畜禽粪便中兽用抗生素削减方法的研究进展

成登苗，李兆君，张雪莲，冯瑶，张树清

（1中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/农业部植物营养与肥料重点实验室，北京 100081；2北京市土肥工作站，北京 100029）

自1943年以来青霉素应用于临床，现抗生素的种类已达几千种。在临床上常用的亦有几百种。90%的抗生素是从微生物的培养液中提取或者通过对天然化合物修饰半合成，极少数是通过化学方法完全合成[1]。

根据美国氰胺公司报道，人们早在20世纪50年代初年就发现了在动物饲料中添加抗生素有益于动物的生长[2]。自此，伴随着集约化畜禽养殖业的不断发展，抗生素在动物饲料中的添加使用已成为了一种全球趋势。据统计，全球每年约平均70%抗生素用于畜禽养殖业，而美国则约80%抗生素用于畜禽养殖业[3]。ZHANG等[4]报道显示，2013年中国抗生素使用量高达16.2万吨，约占世界总用量的一半，其中52%为兽用，且有逐年增长的趋势。兽用抗生素畜禽饲喂后通常会部分代谢，约有30%—90%随着尿液和粪便排出体外[5-7]，且大部分以原药形式输入到环境体系中[8]。此外，中国畜禽粪便产量大，据统计2013年全国畜禽粪便的总产量可达14.87亿吨[9]，其中80%未经无害化处理直接作为农作物肥料使用[10-11]。进入土壤的兽用抗生素不但造成土壤污染，并且影响农作物生长[12]；在淋溶等作用下，土壤中接收的这些抗生素又可进一步迁移进入环境水体中，污染地表水和地下水[13-15]。此外，这些抗生素进入环境后不仅可以选择性抑杀某些微生物，而且能够诱导耐药菌群和抗性基因（ARGs）的产生，从而导致其特殊的生态毒理效应[16-17]。集约化畜禽养殖造成的兽用抗生素严重污染已经引起人们的广泛关注[18-19]。

本文针对已报道的监测数据，对畜禽粪便中兽用抗生素的污染特点和赋存规律进行总结，对国内外通过好氧堆肥和厌氧发酵去除畜禽粪便抗生素的研究进行了综述和展望，从而为畜禽粪便中抗生素的污染控制提供依据。

1 畜禽粪便中兽用抗生素的污染水平

畜禽粪便中抗生素残留主要来源于未被动物机体吸收和代谢的部分。表1列举了国内外检测频率较高的包括四环素类、磺胺类、氟喹诺酮类和大环内酯类在内的四大类兽用抗生素在不同畜禽粪便中的污染水平[11,20-25,30-36]。整体而言，不同类型抗生素在畜禽粪便中的残留浓度遵循如下规律：四环素类＞氟喹诺酮类＞磺胺类＞大环内酯类[34-35]。从各国畜禽粪便中兽用抗生素的残留情况对比，除泰乐菌素（大环内酯类）和恩诺沙星（氟喹诺酮类）外，中国各种类型的兽用抗生素的残留浓度均高于世界其他国家[19,25]。

如表1所示，中国四环素类抗生素的残留水平为N.D.（未检出）—183.50 mg·kg-1，特别是土霉素和金霉素的污染水平最大值分别可以达到183.5 mg·kg-1和143.97 mg·kg-1，四环素次之但最高含量也可以达到57.95 mg·kg-1；其他国家的变化范围为＜MQL（方法定量限）—41.2 mg·kg-1。中国磺胺类抗生素在畜禽粪便中的残留量变化范围为 0.02—46.37 mg·kg-1，其中磺胺嘧啶和磺胺二甲嘧啶的最高残留量分别为 46.37 mg·kg-1和 37.32 mg·kg-1，磺胺甲恶唑和磺胺甲嘧啶次之，最高残留浓度为 18.00 mg·kg-1和 16.50 mg·kg-1；世界其他国家为＜MQL—11.3 mg·kg-1。中国氟喹诺酮类抗生素的残留水平变化范围为＜LOD（检出限）—15.43 mg·kg-1，（恩诺沙星）；而马来西亚鸡粪样品中恩诺沙星的最高含量可以达到26.86 mg·kg-1[25]，超过了中国鸡粪样品中的最高含量。中国大环内酯类抗生素的残留浓度为0.22—1.88 mg·kg-1；其他国家范围 0.0124—13.74 mg·kg-1，其中马来西亚鸡粪样品中泰乐菌素的最高残留可达13.74 mg·kg-1，均高于中国和其他国家。由表1可知，虽然中国各地兽用抗生素的污染水平存在不少差异，但是均处于一个较高的残留水平，特别是四环素类抗生素。

