菜地系统中抗生素污染特征及生态效应研究进展

王义佳; 邹韵; 汤欣悦; 赵家奕; 张园

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022121402

菜地系统中抗生素污染特征及生态效应研究进展

苏州科技大学环境科学与工程学院，苏州，215009

通讯作者: E-mail：yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

基金项目:
国家自然科学基金 (41701564)，苏州市科技计划项目(SNG201613)和江苏省高校自然科学基金(17KJB610010)资助.
中图分类号: X-1；O6

Research on the characteristics of antibiotic pollution and ecological effects in vegetable field systems

College of Environment and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou, 215009, China

Corresponding author: ZHANG Yuan, yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

Fund Project: National Natural Science Foundation of China (41701564), Suzhou Science and Technology Plan (SNG201613) and Jiangsu University Natural Science Foundation of China (17KJB610010).

摘要: 抗生素直接或间接释放到菜地系统中已逐渐产生了许多环境问题. 然而，现有研究局限在地块尺度上对土壤界面过程中抗生素的污染现状的描述，缺乏基于农业生态系统整体维度的综合性研究. 文章在解析我国菜地系统中抗生素污染特征的基础上，概述了促成抗生素在菜地系统残留差异性的相关影响因素，如输入水平、种植条件、抗生素类型和土壤性质等，从机理角度重点分析了抗生素可能对蔬菜及土壤动物产生的毒性作用，以及对土壤微生物群落结构和生态功能的影响. 在此基础上，对后续研究提出了建议和展望，以期为农田系统抗生素污染控制提供理论支撑.
- 抗生素 /
- 菜地系统 /
- 分布特征 /
- 生态效应.
Abstract: Many environmental problems have been gradually caused by the direct or indirect release of antibiotics into the vegetable field system. The existing studies, however, are limited to describing the status quo of soil antibiotic pollution on specific plots, and lack comprehensive studies based on the whole agro-ecosystem. On the basis of analyzing the characteristics of antibiotic pollution in the vegetable land system in China, this paper summarizes the relevant influencing factors such as input level, planting conditions, antibiotic types and soil properties that contribute to the difference of antibiotic residues in the vegetable field system. From the perspective of mechanism, the article focuses on analyzing the possible toxic effects of antibiotics on vegetables and soil animals, as well as their impact on the structure and ecological function of soil microbial communities. On this basis, suggestions and prospects are proposed for future researches, in order to provide theoretical support for antibiotic pollution control in agricultural system.
- antibiotics /
- vegetable field system /
- distribution characteristics /
- ecological effect.

在矿区开采和冶炼过程中，大量重金属伴随矿渣、冶炼废水和废气通过雨水淋溶、污水灌溉、大气降尘等方式进入土壤，造成矿区农田污染^[1]。矿区农田重金属污染土壤修复可从两方面开展工作。一是从土壤的角度选用合适的调理剂对原生土壤进行调理；二是从作物的角度筛选合适的经济作物种植。无机试剂能与合适价态的重金属离子发生氧化、还原、沉淀等反应，从而改变重金属的迁移量。天然有机肥能够增加土壤肥力，改善土壤微生态环境，同时有机肥中的有机物能够与重金属发生络合，降低土壤中重金属向植物的转移量^[2]。因此，无机-有机混合调理剂是一类重要的调理试剂。不同的植物对不同重金属的吸收量具有较大差异。重金属具有多种形态，其中有效态迁移性最强，最容易被植物吸收富集，是评价可迁移重金属数量的重要指标^[3]。筛选适合不同重金属污染土壤种植的作物也是土壤修复的重要内容。油葵、孔雀草和香茅草是华南地区主要的油料作物。桑树是普遍种植的经济作物，具有较强的重金属耐受性。

单纯对污染农田进行修复已不能满足污染农田地区居民对土壤经济价值的追求。边修复边生产是满足当地居民、政府和环保企业、等各方需求的主要发展方式。蚕沙是新鲜桑叶被蚕食后排出的代谢产物，主要成分是黄酮类化合物，一定程度上可改变土壤细菌群落的结构和优势种群，并作为天然有机肥使用^{[4, 5]}。田间实验表明施加蚕沙能够增加土壤中的有机碳，降低温室气体排放^[6]。含铁物质反应活性高、表面具有多羟基位点，可广泛用于重金属的调理^[7-8]。

本研究基于前期重金属污染农田的调理剂筛选结果，采用蚕沙-铁基复合调理剂进行异位调理，并开展4种经济作物的两季盆栽实验，探究调理剂与植物栽培对污染土壤中多种重金属有效态的影响，以期为多金属污染矿区农田土壤进行经济作物种植提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验材料

油葵和孔雀草的种子均采购于南宁蔬菜种子公司。香茅草和桑树苗购于南宁市西乡塘区苹果枣苗木经营部。蚕沙购于河池市桂恒旺科技有限责任公司。还原铁粉、伊蒙土购于南宁雄润化学试剂有限公司。供试土壤采自广西某硫化矿区重金属污染农田，pH为6.4，为弱酸性土壤。该土壤中主要污染物为镉、砷、铅、锌、铜，其质量分数分别为74、1848、2014、272、254 mg·kg⁻¹，相应的有效态分别为4.8、21.2、170.1、24.8、48.4 mg·kg⁻¹，有机质为22.2 mg·kg⁻¹。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准 (试行) 》 (GB15618-2018) ，供试土壤镉、砷、铅、锌、铜分别是风险筛选值的245倍、20倍、2倍、9倍、4倍，其中镉、砷均超过风险管控值。

1.2 盆栽实验方法

盆栽实验常温进行，分为对照组和实验组，对照组为不添加调理剂+植物，实验组为添加调理剂+植物。盆栽植物为油葵(Helianthus annuus Linn.)、孔雀草(Tagetes patula L.)、香茅草(Cymbopogon citratus.)、桑树(Morus alba L.)4种植物，每种植物均设置 3 个处理。1) CK (空白对照) ；2) S₁Fe₂ (蚕沙：还原铁粉=1:2) ；3) S₁Y₁Fe₂ (蚕沙：伊蒙土：还原铁粉=1:1:2) 。总共 12 个处理，每个处理设置重复3次。具体如表1所示。

表 1 实验处理

Table 1. Treatments in experiment

对照组	添加还原铁粉实验组	添加伊蒙土和还原铁粉实验组
CK	S₁Fe₂	S₁Y₁Fe₂
桑树Morus alba L.	S₁Fe₂+桑树	S₁Y₁Fe₂+桑树
油葵Helianthus annuus Linn.	S₁Fe₂+油葵	S₁Y₁Fe₂+油葵
孔雀草Tagetes patula L.	S₁Fe₂+孔雀草	S₁Y₁Fe₂+孔雀草
香茅草Cymbopogon citratus.	S₁Fe₂+香茅草	S₁Y₁Fe₂+香茅草

