小清河流域抗生素污染分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

李嘉，張瑞杰，王潤(rùn)梅，張華，姜德娟，鄒濤，唐建輝，呂劍

（1.中國(guó)科學(xué)院煙臺(tái)海岸帶研究所，海岸帶環(huán)境過(guò)程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東煙臺(tái)264003；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049；3.廣西大學(xué)海洋學(xué)院，南寧530004）

小清河流域抗生素污染分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

李嘉1，2，張瑞杰3，王潤(rùn)梅1，2，張華1*，姜德娟1，鄒濤1，唐建輝1，呂劍1

（1.中國(guó)科學(xué)院煙臺(tái)海岸帶研究所，海岸帶環(huán)境過(guò)程與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東煙臺(tái)264003；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049；3.廣西大學(xué)海洋學(xué)院，南寧530004）

利用固相萃取、高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法（HPLC-MS/MS）檢測(cè)小清河流域地表水中4類抗生素的殘留水平，分析其分布特征，結(jié)合土地利用類型探討其可能的污染源，并通過(guò)計(jì)算風(fēng)險(xiǎn)商（RQs）來(lái)進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。結(jié)果表明：小清河流域地表水有13種抗生素檢出，其中大環(huán)內(nèi)酯類抗生素和甲氧芐啶的檢出率為100%；20個(gè)采樣點(diǎn)的大環(huán)內(nèi)酯類、喹諾酮類、磺胺類和磺胺增效類的質(zhì)量濃度范圍分別是2.18～84.9、nd～1600、nd～845、1.88～3900 ng·L-1。高濃度的大環(huán)內(nèi)酯類和喹諾酮類抗生素主要集中在人口密集區(qū)下游，在水產(chǎn)養(yǎng)殖密集的下游區(qū)域檢測(cè)到較高濃度的磺胺類和磺胺增效藥甲氧芐啶，表明生活污水和水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水仍是小清河流域抗生素污染的主要來(lái)源。生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果顯示，13種抗生素中處于高風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)、中等風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)、無(wú)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的比例分別是38.5%、23.1%、38.5%，表明小清河流域部分水體抗生素污染具有較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

小清河流域；抗生素污染；分布特征；污染源；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

李嘉，張瑞杰，王潤(rùn)梅，等.小清河流域抗生素污染分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（7）：1384-1391.

LI Jia，ZHANG Rui-jie，WANG Run-mei，et al.Distribution characteristics and ecological risk assessment of antibiotic pollution in Xiaoqing River watershed［J］.Journal of Agro-Environment Science，2016，35（7）：1384-1391.

抗生素可用于治療各種非病毒感染所引起的疾病，同時(shí)還具有調(diào)節(jié)生物體生長(zhǎng)代謝的功能。因此，它們被廣泛用于人類疾病治療和養(yǎng)殖業(yè)［1］。我國(guó)抗生素濫用現(xiàn)象嚴(yán)重，僅2013年，我國(guó)抗生素使用總量就高達(dá)16.2萬(wàn)t，其中人用和獸用抗生素的比重基本各占50%［2］。由于抗生素進(jìn)入生物體后，不能被完全代謝，有25%～75%的抗生素是以母體或其代謝產(chǎn)物的形式被排出體外［3］，所以每年實(shí)際有大量抗生素通過(guò)生活污水和養(yǎng)殖廢水進(jìn)入環(huán)境地表水中。雖然抗生素不屬于持久性有機(jī)污染物，但由于被大量使用并不斷進(jìn)入地表水，導(dǎo)致其形成“假持久”現(xiàn)象［4］，對(duì)人類健康和生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成嚴(yán)重威脅。另外，抗生素會(huì)影響微生物種群數(shù)量及水生生物的環(huán)境行為，引發(fā)次級(jí)效應(yīng)，破壞自然生態(tài)平衡。

