廣東省鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林根域中氟喹諾酮類(FQs)抗生素殘留特征*

任珂君，孫勤寓，劉玉，方旭婷，彭逸生

(中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院∥廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州510275)

廣東省鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林根域中氟喹諾酮類(FQs)抗生素殘留特征*

任珂君，孫勤寓，劉玉，方旭婷，彭逸生

(中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院∥廣東省環(huán)境污染控制與修復(fù)技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州510275)

對(duì)廣東省江門市鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林自然保護(hù)區(qū)兩種優(yōu)勢(shì)紅樹(shù)植物——桐花樹(shù)Aegicerascorniculatum、秋茄Kandeliacandel的根域(根際土、非根際土)中氟喹諾酮類(Fluoroquinolones, FQs)抗生素展開(kāi)分析。采用高效液相質(zhì)譜聯(lián)用法測(cè)定14個(gè)根域土樣品、6個(gè)排污口沉積物和3個(gè)光灘沉積物樣品中4種FQs—氧氟沙星(Ofloxacin, OFL)、諾氟沙星(Norfloxacin, NOR)、環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)、恩諾沙星(Enrofloxacin, ENR)的殘留特征，并與根域土理化因子pH、有機(jī)質(zhì)(Soil organicmatter, SOM)、陽(yáng)離子交換量(Cationex changecapacity, CEC)、過(guò)氧化氫酶(Catalase, CAT)、蔗糖酶(Sucrase, SUC)、土壤有效態(tài)Cu、Zn、Fe進(jìn)行典范對(duì)應(yīng)分析(canonical correspondence analysis, CCA)。結(jié)果表明：桐花樹(shù)、秋茄根際土中4種FQs質(zhì)量分?jǐn)?shù)均值分別為55.22、29.25 μg·kg-1，非根際土中4種FQs均值分別為22.45、18.66 μg·kg-1，兩種紅樹(shù)根域中4種FQs含量桐花樹(shù)>秋茄(P<0.05)，4種FQs含量均為根際土>非根際土；對(duì)FQs殘留影響程度的環(huán)境因子權(quán)重排序?yàn)椋簆H> Fe > SOM ≥ CEC >Zn> SUC ≥ CAT；研究結(jié)果對(duì)闡釋紅樹(shù)林對(duì)有機(jī)污染物(包括抗生素)的吸收凈化作用具有重要理論意義。

紅樹(shù)林；根域；抗生素；氟喹諾酮類；環(huán)境因子；殘留特征

抗生素作為治療疾病和促進(jìn)生長(zhǎng)的有效藥物被廣泛用于醫(yī)藥、農(nóng)業(yè)、畜牧業(yè)及水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中[1]。章強(qiáng)在我國(guó)地表水中檢出濃度較高的68種抗生素，其中，含量最高的是氟喹諾酮類(Fluoroquinolones, FQs)和磺胺類，養(yǎng)殖業(yè)廢水和城市污水是抗生素的主要來(lái)源[2]。喹諾酮類分為四代[3]。第三、四代喹諾酮類是由第二代的主環(huán)6或8位上添加氟原子后衍變而來(lái)，統(tǒng)稱為FQs，是一種全合成的廣譜抗菌藥[4]。本文定義：FQs特指第三代喹諾酮類(第四代喹諾酮類由于價(jià)格昂貴，市場(chǎng)使用率不高，本文暫不做研究)。FQs由于抗菌譜廣，價(jià)格適宜，現(xiàn)時(shí)應(yīng)用最為廣泛，主要用于養(yǎng)殖業(yè)、獸用等，占世界抗生素市場(chǎng)的17%[5]。主要代表物有氧氟沙星(Ofloxacin, OFL)、諾氟沙星(Norfloxacin, NOR)、環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)、恩諾沙星(Enrofloxacin, ENR)，這4種FQs約占中國(guó)喹諾酮類總生產(chǎn)量的98%[6]。

沿海高位養(yǎng)殖是在陸地或海邊灘涂建造蝦塘和魚(yú)塘，抽取符合養(yǎng)殖標(biāo)準(zhǔn)的海水到塘內(nèi)，用以養(yǎng)殖蝦苗和魚(yú)苗[7]。隨著人類對(duì)蛋白質(zhì)需求量的急劇增大，沿海紅樹(shù)林高位養(yǎng)殖業(yè)日益蓬勃和壯大，集約化和高密度養(yǎng)殖促使抗生素使用量大增，養(yǎng)殖污染廢水直排紅樹(shù)林，導(dǎo)致紅樹(shù)林內(nèi)抗生素殘留增大。目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于紅樹(shù)林中抗生素的研究鮮少，已有研究表明FQs在高位養(yǎng)殖區(qū)的殘留濃度相對(duì)較高。越南紅樹(shù)林附近蝦塘水體及沉積物中檢測(cè)的抗生素中含量最高的是FQs[8]；越南某一紅樹(shù)林高位養(yǎng)殖區(qū)在蝦塘水體及沉積物中檢測(cè)到NOR和CIP，NOR多用于成年蝦塘，CIP多用于蝦苗，且使用頻繁[9]；廣西北海市大冠沙養(yǎng)殖紅樹(shù)林潮溝的底棲動(dòng)物體內(nèi)檢測(cè)出NOR、CIP[10]；湛江市高橋紅樹(shù)林潮溝沉積物中檢測(cè)到OFL、NOR、CIP、ENR，平均質(zhì)量濃度分別為109.77、57.75、80.95、77.56 μg·kg-1[11]。

