抗生素在土壤中的残留分析研究进展

./目录TOC\o"1-3"\h\u3931前言 1109851抗生素土壤污染概况 127472抗生素在环境中的残留 2247062.1抗生素在环境的来源及去路 265012.2抗生素在环境中的迁移 2128722.3抗生素在土壤中的残留 316442.4对人类健康的潜在危害 4126173残留抗生素的分析方法 4286173.1样品前处理 461973.1.1提取方法 5203793.1.2净化方法 6169213.1.3浓縮方法 6247043.2检测方法 691733.2.1高效液相色谱法 6157853.2.2高效液相色谱质谱联用法 7180164结果分析 8257485展望 9参考文献……………………10.抗生素在土壤中的残留分析研究进展XX〔某某大学环境与植物保护学院,XX,XXXXXX摘要:抗生素的土壤污染和近年来已经引起了国外的极大关注。本文综述了国外对抗生素在土壤环境中的残留现状,为抗生素检测监控提供参考。国外研究表明不同提取和检测方法对抗生素残留分析的回收率不同,其中加速溶剂萃取〔ASE>和高效液相色谱质谱联用法〔HighPerformanceLiquidChromatography-massspectrometry,HPLC-MS>应用效果较好,并对土壤抗生素污染现状进行分析和展望。关键词：抗生素；土壤残留；检测方法；研究分析Abstract:Soilcontaminationandrecentyearshaveattractedmuchattention.Thispapersummarizesthestatusofantibioticsinsoilenvironment,andprovidesareferenceforthedetectionandmonitoringofantibiotics.Domesticandforeignstudiesshowthatdifferentextractionanddetectionmethodsfortheanalysisofantibioticresiduesindifferentways,includingacceleratedsolventextractionandhighperformanceliquidchromatographymassspectrometry.Keywords:Antibiotics;Soilresidue;Detectionmethod;Researchandanalysis前言抗生素是由细菌、真菌及其他生物〔动植物包括在在生命活动过程中产生的〔也可由其他方法获得的,能够抑制他种生物功能或杀死他种生物的有机质。随着现代生物技术快速发展,抗生素量产得以实现。抗生素在医疗和禽畜、水产养殖业发挥着积极不可替代的作用,但由于抗生素的选择作用,诱导细菌耐药性增强,使得灭菌处理办法渐渐失效,从而危及公众身体健康,增加社会的经济负担。此外,由于抗生素的滥用,使得它成为一种新型环境污染物,使用过后通过各种途经进入并残留于土壤环境中,造成对土壤质量、微生物及动植物不可忽视的影响,形成一种潜在的生态风险。目前,抗生素污染问题已经被许多发达国家〔如欧盟和美国列为重要的环境问题,相关的基础研究正在迅速开展。大多数抗生素由于其具有水溶性较好、体代后大部分以原形排出以及在环境中不易发生生物降解等特点,容易在环境中储存和蓄积[1]。,禽畜粪便用作生物有机肥料施用农田,其中还含有的活性抗生素在土壤表层积累或随径流进入地表水或渗入地下水,并随之迁移污染更大围的土壤,对人体健康造成影响[2]。目前致病菌耐药性的增加和扩散已经成为全球疾病治疗所面临的一个巨大问题。自Pruden等<2006>将抗生素抗性基因作为一种新型环境污染物提出之后,有关其在各种环境中的传播、分布特征及迁移转化机制等研究已引起广泛关注。一系列监测抗生素的技术被逐渐应用于其污染的环境领域,促进残留在土壤中抗生素污染的治理与预防。1抗生素土壤污染概况研究表明,动物和人类使用的抗生素后,只有很小一部分能被机体吸收,之后经过经基化、裂解、葡萄糖昔酸化等代反应生成无活性的产物,绝大部分〔以上抗生素不能被机体吸收,最终以原药形态直接排放于环境中[3]。人体或动物正常的新代只是抗生素等药物成分进入自然环境的渠道之一。相比之下,药物在生产过程中或未经使用〔过期和使用剩余药物即遭丢弃造成的污要严重得多。