畜禽粪便中残留四环素类抗生素的研究概况

闫 琦，刘培培，张娇娇，王跃华，任 斌，丁路明*

(1.兰州大学 草地农业生态系统国家重点实验室，生命科学学院，兰州730000；2.西北农林科技大学 园艺学院，陕西 杨凌712100；3.西北农林科技大学 资源环境学院，陕西 杨凌712100)

随着畜牧业向规模化、现代化、集约化的方向迅速发展，四环素类抗生素被广泛地用作饲料添加剂，用于预防疾病、促进动物生长、改善动物机体功能。由于抗生素在动物体内不能被机体完全吸收代谢，约40%～90%以原药或者异构体的形式随畜禽粪尿排出体外[1]。残留的抗生素不仅威胁到畜禽产品的质量安全，而且随粪便进入农田、水体，对环境和人类健康造成了巨大的威胁。去除畜禽粪便残留抗生素的一个有效途径就是在粪便使用之前进行适当处理，降低抗生素的浓度，其中好氧堆肥和厌氧消化是畜禽粪便资源化、无害化处理的主要方法[2]。了解四环素类抗生素的性质、抗生素在养殖业中的使用、在粪便中的残留危害及其生物处理方法具有重要的意义。

1 四环素类抗生素

1.1 四环素类抗生素的基本性质

四环素类抗生素(Tetracyclines，TCs)是由真菌、放线菌或细菌等微生物在其机体代谢过程中产生的一类次级代谢产物，具有杀灭、抑制其它物种(如革兰氏阳性菌、立克次氏体、原虫、支原体、衣原体等)的作用[3-4]，常被用在畜牧业和水产养殖业中治疗家畜疾病或作为饲料添加剂[5]。目前已发现抗生素不仅来源于微生物的代谢产物，还包括高等动植物的代谢物或化学合成物。TCs主要由天然合成和化学半合成。天然合成的TCs包括四环素(Tetracycline，TC)、土霉素(Oxytetracycline，OTC)、金霉素(Chlortetracycline，CTC)，化学半合成衍生物包括强力霉素、甲烯土霉素、美他环素、地美环素等[6]。TC、OTC、CTC为三种主要的TCs，其结构是一类将苯环作为基本母核、只有取代基有所不同的一类化合物[7]。TCs可以和各种酸、碱反应形成较为稳定的盐，其结构中含有多个N、O官能团，能够和各种金属离子发生螯合作用，形成稳定的络合物[7-10]。

1.2 四环素类抗生素的作用机理

TCs作为广谱性抗生素，冯新等[11]认为其作用机理是与细菌核糖体30s亚基上的受体结合，阻止氨酰tRNA结合到核糖体A位点，从而抑制细菌蛋白质的合成。此外，抗生素还可以改变细胞膜的通透性，使得胞内用于DNA复制的核苷酸等成分外漏，最终起到抑制细菌活性、杀死细菌的作用[6]。

在兽医临床学上，TCs用于治疗白痢、伤寒、猪肺疫等呼吸道感染病。作为饲料添加剂，TCs可用于防御动物疾病、促进动物生长，其中包括土霉素钙预混剂和金霉素预混剂[12]。抗生素用作饲料添加剂和用于治病的机理不同，前者的作用机体是动物本身，而后者的作用机体是病原菌[12]。抗生素促生长机理如下：一是含有抗生素的饲料对肠道中有害微生物具有杀灭作用，阻碍了微生物的繁殖，使得原来微生物利用的营养物质被宿主利用，增加了养分的利用效率；二是抗生素使动物肠壁变薄，增加了营养物质的吸收；三是刺激脑下垂体分泌激素，增加动物采食量，加快家畜生长发育；四是提高动物抵抗力，减少应激反应所造成的能量损失[2]。抗生素作为饲料添加剂，能够改善动物的机能状态，减少能量损失，提高生长性能。

