2025, Vol. 46
2. 中国科学院生态环境研究中心，中国科学院饮用水科学与技术重点实验室，北京 100085;
3. 广西绿城水务股份有限公司，南宁 530031
, WANG Yu-hang1 , KONG Mei-yan1 , ZHANG Xin-yi1 , PANG Yan1 , JIANG Cai-fang3 , XU Qian3 , DONG Hui-yu2 , YANG Min2 , LIU Min1,2
, LIU Shao-gang1,2
2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. Guangxi Nanning Water Co., Ltd., Nanning 530031, China
抗生素广泛用于预防和治疗人类和动物疾病，并作为畜牧养殖业中的生长促进剂，近年来随着抗生素销量和使用量持续增加，我国是世界上最大的抗生素生产和消费国[1]，有研究表明环境中的抗生素含量和检出频率与其使用量密切相关. 由于使用不合理、人畜代谢不完全以及传统污水处理厂去除不彻底，导致大量的抗生素排放到地表水和地下水中，抗生素的持续输入，容易引起耐药菌株的繁殖和耐药基因的传播，导致微生物群落结构改变，对水生生态系统产生不利影响[2].
目前，研究人员对全球范围内的地表水（河流、湖泊）、地下水及沉积物中抗生素浓度水平开展了大量研究[3~8]. 抗生素在各类环境介质中均有检出，其浓度从ng·L-1~µg·L-1不等[9]. Antos等[10]系统性综述了欧洲水环境中四环素的分布、归趋和去除情况，其研究表明该地区四环素平均水平为0~20 ng·L-1，其在水环境中浓度水平的相关研究主要集中在靠近波罗的海的国家，如芬兰，而冰岛和爱尔兰等抗生素污染水平研究相对较少. 该地区的地表水和地下水，甚至饮用水中普遍存在抗生素污染，最大浓度达37.0 µg·L-1[11]. 日本37条河流的抗生素浓度为ND~626.0 ng·L-1[12]；越南首都河内地表水中最高抗生素浓度为806.5 ng·L-1[13]. 我国黄河[14]、辽河[15]、长江[16]和珠江[17]等流域中抗生素浓度水平分别为1.04~67.6、ND~123、0.098~55.0和0.027~24.0 µg·L-1，其中，珠江流域抗生素浓度水平相对较低. Zhang等[18]根据58个流域36种抗生素的排放情况绘制了我国第一份抗生素污染地图；有研究发现，工业发达、养殖丰富和人口密集的东部和南部地区，特别是在人类活动频繁的城市周围抗生素的残留水平较高. 总体而言，不同国家和地区水环境中抗生素的赋存水平及时空分布存在明显差异，这可能与人类生产活动（人口密度、畜牧养殖）以及环境因素（降雨、温度）等密切相关. 因此，开展区域水环境中抗生素的赋存水平、来源解析及风险评估，对保障区域饮用水安全和生态环境可持续发展具有重要意义.
邕江流域是珠江流域西江水系的重要组成部分，干流全长133.8 km，自西向东流经广西首府南宁市，是南宁市重要的饮用水水源，为邕江沿岸工农业发展提供了充沛的水资源. 近年来，随着经济快速发展和城市规模不断扩大，邕江流域水环境质量面临较大压力和挑战. 目前对邕江流域的研究多集中在水环境中氮、磷及重金属等常规污染物的含量和分布规律等方面[19]，而对其抗生素的污染水平、分布特征及风险知之甚少. 因此，亟需对邕江流域多种抗生素的污染状况进行系统研究，以全面了解其抗生素污染程度和趋势. 本文选取4类38种典型抗生素作为目标物，以不同时期的广西邕江流域水体及沉积物为研究对象，分析抗生素的时空分布特征，并初步评价其生态风险，以期为邕江流域抗生素污染防治及水环境管理提供理论决策依据.
