四环素类(Tetracyclines，TCs)抗生素是一类广谱抗生素，包括四环素(Tetracycline，TC)、土霉素(Oxytetracycline，OTC)、金霉素(Chlortetracycline，CTC)及半合成衍生物甲烯土霉素(Methacycline，MTC)、强力霉素(Doxycycline，DXC)等，其结构均含并四苯基本骨架，主要用于预防、治疗细菌和真菌感染性疾病(李伟明等，2012).因其价格低廉，在世界范围内得到了广泛应用，不仅作为药物用于动物疾病的治疗，同时长期以亚治疗剂量添加于动物饲料中用于动物疾病的预防和促进动物生长(李伟明等，2012).我国是TCs生产、销售和使用大国(贺德春等，2011)，2003 年我国仅OTC产量就达到了10000 t，占世界OTC生产总量的65%(张浩等，2008).在我国畜禽养殖业中，TCs抗生素的使用量最大(李兆君等，2008).

然而，用于畜禽业生产的抗生素大多难以被动物肠胃吸收，约30%~90% 会以母体化合物的形式通过粪便排泄(Halling-Sørensen，2001).如此大量的抗生素排放，是构成我国抗生素面源污染的主要原因之一(贺德春等，2011).它们可通过地表径流冲刷、渗滤及非饱和水带的迁移、畜禽粪尿的土地利用、水产养殖直接投药等途径进入水体(贺德春等，2011)，并可通过范德华力、氢键、疏水分配作用等大量吸附在底泥沉积物上(Tolls，2001).

进入到环境中的TCs因其化学特性、环境条件和其在环境中浓度的不同，会发生一种或多种降解反应(Wang et al., 2008；管荷兰等，2012).TC、OTC在弱酸性(pH=2~6)情况下会发生差向异构化形成差向四环素(4-Epitetracycline，ETC)、差向土霉素(4-Epioxytetracycline，EOTC)等降解产物(李伟明等，2012)；在酸性(pH<2)或加热条件下会形成脱水四环素、脱水土霉素，这二者又会在弱酸性情况下形成4-差向脱水四环素(4-Epianhydrotetracycline，EATC)及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)等降解产物；TC在碱性溶液中会降解产生异四环素(Isochlortetracycline，ICTC)(李伟明等，2012).某些降解产物特别是EATC和EOTC具有较大的毒性(李伟明等，2012；陈桂秀等，2011)，因此，对于环境中抗生素降解产物的残留不能忽视.

在流域生态系统中，沉积物是水体中污染物迁移转化的载体、归宿和蓄积库，污染物在水体/沉积物中迁移转化.同时，沉积物中大量的微生物经抗生素诱导产生抗性基因，进而产生耐药性，从而导致一些能够抵抗强力抗生素的病原菌出现(贺德春等，2011).虽然大多数抗生素的半衰期不长，但由于其被频繁地使用并进入水体环境，最终通过食物链进入人体，导致其形成“假持续”现象，进而对人类及整个生态系统构成长期的潜在危害(周启星等，2007).

目前，已有学者对受城市污水处理厂出水影响的河流沉积物中抗生素残留进行了检测(贺德春等，2011)，或对接受污染河流入水的湖泊(Cheng et al., 2014)、水库(Li et al., 2014)中的沉积物抗生素残留情况做了调查和研究，但对流域尺度上养殖业中使用的抗生素在水体及沉积物中的残留情况，国内外都鲜有研究.

本研究针对江西省养殖规模最大、TCs使用多的梅江流域，分析养殖业对整个流域沉积物中抗生素浓度的影响，揭示流域TCs浓度水平、空间分布特征及各个子流域对梅江TCs的贡献值，以及TCs从养猪场进入流域沉积物的迁移转化规律.以期为梅江乃至整个赣江流域的TCs控制与管理提供参考.

梅江流域地处江西省赣州市宁都县，是赣江上游贡水的重要区段，梅江干流长77.4 km，流域面积1405 km².基于DEM(Digital Elevation Model)数据，采用SWAT模型将该流域划分为7个子流域(A~G)，具体如图 1所示.

