兽药土霉素的环境行为研究进展

陈桂秀,吴银宝,2,3*

(1.华南农业大学动物科学学院,广东广州510642;2.华南农业大学农业部生态农业重点开放实验室,广东广州510642;3.广东省高等学校农业生态与农村环境重点实验室,广东广州510642)

自1929年青霉素被发现以来,抗生素在预防、治疗人和动物的疾病中做出了重要的贡献。四环素类兽药由于具有质优价廉、广谱抗菌性的特点,因此在畜禽生产中应用非常广泛。据报道,此类兽药在世界兽药的生产和使用量方面排名第二,而在中国排名第一,其中以四环素、土霉素和金霉素在实际应用过程中应用最广泛、使用量最大[1]。土霉素(oxytetracycline,OTC)是20世纪40年代发现的四环素族成员,是一种广谱抗菌药物,常作为牛、猪、家禽、鱼等动物疾病的预防和感染的治疗用药,且由于其广谱抗菌活性和低费用常被用作畜禽的抗菌促生长添加剂。Ajit K S报道:在欧洲,超过2 500吨四环素类作为治疗用兽药,并以土霉素应用最广泛[2]。资料显示,我国在2003年土霉素产量达到了10 000吨,占世界总产量的65%[3],而且目前土霉素的产量和用量还继续呈上升趋势。

土霉素进入畜禽体后,兽药原形及其体内代谢产物会随粪尿等排泄物进入环境,给环境带来风险。据统计,2002年全国畜禽粪便产生量约为17.3亿吨,是工业固体废弃物的2.7倍,其中全国猪粪产生量为12亿吨,占畜禽粪便总量的46.9%[4]。目前已有许多研究者注意到土霉素随畜禽粪尿进入环境后的生态毒理学效应,并且作了相应研究。本文主要对土霉素环境行为方面的研究进行综述,为评价其在环境中的生态毒学效应提供参考。

1 环境中土霉素残留的主要形式

研究表明,兽药在体内代谢率很低,而且不易在内脏中沉积,因此进入动物体的兽药会被动物以活性产物形式(原形或体内代谢产物)随粪便和尿液排出体外,而且以这种途径排出的兽药量约占兽药用药量的40%～90%[5]。以美国为例,目前抗生素类兽药按每年用量约11 000吨计算,则每年从养殖业流入环境的抗生素就达到6 600吨～9 900吨[6]。

土霉素经动物服用后其原形和体内代谢产物会随粪尿排泄到环境中。土霉素的代谢产物在结构和功能上与土霉素原形有一定的共性,即保持与土霉素原形共同的基本母核氢化骈四苯。在弱酸、强酸、强碱、加热和氧化等5种环境条件下,土霉素可以产生多种降解产物,主要有4-差向土霉素(4-epi-oxytetracycline)、α-阿扑土霉素与β-阿扑土霉素(α-apooxytetracycline,β-apo-oxytetracycline)。同时,土霉素和土霉素盐酸盐本身里也含有20 g/kg的2-乙酞-2-去酞胺基土霉素(2-acetyl-2-decarboxamidooxytetracycline)、20 g/kg的四环素(tetracycline)、5 g/kg的4-差向土霉素(4-Epi-oxytetracycline)、20 g/kg的脱水土霉素(anhydro-oxytetracycline)。

1.1 4-差向土霉素

4-差向土霉素是土霉素在发酵和降解中产生的降解产物。在pH 2～6的水溶液中,特别是在有醋酸、甲酸、枸椽酸、磷酸等阴离子存在下,容易发生C4-二甲胺基的差向异构化形成4-差向土霉素。该反应是可逆的,达到平衡时溶液中差向土霉素的含量可达20%～60%。例如,土霉素在冰醋酸中于25℃反应20 h后,差向土霉素含量达27%。差向土霉素与土霉素的酸碱性不同,在酸性或碱性条件下,两者的电离常数(pKa)相距较远,等电点也有差异,因此可以用离子交换树脂加以分离。

