河北省典型設施菜地土壤抗生素積累變化分析

摘要：為明確河北地區(qū)典型設施菜地土壤中抗生素的污染現狀和積累變化規(guī)律，本研究選取石家莊藁城、張家口崇禮和衡水武邑三地中連續(xù)耕種1～20 a不等的共計61個蔬菜大棚土壤，檢測并分析了其抗生素殘留特征。結果表明：三地設施菜地土壤中抗生素均有檢出，其中以藁城地區(qū)土壤中抗生素殘留量最高，這與其長期施加有機肥有關。抗生素總殘留量范圍為3.97～342 μg·kg-1，其中90.2%的土樣中抗生素總殘留量未超過100 μg·kg-1。三地均存在四環(huán)素類抗生素殘留量較高，喹諾酮類次之，磺胺類較低的現象。檢出的4類共24種抗生素的殘留組成具有區(qū)域差異性，藁城、崇禮、武邑地區(qū)殘留量最高的分別是土霉素（26.7 μg·kg-1）、諾氟沙星（5.09 μg·kg-1）、強力霉素（9.92 μg·kg-1）。隨著種植年限增加，僅藁城地區(qū)抗生素殘留量顯著上升，長期種植和施肥行為會導致厚壁菌門、放線菌門、變形菌門微生物豐度的上升。

關鍵詞：抗生素；設施土壤；殘留特征；種植年限

中圖分類號：X53 文獻標志碼：A 文章編號：1672-2043（2025）03-0654-11 doi：10.11654/jaes.2024-0506

隨著社會的發(fā)展和人口的增長，我國蔬菜的需求量不斷增加，種植面積增長迅速。2021年，全國設施種植面積達到266.7 萬hm2，其中設施蔬菜面積占80%以上，居世界首位[1]。設施菜地因具有封閉性、可控性、缺少雨水淋洗、復種指數高和持續(xù)施肥且施肥量大等特點，污染物更易在土壤中積累；并且設施栽培蔬菜多在冬春反季節(jié)進行，形成了高溫、弱光、高濕的人工小氣候環(huán)境，土壤理化性質、土壤微生物種群數量和結構等都與露地土壤有顯著差異[2]。此外，設施菜地長期施用含有大量抗生素殘留的畜禽糞便和由畜禽糞便堆制的有機肥，導致土壤中抗生素的積累和污染[3-5]。土壤中的抗生素殘留一方面會造成化學污染，因其廣譜抑菌性而改變微生物群落結構和多樣性，干擾土壤生態(tài)系統；另一方面，抗生素的殘留會誘導土壤中抗性細菌和抗生素抗性基因（ARGs）的增殖擴散，對人類健康產生嚴重威脅，因此及時掌握設施菜地土壤中抗生素的殘留現狀十分必要。

長期的耕作與施肥會給土壤的理化性質、養(yǎng)分含量以及污染物的殘留帶來極大影響。研究發(fā)現，種植年限的延長會直接降低土壤pH 值并提高土壤有機碳、有效磷、速效鉀、微生物生物量碳的含量[6-7]，并且長期種植行為會改變土壤微生物群落結構及多樣性[8-9]，導致潛在的致病菌屬豐度增加[10]。此外，長期的種植和施肥可能導致土壤團聚體穩(wěn)定性上升[11-12]，不利于土壤中抗生素的降解，并可能促進ARGs的傳播[13]。目前種植年限對土壤中抗生素殘留特征的影響以及抗生素殘留和種植年限對土壤微生物群落的綜合影響尚不明確，還需要深入研究。

為此，本研究選取河北省三地的典型設施菜地土壤為研究對象進行系統采樣，分析不同地區(qū)不同種植年限土壤中抗生素的組成、分布和土壤微生物群落結構，并對其影響因素進行初步探討，以期為土壤抗生素污染防控和治理提供數據基礎和理論依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集和研究區(qū)信息統計

2020年7—9月，在河北省三地（石家莊藁城、張家口崇禮和衡水武邑）共采集農田土壤樣品61份，其中設施蔬菜大棚土壤58份，露天對照土壤3份，所選大棚種植年限為1～20 a。具體采樣信息如表1所示。采用預先清洗過的不銹鋼鏟采集0～20 cm表層土壤，每個棚室取樣21點混合為一個土樣。所取土樣在低溫環(huán)境下運至實驗室，混合均勻，取3 g 左右鮮樣置于-20 ℃冰箱保存，用于測定土壤微生物多樣性；另取20 g左右土樣進行冷凍干燥，研磨過60目篩（0.25mm）后，待測土壤理化性質和抗生素含量。

土壤pH 值測定：稱取1.0 g干土，加入0.01 mol·L-1 的CaCl2 溶液10 mL，充分振蕩30 min，靜置1 h 后使用pH計測定上清液pH值。總有機碳（TOC）含量測定：稱取1.0 g干土于50 mL的離心管中，加入足量的4 mol·L-1 HCl，振蕩12 h（180 r·min-1）去除土壤中的無機碳，離心去除上清液，超純水洗滌3～4次，渦旋混勻，離心去除上清液，取沉淀烘干或者自然風干，使用TOC測定儀測定土壤中TOC的含量。