我国每年生产抗生素原料约21万t,其中出口3万t,剩下的18万t用于国医疗及农牧渔业使用,其中又有9.7万t用于畜牧养殖业,占年总产量的46.1%。大部分抗生素不能完全被机体吸收,高达85%以上抗生素以原形或代物形式由病人和畜禽排泄物排入环境,经不同途径对土壤和水体造成污染[4]。国际先驱导报在2015年7月报道：葡萄牙全国药品协会发布的一项统计中显示,其全国每年产生的药物垃圾总量高达近千万吨,其中多数为消费者过量购买,医生超剂量开具药方造成的浪费,而每年回收的废弃药物不足总量的1/5；美国调查人员曾对美国政府20年来的相关记录进行分析发现,包括一些大药厂在的美国制造业至少向水体排放了12.3万吨用于生产药物或工业及生活用品的化学物质,进而这些抗生素污染物随水体流动污染更大围的土壤。回收不到位导致抗生素污染,但这只是直接原因,背后的深层原因则是抗生素的滥用。除了人类病患使用,畜牧业中也存在抗生素滥用问题,并且这一领域更容易出现抗生素污染问题。英国《新科学家》杂志就曾报道说,每年欧盟国家消耗的抗生素总量中,约有一半用于治疗或预防家畜疾病。参与这项研究的瑞士联邦环境科学与技术研究所的科学家指出,这些抗生素不仅会通过肉类食品进入人类食物链,还会随家畜的排泄物大量进入农田生态系统,被农作物吸收。研究人员对瑞士一些农田里的泥土进行分析,发现其中抗生素含量很高。由于瑞士已经禁止在动物饲料中添加抗生素,这一发现意味着其它国家的农田抗生素污染可能更严重。尤其使人担心的是不易溶于水也不易分解的硫胺类药物,科学家估计瑞士农田里的硫胺药物含量可能高达1Kg/ha,他们认为这足以促使大肠杆菌等细菌产生抗药性,进而留下潜在的生态风险,危及人类社会和谐发展。因此分析抗生素在土壤环境中的分布、迁移、转化研究十分必要,借助分子结构参数与模型工具,对其土壤环境行为规律进行分析和研究,有助于土壤质量与农产品安全的提升[4]。2抗生素在环境中的残留抗生素的滥用使得越来越多的抗生素未经合理处理即释放到环境中,最后,经一系列的转归机制残留到土壤中,造成对土壤微生物群落的改变,引发严重的生态风险,抗生素在土壤中的残留分析日益受到人们关注。2.1抗生素在环境的来源及去路由抗生素的使用途径便可知,环境中抗生素污染来源主要是医用药物和农用兽药的使用。医用抗生素来源主要归为下列5类：①随病人尿液、粪便排出的处方抗生素；②抗生素生产过程产生的固体废弃物如菌濱,其主要成分为抗生素产生菌的菌丝体、残留培养基及少量抗生素及其降解物等。③在药瓶和医疗器械上残留的抗生素；④医药企业在生产过程中损失的抗生素；⑤医院、家庭丢弃的过期抗生素；目前兽药抗生素的使用和消耗远超出医用抗生素。兽药抗生素主要用于动物疾病的预防和治疗,在禽畜养殖业中作为动物饲料添加剂,来刺激动物生长,促进产量。兽药抗生素来源主要为：①动物养殖中,经动物粪便、尿液排出的抗生素；②水产养殖中,直接施用的兽药；③兽药生产过程中损失、废弃的兽药［7］。2.2抗生素在环境中的迁移含有抗生素的类便污水经城市污水处理厂处理后残留的污泥,用作农间施肥是抗生素进入土壤环境的主要途径,经雨水淋洗、地表径流,进入河流、湖泊造成地表水污染,同时土壤中的抗生素通过渗滤作用造成地下水污染。水产养殖业中抗生素的使用是水环境中抗生素来源的一个重要途径。水产养殖中,作为饲料添加剂被直接投加到水中的药物,只有极少部分能被鱼类食用,大部分是直接进入水体或吸附在水底游泥中,据估计有70%旳药物没有被鱼类食用,而是进入环境[5]。此外水体或沉积物的侵蚀可能会削弱抗生素在环境中的迁移[6]。药物生产过程损失的抗生素会随着废水进入城市污水处理厂,而废弃的药物被丢弃,当作垃圾填埋,最终进入到土壤和地下水中。抗生素的转归机理如表1所示：表1抗生素进入土壤环境的主要途径2.3抗生素在土壤中的残留丹麦的Sengelov[8]在长期施用猪粪的农田中发现了大量的抗性菌株,且猪粪使用量越大,抗性菌株的抗性越强,菌株抗性的增强侧面反映出当地农田土壤中的抗生素含量上升。Ho等[9]分析马来西亚土壤样品,发现强力霉素和氟甲喹最高浓度分别达78516.1μg/kg和1331.4μg/kg。Ji等[10]在多个饲养场中取样,发现氯霉素、磺胺和四环素的浓度围分别为3.27~17.85、5.85~33.37和4.54~24.66mg/kg。