畜禽环境中抗生素的去除及其风险评估

李厚禹，邵振鲁，李碧菡，徐艳,*，郑向群

1. 农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191 2. 山东农业大学，泰安 271018

抗生素一般指由细菌、霉菌或其他微生物在生长过程中产生具有抗病原体或其他活性的物质，可杀灭或抑制细菌生长[1]。兽用抗生素一般用于动物疾病的预防和治疗，以加快畜禽生长和提高养殖经济效益，近年来被广泛应用于畜禽养殖业[2]。中国成为世界上抗生素最大的生产和使用国，在动物中的使用量达84 240 t·a-1，远高于澳大利亚和许多欧盟国家。据统计估算，2013年畜禽抗生素的使用量占总量的52%，并且，每年畜禽抗生素使用量仍呈持续增加的趋势，高于人体医用使用量(48%)[3]。令人担忧的是，大多数抗生素具有水溶性，不能在动物体内被完全代谢，约有70%～90%以原型药物和代谢产物的形式随动物粪便、尿液排出体外[4-5]。研究发现，在我国北方地区的畜禽粪便中四环素类抗生素残留浓度为3 326.6～1 2302.6 μg·kg-1，其次是氟喹诺酮类(411.3～1 453.4 μg·kg-1)，磺胺类(170.6～1 060.2 μg·kg-1)[6]。较高的抗生素残留随畜禽粪便农用进入土壤，导致土壤污染，并通过雨水及灌溉径流形成扩散污染[7-8]。调查显示，污水灌溉和有机粪肥的施用是我国蔬菜作物中抗生素的主要来源[9]。残留于环境中的抗生素不仅抑制微生物生长及活性[10]，也对动植物产生毒性效应，进而威胁生态系统的安全，严重的是会诱发出耐药菌(antibiotic resistant bacteria, ARB)，对人类健康产生威胁[7,11]。

目前，抗生素的消除与管控已成为环境中亟需解决的问题。国家为限制抗生素使用已出台了相关政策法规，在《农业部公告禁用兽药目录汇总》[12]中，对常用的几类抗生素提出了明确的停药期，并下发《农业部办公厅关于严厉打击饲料生产和养殖环节违法使用兽用抗菌药物行为的通知》[13]，严格控制抗生素在畜禽养殖业的使用量。为加强兽用抗菌药物管理，综合治理兽药残留问题，农业农村部发起了《全国遏制动物源细菌耐药性行动计划》[14]，王娜等[15]根据我国抗生素基本现状提出了兽药抗生素环境风险控制管理政策建议。本文对畜禽养殖环境中各类抗生素的残留情况进行资料收集，结合国内外抗生素非生物及生物降解的研究现状及已有的成果性进展，为科学解决抗生素残留污染问题提供了理论基础，并对当前抗生素风险评价方法进行总结归纳，为抗生素的使用及管控措施提供了依据和支撑。文中对抗生素的去除效果、影响因素与风险评估进行重点阐述，并对今后抗生素的去除方法研究进行展望，以期为畜禽环境中抗生素去除及风险评估的进一步研究提供参考。

1 畜禽环境中抗生素的污染现状(The status of antibiotic contamination in livestock environment)

目前，在畜禽粪便中抗生素的检出种类较广，含量可达到mg·kg-1水平，不同国家和地区畜禽粪便中检出的抗生素水平差别显著，这可能与当地用药模式及畜禽粪污处理方式有关(表1)。张慧敏等[16]通过对浙北地区畜禽粪便中抗生素的检测发现，四环素、土霉素和金霉素残留量平均值分别为1.57、3.10和1.80 mg·kg-1。任君焘和徐琳[17]对山东东营地区养殖场中畜禽粪便抗生素检测发现，猪粪、鸡粪和牛粪中抗生素浓度普遍较高，尤其是猪粪中的含量最高，四环素类、磺胺类含量平均值分别可达到3.74×103、9.86×102μg·kg-1，其次为鸡粪，牛粪中含量最低，该浓度差异可能与养殖动物种类有关[18]。曹胜男等[19]的研究也表明，四环素抗生素相对于磺胺类、喹诺酮类抗生素积累能力更强，在粪便中的残留量可达12.5 mg·kg-1，这可能与四环素类抗生素结构较稳定，不易发生降解有关[20]。畜禽粪便中的抗生素随有机肥施用、降雨径流和渗透等作用进入周边环境。在我国北方地区采集的施肥土壤中四环素类最高检出浓度可达2 683 μg·kg-1，而磺胺类达32.7 μg·kg-1[21]。陈乾等[22]对天津市规模化奶牛养殖场废水的研究表明，各养殖场都含有一种或多种生态风险熵值>1的抗生素。李晓华[23]对我国抗生素的归趋行为研究表明，在粪污及周边的土壤中残留较高浓度的抗生素，主要以四环素类为主，粪便中抗生素浓度高达30 400 μg·kg-1。因此，畜禽环境中高抗生素残留进入周边介质中会引发一系列环境问题，不仅会污染土壤和水体，还会引起环境微生物对抗生素产生耐药性，形成耐药菌群，影响动物及人体健康。

