土壤中抗生素的环境行为及分布特征研究进展①
2017-07-21赵方凯李守娟
赵方凯，杨 磊，乔 敏，李守娟，孙 龙
土壤中抗生素的环境行为及分布特征研究进展①
赵方凯1,2，杨 磊1*，乔 敏1，李守娟1,2，孙 龙1
(1 中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085；2 中国科学院大学，北京 100049)
抗生素被广泛应用于治疗和控制人类及其他动物的细菌感染性疾病，并且可以作为饲料添加剂或生长促进剂用于禽畜养殖。大量抗生素通过有机肥施用、污水灌溉等途径持续进入土壤，导致土壤环境中抗生素种类不断增加、含量逐年增高。抗生素污染会对土壤中微生物、动物、植物等产生直接或间接的影响，诱导耐药菌株及抗性基因的产生，并且抗生素还可以被植物吸收，通过食物链影响人类健康。本文系统介绍了近20年来土壤中抗生素的相关研究，并着重就土壤中抗生素的来源归趋、环境行为以及时空分布情况进行了总结。研究认为土壤中抗生素的环境行为受抗生素种类和土壤性质的强烈影响，并且土壤中抗生素的时空分布与其环境行为和人类活动密切相关。
土壤；抗生素；吸附；迁移转化；降解；时空分布
抗生素是细菌、真菌等微生物所产生的或者人工化学合成的一类具有抗病原体和其他活性的物质。抗生素自发现以来，已被广泛应用于治疗和控制人类及其他动物的细菌感染性疾病。还有一些抗生素具有促进动物生长的作用，作为饲料添加剂应用于畜牧业和渔业养殖生产活动中。然而，抗生素无法被机体充分吸收，大部分会随排泄物排出体外。这部分抗生素会随污水处理厂污泥或有机肥施用，以及渗漏、灌溉、鱼塘底泥施用等途径进入土壤环境中[1]。目前已在世界多个国家和地区的土壤中检测出抗生素，其中检出率较高的主要有四环素类(TCs)、磺胺类(SAs)、大环内酯类(MLs)、喹诺酮类(FQs)[1-3]。
土壤作为地球表层最活跃的圈层之一，不仅为人类提供食物、纤维，与人类生存、生产活动息息相关，而且是控制物质、能量、信息流动循环的重要节点，在诸多方面都发挥了不可替代的作用[4]。随着抗生素滥用与不合理施用，大量抗生素通过各种途径进入到土壤中，由于土壤对抗生素的吸附特性，造成抗生素在土壤中累积。并且抗生素的持续输入，导致土壤中抗生素的“假持久性”，对土壤中微生物、动物、植物产生直接或间接毒害作用，并且诱导抗性细菌及抗性基因出现，从而导致特殊的生态毒理效应，最终抗生素可以通过饮用水源以及植物吸收进入食物链威胁人类健康[1-3]。
近年来，抗生素作为一种新型污染物受到广泛关注，各国学者对其在土壤环境中的类型、分布、含量和迁移转化过程相继开展了研究。本文系统总结和梳理了抗生素在土壤环境中的吸附、迁移、转化、降解等行为以及其时空分布特征，并在此基础上对以后的重要研究方向进行了展望。
1 土壤中抗生素的来源
土壤中抗生素主要来源于人类活动，主要是医用抗生素和兽用抗生素。统计数据显示，2013年我国抗生素生产总量达24.8万t，其中国内消耗16.2万t，磺胺类、四环素类、氟喹诺酮类、大环内脂类、β-内酰胺类及其他分别占总用量的5%、7%、17%、26%、21% 和24%，而消耗的抗生素中48% 是医用抗生素，52% 是兽用抗生素[5]。
1) 医用抗生素：研究数据显示我国医用抗生素滥用较为严重，2006—2007年度我国抗生素使用率高达74%，相比而言西方发达国家仅为22% ~ 25%[6]。医用抗生素的主要使用场所为医院和居民家庭。相比居民家庭的零散使用，医院中抗生素的使用集中且频繁、种类较为单一，以通过化学合成法合成或者半合成的磺胺类和喹诺酮类为主，而且浓度较高[7]。由于抗生素不能完全被人体吸收或者代谢，未吸收的部分经由人体排泄物进入污水系统，此外，医用器具的清洗以及固体废物的丢弃也会使抗生素进入到水环境中去，进入水体中的抗生素通过灌溉等途径污染土壤。另一方面，虽然相关文献较少，但有研究表明医药生产企业废水废渣的排放也是土壤中抗生素的重要来源之一[8]。
