陳蘇，陳寧，晁雷，孫家君，孫麗娜，郝芯欣，劉芹，馬鴻岳

1. 沈陽大學(xué)環(huán)境學(xué)院，區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，遼寧 沈陽 110044；2. 沈陽建筑大學(xué)市政與環(huán)境學(xué)院，遼寧 沈陽 110168；3. 北京桑德環(huán)境工程有限公司，北京 101102

土霉素、鎘復(fù)合污染土壤的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)實(shí)驗(yàn)研究

陳蘇1，陳寧1，晁雷2，孫家君3，孫麗娜1，郝芯欣1，劉芹1，馬鴻岳1

1. 沈陽大學(xué)環(huán)境學(xué)院，區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復(fù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，遼寧 沈陽 110044；2. 沈陽建筑大學(xué)市政與環(huán)境學(xué)院，遼寧 沈陽 110168；3. 北京桑德環(huán)境工程有限公司，北京 101102

選用紫茉莉（Mirabilis jalapa L.）與孔雀草（Tagetes patula L.）兩種植物與對土霉素有良好降解效果的細(xì)菌紫金牛葉桿菌（Phyllobacterium-myrsinacearum）和真菌膠紅酵母（Rhodotorula mucilaginosa）的混合菌液，對土霉素、鎘復(fù)合污染土壤進(jìn)行聯(lián)合修復(fù)。模擬受不同濃度鎘、土霉素污染的土壤，在溫室進(jìn)行90 d盆栽實(shí)驗(yàn)，通過其修復(fù)效果，探討植物-微生物聯(lián)合修復(fù)土霉素、鎘復(fù)合污染土壤的可行性。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，紫茉莉和孔雀草對鎘均表現(xiàn)出良好耐性，孔雀草、紫茉莉生物量都隨土壤中土霉素含量增加而下降，土霉素抑制植物對鎘的富集；土霉素降解菌有利于提高植物生物量，促進(jìn)孔雀草、紫茉莉?qū)︽k吸收并提高紫茉莉?qū)︽k的富集系數(shù)。當(dāng)土霉素質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5 mg·kg-1時(shí)，土霉素降解率最差為30.8%（9號處理），降解效果最好為70.6%（22號處理）。當(dāng)土霉素質(zhì)量分?jǐn)?shù)為30 mg·kg-1時(shí)，土霉素降解率最差為17.2%（11號處理）；土霉素降解率最高為59.3%（24號處理）。綜合比較，孔雀草無論在鎘富集能力還是土霉素降解效果上均優(yōu)于紫茉莉。

鎘；土霉素；紫茉莉；孔雀草；修復(fù)