图 1(Fig. 1)

图 1 采样区位置及采样点布设 Fig. 1 Sampling area location and layout of sampling points

该流域主要养殖种类为猪和鸡，由于鸡在生长过程中不产生尿液，而产生的鸡粪集中收集售往它处，所以重点调查了养猪场，包括养猪规模、用药情况等. 在4个大型养猪场排水口处采集了水样，每个点采集100 mL置于棕色玻璃瓶中.流域内设置38个沉积物采样点，其中，梅江干流与两条主要支流(会同河、固厚河)14个，流域内小溪流24个点.每点采集约50 g沉积物，用铝箔包好置于自封袋后于-20 ℃保存，并尽快冷冻干燥处理(Karcı et al.， 2009).

养猪场水样的前处理(Li et al., 2009)：准确量取100 mL水样，用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤后加入0.05 g Na₂EDTA，再加入1 mg · L^-1内标物地美环素(Demeclocycline，DMC)的标准溶液100 μL，用稀盐酸调pH至3.0，以5~10 mL · min^-1的速度流过固相萃取Oasis HLB小柱(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)润洗)，全部样品通过小柱后，加10 mL超纯水淋洗杂质，接着用N₂将小柱的填料吹干后，加入8 mL甲醇洗脱目标物，洗脱液用N₂吹干后，加入1 mL甲醇-水-甲酸(49.5 ∶ 49.5 ∶ 1，体积比)的混合液溶解，经0.22 μm玻璃纤维滤膜过滤，转入1.5 mL棕色样品瓶待测.

流域沉积物中TCs提取(Karcı et al.， 2009)：首先将样品冷冻干燥，然后用研钵磨碎，过40目筛.准确称取1.0 g样品，加入100 μL DMC溶液(1 mg · L^-1)，混合后于室温下静置2 h，接着加入8 mL Mg(NO₃)₂(0.29 kg · L^-1)，pH=8.1)提取液，依次涡旋振荡1 min，超声30 min，以3500 r · min^-1离心10 min，最后析出上清液，这一过程重复3遍.3次上清液合并，加超纯水稀释至400 mL，再加入0.8 g Na₂EDTA，之后的处理步骤与水样的前处理一致.

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(2.1 mm×100 mm，1.7 μm)检测分析12种TCs：TC及其3种降解产物 ETC、ICTC、EATC，OTC及其3种降解产物EOTC、α-OTC、β-OTC，以及CTC、MTC、DXC和一种内标物DMC.流动相A为0.1%甲酸水溶液，B为乙腈.梯度洗脱程序为：0 min时95%A，5 min时83% A，6 min时70% A，10 min时15% A，11 min时0% A，11.5 min时95% A.各种物质的母离子、子离子的质荷比及碰撞、锥孔电压分别设置.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.

首先做了11种TCs(表 1中除DMC外)的加标回收率实验.方法为：平行称取6组1.0 g沉积物(或6组100 mL水样)，每组两份，一份加入11种TCs的标准品100 μL(1 mg · L^-1)，另一份作为对照，按照2.2节和2.3节中的方法提取和检测；其次，实际样品的回收率采用加入100 μL DMC溶液(1 mg · L^-1)来控制，DMC的回收率即为实际样品的回收率.回收率及相应的相对标准差(RSD)见表 1.其中，水样的加标回收率为57.25%~81.75%，实际样品的回收率为95.5%±15.04%；沉积物样品的加标回收率为39.87%~94.25%，实际样品的回收率为75.69%±19.47%.

表 1(Table 1)

表 1 12种TCs的回收率与偏差 Table 1 Recovery rate and st and ard deviation of 12 tetracycline antibiotics

表 1 12种TCs的回收率与偏差 Table 1 Recovery rate and st and ard deviation of 12 tetracycline antibiotics TCs 水 沉积物 回收率 偏差 回收率 偏差 TC及其 TC 74.00% 22.19% 67.98% 12.43% 降解产物 ETC 66.25% 20.87% 67.12% 16.44% EATC 52.50% 6.87% 39.87% 8.58% ICTC 81.75% 13.39% 94.25% 6.63% OTC及其 OTC 67.00% 21.44% 75.53% 18.79% 降解产物 EOTC 83.00% 20.36% 87.40% 12.05% α-OTC 57.25% 7.01% 40.08% 7.65% β-OTC 76.50% 18.45% 62.92% 7.78% MTC 67.75% 15.22% 61.82% 7.15% DXC 71.75% 17.89% 65.60% 9.45% CTC 75.00% 18.29% 55.87% 7.71% DMC 95.50% 15.04% 75.69% 19.47%

流域内38个沉积物样品的实验数据近似服从正态分布，利用SPSS 17.0进行Pearson相关分析，研究不同TCs之间的相关关系.判断显著相关的标准为Sig<0.01.

