基于小流域尺度的目標(biāo)抗生素排放量估算方法
——以梅江流域?yàn)槔?/h1>
2017-10-13 03:06張濤陳求穩(wěn)齊笑劉卓王敏
生態(tài)毒理學(xué)報(bào) 2017年3期
張濤，陳求穩(wěn)，齊笑，劉卓，王敏
南京水利科學(xué)研究院生態(tài)環(huán)境研究中心，南京 210029
基于小流域尺度的目標(biāo)抗生素排放量估算方法
——以梅江流域?yàn)槔?/p>
張濤，陳求穩(wěn)*，齊笑，劉卓，王敏
南京水利科學(xué)研究院生態(tài)環(huán)境研究中心，南京 210029
抗生素的大量使用和排放造成的環(huán)境污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題日益突出，抗生素排放量的估算是評(píng)價(jià)流域內(nèi)抗生素污染程度的重要指標(biāo)，但目前抗生素排放量估算方法尚不完善。本研究以梅江流域?yàn)槔?，建立了適合小流域尺度的典型抗生素排放量估算方法，計(jì)算了四環(huán)素類抗生素(TCs)向不同環(huán)境相的排放量并分析了其主要來(lái)源。結(jié)果表明：2016年梅江流域TCs排放量為8 558.1 kg，不同行政區(qū)抗生素排放量差異較大，其中梅江鎮(zhèn)受人口密度及養(yǎng)殖密度影響，抗生素排放量最大，高達(dá)1 224.4 kg；同時(shí)流域內(nèi)不同抗生素的排放量也有所不同，其大小順序?yàn)閺?qiáng)力霉素(DXC)>土霉素(OTC)>四環(huán)素(TC)>金霉素(CTC)；TCs受排放源、排放途徑等因素影響，以進(jìn)入環(huán)境水相及土壤相為主，其中進(jìn)入水相中的抗生素主要來(lái)自人類及生豬糞便，進(jìn)入土壤相中的抗生素主要來(lái)自生豬及三黃雞糞便。梅江小流域抗生素具有潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)加強(qiáng)抗生素使用管理。該研究為我國(guó)小尺度流域目標(biāo)抗生素排放量的估算提供了十分有效的方法。
抗生素排放量；小流域；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；四環(huán)素類
Received12 January 2017accepted30 March 2017
Abstract: Environmental pollution problems are increasing seriously due to over utilizations and emissions of antibiotics. Estimations of antibiotic emissions are key index on evaluation of antibiotic pollution level in river basin. However, there is a lack of well-founded and commonly accepted estimation method of antibiotics emissions. In this study, an estimation method for typical antibiotics emissions in small watershed is established based on Meijiang River Basin. Emissions of tetracycline antibiotics (TCs), which released into different environment phases, were calculated, and main sources of TCs were analyzed, respectively. The results showed that the total emissions of TCs in Meijiang River Basin were 8 558.06 kg in 2016, and their distribution varied with population and breeding density in different districts, in which Meijiang Town had the largest emissions up to 1 224.4 kg. The emissions of four TCs types in the river basin ranked in the following order: doxycycline>oxtetracycline>tetracycline>chlortetracycline. Affected by emission sources, emission paths, and other factors, TCs were mainly released into soil phase and water phase. TCs detected in the soil phase were mainly from pig and sanhuang chicken manure, and TCs detected in the water phase were mostly from human and pig manure. The result indicates that TCs pollution in Meijiang River Basin may cause potential ecological risk, and therefore the management of antibiotics utilization should be enhanced. This research could provide a very effective method for the estimation of antibiotics emissions in small watersheds of China, as well.
Keywords: antibiotics emissions; small watershed; ecological risk; tetracyclines
近年來(lái)，隨著藥物與個(gè)人護(hù)理品(PPCPs)，尤其是抗生素等新型環(huán)境污染物的大量頻繁使用，造成的耐藥性及生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)廣受關(guān)注[1]?？股厥且活惥哂械挚刮⑸锘钚缘奶烊?、半合成或人工合成化合物[[2]，自20世紀(jì)40年代以來(lái)，抗生素不僅作為藥物廣泛地應(yīng)用于人類和動(dòng)物的疾病治療，同時(shí)也作為飼料添加劑用于畜牧業(yè)和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)，以促進(jìn)規(guī)?；B(yǎng)殖，提高畜牧養(yǎng)殖業(yè)的經(jīng)濟(jì)效益[3-4]。我國(guó)是抗生素生產(chǎn)和使用大國(guó)，每年約生產(chǎn)21萬(wàn)噸抗生素，其中18萬(wàn)噸用于醫(yī)療和農(nóng)業(yè)[5]?？股卦谥委熂膊『痛龠M(jìn)畜牧生產(chǎn)方面做出突出貢獻(xiàn)的同時(shí)也帶來(lái)了一系列生態(tài)環(huán)境問(wèn)題[2]。
人畜服用的抗生素類藥物大多難以被人體及動(dòng)物完全吸收，相當(dāng)一部分以原藥、代謝物或母體化合物的形式經(jīng)由尿液和糞便排出體外，繼而進(jìn)入城市污水處理廠或者直接排放至環(huán)境中[2、6]，地表水[7]、地下水[8]、土壤[9]、沉積物[10]及動(dòng)物糞便[11]中均不同程度檢測(cè)到抗生素的存在。環(huán)境中持續(xù)存在的抗生素不僅可以選擇性抑殺部分環(huán)境微生物，破壞生態(tài)環(huán)境，同時(shí)能夠誘導(dǎo)產(chǎn)生一些耐藥菌群或抗性基因，并通過(guò)直接或間接接觸的方式進(jìn)入人體，增強(qiáng)人體的耐藥性，從而給人類公共健康造成嚴(yán)重威脅[1]。
已有研究表明抗生素的污染水平與區(qū)域內(nèi)抗生素的排放量，即進(jìn)入環(huán)境中的量有顯著關(guān)系，通過(guò)對(duì)抗生素排放量的估算，建立區(qū)域內(nèi)的源匯關(guān)系，有利于預(yù)測(cè)環(huán)境中抗生素的污染水平[12]。目前針對(duì)化學(xué)品的排放量估算方法，主要采用歐盟化學(xué)品管理局推薦的化學(xué)品生命周期法[13-14]、化學(xué)品銷售總量法[15-18]和市場(chǎng)調(diào)研法[19-21]。其中化學(xué)品生命周期法在使用過(guò)程中需要大量參數(shù)，且計(jì)算過(guò)程較為復(fù)雜；化學(xué)品銷售總量法在使用過(guò)程中缺乏文獻(xiàn)資料的參考，且由于我國(guó)藥品登記制度尚未完善，各類抗生素使用量數(shù)據(jù)并沒有官方的報(bào)道文件，數(shù)據(jù)收集較難；而市場(chǎng)調(diào)研法多應(yīng)用于全國(guó)水平或者大區(qū)域水平，不適用于小尺度流域抗生素的使用量獲取[12]。因此本研究以江西省梅江流域?yàn)槔?，建立適用于小尺度流域抗生素排放量的估算方法，探究流域內(nèi)不同環(huán)境相中的抗生素排放量與監(jiān)測(cè)濃度之間的關(guān)系，解析不同環(huán)境相中抗生素的主要來(lái)源，為小尺度流域抗生素的污染防治工作提供科學(xué)依據(jù)。
1 抗生素排放量估算方法(Estimate method of antibiotics emissions)
抗生素主要分為人用和獸用2種，其中人用抗生素的排放根據(jù)基礎(chǔ)市政設(shè)施的不同又分為非農(nóng)業(yè)人口和農(nóng)業(yè)人口的排放，而獸用抗生素排放量的估算則根據(jù)養(yǎng)殖方式及生理結(jié)構(gòu)等因素主要分為牲畜及家禽2類，不同種動(dòng)物針對(duì)抗生素的排泄比例、進(jìn)入環(huán)境中的途徑均有所差異。本研究方法是根據(jù)小尺度流域特征，以大量詳細(xì)的走訪調(diào)查數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)進(jìn)行抗生素排放量的估算，包括以下4個(gè)步驟：
1.1 抗生素使用量調(diào)查
人用抗生素的使用途徑復(fù)雜且數(shù)據(jù)獲取較難，目前已有研究表明化學(xué)品的使用量與區(qū)域人均使用量和區(qū)域人口數(shù)量的乘積非常接近[22-23]，因此根據(jù)區(qū)域人均使用量與流域人口數(shù)量的乘積，推算出流域內(nèi)人用抗生素使用量，其中流域人口統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)主要通過(guò)行政區(qū)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換而來(lái)，其具體方法為將流域范圍內(nèi)的行政區(qū)圖轉(zhuǎn)化為100 m×100 m的柵格數(shù)據(jù)，并計(jì)算柵格數(shù)量。通過(guò)行政區(qū)人口統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)除以其對(duì)應(yīng)的柵格數(shù)，得到每個(gè)行政區(qū)每個(gè)柵格的人口數(shù)量，即人口密度，然后利用人口密度與流域柵格數(shù)量相乘，得到流域內(nèi)人口總數(shù)，該方法也同樣應(yīng)用于流域內(nèi)畜禽數(shù)量的計(jì)算。
由于流域內(nèi)不同行政區(qū)養(yǎng)殖特征、用藥習(xí)慣不同，獸用抗生素的使用量有很大區(qū)別，因此以行政區(qū)為單元，利用官方資料收集和問(wèn)卷調(diào)查法進(jìn)行使用量估算。首先根據(jù)官方資料確定行政區(qū)養(yǎng)殖戶數(shù)量及相應(yīng)養(yǎng)殖規(guī)模，若無(wú)官方資料，則以走訪調(diào)查數(shù)據(jù)為主。以生豬為例，確定行政區(qū)生豬養(yǎng)殖整體情況后，劃分不同養(yǎng)殖規(guī)模，一般分為以下4種：100頭以下、100～500頭、500～1 000頭及1 000頭以上。根據(jù)不同規(guī)模的養(yǎng)殖場(chǎng)數(shù)量，按照合理的比例選取具有一定代表性的幾家養(yǎng)殖場(chǎng)進(jìn)行抗生素用藥調(diào)查，調(diào)查方式以問(wèn)卷形式為主，主要調(diào)查內(nèi)容包括養(yǎng)殖模式(自繁自養(yǎng)、專業(yè)育肥、仔豬繁育、種豬飼養(yǎng)等)、養(yǎng)殖場(chǎng)配套設(shè)施(氧化池、沉淀池等)、年存欄量及年出欄量、接種疫苗及藥物保健情況、飼料使用情況、常用抗生素種類、不同種類抗生素年使用量、糞便處理情況以及養(yǎng)殖場(chǎng)周邊環(huán)境等。通過(guò)大量調(diào)查問(wèn)卷結(jié)果，計(jì)算出同一行政區(qū)不同養(yǎng)殖規(guī)模的養(yǎng)殖場(chǎng)每頭豬目標(biāo)抗生素年使用量的平均值，并乘以對(duì)應(yīng)養(yǎng)殖規(guī)模的養(yǎng)殖數(shù)量，最終得出行政區(qū)內(nèi)養(yǎng)豬場(chǎng)年抗生素使用量，繼而推算出流域內(nèi)生豬年抗生素使用量。
1.2 進(jìn)入環(huán)境中的抗生素排泄量估算
抗生素進(jìn)入人體及動(dòng)物體內(nèi)后，大多難以被完全吸收，其中約30%～90%會(huì)以母體化合物的形式通過(guò)糞便排泄[6]。已有研究表明，不同受體對(duì)不同抗生素具有不同的藥代動(dòng)力學(xué)，因此不同受體對(duì)各種抗生素的排泄比例各不相同[17]，如表1所示。流域內(nèi)目標(biāo)抗生素的排泄量等于該流域內(nèi)不同物種抗生素使用量乘以對(duì)應(yīng)的抗生素排泄比例之和[12]。
