真實土壤環境的生態效應，可以更切實地對土壤污染狀況進行毒性評價，但是其種群和群落結構的分布易受土壤理化性質和氣象因素的影響。Dai等[16]研究了重金屬對白符跳抗氧化酶及回避反應的影響，發現白符跳體內Cd含量的變化和抗氧化酶活性變化一致，其回避率和重金屬含量呈正相關關系，可用來評價土壤重金屬的毒性效應；但該研究同時指出土壤的理化性質會影響白符跳的抗氧化酶活性，因此在利用該生物進行土壤污染指示時應該充分考慮這些因素的影響[16]。

1.2.2 土壤原生動物毒性試驗 土壤原生動物泛指生活在土壤或土壤表面凋落物中的自由生活原生動物，由于其個體簡單、易于培養、繁殖速度快、分布不受地域限制、對極端環境適應性強且能夠在很短的時間做出響應，是重金屬和農藥污染物毒性診斷較為理想的模式生物[17]。常見的土壤原生動物主要有4類：纖毛蟲類、異養鞭毛蟲類、裸肉足蟲類和有殼肉足蟲類。黃敦奇等[18]通過研究廢棄農藥廠污染土壤中原生動物的數量和種類發現，鞭毛蟲、纖毛蟲等原生動物的數量和土壤全氮含量呈正相關，肉足蟲數量與土壤全磷含量有明顯的正相關，且污染場地中長期殘留的有機氯農藥對土壤原生動物數量有明顯的抑制作用。Zhang等[19]研究了梨形四膜蟲()對Cu、Cd、Cr(III)和氯苯復合污染的毒性響應，發現重金屬和對氯苯對四膜蟲的毒害具有拮抗效應，而重金屬與鄰氯苯，Cu和1,2,4-三氯苯則有協同作用。然而原生動物在土壤監測中也有很多不足之處，主要表現在：①原生動物受土壤理化性質和其他環境因子的影響較大；②種類多，鑒定困難，只能粗略地估計原生動物的數量，無法把采樣時活動的和形成包囊的數量區分開來；③數量大，計數費時，常會過高或過低地估計原生動物的個體豐度[20]。此外分類學上的欠缺也是阻礙土壤原生動物作為指示生物的瓶頸[21]。

2 水生生物毒理學診斷方法

2.1 藻類試驗

藻類由于其培養方便、個體小、繁殖快、靈敏度高而被列入經濟合作發展組織(OECD)標準水毒性監測體系，但是受藻類自身生存環境的制約應用到土壤污染生態毒理診斷的研究較少，目前多集中在田間持水量較高的南方水稻田中可持久性有機污染物(POPs)的生態毒理評估。黃健等[22]對已登記的36種除草劑進行了藻類急性毒性試驗，發現抑制植物細胞分裂和作用于植物葉綠體的除草劑72 h-EC50(1.01×10–3~ 2.5 mg/L)對綠藻毒性遠大于以人工合成植物生長素72 h-EC50( 3.34 ~ 143 mg/L)為代表的除草劑；此外，在作用方式相同的情況下，旱田獲得登記的除草劑對藻類的毒性高于水稻田上獲得登記的除草劑對藻類的毒性。目前大多數研究都是通過分析土壤提取液對污染土壤毒性進行評價，忽視了土壤原生環境對藻類的影響，檢測結果會出現一定的偏差[23]。

2.2 發光菌試驗

發光細菌是一種靈敏度比較高的菌種，在正常的生存環境下，細菌的熒光酶催化熒光素釋放出肉眼可見的藍綠熒光；但當受到外界不良影響時，發光菌的發光強度減弱且其強度的變化與污染物劑量或毒性強度呈劑量-反應線性關系，基于此可進行污染物毒性評價[24]。國內外對發光細菌的研究比較早，目前常用明亮發光桿菌()、費氏弧菌()、青海弧菌()對環境污染物進行檢測。其中青?；【?(sp.-Q67)是我國學者從青海湖的青海裸鯉()體表分離出來的一種天然發光特性好、無致病性的淡水型發光菌，以該細菌為指示生物，可建立應用于水環境樣品的發光毒性測試方法。Xu等[25]對比研究了青?；【c明亮發光桿菌和費氏弧菌對土壤中爆炸污染物提取液的急性毒性響應，發現青海弧菌對不同濃度TNT提取液的響應最敏感，且響應受暴露時間長短的影響最小，更適合作為土壤爆炸污染物的急性毒性指示生物。另外，常用方法還有Microtox 檢驗法[26]，但是該法對樣品的pH(6 ~ 8)要求較高，超出pH范圍會影響試驗的效果。

2.3 大型蚤毒性試驗

大型蚤作為一種常用的測試生物，具有易培養、世代短、易繁殖、產量多等優點，在工業廢水、土壤及城市污泥毒性監測方面多有應用。目前，大型蚤() 是一些國際組織(如OECD 和ISO) 正式簽署的唯一一種用于毒性試驗的淡水無脊椎動物，常用其死亡率、繁殖率和運動抑制率來診斷土壤污染程度。然而蚤毒性試驗前處理比較復雜、靈敏度低、試驗時間長且關于污染脅迫對大型蚤新陳代謝系統的研究較少，對蚤毒性試驗還需做進一步研究[27-29]。