小清河起源于濟(jì)南市泉群，流經(jīng)濟(jì)南、淄博、濱州、東營(yíng)、濰坊，于壽光羊角溝流入渤海的萊州灣，是一條典型的陸源入海河流。主要的土地利用類型包括耕地、居民區(qū)、森林、草地和水域等。流域內(nèi)人口密度為699人·km-2，大于山東省平均人口密度（599人·km-2）。小清河流域受生活污水污染影響嚴(yán)重，生活污水年排放量3億t［5］。流域內(nèi)畜禽養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達(dá)，90%以上為規(guī)?；B(yǎng)殖［6］，單位耕地面積（公頃）內(nèi)養(yǎng)豬3.22頭、牛1.17頭、禽類110只?！渡綎|省海洋功能區(qū)劃》規(guī)定［7］，小清河河口及其周邊海域?qū)儆谒a(chǎn)養(yǎng)殖、增殖區(qū)，下游水產(chǎn)養(yǎng)殖密集，僅羊口鎮(zhèn)就有4000 hm2蝦池。小清河流域分布著眾多的抗生素潛在污染源，使其容易成為抗生素重污染區(qū)。與此同時(shí)，小清河作為萊州灣的主要污染負(fù)荷來(lái)源，由其輸入的抗生素也對(duì)萊州灣近岸海域生態(tài)健康具有重大影響。張瑞杰等［8］調(diào)查了萊州灣入海河流中抗生素的污染情況，結(jié)果表明小清河口喹諾酮抗生素質(zhì)量濃度較高，但對(duì)流域內(nèi)抗生素的空間分布尚未有調(diào)查。

為了研究抗生素通過(guò)陸源河流進(jìn)入海洋的遷移過(guò)程及其分布規(guī)律，了解抗生素污染對(duì)流域及近岸水生環(huán)境的影響，本研究以整個(gè)小清河流域作為研究區(qū)，選取常用的四類抗生素（大環(huán)內(nèi)酯類、喹諾酮類、磺胺類和磺胺增效類）作為目標(biāo)污染物，探究小清河流域中的污染及空間分布特征，對(duì)其來(lái)源進(jìn)行簡(jiǎn)要分類和初步探討，通過(guò)風(fēng)險(xiǎn)商值（RQs）來(lái)評(píng)估其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，從而為該流域抗生素污染治理提供有效的指導(dǎo)意見(jiàn)。

1　材料與方法

1.1化學(xué)試劑和標(biāo)準(zhǔn)品

磺胺增效類的甲氧芐啶（TMP），磺胺類的磺胺醋酰（SAAM）、磺胺嘧啶（SDZ）、磺胺甲惡唑（SMX）、磺胺噻唑（STZ）、磺胺間二甲氧嘧啶（SDM），喹諾酮類的恩諾沙星（ENRO）、氧氟沙星（OFL）、諾氟沙星（NOR）、環(huán)丙沙星（CIP）、依諾沙星（ENO），大環(huán)內(nèi)酯類的紅霉素（ETM）、阿奇霉素（AZM）、克拉霉素（CTM）、羅紅霉素（RTM）均購(gòu)自美國(guó)Sigma-Aldrich公司?；厥章手甘緞?3C3-咖啡因溶液購(gòu)自美國(guó)劍橋同位素實(shí)驗(yàn)室。甲醇、乙腈和甲酸為色譜純，硫酸為分析純，其他試劑均為優(yōu)級(jí)純。實(shí)驗(yàn)用水為Milli-Q（Millipore，Bedford，MA，USA）超純水。

1.2樣品采集

2013年7月，用不銹鋼采水器在小清河干流采集表層水樣品14個(gè)（M1～M14），在其主要支流漯河、孝婦河、淄河等河流采集表層水樣品6個(gè)（S1～S6），20個(gè)樣品均為瞬時(shí)采樣（圖1）。2.5 L樣品被保存在棕色玻璃瓶中，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后，48 h內(nèi)完成樣品前處理。

圖1　小清河流域采樣點(diǎn)及土地利用類型Figure 1 Map of Xiaoqing River watershed showing sampling sites and land use types

1.3樣品處理及檢測(cè)

用量筒量?。?.5 L表層水樣品，經(jīng)0.45 μm混合纖維酯微孔濾膜過(guò)濾后，用3 mol·L-1的硫酸溶液調(diào)節(jié)樣品pH=3.0。準(zhǔn)確量取1.5 L酸化后的水樣，加入0.2 g Na2EDTA絡(luò)合劑和100 ng回收率指示物13C3-咖啡因，搖勻。采用固相微萃取裝置（SPE）將水樣以低于5 mL·min-1的流速通過(guò)Oasis HLB小柱（Waters，6 mL，500 mg）。HLB小柱使用前用6 mL甲醇和6 mL超純水（pH=3.0）分3次進(jìn)行活化。萃取結(jié)束后，將HLB小柱真空干燥30 min，然后用6 mL甲醇分3次進(jìn)行洗脫，洗脫流速低于3 mL·min-1。收集洗脫液至玻璃離心管中，利用氮吹儀將洗脫液吹掃至近干，用甲醇：水（60：40）溶液定容至1 mL，經(jīng)0.2 μm濾膜過(guò)濾后轉(zhuǎn)移至1.5 mL棕色進(jìn)樣小瓶，利用高效液相色譜-三重四極桿質(zhì)譜（Thermo Scientific Ultimate 3000，USA）聯(lián)用儀進(jìn)行測(cè)定。樣品經(jīng)Hypersil Gold-C18（1.9 μm，2.1 mm×100 mm）色譜柱分離，柱溫25℃；流動(dòng)相A為5 mmol·L-1乙酸銨和0.1%甲酸溶液，流動(dòng)相B為甲醇，采用梯度洗脫；離子源為ESI，在正離子模式下，采用選擇反應(yīng)監(jiān)控模式（SRM）進(jìn)行檢測(cè)分析。大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類及磺胺增效類抗生素一起檢測(cè)，喹諾酮類抗生素單獨(dú)檢測(cè)。