1.3 抗生素進(jìn)入不同環(huán)境相途徑及分配
人用抗生素和獸用抗生素均可通過(guò)多種途徑進(jìn)入到環(huán)境中(圖1)。其中人用抗生素分為非農(nóng)業(yè)人口和農(nóng)業(yè)人口，獸用抗生素分為牲畜和家禽，分別進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和計(jì)算，具體考慮過(guò)程如下：
(1)人用抗生素。非農(nóng)業(yè)人口使用的抗生素經(jīng)體內(nèi)排放后，進(jìn)入污水處理廠經(jīng)過(guò)處理，最終排放至水環(huán)境中。研究證明大多數(shù)抗生素在污水處理廠中不能被完全去除，大量抗生素隨著出水進(jìn)入地表水中，繼而吸附在底泥沉積物上或者在魚蝦等水生生物體內(nèi)富集[24]。因此進(jìn)入水環(huán)境中的非農(nóng)業(yè)人口抗生素排放量主要取決于非農(nóng)業(yè)人口數(shù)量及污水處理廠針對(duì)不同抗生素的處理效率。而我國(guó)農(nóng)村大多缺乏污水處理設(shè)施，因此農(nóng)業(yè)人口使用的抗生素基本以徑流沖刷或農(nóng)業(yè)施肥等形式直接排放至地表水和土壤環(huán)境中?？偟膩?lái)說(shuō)，非農(nóng)業(yè)人口的抗生素排放量=抗生素排泄量×(1-污水處理率)，且主要進(jìn)入水環(huán)境中，而農(nóng)業(yè)人口的抗生素排放量就等于其排泄量，并按一定比例分別進(jìn)入地表水及土壤相。
(2)獸用抗生素。獸用抗生素進(jìn)入環(huán)境的途徑較多，但不同物種排放至不同環(huán)境相的途徑有所差異，例如家禽類動(dòng)物由于無(wú)單獨(dú)的尿道，因此無(wú)尿液排泄，其排泄物主要以進(jìn)入土壤相為主。同時(shí)在進(jìn)行不同養(yǎng)殖場(chǎng)調(diào)查時(shí)，應(yīng)著重了解養(yǎng)殖場(chǎng)配備設(shè)施、周邊環(huán)境及糞便的處理情況等。以梅江流域?yàn)槔?，流域?nèi)養(yǎng)殖業(yè)以生豬和三黃雞為主，其中生豬養(yǎng)殖場(chǎng)基本配備有氧化池或沉淀池，但處理方式并不能有效去除抗生素[25]。因此認(rèn)為生豬的抗生素排泄量全部進(jìn)入環(huán)境中，其途徑主要是一部分生豬糞便作為糞肥施于農(nóng)田或殘留在綠地繼而進(jìn)入土壤環(huán)境中，還有一部分則通過(guò)地表徑流沖刷進(jìn)入地表水中。梅江流域三黃雞的養(yǎng)殖多為山上散養(yǎng)，且多距離河流較遠(yuǎn)，通過(guò)徑流沖刷進(jìn)入河流的污染物比例很低，同時(shí)圈養(yǎng)三黃雞的排泄物一般會(huì)收集作為果園等經(jīng)濟(jì)作物的肥料，繼而進(jìn)入環(huán)境土壤相中。
圖1 抗生素在環(huán)境中的暴露途徑Fig. 1 Exposure pathways for antibiotics in the environment
表1 不同受體對(duì)各類抗生素的排泄比例[12]Table 1 Reported fraction data of each antibiotic excreted by different species[12]
注：(1)均值(最小值～最大值)；(2)a表示該抗生素未找到報(bào)道值，取其所屬種類的平均值作為該抗生素的排泄系數(shù)；(3)b表示β-內(nèi)酰胺類4種抗生素的動(dòng)物體內(nèi)排泄比例取自對(duì)應(yīng)的人類體內(nèi)的排泄比例。
Note：(1) average (minimum-maximum); (2)aData are reported average values of each antibiotic category used for those without available exertion values in published reports; (3)bData are those values of β-lactams (only 4 antibiotics cefpodoxime, amoxicillin, penicillin and cefamedin) used for animals based on the respective data for human.
(3)歸趨途徑分配。通過(guò)確定不同物種的抗生素排泄量及進(jìn)入環(huán)境的途徑，并結(jié)合不同環(huán)境相的分配比例，即可得到不同環(huán)境相的抗生素排放量。有研究表明牲畜的清潔方式主要水沖糞，而水沖糞過(guò)程會(huì)使糞便的20%隨沖刷水進(jìn)入水環(huán)境中[12]，因此水相中抗生素總量等于非農(nóng)業(yè)人口排放量、80%農(nóng)業(yè)人口排放量、牲畜排放量的20%及其他排放量之和；土壤中抗生素總量等于農(nóng)業(yè)人口排放量的80%、家禽排放量、牲畜排放量的80%及其他排放量之和。同時(shí)家禽的排泄物可用于買賣，需要確認(rèn)其作為物品的最終流向。通過(guò)走訪調(diào)查梅江流域的養(yǎng)雞場(chǎng)和果園，得知流域內(nèi)僅80%家禽排泄物用于當(dāng)?shù)毓麍@，其余20%則銷往他處。同時(shí)在估算梅江流域非農(nóng)業(yè)人口抗生素排放量的計(jì)算中取最壞情況，即污水處理率為零。
2 實(shí)例研究(Case study)
2.1 研究區(qū)基本概況
梅江流域位于江西省贛州市東北部地區(qū)，流域面積3 540.3 km2。梅江是贛江的源頭，也是鄱陽(yáng)湖的重要源頭之一，其發(fā)源于寧都縣王陂障，自北向南，沿途納琳池河、黃陂河、會(huì)同河、竹坑河、固厚河、西河等6條支流形成貫穿全流域的梅江水系[26]。梅江流域內(nèi)地貌以丘陵和山地為主，土壤類型多為山地紅壤和黃紅壤，質(zhì)地為壤土和輕砂壤[27]。梅江流域包括26個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)，其中21個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)隸屬寧都縣，約占流域面積的97.03%，為梅江流域的主體區(qū)域，因此在調(diào)查中以寧都縣為主。寧都縣人口83.8萬(wàn)，其中農(nóng)業(yè)人口67.8萬(wàn)，耕地面積67.3萬(wàn)畝，區(qū)域內(nèi)經(jīng)濟(jì)以農(nóng)業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主，其中以豬和三黃雞為主的養(yǎng)殖業(yè)規(guī)模化養(yǎng)殖高達(dá)90%[28]。
2.2 研究區(qū)養(yǎng)殖情況
根據(jù)流域內(nèi)養(yǎng)殖情況，對(duì)獸用抗生素的排放量估算主要分為生豬和三黃雞2類，以鄉(xiāng)鎮(zhèn)為單元，選取使用較為普遍且價(jià)格低廉、廣譜抗菌的四環(huán)素類抗生素(TCs)為目標(biāo)抗生素，主要包括四環(huán)素(tetracycline, TC)、土霉素(oxytetracycline, OTC)、強(qiáng)力霉素(doxycycline, DXC)及金霉素(chlortetracycline, CTC)。
流域內(nèi)生豬年出欄量共為22.0萬(wàn)頭，除大沽鄉(xiāng)外，其他各鄉(xiāng)鎮(zhèn)生豬年出欄量均超過(guò)1 000頭，同時(shí)洛口鎮(zhèn)、東山壩鎮(zhèn)、黃陂鎮(zhèn)、石上鎮(zhèn)、安福鄉(xiāng)、會(huì)同鄉(xiāng)、梅江鎮(zhèn)、田埠鄉(xiāng)及青塘鎮(zhèn)等9個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)生豬年出欄量均超過(guò)1萬(wàn)頭，其中梅江鎮(zhèn)生豬年出欄量最大為4.8萬(wàn)頭。流域內(nèi)三黃雞養(yǎng)殖量較大，年出籠量高達(dá)2 243.9萬(wàn)羽，多集中于會(huì)同鄉(xiāng)和竹笮鄉(xiāng)，其三黃雞年出籠量分別為276.8萬(wàn)和230.2萬(wàn)羽。
圖2 梅江流域調(diào)查養(yǎng)殖場(chǎng)分布及鄉(xiāng)鎮(zhèn)區(qū)劃圖Fig. 2 Distribution of livestock farms and township zoning map in Meijiang River Basin
根據(jù)實(shí)地調(diào)查結(jié)果，將生豬養(yǎng)殖場(chǎng)共分為3個(gè)規(guī)模：100頭以下、100～1 000頭及1 000頭以上，流域內(nèi)部分鄉(xiāng)鎮(zhèn)養(yǎng)殖數(shù)量較少，僅具有前2種規(guī)模。每個(gè)行政區(qū)內(nèi)不同規(guī)模養(yǎng)豬場(chǎng)分別選取2～3家，共走訪調(diào)查45家養(yǎng)豬場(chǎng)。流域內(nèi)有大型三黃雞養(yǎng)殖基地，養(yǎng)殖數(shù)量較多，其規(guī)模劃分為3種：1萬(wàn)羽以下、1～50萬(wàn)羽及50萬(wàn)羽以上。由于養(yǎng)雞場(chǎng)位置多位于山上，導(dǎo)致調(diào)查存在一定難度，因此在實(shí)際走訪過(guò)程中不同規(guī)模養(yǎng)雞場(chǎng)僅選取1～2家，共計(jì)18家，如圖2所示。
2.3 抗生素排放量估算結(jié)果
流域內(nèi)TCs總排放量為8 558.1 kg，不同抗生素的排放量具有顯著差異，其中DXC排放量最大，其值為6 960.8 kg，占TCs總排放量的81.3%，OTC、TC次之，其排放量值分別為1 217.0 kg和369.1 kg，CTC排放量最少，僅為11.2 kg。不同行政區(qū)TCs排放量同樣差異顯著，從流域尺度來(lái)看，位于下游行政區(qū)的TCs總排放量最大，其次為中游，上游行政區(qū)的排放量最低，其中位于流域下游的梅江鎮(zhèn)、會(huì)同鄉(xiāng)、田埠鄉(xiāng)、竹笮鄉(xiāng)等鄉(xiāng)鎮(zhèn)總排放量與其他區(qū)域相比明顯較高，尤其是梅江鎮(zhèn)，其總排放量高達(dá)1 224.4 kg，是流域內(nèi)排放量最低的大沽鄉(xiāng)20倍。不同行政區(qū)單位面積TCs排放量大小順序?yàn)橹耋朽l(xiāng)>梅江鎮(zhèn)>田頭鄉(xiāng)>會(huì)同鄉(xiāng)>安福鄉(xiāng)>田埠鄉(xiāng)>蔡江鄉(xiāng)>石上鎮(zhèn)>黃陂鎮(zhèn)>固厚鄉(xiāng)>釣峰鄉(xiāng)>東山壩鎮(zhèn)>青塘鎮(zhèn)>長(zhǎng)勝鎮(zhèn)>洛口鎮(zhèn)>賴村鎮(zhèn)>肖田鄉(xiāng)>東韶鄉(xiāng)>湛田鄉(xiāng)>小布鎮(zhèn)>大沽鄉(xiāng)，與行政區(qū)總排放量大小順序略有不同，但整體趨勢(shì)相同，均為下游>中游>上游。
2.4 不同環(huán)境相TCs來(lái)源
TCs主要以進(jìn)入環(huán)境水相及土壤相為主，同時(shí)不同TCs進(jìn)入環(huán)境相的主要途徑有所差異，其中OTC和DXC排放量主要通過(guò)生豬糞便排泄方式進(jìn)入水相，而TC及CTC則主要通過(guò)農(nóng)業(yè)人口排放途徑，僅22.9%來(lái)自非農(nóng)業(yè)人口排放。排放至環(huán)境土壤相中TCs的來(lái)源主要包括生豬糞便、農(nóng)業(yè)人口排放及三黃雞排泄物3種，其中TC與CTC的排放全部來(lái)自農(nóng)業(yè)人口，而OTC的排放主要來(lái)自生豬糞便，DXC的排放則主要來(lái)自三黃雞排泄物?？偟膩?lái)看，排放至環(huán)境中的TC和CTC主要來(lái)自人用，而OTC及DXC則主要來(lái)自獸用。
2.5 TCs排放量與濃度的相關(guān)性分析
對(duì)TCs排放量與對(duì)應(yīng)的檢測(cè)濃度進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，其中土壤及沉積物中TCs濃度值采用固相萃取和超高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法進(jìn)行測(cè)定，具體數(shù)據(jù)為本課題組郭曉等[29]前期研究獲得。結(jié)果顯示(表4)OTC排放量與土壤中OTC濃度未呈顯著相關(guān)性，但與沉積物中OTC濃度呈顯著相關(guān)性，同時(shí)其他3種四環(huán)素類抗生素與不同環(huán)境相中的對(duì)應(yīng)抗生素濃度均呈顯著相關(guān)性，說(shuō)明抗生素的排放量對(duì)環(huán)境中抗生素的污染程度具有一定影響。
圖3 流域內(nèi)不同行政區(qū)四環(huán)素類抗生素(TCs)排放量Fig. 3 Tetracycline antibiotics emissions of different regions in basin
表2 流域內(nèi)不同行政區(qū)畜禽養(yǎng)殖及抗生素排放情況Table 2 The situation of poultry, livestock and antibiotics emissions of different regions in basin
圖4 不同途徑進(jìn)入水和土壤相中抗生素的排放量注：OTC, TC, CTC, DXC為土霉素、四環(huán)素、金霉素、強(qiáng)力霉素。Fig. 4 Antibiotics emissions to water and soil through different waysNote: OTC, TC, CTC and DXC are oxtetracycline, tetracycline, chlortetracycline and doxycycline, respectively.
