秦秦 ，宋科，孫麗娟，孫雅菲，王峻，薛永*

1. 上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究所，上海 201403；2. 中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所污染生態(tài)與環(huán)境工程重點實驗室，遼寧 沈陽 110016；3. 時科生物科技（上海）有限公司，上海 201108；4. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)，江蘇 南京 210095

藥品和個人護(hù)理品（Pharmaceuticals and personal care products，PPCPs）是一類與人類生產(chǎn)和生活密切相關(guān)的新型有機(jī)污染物，主要包括用于治療人類或動物疾病的處方和非處方藥物制劑（如抗生素、止痛藥、抗癲癇藥、降壓藥、避孕藥、消炎藥等）以及人類日常生活中所使用的各種護(hù)理品（如香皂、洗發(fā)水、化妝品、發(fā)膠、染發(fā)劑等）（Daughton et al.，1999；胡洪營等，2005）。20世紀(jì)90年代初期歐盟國家多環(huán)麝香（如佳樂麝香galaxolide、吐納麝香 tonalide）的年產(chǎn)量高達(dá) 0.2萬噸。美國允許銷售在列的藥品超過3000種。中國每年抗生素使用量高達(dá)2.5萬噸被。人類對PPCPs的使用量大，而其在動物體內(nèi)的代謝率低。大量具有生物活性的PPCPs隨尿液和糞便排除體外，經(jīng)污水灌溉、污泥回用或填埋、畜禽糞便農(nóng)田施用等方式直接進(jìn)入土壤環(huán)境（Dodgen et al.，2013；Papaioannou et al.，2019）。近年來，PPCPs在土壤，甚至地下水和地表水中被頻繁檢出（Yin et al.，2017；Lee et al.，2019）。表1所示為土壤和地下水中常見的PPCPs及其殘留量。雖然，PPCPs在土壤中的殘留量較低（ng·kg-1-g·kg-1），半衰期短，但是PPCPs生產(chǎn)和使用量巨大，且具有毒性、持久性和生物累積性，PPCPs在土壤中的含量呈逐漸上升的趨勢（楊忠霞，2010；夏洛芬等，2017）。因此，土壤環(huán)境中 PPCPs的環(huán)境行為和潛在影響受到越來越多的關(guān)注。

本文根據(jù)現(xiàn)有文獻(xiàn)，重點綜述PPCPs在土壤中的吸附、生物降解和遷移等環(huán)境行為，以及PPCPs對土壤生物（包括土壤微生物、動物和植物）和人類的生態(tài)毒性效應(yīng)，為土壤中PPCPs污染和生態(tài)風(fēng)險研究提供理論參考。

表1 土壤和地下水中常見的藥品和個人護(hù)理品（PPCPs）及其殘留量Table 1 Occurrence of pharmaceutical and personal care products (PPCPs) in soil (μg·kg-1) and groundwater (ng·L-1)

1 土壤中PPCPs的遷移轉(zhuǎn)化行為

土壤是一個復(fù)雜的體系，PPCPs在土壤中存在多種遷移轉(zhuǎn)化途徑（圖1），相當(dāng)一部分可能通過吸收、徑流/遷移、揮發(fā)等方式進(jìn)入土壤生物、水體和大氣，形成跨介質(zhì)污染，最終通過飲食進(jìn)入人體；另一部分可能會在環(huán)境因子（物理、化學(xué)和生物）的綜合作用下被降解、轉(zhuǎn)化或者完全去除。

