植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究進展

黃偉杰, 劉學(xué)智, 唐紅亮, 汪義杰, 陳軍

植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究進展

黃偉杰, 劉學(xué)智, 唐紅亮, 汪義杰, 陳軍*

水利部珠江水利委員會珠江水利科學(xué)研究院, 水利部珠江河口治理與保護重點實驗室, 廣東省河湖生命健康工程研究中心, 廣州 510611

抗生素的環(huán)境污染問題日益嚴(yán)峻, 如何對抗生素污染的水體和土壤進行有效的原位處理已然成為亟待解決的問題。植物修復(fù)是具有處理成本低、二次污染可控、易于后續(xù)處理、不破壞土壤和河流生態(tài)環(huán)境等優(yōu)勢的綠色、原位修復(fù)技術(shù), 已被證明是可用于抗生素污染治理的處理技術(shù)之一。因此, 通過文獻搜索和總結(jié)分析, 作者們對植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究以及植物對抗生素污染可能的修復(fù)機理進行了綜述, 并對抗生素污染的植物修復(fù)研究也進行了展望。

抗生素; 植物修復(fù); 原位處理; 污染治理; 修復(fù)機理

0 前言

抗生素是指由細菌、真菌以及放線菌屬等微生物或高等動植物在生活過程中所產(chǎn)生的具有抗病原體或其它活性的一類次級代謝產(chǎn)物。在廣義上, 抗生素是一類具有抑菌或殺菌作用的化學(xué)物質(zhì), 其來源可分為天然、半人工合成和人工合成。目前已經(jīng)被發(fā)現(xiàn)或合成的抗生素已達上萬種之多, 其作用從最初被熟知的抗細菌, 到現(xiàn)在的具有抗腫瘤、抗原蟲、抗病毒、抗真菌、抗藻類、抗寄生蟲等。作為廣譜抗菌藥物的抗生素物質(zhì)廣泛應(yīng)用于人類和動物感染性疾病的治療, 并且常作為動物的生長促進劑添加在飼料中以達到促進動物生長發(fā)育的目的[1-4]。研究表明, 使用后的抗生素并不能完全被有機體吸收或代謝, 高達75%—90%的抗生素會隨著尿液或糞便排出體外, 以母體或者代謝產(chǎn)物的形式進入環(huán)境中[5]。根據(jù)市場上抗生素的銷售數(shù)據(jù)可以推斷出, 我國已經(jīng)成為抗生素生產(chǎn)量和使用量最大的國家[6]; 僅2013年, 我國抗生素產(chǎn)量就達到了24.8萬噸, 使用量達16.2萬噸, 其中人用抗生素占總量的48%, 獸用抗生素為52%[7]。張芊芊等人的研究結(jié)果指出, 36種目標(biāo)抗生素經(jīng)代謝后排泄出的總量為5.40萬噸(2013年), 由于污水處理廠等處理設(shè)施對抗生素的不完全去除, 目標(biāo)抗生素排入環(huán)境的總量為5.38萬噸, 其中有46%通過廢水排放進入水環(huán)境中, 其余54%則通過污水灌溉和糞便歸田進入土壤環(huán)境中[7-8]。大量的研究者對不同環(huán)境介質(zhì)中的多種抗生素殘留現(xiàn)狀進行了報道, 例如城市污水處理廠, 養(yǎng)殖場, 河流和沉積物, 經(jīng)污水灌溉的農(nóng)田, 甚至于地下水中也有相關(guān)的報道[8-13]。殘留在環(huán)境中的抗生素會引起水環(huán)境污染、加速耐藥基因傳播等生態(tài)風(fēng)險, 以及通過生物富集和生物放大作用對人類健康具有致癌、致畸和影響生殖功能等危害[4, 14-17]。同時, 由于頻繁使用抗生素以及環(huán)境中殘留的大量抗生素帶來的細菌耐藥性引起了大眾對于細菌耐藥率增長以及抗生素耐藥細菌和抗性基因傳播的擔(dān)憂[6-7, 18]。如何有效去除抗生素, 降低抗生素污染帶來的危害, 已成為亟待解決的問題。