3 討論(Discussion)
我國(guó)作為世界上抗生素生產(chǎn)和使用第一大國(guó)，普遍存在抗生素濫用情況，尤其是養(yǎng)殖業(yè)較發(fā)達(dá)地區(qū)，大量抗生素的使用和排放造成的環(huán)境污染問(wèn)題日益嚴(yán)重，因此分析流域抗生素污染現(xiàn)狀，評(píng)估其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)勢(shì)在必行。Gouin等[19]通過(guò)市場(chǎng)調(diào)研的方法對(duì)我國(guó)個(gè)人護(hù)理品的有效成分使用量進(jìn)行估算，分析認(rèn)為利用排泄率、污水處理率等參數(shù)估算化學(xué)品排放量的方法結(jié)果可靠。Zhang等[30]通過(guò)調(diào)研抗生
素市場(chǎng)銷售數(shù)據(jù)，對(duì)我國(guó)58個(gè)主要流域進(jìn)行了抗生素排放量的估算，結(jié)果表明36種抗生素經(jīng)代謝后排泄出的總量為54 000噸，其中84.0%由動(dòng)物排出，說(shuō)明獸用抗生素排放量對(duì)流域內(nèi)抗生素整體污染水平起主導(dǎo)作用，但由于我國(guó)養(yǎng)殖業(yè)區(qū)發(fā)展水平區(qū)域不均，大尺度流域與具有典型區(qū)域代表性的小尺度流域相比，區(qū)域空間差異性更大，因此其抗生素排放量密度僅代表流域內(nèi)平均水平，而無(wú)法體現(xiàn)抗生素實(shí)際污染程度。在抗生素排放量估算過(guò)程中，小流域使用情況調(diào)查及使用量計(jì)算是最重要的一步，研究結(jié)果顯示梅江流域單位面積TCs生豬年均使用量為1.12 kg·km-2·a-1，與我國(guó)整體單位面積年均使用量(0.34 kg·km-2·a-1)相比明顯較高，但與我國(guó)中部地區(qū)(山西、河南、安徽、湖北、江西、湖南省)相比則差異較小(0.80 kg·km-2·a-1)[12]，說(shuō)明以小流域?yàn)閱卧⒐浪憧股嘏欧帕康姆椒ǜ軠?zhǔn)確代表流域內(nèi)抗生素實(shí)際使用量且更適宜我國(guó)小尺度流域抗生素的排放量估算。
梅江流域養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá)，生豬年出欄量22.0萬(wàn)頭，三黃雞年出籠量2 243.9萬(wàn)羽。流域內(nèi)TCs總估算排放量為8 558.1 kg，單位面積排放量為2.42 kg·km-2，其中獸用TCs估算排放量為7 966.8 kg，占總排放量的93%，為流域內(nèi)TCs排放量的主要來(lái)源，同時(shí)獸用抗生素單位面積排放量明顯高于郭東生等[31]對(duì)湖南省畜禽糞便抗生素排放量的估算結(jié)果。分析認(rèn)為流域抗生素排放量的大小及組成主要與流域內(nèi)人口密度、產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)和經(jīng)濟(jì)情況等因素密切相關(guān)。人口密度越高、養(yǎng)殖業(yè)越發(fā)達(dá)的流域其抗生素排放量越大，抗生素污染也越為嚴(yán)重[32]，同時(shí)流域尺度也是影響抗生素排放量估算結(jié)果的重要因素之一。梅江流域不同TCs排放量估算結(jié)果差異顯著，其中DXC排放量最大。分析認(rèn)為不同抗生素的排放量與流域內(nèi)畜禽抗生素的使用習(xí)慣有關(guān)。在三黃雞的生長(zhǎng)過(guò)程中，DXC是使用最頻繁的抗生素之一，流域內(nèi)三黃雞DXC排放量占DXC總排放量的67.9%，同時(shí)傳統(tǒng)的四環(huán)素類藥物如OTC、TC等由于其常年使用，導(dǎo)致動(dòng)物出現(xiàn)一定耐藥性，因此其使用量逐年降低。通過(guò)對(duì)養(yǎng)殖場(chǎng)進(jìn)行用藥調(diào)查，結(jié)果表明梅江流域內(nèi)雖未出現(xiàn)獸用抗生素濫用情況，但由于其養(yǎng)殖數(shù)量較多，導(dǎo)致抗生素使用總量較大，大量TCs排放至水相及土壤相中，其中土壤相排放量最高，其主要來(lái)源是動(dòng)物糞便，而水相排放量相對(duì)較低，其主要來(lái)源是人類及生豬糞便。
表3 四環(huán)素類抗生素排放量與濃度的相關(guān)性分析(n=10)Table 3 Correlations between tetracycline antibiotics emissions and concentrations (n=10)
注：* P < 0.1, * * P < 0.05。
Note: * P < 0.1, * * P < 0.05.