该流域4个大型养猪场排放口采集的水样中TCs浓度见图 2.TC、OTC、DXC和CTC都有检出，其浓度的最大值分别为1.14、129.14、4.29和15.30 μg · L^-1，而MTC没有检出.其中，OTC检出率达100%且浓度较大.CTC的检出率低，但最大浓度高于TC和DXC.这可能是由于MTC在该流域没有使用，而CTC的使用不存在普遍性，只在个别养猪场使用但使用量较大.对养猪场的药物使用情况调查也验证了这一点.同时，TC的3种降解产物ETC、EATC、ICTC均有检出，其中，ICTC的最高浓度达30.84 μg · L^-1，而EATC、α-OTC的浓度较小，分别为0.44、4.81 μg · L^-1.OTC的降解产物中β-OTC没有检出，这是因为TC、OTC在动物消化排泄等过程中会有不同程度的降解(李伟明等，2012).由于β-OTC未检出，若在流域沉积物中检测到β-OTC，应该全部来源于OTC在迁移过程中的降解.

图 2(Fig. 2)

图 2 四个养猪场排水口的水样中TCs浓度 Fig. 2 Concentration of tetracycline antibiotics detected in the samples from pig farms

如表 2所示，OTC在小溪流沉积物中的检出率达100%，其含量范围为7.13~30.66 μg · kg^-1，TC、DXC的检出率也较高，最大含量分别为18.89、18.37 μg · kg^-1.CTC的检出率很低，但CTC的最高含量达25.24 μg · kg^-1，MTC则没有检出.OTC、TC、DXC的高检出率一方面说明其在该流域的频繁使用，这与养猪场调查结果一致；另一方面也显示了其在自然环境中的持久性(Xu et al., 2013).TC的降解产物中ETC检出率高达100%.由于该流域的土壤类型主要为红壤，呈弱酸性，符合ETC生成条件，说明它是TC在迁移过程中主要的降解产物.另一降解产物ICTC的检出率为87.5%，最高含量为29.92 μg · kg^-1，高于TC的其它降解产物.这与ICTC在养猪场水样中检出率和浓度均较高有关，同时，也可能是由于其在迁移过程中降解较少.OTC降解产物的检出率均低于TC降解产物，但浓度略高.比较而言，EOTC的检出率和浓度相对较高，说明它是OTC在迁移过程中的主要降解产物，与ETC同为差向异构化降解产物.

表 2(Table 2)

表 2 TCs在养猪场水样和梅江流域沉积物中的检出率及含量范围 Table 2 Detection rate，concentration range of tetracycline antibiotics in water samples of pig farms and sediments of the Meijiang catchment

表 2 TCs在养猪场水样和梅江流域沉积物中的检出率及含量范围 Table 2 Detection rate，concentration range of tetracycline antibiotics in water samples of pig farms and sediments of the Meijiang catchment TCs 养猪场水样 小溪流沉积物 干流沉积物 检出率 浓度/ (μg·L-1) 检出率 含量/ (μg·kg-1) 检出率 含量/ (μg·kg-1) TC及其降解产物 TC 75.00% 0~1.14 87.50% 0~18.89 92.86% 0~17.00 ETC 100% 0.28~1.41 100% 0.93~8.93 100% 0.93~6.99 EATC 50.00% 0~0.44 95.83% 0~14.20 92.86% 0~15.65 ICTC 100% 0.50~30.84 87.50% 0~29.92 64.29% 0~13.94 OTC及其降解产物 OTC 100% 0.88~129.14 100% 7.13~30.66 100% 7.17~20.02 EOTC 50.00% 0~16.86 41.67% 0~37.84 42.86% 0~30.52 α-OTC 25.00% 0~4.81 45.83% 0~8.56 64.29% 0~9.22 β-OTC 0 0 33.33% 0~13.17 57.14% 0~14.23 MTC 0 0 0 0 0 0 DXC 75.00% 0~4.29 75.00% 0~18.37 92.86% 0~17.55 CTC 25.00% 0~15.28 12.50% 0~25.24 7.14% 0~0.74