1 植物修復(fù)技術(shù)簡介

植物修復(fù)是利用植物的吸收、揮發(fā)、根濾、降解、穩(wěn)定等作用, 同時結(jié)合相關(guān)根際微生物的降解作用, 以達到吸收、去除、揮發(fā)或穩(wěn)定原本存在于土壤/沉積物、水環(huán)境甚至是大氣中的具有毒害作用的污染物的目的, 并使其無害化的一種修復(fù)技術(shù)[19]。自20世紀(jì)90年代植物修復(fù)的概念被Chaney提出后, 植物修復(fù)技術(shù)逐漸成為環(huán)境污染治理領(lǐng)域的一個前沿性研究課題[20-21]。用于修復(fù)污染物的植物主要通過以下方式促進污染物的無害化: (1)改變受污染土壤/水的理化性質(zhì); (2)釋放根系分泌物, 從而增加有機碳; (3)通過直接向根系區(qū)域釋放氧氣改善通氣; (4)截留污染物或延緩污染物質(zhì)的移動; (5)影響難降解化學(xué)物質(zhì)的微生物共代謝和植物酶轉(zhuǎn)化; (6)通過有效水分的吸收和水力梯度的逆轉(zhuǎn), 減少污染物向地下水的垂直和橫向遷移[22]。根據(jù)污染物無害化過程的途徑, 植物修復(fù)技術(shù)主要有以下五種修復(fù)手段: (1)植物提取修復(fù)(phytoextraction), 即利用其根系吸收土壤/水中的有毒有害物質(zhì)并運移至植物地上組織, 通過收割植物地上組織從而帶走土壤中污染物的一種方法; (2)植物揮發(fā)修復(fù)(phytovola-tilization), 即通過植物蒸發(fā)作用將揮發(fā)性化合物或者新陳代謝產(chǎn)物釋放到大氣中的過程; (3)植物固定修復(fù)(phytostabilisation), 即利用植物根系分泌的一些特殊物質(zhì)使土壤中的污染物轉(zhuǎn)化為相對無害物質(zhì)的一種方法; (4)植物轉(zhuǎn)化修復(fù)(phytotransformation), 也稱植物降解(phytodegradation), 指通過植物體內(nèi)的新陳代謝作用將吸收的污染物進行降解的過程; (5)根圈降解修復(fù)技術(shù)(rhizosphere bioremediation), 利用植物根際創(chuàng)造的特殊環(huán)境而成為優(yōu)勢菌種的微生物對污染物進行降解的過程[21, 23]。由于將污染物從土壤或水環(huán)境轉(zhuǎn)移到大氣中需要的條件苛刻, 且這種方法將污染物轉(zhuǎn)移到大氣中, 對人類和生物的潛在風(fēng)險依然存在; 而固定污染物則并沒有徹底解決環(huán)境污染問題, 所以植物揮發(fā)修復(fù)和植物固定修復(fù)均不是理想的修復(fù)手段[24]。因此, 研究學(xué)者們主要針對植物的提取修復(fù)、轉(zhuǎn)化修復(fù)和根圈降解修復(fù)這三個過程進行了大量的研究。目前, 植物修復(fù)已被證明可以運用在包括無機污染物(重金屬和放射性核素等)和有機污染物(石油烴、多環(huán)芳烴類污染物、農(nóng)藥、殺蟲劑、多氯聯(lián)苯和抗生素等)等多種類污染物的無害化處理[19, 21, 25-27]。

相比于傳統(tǒng)物理、化學(xué)的土壤修復(fù)技術(shù)和水處理方法, 植物修復(fù)技術(shù)是具有處理成本低、二次污染可控、吸收污染物的植物易于后續(xù)處理、不破壞土壤和河流生態(tài)環(huán)境等優(yōu)勢的綠色、原位修復(fù)技術(shù)[27]。殘留在土壤和水環(huán)境中的抗生素的光解和水解作用效果相對有限且過程漫長, 相比于植物修復(fù)和微生物修復(fù)有著明顯的不足。因此, 利用植物修復(fù)技術(shù)解決抗生素的環(huán)境污染問題成為一個可行的選擇。然而, 目前關(guān)于植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究比較薄弱, 植物對抗生素的修復(fù)機理尚不清楚。本文主要綜述了植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究, 討論了植物對抗生素可能的修復(fù)機理, 并提出了未來的研究展望。