近年來(lái)，F(xiàn)Qs被認(rèn)為是環(huán)境中的新興污染物，是全球科研界最熱點(diǎn)的研究問(wèn)題之一[12]。FQs在生物體內(nèi)的代謝率<25%，沉積物中半衰期長(zhǎng)達(dá)580 d，在環(huán)境中持續(xù)殘留時(shí)間較久且不易降解[13]。同時(shí)，有研究認(rèn)為FQs的吸附作用與土壤有機(jī)質(zhì)(Soil organicmatter, SOM)、pH、陽(yáng)離子交換量(Cation exchange capacity, CEC)、土壤溶液中的金屬陽(yáng)離子等有關(guān)[14-15]，因此本文選擇pH、SOM、CEC、有效態(tài)Cu、Zn、Fe進(jìn)行測(cè)定；為了探討紅樹(shù)根域中FQs是否有微生物降解作用，本文選擇土壤中有代表性的酶—與其它物質(zhì)氧化有關(guān)的過(guò)氧化氫酶(Catalase, CAT)及與碳循環(huán)有關(guān)的蔗糖酶(Sucrase,SUC)進(jìn)行測(cè)定。

本研究在廣東省江門市鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林自然保護(hù)區(qū)展開(kāi)，重點(diǎn)對(duì)兩種優(yōu)勢(shì)紅樹(shù)植物——桐花樹(shù)Aegicerascorniculatum、秋茄Kandeliacandel的根域中4種FQs殘留進(jìn)行分析，根域分為根際土和非根際土，前者定義為根部0～2.5 cm范圍土壤，非根際定為根部2.5～10 cm土壤[16]，以此得到兩種紅樹(shù)植物中FQs的根域污染水平科學(xué)數(shù)據(jù)。通過(guò)研究，可以較準(zhǔn)確地了解紅樹(shù)根域中FQs的殘留特征、兩種紅樹(shù)植物對(duì)FQs的降解能力以及判斷出影響此過(guò)程的主要環(huán)境因子；研究成果在紅樹(shù)林諸研究領(lǐng)域中占有重要熱點(diǎn)位置，對(duì)闡釋紅樹(shù)林對(duì)有機(jī)污染物(包括抗生素)的吸收凈化作用具有重要理論意義；另一方面，對(duì)指導(dǎo)沿海紅樹(shù)林對(duì)污染的修復(fù)、降低生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)和保障人類食品安全等方面均具有重要實(shí)踐意義。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域

鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林是我國(guó)重要的原生紅樹(shù)林濕地之一，位于廣東省江門市西南部汶村鎮(zhèn)與北陡鎮(zhèn)之間。鎮(zhèn)海灣的地理位置：21°44′-21°56′30″N，112°24′-112°33′E。北陡鎮(zhèn)分布著大面積連片蝦塘，海水產(chǎn)品和淡水產(chǎn)品總產(chǎn)量高達(dá)3 229.55 t。蝦塘周邊分布著大片規(guī)整的紅樹(shù)林，主要優(yōu)勢(shì)物種為桐花樹(shù)和秋茄。排污口位于直連外海的潮溝起點(diǎn)，潮溝寬約4 m。

根據(jù)鎮(zhèn)海灣潮汐規(guī)律，于2015年5月采樣，采樣點(diǎn)位圖見(jiàn)圖1。選取桐花樹(shù)和秋茄各7株成熟植株，分別采集其根際土(以S為標(biāo)記)、非根際土(以N為標(biāo)記)；桐花樹(shù)和秋茄所在區(qū)域排污口沉積物(以D為標(biāo)記)各3個(gè)，光灘沉積物(以F為標(biāo)記)3個(gè)點(diǎn)作為空白對(duì)照實(shí)驗(yàn)組，采樣過(guò)程及實(shí)驗(yàn)過(guò)程所用編號(hào)見(jiàn)表1。

圖1 廣東省鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)林采樣布點(diǎn)圖Fig.1 Themangal sampling sites in Zhenhai Bay of Guangdong Province

土壤類型桐花樹(shù)A.corniculatum秋茄K.candel根際土(Rhizospheresoil)A1S,A2S,A3S,A4S,A5S,A6S,A7SK1S,K2S,K3S,K4S,K5S,K6S,K7S非根際土(Non-Rhizospheresoil)A1N,A2N,A3N,A4N,A5N,A6N,A7NK1NK2N,K3N,K4N,K5N,K6N,K7N排污口(Dischargesediments)A1D,A2D,A3DK1D,K2D,K3D光灘(Tidalflatsediments)F1,F2,F3F1,F2,F3

1.2 樣品采集

選定植株，用小鏟挖出紅樹(shù)沉積物表層下0～2.5 cm的根，去掉包裹根的表面土壤，僅留下根表面0～5 mm的土壤為根際土樣品；在距離根約10 cm處采集土壤表層下2.5～10 cm土作為非根際土樣品，各取250 g左右[11]。

測(cè)定FQs的根域土樣品用棕色玻璃瓶盛裝，遮光、低溫條件運(yùn)輸回實(shí)驗(yàn)室，冷凍干燥72 h后過(guò)100目篩，并儲(chǔ)存于4 ℃冰箱待測(cè)；測(cè)定理化因子的根域土樣品常溫運(yùn)輸回實(shí)驗(yàn)室，置于陰涼通風(fēng)處風(fēng)干約2周待測(cè)。

