大通湖表层水体中抗生素赋存特征与风险

刘晓晖,卢少勇 (1.清华大学环境学院,北京 100084；2.中国环境科学研究院,国家环境保护洞庭湖科学观测研究站,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,环境基准与风险评估国家重点实验室,湖泊生态环境创新基地,北京 100012)

抗生素可以造成肝脏[1]、肾脏[2]和生殖系统[3]的损伤,严重威胁人体健康[4].在我国珠江、黄河、长江、海河、太湖等均有不同程度的检出,且某些抗生素的浓度处于较高的水平,达数千ng/L.抗生素可给微生物产生选择性压力,诱导产生耐药菌及抗性基因[5-6].磺胺甲基异噁唑、四环素和头孢菌素中的噻吩等药物的最高耐药率已经分别达到13%、57%、和35%[7].

2013年,中国抗生素的生产量为24.8万t,使用量为16.2万t,其中,兽用52% ,人用48% ,一年超过5万t抗生素排放进入水土环境中[8-9],对水环境和人体健康产生巨大的风险.大通湖(29°4′52″～29°13′12″N, 112°22′00″～112°43′45″E)位于湖南省益阳市大通湖区,水域面积约8266.7hm2,平均水深2.5m[10],区内的湖泊、水面、沟渠纵横交错,是湖南省最大的养殖湖.目前有关大通湖抗生素的赋存特征、风险水平等研究还尚属空白.因此,本研究采集大通湖水样,探究大通湖抗生素的赋存状况,丰富大通湖有毒有害化学品的研究数据.

1 材料与方法

1.1 样品采集

图1 大通湖采样点位Fig.1 Sampling sites in Datong Lake

于 2016年 5月在大通湖均匀布点,共设置S1～S6 6个点位,具体见图 1.使用不锈钢水样采集器采集表层水,采集深度为 0～1m,置于用甲醇和超纯水清洗过并用水样润洗3次的2L棕色瓶中,然后加入5mL甲醇,运到实验室于0～4℃冰箱保存,样品15h内进行预处理.

1.2 仪器与试剂

超高效液相色谱串联质谱(ACQUITY UPLC-XEVO-TQMSUSA, Waters);氮吹仪(NEVAP-111,南京铭奥仪器设备有限公司)、固相萃取装置(Agilent 5982-9110, 12孔)、循环式真空泵(SHB-IIIA,上海振捷实验设备有限公司)、溶剂过滤器(T-50,天津市津腾市实验设备有限公司)、Waters HLB固相萃取柱(500mg, 6mL)、酸碱pH计(上海雷磁 PHS-25 数显台式酸度计)、玻璃纤维滤膜(美国的 Millipore公司,孔径0.45µm)、涡旋混合器(VORTEX-5,海门市其林贝尔仪器制造有限公司),稀释标配仪(HAMILTON,USA).

试剂药品及耗材：磺胺嘧啶(SDZ)、磺胺甲恶唑(SMX)、磺胺二甲嘧啶(SMZ)、甲氧苄氨嘧啶(TMP)、诺氟沙星(NOR)、环丙沙星(CIP)、恩诺沙星(ENR)、氧氟沙星(OFLO)、沙拉沙星(SFLO)、四环素(TC)、土霉素(OTC)、金霉素(CTC)购自Dr. Ehrenstorfer GmbH (Germany).环丙沙星-D8、磺胺甲恶唑-D4、甲氧苄氨嘧啶-13C3、去甲基金霉素购自Sigma- Aldrich (St. Louis, MO, USA),磺胺嘧啶-13C6购自 Cambridge Isotope Laboratories (Andover, MA, USA).实验所用的甲醇购自 Fisher Chemicals (Fair Lawn, NJ,USA)(色谱纯)、Na2EDTA、氨水、甲酸和甲酸铵购自Sigma-Aldrich (St. Louis, MO, USA) (色谱纯),盐酸购自国药集团化学试剂有限公司(优级纯),实验中用水为超纯水(Millipore超纯水系统,USA).