抗生素属于可离子化极性有机化合物,由于其在水中溶解度大,既可以离子形态存在又可以分子形态存在,从而导致它们在土壤/沉积物上的吸附机理比较复杂,可通过氢键、德华力等分子间作用力与土壤中有机质或无机胶体表面吸附位点作用,或通过阳离子交换、静电、键桥、配位或络合等多种作用被吸持在土壤中[11]。Boxall等〔2002提出土壤类型会影响抗生素在土壤中的吸附,黏壤质土壤与砂土相比,有更丰富的黏粒、有机质和氧化铁,因此比砂质土壤对抗生素有更强的吸附能力。Prado等[12]在研究泰乐菌素在活性污泥上的生物降解和生物吸附时发现,泰乐菌素的朗缪尔最大吸附量为7.7mg/g。泰乐菌素在土壤中的吸附顺序是：细有机黏土>细无机黏土>粗有机黏土>粗无机黏土,表明质地与有机物含量决定土壤对泰乐菌素的吸附能力。Hu等[13]对中国北方有机蔬菜基地的典型兽用抗生素在土壤、蔬菜和地下水中的存在和来源分析发现,抗生素主要通过水转运以及蔬菜的被动吸附,所有样品中抗生素的含量在冬季明显高于夏季,表明高温促进抗生素在土壤中的迁移与转化,抗生素在土壤中残留时间取决其降解速率。抗生素在土壤中的降解与它们的化学结构、所处的温度,以及其他一些因素如湿度、降雨以及土壤的性质等有关,自然条件下的影响因素较多,往往比试验条件下降解快。亚表层土壤抗生素残留量和检出率均高于表层土壤。抗生素在土壤中的降解速率常数与有机质、氧化铁、阳离子交换总量和黏粒含量成反比。Cruz等〔2003得出土壤有机质、氧化铁、阳离子交换总量、黏粒含量越高,抗生素在土壤中的降解速率越小,在土壤中就越稳定。泰乐菌素在土壤中降解也很快,半衰期在4~8天,也有报告显示半衰期高达67天[14]。Ingerslev等〔2001土壤湿度也是影响抗生素在土壤中降解的重要因素,通过改变土壤孔隙度、氧化还原电位、抗生素溶解性以及抗生素和土壤的吸附作用等对抗生素降解产生影响。袁蕾等在和两地对阿维菌素在油菜和土壤中残留及降解行为的研究表明,阿维菌素在油菜和土壤中的半衰期分别为1.7~1.8天和3.5~3.9天[15]。抗生素降解过程包括水解、光降解和生物降解。低浓度的抗生素易吸附于有机质含量高、静电作用强的黏壤质土壤；大多数抗生素降解过程主要受水分和pH的影响,以生物降解为主,也较易发生水解,在中性条件下水解较慢[4]。2.4对人类健康的潜在危害土壤中残留的抗生素会污染转移至水体,形成一个持久性抗生素释放源,抗生素及其衍生物能通过饮用水对人体健康造成威胁,虽然只是痕量残留,但是长期饮用随着在人体中的富集作用,会逐渐降低机体免疫力。同时,残留的抗生素通过食物链食物网传递,在高营养级生物体富集的浓度比环境中浓度扩大多倍,造成对高营养级生物的危害;在水产养殖中经常使用磺胺类、四环素类、喹诺酮类和某些氨基糖苷类抗生素,残留于水产动物产品的抗生素经摄入进入机体后,会有致敏,产生抗体的作用;更甚者可致癌、致畸、致突变或干扰人类的分泌系统［16］。3残留抗生素的分析方法抗生素作为一种新型环境污染物,已引起国际社会的广泛关注。进行土壤环境中抗生素残留的危险评估要解决的首要问题是建立和完善土壤抗生素的高精度多组分的检测分析方法。目前,土壤中抗生素的分析方法主要包括样品前处理和检测两部分。3.1样品前处理土壤样品中抗生素含量较低,而且土壤样品基质复杂,干扰测定物质多,待测抗生素不易从土壤中分离、提纯。样品前处理的目的就是把抗生素从土壤中分离提纯,除去样品溶液中对分析仪器、对目标物质分析造成损坏和干扰的杂质。同时,对样品基质中的微量抗生素进行富集并将目标物质转化为可检测的形式并溶于可进行分析的介质中。样品前处理的过程通常包括提取、净化和浓缩三步。在设计样品前处理方法时,必须考虑待测组分的理化性质、其存在状态、样品基质的化学组成、含有的可能的干扰物类型、所用处理方法对药物稳定性的影响以及最终形成的测定方法。土壤样品的前处理过程包括加速溶剂萃取、旋蒸浓缩、固相萃取、氮吹浓缩、复溶和过滤。加速溶剂萃取的作用将抗生素从土壤基质中分离出来。旋转蒸发的作用为去除溶剂中的乙睛,避免乙睛影响HLB小柱对抗生素的富集。固相萃取的主要作用有两个,其一为去除萃取剂中强阴离子等杂质,避免杂质干扰分析,损害仪器;其二为对抗生素进行富集。洗脱是用吸引力更强的甲醇溶液使附在HLB小柱上的抗生素进入甲醇中。氮吹浓缩的作用为去除洗脱HLB小柱甲醇溶液,使抗生素浓度达到检测器的响应围,也为下一步转变基质做准备。