2 抗生素在养殖业中的应用

自20世纪50年代美国食品和药物管理局(FAD)正式批准抗生素可作为饲料添加剂后，抗生素就被世界各国全面推广用于畜牧养殖业[13]。抗生素在治疗水平上用于治疗疾病，在亚治疗水平上用于促进动物生长[14-15]。兽用抗生素在一定程度上促进了世界畜牧业的发展，同时也创造了一定的经济效益。有研究表明，美国自1985年使用抗生素后，一年中动物肉产量增加了10%，节约了大约35亿美元[12]，国内与国外使用抗生素的效果基本一致。猪、鸡饲料每添加10～30 g/t抗生素，畜禽增重比对照组有明显提高，饲料转化率提高6.6%～15%，有些抗生素添加剂还能提高受胎率[12]。限制抗生素的使用将给我们带来巨大的经济损失。欧盟在20世纪90年代初禁用抗生素之后，大约50%的猪场由于痢疾导致的死亡率急剧上升，且饲料消耗增加[16]。世界卫生组织报道，瑞士在1986年禁用抗生素后，畜禽感染性疾病的发病率急剧上升，导致养殖业衰退[17]。

由于抗生素价格低廉且效果显著，全球每年畜牧业和水产养殖业抗生素的使用量巨大[18]。美国在《研究显示全球抗生素使用增长令人震惊》的报道称：全球抗生素的使用量在2000～2010年增长了35.8%，并且抗生素消费量的快速增长有3/4来自于经济发展较快的国家，包括俄罗斯、中国和南非。中国是抗生素使用大国，每年用于畜禽饲料添加剂的抗生素约有6 000 t，占全球抗生素饲料添加剂的50%，其中TCs在畜禽养殖业的使用量和生产量均占世界首位[19]。表1统计了不同国家抗生素的年使用量。

表1 不同国家抗生素的年使用量Table 1 Usage of antibiotics in different countries

注：“-”表示数据不可得.

Note:“-”represents data unavailable.

3 畜禽粪便中抗生素的残留情况

抗生素进入动物体后，不能被动物体完全吸收，而是以原药或代谢物的形式残留于动物代谢物中。国内外一些学者对畜禽粪便中TCs的残留做了一些调查研究。张树清等[24]对中国7个省、市、自治区55个粪便样品的调查分析表明，猪粪样品中OTC、TC、CTC的残留量远高于鸡粪，分别为9.09 vs.5.97 mg·kg-1、5.22 vs.2.63 mg·kg-1、3.57 vs.1.39 mg·kg-1，且发达地区如北京、浙江等地粪便中的TCs的含量明显高于西北地区。张丽丽等[25]2014年对北京市集约化养猪场粪便中TCs的分析表明，TCs合计浓度检出范围为0.48～29.2mg·kg-1，3种主要的TCs的检出率依次为TC>OTC>CTC。张志强等[26]对天津地区猪粪、鸡粪的检测表明，猪粪和鸡粪中CTC的检出率最高，达到78%，TC和OTC均为56 %。王丽等[27]对杭州地区城郊养殖场的研究表明，猪粪中残留TCs的含量为0.13～66.62 mg·kg-1，鸡粪中残留TCs的含量为0.42～3.32 mg·kg-1。Zhao等[28]2010年对中国8个省市的143份畜禽样品的调查结果表明，在61份猪粪样品中，CTC和OTC平均含量分别为59.06、21.06 mg·kg-1，检出率分别为42.6%、41.0%；在28份牛粪样品中，CTC和OTC平均含量分别为27.59、59.59 mg·kg-1，CTC的检出率高达82.1%；在54份鸡粪样品中，CTC和OTC平均含量分别为17.68、10.56 mg·kg-1。在美国集约化畜禽养殖场粪便中OTC、CTC的平均浓度分别为3.94、2.37 mg·L-1[29]。以上研究表明猪粪中的TCs的残留量高于鸡粪，并且在鸡粪和猪粪中CTC、OTC为主要的残留抗生素。

4 粪便残留抗生素的潜在危害

随着人类对肉类、奶类、蛋禽需求量的增加，兽用抗生素已成为养殖业不可或缺的一部分，其使用量也在逐年增加[30]。1998年中国畜禽粪便产出量为1.88×109t，2001年为2.17×109t，2003年迅速增加到3.19×109t，据估算到2010年，全国畜禽粪便的排放量将达到4.5×109t[31]。抗生素等药物进入畜禽体内后，只有少部分被机体代谢吸收，约40%～90%的抗生素以原药或代谢物的形式随动物尿液、粪便排出体外，进入环境[1]。由于畜禽粪便产量大，导致抗生素环境排放量高。而且80%以上的畜禽粪便露天堆放或者经过简单处理后施于农田，导致粪便中残留的抗生素转移到周围环境，造成污染，阻碍了畜牧业持续稳定的发展[24]。