3 土壤微生物毒性診斷法

3.1 微生物群落檢測法

微生物群落功能的差異性對環境變化十分敏感，能夠在很短的周期內做出反應，常常被用作土壤生態系統變化和土壤健康狀況的早期預警和敏感指標[30]。微生物群落功能的差異通常是用反映微生物群落對含碳底物代謝功能多樣性的群落水平生理特征(CLPP)來表征。目前檢測土壤微生物生物量和群落結構的方法主要有磷脂脂肪酸(PLFA)分析方法、Biolog微平板法、多重底物誘導呼吸(multi-SIR)、MicroRespTM方法[31-33]。Chapman等[34]通過將MicroRespTM與Biolog平板法和multi-SIR法對比發現，MicroRespTM既保留了Biolog平板法簡單易于操作和multi-SIR法利用全土的優勢，同時也改進了Biolog平板法依賴土壤懸浮液提取物和細胞后續生長狀況以及只能測定可培養微生物的限制和multi- SIR法自動化程度低、操作繁瑣等缺點，是一種簡單快捷有效的方法，常用來研究長期施肥和耕作制度對土壤微生物群落生理水平的影響。雖然有研究者也將土壤微生物生物量和群落結構做為評價土壤重金屬生態毒性的生物學指標[34]，但是土壤水分、土壤pH以及土壤稀釋液的濃度和稀釋液中的干擾物質都會對試驗結果造成影響[35]。

3.2 土壤酶活性檢測法

土壤酶是土壤中產生專一生物化學反應的生物催化劑，對外源性污染物如重金屬、有機污染物有明顯的響應，常被用作土壤生態毒理學診斷的重要生物指標，目前主要通過監測土壤酶活性的抑制程度判斷土壤污染程度，評價土壤健康質量[36-39]。Angelovi-?ová等[40]發現在Cu、Zn、Pb復合污染下，隨著重金屬含量的增加，土壤脲酶(URE)、酸性磷酸酶(ACP)的活性受到抑制，尤其土壤脲酶受Pb、Zn的抑制更為明顯。Lipińska等[41]通過測定芳基硫酸酯酶對多環芳烴(PAHs)的響應發現，在土壤彈性指數較小時，PAHs可引起芳基硫酸酯酶持續的失調。雖然土壤酶能夠比較客觀地評價重金屬復合污染和重金屬-有機物復合污染，但是由于土壤酶活性受土壤性質的影響較大，酶活性與土壤重金屬含量之間的定量關系仍未完全弄清，目前土壤酶活性還不能作為重金屬有效性評價的重要方法。下一步需通過深入研究土壤性質和土壤類型的差異，建立定量模型，將其與土壤重金屬污染的生態風險評價結合起來[42]，促進該方法的進一步發展。

3.3 土壤呼吸檢測法

土壤呼吸作用強度是衡量土壤微生物活性的重要指標，其變化能夠反映土壤微生物的活躍程度，可作為表征土壤肥力和土壤質量的重要生物學指標，但專門把土壤呼吸作用作為微生物活性指標用于土壤污染生態毒理學診斷的研究是近幾年來才興起的[43-44]?，F階段土壤呼吸測定方法主要有渦度相關法、靜態堿液吸收法、靜態密閉氣室法、動態氣室法和間接檢測法。靜態堿液吸收法是以土壤排放的CO2總量為指標，設備簡單易于操作、實驗可重復性強、適于空間異質性大的土壤，但該法需人工采樣，精確度不高。動態氣室法雖然克服檢測精度差的缺點，但是實驗操作繁瑣、技術要求高、設備比較昂貴；而間接檢測法是通過測定土壤呼吸相關指標(如溫度、水分及腺苷(ATP)含量等)推算土壤呼吸速率，只適合特定的生態系統，不具備普適性。自動氣室法是在動態氣室法的基礎上發展起來的，在測量準確性、穩定性和使用性等方面都有所改進，受到眾多研究者的青睞。周涵君等[45]利用該法發現外源添加Cd對根系土壤呼吸有明顯抑制，其原因是Cd的毒害作用使土壤微生物活性顯著降低且煙株根系生長緩慢，從而使土壤呼吸速率降低。隨著對土壤的地域差異以及對土壤復合污染研究的逐漸深入，土壤呼吸檢測法不失為一種良好的土壤生態毒理診斷方法。

3.4 土壤氮循環檢測法

土壤氮循環是評價污染物對土壤微生物生態風險的重要指標，主要包括固氮作用、硝化作用、反硝化作用和氨化作用[46]，其中氨氧化作用是全球氮循環的中心環節。土壤氨氧化細菌和古菌(AOB、AOA)是進行氨氧化作用的主要微生物，都含有編碼氨單加氧酶(AMO)，該酶是硝化反應中氨氧化的關鍵酶，可將氨轉化為亞硝酸鹽，對土壤環境因子的變化具有潛在的指示作用[47]。李平等[48]發現向土壤中添加 Cu、Cd 等重金屬離子會抑制土壤的硝化作用、反硝化作用和礦化作用，其原因主要是AOA和AOB活動受到重金屬的抑制，難以進行氨氧化。此外，有研究表明有機磷、有機碳，全氮等土壤理化性質可以通過改變AOA和AOB的豐度，從而進一步影響土壤氨氧化作用，今后，為防止土壤理化性質對毒理試驗的干擾，可采用控制土壤理化性質線性影響的偏相關分析方法進行研究[49]。

4 細胞水平上的生態毒理學診斷

4.1 微核試驗

微核試驗是一種新型的土壤污染生態毒理學診斷方法，其原理是外界土壤中有毒物質對受試生物產生毒害作用，導致其細胞染色體丟失或斷裂，從而在細胞質中形成一個或多個微小核，通過觀測出現的微核率來判斷污染土壤的生態毒性，具有方便、快捷、高效等優點[50]，多用來檢測水體污染狀況和水體的致突變性。由于其微核率和染色體畸變率與農藥、重金屬等毒物的劑量有較好的相關性，近年來以蠶豆根尖微核試驗為代表的實驗方法在土壤生態毒理學診斷方面逐漸引起人們的重視。王興明等[51]在評價煤礦區土壤重金屬風險時發現，相對于蠶豆發芽率和根伸長試驗，蠶豆根微核試驗對重金屬更為敏感。但這類方法仍涉及一些重要的方法學問題值得深入探討和研究，比如傳統的試驗方法，注重觀察記錄處于細胞分裂間期的微核細胞，忽視了分裂期細胞的遺傳損傷，沒有要求記錄和統計上述的染色體畸變，沒有要求記錄有絲分裂相的細胞數等。因此，下一步還需著重培養對污染物敏感的蠶豆品種，并結合其他手段，提高微核判斷的準確度，以便更好地服務于環境監測和風險評價等領域[52]。