复溶的作用为改变待测组分基质,由纯甲醇转为更适用于质谱分析的甲醇一水溶<v:v=1:1>。磺胺类、喳诺酮类、四环素类及大环酷类抗生素是目前畜牧养殖业应用较广的抗生素,在环境中往往同时存在,因此本研究以上述四类抗生素为目标抗生素。己有的关于环境中抗生素的分析检测方法的报道很多[11-13],但多侧重于某一类抗生素的检测,同时检测多类抗生素的方法尚需改进和提高。此外,土壤中抗生素浓度较低,已有的HPLC-UV及HPLC-FLD等方法检测限较高且用时较长,不能满足精确测量实际样品中抗生素残留的要求。高效液相色谱一串联质谱<HPLC-MS>可以同时是测定样品中多个组分且灵敏度高,稳定性好,成为本研究首选的检测方法。3.1.1提取方法传统提取方法主要有机械摇动法、组织捣碎法、索氏提取法等,但上述方法普遍存在有机溶剂使用量大、操作步骤多、检测误差大等问题,应用己较少。目前常用的土壤抗生素提取方法为超声辅助提取〔SonicationAssistedExtraction,SAE>.加速溶剂萃取技〔AccaeleratedSolventExtraction,ASE>,作为一种新型的样品处理技术在国外已开始应用于土壤抗生素的提取。超声辅助萃取〔SAE>：超声辅助萃取在提取样品中主要作用为通过空化作用使分子运动加速,将超声波的能量传递到各个样品中,加快待测组分脱附和溶解的速度。超声辅助萃取具有操作简单,可同时提取多各样品的优点,目前已被广泛应用于药物残留、天然药物成分提取和医疗化工等分析领域。加速溶剂萃取〔ASE>：加速溶剂萃取是在较高温度和压力下,用有机溶剂萃取固体或半固体的自动化方法。通过提高温度能极大的减弱德华引力、氢键、目标物分子和样品基质活性位置的偶极吸引所引起的相互作用,同时降低溶剂粘度,加速溶剂向基体中扩散,加速目标物从基体进入到溶剂中。通过加压使溶剂在高温下保持液态并使萃取剂快速填满萃取池。ASE〔AccelerateSolventExtrac-tion技术是在高温、高压工作下提取目标物,通过提高目标物在溶剂中的溶解度,增加溶剂对基质的穿透力,来提高萃取效率,因而其广泛应用于土壤、底泥中有机污染物的萃取[17-20]。与传统提取方法相比,加速溶剂萃取具有有机溶剂使用量少、速度快、提取效率高、操作简便、自动化程度高等优点,已被美国环保局选定推荐的标准方法〔标准方法编号为3545。虽然ASE是近年才发展起来的新技术,但由于其优点突出,已受到分析化学界的极大关注,并在环境、食品和药物等领域得到广泛应用。目前,在环境分析中,已广泛用于土壤、沉积物、污泥、动植物组织、蔬菜和水果等样品中的农药、多环芳烃、多氯联苯等的萃取。经过分别用ASE方法和SAE方法处理加标200μg/kg的空白仁样,用优化后的HPLC-MS/MS进行检测,回收率结果见图1。采用ASE方法处理加标样品,目标抗生素回收率均在60%~85%,而SAE方法的回收率在50%~80%。可见。ASE方法的提取效果要好于SAE法。图1ASE与SAE提取加标200μg/kg土样的回收率比较[21]3.1.2净化方法在提取过程中,许多与待测组分溶解性相似的杂质会被一起分离并转移到萃取剂中。净化过程就是将待测组分与杂质分离幵来。常用的净化方法有液液萃取〔LiquidLiquaidExtraction,LLE>和固相萃取〔Solid-PhaseExtraction,SPE>液液萃取〔LLE>:是用选定的溶剂分离液体混合物中某种组分的过程。利用液体混合物中各组分在某溶剂中溶解度的差异最终达组分分离的目的。溶剂必须与被萃取的混合物溶液不相溶,具有选择性的溶解能力,而且性质稳定。固相萃取〔SPE>:是一个包括液相和固相的物理萃取过程,通过固相萃取小柱实现。固相萃取的主要作用有：去除干扰杂质、富集待测组分和根据分析需要改变待测组分的基质。在固相萃取中,固相对分离物的吸附力比溶解分离物的溶剂更大。因此,当样品溶液通过吸附剂床时,待测组分便会被吸附在其表面,而其他成分通过吸附剂床。固相萃取一般包括活化萃取柱、上样、洗脱三步。活化萃取柱是为了出去柱子杂质并创造一定的溶剂环境；上样即将样品转移入柱,去除杂质,富集待测组分；洗脱即用比吸附剂吸引力更强的溶剂将吸附于吸附剂床的待测组分洗脱下来。固相萃取通过选取不同的填料,基本能满足各种组分的分析要求,应用围广泛。本次研究采用SAX-HLB串联固相萃取小柱对土壤提取液进行净化和富集,柱主要作用为去除强阴离子杂质,柱主要作用为富集抗生素。