2) 兽用抗生素：我国农村存在一定数量自行购买抗生素用于禽畜养殖的情况。这类抗生素主要通过口服或肌肉注射进入牲畜体内，同样不能被充分吸收，约有30% ~ 90% 的抗生素以母体或代谢物的形式随尿液和粪便排出体外[9]。大量未经无害化处理或经简单堆肥处理的含有抗生素残留的禽畜粪便作为有机肥施用于农田，是土壤环境中兽用抗生素的主要来源之一[1]。另外，抗生素用于水产养殖会聚积于底泥，将底泥施用于土壤作为调节剂，也会使抗生素进入土壤[9]。
2 土壤中抗生素的环境行为
抗生素通过各种途径持续进入土壤环境，经过一系列物理、化学和生物反应，发生迁移转化，主要有3种途径：①通过吸附作用持久存在于土壤中；②被植物吸收并通过食物链进入生态系统；③在土壤中直接降解。如图1所示。
2.1 土壤中抗生素的吸附迁移
抗生素在土壤中的吸附对其迁移转化具有重要影响。吸附使得抗生素在土壤中能够存留累积，吸附能力的差异则使抗生素的去向有所不同。
抗生素是一类可离子化极性有机化合物，在土壤中的吸附机制多样。既可以通过氢键、范德华力、色散力、诱导力等分子间作用力作用于土壤中有机质和无机颗粒物表面吸附位点，也可以经由阳离子交换、静电、键桥、配位或络合等多种作用，使抗生素分子官能基团与土壤有机物等发生反应[1, 10]。抗生素在土壤中的吸附作用受到诸多因素影响，当前研究表明吸附作用主要取决于抗生素种类和土壤性质(pH、矿物质、阳离子交换能力等)[11-12]。
2.1.1 抗生素种类的影响 抗生素自身性质是影响其吸附的重要因素[13]，由于不同类型抗生素的分子结构和官能基团的不同，导致土壤对不同种类抗生素的吸附能力有所不同。已有研究表明，不同抗生素在土壤中吸附强弱顺序为：四环素类＞氟喹诺酮类＞大环内酯类＞磺胺类[7, 13]。当前研究中常使用吸附分配系数()来表征抗生素等污染物的吸附能力，值越大，表征该污染物吸附强度越大[17-18]。
如表1所示，相关研究表明氟喹诺酮类和四环素类在土壤中的吸附现象和机理较为相似，其值高于大环内酯类、磺胺类等其他几类抗生素。这与它们含有更多极性/离子型官能团的分子结构有关，在离子交换、键桥、氢键等多种过程的共同作用下，使得四环素类和喹诺酮类抗生素具有较强的被吸附能力[11, 18, 20-21]。Nowara等[14]研究发现含羧基的几种喹诺酮类抗生素的值相近，同时发现脱羧基后的恩诺沙星在同种吸附剂上的值降低了两个数量级，由496.0 L/kg降为7.7 L/kg，可以认为官能团对抗生素的吸附能力具有强烈的影响。氟喹诺酮类和四环素类的吸附过程中存在多种作用，Gu 和 Karthikeyan[15]通过分析环丙沙星的红外图谱，推测其与水合铁铝氧化物的吸附存在弱氢键、配位等多种作用；而四环素类抗生素中-NH(CH3)2官能团带正电，可与带负电的土壤吸附位点通过静电作用结合，也可通过与土壤表面的阳离子发生交换作用而被吸附[16]。
表1 文献报道的土壤中抗生素的分配系数Kd
相比而言，大环内酯类的官能团虽然与四环素类相似，但其在单位质量内所含活性官能团较少，可能是导致其在土壤中吸附较弱的原因[18]。而磺胺类抗生素因其只含有苯胺基和酰胺基两个离子型官能团的分子结构，土壤对它的吸附能力较弱[18]。
对于大环内酯类的吸附机理，有研究认为在其吸附过程中静电作用起重要作用，并且存在氢键作用[19]。Gao和Pedersen[20]认为磺胺类与黏土矿物的吸附过程中存在键桥及阳离子交换等作用。这些化学作用的强弱均与其官能团含量相关，官能团越少作用越弱，导致其吸附能力越差。陈昦等[21]发现磺胺类在水稻土中的吸附自由能小于–40 kJ/mol，认为其以物理吸附作用为主，进一步证明了在其吸附过程中，化学作用较弱。
以上研究表明，离子性强、含有更多活性官能团的抗生素更易存留在土壤中。但由于土壤环境的复杂性，土壤中含有多种组分及污染物，它们会同抗生素争夺吸附位点，有关其他物质与抗生素竞争吸附的研究相对较少，尚需进一步开展研究。
2.1.2 土壤性质的影响 影响抗生素吸附能力的土壤属性主要有土壤类型、pH、阳离子、腐殖质等。