磺胺类、甲氧苄氨嘧啶、四环素类用甲醇溶液定容为 1000mg/L;而对于喹诺酮类需要用甲醇和0.5mL的0.1mol/L的盐酸,配制成1000mg/L,此储备液需冷藏在-20℃,备用.

1.3 仪器分析条件

色谱条件：UPLC BEH-C18column (50mm×2.1mm, 1.7μm);流动相0.3%甲酸和 0.1%甲酸铵溶液,B 为 1：1乙腈：甲醇;流速 0.3mL/min;进样量10μL,柱温 40℃;自动进样盘温度为 4℃.具体梯度洗脱程序如表1所示,所有抗生素均可在8min之内完成测定.

表1 梯度洗脱分离步骤Table 1 Data of gradient elution on the separation

质谱条件：离子源,电喷雾正离子源(ESI+);检测方式,多反应监测, MRM;雾化气、脱溶剂气、锥孔气为氮气,碰撞气为氩气;离子源温度和去溶剂气温度分别为 140,500℃;锥孔气和去溶剂气流量分别为70h和450L/h;电离电压和电喷雾电压分别为3.5,5.5kV.

1.4 样品预处理

准确量取2L水样,过0.45μm的玻璃纤维滤膜,用0.1mol/L的盐酸调节pH值为3,而后加入0.5gNa2EDTA和浓度为1×10-6的内标(环丙沙星-d8,SMZ-d4,去甲级金霉素,13C3-甲氧苄啶)20μL,使样品以3～5mL/min的流速通过已预先用10mL甲醇和 10mL超纯水活化过的 Oasis HLB(500mg, 6mL)固相萃取柱.水样过柱后,用 10mL超纯水和10mL 5%的甲醇水溶液淋洗小柱,后将固相萃取小柱在真空下抽2h至干,再用6mL甲醇和6mL含5%的氨水甲醇洗脱(靠自然重力流下),而后在 40℃水浴条件下用氮吹仪吹至近干,而后用1：9的甲醇水溶液定容至1mL,过 0.22μm膜至2mL的样瓶中,待测.

1.5 质量控制

采用内标法进行定量分析.混合标准溶液的浓度为 0.5～100μg/L,相关性系数 R2大于 0.99.用超纯水配制 10ng/L抗生素的混合溶液 1L,按照水样的处理方法进行前处理,并进行7次实验,分别以3倍和10倍信噪比计算水样的方法检测限和定量下限,见表 2.方法的加标回收率为70.33%～108.96%,相对标准偏差(RSD)为 1.12%～9.51%,检测限为 0.06～0.21ng/L.场地空白和方法空白实验均低于检测限.

1.6 风险评价方法

1.6.1 环境风险评价 采用风险熵评价大通湖水体中抗生素的环境风险,计算公式如下：

式中：RQ为污染物的环境风险熵;MEC为污染物的环境实测浓度, ng/L;PNEC为污染物的预测无效应浓度,基于最坏情况考虑,RQ的计算采用筛选出最敏感物种的PNEC,ng/L,见表3;TD主要从现有的研究中获取的急性或慢性毒性数据; AF为评价因子;RQcom为联合毒性风险.RQ值划分为 4 个等级,无风险(＜0.01),低风险(0.01～0.1),中等风险(0.1～1)和高风险(＞1).

1.6.2 健康风险评价 抗生素健康风险的计算公式如下：

式中：Dosea为暴露剂量,μg/(人·d);EF 为目标化合物的暴露频率, d/a;ED为暴露时间,a;ADI为日容许摄入量,μg/(kg·d);BW为成人或者儿童体重, kg; AT为人体的目标化合物平均接触时间,d;Ci为目标化合物的实测浓度,μg/L;kT为水体中抗生素经水处理工艺后的剩余比例;IRDW为日均饮水量, L/d.