1.3 主要試劑及儀器

OFL、CIP、ENR、NOR標(biāo)準(zhǔn)物(色譜純，德國(guó)Dr. Ehrenstorfer)。甲醇、甲酸、乙腈均為色譜純。檸檬酸、乙二胺四乙酸二鈉、磷酸氫二鈉、重鉻酸鉀、乙酸銨均為分析純。富集柱為Poly-Sery HLB 和SAX強(qiáng)陰離子交換小柱(CNW, 500 mg, 6 mL)。主要儀器有三重四極桿液—質(zhì)聯(lián)用儀(Thermo Fisher USA)、固相萃取儀(CNW12位)、氮吹儀(USA DC-12)、電感耦合等離子發(fā)射光譜儀(Thermo Fisher USA ICAP 7000)、冷凍干燥機(jī)(FD-1A-50)。

1.4 根域土環(huán)境因子測(cè)定

pH值測(cè)定參照國(guó)家農(nóng)業(yè)標(biāo)準(zhǔn)NY/T 1377-2007[17]。SOM的測(cè)定參照文獻(xiàn)[18]，采用重鉻酸鉀容量法。CEC的測(cè)定參照GB7863-87，采用乙酸銨交換法[19]。CAT和SUC的測(cè)定參照文獻(xiàn)[20]，分別采用高錳酸鉀容量法和3,5-二硝基水楊酸(DNS)比色法。土壤有效態(tài)Cu、Zn、Fe含量的測(cè)定參照NY/T890-2004，采用二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法[21]。

1.5 根域土FQs含量測(cè)定

對(duì)于FQs的含量測(cè)定一般分為前處理和檢測(cè)兩步驟。其中前處理的提取過(guò)程，國(guó)際上最常用的方法是固相萃取，即通過(guò)吸附劑吸附目標(biāo)化合物，與樣品基底脫離，經(jīng)過(guò)淋洗、洗脫等過(guò)程解吸，達(dá)到萃取富集的目的[22]；FQs的檢測(cè)常用高效液相—質(zhì)譜聯(lián)用方法，可以對(duì)FQs進(jìn)行準(zhǔn)確地定性定量研究，檢出限較低，數(shù)據(jù)可信度高[23]。

1.5.1 樣品前處理 稱取2.000 0 g冷凍干燥過(guò)篩后的樣品，放入聚四氟乙烯離心管(30/50 mL)中，分別加入0.1 mol·L-1Na2EDTA-McIlvaine緩沖液5 mL和酸化乙腈(體積比為90∶10)5 mL[14]，漩渦混勻儀渦旋30 s，超聲波清洗器振蕩10 min，高速冷凍離心機(jī)離心15 min(4 ℃, 4 500 r/min)。重復(fù)循環(huán)3次，充分提取至500 mL棕色玻璃瓶中。用0.45 μm有機(jī)濾膜過(guò)濾，超純水稀釋至250 mL (調(diào)整pH至3.0)。

用超純水和甲醇活化SAX-HLB串聯(lián)柱，將提取液接入固相萃取儀進(jìn)行SPE，保持水樣以1～2mL/min流經(jīng)串聯(lián)柱，進(jìn)樣結(jié)束后真空干燥20 min。

用甲醇2×3 mL洗脫，收集洗脫液，置于氮吹儀中氮吹約10 h至近干。用φ=0.1%甲酸水：甲醇定容至1mL，漩渦混勻儀渦旋30s，經(jīng)0.22μm針式過(guò)濾器過(guò)濾，所得樣品儲(chǔ)存于2mL棕色安捷倫進(jìn)樣瓶，4 ℃待測(cè)。實(shí)驗(yàn)中所有操作均在遮光條件下進(jìn)行。

1.5.2 色譜、質(zhì)譜條件 色譜條件：梯度洗脫(流動(dòng)相A為φ=0.1%甲酸水，B為甲醇)；柱溫為35 ℃。

質(zhì)譜條件：噴霧電壓為+3 000V；源加熱溫度為300 ℃；離子傳輸管溫度為300 ℃；鞘氣(N2)流速為40arb；輔氣(N2)流速為7arb；定量離子掃描模式為選擇反應(yīng)監(jiān)測(cè)模式；碰撞氣(Ar)為1.5mttor；正離子掃描。

1.5.3 標(biāo)準(zhǔn)曲線與檢出限 采用空白加標(biāo)、批量樣品加標(biāo)進(jìn)行回收率實(shí)驗(yàn)。每個(gè)樣品重復(fù)測(cè)定3次，取平均值確定方法的可靠性。外標(biāo)法確定沉積物樣中目標(biāo)物回收率FQs為70%～75%。HPLC-MS測(cè)得4種FQs的標(biāo)準(zhǔn)曲線相關(guān)系數(shù)R2>0.991，方法的線性關(guān)系良好，方法建立適當(dāng)。OFL、NOR、CIP、ENR的檢出限值分別為0.09、0.90、0.19、0.74 μg/kg。