3.1.3浓縮方法待测组分经过提取和净化后经常存在待测物溶剂与液相色谱分析不兼容、浓度低于检测器的响应围等问题,无法直接进行检测。这就需要对样品溶剂进行进一步处理,去除与液相色谱分析不兼容的组分,并对待测组分进行富集浓缩。常见的浓缩方法为溶剂挥发法,其实现方式主要有减压蒸溜和气流吹蒸两种。相应常用装置为旋转蒸发仪和氮吹仪。旋转蒸发浓缩是在减压加热的情况下将液体快速蒸发掉,浓缩速度快且可以回收溶剂。氮吹浓缩是指用氮气流将溶剂带出样品,仅适合少量液体的浓缩。为了减小浓缩过程的损失,蒸发温度不宜过高,吹蒸速度不宣过快,不能将样品直接蒸干,蒸干会导致蒸汽压高的组分被溶剂或气流带出,而极性高的组分也可能与样品基质或玻璃器皿结合的更加紧密,导致回收率的下降。本次研究采用旋转蒸发对萃取液进行浓缩,氮吹对洗脱液进行浓缩。3.2检测方法国外抗生素残留检测技术发展十分迅速,定性定量的方法主要有微生物法、薄层色谱法〔TLC>、酶联免疫法〔ELISA>、高效液相色谱法〔HPLC>和液相色谱质谱联用法〔HPLC-MS>。微生物法主要根据抗微生物药对特异微生物产生抑制作用这一特点来对环境中残留的抗生素进行定性定量的分析,这一方法曾是抗生素检测的主导方法。由于存在灵敏度低、操作复杂、耗时长、易受干扰等弊端,目前已不常用。薄层色谱法和酶联免疫法通常常用来作为样品的蹄选方法,在定量分析方面存在不足。现在常用的检测抗生素残留的方法有高效液相色谱法和色谱质谱联用法。3.2.1高效液相色谱法〔HighPerformanceLiquidChromatography,HPLC>:本世纪年代末年代初发展起来的一种新型分离分析技术。高效液相色谱仪由进样器、高压输液系统、色谱柱、检测器、数据分析与处理系统等部分构成,常配备检测器有紫外检测器〔UV>和突光检测器〔FLD>。根据选用检测器的不同分为高效液相色谱紫外检测〔HPLC-UV>和高效液相色谱焚光检测法<HPLC-FLD>。高效液相色谱法具有灵敏度高,检测迅速可实现自动化或半自动化等优点。目前己广泛应用于化学、医学、工业、农学、商检、法检等领域,并且在抗生素残留检测中也被广泛应用。3.2.2高效液相色谱质谱联用法〔HighPerformanceLiquidChromatography-massspectrometry,HPLC-MS>：具液相色谱的强分离能力,同时又具有质谱的高灵敏度和极强的定性鉴定能力,是目前检测痕量抗生素发展最迅速的分析手段之一。主要有部件有高效液相色谱仪、进样系统、离子源、分析器、检测器及数据采集及控制系统等。样品在质谱部分和流动相分离,由离子源对其进行离子化,之后,经质量分析器将离子碎片按质量数分开,最后由检测器得到质谱图。高效液相色谱质谱联用法具有分析围广、分离能力强、定性分析结果可靠、检测限低、分析时间快和自动化程度高的优点,几乎可以检测分析所有化合物。随着联用技术的趋成熟现已广泛应用于生物、食品、医药等行业。高效液相色谱法仅能显示色谱峰和保留值,不能提供待测组分的结构信息。通过保留时间定性仅适用与已知组分的定性分析,很难对待测组分做出准确的定性判断。高效液相色谱质谱联用法不仅可以通过组分结构信息进行准确定性定量,并且在质谱多反映检测模式〔MRM>下可以同时、专属、灵敏地定量测定供试样品中的多个组分。因此,本次研究选用HPLC-MS法对土壤中抗生素进行分析检测。目前用加速溶剂萃取方法〔ASE>提取动物性食品抗生素残留的研究已有报道[22],但在土壤抗生素领域的应用相对较少。国外已有关于提取土壤抗生素的研究国鲜见报道。在方法中,参数,尤其是温度和循环次数是影响提取效率的关键因素。同时,萃取剂和分散剂的选用也是方法需要重点考虑的对象。已有报道中,对于萃取温度、循环次数、萃取剂和分散剂的优化只涉及其中一种或几种,没有对四方面进行全方位优化,且存在提取抗生素种类单一的缺点。因此,本研究将针对上述四个方面对方法进行优化,建立同时提取多组分抗生素的更加完善的方法。擴胺类、喹诺酮类、四环素类及大环醋类抗生素是目前畜牧养殖业应用较广的抗生素,在环境中往往同时存在,因此本研究以上述四类抗生素为目标抗生素。已有的关于环境中抗生素的分析检测方法的报道很多丨但多侧重于某一类抗生素的检测,同时检测多类抗生素的方法尚需改进和提高。