表3 抗生素对应最敏感物种的毒理数据Table 3 Aquatic toxicity data of antibiotics to the most sensitive aquatic species

表4 目标抗生素的ADI值Table 4 ADI of antibiotics

表5 各参数的美国环境保护署推荐值Table 5 Parameters of adult and children receptors recommended by USEPA

各抗生素的 ADI值(表 4)和式(4)、式(5)中的各参数(表5)来自于澳大利亚政府卫生署[23]和美国 ECOTOXD Database[24]以及朱婷婷等[25]、金磊等[26]的研究.

2 结果与讨论

2.1 大通湖抗生素的污染状况及分布特征

由表6可知,在大通湖6个点位除氧氟沙星未检出外,其余11种抗生素均有不同程度的检出.浓度水平处于 n.d.～100.21ng/L,以磺胺嘧啶的浓度最高,其次为磺胺甲恶唑＞沙拉沙星＞恩诺沙星＞甲氧苄氨嘧啶＞金霉素,其余抗生素的浓度处于较低的水平.

3种磺胺类抗生素,磺胺嘧啶为 11.65～100.21ng/L,平均 37.41ng/L,检出率达到 100%,居于所有检出抗生素之首;磺胺甲恶唑的检出率达50%,浓度水平居第 2位,达 12.34ng/L;磺胺二甲嘧啶在的检出率和浓度均处于较低的水平,这可能与季节或者大通区域的用药特性有关.磺胺类抗生素在水产养殖业中广泛使用[27],且价格低廉,相对于英国、丹麦、瑞士等西方国家,中国磺胺类抗生素的使用量较大[28],其中磺胺嘧啶的使用量较高[29],导致磺胺类抗生素在水环境的浓度相对较高.甲氧苄氨嘧啶作为一种磺胺增效剂,常与磺胺甲恶唑、磺胺二甲嘧啶等磺胺类抗生素以1：5的比例配合使用,导致其具有相对较高的检出率和浓度,分别为50%和7.56ng/L.

表6 大通湖水体中抗生素的浓度水平(ng/L)Table 6 Statistical characteristics of the concentrations of antibiotics in surface water in Datong Lake (ng/L)

5种喹诺酮类抗生素,沙拉沙星为 n.d.～40.17ng/L,平均 8.55ng/L,检出率 667%,处于较高的水平,其次为恩诺沙星,平均浓度为8.04ng/L检出率为33%.这2种喹诺酮类抗生素在水产养殖中的使用量较大,在鱼虾的整个鱼苗期、保苗期和养成期均有使用.环丙沙星的浓度为 n.d.～5.02ng/L,平均1.51ng/L,检出率为33.33%,环丙沙星主要为人用药,其医疗用量较大[30],大通湖环丙沙星的来源可能为周围生活污水的直排.氧氟沙星和诺氟沙星的检出率和检出浓度较低,氧氟沙星的检出率为零,一方面诺氟沙星禁止在未成人中使用[31],限制了其使用量,另一方面根据《兽药管理条例》[32]：2015年12月31日起,停止生产用于食品动物的氧氟沙星、诺氟沙星,极大的限制了这两种物质的使用和在环境中的残留.

3种四环素类抗生素的检出浓度相对于磺胺类、磺胺增效剂和喹诺酮类抗生素处于较低的水平.检出率以四环素最高达 83.33%,平均浓度最高的为金霉素达 3.92ng/L.但是四环类抗生素在水环境中性质不稳定,一方面在光照、微生物作用下降解,另一方面四环类抗生素易在沉积物中富集[33-35],且沉积物的吸附作用是抑制四环素类抗生素迁移的重要因素,导致水环境中的浓度较低.

由图 2可见,大通湖各采样点位抗生素的累积浓度处于 36.69～149.33ng/L,各采样点位具有一定的差异性.S2点位的累积浓度最高,磺胺嘧啶和恩诺沙星为主要的贡献因子,贡献率达 90%以上,其次为S3点位.S2和S3点位有大量的网箱养殖,且靠近一渔业股份有限公司,饲料中可能有抗生素的添加,导致这片区域抗生素的浓度相对较高.S1点位的抗生素浓度最低.大通湖整个湖体为养殖区,但有些区域的养殖密集,有些区域为航道并未作为养殖区,此区域抗生素为其他区域水体中抗生素迁移而来,但是抗生素在随水流的迁移过程中会发生光降解、微生物降解、吸附等行为,极大的降低其浓度水平.后续应加强对大通抗生素生产、使用和排放的调查,开展大通湖水体中多介质(水、沉积物、生物)赋存的更为全面的连续调查,并追溯其来源,为抗生素污染控制提供依据.