与土霉素原形相比,4-差向土霉素的抗菌活性大大降低,大约为土霉素的30%[7]。但4-差向土霉素对小鼠的急性毒性(LD501.21 mg/g)较土霉素盐酸盐(小鼠LD502.26 mg/g)大1.87倍,同时两者混合后对毒性的影响有相加效应,表现为线性关系。在5%可信限下,在土霉素中如果含有4-差向土霉素10%以上,其毒性即可表现出来。

1.2 α-阿扑土霉素与β-阿扑土霉素

在土霉素加工成盐酸盐的过程中,因需接触酸,可使土霉素通过不可逆脱水形成脱水土霉素(AOTC),即OTC在酸催化下首先发生C-5a、C-6的脱水芳构化,生成脱水土霉素。

AOTC在含羟基的溶剂,特别是酸性溶液中很不稳定,容易使C-5位置的羟基造成环的断裂,转化为更稳定的芳香族异构体α-阿扑土霉素与β-阿扑土霉素。α-apo-OTC和β-apo-OTC是同分异构体,两者的性质相似,并可在酸性(pH 1)、碱性(pH 8)溶液中互相转变。因此,两者在溶剂中可同时存在。α-apo-土霉素与β-apo-土霉素大约有土霉素原形7%～10%的抗菌活性[7]。研究表明,经动物服用的土霉素在随粪便排出后,在粪便和土壤间隙水中大约有2%的α-apo-OTC和β-apo-OTC。

1.3 2-乙酞-2-去酞胺基土霉素

2-乙酞-2-去酞胺基土霉素(ADOTC)是链霉菌在发酵过程中以杂质形式伴随土霉素生成的,是发酵副产物,也是土霉素中的主要杂质。ADOTC和土霉素的化学性质很相似[8],惟一不同的是C-2位置附近所携带的两个化合物的化学差异,即ADOTC的结构与土霉素的差别仅在C2位上-CONH2换成了COCH3。两者的酸碱性质和络合性质相似,都容易与Ca2+络合,ADTOC的pKa值为3.3,7.1和9.2,与土霉素的pKa(3.27,7.32,9.11)极为接近,可推断它的等电点应与土霉素基本相同,因此发酵液中的少量ADOTC能够在提取过程中与土霉素一起结晶析出,而混入产品中。

ADOTC对污泥活性细菌的抗菌活性仅为土霉素的3%。ADOTC抗菌活性降低的原因可能是其C-2位置含甲基酮而不是酰胺基,且这一特性使得ADOTC比土霉素更易溶于油脂,它的亲脂性为土霉素的10倍[8],这也导致相对于土霉素原形ADOTC更易在生物体内富集。

2 环境基质中土霉素的残留状况

在畜禽粪便、废水和土壤等环境基质中经常可检出兽药残留,其中土霉素是检出率很高的一种四环素类兽用抗生素。而且研究表明,排出体外后的兽药原形及其主要体内代谢产物仍然具有生物活性,同时代谢产物还能够在环境中进一步形成兽药原形。因此,在评价兽药土霉素的生态毒理学效应时,首先必须测定环境基质中兽药土霉素的残留浓度。

2.1 畜禽粪便

残留于动物体内的部分抗生素及其代谢产物,会随动物粪尿排出体外。据报道,经过处理的养猪场有机肥料中四环素类药物高达4 mg/kg[9]。张慧敏等[10]对浙北地区畜禽粪便和农业土壤中四环素类抗生素的残留分析显示,畜禽粪中土霉素的残留范围在0.59 mg/kg～11.63 mg/kg之间,残留平均值为1.80 mg/kg,猪粪、鸡粪、牛粪中兽药土霉素的残留量依次降低。刘新程等[11]在江苏省采集了181个集约化养殖场畜禽排泄物样品,分析了四环素类抗生素药物的残留情况。结果显示,土霉素在排泄物中的检出率为16.6%。Ling Z等[12]调查了中国8个省份的大型养殖场粪便中兽药抗生素的残留情况,结果显示在猪粪、牛粪和鸡粪中都有四环素类兽药的残留,其中兽药土霉素的残留范围在59.06 mg/kg～59.59 mg/kg之间,且在各个地区和品种间残留水平有显著差异。这些畜禽粪便一旦用作肥料,必然给土壤及周围环境带来影响。

