顧 鑫 余凱翔 胡宏華 陳子元 葉慶富 王 偉

(浙江大學(xué)原子核農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所/農(nóng)業(yè)部核農(nóng)學(xué)重點實驗室,浙江 杭州 310029)

近年來,抗生素和個人護理產(chǎn)品(Pharmaceutical and Personal Care Products,PPCPs)等殘留在土壤植物系統(tǒng)中的生物積累和環(huán)境風(fēng)險受到廣泛關(guān)注[1-2]?？股匾褟V泛用于人類、畜牧業(yè)及魚類養(yǎng)殖的疾病預(yù)防和治療,預(yù)計2030年食用動物的全球抗生素消費量將增加至105 596 t[3]。通過廢水灌溉、糞肥或污泥還田的方式,許多具有生物活性的抗生素進入農(nóng)業(yè)土壤[4-5],并在土壤和植物中被檢出[6-8]。紅霉素(erythromycin,ERY)是最常用的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素之一,長期的大量使用導(dǎo)致其在土壤、水體、底泥等環(huán)境介質(zhì)中具有較高的檢出濃度和頻率,如在廢水中檢出的最高濃度為10 025 ng·L-1[9];活性淤泥中最高濃度為62.8 μg·g-1[10];雞糞中最高濃度為1 μg·g-1[11];土壤中最高濃度為4.4 μg·kg-1,并被蘿卜根部吸收濃度達到2.20 μg·kg-1[8]。由此可見,紅霉素作為一種新型的土壤污染源,可能給人類帶來潛在的健康風(fēng)險,因此深入研究其在土壤中的環(huán)境安全性尤為重要。

土壤中的有機污染物會通過生物或非生物作用與土壤牢固結(jié)合,在不改變農(nóng)藥及土壤結(jié)構(gòu)的條件下,不能被普通溶劑提取,即形成結(jié)合殘留(bound residue,BR)[12]。土壤中有機污染物結(jié)合殘留態(tài)的形成,導(dǎo)致其活性暫時降低,但在土壤環(huán)境條件改變的情況下又會重新釋放到環(huán)境中造成延緩性藥害,從而威脅農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全與環(huán)境質(zhì)量[13]。釋放的結(jié)合殘留物去向主要有:轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留(extractable residue,ER);在土壤中進行礦化;重新和腐殖質(zhì)結(jié)合;被植物或土壤動物吸收[14]。目前,大量研究運用同位素示蹤技術(shù)發(fā)現(xiàn),農(nóng)藥會在土壤中形成結(jié)合殘留,且結(jié)合殘留具有生物有效性[15-16],然而關(guān)于紅霉素的相關(guān)研究尚鮮見報道。因此,本研究選取廣東菜心(Brassica parachinensis)為代表,研究土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的釋放、轉(zhuǎn)化及生物吸收富集規(guī)律,并探討添加外源有機肥如雞糞與活性淤泥對該過程的影響,以期為科學(xué)評價土壤中紅霉素污染的環(huán)境風(fēng)險提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與儀器

1.1.1 標(biāo)記化合物 [N-甲基-14C]-紅霉素購自American Radiolabeled Chemicals,Inc,其放射性比活度為55 mCi·mmol-1,放射性化學(xué)純度為99%,化學(xué)純度＞98%,結(jié)構(gòu)式及14C 標(biāo)記位置如圖1所示。