作為新興污染物，抗生素目前在國內(nèi)外特別是在國內(nèi)研究剛剛起步（劉新程等，1999，姚建華等，2010）。污水灌溉和動(dòng)物糞肥施用均可能將抗生素引入土壤。我國是抗生素使用和生產(chǎn)大國，每年用于動(dòng)物養(yǎng)殖業(yè)的抗生素超過8000 t（盧信等，2014）。僅2003年青霉素產(chǎn)量就達(dá)到28000 t，占世界總產(chǎn)量的60%，土霉素產(chǎn)量為10000 t，占世界總產(chǎn)量的65%，其中約46.1%應(yīng)用于畜牧養(yǎng)殖業(yè)（陳智學(xué)等，2013）。其中四環(huán)素類抗生素在我國及世界畜禽養(yǎng)殖業(yè)中的生產(chǎn)量與實(shí)際使用量均為最大（魏建英等，2004；Sarmah et al.，2006；陳育枝等，2006；李兆君等，2008），占據(jù)整個(gè)抗生素市場份額的15.8%（楊蓮等，2013）。土壤是抗生素重要的歸宿場所，抗生素對環(huán)境的危害主要是慢性、遠(yuǎn)期和累積性，與許多有害的外源性物質(zhì)如持久性有機(jī)污染物（POPS）具有相似性。雖然很多抗生素的半衰期較短，但由于其頻繁使用并且易于進(jìn)入環(huán)境，形成“假持久性”現(xiàn)象（高麗紅等，2013）。由于含重金屬元素的飼料添加劑和抗生素類獸藥的使用（Tufft et al.，1991；Moore et al.，1995；Phillips et al.，2004；Zhao et al.，2010），土壤中重金屬不斷積累。土壤重金屬污染不僅無法通過土壤本身固有的生化作用得到減輕，而且這些重金屬能夠較長時(shí)間地積累在土壤環(huán)境中，很難消除（錢春香等，2013；He et al.，2014；向捷等，2014）。重金屬污染降低土壤中微生物生物量，抑制土壤微生物呼吸作用，降低土壤中各種酶活性及改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)等（Bolan et al.，2014；Hidri et al.，2014；Debela et al.，2012；Suzuki et al.，2014；Koptsik et al.，2014；Hseu et al.，2014；Babu et al.，2014）進(jìn)而造成土壤肥力下降，使農(nóng)作物減產(chǎn)甚至絕收（宋偉等，2013）。因此，長期大量使用重金屬和抗生素殘留的畜禽糞便作為有機(jī)肥可導(dǎo)致土壤重金屬、抗生素及其代謝活性產(chǎn)物的含量逐漸升高（Legros et al.，2013），引起環(huán)境中重金屬與抗生素復(fù)合污染（Wu et al.，2013）?？股睾椭亟饘僦g的相互作用很可能改變二者形態(tài)，從而影響它們在環(huán)境中的遷移行為、生物吸收及毒性（王朋，2010）。

針對目前抗生素-重金屬復(fù)合污染土壤修復(fù)中存在的問題，以土霉素和鎘為代表性目標(biāo)污染物，采用具有景觀觀賞價(jià)值的重金屬鎘富集花卉植物-孔雀草（tagetes patula L.）、紫茉莉（mirabilis jalapa L.）為修復(fù)植物，接種篩選出的土霉素高效降解菌，開展抗生素與重金屬復(fù)合污染土壤的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)與治理研究，不僅能降低土壤中重金屬、抗生素含量，同時(shí)還可以達(dá)到美化環(huán)境的目的（關(guān)夢茜等，2013）；尋求一條既能大幅度提高修復(fù)效率、又能改善土壤生態(tài)環(huán)境、環(huán)境友好且成本低廉的途徑，提高植物-微生物修復(fù)的效果與效率。這將有利于準(zhǔn)確評價(jià)抗生素、重金屬兩者的環(huán)境生態(tài)效應(yīng)，對土壤抗生素、重金屬的污染防治和農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)具有重要的理論和現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤：草甸棕壤，采自中國科學(xué)院沈陽生態(tài)站，屬清潔土壤，采樣深度0～20 cm（表層），基本理化性質(zhì)：pH 6.50，有機(jī)質(zhì)1.55%，機(jī)械組成為砂粒21.4%、粉粒46.5%、粘粒32.1%；土壤中速效氮、磷、鉀分別為80.4、12.7、76.9 mg·kg-1；Cd 0.010 mg·kg-1，土霉素未檢出。

供試植物：鎘富集花卉植物——孔雀草（Tagetes patula L.）、紫茉莉（Mirabilis jalapa L.）。

供試菌株：采用前期研究所篩選出的對土霉素有良好降解效果的細(xì)菌紫金牛葉桿菌（Phyllobacterium-myrsinacearum）和真菌膠紅酵母（Rhodotorula mucilaginosa）混合菌液。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用盆栽實(shí)驗(yàn)，自制不同污染負(fù)荷的土霉素、鎘單一與復(fù)合污染土壤（見表1），土霉素+鎘=0+0， 5+0，30+0，0+5，5+5，30+5 mg·kg-1土；上述處理均設(shè)置加菌液和不加菌液處理，每個(gè)處理3次重復(fù)，土樣混合均勻裝入塑料花盆中，每盆裝土1.00 kg。