圖1 土壤中PPCPs的遷移轉(zhuǎn)化行為Fig. 1 Fate and transport of PPCPs in soil environment

1.1 吸附

土壤中 PPCPs的吸附行為對其在環(huán)境中的歸趨和環(huán)境風(fēng)險評估至關(guān)重要，現(xiàn)有研究對其吸附特性與機(jī)理的研究較多。PPCPs（特別是疏水性PPCPs）進(jìn)入土壤后，通常被土壤有機(jī)質(zhì)和粘土礦物以物理吸附、化學(xué)吸附、離子交換、氫鍵結(jié)合及配價鍵結(jié)合等形式強(qiáng)烈吸附在土壤顆粒表面，并大多富集于土壤表層30 cm以內(nèi)。多數(shù)情況下，土壤顆粒對PPCPs化合物的吸附可用Fruendlich吸附等溫式描述，吸附程度與土壤有機(jī)質(zhì)、質(zhì)地、礦物類型、鐵錳氧化物、離子交換能力、氧化還原條件和酸堿度等理化特性密切相關(guān)（Drillia et al.，2005；Xu et al.，2009b；Balogh et al.，2011；Estevez et al.，2014；Wang et al., 2018）。

Fang et al.（2012）研究表明，3種土壤中，粉砂壤土對藥物吉非羅齊（gemfibrozil）的吸附能力最強(qiáng)（其次是砂壤土和砂土），且土壤有機(jī)碳能增強(qiáng)吉非羅齊的吸附性。同時，張布迪等（2018）比較分析了3種土壤組分（腐殖酸、高嶺石、蒙脫石）對藥物磺胺嘧啶（sulfadiazine）吸附特性的影響，發(fā)現(xiàn)腐殖酸對磺胺嘧啶的吸附能力明顯高于高嶺石和蒙脫石，表明土壤有機(jī)質(zhì)是影響磺胺嘧啶吸附的重要因素。然而，Xu et al.（2009b）卻發(fā)現(xiàn)藥物氯貝酸（clofibric acid）在4種土壤（pH=7）中的吸附能力均與土壤有機(jī)質(zhì)呈弱相關(guān)（相關(guān)系數(shù)R2=0.0031），推測可能與氯貝酸的酸度系數(shù)（pKa=2.84）較低有關(guān)，當(dāng)土壤pH＞pKa時，氯貝酸在土壤中被完全解離而帶負(fù)電，與帶負(fù)電荷的土壤有機(jī)質(zhì)發(fā)生靜電排斥作用而降低吸附能力。由此可以得出，PPCPs自身的理化特性也直接影響到土壤對它的吸附作用。例如，相同土壤中抗菌劑三氯生（triclosan）、藥物普萘洛爾（propranolol）的土壤/水分分配系數(shù)（Kd，Kd值越大吸附作用越強(qiáng)）較高，而藥物卡馬西平（carbamazepine）和磺胺甲嘧啶（sulfamethoxazole）的Kd值相對較低，表明三氯生和普萘洛爾主要積累于土壤表層，而卡馬西平和磺胺甲嘧啶易于向下遷移，對地下水污染風(fēng)險較高（Carter et al., 2014）。

1.2 生物降解

PPCPs在土壤中的降解有光解、水解和生物降解（圖 1）。土壤微生物對 PPCPs的降解是將其從土壤中徹底清除的主要途徑，是決定PPCPs在土壤中的持久性、有效性和毒性風(fēng)險的一個重要過程（Thelusmond et al.，2019）。PPCPs在土壤中的生物降解通?？捎靡患壷笖?shù)衰減模型（first-order exponential decay model）描述，降解效率與化合物的結(jié)構(gòu)有關(guān)，含羥基的芳香化合物和烷基酚化合物易被降解（Ying et al.，2005；Xu et al.，2009b）。Ying et al.（2005）研究發(fā)現(xiàn)土壤中含羥基的三氯生（半衰期=18 d，壤質(zhì)農(nóng)田土）比三氯卡班（triclocarban，半衰期=108 d，壤質(zhì)農(nóng)田土）更易降解。同時，土壤微生物對PPCPs在土壤中的降解還與土壤微生物活性、通氣狀況、質(zhì)地、有機(jī)質(zhì)含量等土壤特性有關(guān)。例如，培養(yǎng)90 d后，藥物四環(huán)素（tetracycline）在殺菌土壤中的降解率比自然土壤低56%（Pan et al.，2015）。土壤中藥物乙炔雌二醇（ethinyl estradiol，半衰期=1.8 d）在有氧狀態(tài)下的降解速率大于厭氧狀態(tài)下（半衰期=3.0 d） （Carr et al.，2010）。在有氧狀態(tài)下，吉非羅齊在砂壤土中（17.8 d）的半衰期短于在粉砂壤土中的（20.6 d）（Fang et al.，2012）。土壤粘粒含量增加，可以提高布洛芬（ibuprofen）的降解速率（Rubasinghege et al.，2018）。就土壤有機(jī)質(zhì)而言，其對PPCPs的生物降解具有雙重影響。Xu et al.（2009c）研究發(fā)現(xiàn)，增加土壤有機(jī)質(zhì)含量，能夠增加酪洛酸的降解速率，但土壤有機(jī)質(zhì)的持續(xù)增加反而會降低有機(jī)化合物的降解速率（因為土壤有機(jī)質(zhì)的大量增加會增強(qiáng)土壤顆粒對有機(jī)化合物的吸附作用，從而降低微生物對有機(jī)化合物的生物獲得性，降低其降解速率）。