表1 不同类型动物粪便中兽用抗生素的浓度水平Table 1 Concentration variation of veterinary antibiotics in manure with animal type

续表1 Continued table 1

此外，其他兽用抗生素也在畜禽粪便中有所检出，比如硝基呋喃类的呋喃唑酮[26]、双烯萜类的泰妙菌素[27]、大环内酯类的替米考星[25]和氯霉素类的甲砜霉素[28]等，其浓度最大可以达 136.9 μg·kg-1。相较于上述四大类常用兽用抗生素，这些抗生素在畜禽粪便中还处于相对较低的浓度水平。

2 好氧堆肥对畜禽粪便中兽用抗生素的去除

目前，中国每年有超过8万吨的抗生素被用于规模化畜禽养殖场中，抗生素用药量的30%—90% 会随粪尿排出体外。因此，从源头上切断畜禽粪便中抗生素进入环境意义重大。好氧堆肥作为一种主要的畜禽粪便处理方式在国内外广泛使用。通过堆肥可以使畜禽粪便养分成分更加稳定，更加有利于农作物养分吸收，同时还能改良土壤状况。

2.1 好氧堆肥基本工艺与过程

好氧堆肥处理方式是在人工控制水分、碳氮比（C/N）和通风条件下，通过好氧微生物作用，畜禽粪便内部温度逐渐升高，达到60—70℃高温并且能够持续数天，在杀灭畜禽粪便中有害病原体微生物、寄生虫、虫卵和杂草种子等的同时，对粪便中的有机物进行降解，使之矿质化、腐殖化和无害化的过程。好氧堆肥过程一般分为四个阶段[29]：第一阶段是中温阶段（25—40℃），在这一阶段富含能量且易降解的物质充足，例如碳水化合物和蛋白质，逐渐被真菌和放线菌等生物降解，通常称这些微生物为初级分解者。第二阶段是高温阶段（40—60℃），耐高温的有机体在这一阶段有较大的竞争优势，并逐渐在最后取代了几乎所有的中温微生物群。此阶段，分解作用的速度很快，并不断加速，直到温度达到最高。第三阶段是冷却阶段，当底物消耗达到一定量时，嗜热微生物的活力下降，温度也开始降低。第四阶段是腐熟阶段，经过这一阶段，堆肥物料不再进一步降解和有臭味，养分成分更加稳定。目前，好氧堆肥系统大致分为自然堆肥、发酵槽堆肥和发酵塔堆肥[29]。

图1 自然堆肥工艺流程Fig. 1 Process flow of the natural composting

图2 发酵槽堆肥工艺流程Fig. 2 Process flow of the fermentation tank composting

（1）自然堆肥。是传统的堆肥方式，将基质堆积成条垛，利用好氧微生物将有机质降解，同时利用堆肥高温进行无害化处理。通常做法是将经过前处理的畜禽粪便和辅料堆成高为1.5—2.5 m的条形料堆，放置15—20 d。在此期间，翻堆1—2次，此后静置堆放3—5个月即可完全腐熟，加入微生物发酵菌剂可大大缩短堆肥时间。具体的操作流程见图1。

自然堆肥优点是成本低、设备简单、易于干燥和稳定性好，缺点是周期长、占地面积大、堆肥产生臭气影响环境和受天气影响大。本方法适合小型猪场和鸡场，大部分牛场和羊场。

（2）发酵槽堆肥。是将新鲜畜禽粪便放入发酵槽中，调整含水率为 65%左右，搅拌机往复搅拌，并强制通风排湿。畜禽粪便一方面利用好氧微生物进行发酵，另一方面借助于太阳能和风能得以干燥，经过25 d左右可以完成发酵腐熟过程。具体的操作流程见图2。其中发酵槽的形式有跑道形、直线型和圆形，目前市场上大部分采用直线形，长40—50 m，为了提高效率，大都采用并联式发酵槽，一般为2—4个槽子共用一套搅拌机械。

