全 文 ：土壤鄄蔬菜系统中环丙沙星的降解与生物累积特征*
肖秋美1,2,3 摇 王建武1,2,3**摇 唐艺玲1,2,3
( 1华南农业大学热带亚热带生态研究所, 广州 510642; 2农业部华南热带农业环境重点实验室, 广州 510642; 3广东省高等学
校农业生态与农村环境重点实验室, 广州 510642)
摘摇 要摇 通过盆栽试验,研究了环丙沙星对菜心、萝卜、番茄和豆角生长的影响及其累积特征
和在土壤中的降解规律.结果表明: 3 种不同添加浓度(5、30 和 75 mg·kg-1)的环丙沙星处理
对菜心、番茄和豆角的生物量均无显著影响,而高浓度(逸30 mg·kg-1)环丙沙星处理显著抑
制萝卜生长;环丙沙星在土壤中的降解随着时间的延长而逐渐变缓,豆角盆栽土壤中环丙沙
星的降解半衰期(DT50)为 18. 3 ~ 43. 9 d,降解 90%所需要的时间(DT90)为 260 ~ 738 d;土壤
中的环丙沙星均能被 4 种蔬菜的根系吸收并转移至茎叶部分,而且吸收环丙沙星的量随着土
壤中环丙沙星含量的增加而增加;菜心地下部环丙沙星的含量高于地上部;而萝卜地上部环
丙沙星的含量高于地下部,番茄和豆角的叶、茎、根的环丙沙星含量均为根>茎>叶.
关键词摇 环丙沙星摇 土壤摇 蔬菜摇 降解摇 吸收
文章编号摇 1001-9332(2012)10-2708-07摇 中图分类号摇 X171. 5摇 文献标识码摇 A
Degradation and bioaccumulation characteristics of ciprofloxacin in soil鄄vegetable system.
XIAO Qiu鄄mei1,2,3, WANG Jian鄄wu1,2,3, TANG Yi鄄ling1,2,3 ( 1 Institute of Tropical and Subtropical
Ecology, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China; 2Ministry of Agriculture
Key Laboratory of Tropical Agricultural Environment of Southern China, Guangzhou 510642, China;
3Key Laboratory of Agroecology and Rural Environment of Guangdong Regular Higher Education In鄄
stitutions, Guangzhou 510642, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(10): 2708-2714.
Abstract: A pot experiment was conducted to investigate the effects of applying ciprofloxacin
(CIP) on the growth of flowering Chinese cabbage (Brassica campestris), radish (Raphanus sati鄄
vus), tomato (Solanum lycopersicum) and long bean (Vigna unguiculata), the bioaccumation of CIP
in the vegetables, and the degradation of the antibiotics in soil. The results showed that applying
5, 30 and 75 mg·kg-1 of CIP had no significant effects on the plant biomass of flowering Chinese
cabbage, tomato and long bean, but the high concentration of CIP (逸30 mg·kg-1) inhibited the
radish growth significantly. The degradation of CIP in soil was fast at beginning, but slowed down
gradually since then. The DT50 and DT90 of CIP in long bean soil were 18. 3-43. 9 d and 260-738 d,
respectively. The CIP could be absorbed by the roots of all the four vegetables and allocated to their
aboveground parts, and the CIP residues in the vegetables in creased with the concentration of CIP in
soil. The CIP concentration in flowering Chinese cabbage roots was higher than that in the cabbage
aboveground parts, that in radish showed a higher concentration in aboveground parts than in roots,
and the CIP concentration in tomato and long bean was in the same order of root>stem>leaf.
Key words: ciprofloxacin; soil; vegetable; degradation; uptake.
*广东省科技计划项目 “产地环境安全技术研究与示范 冶
(2009A020101005)资助.
**通讯作者. E鄄mail: wangjw@ scau. edu. cn
2011鄄12鄄21 收稿,2012鄄07鄄06 接受.
摇 摇 随着畜牧业的高度集约化和动物疾病的日益复
杂,大量抗生素被用于防止和治疗动物疾病.然而抗
生素在动物体内只有少部分可以被吸收利用,大部
分的抗生素以原形化合物或其代谢产物的形式从动
物体内排出,并通过各种途径进入环境,如养殖业牲
畜粪便作为有机肥进入农田,养殖业污水经处理后
排入水体等[1] .目前,在土壤[2-4]、水体[5-7]和河湖沉
积物[8-10]中都检测到各种类型的抗生素.抗生素对
生态系统和食品安全的潜在危害已经引起人们的广
泛关注.