4.2 溶酶體中性紅法

隨著近年來對溶酶體結構和功能的深入研究發現，溶酶體是亞細胞水平上有毒物質的特殊靶點。蚯蚓體腔細胞內的溶酶體由于其成本低、樣品處理簡單、觀察效果好，是目前最常用的生物標志物[53-54]。溶酶體對中性紅具有很強的親和性，蚯蚓體腔細胞內的溶酶體能很快地積累中性紅染料，當有毒物質進入受試生物的細胞內時，其溶酶體膜受到損傷，導致溶酶體膜通透性改變，失去穩定性，中性紅染料逐步滲透到細胞質中，根據細胞溶酶體膜中性紅保持時間建立劑量-效應關系來診斷土壤污染程度。該方法具有良好的穩定性和準確性，常被用作土壤污染的早期預警[55]。Wang等[56]采用該方法分析了土壤中不同砷化物的毒性，結果表明As(III)> As(V)>單甲基胂酸鹽(MMA)>二甲基胂酸鹽(DMA)。Lee等[57]也通過該方法做了關于砷毒性的試驗，同樣得到了相似的結果。馬靜靜[58]等通過疊加污染的方式模擬PHAs在土壤中的積累，發現PHAs的毒性與中性紅保留時間存在明顯的正相關關系。然而針對低劑量污染物的毒性診斷不明顯，需結合其他多指標和多時段的檢測，增強指示的靈敏度和有效性。

4.3 單細胞凝膠電泳試驗

單細胞凝膠電泳試驗又稱彗星試驗，是近幾年發展起來的一門DNA檢驗技術，以其快速、簡單、靈敏度高而受到廣泛的關注[59]。高曦等[60]利用蠶豆為研究對象，以菲為PAHs代表物，開展彗星試驗研究，以Olive尾動量(OTM)作為PAHs污染的DNA損傷效應評價參數，研究發現在0 ~ 0.6 mg/L菲污染脅迫下，蠶豆根尖細胞內的DNA受到明顯的損害，且DNA損傷程度與菲脅迫呈正相關。公新忠等[61]采用彗星試驗研究了6種不同濃度梯度(1 000、800、600、400、200、100 μmol/L)的鈾脅迫對大豆和玉米幼苗細胞的DNA損傷程度，發現1 000 μmol/L和800 μmol/L對大豆和玉米幼苗細胞DNA的損傷情況較嚴重，其他濃度不明顯。

5 生物標記法

5.1 解毒酶系生物標記法

解毒酶是一類具有重要生理功能的代謝酶系，廣泛存在于動物、植物和微生物體內。它們易受外源污染物誘導或抑制而使其含量或活力顯著增加或降低，且污染物毒性與其含量或活力之間具有顯著相關性[62]，常作為毒物毒性診斷的生物標記物用于環境污染的早期診斷。目前用于土壤生態毒理診斷的解毒酶主要有細胞色素酶(CytP450)和谷胱甘肽S轉移酶(GSTs)。楊曉霞等[63]通過研究蚯蚓細胞色素P450酶系不同亞酶對土壤中芘或苯并[a]芘的響應發現，芘或苯并[a]芘暴露導致蚯蚓CYPs總量、CYP1A1及CYP2C9活性的變化不同，提出了利用CYPs總量與CYP1A1活性結合或與CYP2C9活性結合來診斷土壤芘污染或苯并[a]芘污染較為準確有效。趙歡等[64]發現細胞色素P450基因表達與苯并[a]芘誘導濃度和誘導時間呈正相關。Sillapawattana等[65]從分子水平上研究了白符跳()中GSTs對吡蟲啉的毒性效應，該試驗為煙堿類農藥毒理學試驗提供了可借鑒的經驗。據現有的報道，大多數研究集中在有機磷和有機氯為代表的農藥方面，對其他有機污染物和重金屬毒性的研究相對較少，且大多數試驗僅僅停留在劑量-毒性的關系上，并沒有進行分子生物學水平上的研究。此外這些研究還僅停留在實驗室階段，并沒有真正用于實際污染場地的預警和監測。

5.2 抗氧化防御系統的生物標記法

抗氧化防御系統是動物體內重要的活性氧物質清除系統，當受試的好氧生物受到土壤外源污染物的脅迫時，體內的活性氧物質會增加，隨著受試生物暴露時間的延長，當機體細胞內活性氧物質累積過多時，會對細胞造成傷害，嚴重時會導致細胞死亡。在長期的進化過程中，需氧生物形成了一套抗氧化防御體系，以減緩活性氧的損傷攻擊。生物體內抗過氧化物的酶系有超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)、過氧化物酶(POD)、谷胱甘肽過氧化物酶(GSH-PX)等，它們含量的維持和提高是生物體耐受污染脅迫的物質基礎之一，可作為指示污染土壤毒性的敏感生物標記物。唐浩等[66]發現Hg污染脅迫對蚯蚓的SOD、GSH-PX的活性具有抑制作用，而對CAT的影響無明顯規律。張聰等[67]發現Pb對蚯蚓體內的SOD、CAT、POD的活性均有抑制作用，并且CAT和SOD在Pb脅迫下的活性變化趨勢基本一致。此外，不同重金屬污染脅迫對蚯蚓抗氧化酶活性的影響是不同的，通過研究重金屬復合污染對蚯蚓的抗氧化酶活性的影響發現，Pb和Cd-Cu-Pb對SOD活性產生的影響最為顯著，而Cd和Cu對谷胱甘肽硫轉移酶(GST)和磷酸酯酶(AP)的活性產生的影響比較明顯[68]。雖然受外源污染物脅迫后機體抗氧化系統中抗氧化酶的活性會有顯著變化，但它們的改變卻很難得到良好的劑量-反應線性關系，例如高濃度的污染物對酶活性的抑制并不明顯。