1.2 土壤中抗生素的提取

土壤樣品中抗生素的提取和凈化在前人研究的基礎上進行了一些修改[14]，即：取1.0 g凍干土壤于50mL離心管中，分別加入0.40 g乙二胺四乙酸二鈉鹽、10 mL 乙腈和10 mL 磷酸鹽緩沖液，渦旋振蕩8 min（2 500 r·min-1），10 000 r·min-1離心10 min，將上清液轉移至梨形瓶。重復1次上述提取和分離步驟，合并兩次上清液。將上清液置于旋轉蒸發(fā)儀（40 ℃）中蒸發(fā)至20 mL左右，過0.45 μm尼龍濾膜，加入蒸餾水稀釋至80 mL，并用甲酸調節(jié)pH至4左右。所得提取液用PEP-2固相萃取小柱（500 mg，6 mL，博納艾杰爾科技有限公司，天津）凈化。過柱前，PEP-2柱用6.0 mL甲醇和6.0 mL蒸餾水活化。過柱后，用10 mL甲醇洗脫。最后，在低溫下用高純氮氣將洗脫液吹至1.0 mL以下，用甲醇水（1∶1，V/V）復溶，過0.22 μm尼龍濾膜后轉移至進樣小瓶，-20 ℃冰箱保存待上機檢測。

1.3 抗生素的測定

根據已有報道和研究區(qū)抗生素類藥物使用情況，選取四環(huán)素類抗生素（TCs）、喹諾酮類抗生素（QNs）、磺胺類抗生素（SAs）和大環(huán)內酯類抗生素（MLs）4類共計24種抗生素進行分析，所選抗生素見表2。

抗生素的濃度采用液相色譜-串聯質譜法（LCMS/MS，SCIEX QTRAP?4500，美國）測定。實驗使用的色譜柱為Acquity UPLC BEH C18色譜柱（100 mm×2.1 mm，1.7 μm，Waters，美國），實驗條件設置流速為0.40 mL·min-1，柱溫為40 ℃，進樣量為10 μL。流動相A為0.1%甲酸-水溶液，流動相B為甲醇，采用梯度洗脫程序。使用電噴霧離子源（ESI+）對分析物進行電離，并用多反應監(jiān)測（MRM）模式進行分析。ESI條件如下：離子源1和2的氣壓均為334.7 kPa，氣簾氣壓力為206.8 kPa，碰撞氣為Medium（中級），噴霧氣壓力334.7 kPa，輔助加熱氣壓力334.7 kPa，離子源溫度為550 ℃。

1.4 質量控制和質量分析

采用外標法定量。以濃度為0.1、1.0、5.0、10、20、50、80、100 μg·kg-1的8個標準溶液建立相應的標準曲線，以決定系數（R2）均大于0.999 判定數據可信。在測樣的同時設置回收率實驗組，同時選擇一個樣品測定重復。結果表明，土壤中所有抗生素的加標回收率范圍為40%～115%，相對標準偏差（RSD）lt;20%，3個地區(qū)土壤樣品的回收率無顯著差異。檢測方法的檢出限以3 倍的信噪比計為可信，檢出限的范圍為0.01～0.50 μg·kg-1。實驗過程中設置程序空白，本文中的數據均為扣除程序空白的結果。

1.5 細菌分析

采用高通量測序法測定細菌群落組成，測序方法如下：（1）DNA 提取。使用Power soil DNA 試劑盒（Mobio，美國），按照說明書方法提取待測土壤的DNA。然后用1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測提取DNA的純度和濃度。（2）PCR擴增。細菌的擴增引物為338F（ACTCCTACGGGAGGCAGCAG）、806R（GGACTACH?VGGGTWTCTAATPCR）。PCR 所用的材料和儀器包括TransGen AP221-02：TransStart Fastpfu DNA 多聚酶和ABI GeneAmp? 9700。所有PCR 反應在30μL反應體系中進行，體系包括15 μL Phusion?高保真PCR反應混合液（New England Bio labs）、0.2 μmol 正向和反向引物、10 ng模板DNA。熱循環(huán)程序開始于98 ℃持續(xù)1 min的初始變性步驟，以確保模板DNA完全變性。接下來進行30 個循環(huán)，每個循環(huán)依次為：98 ℃持續(xù)10 s，使雙鏈DNA 分離成單鏈；50 ℃退火30 s，引物與單鏈DNA 模板結合；72 ℃延伸30 s，在DNA 聚合酶的作用下，引物被延伸，合成新的DNA鏈。最后，在72 ℃持續(xù)5 min進行最終延伸，確保所有新合成的DNA鏈完全延伸。每個樣品3個重復，將同一樣品的PCR產物混合，用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測，PCR產物用AxyPrepDNA凝膠回收試劑盒（AXYGEN）回收，Tris_HCl洗脫，2%瓊脂糖電泳檢測。（3）熒光定量。參照電泳初步定量結果，采用QuantiFluor?-ST藍色熒光定量系統（Promega 公司）對PCR 產物進行檢測和定量，然后根據每個樣品的測序體積要求進行相應比例的混合。