1.3 遷移

PPCPs進(jìn)入土壤后，一部分可以在短期內(nèi)通過吸附和生物降解等自然過程去除；一部分會隨水流向下遷移（圖1），通過蓄水層污染地下水，甚至飲用水（Ma et al.，2018）。PPCPs在土壤中的遷移受諸多環(huán)境因素的影響，其中最主要的是土壤理化特性和PPCPs自身性質(zhì)結(jié)構(gòu)。多數(shù)研究表明，PPCPs（特別是疏水型 PPCPs）易于截留在高有機(jī)質(zhì)的土壤表層，一旦進(jìn)入土壤亞表層（低有機(jī)質(zhì)），PPCPs遷移能力增強(qiáng)，污染地下水風(fēng)險升高（Qin et al.，2017）。由此可知，土壤有機(jī)質(zhì)是阻滯PPCPs向下遷移的重要因素。對于多數(shù)親水型PPCPs，在酸性或堿性條件下易于在土壤中發(fā)生電離作用（帶正或負(fù)電荷）而影響其遷移能力。Pan et al.（2017a）通過一系列土柱模擬實驗研究發(fā)現(xiàn)，酸性降雨能夠加速抗生素從畜禽糞肥中向土壤表層的遷移，而且延長降雨時間能夠促進(jìn)土壤表層抗生素繼續(xù)向下遷移。同時，Xu et al.（2009b）估算了6種PPCPs化合物的阻滯因子（Rf），發(fā)現(xiàn)布洛芬（Rf低）遷移能力較強(qiáng)，具有較高的地下水污染風(fēng)險。

近年來，很多國家灌區(qū)地下水樣品中均已檢測出多種 PPCPs，其中，一些 PPCPs如卡馬西平（12500 ng·L-1）、泛影酸鹽（diatrizoate，9600 ng·L-1）、吉非羅齊（6860 ng·L-1）和雙氯芬酸（2200 ng·L-1）在地下水中的質(zhì)量濃度高達(dá)幾千甚至上萬納克每升（表1）。雖然，進(jìn)入水體中的多數(shù)PPCPs質(zhì)量濃度較低，但是也會對水生生物產(chǎn)生一定的毒害作用（如引起細(xì)胞毒性），破壞水生生態(tài)系統(tǒng)平衡。地下水和地表水均是人類重要的飲用水源，這些可移動的 PPCPs化合物最終極有可能通過飲食吸收進(jìn)入人體，危害人體健康（圖1）。所幸，目前PPCPs化合物在地下水中并不像在土壤中那么普遍。Chen et al.（2013）通過模型估算，發(fā)現(xiàn)匯入土壤中PPCPs的下滲率低于1.5%，因而并不會造成地下水污染。