4.1 残留抗生素对水体的污染

畜禽粪便中残留的抗生素主要通过畜禽尿液、养殖场污水、雨水冲刷等方式进入环境水体。虽然污水处理厂会对废水进行处理，但对抗生素的去除效果甚微。目前环境水体中，养殖场废水中抗生素的含量最高，排污口及周边水体次之，地表水一般含量在1 μg·L-1以下，有些地下水也检测到微量的抗生素存在[32]。孙刚等对江西省畜禽养殖废水的调查显示，在养殖废水和下游水体都检测出TCs，养殖废水中TCs的残留总体高于下游水体[33]。Zhang等[34]对中国58个流域抗生素污染的预测结果表明，中国受抗生素污染水域达50%以上，而且东部水域污染较西部严重。当排入水体的抗生素超过水体自身净化能力时，一方面对藻类及水生动物产生一定的毒性，另一方面可使细菌产生抗药性。在对藻类的研究中，姜蕾等[35]人以铜绿微囊藻为试验材料的研究结果表明，TCs能影响藻类光合作用，降低藻类氧化酶的活性，从而抑制藻类生长。强力霉素降低了淡水绿藻细胞膜的通透性，而金霉素和四环素低浓度能够增加细胞膜的通透性，增大浓度则转为降低[36]。在对水生生物研究中，章强等[37]以斑马鱼为试验材料，结果表明经过四环素96 h急性暴露后，抑制了斑马鱼的胚胎发育。在对水生细菌研究中，Reinthaler等[38]对污水中大肠杆菌耐药性研究表明，污水中大肠杆菌普遍存在耐药性，其中对四环素的耐药性最高，达到了57%。

4.2 残留抗生素对土壤的污染

畜禽粪便作为有机肥料施于农田是抗生素进入土壤的最主要途径。畜禽粪便、粪水回用农田，可增加抗生素抗性基因从动物源扩散到周围环境中。医用抗生素和促生长抗生素进入动物体内不能被完全吸收，残留在肠道中的抗生素会诱导抗性微生物的产生，最终这些残留的抗生素和抗性微生物随粪便进入土壤中，并在土壤中长期残留，对人类健康和生态系统产生潜在危害[37]。张志强等[26]对天津养殖场附近土壤样品中TCs的检测表明，CTC检出率32%，平均为48.9 μg·kg-1；TC检出率为36%，平均28.9 μg·kg-1；OTC检出率最低，平均为9.4 μg·kg-1。Hamscher等[39]对长期施用猪场粪尿的土壤残留的抗生素进行检测,其中TC在0～10 cm土壤中平均浓度为86.2 μg·kg-1，10～20 cm土壤中为198.7 μg·kg-1，20～30 cm为171.7 μg·kg-1；CTC在这三层土壤中为4.6～7.3 μg·kg-1。

微生物群落的变化是土壤残留抗生素的一个重要危害。土壤中残留的TCs改变了土壤中细菌/真菌的比例，抑制了土壤微生物的呼吸作用，降低了土壤磷酸酶的活性，同时使微生物群落产生耐性[40]。张兵等[41]对北京、天津灌溉区土壤的研究表明，清灌土壤TCs的残留要远低于污灌和猪粪采集地的土壤，且大量的抗生素残留是诱导土壤中抗性基因传播的重要因素。当土壤中施加氯四环素肥料后，土壤中的氯四环素耐药性细菌数量比未施肥土壤显著增加[42]。

4.3 残留抗生素对人类的影响

人类的生活离不开谷物和水产等食品，这些食物中含有的抗生素会随着食物链最终进入人体。抗生素进入人体后，会在体内残留，一方面诱发产生耐药菌，不利于控制疫病；另一方面对人类的肝脏及牙组织等造成损害[17]。机体细菌获得耐药性有三种途径，一是通过无性繁殖在代与代之间传递；二是通过自身基因突变产生；三是从相邻的细胞获得，虽然耐药性因子的传递频率很低，但由于细菌数量多，繁殖快，仍能造成抗性基因的扩散蔓延。据美国《新闻周刊》报道，仅在1992年美国就有13 300名患者死于抗生素耐药性细菌感染[43]。“四环素牙”就是机体中所含抗生素与新形成牙中的沉积钙结合造成。对新生儿来说，TCs可能导致牙齿畸形。TCs除了能在肝脏中富集，对肝脏造成损伤外，它还是引起机体过敏的抗生素种类之一[17]。抗生素进入人体后，使敏感个体产生抗体，当这些个体再次接触到该类抗生素时，则引起过敏反应，引起呕吐、腹泻、麻疹，重者可能会引起过敏性休克，甚至死亡。