2.2 土壤

土壤中土霉素的主要来源为含有土霉素的畜禽粪便、污泥和废弃物的土地利用。土霉素在土壤中的残留主要受光照、温度、与土壤的结合和吸附能力、降解速率和解吸性等影响。Paul K等[13]调查发现,在英国某施过猪粪肥的土壤(0～37 cm)中土霉素的最大检出量高达1.691 mg/kg。Hamscher G等[14]报道,在长期施用动物排泄物的表层土壤中,土霉素和氯四环素的最大残留量分别高达32.3 mg/kg和26.4 mg/kg。在我国土壤中可检测到的土霉素含量高达200 mg/kg,水产养殖场沉积物中土霉素浓度可高达285 mg/kg[15]。张慧敏等[10]采样分析表明施用畜禽粪肥的农田表层土壤中土霉素的检出率为93%,残留量在检测限以下至5.172 mg/kg之间;施用畜禽粪肥农田表层土壤土霉素的平均残留量为未施畜禽粪肥农田的38倍。Hamscher G等[9]认为,土壤中的四环素可生成代谢产物4-epi-OTC,随着土层深度的增加,其代谢产物可由液体粪肥源源不断地向土壤深处释放,从而造成四环素含量随土层深度而不断增加。

2.3 水体

自从Watts C D等1982年首次在英格兰的河水中发现了有抗菌药的残留,其中包括大环内酯类、磺胺类和四环素类等。随后,很多其他的抗生素也在地表水中被检出。水产养殖业中也广泛使用抗菌药,通过饲料或直接添加于水体,主要为四环素类和磺胺类。Pouliquen H等[16]研究发现,受养殖渔业的影响,海水中也存在不同程度的土霉素污染,特别是海洋沉积物中土霉素含量更高,达到500 μ g/kg～4 000 μ g/kg。Giorgia M L等[17]曾报道,在意大利某水产养殖场附近的底泥中检测到土霉素的最高浓度为246.3 μ g/kg。因此,水体环境中土霉素的残留已成为一个不容忽视的问题。

3 土霉素的环境行为

3.1 降解

在不同的环境条件下,兽药会发生一种或多种降解反应。降解方式主要包括生物降解和非生物降解。一般降解过程会降低兽药的药效,但有些兽药的降解产物有相当于兽药原形的毒性甚至毒性更强,且可能在粪便中转化回兽药原形。Halling-Sorensen B等研究表明在土壤孔隙水中,除土霉素的代谢产物а-apo-OTC外,其他代谢产物非常稳定,半衰期达到270 d,但只有土霉素及其代谢产物4-epi-OTC在土壤孔隙水中浓度较高,其他产物不到土霉素原形浓度的2%,因此在分析土霉素及其代谢产物的环境影响时仅考虑土霉素和4-epi-OTC即可[18]。

