土壤抗生素和重金属复合污染环境归趋及相互作用的研究进展*

周长瑞 刘金河 黄 凯 郑宇娜 刘 鹏 林匡飞#

(1.华东理工大学资源与环境工程学院,上海 200237;2.上海市新金桥环保公司,上海 201201)

抗生素被人类广泛应用于治疗疾病和各类感染。2013年中国抗生素年使用量高达16.2万t,其中兽用抗生素占总使用量的52%[1]。另外,有些金属元素可作为饲料添加剂应用于畜禽养殖[2]695。研究表明,Cu和Zn作为饲料添加剂具有促进动物体骨骼强壮、调节免疫机能和畜禽代谢过程等作用[3]996,但这也导致重金属在畜禽粪便中残留[2]695。据统计,我国年均畜禽粪便产量超30亿t[4]。当前我国正努力实现化肥零增长的目标,畜禽粪便源有机肥含有丰富的有机物质和养分,可提高土壤肥力,并为植物的生长和发育提供营养物质。有机肥可代替部分化肥,这有利于促进土壤健康和土壤生态系统可持续发展[5]。然而,未被动物体吸收利用的重金属和抗生素通过粪尿排出体外,进入土壤环境中,使得土壤污染更为复杂[3]996,这对土壤生态环境产生潜在威胁,并可能通过食物链危害人体健康。因此,重金属和抗生素在土壤中的环境归趋和潜在风险不容忽视。

重金属和抗生素会发生相互作用,这势必影响各自的环境行为和毒理效应[6],[7]11576,[8]。此外,土壤微生物是地球生物化学循环的重要参与者和贡献者。相关研究发现,抗生素对土壤微生物表现出低剂量促进和高剂量抑制作用,且在重金属存在情况下,两者的共同污染表现出协同、拮抗和加和效应[9]47,[10]900,[11]3。近年来,关于重金属和抗生素在土壤环境中的环境行为和毒理效应的相关研究越来越多。本研究旨在通过文献调研,对畜禽粪便及其土壤重金属和抗生素残留特征,以及重金属和抗生素复合污染对土壤生态环境(包括对土壤植物、动物、微生物及土壤生态过程等)的影响进行论述,对重金属和抗生素复合污染在土壤中的迁移转化特征和相互作用的研究进行总结,并对今后研究重点和方向提出建议和展望,为深入开展土壤重金属和抗生素复合污染相关研究提供参考。

1 畜禽粪便和土壤中抗生素与重金属的来源与污染现状

重金属污染已受到全球关注[12],中国第一次全国土壤污染调查显示,我国正面临严峻的土壤重金属污染[13]。Meta分析表明,中国土壤重金属空间分布呈现出东南高西北低的趋势[14]3041。土壤自身含有重金属,但其背景值一般较低。重金属进入土壤中的途径包括施肥、污水灌溉、工业污水排放和大气沉降等[15]1695,[16-17]。重金属在土壤和畜禽粪便中的含量因地区而异(见表1),这可能与当地的养殖管理模式和政府监管密切相关。粪便有机肥中重金属含量在很大程度上决定了农田土壤中重金属累积的情况,且表现为有机肥中重金属含量越高,土壤中重金属积累越严重[24]。SHI等[15]1695研究发现水稻土壤总量Cu和Zn与猪粪施用量呈显著正相关,并在时间尺度上呈现逐年增加的趋势。施肥量和施肥时间是影响畜禽粪便源重金属在农田土壤中累积的重要因素。此外,重金属污染在电子拆解场地及其周边土壤中比农村郊区较高。郑宇娜等[25]调查发现台州电子拆解场地及周边土壤Cd和Cu污染程度远高于郊区土壤。HUANG等[14]3041研究发现水稻和菜地土壤Cd、Hg、Pb、Cu和Zn的含量均高于其他耕作方式。哥伦比亚北部西努河流域农业土壤调查显示,Cu、Ni、Pb、Cd、Hg和Zn的平均质量浓度分别为1 149、661、0.071、0.040、0.159、1 365 mg/kg,均超过世界平均水平和该区域土壤背景值,这主要是上游矿区开采和灌溉所致[26]。以上研究表明,土壤重金属污染程度与土地用途和人类活动密切相关。