此外,土壤中抗生素浓度较低,己有的及等方法检测限较高且用时较长,不能满足精确测量实际样品中抗生素残留的要求。高效液相色谱串联质谱可以同时是测定样品中多个组分且灵敏度高,稳定性好,成为本研究首选的检测方法。依据美国EPAMethod1694〔2007>方法建立色谱质谱条件[23],并对其进行简化。美国EPA的液相色谱方法中流动A为含有0.3%甲酸和0.1%甲酸铵的水溶液,B相为乙睛:甲醇=1:1〔V/V,在0~33min采集时间里进行流速和流动相组合梯度变化的洗脱。本文将流动相条件改变为等度洗脱,为0.4%甲酸:乙睛=78:22CV/V>,采集时间12min,通过简化的色谱条件,能够保证目标物的离子化效率和灵敏度[24]。土霉素〔oxytetracycline,OTC、四环素〔tetracy－cline,TC、金霉素〔chlortetracycline,CTC及强力霉素〔doxycycline,DC通过土壤基质加标0.5μg·g-1的4组四环素标准样品,比较了Oasis-HLB、Oasis-HLB与MAX串联、Oasis-MAX固相萃取柱的净化效率和回收率,见图2。结果表明,HLB与MAX串联固相萃取柱的净化效果好于HLB和MAX单固相萃取柱的净化效果,而MAX单固相萃取柱的净化效果好于HLB单柱效果,说明土壤中有机质干扰物主要通过阴离子交换柱来进行去除。HLB与MAX串联固相萃取柱的回收率要低于单柱,因此选取Oasis-MAX固相萃取柱用于净化富集更优[24]。〔Oasis-HLB固相萃取柱和Oasis-WAX固相萃取柱〔WATERS公司4结果分析与国外发达国家相比,我国抗生素的残留监测、风险评估工作还很薄弱,而目前四环素类抗生素的检测方法更多集中于畜禽养殖农产品、食物领域中[25-27],急需高灵敏度、高选择性的土壤中四环素类抗生素残留检测方法。ASE-HPLC-MS/MS法测定土壤中四环素类抗生素残留,该方法具有较高灵敏度,检测限达到μg·kg-1痕量水平,样品加标回收率在60.1%～103.8%[24]。在空白土样基质溶液中加入TC、OTC、CTC、DC的混合标准溶液,分别配制浓度为0.002、0.005、0.010、0.050、0.1和0.5μg·mL-1的基质加标溶液,根据上述1.5小节中仪器条件进行分析,以峰面积与浓度作图,得出4个组分的线性方程和相关系数及线性围。结果表明,所测组分在表2中的浓度围有良好线性。方法检测限计算采用空白样品添加方法进行,配置TC、OTC、CTC、DC的基质混合标准溶液,不断稀释后得到高于3倍信噪比的仪器检测限和高于10倍信噪比的定量限,结果见表2,可见在该方法中：金霉素的线性围最广检出限定量限最高；强力霉素和土霉素的线性围一致检出限和定量限也基本相同,前者略高;四环霉素的检出限和定量限最小,回收率最大,线性围略比土霉素和强力霉素大。表2方法的线性围、线性方程、相关系数、检出限、定量限、回收率及精密度[24]菜田土壤样品中∑TCs的总检出率为64%,3种抗生素中土霉素检出率最低为18%,最高值达到105.6μg/kg<风干基>;四环素检出率为36%,最高值达到196.7μg/kg;金霉素检出率为32%,最高值达到477.8μg/kg[28]。、等地菜地土壤中3种四环素类单个化合物检出率为19.4%～96.8%,平均含量为9.6～44.1μg/kg［29］;长期使用养殖场粪肥的蔬菜基地土壤中OTC平均含量为9.0μg/kg,CTC平均含量为5.1μg/kg［30］。导致不同地区土壤调查结果差异明显的原因很多,既有有机肥本身残留水平的差异,也与不同作物、土壤施用有机肥数量差异巨大有关,与有机肥的分解速率以及抗生素在不同气候、土壤条件和微生物群系的积累特点也有关［31］。土壤样品中TCs的总检出率为64%。三种抗生素中,OTC检出率最低<18%>,最高值达到105.6μg/kg<风干基>,平均9.4μg/kg;TC检出率为36%,最高值达到196.7μg/kg,平均28.9μg/kg;CTC检出率为32%,最高值达到477.8μg/kg,平均48.9μg/kg。有6个菜田土壤样品<占调查样品的27.3%>TCs总量超过生态安全触发线,存在一定的生态风险。菜田土壤中的TCs的残留主要由畜禽肥带来,调查土壤中抗生素残留未随种菜年限延长而增加,温室和大棚土壤的TCs残留水平高于露地土壤[30]。