2 植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究

根據(jù)知網(wǎng)及Web of Science的相關(guān)檢索, 關(guān)于植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究的基本信息見表1。最早研究植物修復(fù)抗生素污染的文獻報道出現(xiàn)在2005年, 由Gujarathi等人研究了向日葵、大聚藻和大薸在水培條件下修復(fù)四環(huán)素和氧四環(huán)素污染的可行性, 結(jié)果顯示修復(fù)效率大于95%[36-37]。此后, 國內(nèi)外陸續(xù)開展了各種植物修復(fù)抗生素污染水體或土壤的研究。值得一提的是, 在已有的植物修復(fù)抗生素污染的研究中, 基本上都得到了積極的結(jié)果, 即所選取的植物對抗生素污染的水體或土壤均表現(xiàn)出不同程度的修復(fù)功能, 為植物修復(fù)技術(shù)在抗生素污染治理領(lǐng)域的應(yīng)用研究提供了參考。目前, 關(guān)于植物對抗生素富集能力的研究較少, 主要報道了個別抗生素在植物體內(nèi)的富集量, 無法全面反映植物對環(huán)境中多抗生素污染的富集能力和修復(fù)能力(表1)。若能對植物不同組織中富集的抗生素及其代謝產(chǎn)物進行相關(guān)分析, 則可以更加深入的探討植物對抗生素的吸收、轉(zhuǎn)運和代謝機制。因此, 有必要加強植物不同組織中多種類抗生素的提取和檢測方法的開發(fā), 為植物對抗生素的富集能力及富集機理研究提供強有力的手段?，F(xiàn)階段關(guān)于植物修復(fù)的相關(guān)研究以水培實驗為主, 土培實驗較少(表1)。目前, 所有關(guān)于植物修復(fù)抗生素污染的研究均是在實驗室內(nèi)可控條件下進行的, 并且基本上以單個抗生素為目標(biāo)污染物進行相關(guān)的暴露實驗。。因此, 盡管植物修復(fù)抗生素污染的研究結(jié)論是積極的, 依然有必要進行多種抗生素污染的植物修復(fù)實驗, 以及在野外進行自然條件下的植物修復(fù)抗生素污染的相關(guān)研究, 以期為抗生素污染環(huán)境的植物修復(fù)應(yīng)用提供更為扎實的理論基礎(chǔ)和科學(xué)依據(jù)。

表1 植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究匯總

續(xù)表

3 植物修復(fù)抗生素的機理

根據(jù)目前植物修復(fù)抗生素的研究報道, 以及植物對其他無機或有機污染物的修復(fù)過程可以推測, 植物修復(fù)抗生素主要是通過植物根系的吸附、吸收、轉(zhuǎn)移和植物分泌物、微生物降解等因素的綜合作用, 整個修復(fù)過程主要包含以下3個途徑: (1)植物根部對抗生素的直接吸附作用; (2)植物根系對抗生素的吸收, 向地上組織進行運輸轉(zhuǎn)移以及體內(nèi)降解; (3)通過根系分泌物和相關(guān)微生物對抗生素的降解[54-55]。植物首先通過根系將水體或土壤中的抗生素進行生物吸附; 被吸附的抗生素一部分通過主動運輸或被動運輸由根部向植物其他組織轉(zhuǎn)移, 最終固定在植物體內(nèi)或通過植物細胞酶或酶輔助因子的作用下被降解和破壞, 另一部分則在根系分泌物、根際酶以及根際微生物等各方面因素作用下發(fā)生降解[19]。

(1)植物對抗生素的吸附作用

植物對抗生素的生物吸附過程可看作被動積累過程, 可能包括離子交換、配位、絡(luò)合、螯合、吸附和微相沉淀等, 通常情況下的生物吸附過程都包括幾種因素的共同作用, 比較難通過相關(guān)的實驗揭示其機理[55]。雖然植物對抗生素的生物吸附過程是后續(xù)的植物吸收轉(zhuǎn)運以及根際微生物降解過程的必要條件, 但較難將其與另外兩個過程分割開, 給定量分析帶來了非常大的難度。因此, 目前的研究主要集中在植物對抗生素的吸收、轉(zhuǎn)運以及根際微生物的降解方面。