圖1 14C-紅霉素的化學(xué)結(jié)構(gòu)式Fig.1 Chemical structure of 14C-erythromycin

1.1.2 供試植物 供試生物為廣東四九菜心(Brassica parachinensis),種子購自河北省青縣艾森蔬菜良種推廣中心。

1.1.3 供試土壤 供試土壤采自江西鷹潭(28°13′35.09′N,116°53′54.28′E)一處農(nóng)田0～20 cm 耕作層,去除植物殘體和雜質(zhì),風(fēng)干后磨細,過2 mm 篩備用。土壤主要理化性質(zhì):黏粒、粉粒和砂粒分別為19.6%、34.4%和46.0%,質(zhì)地為壤土,pH值6.82,有機質(zhì)含量36.5 g·kg-1,土壤陽離子交換濃度(cation exchange capacity,CEC)9.85 cmol·L-1,土壤最大田間持水量35.4%。雞糞采集自安徽省黃山市黃山區(qū)甘棠鎮(zhèn)馬家村養(yǎng)雞場,有機質(zhì)含量為79%;活性淤泥采自安徽省宿州市碭山縣經(jīng)濟開發(fā)區(qū)工業(yè)污水處理廠,有機質(zhì)含量為70% (均不含紅霉素)。

1.1.4 試驗試劑 甲醇、乙腈、二氯甲烷、二甲苯和乙二醇乙醚均為分析純,購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司。2,5 一二苯基惡唑(2,5-diphenyloxazole,PPO)、1,4-[2-(5-苯基惡唑)][1,4-bis-(5-phenyloxazol-2-yl)-benzene,POPOP]均為閃爍純,購自上海梯希愛(TCI) 公司。閃爍液A 配方:7.0 g PPO、0.5 g POPOP、350 mL 乙二醇乙醚、650 mL 二甲苯。閃爍液B 配方:7.0 g PPO、0.5 g POPOP、175 mL 乙醇胺、225 mL 乙二醇乙醚、600 mL 二甲苯[17]。

1.1.5 主要儀器與設(shè)備 A10 超純水系統(tǒng)(Milli-Q Advantage,美國);PQX-450B-30H 人工氣候箱(寧波萊福特儀器);Tri-Carb 2910TR 液體閃爍測量儀(Perkin Elmer,美國);OX-501 生物氧化燃燒儀(R.J.Harvey Instruments,美國);TMFLA 9500 磷屏成像儀(Typhoon,美國);Lab-1C-80E 冷凍干燥機(北京博醫(yī)康實驗儀器有限公司);N-1100 旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀(EYELA,日本);DLSB 低溫冷卻液循環(huán)泵(杭州大衛(wèi)科教儀器);SHB-Ⅲ-A 循環(huán)水式多用真空泵(杭州大衛(wèi)科教儀器);SB1200 水浴鍋(EYELA,日本);DHG-9070A電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱(上海精宏實驗設(shè)備有限公司);HZ-9610KB 恒溫振蕩培養(yǎng)箱(太倉市華利達實驗設(shè)備公司);KQ-600E 超聲波清洗器(昆山市超聲儀器有限公司);5804R 離心機(Eppendorf,德國);XMTD-204電熱恒溫水浴鍋(上海博迅實業(yè)有限公司);Delta-640spH 計(Nettler Toledo,美國);BSA224S分析天平(Sartorius,德國)。

1.2 試驗設(shè)計

1.2.1 紅霉素結(jié)合殘留土壤的制備與測定 調(diào)節(jié)土壤含水量至30% 田間最大持水量(water-holding capacity,WHC),在培養(yǎng)箱中避光預(yù)培養(yǎng)10 d,使土壤微生物復(fù)蘇。用丙酮溶解14C-紅霉素原藥配制濃度為100 mg·L-1的母液,在10 g 土壤(干重)中加入0.25 mL 母液,充分?jǐn)嚢杈鶆蚝笾糜谕L(fēng)櫥,待丙酮完全揮發(fā)后分別與190 g(干重)土壤充分混合。25℃黑暗培養(yǎng)50 d。為獲得紅霉素結(jié)合殘留土壤,參考Mordaunt等[18]的四步提取法去除土壤中的紅霉素可提取態(tài)殘留,方法如下:每5 g 土壤使用CaCl2水溶液、乙腈、甲醇和二氯甲烷各25 mL 依次提取2 次,每次按照以下步驟:振蕩2 h、超聲20 min、8 000 r·min-1離心10 min后合并上清液。提完的土渣風(fēng)干后磨碎,-20℃冷藏備用。