3.1.1 非生物降解 非生物降解主要包括光解和水解。兽药本身的化学结构仍是其能否光解的决定因素,光解是土霉素非生物降解中最主要因素,可在水体和土壤两种环境下进行。匡光伟等[19]研究发现,避光条件下鸡粪中不同浓度的金霉素在15 d内降解幅度都在10%以下,而在自然光照条件下,降解幅度达到90%以上。Jiao S J等[20]研究表明,土霉素的光解作用依赖于介质pH的高低,pH增高时,光解作用加强。同时,在介质中存在硝酸盐和低浓度的可溶解的有机物时,土霉素的光解也加强。Jesus J等[21]研究报道,当水溶液pH＞8时,土霉素光解显著增强,溶液中土霉素浓度越高,光解速率越慢。同时,光解过程中仅少数土霉素被矿化。在土壤环境中,光降解可在土壤表层几厘米和液体粪肥表面发生作用。但在土壤深层,由于光很难到达,因此光解对土壤中土霉素的影响较小。Thiele-Bruhn等在田间试验中发现,在四环素的老化解毒过程中光降解过程所起的作用相对其他过程可以忽略不计。由此可知,在实际的土壤环境中光解对兽药的降解作用很小,尤其是吸附在土壤颗粒表面以及进入土壤深层的兽药更难降解。

水解也是兽药在环境中发生降解的一个重要的非生物降解机制。研究表明土霉素在土壤间隙水中可以发生水解,水解过程受到土壤类型、pH、离子强度等影响。Xuan R C等[22]研究表明,溶液pH和温度是影响兽药土霉素水解的主要因素,温度越高,水解越快。且兽药土霉素在中性溶液下的水解速度快于酸性与碱性条件。当溶液中存在Ca2+能加速土霉素的水解,原因可能是土霉素与Ca2+形成螯合物后在阳光的照射下变得更为脆落。崔馨[23]研究发现,当溶液中pH为7.0时,加入Ca2+、Mg2+、Zn2+和Cu2+等能加快土霉素的光解速率,而且离子含量越多,土霉素的光解速率就越大;在pH为8.5时,加入Ca2+和Mg2+,其结果与pH为7.0时相反。土霉素在不同温度和pH条件下降解速率差异显著,这表明它在不同水体(表面水体、废水、地下水等)中的水解机制可能有差异。但水解过程主要发生在水体环境中,在土壤中所起作用较小。同时,光水解是环境透明水中土霉素降解的主要因素,光水解发生的部位一般是最具酸性的酯基或醚位上。

3.1.2 生物降解 生物降解是兽药抗生素在环境中降解的最重要的途径。生物降解主要有植物降解和微生物降解两种方式。微生物降解指在微生物作用下,兽药残留物的结构发生改变,从而引起其化学和物理性质发生改变,即通过将兽药残留物从大分子化合物降解为小分子化合物,最后形成H2O和CO2,其中耐药细菌起最重要的作用[24]。大部分兽药的降解在有氧条件下更容易进行,如土霉素在无氧活性污泥、表层水体和土壤中的降解速率相似或者稍低于在有氧条件下的降解。Gonsalves D等[25]研究发现,即使重复施用土霉素于沙土中,20 cm以下的沙土也检测不到土霉素的残留。但在表层土壤中,土霉素施用40 d后,浓度仍大于25 μ g/g,其在土壤中持续存在时间长达18个月之久。土霉素在表层土中的固定化是由于表层土中含有大量的黏土及有机质使得土霉素被牢固的结合在土壤颗粒的表面;还有一个原因可能是由于土霉素本身是一种广谱性的抗生素,可杀灭多种细菌,因此很难被生物降解。

3.2 吸附

吸附是兽药在环境中迁移和转化的重要途径,吸附过程反映了兽药与土壤的相互作用,并可用于预测兽药对环境的影响程度。兽药一般含有多个可离子化功能团,在不同pH条件下,会以不同离子形态存在。就四环素类兽药而言,主要是通过离子作用在土壤或黏粒上吸附。该过程和四环素类兽药的性质有关,在整个pH范围内,四环素类兽药分子局部带有电荷,在pH在3～9范围内,四环素类兽药分子是两性的,而土壤的pH大多在6～9范围内,因此四环素类兽药既可以与土壤中的阴离子也可以与阳离子发生作用。如土霉素含有6个-OH、2个-C=O、1个-CON2和1个-N(CH3)2,其中带正电的-NH(CH3)2部分可通过静电与土壤中带负电的吸附位点作用,或通过与土壤表面附着的阳离子发生交换而被吸附,分子中的-OH和-CONH等功能基团,可在多价态金属离子键桥的作用下吸附到土壤中的负电荷吸附位[26]。由于土霉素的吸附过程与不同pH条件下土霉素的存在状态和结构上的多环共轭体系有关,因此该吸附过程存在一个最佳pH范围,在不同的吸附剂和不同的吸附体系中土霉素的吸附性可能有较大差别。