1 材料与方法 1.1 试剂与仪器38种抗生素标准品包括：磺胺嘧啶（sulfadiazine，SDZ）、磺胺二甲异嘧啶（sulfisomidine，SM2′）、磺胺噻唑（sulfathiazole，ST）、磺胺吡啶（sulfapyridine，SPD）、磺胺甲嘧啶（sulfamerazine，SM1）、磺胺对甲氧嘧啶（sulfameter，SFM）、磺胺甲噻二唑（sulfamethizole，SMT）、磺胺二甲基嘧啶（sulfamethazine，SM2）、马波沙星（marbofloxacine，MAR）、磺胺甲氧哒嗪（sulfamethoxypyridazine，SPD）、磺胺氯哒嗪（sulfachloropyridazine，SCP）、磺胺间甲氧嘧啶（sulfamonomethoxine，SMM）、磺胺多辛（sulfadoxine，SDX）、磺胺二甲异唑（sulfisoxazole，SOX）、磺胺苯酰（sulfabenzamide，SBD）、磺胺苯吡唑（sulfaphenazole，SPZ）、磺胺甲唑（sulfamethoxazole，SMZ）、氧氟沙星（ofloxacine，OFL）、培氟沙星（pefloxacin，PEF）、依诺沙星（enoxacin，ENO）、诺氟沙星（norfloxacin，NOR）、环丙沙星（ciprofloxacin，CIP）、恩诺沙星（enrofloxacin，ENR）、洛美沙星（lomefloxacin，LOM）、双氟沙星（difloxacin，DIF）、沙拉沙星（sarafloxacin，SAR）、红霉素（erythromycin，ERY）、吉他霉素（leucomycin，LM）、罗红霉素（roxithromycin，ROX）、螺旋霉素（spiramycin，SPI）、盐酸林可霉素（lincomycin hydrochloride，LIN）、盐酸克林霉素（clindamycin hydrochloride，CLI）、泰乐菌素（tylosin，TLS）、交沙霉素（josamycin，JOS）、四环素（tetracycline，TCY）、土霉素（oxytetracycline，OTC）、金霉素（chlortetracycline，CTC）和强力霉素（doxycycline，DOX）均来自北京华威锐科化工有限公司. 甲醇（HPLC-MS级）购自美国Thermo Fisher Scientific公司. 甲酸、硫酸、乙二胺四乙酸二钠盐、乙腈和丙酮购自美国Sigma公司. 其他化学试剂至少为分析纯，购于中国国药化学试剂有限公司. 实验用水均为超纯水（Milli-Q超纯水系统，美国）.
仪器包括液相色谱-质谱联用仪（Ttiplequad-5500，AB SCIEX，USA）、超声波清洗机（JP-060S，深圳洁盟清洗设备有限公司）、全自动高速离心机（TGL-15B，上海安亭科学仪器厂）、固相萃取仪（Supelco Visiprep 12 DL，德国默克）、涡旋振荡器（DMT-2500，杭州米欧仪器有限公司）和氮气吹干仪（BF2000，上海安谱实验科技股份有限公司）.
1.2 研究区域与样品采集本研究于2022年11月至2023年8月（枯水、平水和汛期），对广西邕江流域表层水样和沉积物进行样品采集. 采样点西起左、右江汇合点东至郁江交汇（南宁伶俐渡口），共设置22个位点，编号为Y1~Y22（图 1），其中干流位点14个（Y3、Y4、Y5、Y7、Y8、Y10、Y11、Y13、Y14、Y16、Y17、Y19、Y20和Y22），支流位点8个（Y1、Y2、Y6、Y9、Y12、Y15、Y18和Y21）. 使用不锈钢采水器在每个采样点采集5.0 L（水面下0.5 m）水样，每个位点采集3份，然后将3份样品混合进行分析；在采集水样对应位点使用不锈钢底泥采样器采集沉积物样品（个别位点因为水位上升，沉积物样品缺失）. 采集的样品避光保存（4.0℃），尽快运回实验室水体在24 h内提取分析完毕. 采集后沉积物样品，经干燥、研细和过筛处理后密封保存.