2 抗生素的去除方法及进展(The method and progress of antibiotic removal)

为解决环境中的抗生素污染问题，国内外研究人员在抗生素的去除方法及效率方面进行了大量研究，抗生素可经一系列生物或物化过程进行降解。目前比较有效的为生物降解，主要以微生物降解和植物吸收为主，物化降解主要为光降解、水解和化学氧化降解[27]。

2.1 生物降解

2.1.1 微生物降解

目前，环境中抗生素去除的主要途径为生物降解。微生物群落对环境中抗生素的生物降解影响显著。生物降解也是畜禽粪便中抗生素残留物失活的主要方式[28]。畜禽粪便生物处理是利用生物体或某些组成部分和功能使其无害化，或者采用生物方法和技术对畜禽粪便进行饲料化、能源化处理，最终将有害物去除到最小程度，达到减量化[29]。畜禽粪便的生物处理工艺主要经过好氧堆肥或厌氧消化，将有机污染物降解为H2O、CO2和矿物质等对环境无害物质[30]。大量实验研究表明好厌氧对抗生素去除效果较好(表2)。

表1 畜禽粪便中抗生素残留情况Table 1 The case of residual antibiotics in animal manure

(1)好氧堆肥

堆肥过程中微生物起到主导地位，在稳定营养物质、减少畜禽粪便中病原体和气味的同时，可以通过生物转化过程有效降低畜禽粪便中抗生素含量[31]。Chai等[32]的研究结果显示，经过好氧堆肥后，四环素类抗生素的去除率可达67%。而Wang等[33]的实验结果也表明，经过单一猪粪好氧堆肥过程后，在堆肥初期(前5天)环丙沙星去除率高达83%，这可能是堆肥体的有机物产生了大量能够吸附抗生素的位点[34]。

(2)厌氧消化

在厌氧消化过程中抗生素会在水相和颗粒吸附相两者之间平衡及转化，各类抗生素的不同平衡系数在一定程度上影响抗生素的去除[35-36]。Yin[37]的研究表明，通过厌氧消化可完全去除牛粪中残留的硫酸粘菌素和制药厂污泥中的硫酸粘菌素。Mitchell等[38]研究牛粪厌氧消化过程中典型抗生素的去除情况，发现氨苄青霉素、氟洛芬和泰乐菌素经过厌氧后可完全被去除。

2.1.2 植物吸收

通过植物的吸收、根滤、降解和稳定等作用，对环境中抗生素进行去除[44]。目前已在多种农作物如大豆、生菜、玉米、菠菜、萝卜和西红柿等中检出了抗生素[45-46]。然而，农作物对抗生素的吸收作用受抗生素的浓度大小、抗生素本身化学性质(如分子量及疏水性)、土壤理化性质、植物种类及植物根部的可溶性脂肪含量等因素影响[47-48]。此外，章程[49]的研究证实了植物对抗生素具有吸收和转运能力，然而这种能力在不同的培养环境下(土壤培养植物和营养液培养植物)有所不同。

表2 堆肥过程中兽用抗生素在不同类型动物粪便中的去除情况Table 2 Degradation of veterinary antibiotics in animal manure during compost