1.4方法回收率與質(zhì)量控制

目標(biāo)抗生素通過(guò)外標(biāo)法定量。在優(yōu)化條件下，抗生素的回收率為68%～82%。以信噪比≥3時(shí)抗生素的濃度值作為儀器檢出限，結(jié)合樣品回收率及濃縮系數(shù)，15種抗生素的方法檢出限范圍為0.24～0.71ng·L-1。

2　結(jié)果與討論

2.1小清河流域地表水中抗生素污染特征

由圖2可見(jiàn)，小清河流域20個(gè)地表水中共可檢測(cè)到13種抗生素。其中，TMP和4種大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的檢出率為100%；5種磺胺類抗生素中，除了SAAM和STZ的檢出率較低（5%）外，其余3種的檢出率均大于80%；相對(duì)而言，氟喹諾酮類抗生素的檢出率較低，僅OFL和CIP的檢出率大于50%，而ENRO和NOR未檢測(cè)到。不同種類抗生素檢出率的差異可能是由其使用方式和環(huán)境行為引起的。大環(huán)內(nèi)酯類抗生素被廣泛用于人類疾病治療［9］；磺胺類抗生素是常用的獸藥，通常與TMP一起使用來(lái)增強(qiáng)藥效，此外，磺胺類抗生素在自然水體中水溶性好，且不容易發(fā)生吸附或降解反應(yīng)［10］。這些條件都可能導(dǎo)致大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類和磺胺增效類抗生素在地表水中的檢出率較高。我國(guó)政府規(guī)定水產(chǎn)養(yǎng)殖禁止使用STZ［11］，使用量減少可能導(dǎo)致其在地表水中檢出率較低。氟喹諾酮類抗生素易發(fā)生光降解［12］，容易被沉積物吸附［13］；此外，ENRO屬于獸用專用藥，NOR被禁止未成年人使用，使其用量受限。這都可能導(dǎo)致某些氟喹諾酮類抗生素在自然水體中含量較少，不容易被檢測(cè)到。

表1列出了可檢測(cè)到的13種抗生素的質(zhì)量濃度，TMP和OFL的最高濃度達(dá)到了μg·L-1的級(jí)別，其余的11種抗生素的濃度峰值均處于ng·L-1的級(jí)別。從濃度平均值來(lái)看，TMP的含量最高，為600 ng·L-1；5種磺胺類抗生素中，SMX的含量最高，為134 ng·L-1，其余4種的平均濃度均低于10 ng·L-1。原因可能是SMX價(jià)格相對(duì)較低［15］，在小清河流域內(nèi)SMX的用量較大，導(dǎo)致其在地表水中殘留量高。雖然4種大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的檢出率為100%，但除了ETM的含量較高（33.3 ng·L-1）外，其余3種的平均濃度均較低；4種大環(huán)內(nèi)酯類抗生素平均含量大小為ETM＞RTM＞AZM＞CTM，與國(guó)內(nèi)其他地表水中大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的濃度分布規(guī)律一致［11］。氟喹諾酮類抗生素中OFL的含量最高，為150 ng·L-1，其次是CIP（21.2 ng·L-1），ENO的平均濃度僅為6.30 ng·L-1。

圖2　15種抗生素的檢出率結(jié)果Figure 2 Percentages of detected antibiotics

表1　小清河流域抗生素濃度統(tǒng)計(jì)Table 1 Statistics of antibiotic concentrations in Xiaoqing River watershed