將200 g14C-紅霉素結(jié)合殘留土壤和1 800 g 新鮮土壤(30%WHC 預(yù)培養(yǎng)過)充分混合攪拌,雞糞組中雞糞和活性淤泥組中活性淤泥的添加比例分別為5%,調(diào)節(jié)各試驗組混合土壤的放射性濃度至16 640 dpm·g-1(按照紅霉素母體的14C-紅霉素的比活度計算為1 mg·kg-1)。再調(diào)節(jié)土壤含水量至70%后攪拌均勻,通過生物氧化燃燒儀確定土壤中紅霉素結(jié)合殘留物質(zhì)放射性活度的均勻性(回收率95.5%±3.1%)。

1.2.2 廣東菜心培養(yǎng)試驗 將廣州菜心種子放在濕紗布上黑暗25℃條件下催芽,露白后放入結(jié)合殘留土壤0.5 cm 深處,在人工氣候培養(yǎng)箱中進行植物培養(yǎng)。人工氣候箱參數(shù):溫度L/D 25℃/18℃、光照L/D 16 h/8 h、相對濕度80%。每天通過稱重補充土壤損失的水分。以未種植物的土壤為對照組(CK)。土壤-植物體系設(shè)3個處理:無添加處理(T1)、添加5%雞糞處理(T2)、添加5%活性淤泥(T3)。

分別于播種后0、5、15、25、35、45 d 取樣,對照組和試驗組均設(shè)6個重復(fù)。取樣后將植物樣品分為地上部分和地下部分,地下部用蒸餾水反復(fù)沖洗,用濾紙吸干樣品表面水分,凍干后于-20℃冰箱保存。

將植物樣品(地上部分和地下部分)在生物氧化燃燒儀中燃燒4 min,燃燒條件:催化室溫度680℃、燃燒室溫度900℃。燃燒產(chǎn)生的14CO2用15 mL 閃爍液B 吸收,然后用液體閃爍測量儀測量生物體內(nèi)放射性活度,經(jīng)燃燒回收率和質(zhì)量轉(zhuǎn)化后得到植株中14C 總量。

1.2.3 土壤結(jié)合殘留與可提態(tài)殘留的測定 取5 g干燥土壤按照1.2.1中的連續(xù)振蕩提取法提取,合并提取液,并于40℃旋轉(zhuǎn)蒸發(fā),用乙腈定容至25 mL。取1 mL 定容后的提取液,加入10 mL 閃爍液A,用液體閃爍測量儀測定其放射性活度,經(jīng)回收率和質(zhì)量轉(zhuǎn)化后得土壤中的14C-紅霉素可提態(tài)殘留,記為AER;提取后的土渣置于通風(fēng)櫥風(fēng)干并磨碎,取0.1 g 于生物氧化燃燒儀中燃燒轉(zhuǎn)化,用15 mL 閃爍液B 吸收生成的14CO2,用液體閃爍測量儀測定其放射性活度,經(jīng)回收率和質(zhì)量轉(zhuǎn)化后得土壤中的14C-紅霉素結(jié)合殘留,記為ABR。

1.2.4 土壤腐殖質(zhì)的分級及各組分中14C-BR 測定 參考改良的丘林法進行腐殖質(zhì)(富啡酸、胡敏酸和胡敏素)分級[19]。以0.1 mol·L-1NaOH與0.1 mol·L-1NaP2O7的混合溶液為提取溶劑。稱取5 g 提取后的結(jié)合殘留土渣,加入25 mL 提取溶劑,振蕩30 min,5 000 r·min-1離心10 min,重復(fù)3 次后合并提取液(其中含有富啡酸和胡敏酸),用濃硫酸調(diào)節(jié)pH值至1～1.5,80℃水浴3～4 h,靜置過夜后用濾紙過濾,所得濾液為富啡酸,濾紙上固體為胡敏酸。用濃NaOH 溶液調(diào)節(jié)濾液pH值至6.5～7.5,并定容至100 mL,吸取1 mL 加15 mL 閃爍液A,用液體閃爍儀測定其放射性活度,記為富啡酸含量(AFA)。提取后的土渣在通風(fēng)櫥中吹干并磨碎,經(jīng)氧化燃燒法測定其中的胡敏素含量,記為AHumin。按照公式計算胡敏酸含量(AHA):