抗生素是一类通过微生物代谢自然合成或工业人工合成的有机物质,广泛应用于养殖业和医疗[27]。根据其用途抗生素可分为两类[28],一类是农用抗生素,包括饲料添加剂、畜禽养殖与水产养殖等用于治疗和预防疾病的抗生素;另一类是医用抗生素,主要存在于医院污水、家庭污水、医药企业污水等污水中。现有污水处理技术无法完全去除抗生素[29]112。因此,无论是否处理,只要进行排放,均可能导致抗生素在土壤中残留。动物摄入的多种类抗生素约60%～90%以原药或代谢产物的形式排出体外[30]。PAN等[2]695调查表明猪粪中四环素类抗生素高达764.4 mg/kg。表2归纳了不同地区畜禽粪便和土壤中抗生素的类型和残留特征。抗生素种类大致包括四环素类、磺胺类、喹诺酮类和大环内酯类等[29]113。畜禽粪便中抗生素的质量浓度基本为mg/kg水平,而土壤中大多为μg/kg水平,个别可达到mg/kg水平。总体上,畜禽粪便中抗生素的残留量远大于土壤。

2 重金属和抗生素复合污染的迁移和转化

2.1 吸附-解吸

吸附-解吸是污染物在土壤环境中重要的物理化学过程[40]299,[41]2。土壤颗粒比表面积较大,存在大量的有机物质及其官能团,能够吸附重金属和抗生素,这决定了重金属和抗生素在土壤中的再分配情况。重金属和抗生素在土壤中的吸附是削减其毒性效应的重要过程之一。抗生素在土壤中的吸附强度受其种类的影响。研究表明,土壤对不同种类抗生素吸附作用强弱顺序表现为:四环素类>氟喹诺酮类>大环内脂类>氨基苷类>β-内酰胺类>磺胺类[42]2573。

表1 畜禽粪便和土壤中重金属的污染水平Table 1 The concentrations of heavy metals in animal manures and soils

表2 畜禽粪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

土壤对抗生素和重金属的吸附-解吸受土壤有机质、矿物组成、表面电荷、pH和温度等因素影响[40]301,[41]2。有机质组分和黏粒矿物是抗生素和重金属在土壤中的主要吸附位点。研究表明,土壤对抗生素的吸附量与土壤黏粒含量密切相关,土壤有机质和氧化铁含量与抗生素吸附量呈正相关[43]2572。土壤表面的电荷性质影响着重金属离子在胶体表面的吸附-解吸行为,它是影响土壤吸附-解吸重金属最根本的因素之一,且恒定电荷土壤对重金属的吸附强度大于可变电荷土壤[44]。此外,土壤pH可通过改变抗生素和土壤的电荷状态对吸附产生显著影响。GUO等[43]2576研究发现土壤对泰乐菌素的吸附能力随pH的增加而降低,但也有研究表明pH升高则会抑制OTC在褐土上的吸附[45]。这些不一致的结果可能是土壤类型和抗生素种类不同所致。因此,应加强不同种类抗生素在不同类型土壤中的吸附行为及机理研究。

2.2 淋溶和迁移

污染物的形态是影响其在土壤中迁移转化的重要因素之一[7]11577。环境中高浓度的有效态污染物易发生迁移转化,被植物根系吸收转运,迁移到深层土壤及淋溶至地下水。重金属和抗生素在土壤中的迁移受其在土壤中的吸附-解吸过程影响。土壤等环境介质与抗生素的结合能力越强,抗生素迁移能力越差。抗生素迁移速度也受土壤性质影响。研究发现,泰乐菌素在砂质土壤中的迁移速率大于黏壤质土壤。重金属和抗生素能够向土壤深层迁移。SMT在土壤中易迁移和淋溶,其移动性受土壤pH影响,在非中性土壤中移动性增强,这容易对地表水和地下水造成潜在风险[46]。潘霞等[18]研究发现施用有机粪肥后,蔬菜地0～40 cm深度土壤全量Cu和Zn随着土层深度增加而降低,但在茶园土壤中随着土层深度增加而增加。因此,土地利用方式也是影响重金属迁移的因素之一。