1.6 數據分析

采用SPSS Statistics 25.0軟件對不同處理組土壤中四環(huán)素類抗生素、土壤pH值、TOC、微生物豐度進行單因素方差分析（ANOVA），選用鄧肯假定等方差檢驗進行多重比較；采用Origin 2023軟件進行圖形繪制；微生物數據依托美吉生物云平臺分析，采用Uparse（version 7.0.1090）軟件進行生物信息統計分析，采用RDP classifier（version 2.13）貝葉斯算法對97%相似水平的OTU（Operational Taxonomic Units）代表序列進行分類學分析，用R語言工具繪圖；采用QIIME（version 1.9.1）軟件進行細菌群落的豐富度（Chao1指數）、多樣性（Shannon指數）和多級物種差異判別分析（LEfSe）；采用Canoco 5（version 2013）軟件進行冗余分析（RDA）圖繪制。

2 結果與分析

2.1 典型設施菜地土壤中抗生素的殘留特征

2.1.1 土壤中抗生素的總殘留量

河北三地抗生素總含量數據分布如圖1 所示。可以看出，研究區(qū)各樣點抗生素檢出率為100%，總殘留量范圍為6.19～354 μg·kg-1，各樣點數據之間變異系數為148%。藁城地區(qū)土壤中的抗生素總殘留量顯著高于其他兩地（Plt;0.05），殘留量范圍為12.1～126μg·kg-1，平均殘留量為47.9 μg·kg-1，變異系數為62.1%。崇禮地區(qū)土樣中抗生素總殘留量普遍較低，范圍為7.94～45.7 μg·kg-1，平均殘留量為12.0 μg·kg-1，變異系數為72.9%。武邑地區(qū)除一個樣點超高外，其余樣點抗生素總殘留范圍為3.97～31.6 μg·kg-1，平均殘留量為13.9 μg·kg-1，變異系數為45.4%。經統計，90.2% 的土樣中抗生素總殘留量均未超過100μg·kg-1?？傮w而言，抗生素在研究地區(qū)內被廣泛且普遍檢測到，但整體殘留量較低，且各樣點抗生素殘留量存在較大差異。

2.1.2 各類抗生素在土壤中的殘留情況

對三地四類抗生素的殘留量進行統計（表3），結果表明TCs和QNs在各地檢出率均為100%。TCs在藁城地區(qū)的殘留量最高（平均殘留量為37.8 μg·kg-1），其次是武邑和崇禮（平均殘留量分別是17.9μg·kg-1和2.56 μg·kg-1）。QNs在三地中殘留量相當，平均殘留量分別是9.95 μg·kg-1（武邑）、9.36 μg·kg-1（藁城）和8.75 μg·kg-1（崇禮），其中崇禮地區(qū)QNs殘留量要高于TCs。SAs檢出率和平均殘留量在三地中均最低，最高殘留為0.060 2 μg·kg-1（藁城）。MLs在三地的檢出率高于80%，最高殘留量為6.37 μg·kg-1（武邑）。在本研究檢測的24種抗生素中，9種抗生素的綜合檢出率高于90%，分別是四環(huán)素類的TC、OTC、CTC、DC 和喹諾酮類的NOR、ENR、PER、OFL、DANO。其他抗生素中綜合檢出率高于60% 的還有磺胺類的ST 和大環(huán)內酯類的TMS。篩選15 種檢出率較高的抗生素，分析其在三地樣本中的分布（圖2）。結果顯示，三地殘留量最高的TCs 種類各不相同。藁城殘留量最高的TCs 是OTC（平均殘留量為26.7 μg·kg-1），崇禮地區(qū)為CTC（平均殘留量為1.42μg·kg-1），武邑地區(qū)則是DC 殘留量最高（平均殘留量為9.92 μg·kg-1）。QNs 在三地中殘留量最高的均是NOR 和DANO，最高殘留量可以達到33.1 μg·kg-1（崇禮，NOR）。SAs 和MLs 在三地土壤中殘留量均較低，最高平均殘留量為0.927 μg·kg-1（武邑，TMS）?？傮w來說，TCs 在藁城設施菜地土壤中的殘留量顯著高于其他抗生素在各地的殘留量；各地中殘留量最高的抗生素種類均不相同，抗生素的殘留組成具有差異性。