(2)植物對抗生素的吸收、轉(zhuǎn)運及體內(nèi)降解

根據(jù)表1可知, 無論是對四環(huán)素類、磺胺類還是喹諾酮類抗生素, 用于修復(fù)的植物都可將目標(biāo)抗生素吸收并轉(zhuǎn)運; 但根部組織中的抗生素濃度都遠遠高于地上部分組織(莖部、葉部等)中的濃度, 表明植物對抗生素的轉(zhuǎn)運能力比較弱[39-40, 42-44, 54]。甚至在利用金魚藻和香根草進行喹諾酮類抗生素(環(huán)丙沙星和諾氟沙星)的修復(fù)實驗中, 只在根部檢出了目標(biāo)抗生素, 莖部和葉部中卻并未檢出, 說明植物對喹諾酮類抗生素是否具有轉(zhuǎn)運能力還有待進一步考察[41]。一般來說, 有機化合物在植物體內(nèi)主要是通過共質(zhì)體、胞質(zhì)和跨膜途徑通過膜進行運輸, 而這種運輸是受化合物的疏水性(或親脂性, 由辛醇-水分配系數(shù):OW值反映)控制[44]。研究發(fā)現(xiàn), 1.03. 5的有機物會被植物根表面強烈吸, 因而難以向上遷移; lgOW<1. 0的親水性有機物難以被植物根部吸收或較難以主動運輸?shù)男问竭M入細胞膜[56]。根據(jù)目前關(guān)于喹諾酮類抗生素的相關(guān)報道可知, 該類抗生素的lgOW值往往小于1[8], 這可能是導(dǎo)致該類抗生素雖然能夠被植物少量吸收, 但卻很難轉(zhuǎn)運到根部外的其他植物組織中的原因。實際上, 不同種類抗生素的辛醇-水分配系數(shù)分布范圍較廣, 且影響植物對抗生素的吸收和轉(zhuǎn)運能力的因素較多, 包括化合物的物理化學(xué)性質(zhì)(如水溶性、蒸氣壓、分子量、辛醇水分配系數(shù))、環(huán)境特征(如溫度、pH、有機質(zhì)、土壤含水量)和植物自身特征(如根系類型、酶類型)等。然而, 目前關(guān)于植物吸收和富集抗生素的研究, 大部分是依據(jù)植物形態(tài)學(xué)等指標(biāo), 或針對某種抗生素的積累量作為植物修復(fù)能力的評價指標(biāo)。如何闡明植物吸收抗生素的方式、抗生素在植物體內(nèi)的運移過程、以及抗生素在植物體內(nèi)的降解途徑等科學(xué)問題, 依然具有很大的挑戰(zhàn)性。

另外, 抗生素被證明是對植物, 如斑豆, 具有一定的毒害作用的有機污染物; 但同時, 部分植物, 如玉米, 對抗生素也具有相應(yīng)的解毒機制[57]。同樣的, 用于污染修復(fù)的植物--香根草對抗生素也具有潛在的解毒途徑, 對目標(biāo)抗生素表現(xiàn)出了較強的耐受性[43]。但是植物對抗生素的耐受性具有一定的耐受范圍, 即使是對抗生素具有解毒機制的玉米, 當(dāng)生長環(huán)境中的磺胺嘧啶濃度較高時, 也會引起玉米的死亡[40]。同時, 抗生素在植物體內(nèi)的降解產(chǎn)物也可能會對植物修復(fù)抗生素的效率產(chǎn)生一定的抑制作用。Gujarathi等人發(fā)現(xiàn)向日葵、大聚藻和大薸雖然對四環(huán)素和氧四環(huán)素均具有較好的吸附效果, 但是這些植物對抗生素的去除效率是隨著植物生長環(huán)境中相關(guān)抗生素濃度的增加而降低的, 他們認為可能的原因是抗生素的降解產(chǎn)物會以根系分泌物的形式排出植物體外, 從而抑制植物對剩下抗生素的吸收能力[36-37]。然而, 環(huán)境中的抗生素及其降解產(chǎn)物對用于修復(fù)的植物的毒性效應(yīng)和相關(guān)的解毒機制還未得到解釋, 有必要加強這一方面的研究。

(3)根系微生物對抗生素的降解

在利用植物修復(fù)抗生素污染的過程中, 通過植物直接吸收和富集(包括吸附量)抗生素的量較整個修復(fù)系統(tǒng)對抗生素的修復(fù)量往往是非常少的, 甚至可以忽略不計; 而對抗生素修復(fù)量做出最大貢獻的是植物根系分泌物和相關(guān)微生物對抗生素的降解作用[58]。植物既可以通過其生長過程中根系分泌的大量有機酸和氨基酸等分泌物, 在體外將抗生素降解為毒性更小甚至是無害的小分子物質(zhì); 也可以通過相關(guān)的根系分泌物和泌氧等生物過程, 為根系微生物提供更加適宜的生存環(huán)境促進其生長繁殖, 從而提高微生物對抗生素的降解能力[59-62]。Hoang等人利用鹵蕨、紅樹修復(fù)喹諾酮類抗生素(環(huán)丙沙星和諾氟沙星)污染的土壤也發(fā)現(xiàn), 修復(fù)過程主要是通過植物驅(qū)動根系微生物對目標(biāo)抗生素進行降解, 且修復(fù)效率高達到97%以上[44]。另外, 陳軍等人通過對濕地植物修復(fù)磺胺類抗生素污染水體的研究發(fā)現(xiàn), 根際微生物對磺胺類抗生素去除的貢獻量高達90.2%—92.2%, 而水解(7.63%—8.95%)和植物吸收(0.05%—0.17%)兩個途徑僅為輔助去除途徑[53]。同時, 該團隊發(fā)現(xiàn), 對喹諾酮類抗生素(環(huán)丙沙星和諾氟沙星)污染的水體, 單純的光降解和生物降解效率都非常低, 而結(jié)合植物修復(fù)(金魚藻和香根草)則可以顯著提高污水中抗生素污染的修復(fù)效率[41]。因此, 根際環(huán)境與根際微生物是植物修復(fù)抗生素污染的基礎(chǔ), 二者相互補充, 相互促進, 最終達到抗生素的高效修復(fù)。植物根際環(huán)境是一個極其復(fù)雜的微環(huán)境, 涉及到植物修復(fù)抗生素的多個過程, 且相關(guān)的科學(xué)問題一直懸而未決。例如, 如何識別直接降解抗生素的目標(biāo)功能微生物？在抗生素脅迫下根際微生物的種群豐度和多樣性變化？植物根系與根際微生物間的相互影響機制？