表1 不同處理中鎘和土霉素的濃度Table 1 The concentrations of Cd and oxytetracycline in different treatments mg·kg-1

每盆播種8粒已消毒的孔雀草或紫茉莉種子，待種子發(fā)芽10 d后，每盆保苗2株并接種微生物菌液10 mL，菌液中細(xì)菌濃度為2×108cfu·L-1，真菌濃度為 4×107cfu·L-1?；ㄅ桦S機(jī)放置在溫室中并不定期調(diào)整位置，植物每日用去離子水澆灌并保持60%田間持水量，接種微生物3個(gè)月后收獲植物。植物收獲后，沖洗干凈，干燥后稱量地上部、根部及總干重，測定植物樣品中鎘濃度。植物收獲后將土壤樣品混勻后收集土樣，用于測定土樣中土霉素和鎘含量，探究植物對重金屬富集特征及微生物對土霉素的降解效率。

1.3 測試方法

土壤基本理化性質(zhì)按土壤農(nóng)化常規(guī)分析法測定（魯如坤，2000）。植物樣品中Cd總量分析：將植株分為根和地上兩部分，樣品粉碎后采用硝酸-高氯酸消化，原子吸收分光光度儀（火焰法）測定待測液中Cd濃度。

土壤中抗生素的測定采用固相萃取-高效液相色譜儀分析（胡獻(xiàn)剛，2008），稱取土壤樣品5.00 g，用10 mL 0.1mol·L-1EDTA-Mcllvaine緩沖提取液提取，樣品在漩渦混勻器上2500 r·min-1混勻10 s，25 ℃超聲15 min，然后在4 ℃、4500 r·min-1條件下離心15 min，重復(fù)提取兩次，通過聚四氟乙烯過濾膜收集上清液。上清液通過固相萃取小柱，用甲醇洗脫固相萃取小柱，氮?dú)獯蹈珊?，? mL甲醇定容，待測。

液相色譜測定條件如下（張長青，2009）：色譜柱：ODS-2 HYPERSIL（250 mm×4.6 mm，5 μm）不銹鋼柱；流動(dòng)相：乙腈∶KH2PO4（0.05 mol·L-1）（28∶82，V/V）；檢測器：紫外吸收檢測器；檢測波長：355 nm；柱溫：30 ℃；流速：1 mL·min-1；紫外檢測靈敏度：0.020 AUFS；進(jìn)樣量：20 μL。預(yù)實(shí)驗(yàn)表明此方法回收率可達(dá)87%～92%。

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel、SPSS 13.0進(jìn)行計(jì)算和統(tǒng)計(jì)分析。

富集系數(shù)計(jì)算公式：富集系數(shù)=植物體內(nèi)重金屬含量/土壤中重金屬含量。

轉(zhuǎn)移系數(shù)計(jì)算公式：轉(zhuǎn)移系數(shù)=植物地上部重金屬含量/植物地下部重金屬含量。

土霉素降解率計(jì)算公式：降解率（%）=土壤中土霉素含量/30×100%。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對紫茉莉、孔雀草生物量的影響

從外觀上看，紫茉莉及孔雀草在本實(shí)驗(yàn)所設(shè)置的污染物濃度水平條件下生長正常，葉片沒有出現(xiàn)變黃、少綠等鎘中毒現(xiàn)象。不同處理下紫茉莉、孔雀草生物量情況見表 2。對于這兩種植物，當(dāng)土壤中鎘濃度一定時(shí)，無論是否加菌，植物根部、地上部生物量都隨土霉素含量增加而下降，原因可能是植物吸收土壤中土霉素對自身生長造成一定影響。有研究表明土霉素可抑制斑豆等植物生長，減少其對 Ca2+、K+、Mg2+等營養(yǎng)離子吸收（高麗紅等，2013），從而降低植物生物量，但其干質(zhì)量下降幅度不大，基本都保持在1.5 g以內(nèi)。徐秋桐等（2014）試驗(yàn)表明，土霉素污染水平低于5 mg·kg-1時(shí)對青菜根系生長影響不明顯，當(dāng)土霉素污染水平達(dá)到30 mg·kg-1以上時(shí)才會對地上部生物量有明顯抑制作用。