土壤中有机质对兽药的吸附作用非常强,并与土壤类型和有机质种类直接相关。土霉素在不同土壤中的吸附系数(Kd)变化很大,其值范围从417(沙壤土)到1 026(黏土)。鲍艳宇等研究表明,土霉素初始浓度低时,原土和去除有机质的土壤对土霉素的吸附差异不明显;随着土霉素初始浓度增加,原土和去除有机质的突然对土霉素的吸附均增大,但在相同的土霉素溶液浓度下,后者对土霉素的吸附量却明显低于前者[27]。研究表明,四环素类兽药可通过与Fe3+、Al3+和Cu2+等离子发生络合作用,形成四环素兽药(TCs)-多价离子-吸附介质的三联健桥,使得TCs在铁、铝氧化物、有机质和粘土矿物表面的吸附能力显著提高。同时,离子键桥作用也会显著影响土壤对兽药的吸附,如Cu2+离子可以显著促进四环素在黏土和有机质上的吸附[28]。

总之,土壤吸附作用使原来易降解的兽药持久留存并在土壤中蓄积;同时兽药的降解产物活性与母体药物相比可能相应地增加或者降低,从而改变其环境行为。

3.3 迁移

兽药抗生素以动物的粪尿为载体,通过各种途径进入到土壤中,引起土壤中各种抗生素含量的变化。土壤中抗生素的含量与抗生素的种类、稳定性及其在畜禽粪尿中的含量有关。兽药的物理、化学性质如水分配系数(Kow)、pKa和极性等指标,预示了其在固相环境基质中的持留趋势。例如,土霉素为弱酸弱碱性化合物,与土壤或底泥有较好的亲和力。Kay P等[29]将含有土霉素的猪粪分别施于模拟耕作土壤和非耕作土壤的土柱中,研究土霉素在土壤中的迁移,结果在两种土壤渗漏液中均未检测到土霉素,但在两种土柱中都检测到了土霉素的存在,表明了土霉素对土壤的吸附非常强烈;而相似的田间试验结果表明,土壤渗漏水中能够检测到土霉素残留,其中排水沟中土霉素的浓度达到36 μ g/L。这就表明土霉素在土壤表面中具有一定的迁移能力,进入地下水的可能性较大。一般认为,高吸附化合物从土壤中向地下水迁移的模式是化合物借助土壤团粒的推动作用,通过土壤中的大孔隙向下移动。然而Kay P等[29]发现土壤中仅仅37%的四环素类抗生素是通过这种机制运移的,其余63%时存在土壤水相中。同时他还研究发现,土壤中施加含抗生素的猪粪24 h后,人工淋洗后,地表径流中土霉素可达71.7 g/L。普锦成等[30]为了解进入农田后抗生素的去向及残留动态,选择2个典型农业土壤,利用田间小区试验,研究了田间实际状况下土霉素在土壤中的消解与运移行为。结果表明,土霉素在土壤中的降解和迁移与兽药本身以及土壤性质有关,土霉素在砂质土壤(清水砂)中的迁移明显高于粘壤土(泥质田)。

Aga D S等[31]为研究土霉素在动物-粪便-土壤中的迁移规律,连续5 d给出生20 d的小牛(约65 kg)饲喂土霉素,每天以每头牛75 mg/kg剂量饲喂,饲喂土霉素试验结束后第2天粪便中兽药土霉素量高达871.7 mg/kg。同时,将牛粪便作为氮肥施入土壤。结果表明,粪便施入土壤22 d后0 cm～5 cm土壤中四环素类抗生素及其代谢产物总含量为281.34 mg/kg,70 d后总含量为67.25 mg/kg,144 d后为3.60 mg/kg。由此可见,动物-粪便-土壤系统中兽药的迁移转化是一个值得关注的环境问题。