畜禽粪便作为有机肥用于农业生产,会造成土
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 10 月摇 第 23 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2012,23(10): 2708-2714
壤鄄植物系统的抗生素污染,从而危及农产品安全.
环丙沙星(ciprofloxacin, CIP)是一种喹诺酮类抗生
素,因其广谱性和高效抗菌性被广泛用于畜禽养殖
业,除此之外,它还是动物专用药恩诺沙星的主要代
谢产物[11],其在土壤中的降解规律以及在蔬菜中的
残留是公众关注的热点问题.研究表明,环丙沙星极
易在土壤表层积累,不易向下迁移[12] . 不少国家和
地区在施用粪肥的土壤中都存在环丙沙星残留.
Mart侏nez鄄Carballo等[13]报道澳大利亚施用粪肥 2 个
月后,土壤中环丙沙星含量为 0郾 37 mg·kg-1;Golet
等[14]报道,瑞士施用粪肥农田土壤中环丙沙星的含
量为 0郾 4 mg·kg-1;马驿和陈仗榴[15]报道,猪场周
围施用粪肥菜地土壤中环丙沙星的含量为 0郾 075
mg·kg-1 .邰义萍[16]对珠三角不同地区蔬菜基地土
壤中典型抗生素污染特征进行了研究,发现东莞市
蔬菜基地土壤中环丙沙星的检出率为 100% ,最高
含量为 296郾 13 滋g·kg-1 . 目前,关于土壤中环丙沙
星的残留研究大多停留在通过测定土壤中环丙沙星
的含量来描述土壤的污染状况,没有更深入地探讨
环丙沙星在土壤中的迁移和降解规律. 而对于蔬菜
中环丙沙星的残留,国内外虽然有一些报道[17-18],
但缺少对环丙沙星的植物吸收累积规律和毒性效应
方面的研究.本文以环丙沙星为供试药物,选取 4 种
不同类型的蔬菜设计盆栽试验,研究环丙沙星在土
壤中的降解及其在不同蔬菜中的吸收特征,为农产
品安全生产以及兽药的环境风险评价和安全使用提
供科学依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试材料
供试土壤采自华南农业大学农场,质地为粘壤
土,未检测出环丙沙星.土壤有机质 25郾 84 g·kg-1,
碱解氮 369郾 23 mg·kg-1,速效磷 126郾 81 mg·kg-1,
速效钾 244郾 75 mg·kg-1 .
供试蔬菜品种:菜心(Brassica campestris)为粗
条油青 49;萝卜 (Raphanus sativus)为短叶十三萝
卜;番茄( Solanum lycopersicum)为金宝番茄;豆角
(Vigna unguiculata)为美国春秋无架豆.蔬菜种子购
自广州先科联蔬菜技术中心.
供试药品为盐酸环丙沙星原料药, 含量
逸98郾 0% ,购自浙江国邦制药厂.
1郾 2摇 试验仪器与试剂
仪器:Agilentl100 高效液相色谱仪,配有 DAD
检测器(美国安捷伦科技有限公司);旋转蒸发仪
(上海亚荣生化仪器厂);台式高速大容量离心机;
DL鄄480A超声仪(广州广一科学仪器有限公司);万
分之一天平.
试剂:盐酸环丙沙星对照品,含量 100% ,产自
中国兽药监测所.化学试剂中乙腈为色谱纯,85%磷
酸、三乙胺、正己烷、硝酸镁和氨水等均为分析纯,流
动相用水为超纯水.
