土壤抗生素和重金屬復(fù)合污染環(huán)境歸趨及相互作用的研究進(jìn)展*

周長瑞 劉金河 黃 凱 鄭宇娜 劉 鵬 林匡飛#

(1.華東理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,上海 200237;2.上海市新金橋環(huán)保公司,上海 201201)

抗生素被人類廣泛應(yīng)用于治療疾病和各類感染。2013年中國抗生素年使用量高達(dá)16.2萬t,其中獸用抗生素占總使用量的52%[1]。另外,有些金屬元素可作為飼料添加劑應(yīng)用于畜禽養(yǎng)殖[2]695。研究表明,Cu和Zn作為飼料添加劑具有促進(jìn)動(dòng)物體骨骼強(qiáng)壯、調(diào)節(jié)免疫機(jī)能和畜禽代謝過程等作用[3]996,但這也導(dǎo)致重金屬在畜禽糞便中殘留[2]695。據(jù)統(tǒng)計(jì),我國年均畜禽糞便產(chǎn)量超30億t[4]。當(dāng)前我國正努力實(shí)現(xiàn)化肥零增長的目標(biāo),畜禽糞便源有機(jī)肥含有豐富的有機(jī)物質(zhì)和養(yǎng)分,可提高土壤肥力,并為植物的生長和發(fā)育提供營養(yǎng)物質(zhì)。有機(jī)肥可代替部分化肥,這有利于促進(jìn)土壤健康和土壤生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展[5]。然而,未被動(dòng)物體吸收利用的重金屬和抗生素通過糞尿排出體外,進(jìn)入土壤環(huán)境中,使得土壤污染更為復(fù)雜[3]996,這對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生潛在威脅,并可能通過食物鏈危害人體健康。因此,重金屬和抗生素在土壤中的環(huán)境歸趨和潛在風(fēng)險(xiǎn)不容忽視。

重金屬和抗生素會(huì)發(fā)生相互作用,這勢(shì)必影響各自的環(huán)境行為和毒理效應(yīng)[6],[7]11576,[8]。此外,土壤微生物是地球生物化學(xué)循環(huán)的重要參與者和貢獻(xiàn)者。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn),抗生素對(duì)土壤微生物表現(xiàn)出低劑量促進(jìn)和高劑量抑制作用,且在重金屬存在情況下,兩者的共同污染表現(xiàn)出協(xié)同、拮抗和加和效應(yīng)[9]47,[10]900,[11]3。近年來,關(guān)于重金屬和抗生素在土壤環(huán)境中的環(huán)境行為和毒理效應(yīng)的相關(guān)研究越來越多。本研究旨在通過文獻(xiàn)調(diào)研,對(duì)畜禽糞便及其土壤重金屬和抗生素殘留特征,以及重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境(包括對(duì)土壤植物、動(dòng)物、微生物及土壤生態(tài)過程等)的影響進(jìn)行論述,對(duì)重金屬和抗生素復(fù)合污染在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化特征和相互作用的研究進(jìn)行總結(jié),并對(duì)今后研究重點(diǎn)和方向提出建議和展望,為深入開展土壤重金屬和抗生素復(fù)合污染相關(guān)研究提供參考。