2.3 生物降解和转化

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转化为生物体的组成部分,或最终转化为无毒或毒性较小的无机或有机小分子。抗生素在土壤中的生物降解与其化学特征(pH、吸附性、水溶性等)、环境条件(温度、土壤类型、有机质等)和浓度等有关[39]。生物降解主要有植物降解和微生物降解两种方式[41]2,植物降解包括3种机制:(1)植物直接吸收抗生素后转移或分解;(2)植物释放分泌物质或特定酶降解抗生素;(3)植物促进根际微生物对抗生素的吸收或转化利用。微生物对抗生素的降解有两种形式[41]2:一种是生长代谢,微生物把抗生素作为唯一碳源,为其提供能量。另一种是共代谢,抗生素并非唯一碳源和能源,微生物依靠其他物质获取能源降解抗生素。

2.3.2 重金属的转化

重金属在土壤中可发生吸附-解吸、沉淀溶解和氧化还原等一系列物理化学和生物过程[40]299。微生物细胞膜表面和胞外聚合物含有多种官能团,能够吸附土壤中的重金属,而且微生物能够产生相关催化酶,重金属离子在催化酶的作用下发生氧化还原反应,使得部分重金属能够向低毒性的形态转化,或转化为难溶性的金属化合物,被固定在土壤中。部分重金属(As、Hg、Se)可挥发进入大气,在一定条件下,各形态之间相互转化,其中甲基化是其挥发的主要过程,且甲基化过程与微生物密切相关。

2.4 重金属和抗生素在土壤中相互作用

土壤是复杂的环境介质体系,包括金属氧化物、有机质、黏土矿物和生物体等,土壤是多种污染物质的归宿。进入土壤的抗生素和重金属易被吸附[47],土壤中重金属和抗生素之间,以及与土壤中的其他物质之间常常发生复杂的相互作用。包括络合作用、离子交换作用、阳离子-π相互作用、吸附位点竞争等,这将改变两种污染物在土壤中的生物有效性,从而影响两者在土壤中的环境行为和生态毒性[48]。

重金属和抗生素的络合作用会影响它们在土壤中的吸附和迁移。已有研究表明,重金属和抗生素可发生络合作用,重金属会促进或抑制土壤对抗生素的吸附作用。ZHAO等[49]研究发现,TC与Cd、Cu和Pb均能发生络合反应,这3种重金属与TC的络合能力强弱顺序表现为Cu>Pb>Cd,不同pH条件下,重金属和抗生素相互作用对各自在土壤上的吸附作用影响不同。JIA等[50]研究结果表明,pH<5时,TC促进Cu在土壤中的吸附,这是由于两者形成的TC-Cu络合物带正电荷,与Cu自身相比,更容易被土壤吸附;然而,pH>7时,TC降低了土壤对Cu的吸附作用,这是因为两者形成的络合物具有可溶性,土壤对其吸附能力降低,但在pH<4.7的条件下,由于对Cu的吸附使土壤带正电荷,TC在土壤上的吸附减少。而在pH为3.0～5.5时,诺氟沙星(NFX)的存在抑制了胡敏酸对Cu的吸附作用[51]。由此可见,土壤酸碱环境是影响重金属和抗生素发生络合作用,从而改变吸附能力大小的重要因素。此外,重金属含量也会影响抗生素在土壤中的吸附,张步迪等[52]研究表明,当Cd为10 mg/kg时促进土壤吸附SDZ;但Cd为1、300 mg/kg时,抑制了SDZ在土壤上的吸附;Cd为100 mg/kg时,不会影响土壤对SDZ的吸附作用。类似的研究表明,土壤强烈吸附Cd时,Cd对四环素类抗生素在土壤中的吸附无影响[53]。但BANSAL[54]研究发现Cd增强了TC在土壤上吸附-解吸的滞后效应,并且土壤中TC、Cu和Cd共存使得Cd的吸附解吸滞后效应高于单独Cd。