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盆栽在23 cm×14 cm塑料花盆中进行，共含供试土壤1 800 g，按质量分数3%添加调理剂。在花盆中加入基肥 (N:P:K=17:8:26) ，将调理剂与土壤混匀后加入盆中，加入去离子水保持土壤含水量为田间最大持水量的60%~70%^[9]。平衡20 d后，分别将油葵、孔雀草种子均匀洒入塑料花盆中并覆盖少量土，再将1株香茅草和桑树移栽入盆中，喷洒适量去离子水。待油葵、孔雀草出苗7 d后根据幼苗长势定苗至3株，生长期保持含水量为田间最大持水量的 60%~70%。60 d后，采集土壤样品进行重金属有效态含量的测定。之后，播种第2批油葵、孔雀草，并移栽1株香茅草，油葵和孔雀草出苗7 d后分别定苗至6株和4株。60 d后，采集第二季土样。将土样风干混匀，过20目筛，测定土壤的pH、有机质及有效态重金属含量。

1.3 测定项目和方法

土壤中有效态镉和锌采用二乙三胺五乙酸提取—电感耦合等离子体发射光谱法 (HJ 804—2016) 测定；有效态砷采用盐酸提取—原子荧光法测定；有效态铜按照二乙三胺五乙酸—原子吸收分光光度法 (NY/T 890—2004) 测定；有效态铅按照二乙三胺五乙酸提取—原子吸收分光光度法 (GB/T 23739—2009) 测定。土壤pH按照电位法 (NY/T 1377—2007) 测定。有机质按照重铬酸钾—硫酸定量法 (NY/T 9834—1988) 测定。

1.4 数据处理

用Excel2010进行基础计算，SPSS软件进行同作物的不同处理间单因素方差分析，最后用origin8.5软件作柱状图。

2. 结果与讨论

2.1 不同处理中土壤pH值的变化

在重金属污染土壤中施加复合调理剂后，两季作物生长后土壤的pH变化如图1所示。第一季施加S₁Fe₂后，土壤pH提高了0.68~1.08，施加S₁Y₁Fe₂后土壤pH提高了0.26~0.78。第二季施加S₁Fe₂后，土壤pH提高了0.61~1.03，施加S₁Y₁Fe₂后土壤pH提高了0.36~0.76。2种调理材料对土壤pH值的影响差异不显著。植物根系分泌的低分子有机酸使pH降低，且降低程度因作物品种不同而不同^[10]。第一季种植孔雀草后土壤pH降低最显著，比原土pH值低0.57。而香茅草和桑树两季种植后的土壤pH都是略低于原土pH。两季相比，pH增幅有一定差别。S₁Fe₂-孔雀草组合，两季的pH分别增加1.08和1.03，增幅最大。S₁Fe₂-桑树组合，两季的pH分别增加0.69和0.61，增幅最小。蚕沙pH为9.6，呈碱性，可与土壤中的H⁺发生中和反应，提高pH。此外，伊蒙土中的SiO₄^2-可释放与土壤中的OH⁻发生交换而增加pH^[11]。

图 1 处理对土壤pH的影响

Figure 1. Effect of treatment on the soil pH

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2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化

如图2所示，种植第一季作物后实验组土壤有机质相对空白组的变化为+0.43%~+6.05%，第二季为−1.11%~8.15%。第一季种植油葵后，添加S₁Fe₂有机质的含量增加最大为6.05%。第二季种植孔雀草后，施加两种调理剂有机质含量的增加量最大分别是8.15%和5.13%。第二季种植桑树后，施加两种调理剂有机质含量分别降低−0.56%和−1.11%。添加S₁Fe₂对有机质含量的增加幅度略高于S₁Y₁Fe₂，蚕沙属于碱性有机材料，伊蒙土及铁粉为中性无机材料，蚕沙与其复配后，随着蚕沙占比量的增加，土壤有机质增加。蚕沙富含蛋白、脂肪等有机物，不仅供给植物生长需要的养分，同时能够提高土壤的有机质含量、改善微生物的生长环境、促进微生物的生长、提高土壤的保水保肥等综合能力^[12]。

图 2 处理对土壤有机质含量的影响

Figure 2. Effect of treatment on the organic contents in soil

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2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化

2.3.1 有效态镉的变化

两季植物种植后土壤的有效态镉变化如图3。在种植第一季植物后，添加S₁Fe₂处理与空白相比能显著降低土壤中有效态Cd的含量，降低5.7%~30.3%。种植孔雀草与香茅草的处理中有效态Cd降低最显著，分别降低30.3%和29.3%，种植油葵的土壤中有效态Cd仅降低5.7%。添加S₁Y₁Fe₂处理后，除油葵外，种植孔雀草、香茅草和桑树的土壤中有效态Cd分别降低19.3%、19.1%和19.3%。S₁Fe₂的调理效果略优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季植物后，除种植桑树的处理无调理效果外，其余有效态镉均有降低。与空白相比，施加S₁Fe₂处理效果最佳的为香茅草，其次为孔雀草，有效态镉含量分别降低26.0%和13.6%，种植油葵降低不显著。施加S₁Y₁Fe₂调理效果最显著的为油葵，有效态镉降低15.0%，其他3种植物与空白无显著差异。综合来看S₁Fe₂联合香茅草的种植模式对有效态镉的降低效果最佳。蚕沙含有络合镉的多种有机物结构，而铁粉具有较强的还原性能够使高价态的重金属离子发生形态转化，从而降低有效态镉^[13]。

图 3 处理对有效态镉的影响

Figure 3. Effect of treatment on the effective Cd

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2.3.2 有效态砷的变化

两季植物种植后土壤有效态砷变化如图4。种植第一季作物后两种调理材料均能显著降低土壤中有效态As含量。添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态As分别降低了34.4%、36.1%、49.5%和36.6%，添加S₁Y₁Fe₂后对应的百分比分别是31.3%、31.8%、47.3%和19.0%。4种作物处理中，种植桑树的处理中添加S₁Fe₂对土壤As的调理效果优于S₁Y₁Fe₂，其余处理调理效果差异不显著。第二季添加S₁Fe₂后油葵、孔雀草、香茅草和桑树的有效态As分别降低46.4%、55.9%、54.6%和56.6%，添加S₁Y₁Fe₂后有效态As分别降低43.4%、29.1%、57.8%和44.6%。孔雀草添加S₁Fe₂对有效态砷的调理效果显著优于S₁Y₁Fe₂。第二季作物种植后有效态的降低率比第一季更高，可能是铁粉的反应存在一定的缓释型，随着反应时间的延长，铁粉逐渐被氧化形成铁氧化物，铁粉氧化过程中与土壤中砷发生氧化还原反应，且砷在铁氧化表面发生专性吸附，从而降低土壤砷的有效性^[14-15]。

图 4 处理对有效态砷的影响

Figure 4. Effect of treatment on the effective As

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2.3.3 有效态铅的变化

两季植物种植后土壤有效态铅变化如由图5。种植第一季作物后，与空白相比，添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树后有效态铅分别降低7.6%、33.6%、23.5%和31.3%；添加S₁Y₁Fe₂除油葵的增加外，孔雀草、香茅草和桑树的有效态铅分别降低19.6%、8.0%和29.8%，S₁Fe₂调理效果优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后除香茅草的处理添加S₁Fe₂和S₁Y₁Fe₂使有效态铅分别降低27.8%和26.3%外，其余3种作物添加两种调理材料均增加了有效态铅含量。S₁Fe₂组实验的调理效果更好。这说明从重金属的有效态来看伊蒙土的协同作用不强，其原因可能是伊蒙土属于蒙脱石和伊利石的过渡性产物，属于片层状硅酸盐，层间有可交换的阳离子，而交换释放的钠离子、镁离子等可能对植物生长有利，故对重金属离子交换吸附数量有限，对不同重金属的吸附量也存在差异^[16]。