5 粪便残留四环素无害化处理措施

随着养殖业规模化和集约化程度的提高，粪便中残留抗生素造成的环境问题已经引起人类的高度重视。生物降解是中国畜禽粪便处理的主要方法，主要包括好氧堆肥和厌氧消化。

5.1 好氧堆肥

好氧堆肥是在有氧条件下，通过好氧菌的活动将粪便中复杂的有机质进行吸收、氧化、分解形成腐殖质的过程[44]。在此过程中，通过控制合适的温度、碳氮比、含水率、pH等因素，将粪便中的病原微生物、虫卵、寄生虫及杂草种子杀死。好氧堆肥具有成本低、操作简单、杀菌效果好、产物能肥料化等优点，是畜禽粪便无害化、资源化、稳定化利用的重要方式。目前很多研究表明，好氧堆肥能有效去除粪便中残留的TCs。王桂珍等[44]以OTC为模式化合物进行室内堆肥表明，土霉素在鸡粪堆肥初期(0～10 d)降解较快，最快降解率达到67.43 %，随后逐渐减慢。猪粪堆肥过程中CTC，TC和OTC的去除率分别为74%，70%和92%，半衰期分别为8.25、1.14和10.02 d，并且在堆肥过程中5种代谢产物EOTC、ECTC、ETC、DMCTC和 ATC均被检测出[1]。好氧堆肥能有效减低畜禽粪便中TCs的含量，堆腐后四环素、金霉素、土霉素的浓度均低于3 mg/kg，去除率高达95%[45]。

好氧堆肥是通过微生物活动分解粪便中有机质的一系列化学反应过程，影响有机肥堆腐效果的主要因素有：

5.1.1 温度 温度是堆肥过程中重要的影响因素之一，同时也是堆肥是否达到无害化的指标之一[46]。Arikan等[47]对牛粪堆肥土霉素降解研究结果表明，经过38 d堆肥，试验组最高温度达到65 ℃，土霉素的降解率达到95%，而在温室堆肥中，土霉素的降解率仅为12%。畜禽粪便好氧堆肥过程主要分为低温期、高温期和腐熟期。在低温期，好氧微生物分解粪便中的淀粉、糖类等易分解物质，同时释放热量，使堆体温度升高；高温期主要是嗜热菌成为优势种，分解蛋白质、脂肪等复杂的化合物，同时杀灭粪便中的病原菌和虫卵，该时期可持续几周甚至几个月，这取决于堆体的大小和组分[48]；在腐熟期，大部分有机物已分解，剩下难分解的形成腐殖质，这时微生物活动减弱，温度下降，常温生物对剩余物质进行经一部分解。如果在堆肥过程中，不对温度进行控制，温度过高会过度消耗有机物，影响堆肥质量；温度过低影响有机物的分解速率。研究表明，高温堆肥最适温度为50～60 ℃，温度过高时，通常通过翻堆的方法来控制堆体温度[49]。

5.1.2 水分 堆肥过程中，水分与温度密切相关。堆体中水分的作用主要是参与微生物新陈代谢，通过蒸发带走热量调节堆体温度。堆体的水分含量直接影响堆肥的速率和堆肥工艺的成败。过低的含水率不能满足微生物所需，降低有机物的降解速率；含水率过高会造成堆体氧气含量下降，微生物活动减弱。堆肥过程适宜的含水量主要与堆体原料有关，一般情况下最适宜的堆体含水量为50%～70%[50]。

5.1.3 氧气含量 氧气含量是好氧堆肥的关键因素之一。堆肥过程中，通过通风提高堆体含氧量能够为好氧微生物提供充足的氧气，同时将微生物呼吸作用产生的二氧化碳排出，去除堆体中多余的水分，调节堆体温度。粪便好氧堆肥主要的通风方式包括翻堆、强制通风、被动通风等[51]。通风量直接影响堆体中微生物的活动和堆体温度，最终对堆肥效果产生影响。一般认为，堆体适宜含氧量应在5%～15%，低于5%会导致厌氧发酵，使堆体产生恶臭[48]。