但是研究結(jié)果也可能具有一定的誤差和不確定性。在對(duì)流域內(nèi)目標(biāo)抗生素使用量調(diào)查中發(fā)現(xiàn)規(guī)模較小的養(yǎng)殖場(chǎng)大多缺乏專業(yè)飼養(yǎng)人員，導(dǎo)致在目標(biāo)抗生素使用量調(diào)查過(guò)程中，存在部分養(yǎng)殖戶無(wú)法準(zhǔn)確提供年抗生素使用量數(shù)據(jù)的現(xiàn)象。在人用抗生素使用量估算時(shí)，Hutchinson等[33]認(rèn)為人類抗生素的使用量與年齡、性別等因素有關(guān)，同時(shí)非農(nóng)業(yè)人口與農(nóng)業(yè)人口的人均抗生素年使用量也存在一定差異，但由于我國(guó)藥物管理體系尚未完善，無(wú)法獲取相應(yīng)數(shù)據(jù)，且該研究方法僅考慮了流域內(nèi)人類及動(dòng)物抗生素的排放，未將企業(yè)排放、醫(yī)院廢水中殘留藥物排放及制藥廢水的流失藥物排放等納入其中，因此造成排放量的估算結(jié)果存在一定誤差。在分析抗生素進(jìn)入環(huán)境的過(guò)程中，不同流域差異較大且不同來(lái)源的抗生素進(jìn)入環(huán)境相的部分分配比例無(wú)法通過(guò)調(diào)查獲取，同時(shí)抗生素進(jìn)入污水處理廠后，不同處理工藝對(duì)抗生素的處理率不同。邵一如等[34]研究表明自然條件下的水解、光解和傳統(tǒng)生物處理工藝對(duì)抗生素的去除率低，而高級(jí)氧化技術(shù)和膜過(guò)濾技術(shù)對(duì)抗生素的去除效率高，可以達(dá)到90% 以上。但部分處理工藝沒有減少抗生素的總量，只是將抗生素從水相轉(zhuǎn)移到其他處，以污泥吸附為例，抗生素通過(guò)吸附作用從水相轉(zhuǎn)移至污泥中，當(dāng)污泥用于農(nóng)田施肥或者垃圾填埋時(shí)，即進(jìn)入土壤相中，對(duì)進(jìn)入不同環(huán)境相的分配比例產(chǎn)生影響。
總體上來(lái)看，大量抗生素的排放造成抗生素環(huán)境污染情況不容樂(lè)觀，通過(guò)對(duì)梅江流域抗生素估算排放量與濃度之間相關(guān)性分析，結(jié)果表明二者之間具有顯著相關(guān)性(P<0.05)，說(shuō)明抗生素的污染程度受到抗生素排放量的影響，應(yīng)加強(qiáng)梅江流域抗生素使用及排放的管理。已有研究表明好養(yǎng)堆肥中加入磷酸鈣、鋸末、水稻秸稈等物質(zhì)可有效去除糞便中殘留的TCs[35]，同時(shí)減少抗生素使用量、提高污水處理廠中抗生素的去除效率等方法，也可有效降低梅江流域TCs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。
[1] 葛林科, 任紅蕾, 魯建江, 等. 我國(guó)環(huán)境中新興污染物抗生素及其抗性基因的分布特征[J]. 環(huán)境化學(xué), 2015, 34(5): 875-883
Ge L K, Ren H L, Lu J J, et al. Occurrence of antibiotics and corresponding resistance genes in the environment of China [J]. Environmental Chemistry, 2015, 34(5): 875-883 (in Chinese)
[2] 高立紅, 史亞利, 厲文輝, 等. 抗生素環(huán)境行為及其環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境化學(xué), 2013, 32(9): 1619-1633
Gao L H, Shi Y L, Li W H, et al. Environmental behavior and impacts of antibiotics [J]. Environment Chemistry, 2013, 32(9): 1619-1633 (in Chinese)
[3] 賀德春, 許振成, 吳根義, 等. 四環(huán)素類抗生素的環(huán)境行為研究進(jìn)展[J]. 動(dòng)物醫(yī)學(xué)進(jìn)展, 2011, 32(4): 98-102
He D C, Xu Z C, Wu G Y, et al. Progress on residues and environmental behavior of tetracycline antibiotics [J]. Progress in Veterinary Medicine, 2011, 32(4): 98-102 (in Chinese)
[4] Shi H, Yang Y, Liu M, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in the surface sediment of the Yangtze Estuary and nearby coastal areas [J]. Marine Pollution Bulletin, 2014, 83(1): 317-323
[5] Luo Y, Mao D, Rysz M, et al. Trends in antibiotic resistance genes occurrence in the Haihe River, China [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(19): 7220-7225
[6] Sorensen H B. Inhibition of aerobic growth and nitrification of bacteria in sewage sludge by antibacterial agents [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2001, 40(4): 451-460
[7] Murata A, Takada H, Mutoh K, et al. Nationwide monitoring of selected antibiotics: Distribution and sources of sulfonamides, trimethoprim, and macrolides in Japanese rivers [J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(24): 5305-5312
[8] Mutiyar P K, Mittal A K. Risk assessment of antibiotic residues in different water matrices in India: Key issues and challenges [J]. Environment Science and Pollutant Research, 2014, 21(12): 7723-7736
[9] Hansen M, Bjorklund E, Krogh K A, et al. Analytical strategies for assessing ionophores in the environment [J]. Trac-Trends Analytical Chemistry, 2009, 28(5): 521-533
[10] Na G S, Fang X D, Cai Y Q, et al. Occurrence, distribution, and bioaccumulation of antibiotics in coastal environment of Dalian, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 69(1-2): 233-237
[11] Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Excretion masses and environmental occurrence of antibiotics in typical swine and dairy cattle farms in China [J]. Science of the Total Environment, 2013, 444(2): 183-195
[12] 張芊芊. 中國(guó)流域典型新型有機(jī)污染物排放量估算、多介質(zhì)歸趨模擬及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 2015: 53-60
Zhang Q Q. Emission estimation, multimedia fate modeling and risk assessment of typical emerging pollutants at river basin scale in China [D]. Beijing: University of Chinese Academy of Sciences, 2015: 53-60 (in Chinese)
[13] Xie S W, Lu Y L, Wang T Y, et al. Estimation of PFOS emission from domestic sources in the eastern coastal region of China [J]. Environment International, 2013, 59(3): 336-343
[14] Xie S W, Wang T Y, Liu S J, et al. Industrial source identification and emission estimation of perfluorooctane sulfonate in China [J]. Environment International, 2013, 52: 1-8
[15] Laak T L T, Aa M V D, Houtman C J, et al. Relating environmental concentrations of pharmaceuticals to consumption: A mass balance approach for the River Rhine [J]. Environment International, 2010, 36(5): 403-409
[16] García S O D, Pinto G P, Encina P G, et al. Consumption and occurrence of pharmaceutical and personal care products in the aquatic environment in Spain [J]. Science of the Total Environment, 2013, 444(2): 451-465
[17] Celle-Jeanton H, Schemberg D, Mohammed N, et al. Evaluation of pharmaceuticals in surface water: Reliability of PECs compared to MECs [J]. Environment International, 2014, 73(1): 10-21
[18] Carballa M, Omil F, Lema J M. Comparison of predicted and measured concentrations of selected pharmaceuticals, fragrances and hormones in Spanish sewage [J]. Chemosphere, 2008, 72(8): 1118-1123
[19] Gouin T, Van E R, Price O R, et al. Prioritising chemicals used in personal care products in China for environmental risk assessment: Application of the RAIDAR model [J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 208-214
[20] Hodges J E N, Holmes C M, Vamshi R, et al. Estimating chemical emissions from home and personal care products in China [J]. Environmental Pollution, 2012, 165(6): 199-207
[21] Price O R, Hughes G O, Roche N L, et al. Improving emissions estimates of home and personal care products ingredients for use in EU risk assessments [J]. Integrated Environmental Assessment & Management, 2010, 6(4): 677-684
[22] Price O R, Munday D K, Whelan M J, et al. Data requirements of GREAT-ER: Modelling and validation using LAS in four UK catchments [J]. Environmental Pollution, 2009, 157(10): 2610-2616
[23] Whelan M J, Hodges J E N, Williams R J, et al. Estimating surface water concentrations of "down-the-drain" chemicals in China using a global model [J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 233-240
[24] Tolls J. Sorption of veterinary pharmaceuticals in soils: A review [J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(17): 3397-3406