图 5 处理对有效态铅的影响

Figure 5. Effect of treatment on the effective Pb

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2.3.4 有效态锌的变化

两季植物种植后土壤有效态锌变化见图6。种植第一季作物两种调理材料均能显著降低土壤中有效态锌含量，添加S₁Fe₂后油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态锌分别降低31.8%、50.5%、50.5%和52.1%；添加S₁Y₁Fe₂后对应有效态锌分别降低6.5%、40.2%、40.6%和44.3%。S₁Fe₂对有效态Zn的调理效率显著优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后，添加调理材料后有效态锌含量有所下降，添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态锌分别降低38.9%、36.7%、47.5%和20.2%；添加S₁Y₁Fe₂4种作物的有效态锌分别降低35.9%、28.7%、31.9%和20.7%。上述结果可能原因有：一是蚕沙提高土壤pH后，增加了土壤表面的可变负电荷，促进了胶体对锌的吸附；二是氢离子的减少使得有机质与锌结合的更加牢固，从而降低了有效态^[17]。

图 6 处理对有效态锌的影响

Figure 6. Effect of treatment on the effective Zn

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2.3.5 有效态铜的变化

两季植物种植后土壤有效态铜变化见图7。种植第一季作物后与空白相比，添加S₁Fe₂后种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低14.1%、45.7%、42.0%和41.8%；添加S₁Y₁Fe₂后除种植油葵有效态铜增加外，孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低36.3%、29.9%和35.4%，且S₁Fe₂的调理效果显著优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后添加调理材料能一定程度上降低土壤中有效态铜含量。除种植油葵外，其余3种植物处理中有效态铜的调理效率降低。添加S₁Fe₂后种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低17.3%、16.7%、26.9%和8.1%，添加S₁Y₁Fe₂后对应的有效态铜分别降低了20.7%、8.1%、17.5%和13.4%。2种调理剂和4中植物不同组合条件下，有效态铜均有所下降。这表明碱性的蚕沙作用下，土壤中的负电荷胶体数量增加，与胶体络合的铜数量增加，被植物吸收的铜减少^[18]。

图 7 处理对有效态铜的影响

Figure 7. Effect of treatment on the effective Cu

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2.3.6 修复方法的对比

对近几年报道的典型重金属污染土壤的修复方法进行汇总如表2。现有修复方法呈现以下特点：调理剂与植物栽培协同修复单一重金属污染土壤，比如文献[17-23]；2种以上重金属污染的单季协同修复，比如文献[24-28]；作物品种以水稻、小麦等传统作物为主；结论集中在植物达到食品安全国家标准、植物重金属含量的降幅和土壤中重金属有效态的降幅3个方面。事实上，农田污染的重金属是多种共存的，重金属污染土壤的治理也以同时降低多种重金属含量为目标，因此，多种金属同时治理在场地实施方面更具参考价值。在作物的选择上，重金属污染地区的农民更热衷于经济作物的种植以摆脱污染造成的经济困扰。作物安全的长期性是污染区农民考虑的重要因素，同一作物连续两季种植时的钝化效果需要评估。此外，受市场经济调控的影响，长期种植单一的经济作物也不符合实际，需要根据市场行情进行灵活调整，故经济作物的筛选很有必要。作物达标是修复目的，但影响因素很多。降低土壤中重金属的有效态含量是首要条件。本研究以西南某硫化矿矿区旱地土壤为对象，开展镉、砷、铅、锌、铜污染土壤的多种经济作物盆栽小试，发现添加蚕沙-铁粉调理剂时4种经济作物能同时降低5种重金属的有效态，香茅草连续两季种植能同时降低5种重金属有效态，可为相关场地修复的实施提供参考。

表 2 修复方法的对比

Table 2. Comparison of amendment methods

序号	污染种类	调理剂	作物品种	时长	主要结论	参考文献
1	镉	凹凸棒粘土	水稻、小麦	三季	水稻达标；小麦降低	[19]
2	镉	钙镁磷肥	水稻	单季	降低53.3%~75.6%	[20]
3	镉	生物炭	棉花	单季	最大降低57.3%	[21]
4	镉	石灰、腐殖酸	水稻	单季	达标	[22]
5	镉	硅钙镁肥、腐殖酸	小麦	单季	最大下降81.77%	[23]
6	铜	生物炭	甜菜	单季	有效态最大降低24.8%	[24]
7	铜	生石灰	油菜、水稻	三季	有效态最大降低38.9%	[18]
8	镉、锌	ND	玉米	单季	雅玉98为低积累品种	[25]
9	镉、铅	石灰、海泡石、铁锰矿粉	小白菜	单季	降低有效态、降低镉铅含量	[26]
10	铅、锌、锌、铜	ND	芦苇、芒萁、笔管草、乌蕨、乌毛蕨、藿香蓟和毛蕨	单季	芒萁对Cd、Pb、Cu具有较强吸收能力	[27]
11	镉、砷、锌	蚕沙、铁粉	ND	单季	有效态分别降低42.5%、75.0%、48.6%	[28]
12	铅、砷、镉、锌、铜	海泡石、鸡粪	油菜	单季	达标	[29]
13	镉、砷、铅、锌、铜	蚕沙、铁粉	油葵、孔雀草、香茅草、桑树	两季	单季有效态分别降低30.3%、49.5%、33.6%、52.1%、45.7%；香茅草两季同时降低5种重金属有效态	本文

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3. 结论

1) 2种调理剂和4种经济作物共同作用下，两季种植过程中土壤的pH均增大。土壤的有机质在第一季均增加。

2) 添加蚕沙-铁粉调理剂油葵、孔雀草、香茅草和桑树单季种植时能同时降低镉、砷、铅、锌、铜有效态的含量，香茅草两季种植时能同时降低以上5种重金属有效态含量，具有潜在应用价值。2种调理剂对不同重金属有效态的调理能力不同，调理剂对重金属有效态的调理能力不一定具有双季延续性。因此，具有广泛普适性和延续性的调理剂仍有待研究。

图 1 环境中抗生素的来源及生态危害

Figure 1. Sources of antibiotics in the environment and ecological hazards

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图 2 抗生素在不同种类蔬菜的累积情况

Figure 2. Accumulation of antibiotics in different types of vegetables

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表 1 我国菜地表层土壤抗生素检出浓度

Table 1. Antibiotic concentrations in the surface soil of vegetable fields in China