5.1.4 pH 堆肥过程中，pH随堆体温度、堆肥时间的变化而变化，pH值可作为评价堆体腐熟程度的指标之一。在堆肥初期，堆体中的细菌和真菌消化有机物生成有机酸，pH降低，真菌进一步繁殖，加速原料中木质素和纤维素的分解；随后在高温阶段，有机酸被分解或挥发，pH上升；在腐熟期，一部分氨生成氨气挥发到大气中，另一部分氨被微生物生长繁殖利用，pH降低为弱碱性，一般在6～8之间[48]。

5.1.5 C/N 影响堆肥效果的另外一个关键因素是堆料的C/N，最佳值一般为30:1左右[48]。C/N值过高(超过35)微生物必须经过多次生命循环氧化多余的碳，直至达到一个合适的C/N值供其进行生命活动。如果C/N值过低，一方面使得微生物生长过快，导致局部厌氧，出现恶臭；另一方面在堆体温度较高时，堆体中的氮将以氨气形式挥发，影响堆肥品质。当堆肥进行到腐熟期时，C/N值一般为10～15，此时有机质已经经过充分分解，达到稳定状态[48]。畜禽粪便C/N值一般都比较低，因此需要添加一定量的碳源，例如稻草、秸秆、木屑等[52]。

5.2 厌氧消化

厌氧消化也是畜禽粪便资源化、无害化处理的主要方法之一，利用厌氧微生物的活动可以将大量的有机物转化为可回收利用的沼气，作为生物质能源。这一过程不仅通过有机物厌氧发酵获得能源，而且保存了粪便中对农作物生长有利的氮、磷、钾和微量元素，并产生丰富的氨基酸、生长素，同时杀灭了病菌，但厌氧发酵所需要时间较长[49]。目前，关于粪便厌氧消化过程中残留抗生素的降解及降解产物的报道已有很多。在厌氧消化过程中，牛粪中的TC的去除率为14%～36%，CTC转化为异构体，去除率达到83%～89%[53]。通过外源抗生素添加猪粪厌氧发酵试验，发现TC和CTC的降解率达到88.2 %以上[54]。牛粪厌氧消化后，其中CTC、OTC的降解率分别为75%和59%[47，55]。

6 总结与建议

TCs对促进畜牧业的发展起到非常重要的作用，但也产生了不容回避的环境问题。中国是抗生素使用大国，养殖业超量添加使用抗生素已经造成严峻的环境问题。本文对中国不同地区畜禽粪便中残留的TCs及其产生的潜在危害做了分析总结，并概述了残留抗生素的处理方法。虽然已经有关于抗生素所引发的细菌耐药性及抗性基因、兽用抗生素的正确使用、畜禽粪便的生物处理技术等方面的研究，但关于抗生素替代与利用，残留抗生素无害化处理仍需深入研究，建议下一步从以下几个方面开展相关研究工作：

(1)对畜禽粪便中残留抗生素导致的细菌抗药性与抗性基因进行深入研究，明确其产生机理，并建立相应的调控措施。

(2)对抗生素的选择、使用剂量、联合用药等方面提出正确的使用方法，加大正确使用方法的宣传力度，并建立和完善相关的法律制度，将抗生素的用量从源头上减少，使畜禽养殖业中抗生素的使用更加规范化、标准化、合理化。

(3)大力推广畜禽粪便资源化、无害化处理技术，提高大家对畜禽粪便生物处理的意识。在满足其对畜禽粪便处理效果的同时对现有畜禽粪便处理技术工艺参数进行优化，使其能更好的降解粪便中残留的抗生素，提高对抗性基因及其他污染物的削减效果。

(4)研究植物性、环境友好型抗生素替代产品，培育家畜抗病品种，并通过提高管理手段，降低抗生素在畜牧业中的使用量。

参考文献：

[1] WU X, WEI Y, ZHENG J, et al. The behavior of tetracyclines and their degradation products during swine manure composting[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(10):5 924-5 931.

[2] 王瑞,魏源送.畜禽粪便中残留四环素类抗生素和重金属的污染特征及其控制[J].农业环境科学学报,2013,9(9):1 705-1 719.

[3] 李玲玲,黄利东,霍嘉恒,等.土壤和堆肥中四环素类抗生素的检测方法优化及其在土壤中的降解研究[J].植物营养与肥料学报,2010,16(5):1 176-1 182.