2.2 物化降解

2.2.1 化学氧化法

化学氧化法主要通过氧化剂与抗生素产生氧化还原反应或者产生自由基、羟基等具有强氧化性的物质从而转化降解抗生素。目前，常用的氧化剂为臭氧(O3)、高锰酸钾(KMnO4)等[50]。有学者在对抗生素去除的研究中明确提出，在各种处理技术中，先进的化学氧化处理技术，如臭氧、光催化氧化和UV/H2O2等工艺，最能有效去除污水中的抗生素，然而能量及经济消耗较大。李文君等[51]在对畜禽养殖废水中磺胺类抗生素采用光催化氧化-UV/H2O2联合氧化法进行处理时发现，经过1 h的反应后，目标抗生素的去除率均可达95%以上。王志刚等[52]采用电解氧化法对养殖废水中抗生素进行去除，结果表明，电解氧化反应能够有效去除养殖废水中的抗生素，其中土霉素、四环素和金霉素的去除率均到达90%以上。综上所述，高级氧化法能够满足养殖废水较高浓度抗生素的去除，而对于固体畜禽粪便中抗生素的去除研究鲜有报道。

2.2.2 光降解

已有的研究表明，在光照条件下抗生素不稳定，容易发生光解。抗生素直接吸收光子进行降解的过程为直接光解；而利用自然界中的光敏物质，如硝酸盐及腐殖酸，在阳光照射下产生基团，如自由基·OH和1O2[53]，这些基团吸收光子后，引发抗生素光化学反应，从而达到降解的目的称为间接光解[54]。Timm等[55]对4种β-内酰胺抗生素在模拟阳光下的降解实验结果表明，4种β-内酰胺抗生素(阿莫西林、氨苄青霉素、哌拉西林和青霉素)在模拟光照实验中，经过实验周期后均得到部分降解，浓度可从1 000 ng·L-1降低到100～10 ng·L-1。然而，光化学降解的效果受某些抗生素化学结构的限制，因此往往抗生素的单一光解达不到满意的效果，所以光化学降解往往需要配合一些氧化剂、催化剂的使用[56]。除此之外，光催化剂也存在一定的问题，例如，光生电子-空穴复合率高，光响应的波段较窄。离子掺杂法可提高光催化剂的比表面积，在一定程度上改善光催化效率[57]。因此，光催化法在抗生素的去除方面仍需进一步研究。

2.2.3 水解

磺胺类和大环内酯类抗生素易溶于水并发生水解，因此，利用水解作用可加快易溶于水的特定抗生素的降解，达到去除环境中抗生素的目的[58]。大量抗生素随畜禽粪便进入好氧堆肥处理过程后，需调节堆肥初始堆料的含水率为60%用以启动堆肥。Mitchell等[59]发现，水解作用能够显著地去除环境中的氯霉素、氟苯尼考、螺旋霉素和泰乐菌素，但受温度和pH的影响较大，发现温度每升高10 ℃，水解速率增加1.5～2.9倍。因此，畜禽粪便堆肥过程中残留抗生素的削减不仅会受到堆肥中水分的影响[60]，同时受水解过程中温度和pH等其他因素的影响。

3 畜禽环境中影响抗生素降解的主要因素(The main factors affecting the degradation of antibiotics in livestock environment)

3.1 抗生素自身差异

不同的抗生素由于化学基团结构的差异在堆肥过程中降解程度不尽相同[61]。目前大多数的研究针对单一抗生素进行试验，而添加相同种类或不同种类抗生素进行堆肥时，可能产生复合作用，从而影响堆肥过程中的生物降解作用[62]。Alavi等[41]在对3类四环素进行堆肥降解的实验中，通过网络分析研究发现，四环素类抗生素降解率达80.43%，并受抗生素亚种的类型影响。

3.2 堆肥温度

堆肥是畜禽粪便高效资源化的处置方法，能够有效降低抗生素在环境中的生态风险[3]。堆肥处理是一个变温过程，研究表明抗生素堆肥的升温及高温阶段去除效果明显，并且去除效率随着温度的升高而提高[63]。Liu等[64]的实验也证实，经过35 d的堆肥过程，处于高温期55 ℃的堆肥体中的磺胺类药物完全降解，而室温下的堆肥体仍能检测到残留量为1.12～1.56 mg·kg-1的磺胺类药物。