與國(guó)內(nèi)外地表水中抗生素濃度相比（表2），小清河流域TMP和OFL的污染嚴(yán)重，其最大濃度要遠(yuǎn)高于國(guó)內(nèi)外河流，其余幾種抗生素的濃度范圍與國(guó)內(nèi)外河流處于同一數(shù)量級(jí)?？傮w而言，小清河流域抗生素的濃度處于中等水平，大多數(shù)抗生素的最高濃度比國(guó)內(nèi)河流低，比大多數(shù)國(guó)外的河流高。

2.2小清河流域地表水中抗生素空間分布特征

圖3列出13種抗生素濃度的空間分布情況及各類抗生素總濃度的變化趨勢(shì)。如圖3a所示，大環(huán)內(nèi)酯類抗生素在流域上游濃度較高，從上游至下游，其濃度呈現(xiàn)出逐漸減小的趨勢(shì)。生活污水中通常可檢測(cè)到較高濃度的人用抗生素，而生活污水主要來(lái)自居民區(qū)，尤其是人口密集區(qū)，因此人口密集區(qū)下游往往是人用抗生素重災(zāi)區(qū)。M2位于濟(jì)南市槐蔭區(qū)出口，S4位于淄博市淄川區(qū)出口，S6位于淄博市臨淄市下游（圖1），在這3個(gè)站位都檢測(cè)到高濃度的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素。M1位于人口密集區(qū)上游，通過(guò)對(duì)比發(fā)現(xiàn)，M2站位的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的濃度明顯高于M1。另外，主成分分析（PCA）結(jié)果表明，4種大環(huán)內(nèi)酯類抗生素屬于同一組分（表3），說(shuō)明它們來(lái)自同一污染源。我國(guó)政策規(guī)定，水產(chǎn)養(yǎng)殖禁用ETM，CTM只能用于人類疾病治療［11］。以上的分析顯示小清河流域內(nèi)大環(huán)內(nèi)酯類抗生素主要來(lái)自生活污染源。

氟喹諾酮類抗生素是一種人獸共用藥，其濃度分布從上游到下游呈現(xiàn)出先減少后增加的趨勢(shì)，但上游濃度明顯高于下游（圖3 b）。與大環(huán)內(nèi)酯類抗生素分布規(guī)律相似，濃度較高的幾個(gè)站位也是M2、S4和S6，M1站位的濃度也非常低，說(shuō)明研究區(qū)內(nèi)氟喹諾酮類抗生素的主要來(lái)源也是生活污染源。下游河口區(qū)域濃度升高，可能跟水產(chǎn)養(yǎng)殖有關(guān)。根據(jù)以前的調(diào)查，萊州灣養(yǎng)殖區(qū)附近海域喹諾酮類抗生素污染嚴(yán)重［8］；另外，隨著鹽度增加，水中溶解性有機(jī)碳（DOC）濃度降低［24］。作為一種吸附能力很強(qiáng)的物質(zhì)，DOC的減少可能導(dǎo)致抗生素吸附量減小，從而使水體中溶解態(tài)的抗生素增多。

表2　國(guó)內(nèi)外地表水中抗生素濃度對(duì)比Table 2 Comparison of concentrations of antibiotics in global surface water

表3　13種抗生素的主成分矩陣Table 3 Component matrix of 13 antibiotics

小清河流域內(nèi)磺胺類抗生素的濃度分布較為平均（圖3 c）。下游區(qū)域檢測(cè)到較高濃度的SMX，可能跟水產(chǎn)養(yǎng)殖和集約化畜禽養(yǎng)殖有關(guān)。梁惜梅等［25］研究發(fā)現(xiàn)水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水是珠江口抗生素污染的主要來(lái)源，何秀婷等［26］在廣州海水養(yǎng)殖區(qū)的7個(gè)沉積物樣品中均檢測(cè)到磺胺類抗生素殘留，說(shuō)明養(yǎng)殖廢水對(duì)于周圍水域磺胺類抗生素污染的貢獻(xiàn)較大。S3可能位于點(diǎn)源污染附近，導(dǎo)致該站SMX的濃度很高。位于S3下游的M5站位，可能受其排入的影響，致使其SMX的濃度升高。S5位于博興縣湖濱鎮(zhèn)畜牧獸醫(yī)站下游不遠(yuǎn)處，我們?cè)谠撜疚粰z測(cè)到4種磺胺類抗生素，印證了磺胺類抗生素主要來(lái)自于動(dòng)物醫(yī)療。