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图 1 邕江流域采样分布 Fig. 1 Sampling distribution of the Yongjiang River Basin (YRB) |
水样前处理方法：将1.0 L水样经0.45 μm玻璃纤维膜过滤，去除水体中悬浮性物质，依次加入3.0 mol·L-1硫酸调节pH值至3.0、0.5 g Na2EDTA溶解搅拌均匀. 采用固相萃取法（SPE）进行样品分离富集. 依次用10 mL甲醇和10 mL超纯水对HLB小柱进行活化，再以5~10 mL·min-1的速度进行水样富集；待上样结束，用10 mL超纯水淋洗小柱，随后利用真空泵抽干小柱（约40 min）[20]，用3×4.0 mL甲醇洗脱，收集洗脱液于样品瓶中；氮吹近干，用1.0 mL 0.01%甲酸水∶甲醇（3∶2，体积比）复溶. 过滤后上机测定.
沉积物处理方法：称取2.0 g沉积物样品于50 mL离心管中，加入20 mL Na2EDTA-Mellvaine缓冲液，涡旋混匀30 s；在4.0℃下超声15min，8 000 r·min-1离心10 min，收集上清液，残渣再用10 mL Na2EDTA-Mellvaine缓冲液重复以上步骤提取一次；残渣再用10 mL有机提取剂[甲醇∶乙腈∶丙酮（4∶4∶2，体积比），调节pH至4.0]提取；合并所有上清液，加入超纯水稀释至500 mL，按照水样前处理方法分离富集抗生素，上机待测.
1.4 仪器分析条件采用超高压液相色谱-质谱联用仪测定样品中的抗生素浓度. 色谱条件：色谱柱为Agilent ZORBAX.SB-C18（2.1 mm × 100 mm×3.5 μm），柱温30℃，流动相A为0.1%甲酸水、B为乙腈（含0.1%甲酸），流速为0.2 mL·min-1. 流动相洗脱梯度：0~5 min 70%A，5~6 min 65%A，6~7 min 60%A，7~9 min 40%A，9~12 min 5%A，12~15 min 5%A；进样体积为5.0 μL.
质谱条件：采用电喷雾离子源（ESI）正离子和负离子模式多反应离子监测模式进行分析；电喷雾电压正离子为5 500 V，负离子为4 500 V；离子源温度为350.0℃；雾化气压力：0.345 MPa；辅助加热气：0.345 MPa.
1.5 质量保证与质量控制本实验采用外标法对样品进行定量分析. 标准曲线浓度依次为10、20、50、100、200、300和500 ng·L-1，相关性系数（R2）为0.97~0.99，线性良好. 在实验过程中，在相同的操作条件下对样品、空白对照样、空白加标样和平行样进行测定. 空白加标回收实验结果表明，水样中抗生素加标回收率为30.8%~151.7%；沉积物中抗生素加标回收率为26.5%~169.8%，均满足质控要求. 方法检出限（method detection limit，MDL）为0.12~1.41 ng·L-1和定量限（reliable quantitation limit，RQL）为0.47~5.64 ng·L-1.
1.6 生态风险评价为了评价邕江流域表层水中抗生素对人体健康的风险，采用风险商方法（欧洲风险评估技术指导文件（European commission technical guidance document，TGD）对污染物的潜在生态风险进行评估[21]. 计算公式如下：
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(1) |
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(2) |
式中，RQ为风险商，无量纲；MEC为抗生素污染物在实际水体中的测定浓度（ng·L-1），PNEC为预测无效应浓度（ng·L-1），L（E）C50为急性和慢性毒性数据（其中，LC50为最低效应浓度，EC50为半效应浓度），LOEC为最低效应浓度；NOEC为最低无效应浓度；AF为评估因子. 毒性数据通过文献搜集获得，AF数值选自TGD中的生物毒性数据，急性和慢性毒性数据AF取值分别为1 000和100. 据Hernando[22]提出的RQ分类方法，根据所得RQ值可评价出该类污染物的生态风险. 当RQ < 0.01为无风险；0.01≤RQ < 0.1为低风险；当0.1≤RQ < 1为中等风险；当RQ≥1则存在高风险.