2.2 土壤中抗生素的積累變化情況

對不同種植年限設施土壤中抗生素總殘留量進行差異性分析，結果顯示（圖3），20 a棚內土壤抗生素總殘留量顯著高于低齡棚內土壤（Plt;0.05）?？股貧埩袅侩S種植年限變化的擬合結果顯示，三地中抗生素殘留量和種植年限均呈現了正相關關系，其中以藁城地區(qū)最顯著。

對三地不同種植年限間土壤中四大類抗生素的殘留數據進行統計分析（圖4A至圖4C），結果顯示，三地中僅有藁城地區(qū)土壤中TCs的殘留量隨著種植年限的增加出現了顯著的上升（Plt;0.05）。對藁城地區(qū)土壤中4種TCs（TC、OTC、CTC、DC）的殘留量分別進行不同年限間的對比（圖4D），發(fā)現OTC始終為殘留量最高的TCs，且20 a 棚內OTC 殘留量相比于低齡棚內殘留量增長極顯著（Plt;0.01）。隨著種植年限的增長，TC 和CTC 的殘留量也顯著上升（Plt;0.05）DC平均殘留量普遍高于TC和CTC，但DC的殘留量在不同年限間并無顯著差異。由此可見，TCs 是土壤中抗生素殘留量隨種植年限增長的主要因素，其中，OTC 含量的逐年增長是藁城抗生素總殘留量升高的主要原因，另外TC 和CTC 的逐年積累也不可忽視。

2.3 抗生素殘留對土壤微生物的影響

2.3.1 微生物群落多樣性及其組成

選取抗生素殘留量最高的藁城地區(qū)樣品和普遍施加糞肥的武邑地區(qū)樣品，采用高通量測序法測定其細菌群落多樣性。使用Alpha 多樣性分析評估了兩地土壤樣本中微生物群落的豐富度和多樣性（圖5A和圖5B），發(fā)現藁城土壤微生物群落的豐富度和多樣性均普遍顯著高于武邑。Chao1指數顯示，藁城20 a棚內土壤的微生物群落豐富度顯著高于同地區(qū)8 a棚內土壤，但是在武邑地區(qū)，土壤微生物群落的豐富度和種植年限之間并無顯著關聯。Shannon指數分析結果顯示，同一地區(qū)不同種植年限間土壤微生物群落的多樣性均沒有顯著差異。對門水平上的物種組成進行分析發(fā)現（圖5C和圖5D），兩地豐度前5的物種組成均為厚壁菌門（Firmicutes）、放線菌門（Actinobacte?riota）、變形菌門（Proteobacteria）、綠彎菌門（Chloro?flexi）和酸桿菌門（Acidobacteriota）。對兩地的微生物組成進行LDA閾值為3的LEfSe分析，發(fā)現藁城地區(qū)變形菌門、放線菌門、藍菌門（Cyanobacteria）和硝化螺旋菌門（Nitrospirota）的整體豐度均顯著高于武邑地區(qū)（Plt;0.05），而綠彎菌門和鹽厭氧菌門（Halanaero?biaeota）的整體豐度則顯著低于武邑地區(qū)（Plt;0.05）。

2.3.2 土壤理化性質、抗生素殘留與微生物群落的相關性

為了探究不同種植年限設施土壤中微生物與抗生素殘留量及土壤理化性質間的相關性，選取兩地整體豐度前5的微生物門類與土壤pH值、TOC、6種抗生素殘留量（TC、OTC、CTC、DC、DANO、NOR）以及土壤中抗生素的總殘留量（ABXs）進行冗余分析（圖6）。藁城地區(qū)分析結果顯示，土壤pH值對微生物群落結構的影響最為顯著，其中pH值與酸桿菌門呈顯著的負相關關系（Plt;0.05），可見土壤酸性越高則酸桿菌門豐度越高；抗生素的總殘留量以及殘留水平較高的TC、OTC 對土壤微生物的影響都較小，而DANO 和NOR 對土壤微生物群落的影響較大。此外，棚外樣本均分布在第四象限，且隨著種植年限的增加，樣本分布逐漸向下，體現了設施種植方式及種植年限的增加均對土壤微生物群落結構產生了一定的影響。結合圖5C分析可知，設施種植行為導致了厚壁菌門的增殖和放線菌門的減少；在3個種植年限中，種植12a的設施土壤中放線菌門豐度最高。對武邑地區(qū)的RDA 分析發(fā)現，樣本點較為分散，土壤理化性質、抗生素殘留量與微生物群落的整體相關性較低，解釋度也較低（26.1%），可見武邑土壤整體狀態(tài)穩(wěn)定，種植行為和種植年限的增加未導致土壤抗生素殘留量和微生物群落組成發(fā)生顯著變化。

3 討論

相關研究表明，我國菜地土壤受到不同程度抗生素污染，總體呈現“北高南低，東高西低”的特征，殘留量范圍在4.59～2 101.4 μg·kg-1之間，平均殘留量達到了186.98 μg·kg-1[15]。本研究中90.2% 的土樣中抗生素總殘留量未超過100 μg·kg-1，整體抗生素平均總殘留量為37.0 μg·kg-1，可見本研究地區(qū)整體抗生素殘留量較低。

