2017, Vol. 37
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2. 中国科学院生态环境研究中心, 北京 100085;
3. 江苏省水文水资源勘测局, 南京 210098
2. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Science, Beijing 100085;
3. Jiangsu Water Resources Bureau, Nanjing 210098
抗生素是一种以低微浓度抑制或影响它种生物机能的化学物质, 在动物疾病的治疗、预防及促进生长方面发挥了巨大的作用 (李伟明等, 2012).我国是抗生素生产和使用大国, 其年产量约21×104 t, 其中46.1%作为兽药使用 (于占玉, 2011).随着我国集约化养殖业的发展, 兽用抗生素的使用量持续增加.由于在畜牧业生产中使用的抗生素大部分难以被动物肠胃吸收, 30%~90%的抗生素及其代谢产物经受药动物靶器官作用后以粪便和尿液形式排出体外 (Sarmah et al., 2006), 继而进入环境中, 造成严重的环境污染问题.研究表明在地表水、土壤、沉积物、城市污水及地下水中均不同程度检测到抗生素的存在 (贺德春等, 2011).
土壤是抗生素在环境中的重要归属场所, 抗生素主要通过施肥、污水灌溉以及地表径流冲刷等途径进入土壤环境 (Gulkowska et al., 2008；Kemper, 2008, Wang et al., 2008) 并在土壤中长期存在.研究表明 (Jjemba, 2002；Thiele Bruhn, 2003) 土壤中抗生素的残留浓度范围在μg · kg-1到mg · kg-1数量级之间, 其主要通过阳离子交换、阳离子键桥、疏水分配、表面配位螯合以及氢键等作用机制与土壤矿物和有机质组分的吸附位点相结合 (刘玉芳, 2012；Figueroa et al., 2004), 并在土壤中发生一系列的物理、化学和生物反应.其中一部分降解或转化为无害物质, 另一部分则被土壤所吸附, 长期在土壤环境中维持活性, 并不断累积 (鲍艳宇, 2008；王敏等, 2010), 且通过与植物之间发生迁移进入人体, 从而对人体健康造成不可预知的影响 (Lillenberg et al., 2010；Wu et al., 2010).
在众多种类抗生素中, 四环素类抗生素 (Tetracyclines, TCs) 因其价格低廉, 广谱抗菌等特点, 在世界各国的畜牧业中普遍使用, 尤其是发展中国家 (郭欣妍等, 2014；杨晓芳等, 2013).TCs是由放线菌产生的一类具有抑菌作用并在高浓度具有杀菌作用的半合成广谱抗生素 (张芊芊, 2015).我国每年有5000~7000 t土霉素和750~1000 t金霉素用于动物养殖 (高立红等, 2013), 而80%以上的畜禽粪便及废水未经综合处理直接施于农田 (李兆君等, 2008；史奕等, 2010), 因此TCs是土壤中残留浓度最高、出现频率最大的抗生素种类之一, 且因其稳定的化学结构, 能够在土壤中长期存在, 继而对土壤造成更加长期、严峻的威胁 (刘玉芳, 2012).
虽然已有学者对粪便、农田等环境中TCs残留量进行检测 (Hu et al., 2010；Zhao et al., 2010；罗凯等, 2014；邰义萍等, 2011), 并针对TCs在土壤中的迁移转化行为 (Dror et al., 2010；Wang et al., 2008；韩成伟等, 2009) 及其生态毒性 (Kong et al., 2006；安靖等, 2008) 进行分析, 但较少从流域尺度分析兽用抗生素在土壤中的残留情况及空间分布特征.因此本研究选取养殖业较发达的江西省梅江流域, 监测流域内土壤中TCs的含量, 比较不同土地利用及不同土壤类型情况下抗生素分布情况, 揭示流域尺度上TCs及其降解产物在土壤中的污染现状及空间分布特征, 以期为兽用抗生素的安全使用及区域生态风险评价提供基础数据, 为梅江流域土壤中TCs的污染防治工作提供科学依据.
2 材料及方法 (Materials and methods) 2.1 研究区域及采样点设置梅江的干流长度为77.4 km (郭晓等, 2013), 是赣江上游的一条重要支流.梅江流域位于江西省赣州市东北部地区, 流域面积约1405 km2, 是鄱阳湖的水源地之一.根据数字高程地形数据利用SWAT模型将流域划分为A~G 7个子流域 (图 1), 调查各个子流域畜禽养殖情况.流域内生猪养殖业较发达, 因此以养猪场为调查重点, 调查内容包括其养殖密度、用药情况等.