1郾 3摇 试验设计
试验考虑盐酸环丙沙星原料药添加量和蔬菜种
类两个因素.药物添加量设定以已知畜禽粪便中环
丙沙星的量为依据[19],盐酸环丙沙星原料药添加量
设 4 个水平:1)空白对照;2)添加盐酸环丙沙星原
料药 5 mg· kg-1;3 )添加盐酸环丙沙星原料药
30 mg· kg-1; 4 ) 添 加 盐 酸 环 丙 沙 星 原 料 药
75 mg·kg-1 .蔬菜种类有菜心、萝卜、番茄、豆角 4
种,共 16 个处理,每处理 4 次重复.盆栽试验采用口
径 16郾 5 cm、高 15 cm塑料盆钵,每盆装土 1郾 5 kg,完
全随机排列.蔬菜种植采用育苗移植方式,待土壤中
移栽植株生长稳定后(10 d),将环丙沙星原料药溶
于自来水,再均匀地加入到盆栽土壤中. 试验于
2011 年 7—10 月在华南农业大学进行.
1郾 4摇 蔬菜及土壤取样
菜心、萝卜、番茄和豆角的采样时间分别为第
35、54、45 和 48 天,分别从土壤中取出蔬菜植株,自
来水冲洗根系,滤纸吸干表面水分后,称量其鲜质
量.菜心和萝卜分地上部和地下部测定环丙沙星的
含量,番茄和豆角则分根、茎和叶测定环丙沙星的含
量.试验第 1、7、14 和 28 天在距离蔬菜植株 5 cm的
东、西、南、北 4 个方向采集各盆钵 0 ~ 10 cm表层土
壤样品 4 个,混匀后采用四分法取 1 个混合样.蔬菜
采收之后,以豆角盆栽土壤为代表,继续检测环丙沙
星在土壤中的含量变化,取样时间为第 56 和 112
天.
1郾 5摇 测定方法
1郾 5郾 1 蔬菜中环丙沙星含量的测定 摇 参照文献
[20].样品前处理:蔬菜样品在 55 益下烘干后粉碎
备测.准确称取一定量样品于 10 mL离心管中,加入
2 mL乙睛和 2mL 正己烷,恒温振荡器振荡 10 min,
超声波提取 15 min,置于离心机中以 10000 r·min-1
离心 10 min,弃去上层正己烷,重复提取 2 次,合并
下层提取液转移至茄形瓶中,旋转蒸发至近干,加入
l mL 流动相超声复溶,经 0郾 22 滋m 滤膜过滤,滤液
作为待测样液. 色谱条件:色谱柱为 Kromasil 100鄄
5C18(250伊4郾 6 mm),检测波长为 277 nm,流动相为
907210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 肖秋美等: 土壤鄄蔬菜系统中环丙沙星的降解与生物累积特征摇 摇 摇 摇 摇 摇
0郾 086 mol·L-1磷酸溶液[用三乙胺调节 pH 值至
( 2郾 5 依 0郾 1 )]鄄乙 腈 ( 85 颐 15 ), 流 速 为 1郾 0
mL·min-1,进样量为 20 滋L.
1郾 5郾 2 土壤中环丙沙星含量测定 摇 参照文献[21].
样品前处理:称取 2 g风干粉碎后过 0郾 5 mm孔径筛
的土壤样品于 10 mL离心管中,准确加入 3 mL提取
液[50%硝酸镁鄄10%氨水(96 颐 4)]和 2 mL 正己
烷,恒温振荡器振荡 10 min,超声波提取 15 min,置
于离心机中以 10000 r·min-1离心 10 min,弃去上层
正己烷,下层清液经 0郾 22 滋m 滤膜过滤,滤液作为
待测样液. 色谱条件:色谱柱为 Kromasil C18,5u
(250伊4郾 6 mm),检测波长为 277 nm,流动相为
0郾 086 mol·L-1磷酸溶液[用三乙胺调节 pH 值至
(2郾 5 依 0郾 1 )]鄄乙腈 (82 颐 18 ),流速为 1郾 0 mL·
min-1,进样量为 20 滋L.
1郾 5郾 3 标准曲线和回收率摇 制备一系列质量浓度的
盐酸环丙沙星标准溶液,在选定的色谱条件下作高
效液相色谱(high performance liquid chromatography,
HPLC)分析.以 HPLC测得的峰面积为横坐标,相应
的浓度为纵坐标绘制标准曲线. 向蔬菜和土壤的空
白样品中加入一定量的标准溶液,充分混匀,按样品
分析方法处理样品进行加标回收试验,计算环丙沙
星回收率.