本研究區(qū)土壤中普遍存在四環(huán)素類抗生素殘留量較高，喹諾酮類次之，而磺胺類抗生素殘留量較低的現象，這與曾經對土壤中抗生素殘留情況的調查結果相吻合。例如在對滄州市5家典型養(yǎng)殖場附近土壤中抗生素的污染狀況調查中發(fā)現，四環(huán)素類、喹諾酮類和磺胺類抗生素的檢出量依次為28.1、9.22 μg·kg-1 和1.31 μg·kg-1[16]；在岷江上游養(yǎng)殖場附近土壤中，四環(huán)素類抗生素的殘留量遠高于磺胺類和喹諾酮類[17]；山東省某設施菜地土壤中檢出量最高的抗生素也是四環(huán)素類和喹諾酮類[18]。這種殘留狀況主要是由各類抗生素在畜禽養(yǎng)殖業(yè)中的使用情況和其性質差異所致。四環(huán)素類抗生素在土壤中的大量殘留，一方面因其廣譜性、價格低廉而被廣泛應用于飼料添加劑；另一方面，四環(huán)素類抗生素難以被機體完全吸收從而導致其隨畜禽糞便大量排出[19]。此外，四環(huán)素類抗生素在化學結構上具有較多的極性官能團，因而更容易在土壤環(huán)境中吸附殘留[15]。喹諾酮類抗生素在三地土壤中均有殘留，且殘留量相近，保持在4.09～40.2 μg·kg-1，這與其在動物疾病治療中的廣泛應用及其在土壤中較強的吸附能力直接相關[20]。對5 種不同的抗生素（四環(huán)素、磺胺二甲嘧啶、諾氟沙星、紅霉素和氯霉素）在農業(yè)土壤中好氧和厭氧條件下的吸附和降解能力的研究顯示，5種抗生素在土壤中的吸附強弱[吸附系數（Kd）]順序依次為四環(huán)素（1 093 L·kg-1）gt;諾氟沙星（591 L·kg-1）gt;紅霉素（130 L·kg-1）gt;氯霉素（2.5 L·kg-1）gt;磺胺二甲嘧啶（1.37 L·kg-1），這說明四環(huán)素類和喹諾酮類抗生素均容易吸附在土壤中，而磺胺類抗生素在土壤中的吸附最弱[21]，相對來說其在地下水環(huán)境中污染風險更高[22]。

三個地區(qū)設施土壤中抗生素殘留水平呈現顯著差異，這與各個地區(qū)的施肥情況密切相關。藁城地區(qū)抗生素殘留水平最高，這與其長期大量施用有機肥有關。武邑地區(qū)雖然長期施用大量糞肥，但其抗生素殘留量卻較低，推測原因與其大量施加的生物肥和菌肥有關。崇禮地區(qū)所選大棚主要施用水溶性化肥，基本不施有機肥，因此土壤中抗生素殘留量最低。根據市場宣傳，農業(yè)施加的商品有機肥是用動植物殘體和各種動物糞便經過高溫發(fā)酵后加工而成的一種商品肥料，因其具有潔凈性和完熟性被大量推廣。然而，近年來的許多研究表明，雖然部分抗生素在加工過程中發(fā)生吸附與降解，但商品有機肥中仍存在多種抗生素殘留[5，23-24]。據研究，在糞肥和商品化有機肥樣品中大量檢出四環(huán)素類抗生素及其代謝產物，含量范圍分別為130～1.18 × 105 μg · kg-1 和54.6～1.04 × 105 μg ·kg-1 [3]。并且我國商用有機肥中抗生素殘留以土霉素的檢出量和殘留量占比最高，這與本研究中藁城地區(qū)抗生素殘留現狀相吻合。傳統生物肥和菌肥主要包括固氮微生物菌肥、解磷微生物菌肥、解鉀微生物菌肥等，其可通過改善土壤微生物質量來促進作物發(fā)育，提高作物產量[25]，在提高酶活性和拮抗菌豐度方面均優(yōu)于有機肥[26]，是一種由有益微生物群落組成或由有益微生物群落發(fā)酵而成的綠色無污染生物性肥料。施加這類肥料可以改善土壤理化性質和土壤肥力，并優(yōu)化土壤微生物群落結構[27]，從而對抗生素的殘留做出響應。