大部分TCs在小溪流沉积物中的最大含量高于干流沉积物，如OTC、CTC在小溪流沉积物中的最大含量分别为30.66、25.24 μg · kg^-1，高于其在干流沉积物中的最大含量(20.02、0.74 μg · kg^-1).由此可以推断，TCs是从流域上的养猪场经过排放、降雨冲刷、地表径流等方式逐渐迁移至小溪流，再汇入干流，在这个过程中会发生稀释和降解，也会被沉积物吸附.这一结果与Arikan在Choptank流域的研究结果一致(Arikan et al., 2008).同时，TCs浓度沿水流方向从养猪场到小溪流再至干流逐步降低证实了在干流检测到的TCs来自养猪场(Luo et al., 2011)这一推断.与大部分TCs相反，EATC、α-OTC、β-OTC(α-OTC和β-OTC是同分异构体，性质相似(陈桂秀等，2011))的最大值出现在干流沉积物.这可能是由于这3种物质在流域入口的上游有输入源，而且这三者都不是TC、OTC在迁移过程中主要的降解产物，因此，干流中含量高于小溪流.

图 3为各子流域小溪流沉积物中的TCs含量分布图，TC和CTC的最大平均含量分别出现在子流域C、D，OTC和DXC的最大平均含量均出现在子流域G.降解产物中，子流域C、D平均含量较大.而EATC、α-OTC和β-OTC的最大平均含量则出现在子流域A.总体来看，大部分TCs在C、D、G 3个子流域的含量较大，这与三者的养殖密度高有密切联系.各子流域沉积物中大部分TCs含量与该子流域的养殖密度呈正相关关系(其中TC、OTC、CTC与养殖密 度的Spearman′s相关系数分别为0.786、0.429、0.768)，养殖密度越高，TCs含量越大，这与Wu等(2009)的结论一致.大部分TCs表现出上游子流域含量偏低，下游子流域含量偏高，从上游到下游呈现出累积的趋势，这可以说明流域沉积物中的TCs主要来自区域自身的输入.然而EATC、α-OTC和β-OTC在子流域A的含量最高，而其它TCs含量却较低，这与三者最大含量在干流而非小溪流这一结果相似.这一结果可能是由于子流域A及其上游这3种物质存在较高含量.同时，对TCs在38个点的Pearson相关分析也显示出这3种物质的不同，即EATC、α-OTC、β-OTC与母体之间没有显著的相关关系.而TC与ETC呈显著相关关系，可见TC在迁移过程中主要的降解产物为ETC，这与前面的结果一致.同样地，OTC与EOTC也呈显著相关关系.然而，TC与ICTC、EATC之间，OTC与α-OTC、β-OTC之间未显示出显著相关关系，几种母体之间也没有呈现显著的相关关系.

图 3(Fig. 3)

图 3 各子流域小溪流沉积物中TCs含量分布(a.TC及其降解产物含量；b.OTC及其降解产物含量；c.DXC和CTC含量) Fig. 3 Tetracycline antibiotics concentration distribution of stream sediments in each sub-basin(a.Tetracycline and its degradation derivatives concentrations; b.Oxytetracycline and its degradation derivatives concentrations; c.Doxycycline and Chlotetracycline concentration)

在检出率方面，干流与小溪流基本相当(表 2)，除了MTC未检测到外，其余均有检出，其中，TC、 OTC和DXC的检出率较高，含量范围分别为0~17.00、7.17~20.02和0~17.55 μg · kg^-1.CTC的检出率较低，仅为7.14%.这些结果与养猪场水样中的TCs种类和浓度高低相吻合(表 2).TC的3种降解产物中，ETC的检出率最高，达100%，是TC最主要的降解产物.而OTC的降解产物中，EOTC虽然浓度最高，但检出率略低于其它两种，这可能是由于EOTC自身的降解速度较快，从梅江下游未检测到EOTC也可以得出相同的结论.本研究中梅江沉积物的TCs含量与海河、辽河相比低1~2个数量级(李娟等，2013)，而高于珠江口(Liang et al., 2013).环境中残留抗生素的种类与浓度，一方面因该区域抗生素的使用模式不同而存在差异(贺德春等，2011)，另一方面，南方丰富的降雨及充足的日照使得环境中的TCs快速稀释和降解，因而浓度较低.