重金属和抗生素在土壤中的相互作用机理因金属和抗生素种类不同而存在差异。TANG等[7]11578通过研究SMT与Cd和Pb之间的络合作用机理发现,Cd与SMT的络合能力高于Pb,且中性条件下的亲和力强于酸性环境,中性条件下,SMT与重金属通过共价键的形式络合,核磁共振结果表明络合点位于嘧啶环上的N原子和连接嘧啶环上的—NH—,而在酸性环境中,重金属与SMT相互作用机理主要为阳离子-π键作用。PEI等[55]发现,静电竞争作用下,Cu抑制了磺胺噻唑在土壤中的吸附。Cu和Zn与OTC的相互作用降低了OTC在土壤中的吸附,主要原因是阳离子的竞争吸附作用。离子交互作用是抗生素与黏土矿物发生吸附作用的主要机理,金属(Ca、Mg等)阳离子与抗生素发生络合反应后,会进一步影响抗生素与黏土矿物的相互作用。

抗生素和重金属在土壤中相互作用影响各自的环境行为,但是不同的环境介质条件下,相互作用结果不同,可通过检测方法(如核磁共振、同步辐射)研究抗生素和重金属在土壤中的相互作用机理。准确探究两者相互作用对各自环境行为有何影响是值得关注的问题,重金属和抗生素形成的络合物可能具有更大的生态毒性,尤其是对土壤微生物。然而,目前对于重金属和抗生素形成的络合物的生态毒性研究较少,未来有待于深入研究。

3 重金属和抗生素复合污染在土壤中的毒理效应

3.1 重金属和抗生素复合污染对土壤微生物的毒理效应

微生物在土壤物质循环过程中具有重要作用。抗生素和重金属在土壤中残留会影响微生物活性、群落结构和多样性[41]2,[56]。研究表明,随着培养时间的延长,低浓度Cu和SDZ处理中土壤微生物活性(脱氢酶、荧光素二乙酸酯水解酶、基础呼吸和代谢活性)逐渐恢复,但是两者在高浓度条件下对土壤微生物活性产生持续性的抑制效应[9]46。磺胺甲基异恶唑(SMX)与Cu的相互作用增强了SMX对土壤微生物生物量、结构组成以及酶功能产生的负面影响[57]。研究发现重金属和抗生素复合污染影响了土壤微生物结构和功能的多样性,XU等[9]44利用磷脂脂肪酸法和MicroRespTM测定土壤微生物群落结构和功能多样性,通过Cu与SDZ单一及其复合培养实验发现,整个培养期内,Cu和SDZ抑制了土壤细菌、放线菌和总土壤微生物量,3类微生物对污染的敏感顺序为细菌>放线菌>真菌。WANG等[10]901研究Cd和NFX复合污染对微土壤微生物影响的实验发现,随着浓度增加,复合污染对土壤微生物的抑制作用也增强,并且复合污染对土壤微生物毒性大于单一污染,3类微生物对Cd和NFX的敏感顺序响应与XU等[9]50的研究结果一致。ENR和Cu复合污染对土壤微生物种群毒性更强[58],KONG等[59]也发现随着OTC或Cu浓度的增加,土壤微生物功能多样性、均匀度和香农指数显著降低。这说明当两种污染物共同存在时,对土壤微生物群落具有明显的负面影响[60]。

3.2 重金属和抗生素复合污染对植物的毒理效应

抗生素和重金属复合污染对植物的毒理效应因重金属、抗生素种类与浓度,植物种类不同而不同。Cu和磺胺类抗生素SDZ复合污染对小麦幼苗的毒性大于单一污染,两者诱导小麦活性氧的积累,对小麦幼苗产生氧化胁迫,使得小麦幼苗丙二醛含量和3种抗氧化酶(超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶(POD)、过氧化氢酶(CAT))活性升高,但SDZ增强了Cu对小麦幼苗的毒性效应[61]。SMT和Cd复合能够显著抑制小白菜的生长,然而,SMT减缓了Cd对小白菜的毒害作用[62],SMT和Cd对植物生长的影响因浓度比例不同表现出拮抗效应和协同效应。植物通过水运输和被动运输方式吸收抗生素,抗生素在蔬菜各部位中含量分布表现为:叶>茎>根[63]。