1.6 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)間顯著性分析采用單因子方差分析法分析(One-way ANOVA)和多重比較Dunnet’s T3檢驗(yàn)，用ExceL (2007)、SPSS(21.0)軟件計(jì)算，顯著性水平設(shè)置為P=0.05；FQs殘留與根域理化因子之間的關(guān)系用CANOCA(4.5)計(jì)算，根據(jù)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用典范對(duì)應(yīng)分析(Canonical correspondence analysis, CCA)方法進(jìn)行分析。圖形使用OriginPro(8)、ArcGIS(10.2)繪制。

2 結(jié)果與討論

2.1 根域土理化性質(zhì)

兩種紅樹(shù)根域理化性質(zhì)如圖2和表2所示。桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)各7株中根際土(S)和非根際土(N)的各理化因子的數(shù)據(jù)圖見(jiàn)圖2。

表2為各理化因子的均值綜合表。根據(jù)圖2和表2，可以看出，SOM、CEC、有效態(tài)Zn均為根際土>非根際土，pH、有效態(tài)Fe在部分采樣點(diǎn)為根際土>非根際土。根域土理化因子對(duì)其中FQs歸趨的影響見(jiàn)后續(xù)詳細(xì)分析。

2.2 FQs在根域土中的分布

4種FQs的LC-MS分析圖譜如圖3所示，桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域中OFL、NOR、CIP、ENR的檢出率均為100%。從根域、光灘及排污口沉積物的譜圖中各選取一張為示。

根據(jù)色譜圖得到桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域根際土(S)和非根際土(N)中的4種FQs含量如圖4。

分析圖4中4種FQs質(zhì)量分?jǐn)?shù)(單位均為μg·kg-1)，桐花樹(shù)根際土中為：OFL為31.80～101.85，NOR為34.07～152.02，CIP為25.49～131.48，ENR為27.26～122.73；非根際土中為：OFL為20.94～22.74，NOR為22.66～149.18，CIP為14.58～23.09，ENR為15.65～30.28。桐花樹(shù)附近排污口沉積物中為OFL18.02～20.45，NOR為21.76～29.91，CIP為15.37～17.47，ENR為14.97～20.34。

圖2 桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域(根際土和非根際土)的理化性質(zhì)Fig.2 Physico-chemical properties in root areas of A. corniculatum and K. candel

pHSOM/(g·kg-1)CEC/(cmol·kg-1)CATU1SUCU2w(Cu)/(g·kg-1)w(Zn)/(g·kg-1)w(Fe)/(g·kg-1)AS均值7.4519.4528.355.821.262.752.2629.44AN均值7.3516.3727.855.972.882.482.0431.93A均值7.4017.9128.105.902.072.622.1530.69KS均值6.9429.0632.505.031.183.172.6131.92KN均值7.0825.1825.775.551.373.542.5327.65K均值7.0127.1229.145.291.283.362.5729.79

圖3 桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域(根際土和非根際土)4種FQs的色譜圖Fig.3 Chromatograms of four fluoroquinolones in root areas of A.corniculatum and K.candel, discharge sediments and tidal flat sediments

圖4 桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域(根際土和非根際土)中4種FQs含量Fig.4 Four fluoroquinolones contents in root areas of A.corniculatum and K.candel

秋茄根際土中為OFL為23.94～28.22，NOR為14.90～83.44，CIP為15.76～25.90，ENR為20.57～33.68；非根際土中OFL為20.68～23.33，NOR為16.51～20.85，CIP為12.38～15.91，ENR為17.30～21.60。秋茄附近排污口沉積物中OFL為16.99～18.61，NOR為16.55～20.15，CIP為13.07～14.89，ENR為16.11～17.90。

另外測(cè)得，光灘沉積物中OFL均值16.50，NOR均值17.32，CIP均值12.23，ENR均值13.38。

桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域的4種FQs含量綜合分析圖如5。

圖5 桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域(根際土和非根際土)的4種FQs含量Fig.5 The contents of four fluoroquinolones in root areas of A. corniculatum and K. candel

圖5中，桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域中4種FQs含量均值NOR>CIP>ENR>OFL。Li等[11]對(duì)湛江高橋紅樹(shù)林蝦塘的調(diào)查發(fā)現(xiàn)蝦農(nóng)更偏好使用NOR、CIP且頻繁；ENR在不同環(huán)境中可能會(huì)轉(zhuǎn)化為CIP[24]，這些可以解釋NOR、CIP含量高于ENR的原因。OFL是左旋體與右旋體的混合體，右旋體有藥物毒副作用，左旋體即市場(chǎng)上的左氧氟沙星(第四代喹諾酮類)，價(jià)格較昂貴，因此OFL使用較少，含量較低。

結(jié)合圖5、6，桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根際土中4種FQs含量均高于非根際土。植物根際是受到植物根及其分泌物影響最大的土壤空間，根系可直接吸附有機(jī)物，且通過(guò)釋放的酶和分泌物影響有機(jī)物在根際的降解作用[25]。植物根系能分泌單體有機(jī)化合物如氨基酸、脂肪酸、單糖類等和高分子化合物如多糖、聚乳酸等多種物質(zhì)，對(duì)根系生態(tài)有強(qiáng)烈的調(diào)控作用，根系分泌物刺激了細(xì)菌的轉(zhuǎn)化作用，促進(jìn)與腐殖酸的共聚作用，從而改變根際土壤對(duì)有機(jī)污染物的吸附能力[26]。紅樹(shù)根際土中FQs含量較高可能是根系作用增加了吸附在非根際土中有機(jī)物的遷移能力，使有機(jī)物向根際遷移。土壤吸附FQs的能力與土壤類型、不同土壤的理化性質(zhì)都有一定關(guān)系[27]，本研究中SOM、CEC、部分有效態(tài)重金屬含量為根際土>非根際土，其通過(guò)螯合、絡(luò)合等作用吸附大量FQs[14-15]；根際土中大量微生物的新陳代謝也影響著土壤對(duì)FQs的吸附[28]。這些可以部分地解釋紅樹(shù)根域中4種FQs含量根際土高于非根際土的原因。根際土中的微生物如何影響土壤中FQs的吸附等重要的科學(xué)問(wèn)題有待后續(xù)進(jìn)一步深入分析研究。