土壤类型可以影响抗生素的吸附能力。研究发现，四环素类和氟喹诺酮类在土壤中的吸附主要是由于阳离子交换作用，而土壤中电荷主要来自于土壤黏粒、有机质和氧化铁，这些物质在黏壤质土壤中含量更高，因而这两类抗生素在有机质含量高的黑土中具有更强的吸附能力[22]。也有对比研究表明，磺胺类抗生素在不同土壤中的吸附强度为：东北黑土≈无锡水稻土＞江西红壤＞南京黄棕壤≈陕西潮土[66]；而泰乐菌素(属MLs)在土壤中的吸附强度顺序为：细有机黏土>细无机黏土>粗有机黏土>粗无机黏土[23, 50]。
土壤pH既可以决定土壤矿物表面的电荷性质，也可以影响抗生素的形态，这两者在很大程度上影响抗生素的吸附。例如，Sassman和Lee[24]发现随着pH的增高，土壤对四环素类的吸附作用呈降低趋势。而ter Laak等[25]则研究发现抗生素的吸附系数随pH升高而降低是由于抗生素的存在形态发生了改变。
阳离子可能与抗生素发生竞争吸附，而不同阳离子对抗生素吸附的影响也不相同。通过比较钾、钠、钙3种离子对土霉素在褐土与红壤土中的吸附行为，发现含K+的褐土和红壤中对土霉素的吸附强度均最大，在含Ca2+的褐土和含Na+的红壤中对其吸附强度最弱[26]。多价态阳离子(如：Cu2+、Ca2+等)除竞争吸附外，可能通过共价键与抗生素形成络合物，从而促进吸附作用[18, 27]。例如，Figueroa等[16]发现碱性条件下Ca2+能够促进四环素类在蒙脱石中的吸附。
腐殖质能够掩盖黏粒表面的吸附位点，从而抑制土壤吸附能力。但刘玉芳[28]的研究发现土壤对抗生素的吸附量随土壤腐殖质含量增加而增加，因为腐殖质中含有大量羟基、羧基等，提供了更多的吸附位点。因而对于土壤有机质影响抗生素吸附能力的作用还需要进一步研究和探讨。
2.2 土壤中抗生素的迁移
抗生素在土壤中迁移行为与吸附作用关系密切，另一方面也取决于其本身的光稳定性、降解速率、淋洗和吸附特性等。
农田土壤中土霉素和泰乐菌素在砂质土壤中的下移较大，而在黏壤土中较小，并且土霉素垂直迁移要小于泰乐菌素[29]。这与上述抗生素在土壤中的吸附结果相适应，抗生素在土壤中的迁移同样受到抗生素种类和土壤性质的影响。土壤吸附能力强的抗生素迁移能力差，而不易吸附的抗生素则容易发生迁移。Ostermann等[30]和Blackwell等[31]得到相似结果，在40 ~ 60 cm较深层土壤的渗滤液中仍然可以检测到磺胺类抗生素，而不能检测出泰乐菌素和氧四环素。
张旭等[32]采用柱淋滤的方式对土柱中喹诺酮类抗生素进行人工淋滤，结果表明pH、淋滤时间、土壤微生物以及抗生素浓度均会影响抗生素在土壤中的迁移，酸性条件下(pH = 5)、长时间淋滤以及高浓度污染都会导致其迁移性较强。而经无菌处理后的土柱中检测到的抗生素浓度更高这是由于土壤微生物会对抗生素进行生物降解，降低抗生素迁移量[33]；并且在土壤表层也会受到光解作用影响，从而减少迁移量，但相关研究比较少。
通过对华南赤红壤进行柱淋滤实验，大环内酯类在不同pH下迁移能力没有明显变化[33]，这与其分子结构有关，大环内酯类本身含有内酯结构的14元环或16元环，酸性和碱性对其影响均不明显。磺胺类抗生素在酸性和碱性条件下，比在中性条件下迁移能力强[33]，这是因为其所含两个官能团一个呈弱酸性，一个呈弱碱性，导致其在酸性和碱性条件下更易溶解，因此更易迁移。
2.3 土壤中抗生素的植物吸收
抗生素进入到土壤中后，经过一系列生化和物理反应，可以被植物吸收富集。相关研究发现，许多种类的抗生素可被植物根部吸收，然后转移至植物可食用的茎叶和果实中[34]。并且许多常见农作物，如小麦、玉米、马铃薯、莴苣、菜豆、白菜和黄瓜等，已被证明可以吸收和累积抗生素，其吸收能力则受农作物器官、抗生素种类以及土壤性质的影响[35-37, 67]，如表2 所示。对于植株而言，由于直接接触土壤，植物根部是富集抗生素的主要部位。萝卜及马铃薯的块茎和块根中抗生素的含量较高，并且以外皮中的含量最高[36-37]。相比块茎类作物而言，水稻各器官中抗生素的积累量大小顺序为：根系>叶片>茎秆>籽粒[38]。被植物吸收的抗生素，可能通过食物链、食物网最终进入人体，对人体健康造成影响。
表2 不同植物对抗生素的吸收