1郾 6摇 数据处理
试验数据用 SPSS 17郾 0 进行统计分析,采用单
因素方差分析法(one鄄way ANOVA)进行差异显著性
分析(琢 = 0郾 05),利用 Excel 进行标准曲线拟合. 试
验数据采用平均值依标准差表示.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 环丙沙星对蔬菜生物量的影响
从表 1 可以看出,与对照相比,3 种不同添加浓
度的环丙沙星处理对菜心、番茄和豆角的生物量均
无显著影响.对于萝卜,低浓度( <5 mg·kg-1)环丙
沙星处理对萝卜植株鲜质量无显著影响,而高浓度
(逸30 mg·kg-1)环丙沙星处理的萝卜植株鲜质量
显著低于对照,其生长受到抑制.
2郾 2摇 环丙沙星在土壤中的降解规律
2郾 2郾 1 标准曲线方程及回收率 摇 土壤中环丙沙星
HPLC分析标准曲线方程为 y = 0郾 0179x - 0郾 0457
(R2 = 0郾 99),线性范围为 0郾 05 ~ 3郾 2 滋g·mL-1;
HPLC方法最低检测限为 0郾 03 mg·kg-1;环丙沙星
在土壤中的回收率见表 2. 环丙沙星标样 ( 3郾 2
滋g·mL-1)、土壤空白样品和添加环丙沙星土壤样
品(56郾 8 mg·kg-1)色谱图见图 1.
2郾 2郾 2 环丙沙星在土壤中的降解动态摇 由表 3 可以
表 1摇 环丙沙星对蔬菜植株生物量的影响
Table 1摇 Effects of CIP on plant biomass of vegetables
浓度
Concen鄄
tration
(mg·
kg-1)
单株鲜质量
Fresh mass per plant (g)
菜心
Flowering Chinese
cabbage
萝卜
Radish
番茄
Tomato
豆角
Long bean
0 8郾 99依0郾 75a 108郾 62依9郾 49a 15郾 86依1郾 61a 16郾 57依4郾 09a
5 8郾 86依1郾 16a 86郾 40依6郾 67ab 15郾 57依2郾 52a 12郾 45依1郾 21a
30 9郾 16依3郾 03a 85郾 12依19郾 40b 14郾 13依0郾 61a 12郾 04依0郾 38a
75 8郾 25依0郾 46a 77郾 31依10郾 58b 15郾 79依0郾 73a 12郾 79依1郾 91a
同列不同字母表示差异显著(P<0郾 05) Different letters in the same column indi鄄
cated significant difference at 0郾 05 level郾
表 2摇 土壤中环丙沙星的回收率
Table 2摇 Recoveries of CIP in soil
加标浓度
Spike concentration
(滋g·g-1)
回归后浓度
Concentration
after regression
(滋g·g-1)
回收率
Recovery
(% )
0郾 4 0郾 38依0郾 03 95郾 0依7郾 6
2郾 5 2郾 15依0郾 23 86郾 0依9郾 2
5郾 0 4郾 12依1郾 65 82郾 4依2郾 1
图 1摇 环丙沙星标样(a)、土壤空白样品(b)和添加环丙沙星土壤样品(c)色谱图
Fig. 1摇 Chromatography graph of CIP standard sample (a), blank sample of soil (b) and CIP in soil (c).