桐花樹(shù)(A)和秋茄(K)根域FQs普遍高于排污口沉積物，光灘沉積物中FQs最低。原因可能是：排污口位于直連外海的潮溝起點(diǎn)，潮溝寬約4 m，鎮(zhèn)海灣潮汐兩漲兩落，排污口被海水每日2次反復(fù)沖刷，這是造成排污口沉積物中FQs被稀釋和含量較低的原因。FQs是光敏感型的抗生素，光強(qiáng)和光照頻率會(huì)影響其光解過(guò)程，UV可見(jiàn)光波段光線直射會(huì)引起水體中FQs分解，分解方式主要是通過(guò)脫氟作用和氨側(cè)鏈氧化作用[29]，且光灘處海水沖刷嚴(yán)重，因而造成光灘沉積物中FQs含量最低。

結(jié)合圖4、5，桐花樹(shù)中根域4種FQs含量顯著高于秋茄(P<0.05)。原因?yàn)椋孩儆捎贔Qs不能通過(guò)干濕沉降進(jìn)入紅樹(shù)林，外源排入是紅樹(shù)林中FQs的唯一來(lái)源，可以解釋桐花樹(shù)區(qū)排污口沉積物FQs高于秋茄區(qū)，同時(shí)也表明桐花樹(shù)區(qū)高位養(yǎng)殖塘FQs使用量顯著高于秋茄區(qū);②劉玉等[27-28]測(cè)得秋茄根泌物中草酸濃度顯著高于桐花樹(shù)。草酸能夠提高土壤中難溶性養(yǎng)分的生物有效性，使有機(jī)酸能與重金屬形成穩(wěn)定復(fù)合體，減弱重金屬對(duì)FQs的螯合、絡(luò)合反應(yīng)，從而降低土壤對(duì)FQs的吸附作用，這也可以部分解釋桐花樹(shù)根域中FQs高于秋茄的原因;③研究表明，不同類型土壤對(duì)FQs吸附能力差異較大[13]。Li等[11]測(cè)得湛江高橋紅樹(shù)林桐花樹(shù)、白骨壤沉積物中OFL、NOR、CIP、ENR含量大有不同。

2.3 根域土理化因子對(duì)其中FQs歸趨的影響

桐花樹(shù)和秋茄紅樹(shù)根域FQs殘留與其環(huán)境因子的CCA分析見(jiàn)圖6(將FQs作為物種因子計(jì)算，理化性質(zhì)作為環(huán)境因子計(jì)算)。由于有效態(tài)Cu在CCA分析過(guò)程中權(quán)重系數(shù)較小，系統(tǒng)自動(dòng)篩掉此因子。

圖6 紅樹(shù)根域(根際土和非根際土)FQs殘留與其環(huán)境因子CCA分析Fig.6 CCA analysis between FQs contents with environmental factors in mangal root areas

圖6中，對(duì)FQs殘留影響程度的環(huán)境因子權(quán)重排序?yàn)椋簆H>Fe>SOM≥CEC>Zn>SUC≥CAT。CCA的第一、二軸共解釋了FQs殘留與環(huán)境因子間98.5%的關(guān)聯(lián)，前兩軸能夠真實(shí)反映出FQs殘留與環(huán)境因子之間的關(guān)系。

解釋pH值對(duì)FQs殘留影響最大的原因。

重金屬在進(jìn)入土壤之后，大部分會(huì)與土壤中的組分發(fā)生絡(luò)合、吸附等反應(yīng)，而其中少部分會(huì)以離子交換態(tài)、水溶態(tài)存在，并有效影響微生物的數(shù)量及代謝活性，這少部分重金屬即為有效態(tài)重金屬。根據(jù)CCA分析，有效態(tài)Fe對(duì)FQs的殘留影響權(quán)重較大，有效態(tài)Zn的影響相對(duì)較小。不同有效態(tài)金屬可能與FQs的吸附位點(diǎn)競(jìng)爭(zhēng)性結(jié)合，且存在差異，導(dǎo)致土壤吸附更多FQs或者釋放出部分已經(jīng)吸附的FQs[6]。兩種紅樹(shù)根域中有效態(tài)Fe含量高于Zn，且Fe的離子態(tài)為三價(jià)，Zn的離子態(tài)為二價(jià)，離子態(tài)價(jià)態(tài)更高，參與競(jìng)爭(zhēng)土壤表面負(fù)電性吸附位點(diǎn)的能力越強(qiáng)。因此有效態(tài)Fe對(duì)FQs殘留的影響更大。