图2 大通湖各采样点抗生素累积浓度Fig.2 Accumulative concentration of detected antibiotics at each sampling site in the Datong Lake

2.2 与国内外部分河流、湖泊对比

由表7可见,3种磺胺类抗生素,磺胺嘧啶的浓度除显著低于白洋淀和海河之外,高于巢湖、博斯腾湖、乌伦古湖、广西邕江、黄浦江上游和钦州湾,处于较高的污染水平;磺胺甲恶唑的浓度水平低于太湖、巢湖、海河、法国的塞纳河和越南湄公河段,高于白洋淀、博斯腾湖、乌伦古湖及英国的塔夫河和伊利河,与黄浦江上游的浓度较为接近;甲氧苄氨嘧啶的浓度与黄浦江上游、塞纳河与湄公河的浓度相似,低于海河、太湖、大辽河及塔夫河和伊利河,与海河、塔夫河和伊利河的浓度差异较为明显,但高于广西邕江和钦州湾;检出的4种喹诺酮类抗生素中,大通湖环丙沙星和诺氟沙星的浓度水平较低,除高于黄浦江上游外,均显著低于白洋淀、巢湖和太湖等,与国外水体相比,大通湖环丙沙星的浓度高于塞纳河,但显著低于芬兰的万塔河,而诺氟沙星的浓度显著低于塞纳河.恩诺沙星就平均浓度来说在所统计的湖泊、河流中仅次于巢湖和大辽河,但最高浓度仅次于巢湖.沙拉沙星的污染水平显著高于塞纳河和温榆河,就平均浓度而言与白洋淀处于同一水平.在检出的3种四环素类抗生素中,四环素的浓度与博斯腾、乌伦古湖和美国查普唐克河的浓度较为接近,显著低于太湖、海河和大辽河.土霉素的浓度处于较低的水平,均低于所统计的河流、湖泊.金霉素的浓度显著低于太湖、大辽河和查普唐克河,与巢湖属于同一污染水平,但高于博斯腾湖和乌伦古湖.总体来说,除磺胺嘧啶和恩诺沙星处于相对较高的污染水平之外,其余基本处于较低或中等的水平.抗生素在我国地表水体中的检出率较高,且由于不同地区抗生素的使用种类、环境等不同,导致浓度具有较大的差异性,然而目前对于我国湖泊、河流水环境中抗生素污染的研究缺乏系统性和连续性,对各水体中抗生素污染的差异性并没有很好的解释,有必要加强该方面的研究.

2.3 大通湖抗生素的生态风险评价

2.3.1 环境风险评价 基于最严重的情况来考虑,选择各种抗生素浓度最大值来计算风险等级,结果见表 8.由于水体中抗生素的痕量残留,目标抗生素的风险熵(RQ)基本处于 0.1以下.然而磺胺甲恶唑、沙拉沙星和环丙沙星的 RQ均大于1,表现为高风险,对大通湖的生态环境具有严重的潜在风险,这3种物质的最大无效应浓度较低,易对生态环境产生危害.其中沙拉沙星的 RQ竟达 2.68,目前对于水环境中此种物质的研究相对较少,但沙拉沙星是一种动物专用的喹诺酮类药物,由于其溶解度高,可多途径给药,吸收速度快,是防治动物疾病的理想药物[52-53],因此近些年使用量不断上升,应引起足够的重视.恩诺沙星的RQ为0.77处于0.1～1之间,为中等风险;磺胺嘧啶的浓度虽然较高,但是由于其具有较高的最大无效应浓度,RQ 小于 0.1,风险等级为低风险,但是相关研究表明,磺胺嘧啶可以干扰虹鳟鱼肝脏细胞的活性,损伤肝细胞,从而影响代谢过程[54],其风险不容忽视;其余抗生素对大通湖的生态环境均表现为无风险.虽然环境中的抗生素对环境的影响基本处于较低的风险,但是抗生素可诱导环境中耐药菌和抗生基因的产生[55],而且抗生素基因具有传播性,被作为一种新型污染物,应积极开展大通湖耐药菌和抗性基因的监测研究,明确大通湖此方面对人体健康的风险等级.另外,目前抗生素的风险评估大多采用风险熵做初步的评价,有一定的片面性,后续应加强抗生素的毒性研究,开展抗生素环境基准的研究,深入的分析水体中抗生素的环境风险,为抗生素的防控和应急预案的建立奠定基础.