TMP通常與SMX、SDZ等磺胺類抗生素配合使用來(lái)增強(qiáng)藥效。因此，其在空間上的分布規(guī)律應(yīng)與磺胺類抗生素相一致。圖3 d顯示，高濃度的TMP主要集中在靠近河口的下游區(qū)域，而流域上游和支流區(qū)域內(nèi)TMP的濃度較低，說(shuō)明下游水產(chǎn)養(yǎng)殖對(duì)TMP的污染有重要貢獻(xiàn)。另外，TMP在自然水體中很穩(wěn)定［27-28］，易使其濃度通常維持在較高水平。在人口密集的M2、S4和S6站位，TMP的濃度相對(duì)較低，說(shuō)明研究區(qū)生活污染并不是TMP的主要來(lái)源。

總體上，4類抗生素在地域空間上表現(xiàn)出不同的分布特征。其原因除了跟抗生素用量和使用方式有關(guān)外，土地類型、徑流量等環(huán)境因素也會(huì)影響抗生素在環(huán)境中的遷移。據(jù)Dutta等［29］報(bào)道，含有抗生素的地表水流經(jīng)河岸植被區(qū)時(shí)，其濃度會(huì)降低。Vaicunas等［30］在美國(guó)特拉華州的研究表明，磺胺類和四環(huán)素類抗生素與土地利用類型有較弱的相關(guān)性。而本文的數(shù)據(jù)顯示，在居民區(qū)下游可檢測(cè)到較高濃度的大環(huán)內(nèi)酯類和氟喹諾酮類抗生素，間接地反映出土地利用類型對(duì)地表水抗生素污染的影響。

2.3小清河流域地表水中抗生素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

通過(guò)計(jì)算風(fēng)險(xiǎn)商值（RQs）來(lái)評(píng)估研究區(qū)內(nèi)地表水中抗生素潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的大小。根據(jù)歐洲技術(shù)指導(dǎo)文件中有關(guān)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的介紹［31］，采用以下公式進(jìn)行計(jì)算RQs：

式中：MEC（Measured Environmental Concentration）為實(shí)測(cè)環(huán)境濃度，ng·L-1；PNEC（Predicted No Effect Concentration）為預(yù)測(cè)無(wú)效應(yīng)濃度，ng·L-1。

PNEC值通過(guò)查閱文獻(xiàn)獲得，或者通過(guò)收集急性或慢性毒理學(xué)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)與評(píng)估因子計(jì)算得來(lái)。本次調(diào)查基于“最壞情況”打算，采用抗生素的最大實(shí)測(cè)濃度來(lái)計(jì)算其相應(yīng)的RQ值。以最保守的方式評(píng)估13種抗生素的環(huán)境生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)（表4）。

為了更好地區(qū)分地表水中抗生素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)大小，RQ值被劃分為4個(gè)等級(jí)：RQs＜0.01為無(wú)風(fēng)險(xiǎn)，0.01＜RQs＜0.1為低風(fēng)險(xiǎn)；0.1＜RQs＜1為中等風(fēng)險(xiǎn)；1＜RQs為高風(fēng)險(xiǎn)［32］。13種抗生素的RQ值如表4所示，其中處于高風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)、中等風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)、無(wú)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的抗生素比例分別是38.5%、23.1%、38.5%。OFL、SMX、CIP、ETM和CTM 5種抗生素處于高風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，說(shuō)明它們對(duì)研究區(qū)地表水中相應(yīng)的敏感性生物構(gòu)成嚴(yán)重威脅。ENO、TMP和RTM處于中等風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，SAAM、STZ、SDM、SDZ和AZM對(duì)于研究區(qū)內(nèi)水生生物的生態(tài)威脅不顯著。

表4　13種抗生素的毒理數(shù)據(jù)及RQ值Table 4 Toxicity data and RQ values for 13 antibiotics

圖3　小清河流域抗生素含量分布Figure 3 Distribution of antibiotic concentrations in Xiaoqing River watershed

3　結(jié)論

（1）小清河流域地表水中有13種抗生素：大環(huán)內(nèi)脂類和磺胺增效藥甲氧芐啶的檢出率為100%；5種磺胺類抗生素中除了不常用的磺胺醋酰和磺胺噻唑外，其余幾種的檢出率都大于80%；喹諾酮類抗生素的檢出率相對(duì)較低。研究區(qū)內(nèi)大多數(shù)抗生素的濃度峰值均處于ng·L-1級(jí)別，TMP和OFL的最高濃度達(dá)到μg·L-1級(jí)別。與國(guó)內(nèi)外河流相比，小清河及其主要支流中大多數(shù)抗生素的濃度處于中等水平。