0172 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
表 3摇 盆栽土壤中环丙沙星的含量变化
Table 3摇 Changes of CIP concentration in potting soils
处理
Treatment
浓度
Concentration
(mg·kg-1)
环丙沙星含量 CIP concentration (mg·kg-1)
第 1 天
Day 1
第 7 天
Day 7
第 14 天
Day 14
第 28 天
Day 28
第 56 天
Day 56
第 112 天
Day 112
A 0 0 0 0 0 - -
5 2郾 98依0郾 18 1郾 63依0郾 31 1郾 14依0郾 18 0郾 95依0郾 21 - -
30 16郾 91依0郾 90 11郾 41依0郾 95 7郾 66依0郾 55 5郾 51依2郾 30 - -
75 56郾 27依8郾 25 33郾 02依1郾 24 22郾 13依0郾 91 19郾 07依4郾 80 - -
B 0 0 0 0 0 - -
5 3郾 02依0郾 87 1郾 54依0郾 19 1郾 32依0郾 14 1郾 13依0郾 13 - -
30 16郾 36依1郾 51 12郾 66依1郾 47 10郾 49依2郾 44 8郾 16依1郾 32 - -
75 52郾 55依8郾 15 27郾 10依1郾 46 23郾 52依2郾 27 21郾 52依2郾 41 - -
C 0 0 0 0 0 - -
5 2郾 76依0郾 65 1郾 44依0郾 10 1郾 37依0郾 18 1郾 12依0郾 20 - -
30 15郾 55依2郾 18 13郾 11依1郾 46 11郾 83依2郾 01 8郾 52依0郾 25 - -
75 46郾 92依8郾 87 30郾 79依2郾 12 23郾 14依0郾 86 21郾 04依0郾 51 - -
D 0 0 0 0 0 0 0
5 2郾 63依0郾 57 1郾 49依0郾 29 1郾 23依0郾 18 1郾 19依0郾 14 1郾 06依0郾 26 0郾 60依0郾 13
30 16郾 33依0郾 45 13郾 06依0郾 91 10郾 88依0郾 84 9郾 25依1郾 28 8郾 75依2郾 30 4郾 68依0郾 91
75 48郾 64依11郾 52 31郾 21依4郾 46 23郾 91依2郾 66 22郾 26依3郾 16 19郾 73依2郾 49 10郾 83依2郾 12
A:菜心盆栽土壤 Potting soil of flowering Chinese cabbage; B:萝卜盆栽土壤 Potting soil of radish; C:番茄盆栽土壤 Potting soil of tomato; D:豆角盆
栽土壤 Potting soil of long bean郾
看出,4 种蔬菜盆栽土壤中环丙沙星的含量均随着
时间的延长而不断减少,其中初期减少速率较快,后
期逐渐变慢,这说明环丙沙星在土壤中的降解是随
着时间的延长而逐渐变缓的. 由于对豆角盆栽土壤
进行了 6 个时间点的环丙沙星含量检测,因此对该
盆栽土壤中环丙沙星的含量变化趋势进行曲线拟
合,根据方差分析结果,对数曲线拟合程度最优(P<
0郾 01),故选择对数回归方程计算环丙沙星在豆角
盆栽土壤中的降解半衰期 DT50以及降解 90%所需
要的时间 DT90(表 4).
2郾 3摇 环丙沙星在蔬菜中的吸收特征
2郾 3郾 1 标准曲线方程及回收率 摇 蔬菜中环丙沙星
HPLC分析标准曲线方程为 y = 0郾 0133x - 0郾 0208
(R2 =0郾 99),线性范围为 0郾 025 ~ 1郾 6 滋g·mL-1,
HPLC方法最低检测限为 0郾 02 mg·kg-1 . 加标浓度
为 0郾 5 滋g·g-1时,环丙沙星在4种蔬菜不同部位
表 4摇 豆角盆栽土壤中环丙沙星的降解动态
Table 4摇 Degradation of CIP in potting soil of long bean
CIP初始浓度
Initial CIP concentration
(mg·kg-1)
回归方程
Regression
equation
R2 DT50
(d)
DT90
(d)
2郾 63 Y=-0郾 396lnx+2郾 465 0郾 97 18郾 3 260郾 0
16郾 33 Y=-2郾 315lnx+16郾 921 0郾 98 43郾 9 738郾 0
48郾 64 Y=-7郾 56lnx+47郾 088 0郾 99 20郾 3 266郾 4
的回收率见表 5. 环丙沙星标样(1郾 06 滋g·mL-1)、
豆角根部空白样品和豆角根部含有环丙沙星样品
(2郾 85 mg·kg-1)色谱图见图 2.
2郾 3郾 2 蔬菜不同部位环丙沙星的含量摇 4 种蔬菜对
照组中均未检出环丙沙星. 从图 3 可以看出,菜心、
萝卜、番茄和豆角均能吸收环丙沙星,且吸收环丙沙
星的量随着土壤中环丙沙星含量的增加而增加;不
同蔬菜不同部位环丙沙星的含量不同,菜心地下部
环丙沙星的含量高于地上部;而萝卜地上部环丙沙
星的含量高于地下部,番茄和豆角的叶、茎、根环丙
沙星的含量遵循:根>茎>叶.