4 展望

土霉素的环境行为研究,尤其是在土壤环境中的研究才刚刚起步,取得的某些结果还不能得到很好的解释,尤其是土霉素的环境行为研究大多只是停留在物理、化学因素上,而较少涉及到微生物的作用方面。同时在以往的研究中,较少涉及到土霉素降解产物的环境行为研究,更多的是研究兽药原形,较少涉及其体内主要代谢产物进入环境后所产生的环境效应。同时,由于土霉素具有残留量大、吸附强、在环境中不易降解等特点,因此土霉素及其代谢产物的长期毒性研究也非常必要。

仪器在目前的分析条件下,环境中土霉素及其代谢产物的化学结构准确鉴定是完全可能的。但是,不容忽视的是土壤基质的复杂性和异质性给土霉素样品的前处理带来很大困难。

总之,当前多数有关土霉素环境行为的研究还只是停留在简单的单因素研究阶段,较少开展综合性的生态评价。此外,由于土霉素环境行为方面的研究较少,使得在建立更加完善的模型或方法以预测土霉素环境浓度或评价其环境风险的过程中,缺少足够的可利用数据和参数。今后需进一步研究土霉素原形及其主要代谢产物在环境中迁移、吸附和降解等行为及其影响因素。同时,还可采用现代生物技术,研究兽药土霉素及其主要代谢产物的进入环境中的生态毒理学效应及其作用机理。

[1] 李兆君,姚志鹏,张 杰,等.兽用抗生素在土壤环境中的行为及其生态毒理效应研究进展[J].生态毒理学报,2008,3(1):15-20.

[2] Ajit K S,Michael T M,Alistair B A B.Global perspective on the use,sales,exposure pathways,occurrence,fate and effects of veterinary antibiotics(VAs)in the environment[J].Chemosphere,2006,65:725-759.

[3] Bruce J R,Paul K S L,Michael T M.Emerging chemicals of concern:pharmaceuticals and personal care products(PPCPs)in Asia,with particular reference to southern China[J].Marine Pollution Bulletin,2005,5:913-920.

[4] 陈志宇,苏继影,架冬梅.畜禽粪便堆肥技术研究进展[J].当代畜牧,2004(10):4-43.

[5] Halling-Sorensen B,Nielsen S N,Lanzky P F,et al.Occurrence,fate and effects of pharmaceutical substances in the environment:A review[J].Chemosphere,1998,36(2):357-393.

[6] 孔维栋,朱永官.抗生素类兽药对植物和土壤微生物的生态毒理学效应研究进展[J].生态毒理学报,2007,2(1):1-9.

[7] Lykkeberg A K,Halling-Sorensen B,Cornett C,et al.Quantitative analysis of oxytetracycline and its impurities by LC-M SMS[J].J Pharma and Biomed Anal,2004,34:325-332.

[8] Lykkeberg A K,Sengelov G,Cornett C.Solation structural elucidation and in vitro activity of 2-acetyl-2-decarboxamidooxytetracycline against environmental relevant bacteria,including tetracycline-resistant bacteria[J].J Pharma Biomed A-nal,2004,34:559-567.

[9] Hamscher G,Sczesny S,Hoper H,et al.Determination of persistent tetracycline residues in soil fertilized with liquid manure by high-performance liquid chromatog raphy with electrospray ionization tandem mass spectrometry[J].Anal Chem,2002,74(7):1509-1518.

[10] 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.

[11] 刘新程,董元华,王 辉.江苏省集约化养殖畜禽排泄物中四环素类抗生素残留调查[J].农业环境科学学报,2008,27(3):1177-1152.