表2 不同處理下紫茉莉、孔雀草的生物量Table 2 The biomass of Mirabilis jalapa and maidenhair in different treatments g·pot-1

當(dāng)土霉素含量一定時(shí)，無論是否加菌，兩種植物生物量均隨鎘濃度增加而下降。重金屬對植物根系有毒害作用，宋想斌等（2015）總結(jié)重金屬脅迫下對植物生長影響時(shí)指出，鎘、汞等重金屬可直接抑制植物根系活力，進(jìn)而影響根系對于營養(yǎng)物質(zhì)運(yùn)輸、減少地上部生物量，同時(shí)，重金屬也可抑制葉綠素合成、減少光合作用，使生物量下降。

在污染物種類和含量相同的情況下，加入降解菌的處理中，兩種植物地上部、總生物量均有所提高，這是由于降解菌對土壤中土霉素具有降解作用，使土壤中土霉素含量降低，同時(shí)降解菌有助于植物根系分泌有機(jī)酸、螯合劑等，可與重金屬形成絡(luò)合物、螯合物，有效降低重金屬對植物的毒性。當(dāng)重金屬被轉(zhuǎn)運(yùn)至根系細(xì)胞內(nèi)后，微生物可通過區(qū)域化作用，將其放置于代謝不活躍的區(qū)域（如液泡、線粒體）封閉起來，再或?qū)⒅亟饘匐x子與微生物體內(nèi)熱穩(wěn)定蛋白結(jié)合，將其轉(zhuǎn)化為低毒的形態(tài)，從而提高植物生物量（李韻詩等，2015）。

2.2 不同處理下紫茉莉、孔雀草對鎘的富集

不同處理下紫茉莉、孔雀草對鎘的富集見表 3所示。比較紫茉莉各部位對于鎘的富集量可知，當(dāng)鎘含量為5 mg·kg-1時(shí)，8號未添加土霉素、只加入降解菌的處理方式中，富集效果最好，其根部、地上部、總富集量分別達(dá)到了（10.423±0.908）、（11.691±0.064）和（56.023±0.873）g，富集系數(shù)達(dá)到2.34，均優(yōu)于未加入降解菌的7號處理，其原因可能為鎘單一污染毒性較弱時(shí)，降解菌的加入強(qiáng)化了植物對重金屬的吸收，但其轉(zhuǎn)移系數(shù)為1.12，略低于7號處理的1.26，說明此種處理方式中紫茉莉?qū)︽k的富集能力較強(qiáng)，但轉(zhuǎn)運(yùn)能力稍差。此外 10號（土霉素、鎘含量均為5 mg·kg-1，加入降解菌）處理中，紫茉莉?qū)τ阪k的富集量也很高，轉(zhuǎn)移系數(shù)達(dá)到1.58，是所有處理方式中最大的，表明其對鎘的轉(zhuǎn)移能力最強(qiáng)。富集效果最差的為污染物含量最高（土霉素含量為30 mg·kg-1、鎘含量為5 mg·kg-1）同時(shí)并未加入降解菌的 11號處理，其根部、地上部、總富集量分別為（6.205±0.111）、（8.285±0.308）和（24.942±1.208）g，富集系數(shù)為1.66，但轉(zhuǎn)移系數(shù)并不是最低。在對紫茉莉的所有處理方式中，其富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于 1，說明在本實(shí)驗(yàn)條件下，紫茉莉?qū)︽k均有較好的富集能力和轉(zhuǎn)運(yùn)能力。

表3 不同處理下紫茉莉、孔雀草不同部位對鎘的富集Table 3 Different parts of plants’ Cd accumulation in different treatments