奥地利的研究发现,虽然粪肥中CTC、OTC和TC含量分别高达46、29和23mg/kg,但施用该粪肥土壤中检测不到OTC和TC,而CTC含量却高达391μg/kg［32］。不同蔬菜根际理化特征也有差异,导致了根际微生物种群结构与功能不同,对不同抗生素的降解、吸收和积累特征不同,同一基地种植不同蔬菜,土壤中检测出的TCs组成特征也会不同［30］。由于TCs在我国养殖业中的使用普遍,虽然不同地区施用有机肥后土壤中TCs残留特征和残留水平不同,但是其检出率却普遍较高。5展望随着时代的进步,越来越多的新技术将被发明并用用于土壤抗生素的检测。此外,市场对蔬菜、瓜果等需求量和品质要求的提高,对土壤环境的质量更加重视。土壤中残留的抗生素作为持久性有机污染物,它在生态环境,特别是"有机肥一土壤一农作物"途径中产生的影响,会对人类的健康造成严重危害。贺德春等[33]按照农业生产模式种植小白菜与白萝卜,证明四环素等抗生素在人工控制和自然条件下,均可从施肥土壤中向农作物迁移,这种迁移途径增加了抗生素通过食物链传递对人类健康产生危害的风险。目前,较多的研究停留在抗生素在粪肥、土壤和农作物中的表面行为,但缺乏对机理方面的解释。由此,针对目前的研究,还需要在以下几个方面开展研究工作:<1>需要探讨土壤中各类抗生素的吸附、降解机理,使含抗生素的有机肥等在施入土壤前,将残留抗生素降至最低或去除,切断抗生素由肥料进人土壤的途径;<2>某些抗生素的降解产物同样具有生态毒性,在进行抗生素降解试验中,需对其降解产物有足够重视;<3>某些农作物<如紫花首蓓>可以主动吸收部分抗生素,且会对某类抗生素进行富集,在考虑使用具有此类功能的植物,进行被抗生素污染土壤修复问题的同时[34],更应该对此类植物成熟后,是否可以用作饲料添加物开展研究工作,这对农业及畜禽养殖业的可持续发展有重要意义。参考文献[1]史奕,牧秋,王俊,等.设施菜地土壤-植物系统中有机肥源抗生素的影响研究进展[J].农业环境科学学报,2010,29〔增刊：240-244.[2]CARBALLOEM,BARREIROCG,SCHARFS,etal.Envi-ronmentalmonitoringstudyofselectedveterinaryantibioticsinanimalmanureandsoilsinAustria[J].EnvironmentalPollu-tion,2007,148<2>.[3]周启星,罗义,王美娥.抗生素的环境残留、生态毒性及抗性基因污染[M].生态毒理学报,2007,2<3>:243-249.[4]英姿,徐振,颜冬云,徐绍辉.大环酯类抗生素在土壤中的迁移转化与毒性效应分析[J].土壤,2014,01:23-28.[5]DaughtonCG,TemesTA.Phammceuticalsandpersonalcareproductsintheenvironment:Agentsofsubtlechange.[J].EnvironmentalHealthPerspectives,1999,107<Suppl6>:907-938[6]KimSC,DavisJG,TrumanCC,AscoughIIJC,CarlsonK.Simulatedrainfallstudyfortransportofveterinaryantibiotics-massbalanceanalysis[J].JournalofHazardousMaterials,2010,175<1/3>:836–843[7]BoxallABA,KolpinDW,Halling-SrensenB,TollsJ．Areveterinarymedicinescausingenvironmentalrisks?EnvironmentalScience＆Technology,2003,37<15>:286A-294A．[8]SengelowG,AgersoY,Halling-SorensenB,etal..BacterialAntibioticResistanceLevelsinDanishfarmlandasaresultoftreatmentwithPigManureSlurry[J].Environmental,2003,28<7>:587-595.