范 碩，侯艷紅，王子銘，霍瑞朋，徐 帥，張雪雪，王巨媛*

（1.聊城大學農(nóng)學院，山東聊城 252000；2.聊城大學地理與環(huán)境學院，山東聊城 252000）

SAs（磺胺類抗生素）是應用最早、最廣泛的抗生素之一，是一類人工合成的廣譜抑菌藥，用于臨床醫(yī)學已近50 年，具有抗菌譜廣、性質穩(wěn)定、使用簡便等優(yōu)點?；前奉惪股刂饕ɑ前粪奏ぃ╯ulfadiazine）、磺胺甲噁唑（sulfamethoxazole）、磺胺甲基嘧啶（sulfamerazine）等。1969 年，抗菌增效劑——甲氧芐氨嘧啶（TMP）被發(fā)現(xiàn)，研究顯示TMP 與SAs 聯(lián)合使用可使抗菌效果與治療范圍大增。雖然隨著時代變遷有許多新抗生素生產(chǎn)問世，但SAs仍是不可替代的治療藥物[1]，廣泛應用于醫(yī)療、農(nóng)業(yè)領域中。本文重點討論SAs 對環(huán)境的影響。

1 SAs在環(huán)境中的分布及風險研究

1.1 SAs污染殘留現(xiàn)狀研究

近年來，由于人們過度依賴抗生素，缺乏合理、適量使用的認識，導致抗生素用量大大增加。2013 年SAs 的使用量達到了7 920 t，其中用作獸藥的占76%[2]。無論是發(fā)達國家還是發(fā)展中國家，SAs 是使用量最大的獸藥之一?？股剡^量使用后會通過各種途徑排放到環(huán)境中，無法徹底降解，又經(jīng)食物鏈循環(huán)、碳循環(huán)等多種途徑層層累積，導致抗生素殘留，破壞生態(tài)環(huán)境，威脅人類健康。

1.1.1 SAs在地表水中的分布

SAs 是地表水中常見的污染物之一，其國內(nèi)外檢出率和濃度均相對較高，部分地表水SAs 殘留研究報道見表1。可以看出，沈群輝等調(diào)查得到黃浦江主干及支流中的SAs 檢出濃度是6 種抗生素中最高的，達到1.3 μg·L-1[3]；徐浩等對?？谑谐菂^(qū)地表水做了檢測，4 種磺胺類抗生素的平均檢出率為31.25%，其中SMZ 檢出濃度較高，其值為1.138 5 μg·L-1[4]；姜春霞等檢測了海南東寨港水域，其中SM2 檢出值為0.925 μg·L-1[5]；唐俊等對安徽巢湖進行檢測，SMZ 檢出值為19.3 μg·L-1[6]。Kolpin等對美國30個洲100多條河流進行檢測，80%的水體被檢測出有機污染物共95 種，其中抗生素占21 種，被檢測出頻率較高的有SMX[7]。Cui等對長江流域水進行檢測，SMX 檢出值在1.26～51.86 ng·L-1之間[8]。葉計朋等檢測了深圳河水域，SMX檢出值為880 ng·L-1[9]。

表1 抗生素在地表水中的檢出研究結果

1.1.2 SAs在土壤中的分布

具有吸附性的土壤是污染物一個重要的匯?？股赝ㄟ^種植業(yè)、養(yǎng)殖業(yè)殘留物、人類排泄物等作肥料直接或間接地排入土壤，醫(yī)院、家庭等丟棄的過期抗生素藥品，都造成了土壤中抗生素的積累。張海豐等研究SMZ 污染土壤中的微生物群落結構，發(fā)現(xiàn)細菌群落結構發(fā)生顯著改變，土壤真菌的多樣性沒有特別大的變化[10]?？股乜墒雇寥牢⑸锏纳锪繙p少，土壤微生物的群落多樣性降低，產(chǎn)生各種毒性效應。

1.1.3 SAs在生物體內(nèi)的分布

有監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，魚蝦類[11-12]、獸禽肉[13-14]、乳制品[15]等均存在抗生素殘留。程丹汝等檢測銅陵順安河中7 種魚類樣本中的7 種磺胺類抗生素濃度，根據(jù)磺胺類藥物的最高殘留限量（MRL）和人體每日允許攝入量（ADI）對人體健康風險進行評估。結果表明，魚樣中7 種磺胺類抗生素的檢出率為27%～100%，總平均質量濃度46.99～291.46 ng·g-1[11]?？股氐牟豢茖W使用現(xiàn)象在蝦養(yǎng)殖中很常見，如王明珠等檢測出國內(nèi)外養(yǎng)殖的蝦體內(nèi)都存在抗生素殘留[12]。

1.2 SAs污染殘留風險研究

1.2.1 SAs對植物的毒害作用

植物吸收土壤中的抗生素，其與植物體內(nèi)某些組分發(fā)生作用，會對植物的新陳代謝產(chǎn)生影響。低濃度抗生素會促進植株生長，但抗生素超過一定濃度會對植物造成傷害。張?zhí)飕摰妊芯炕前范谆奏π←湻N子及幼苗生長的影響，當SM2 濃度到達10.0 mg·L-1時開始對小麥種子根伸長產(chǎn)生抑制作用，且隨濃度增大抑制作用顯著增強，采用熒光染色法觀察到小麥根系受到不同程度的傷害[16]。李亞寧等研究磺胺類（SMZ、SM1、ST）抗生素對油菜葉片可溶性蛋白含量的抑制作用隨濃度增加而逐漸增強，其中SMZ 毒性效應最強[17]。徐秋桐等研究SM2 對蔬菜種子萌發(fā)的影響，當抗生素濃度超過25 mg·kg-1時會顯著抑制根伸長[18]。