當(dāng)鎘含量一定時(shí)，無論是否加入降解菌，紫茉莉各部位鎘濃度、總富集量及富集系數(shù)都隨著土霉素含量的增加而下降，其原因可能是由于土霉素與重金屬相互作用，產(chǎn)生了聯(lián)合毒性，同時(shí)土霉素也可以通過抑制紫茉莉生長，通過減少紫茉莉生物量，減少其對重金屬的吸收轉(zhuǎn)運(yùn)。也有研究表明，土霉素可通過與重金屬離子形成鍵橋而固定于土壤有機(jī)質(zhì)上，降低植物根部對鎘的吸收（陳勵(lì)科等，2015）。

當(dāng)土壤中污染物種類和含量相同時(shí)，加入降解菌，可促進(jìn)紫茉莉各部位對鎘富集并提高其富集系數(shù)。有研究指出，真菌侵染植物根系后形成共生體菌根，能促進(jìn)植物對營養(yǎng)的吸收并促進(jìn)重金屬的富集，提高植物抗性。微生物也可以通過吸附、積累土壤中的重金屬，改善植物根際環(huán)境，協(xié)助植物對重金屬污染土壤的修復(fù)，此外微生物代謝分泌的有機(jī)酸、氨基酸等代謝產(chǎn)物可溶解重金屬，改變其存在形態(tài)，促進(jìn)植物對重金屬富集。

對于孔雀草，當(dāng)鎘含量為5 mg·kg-1時(shí)，未添加土霉素，只添加降解菌的 20號處理方式中，其各部位對于鎘的富集量均為最大，富集系數(shù)達(dá)到4.30，在所有處理方式中富集系數(shù)最大，總富集量達(dá)到(108.259±1.597) g，已經(jīng)超過鎘超積累植物臨界含量，但轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最小，為1.13。此種處理方式中，孔雀草對鎘的富集能力最強(qiáng)，但轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱。其次富集量較大的為 19、22號處理。富集效果最差的為 23號處理，鎘在根部、地上部、總富集量分別為(12.345±0.298)、(15.556±0.752)和(47.014± 5.175) g，富集系數(shù)最小為 3.11，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最大為1.26，分析原因可能是污染物含量達(dá)到最高，影響了根際對于鎘的吸收。在所有處理方式中，孔雀草對鎘表現(xiàn)出良好的富集和轉(zhuǎn)移能力，其富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)均大于1。

當(dāng)鎘濃度一定時(shí)，無論是否加入降解菌，隨著土霉素含量的增加，孔雀草呈現(xiàn)與紫茉莉相同的富集規(guī)律，即鎘在孔雀草根部、地上部、總富集量、富集系數(shù)都會隨著土霉素含量增加而下降。土霉素能夠通過抑制土壤微生物含量，降低微生物代謝產(chǎn)物對重金屬的溶解，降低重金屬的有效態(tài)含量，進(jìn)而降低植物對鎘的吸收。王麗萍等（2009）研究指出，土霉素污染減弱土壤中脲酶活性，降低植物對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，減少生物量，同時(shí)減少植物體內(nèi)重金屬含量。

當(dāng)土壤中污染物種類及含量相同時(shí)，加入降解菌后，孔雀草不僅各部位對鎘的吸收得到顯著提高，富集系數(shù)也有一定上升，但轉(zhuǎn)移系數(shù)有所下降，說明降解菌的加入有助于植物對鎘的富集，但可能降低了孔雀草對鎘的轉(zhuǎn)運(yùn)。

綜合比較紫茉莉和孔雀草這兩種植物，當(dāng)處理?xiàng)l件及污染物種類、含量都相同時(shí)，孔雀草的根部、地上部和對鎘總富集量都優(yōu)于紫茉莉?？兹覆莸母患禂?shù)普遍高于紫茉莉的富集系數(shù)，但轉(zhuǎn)移系數(shù)稍低于紫茉莉。