SOM、CEC對(duì)FQs的殘留有一定影響。劉葉探討了不同液土比條件下SOM對(duì)四環(huán)素在土壤中的吸附動(dòng)力學(xué)影響，提出土壤在去除SOM后，對(duì)四環(huán)素的飽和吸附量降低[32]；SOM有羥基、羧酸等基團(tuán)，F(xiàn)Qs可通過(guò)氫鍵、范德華力吸附其上；CEC是負(fù)荷抗生素進(jìn)行絡(luò)合或螯合作用的必需物質(zhì)，從而影響對(duì)FQs的吸附過(guò)程[33]。

SUC、CAT對(duì)FQs的殘留影響相對(duì)較低。SUC和CAT對(duì)FQs殘留影響程度相對(duì)較低，可能原因是：土壤酶主要來(lái)自土壤微生物。土壤微生物在需氧條件下，大多數(shù)抗生素不會(huì)發(fā)生微生物降解；厭氧條件下，一些抗生素能進(jìn)行不完全的微生物降解[34]，因此土壤酶對(duì)FQs的殘留影響可能較弱。

綜合來(lái)看，除了有效態(tài)Cu外，其它環(huán)境因子均對(duì)紅樹(shù)根域?qū)Qs的殘留產(chǎn)生影響。但由于4種FQs性質(zhì)等的差異，不同因子對(duì)于4種FQs的影響并不完全相同，其機(jī)制有待進(jìn)一步深入研究探討。

2.4 本區(qū)域紅樹(shù)根域FQs含量與國(guó)內(nèi)外養(yǎng)殖區(qū)域FQs的比較

對(duì)桐花樹(shù)和秋茄紅樹(shù)根域FQs與國(guó)內(nèi)外養(yǎng)殖區(qū)域FQs作比較，如表3。

表3 國(guó)內(nèi)外養(yǎng)殖區(qū)域沉積物FQs含量比較1)Table 3 Comparisons of FQs contents with other farming areas sediments μg·kg-1

1)—表示此種抗生素未檢出；n.d.表示未達(dá)到檢出限

鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)根域中FQs含量與高位養(yǎng)殖蝦塘比，遠(yuǎn)低于越南蝦塘沉積物中NOR。原因在于高位養(yǎng)殖使用大量的抗生素，含有餌料和藥物的養(yǎng)殖廢水在蝦塘底部沉積，時(shí)間越久，沉積物中吸附的FQs越多，而隨蝦塘排污進(jìn)入紅樹(shù)林的FQs相對(duì)較少。與淡水養(yǎng)殖水體沉積物比，鎮(zhèn)海灣紅樹(shù)根域FQs遠(yuǎn)高于廣州珠江口、大亞灣大鵬澳、海陵島沉積物，原因在于珠江口、大亞灣大鵬澳、海陵島使用FQs較少，且開(kāi)闊水體流動(dòng)性大，污染易擴(kuò)散，高位蝦塘中確實(shí)使用了FQs且使用量較高，污染物受潮汐頂托作用，不易擴(kuò)散。

3 結(jié) 論

1) 兩種紅樹(shù)根域(根際土和非根際土)中OFL、NOR、CIP、ENR的檢出率均為100%。最高值較多出現(xiàn)在桐花樹(shù)根際土中，質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為：NOR 152.02 μg·kg-1，CIP 131.48 μg·kg-1，ENR為122.73 μg·kg-1，OFL 101.85 μg·kg-1；

2) 桐花樹(shù)和秋茄根際土中4種FQs均值分別為55.22、29.25 μg·kg-1，非根際土中4種FQs均值分別為22.45、18.66 μg·kg-1。兩種紅樹(shù)根域中4種FQs含量桐花樹(shù)>秋茄(P<0.05)，4種FQs含量均為根際土>非根際土。

3) 兩種紅樹(shù)根域中FQs殘留與其理化性質(zhì)的CCA分析得出，對(duì)FQs殘留影響程度的環(huán)境因子權(quán)重排序?yàn)椋簆H>Fe>SOM≥CEC>Zn>SUC≥CAT，尤以pH、Fe、SOM為主要影響因子。

4) 紅樹(shù)林內(nèi)抗生素污染主要來(lái)源于高位養(yǎng)殖塘，應(yīng)加大對(duì)養(yǎng)殖塘濫用抗生素的監(jiān)管，完善養(yǎng)殖區(qū)抗生素使用及污水排放標(biāo)準(zhǔn)，以指導(dǎo)沿海紅樹(shù)林對(duì)污染的修復(fù)，降低抗生素的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，從而切實(shí)保障人類食品安全。

[1] ADACHI F, YAMAMOTO A, TAKAKURA K, et al. Occurrence of fluoroquinolones and fluoroquinolone resistance genes in the aquatic environment [J].Science of the Total Environment, 2013,444:508-514.

[2] 章強(qiáng),辛琦,朱靜敏,等. 中國(guó)主要水域抗生素污染現(xiàn)狀及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展[J].環(huán)境化學(xué), 2014,33(7):1075-1083. ZHANG Q,XINQ,ZHU M J , et al.The antibiotic contaminations in the main water bodies in Chinaand the associated environmental and human health impacts[J]. Environmental Chemistry,2014,33(7):1075-1083.

[3] APPELBAUM P C, HUNTER P A. The fluoroquinoloneantibacterials: past, present and future perspectives[J].International Journal of Antimicrobial Agents, 2000,16(1):5-15.