1.2.5 數(shù)據(jù)分析 試驗的回收率均在90%以上,數(shù)據(jù)經(jīng)過燃燒回收率校準(zhǔn),以平均值±標(biāo)準(zhǔn)方差表示。試驗數(shù)據(jù)采用SPSS 20.0和Origin 9.0 統(tǒng)計軟件分析和作圖。

轉(zhuǎn)運系數(shù)(translocation factor,TF)表示14C-紅霉素及其放射性衍生物從植物根部向莖葉部分轉(zhuǎn)運的能力。生物富集系數(shù)(bioconcentration factor,BCF)表示生物對土壤中紅霉素殘留物質(zhì)的吸收能力。按照公式計算土壤中放射性紅霉素殘留物質(zhì)的TF和BCF[20]:

式(2)中,AShoot為地上部放射性濃度(dpm·g-1干重);ARoot為根部放射性濃度(dpm·g-1干重)。式(3)中,APlant為試驗生物體中放射性濃度(dpm·g-1干重);ASoil為土壤中放射性濃度(dpm·g-1干重)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的釋放與轉(zhuǎn)化

由表1可知,經(jīng)過45 d的培養(yǎng),所有處理的14C-紅霉素結(jié)合殘留均呈現(xiàn)下降趨勢,說明在模擬自然條件下,土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留會逐漸釋放。T1在各培養(yǎng)時間段的結(jié)合殘留均低于CK,培養(yǎng)25 d和35 d時T1中結(jié)合殘留分別下降至引入量的66.68%和54.15%,說明植物的吸收或擾動會促進土壤中結(jié)合殘留的釋放與轉(zhuǎn)化。添加有機質(zhì)的土壤在各采樣點的結(jié)合殘留含量均高于T1,培養(yǎng)45 d時T2和T3的結(jié)合殘留分別下降至引入量的88.03%和69.82%,均顯著高于T1(P＜0.05),說明添加有機肥泥會抑制土壤中紅霉素結(jié)合殘留的釋放,導(dǎo)致其在土壤累積。

土壤中的結(jié)合殘留會因環(huán)境因素的改變而轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留或消失在大氣環(huán)境中[21]。由表2可知,除T2的消失部分變化無明顯規(guī)律以及T3可提態(tài)殘留在培養(yǎng)35 d時上升不明顯外,其他各組的可提態(tài)殘留和消失部分均隨著培養(yǎng)時間延長逐漸上升。CK 土壤在培養(yǎng)45 d時釋放的一部分轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留,另一部分以其他形式消失在環(huán)境中,分別占引入量的15.00%和25.17%;而T1中有31.26%的結(jié)合殘留轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留,顯著高于CK(P＜0.05),說明植物根系的擾動和吸收作用能促進結(jié)合殘留轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留。添加有機質(zhì)的土壤(T1、T2)中,各時期由結(jié)合殘留轉(zhuǎn)化而來的可提態(tài)殘留和消失的部分相對較少,說明添加雞糞和活性淤泥會抑制結(jié)合殘留的轉(zhuǎn)化與降解。

表1 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留隨時間的動態(tài)變化(占引入量的百分比)Table1 The dynamics of 14C-erythromycin bound residues in different soils (percentage of initial amount) /%

表2 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的轉(zhuǎn)化(占引入量的百分比)Table2 Transformation of 14C-erythromycin bound residues in different soils (percentage of initial amount) /%

圖2 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留在廣東菜心地上部(A)和地下部(B)的吸收分布動態(tài)特征(占引入量的百分比)Fig.2 The absorption of14C-erythromycin bound residues in different soils by the shoot (A) and root (B) of Flowering Chinese Cabbage (percentage of initial amount)