3.3 重金属和抗生素复合污染对土壤动物的毒理效应

重金属和抗生素对土壤动物的毒性主要表现在影响其生长、繁殖、生理和基因表达。研究发现ENR促进赤子爱胜蚓的Cd累积速率和生物累积量。在低浓度ENR与Cd共存条件下,Cd对蚯蚓的毒性增强,表现为对蚯蚓的种群和繁殖产生影响,但不影响Cd诱导促进蚯蚓体内金属硫蛋白的增加[64]。在生理和分子水平上,相关研究表明阿散酸对赤子爱胜蚓体腔细胞脱氧核糖核酸(DNA)无明显损伤,但喹乙醇和OTC均能引起一定程度的损伤,这3种抗生素在高浓度(分别为500、500、125 mg/L)条件下才会显著干扰赤子爱胜蚓体内的SOD和纤维素酶的活性。BAGUER等[65]研究OTC和泰乐菌素对蚯蚓、跳虫和线蚓的影响发现,两者对3种动物的毒性均较低,半数效应浓度(EC50)均超过2 000 mg/kg。

3.4 重金属和抗生素复合污染对土壤酶活性的影响

抗生素与重金属的类型和浓度、土壤酶的类型以及抗生素与重金属之间的交互作用等均影响污染物对土壤酶活性的毒性作用。研究表明抗生素对土壤中酶活性有抑制作用[66]。OTC与Cu复合污染对蔗糖酶活性的抑制作用明显大于SMT和ENR与Cu的复合污染。抑制作用具有剂量依赖效应,与土壤中无OTC相比,当土壤中OTC为10 mg/kg时,碱性磷酸酶活性降低41.3%,而当OTC达到30 mg/kg时,碱性磷酸酶活性降低了80.8%[67]。OTC和Pb单一及复合污染对土壤中蔗糖酶和碱性磷酸酶的影响表现为:OTC+Pb>OTC>Pb[68]。

3.5 重金属和抗生素复合污染对土壤关键过程的影响

重金属和抗生素复合污染物通过影响土壤功能微生物群落结构和多样性,以及相关的土壤酶活性间接影响土壤过程,进而影响土壤元素地球化学循环过程[40]302。重金属和抗生素在土壤中残留对土壤主要过程(硝化作用、植物吸收矿质元素等)产生影响[11]3,OTC和氯四环素影响了菜豆生长及其对Ca、K和Mg元素的吸收,从而导致重量和品质降低[69]。而对于功能微生物的影响,相关研究表明ENR和Cd的单一和联合作用抑制了土壤氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)的氨单加氧酶amoA基因丰度,抑制作用随着浓度的增加而增强[10]904,联合作用毒性强于单独污染处理的毒性。土壤中泰乐菌素为37 mg/kg时,土壤中氮的矿化作用减少[70]。NIMENYA等[71]研究发现,施用含有抗生素的鸡粪并未影响土壤硝化作用。然而,磺胺类药物残留会刺激土壤的硝化作用和氨化作用[72],这些不一致的研究结果可能是实验条件、土壤类型和抗生素种类不同所致。

目前,大多数研究主要关注于单一重金属或抗生素污染,对于重金属和抗生素复合污染在土壤中的研究也主要集中在急性模拟实验,暴露时间较短。此外,大多数研究中抗生素添加浓度一般在mg/kg水平,但土壤环境中抗生素浓度较低,且存在时间较长,实际环境更加复杂。因此,亟需加强长期和低剂量胁迫下重金属和抗生素复合污染的毒理效应研究。

4 结语和展望

(1) 尽管已开展重金属和抗生素复合污染对土壤-植物系统的毒性效应研究,但缺乏长期低剂量以及在自然环境条件下的生态毒理效应研究,缺乏环境因子对重金属和抗生素复合污染生态毒性的影响的研究。另外,抗生素的降解产物及其与重金属形成的络合物的毒性效应可能更强,有必要开展抗生素降解产物、络合物、重金属单一与复合污染在土壤中的环境行为与毒理效应研究。

(2) 新型污染物(包括微塑料、新型溴系阻燃剂、药品和个人护理品等)进入土壤后,可与重金属和抗生素发生相互作用。它们可能与重金属和抗生素形成更复杂的复合污染,未来需开展关于新型污染物如何影响重金属和抗生素复合污染在土壤中的归趋和环境效应的研究。

(3) 重金属诱导土壤微生物群落对抗生素产生抗性,并改变抗性基因的多样性和可移动性。因此,应深入研究重金属胁迫下抗生素如何影响抗生素抗性基因在环境中的行为和生态风险,以及探索抗性基因在农田生态系统(粪肥-土壤-植物)中的扩散特征和消减措施。