1.2.2 SAs對人體的風險評估

前人研究表明，家禽養(yǎng)殖場工作人員攜帶慶大霉素耐藥大腸桿菌的危險性高于社區(qū)普通人群，約有50%工人感染對慶大霉素耐藥的大腸桿菌，而其他場地的工人只有3%的感染率[19-20]。這說明，如果長時間使用抗生素喂養(yǎng)動物，會使動物體內(nèi)產(chǎn)生耐藥菌，這些耐藥菌通過直接或間接途徑傳給人類，并且通過質粒等介導的水平基因轉移而不斷擴增。受感染的動物也會直接將耐藥菌傳播給與其密切接觸的養(yǎng)殖戶、獸醫(yī)等工作人員。

2 SAs修復技術研究進展

2.1 生物方法

生物降解主要有植物降解和微生物降解兩種途徑。微生物降解法是一種典型的抗生素殘留去除方法，具有成本低、效能高、環(huán)境污染小等優(yōu)點，是處理抗生素污染的有效途徑之一[21]。植物既可通過吸收來降解抗生素，也可通過根系分泌物實現(xiàn)對抗生素的降解，還可與微生物聯(lián)合降解抗生素。Pei 等研究黑麥草對土壤中6種抗生素殘留的降解作用均高于對照，同時黑麥草還可降低土壤中抗生素對微生物活性的抑制[22]。周紹軍等人研究白掌、綠蘿、銅錢草和吊蘭4種植物對過期諾氟沙星膠囊污染的土壤和水體均有修復效果。隨著植物培養(yǎng)時間的延長，土壤和水體中的諾氟沙星濃度逐漸降低，其中吊蘭對土壤中的諾氟沙星去除率最高，達到20.95%；白掌對水體中的諾氟沙星去除效果最好，達到16.30%[23]。

2.2 化學方法

抗生素化學修復方法有很多，如非均相類芬頓氧化技術降解、電氣石類芬頓氧化技術降解[24]等。劉迪等研究錳氧化物修復抗生素污染技術[25]，是指MnO2通過吸附、氧化分解耦合等方式將抗生素轉化降解的技術，對土壤及生態(tài)環(huán)境的修復有重要作用[26]。Yang 等研究合成的d-MnO2對磺胺嘧啶的影響，隨溶液pH 值降低，二氧化錳氧化磺胺嘧啶的比率增加，兩者間的靜電引力減弱，并具有促進MnO2還原的潛力[27]。

2.3 物理方法

物理修復法中最典型的就是生物炭吸附。吸附法具有成本較低、無副產(chǎn)物、可回收利用的優(yōu)點，在阻控抗生素污染等方面有很大的應用潛力?？刹捎蒙钪谐Ｒ姷哪拘肌⒔斩?、菇渣、煤矸石等廢棄物制備生物炭，對其進行高溫改性后既可減少環(huán)境污染，又能變廢為寶。如熱解后得到的畜禽糞便基質堿性、灰分含量提高，對酸性土壤具有石灰效應，原料中營養(yǎng)物質豐富，可直接作為生物肥料使用，降低環(huán)境污染風險[28]。

2.3.1 生物炭對SAs的吸附機理

生物炭對有機污染物的吸附機理大致有分配作用和表面吸附作用，還有一些微觀吸附機制。如王開峰等研究發(fā)現(xiàn)，水稻秸稈生物炭對SMZ 和SM2 的吸附過程是由化學、物理等不同吸附機理共同作用完成的[29]。劉朝霞等研究發(fā)現(xiàn)高溫下制備的生物炭表面有含氧官能團，內(nèi)部有豐富的多孔隙結構，具有很好的吸附性能[30]。

2.3.2 生物炭吸附的安全評價

生物炭性能好、優(yōu)點多，應用前景廣闊。研究者在看好生物炭保護生態(tài)作用的同時也擔憂其潛在風險。研究表明生物炭施入土壤后，可使土壤總孔隙率提高[31]。宋建麗等研究不同基質（單施蚯蚓糞、菌糠、菌劑、生物炭及其與菌劑配施）對含四環(huán)素土壤中生長的玉米幼苗生理特性的影響，發(fā)現(xiàn)抗生素對玉米根長的抑制作用顯著大于對株高的抑制作用，添加不同基質可有效緩解抗生素對玉米幼苗的毒害作用[32]。研究者推斷可能是植物體受到污染脅迫時，捕光化合物LHC 蛋白合成的轉錄過程受到抑制，進而影響葉綠素的積累，而生物炭處理的葉綠素含量提高最顯著，整體來看生物炭對作物是相對安全的。

3 結語

自抗生素發(fā)明以來，在生活中很多方面給人類帶來了巨大幫助，因此應用廣泛，尤其是SAs 在國內(nèi)外的使用量和生產(chǎn)量都占據(jù)了較高比例，且用量還在逐年上升。由于用法、用量不科學導致SAs 在環(huán)境中大量殘留，人們已在環(huán)境中檢測到大量殘留，認識到SAs 殘留污染環(huán)境，導致食品安全、人體健康都受到較大影響等問題。大量研究表明，針對SAs 污染的修復方法有很多，其中生物炭是較好的抗生素吸附介質，且改性后的生物炭吸附能力明顯提高，受到廣大科研工作者的青睞。