[25] Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Occurrence and fate of eleven classes of antibiotics in two typical wastewater treatment plants in South China [J]. Science of the Total Environment, 2013, 452(5): 365-376
[26] 盛盈盈, 賴格英, 李世偉. 基于SWAT模型的梅江流域非點(diǎn)源污染時(shí)空分布特征[J]. 熱帶地理, 2015, 35(3): 306-314
Sheng Y Y, Lai G Y, Li S W. Temporal-spatial distribution of non-point source pollution in the Meijiang River watershed based on SWAT model [J]. Tropical Geography, 2015, 35(3): 306-314 (in Chinese)
[27] 曾祥貴, 賴格英, 易發(fā)釗, 等. 基于GIS的小流域人口數(shù)據(jù)空間化研究——以梅江流域?yàn)槔齕J]. 地理與地理信息科學(xué), 2013, 29(6): 40-44
Zeng X G, Lai G Y, Yi F Z, et al. A study on population data spatialization of small river basin based on GIS: Take Meijiang River Basin as the example [J]. Geography and Geo-information Science, 2013, 29(6): 40-44 (in Chinese)
[28] 易發(fā)釗. 梅江流域畜禽養(yǎng)殖排放污染物潛在負(fù)荷估算及其空間分布[D]. 南昌: 江西師范大學(xué), 2013: 19-22
Yi F Z. Estimation and spatial distribution of the potential load of livestock and poultry feces in Meijiang watershed [D]. Nanchang: Jiangxi Normal University, 2013: 19-22 (in Chinese)
[29] 郭曉, 李國(guó)良, 劉孝利, 等. 梅江流域沉積物中四環(huán)素類抗生素的空間分布特征及其遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(10): 3202-3209
Guo X, Li G L, Liu X L, et al. Spatial distribution, transportation and transformation of tetracycline antibiotics in Meijiang River catchment [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(10): 3202-3209 (in Chinese)
[30] Zhang Q Q, Ying G G, Chen Z F, et al. Basin-scale emission and multimedia fate of triclosan in whole China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(13): 10130-10143
[31] 郭冬生, 王文龍, 彭小蘭, 等. 湖南省畜禽糞便抗生素排放量估算與治理策略[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2014, 26(5): 1315-1318
Guo D S, Wang W L, Peng X L, et al. Estimation of the antibiotic amounts from livestock and poultry manures in Hunan Province and management strategy [J]. Acta Agriculture Zhejiangensis, 2014, 26(5): 1315-1318 (in Chinese)
[32] 蘇思慧, 何江濤, 楊蕾, 等. 北京東南郊土壤剖面氟喹諾酮類抗生素分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014(11): 4257-4266
Su S H, He J T, Yang L, et al. Contamination characteristics of fluoroquinolones in different kinds of soil profiles in southeast suburb of Beijing [J]. Environmental Science, 2014(11): 4257-4266 (in Chinese)
[33] Hutchinson J M, Patrick D M, Marra F, et al. Measurement of antibiotic consumption: A practical guide to the use of the anatomical therapeutic chemical classification and defined daily dose system methodology in Canada [J]. The Canadian Journal of Infectious Diseases, 2004, 15(1): 29-35
[34] 邵一如, 席北斗, 曹金玲, 等. 抗生素在城市污水處理系統(tǒng)中的分布及去除[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2013, 36(7): 85-92
Shao Y R, Xi B D, Cao J L, et al. Occurrence of antibiotics and their removal mechanism in municipal sewage treatment plants [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(7): 85-92 (in Chinese)
[35] 賀德春. 獸用四環(huán)素類抗生素在循環(huán)農(nóng)業(yè)中的遷移累積及阻斷技術(shù)研究[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2011: 90-107
He D C. Transfer and accumulation of veterinary tetracycline antibiotics in cycle agriculture and technology of interdiction [D]. Changsha: Hunan Agricultural University, 2011: 90-107 (in Chinese)
◆
EstimationMethodofTargetAntibioticsEmissionsinSmallWatershed,CaseofMeijiangRiverBasin
Zhang Tao, Chen Qiuwen*, Qi Xiao, Liu Zhuo, Wang Min
Center for Eco-Environmental Research, Nanjing Hydraulic Research Institute, Nanjing 210029, China
10.7524/AJE.1673-5897.20170112011
2017-01-12錄用日期2017-03-30
1673-5897(2017)3-203-11
X171.5
A
陳求穩(wěn)(1974—)，男，博士，研究員，主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)水力學(xué)。
國(guó)際自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51279196)；江蘇省水利廳水利科技重大項(xiàng)目(2015005)；南京水利科學(xué)研究院基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)項(xiàng)目(Y916031)
張濤(1993-)，女，碩士研究生，研究方向?yàn)榱饔蛏鷳B(tài)健康，E-mail：zt79154375@163.com；
*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: qwchen@nhri.cn
張濤, 陳求穩(wěn), 齊笑, 等. 基于小流域尺度的目標(biāo)抗生素排放量估算方法——以梅江流域?yàn)槔齕J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2017, 12(3): 203-213
Zhang T, Chen Q W, Qi X, et al. Estimation method of target antibiotics emissions in small watershed, case of Meijiang River Basin [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 203-213 (in Chinese)
猜你喜歡
壓油溝小流域中國(guó)水土保持(2022年6期)2022-06-08 減少#1爐再熱器減溫水使用量電子樂(lè)園·下旬刊(2022年5期)2022-05-13 “以蟲吃蟲”這家大棚農(nóng)藥使用量減少30%今日農(nóng)業(yè)(2021年6期)2021-11-27 天然氣輸配系統(tǒng)甲烷排放量化方法煤氣與熱力(2021年6期)2021-07-28 堡子溝流域綜合治理中國(guó)水土保持(2021年7期)2021-07-08 羅堰小流域中國(guó)水土保持(2021年12期)2021-04-11 黑龍江省碳排放量影響因素研究高師理科學(xué)刊(2020年2期)2020-11-26 水利規(guī)劃與設(shè)計(jì)(2018年1期)2018-01-31 В Китае снизился объем использования пластиковых пакетов 中國(guó)塑料袋使用量減少中亞信息(2016年2期)2016-05-24 未來(lái)汽車的塑料使用量將呈倍數(shù)增長(zhǎng)中國(guó)資源綜合利用(2016年3期)2016-01-22
張濤，陳求穩(wěn)，齊笑，劉卓，王敏
南京水利科學(xué)研究院生態(tài)環(huán)境研究中心，南京 210029
基于小流域尺度的目標(biāo)抗生素排放量估算方法
——以梅江流域?yàn)槔?/p>
張濤，陳求穩(wěn)*，齊笑，劉卓，王敏
南京水利科學(xué)研究院生態(tài)環(huán)境研究中心，南京 210029
抗生素的大量使用和排放造成的環(huán)境污染和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題日益突出，抗生素排放量的估算是評(píng)價(jià)流域內(nèi)抗生素污染程度的重要指標(biāo)，但目前抗生素排放量估算方法尚不完善。本研究以梅江流域?yàn)槔?，建立了適合小流域尺度的典型抗生素排放量估算方法，計(jì)算了四環(huán)素類抗生素(TCs)向不同環(huán)境相的排放量并分析了其主要來(lái)源。結(jié)果表明：2016年梅江流域TCs排放量為8 558.1 kg，不同行政區(qū)抗生素排放量差異較大，其中梅江鎮(zhèn)受人口密度及養(yǎng)殖密度影響，抗生素排放量最大，高達(dá)1 224.4 kg；同時(shí)流域內(nèi)不同抗生素的排放量也有所不同，其大小順序?yàn)閺?qiáng)力霉素(DXC)>土霉素(OTC)>四環(huán)素(TC)>金霉素(CTC)；TCs受排放源、排放途徑等因素影響，以進(jìn)入環(huán)境水相及土壤相為主，其中進(jìn)入水相中的抗生素主要來(lái)自人類及生豬糞便，進(jìn)入土壤相中的抗生素主要來(lái)自生豬及三黃雞糞便。梅江小流域抗生素具有潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)加強(qiáng)抗生素使用管理。該研究為我國(guó)小尺度流域目標(biāo)抗生素排放量的估算提供了十分有效的方法。
抗生素排放量；小流域；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；四環(huán)素類
Received12 January 2017accepted30 March 2017