2 结果与讨论 2.1 表层水中抗生素浓度水平本研究对枯水、平水、汛期的邕江流域水样进行分析检测，共检出18种抗生素（枯水期14种、平水期14种、汛期13种），具体检出情况详见表 1，其中磺胺类（SAs）7种、喹诺酮类（QNs）9种、四环素类（TCs）2种. QNs是水体中主要的抗生素，SM2、CIP、PEF、NOR和LOM的检出率较高，达68.2%~100.0%，此外，DOX在枯水期检出率为100.0%（其它水文期均未被检出）；STZ、SM2、SML、SCP、SMX、SMT、OFL、ENO和SAR的检出率较低，为ND~27.3%（OFL在平水期的检出率稍高，达40.9%）. 各位点检出抗生素总浓度为22.9~1 394.2 ng·L-1，其中，枯水期的抗生素总浓度为27.6~322.3 ng·L-1、平水期的浓度为22.9~296.9 ng·L-1和汛期的浓度为48.7~1 394.2 ng·L-1.
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表 1 表层水中抗生素检出浓度及检出率1） Table 1 Specific concentrations and detection rates of antibiotics detected in surface water |
各类抗生素在不同水文期污染水平如图 2所示，枯水期时，SAs检出总浓度为ND~4.7 ng·L-1（平均值为1.2 ng·L-1），其中SM2′的检出率较高为95.5%（平均值为0.6 ng·L-1）；QNs检出总浓度为1.6~260.0 ng·L-1（平均值为94.2 ng·L-1）；TCs检出总浓度为7.0~50.7 ng·L-1（平均值为38.1 ng·L-1），其中DOX的检出率为100%（平均值为21.8 ng·L-1），PEF、NOR、CIP、LOM和DIF的检出率较高为40.9%~68.2%（平均值为1.8~24.4 ng·L-1）. 平水期时，SAs检出总浓度为0.6~31.5 ng·L-1（平均值为6.3 ng·L-1），其中SM2′的检出率为100.0%（平均值为0.7 ng·L-1）；QNs检出总浓度22.2~228.8 ng·L-1（平均值为150.7 ng·L-1）其中OFL、PEF、NOR、CIP和LOM的检出率较高为40.9%~81.8%（平均值为4.0~30.7 ng·L-1）. 汛期时，SAs检出总浓度为1.2~36.6 ng·L-1（平均值为7.8 ng·L-1），其中SM2′的检出率高达100.0%（平均值为1.4 ng·L-1）；QNs检出总浓度为43.9~1 391.3 ng·L-1（平均值为464.1 ng·L-1），其中PEF、NOR、CIP、LOM和DIF的检出率较高为68.2%~95.5%（平均值为3.9~60.5 ng·L-1）. 通过对比不同时期抗生素浓度水平，发现在邕江流域水体中SAs和QNs两类抗生素浓度随季节变化呈现汛期 > 平水期 > 枯水期的规律，而TCs类抗生素仅在枯水期检出. 结果表明该流域水体中抗生素浓度存在显著性差异.
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平水期和汛期TCs类抗生素在邕江流域未检出 图 2 各类抗生素在不同水文期污染水平 Fig. 2 Levels of contamination by various types of antibiotics in surface water |
邕江地表水各采样点的抗生素浓度分布如图 3所示，所有位点在各水文期检出总浓度中位数大小依次为：汛期（219.5 ng·L-1） > 平水期（157.2 ng·L-1） > 枯水期（123.9 ng·L-1），这与武俊梅等[23]报道的长江中游典型饮用水水源中抗生素呈相似的季节性分布特征，丰水期降雨可能增加雨污溢流和农业径流中药物的排放量，造成丰水期抗生素水平高于枯水期. 各位点抗生素的总检出浓度为22.9~1 394.2 ng·L-1，其中，干流的浓度为29.3~1 394.2 ng·L-1（汛期的平均值为431.2 ng·L-1），支流的浓度为22.9~1 272.6 ng·L-1（汛期的平均值为521.5 ng·L-1）. 枯水期时，位点Y15污染水平最高（总浓度为322.3 ng·L-1），以QNs为主，该点处于八尺江支流；位点Y5（总浓度为254.0 ng·L-1）、Y6（总浓度为246.7 ng·L-1）、Y18（总浓度为215.4 ng·L-1）和Y22（总浓度为179.5 ng·L-1）的抗生素浓度水平较高于其他位点，其中Y5（西乡塘区）和Y14（邕宁区）位于人口密集处，周边为住宅区，生活污水排放量较高；Y6处于心圩江支流，周边有生活住宅区且靠近动物园，该位点的抗生素污染水平可能与兽药使用密切相关；Y22周边有水产畜牧兽医站. 平水期时，位点Y1、Y6、Y7、Y12和Y14的抗生素污染水平较高，Y6与Y12为心圩江和良凤江支流；Y1周边设置有旅游区，附近有畜牧业；Y7为住宅区，附近设有商业广场，人类活动频繁；Y14位于主城区，人口密集且附近设有医疗设施. 汛期时，位点Y3、Y5、Y12和Y18的抗生素污染水平较高，多位于养殖区与人口密集处.