1 畜禽糞便和土壤中抗生素與重金屬的來源與污染現(xiàn)狀

重金屬污染已受到全球關(guān)注[12],中國第一次全國土壤污染調(diào)查顯示,我國正面臨嚴(yán)峻的土壤重金屬污染[13]。Meta分析表明,中國土壤重金屬空間分布呈現(xiàn)出東南高西北低的趨勢(shì)[14]3041。土壤自身含有重金屬,但其背景值一般較低。重金屬進(jìn)入土壤中的途徑包括施肥、污水灌溉、工業(yè)污水排放和大氣沉降等[15]1695,[16-17]。重金屬在土壤和畜禽糞便中的含量因地區(qū)而異(見表1),這可能與當(dāng)?shù)氐酿B(yǎng)殖管理模式和政府監(jiān)管密切相關(guān)。糞便有機(jī)肥中重金屬含量在很大程度上決定了農(nóng)田土壤中重金屬累積的情況,且表現(xiàn)為有機(jī)肥中重金屬含量越高,土壤中重金屬積累越嚴(yán)重[24]。SHI等[15]1695研究發(fā)現(xiàn)水稻土壤總量Cu和Zn與豬糞施用量呈顯著正相關(guān),并在時(shí)間尺度上呈現(xiàn)逐年增加的趨勢(shì)。施肥量和施肥時(shí)間是影響畜禽糞便源重金屬在農(nóng)田土壤中累積的重要因素。此外,重金屬污染在電子拆解場(chǎng)地及其周邊土壤中比農(nóng)村郊區(qū)較高。鄭宇娜等[25]調(diào)查發(fā)現(xiàn)臺(tái)州電子拆解場(chǎng)地及周邊土壤Cd和Cu污染程度遠(yuǎn)高于郊區(qū)土壤。HUANG等[14]3041研究發(fā)現(xiàn)水稻和菜地土壤Cd、Hg、Pb、Cu和Zn的含量均高于其他耕作方式。哥倫比亞北部西努河流域農(nóng)業(yè)土壤調(diào)查顯示,Cu、Ni、Pb、Cd、Hg和Zn的平均質(zhì)量濃度分別為1 149、661、0.071、0.040、0.159、1 365 mg/kg,均超過世界平均水平和該區(qū)域土壤背景值,這主要是上游礦區(qū)開采和灌溉所致[26]。以上研究表明,土壤重金屬污染程度與土地用途和人類活動(dòng)密切相關(guān)。

抗生素是一類通過微生物代謝自然合成或工業(yè)人工合成的有機(jī)物質(zhì),廣泛應(yīng)用于養(yǎng)殖業(yè)和醫(yī)療[27]。根據(jù)其用途抗生素可分為兩類[28],一類是農(nóng)用抗生素,包括飼料添加劑、畜禽養(yǎng)殖與水產(chǎn)養(yǎng)殖等用于治療和預(yù)防疾病的抗生素;另一類是醫(yī)用抗生素,主要存在于醫(yī)院污水、家庭污水、醫(yī)藥企業(yè)污水等污水中?，F(xiàn)有污水處理技術(shù)無法完全去除抗生素[29]112。因此,無論是否處理,只要進(jìn)行排放,均可能導(dǎo)致抗生素在土壤中殘留。動(dòng)物攝入的多種類抗生素約60%～90%以原藥或代謝產(chǎn)物的形式排出體外[30]。PAN等[2]695調(diào)查表明豬糞中四環(huán)素類抗生素高達(dá)764.4 mg/kg。表2歸納了不同地區(qū)畜禽糞便和土壤中抗生素的類型和殘留特征?？股胤N類大致包括四環(huán)素類、磺胺類、喹諾酮類和大環(huán)內(nèi)酯類等[29]113。畜禽糞便中抗生素的質(zhì)量濃度基本為mg/kg水平,而土壤中大多為μg/kg水平,個(gè)別可達(dá)到mg/kg水平?？傮w上,畜禽糞便中抗生素的殘留量遠(yuǎn)大于土壤。

2 重金屬和抗生素復(fù)合污染的遷移和轉(zhuǎn)化

2.1 吸附-解吸

吸附-解吸是污染物在土壤環(huán)境中重要的物理化學(xué)過程[40]299,[41]2。土壤顆粒比表面積較大,存在大量的有機(jī)物質(zhì)及其官能團(tuán),能夠吸附重金屬和抗生素,這決定了重金屬和抗生素在土壤中的再分配情況。重金屬和抗生素在土壤中的吸附是削減其毒性效應(yīng)的重要過程之一?？股卦谕寥乐械奈綇?qiáng)度受其種類的影響。研究表明,土壤對(duì)不同種類抗生素吸附作用強(qiáng)弱順序表現(xiàn)為:四環(huán)素類>氟喹諾酮類>大環(huán)內(nèi)脂類>氨基苷類>β-內(nèi)酰胺類>磺胺類[42]2573。