地理区域Geographic area	省份Provinces	调查地点Investigation sites	抗生素含量/（μg·kg⁻¹）Antibiotic content				参考文献References
地理区域Geographic area	省份Provinces	调查地点Investigation sites	∑TCs	∑SAs	∑QNs	SUM	参考文献References
华南地区South China	广东省Guangdong Province	珠三角The Pearl River Delta Area	242.6	321.4	1537.4	2101.4	[3]
		珠三角The Pearl River Delta Area	84.8	9	—	93.8	[32]
		佛山市Foshan	4.24	—	17.83	22.07
		中山市Zhongshan	14	—	—	14
		东莞市Dongguan	15.4	0.96	50.23	66.59
		广州市Guangzhou	27.48	1.53	55.81	84.82	[33]
			37.1	96.2	—	133.3	[34]
			—	—	48.85	48.85	[35]
西南地区Southwest China	云南省Yunnan Province	昆明市Kunming	19.9	0.2	15.2	35.3	[23]
	重庆市Chongqing	重庆Chongqing	79.81	—	—	79.81	[19]
			9.36	2.564	29.83	41.754	[27]
	贵州省Guizhou Province	贵阳市Guiyang	5.07	0.62	5.28	10.97	[36]
	贵州省Guizhou Province	贵阳市Guiyang	1.52	0.62	5.28	7.42	[15]
		三峡库区the Three Gorges Reservoir	53.3	99.2	75.9	228.4	[37]
华东地区East China	安徽省Anhui Province	安庆市Anqing	31.9	—	—	31.9	[38]
	安徽省Anhui Province	合肥市Hefei	—	4.59	—	4.59	[39]
	上海市Shanghai	上海Shanghai	17.1	7.6	62.5	87.2	[23]
	江苏省Jiangsu Province	徐州市Xuzhou	460.8	6.6	54.1	521.5
		南京市Nanjing	64.5	10.2	38.5	113.2
		黄淮海平原Huang-Huai-Hai Plain	24.01	0.03	16.32	40.36	[40]
	浙江省Zhejiang Province	宁波市Ningbo	41.43	0.07	8.97	50.47	[41]
		长三角Yangtze River Delta	27.03	3.25	42.67	72.95	[42]
	山东省Shandong Province		135.664	32.866	—	168.53	[43]
	山东省Shandong Province		274	3.91	73.05	350.96	[44]
华中地区Central China	河南省Henan Province		723.42	0.61	0.1	724.13	[45]
华北地区North China	北京Beijing	北京Beijing	103.58	13.41	7.35	124.34	[46]
	北京Beijing	北京Beijing	102	1.1	86	189.1	[47]
	河北省Hebei Province	石家庄市Shijiazhuang	—	—	170.775	170.775	[48]
西北地区Northwest China	宁夏省Ningxia Province	银川市Yinchuan	462.24	—	—	462.24	[10]
	陕西省Shaanxi Province	杨凌市Yangling	12.77	1.14	51.76	65.67	[49]
	甘肃省Gansu Province		—	201.676	—	201.676	[50]
东北地区Northeast China	黑龙江省Heilongjiang Province	哈尔滨市Harbin	181.74	—	—	181.74	[51]
		河北、河南、四川和江苏省Hebei, Henan, Sichuan and Jiangsu Province	82.75	2.61	12.78	98.14	[52]
— ，未检测；TCs，四环素类；SAs，磺胺类；QNs，喹诺酮类. — , non-detection; TCs, tetracyclines; SAs, sulfonamides; QNs, quinolones.

地理区域Geographic area	省份Provinces	调查地点Investigation sites	抗生素含量/（μg·kg⁻¹）Antibiotic content				参考文献References
地理区域Geographic area	省份Provinces	调查地点Investigation sites	∑TCs	∑SAs	∑QNs	SUM	参考文献References
华南地区South China	广东省Guangdong Province	珠三角The Pearl River Delta Area	242.6	321.4	1537.4	2101.4	[3]
		珠三角The Pearl River Delta Area	84.8	9	—	93.8	[32]
		佛山市Foshan	4.24	—	17.83	22.07
		中山市Zhongshan	14	—	—	14
		东莞市Dongguan	15.4	0.96	50.23	66.59
		广州市Guangzhou	27.48	1.53	55.81	84.82	[33]
			37.1	96.2	—	133.3	[34]
			—	—	48.85	48.85	[35]
西南地区Southwest China	云南省Yunnan Province	昆明市Kunming	19.9	0.2	15.2	35.3	[23]
	重庆市Chongqing	重庆Chongqing	79.81	—	—	79.81	[19]
			9.36	2.564	29.83	41.754	[27]
	贵州省Guizhou Province	贵阳市Guiyang	5.07	0.62	5.28	10.97	[36]
	贵州省Guizhou Province	贵阳市Guiyang	1.52	0.62	5.28	7.42	[15]
		三峡库区the Three Gorges Reservoir	53.3	99.2	75.9	228.4	[37]
华东地区East China	安徽省Anhui Province	安庆市Anqing	31.9	—	—	31.9	[38]
	安徽省Anhui Province	合肥市Hefei	—	4.59	—	4.59	[39]
	上海市Shanghai	上海Shanghai	17.1	7.6	62.5	87.2	[23]
	江苏省Jiangsu Province	徐州市Xuzhou	460.8	6.6	54.1	521.5
		南京市Nanjing	64.5	10.2	38.5	113.2
		黄淮海平原Huang-Huai-Hai Plain	24.01	0.03	16.32	40.36	[40]
	浙江省Zhejiang Province	宁波市Ningbo	41.43	0.07	8.97	50.47	[41]
		长三角Yangtze River Delta	27.03	3.25	42.67	72.95	[42]
	山东省Shandong Province		135.664	32.866	—	168.53	[43]
	山东省Shandong Province		274	3.91	73.05	350.96	[44]
华中地区Central China	河南省Henan Province		723.42	0.61	0.1	724.13	[45]
华北地区North China	北京Beijing	北京Beijing	103.58	13.41	7.35	124.34	[46]
	北京Beijing	北京Beijing	102	1.1	86	189.1	[47]
	河北省Hebei Province	石家庄市Shijiazhuang	—	—	170.775	170.775	[48]
西北地区Northwest China	宁夏省Ningxia Province	银川市Yinchuan	462.24	—	—	462.24	[10]
	陕西省Shaanxi Province	杨凌市Yangling	12.77	1.14	51.76	65.67	[49]
	甘肃省Gansu Province		—	201.676	—	201.676	[50]
东北地区Northeast China	黑龙江省Heilongjiang Province	哈尔滨市Harbin	181.74	—	—	181.74	[51]
		河北、河南、四川和江苏省Hebei, Henan, Sichuan and Jiangsu Province	82.75	2.61	12.78	98.14	[52]
— ，未检测；TCs，四环素类；SAs，磺胺类；QNs，喹诺酮类. — , non-detection; TCs, tetracyclines; SAs, sulfonamides; QNs, quinolones.