水环境中抗生素一般不是单一存在,而是多种抗生素共同存在的复杂体系.有研究表明水环境中多种抗生素共存时,抗生素的环境危害作用会因共存而加强[56].但是目前相关的数据较少,因此本文假定各抗生素对生物的毒性作用不存在拮抗或协同作用,初步探究抗生素的累积风险,结果见表8.6个采样点位的RQcom均高于0.1,处于中等或高风险,其中 S6＞S3＞S2 3个点位的RQcom均大于1,以S6点位较为突出,RQcom达3.5,对周围的环境具有严重的潜在风险;其余点的RQcom均处于 0.1～1之间,表现为中等风险.复合污染的问题一直备受关注,但是由于多种污染存在时的作用机理较为复杂,且如果完全达到实际环境的状态,工作量较大,无法短时间内完成,因此目前对于污染物的复合污染,尤其是有机污染物的复合污染研究大多局限于二元或者三元,因此应积极开展有关抗生素复合污染的研究,明确多种抗生素存在的复合污染体系中的相互作用机制.

表7 部分河流、湖泊抗生素的污染水平(ng/L)Table 7 The Concentration level of antibiotics in typical lakes and rivers, China (ng/L)

表8 大通湖水体抗生素的RQ和RQcomTable 8 RQ and RQcom for the antibiotics in surface water from Datong Lake

饮水途径对成人和儿童的健康风险指数RQH分别处于 8.74×10-8～3.67×10-3和 2.18×10-7～9.17×10-3之间(图 3).检出的 11种抗生素,喹诺酮类抗生素为主要的健康风险因子,处于 10-3数量级.其中沙拉沙星的健康风险最高,沙拉沙星在动物性食品中的ADI值仅为0.3μg/(kg·d),然而目前有关沙拉沙星的监测和毒性研究还有一定的局限性,应加强对沙拉沙星的进一步研究.磺胺嘧啶和磺胺增效剂是仅次于喹诺酮类抗生素的健康风险因子,对成人和儿童的健康风险指数 RQH分别为 1.37×10-4、3.43×10-4和 1.96×10-4、4.89×10-4,值得注意的是这 2种抗生素相对于喹诺酮类抗生素在水环境中的稳定性较高,如果没有外源的持续输入,从长远来说,这2种物质所致的健康风险应高于喹诺酮类.剩余抗生素的健康风险因子均处于 10-5～10-8数量级,相对于喹诺酮类抗生素、磺胺嘧啶和甲氧苄氨嘧啶低1～3个数量级.

图3 大通湖抗生素残留对成人和儿童的健康风险Fig.3 Health risk of antibiotics residue in the Datong Lake to adults and children

然而,现在针对抗生素的水体健康风险标准并未制定.大多数关于抗生素健康风险的研究主要关注食品和蔬菜等[57],相比这些研究,大通湖水体中抗生素的健康风险处于较低的水平.最高健康风险与深圳的西丽水库[25]水体中抗生素处于同1个数量级,但高出石岩水库1个数量级[58].