[9]HoYB,ZakariaMP,LatifPA,SaariN.Simultaneousdeterminationofveterinaryantibioticsandhormoneinbroilermanure,soilandmanurecompostbyliquidchromatography–tandemmassspectrometry[J].JournalofChromatographyA,2012,1262:160–168[10]JiXL,ShenQH,LiuF,MaJ,XuG,WangYL,WuMH.AntibioticresistancegeneabundancesassociatedwithantibioticsandheavymetalsinanimalmanuresandagriculturalsoilsadjacenttofeedlotsinShanghai,China[J].JournalofHazardousMaterials,2012,235/236:178–185[11]齐会勉,吕亮,乔显亮.抗生素在土壤中的吸附行为研究进展[J].土壤,2009,41<5>:703–708[12]PradoN,OchoaJ,AmraneA.Biodegradationandbiosorptionoftetracyclineandtylosinantibioticsinactivatedsludgesystem[J].ProcessBiochemistry,2009,44<11>:1302–1306[13]HuXG,ZhouQX,LuoY.Occurrenceandsourceanalysisoftypicalveterinaryantibioticsinmanure,soil,vegetablesandgroundwaterfromorganicvegetablebases,northernChina[J].EnvironmentalPollution,2010,158<9>:2992–2998[14]S?rensenHB,JacobsenAM,JensenJ,Sengel?vG,VaclavikE,IngerslevF.Dissipationandeffectsofchlortetracyclineandtylosinintwoagriculturalsoils:Afield-scalestudyinsouthernDenmark[J].EnvironmentalToxicologyandChemistry,2005,24<4>:802–810[15]袁蕾,王会利,建中.阿维菌素在油菜和土壤中残留及降解行为研究[J].环境化学,2011,30<2>:490–494[16］秋颖,金彩霞,吕山花．兽药残留及其对生态环境影响的研究进展［J］．农业科学,2008,36<16>:6943－6952．[17]ElisaConte,RosellaMllam,GiuliaMorah,etal.Comparisonbetweenacceleratedsolventextractionandtraditionalextractionmethodsfortheanalysisoftheherbicidediflufenicaninso-il.JournalofChro－matographyA,1997,765：121-125.[18]BERichter,JLEzzell,DEKnowles,etal.Extractionofpolychlori－nateddibenzopdioxinsandpolychlorinateddibenzofuransfromenvi－ronmentalsamplesusingacceleratedsolventextr-action<ASE>,2006,523：132-137[19].Chemosphere,1997,34〔5：915-918.[11]瑞萍,艺,黄应平.环境样品中四环素类抗生素的检测技术[J].化学进展,2008,20〔12：2075-2081.[20]虹,国平,丛强.固相萃取-色谱测定水、沉积物及土壤中氯霉素和3种四环素类抗生素[J].分析化学,2007,35〔3：315-319.[21]吴楠,乔敏.土壤环境中四环素类抗生素残留及抗性基因污染的研究进展[J].生态毒理学报,2010,05:618-627.[22]JuanC,MoltoJC,ManesJ,FontG.Determinationofmacro