目前，關(guān)于PPCPs是否會造成地下水污染還沒有定論，而且現(xiàn)階段關(guān)于PPCPs在土壤中的遷移行為的研究主要是應(yīng)用飽和土柱模擬系統(tǒng)進(jìn)行的，缺乏土壤氣相界面的影響，極易造成真實土壤中PPCPs遷移潛力的高估，今后應(yīng)加強(qiáng)真實土壤中PPCPs遷移方面的研究。

1.4 揮發(fā)

一些PPCPs化合物如芳香物質(zhì)具有揮發(fā)性。當(dāng)土壤潮濕，溫度適宜時，芳香物質(zhì)可能會從土壤中揮發(fā)進(jìn)入大氣（圖1），污染大氣環(huán)境（Zhang et al.，2013）。揮發(fā)雖然能將PPCPs從土壤中去除，但揮發(fā)也會擴(kuò)大PPCPs對生態(tài)環(huán)境的影響范圍。Peters et al.（2008）在雨水樣品中已檢測到多種PPCPs化合物，如雙酚A（bisphenol A）、烷基酚（alkyphenols）和烷基酚聚氧乙烯醚（alkylphenol ethoxylates）、鄰苯二甲酸鹽（phthalates）、阻燃劑（flame retardants）以及多種合成麝香（synthetic musk）化合物，質(zhì)量濃度從幾納克每升到幾千納克每升。換言之，揮發(fā)進(jìn)入大氣中的 PPCPs可能會通過大氣沉降作用又被重新帶回到土壤中，造成土壤的二次污染。然而，多數(shù)PPCPs是低揮發(fā)性，它們向大氣中的揮發(fā)是極為有限的。Chen et al.（2013）根據(jù)一維HYDRUS模型估算得出，9種PPCPs在土壤中10年內(nèi)揮發(fā)損失量不超過1.5%。

2 土壤中PPCPs的毒性影響

如表1所示，土壤環(huán)境中PPCPs質(zhì)量分?jǐn)?shù)很低，通常不易引起急性毒性，但由于長期持久性的存在和潛在的生物累積性（劉曉暉等，2015），它們對土壤生物（包括土壤微生物、動物、植物）甚至人類，極有可能產(chǎn)生慢性毒性作用（安靖等，2009），破壞土壤的自然動態(tài)平衡。

2.1 土壤生物

2.1.1 土壤微生物

PPCPs進(jìn)入土壤可能會減少微生物多樣性、破壞微生物群落結(jié)構(gòu)，甚至干擾微生物正常生理功能（表 2）。Colinas et al.（1994）研究發(fā)現(xiàn) 10 mg·kg-1的鹽酸土霉素（oxytetracycline hydrochloride）和盤尼西林（penicillin）能夠降低土壤細(xì)菌生物量。Harrow et al.（2011）發(fā)現(xiàn)三氯生的短期暴露不僅能破壞微生物群落結(jié)構(gòu)，還會降低微生物多樣性。甚至，有些學(xué)者還發(fā)現(xiàn)土壤中富集的PPCPs能夠干擾微生物的硝化作用、生物降解和土壤呼吸等（表2），如環(huán)丙沙星（ciprofloxacin）和磺胺甲惡唑在土壤中質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到0.15 mg·kg-1就能夠抑制土壤微生物的呼吸作用（Conkle et al.，2012）。三氯生在土壤中質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到 1 mg·kg-1就會影響土壤微生物的硝化作用，干擾土壤氮循環(huán)（Waller et al.，2009）。

PPCPs對土壤微生物的毒性效應(yīng)主要取決于其生物獲得性，而PPCPs生物獲得性與土壤對化合物的吸附潛力有關(guān)（Conkle et al.，2012）。由上文可知，土壤質(zhì)地、有機(jī)質(zhì)含量等諸多土壤理化特性均會影響土壤對PPCPs的吸附潛力，進(jìn)而影響PPCPs對土壤微生物的毒性效應(yīng)（表2）。如50 mg·kg-1的三氯生在粘土中就會抑制土壤微生物的呼吸作用，而在砂土中則不會對微生物產(chǎn)生類似的抑制作用（Waller et al.，2009）。因此，考慮土壤條件是準(zhǔn)確評估PPCPs對土壤微生物生態(tài)風(fēng)險的必要條件。