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| 图 1 梅江流域土壤采样点布设 Fig. 1 Distribution of sampling sites of soil in Meijiang River |
根据梅江流域河网分布情况, 结合典型养猪场位置, 在流域内共设置土壤采样点27个 (图 1).根据土壤类型划分, 红壤采样6个, 紫色土采样17个, 水稻土采样点4个；根据土地利用类型划分, 耕地采样点7个, 林地采样点14个, 草地采样点3个, 其他 (城镇用地、水库等) 采样点3个 (表 1).于2014年4—7月进行样品采集, 在采样点表层采集约50 g各种类型的土壤, 用铝箔包好置于自封袋后于-20 ℃保存, 并立即冷冻干燥处理 (Karci et al., 2009).
| 表 1 梅江流域土壤样品具体采集情况 Table 1 Detailed information of soil samples in Meijiang River |
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目标抗生素为四环素 (Tetracycline, TC) 及其3种降解产物, 差向四环素 (4-Epitetracycline, ETC)、4-差向脱水四环素 (4-Epianhydrotetracycline, EATC)、异四环素 (Isochlortetracycline, ICTC), 这4种抗生素为TC类；土霉素 (Oxytetracycline, OTC) 及其3种降解产物, 差向土霉素 (4-Epioxytetracycline, EOTC)、α-载脂蛋白土霉素 (α-apo-Oxytetracycline, α-OTC)、β-载脂蛋白土霉素 (β-apo-Oxytetracycline, β-OTC), 这4种抗生素为OTC类；甲烯土霉素 (Methacycline, MTC)、强力霉素 (Doxycycline, DXC)、金霉素 (Chlortetracycline, CTC) 和一种内标物地美环素 (Demeclocycline, DMC), 共12种四环素类抗生素.
甲醇、乙腈、甲酸、氨水为HPLC级.乙二胺四乙酸二钠 (Na2EDTA)、硝酸镁 (Mg (NO3)2 · 6H2O), 盐酸 (HCl) 为分析纯.溶液配制、淋洗等所用水均为超纯水, 由Milli-Q超纯水机提供.SPE固相萃取柱使用Oasis HLB柱 (500 mg/6 cc).玻璃纤维滤膜为0.45 mm孔径, 直径为50 mm, 以及0.22 mm玻璃纤维针头滤膜.
使用超高效液相色谱仪串联四极杆质谱仪 (UPLC-MS/MS) 并配色谱柱 (ACQUITY UPLC BEH C18, 100 mm×2.1 mm, 1.7 mm), 使用MassLynx V4.1工作站软件计算待测目标物浓度, 使用SPSS 17.0统计分析软件分析数据.
2.3 样品前处理及UPLC/MS/MS分析土壤中TCs的前处理 (Karci et al., 2009；Li et al., 2009)：首先使用研钵将冷冻干燥后的样品磨碎, 使其颗粒均匀分布, 过40目筛后准确秤取1.0 g样品, 加入1 mg · L-1内标物DMC的标准溶液100 μL, 混合后于室温下静置2 h, 随后加入8 mL 29% Mg (NO3)2提取液 (W/V) (pH =8.1), 依次涡旋震荡1 min, 超声提取30 min, 离心 (3500 r · min-1, 10 min) 收集上清液.重复上述操作3次, 合并上清液, 加超纯水稀释至400 mL后, 加入0.8 g Na2EDTA, 混合均匀后用稀盐酸调节PH至3.0, 进行固相萃取.
固相萃取时, 预先依次用6 mL甲醇、6 mL超纯水及6 mL Na2EDTA缓冲液 (0.01 mol · L-1, pH=3.0) 对固相萃取Oasis HLB小柱进行活化, 随后使提取液以5~10 mL · min-1的流速上柱, 进行萃取富集.全部样品通过小柱后, 加10 mL超纯水淋洗小柱, 随后用N2吹干小柱, 加入8 mL甲醇洗脱目标物, 收集的洗脱液用N2吹干后, 加入比例为甲醇:水:甲酸=49.5 : 49.5 : 1(V / V / V) 的混合液1 mL进行溶解, 涡旋混合均匀后经0.22 mm针式过滤器过滤至1.5 mL棕色样品瓶中待测.