表1 畜禽糞便和土壤中重金屬的污染水平Table 1 The concentrations of heavy metals in animal manures and soils

表2 畜禽糞便和土壤中抗生素的污染水平1)Table 2 The concentrations of antibiotics in animal manures and soils

土壤對(duì)抗生素和重金屬的吸附-解吸受土壤有機(jī)質(zhì)、礦物組成、表面電荷、pH和溫度等因素影響[40]301,[41]2。有機(jī)質(zhì)組分和黏粒礦物是抗生素和重金屬在土壤中的主要吸附位點(diǎn)。研究表明,土壤對(duì)抗生素的吸附量與土壤黏粒含量密切相關(guān),土壤有機(jī)質(zhì)和氧化鐵含量與抗生素吸附量呈正相關(guān)[43]2572。土壤表面的電荷性質(zhì)影響著重金屬離子在膠體表面的吸附-解吸行為,它是影響土壤吸附-解吸重金屬最根本的因素之一,且恒定電荷土壤對(duì)重金屬的吸附強(qiáng)度大于可變電荷土壤[44]。此外,土壤pH可通過改變抗生素和土壤的電荷狀態(tài)對(duì)吸附產(chǎn)生顯著影響。GUO等[43]2576研究發(fā)現(xiàn)土壤對(duì)泰樂菌素的吸附能力隨pH的增加而降低,但也有研究表明pH升高則會(huì)抑制OTC在褐土上的吸附[45]。這些不一致的結(jié)果可能是土壤類型和抗生素種類不同所致。因此,應(yīng)加強(qiáng)不同種類抗生素在不同類型土壤中的吸附行為及機(jī)理研究。

2.2 淋溶和遷移

污染物的形態(tài)是影響其在土壤中遷移轉(zhuǎn)化的重要因素之一[7]11577。環(huán)境中高濃度的有效態(tài)污染物易發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化,被植物根系吸收轉(zhuǎn)運(yùn),遷移到深層土壤及淋溶至地下水。重金屬和抗生素在土壤中的遷移受其在土壤中的吸附-解吸過程影響。土壤等環(huán)境介質(zhì)與抗生素的結(jié)合能力越強(qiáng),抗生素遷移能力越差?？股剡w移速度也受土壤性質(zhì)影響。研究發(fā)現(xiàn),泰樂菌素在砂質(zhì)土壤中的遷移速率大于黏壤質(zhì)土壤。重金屬和抗生素能夠向土壤深層遷移。SMT在土壤中易遷移和淋溶,其移動(dòng)性受土壤pH影響,在非中性土壤中移動(dòng)性增強(qiáng),這容易對(duì)地表水和地下水造成潛在風(fēng)險(xiǎn)[46]。潘霞等[18]研究發(fā)現(xiàn)施用有機(jī)糞肥后,蔬菜地0～40 cm深度土壤全量Cu和Zn隨著土層深度增加而降低,但在茶園土壤中隨著土層深度增加而增加。因此,土地利用方式也是影響重金屬遷移的因素之一。

2.3 生物降解和轉(zhuǎn)化

2.3.1 抗生素的降解

抗生素在土壤中的降解主要包括生物降解和非生物降解[42]2573。生物降解是抗生素降解的主要方式,被生物降解的抗生素可轉(zhuǎn)化為生物體的組成部分,或最終轉(zhuǎn)化為無毒或毒性較小的無機(jī)或有機(jī)小分子?？股卦谕寥乐械纳锝到馀c其化學(xué)特征(pH、吸附性、水溶性等)、環(huán)境條件(溫度、土壤類型、有機(jī)質(zhì)等)和濃度等有關(guān)[39]。生物降解主要有植物降解和微生物降解兩種方式[41]2,植物降解包括3種機(jī)制:(1)植物直接吸收抗生素后轉(zhuǎn)移或分解;(2)植物釋放分泌物質(zhì)或特定酶降解抗生素;(3)植物促進(jìn)根際微生物對(duì)抗生素的吸收或轉(zhuǎn)化利用。微生物對(duì)抗生素的降解有兩種形式[41]2:一種是生長代謝,微生物把抗生素作為唯一碳源,為其提供能量。另一種是共代謝,抗生素并非唯一碳源和能源,微生物依靠其他物質(zhì)獲取能源降解抗生素。