長期種植和施肥行為可以通過改變抗生素殘留情況和土壤理化性質對微生物組成產生影響，并存在潛在的抗生素抗性基因（ARGs）增殖擴散風險。在已有對于種植年限和抗生素污染關系的研究中，苑學霞等[18]研究發(fā)現，在2、4、15 a棚內，土壤中抗生素總含量分別是棚外的2 倍以上，其中以15 a 棚的比例最高，且檢出量最高的也是四環(huán)素類和喹諾酮類。在王喜英等[8]的研究中，發(fā)現隨種植年限增加，土壤pH值和速效鉀含量呈逐漸下降趨勢，土壤有機碳呈現先增后減的趨勢。在本研究中，僅藁城地區(qū)的土壤抗生素殘留量隨種植年限增加顯著上升，其中四環(huán)素類抗生素土霉素的貢獻最顯著。種植年限與土壤pH和TOC均呈正相關關系。抗生素殘留量較高的藁城地區(qū)土壤中變形菌門、放線菌門整體豐度均顯著高于武邑地區(qū)（Plt;0.05），且設施種植行為導致了厚壁菌門的增殖，種植年限較高的土壤中，放線菌門、變形菌門豐度均較高。有大量研究表明，放線菌門是土壤中ARGs的主要宿主菌[4，28-32]，而綠彎菌門與ARGs去除密切相關[33]。此外，長期施肥行為會促進抗生素在土壤中的垂直和水平轉移[34]，ARGs殘留總量與種植年限存在顯著的正相關關系[35]，并且長期施肥的土壤中具有更豐富和更多樣化的ARGs[4，36]。有機肥的施加可能造成更高的ARGs殘留和傳播風險[37]，并表現出對土壤中四環(huán)素類抗生素抗性基因tetM、tetO、tetT 和tetX 基因的偏好[38]。綜上所述，藁城地區(qū)由于長期的種植施肥行為造成了微生物群落的改變，具有潛在的ARGs增殖和擴散的生態(tài)風險，值得深入追蹤研究。

4 結論

（1）河北三地設施菜地土壤中抗生素的殘留水平普遍較低，其中長期大量施用有機肥的藁城地區(qū)殘留量最高，長期施用糞肥和菌肥的武邑地區(qū)次之，施肥以水溶性化肥為主的崇禮地區(qū)抗生素殘留量最低。

（2）由于四環(huán)素類和喹諾酮類抗生素均容易吸附在土壤中，而磺胺類抗生素在土壤中的吸附最弱，三地均存在著四環(huán)素類抗生素殘留量較高，喹諾酮類次之，而磺胺類抗生素殘留量較低的現象。藁城設施菜地土壤中抗生素殘留以四環(huán)素類抗生素為主，其中土霉素和強力霉素貢獻較大。武邑地區(qū)和崇禮地區(qū)喹諾酮類抗生素的殘留量較高。

（3）由于長期施用有機肥，藁城地區(qū)土壤抗生素殘留量與種植年限呈顯著正相關關系，并且長期種植施肥行為造成藁城地區(qū)設施土壤中厚壁菌門、放線菌門、變形菌門豐度上升，存在著ARGs增殖擴散的潛在風險。

參考文獻：

[1] 農業(yè)農村部， 國家發(fā)展改革委， 財政部， 自然資源部. 全國現代設施

農業(yè)建設規(guī)劃（2023—2030 年）[R]. 北京：農業(yè)農村部， 2023.

Ministry of Agriculture and Rural Affairs， National Development and

Reform Commission， Ministry of Finance， Ministry of Natural

Resources. National modern facility agriculture construction plan

（2023—2030）[R]. Beijing：Ministry of Agriculture and Rural Affairs，

2023.

[2] LI J G， WAN X， LIU X X， et al. Changes in soil physical and chemical

characteristics in intensively cultivated greenhouse vegetable fields in

north China[J]. Soil and Tillage Research， 2019， 195：104366.

[3] WU D N， DAI S T， FENG H D， et al. Persistence and potential risks of

tetracyclines and their transformation products in two typical different

animal manure composting treatments[J]. Environmental Pollution，

2024， 341：122904.

[4] KUPPUSAMY S， VENKATESWARLU K， MEGHARAJ M， et al.

Contamination of long-term manure-fertilized Indian paddy soils with

veterinary antibiotics：impact on bacterial communities and antibiotics

resistance genes[J]. Applied Soil Ecology， 2023， 192：105106.

[5] HONG B， LI Q， LI J， et al. Spectrum of pharmaceutical residues in

commercial manure-based organic fertilizers from multi-provinces of

China mainland in relation to animal farming and possible

environmental risks of fertilization[J]. Science of the Total

Environment， 2023， 894：165029.

[6] 鄭銘潔， 余紅偉， 陳志良， 等. 地形部位與種植年限對紅壤果園土壤

性狀的影響[J]. 農學學報， 2023， 13（7）：48-55. ZHENG M J， YU H

W， CHEN Z L， et al. Effects of topographic positions and plantation

time on soil properties of hilly red soil orchards[J]. Journal of

Agricultural， 2023， 13（7）：48-55.

[7] 李嘉偉， 韓秀麗， 王夢迪， 等. 種植年限對設施葡萄園養(yǎng)分投入與土

壤理化性質的影響[J]. 北方園藝， 2023（22）：76-84. LI J W， HAN

X L， WANG， M D， et al. Effects of planting age on nutrient input and

soil physical and chemical properties in greenhous grape vine yards[J].