采用Waters超高效液相色谱串联四级杆质谱联用仪 (ACQUITY UPLC, Quattro Premier XE) 并配色谱柱 (100 mm×2.1 mm, 1.7 mm) 检测分析12种目标抗生素.拟分析的抗生素MS/MS测定参数见表 2.流动相A为0.1%甲酸水溶液, B为乙腈.采用梯度洗脱程序, 程序设置为 (t分钟(A))：t 0=95%；t5=83%；t 6=70%；t10=15%；t11=0%；t 11.5=95%.12种物质的标准曲线的R2 > 0.99, 通过与标准样品的测试曲线对比, 获得TCs浓度 (郭晓等, 2013).
| 表 2 四环素类抗生素的各项参数 Table 2 Parameters of tetracycline antibiotics |
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采用两种回收率测定方法：加标回收率及实际样品回收率.加标回收率：平行称取12份1.0 g土壤, 分为两组, 一组加入11种TCs的标准品100 μL (1 mg · L-1), 另一组作为对照, 按照实验方法进行检测.实际样品回收率：采用内标法, 加入浓度为1 mg · L-1的DMC溶液100 μL, DMC的回收率即为实际样品的回收率 (郭晓等, 2013).回收率及相应的相对标准差如表 3, 其中土壤样品的加标回收率为51.32%~89.20%, 实际样品的回收率为86.37% ± 14.62%.
| 表 3 12种TCs的回收率与偏差 Table 3 Recovery and standard deviation of 12 tetracycline antibiotics |
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土壤样品中TCs的浓度范围与检出率如表 4所示.所有土壤样品中，EOTC与MTC均未检出.TC及其降解产物ETC、EATC、ICTC的平均浓度分别为0.69、0.21、3.45、0.84 μg · kg-1，其中EATC与ICTC的检出浓度相对较高，最高浓度分别高达39.79、21.82 μg · kg-1.同时TC类抗生素 (除EATC外) 检出率相对较低，均低于30%.
| 表 4 土壤中TCs的浓度范围与检出率 Table 4 TCs concentration range and detection rate in the soil samples |
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OTC的检出率高达100%, 其平均浓度与浓度范围分别为21.59、8.89~50.92 μg · kg-1, 说明该区域土壤广泛受到OTC污染.18个采样点的OTC浓度占到∑TCs浓度的70%以上, 是TCs污染中最主要的组成部分.OTC的2种降解产物α-OTC与β-OTC的检出率相同, 均为51.85%.二者为同分异构体, 性质相似, 在本研究的土壤样品中也体现出相同的检出率, 二者在多数情况下相伴存在, 但α-OTC的浓度总是远远高于β-OTC.两者的平均浓度与最大浓度分别为9.38、1.18 μg · kg-1与8.94、46.62 μg · kg-1.另外, DXC的检出率为77.78%, 同样在土壤中存在较为广泛, 其浓度范围为0~14.05 μg · kg-1, 平均浓度为1.86 μg · kg-1.而CTC在土壤样品中的检出率虽然不高, 但其浓度相对较高, 最高值达46.62 μg · kg-1.
3.2 土壤中四环素类抗生素的空间分布特征土壤中四环素类抗生素的空间分布特征如图 2所示.其中四环素及其降解产物的检出率为7.41%~77.78%, 平均浓度范围为0.21~3.45 μg · kg-1(图 2a), 只在子流域A及D的个别点比较突出.4种物质中除ICTC的浓度在子流域D上最高之外, 其余3种物质浓度最大值均出现在子流域A上.土霉素及其降解产物的空间分布如图 2b所示, 其中土霉素广泛地存在于整个流域, 浓度较高的采样点出现在子流域A、B、D等上.各个子流域中, 子流域D上土霉素的平均浓度最高, 而该子流域的养殖密度也是最高的.同时, 土霉素的两种降解产物α-OTC与β-OTC总是相伴存在, 且α-OTC的浓度总是显著高于β-OTC, 它们主要分布在子流域C、D、E上.各个子流域中, 子流域C上α-OTC与β-OTC的平均浓度均为最大, 其次为子流域D.由于子流域C上只有一个采样点, 因此样本浓度存在偶然性.土霉素的另一种降解产物EOTC在任一采样点都未检出.另外, 母体化合物DXC与CTC在A、C、D几个子流域上均有检出 (图 2c), 且主要集中在整个流域的中心位置, 其中DXC在子流域A上 (干流附近) 的浓度最高, CTC在子流域D上 (会同河上游) 的浓度最高.