4 植物修復(fù)抗生素污染的研究展望

綜上所述, 利用植物進行抗生素污染原位修復(fù)或可成為抗生素污染問題的一個綠色解決方案。雖然國內(nèi)外已有不少利用植物修復(fù)抗生素的研究, 但相關(guān)的機理問題尚未解釋清楚。關(guān)于植物修復(fù)抗生素污染的未來研究方向, 需要宏觀和微觀兩個方向同時發(fā)展。宏觀方面, 主要有以下3點內(nèi)容值得關(guān)注: (1)進行高效修復(fù)抗生素的植物的篩選; (2)通過相關(guān)實驗得到最佳抗生素處理效果的修復(fù)條件, 包括水體修復(fù)和土壤修復(fù)等; (3)進行中試、大試實驗, 驗證植物修復(fù)抗生素污染的可行性。而微觀方面, 則需要重點解決以下7個問題: (1)植物對抗生素的吸附過程對植物修復(fù)抗生素效率的影響機制？(2)抗生素進入植物體的途徑(主動運輸和被動運輸(蒸騰作用和離子擴散)對抗生素進入植物體內(nèi)的貢獻量)？抗生素又是通過何種生物大分子的協(xié)同作用進入植物體內(nèi)？抗生素進入植物體之后運輸方式(質(zhì)外體運輸和共質(zhì)體運輸)？(3)抗生素進入植物體內(nèi)后的累積過程和降解過程？降解產(chǎn)物是否會影響植物修復(fù)效率？(4)植物在抗生素脅迫下的生物大分子響應(yīng)機制(包括毒性效應(yīng)和解毒機制)？(5)植物根系分泌物和微生物種群豐度、多樣性對抗生素的去除、降解作用及其機理？以及抗生素、植物和微生物間的相互影響機制？(6)影響植物修復(fù)抗生素效率的關(guān)鍵環(huán)境因子？(7)內(nèi)生菌是植物吸收有機污染物后降解轉(zhuǎn)化等代謝活動的主要參與者, 抗生素脅迫下植物內(nèi)生菌的群落響機制？如何識別關(guān)鍵功能內(nèi)生菌并揭示其降解機理？

[1] STOKSTAD E, JUKES T H. Further observations on the "animal protein factor"[J]. Experimental Biology & Medicine, 1950, 73(3): 523–528.

[2] SINGER R S, FINCH R, WEGENER H C, et al. Antibiotic resistance-the interplay between antibiotic use in animals and human beings[J]. The Lancet Infectious Diseases, 2003, 3(1): 47–51.

[3] MARTINEZ J L. Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic resistance determinants[J]. Environmental Pollution, 2009, 157(11): 2893–2902.

[4] KIRCHHELLE C. Pharming animals: a global history of antibiotics in food production (1935-2017)[M]. Palgrave Communications, 2018.

[5] OWENS B. Pharmaceuticals in the environment[M]. Springer Berlin Heidelberg, 2015.

[6] ZHU Yongguan, JOHNSON T A, SU Jianqiang, et al. Diverse and abundant antibiotic resistance genes in Chinese swine farms[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2013, 110(9): 3435–3440.

[7] ZHANG Qianqian, YING Guangguo, PAN Changgui, et al. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China: source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance[J]. Environ-mental Science & Technology, 2015, 49(11): 6772–6782.

[8] ZHOU Lijun, YING Guangguo, LIU Shan, et al. Occurrence and fate of eleven classes of antibiotics in two typical wastewater treatment plants in South China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 452: 365–376.

[9] GOLET E M, ALDER A C, GIGER W. Environmental exposure and risk assessment of fluoroquinolone antibacterial agents in wastewater and river water of the Glatt Valley Watershed, Switzerland[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(17): 3645–3651.