（2）空間分布上，大環(huán)內(nèi)酯類和喹諾酮類抗生素在人口密集區(qū)濃度較高，說(shuō)明這兩類抗生素與生活污染源緊密相關(guān)；磺胺類和磺胺增效類抗生素的高濃度主要集中在下游區(qū)域，可能跟密集的畜禽和水產(chǎn)養(yǎng)殖有關(guān)。

（3）根據(jù)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，小清河流域地表水中5種抗生素具有高風(fēng)險(xiǎn)性，3種抗生素處于中等風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。這些抗生素對(duì)水體中敏感性水生生物具有較高的毒性風(fēng)險(xiǎn)。因此，小清河流域地表水中抗生素污染問(wèn)題應(yīng)引起關(guān)注。

［1］Moreno-Bondi M C，Marazuela M D，Herranz S，et al.An overview of sample preparation procedures for LC-MS multiclass antibiotic determination in environmental and food samples［J］.Analytical and Bioanalytical Chemistry，2009，395（4）：921-946.

［2］Zhang Q Q，Ying G G，Pan C G，et al.Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the River Basins of China：Source analysis，multimedia modeling，and linkage to bacterial resistance［J］.Environmental Science&Technology，2015，49（11）：6772-6782.

［3］Sarmah A K，Meyer M T，Boxall A B A.A global perspective on the use，sales，exposure pathways，occurrence，fate and effects of veterinary antibiotics（VAs）in the environment［J］.Chemosphere，2006，65（5）：725-759.

［4］周啟星，羅義，王美娥.抗生素的環(huán)境殘留、生態(tài)毒性及抗性基因污染［J］.生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2007，2（3）：243-251. ZHOU Qi-xing，LUO Yi，WANG Mei-e.Environmental residues and ecotoxicity of antibiotics and their resistance gene pollution：A review［J］. Asian Journal of Ecotoxicology，2007，2（3）：243-251.

［5］馬吉?jiǎng)?，郭紅欣，梅澤本，等.山東小清河水質(zhì)污染原因及治理對(duì)策分析［J］.中國(guó)農(nóng)村水利水電，2003（8）：53-54. MA Ji-gang，GUO Hong-xin，MEI Ze-ben，et al.Analysis of causes and countermeasures of water pollution of the Xiaoqing River in Shandong［J］.ChinaRural Water and Hydropower，2003（8）：53-54.

［6］王立剛，李虎，王迎春，等.小清河流域畜禽養(yǎng)殖結(jié)構(gòu)變化及其糞便氮素污染負(fù)荷特征分析［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2011，30（5）：986-992. WANG Li-gang，LI Hu，WANG Ying-chun，et al.Changes in livestock operation systems and their contributions to manure nitrogen pollution loading in Xiaoqinghe Watershed，China［J］.Journal of Agro-Environment Science，2011，30（5）：986-992.

［7］山東省海洋功能區(qū)劃編制組.山東省海洋功能區(qū)劃［M］.北京：海洋出版社，2004：11. Editorial Group for Marine Functional Zoning of Shandong Province. Marine functional zoning of Shandong Province［M］.Beijing：China O-cean Press，2004：11.

［8］張瑞杰，張干，鄭芊，等.喹諾酮類抗生素在萊州灣及主要入海河流中的含量和分布特征［J］.海洋環(huán)境科學(xué)，2012，31（1）：53-57，61. ZHANG Rui-jie，ZHANG Gan，ZHENG Qian，et al.Concentrations and spatial distributions of selected quinolones antibiotics in Laizhou Bay and main rivers flowing into the bay［J］.Marine Environmental Science，2012，31（1）：53-57，61.

［9］Zheng Q，Zhang R，Wang Y，et al.Occurrence and distribution of antibiotics in the Beibu Gulf，China：Impacts of river discharge and aquaculture activities［J］.Marine Environmental Research，2012，78：26-33.

［10］Luo Y，Xu L，Rysz M，et al.Occurrence and transport of tetracycline，sulfonamide，quinolone，and macrolide antibiotics in the Haihe River Basin，China［J］.Environmental Science&Technology，2011，45（5）：1827-1833.

［11］Xue B M，Zhang R J，Wang Y H，et al.Antibiotic contamination in a typical developing city in South China：Occurrence and ecological risks in the Yongjiang River impacted by tributary discharge and anthropogenic activities［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2013，92：229-236.

［12］Jiao S，Zheng S，Yin D，et al.Aqueous photolysis of tetracycline and toxicity of photolytic products to luminescent bacteria［J］.Chemosphere，2008，73（3）：377-382.