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图 3 邕江表层水中抗生素的空间分布 Fig. 3 Spatial distribution characterization of antibiotics in surface water of YRB |
抗生素在水体和沉积物中的分配是一个动态过程，主要受抗生素性质和水体及沉积物特性的影响[24]，因此，对邕江沉积物中抗生素进行分析. 共检出14种抗生素（枯水期11种、平水期13种和汛期7种），其中，QNs是主要检出类型，MLs仅在平水期检出，TCs在沉积物中未被检出. 沉积物中各种抗生素检出情况详见表 2. SM2′、NOR、CIP、ENR、LOM和DIF在3个时期中均被检出，其中NOR、LOM和DIF的检出率较高，分别为78.6%~93.3%、61.1%~80.0%和72.2%~93.3%. 从季节分布来看，各时期所有位点检出含量平均值依次为：平水期（227.7 ng·g-1） > 枯水期（165.6 ng·g-1） > 汛期（90.3 ng·g-1）. 各位点抗生素总含量：枯水期为37.2~329.2 ng·g-1、平水期为46.9~567.6 ng·g-1和汛期为27.2~102.8 ng·g-1.
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表 2 沉积物中各种抗生素的检出情况1） Table 2 Specific detection of various antibiotics in sediments |
通过对比国内外其他流域沉积物中抗生素水平可知，本研究中邕江沉积物中SAs在平水期的最高检出含量为68.6 ng·g-1，其平均值为32.3 ng·g-1，低于九龙江河口及厦门近岸[25]沉积物中SAs的检出（检出量为ND~104.9 ng·g-1）；而邕江MLs的检出含量（ND~4.7 ng·g-1）与九龙江河口[26]区域相当；QNs也在平水期中检出最高，含量为34.6~576.9 ng·g-1（平均值为381.0 ng·g-1），明显高于闽江河口区域[27]、黄河和辽河沉积物[28]中QNs的检出，检出量分别为0.03~15.6、ND~98.8和ND~222.9 ng·g-1，远低于海河[29]的检出（检出量为5.2~6 887.0 ng·g-1），与湘江[29]中QNs的检出相当（检出量为3.8~487.0 ng·g-1）. 邕江单种抗生素检出含量为ND~484.5 ng·g-1，高于海南省饮用水源地[30]和美国Cache La Poudre河[31]，其单种抗生素检出含量分别为ND~10.3和1~102.70 ng·g-1. 总而言之，邕江沉积物中的抗生素处于中度污染.
2.4 沉积物中抗生素的空间分布各位点抗生素总含量（图 4）：枯水期为37.2~329.2 ng·g-1、平水期为46.9~567.6 ng·g-1和汛期为27.2~102.8 ng·g-1. 从整体来看，除汛期外，下游附近（Y19~Y22）的抗生素含量较其他区域高. 其中，Y20（平水期，444.7 ng·g-1）和Y21（枯水期，310.49 ng·g-1）的抗生素水平较高，主要由SAR贡献，另枯水期Y2的抗生素含量也较高，调查发现，Y2和Y20附近设有种植和畜牧区，Y21附近设有医疗设施区（牙科医院），受特定点源污染影响较大. Y12在平水与枯水期检出浓度较高，该位点位于良凤江支流，其污染程度较高，另Y10~Y13的抗生素总浓度也较高，主要位于主城区，与生活污水排放有关，受人类活动影响较大.