Abstract: Environmental pollution problems are increasing seriously due to over utilizations and emissions of antibiotics. Estimations of antibiotic emissions are key index on evaluation of antibiotic pollution level in river basin. However, there is a lack of well-founded and commonly accepted estimation method of antibiotics emissions. In this study, an estimation method for typical antibiotics emissions in small watershed is established based on Meijiang River Basin. Emissions of tetracycline antibiotics (TCs), which released into different environment phases, were calculated, and main sources of TCs were analyzed, respectively. The results showed that the total emissions of TCs in Meijiang River Basin were 8 558.06 kg in 2016, and their distribution varied with population and breeding density in different districts, in which Meijiang Town had the largest emissions up to 1 224.4 kg. The emissions of four TCs types in the river basin ranked in the following order: doxycycline>oxtetracycline>tetracycline>chlortetracycline. Affected by emission sources, emission paths, and other factors, TCs were mainly released into soil phase and water phase. TCs detected in the soil phase were mainly from pig and sanhuang chicken manure, and TCs detected in the water phase were mostly from human and pig manure. The result indicates that TCs pollution in Meijiang River Basin may cause potential ecological risk, and therefore the management of antibiotics utilization should be enhanced. This research could provide a very effective method for the estimation of antibiotics emissions in small watersheds of China, as well.
Keywords: antibiotics emissions; small watershed; ecological risk; tetracyclines
近年來(lái)，隨著藥物與個(gè)人護(hù)理品(PPCPs)，尤其是抗生素等新型環(huán)境污染物的大量頻繁使用，造成的耐藥性及生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)廣受關(guān)注[1]?？股厥且活惥哂械挚刮⑸锘钚缘奶烊?、半合成或人工合成化合物[[2]，自20世紀(jì)40年代以來(lái)，抗生素不僅作為藥物廣泛地應(yīng)用于人類和動(dòng)物的疾病治療，同時(shí)也作為飼料添加劑用于畜牧業(yè)和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)，以促進(jìn)規(guī)?；B(yǎng)殖，提高畜牧養(yǎng)殖業(yè)的經(jīng)濟(jì)效益[3-4]。我國(guó)是抗生素生產(chǎn)和使用大國(guó)，每年約生產(chǎn)21萬(wàn)噸抗生素，其中18萬(wàn)噸用于醫(yī)療和農(nóng)業(yè)[5]?？股卦谥委熂膊『痛龠M(jìn)畜牧生產(chǎn)方面做出突出貢獻(xiàn)的同時(shí)也帶來(lái)了一系列生態(tài)環(huán)境問(wèn)題[2]。
人畜服用的抗生素類藥物大多難以被人體及動(dòng)物完全吸收，相當(dāng)一部分以原藥、代謝物或母體化合物的形式經(jīng)由尿液和糞便排出體外，繼而進(jìn)入城市污水處理廠或者直接排放至環(huán)境中[2、6]，地表水[7]、地下水[8]、土壤[9]、沉積物[10]及動(dòng)物糞便[11]中均不同程度檢測(cè)到抗生素的存在。環(huán)境中持續(xù)存在的抗生素不僅可以選擇性抑殺部分環(huán)境微生物，破壞生態(tài)環(huán)境，同時(shí)能夠誘導(dǎo)產(chǎn)生一些耐藥菌群或抗性基因，并通過(guò)直接或間接接觸的方式進(jìn)入人體，增強(qiáng)人體的耐藥性，從而給人類公共健康造成嚴(yán)重威脅[1]。
已有研究表明抗生素的污染水平與區(qū)域內(nèi)抗生素的排放量，即進(jìn)入環(huán)境中的量有顯著關(guān)系，通過(guò)對(duì)抗生素排放量的估算，建立區(qū)域內(nèi)的源匯關(guān)系，有利于預(yù)測(cè)環(huán)境中抗生素的污染水平[12]。目前針對(duì)化學(xué)品的排放量估算方法，主要采用歐盟化學(xué)品管理局推薦的化學(xué)品生命周期法[13-14]、化學(xué)品銷售總量法[15-18]和市場(chǎng)調(diào)研法[19-21]。其中化學(xué)品生命周期法在使用過(guò)程中需要大量參數(shù)，且計(jì)算過(guò)程較為復(fù)雜；化學(xué)品銷售總量法在使用過(guò)程中缺乏文獻(xiàn)資料的參考，且由于我國(guó)藥品登記制度尚未完善，各類抗生素使用量數(shù)據(jù)并沒有官方的報(bào)道文件，數(shù)據(jù)收集較難；而市場(chǎng)調(diào)研法多應(yīng)用于全國(guó)水平或者大區(qū)域水平，不適用于小尺度流域抗生素的使用量獲取[12]。因此本研究以江西省梅江流域?yàn)槔?，建立適用于小尺度流域抗生素排放量的估算方法，探究流域內(nèi)不同環(huán)境相中的抗生素排放量與監(jiān)測(cè)濃度之間的關(guān)系，解析不同環(huán)境相中抗生素的主要來(lái)源，為小尺度流域抗生素的污染防治工作提供科學(xué)依據(jù)。
1 抗生素排放量估算方法(Estimate method of antibiotics emissions)
抗生素主要分為人用和獸用2種，其中人用抗生素的排放根據(jù)基礎(chǔ)市政設(shè)施的不同又分為非農(nóng)業(yè)人口和農(nóng)業(yè)人口的排放，而獸用抗生素排放量的估算則根據(jù)養(yǎng)殖方式及生理結(jié)構(gòu)等因素主要分為牲畜及家禽2類，不同種動(dòng)物針對(duì)抗生素的排泄比例、進(jìn)入環(huán)境中的途徑均有所差異。本研究方法是根據(jù)小尺度流域特征，以大量詳細(xì)的走訪調(diào)查數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)進(jìn)行抗生素排放量的估算，包括以下4個(gè)步驟：
1.1 抗生素使用量調(diào)查
人用抗生素的使用途徑復(fù)雜且數(shù)據(jù)獲取較難，目前已有研究表明化學(xué)品的使用量與區(qū)域人均使用量和區(qū)域人口數(shù)量的乘積非常接近[22-23]，因此根據(jù)區(qū)域人均使用量與流域人口數(shù)量的乘積，推算出流域內(nèi)人用抗生素使用量，其中流域人口統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)主要通過(guò)行政區(qū)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換而來(lái)，其具體方法為將流域范圍內(nèi)的行政區(qū)圖轉(zhuǎn)化為100 m×100 m的柵格數(shù)據(jù)，并計(jì)算柵格數(shù)量。通過(guò)行政區(qū)人口統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)除以其對(duì)應(yīng)的柵格數(shù)，得到每個(gè)行政區(qū)每個(gè)柵格的人口數(shù)量，即人口密度，然后利用人口密度與流域柵格數(shù)量相乘，得到流域內(nèi)人口總數(shù)，該方法也同樣應(yīng)用于流域內(nèi)畜禽數(shù)量的計(jì)算。
由于流域內(nèi)不同行政區(qū)養(yǎng)殖特征、用藥習(xí)慣不同，獸用抗生素的使用量有很大區(qū)別，因此以行政區(qū)為單元，利用官方資料收集和問(wèn)卷調(diào)查法進(jìn)行使用量估算。首先根據(jù)官方資料確定行政區(qū)養(yǎng)殖戶數(shù)量及相應(yīng)養(yǎng)殖規(guī)模，若無(wú)官方資料，則以走訪調(diào)查數(shù)據(jù)為主。以生豬為例，確定行政區(qū)生豬養(yǎng)殖整體情況后，劃分不同養(yǎng)殖規(guī)模，一般分為以下4種：100頭以下、100～500頭、500～1 000頭及1 000頭以上。根據(jù)不同規(guī)模的養(yǎng)殖場(chǎng)數(shù)量，按照合理的比例選取具有一定代表性的幾家養(yǎng)殖場(chǎng)進(jìn)行抗生素用藥調(diào)查，調(diào)查方式以問(wèn)卷形式為主，主要調(diào)查內(nèi)容包括養(yǎng)殖模式(自繁自養(yǎng)、專業(yè)育肥、仔豬繁育、種豬飼養(yǎng)等)、養(yǎng)殖場(chǎng)配套設(shè)施(氧化池、沉淀池等)、年存欄量及年出欄量、接種疫苗及藥物保健情況、飼料使用情況、常用抗生素種類、不同種類抗生素年使用量、糞便處理情況以及養(yǎng)殖場(chǎng)周邊環(huán)境等。通過(guò)大量調(diào)查問(wèn)卷結(jié)果，計(jì)算出同一行政區(qū)不同養(yǎng)殖規(guī)模的養(yǎng)殖場(chǎng)每頭豬目標(biāo)抗生素年使用量的平均值，并乘以對(duì)應(yīng)養(yǎng)殖規(guī)模的養(yǎng)殖數(shù)量，最終得出行政區(qū)內(nèi)養(yǎng)豬場(chǎng)年抗生素使用量，繼而推算出流域內(nèi)生豬年抗生素使用量。
1.2 進(jìn)入環(huán)境中的抗生素排泄量估算
抗生素進(jìn)入人體及動(dòng)物體內(nèi)后，大多難以被完全吸收，其中約30%～90%會(huì)以母體化合物的形式通過(guò)糞便排泄[6]。已有研究表明，不同受體對(duì)不同抗生素具有不同的藥代動(dòng)力學(xué)，因此不同受體對(duì)各種抗生素的排泄比例各不相同[17]，如表1所示。流域內(nèi)目標(biāo)抗生素的排泄量等于該流域內(nèi)不同物種抗生素使用量乘以對(duì)應(yīng)的抗生素排泄比例之和[12]。
1.3 抗生素進(jìn)入不同環(huán)境相途徑及分配
人用抗生素和獸用抗生素均可通過(guò)多種途徑進(jìn)入到環(huán)境中(圖1)。其中人用抗生素分為非農(nóng)業(yè)人口和農(nóng)業(yè)人口，獸用抗生素分為牲畜和家禽，分別進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和計(jì)算，具體考慮過(guò)程如下：
(1)人用抗生素。非農(nóng)業(yè)人口使用的抗生素經(jīng)體內(nèi)排放后，進(jìn)入污水處理廠經(jīng)過(guò)處理，最終排放至水環(huán)境中。研究證明大多數(shù)抗生素在污水處理廠中不能被完全去除，大量抗生素隨著出水進(jìn)入地表水中，繼而吸附在底泥沉積物上或者在魚蝦等水生生物體內(nèi)富集[24]。因此進(jìn)入水環(huán)境中的非農(nóng)業(yè)人口抗生素排放量主要取決于非農(nóng)業(yè)人口數(shù)量及污水處理廠針對(duì)不同抗生素的處理效率。而我國(guó)農(nóng)村大多缺乏污水處理設(shè)施，因此農(nóng)業(yè)人口使用的抗生素基本以徑流沖刷或農(nóng)業(yè)施肥等形式直接排放至地表水和土壤環(huán)境中?？偟膩?lái)說(shuō)，非農(nóng)業(yè)人口的抗生素排放量=抗生素排泄量×(1-污水處理率)，且主要進(jìn)入水環(huán)境中，而農(nóng)業(yè)人口的抗生素排放量就等于其排泄量，并按一定比例分別進(jìn)入地表水及土壤相。
(2)獸用抗生素。獸用抗生素進(jìn)入環(huán)境的途徑較多，但不同物種排放至不同環(huán)境相的途徑有所差異，例如家禽類動(dòng)物由于無(wú)單獨(dú)的尿道，因此無(wú)尿液排泄，其排泄物主要以進(jìn)入土壤相為主。同時(shí)在進(jìn)行不同養(yǎng)殖場(chǎng)調(diào)查時(shí)，應(yīng)著重了解養(yǎng)殖場(chǎng)配備設(shè)施、周邊環(huán)境及糞便的處理情況等。以梅江流域?yàn)槔?，流域?nèi)養(yǎng)殖業(yè)以生豬和三黃雞為主，其中生豬養(yǎng)殖場(chǎng)基本配備有氧化池或沉淀池，但處理方式并不能有效去除抗生素[25]。因此認(rèn)為生豬的抗生素排泄量全部進(jìn)入環(huán)境中，其途徑主要是一部分生豬糞便作為糞肥施于農(nóng)田或殘留在綠地繼而進(jìn)入土壤環(huán)境中，還有一部分則通過(guò)地表徑流沖刷進(jìn)入地表水中。梅江流域三黃雞的養(yǎng)殖多為山上散養(yǎng)，且多距離河流較遠(yuǎn)，通過(guò)徑流沖刷進(jìn)入河流的污染物比例很低，同時(shí)圈養(yǎng)三黃雞的排泄物一般會(huì)收集作為果園等經(jīng)濟(jì)作物的肥料，繼而進(jìn)入環(huán)境土壤相中。
圖1 抗生素在環(huán)境中的暴露途徑Fig. 1 Exposure pathways for antibiotics in the environment
表1 不同受體對(duì)各類抗生素的排泄比例[12]Table 1 Reported fraction data of each antibiotic excreted by different species[12]
注：(1)均值(最小值～最大值)；(2)a表示該抗生素未找到報(bào)道值，取其所屬種類的平均值作為該抗生素的排泄系數(shù)；(3)b表示β-內(nèi)酰胺類4種抗生素的動(dòng)物體內(nèi)排泄比例取自對(duì)應(yīng)的人類體內(nèi)的排泄比例。
Note：(1) average (minimum-maximum); (2)aData are reported average values of each antibiotic category used for those without available exertion values in published reports; (3)bData are those values of β-lactams (only 4 antibiotics cefpodoxime, amoxicillin, penicillin and cefamedin) used for animals based on the respective data for human.