发酵槽堆肥优点是受天气影响小、占地面积小、周期短和节省人力，缺点是成本高、操作难度大和需要进行机械的维护和更换。本方法适合大规模的养殖场。

图3 发酵塔堆肥工艺流程Fig. 3 Process flow of the fermentation tower composting

（3）发酵塔堆肥。是利用密闭型多层塔式发酵装置对畜禽粪便进行分层发酵，从顶层到底层一般6层，顶层放置新鲜粪便，底层放置腐熟粪便，通过翻板滑动使物料逐层下移，在移动过程中完成发酵过程。具体的操作流程见图3。

发酵塔堆肥方式占地面积很小，自动化程度高；发酵周期短，能耗低，不受天气影响；发酵在密闭的舱室中进行，臭气污染小。缺点就是一次性投资大，设备后期维护和维修成本高。该方法适合大规模养猪场和鸡场采用，尤其是自动化程度较高的养殖场。

2.2 好氧堆肥处理中抗生素消减效果及影响因素

好氧堆肥作为稳定营养物质、减少畜禽粪便中的病原微生物和气味并完成畜禽养殖固废资源化再利用的一种有效方法，在某些特定条件下可以显著地减少兽用抗生素在粪便中的浓度。如上所述，自然堆肥法较为简单，应用广泛，前人对于好氧堆肥抗生素削减也主要采用实验室模拟条件下的自然堆肥削减方法进行，通过改变底物组成、翻堆、通气和添加外源菌剂等来调控并提高好氧堆肥畜禽粪便中抗生素的去除效率。表2总结了抗生素类型、初始浓度、添加方式、底物组成、堆肥温度、供氧方式等对畜禽粪便抗生素的去除效果。

（1）抗生素类型、初始浓度及添加方式 不同类型兽用抗生素由于分子结构和理化性质不同，导致了其在堆肥底物上的吸附能力和对底物中微生物的抑制能力等存在差异，从而影响其在堆肥过程中的降解能力。SELVAM等[36]比较了猪粪好氧堆肥过程中金霉素、磺胺嘧啶和环丙沙星的降解情况，金霉素和磺胺嘧啶分别于堆肥处理 21 d 和 3 d 内完全降解，而环丙沙星经过 56 d 仍有 17%—31%的残留，说明磺胺嘧啶和金霉素相对于环丙沙星更易被降解。而环丙沙星则表现为具有一定的持久性，可能是抑制堆肥初期有机质降解的主要原因。此外，抗生素的初始浓度也可能对堆肥过程抗生素的降解产生不同的影响。孟磊等[37]比较了3个浓度梯度（15、30和60 mg·kg-1）恩诺沙星在鸡粪堆肥过程中的降解情况，经过 42 d堆肥处理，低浓度添加虽然去除率较高（65.5%），但是降解速率相比高浓度添加明显降低，说明抗生素初始浓度对于堆肥过程中抗生素降解速率具有较大影响。畜禽粪便中抗生素添加方式包括单独添加、多种混合添加和畜禽饲喂添加等，不同添加方式对堆肥过程中抗生素去除也存在不同的影响。SELVAM等[38]比较了四环素和磺胺嘧啶单独添加和二者混合添加在猪粪堆肥过程中的削减差异，四环素单独添加去除率较混合添加略快；由于磺胺嘧啶降解速率较快，堆肥结束全部降解，两种添加方式的差异不明显。而对于环丙沙星饲喂添加去除率可达82.7%（45 d）[39]，而堆肥前底物中添加环丙沙星去除率仅为69%（56 d）[36]。

表2 堆肥过程兽药抗生素在畜禽粪便中的去除Table 2 Reduction of veterinary antibiotics concentrations in animal manure during composting