3.3 堆肥修正剂及添加剂

在粪便堆肥过程中，固体废弃物例如锯末、稻壳和蘑菇残留物等通常用作堆肥修正剂用以提高堆肥效果。Zhang等[65]的研究认为，与抗生素浓度显著负相关的细菌可能是潜在的抗生素降解剂，添加修正剂后导致降解细菌增加，这可能是促进去除粪便中抗生素残留的主要原因，比如，锯末可能是通过增加黄单胞菌属(Xanthomonadaceae)的丰度从而促进猪粪中的抗生素降解。Chai等[32]的研究表明，在猪粪堆肥中掺入稻草，提高了堆肥高温期的持续时间，从而有助于猪粪堆肥中四环素的降解。李海超[66]在研究中也发现，生物炭的添加能够增加堆体温度，延长高温期进而有效降解抗生素。

微生物菌剂在厌氧消化和堆肥降解抗生素的过程中也起到重要作用。Ince等[67]研究发现，在粪便厌氧过程中活性细菌、甲烷微菌与土霉素之间具有负相关关系。孟磊等[68]在高温堆肥过程中发现，添加外源耐菌种可以有效促进抗生素的去除。肖礼等[69]也在猪粪堆肥过程中添加白腐真菌，发现能够加快堆肥中四环素降解速度。类似的，沈东升等[70]则在堆肥中加入筛选得到的土霉素高效降解菌(Staphylococcus)，对土霉素的去除率比未接种的提高了约20%。因此，添加修正剂及外源菌剂可有助于提高堆肥过程中抗生素的降解率。

4 畜禽环境中抗生素的风险评价(Risk assessment of antibiotics in livestock environment)

抗生素随着畜禽粪便进入农田生态环境，经过长期富集，影响环境中土著微生物结构，同时还会诱导产生及传播耐药性极强的超级细菌，通过农作物-人体食物链累积等途径可能会被人体摄取，最终危及人类健康。对畜禽养殖环境中抗生素的风险评估有利于管控抗生素的使用，减少污染。但目前针对抗生素的风险评估仍未健全，而抗生素作为药品及个人护理品(Pharmaceutical and Personal Care Products, PPCPs)中的一类，可以借鉴PPCPs的环境风险评估方法[71]。王娜[31]在研究中提到，风险评估分为3个步骤(图1)，其中危害性评估对生态毒理及人体健康效应进行评估，在此对抗生素的危害性评价进行归纳总结。

4.1 生态毒理评估

(4.1.1 风险商值法

(1)水体风险评估

由于我国对抗生素的研究较晚，缺少完整的风险评估方法。目前多采用常规风险评价中的生态风险评价(Risk Quotients, RQs)法评估[72-73]。

RQs = MEC/PNEC

PNEC = LC50/AF或EC50/AF

RQs = ∑RQi

式中：MEC为水体中抗生素最大质量浓度(ng·L-1)；PNEC为预测无效应浓度(ng·L-1)；LC50为半致死浓度(ng·L-1)，EC50为半最大效应浓度(ng·L-1)，从实验或者文献中获取LC50和EC50值，当存在多个值时，取最小值；AF为评价因子，1 000取自欧盟的技术指导文件中的推荐值[71]。为了更好地划分风险等级，通常将RQ值划分为4个等级(表3)。王华伟和张万峰[74]的研究中，根据RQ商值法计算经过污水处理厂的入河口处残留抗生素的RQ值，并评价了实测入河口中头孢类抗生素的环境风险。表4为部分实验根据RQs法对不同介质中抗生素含量划定的风险等级。