但也有研究表明蔬菜吸收土壤中的抗生素，其含量均低于10 ng/g，并不足以对人体健康造成威胁，推测是由于：①粪肥在施用之前经过堆肥处理；②粪肥要在种植蔬菜之前，先一步在土壤中施用一定时间，这两个过程都会导致抗生素的降解，由此蔬菜中抗生素含量较低[68]。因此在农田土壤施用含抗生素的肥料时，经过一定技术处理，可以有效降低抗生素的危害。
目前植物对土壤中抗生素吸收方面的研究主要集中在不同植物或者植物不同器官抗生素含量的分析比较方面，关于植物吸收抗生素生理过程已经开展了相关研究，但相对较少。例如，Boxall等[36]认为兽药抗生素的植物吸收行为并非依赖于植物的疏水性，二者之间无相关性；Kong等[39]研究发现了紫花苜蓿主动吸收土霉素，且吸收过程需要能量。
2.4 土壤中抗生素的降解
土壤中抗生素的降解速率与其污染程度紧密相关，并影响着抗生素在土壤中的持久性和稳定性。抗生素的降解是一个复杂的过程，受到诸多因素影响，包括抗生素化学特性、土壤性质和土壤中的初始浓度等，主要与土壤黏粒含量和氧化铁含量呈负相关[42]。土壤中可能存在多种抗生素降解方式共同作用的情况，其相互之间的共同作用机理尚不明确。抗生素在土壤中主要降解方式分为非生物降解和微生物降解。
2.4.1 非生物降解 土壤中抗生素的非生物降解主要有水解和光解2种主要过程。
1) 水解。抗生素在土壤中发生迁移，可能进入到土壤间隙水等水体中，并发生水解。水解是抗生素降解的重要途径，对其影响因素的研究主要集中在pH方面。不同种类抗生素在土壤中水解作用受到pH影响不同，水解机制也存在差异。研究表明磺胺嘧啶在土壤中的水解受pH影响，只在酸性条件下水解[43]。而阿维菌素(属MLs)在中性条件下稳定性强，在酸性和碱性条件下水解速率都很快[44]。不同的是，β-内酰胺类在弱酸至弱碱条件下水解速率更快[45]。四环素类同样受pH 的影响，四环素、土霉素和金霉素在不同pH条件下水解速率具有显著差异[46]。并且在不同pH条件下，抗生素水解产物也可能不一样，在酸性条件下，泰乐菌素A水解成泰乐菌素B；在中性及碱性条件下，水解成泰乐菌素A-丁间醇醛和其他分解产物[47]。
2) 光解。由于抗生素存在可光降解、水溶性和非易失性，光降解也是其降解的重要途径。光解作用主要发生在土壤表层，当表层的土壤受到光照时，会产生大量的自由基、过氧化物和单重态氧，这些物质能加速抗生素的降解，大部分随禽畜粪肥或城市污水进入土壤表层的抗生素较易发生光解[48-50]。抗生素的光解与自身分子特性有关，分为直接光解和间接光解。直接光解发生在能够吸收光子的抗生素降解过程中，如阿维菌素的光化学降解过程属于直接光解[44]；间接光解指环境中的吸光物质吸收光子达到激发态，然后把能量传递给抗生素，发生降解的过程，如阿奇霉素的光降解主要是间接光解[51]。此外，如土壤中含有一定的水分则有利于光解[52]。例如，Hailing- Scrensen等[53]通过研究土壤间隙水中兽药抗生素的降解，发现多种兽药抗生素在水体中易发生光解。在不同pH、温度条件下，土壤中抗生素的光解速率差异显著，甚至可以达到一个数量级的差异[54-55]。
2.4.2 微生物降解 虽然大多数抗生素容易发生光解，但这一过程在深层土壤中不起主要作用，此时微生物降解则是影响抗生素降解的关键过程[56]。
在微生物的作用下抗生素可降解为小分子物质，最后分解为CO2和H2O。土壤微生物降解作用受pH、养分、温度、氧气等条件以及抗生素自身的影响。Yang等[43]研究发现厌氧条件下土壤微生物对磺胺嘧啶降解起的作用不大。而温度和养分都是影响微生物生长繁殖的重要因素之一，在一定范围内升温和添加养分(如施用有机肥等)，可以使微生物活性加强，导致抗生素降解速率加快[57-58]。由于抗生素本身可为微生物提供碳源，促进微生物群落增长，因此随抗生素浓度增加其降解速率加快，而随着培养时间增加，抗生素的生物可利用率降低，降解速率随之下降[59]。
3 土壤中抗生素时空分布特征
人类活动对生态系统结构和过程的干扰越来越强烈，而土壤抗生素残留取决于一定时间和空间尺度上的生态系统结构和生态过程，揭示其环境浓度水平及分布特征，对于理解其归趋和控制其污染状况具有十分重要的意义。当前抗生素时空分布的研究主要集中在水体中，土壤环境中虽然已经开展了相关研究，但仍然缺乏系统的探讨[3]。