2.1.2 土壤動物

有關(guān) PPCPs對土壤動物生態(tài)毒性的研究處于起步階段，以往研究主要集中于PPCPs對水生動物毒性效應(yīng)研究方面。由表2可知，目前相對研究較多的是抗生素類藥物對土壤中蚯蚓、跳蟲和捕食螨等無脊椎動物（特別是蚯蚓）的毒性影響。R?mbke et al.（2010）研究了獸藥伊維菌素（ivermectin，驅(qū)蟲劑）對蚯蚓、跳蟲和捕食螨3種無脊椎動物的長期生態(tài)毒性，結(jié)果表明伊維菌素會影響蚯蚓、跳蟲和捕食螨的生長和繁殖，其中，跳蟲對伊維菌素最為敏感，最低觀察效應(yīng)濃度僅為 0.3 mg·kg-1。Amorim et al.（2010）檢測了三氯生對土壤無脊椎動物——蚯蚓的生態(tài)毒性效應(yīng)，發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤中三氯生質(zhì)量分?jǐn)?shù)達(dá)到0.6 mg·kg-1時，對蚯蚓的繁殖產(chǎn)生了明顯抑制作用。同時，Lin et al.（2010）研究了三氯生對蚯蚓引起的生物化學(xué)反應(yīng)、生態(tài)毒性以及潛在遺傳毒性，發(fā)現(xiàn)三氯生長時間高劑量暴露會抑制蚯蚓體內(nèi)抗氧化酶（如過氧化氫酶和谷胱甘肽-s-轉(zhuǎn)移酶）活性，其中過氧化氫酶和谷胱甘肽-s-轉(zhuǎn)移酶活性分別比對照降低了47%和33%；暴露三氯生7-14 d后，蚯蚓DNA明顯損傷，DNA損傷程度與三氯生質(zhì)量分?jǐn)?shù)存在顯著的劑量-效應(yīng)關(guān)系，表明三氯生對蚯蚓具有亞致死效應(yīng)。

2.1.3 植物

大量研究表明，土壤中PPCPs（特別是疏水性PPCPs）能被植物吸收和富集（圖 1）。Wu et al.（2013）通過室內(nèi)試驗研究了大豆（Glycine max）對土壤中5種PPCPs的吸附和富集特性，發(fā)現(xiàn)植株根部能夠吸收藥品卡馬西平、殺菌劑三氯生和三氯

卡班，并能將部分化合物轉(zhuǎn)移至植株葉片和豆莢，而對藥品苯海拉明（diphenhydramine）和氟西?。╢luxetine）的吸收和轉(zhuǎn)移能力有限。這主要是由于PPCPs化合物理化特性（如離子化程度和水溶性）存在差異所致。Carter et al.（2014）通過盆栽試驗對比分析了7種PPCPs化合物在土壤-植物體系中的吸收和富集行為，發(fā)現(xiàn)土壤中藥品雙氯芬酸、氟西汀和心得安（propranolol）（高離子化程度，＞99%）較少被黑麥草Lolium perenne吸收，吸收率比藥品卡馬西平（中性，不帶電荷）低600倍。對于中性PPCPs，植株根系吸收和向地上部的轉(zhuǎn)移能力與其辛醇/水分配系數(shù)（logDow，pH修正的 logKow）相關(guān)：根系吸收能力與logDow呈正相關(guān)，葉片富集量與logDow呈負(fù)相關(guān)（Wu et al.，2013）。此外，植物體對PPCPs化合物的吸收還與植物種類、土壤理化特性相關(guān)（Briggs et al.，1982；Pilon-Smits，2005）。

表2 PPCPs對土壤生物（包括微生物、動物和植物）的毒性影響Table 2 Toxicological effect of PPCPs on the soil organisms (include the microorganism, fauna and plant)