3 结论

3.1 大通湖共检测出 11种抗生素,其浓度具有显著的差异性,以磺胺嘧啶的浓度最高,其次为磺胺甲恶唑,浓度范围分别为 11.65～100.21ng/L和n.d.～50.9ng/L,四环素类抗生素的浓度处于较低的水平(n.d.～10.44ng/L).与国内部分河流、湖泊相比,除磺胺嘧啶和恩诺沙星外,其余抗生素基本处于较普通水平.

3.2 在空间分布上,具有一定的差异性,S1～S6采样点抗生素的累积浓度处于36.69～149.33ng/L之间,以 S2点位累积浓度最高,磺胺嘧啶和恩诺沙星为主要的贡献因子,贡献率达 90%以上,S1点位的浓度最低.

3.3 检出的11种抗生素除磺胺甲恶唑、沙拉沙星和环丙沙星外,其余抗生素对大通湖表现为较低的风险水平, S2、S3、S6的累积风险较高;健康风险评价表明,喹诺酮类抗生素为主要的健康风险因子,但抗生素的健康风险指数 RQH远低于1,说明目前抗生素的残留不会对人体产生明显的健康危害.

[1]沈洪艳,曹志会,赵 月,等.抗生素药物诺氟沙星对锦鲤的毒性效应 [J]. 安全与环境学报, 2015,15(4)：380-385.

[2]Gallardo-Godoy A, Muldoon C, Becker B, et al. Activity and predicted nephrotoxicity of synthetic antibiotics based on polymyxin B [J]. Journal of medicinal chemistry, 2016,59(3)：1068-1077.

[3]Wollenberger L, Halling-Sørensen B, Kusk K O. Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to Daphnia magna [J].Chemosphere, 2000,40(7)：723-730.

[4]成玉婷,吴小莲,向 垒,等.广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 [J]. 中国环境科学, 2017,37(3)：1154-1161.

[5]McGowan E. Comment on “Antibiotic resistance genes as emerging contaminants： Studies in Northern Colorado”[J].Environmental science & technology, 2007,41(7)：2651-2652.

[6]张 俊,杨晓洪,葛 峰,等.长期施用四环素残留猪粪对土壤中耐药菌及抗性基因形成的影响 [J]. 环境科学, 2014,35(6)：2374-2380.

[7]代朝猛,周雪飞,张亚雷,等.环境介质中药物和个人护理品的潜在风险研究进展 [J]. 环境污染与防治, 2009,31(2)：77-80.

[8]张芊芊.中国流域典型新型有机污染物排放量估算,多介质归趋模拟及生态风险评估 [D]. 广州：中国科学院广州地球化学研究所, 2015.

[9]Zhang Q Q, Ying G G, Pan C G, et al. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China：source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance [J]. Environmental science & technology, 2015,49(11)：6772-6782.

[10]张光贵.大通湖表层沉积物中多环芳烃的浓度,来源与生态风险评估 [J]. 水生态学杂志, 2014,35(1)：46-49.

[11]Eguchi K, Nagase H, Ozawa M, et al. Evaluation of antimicrobial agents for veterinary use in the ecotoxicity test using microalgae[J]. Chemosphere, 2004,57(11)：1733-1738.

[12]Ferrari B, Mons R, Vollat B, et al. Environmental risk assessment of six human pharmaceuticals： are the current environmental risk assessment procedures sufficient for the protection of the aquatic environment? [J]. Environmental Toxicology and Chemistry,2004,23(5)：1344-1354.

[13]Białk-Bielińska A, Stolte S, Arning J, et al. Ecotoxicity evaluation of selected sulfonamides [J]. Chemosphere, 2011,85(6)： 928-933.

[14]Lützhøft H C H, Halling-Sørensen B, Jørgensen S E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1999,36(1)：1-6.

[15]Backhaus T, Scholze M, Grimme L H. The single substance and mixture toxicity of quinolones to the bioluminescent bacterium Vibrio fischeri [J]. Aquatic toxicology, 2000,49(1)：49-61.

[16]Isidori M, Lavorgna M, Nardelli A, et al. Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms [J]. Science of the Total Environment, 2005,346(1)：87-98.