2.3 不同處理下土霉素的降解效果

不同處理下土壤中土霉素的降解率見圖 1，根據(jù)空白對照可知，土霉素在培養(yǎng)期內(nèi)，自然降解率約在 17%～30%之間。當(dāng)土壤中鎘含量一定時(shí)，加入降解菌可顯著提高土霉素降解效果，可提高1倍左右。隨著土壤中土霉素含量增加，土霉素降解率下降，最高可下降30%（如4號、6號處理），其原因可能為土霉素對土壤微生物含量具有抑制作用，且土霉素濃度越高，抑制作用越強(qiáng)，因此降低了降解菌的降解能力。此外，當(dāng)土霉素含量一定時(shí)，重金屬對降解菌的降解能力有削弱作用。當(dāng)土霉素含量為5 mg·kg-1時(shí)，降解效果最差的為9號處理，土霉素降解率僅為30.8%，其原因可能為重金屬鎘脅迫下，降解菌降解能力下降導(dǎo)致；降解效果最好的為22號處理，降解率達(dá)70.6%，高于相同污染水平下紫茉莉的降解率。當(dāng)土霉素含量為30 mg·kg-1時(shí)，11號處理降解效果最差，土霉素降解率為17.2%，24號處理土霉素降解率最高為59.3%。此外，無論是否加入降解菌，孔雀草對于土霉素的降解效果普遍優(yōu)于紫茉莉。

圖1 不同處理下土壤中土霉素降解率Fig. 1 The degration rate of oxytetracycline in different treatments

3 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)所選用的紫茉莉和孔雀草對重金屬鎘均表現(xiàn)出良好耐性，孔雀草、紫茉莉生物量都隨土壤中土霉素含量增加而下降，土霉素抑制植物對鎘的富集；土霉素降解菌有利于提高植物生物量，促進(jìn)孔雀草、紫茉莉?qū)︽k吸收并提高紫茉莉?qū)︽k的富集系數(shù)。綜合比較，孔雀草對鎘的富集能力和對土霉素的降解效果均優(yōu)于紫茉莉。

BABU A G, SHIM J, BANG K S, et al. 2014. Trichoderma virens PDR-28: A heavy metal-tolerant and plant growth-promoting fungus for remediation and bioenergy crop production on mine tailing soil [J]. Journal of Environmental Management, 132: 129-134.

BOLAN N, KUNHIKRISHNAN A, THANGARAJAN R, et al. 2014. Remediation of heavy metal (loid)s contaminated soil-To mobilize or to immobilize [J]. Journal of Hazardous Materials, 266: 141-166.

DEBELA F, THRING R W, AROCENA M. 2012. Immobilization of heavy metals by co-pyrolysis of contaminated soil with woody biomass [J]. Water Air and Soil Pollution, 223(3): 1161-1170.

HE J S, CHEN J P. 2014. A comprehensive review on biosorption of hezvy metals by algal biomass: Materials, performances, chemistry, and modeling simulation tools [J]. Bioresourece Technology, 160: 67-78.

HIDRI Y, FOURTI O, ETURKI S, et al. 2014. Effects of 15-year application of municipal wastewater on microbial biomass, fecal pollution indicators, and hezvy metals in a Tunisian calcareous soil [J]. Journal of Soil and Sediments, 14(1): 155-163.

HSEU Z Y, HUANG Y T, HIS H C. 2014. Effects of remediation train sequence on decontamination of heavy metal-contaminated soil containing mercury [J]. Journal of the Air and Waste Managenment Association, 64(9): 1013-1020.

KOPTSIK G N. 2014. Modern approaches to remediation of heavy metal polluted soils: A review [J]. Eurasian Soil Science, 47(7): 707-722.

LEGROS S, DOELSCH E, FEDER F. 2013. Fate anf behavior of Cu and Zn from pig slurry spreading in a tropical water soil plant system [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 164: 70-79.

MOORE P A, DANIEL T C, SHARPLEY A N, et al. 1995. Poultry Manure Management: Environmentally Sound Options [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 50(3): 21-327.

PHILLIPS I, CASEWELL M, COX T, et al. 2004. Does the Use of Antibiotics in Food Animals Pose a Risk to Human Health? A Critical Review of Published Data [J]. Journal of Antimicrobial Chemotherapy, 53(1): 28-52.