目前，針對不同種類PPCPs對植物生態(tài)毒性的研究較少，且多數(shù)研究主要是在實驗室模擬陸生植物的水培養(yǎng)條件下進(jìn)行的。PPCPs被植物吸收后，會通過抑制葉綠體和酶活性，抑制植物光合作用，影響植株生理生長（如根系伸長、株高、地上部生物量和葉面積）和形態(tài)發(fā)育，而且對植株幼苗的毒性效應(yīng)更強(qiáng)。多數(shù)研究結(jié)果表明，PPCPs對植物體的生理毒性效應(yīng)具有雙面性（Pan et al.，2017b）：低質(zhì)量濃度PPCPs能夠促進(jìn)植物生長，而高質(zhì)量濃度或長時間暴露則會抑制作物生長（表2）。與根系和地上部生長相比，PPCPs對植株發(fā)芽的毒性影響較小。Ferra et al.（2006）等通過一系列水培實驗發(fā)現(xiàn)，10 mg·L-1和50 mg·L-1的雙酚A能夠降低供試植物（番茄Lycopersicum esculentum、萵苣Lactuca sativa和蠶豆Vicia faba）植株地上部生物量，誘導(dǎo)植株畸形，但對植株發(fā)芽并沒有顯著抑制作用。這主要是由于PPCPs很難從種皮滲入種子內(nèi)部，不易被種子吸收所致（Pan et al.，2016）。在相同質(zhì)量濃度下，胡蘿卜（Daucus carota）比萵苣和紫花苜蓿（Medicago sativa）對藥物四環(huán)素更敏感（Hillis et al.，2011）。

PPCPs對植物也具有潛在遺傳毒性。Adamakis et al.（2013）研究了雙酚A對豌豆（Pisum sativum L.）根尖細(xì)胞分裂的影響。結(jié)果表明，未進(jìn)行雙酚A處理的豌豆根尖細(xì)胞分裂間期，微管排列清晰、密集、有序；當(dāng)100 mg·L-1雙酚A處理1 h后，間期細(xì)胞皮質(zhì)微管排列幾乎沒有變化，而處理3 h后，微管排列開始變得松散、扭曲、混亂，而且微管卷曲，當(dāng)處理6 h以上，微管幾乎消失。Jadhav et al.（2012）發(fā)現(xiàn)0.005%雙酚A能誘導(dǎo)洋蔥（Allium cepa）根尖細(xì)胞染色體畸變，如果雙酚A暴露濃度增加，洋蔥根尖細(xì)胞分裂指數(shù)下降。Ferrara et al.（2006）發(fā)現(xiàn) 10 mg·L-1雙酚 A能增加蠶豆和小麥（Triticum durum）根尖細(xì)胞微核數(shù)，造成染色體斷裂。

2.2 人體

土壤中的PPCPs會通過飲食（農(nóng)作物、飲用水）吸收進(jìn)入人體。多數(shù)研究報道了，PPCPs進(jìn)入人體后會產(chǎn)生擾亂身體生理機(jī)能、造成代謝系統(tǒng)紊亂、破壞體內(nèi)激素平衡等負(fù)效應(yīng)（Dodgen et al.，2013；Calderón-Preciado et al.，2013）。Calderón-Preciado et al.（2013）按每天食用 400 g（以鮮重計）蔬菜作物（如胡蘿卜、萵苣或菜豆Phaseolus vulgaris）估算，平均每天約有0.4-20 μg PPCPs通過飲食被吸收進(jìn)入人體。然而，即便是飲食吸收PPCPs的最大量也遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于通過藥物所攝入的量（通常 20-200 mg）（Dodgen et al.，2013；Wu et al.，2013）。所以，在某種程度上，僅通過飲食進(jìn)入人體的PPCPs并不會造成人體內(nèi)分泌系統(tǒng)紊亂（Dodgen et al.，2013；Wu et al.，2013）。再者，人體內(nèi) 70%-80%的 PPCPs會被轉(zhuǎn)化或通過尿液和糞便排出體外（Carballa et al.，2008）。李艷等（2018）對北京典型污灌區(qū)居民農(nóng)產(chǎn)品攝入酚類 PPCPs人體健康風(fēng)險進(jìn)行了綜合評估，得出成人和兒童通過農(nóng)產(chǎn)品攝入的酚類PPCPs屬安全范圍，人體健康風(fēng)險處于較低的水平。值得注意的是，雖然短期內(nèi)PPCPs并不會對人體產(chǎn)生明顯的毒害作用，但由于生物富集作用以及持續(xù)地攝入等原因，這些 PPCPs會在人體內(nèi)長期累積（Mustafa et al.，2003）。換言之，食品中的PPCPs并不會對人體產(chǎn)生短期急性毒性效應(yīng)，但由于長期的食用和累積，它們極有可能對人體產(chǎn)生慢性毒效應(yīng)（Qin et al.，2015）。值得注意的是，Allmyr et al.（2006）在孕婦的血液和乳汁中檢測到了三氯生，這對哺乳期的嬰幼兒是一種極大的威脅，因為胚胎和幼兒的抵抗力較弱，容易受這些污染的不利影響。所以，無論是大劑量的短期或者小劑量的長期暴露，PPCPs對嬰幼兒的毒害程度都比成年人嚴(yán)重。