表 5摇 不同蔬菜不同部位环丙沙星的回收率
Table 5 摇 Recoveries of CIP in different parts of different
vegetables
蔬菜
Vegetable
部位
Part
回收率
Recovery
(% )
番茄 叶 Leaf 54郾 3依1郾 5
Tomato 茎 Steam 99郾 7依7郾 6
根 Root 68郾 0依8郾 9
豆角 叶 Leaf 118郾 3依5郾 7
Long bean 茎 Steam 113郾 3依4郾 9
根 Root 59郾 3依3郾 1
菜心 地上部 Aboveground part 119郾 2依5郾 7
Flowering Chinese cabbage 地下部 Underground part 87郾 6依1郾 0
萝卜 地上部 Aboveground part 112郾 5依0郾 2
Radish 地下部 Underground part 112郾 9依0郾 1
117210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 肖秋美等: 土壤鄄蔬菜系统中环丙沙星的降解与生物累积特征摇 摇 摇 摇 摇 摇
图 2摇 环丙沙星标样(a)、豆角根部空白样品(b)和豆角根部含有环丙沙星样品(c)色谱图
Fig. 2摇 Chromatography graph of CIP standard sample (a), blank sample of root of long bean (b) and CIP in root of long bean (c)郾
图 3摇 环丙沙星在菜心(a)、萝卜(b)、番茄(c)和豆角(d)中的残留特征
Fig. 3摇 Residue characteristics of ciprofloxacin in flowering Chinese cabbage (a), radish (b), tomato (c) and long bean (d)郾
玉:地上部 Aboveground part; 域:地下部 Underground part; 芋:叶 Leaf; 郁:茎 Stem; 吁:根 Root郾
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 环丙沙星对蔬菜生长的影响
本研究中,与对照相比,3 种不同添加浓度的环
丙沙星处理对菜心、番茄和豆角的生长均无显著影
响,而高浓度(逸30 mg·kg-1)环丙沙星处理对萝卜
的生长产生显著抑制作用. Eggen等[22]研究表明,当
添加浓度为 10 mg·kg-1时,环丙沙星对大麦和胡萝
卜的生长产生抑制作用,其中胡萝卜对环丙沙星的
毒性效应更为敏感,该结果与本试验结果相似.不同
蔬菜品种对环丙沙星的毒性效应反应不同,这与植
物特性(如脂肪含量、含水量等)、植物对环丙沙星
的代谢能力、环丙沙星的污染强度,植物根系与土壤
接触时间的长短等因素密切相关,其内在机理还有
待进一步研究.
3郾 2摇 环丙沙星在土壤中的降解动态
环丙沙星在土壤中的降解是与土壤和植物相互
作用的复杂过程,在这个过程中, 药物本身的理化
性质、土壤中的微生物量、所种植的植物特性以及当
时的环境条件如温度、光照等因素均会对药物的降
解速率产生影响.本研究中,环丙沙星在土壤中的降
解随着时间的延长而逐渐变缓,豆角盆栽土壤中环
丙沙星的降解半衰期 DT50为 18郾 3 ~ 43郾 9 d,降解
90%所需要的时间 DT90为 260 ~ 738 d,这说明环丙
沙星在土壤中不易降解. 环丙沙星在土壤中含量减
少的原因主要有植物吸收、光降解、微生物降解以及
淋溶迁移.有研究表明,光照条件是影响喹诺酮类药
物降解的重要因子[23-25];而相对于光降解,植物吸
2172 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
收和淋溶迁移对土壤中环丙沙星的降解影响较小,
因为环丙沙星具有高 Kd (吸附系数)值 (150 ~
61000) [26-28],容易被土壤中有机质吸附,故不易被
植物根系吸收,也不易随孔隙水向下迁移.有研究表
明,环丙沙星具有较强的抑菌性,但有些微生物能产
生耐药性,甚至有些把环丙沙星作为营养物质加以
利用[29] .土壤生态学过程是一个复杂的生物、化学
和物理过程,环丙沙星在不同土壤类型中的降解过
程是多因素综合作用的结果,其主导因素的确定有
待于深入研究.