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| 图 2 各子流域土壤中TCs浓度分布 (a.TC及其降解产物浓度, b.OTC及其降解产物浓度, c.DXC及CTC浓度) Fig. 2 TCs concentration in soil in each sub-basin (a. Tetracycline and its degradation derivatives concentrations, b. Oxytetracycline and its degradation derivatives concentrations, c. Doxycycline and Chlotetracycline concentrations) |
从流域尺度来看, 上游子流域 (A~D)∑TCs平均浓度普遍高于下游 (E~G), 其大小顺序为D > A > C > E > B > F > G.其中子流域D上∑TCs平均浓度高达73.55 μg · kg-1, 是子流域G的5倍左右.∑TCs浓度最大值出现在子流域D会同河上游的9号采样点, 其值为181.99 μg · kg-1, 远远超过由国际兽用药品注册基准研究委员会规定的抗生素生态毒害效应的触发值100 μg · kg-1, 子流域A上靠近梅江干流的8号采样点∑TCs浓度也较高, 其值为171.28 μg · kg-1.
3.3 不同土壤类型和不同土地利用类型的土壤中四环素类抗生素的浓度特征本研究中采集的土壤样品有3种类型, 分别为紫色土 (17个)、水稻土 (4个) 和红壤 (6个)(表 1).如图 3(a)所示, 3种不同类型土壤样品中的TCs平均浓度分布不均, 其中TC的浓度顺序为紫色土 > 水稻土 > 红壤, 而EATC和b-OTC的浓度顺序为紫色土>红壤>水稻土.其余检出的物质及所有检出物质的∑TCs浓度均表现为在红壤中平均浓度最大, 紫色土次之, 水稻土中最小的顺序, 如OTC在红壤、紫色土和水稻土样品中的平均浓度分别为24.26、20.49和17.05 μg · kg-1, 其余几种物质如ETC、ICTC、α-OTC、DXC和CTC也呈现相同趋势.
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| 图 3 不同土壤类型 (a) 及土地利用类型 (b) 的土壤样品中TCs浓度的大小比较 Fig. 3 Concentrations of tetracycline antibiotics in soil samples of different types of soil (left) and different land use conditions (right) |
如表 1所示研究区域土地利用类型主要分为耕地 (7个)、林地 (14个)、草地 (3个) 及其他 (城镇用地及水库等2个).不同土地利用类型的土壤中TCs平均浓度如图 3b所示.不同土地利用方式下, 抗生素的含量分布具有明显差异性, 其中∑TCs浓度在耕地中最大, 高达51.87 μg · kg-1, 林地次之, 草地相对较少, 其他则最少, 仅为19.62 μg · kg-1.TC类抗生素中, TC在林地和草地中浓度基本相等, 耕地及其他中未检测出浓度；其降解产物ETC及EATC浓度变化大小顺序均为林地>耕地>草地>其他；而ICTC则是耕地最高, 林地略高于草地；OTC类抗生素中, OTC的浓度顺序草地>林地>耕地>其他, 而其两种降解产物α-OTC和β-OTC则显示为耕地中平均浓度最大、林地次之, 草地较小, 其他最小的顺序, 与DXC、CTC及所有检出物质的∑TCs浓度呈现相同趋势.在不同土地利用类型的土壤中, OTC平均浓度均为最大, 所占比例范围为37%~79%, 是该流域抗生素污染的主要组成成分.