2.3.2 重金屬的轉(zhuǎn)化

重金屬在土壤中可發(fā)生吸附-解吸、沉淀溶解和氧化還原等一系列物理化學(xué)和生物過程[40]299。微生物細(xì)胞膜表面和胞外聚合物含有多種官能團(tuán),能夠吸附土壤中的重金屬,而且微生物能夠產(chǎn)生相關(guān)催化酶,重金屬離子在催化酶的作用下發(fā)生氧化還原反應(yīng),使得部分重金屬能夠向低毒性的形態(tài)轉(zhuǎn)化,或轉(zhuǎn)化為難溶性的金屬化合物,被固定在土壤中。部分重金屬(As、Hg、Se)可揮發(fā)進(jìn)入大氣,在一定條件下,各形態(tài)之間相互轉(zhuǎn)化,其中甲基化是其揮發(fā)的主要過程,且甲基化過程與微生物密切相關(guān)。

2.4 重金屬和抗生素在土壤中相互作用

土壤是復(fù)雜的環(huán)境介質(zhì)體系,包括金屬氧化物、有機(jī)質(zhì)、黏土礦物和生物體等,土壤是多種污染物質(zhì)的歸宿。進(jìn)入土壤的抗生素和重金屬易被吸附[47],土壤中重金屬和抗生素之間,以及與土壤中的其他物質(zhì)之間常常發(fā)生復(fù)雜的相互作用。包括絡(luò)合作用、離子交換作用、陽離子-π相互作用、吸附位點(diǎn)競爭等,這將改變兩種污染物在土壤中的生物有效性,從而影響兩者在土壤中的環(huán)境行為和生態(tài)毒性[48]。

重金屬和抗生素的絡(luò)合作用會(huì)影響它們?cè)谕寥乐械奈胶瓦w移。已有研究表明,重金屬和抗生素可發(fā)生絡(luò)合作用,重金屬會(huì)促進(jìn)或抑制土壤對(duì)抗生素的吸附作用。ZHAO等[49]研究發(fā)現(xiàn),TC與Cd、Cu和Pb均能發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),這3種重金屬與TC的絡(luò)合能力強(qiáng)弱順序表現(xiàn)為Cu>Pb>Cd,不同pH條件下,重金屬和抗生素相互作用對(duì)各自在土壤上的吸附作用影響不同。JIA等[50]研究結(jié)果表明,pH<5時(shí),TC促進(jìn)Cu在土壤中的吸附,這是由于兩者形成的TC-Cu絡(luò)合物帶正電荷,與Cu自身相比,更容易被土壤吸附;然而,pH>7時(shí),TC降低了土壤對(duì)Cu的吸附作用,這是因?yàn)閮烧咝纬傻慕j(luò)合物具有可溶性,土壤對(duì)其吸附能力降低,但在pH<4.7的條件下,由于對(duì)Cu的吸附使土壤帶正電荷,TC在土壤上的吸附減少。而在pH為3.0～5.5時(shí),諾氟沙星(NFX)的存在抑制了胡敏酸對(duì)Cu的吸附作用[51]。由此可見,土壤酸堿環(huán)境是影響重金屬和抗生素發(fā)生絡(luò)合作用,從而改變吸附能力大小的重要因素。此外,重金屬含量也會(huì)影響抗生素在土壤中的吸附,張步迪等[52]研究表明,當(dāng)Cd為10 mg/kg時(shí)促進(jìn)土壤吸附SDZ;但Cd為1、300 mg/kg時(shí),抑制了SDZ在土壤上的吸附;Cd為100 mg/kg時(shí),不會(huì)影響土壤對(duì)SDZ的吸附作用。類似的研究表明,土壤強(qiáng)烈吸附Cd時(shí),Cd對(duì)四環(huán)素類抗生素在土壤中的吸附無影響[53]。但BANSAL[54]研究發(fā)現(xiàn)Cd增強(qiáng)了TC在土壤上吸附-解吸的滯后效應(yīng),并且土壤中TC、Cu和Cd共存使得Cd的吸附解吸滯后效應(yīng)高于單獨(dú)Cd。