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表 2 蔬菜不同部位抗生素的累积情况^{[6, 12]}

Table 2. Accumulation of antibiotics in different parts of vegetables^{[6, 12]}

蔬菜Types of vegetables	抗生素Types of antibiotics	抗生素含量/（μg·kg⁻¹）Antibiotic content
蔬菜Types of vegetables	抗生素Types of antibiotics	根Root	茎Stem	叶Leaves
萝卜Radish	TCs	8.3	22.1	24.4—76.4
	SAs	0.1—0.4	0.2—0.5	0.2—0.6
	CAPs	ND.	1.4—3.4	8—30
	QNs	ND.	0.5	0.8—1.6
	LINs	0.9—3.1	1.5—3.9	1.4—5.4
油菜Rape	TCs	ND.	—	61.1—192.1
	SAs	0.1—0.5	—	0.5—1.4
	CAPs	ND.	—	0.7
	FQs	ND.	—	0.7—2.1
	LINs	0.5—3.5	—	0.7—3.2
芹菜Celery	TCs	—	1.0—2.4	15.7
	SAs	—	0.1—0.3	0.3—0.7
	FQs	—	0.5—1.9	2.8—4.7
	LINs	—	1.2—5.1	5—20
香菜Coriander	TCs	128.2—690.1	—	133.9—867.6
	SAs	0.1—0.5	—	0.5—1.3
	FQs	ND.	—	0.7—3.5
	LINs	0.4—2.4	—	0.8—3.8
小白菜Chinese white cabbage	TCs	ND.	—	5.5
	QNs	5.9	—	9.6
	CAPs	ND.	—	2.6
	SAs	0.8	—	ND.
空心菜Water spinach	TCs	4.8	—	6.3
	QNs	16.9	—	21.8
	CAPs	3	—	10.1
	SAs	1.7	—	ND.
—，未检测；ND.，未检测出；TCs，四环素类；SAs，磺胺类；CAPs，氯霉素类；QNs，喹诺酮类；LINs，林可酰胺类；FQs，氟喹诺酮类.　　—, non-detection; ND., not detected; TCs, tetracyclines; SAs, sulfonamides; CAPs, chloramphenicols; QNs, quinolones; Lins, lincolamide; FQs, fluoroquinolones.

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1. 材料与方法
1.1 实验材料
1.2 盆栽实验方法
1.3 测定项目和方法
1.4 数据处理
2. 结果与讨论
2.1 不同处理中土壤pH值的变化
2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化
2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化
3. 结论

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抗生素是一类由微生物（包括细菌、真菌、放线菌属）分泌或化学合成等途径产生的复杂分子，可以抑制微生物活性，提高人和动物的抵抗力，因而在医疗和养殖行业被广泛应用^[1]. 滥用现象导致的抗生素耐药性问题，已经使其成为备受关注的一类新型污染物. 抗生素在环境中极为隐蔽、检出难度大、扩散性强且极易被生物积累，对生态系统稳定性和人体健康造成潜在威胁^[2].

与人类医疗行业使用的抗生素类型不同，四环素类、磺胺类和喹诺酮类药物在畜禽养殖中被广泛使用^[3]. 多数兽用抗生素在畜禽体内生物利用率较低，未完全代谢的抗生素极易随动物排泄物进入环境^[4]. 因此，畜禽粪便被认为是环境抗生素的主要污染源之一. 进入土壤中的抗生素，一部分在生物因素（如土壤微生物）和非生物因素（如土壤组分）的作用下发生吸附或降解反应，另一部分则会持续对土壤微生物施加选择压力，改变土壤微生物的活性和群落组成，甚至会促进环境中耐药菌的传播和抗生素抗性基因的污染. 此外，抗生素不仅会通过多种途径迁移到动植物体内，还会伴随地表径流以及淋溶作用迁移到地表水和地下水中，扩大污染范围（图1）^{[5 − 6]}. 因此，土壤环境中抗生素的污染现状及其生态风险逐渐成为研究热点.

近年来，作为化肥的替代品，以畜禽粪便为重要来源的有机肥成为了农业生产必不可少的营养来源. 与其他类型的农用地相比，菜地往往因作物生长周期短且经济效益高而轮作频繁，对有机肥的消耗量也远高于其他类型作物^[7]，因此菜地较粮食作物地更可能受到畜禽粪便污染，也更易出现抗生素残留. 调查显示，相对于常规菜地，施用有机肥的菜地土壤中抗生素残留量更高，部分地区抗生素残留量达到mg·kg⁻¹级别^{[6, 8]}. 尽管学者对抗生素污染的来源、现状和归趋已经有了深入研究成果，但是各类抗生素在菜地系统中的污染现状调查仍然存在技术壁垒等客观限制. 抗生素在环境中具有一定的内在生物活性，能够对生物和人类健康产生毒性作用. 目前关于抗生素的潜在生态危害的相关研究较少，其产生生态毒性效应机制尚不明确. 文章综述了菜地系统中抗生素的污染情况、影响因素和可能造成的生态效应，重点分析了抗生素对土壤生物的毒性作用机制，以期为减轻环境抗生素污染提供理论支撑和实践指导.

1. 菜地土壤抗生素污染特征及其影响因素（Characteristics and influencing factors of antibiotic contamination in vegetable soil）

1.1. 土壤中抗生素的空间分布特征

我国菜地土壤受到不同程度抗生素污染，具体污染状况与区域位置密切相关，总体呈现“北高南低，东高西低”的特征（表1）. 截至2021年底，我国菜地土壤抗生素的残留量范围在4.59—2101.4 μg·kg⁻¹之间，平均残留量为186.98 μg·kg⁻¹. 其中，西北和华中部分区域的抗生素污染相对严重，平均含量分别高达243.20 μg·kg⁻¹和724.13 μg·kg⁻¹，而东部沿海典型污染带主要分布在黄淮海和长江三角洲地区，该地区抗生素平均总含量达166.32 μg·kg⁻¹. 我国菜地土壤抗生素含量的空间差异可能与当地抗生素的使用情况有关. Zhang等^[9]对我国抗生素使用情况调研显示，华东（38800 t）>华北（27900 t）>华中（21100 t）>西南（18300 t）>华南（9030 t）>东北（6070 t）>西北（2360 t）. 然而，西北地区抗生素的使用量和土壤抗生素残留量呈现负相关关系，这极可能与区域农户的施肥习惯有关^[10]. 此外，研究区域中四环素类抗生素的检出量最高，其次是喹诺酮类和磺胺类抗生素（表1）. 可能原因如下：（1）四环素类在畜禽养殖中使用量最大^[11]且具有高K_oc值^[12]；（2）喹诺酮类抗生素在土壤中的吸附能力较低，即使畜禽养殖对其消耗量较大，其在土壤中的残留水平仍低于四环素类抗生素^[13]；（3）磺胺类抗生素较低的pK_a值会导致去质子化物种的比例增加进而降低对土壤的吸附^[12]. 然而，由于缺少合适的测定方法，复杂基质中的低浓度水平抗生素难以被检出，因此难以全面评估土壤抗生素污染情况. 此外，我国对菜地土壤抗生素污染的研究多集中在人口稠密、经济发达地区，如京津冀、长三角和珠三角地区，对西北地区的关注有限，有关部门理应给予警惕.

1.2. 土壤中抗生素污染特征的影响因素

如上所述，我国菜地土壤普遍存在抗生素污染且污染水平在地理空间上差异较大. 土壤作为抗生素富集的一种典型环境载体，其中的抗生素残留量还与很多因素有关，主要包括以下4种.