张姚姚等[76]在研究中提到，仅根据其对某个物种的毒性数据计算PNEC，其评价结果具有一定的局限性，故建议采用物种敏感度分布法(species sensitivity distribution, SSD)推导出PNEC值的结果进行相应水体风险评价。针对暴露在同一污染物中的多个物种的毒性数据，用SSD曲线来估计一定比例的物种受有害影响时所对应的污染物浓度，即x%的危害浓度(hazardous concentrations, HCx)，通常为HC5，即在该浓度下产生某种有害效应的物种不超过该物种总数的5%(即SSD曲线5%概率上限处所对应的效应浓度值)[77]。一般来说，数据量越丰富，评价结果可靠性越高。也有研究中将源于慢性毒性数据的HC5值作为PNEC值，同时可利用急性毒性数据和急慢性毒性比率(4.05)来获得[76,78]。以朱小奕[79]的研究为例，基于获得的慢性毒性数据，对磺胺甲恶唑、氧四环素、磺胺二甲嘧啶、四环素、红霉素和罗红霉素6种抗生素针对全部物种构建风险评估方程，使用BurrlizO软件计算得出6种抗生素的物种敏感性拟合参数(表5)；通过ACR(acute to chronic ratio)-SSD联用模型的拟合曲线图简单地比较不同抗生素在各浓度下生物敏感性的差别。如图2所示，图中包含全部水生生物物种对6种抗生素的SSD曲线。再以SSD曲线为基础，进一步分析6种抗生素对95%的水生生物无不利影响的水生态系统安全浓度阈值(HC5值)。6种抗生素对全部水生物种的HC5值及其95%置信区间如表6所示。其中，对水生态系统影响最大的是大环内脂类中的红霉素，HC5为2.08 μg·L-1，其次是大环内脂类中的罗红霉素，HC5在20 μg·L-1以下，表现出对水生态系统较大的损害风险。

图1 兽用抗生素风险评价步骤Fig. 1 Step of risk assessment of veterinary antibiotics

表3 抗生素风险评估(RQs)等级Table 3 The Risk Quotients (RQs) assessment rating of antibiotics

表4 水体RQs风险评估结果Table 4 Water risk assessment results by RQs

图2 全部物种对6种抗生素的物种敏感性分布(SSD)曲线图[79]Fig. 2 SSD curves of all species exposed to six antibiotics [79]

表5 利用BurrlizO计算全部物种的急慢性毒性比率-物种敏感度分布法(ACR-SSD)参数结果[79]Table 5 The acute to chronic ratio-species sensitivity distribution (ACR-SSD) parameters calculated by BurrlizO for all species[79]

(2)固态风险评估

吴慧珍[80]利用RQ来评估有机肥中残留抗生素对土壤产生的风险，并对浙江省市售有机肥应用后的潜在风险进行了评价。预测的土壤中抗生素浓度(PEC)(mg·kg-1)与预测的土壤中PNEC(mg·kg-1)的比值即是RQ，RQ值共分为3档：0.01～0.1，低风险；0.1～1，中等风险；>1，高风险。其中，预测的土壤中抗生素浓度可根据Li等[81]提出的公式计算。

PEC = (C×M)/(A×H×ρ)

式中：C是当前有机肥中抗生素的浓度(mg·kg-1)；M为每年每公顷耕地中有机肥的施用量(kg)；A为有机肥施用面积(hm2)；H为表层土的深度(cm)；ρ为土壤密度(kg·m-3)。表7为以粪肥为评估对象所得健康风险评价结果。

4.1.2 抗生素残留风险排序

风险排序，作为一种可以用来进行确认、排序并得出最重要风险的技术方法[82]，又称危害排序或比较风险评估。评估主要分为危害列表、评价指标确立和排序三步。2004年起，英国兽药残留委员会已开始采用该方法对兽药残留风险进行排序。Asselt等[83]对芬兰的抗生素残留量对人体健康产生的风险进行了排序分析；李乐等[82]则利用风险期望值排序法定量计算罗非鱼中抗生素残留风险并排序，以每日允许摄入量(ADI)及抗生素耐药性之和为风险影响，使用抗生素的范围和产品中抗生素残留量之和为风险概率。对常用抗生素的残留风险排序列于表8。

表6 抗生素对水生生物的5%危害浓度(HC5)值及其95%置信区间[79]Table 6 The hazardous concentrations for 5% of the species (HC5) values of antibiotics and their 95% confidence intervals [79]

表7 RQs粪肥风险评估结果[80]Table 7 The manure risk assessment results by RQs[80]

表8 抗生素残留风险排序[31]Table 8 The priority classification results of veterinary medicines [31]

注：H表示高风险；M表示中风险；L表示低风险；VL表示极低风险。

Note: H means high risk; M means medium risk; L means low risk; VL means very low risk.