续表2 Continued table 2

续表2 Continued table 2

（2）堆肥温度

化学及生化反应都依赖于温度，因此温度是影响堆肥效果的重要因素。现在广泛认为好氧堆肥的温度变化可以分为四个阶段：中温阶段（也被称作起始阶段，25—40℃），高温阶段（40—60℃），冷却阶段（第二个中温阶段）和腐熟阶段。测量堆肥温度可以简单而快速地确定堆肥腐熟程度。通常来说，在合适的气温条件下，如果堆肥的温度与环境温度相近似，说明堆肥产物已经高度腐熟达到稳定。堆肥过程中，随着温度的升高，微生物活动也随之加强，同时也提高了对抗生素等有机污染物的降解能力。LIU等[40]采用人工程序控温进行高温堆肥，起始阶段：20—55℃（0—5 d）；高温阶段：55℃（6—10 d），55—50℃（11—13 d），50℃ （14—16 d）；冷却腐熟阶段：50—20℃（17—35 d），并与室温（10 ± 2）℃条件下的堆肥进行比较。结果发现，高温堆肥过程中磺胺甲嘧啶和磺胺甲恶唑的降解速率常数分别是 0.34 d-1和0.33 d-1，明显高于经35 d室温堆肥，其两者的降解速率常数分别为0.08 d-1和0.07 d-1。ARIKAN等[41]比较了高温条件（正常堆肥自然升温）和低温条件下（保持室温）对金霉素及其差向异构体（CTC/ECTC）的去除效果。结果表明，高温和低温条件下CTC/ECTC去除率分别为98%和40%（30 d），低温条件下抗生素去除缓慢。由此可见，高温条件对于堆肥去除畜禽粪便中抗生素起着非常重要的作用。

（3）供氧方式

在堆肥中，一个最容易被技术和系统设计方案影响的因素就是堆肥中的氧气供应。如果堆肥过程中氧气含量过低，厌氧微生物活动将超过好氧微生物活动，就会发生厌氧发酵和无氧呼吸作用。因此，对系统进行稳定的氧气供应防止微生物的新陈代谢发生变化是十分重要的。通常，堆体中的氧气供应都是通过翻堆或者通气来完成。不同堆肥供氧方式对抗生素的削减效果存在一些差异。RAY等[42]对比了静态堆肥和动态翻堆两种供氧堆肥方式下金霉素、磺胺甲嘧啶和泰乐菌素的降解情况。研究发现，动态翻堆3种抗生素的去除率变化范围为 86.0%—98.0%，明显高于静态通气，变化范围为62.0%—97.0%；静态通气方式下抗生素的半衰期变化为18.0—86.9 d，较动态翻堆条件下时间更长。DOLLIVER等[30]也对比了简单堆放、机械翻堆和通气加旋转筒翻堆3种堆肥方式下金霉素、磺胺二甲嘧啶、泰乐菌素和莫能菌素的去除情况。结果发现，机械翻堆的高温期和最高温度都明显大于简单堆放，通气旋转筒反应器式堆肥可将中温期缩短，迅速转为高温期并保持在60℃以上。尽管3种方式最终对这4种抗生素的去除率相似，但简单堆放抗生素降解速率最慢，半衰期最长。

（4）底物组成

在堆肥过程中，底物指的就是用来堆肥的废弃物。和其他生物过程相类似，底物的物理和化学性质是堆肥过程可行性的决定因素。通常在畜禽粪便中添加秸秆、锯末、木屑和废纸渣等辅料来调节堆体碳氮比（C/N），有助于堆体自然升温和微生物数量及活性的提高，同时也促进了农业废弃物资源化综合利用。QIU等[43]以不添加辅料为对照，研究了猪粪和鸡粪中添加稻草和锯末对堆肥过程中 4种磺胺类抗生素（SAs）的削减作用。结果发现，添加稻草和锯末对SAs的去除率（93.15%—100%）较单独畜禽粪便堆肥（62.23%—100%）显著提高；而且添加稻草较添加锯末更容易被微生物利用，表现出了对SAs更大的去除率，其中，猪粪中不添加辅料、添加锯末和添加稻草对磺胺甲嘧啶去除率分别为83.61%、99.78%和100%。WANG等[44]研究发现底物正常条件和灭菌条件下土霉素和磺胺甲嘧啶的堆肥降解存在显著差异，正常条件下土霉素和磺胺甲嘧啶的去除率分别为 89.9%和100%（32 d），而灭菌条件下土霉素和磺胺甲嘧啶的去除率明显下降，分别为40.9%和81.6%（32 d）。因此，堆肥过程中通过辅料的添加来调整和强化微生物的种类和数量，这对加速堆肥进程、提高堆肥质量和增强抗生素去除效率起着非常重要的作用。此外，相关的研究也表明在堆体中添加其他调节剂也能加强堆肥对抗生素的去除效率，如外源菌、生物炭和金属离子等[39-40, 45]。