5.3 熱休克蛋白生物標記法

熱休克蛋白(HSP)是機體受到外源污染物以及不良理化環境刺激后產生的一種應激蛋白，廣泛存在于各類生物體內，并在生物體內發揮著重要的生理功能。作為一類高度保守的蛋白質，它可以提高受試細胞的耐受性，對生物細胞具有保護和修復作用，可作為評價外源污染物整體脅迫效應和污染程度的早期毒理學指標[69-70]。按照分子量可將其分為4個家族：HSP60、HSP70、HSP90和HSP100。其中HSP70是4個家族中最為保守的，對亞砷酸、重鉻酸鹽、Cd2+、Cu2+、五氯酚和林丹等污染物的脅迫響應十分顯著，作為生物指標物在土壤生態毒性早期診斷方面具有很大的潛力[71]。Wang等[72]發現蠶豆中HSP70的含量在Pb脅迫誘導下從原來的125 mg/kg上升到1 000 mg/kg，比SOD、POD、APX、CAT等標記物對Pb的響應更敏感。Ezemaduka等[73]以小分子熱休克蛋白(sHSP)為生物標記物，采用蛋白質免疫雜交方法，實現了重金屬污染物的定量檢測。

5.4 膽堿酯酶標記法

膽堿酯酶是一類專一性比較高的酶，分為乙酰膽堿酯酶和丁酰膽堿酯酶。其中乙酰膽堿酯酶對氨基甲酸酯類農藥和有機磷農藥具有顯著的靈敏性和較高的專一性而獲到了廣泛的關注和應用[74]。汪鵬鵬等[75]在研究辛硫磷和敵百蟲協同污染對斑馬魚乙酰膽堿酯酶活性抑制時發現，膽堿酯酶不僅與單一污染具有明顯的劑量-效應關系，而且與復合污染也具有明顯的劑量–效應關系，且響應更為靈敏。此外，有學者基于乙酰膽堿酯酶修飾電極制成了靈敏度高、選擇性好以及干擾小的電化學酶傳感器，實現了農產品和土壤樣品中有機磷農藥的高選擇高靈敏檢測[76-77]。

6 組學在生態毒理學上的應用

土壤污染的生態毒理學診斷不僅僅局限于對單一受試物種或生物標記物的檢測，還可以從更宏觀的群落結構、生態系統和更微觀的代謝、遺傳水平上評價[78]。隨著分子生物學的發展，應用宏基因組學、宏轉錄組學、宏蛋白組學和代謝組學技術研究土壤微生物的生態功能，揭示土壤微域環境對微生物的影響機制，在評價污染土壤生態毒理學方面具有巨大的潛力。當前組學在土壤生態毒理學診斷上的應用主要表現在4個方面。

宏基因組學是在微生物基因組學的基礎上發展起來的，它是將環境中全部微生物的遺傳信息看作一個整體，通過對微生物群落上DNA多態性的測量，分析污染脅迫對微生物群落結構和種群多樣性的毒性效應，解決了大部分微生物因不能分離培養而難于研究的問題[79]。高通量測序和基因芯片技術是宏基因兩大關鍵技術，與其他傳統技術相比，具有很高的準確性、全面性及較高的信息深入程度。夏圍圍和賈仲君[80]對比了高通量測序和傳統的變性梯度凝膠電泳(DGGE)指紋圖譜技術，發現高通量測序無論是在檢測的靈敏度還是在測量微生物的豐度，以及優勢種篩選中都要優于DGGE；然而DGGE能夠更加直觀地比較和分析微生物群落結構的變化規律，這是高通量測序技術的不足之處。與高通量測序相比，基因芯片技術具有污染物干擾和群落主要物種干擾較小的優點[81]，有學者將其應用到石油烴污染土壤微生物的生理活性和群落結構的研究中[82]。然而基因芯片技術不能夠發現新的物種，也不能直接表征微生物的群落多樣性和豐富度，隨著16S rDNA測序技術的成熟，這一點將會得到改善。因此，在今后的研究中應該結合各種技術，取長補短促進土壤生態毒理學基因組學的發展。

宏轉錄組學是在宏基因組學之后興起的一門新學科，利用RNA-Seq高通量測序技術分析受污染脅迫下的生物生理活性在時間序列上的動態變化，并獲取所有可能的有毒物質對受試生物的脅迫的表達響應譜。該技術不僅具有宏基因組技術的全部優點，而且能夠對微生物群落結構及代謝、功能間的關系進行剖析和監測，可直接反映實時環境表達信息。其基本流程為：①環境樣品的采集與保存；②總RNA的提??；③mRNA富集；④cDNA文庫的建立；⑤測序并獲得大量的表達序列標簽(EST)的序列，并對其進行基因功能的注釋[83]。de Menezes等[84]通過轉錄組學研究了菲脅迫下土壤樣品中微生物活性的變化，發現涉及芳香族化合物代謝及脅迫應答的轉錄產物顯著增加。轉錄組學發展至今已經不在局限于土壤污染脅迫對微生物群落的影響，而是已應用到土壤污染對植物脅迫機制的研究中。Zhang等[85]通過RNA-Seq研究了Cd脅迫下甘藍型油菜籽中金屬轉運蛋白基因(MTGs)，發現270個MTGs中有202個非冗余MTGs，其中108個MTGs差異表達，68個MTGs受到Cd顯著的誘導作用。宏轉錄組學的研究工作目前尚處于初級階段，仍存在環境樣品mRNA含量低、腐植酸等干擾雜質多、rRNA去除程度有限等諸多問題有待解決[83]。