SARMAH A K, MEYER M T, BOXALL A. 2006. A global perspective on the use, sales, exposure pathways, occurrence, fate and effects of veterinary antibiotics (VAs) in the environment [J]. Chemosphere, 65(5): 725-759.

SUZUKI T, NINAE M, KOGA T, et al. 2014. EDDS-enhanced electrokinetic remediation of heavy metal-contaminated clay soil under neutral pH conditions [J]. Colloid and Surfaces a-Physicichemical and Engineering Aspects, 440: 145-150.

TUFFT L S, NOCKELS C F. 1991. The Effects of Stress, Escherichia coli, Dietary Ethylenediaminetetraacetic Acid, and Their Interaction on Tissue Trace Elements in Chicks [J]. Poultry Science, 70(12): 2439-2449.

WU F, JIANG W, WU B. 2013. Methodological aspects about determination of plant defensive phenolics in response to stress [J]. Current Analytical Chemistry, 9(3): 360-367.

ZHAO L, DONG Y H, WANG H. 2010. Residues of Veterinary Antibiotics in Manures From Feedlot Livestock in Eight Provinces of China [J]. Science of the Total Environment, 408(5): 1069-1075.

陳勵(lì)科, 馬婷婷, 潘霞, 等. 2015. 復(fù)合污染土壤中土霉素的吸附行為對土壤重金屬解吸影響的研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 52(1): 104-111.

陳育枝, 張?jiān)? 袁希平, 等. 2006. 動(dòng)物四環(huán)素類抗生素現(xiàn)狀及前景[J].獸藥與飼料添加劑, 11(3): 16-17.

陳智學(xué), 谷潔, 高華, 等. 2013. 土霉素對堆肥過程中酶活性和微生物群落代謝的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 33(21): 6957-6966.

高麗紅, 史亞利, 厲文輝, 等. 2013. 抗生素環(huán)境行為及其環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境化學(xué), 32(9): 1619-1633.

關(guān)夢茜, 董然. 2013. 重金屬污染土壤的花卉植物修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 北方園藝, 6(21): 187-190.

胡獻(xiàn)剛, 羅義, 周啟星, 等. 2008. 固相萃取-高效液相色譜法測定畜牧糞便中 13種抗生素藥物殘留[J]. 分析化學(xué)研究報(bào)告, 36(9):1162-1166.

李韻詩, 馮沖凌, 吳曉芙, 等. 2015. 重金屬污染土壤植物修復(fù)中的微生物功能研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 35(20): 1-13.

李兆君, 姚志鵬, 張杰, 等. 2008. 獸用抗生素在土壤環(huán)境中的行為及其生態(tài)毒理效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 3(1): 15-20.

劉新程, 董元華. 1999. 金霉素在不同耕作土壤中的吸附-解吸行為[J].土壤學(xué)報(bào), 47(5): 111-118.

盧信, 羅佳, 高巖, 等. 2014. 畜禽養(yǎng)殖廢水中抗生素和重金屬的污染效應(yīng)及其修復(fù)進(jìn)展研究[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 30(3): 671-681.

魯如坤. 2000. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社.

錢春香, 王明明, 許燕波. 2013. 土壤重金屬污染現(xiàn)狀及微生物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 東南大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 43(3): 669-674.

宋偉, 陳百明, 劉琳. 2013. 中國耕地土壤重金屬污染概況[J]. 水土保持研究, 20(2): 293-298.

宋想斌, 李貴祥, 方向京, 等. 2015. 重金屬脅迫下施肥影響作物富集重金屬的研究進(jìn)展[J]. 作物雜志, 2(3): 12-17.

王麗萍, 章明奎. 2009. 土霉素污染土壤對土壤生物學(xué)性質(zhì)影響的初步研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 28(7): 1434-1438.

王朋. 2010. 抗生素及其與重金屬復(fù)合污染的玉米吸收和毒性研究[D].北京: 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心.

魏建英, 張然, 丁勝, 等. 2004. 抗生素類飼料添加劑在畜牧業(yè)中的使用[J]. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)科技, 24(4): 52-53.