1.2.1. 输入水平

农业生产中灌溉和施肥是大部分土壤中抗生素的主要来源. 污水和粪肥中抗生素含量与土壤抗生素总含量表现显著正相关关系. 厉文辉等^[14]对凉水河两岸污灌区和井水灌溉区农田土壤样品进行采集检测，发现污灌区土壤抗生素残留量高于井水灌溉区，这意味着抗生素会从灌溉水转移到农田土壤中. 考虑到不同来源灌溉水污染水平的差异，Pan等^[12]比较了用鱼塘水和生活污水灌溉后土壤中抗生素污染情况，发现鱼塘水灌溉的土壤中抗生素污染水平较高，这警示相关部门需要加强对水产养殖业的药品管控. 此外，距灌溉水源越近，土壤中抗生素检出率和残留量越高，反之越低^[15]. 在Zhao等^[16]的研究中，施用鸡、猪、牛等3类粪肥后土壤抗生素残留水平高低与这3类粪肥中抗生素含量高低一致，说明粪肥施用可显著增加土壤抗生素含量，且土壤抗生素残留水平与输入抗生素量息息相关. 重复性施肥可增加抗生素在土壤中的累积，不过也有学者研究发现，在施用粪肥的前期，土壤中抗生素的浓度会有所降低. 例如徐秋桐等^[17]发现，在粪肥施加前期（第8天）施用1%有机肥处理组比未添加有机肥处理组4种抗生素降解率分别高出了12.5%、13.5%、24.8%和12.0%，这与Zhang等^[18]的研究结论基本一致. 原因可能是有机肥提高了土壤中某些微生物的活性，从而加速了抗生素的生物降解.

1.2.2. 种植条件

种植条件对菜地土壤中抗生素残留水平也存在一定影响. 一般来说，温室菜地中抗生素浓度要高于露天菜地，可能是在温室种植模式下，蔬菜的轮作更加频繁，粪肥的施用频率和总量更高，导致土壤中更多抗生素残留. 但彭秋等^[19]和罗凯等^[20]的调查发现，大棚菜地土壤抗生素浓度也可能会低于露天菜地. 这可能是该露天菜地靠近污染源，接触了由大气颗粒物携带的抗生素类污染物^[21]，也可能是露天菜地常以附近地表水作为灌溉水源，而灌溉水源受到了抗生素污染^[20]. 其次，相较于露天环境，大棚的高温高湿条件有利于土壤微生物对抗生素的降解^[22]. 种植年限与土壤抗生素残留水平存在密切关系. 在Zhang等^[23]研究中，四环素类和氟喹诺酮类残留量随种植年限呈（中期）6年至10年<（长期）10年以上<（短期）5年以下的变化趋势，但土壤抗生素残留量的增长率却随种植年限延长而降低，这是由于进入土壤后抗生素的消散速率最初被抑制而后恢复，导致高含量的四环素类和喹诺酮类抗生素出现在短期种植的土壤中. 该现象提醒了今后研究还需关注抗生素代谢产物在土壤中的污染机制. 值得注意的是，磺胺类抗生素呈现出相反的情况. 在长期种植年限的土壤中往往能检测出更高含量的磺胺类^[23]，Fang等^[24]研究也得到类似的结论. 从抗生素本身性质来说，一方面磺胺类抗生素的水溶性较四环素类和氟喹诺酮类更高，因而不易被土壤颗粒吸附. 另一方面，磺胺类抗生素对土壤有机质表现出高亲和力，这减缓了它在土壤中的迁移. 上述结论进一步证实了抗生素在土壤中的动态持久性.

1.2.3. 土壤条件

理化性质和颗粒组成等土壤条件制约了抗生素在土壤中的移动. 土壤pH通过改变抗生素的电荷状态间接干扰抗生素的吸附. 多数抗生素（如四环素类和喹诺酮类等）的吸附能力随pH上升呈下降趋势，而磺胺类的吸附能力与pH有强烈的正相关性^{[25 − 26]}. 抗生素进入土壤就会与土壤固相紧密结合，不难推断土壤抗生素含量与土壤有机质呈显著正相关关系^[27]. 而有机质多分布在土壤黏粒上，意味着土壤黏粒比重越高土壤抗生素含量越高. 但也出现了不一样的研究结论，即在粘土比例较低的土壤中四环素类抗生素含量反而最高^[28]，这可能是在多因素的作用下土壤有机质含量下降了^{[29 − 30]}. 因此可以认为土壤性质与抗生素的环境行为密切相关.

1.2.4. 其他

关于气候条件对土壤中抗生素分布特征的研究较少. Hu等^[6]报道，与夏季相比，冬季菜地土壤抗生素的残留更多，不难推测在一定条件下南方土壤抗生素残留水平要低于北方. 究其原因，适宜的水热条件极大帮助了土壤微生物对抗生素的降解^[31]，而低温低湿环境不利于抗生素在土壤中的降解和迁移. 此外，蔬菜种类的差异也是影响土壤抗生素含量的重要因素，比如磺胺类抗生素在土壤中表现为根茎类蔬菜土壤（289 μg·kg⁻¹）>瓜果类蔬菜土壤（143 μg·kg⁻¹）>叶菜类蔬菜土壤（98.1 μg·kg⁻¹）^[22]；四环素类抗生素表现为叶菜类蔬菜土壤（77.4 μg·kg⁻¹）>瓜果类蔬菜土壤（67.8 μg·kg⁻¹）>茄果类蔬菜土壤（54.1 μg·kg⁻¹）>豆类蔬菜土壤（47.7 μg·kg⁻¹）^[19]，喹诺酮类抗生素总含量表现为果类蔬菜（44.8 μg·kg⁻¹）>根茎类蔬菜（37.0 μg·kg⁻¹）>叶菜类蔬菜（32.1 μg·kg⁻¹）^[8].

综上所述，菜地抗生素赋存差异性是多因素共同作用的结果. 其中，输入水平直接决定了土壤中抗生素的污染水平，而抗生素性质、种植条件、土壤条件和气候条件等在一定程度上影响着抗生素在土壤中含量的变化. 如吸附能力强的抗生素更易在土壤中累积，重复的施肥可以增加土壤中抗生素含量，而高温高湿环境有利于抗生素的降解.

2. 蔬菜中抗生素的累积迁移特征（Accumulation and migration characteristics of antibiotics in vegetables）

3. 菜地系统中抗生素的生态毒性效应（Ecotoxicity of antibiotics in vegetable field system）

抗生素具有易被生物积累的特性. 大量研究证实，长期的农业生产不仅会促使抗生素在植物间迁移^{[57, 64 − 65]}，还会诱导微生物产生抗生素抗性，严重破坏了土壤微生态系统的稳定性^{[66 − 67]}，同时，长期暴露在抗生素污染环境中的动物也会表现出诸多不良反应.

3.1. 抗生素诱发植物毒性

抗生素对植物生长的影响具有两面性，一方面，抗生素可以帮助植物抵抗病害、提高植物体内Ca、Mg、K、N等营养元素的含量^{[68 − 69]}，另一方面，某些条件下，抗生素的存在反而会诱发植物毒性，并持续作用于植物生长发育的不同阶段. 抗生素对蔬菜生长的影响表现为低浓度促进高浓度抑制^[68]. 金彩霞等^[70]研究发现，低浓度磺胺嘧啶钠（1 mg·kg⁻¹）对大白菜的芽伸长有一定促进作用. 在0、50、100、5000 μg·kg⁻¹恩诺沙星处理的土壤中，黄瓜、菜豆、萝卜和莴苣生长发生变化，低浓度（0—50 μg·kg⁻¹）条件下，根长、下胚轴长、子叶和叶片长度及数量均受到刺激作用，随着恩诺沙星浓度提高，抑制作用逐渐明显^[53]. 在种子萌发时期，抗生素的毒性作用影响不大^[71]，这可能是抗生素难以穿过种皮，因而对胚根生长的抑制作用不大^[72]. 从这点来看，为缓解抗生素对种子的毒性作用，未来可以利用现代生物技术培育适宜质地的种皮，以达到减少抗生素渗透的目的^[73]. 抗生素对植物的潜在毒性作用常通过干扰蚯蚓和微生物介导的土壤速效养分间接抑制植物生产力^[74]. 在抗生素的直接或间接作用下，农业系统可持续性将受到严重威胁.