3.4 土壤中不同TCs浓度的相关性分析对27个采样点9种检测出的TCs浓度进行Pearson相关性分析, 结果显示 (表 5) TC与ETC、EATC呈显著相关性, 而与ICTC未显示显著相关关系, 同时EATC检出浓度与检出率均相对较高, 因此认为EATC是TC在迁移过程中的主要降解产物.OTC与其3种降解产物EOTC、α-OTC、β-OTC均未呈现显著相关性.几种母体抗生素之间, DXC与TC、DXC与CTC均呈现显著相关.
| 表 5 9种检测出的抗生素浓度之间相关关系分析 (n=27) Table 5 Correlation analysis among concentrations of 9 different kinds of antibiotics (n=27) |
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四环素类抗生素在梅江流域土壤中广泛存在.在本研究所有土壤样品中, EOTC与MTC均未检出.其他9种TCs平均浓度大小顺序为：OTC>α-OTC >EATC>CTC>DXC>β-OTC>ICTC>TC>ETC.其中OTC的检出率及平均浓度最高, 分别为100%、21.59 μg · kg-1, 因此认为OTC是梅江流域TCs残留的主要组成成分, 而TC及其降解产物平均浓度及检出率均相对较低, 这可能是由于土壤中TC相对于OTC更易降解, 同时该区域中OTC使用广泛且使用量也较大, 与实际调查结果可比 (鲍艳宇, 2008).此外不同地区土壤中TCs的浓度差别很大, 如Brambilla等 (2007)的研究表明施用畜禽粪便的土壤中OTC浓度为mg · kg-1级, 而Jacobsen等 (2004)的研究则在μg · kg-1级.Hamscher等 (2000)报道, 在长期施用动物排泄物的表层土壤中, 土霉素和金霉素的最大残留量分别高达32.3 mg · kg-1和26.4 mg · kg-1, 高于本研究3~4个数量级.李彦文等 (2009)对珠三角蔬菜基地 (包含养殖场菜地) 的土壤做了调查分析, 其中四环素的检出率高达96.77%, 最高浓度为74.4 μg · kg-1；土霉素的检出率为19.35%, 最高浓度为79.7 μg · kg-1；金霉素的检出率为35.48%, 最高浓度为104.6 μg · kg-1.其中四环素和金霉素的检出率与浓度水平都高于本研究, 土霉素则相反.邰义萍等 (2011)选择的研究区以清洁的江水进行灌溉结果显示, 土霉素和强力霉素的检出率均为100%, 平均浓度分别为2.74 μg · kg-1和3.11 μg · kg-1；四环素和金霉素的检出率分别为77%和31%, 平均浓度分别为0.63 μg · kg-1和0.87 μg · kg-1.其研究结果与本研究相似, 即土霉素和强力霉素的检出率和浓度水平较高, 而四环素和金霉素的检出率相对低一些, 但其浓度水平普遍低于本研究.同时在本研究区域的27个采样点均能同时检出3种以上TCs, 其联合生态毒性尤其是耐药性问题需引起相关关注.
TCs在土壤中的空间分布特征主要表现为上游子流域 (A~D)∑TCs平均浓度普遍高于下游子流域 (E~G), 其大小顺序为D>A>C>E>B>F>G.通过调查各子流域养殖情况, 主要包括养殖密度、用药情况等, 并进行相关性分析, 结果显示 (p=0.868, r=0.078) 每个子流域土壤中TCs的平均浓度与该子流域的养殖密度并无显著的相关关系.由此可以推测, 养猪场排出的TCs (包括养殖废水进入农田、降雨径流将养猪场废物冲刷至农田) 可能并不是该流域水稻田土壤中TCs污染的主要来源.同时在本研究区域中8、9号采样点∑TCs浓度超过土壤中抗生素生态毒害效应的触发值100 μg · kg-1, 具有潜在的生态风险, 其中8号采样点位于子流域A上靠近梅江干流处, 9号采样点位于子流域D会同河上游, 其土地利用类型分别为林地、耕地, 究其原因认为造成∑TCs浓度较高主要与农田有机肥的施入及农药的使用等有关.Davis等 (2006)通过人工模拟降雨的形式研究了不同类型抗生素随径流流失情况, 结果证明TCs在土壤中具有较强的吸附能力, 使得其向下游子流域迁移量较少.这与本研究在流域范围内上游至下游土壤中TCs的平均浓度未呈现逐渐累积的结果一致.同时对流域内采样点不同TCs浓度相关性分析结果表明, EATC是TC在迁移过程中的主要降解产物, 且其环境毒性较大 (李伟明等, 2012), 因此存在的生态风险不容忽视, 同时DXC与TC、DXC与CTC均呈现显著相关, 表明流域内可能存在几种母体抗生素的共同污染源.