重金屬和抗生素在土壤中的相互作用機(jī)理因金屬和抗生素種類不同而存在差異。TANG等[7]11578通過研究SMT與Cd和Pb之間的絡(luò)合作用機(jī)理發(fā)現(xiàn),Cd與SMT的絡(luò)合能力高于Pb,且中性條件下的親和力強(qiáng)于酸性環(huán)境,中性條件下,SMT與重金屬通過共價(jià)鍵的形式絡(luò)合,核磁共振結(jié)果表明絡(luò)合點(diǎn)位于嘧啶環(huán)上的N原子和連接嘧啶環(huán)上的—NH—,而在酸性環(huán)境中,重金屬與SMT相互作用機(jī)理主要為陽離子-π鍵作用。PEI等[55]發(fā)現(xiàn),靜電競爭作用下,Cu抑制了磺胺噻唑在土壤中的吸附。Cu和Zn與OTC的相互作用降低了OTC在土壤中的吸附,主要原因是陽離子的競爭吸附作用。離子交互作用是抗生素與黏土礦物發(fā)生吸附作用的主要機(jī)理,金屬(Ca、Mg等)陽離子與抗生素發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)后,會(huì)進(jìn)一步影響抗生素與黏土礦物的相互作用。

抗生素和重金屬在土壤中相互作用影響各自的環(huán)境行為,但是不同的環(huán)境介質(zhì)條件下,相互作用結(jié)果不同,可通過檢測(cè)方法(如核磁共振、同步輻射)研究抗生素和重金屬在土壤中的相互作用機(jī)理。準(zhǔn)確探究兩者相互作用對(duì)各自環(huán)境行為有何影響是值得關(guān)注的問題,重金屬和抗生素形成的絡(luò)合物可能具有更大的生態(tài)毒性,尤其是對(duì)土壤微生物。然而,目前對(duì)于重金屬和抗生素形成的絡(luò)合物的生態(tài)毒性研究較少,未來有待于深入研究。

3 重金屬和抗生素復(fù)合污染在土壤中的毒理效應(yīng)

3.1 重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤微生物的毒理效應(yīng)

微生物在土壤物質(zhì)循環(huán)過程中具有重要作用?？股睾椭亟饘僭谕寥乐袣埩魰?huì)影響微生物活性、群落結(jié)構(gòu)和多樣性[41]2,[56]。研究表明,隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長,低濃度Cu和SDZ處理中土壤微生物活性(脫氫酶、熒光素二乙酸酯水解酶、基礎(chǔ)呼吸和代謝活性)逐漸恢復(fù),但是兩者在高濃度條件下對(duì)土壤微生物活性產(chǎn)生持續(xù)性的抑制效應(yīng)[9]46?；前芳谆悙哼?SMX)與Cu的相互作用增強(qiáng)了SMX對(duì)土壤微生物生物量、結(jié)構(gòu)組成以及酶功能產(chǎn)生的負(fù)面影響[57]。研究發(fā)現(xiàn)重金屬和抗生素復(fù)合污染影響了土壤微生物結(jié)構(gòu)和功能的多樣性,XU等[9]44利用磷脂脂肪酸法和MicroRespTM測(cè)定土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性,通過Cu與SDZ單一及其復(fù)合培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi),Cu和SDZ抑制了土壤細(xì)菌、放線菌和總土壤微生物量,3類微生物對(duì)污染的敏感順序?yàn)榧?xì)菌>放線菌>真菌。WANG等[10]901研究Cd和NFX復(fù)合污染對(duì)微土壤微生物影響的實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),隨著濃度增加,復(fù)合污染對(duì)土壤微生物的抑制作用也增強(qiáng),并且復(fù)合污染對(duì)土壤微生物毒性大于單一污染,3類微生物對(duì)Cd和NFX的敏感順序響應(yīng)與XU等[9]50的研究結(jié)果一致。ENR和Cu復(fù)合污染對(duì)土壤微生物種群毒性更強(qiáng)[58],KONG等[59]也發(fā)現(xiàn)隨著OTC或Cu濃度的增加,土壤微生物功能多樣性、均勻度和香農(nóng)指數(shù)顯著降低。這說明當(dāng)兩種污染物共同存在時(shí),對(duì)土壤微生物群落具有明顯的負(fù)面影響[60]。