[4] 管荷蘭,于海鳳,王嘉宇. 氟喹諾酮類抗生素在土壤中的歸趨及其生態(tài)毒性研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)雜志, 2012,31(12):3228-3234. GUAN H L,YU H F, WANG J Y. Fate and ecological toxicity of fluoroquinolone antibiotics in soil: A review[J].Chinese Journal of Ecology, 2012,31(12):3228-3234.

[5] GRAVE K, GREKO C, KVAALE M K, et al. Sales of veterinary antibacterial agents in nine European countries during 2005-09: trends and patterns [J].Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 2012,67(12): 3001-3008.

[6] 張勁強(qiáng),董元華. 陽(yáng)離子強(qiáng)度和陽(yáng)離子類型對(duì)諾氟沙星土壤吸附的影響[J].環(huán)境科學(xué), 2007,28(10):2383-2388. ZHANG J Q, DONG Y H.Influence of strength and species of cation on adsorption of norfloxacin in typical soils of China[J]. Environmental Science,2007,28(10):2383-2388.

[7] 蘇守明. 海水高位養(yǎng)殖造成的環(huán)境問(wèn)題分析——以海水養(yǎng)殖為例[J]. 技術(shù)與市場(chǎng), 2012, 6:432-433. SU S M. Analysis of the environmental problems of sea perch breeding——the case of sea perch breeding[J]. Technology and Market, 2012, 6:432-433.

[8] TAI M V. Usage of drugs and chemical products in aquacultures and propose appropriate management measures[R].Vietnamese,2003.

[9] TUAN L X, MUNEKAGE Y. Residues of selected antibiotics in water and mud from shrimp ponds in mangrove areas in Viet Nam[J].Marine Pollution Bulletin, 2004,49(11/12):922-929.

[10] 周如瓊, 范航清, 何斌源. 養(yǎng)殖排放農(nóng)藥和抗生素在紅樹(shù)林區(qū)中殘留的初步研究[J]. 廣西植物, 2010, 30(6):776-780. ZHOU R Q, FAN H Q, HE B Y. Residues of pesticides and antibiotics in a mangrovearea suffering aquaculture drainages[J].Guihaia, 2010, 30(6):776-780.

[11] LI Y, QIN L, KAI Z, et al. Occurrence and distribution of the environmental pollutant antibiotics in Gaoqiao mangrove area, China[J]. Chemosphere, 2016,147: 25-35.

[12] VAN D X, DEWULF J, VAN L H, et al. Fluoroquinolone antibiotics: An emerging class of environmental micropollutants[J].Science of the Total Environment,2014,500/501: 250-269.

[13] 張勁強(qiáng),董元華. 諾氟沙星的土壤吸附熱力學(xué)與動(dòng)力學(xué)研究[J].土壤學(xué)報(bào), 2008,45(5):978-986. ZHANG J Q, DONG Y H. Thermodynamic sand kinetic sofnorfloxacin adsorption in typical soils of china[J].Acta Pedologica Sinica, 2008,45(5):978-986.

[14] 任珂君,劉玉,徐健榮,等. 廣東一飲用水源地河流沉積物及魚(yú)體中氟喹諾酮類(FQs)抗生素殘留特征研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,36(3):760-766. REN K J, LIU Y, XU J R, et al. Residues characteristics of fluoroquinolones (FQs) in the river sediments and fish tissues in a drinking water protection area of Guangdong Province[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2016,36(3):760-766.

[15] WANG R, LIU T Z, WANG T. The fate of antibiotics in environment and its ecotoxicology: A review[J].Acta Ecologica Sinica,2006,26(1): 265-270．

[16] 劉玉,溫翠屏,李艷萍,等. 紅樹(shù)植物對(duì)根域真菌生態(tài)的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào), 2015,35(8):2473-2480. LIU Y, WEN C P, LI Y P, et al. A comparative study on rhizosphere and non-rhizosphere fungi in six mangrove ecommunities [J].Acta Ecologica Sinica,2015,35(8):2473-2480.

[17] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部. 土壤pH的測(cè)定 NY/T 1377-2007 [S].北京：中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，2007.

[18] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 3版，北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000.

[19] 中華人民共和國(guó)林業(yè)部. 森林土壤陽(yáng)離子交換量的測(cè)定GB/T 7863-1987 [S]. 北京：中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，1987.

[20] 關(guān)松蔭.《土壤酶及其研究法》[M]. 北京:農(nóng)業(yè)出版社,1986.

[21] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部. 土壤有效態(tài)鋅、錳、鐵、銅含量的測(cè)定:二乙三胺五乙酸(DTPA)浸提法 NY/T 890-2004 [S]. 北京：中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社，2004.

[22] ANDREA S, MICHELA S, FEDERICA M, et al. Analytical methods for the determination of fluoroquinolones in solid environmental matrices[J].TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2011,30(8):1337-1350.

[23] KASPRZYK-HORDERN B, DINSDALE R M, GUWY A J. Multi-residue method for the determination of basic/neutral pharmaceuticals and illicit drugs in surface water by solid-phase extraction and ultra performance liquid chromatography-positive electrospray ionisation tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 2007, 1161(1/2):132-145.

[24] KüMMERER K. Antibiotics in the aquatic environment-A review-Part I[J].Chemosphere, 2009a,75(4):417-434.