如图 4所示，TC除了在流域入口未检测到，其余各点均有检出，说明梅江沉积物中TC来自流域自身.从入口开始，干流沉积物中TC含量缓慢增加，与会同河中游含量持平;会同河汇入后含量有小幅度增加，这可能是由于会同河下游TC含量较大;之后含量开始衰减，在固厚河汇入后又明显回升，达到干流最高.固厚河上游TC含量高于下游，整体高于干流.固厚河汇入梅江后，TC含量再次衰减.在流域出口TC含量升高，因为这里有琴江汇入，养猪场调查显示，琴江流经的是养殖密度较大的地区.以上结果显示，梅江干流沉积物中TC来自流域自身，3条支流(会同河、固厚河和琴江)的汇入都使得梅江干流底泥中TC含量增加.Rico等(2014)的研究表明，河水流速的增加会使河流沉积物中的抗生素发生解析并重新回到水中，这会使下游沉积物中抗生素含量减少；Xu等(2013)也认为稀释作用使得河 流沉积物中的抗生素减少.由于下游抗生素含量同时受到汇入支流的影响，如果汇入大于稀释或降解，则下游含量增高(Wu et al., 2009).梅江干流在没有支流汇入的区段TC含量沿水流方向递减，这说明TC在迁移过程中伴随着降解，但由于养猪场持续向环境中输出TC，三大支流较高的TC负荷汇入梅江干流后使得干流沉积物中TC含量出现上升.

图 4(Fig. 4)

图 4 干流沉积物中TCs含量沿程分布(a.TC及其降解产物含量；b.OTC及其降解产物含量；c.DXC含量) Fig. 4 Tetracycline antibiotics concentrations in sediments along the mainstream(a.Tetracycline and its degradation derivatives concentrations; b.Oxytetracycline and its degradation derivatives concentrations; c.Doxycycline concentration)

ETC、ICTC的含量在干流沉积物的变化与TC相似，但含量整体比TC低.EATC的含量除了在流域入口显著高外，在干流变化不大.尽管EATC含量低于TC，但由于其环境毒性较大，因此，存在的生态风险不容忽视.

OTC沿梅江干流的含量变化与TC一致(图 4)，但含量整体比TC略高.EOTC从流域入口沿梅江直至会同河河口的含量变化与OTC一致，且含量水平高于OTC，说明OTC在这一段发生降解，生成EOTC.但EOTC在下游没有检出，这可能是由于EOTC本身降解得较快.α-OTC与β-OTC相似，在干流沉积物中的含量变化不大.

MTC没有检出.DXC在干流的检出率很高，含量变化不大，最大含量出现在固厚河上游，因为该子流域养殖密度较大.CTC只在流域出口有检出，且含量较低，这一方面是由于该流域内CTC使用不普遍，另一方面是因为CTC半衰期较短，可快速降解(王冉等，2009)，在流域出口检测到的CTC很可能是来自琴江的输入.

本研究发现，梅江流域养猪场水样中TCs浓度在 μg · L^-1级，最高浓度为129.14 μg · L^-1；小溪流和干流沉积物中的TCs含量在μg · kg^-1级，养猪场水样中TCs种类与含量高低与流域沉积物一致.大部分TCs(EATC、α-OTC与β-OTC除外)在小溪流沉积物的最大含量高于在干流沉积物的最大含量，说明TCs是从该流域上的养猪场逐渐迁移到小溪流，最终汇入干流中.各子流域沉积物中大部分TCs含量与相应的养殖密度呈正相关关系，整体表现为上游子流域含量偏低，下游偏高，从上游到下游呈现累积的趋势，但EATC、α-OTC及β-OTC与之相反.TC除了在流域入口未检测到，干流其余各点均有检出，说明梅江沉积物中TCs来自流域自身.梅江干流在没有支流汇入的区段沉积物中TC含量沿水流方向递减，而3条支流(会同河、固厚河和琴江)的汇入都使得沉积物中TC含量增加，说明干流沉积物中的TC来自该区域养猪场的输入.虽然TC在迁移过程中存在一定的降解，但由于养猪场的持续输入，使得TC对河流生态系统仍然构成了一定威胁.TC、OTC在迁移过程中主要降解产物分别为ETC、EOTC，二者同为差向异构化降解产物，其在干流的分布特征与TC相似.但EATC、α-OTC、β-OTC这3种降解产物的分布与其它TCs截然不同.尽管EATC等降解产物的含量低于其母体，但由于其环境毒性大于母体，因此，存在的生态风险不容忽视.