向捷, 陳永華, 向敏, 等. 2014. 土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù)比較研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 42(22): 7367-7369.

徐秋桐, 鮑陳燕, 顧國平, 等. 2014. 土霉素對不同生長期青菜生長的影響極其在青菜地上部分的積累[J]. 中國農(nóng)業(yè)通報(bào), 30(28): 189-193.

楊蓮, 溫沁雪, 陳志強(qiáng), 等. 2013. 環(huán)境中土霉素殘留去除方法研究進(jìn)展[J]. 31(增刊): 179-183.

姚建華, 牛德奎, 李兆君, 等. 2010. 抗生素土霉素對小麥根際土壤酶活性和微生物量的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 43(4): 66-73.

張長青. 2009. 土霉素高效降解菌的篩選及其講解特性研究[D]. 揚(yáng)州:揚(yáng)州大學(xué).

The Experimental Study of Polluted Soils with Oxytetracycline and Cadmium by Plant Microbial Remediation

CHEN Su1, CHEN Ning1, CHAO Lei2, SUN Jiajun3, SUN Lina2, HAO Xinxin1, LIU Qin1, MA Hongyue1
1. Key Laboratory of Regional Environment and Eco-Remediation, Shenyang University, Ministry of Education, Shenyang 110044, China 2. College of Municipal and Environmental Engineering, Shenyang Jianzhu University, Shenyang 110168, China 3. Beijing Sander Environmental Engineering Co., Ltd., Beijing 101102, China

Mirabilis jalapa L. and Tagetes patula L. combined microorganism Phyllobacterium-myrsinacearum, Rhodotorula mucilaginosa were used in the pollution soil of Cd and oxytetracycline. With Mirabilis jalapa and maidenhair as material, pot culture test was conducted for 90 days and at different concentrations Cd and oxytetracycline pollution soil. According to the results of the remediation, discuss the feasibility of the plant-microbial remediation. The results show that Mirabilis jalapa L. and Tagetes patulaL. showed good tolerance to Cd. Their biomass were decreased with the increase of oxytetracycline in soil. Oxytetracycline inhibited accumulation of Cd in plants. The oxytetracycline degradation microbe were beneficial to improve plant biomass, promoted the uptake of Cd and improved the enrichment coefficients of Mirabilis jalapa. When the content of oxytetracycline was 5 mg·kg-1, oxytetracycline degradation rate of the worst was 30.8% (treatment 9), the degradation effect is best for 70.6% (treatment 22). When the oxytetracycline content of 30 mg·kg-1, oxytetracycline degradation rate of the worst was 17.2% (treatment 11), oxytetracycline degradation rate is highest for 59.3% (treatment 24). Comprehensive comparison, Tagetes patula L. was better than Mirabilis jalapa L. both in Cd enrichment capacity and oxytetracycline degradation effect.

cadmium; oxytetracycline; Mirabilis jalapa L.; Tagetes patula L.; remediation

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.09.020

X53

A

1674-5906（2015）09-1554-06

陳蘇，陳寧，晁雷，孫家君，孫麗娜，郝芯欣，劉芹，馬鴻岳. 土霉素、鎘復(fù)合污染土壤的植物-微生物聯(lián)合修復(fù)實(shí)驗(yàn)研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(9): 1554-1559.

CHEN Su, CHEN Ning, CHAO Lei, SUN Jiajun, SUN Lina, HAO Xinxin, LIU Qin, MA Hongyue. The Experimental Study of Polluted Soils with Oxytetracycline and Cadmium by Plant Microbial Remediation [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1554-1559.

遼寧省自然科學(xué)基金項(xiàng)目（2014020099）；國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（21037002；21107075）；沈陽市計(jì)劃（F14-133-9-00）；國家基礎(chǔ)研究973項(xiàng)目（2014CB441100）

陳蘇（1979年生），女，副教授，博士，主要從事退化生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)研究。E-mail: mailchensu@aliyun.com

2015-06-09