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图 4 邕江沉积物中抗生素空间分布特征 Fig. 4 Spatial distribution characterization of antibiotics in the sediments of YRB |
本研究总结了国内外流域水体中抗生素的浓度水平见表 3. 与其他流域相比，邕江水体中SAs的检出浓度远低于日本多摩川、法国塞纳河以及国内太湖、汾河等流域，与瓯江浓度水平相当；QNs检出浓度低于赤水河、洪湖、渭河和太湖，高于汉江、南四湖及日本多摩川和法国塞纳河，与汾河浓度水平相当；邕江QNs检出以NOR、SAR和PEF为主，而汾河QNs检出以ENR、OFL、NOR为主；TCs检出低于太湖、赤水河和洪湖等，高于潮白河和汉江，其与锦江和瓯江检出浓度水平相当且检出TCs以DOX为主. 总体而言，邕江水体中抗生素的检出量处于较低水平.
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表 3 国内外地表水表层水中抗生素浓度水平1） Table 3 Antibiotic concentration levels in surface water in other regions |
2.6 抗生素在水-沉积物间的分配规律
已有研究表明，抗生素在水体与沉积物中的分配大致可分为以下两种情况[43，44]：水体中的抗生素因浓度梯度迁移或重力沉降至沉积物中，因而沉积物可吸附、富集水体中的抗生素；一定条件下，沉积物作为吸收来源，逆释放抗生素于水体，使其浓度增加[45]. 对水体与沉积物中检出的不同种抗生素之间的相关性进行统计学分析，如表 4所示，水体中的SM2′与沉积物中的SAR、沉积物中的ENO与水体中的SMT和SML、沉积物中的ENR与水体中的STZ具有显著相关性. 由于地表水的流动性，很难准确描述实际水环境中化合物在沉积物与水中的分配行为，研究人员使用伪分配系数[46]（Kd，化合物在沉积物和水体中的浓度比值）评价其在两种介质中的分配情况. 如图 5所示，不同水文期中DIF的Kd值最高，为0~20.4 L·kg-1，QNs的Kd值较SAs大. 枯水期中，除DIF Kd值大于10外，其余各种抗生素的Kd值波动范围较小，为0~9.3 L·kg-1，其中NOR和CIP的Kd值相当. 平水期时，除NOR的Kd值较枯水期有所减少，其余抗生素Kd值相比枯水期均呈增加趋势，DIF的最大Kd值为20.4 L·kg-1，几乎比其他抗生素的Kd值高一个数量级，这可能与不同抗生素在沉积物中的吸附能力强弱有关. 汛期中，各种抗生素的Kd值都较其他时期小，这可能与汛期地表水的高流动性相关.
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表 4 水体与沉积物中不同抗生素之间的相关性1） Table 4 Correlations between different antibiotics in water and sediments |
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图 5 邕江水环境中抗生素的伪沉积物-水分配系数 Fig. 5 Pseudo-sediment-water partition coefficient of antibiotics in YRB |
从整体来看，一些位点抗生素检出较高主要受点源污染影响（如Y1和Y2附近设有种植畜牧业，Y21附近有牙科医院等）；Y5和Y10~Y15位于人口密集处，周边多为住宅区域，其抗生素污染程度与人类活动密切相关. 就检出浓度而言，SAR、NOR、ENO、LOM和PEF的检出水平量高于其他抗生素. 其中，SAR检出浓度值最高，其作为新型动物专用药，主要用于畜牧养殖业，其在邕江流域中被检出表明，邕江水质可能受养殖废水影响；NOR是治疗肠道感染的常用药，夏、冬季是胃肠道疾病的高发期，导致NOR需求量增加，故其在枯水期与汛期中检出浓度较平水期高；NOR、PEF、ENO和LOM主要用于治疗多种感染性疾病，如尿路感染、呼吸道感染及消化道感染等，以上抗生素在邕江水体中的检出浓度较其他物质高且检出率也较高，表明邕江流域抗生素污染很大程度上受生活污水的影响.