Northern Hortic， 2023（22）：76-84.

[8] 王喜英， 張露露， 李德燕， 等， 不同種植年限設施菜地黃壤微生物群

落演變特征[J]. 山東農業(yè)科學， 2024， 56（6）：65-74. WANG X Y，

ZHANG L L， LI D Y， et al. Evolution of microbial communities in

greenhouse yellow soil with different years of vegetable cultivation[J].

Shandong Agricultural Sciences， 2024， 56（6）：65-74.

[9] LI Y M， WANG X B， MA J G， et al. Effects of planting year of alfalfa

on rhizosphere bacterial structure and function[J]. Rhizosphere， 2024，

29：100839.

[10] 吳微微， 韓雪， 王繼朋， 等. 種植年限對枳殼根際微生物群落和土

壤性質的影響[J]. 土壤學報， 2024， 61（6）：1729-1740. WU W W，

HAN X， WANG J P， et al. Alterations with plantation years of Fructus

aurantii on rhizosphere microbiome and soil properties[J]. Acta

Pedologica Sinica， 2024， 61（6）：1729-1740.

[11] 劉佳林， 劉蔚漪， 趙秀婷， 等. 甜龍竹種植年限對土壤團聚體穩(wěn)定

性及有機質組分的影響[J] 世界竹藤通訊， 2024， 22（1）：30-38.

LIU J L， LIU W Y， ZHAO X T， et al. Effects of planting duration of

Dendrocalamus brandisii on soil aggregate stability and organic matter

coposition[J]. World Bamboo and Rattan， 2024， 22（1）：30-38.

[12] ZHANG Y， SHENGZHE E， WANG Y N， et al. Long-term manure

application enhances the stability of aggregates and aggregateassociated

carbon by regulating soil physicochemical characteristics

[J]. Catena， 2021， 203：105342.

[13] CHENG J H， TANG X Y， CUI J F. Distinct aggregate stratification of

antibiotic resistome in farmland soil with long-term manure

application[J]. Science of the Total Environment， 2022， 833：155088.

[14] ZHAO L X， PAN Z， SUN B L， et al. Responses of soil microbial

communities to concentration gradients of antibiotic residues in

typical greenhouse vegetable soils[J]. Science of the Total Environment，

2023， 855：158587.

[15] 王義佳， 鄒韻， 湯欣悅， 等. 菜地系統中抗生素污染特征及生態(tài)效

應研究進展[J]. 環(huán)境化學， 2024， 43（6）：1805-1819. WANG Y J，

ZOU Y， TANG X Y， et al. Research on the characteristics of

antibiotic pollution and ecological effects in vegetable field systems

[J]. Environmental Chemistry， 2024， 43（6）：1805-1819.

[16] 宋煒， 張敬軒， 馬曉斐， 等. 農村養(yǎng)殖場及其周邊土壤中抗生素殘

留與風險評估[J]. 河北省科學院學報， 2022， 39（6）：42-49. SONG

W， ZHANG J X， MA X F， et al. Determination and risk assessment of

antibiotics in rural farms and surrounding soils[J]. Journal of Hebei

Academy of Sciences， 2022， 39（6）：42-49.

[17]馬曉黎， 胡堯， 李懿， 等. 岷江上游養(yǎng)殖場土壤中抗生素殘留風險

評估[J]. 環(huán)境科學與技術， 2021， 44（7）：223-228. MA X L， HU Y，

LI Y， et al. Risk assessment of antibiotic residues in livestock farm

soil in Minjiang River valley[J]. Environmental Science amp; Technology，

2021， 44（7）：223-228.

[18]苑學霞， 方麗萍， 張?zhí)剑?等. 不同年限設施菜地土壤中重金屬和

抗生素污染特征[J]. 生態(tài)環(huán)境學報， 2020， 9（8）：1669-1674.

YUAN X X， FANG L P， ZHANG T P， et al. Characteristics of heavy

metals and antibiotics pollution in vegetable greenhouses after

different cultivating years[J]. Ecology and Environmental Sciences，

2020， 29（8）1669-1674.

[19] 陳晨， 李秀波， 王宏磊， 等. 土壤中抗生素多殘留污染現狀及前處

理方法研究進展[J]. 中國獸藥雜志， 2021， 55（12）：55-66. CHEN

C， LI X B， WANG H L， et al. Research progress on the status and

pre- treatment methods of antibiotic multi-residuecontamination in

soils[J]. Chinese Journal of Veterinary Drug， 2021， 55（12）：55-66.

[20] ZOU M Y， TIAN W J， ZHAO J， et al. Quinolone antibiotics in sewage

treatment plants with activated sludge treatment processes：a review on

source， concentration and removal[J]. Process Safety and Environmental

Protection， 2022， 160：116-129.