宏蛋白組學是應用蛋白質組學技術對微生物群落進行研究的一項新技術。通過研究外源化學毒物對生物體所產生的毒性效應及其導致的生物體內代謝通路的改變，可以更加全面地發現生物體內蛋白水平的細微變化及其變化之間的聯系，為研究者分析污染物的毒性機制和生物體的關鍵蛋白防御機制提供了有力的手段。Zhang等[86]使用蛋白組學技術比較了蚯蚓()對紅壤中苯并[a]芘和Cd的毒性響應，發現苯并[a]芘暴露顯著誘導氧化還原蛋白的表達，而Cd暴露主要誘導參與轉錄和翻譯相關過程蛋白質的表達；此外，還發現苯并[a]芘能明顯地誘導高水平的活性氧物質(ROS)。許多污染物的毒性效應和受試生物的體內蛋白有密切的關系，單純的從基因組學和轉錄組學很難細致分析污染物的毒性機制，而基于蛋白水平上的蛋白組學則具有無可比擬的優勢，但是如何從環境中高效分離提取蛋白一直是制約蛋白組學發展的一個瓶頸。因此，在未來的研究中應該注重尋找具有普適性、易于操作的蛋白提取技術[87-88]。

宏代謝組學是繼基因組學、蛋白質組學、轉錄組學后出現的新興“組學”。通過研究機體受刺激后體液或組織中內源性代謝物的動態變化規律，并結合生物信息統計方法，系統全面地揭示內因和外因作用于機體的毒性效應和機制，為發現新的生物標志物提供了新的途徑[89]。Tang等[90]通過研究紅壤和潮土兩種不同類型土壤下Pb和Cd脅迫對蚯蚓()代謝產物的影響，發現這兩種Pb污染土壤中蚯蚓分泌物中氨基酸和核酸代謝物明顯高于對照組，而甜菜堿和肌醇要低于對照組；而Cd污染紅壤中蚯蚓的代謝產物變化較小，其中代謝產物較高的是一些氨基酸類物質、二甲胺、肌苷和AMP(腺嘌呤核糖核苷酸)，而組氨酸、甜菜堿、NADH(煙酰胺腺嘌呤二核苷酸)和NADPH(還原型煙酰胺腺嘌呤二核苷酸)等要低于對照組。代謝組學作為一種相對年輕的技術，未來應該通過與其他組學及傳統的毒理學檢測方法相結合，建立一套系統的污染物代謝分析方法。

與傳統的生態毒理診斷方法相比，利用組學在宏基因、宏蛋白、宏轉錄以及宏代謝水平上進行生態毒性檢測具有無可比擬的優勢。然而土壤生態毒理學組學仍然受到多種因素的制約，例如如何從海量數據獲取準確客觀的信息，以及如何避免在提取時土壤樣品不受其他因素的影響等都是需要深入研究的問題。

7 展望

近年來，土壤生態毒理學診斷在土壤重金屬、有機污染物檢測等方面取得了很大的進步，在土壤環境基準/閾值及生態風險評估中也發揮了重要作用，同時也為后期高效合理的土壤污染修復提供了技術支撐和理論依據。目前土壤生態毒理學診斷方法正朝著以下幾個方面發展：①簡單的劑量-效應關系已經不能滿足檢測的要求，從分子、基因、細胞水平上來探究低濃度甚至是痕量污染物的生態毒性成為未來研究的重點；②組學能夠在基因水平上更深入地理解環境污染物的致毒機制，為生態毒理學尋找響應更為敏感的生物標記物提供可能，在傳統的分析方法的基礎上，多組學聯合檢測是未來土壤污染物生態毒理學診斷方法的發展方向之一；③傳統的分析方法已經不能滿足時代的需要，多學科交叉融合是未來土壤生態毒理學診斷方法研究和發展的一個大趨勢，比如和電化學檢測技術相結合制成靈敏度更高的生物傳感器，同現代儀器分析技術相結合來提高診斷的準確性；④應該加強對新型污染物的環境行為及毒理效應的研究，例如微塑料、塑料薄膜、納米銀、抗生素等；⑤我國土壤種類眾多，不同地區土壤之間的理化性質差異較大，因此，在進行土壤污染生態毒理學診斷時，還應該結合其他的評估方法，做到土壤污染評估的客觀性?？傊S著土壤污染問題的日益突出，以及人們環保意識的增強，土壤生態毒理學診斷必將受到越來越多的環境科研工作者們的重視。

[1] 環境保護部, 國土資源部. 全國土壤污染狀況調查公報[J]. 中國環保產業, 2014, 36(5): 10–11

[2] 趙玲, 滕應, 駱永明. 中國農田土壤農藥污染現狀和防控對策[J]. 土壤, 2017, 49(3): 417–427

[3] 陳保冬, 趙方杰, 張莘, 等. 土壤生物與土壤污染研究前沿與展望[J]. 生態學報, 2015, 35(20): 6604–6613

[4] 陳衛平, 楊陽, 謝天, 等. 中國農田土壤重金屬污染防治挑戰與對策[J]. 土壤學報, 2018, 55(2): 261–272

[5] Soil quality-Determination of the effects of pollutants on soil flora-Part 1: Method for the measurement of inhibition of root: ISO 11269-1: 2012[S]. (2012-02-22)

[6] Soil quality-Determination of the effects of pollutants on soil flora-Part 2: Eeffects of chemicals on the emergence and growth of higher plants: ISO 11269-2: 2005[S]. (2005- 11-01)

[7] Rmbke J, Jnsch S, Meier M. et al. General recommen-dations for soil ecotoxicological tests suitable for the environmental risk assessment of genetically modified plants. Integrated Environmental Assessment and Mana-gement, 2009, 6: 287–300

[8] Wang C R, Gu X Y, Wang X R, et al. Stress response and potential biomarker sinspinach (L.) seedlings exposed to soil lead. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2011, 74(1): 41–47

[9] 符博敏, 岳林, 馮丹, 等. 恩諾沙星與Cu復合污染對白菜和西紅柿根及芽伸長的抑制作用[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(5): 157–163

[10] 李霽, 高超, 李捍東, 等. 污染場地土壤生態毒性診斷方法的篩選[J]. 環境污染與防治, 2017, 39(1): 106–110

[11] 孫艷芳, 王國利, 劉長仲. 重金屬污染對農田土壤無脊椎動物群落結構的影響[J]. 土壤通報, 2014, 45(1): 210– 215

[12] Capowiez Y, Dittbrenner N, Rault M, et al. Earthworm cast production as a new behavioural biomarker for toxicity testing[J]. Environmental Pollution, 2010, 158(2): 388–393