堆肥过程中也可以引入蚯蚓进行有机质的消化分解。RAVINDRAN等[46]研究了普通鸡粪堆肥和蚯蚓鸡粪堆肥对土霉素的去除影响。研究发现，虽然蚯蚓堆肥对土霉素的去除率（84.4%，49 d）较普通堆肥（74.3%，20 d）有所提高，但是堆肥时间却较普通堆肥（20 d）延长了29 d。

3 厌氧发酵对畜禽粪便中兽用抗生素的去除

畜禽粪便是巨大的碳源，各种畜禽粪便中有机质的含量约在30%—70%[47]。含碳丰富的畜禽粪便通过厌氧发酵转化为甲烷和二氧化碳，可产生可观的清洁能源；同时，消化产物沼液和沼渣含有大量的有益微生物以及丰富的氮磷营养元素，可用作叶面肥、水溶肥和土壤有机肥，是一种可同时实现畜禽废弃物减量化、资源化和能源化的畜禽废弃物处理方法，广泛应用于中国南方水资源丰富的地区。

3.1 厌氧发酵基本工艺与过程

厌氧发酵分为三个阶段：第一阶段是液化水解阶段，即发酵菌通过胞外酶的作用使固体物质转化成可溶于水的脂肪酸和醇类物质；第二阶段是产氢产酸阶段，可溶性物质在胞内酶的作用下继续分解转化成甲醇、乙醇、甲酸、乙酸等低分子物质；第三阶段是产甲烷阶段，严格厌氧的产甲烷菌把产酸阶段的小分子化合物通过一步或几步的还原作用，最终形成甲烷和二氧化碳。

图4 典型的规模化养殖小区粪污厌氧处理系统Fig. 4 Typical anaerobic treatment system of excrement in large-scale farming community

养殖场中常见的畜禽粪便厌氧发酵方式包括 3种：（1）家庭式小型厌氧发酵罐；（2）小型沼气池；（3）工程化升流式/卧式厌氧反应器。前两种简易厌氧发酵技术成本低，处理能力小，主要应用于个体养殖户。工程化升流式/卧式厌氧反应器主要应用于规模化养殖小区粪污集中处理。根据消化温度的不同，厌氧发酵一般分为低温发酵（25℃以下）、中温发酵（30—45℃）和高温发酵（50—65℃）。典型的畜禽粪便厌氧处理流程见图4。

升流式厌氧反应器（up-flow anaerobic sludge blanket reactor, UASB）是大型养殖场畜禽粪便厌氧发酵的主流工艺。该工艺能维持高浓度的活性污泥浓度，缩短水力停滞时间，具有良好的沉降性能、很高的产甲烷活性以及很高的容积负荷，能处理高浓度有机废水。升流式厌氧反应器的基本结构和工作流程见图5。该反应器自下而上包括3个区域：（1）反应区，位于反应器底部，进水在该区域与厌氧污泥反应；（2）污泥悬浮区，位于反应器中部，反应后污泥在该区域沉淀；（3）三相分离区，位于反应器顶部，气、水和污泥混合液在该区域分离后沼气由气室搜集，处理后的水由出水槽排除，污泥由沉淀区沉淀后自行返回反应区。该反应器的上升水流和产生的沼气可满足搅拌要求，因而不需搅拌设备。