[10] CHEE-SANFORD, J C, MACKIE, R I, KOIKE, S, et al. Fate and transport of antibiotic residues and antibiotic resistance genes following land application of manure waste[J]. Journal of Environmental Quality, 2009, 38(3): 1086–1108.

[11] HU, Xiangang, ZHOU Qixing, LUO Yi. Occurrence and source analysis of typical veterinary antibiotics in manure, soil, vegetables and groundwater from organic vegetable bases, northern China[J]. Environmental Pollution, 2010, 158(9): 2992–2998.

[12] RODRIGUEZ-MOZAZ S, CHAMORRO S, MARTI E, et al. Occurrence of antibiotics and antibiotic resistance genes in hospital and urban wastewaters and their impact on the receiving river[J]. Water Research, 2015, 69: 234–242.

[13] CHEN Jun, LIU Yousheng, ZHANG Jinna, et al. Removal of antibiotics from piggery wastewater by biological aerated filter system: treatment efficiency and biodegra-dation kinetics[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 70–77.

[14] HAWKER DW. Evaluation of food chain transfer of the antibiotic oxytetracycline and human risk assessment[J]. Chemosphere, 2013, 93(6): 1009–1014.

[15] ZHAO Jianliang, LIU Yousheng, LIU Wangrong, et al. Tissue-specific bioaccumulation of human and veterinary antibiotics in bile, plasma, liver and muscle tissues of wild fish from a highly urbanized region[J]. Environmental Pollution, 2015, 198: 15–24.

[16] CHEN Hui, LIU Shan, XU Xiangrong, et al. Tissue distribution, bioaccumulation characteristics and health risk of antibiotics in cultured fish from a typical aquaculture area[J]. Journal of Hazardous Materials, 2018, 343: 140– 148.

[17] Klein E Y, VAN BOECKEL T P, MARTINEZ E M, et al. Global increase and geographic convergence in antibiotic consumption between 2000 and 2015[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2018, 115(15): E3463– E3470.

[18] HE Liangying, YING Guangguo, LIU Yousheng, et al. Discharge of swine wastes risks water quality and food safety: Antibiotics and antibiotic resistance genes from swine sources to the receiving environments[J]. Environ-ment International, 2016, 92: 210–219.

[19] SUSARLA S, MEDINA V F, MCCUTCHEON S C. Phytoremediation: an ecological solution to organic chemical contamination[J]. Ecological Engineering, 2002, 18(5): 647–658.

[20] CHANEY R. Plant uptake of inorganic waste[M]. Land Treatment of Hazardous Wastes, 1983.

[21] LIU Xiang, LI Xiaozun, CHERMAINE O N G S, et al. Progress of phytoremediation: focus on new plant and molecular mechanism[J]. Journal of Plant Biology & Soil Health, 2013, 1(1): 5–9.

[22] CHANG Y Y, CORAPCIOGLU. Plant-enhanced subsurface bioremediation of nonvolatile hydrocarbons[J]. Journal of Environmental Engineering, 1998, 124(2): 162–169.

[23] 韋朝陽, 陳同斌. 重金屬超富集植物及植物修復(fù)技術(shù)研究進展[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2001, 21(7): 1196–1203.

[24] 周東美, 郝秀珍, 薛艷等. 污染土壤的修復(fù)技術(shù)研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2004, 13(2): 234–242.

[25] 周啟星, 宋玉芳. 植物修復(fù)的技術(shù)內(nèi)涵及展望[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報, 2001, 1(3): 48–53.

[26] 黃盼盼, 周啟星, 董璐璽. 抗生素對土壤環(huán)境的污染與植物修復(fù)的研究與展望[J]. 科技信息, 2010, 11X: 379– 380.

[27] HU Hao, ZHOU Qi, LI Xiang, et al. Phytoremediation of anaerobically digested swine wastewater contaminated by oxytetracycline via: Nutrient removal, growth characteristics and degradation pathways[J]. Bioresource Technology, 2019, 291: 121853.

[28] 榮婧. 水生植物對水中磺胺嘧啶和左炔諾孕酮去除機理研究[D]. 重慶: 重慶大學(xué), 2011.

[29] 陳小潔, 李鳳玉, 郝雅賓. 兩種水生植物對抗生素污染水體的修復(fù)作用[J]. 亞熱帶植物科學(xué), 2012, 41(4): 1–7.

[30] 朱亞杰, 倫小文, 何希等. 4種水生植物對5種養(yǎng)殖禁用漁藥的植物修復(fù)能力[J]. 沈陽藥科大學(xué)學(xué)報, 2017, 34(11): 1006–1012.