2.2 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的生物有效性

本試驗中所有施藥組的植物樣品均檢測到放射性,說明土壤中的14C-紅霉素殘留可以被植物吸收。由圖2可知,植物對14C-紅霉素殘留的吸收量隨著培養(yǎng)時間的延長呈增加趨勢,且3種處理地上部和地下部的變化趨勢一致。但不同處理對植物14C-紅霉素的總吸收量存在影響,表現(xiàn)為T2＞T3＞T1,在培養(yǎng)45 d后分別達到引入量的1.15%、0.72%和0.47%。說明有機質(zhì)的引入能促進植物對土壤中的14C-紅霉素的吸收,但其含量會被生物量稀釋而有所降低,如按照母體比活度計算,在培養(yǎng)45 d后,T1、T2、T3植物地上部和地下部的14C-紅霉素濃度分別為0.11和0.16 μg·g-1,0.03和0.12 μg·g-1,0.035和0.11 μg·g-1。

計算培養(yǎng)45 d時14C-紅霉素殘留在菜心體內(nèi)的生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)。由表3可知,紅霉素殘留在菜心根部的生物富集系數(shù)均高于地上部,說明紅霉素殘留容易在根部富集,這與Pan 等[8]的研究結(jié)果一致。紅霉素在菜心體內(nèi)的平均轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.34,表明紅霉素在菜心體內(nèi)不易向上運輸。

表3 14C-紅霉素結(jié)合殘留在菜心中的生物富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)Table3 Bioconcentration factor (BCF) and translocation factor (TF) of 14C-erythromycin bound residues in Flowering Chinese Cabbage

圖4 14C-紅霉素在菜心體內(nèi)的分布Fig.4 Distribution of 14C-erythromycin boound residues in Flowering Chinese Cabbage

2.3 14C-紅霉素結(jié)合殘留在植株與土壤腐殖質(zhì)中的分布

為了研究14C-紅霉素及其放射性衍生物在菜心體內(nèi)的分布,選取培養(yǎng)45 d的菜心植株,利用放射性自顯影技術(shù)進行成像,觀察紅霉素及其放射性衍生物的生物吸收與分布特征。由圖4可知,菜心的根、莖、葉片、花與籽粒中均觀察到了放射性物質(zhì),說明菜心根部吸收土壤中14C-紅霉素殘留后,可以將其轉(zhuǎn)運到地上的各個部位。放射性物質(zhì)在根和葉片中的含量較高,在葉片中沿葉脈向葉緣聚集,可能是隨著蒸騰作用進行被動運輸造成的,這與Hu 等[21]發(fā)現(xiàn)的抗生素主要通過水分運輸和被動運輸?shù)姆绞较蛏线\輸?shù)囊?guī)律一致。14C-紅霉素殘留在莖、花和籽粒中的含量較低,但仍可能會對環(huán)境和人類的健康造成威脅。

培養(yǎng)45 d后14C-紅霉素結(jié)合殘留在腐殖質(zhì)中分布見圖5,結(jié)果表明,14C-紅霉素在土壤中結(jié)合殘留的分布呈現(xiàn)出富啡酸＞胡敏素＞胡敏酸的規(guī)律。如CK中結(jié)合殘留在腐殖質(zhì)分布為富啡酸42.08%、胡敏素3.29%、胡敏酸0.75%,說明紅霉素在與土壤腐殖質(zhì)形成結(jié)合殘留的過程中,富啡酸起著最主要作用,而胡敏素和胡敏酸的作用較小。這可能是因為富啡酸表面帶有大量的芳環(huán)、羧基、羰基和羥基等,且富含負電荷[22],而紅霉素分子結(jié)構(gòu)中-[-N(CH3)2]基團在土壤溶液中容易電離,形成紅霉素陽離子,容易與14C-紅霉素和/或其衍生物物通過疏水作用、偶極作用、離子交換作用以及氫鍵的方式結(jié)合。紅霉素在施用雞糞的土壤中結(jié)合殘留量最高,且張晉京等[22]發(fā)現(xiàn)施用豬糞能使富啡酸的結(jié)構(gòu)變得復(fù)雜和脂族化,說明外源有機肥可能為紅霉素的結(jié)合提供了更多的吸附位點,從而導(dǎo)致紅霉素結(jié)合殘留的穩(wěn)定性更持久。