3郾 3摇 不同蔬菜对环丙沙星的吸收特征
本研究表明,4 种蔬菜根部均能吸收环丙沙星,
并能转移至其地上部. 不同蔬菜不同部位环丙沙星
的含量不同,菜心为地下部大于地上部,萝卜为地上
部大于地下部,番茄和豆角均为根>茎>叶,且各部
位环丙沙星含量随着土壤中环丙沙星含量的增加而
增加.不同蔬菜品种对环丙沙星累积特征的机理还
有待进一步研究.
参考文献
[1]摇 Diao X鄄P (刁晓平), Sun Z鄄J (孙振钧), Shen J鄄Z
(沈建忠). Research advance in ecotoxicology and en鄄
vironmental impact of veterinary medicines. Chinese
Journal of Applied Ecology (应用生态学报), 2004, 15
(2): 321-325 (in Chinese)
[2]摇 L俟 L (吕 摇 亮), Zhang J (张 摇 静), Jiang H (姜
浩). Progress on contamination of veterinary antibiotics
in soils. Environmental Science and Technology (环境
科技), 2010, 23(2): 68-70 (in Chinese)
[3] 摇 Kay P, Blackwell PA, Boxall ABA. Fate of veterinary
antibiotics in a macroporous tile drained clay soil. Envi鄄
ronmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23: 1136-
1144
[4]摇 Halling鄄Sorensen B, Jacobsen AM, Jensen J, et al.
Dissipation and effects of chlortetracycline and tylosin in
two agricultural soils: A field鄄scale study in southern
Denmark. Environmental Toxicology and Chemistry,
2005, 24: 802-810
[5]摇 Zuccato E, Castiglioni S, Bagnati R, et al. Source, oc鄄
currence and fate of antibiotics in the Italian aquatic en鄄
vironment. Journal of Hazardous Materials, 2010, 179:
1042-1048
[6]摇 Campagnolo ER, Johnson KR, Karpati A, et al. Anti鄄
microbial residues in animal waste and water resources
proximal to large鄄scale swine and poultry feeding opera鄄
tions. Science of the Total Environment, 2002, 299:
89-95
[7]摇 Lalumera GM, Calamari D, Galli P, et al. Preliminary
investigation on the environmental occurrence and effects
of antibiotics used in aquaculture in Italy. Chemosphere,
2004, 54: 661-668
[8]摇 Kim SC, Carlson K. Temporal and spatial trends in the
occurrence of human and veterinary antibiotics in aque鄄
ous and river sediment matrices. Environmental Science
and Technology, 2007, 41: 50-57
[9]摇 Halling鄄S覬rensen B, Nors Nielsen S, Lanzky PF, et al.
Occurrence, fate and effects of pharmaceutical sub鄄
stances in the environment: A review. Chemosphere,
1998, 36: 357-393
[10]摇 Sarmah AK, Meyer MT, Boxall ABA. A global perspec鄄
tive on the use, sales, exposure pathways occurrence,
fate and effects of veterinary antibiotics ( VAs) in the
environment. Chemosphere, 2006, 65: 725-759
[11] 摇 Chen Z鄄L (陈杖榴). Veterinary Pharmacology. Bei鄄
jing: China Agriculture Press, 2007 (in Chinese)
[12]摇 Pico Y, Andreu V. Fluoroquinolones in soil: Risks and
challenges. Analytical and Bioanalytical Chemistry,
2007, 387: 1287-1299
[13]摇 Mart侏nez鄄Carballo E, Gonz觃lez鄄Barreiro C, Scharf S, et
al. Environmental monitoring study of selected veterina鄄
ry antibiotics in animal manure and soils in Austria. En鄄
vironmental Pollution, 148: 570-579
[14]摇 Golet EM, Xifra I, Siegrist H, et al. Environmental ex鄄
posure assessment of fiuoroquinolone antibacterial agents
from sewage to soil. Environmental Science and Technol鄄
ogy, 2003, 37: 3243-3249
[15]摇 Ma Y (马 摇 驿), Chen Z鄄L (陈杖榴). Measurement
of enrofloxacin remained in hog farms and their circum鄄