[31] 張圣新, 羅盼盼, 鮑恩東等. 4種葉菜對強力霉素的吸收與富集特征[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2018, 34(5): 1066–1071.

[32] 周紹均, 馮發(fā)青. 4種花卉對過期諾氟沙星膠囊污染土壤和水體的修復(fù)效果[J]. 貴州農(nóng)業(yè)科學(xué), 2019, 47(9): 114– 117.

[33] 周品成, 劉希強, 康興生等.4種水生植物對獸用抗生素去除效果比較[J].華南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2019, 40(6): 67–73.

[34] 朱利明. 苦草((Lour.)Hara)對水體磺胺的去除機理研究[D]. 上海: 上海海洋大學(xué), 2020.

[35] FORNI C, CASCONE A, FIORI M, et al. Sulphadi-methoxine andLam.: a model for drug remediation[J]. Water Research, 2002, 36(13): 3398–3403.

[36] GUJARATHI N P, HANEY B J, PARK H J, et al. Hairy roots of: a model system to study phytoremediation of tetracycline and oxytetracycline[J]. Biotechnology Progress, 2005, 21(3): 775–780.

[37] GUJARATHI N P, HANEY B J, LINDEN J C, et al. Phytoremediation potential ofandto modify antibiotic growth promoters, tetracycline, and oxytetracycline, in aqueous wastewater systems[J]. International Journal of Phytoremediation, 2005, 7(2): 99–112.

[38] CARYALHO P N, BASTO M C P, ALMEIDA C M R, et al. Potential offor the removal of veterinary pharmaceuticals from aquatic media[J]. Bioresource Technology, 2012, 116: 497–501.

[39] MICHELINI L, MEGGIO F, ROCCA N L, et al. Accumulation and effects of sulfadimethoxine inL. plants: a preliminary study to phytoremediation purposes[J]. International Journal of Phytoremediation, 2012, 14(4): 388–402.

[40] MICHELINI L, REICHEL R, WERNER W, et al. Sulfadiazine uptake and effects onL. andL. plants[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2012, 223(8): 5243–5257.

[41] HOANG T T T, TU L T C, LE N P, et al. Fate of fluoroquinolone antibiotics in Vietnamese coastal wetland ecosystem[J]. Wetlands Ecology and Management, 2012, 20(5): 399–408.

[42] LIU Lin, LIU Yuhong, LIU Chaoxiang, et al. Potential effect and accumulation of veterinary antibiotics inunder hydroponic conditions[J]. Ecological Engineering, 2013, 53: 138–143.

[43] DATTA R, DAS P, SMITH S, et al. Phytoremediation potential of vetiver grass [(L.)] for tetracycline[J]. International Journal of Phytoreme-diation, 2013, 15(4): 343–351.

[44] HOANG T T T, TU L T C, LE N P, et al. A preliminary study on the phytoremediation of antibiotic contaminated sediment[J]. International Journal of Phytoremediation, 2013, 15(1): 65–76.

[45] MAKHIJANI M, GAHLAWAT S, CHAUHAN K, et al. Phytoremediation potential offor tetracycline[J]. International Journal of Genetic Engineering and Biotechnology, 2014, 5(2): 153–160.

[46] LI Xuewen, YANG Xiwei, WANG Ning, et al. Potential ofto remove tetracycline antibiotics from aquatic media[J]. International Journal of Phytoremediation, 2015, 17(9): 895–899.

[47] GAHLAWAT S, GAUBA P. Phytoremediation of aspirin and tetracycline by[J]. International Journal of Phytoremediation, 2016, 18(9): 929–935.

[48] GUO Xuan, LIU Mingming, ZHONG Hua, et al. Potential offor phytoremediation of water contaminated with tetracycline antibiotics and copper[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 270: 110867.

[49] ROCHA D, ROCHA C, KOCHI L, et al. Capacity of erythromycin phytoremediation by differential aquatic macrophytes[C]//The 1st International Electronic Conference on Plant Science session Phytochemistry and Bioreme-diation, 2020.

[50]YAN Yan, PENGMAO Yangzang, XU Xiaoguang, et al. Migration of antibiotic ciprofloxacin during phytoreme-diation of contaminated water and identification of transfor-mation products[J]. Aquatic Toxicology, 2020, 219: 105374.

[51] PANJA S, SARKAR D, DATTA R. Removal of antibiotics and nutrients by Vetiver grass () from secondary wastewater effluent[J]. International Journal of Phytoremediation, 2020, 22(7): 764–773.