3 討論

3.1 土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的轉(zhuǎn)化及其影響因素

土壤中的結(jié)合殘留會因為環(huán)境因素(水分、溫度、pH、擾動、碳源和微生物活性)或土壤腐殖質(zhì)的改變再次釋放到環(huán)境中[23-24],轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留,變成生物

圖5 培養(yǎng)45 d后14C-紅霉素結(jié)合殘留在土壤腐殖質(zhì)中的分布(占引入量的百分比)Fig.5 Amounts of 14C-erythromycin bound residues within humic fractions after 45 days of cullture (percentage of initial amount)

可利用部分,帶來潛在的環(huán)境危害[21],也會有一些被直接礦化降解[25]。本研究發(fā)現(xiàn)在模擬自然條件下(有或無植物),土壤中的14C-紅霉素結(jié)合殘留均會再次釋放到環(huán)境中,說明其釋放與環(huán)境因素及植物的吸收與擾動等有關(guān)。植物體內(nèi)的紅霉素殘留也可能存在生物降解,如紅霉素在水生植物體內(nèi)可以被降解[26]。本研究結(jié)果表明,結(jié)合殘留一部分轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留,且可提態(tài)殘留會隨著培養(yǎng)時間延長逐漸增加;另一部分以礦化的形式消失,這部分可能由結(jié)合殘留直接礦化,也可能由可提態(tài)殘留轉(zhuǎn)化消失。說明土壤中的14C-紅霉素結(jié)合殘留在自然條件下會逐漸消減,但是重新釋放到土壤中的紅霉素也可能存在遷移淋溶的風(fēng)險,會被植物吸收從而對人類的健康造成潛在威脅。

3.2 有機肥對土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留釋放的影響

抗生素的結(jié)構(gòu)[27],土壤有機質(zhì)含量[28]、pH值[29]和類型[30]等都會影響抗生素與土壤的相互作用。紅霉素具有-OH、-C=O、-COOH 等官能團,會與土壤顆?；蚰z體產(chǎn)生吸附作用[28],且有機肥的施入會改變土壤的pH值、有機質(zhì)含量和微生物活性等,進而對土壤中抗生素的吸附、遷移、降解等產(chǎn)生影響,所以施肥與土壤中的抗生素存在著密切的關(guān)系[31-32]。Wang等[33]發(fā)現(xiàn)糞肥的引入會促進土壤對磺胺類抗生素的吸附能力,并減少其在土壤中的流動性;唐勝華等[34]發(fā)現(xiàn)土壤有機質(zhì)含量越高,其對紅霉素的吸附能力越強,這與本研究結(jié)果類似。本研究采用的兩類有機肥的有機質(zhì)含量均大于70%,能增加土壤的有機質(zhì)含量,可能會增強土壤對紅霉素的吸附作用,從而導(dǎo)致結(jié)合殘留的含量維持在較高水平。前人研究了紅霉素通過糞肥引入土壤后的環(huán)境行為[35]。本研究在已污染土壤(形成結(jié)合殘留)中施用有機肥,探究其是否影響紅霉素結(jié)合殘留的釋放或穩(wěn)定性,結(jié)果顯示,外源有機肥的添加不利于紅霉素殘留的消減,隨著有機肥的不斷施入,不僅可能會引入新的污染源,而且會造成紅霉素污染在土壤中的不斷累積。