[25] CHANG B V, CHANG I T, YUAN S Y. Anaerobic degradation of phenanthrene and pyrene in mangrove sediment[J].Bulletin of Invironmental Contamination and Toxicology, 2008,80(2):145-149.

[26] 劉玉,魏潔,黃雄飛,等. 紅樹(shù)植物桐花樹(shù)、秋茄的有機(jī)酸類根分泌物組成及含量[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2014,20(5):850-855. LIU Y,WEIJ,HUANG X F,et al.Composition and contents of organic acids in root exudates of mangroveAegicerascorniculatumandKandeliacandel[J].Chin J Appl Environ Biol,2014,20(5):850-855.

[27] 吳銀寶,汪植三,廖新俤,等. 土壤對(duì)恩諾沙星的吸附和解吸特性研究[J].生態(tài)環(huán)境, 2005,14(5):645-649. WU Y B, WANG Z S, LIAO X D,et al.Study on the absorption and desorption of soil to enrofloxacin[J].Ecology and Environment, 2005,14(5):645-649.

[28] 吳銀寶,廖新俤,汪植三. 恩諾沙星對(duì)小型模型水生態(tài)系統(tǒng)中底泥微生物的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009,28(10):2167-2172. WU Y B,LIAO X D,WANG Z S,et al.Effects of Enrofloxacin on microorganisms of silt in aquatic microcosms[J].Journal of Agro-Environment Science, 2009,28(10):2167-2172.

[29] HU D F, COATS J R. Aerobic degradation and photolysis of tylosin in water and soil[J].Environment Toxicology Chemistry, 2007,26:884-889.

[30] LIANG X M, CHEN B W, NIE X P, et al. The distribution and partitioning of common antibiotics in water and sediment of the Pearl River Estuary, South China[J].Chemosphere,2013,92: 1410-1416.

[31] HE X T, WANG Z H, NIE X P, et al. Residues of fluoroquinolones in marine aquaculture environment of the Pearl River Delta, South China[J].Environmental Geochemistry and Health, 2012,34(3):323-335.

[32] 鮑艷宇. 四環(huán)素類抗生素在土壤中的環(huán)境行為及生態(tài)毒性研究[D].天津:南開(kāi)大學(xué), 2008. BAO Y Y. Environmental behavior and eco-toxicity of tetracycline antibiotics in soils[D].Tianjin: Nankai University,2008.

[33] RICHTER M K, SANDER M, KRAUSS M, et al. Cation binding of antimicrobial sulfathiazole to leonarditehumic acid [J].Environmental Science & Technology, 2009,43(17):6632-6638.

[34] GARTISER S, URICH E, ALEXY R, et al. Anaerobic inhibition and biodegradation of antibiotics in ISO test schemes[J].Chemosphere, 2007,66(10):1839-1848.

The residual characteristics of antibiotics fluoroquinolones (FQs) in mangal root areas of Zhenhai Bay, Guangdong Province

RENKejun,SUNQinyu,LIUYu,FANGXuting,PENGYisheng

(School of Environmental Science and Engineering∥ Guangdong Provincial Key Laboratory of Environmental Pollution Control and Remediation Technology，Sun Yat-sen University, Guangzhou 510275, China)

This paper determines four Fluoroquinolones(FQs) in the mangal root areas (rhizosphere soil, non-rhizosphere soil) of two advantageous mangal communities [Aegicerascorniculatum(Ac),Kandeliacandel(Kc)] in Zhenhai Bay Mangrove Nature Reserve in Jiangmen, Guangdong Province. Analysis of the residual characteristics of FQs-Ofloxacin (OFL), Norfloxacin (NOR), Ciprofloxacin (CIP), Enrofloxacin (ENR) in sediments from fourteen mangal root areas, six discharge and three tidal flat were carried out by high performance liquid chromatogram-phymass spectrometry (HPLC-MS) qualitatively and quantitatively. The canonical correspondence analysis (CCA) analysis was used to analyze the relationship between the environmental factors (pH, Soil organic matter(SOM),Cationex change capacity(CEC), Catalase (CAT) ,Sucrase(SUC), available heavy metals such as Cu, Zn, Fe) and FQs in magal root areas. The results showed that the average contents of FQs in two mangalrhizosphere soils are 55.22，29.25 μg·kg-1, respectively. The average contents of FQs in two mangal non-rhizosphere soils are 22.45，18.66 μg·kg-1, respectively. FQs contents ofAcroot areas are higher than that ofKcroot areas (P<0.05). FQs contents in two mangalrhizosphere soils root areas are higher than that of non-rhizosphere soils. The CCA analysis indicates that the sorting of environmental factors as: pH > Fe > SOM ≥ CEC > Zn > SUC ≥ CAT.The study results have important theoretical significance on interpretation of mangroves to the absorption and purification of organic pollutants (including antibiotics).

mangal; root areas; antibiotics; fluoroquinolones; environmental factors; residual characteristics

2016-11-07 基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金(41171416)；中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金

任珂君(1993年生)，女；研究方向：水生態(tài)修復(fù)；E-mail:Junerke@163.com

劉玉(1963年生)，女；研究方向：水環(huán)境與生態(tài)學(xué)、藻類生態(tài)學(xué)、紅樹(shù)林生態(tài)學(xué)；E-mail:eeslyu@mail.sysu.edu.cn

10.13471/j.cnki.acta.snus.2017.02.017

X173

A

0529-6579(2017)02-0102-10