[13] Sillapawattana P, Sch?ffer A. Effects of imidacloprid on detoxifying enzyme glutathione S-transferase on(Collembola)[J]. Environ. Sci. Pollut. Res. Int., 2017, 24(12): 1–9

[14] Demuynck S, Lebel A, Grumiaux F, et al. Comparative avoidance behaviour of the earthworm, towards chloride, nitrate and sulphate salts of Cd, Cu and Zn using filter paper and extruded water agar gels as exposure media[J]. ecotoxicology and environmental safety, 2016, 129: 66–74

[15] 劉玉榮, 賀紀正, 鄭袁明. 跳蟲在土壤污染生態風險評價中的應用[J]. 生態毒理學報, 2008, 3(4): 323–330

[16] Dai W, Ke X, Li Z, et al. Antioxidant enzyme activities of, and avoidance of soil metal contamina-tion[J]. Environmental Science and Pollution Research., 2017, 25

[17] Popov A V, Vinokhodov D O, Rutto M V. Practical application of galvanotaxis of ciliated protozoan cells to automation of acute toxicity assay[J]. Russian Journal of General Chemistry, 2015, 84(13): 2489–2498

[18] 黃敦奇, 史雅娟, 張強斌, 等. 污染場地中有機氯農藥對土壤原生動物群的影響[J]. 生態毒理學報, 2012, 7(6): 603–608

[19] Zhang T, Li X, Lu Y, et al. Joint toxicity of heavy metals and chlorobenzenes to[J]. Chemo-sphere, 2014, 104(4): 177–183

[20] 王琦, 陳瑛, 吳憶寧, 等. 原生動物在環境毒理學研究中的應用[J]. 中國農學通報, 2015, 31(5): 139–142

[21] 劉鳳, 滕洪輝, 任百祥, 等. 土壤污染的生態毒理診斷研究進展[J]. 應用生態學報, 2014, 25(9): 2733–2744

[22] 黃健, 姜輝, 曲甍甍, 等. 36 種典型除草劑對綠藻的毒性研究[J]. 生態毒理學報, 2017, 12(4): 193–201

[23] Chung M K, Hu R, Cheung K C, et al. Screening of PAHs and DDTs in sand and acrisols soil by a rapid solid-phase microalgal bioassay[J]. Ecotoxicology, 2007, 16(5): 429

[24] Ribo J M. Interlaboratory comparison studies of the luminescent bacteria toxicity bioassay[J]. Environmental Toxicology, 2015, 12(4): 283–294

[25] Xu W J, Jiang Z M, Zhao Q L, et al. Acute toxicity assessment of explosive-contaminated soil extracting solution by luminescent bacteria assays[J]. Environ Science and Pollution Research, 2016, 23(22): 1–7

[26] Zhang J, Liu S S. Time-dependent stimulations of 1-alkyl-3-methylimidazolium chloride on redox reactants and antioxidases insp.-Q67[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 283: 568–573

[27] Oh S, Yoon H, Jeong T, et al. Evaluation of remediation processes for explosive-contaminated soils: Kinetics and Microtox? bioassay[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2016, 91(4): 928–937

[28] Asghari S, Johari S A, Lee J H, et al. Toxicity of various silver nanoparticles compared to silver ions in[J]. J. Nanobiotechnology, 2012, 10(1): 1–11

[29] Bownik A, St?pniewska Z, Skowroński T. Effects of ectoine on behavioural, physiological and biochemical parameters of[J]. Comparative Bioche-mistry & Physiology Part C, 2015, 168: 2–10

[30] 李光宇, 吳次芳. 土壤微生物研究在農田質量評價中的應用[J]. 土壤學報, 2018, 55(3): 1–15

[31] Creamer R E, Stone D, Berry P, et al. Measuring respiration profiles of soil microbial communities across Europe using MicroRespTMmethod[J]. Applied Soil Ecology, 2016, 97: 36–43

[32] Sassi M B, Dollinger J, Renault P, et al. The FungiResp method: An application of the MicroRespTMmethod to assess fungi in microbial communities as soil biological indicators[J]. Ecological Indicators, 2012, 23(4): 482–490

[33] Brewer S, Techtmann SM, Mahmoudi N, et al. Co-extra-ction of DNA and PLFA from soil samples[J]. Journal of Microbiological Methods, 2015, 115: 64

[34] Chapman S J, Campbell C D, Artz R R. Assessing CLPPs using MicroRespTM- A comparison with biolog and multi- SIR[J]. Journal of Soils & Sediments Protection Risk Assessment & Rem, 2007, 7(6): 406–410

[35] Wakelin S, Lombi E, Donner E, et al. Application of MicroRespTMfor soil ecotoxicology[J]. Environmental Pollution, 2013, 179(179C): 177–184

[36] Kassem A, Paolo N. Methods in applied soil microbiology & biochemistry[M].UK: Academic Press, 1995: 1–4

[37] Yang X, Liu J, Mcgrouther K, et al. Effect of biochar on the extractability of heavy metals (Cd, Cu, Pb, and Zn) and enzyme activity in soil[J]. Environmental Science & Pollution Research International, 2016, 23(2): 974–984

[38] Yu B, Wang X, Yu S, et al. Effects of roxithromycin on ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria in the rhizosphere of wheat[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014, 98(1): 263–272

[39] Alrumman S A, Standing D B, Paton G I. Effects of hydrocarbon contamination on soil microbial community and enzyme activity[J]. Journal of King Saud University - Science, 2015, 27(1): 31–41

[40] Angelovi?ová L, Lodenius M, Tulisalo E, et al. Effect of heavy metals on soil enzyme activity at different field conditions in Middle Spis mining area (Slovakia)[J]. Bulletin of Environmental Contamination & Toxicology, 2014, 93(6): 670–675