[17]Backhaus T, Scholze M, Grimme L H. The single substance and mixture toxicity of quinolones to the bioluminescent bacterium Vibrio fischeri [J]. Aquatic toxicology, 2000,49(1)：49-61.

[18]Robinson A A, Belden J B, Lydy M J. Toxicity of fluoroquinolone antibiotics to aquatic organisms [J].Environmental toxicology and Chemistry, 2005,24(2)：423-430.

[19]Lützhøft H C H, Halling-Sørensen B, Jørgensen S E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1999,36(1)：1-6.

[20]González-Pleiter M, Gonzalo S, Rodea-Palomares I, et al.Toxicity of five antibiotics and their mixtures towards photosynthetic aquatic organisms： implications for environmental risk assessment [J]. Water Research, 2013,47(6)：2050-2064.

[21]Kolar B, Arnuš L, Jeretin B, et al. The toxic effect of oxytetracycline and trimethoprim in the aquatic environment [J].Chemosphere, 2014,115：75-80.

[22]徐冬梅,王艳花,饶桂维.四环素类抗生素对淡水绿藻的毒性作用 [J]. 环境科学, 2013,34(9)：3386-3390.

[23]Australian Government Department of Health． Acceptable Daily Intakes for Agricultural and Veterinary Chemicals [EB/ZL].http：//www. health. gov. au/internet/main/publishing. nsf/Content/ocs-adi-list.htm, 2016-03-31.

[24]农业部畜牧兽医局.农业部发布动物性食品中兽药最高残留限量 [J]. 中国兽药杂志, 2003,37(2)：7-9.

[25]朱婷婷,宋战锋,尹魁浩,等.深圳西丽水库抗生素残留现状及健康风险研究 [J]. 环境污染与防治, 2014,36(5)：49-53.

[26]金 磊,姜 蕾,韩 琪,等.华东地区某水源水中13种磺胺类抗生素的分布特征及人体健康风险评价 [J]. 环境科学, 2016,37(7)：2515-2521.

[27]Xiong W, Sun Y, Zhang T, et al. Antibiotics, antibiotic resistance genes, and bacterial community composition in fresh water aquaculture environment in China [J]. Microbial ecology, 2015,70(2)：425-432.

[28]魏 红,王嘉玮,杨小雨,等.渭河关中段表层水中抗生素污染特征与风险 [J]. 中国环境科学, 2017,37(6)：2255-2262.

[29]章琴琴.北京温榆河流域抗生素污染分布特征及源解析研究[D]. 重庆：重庆大学, 2012.

[30]张 波,刘玉华.某院2007至2009年度喹诺酮类抗菌药物使用分析 [J]. 中国医药指南, 2010,8(26)：112-113.

[31]李 嘉,张瑞杰,王润梅,等.小清河流域抗生素污染分布特征与生态风险评估 [J]. 农业环境科学学报, 2016,35(7)：1384-1391.

[32]2292号-2015兽药管理条例 [S].

[33]贺德春,许振成,吴根义,等.四环素类抗生素的环境行为研究进展 [J]. 动物医学进展, 2011,32(4)：98-102.

[34]Wang Q, Yates S R. Laboratory study of oxytetracycline degradation kinetics in animal manure and soil [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2008,56(5)：1683-1688.

[35]Liu Y, He X, Duan X, et al. Photochemical degradation of oxytetracycline： influence of pH and role of carbonate radical [J].Chemical Engineering Journal, 2015,276：113-121.

[36]Wu C, Huang X, Witter J D, et al. Occurrence of pharmaceuticals and personal care products and associated environmental risks in the central and lower Yangtze river, China [J]. Ecotoxicology and environmental safety, 2014,106：19-26.

[37]Li W H, Shi Y L, Gao L H, et al. Occurrence of antibiotics in water, sediments, aquatic plants, and animals from Baiyangdian Lake in North China [J]. Chemosphere, 2012,89：1307-1315.

[38]Xu J, Zhang Y, Zhou C B, et al. Distribution, sources and composition of antibiotics in sediment, overlying water and pore water from Taihu Lake, China [J]. Science of the Total Environment, 2014,s497—498(3)：267-273.