与其他污染物类似的是，抗生素干预了蔬菜光合作用等许多重要的生理过程. 如四环素类、氟喹诺酮类和大环内酯类等抗生素会影响蔬菜的叶绿体和线粒体蛋白质合成^{[75 − 76]}，环丙沙星和头孢菌素会降低气孔导度^[77]. 这意味着与光合作用有关的叶绿素和类胡萝卜素的减少和叶片气孔导度的降低，会导致蔬菜光合作用速率降低，从而影响蔬菜的生长^[78]. 从根本来看，抗生素的毒性作用机理是破坏遗传物质或限制酶作用途径. 喹诺酮类抗生素能够抑制核酸合成或代谢过程，主要通过改变DNA拓扑异构酶Ⅱ活性、抑制酶的切割和链接，进而对真核DNA复制造成不同程度的影响并抑制了叶绿素的转录，最终影响植物生长^{[53, 75]}. 磺胺类抗生素作用机制是改变能量代谢过程，其具有类似氨基苯甲酸结构，能竞争性作用于叶酸合成途径中的相关酶，阻止叶酸合成，最终干扰根系伸长、木质素和光呼吸作用^{[79 − 80]}. 四环素类和大环内酯类抗生素对植物生长的抑制作用表现在能够显著抑制蛋白质生物合成或诱导染色体变异，而β-内酰胺会影响低等植物的质体分裂^[75]. 目前很多有关植物毒性的研究都在实验室环境中进行，其设计的抗生素浓度并不一定会在土壤中出现，因此在实际土壤环境中这些抗生素是否仍会表现出毒性作用有待商榷. 如红扁豆在含较低浓度抗生素营养液中根伸长减缓、植物干重降低，而在相应浓度土壤基质的红扁豆则没有出现植物毒性效应^[69].

3.2. 抗生素对土壤动物新陈代谢和身体机能的影响

抗生素对土壤动物的毒性作用的相关研究并不多，且各方观点不一. Baguer等^[81]发现蚯蚓、线虫和弹尾虫在3000—5000 mg·kg⁻¹土霉素和泰乐菌素胁迫下，其生长并未受到严重影响，说明这两种抗生素不太可能对土壤动物构成直接风险. 然而，一些研究认为，抗生素对动物的毒性具有明显的剂量-效应关系. 如在1.0—2.0 mg·kg⁻¹浓度抗生素胁迫下，蚯蚓的生长和呼吸作用受抑制、繁殖率下降、回避反应增强，且随浓度提高，蚯蚓的反应越明显^[82]. 除了蚯蚓，抗生素也在破坏着跳虫和白符䖴的健康机能^{[83 − 84]}. 暴露于10 mg·kg⁻¹诺氟沙星和土霉素中，跳虫出现明显的体重下降^[83]. 与对照组相比，当白符䖴暴露在浓度为1000 mg·kg⁻¹的诺氟沙星环境下,其繁殖数和成虫体长分别减少34.4%和9%^[84].

抗生素对土壤动物的毒性作用首先表现在对DNA的破坏性. 抗生素代谢产物的自由基和碱基位点等会直接导致土壤动物细胞DNA断裂，造成细胞DNA损伤^[85]. DNA损伤程度与抗生素剂量呈显著正相关关系，即使是最低暴露剂量（0.3 mg·kg⁻¹）仍然会造成严重DNA损伤^[85]. 其次，抗生素还会引起土壤动物酶活性的变化. 在抗生素的暴露下，动物会出现氧化应激反应，导致其脂质过氧化，最终促进脂质过氧化产物丙二醛的形成并诱导过氧化氢酶、过氧化物酶和超氧化物歧化酶的表达^[84]. 如Eisenia foetida蚯蚓在环丙沙星（0—51.2 mg·kg⁻¹）污染土壤中发生了蛋白质羟基化造成的氧化损伤^[86]. 为了抵消抗生素产生的负面影响，动物肠道菌群物种组成发生改变，身体机能迅速反应形成一道强硬的防御系统. 动物体内产生的抗氧化酶、抗氧化剂和蛋白水解系统等可以极大缓解细胞的氧化损伤，在一定程度上保护了机体^[87]. 此外，动物肠道会将已经发生改变的肠道菌群输送到土壤中，进而引起周边土壤菌群发生改变，形成微生物菌群对抗生素的共代谢模式，最终促成对土壤抗生素的削减. 但是目前关于肠道内生菌对抗生素的降解机制依旧未知.

3.3. 抗生素影响土壤微生物群落结构和生态功能

土壤微生物是土壤生态系统的关键组成成分，它们在促进土壤有机物分解、提高土壤肥力和增进作物产量的过程中扮演者重要角色^[88]. 而外源输入的抗生素会对土壤生态系统产生一系列的影响^{[89 − 90]}，造成土壤微生物群落特征的改变^[91]，干扰微生物对碳源利用^[92]，且不利于微生物硝化和反硝化等过程^[93].

3.3.1. 改变土壤微生物群落特征

多数抗生素为抑菌药物，将其添加到土壤中会显著降低土壤细菌数量、改变群落结构并促使群落演替. Hammesfahr等^[94]发现，4 d后暴露在磺胺嘧啶中的细菌/真菌比值从70%减少到57%. 磺胺嘧啶还对土壤氨氧化微生物群落分布和活性有显著影响^{[95 − 96]}. 在磺胺嘧啶处理的土壤中，氨氧化细菌丰度会显著下降，而氨氧化古细菌基本稳定^[97]，Radl等^[98]也得到类似的结论. 但另一项研究得到了不同的结论，在施加粪肥土壤中，具有生物有效性的磺胺嘧啶对全程硝化菌活性的抑制作用最强，其次是氨氧化古细菌，对氨氧化细菌的影响可以忽略不记^[99]. 部分抗生素还会对革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌起到选择作用. 如当添加高浓度四环素8 d后，革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌的比例会下降，这可能是环境中耐四环素细菌多为革兰氏阴性菌，而磺胺类抗生素则不受此影响^[94,100]. 在添加抗生素的处理中，相较于有益菌群，潜在致病菌群的丰度更高^[101]，即使是将生物质堆肥处理后仍可能增加土壤中病原菌丰度^[102]. 但抗生素对真菌的影响仍然不清楚.