研究表明，土壤环境中抗生素在不同介质、同介质不同层次或者不同季节具有不同的存在状况和分布特征，即具有时空分异特征[3]。在时间尺度上，冬季土壤中抗生素浓度高于夏季土壤中的浓度，可能是由于夏季温度高并且降雨较多，导致生物降解作用强烈的原因[40-41,60]。而在土壤垂直梯度上，抗生素随土壤深度的增加总体呈下降趋势[61, 63]，但Hamscher等[62]发现施肥后土壤不同层次中，四环素的浓度反而在0 ~ 10 cm的表层土壤中最小，这可能是由于表层土壤中物理化学反应及生物活动强烈，加上光解效应，导致其抗生素含量降低。
在小尺度上，通过对有机蔬菜基地的土壤抗生素残留进行分析，发现在露天田地土壤的抗生素含量高于温室土壤[77-78]。通过对养殖场周围土壤抗生素残留的分析，发现养殖场排出的禽畜粪便以及废水会导致抗生素进入土壤，并且通过垂直运动和径流等沿坡向发生迁移，导致随着距堆肥场地距离的增加，土壤中抗生素残留反而增高[79-80]。
在大尺度上，张涛等[73]通过对流域尺度上土壤中四环素类抗生素空间分布特征进行研究，发现其总浓度主要表现为上游>下游，因为土壤的吸附作用，抗生素迁移量较少，其空间分布并未呈现向下游逐渐累积的现象；不同土地利用类型的土壤中抗生素浓度也存在差异，表现为耕地>林地>草地>其他用地(如建设用地)[63, 73]。
土壤中抗生素的环境行为与其时空分布关系密切，抗生素种类、土壤类型与性质、气候条件、光照等，都会影响土壤中抗生素的环境行为，从而导致流域土壤中的抗生素分布特征各不相同[60-63, 73]。同时经济水平与人类活动也会影响土壤中抗生素的时空分布，Zhang等[5]得到的中国抗生素排放清单显示，我国抗生素排放密度最大的地区集中在经济水平发达、人口稠密的京津冀、长三角和珠三角地区，现有研究结果显示，这些地区土壤中抗生素残留水平较高，污染问题严重[3, 75-76]，可能是由于在这些地区抗生素使用量较大且使用范围广；而人类活动如城市化、耕种方式(作物种类、施肥量、有机肥种类、堆肥等)、废水废渣处理等，可以调节土壤中抗生素的排放量和环境行为，进而影响其时空分布[63, 73-74]，通过对不同处理的城市表层土壤抗生素含量的研究，发现再生水灌溉的城市土壤中抗生素含量低于污泥处理的城市土壤，但是比城郊蔬菜基地的土壤高，甚至比城郊农田土壤更高[81]。
为了更准确地掌握土壤中抗生素的时空分布特征，不仅需要了解抗生素在不同介质、不同层次或者不同季节的分布差异，还需要深入探索气候条件、土壤性质、土地利用、管理方式等对其时空分布影响的机理。
4 研究展望
土壤环境中抗生素及其环境效应已经得到广泛关注，但作为一种新兴有机污染物，对其开展的研究工作仍亟待加强。当前的研究较为关注抗生素在水环境中的归趋和环境行为，对复杂土壤环境中的抗生素迁移转化研究相对比较缺乏[3]。由于土壤环境复杂多样，并且抗生素种类繁多，化学结构也差异较大，要阐明抗生素在土壤中迁移转化机理和过程存在一定的难度，尚需开展大量研究予以明确。今后应加强以下几方面的研究：
1) 进一步系统研究抗生素及其代谢产物在土壤中的吸附、迁移、转化、降解的研究，以明确其过程、机理和影响因素，并将土壤与植物、地表水、地下水联系起来，在更大范围内尝试揭示其迁移规律，以便更好地了解其来源和归趋。
2) 抗生素的传播必然会对土壤生态系统的服务功能产生影响，如食物安全、生物多样性维持等，对抗生素在土壤和植物之间的迁移转化过程、以及其在食物链中的迁移途径和机理进行研究，探明抗生素污染对土壤微生物、动植物以及人体健康的影响，揭示其对土壤安全影响，探索减缓抗生素污染的技术和方法，对维护土壤安全和人体健康具有重要意义。
3) 土壤作为抗生素的重要归宿，需要加强对土壤的管理，揭示土壤中抗生素的时空分布格局，是科学管理抗生素的基础和前提。开展流域尺度土壤抗生素时空分异规律研究，阐明土地利用、土壤属性、管理方式等对抗生素时空分异的影响，对于控制抗生素污染、维护土壤安全和土地可持续利用具有重要意义。