研究区不同土地利用类型的土壤中, ∑TCs浓度在耕地中最大, 林地次之, 草地相对较低, 其他则最低.不同土地利用类型的耕作方式有显著差异, 而耕作方式是影响土壤中抗生素的活动性、迁移性及其在土壤剖面分布的重要因素 (邰丽萍等, 2011).潘霞等 (2012)研究表明菜地表层土壤抗生素总量明显高于林地与果园, 认为有机肥施用量也对土壤中抗生素的含量有明显影响, 与本论文研究结论相似.不同土地利用类型土壤中TCs的组成基本相同, 均以OTC为主, 这与苏思慧等 (2014)的研究结果略有不同, 究其原因可能与植物根系生理生化特征及施肥方式 (施用量、种类、所含抗生素种类及含量等) 有关.同时不同土壤类型中∑TCs平均浓度也具有显著差异, 主要表现为红壤中最大, 紫色土次之, 水稻土中最小.研究表明抗生素在土壤中的含量与环境行为不仅受其自身性质的影响, 也受到土壤pH值和土壤中矿物质、有机质、黏粒、氧化铁的含量等土壤特性, 及施用化肥种类、施肥方式、化肥用量等人为因素的调节 (尹春艳等, 2012；苏思慧等, 2014).如刘玉芳等 (2012)的研究发现同种土壤中CTC的降解速率要明显大于OTC和TC, CTC中氯离子的存在增加了该分子的溶解性, 从而增加了其降解的速率, 表明TCs在土壤中的降解速率与抗生素的结构和理化性质有关；Sassman等 (2005)研究了TCs在土壤中的吸附特性, 发现酸性强、阳离子交换量与黏性高的土壤对抗生素具有较强的吸附能力, 表明TCs在土壤中的吸附特性与土壤的成分和性质相关.
部分研究表明, 土壤中抗生素不仅能够对植物、土壤微生物等产生毒性作用, 破环土壤生态系统的平衡, 同时某些农作物的可食用部分大量吸收累积抗生素, 如小麦、番茄等 (Kumar et al., 2005；Boxall et al., 2006), 并通过食物链传输进入人体, 长期食用被抗生素污染的农作物会对人体健康产生潜在危害 (Kühn et al., 2003).研究区内部分采样点∑TCs浓度远远超过土壤中抗生素生态毒害效应的触发值100 μg · kg-1, 已具有一定的潜在生态风险.因此, 为保证土壤生态系统的平衡及农产品的食用安全, 应加强兽药抗生素的使用管理, 适当减少梅江流域大规模养殖场的TCs使用量, 尽量在源头上降低抗生素进入土壤的可能性, 加强对土壤中TCs的风险管控, 同时后续还应对TCs在土壤-植物-人类体系中的迁移转化规律、联合生态毒性及抗性基因等方面进行深入研究, 从而降低TCs的潜在风险.
5 结论 (Conclusions)1) 梅江流域内土壤中TCs浓度范围为0~59.77 μg · kg-1, 其中有2个点的∑TCs浓度超过土壤中抗生素生态毒害效应的触发值100 μg · kg-1, 因此应适当加强梅江流域TCs的使用管理.18个采样点的OTC浓度占到所有TCs浓度的70%以上, 是TCs污染中最主要的组成部分.
2) ∑TCs平均浓度在土壤中的空间分布特征主要表现为上游子流域 (A~D)∑TCs平均浓度普遍高于下游子流域 (E~G).每个子流域土壤中TCs浓度与该子流域的养殖密度并无显著的相关关系.TC与ETC、EATC呈显著相关性, 同时EATC检出浓度与检出率均相对较高, 因此认为EATC是TC在迁移过程中的主要降解产物.同时由于EATC的环境生态毒性较其母体更强, 需引起相关关注.几种母体抗生素之间, DXC与TC、DXC与CTC均呈现显著相关, 表明其可能有共同复合污染源.
3) TCs浓度在不同土壤类型的土壤中分布特征各不相同.大部分TCs及∑TCs浓度表现为在红壤中平均浓度最大, 紫色土次之, 水稻土中最小的顺序.同时TCs浓度在不同土地利用情况下也具有显著差异, 其表现为在耕地中最大, 林地次之, 草地相对较低, 其他则最低的顺序.分析认为土壤性质、抗生素自身性质及施肥方式的差异是导致不同土壤类型及不同土地利用方式的土壤中TCs浓度分布不均的主要原因.
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