[4] KAY P, BLACKWELL P A, BOXALL A. Column studies to investigate the fate of veterinary antibiotics in clay soils following slurry application to agricultural land[J]. Chemosphere, 2005, 60(4):497-507.

[5] 李瑞萍,张艺,黄应平.环境样品中四环素类抗生素的检测技术[J].化学进展,2008, 20(12):2 075-2 082.

[6] 吕惠序.四环素类抗生素在养猪生产中的正确应用[J].养猪,2009(4):67-69.

[7] 李伟明,鲍艳宇,周启星.四环素类抗生素降解途径及其主要降解产物研究进展[J]. 应用生态学报,2012,23(8):2 300-2 308.

[8] NELSON M L. Chemical and biological dynamics of tetracyclines[J]. Advances in Dental Research, 1998, 12(2):5-10.

[9] ALBERT A, REES C W. Avidity of the tetracyclines for the cations of metals.[J]. Nature, 1956, 177(4505):433-434.

[10] DOLUISIO J T, MARTIN A N. Metal Complexation of the tetracycline hydrochlorides[J]. Journal of Medicinal Chemistry, 1963, 6(6):16-20.

[11] 冯新,韩文瑜,雷连成.细菌对四环素类抗生素的耐药机制研究进展[J].中国兽药杂志,2004,38(2):38-42.

[12] 魏建英,张然,丁胜,等.抗生素类饲料添加剂在畜牧业中的使用[J].内蒙古农业科技,2004(4):52-53.

[13] 张慧敏,章明奎,顾国平.浙北地区畜禽粪便和农田土壤中四环素类抗生素残留[J]. 生态与农村环境学报,2008,24(3):69-73.

[14] 周启星,罗义,王美娥.抗生素的环境残留、生态毒性及抗性基因污染[J].生态毒理学报,2007,2(3):243-251.

[15] KOIKE S, KRAPAC I G, OLIVER H D, et al. Monitoring and source tracking of tetracycline resistance genes in lagoons and groundwater adjacent to swine production facilities over a 3-year period[J]. Applied & Environmental Microbiology, 2007, 73(15):4 813.

[16] 陈乃琦,刘学春.饲用抗生素的研究应用现状与发展对策[J].中国禽业导刊,2002 (4):31-32.

[17] 韩艳.鸡粪便中土霉素的HPLC检测及降解规律[D].江苏扬州：扬州大学,2010.

[18] 阮存鑫.四环素与铜复合污染对土壤硝化作用及植物生长的影响[D].南京：南京林业大学,2010.

[19] 陈育枝,张元元,袁希平,等.动物四环素类抗生素现状及前景[J].兽药与饲料添加剂, 2006,11(3):16-17.

[20] 佚名.专家推算:中国每年9.7万t抗生素用于养殖业[J].中国畜牧杂志, 2011(24):11.

[21] JENSEN L B, BALODA S, BOYE M, et al. Antimicrobial resistance among Pseudomonas spp. and the Bacillus cereus group isolated from Danish agricultural soil[J]. Environment International, 2001, 26(7):581-587.

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

[23] ARIKAN O A, RICE C, CODLING E. Occurrence of antibiotics and hormones in a major agricultural watershed[J]. Desalination, 2008, 226(1/2/3):121-133.

[24] 张树清,张夫道,刘秀梅,等.规模化养殖畜禽粪主要有害成分测定分析研究[J].植物营养与肥料学报,2005,11(6):822-829.

[25] 张丽丽,直俊强,张加勇,等.北京地区猪粪中四环素类抗生素和重金属残留抽样分析[J].中国农学通报,2014,30(35):74-78.

[26] 张志强,李春花,黄绍文,等.土壤及畜禽粪肥中四环素类抗生素固相萃取-高效液相色谱法的优化与初步应用[J].植物营养与肥料学报,2013,19(3):713-726.

[27] 王丽.畜禽粪便中抗生素的检测、释放及削减研究[D].江西赣州：江西理工大学, 2013.

[28] ZHAO L, DONG Y H, WANG H. Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot livestock in eight provinces of China.[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(5):1 069-1 075.

[29] ZILLES J,RASKIN L. Presence of macrolide-lincosamide-streptogramin B and tetracycline antimicrobials in swine waste treatment processes and amended soil[J]. Water Environment Research：A Research Publication of the Water Environment Federation, 2005, 7(1):57-62.