3.2 厌氧发酵处理中抗生素的消减效果

研究者通过模拟厌氧发酵对粪污中抗生素的降解程度和过程开展了较全面的研究，研究方法及结论汇总于表3。结果表明，四环霉素在牛粪厌氧发酵20 d后的去除率不到20%[55]；猪粪中磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶，磺胺甲恶唑、磺胺地拖辛、甲氧苄啶、磺胺甲氧二嗪通过半个月的厌氧消化几乎可以完全去除，而磺胺噻唑、磺胺二甲基嘧啶和磺胺氯哒嗪几乎无法降解[50,56]；泰乐菌素在牛粪中经过4 d的厌氧发酵后几乎无法检出，在猪粪中却难以降解[52,55,57]。

3.3 厌氧发酵处理中抗生素消减的影响因素

畜禽粪便厌氧发酵中抗生素的降解程度受多种因素的影响。首先，抗生素去除率与其种类有关。总体来看，氟喹诺酮类抗生素比较容易被去除，四环素类抗生素中四环素和金霉素的去除效果优于土霉素，尤其是水相中金霉素的降解程度大于土霉素，磺胺类抗生素在厌氧发酵过程中的去除程度也差别很大。这可能与抗生素本身的化学结构有关，例如，土霉素的消减程度远远低于金霉素和四环素，主要是由于土霉素容易与畜禽粪便中丰富的二价阳离子、蛋白、颗粒和有机质结合[58]。研究发现，抗生素与固相物质的结合会降低其生物有效性，阻碍化合物在厌氧发酵过程中的消减[53]。对磺胺类抗生素而言，尽管母体结构相似，但是取代基团的差异导致了降解能力的不同，嘧啶环上不含取代基团的化合物容易被羟基化，嘧啶环上两个取代基团化合物难以降解，含1个取代基团的化合物能够被完全降解[56]。此外，微生物对抗生素的敏感性可能也制约其生物降解能力。研究表明，抗生素对厌氧微生物的产甲烷能力有着不同程度的抑制作用[50,52]。其次，厌氧发酵中抗生素的消减程度也与其浓度有关，总体而言，初始浓度越大，降解程度越高，这可能是由于在有限的吸附容量下，浓度越大，往水相释放化合物的量更多，而厌氧系统中固相上化合物向水体的释放是化合物降解的限制步骤[53]。再则，厌氧发酵中抗生素的消减程度还受发酵温度、污泥性质、混合速率和发酵时间的影响。牛粪厌氧发酵中金霉素的去除率与温度正相关，可能是由于高温反应系统中嗜热微生物对金霉素的降解能力较强，或者高温促进了化合物的解吸，增加了生物有效性[59]。种泥中挥发性固体含量越高，土霉素的降解程度越好，混合速率越大，土霉素的去除效果越好[60]。青霉素的去除率与发酵反应的时间正相关[61]。

图5 升流式厌氧反应器（UASB）基本结构与工作流程Fig. 5 Basic structure and workflow of upflow anaerobic sludge blanket (UASB)

3.4 抗生素厌氧发酵产物及沼渣、沼液环境风险

对厌氧发酵系统中产物监测发现，15%左右的母体土霉素（OTC）发生了转化，形成了其差向异构产物（EOTC），该产物容易被吸附在固体颗粒上，并具有一定的稳定性[53]。金霉素（CTC）在厌氧发酵中可能生成产物异构金霉素（ICTC）和或差向金霉素（ECTC）[51]，相对于 EOTC而言，ECTC在体系中能很快被降解。磺胺嘧啶在厌氧发酵过程中嘧啶环上会发生羟基化反应，形成4-OH磺胺嘧啶，毒性试验表明，该产物的毒性被大大降低，毒性值不到母体化合物的10%[56]。泰乐菌素在厌氧发酵中能够快速转化为泰乐菌素D，从而使抗菌活性降低65%[62]。因此，可以看出，厌氧发酵能在一定程度上消减母体药物，形成毒性更低的产物，从而实现药物解毒。