[41] Lipińska A, Kucharski J, Wyszkowska J. Activity of arylsulphatase in soil contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Water Air & Soil Pollution, 2014, 225(9): 2097

[42] Yu X, Wang M, Chen W. Quantitative assessment on soil enzyme activities of heavy metal contaminated soils with various soil properties[J]. Chemosphere, 2015, 139: 604– 608

[43] 夏月, 朱永官. 硝化作用作為生態毒性指標評價土壤重金屬污染生態風險[J]. 生態毒理學報, 2007, 2(3): 273– 279

[44] Dai Y, Wu Y, Ding Q, et al. Oxygenated derivative is more influential than unsubstituted polycyclic aromatic hydrocarbon on ammonia-oxidizing archaea in an acidic soil[J]. Journal of Soils & Sediments, 2018: 1–8

[45] 周涵君, 馬靜, 韓秋靜, 等. 施用生物炭對土壤Cd形態轉化及烤煙吸收Cd的影響[J]. 環境科學學報, 2018, 38(09): 351–359.

[46] Anderson T H, Domsch K H, et al. The metabolic quotient for CO2(qCO2) as a specific activity parameter to assess the effects of environmental conditions, such pH, on the microbial biomass of forestsoil[J]. Soil Biology & Bioche-mistry 25: 393–395

[47] Joergensen R G, Brookes P C. Quantification of soil microbial biomass by fumigation-extraction[M]//Moni-toring and assessing soil bioremediation. Berlin, Heidel-berg: Springer, 2005: 281-295

[48] 李平, 郎漫, 李煜姍, 等. 施用豬糞條件下重金屬對土壤氮素凈轉化的影響[J]. 土壤通報, 2017, 48(2): 467– 473

[49] 洪晨, 邢奕, 司艷曉, 等.鐵礦區內重金屬對土壤氨氧化微生物群落組成的影響 [J]. 中國環境科學, 2014, 34(5): 1212–1221

[50] 郭辰, 呂占祿, 錢巖, 等. 微核實驗在環境健康綜合監測中的應用[J]. 應用與環境生物學報, 2015, 21(4): 590– 595

[51] 王興明, 張瑞良, 王運敏,等. 淮南某煤礦鄰近農田土壤中重金屬的生態風險研究[J]. 生態環境學報, 2016, 25(5): 877–884

[52] 王五香, 高丹, 廖芬, 等．蠶豆根尖微核技術的方法學新論[J]. 生態毒理學報, 2016, 11(3): 86–91

[53] Wang Z F, Cui Z J, Xu X M. Lysosomal membrane response of the earthworm,to arsenic species exposure in OECD soil[J]. Rsc Advances, 2016, 6(28): 23498–23507

[54] Svendsen C, Meharg AA, Freestone P, et al. Use of an earthworm lysosomal biomarker for the ecological assess-ment of pollution from an industrial plastics fire[J]. Applied Soil Ecology, 1996, 3(2): 99–107

[55] Scott-Fordsmand J J, Weeks J M, Hopkin S P. Toxicity of nickel to the earthworm and the applicability of the neutral red retention assay[J]. Ecotoxicology, 1998, 7(5): 291–295

[56] Wang B, Li Y, Ren N. Biohydrogen from molasses with ethanol-type fermentation: Effect of hydraulic retention time[J]. International Journal of Hydrogen Energy, 2013, 38(11): 4361–4367

[57] Lee S, Maniquiz-Redillas M C, Kim L H. Settling basin design in a constructed wetland using TSS removal efficiency and hydraulic retention time[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(9): 1791–1796

[58] 馬靜靜, 錢新春, 張偉, 等. 土壤菲多次疊加污染對蚯蚓的毒性效應[J]. 土壤學報, 2015, 52(6): 1374–1382

[59] 卞方杰, 邢美燕, 楊健, 等. 彗星試驗技術在水生與土壤環境中的毒理學應用[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(3): 63–70

[60] 高曦, 盛月慧, 高彥征, 等. 利用彗星試驗研究菲對蠶豆DNA的損傷[J]. 生態與農村環境學報, 2014, 30(4): 515–520

[61] 公新忠, 丁德馨, 李廣悅, 等. 鈾脅迫對大豆與玉米幼苗細胞DNA損傷的彗星試驗研究[J]. 生態毒理學報, 2011, 6(2): 418–425

[62] Zhang W, Song Y F, Sun T H, et al. Establishment of method for cytochrome P450 of earthworms () as a biomarker[J]. Environmental Science, 2006, 27(8): 1636–1642

[63] 楊曉霞, 張薇, 龔久平, 等. 蚯蚓細胞色素P450酶系對土壤中芘或苯并[a]芘的響應[J]. 環境科學學報, 2017, 37(10): 4019–4025

[64] 趙歡, 趙新達, 岳宗豪, 等. 苯并(a)芘對雙齒圍沙蠶抗氧化酶活性和細胞色素P450基因表達的影響[J]. 大連海洋大學學報, 2014, 29(4): 342–346

[65] Sillapawattana P, Sch?¤Ffer A. Effects of imidacloprid on detoxifying enzyme glutathione S-transferase on(Collembola)[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(12): 1–9

[66] 唐浩, 劉釗釗, 李銀生, 等. 土壤汞污染脅迫對蚯蚓體內幾種抗氧化酶活性的影響[J]. 上海交通大學學報(農業科學版), 2017, 35(3): 17–23

[67] 張聰, 劉征濤, 王婉華, 等. 鉛對赤子愛勝蚓抗氧化酶活性的影響[J]. 環境科學研究, 2013, 26(3): 294–299

[68] 王輝, 謝鑫源. Cd、Cu和Pb復合污染對蚯蚓抗氧化酶活性的影響[J]. 環境科學, 2014,35(7): 2748–2754

[69] Lewis S, Handy R D, Cordi B, et al. Stress proteins (HSP's): Methods of detection and their use as an environmental biomarker[J]. Ecotoxicology, 1999, 8(5): 351–368