［13］Zhang J Q，Dong Y H.Effect of low-molecular-weight organic acids on the adsorption of norfloxacin in typical variable charge soils of China［J］. Journal of Hazardous Materials，2008，151（2/3）：833-839.

［14］Jiang L，Hu X L，Yin D Q，et al.Occurrence，distribution and seasonal variation of antibiotics in the Huangpu River，Shanghai，China［J］. Chemosphere，2011，82（6）：822-828.

［15］Xu W，Zhang G，Li X，et al.Occurrence and elimination of antibiotics at four sewage treatment plants in the Pearl River Delta（PRD），South China［J］.Water Research，2007，41（19）：4526-4534.

［16］Jia A，Hu J Y，Wu X Q，et al.Occurrence and source apportionment of sulfonamides and their metabolites in Liaodong Bay and the adjacent Liao River Basin，North China［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2011，30（6）：1252-1260.

［17］Zheng S，Qiu X，Chen B，et al.Antibiotics pollution in Jiulong River estuary：Source，distribution and bacterial resistance［J］.Chemosphere，2011，84（11）：1677-1685.

［18］Tamtam F，Mercier F，Le Bot B，et al.Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various hydrological conditions［J］.Science of the Total Environment，2008，393（1）：84-95.

［19］Jesus Garcia-Galan M，Silvia Diaz-Cruz M，Barcelo D.Occurrence of sulfonamide residues along the Ebro River Basin removal in wastewater treatment plants and environmental impact assessment［J］.Environment International，2011，37（2）：462-473.

［20］Choi K，Kim Y，Park J，et al.Seasonal variations of several pharmaceutical residues in surface water and sewage treatment plants of Han River，Korea［J］.Science of the Total Environment，2008，405（1-3）：120-128.

［21］Locatelli M A F，Sodre F F，Jardim W F.Determination of antibiotics in Brazilian surface waters using liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry［J］.Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2011，60（3）：385-393.

［22］Shimizu A，Takada H，Koike T，et al.Ubiquitous occurrence of sulfon-amides in tropical Asian waters［J］.Science of the Total Environment，2013，452C-453C：108-115.

［23］Watkinson A J，Murby E J，Kolpin D W，et al.The occurrence of antibiotics in an urban watershed：From wastewater to drinking water［J］.Science of the Total Environment，2009，407（8）：2711-2723.

［24］Yan C，Yang Y，Zhou J，et al.Selected emerging organic contaminants in the Yangtze Estuary，China：A comprehensive treatment of their association with aquatic colloids［J］.Journal of Hazardous Materials，2015，283：14-23.

［25］梁惜梅，施震，黃小平.珠江口典型水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)抗生素的污染特征［J］.生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2013，22（2）：304-310. LIANG Xi-mei，SHI Zhen，HUANG Xiao-ping.Occurrence of antibiotics in typical aquaculture of the Pearl River Estuary［J］.Ecology and Environmental Sciences，2013，22（2）：304-310.

［26］何秀婷，王奇，聶湘平，等.廣東典型海水養(yǎng)殖區(qū)沉積物及魚(yú)體中磺胺類藥物的殘留及其對(duì)人體的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)［J］.環(huán)境科學(xué)，2014，35（7）：2728-2735. HE Xiu-ting，WANG Qi，NIE Xiang-ping，et al.Residues and health risk assessment of sulfonamides in sediment and fish from typical marine aquaculture regions of Guangdong Province，China［J］.Environmental Science，2014，35（7）：2728-2735.

［27］Alexy R，Kumpel T，Kummerer K.Assessment of degradation of 18 antibiotics in the Closed Bottle Test［J］.Chemosphere，2004，57（6）：505-512.

［28］巫楊，Mike W，Rai K，等.水體中磺胺甲惡唑和甲氧芐氨嘧啶的自然光降解［J］.環(huán)境化學(xué)，2013，32（6）：1081-1087. WU Yang，Mike W，Rai K，et al.Natural sunlight photodegradation of sulfamethazole and trimethoprimin aquatic environment［J］.Environmental Chemistry，2013，32（6）：1081-1087.

［29］Dutta S K，Inamdar S P，Tso J，et al.Concentrations of free and conjugated estrogens at different landscape positions in an agricultural watershed receiving poultry litter［J］.Water Air and Soil Pollution，2012，223（5）：2821-2836.

［30］Vaicunas R，Inamdar S，Dutta S，et al.Statewide survey of hormones and antibiotics in surface waters of delaware［J］.Journal of the American Water Resources Association，2013，49（2）：463-474.