3.3 植物對土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留的吸收及其影響因素

本研究結(jié)果顯示,栽培植物的土壤中結(jié)合殘留消減速率快于無植物土壤,說明植物根部的擾動和吸收作用可能對14C-紅霉素的釋放存在促進作用。這可能是由于植物根系分泌物,如有機酸、蛋白酶、多糖等物質(zhì)改變了土壤環(huán)境,從而對結(jié)合殘留的釋放和降解產(chǎn)生了影響。前人也得到了相似的結(jié)論,如王松鳳[36]發(fā)現(xiàn)根系分泌物會改變結(jié)合殘留在土壤中的結(jié)合方式;Gerhardt 等[37]發(fā)現(xiàn)植物根系分泌物能夠促進有機污染物的降解;Ouvrard 等[38]發(fā)現(xiàn)根系釋放出的有機酸可以增加聚羥基脂肪酸酯(polyhydroxyalkanoates,PHA)在土壤中的溶解性和生物可利用性。

本試驗運用14C-示蹤技術(shù)研究紅霉素在土壤中的結(jié)合殘留,其中包括紅霉素母體和/或其放射性衍生物(包括脫水紅霉素、脫甲基紅霉素、二水合紅霉素、糖胺基等),植物體內(nèi)的放射性物質(zhì)也包括14C-紅霉素和/或放射性衍生物。植物體內(nèi)的紅霉素也可能發(fā)生生物降解而減少,所以用放射性含量占引入量的百分比來描述植物對土壤中紅霉素殘留的吸收量更為合理。如按照母體紅霉素的比活度(紅霉素在土壤和植物中均不發(fā)生降解轉(zhuǎn)化)計算,在植物可收獲期間的可食部分(地上部)濃度最高可達0.12 μg·g-1(干重)。Pan 等[8]發(fā)現(xiàn)在污水灌溉的土壤中紅霉素被蘿卜根部吸收的量達到2.20 μg·kg-1(干重),說明紅霉素的分子結(jié)構(gòu)較大,難以向上運輸,加之紅霉素容易發(fā)生生物降解,因此未在植物地上部檢測到紅霉素母體。此外,由于抗生素在土壤中會發(fā)生結(jié)合、降解和遷移等行為,而這些行為會限制抗生素的生物可利用性[39],所以本研究通過放射性的檢測,溯源追蹤14C-紅霉素及其放射性衍生物在土壤和植物中的分布,能全面真實地反映植物對土壤中紅霉素污染的吸收與運轉(zhuǎn)過程。

本研究中土壤培養(yǎng)試驗和盆栽試驗的時間較短,土壤中14C-紅霉素結(jié)合殘留釋放與植物吸收均未達到平衡,不能完全真實反映植物對紅霉素殘留的吸收。此外,結(jié)合殘留不能被普通溶劑提取,所以并不能對其進行定性分析,但通過14C-示蹤技術(shù)能溯源追蹤14C-紅霉素母體及其放射性衍生物在土壤和植物中的行為,更具有實際意義。后續(xù)可分別針對微生物、碳源、根系分泌物或其他環(huán)境因素對結(jié)合殘留釋放的影響進行研究,還可結(jié)合14C-示蹤與現(xiàn)代儀器結(jié)合的方法對植物體內(nèi)14C-紅霉素及其產(chǎn)物進行定量和定性分析。

4 結(jié)論

土壤中紅霉素結(jié)合殘留存在釋放現(xiàn)象,并會隨著培養(yǎng)時間延長逐漸轉(zhuǎn)化為可提態(tài)殘留;紅霉素結(jié)合殘留在菜心中具有生物有效性,會對人類健康產(chǎn)生風(fēng)險;對植物施用有機肥如雞糞、活性淤泥,可促進植物對土壤中14C-紅霉素吸收,并導(dǎo)致結(jié)合殘留在土壤中的累積,存在一定的環(huán)境風(fēng)險。本研究結(jié)果為科學(xué)評價紅霉素的生態(tài)安全性提供了重要的數(shù)據(jù)。