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Environmental Behavior and Distribution of Antibiotics in Soils: A Review
ZHAO Fangkai1,2, YANG Lei1*, QIAO Min1, LI Shoujuan1,2, SUN Long1
(1 State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China; 2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)
Antibiotics are widely used for the treatment and control of the bacterial infections for human and other animals, and they are used also as growth promotors and additives in livestock production. The consumption of antibiotics used in medical care, animal husbandry has an increasing trend in recent decades. Large amount of antibiotics was introduced into soils from organic fertilizer and wastewater irrigation. Antibiotics in soils may have directly and indirectly influences on soil microorganisms, animals and plants, and induce the antibiotics-resistance strains and genes. Furthermore, antibiotics can be introduced also into the food chain through absorption of crop roots, and this may threaten to human health. This review focused on the sources, environmental behavior, spatial distribution, and seasonal variation of antibiotics in soil environment. Recent studies revealed that the environmental behavior of antibiotics in soil was strongly influenced by the types of antibiotics and soil properties, and the spatial-temporal variability of antibiotics in soil environment was related to the environmental behavior of antibiotics and human activities.
Soil; Antibiotics; Sorption; Migration and transformation; Degradation; Spatial-temporal variation
10.13758/j.cnki.tr.2017.03.002
X53；X592；S154.1
A
国家自然科学基金项目(41571130064)资助。
(leiyang@rcees.ac.cn)
赵方凯(1993—)，男，河南焦作人，硕士研究生，主要研究方向为景观格局与生态过程、土壤污染与风险评价。E-mail: fkzhao_ st@rcees.ac.cn