[21] PAN M， CHU L M. Adsorption and degradation of five selected

antibiotics in agricultural soil[J]. Science of the Total Environment，

2016， 545/546：48-56.

[22] OTTOSEN C F， BJERG P L， KüMMEL S， et al. Natural attenuation of

sulfonamides and metabolites in contaminated groundwater：review，

advantages and challenges of current documentation techniques

[J]. Water Research， 2024， 254：121416.

[23] 謝文鳳， 吳彤， 石岳驕， 等. 國內外有機肥標準對比及風險評價[J].

中國生態(tài)農業(yè)學報（中英文）， 2020， 28（12）：1958-1968. XIE W

F， WU T， SHI Y J， et al. Chinese and international organic

fertilizer standard comparison and risk assessment[J]. Chinese Journal

of Eco-Agriculture， 2020， 28（12）：1958-1968.

[24] 楊威， 狄彩霞， 李季， 等， 我國有機肥原料及商品有機肥中四環(huán)素

類抗生素的檢出率及含量[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學報， 2021， 27（9）：

1487 - 1495. YANG W， DI C X， LI J， et al. Detection rate and

concentration of tetracycline antibiotics in organic fertilizers raw

materials and commercial products in China[J]. Journal of Plant

Nutrition and Fertilizers， 2021， 27（9）：1487–1495.

[25] 張旭奇， 劉文鈺. 生物菌肥作用機制研究進展[J]. 現代農業(yè)科技，

2023（23）：163-169. ZHANG X Q， LIU W Y. Research progress on

the mechanism of biological bacterial fertilize[J]. Modern Agricultural

Science and Technology， 2023（23）：163-169.

[26] LI R， TAO R， LING N， et al. Chemical， organic and bio-fertilizer

management practices effect on soil physicochemical property and

antagonistic bacteria abundance of a cotton field：implications for soil

biological quality[J]. Soil and Tillage Research， 2017， 167：30-38.

[27] LIU H L， LI D， HUANG Y Y， et al. Addition of bacterial consortium

produced high-quality sugarcane bagasse compost as an

environmental-friendly fertilizer：optimizing arecanut （Areca

catechu L.） production， soil fertility and microbial community

structure[J]. Applied Soil Ecology， 2023， 188：104920.

[28] LIU Q， WEN X， LI X H， et al. Doxycycline induces the rebound of

three tetracycline resistance genes during maturation of laying hen

manure composting by increasing the abundance of potential host

bacteria[J]. Journal of Cleaner Production， 2023， 413：137516.

[29] QI Z， JIN S H， GUO X R， et al. Distribution and transmission of β-

lactamase resistance genes in meal-to-milk chain on dairy farm

[J]. Environmental Pollution， 2023， 331：121831.

[30] ZHANG H P， SHEN T T， TANG J， et al. Key taxa and mobilomemediated

responses co-reshape the soil antibiotic resistome under

dazomet fumigation stress[J]. Environment International， 2023， 182：

108318.

[31] ZHANG R R， GONG C P， LI J M， et al. Tracing the transfer

characteristics of antibiotic resistance genes from swine manure to

biogas residue and then to soil[J]. Science of the Total Environment，

2024， 912：169181.

[32] LUO L， ZHAO X， HU J， et al. The reduction of antibiotic resistance

genes in lettuce and soil amended with sewage sludge compost

[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering， 2024， 12（4）：

113290.

[33] SONG T T， ZHU C X， XUE S， et al. Comparative effects of different

antibiotics on antibiotic resistance during swine manure composting

[J]. Bioresource Technology， 2020， 315：123820.

[34] JIANG Y， ZHANG Y F， LIANG Y Y， et al. Migration of nanocolloidcarrying

antibiotics in paddy red soil during the organic fertilization

process[J]. Science of the Total Environment， 2024， 908：168204.

[35] 龔小雅， 宋建宇， 吳鳳芝. 我國不同利用方式土壤四環(huán)素類抗性基

因積累的研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報， 2023， 42（1）：87-100.

GONG X Y， SONG J Y， WU F Z. Study on the accumulation of

tetracycline resistance genes in soil with different utilization patterns

in China[J]. Journal of Agro-Environment Science， 2023， 42（1）：87-

100.

[36] LIN D， XU J Y， WANG L， et al. Long-term application of organic

fertilizer prompting the dispersal of antibiotic resistance genes and

their health risks in the soil plastisphere[J]. Environment International，

2024， 183：108431.

[37] XIE W Y， WANG Y T， YUAN J， et al. Prevalent and highly mobile

antibiotic resistance genes in commercial organic fertilizers[J].

Environment International， 2022， 162：107157.

[38] LI Q， DAI Q G， HU J， et al. Profiles of tetracycline resistance genes in

paddy soils with three different organic fertilizer applications[J].

Environmental Pollution， 2022， 306：119368.

（責任編輯：李丹）