ference. Journal of Traditional Chinese Veterinary Medi鄄
cine (中兽医医药杂志), 2007(6): 11-16 ( in Chi鄄
nese)
[16] 摇 Tai Y鄄P (邰义萍). Study on Pollution Characteristics
of Typical Antibiotics in Soil from Vegetable Fields of
Pearl River Delta Area. PhD Thesis. Guangzhou: Jinan
University, 2010 (in Chinese)
[17]摇 Lillenberg M, Litvin SV, Nei L, et al. Enrofloxacin and
ciprofloxacin uptake by plants from soil. Agronomy Re鄄
search, 2010, 8: 807-814
[18]摇 Li Y鄄W (李彦文), Zhang Y (张摇 艳), Mo C鄄H (莫
测辉), et al. Preliminary study on occurrence and
health risk assessment of quinolone antibiotics in vegeta鄄
bles from Guangzhou, China. Environmental Science
(环境科学), 2010, 31 (10): 2445 - 2449 ( in Chi鄄
nese)
[19]摇 Zhao L, Dong YH, Wang H. Residues of veterinary an鄄
tibiotics in manures from feedlot livestock in eight prov鄄
inces of China. Science of the Total Environment, 2010,
408: 1069-1075
[20]摇 Zhang Y (张摇 艳), Li Y鄄W (李彦文), Mo C鄄H (莫
测辉), et al. Determination of quinolones antibiotics in
vegetable using high performance liquid chromatography鄄
fluorescence. Guangdong Agricultural Sciences (广东农
业科学), 2009(6): 176-180 (in Chinese)
[21]摇 Tai Y鄄P (邰义萍), Mo C鄄H (莫测辉), Li Y鄄W (李
彦文), et al. Concentration and distribution of quinolo鄄
ne antibiotics in long鄄term manure鄄amended soils. China
Environmental Science (中国环境科学), 2010, 30
(6): 816-821 (in Chinese)
317210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 肖秋美等: 土壤鄄蔬菜系统中环丙沙星的降解与生物累积特征摇 摇 摇 摇 摇 摇
[22]摇 Eggen T, Asp TN, Grave K, et al. Uptake and translo鄄
cation of metformin, ciprofloxacin and narasin in forage
and crop plants. Chemosphere, 2011, 85: 26-33
[23]摇 Wu Y鄄B (吴银宝), Liao X鄄D (廖新俤), Wang Z鄄S
(汪植三), et al. Hydrolysis characteristics of enroflox鄄
acin. Chinese Journal of Applied Ecology (应用生态学
报), 2006, 17(6): 1086-1090 (in Chinese)
[24] 摇 Thoma K, Kuebler N. Photodegradation of quinolones.
Pharmazie, 1997, 52: 519-529
[25]摇 Li X (李摇 霞), Chen J鄄F (陈菊芳), Nie X鄄P (聂湘
平), et al. Degradation and residue of ciprofloxacin in
different simulated water bodies. Acta Scientiarum Natu鄄
ralium Universitatis Sunyatseni (中山大学学报·自然
科学版), 2010, 49(3): 102-106 (in Chinese)
[26]摇 Vasudevan D, Bruland GL, Torrance BS, et al. pH de鄄
pendent ciprofixacin sorption to soils: Interaction mecha鄄
nisms and soil factors influencing sorption. Geoderma,
2009, 151: 68-76
[27]摇 Uslu MO, Yediler A, Balcioglu IA, et al. Analysis and
sorption behavior of fiuoroquinolones in solid matrices.
Water, Air, and Soil Pollution, 2008, 190: 55-63
[28]摇 Tolls J. Sorption of veterinary pharmaceuticals in soils:
A review. Environmental Science and Technology,
2001, 35: 3397-3406
[29]摇 Wang J鄄L (王加龙), Liu J鄄Z (刘坚真), Chen Z鄄L
(陈杖榴), et al. Effect of enrofloxacin residue on num鄄
ber and community function diversity of soil microbes.
Chinese Journal of Applied and Environmental Biology
(应用与环境生物学报), 2005, 11(1): 86-89 ( in
Chinese)
作者简介摇 肖秋美,女,1987 年生,硕士.主要从事兽药残留
研究. E鄄mail: xiaoyue. hemei@ 163. com
责任编辑摇 肖摇 红
4172 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