3.2 重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)植物的毒理效應(yīng)

抗生素和重金屬復(fù)合污染對(duì)植物的毒理效應(yīng)因重金屬、抗生素種類與濃度,植物種類不同而不同。Cu和磺胺類抗生素SDZ復(fù)合污染對(duì)小麥幼苗的毒性大于單一污染,兩者誘導(dǎo)小麥活性氧的積累,對(duì)小麥幼苗產(chǎn)生氧化脅迫,使得小麥幼苗丙二醛含量和3種抗氧化酶(超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)、過氧化氫酶(CAT))活性升高,但SDZ增強(qiáng)了Cu對(duì)小麥幼苗的毒性效應(yīng)[61]。SMT和Cd復(fù)合能夠顯著抑制小白菜的生長,然而,SMT減緩了Cd對(duì)小白菜的毒害作用[62],SMT和Cd對(duì)植物生長的影響因濃度比例不同表現(xiàn)出拮抗效應(yīng)和協(xié)同效應(yīng)。植物通過水運(yùn)輸和被動(dòng)運(yùn)輸方式吸收抗生素,抗生素在蔬菜各部位中含量分布表現(xiàn)為:葉>莖>根[63]。

3.3 重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤動(dòng)物的毒理效應(yīng)

重金屬和抗生素對(duì)土壤動(dòng)物的毒性主要表現(xiàn)在影響其生長、繁殖、生理和基因表達(dá)。研究發(fā)現(xiàn)ENR促進(jìn)赤子愛勝蚓的Cd累積速率和生物累積量。在低濃度ENR與Cd共存條件下,Cd對(duì)蚯蚓的毒性增強(qiáng),表現(xiàn)為對(duì)蚯蚓的種群和繁殖產(chǎn)生影響,但不影響Cd誘導(dǎo)促進(jìn)蚯蚓體內(nèi)金屬硫蛋白的增加[64]。在生理和分子水平上,相關(guān)研究表明阿散酸對(duì)赤子愛勝蚓體腔細(xì)胞脫氧核糖核酸(DNA)無明顯損傷,但喹乙醇和OTC均能引起一定程度的損傷,這3種抗生素在高濃度(分別為500、500、125 mg/L)條件下才會(huì)顯著干擾赤子愛勝蚓體內(nèi)的SOD和纖維素酶的活性。BAGUER等[65]研究OTC和泰樂菌素對(duì)蚯蚓、跳蟲和線蚓的影響發(fā)現(xiàn),兩者對(duì)3種動(dòng)物的毒性均較低,半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)均超過2 000 mg/kg。

3.4 重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤酶活性的影響

抗生素與重金屬的類型和濃度、土壤酶的類型以及抗生素與重金屬之間的交互作用等均影響污染物對(duì)土壤酶活性的毒性作用。研究表明抗生素對(duì)土壤中酶活性有抑制作用[66]。OTC與Cu復(fù)合污染對(duì)蔗糖酶活性的抑制作用明顯大于SMT和ENR與Cu的復(fù)合污染。抑制作用具有劑量依賴效應(yīng),與土壤中無OTC相比,當(dāng)土壤中OTC為10 mg/kg時(shí),堿性磷酸酶活性降低41.3%,而當(dāng)OTC達(dá)到30 mg/kg時(shí),堿性磷酸酶活性降低了80.8%[67]。OTC和Pb單一及復(fù)合污染對(duì)土壤中蔗糖酶和堿性磷酸酶的影響表現(xiàn)為:OTC+Pb>OTC>Pb[68]。