［31］Sassman S A，Lee L S.Sorption of three tetracyclines by several soils：Assessing the role of pH and cation exchange［J］.Environmental Science&Technology，2005，39（19）：7452-7459.

［32］Hernando M D，Mezcua M，F(xiàn)ernandez-Alba A R，et al.Environmental risk assessment of pharmaceutical residues in wastewater effluents，surface waters and sediments［J］.Talanta，2006，69（2）：334-342.

［33］Baran W，Sochacka J，Wardas W.Toxicity and biodegradability of sulfonamides and products of their photocatalytic degradation in aqueous solutions［J］.Chemosphere，2006，65（8）：1295-1299.

［34］Eguchi K，Nagase H，Ozawa M，et al.Evaluation of antimicrobial agents for veterinary use in the ecotoxicity test using microalgae［J］.Chemosphere，2004，57（11）：1733-1738.

［35］Ferrari B，Mons R，Vollat B，et al.Environmental risk assessment of six human pharmaceuticals：Are the current environmental risk assessment procedures sufficient for the protection of the aquatic environment？［J］. Environmental Toxicology and Chemistry，2004，23（5）：1344-1354.

［36］Lutzhoft H C H，Halling-Sorensen B，Jorgensen S E.Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming［J］.Archives of Environmental Contamination and Toxicology，1999，36（1）：1-6.

［37］Isidori M，Lavorgna M，Nardelli A，et al.Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms［J］.Science of the Total Environment，2005，346（1-3）：87-98.

［38］Yang L H，Ying G G，Su H C，et al.Growth-inhibiting effects of 12 antibacterial agents and their mixtures on the freshwater microalga Pseudokirchneriella subcapitata［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2008，27（5）：1201-1208.

［39］Backhaus T，Scholze M，Grimme L H.The single substance and mixture toxicity of quinolones to the bioluminescent bacterium Vibrio fischeri［J］.Aquatic Toxicology，2000，49（1/2）：49-61.

Distribution characteristics and ecological risk assessment of antibiotic pollution in Xiaoqing River watershed

LI Jia1，2，ZHANG Rui-jie3，WANG Run-mei1，2，ZHANG Hua1*，JIANG De-juan1，ZOU Tao1，TANG Jian-hui1，Lü Jian1
（1.Key Laboratory of Coastal Environment Processes and Ecological Remediation，Yantai Institute of Coastal Zone Research（YIC），Chinese Academy of Sciences（CAS），Yantai 264003，China；2.University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，China；3.College of Oceanology，Guangxi University，Nanning 530004，China）

Concentrations of 4 types of antibiotics in the surface water of Xiaoqing River watershed were determined using solid-phase extraction（SPE）and high performance liquid chromatography tandem mass spectrometry（HPLC-MS/MS）.The spatial distribution of these antibiotics was also examined.The potential pollution sources were explored in combination with land use characteristics of the watershed. Also，ecological risk assessment was performed using calculated risk quotients（RQs）.Results showed that 13 antibiotics were detected in surface water samples，among which trimethoprim and macrolides were present in all water samples.The ranges of macrolides，quinolones，sulfonamides，and trimethoprim concentrations were respectively 2.18～84.9 ng·L-1，nd～1600 ng·L-1，nd～845 ng·L-1，and 1.88～3900 ng·L-1. Relatively high concentrations of macrolides and quinolones mainly occurred in the downstream of densely populated areas.Sulfonamides and trimethoprim were found in the downstream of areas with intensive aquaculture.The ecological risk level of 13 antibiotics was 38.5%，23.1%，and 38.5%at heavy pollution，medium pollution，and safety，respectively.Our study suggested that antibiotic pollution in the Xiaoqing River watershed was mainly caused by aquaculture wastewater and domestic sewage，and antibiotic pollution might pose threat to sensitive aquatic and benthic organisms in the watershed.

Xiaoqing River watershed；antibiotic pollution；distribution pattern；pollution source；ecological risk assessment

X820.4

A

1672-2043（2016）07-1384-08

10.11654/jaes.2016.07.022

2015-12-16

國(guó)家自然科學(xué)基金委-山東省聯(lián)合基金項(xiàng)目（U1406403）；中科院百人計(jì)劃項(xiàng)目；中科院重點(diǎn)部署項(xiàng)目（KZZD-EW-14）

李嘉（1990—），男，山東煙臺(tái)人，碩士研究生，從事新型有機(jī)污染物在河口區(qū)域的遷移模擬研究。E-mail：lijia3611@126.com

張華E-mail：hzhang@yic.ac.cn