[39]唐 俊,张付海,王晨晨,等.巢湖及入湖河流中磺胺抗生素残留现状分析 [J]. 安全与环境学报, 2014,14(4)：334-338.

[40]唐 俊,陈海燕,史陶中,等.巢湖喹诺酮及四环素类药物污染现状及来源分析 [J]. 安徽农业大学学报, 2013,40(6)：1043-1048.

[41]雷晓宁.新疆典型湖泊中抗生素的污染状况与分布特征 [D].石河子大学, 2014.

[42]秦延文,张 雷,时 瑶,等.大辽河表层水体典型抗生素污染特征与生态风险评价 [J]. 环境科学研究, 2015,28(3)：361-368.

[43]薛保铭.广西邕江水体典型抗生素污染特征与生态风险评估[D]. 广西大学, 2013.

[44]Luo Y, Xu L, Rysz M, et al. Occurrence and transport of tetracycline, sulfonamide, quinolone, and macrolide antibiotics in the Haihe River Basin, China [J]. Environmental Science &Technology, 2011,45(5)：1827-1833.

[45]姜 蕾,蔡海芸,卢 宁.黄浦江上游水体中抗生素的分布特征与生态风险 [J]. 净水技术, 2014,33(s2)：81-85.

[46]薛保铭,杨惟薇,王英辉,等.钦州湾水体中磺胺类抗生素污染特征与生态风险 [J]. 中国环境科学, 2013,33(9)：1664-1669.

[47]Tamtam F, Mercier F, Le Bot B, et al. Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various hydrological conditions[J]. Science of the Total Environment, 2008,393(1)：84-95.

[48]Vieno N M, Härkki H, Tuhkanen T, et al. Occurrence of pharmaceuticals in river water and their elimination in a pilotscale drinking water treatment plant [J]. Environmental Science& Technology, 2007,41(14)：5077-5084.

[49]Managaki S, Murata A, Takada H, et al. Distribution of macrolides, sulfonamides, and trimethoprim in tropical waters：ubiquitous occurrence of veterinary antibiotics in the Mekong Delta [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(23)：8004-8010.

[50]Arikan O A, Rice C, Codling E. Occurrence of antibiotics and hormones in a major agricultural watershed [J]. Desalination,2008,226(1-3)：121-133.

[51]Kasprzyk-Hordern B, Dinsdale R M, Guwy A J. The removal of pharmaceuticals, personal care products, endocrine disruptors and illicit drugs during wastewater treatment and its impact on the quality of receiving waters [J]. Water research, 2009,43(2)：363-380.

[52]王翔凌.盐酸沙拉沙星在鲫鱼(Carassius auratus)体内的药物动力学和残留的研究 [D]. 武汉：华中农业大学, 2005.

[53]高 芸.5%盐酸沙拉沙星溶液的稳定性,最小抑菌值测定及在鸡组织内的消除研究 [D]. 咸阳：西北农林科技大学, 2015.

[54]Gagné F, Blaise C, André C. Occurrence of pharmaceutical products in a municipal effluent and toxicity to rainbow trout(Oncorhynchus mykiss) hepatocytes [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2006,64(3)：329-336.

[55]欧丹云,陈 彬,陈灿祥,等.九龙江下游河口水域抗生素及抗性细菌的分布 [J]. 中国环境科学, 2013,33(12)：2243-2250.

[56]刘晓晖,卢少勇,王炜亮,等.环境中药品和个人护理品的复合污染风险 [J]. 环境监测管理与技术, 2016,28(2)：10-13.

[57]李彦文,张 艳,莫测辉,等.广州市蔬菜中喹诺酮类抗生素污染特征及健康风险初步研究 [J]. 环境科学, 2010,31(10)：2445-2449.

[58]朱婷婷,宋战锋,段标标,等.深圳石岩水库抗生素污染特征与健康风险初步评价 [J]. 环境与健康杂志, 2013,30(11)：107-110.