3.3.2. 影响碳源利用效率和酶活性

进一步研究表明，抗生素会限制微生物对碳源的正常利用，进而干扰其生长繁殖过程. 有研究检测了施加100 mg·kg⁻¹磺胺甲恶唑水稻土经21 d培育后水稻土中微生物对碳源的利用情况，结果显示，微生物对碳源的利用受到抑制且其Shannon指数降低^[103]. 但抗生素也可以作为微生物可利用的碳源，改变其呼吸强度. 有研究显示，最初添加磺胺嘧啶和金霉素处理组的土壤呼吸活性均受到抑制，随抗生素添加频率的增加，土壤呼吸活性逐渐提高^[24]. 抗生素对土壤微生物的呼吸作用的影响较复杂，如低浓度的抗生素有促进作用，环境浓度抗生素却无显著作用^{[104 − 105]}. 这些影响一般比较短暂，可能是由于抗生素生物可利用性会随时间推移而降低，最终导致了抗生素对微生物呼吸作用受限^[106]. 同样，抗生素的种类和暴露时间也影响了呼吸作用^[107]. 在抗生素的胁迫下，土壤微生物的活性出现明显的差异，其活性可能增强也可能受抑制^{[108 − 109]}. 如较低浓度四环素对土壤脱氢酶和磷酸酶活性有明显的抑制效果^[110]，而微生物在较高浓度土霉素中表现出较低的生物活性^[111]. 一个可能的原因是，土壤中的酶一般是由真菌分泌产生，而某些抗生素能够促进真菌繁殖造成土壤酶活性的增加^[101]. 反之，酶活性受抑制可能是土壤微生物不能够抵抗抗生素的选择压力，出现了生长停缓或死亡等情况.

3.3.3. 干扰硝化反硝化过程

此外，抗生素对微生物的影响还表现在干扰土壤的硝化、反硝化和产甲烷化等过程，最终阻碍了土壤养分循环. 抗生素能够刺激土壤微观世界中氮循环，主要体现在对土壤微生物的硝化和反硝化作用所造成的影响^[112]. Ma等^[113]观察到高浓度的土霉素（30 mg·kg⁻¹）和磺胺嘧啶（100 mg·kg⁻¹）抑制了土壤微生物的硝化作用. 然而，部分研究发现仅最低浓度的环丙沙星和诺氟沙星（1 mg·kg⁻¹）会刺激土壤微生物的硝化作用^{[114 − 115]}. 低浓度的磺胺甲恶唑、磺胺嘧啶、庆大霉素、甲基盐霉素（500 μg·kg⁻¹）还会抑制反硝化过程，但是更低浓度（<1 μg·kg⁻¹）会促进该过程^[116]. 抗生素还被证实可以干扰土壤中铁的转化率和产甲烷化过程. 如超过10 mg·kg⁻¹磺胺甲恶唑和土霉素暴露会强烈抑制三价铁的还原^[117]，而500 μg·kg⁻¹磺胺甲恶唑可以显著刺激土壤微生物产甲烷化过程^[118]. 以上事实证明了抗生素在一定程度上不利于地球化学循环.

4. 结果与展望（Results and perspective）

综上所述，我国菜地系统存在不同程度的抗生素污染，且与输入水平、土壤性质、抗生素种类以及气候条件等息息相关. 抗生素从畜牧业向农业的流动过程不仅对土壤生物产生直接毒性作用，还能干扰土壤速效养分造成植物减产，提高致病菌丰度，并对动、植物生长构成严重威胁. 为维护农业的可持续性，相关领域目前已经开展一系列研究，但仍存在一定局限性，未来研究可以关注以下方向：

（1）抗生素在全国尺度上的长期追踪调查目前还未实现，这不利于全面评估我国土壤抗生素污染现状. 因此，未来可以进一步增加对不同区域的调查研究，尤其是人口密度和经济发展水平较低的西北地区，以期为制定相关政策法规提供科学依据.

（2）学者们已认识到抗生素的分子结构是决定抗生素作用机制的关键因素，抗生素的转化和降解速率很大程度上取决于抗生素的结构. 因此，未来研究可以关注如何利用分子手段等高新技术改造相应的官能团，以保障抗生素本身功效的同时安全高效的实现抗生素降解为研究目标.

（3）为全方面控制农田系统中抗生素污染现状，准确定量土壤中抗生素及其降解产物是极为必要的. 对于复杂环境基质中痕量分析，建议尝试更先进的样品前处理方法以及更高性能的数据采集和分析平台. 吸附、转化和降解是土壤中抗生素主要的环境行为，除抗生素自身性质外，这些过程还受到很多环境因素影响. 因此，未来研究可侧重于土壤性质、水热条件等对抗生素的作用机制. 对于参与土壤中抗生素降解的微生物，其降解能力的遗传效率同样值得研究. 掌握调控微生物降解抗生素的关键功能基因技术，尝试将该基因技术运用到培育具备高降解特性的功能性降解菌，这对未来土壤抗生素污染的修复具有重要意义.

（4）目前对于评估抗生素生态风险的方法并不统一，用于毒性试验的物种仍然局限，抗生素对生态环境造成的风险可能被低估了. SSD和风险熵值法是常见的环境风险评估方法，但易受太多不同因素影响而不可靠. 因此，应进一步扩充多营养级多物种的毒性数据，构建更科学的抗生素生态风险评估体系.

参考文献 (118)

菜地系统中抗生素污染特征及生态效应研究进展

通讯作者: E-mail：yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

Research on the characteristics of antibiotic pollution and ecological effects in vegetable field systems

Corresponding author: ZHANG Yuan, yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

1. 材料与方法

1.1 实验材料

1.2 盆栽实验方法

1.3 测定项目和方法

1.4 数据处理

2. 结果与讨论

2.1 不同处理中土壤pH值的变化

2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化

2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化

2.3.1 有效态镉的变化

2.3.2 有效态砷的变化

2.3.3 有效态铅的变化

2.3.4 有效态锌的变化

2.3.5 有效态铜的变化

2.3.6 修复方法的对比

3. 结论

期刊类型引用(3)

其他类型引用(1)

计量

出版历程

菜地系统中抗生素污染特征及生态效应研究进展

通讯作者: E-mail：yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

English Abstract

Research on the characteristics of antibiotic pollution and ecological effects in vegetable field systems

Corresponding author: ZHANG Yuan, yuanzhang_1001@mail.usts.edu.cn

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1.1. 土壤中抗生素的空间分布特征

1.2. 土壤中抗生素污染特征的影响因素

1.2.1. 输入水平

1.2.2. 种植条件

1.2.3. 土壤条件

1.2.4. 其他

3.1. 抗生素诱发植物毒性

3.2. 抗生素对土壤动物新陈代谢和身体机能的影响

3.3. 抗生素影响土壤微生物群落结构和生态功能

3.3.1. 改变土壤微生物群落特征

3.3.2. 影响碳源利用效率和酶活性

3.3.3. 干扰硝化反硝化过程

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1.1. 土壤中抗生素的空间分布特征

1.2. 土壤中抗生素污染特征的影响因素

1.2.1. 输入水平

1.2.2. 种植条件

1.2.3. 土壤条件

1.2.4. 其他

3.1. 抗生素诱发植物毒性

3.2. 抗生素对土壤动物新陈代谢和身体机能的影响

3.3. 抗生素影响土壤微生物群落结构和生态功能

3.3.1. 改变土壤微生物群落特征

3.3.2. 影响碳源利用效率和酶活性

3.3.3. 干扰硝化反硝化过程