厌氧发酵系统是固、液、气三相共存体系，化合物在该系统的生化反应过程及吸附解吸行为极其复杂。ÁLVAREZ等[53]研究表明，猪粪厌氧发酵系统中，水相中的土霉素降解明显较快，而吸附在固体上的部分难以降解。同样地，MITCHELL等[55]发现磺胺嘧啶的去除率＜20%，且主要吸附在固相。因此，猪粪中固相颗粒和悬浮物会成为药物的吸附剂，能够吸附固持土霉素和金霉素，从而制约污水中两种化合物的消减，增加抗生素在固体沼渣中的残留及环境风险。研究表明，土壤中磺胺类化合物的浓度在1 mg·kg-1即对土壤微生物多样性和土壤基础活性产生负面影响，甚至在更低浓度下（超过0.15 mg·kg-1）即增加土壤中微生物抗性基因sul2的污染风险[63]。对北京市某养猪场厌氧发酵产物沼液和沼渣的残留抗生素监测发现，沼液储存池中仍然检出 6种抗生素，总浓度为 43 ng·mL-1，其中土霉素为 34 ng·mL-1。沼渣中6种药物残留总量大约为2 mg·kg-1，以土霉素为主，浓度为1.9 mg·kg-1。对沼渣土地利用风险评估结果表明，该沼渣制作有机肥还田后，土霉素和四环素可能对土壤生物产生潜在的生物毒性。特别地，土霉素的风险特征比值R高达260。对沼液灌溉的风险评价结果发现，沼液灌溉后土壤中土霉素的风险特征比值R为4.6，远高于引起环境生物毒性的阈值。因而提出，厌氧发酵可能无法完全去除畜禽粪污中的抗生素，残留药物仍然具有潜在的土地利用风险，建议对厌氧发酵产物进行好氧等方式的进一步深度处理，控制其中累积的土霉素等典型药物向环境的输入，降低农田和水体污染风险[64]。

表3 畜禽粪污厌氧发酵系统中兽用抗生素的去除Table 3 Reduction of veterinary antibiotics concentrations in animal manure in the anaerobic fermentation system

4 展望

近年来，随着集约化畜牧业以及配合饲料工业的不断发展，畜禽养殖中抗生素使用量在不断增大，已经成为环境中抗生素污染物的重要来源。在当前无法全面禁止兽用抗生素使用减少源头污染的背景下，从抗生素引入环境的第一步畜禽养殖废弃物入手研究其去除特征和机制，开发既能够强化抗生素的去除又能提高畜禽粪便资源化利用的综合技术体系具有非常重要的意见。

好氧堆肥和厌氧发酵技术均可以大幅度降低畜禽养殖废弃物中兽用抗生素浓度，但是关于这些抗生素包括降解产物在内的消减机理研究相对薄弱，特别是对于某些未完全降解抗生素，其代谢及降解产物与母体相比只是结构上发生了些许变化，虽然其活性降低，但仍具有毒性和抗性诱导能力。好氧堆肥和厌氧发酵处理后的抗生素浓度虽然大多都在微克甚至纳克级水平，但堆肥产品和厌氧发酵沼液施用后在农田土壤中的蓄积仍然有可能诱导并促进抗生素耐药菌和 ARGs的传播扩散，造成更大的环境风险。因此，今后的研究主要有以下4个方面的内容。

（1）在污染物控制方面，要加强兽用抗生素的监管，制定相关的法规和标准，加速兽用抗生素替代物品的研发，减少源头污染；

（2）借助LC-MS/MS高分辨质谱系统等手段深入开展畜禽废弃物好氧堆肥或者厌氧发酵过程中抗生素降解产物及机理研究，在优化抗生素去除工艺的基础上增加畜禽废弃物的综合利用能力；

（3）借助高通量测序等分子生物学技术研究好氧堆肥和厌氧发酵过程中微生物群落的变化，筛选具有强降解能力的微生物作为菌剂，强化其对畜禽养殖废弃物中兽用抗生素的消减；

（4）借助高通量实时荧光定量PCR技术深入研究好氧堆肥和厌氧发酵过程中抗生素和ARGs之间的相互关系，去除兽用抗生素的同时也加速 ARGs的削减。