3.5 重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤關(guān)鍵過程的影響

重金屬和抗生素復(fù)合污染物通過影響土壤功能微生物群落結(jié)構(gòu)和多樣性,以及相關(guān)的土壤酶活性間接影響土壤過程,進(jìn)而影響土壤元素地球化學(xué)循環(huán)過程[40]302。重金屬和抗生素在土壤中殘留對(duì)土壤主要過程(硝化作用、植物吸收礦質(zhì)元素等)產(chǎn)生影響[11]3,OTC和氯四環(huán)素影響了菜豆生長及其對(duì)Ca、K和Mg元素的吸收,從而導(dǎo)致重量和品質(zhì)降低[69]。而對(duì)于功能微生物的影響,相關(guān)研究表明ENR和Cd的單一和聯(lián)合作用抑制了土壤氨氧化細(xì)菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)的氨單加氧酶amoA基因豐度,抑制作用隨著濃度的增加而增強(qiáng)[10]904,聯(lián)合作用毒性強(qiáng)于單獨(dú)污染處理的毒性。土壤中泰樂菌素為37 mg/kg時(shí),土壤中氮的礦化作用減少[70]。NIMENYA等[71]研究發(fā)現(xiàn),施用含有抗生素的雞糞并未影響土壤硝化作用。然而,磺胺類藥物殘留會(huì)刺激土壤的硝化作用和氨化作用[72],這些不一致的研究結(jié)果可能是實(shí)驗(yàn)條件、土壤類型和抗生素種類不同所致。

目前,大多數(shù)研究主要關(guān)注于單一重金屬或抗生素污染,對(duì)于重金屬和抗生素復(fù)合污染在土壤中的研究也主要集中在急性模擬實(shí)驗(yàn),暴露時(shí)間較短。此外,大多數(shù)研究中抗生素添加濃度一般在mg/kg水平,但土壤環(huán)境中抗生素濃度較低,且存在時(shí)間較長,實(shí)際環(huán)境更加復(fù)雜。因此,亟需加強(qiáng)長期和低劑量脅迫下重金屬和抗生素復(fù)合污染的毒理效應(yīng)研究。

4 結(jié)語和展望

(1) 盡管已開展重金屬和抗生素復(fù)合污染對(duì)土壤-植物系統(tǒng)的毒性效應(yīng)研究,但缺乏長期低劑量以及在自然環(huán)境條件下的生態(tài)毒理效應(yīng)研究,缺乏環(huán)境因子對(duì)重金屬和抗生素復(fù)合污染生態(tài)毒性的影響的研究。另外,抗生素的降解產(chǎn)物及其與重金屬形成的絡(luò)合物的毒性效應(yīng)可能更強(qiáng),有必要開展抗生素降解產(chǎn)物、絡(luò)合物、重金屬單一與復(fù)合污染在土壤中的環(huán)境行為與毒理效應(yīng)研究。

(2) 新型污染物(包括微塑料、新型溴系阻燃劑、藥品和個(gè)人護(hù)理品等)進(jìn)入土壤后,可與重金屬和抗生素發(fā)生相互作用。它們可能與重金屬和抗生素形成更復(fù)雜的復(fù)合污染,未來需開展關(guān)于新型污染物如何影響重金屬和抗生素復(fù)合污染在土壤中的歸趨和環(huán)境效應(yīng)的研究。

(3) 重金屬誘導(dǎo)土壤微生物群落對(duì)抗生素產(chǎn)生抗性,并改變抗性基因的多樣性和可移動(dòng)性。因此,應(yīng)深入研究重金屬脅迫下抗生素如何影響抗生素抗性基因在環(huán)境中的行為和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),以及探索抗性基因在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)(糞肥-土壤-植物)中的擴(kuò)散特征和消減措施。