4.2 人体健康效应评估

江苏省水利厅参考Schwab等[84]提出的对饮水及渔业的抗生素健康风险评价方法，根据美国国家环境保护局(US EPA)推荐的风险商值法(Health Quotients)，估算抗生素的预测无效应浓度并计算相应的健康风险，计算公式如下[71]。

HQ = MEC/PNECW+F

HQs = ∑HQi

式中：ADI为抗生素的日容许摄入量(μg·kg-1·d-1)，该值参照世界卫生组织和澳大利亚自然资源管理部长理事会的推荐标准；BW为平均体重(kg)；AT为平均暴露时间(d)；IngRDW为成人饮水摄取率；BCF为鱼的生物浓缩因子；IngRF为成年人鱼的消费率；EF为暴露频率(d·a-1)；ED为暴露期(a)；1 000为不确定因子，通过不确定因子来解释动物毒理数据对人外推的差异性。根据US EPA的规定，当HQs≥1，说明抗生素对人体的健康风险不可接受；当0.1

Prosser和Sibley[85]采用ADI值对施用粪肥改良剂土壤中的植物组织中的PPCPs(包含抗生素)进行了人体健康风险评估。Ben等[86]在抗生素残留相关的抗生素耐药性的人类健康风险评估中提出了一种连贯的概念化模型(图3)。建立的模式是评估人类暴露于环境抗生素残留物引起的抗生素耐药性导致的感染和死亡风险，其中包括畜禽粪便对人体的健康风险评估部分。它根据实验和建模方法，考虑了抗生素浓度动态耐药性反应的间隔。然而，该模型工作所需的大量数据尚有不足，需要进行广泛的研究以填补这些数据空白。随着进一步研究，该评估模式将有助于形成有针对性的政策，监测环境中的抗生素残留物，并减轻抗生素耐药性环境来源的传播。这也将为降低人类在环境中接触抗生素耐药性所带来的健康风险提供参考。

5 展望(Outlook)

近年来，基于大量研究及报道发现，国内外畜禽粪便中抗生素污染问题普遍严重，多数达到了生态毒性效应浓度阈值几倍以上，然而对于抗生素后续治理和彻底根除仍未找到有效的解决办法。本文综述了有关抗生素去除的方法，重点解析抗生素去除方式及影响因素，为有效去除畜禽环境中抗生素提供参考。同时，归纳总结了抗生素的风险评估方法，为抗生素的生态毒理学评估提供可靠依据。总体而言，现阶段对于抗生素去除的物理、化学和生物作用局限于表面现象的描述，缺乏对抗生素污染水平有效降低的转化降解机理与分子机制的研究，有必要加深机制机理的研究。鉴于抗生素去除及风险评价的研究现状，建议今后开展以下工作。

(1)部分抗生素(如氟喹诺酮)属光降解敏感型抗生素，应结合光解和生物降解研究去除方法。农田土壤作为粪肥施用后抗生素转移的直接受纳环境，可将筛选出的土壤中有效降解抗生素的功能菌与对抗生素吸收和富集能力较强的植物进行组合，在复合效应下提高抗生素的去除效果。

图3 与环境中抗生素残留相关的抗生素耐药性的人类健康风险评估的概念框架Fig. 3 Conceptual framework of human health risk assessments of antibiotic resistance associated with antibiotic residues in the environment

(2)目前国内外对抗生素污染控制试验多处于实验室水平，外界复杂的环境因素及畜禽环境中抗生素残留水平不同于实验室环境，所以畜禽环境中抗生素的去除及风险评估研究不应仅停留在实验室水平。与此同时，水介质中抗生素的风险评估体系较为完备，土壤环境及畜禽环境中抗生素的风险评估方法缺乏试验，应比较各评估方法对不同介质中抗生素的风险评估效果，明确各介质最佳评估方法。

(3)堆肥和外源添加高效降解菌剂已被大量研究证实，可稳定粪肥并有效降低抗生素浓度。然而堆肥环境复杂多变，对外源菌剂存在一定程度的抑制作用，为增强外源菌剂对抗生素的去除作用，应加强外源菌剂的耐受性研究。值得注意的是，外援菌剂中有效降解抗生素的微生物，部分为耐药菌，携带不同种类的耐药基因，可能存在耐药菌、耐药基因传播扩散的环境污染风险。

致谢：感谢中央级公益性科研院所基本科研业务费专项(2019-jbkyywf-xy)；国家自然科学基金青年科学基金项目(41807369)资助。