(3)歸趨途徑分配。通過(guò)確定不同物種的抗生素排泄量及進(jìn)入環(huán)境的途徑，并結(jié)合不同環(huán)境相的分配比例，即可得到不同環(huán)境相的抗生素排放量。有研究表明牲畜的清潔方式主要水沖糞，而水沖糞過(guò)程會(huì)使糞便的20%隨沖刷水進(jìn)入水環(huán)境中[12]，因此水相中抗生素總量等于非農(nóng)業(yè)人口排放量、80%農(nóng)業(yè)人口排放量、牲畜排放量的20%及其他排放量之和；土壤中抗生素總量等于農(nóng)業(yè)人口排放量的80%、家禽排放量、牲畜排放量的80%及其他排放量之和。同時(shí)家禽的排泄物可用于買賣，需要確認(rèn)其作為物品的最終流向。通過(guò)走訪調(diào)查梅江流域的養(yǎng)雞場(chǎng)和果園，得知流域內(nèi)僅80%家禽排泄物用于當(dāng)?shù)毓麍@，其余20%則銷往他處。同時(shí)在估算梅江流域非農(nóng)業(yè)人口抗生素排放量的計(jì)算中取最壞情況，即污水處理率為零。
2 實(shí)例研究(Case study)
2.1 研究區(qū)基本概況
梅江流域位于江西省贛州市東北部地區(qū)，流域面積3 540.3 km2。梅江是贛江的源頭，也是鄱陽(yáng)湖的重要源頭之一，其發(fā)源于寧都縣王陂障，自北向南，沿途納琳池河、黃陂河、會(huì)同河、竹坑河、固厚河、西河等6條支流形成貫穿全流域的梅江水系[26]。梅江流域內(nèi)地貌以丘陵和山地為主，土壤類型多為山地紅壤和黃紅壤，質(zhì)地為壤土和輕砂壤[27]。梅江流域包括26個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)，其中21個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)隸屬寧都縣，約占流域面積的97.03%，為梅江流域的主體區(qū)域，因此在調(diào)查中以寧都縣為主。寧都縣人口83.8萬(wàn)，其中農(nóng)業(yè)人口67.8萬(wàn)，耕地面積67.3萬(wàn)畝，區(qū)域內(nèi)經(jīng)濟(jì)以農(nóng)業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主，其中以豬和三黃雞為主的養(yǎng)殖業(yè)規(guī)模化養(yǎng)殖高達(dá)90%[28]。
2.2 研究區(qū)養(yǎng)殖情況
根據(jù)流域內(nèi)養(yǎng)殖情況，對(duì)獸用抗生素的排放量估算主要分為生豬和三黃雞2類，以鄉(xiāng)鎮(zhèn)為單元，選取使用較為普遍且價(jià)格低廉、廣譜抗菌的四環(huán)素類抗生素(TCs)為目標(biāo)抗生素，主要包括四環(huán)素(tetracycline, TC)、土霉素(oxytetracycline, OTC)、強(qiáng)力霉素(doxycycline, DXC)及金霉素(chlortetracycline, CTC)。
流域內(nèi)生豬年出欄量共為22.0萬(wàn)頭，除大沽鄉(xiāng)外，其他各鄉(xiāng)鎮(zhèn)生豬年出欄量均超過(guò)1 000頭，同時(shí)洛口鎮(zhèn)、東山壩鎮(zhèn)、黃陂鎮(zhèn)、石上鎮(zhèn)、安福鄉(xiāng)、會(huì)同鄉(xiāng)、梅江鎮(zhèn)、田埠鄉(xiāng)及青塘鎮(zhèn)等9個(gè)鄉(xiāng)鎮(zhèn)生豬年出欄量均超過(guò)1萬(wàn)頭，其中梅江鎮(zhèn)生豬年出欄量最大為4.8萬(wàn)頭。流域內(nèi)三黃雞養(yǎng)殖量較大，年出籠量高達(dá)2 243.9萬(wàn)羽，多集中于會(huì)同鄉(xiāng)和竹笮鄉(xiāng)，其三黃雞年出籠量分別為276.8萬(wàn)和230.2萬(wàn)羽。
圖2 梅江流域調(diào)查養(yǎng)殖場(chǎng)分布及鄉(xiāng)鎮(zhèn)區(qū)劃圖Fig. 2 Distribution of livestock farms and township zoning map in Meijiang River Basin
根據(jù)實(shí)地調(diào)查結(jié)果，將生豬養(yǎng)殖場(chǎng)共分為3個(gè)規(guī)模：100頭以下、100～1 000頭及1 000頭以上，流域內(nèi)部分鄉(xiāng)鎮(zhèn)養(yǎng)殖數(shù)量較少，僅具有前2種規(guī)模。每個(gè)行政區(qū)內(nèi)不同規(guī)模養(yǎng)豬場(chǎng)分別選取2～3家，共走訪調(diào)查45家養(yǎng)豬場(chǎng)。流域內(nèi)有大型三黃雞養(yǎng)殖基地，養(yǎng)殖數(shù)量較多，其規(guī)模劃分為3種：1萬(wàn)羽以下、1～50萬(wàn)羽及50萬(wàn)羽以上。由于養(yǎng)雞場(chǎng)位置多位于山上，導(dǎo)致調(diào)查存在一定難度，因此在實(shí)際走訪過(guò)程中不同規(guī)模養(yǎng)雞場(chǎng)僅選取1～2家，共計(jì)18家，如圖2所示。
2.3 抗生素排放量估算結(jié)果
流域內(nèi)TCs總排放量為8 558.1 kg，不同抗生素的排放量具有顯著差異，其中DXC排放量最大，其值為6 960.8 kg，占TCs總排放量的81.3%，OTC、TC次之，其排放量值分別為1 217.0 kg和369.1 kg，CTC排放量最少，僅為11.2 kg。不同行政區(qū)TCs排放量同樣差異顯著，從流域尺度來(lái)看，位于下游行政區(qū)的TCs總排放量最大，其次為中游，上游行政區(qū)的排放量最低，其中位于流域下游的梅江鎮(zhèn)、會(huì)同鄉(xiāng)、田埠鄉(xiāng)、竹笮鄉(xiāng)等鄉(xiāng)鎮(zhèn)總排放量與其他區(qū)域相比明顯較高，尤其是梅江鎮(zhèn)，其總排放量高達(dá)1 224.4 kg，是流域內(nèi)排放量最低的大沽鄉(xiāng)20倍。不同行政區(qū)單位面積TCs排放量大小順序?yàn)橹耋朽l(xiāng)>梅江鎮(zhèn)>田頭鄉(xiāng)>會(huì)同鄉(xiāng)>安福鄉(xiāng)>田埠鄉(xiāng)>蔡江鄉(xiāng)>石上鎮(zhèn)>黃陂鎮(zhèn)>固厚鄉(xiāng)>釣峰鄉(xiāng)>東山壩鎮(zhèn)>青塘鎮(zhèn)>長(zhǎng)勝鎮(zhèn)>洛口鎮(zhèn)>賴村鎮(zhèn)>肖田鄉(xiāng)>東韶鄉(xiāng)>湛田鄉(xiāng)>小布鎮(zhèn)>大沽鄉(xiāng)，與行政區(qū)總排放量大小順序略有不同，但整體趨勢(shì)相同，均為下游>中游>上游。
2.4 不同環(huán)境相TCs來(lái)源
TCs主要以進(jìn)入環(huán)境水相及土壤相為主，同時(shí)不同TCs進(jìn)入環(huán)境相的主要途徑有所差異，其中OTC和DXC排放量主要通過(guò)生豬糞便排泄方式進(jìn)入水相，而TC及CTC則主要通過(guò)農(nóng)業(yè)人口排放途徑，僅22.9%來(lái)自非農(nóng)業(yè)人口排放。排放至環(huán)境土壤相中TCs的來(lái)源主要包括生豬糞便、農(nóng)業(yè)人口排放及三黃雞排泄物3種，其中TC與CTC的排放全部來(lái)自農(nóng)業(yè)人口，而OTC的排放主要來(lái)自生豬糞便，DXC的排放則主要來(lái)自三黃雞排泄物?？偟膩?lái)看，排放至環(huán)境中的TC和CTC主要來(lái)自人用，而OTC及DXC則主要來(lái)自獸用。
2.5 TCs排放量與濃度的相關(guān)性分析
對(duì)TCs排放量與對(duì)應(yīng)的檢測(cè)濃度進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，其中土壤及沉積物中TCs濃度值采用固相萃取和超高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法進(jìn)行測(cè)定，具體數(shù)據(jù)為本課題組郭曉等[29]前期研究獲得。結(jié)果顯示(表4)OTC排放量與土壤中OTC濃度未呈顯著相關(guān)性，但與沉積物中OTC濃度呈顯著相關(guān)性，同時(shí)其他3種四環(huán)素類抗生素與不同環(huán)境相中的對(duì)應(yīng)抗生素濃度均呈顯著相關(guān)性，說(shuō)明抗生素的排放量對(duì)環(huán)境中抗生素的污染程度具有一定影響。
圖3 流域內(nèi)不同行政區(qū)四環(huán)素類抗生素(TCs)排放量Fig. 3 Tetracycline antibiotics emissions of different regions in basin
表2 流域內(nèi)不同行政區(qū)畜禽養(yǎng)殖及抗生素排放情況Table 2 The situation of poultry, livestock and antibiotics emissions of different regions in basin
圖4 不同途徑進(jìn)入水和土壤相中抗生素的排放量注：OTC, TC, CTC, DXC為土霉素、四環(huán)素、金霉素、強(qiáng)力霉素。Fig. 4 Antibiotics emissions to water and soil through different waysNote: OTC, TC, CTC and DXC are oxtetracycline, tetracycline, chlortetracycline and doxycycline, respectively.
3 討論(Discussion)
我國(guó)作為世界上抗生素生產(chǎn)和使用第一大國(guó)，普遍存在抗生素濫用情況，尤其是養(yǎng)殖業(yè)較發(fā)達(dá)地區(qū)，大量抗生素的使用和排放造成的環(huán)境污染問(wèn)題日益嚴(yán)重，因此分析流域抗生素污染現(xiàn)狀，評(píng)估其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)勢(shì)在必行。Gouin等[19]通過(guò)市場(chǎng)調(diào)研的方法對(duì)我國(guó)個(gè)人護(hù)理品的有效成分使用量進(jìn)行估算，分析認(rèn)為利用排泄率、污水處理率等參數(shù)估算化學(xué)品排放量的方法結(jié)果可靠。Zhang等[30]通過(guò)調(diào)研抗生
素市場(chǎng)銷售數(shù)據(jù)，對(duì)我國(guó)58個(gè)主要流域進(jìn)行了抗生素排放量的估算，結(jié)果表明36種抗生素經(jīng)代謝后排泄出的總量為54 000噸，其中84.0%由動(dòng)物排出，說(shuō)明獸用抗生素排放量對(duì)流域內(nèi)抗生素整體污染水平起主導(dǎo)作用，但由于我國(guó)養(yǎng)殖業(yè)區(qū)發(fā)展水平區(qū)域不均，大尺度流域與具有典型區(qū)域代表性的小尺度流域相比，區(qū)域空間差異性更大，因此其抗生素排放量密度僅代表流域內(nèi)平均水平，而無(wú)法體現(xiàn)抗生素實(shí)際污染程度。在抗生素排放量估算過(guò)程中，小流域使用情況調(diào)查及使用量計(jì)算是最重要的一步，研究結(jié)果顯示梅江流域單位面積TCs生豬年均使用量為1.12 kg·km-2·a-1，與我國(guó)整體單位面積年均使用量(0.34 kg·km-2·a-1)相比明顯較高，但與我國(guó)中部地區(qū)(山西、河南、安徽、湖北、江西、湖南省)相比則差異較小(0.80 kg·km-2·a-1)[12]，說(shuō)明以小流域?yàn)閱卧⒐浪憧股嘏欧帕康姆椒ǜ軠?zhǔn)確代表流域內(nèi)抗生素實(shí)際使用量且更適宜我國(guó)小尺度流域抗生素的排放量估算。
梅江流域養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá)，生豬年出欄量22.0萬(wàn)頭，三黃雞年出籠量2 243.9萬(wàn)羽。流域內(nèi)TCs總估算排放量為8 558.1 kg，單位面積排放量為2.42 kg·km-2，其中獸用TCs估算排放量為7 966.8 kg，占總排放量的93%，為流域內(nèi)TCs排放量的主要來(lái)源，同時(shí)獸用抗生素單位面積排放量明顯高于郭東生等[31]對(duì)湖南省畜禽糞便抗生素排放量的估算結(jié)果。分析認(rèn)為流域抗生素排放量的大小及組成主要與流域內(nèi)人口密度、產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)和經(jīng)濟(jì)情況等因素密切相關(guān)。人口密度越高、養(yǎng)殖業(yè)越發(fā)達(dá)的流域其抗生素排放量越大，抗生素污染也越為嚴(yán)重[32]，同時(shí)流域尺度也是影響抗生素排放量估算結(jié)果的重要因素之一。梅江流域不同TCs排放量估算結(jié)果差異顯著，其中DXC排放量最大。分析認(rèn)為不同抗生素的排放量與流域內(nèi)畜禽抗生素的使用習(xí)慣有關(guān)。在三黃雞的生長(zhǎng)過(guò)程中，DXC是使用最頻繁的抗生素之一，流域內(nèi)三黃雞DXC排放量占DXC總排放量的67.9%，同時(shí)傳統(tǒng)的四環(huán)素類藥物如OTC、TC等由于其常年使用，導(dǎo)致動(dòng)物出現(xiàn)一定耐藥性，因此其使用量逐年降低。通過(guò)對(duì)養(yǎng)殖場(chǎng)進(jìn)行用藥調(diào)查，結(jié)果表明梅江流域內(nèi)雖未出現(xiàn)獸用抗生素濫用情況，但由于其養(yǎng)殖數(shù)量較多，導(dǎo)致抗生素使用總量較大，大量TCs排放至水相及土壤相中，其中土壤相排放量最高，其主要來(lái)源是動(dòng)物糞便，而水相排放量相對(duì)較低，其主要來(lái)源是人類及生豬糞便。
表3 四環(huán)素類抗生素排放量與濃度的相關(guān)性分析(n=10)Table 3 Correlations between tetracycline antibiotics emissions and concentrations (n=10)
注：* P < 0.1, * * P < 0.05。
Note: * P < 0.1, * * P < 0.05.