[70] Pyza E, Mak P, Kramarz P, et al. Heat shock proteins (HSP70) as biomarkers in ecotoxicological studies[J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 1997, 38(3): 244– 251

[71] Tong L, Wang X, You X, et al. Oxidative stress and gene expression of earthworm () to clothianidin[J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 2017, 142: 489– 496

[72] Wang C, Yuan T, Wan X, et al. Lead-contaminated soil induced oxidative stress, defense response and its indicative biomarkers in roots of Vicia faba, seedlings[J]. Ecotoxicology, 2010, 19(6): 1130–1139

[73] Ezemaduka A N, Wang Y, Li X. Expression of CeHSP17 protein in response to heat shock and heavy metal ions[J]. Journal of Nematology, 2017, 49(3): 334–340

[74] Coye M J, Lowe J A, Maddy K T, et al. Biological monitoring of agricultural workers exposed to pesticides: I. Cholinesterase activity determinations and II. Monitoring of intact pesticides and their metabolites[J]. Journal of Occupational Medicine Official Publication of the Indus-trial Medical Association, 1986, 28(8): 619–628

[75] 汪鵬鵬, 張松林, 靳佳, 等. 辛硫磷和敵百蟲協同抑制斑馬魚乙酰膽堿酯酶(AChE)活性[J]. 生態毒理學報, 2017, 12(1): 298–304

[76] Zheng Y, Liu Z, Jing Y, et al. An acetylcholinesterase biosensor based on ionic liquid functionalized graphene–gelatin-modified electrode for sensitive detection of pesti-cides[J]. Sensors & Actuators B Chemical, 2015, 210: 389–397

[77] Mogha NK, Sahu V, Sharma M, et al. Biocompatible ZrO2-reduced graphene oxide immobilized AChE biosensor for chlorpyrifos detection[J]. Materials & Design, 2016, 111: 312–320

[78] 何康信, 周啟星. 污染脅迫下的分子生物標志物和分子診斷技術[J]. 農業工程學報, 2013, 29(7): 1–16

[79] Sangwan N, Lata P, Dwivedi V, et al. Comparative meta-genomic analysis of soil microbial communities across three hexachlorocyclohexane contamination levels[J]. Plos One, 2012, 7(9): e46219

[80] 夏圍圍, 賈仲君. 高通量測序和DGGE分析土壤微生物群落的技術評價[J]. 微生物學報, 2014, 54(12): 1489– 1499

[81] Zhou J Z, He Z L, Yang Y F, et al．Highthroughput metagenomic technologies for complex microbial com-munity analysis: Open and closed formats．MBIO, 2015, 6(1): e02288–14

[82] Liang Y, Li G, Van Nostrand JD, et al. Microarray-based analysis of microbial functional diversity along an oil contamination gradient in oil field[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2009, 70(2): 324–333

[83] 蔡元鋒, 賈仲君. 基于新一代高通量測序的環境微生物轉錄組學研究進展[J]. 生物多樣性, 2013, 21(4): 401–410

[84] de Menezes A, Clipson N, Doyle E，Comparative metatranscriptomics reveals widespread community responses during phenanthrene degradation in soil. Environmental Microbiology, 2012, 14: 2577–2588

[85] Zhang X D, Meng J G, Zhao K X, et al. Annotation and characterization of Cd-responsive metal transporter genes in rapeseed ()[J]. Biometals, 2017(95): 1–15

[86] Zhang L, Duan X, He N, et al. Exposure to lethal levels of benzo[a]pyrene or cadmium trigger distinct protein expression patterns in earthworms ()[J]. Science of the Total Environment, 2017, 595: 733–742

[87] Keiblinger K M, Wilhartitz I C, Schneider T, et al. Soil metapro-teomics–Comparative evaluation of protein extraction protocols[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2012, 54(15- 10): 14–24

[88] 熊藝, 林欣萌, 蘭平. 土壤宏蛋白質組學之土壤蛋白質提取技術的發展[J]. 土壤, 2016, 48(5): 835–843

[89] Whitfield ?slund M L, Simpson A J, Simpson M J. 1H

NMR metabolomics of earthworm responses to polychlo-rinated biphenyl (PCB) exposure in soil[J]. Ecotoxicology, 2011, 20(4): 836–846

[90] Tang R, Ding C, Ma Y, et al. Metabolic responses ofto individual Pb and Cd contamination in two types of soils[J]. Scientific Reports, 2017, 7(1): 13110

Research Advances in Eco-toxicological Diagnosis Methods of Soil Pollution

WANG Kailai, MIAO Feng, SHI Ke, GUO Zhaohao, CHENG Jinghao, CHEN Yan*

(College of Environmental Science and Engineering, Shandong Agriculture and Engineering University, Jinan 250100, China)

Diagnosis of soil pollution has important guiding significance for early warning of soil pollution and evaluating the remediation effect. In recent years, soil pollution is becoming more and more serious and pollution type presents a complicated and diversified trend, so the traditional chemical method cannot meet the requirements of comprehensive diagnosis for soil pollution due to single detection index, complex pre-treatment, and high cost. Compared with traditional chemical methods, the ecotoxicological diagnosis of soil pollution, with high sensitivity, fast response time, combinative detection index, and the unique advantage of reflecting the pollutant stress effect from microscopic view, has become a hot spot in soil pollution diagnosis. In this paper, based on the domestic and foreign literatures, different levels of diagnostic methods based on plants, animals, microorganisms, cells and molecules are presented, the advantages and disadvantages of each method are pointed out, and the prospect is forecasted.

Soil ecotoxicology; Biomarkers; Molecular diagnosis; Omics

山東省自然科學基金項目( ZR2016CB25 )和全國大學生創新創業計劃訓練項目(201714439007)資助。

ychen0612@163.com)

王開來(1996—)，男，山東棗莊人，主要從事環境毒理學研究。E-mail：1252235420@qq.com

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.003