3 總結(jié)與展望

PPCPs廣泛存在于中國各地區(qū)土壤中，對土壤生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成了潛在的危害。然而，中國現(xiàn)有對PPCPs的深入研究局限于水生生態(tài)系統(tǒng)，關(guān)于土壤生態(tài)系統(tǒng)中PPCPs的基礎(chǔ)研究仍處于初級階段，很多研究工作還需要進(jìn)一步加強(qiáng)。

首先，應(yīng)不斷改進(jìn)現(xiàn)有分析檢測技術(shù)，開展環(huán)境中殘留PPCPs的調(diào)查研究工作。多數(shù)PPCPs在土壤環(huán)境中的質(zhì)量濃度非常低，必須改進(jìn)現(xiàn)有分析檢測技術(shù)，以便分析更多土壤中殘留的痕量PPCPs。針對土壤環(huán)境，積極開展PPCPs的殘留種類及濃度調(diào)查工作，為后續(xù)環(huán)境影響機(jī)理研究提供真實可靠數(shù)據(jù)。

其次，需要深入開展 PPCPs在真實復(fù)雜土壤（固-氣-液）環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化研究。目前，多數(shù)吸附實驗中，PPCPs的吸附能力（Kd值）估算僅通過初始濃度和均衡液濃度差值取得，忽略生物/非生物降解或揮發(fā)作用的損失，而且PPCPs在土壤中遷移過程研究主要采用飽和土柱模擬體系，僅考慮固-液相中PPCPs的遷移行為，缺乏真實土壤環(huán)境中氣相界面的影響，這極易造成 PPCPs遷移潛力/風(fēng)險的過高估計。

此外，還需加強(qiáng)PPCPs對土壤生物的低劑量長期慢性毒性研究?，F(xiàn)有關(guān)于土壤中PPCPs毒性效應(yīng)的多數(shù)研究主要是在實驗室模擬的培養(yǎng)皿或水培養(yǎng)條件下進(jìn)行的，通過高質(zhì)量濃度急性試驗，以生長、死亡和繁殖等作為主要觀測指標(biāo)。在真實土壤環(huán)境中，PPCPs質(zhì)量濃度通常較低，更易產(chǎn)生長期慢性毒性。

最后，有必要開展土壤PPCPs代謝產(chǎn)物的行為及毒性效應(yīng)研究工作。目前研究主要集中在PPCPs物質(zhì)本身的行為及毒性效應(yīng)，而PPCPs在土壤中可能發(fā)生微生物降解和植物代謝作用，很少涉及代謝產(chǎn)物的遷移轉(zhuǎn)化行為及毒性效應(yīng)的研究，嚴(yán)重影響土壤中PPCPs生態(tài)風(fēng)險評估的準(zhǔn)確性。