[52] LI Xuhui, ZHU Weigang, MENG Gengjian, et al. Phytoremediation of alkaline soils co-contaminated with cadmium and tetracycline antibiotics using the ornamental hyperaccumulatorsL. andL.[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27: 14175–14183.

[53] CHEN Jun, LIU Shuangshuang, HE Luxi, et al. The fate of sulfonamides in the process of phytoremediation in hydroponics[J]. Water Research, 2021, 198: 117145.

[54] YAO Li, ZHANG Jianrong, WU Yuhang, et al. Review on antibiotic pollution and phytoremediation in coastal wetland[J]. DEStech Transactions on Environment, Energy and Earth Sciences, 2017, doi: 10.12783/dteees/ ese2017/14358.

[55] 湯貝貝, 張振華, 盧信等. 養(yǎng)殖廢水中抗生素的植物修復(fù)研究進展[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2017, 33(1): 224–232.

[56] SCHNOOR J L, LICHT L A, MCCUTCHEON S C, et al. Phytoremediation of organic and nutrient contaminants[J]. Environmental Science & Technology, 1995, 29(7): 318– 323.

[57] FARKAS M H, BERRY J O, AGA D S. Chlortetracycline detoxification in maize via induction of glutathione S-transferases after antibiotic exposure[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(4): 1450–1456.

[58] CHEN Jun, YING Guangguo, WEI Xiaodong, et al. Removal of antibiotics and antibiotic resistance genes from domestic sewage by constructed wetlands: effect of flow configuration and plant species[J]. Science of the Total Environment, 2016, 571: 974–982.

[59] GUNTHER T, DORNBERGER U FRITSCHE W. Effects of ryegrass on biodegradation of hydrocarbons in soil[J]. Chemosphere, 1996, 33(2): 203–215.

[60] 夏會龍, 吳良歡, 陶勤南. 有機污染環(huán)境的植物修復(fù)研究進展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2003, 14(3): 457–460.

[61] 何艷, 徐建民, 李兆君. 有機污染物根際脅迫及根際修復(fù)研究進展[J]. 土壤通報, 2004, 35(5): 658–662.

[62] LI Jibing, LUO Chunling, ZHANG Dayi, et al. Diversity of the active phenanthrene degraders in PAH-polluted soil is shaped by ryegrass rhizosphere and root exudates[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2019, 128: 100–110.

Progress on application of phytoremediation in antibiotic pollution control

HUANG Weijie1, LIU Xuezhi1, TANG Hongliang1, WANG Yijie1, CHEN Jun1,*

Guangdong Provincial Engineering Technology Research Center for Life and Health of River&Lake, Key Laboratory of the Pearl River Estuary Regulation and Protection of Ministry of Water Resources,Pearl River Water Resources Research Institute, Pearl River Water Resources Commission of the Ministry of Water Resources, Guangzhou 510611, China

The environmental pollution of antibiotics is becoming more and more serious. How to effectively treat the water and soil polluted by antibiotics in situ has become an urgent problem. Phytoremediation is a green and in-situ remediation technology with the advantages of low treatment cost, controllable secondary pollution, easy to follow-up treatment, no damage to soil and river ecological environment, which has been proved to be one of the treatment technologies for antibiotic pollution control. This paper reviews the studies on the application of antibiotic phytoremediation. The removal efficiencies and their possible remediation mechanisms of antibiotic phytoremediation were mainly discussed.Afterwards, a prospect was proposed in the field ofantibiotic phytoremediation in the future study.

antibiotics; phytoremediation; in-situ remediation; pollution control; remediation mechanisms

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.01.025

黃偉杰, 劉學(xué)智, 唐紅亮, 汪義杰, 陳軍. 植物修復(fù)在抗生素污染治理中的應(yīng)用研究進展[J]. 生態(tài)科學(xué), 2022, 41(1): 222–229.

HUANG Weijie, WANG Yijie, CHEN Jun. Progress on application of phytoremediation in antibiotic pollution control[J]. Ecological Science, 2022, 41(1): 222–229.

S157.2

A

1008-8873(2022)01-222-08

2021-05-08;

2021-06-19

國家自然科學(xué)基金項目(41807453); 廣東省自然科學(xué)基金項目(2018A0303130152)

黃偉杰(1978—), 男, 湖北孝感人, 碩士, 高級工程師, 主要從事水利科學(xué)與水生態(tài)修復(fù), E-mail: 307132122@qq.com

陳軍, 男, 江西上饒人, 博士, 高級工程師, 主要從水污染處理技術(shù), E-mail: 304153927@qq.com