[12] Ling Z,Yuan H D,Hui W.Residues of veterinary antibiotics in manures from feedlot in eight provinces of China[J].Sci Total Environ,2010,408:1069-1075.

[13] Paul K,Paul A B,Alistair B A B.Fate of veterinary antibiotics in a macroporous tile drained clay soil[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2004,23(5):1136-1144.

[14] Hamscher G,SczesnY S,Abu-qare A,et al.Substances with pharmacological effects including hormonally active substances in the environment:identification of tetracyclines in soil fertilized with animal slurry[J].Deutsche Tierarztliche Wochen-Schrift,2000,107(8):332-334.

[15] 王 冉,刘铁铮,王 恬.抗生素在环境中的转归及其生态毒性[J].生态学报,2006,26(1):265-269.

[16] Pouliquen H,Lebris H.Sorption of oxolinic acid and oxytetracy cline to marine sediments[J].Chemosphere,1996,33:801-815.

[17] Giorgia M L,Calamari D.Preliminary investigation on the environmental occurrence and effects of antibiotics used in aquaculture in Italy[J].Chemosphere,2004,54:661-668.

[18] Halling-So rensen B,Sengelv G,Jensen L B,et al.Reduced antimicrobial potencies oxy teracycline,tylosin,sulfadiazine, streptomycin,ciprofloxacin,and olaquindox due to environmental processes[J].Arch Environ Contam Toxicol,2003,44:7-16.

[19] 匡光伟,董燕德,孙志良,等.金霉素在鸡粪中的降解研究[J].动物医学进展,2007,28(6):50-52.

[20] Jiao S J,Zheng S R,Yin D Q,et al.Aqueous oxytetracycline degradation and the toxicity change of deg radation compands in photoirradation peocess[J].Journal of Environmental Sciences,2008,20:806-813.

[21] Jesus J,Lopez P L,Manuel S P,et al.Photodeg radation of tetracyclines in aqueous solution by using UV and UV/H2O2oxidation processes[M].Wiley Online Library,2010.

[22] Xuan R C,Arisi L,Wang Q Q,et al.Hydrolysis and photolysis of oxytetracycline in aqueous solution[J].J of Environmental Sciences and Henlth part B-Pesticides Food Contaminants and Agicultural Wastes,2010,45(1):73-81.

[23] 崔 馨.土霉素对生菜的植物毒性及其在金属离子溶液中的光解[D].辽宁大连:大连理工大学环境工程系,2007.

[24] 刘 伟,王 慧,陈小军,等.抗生素在环境中降解的研究进展[J].动物医学进展,2009,30(3):89-94.

[25] Gonsalves D,T ueker D P H.Behaviour of oxytetracyeline in florida citrus and soil[J].Arch Environ Contam Toxicol,1977,6:515-523.

[26] Mackay A A,Canterbury B.Oxytetracycline sorption to organic matter by metal-bridging[J].Environ Quality,2005,34(6):1964-1971.

[27] 鲍艳宇,周启星,万 莹,等.土壤有机质对土霉素在土壤中吸附-解吸的影响[J].中国环境科学,2009,29(6):651-655.

[28] Wang Y J,Jia D A,Sun R J,et al.Adsorption and coso rption of tetracy cline and copper(Ⅱ)on montmorillonite as affected by solution pH environmental[J].Sci T echnol,2008,42(9):3254-3259.

[29] Kay P,Blackwell P A,Boxall A B 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.

[30] 普锦成,章明奎.泰乐菌素和土霉素在农业土壤中的消解和运移[J].中国生态农业学报,2009,17(5):954-959.

[31] Aga D S,O′conner S,Ensley S,et al.Determination of the persistence of tetracycline antibiotics and their degradates in manure-amended soil using enzyme-linked immunosorbent assay and liquid chromatography-mass spectrometry[J].J Agri Food Chem,2005,53(18):7165-7171.