[30] 单英杰,章明奎.不同来源畜禽粪的养分和污染物组成[J].中国生态农业学报,2012, 20(1):80-86.

[31] 鲍艳宇.四环素类抗生素在土壤中的环境行为及生态毒性研究[D].天津：南开大学, 2008.

[32] 张杏艳,陈中华,龚胜,等.畜禽粪便残留四环素类抗生素的水体污染状况及生态毒理效应[J].畜牧与饲料科学,2016,37(5):30-33.

[33] 孙刚,袁守军,计峰,等.畜禽粪便中抗生素残留危害及其研究进展[J].环境与健康杂志,2009,26(3):277-279.[34] 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):6 772-6 782.

[35] 姜蕾,陈书怡,尹大强.四环素对铜绿微囊藻光合作用和抗氧化酶活性的影响[J].生态与农村环境学报,2010,26(6):564-567.

[36] 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):3 386-3 390.

[37] 章强.四环素和铜对小型鱼类的生态毒性研究[D].上海：华东师范大学,2015.

[38] REINTHALER F F, POSCH J, FEIERL G, et al. Antibiotic resistance of E. coli in sewage and sludge[J]. Water Research, 2003, 37(8):1 685-1 690.

[39] HAMSCHER G, SCZESNY S, ABUQARE A, et al. Substances with pharmacological effects including hormonally active substances in the environment: identification of tetracyclines in soil fertilized with animal slurry[J]. Dtw Deutsche Tier?rztliche Wochenschrift, 2000, 107(8):332-334.

[40] 刘蓓,李艳霞,张雪莲,等.兽药抗生素对土壤微生物群落的影响[J].生态毒理学报,2013,8(6):839-846.

[41] 张兵.京津部分地区四环素类抗生素与抗性基因的初步研究[D].山东泰安：山东农业大学,2011.

[42] HALLING-S?RENSEN B,LYKKEBERQ A,INGERSLEV F,et al. Characterisation of the abiotic degradation pathways of oxytetracyclines in soil interstitial water using LC-MS-MS[J]. Chemosphere, 2003, 50:1 331-1 342.

[43] 张兆顺,窦宝棠,白应利,等.抗生素饲料添加剂在畜牧业生产中过度使用的危害及对策[J].陕西农业科学,2012,58(3):127-128.

[44] 王桂珍,李兆君,张树清,等.土霉素在鸡粪好氧堆肥过程中的降解及其对相关参数的影响[J].环境科学,2013,34(2):795-803.

[45] 孙刚.畜禽粪便中四环素类抗生素检测分析及其在堆肥中的降解研究[D].合肥：合肥工业大学，2010.

[46] 陈志宇,苏继影,栾冬梅.畜禽粪便堆肥技术研究进展[J].当代畜牧,2004(10):41-43.

[47] ARIKAN O A, SIKORA L J, MULBRY W, et al. The fate and effect of oxytetracycline during the anaerobic digestion of manure from therapeutically treated calves[J]. Process Biochemistry, 2006, 41(7):1 637-1 643.

[48] BERTOLDI M D, SEQUI P, LEMMES B, et al. The Science of Composting[M]. Springer Netherlands, 1996.

[49] 李亚红,曹林奎.畜禽粪便好氧堆肥研究进展[J].农业科技通讯,2002(12):23-24.

[50] RYNK R. Monitoring moisture in composting systems[J]. Biocycle, 2000, 41(10):53-57.

[51] ISHII H, ANAKA K, AOKI M, et al. Sewage sludge composting process by static pile method[J]. Waterence & Technology, 2000, 23(10/11/12):1 979-1 989.

[52] 夏炜林,黄宏坤,杨尧,等.粪便高温堆肥及其施用效果研究综述[J].四川环境, 2007,26(4):102-106.

[53] SPIELMEYER A, BREIER B, GROIMEIER K, et al. Elimination patterns of worldwide used sulfonamides and tetracyclines during anaerobic fermentation[J]. Bioresource Technology, 2015, 193:307-314.

[54] 童子林,刘元璐,胡真虎,等.四环素类抗生素污染畜禽粪便的厌氧消化特征[J]. 环境科学,2012,33(3):1 028-1 032.

[55] ARIKAN O A. Degradation and metabolization of chlortetracycline during the anaerobic digestion of manure from medicated calves.[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,158(2/3):485-490.