但是研究結(jié)果也可能具有一定的誤差和不確定性。在對(duì)流域內(nèi)目標(biāo)抗生素使用量調(diào)查中發(fā)現(xiàn)規(guī)模較小的養(yǎng)殖場(chǎng)大多缺乏專業(yè)飼養(yǎng)人員，導(dǎo)致在目標(biāo)抗生素使用量調(diào)查過(guò)程中，存在部分養(yǎng)殖戶無(wú)法準(zhǔn)確提供年抗生素使用量數(shù)據(jù)的現(xiàn)象。在人用抗生素使用量估算時(shí)，Hutchinson等[33]認(rèn)為人類抗生素的使用量與年齡、性別等因素有關(guān)，同時(shí)非農(nóng)業(yè)人口與農(nóng)業(yè)人口的人均抗生素年使用量也存在一定差異，但由于我國(guó)藥物管理體系尚未完善，無(wú)法獲取相應(yīng)數(shù)據(jù)，且該研究方法僅考慮了流域內(nèi)人類及動(dòng)物抗生素的排放，未將企業(yè)排放、醫(yī)院廢水中殘留藥物排放及制藥廢水的流失藥物排放等納入其中，因此造成排放量的估算結(jié)果存在一定誤差。在分析抗生素進(jìn)入環(huán)境的過(guò)程中，不同流域差異較大且不同來(lái)源的抗生素進(jìn)入環(huán)境相的部分分配比例無(wú)法通過(guò)調(diào)查獲取，同時(shí)抗生素進(jìn)入污水處理廠后，不同處理工藝對(duì)抗生素的處理率不同。邵一如等[34]研究表明自然條件下的水解、光解和傳統(tǒng)生物處理工藝對(duì)抗生素的去除率低，而高級(jí)氧化技術(shù)和膜過(guò)濾技術(shù)對(duì)抗生素的去除效率高，可以達(dá)到90% 以上。但部分處理工藝沒有減少抗生素的總量，只是將抗生素從水相轉(zhuǎn)移到其他處，以污泥吸附為例，抗生素通過(guò)吸附作用從水相轉(zhuǎn)移至污泥中，當(dāng)污泥用于農(nóng)田施肥或者垃圾填埋時(shí)，即進(jìn)入土壤相中，對(duì)進(jìn)入不同環(huán)境相的分配比例產(chǎn)生影響。
總體上來(lái)看，大量抗生素的排放造成抗生素環(huán)境污染情況不容樂(lè)觀，通過(guò)對(duì)梅江流域抗生素估算排放量與濃度之間相關(guān)性分析，結(jié)果表明二者之間具有顯著相關(guān)性(P<0.05)，說(shuō)明抗生素的污染程度受到抗生素排放量的影響，應(yīng)加強(qiáng)梅江流域抗生素使用及排放的管理。已有研究表明好養(yǎng)堆肥中加入磷酸鈣、鋸末、水稻秸稈等物質(zhì)可有效去除糞便中殘留的TCs[35]，同時(shí)減少抗生素使用量、提高污水處理廠中抗生素的去除效率等方法，也可有效降低梅江流域TCs的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。
[1] 葛林科, 任紅蕾, 魯建江, 等. 我國(guó)環(huán)境中新興污染物抗生素及其抗性基因的分布特征[J]. 環(huán)境化學(xué), 2015, 34(5): 875-883
Ge L K, Ren H L, Lu J J, et al. Occurrence of antibiotics and corresponding resistance genes in the environment of China [J]. Environmental Chemistry, 2015, 34(5): 875-883 (in Chinese)
[2] 高立紅, 史亞利, 厲文輝, 等. 抗生素環(huán)境行為及其環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境化學(xué), 2013, 32(9): 1619-1633
Gao L H, Shi Y L, Li W H, et al. Environmental behavior and impacts of antibiotics [J]. Environment Chemistry, 2013, 32(9): 1619-1633 (in Chinese)
[3] 賀德春, 許振成, 吳根義, 等. 四環(huán)素類抗生素的環(huán)境行為研究進(jìn)展[J]. 動(dòng)物醫(yī)學(xué)進(jìn)展, 2011, 32(4): 98-102
He D C, Xu Z C, Wu G Y, et al. Progress on residues and environmental behavior of tetracycline antibiotics [J]. Progress in Veterinary Medicine, 2011, 32(4): 98-102 (in Chinese)
[4] Shi H, Yang Y, Liu M, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in the surface sediment of the Yangtze Estuary and nearby coastal areas [J]. Marine Pollution Bulletin, 2014, 83(1): 317-323
[5] Luo Y, Mao D, Rysz M, et al. Trends in antibiotic resistance genes occurrence in the Haihe River, China [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(19): 7220-7225
[6] Sorensen H B. Inhibition of aerobic growth and nitrification of bacteria in sewage sludge by antibacterial agents [J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2001, 40(4): 451-460
[7] Murata A, Takada H, Mutoh K, et al. Nationwide monitoring of selected antibiotics: Distribution and sources of sulfonamides, trimethoprim, and macrolides in Japanese rivers [J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(24): 5305-5312
[8] Mutiyar P K, Mittal A K. Risk assessment of antibiotic residues in different water matrices in India: Key issues and challenges [J]. Environment Science and Pollutant Research, 2014, 21(12): 7723-7736
[9] Hansen M, Bjorklund E, Krogh K A, et al. Analytical strategies for assessing ionophores in the environment [J]. Trac-Trends Analytical Chemistry, 2009, 28(5): 521-533
[10] Na G S, Fang X D, Cai Y Q, et al. Occurrence, distribution, and bioaccumulation of antibiotics in coastal environment of Dalian, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2013, 69(1-2): 233-237
[11] Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Excretion masses and environmental occurrence of antibiotics in typical swine and dairy cattle farms in China [J]. Science of the Total Environment, 2013, 444(2): 183-195
[12] 張芊芊. 中國(guó)流域典型新型有機(jī)污染物排放量估算、多介質(zhì)歸趨模擬及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 2015: 53-60
Zhang Q Q. Emission estimation, multimedia fate modeling and risk assessment of typical emerging pollutants at river basin scale in China [D]. Beijing: University of Chinese Academy of Sciences, 2015: 53-60 (in Chinese)
[13] Xie S W, Lu Y L, Wang T Y, et al. Estimation of PFOS emission from domestic sources in the eastern coastal region of China [J]. Environment International, 2013, 59(3): 336-343
[14] Xie S W, Wang T Y, Liu S J, et al. Industrial source identification and emission estimation of perfluorooctane sulfonate in China [J]. Environment International, 2013, 52: 1-8
[15] Laak T L T, Aa M V D, Houtman C J, et al. Relating environmental concentrations of pharmaceuticals to consumption: A mass balance approach for the River Rhine [J]. Environment International, 2010, 36(5): 403-409
[16] García S O D, Pinto G P, Encina P G, et al. Consumption and occurrence of pharmaceutical and personal care products in the aquatic environment in Spain [J]. Science of the Total Environment, 2013, 444(2): 451-465
[17] Celle-Jeanton H, Schemberg D, Mohammed N, et al. Evaluation of pharmaceuticals in surface water: Reliability of PECs compared to MECs [J]. Environment International, 2014, 73(1): 10-21
[18] Carballa M, Omil F, Lema J M. Comparison of predicted and measured concentrations of selected pharmaceuticals, fragrances and hormones in Spanish sewage [J]. Chemosphere, 2008, 72(8): 1118-1123
[19] Gouin T, Van E R, Price O R, et al. Prioritising chemicals used in personal care products in China for environmental risk assessment: Application of the RAIDAR model [J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 208-214
[20] Hodges J E N, Holmes C M, Vamshi R, et al. Estimating chemical emissions from home and personal care products in China [J]. Environmental Pollution, 2012, 165(6): 199-207
[21] Price O R, Hughes G O, Roche N L, et al. Improving emissions estimates of home and personal care products ingredients for use in EU risk assessments [J]. Integrated Environmental Assessment & Management, 2010, 6(4): 677-684
[22] Price O R, Munday D K, Whelan M J, et al. Data requirements of GREAT-ER: Modelling and validation using LAS in four UK catchments [J]. Environmental Pollution, 2009, 157(10): 2610-2616
[23] Whelan M J, Hodges J E N, Williams R J, et al. Estimating surface water concentrations of "down-the-drain" chemicals in China using a global model [J]. Environmental Pollution, 2012, 165: 233-240
[24] Tolls J. Sorption of veterinary pharmaceuticals in soils: A review [J]. Environmental Science & Technology, 2001, 35(17): 3397-3406
[25] Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Occurrence and fate of eleven classes of antibiotics in two typical wastewater treatment plants in South China [J]. Science of the Total Environment, 2013, 452(5): 365-376
[26] 盛盈盈, 賴格英, 李世偉. 基于SWAT模型的梅江流域非點(diǎn)源污染時(shí)空分布特征[J]. 熱帶地理, 2015, 35(3): 306-314
Sheng Y Y, Lai G Y, Li S W. Temporal-spatial distribution of non-point source pollution in the Meijiang River watershed based on SWAT model [J]. Tropical Geography, 2015, 35(3): 306-314 (in Chinese)
[27] 曾祥貴, 賴格英, 易發(fā)釗, 等. 基于GIS的小流域人口數(shù)據(jù)空間化研究——以梅江流域?yàn)槔齕J]. 地理與地理信息科學(xué), 2013, 29(6): 40-44
Zeng X G, Lai G Y, Yi F Z, et al. A study on population data spatialization of small river basin based on GIS: Take Meijiang River Basin as the example [J]. Geography and Geo-information Science, 2013, 29(6): 40-44 (in Chinese)
[28] 易發(fā)釗. 梅江流域畜禽養(yǎng)殖排放污染物潛在負(fù)荷估算及其空間分布[D]. 南昌: 江西師范大學(xué), 2013: 19-22
Yi F Z. Estimation and spatial distribution of the potential load of livestock and poultry feces in Meijiang watershed [D]. Nanchang: Jiangxi Normal University, 2013: 19-22 (in Chinese)
[29] 郭曉, 李國(guó)良, 劉孝利, 等. 梅江流域沉積物中四環(huán)素類抗生素的空間分布特征及其遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(10): 3202-3209
Guo X, Li G L, Liu X L, et al. Spatial distribution, transportation and transformation of tetracycline antibiotics in Meijiang River catchment [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(10): 3202-3209 (in Chinese)
[30] Zhang Q Q, Ying G G, Chen Z F, et al. Basin-scale emission and multimedia fate of triclosan in whole China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(13): 10130-10143
[31] 郭冬生, 王文龍, 彭小蘭, 等. 湖南省畜禽糞便抗生素排放量估算與治理策略[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2014, 26(5): 1315-1318
Guo D S, Wang W L, Peng X L, et al. Estimation of the antibiotic amounts from livestock and poultry manures in Hunan Province and management strategy [J]. Acta Agriculture Zhejiangensis, 2014, 26(5): 1315-1318 (in Chinese)
[32] 蘇思慧, 何江濤, 楊蕾, 等. 北京東南郊土壤剖面氟喹諾酮類抗生素分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014(11): 4257-4266
Su S H, He J T, Yang L, et al. Contamination characteristics of fluoroquinolones in different kinds of soil profiles in southeast suburb of Beijing [J]. Environmental Science, 2014(11): 4257-4266 (in Chinese)
[33] Hutchinson J M, Patrick D M, Marra F, et al. Measurement of antibiotic consumption: A practical guide to the use of the anatomical therapeutic chemical classification and defined daily dose system methodology in Canada [J]. The Canadian Journal of Infectious Diseases, 2004, 15(1): 29-35
[34] 邵一如, 席北斗, 曹金玲, 等. 抗生素在城市污水處理系統(tǒng)中的分布及去除[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2013, 36(7): 85-92
Shao Y R, Xi B D, Cao J L, et al. Occurrence of antibiotics and their removal mechanism in municipal sewage treatment plants [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(7): 85-92 (in Chinese)
[35] 賀德春. 獸用四環(huán)素類抗生素在循環(huán)農(nóng)業(yè)中的遷移累積及阻斷技術(shù)研究[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2011: 90-107
He D C. Transfer and accumulation of veterinary tetracycline antibiotics in cycle agriculture and technology of interdiction [D]. Changsha: Hunan Agricultural University, 2011: 90-107 (in Chinese)
◆
EstimationMethodofTargetAntibioticsEmissionsinSmallWatershed,CaseofMeijiangRiverBasin
Zhang Tao, Chen Qiuwen*, Qi Xiao, Liu Zhuo, Wang Min
Center for Eco-Environmental Research, Nanjing Hydraulic Research Institute, Nanjing 210029, China
10.7524/AJE.1673-5897.20170112011
2017-01-12錄用日期2017-03-30
1673-5897(2017)3-203-11
X171.5
A
陳求穩(wěn)(1974—)，男，博士，研究員，主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)水力學(xué)。
國(guó)際自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51279196)；江蘇省水利廳水利科技重大項(xiàng)目(2015005)；南京水利科學(xué)研究院基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)項(xiàng)目(Y916031)
張濤(1993-)，女，碩士研究生，研究方向?yàn)榱饔蛏鷳B(tài)健康，E-mail：zt79154375@163.com；
*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: qwchen@nhri.cn
張濤, 陳求穩(wěn), 齊笑, 等. 基于小流域尺度的目標(biāo)抗生素排放量估算方法——以梅江流域?yàn)槔齕J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2017, 12(3): 203-213
Zhang T, Chen Q W, Qi X, et al. Estimation method of target antibiotics emissions in small watershed, case of Meijiang River Basin [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 203-213 (in Chinese)
猜你喜歡
中國(guó)水土保持(2022年6期)2022-06-08
電子樂(lè)園·下旬刊(2022年5期)2022-05-13
今日農(nóng)業(yè)(2021年6期)2021-11-27
煤氣與熱力(2021年6期)2021-07-28
中國(guó)水土保持(2021年7期)2021-07-08
中國(guó)水土保持(2021年12期)2021-04-11
高師理科學(xué)刊(2020年2期)2020-11-26
中亞信息(2016年2期)2016-05-24
中國(guó)資源綜合利用(2016年3期)2016-01-22