为了进一步探讨水体中的抗生素与其他环境因素之间的相关关系，本研究现以邕江典型汛期为例，基于主成分分析对常规水质指标及抗生素相关性进行综合评价. 结果表明，主成分1（PC1）和主成分2（PC2）分别解释了总方差的22.7%和18.4%[图 6（a）]，根据皮尔逊的相关性热图所示[图 6（b）]，分布在PC1正轴上的UV254、pH、SM2′和PEF，其中SM2′、PEF与UV254在0.01级别呈显著正相关；分布在PC2正轴上的总氮（TN）、电导率（σ）、STZ、SAR、DIF和NOR，其中TN与STZ在0.05级别呈显著正相关. 水体中检测的11种抗生素与pH值、DO和TOC无显著相关关系. 另外，PEF与SM2′、DIF与STZ表现出显著的正相关，表明水体中这两组抗生素之间可能有相似的来源及环境行为.
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*表示显著性P≤0.05，**表示显著性P≤0.01 图 6 邕江水体抗生素浓度分布与常规水质指标的主成分分析 Fig. 6 Principal component analysis of antibiotic concentration distribution and conventional water quality indexes in YRB |
抗生素进入水体后，将会对水生生物产生生态毒性，鉴于目前国内外针对抗生素的环境风险研究还不完善. 因此，为了掌握邕江水生态环境的现状，阐明邕江水环境中抗生素的潜在影响. 综合ECOSAR毒性数据库（http://cfpub.epa.gov/ecotox）和前人的研究成果[33，47~49]得到PNEC值，具体见表 5（部分生物毒性数据未查询到，其中仅列出已有的参考数据），对低等水生生物如绿藻、水蚤和鱼，利用风险熵法对邕江水体中抗生素的生态风险进行评估，结果如图 7所示. 结合抗生素在各位点检出水平与生态风险评价结果可知，OFL、NOR、ENO、SAR和LOM属于高风险水平. 多数位点的抗生素对水蚤的潜在生态风险大于鱼类和藻类，其主要来自于NOR和LOM贡献. OFL和SAR对藻类具有高风险，LOM对水生无脊椎类生物存在高风险；NOR对藻类和鱼类的生态风险较水生无脊椎类高，且对藻类存在中度及高度风险. 中风险水平的抗生素有STZ、ENR、DOX和OFL. 其中，STZ、ENR和DOX对藻类有中度风险，OFL对鱼类、藻类均存在中度风险，而SMZ属于低风险水平，其对藻类具有较低的潜在风险. SMT、CIP、SCP、SML和TCY无潜在生态风险.
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表 5 抗生素生态毒理数据1） Table 5 Ecotoxicity data of antibiotics |
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HR：high risk，高风险；MR：medium risk，中风险；LR：low risk，低风险 图 7 邕江流域水体中抗生素生态风险 Fig. 7 Ecological risk of antibiotics in water bodies in the YRB |
（1）对邕江流域22个地表水采样点进行测定分析，共检出18种抗生素，枯水期14种、平水期14种、汛期13种，检出浓度为ND~1 166.0 ng·L-1，水体中各个季节抗生素污染程度排序：汛期 > 平水期 > 枯水期；干流的浓度为29.3~1 394.2 ng·L-1，支流的浓度为3.1~1 272.6 ng·L-1. 检出率最高的是SM2′（95.5%~100%），SAR检出含量（平均值为311.5 ng·L-1）最高，多数抗生素检出浓度平均值小于10 ng·L-1，表明邕江水体中抗生素水平具有较大的时空分布差异性.
（2）沉积物中共检出14种抗生素，枯水期11种和平水期13种，浓度为ND~484.5 ng·g-1. 其中OFL、PEF、NOR、LOM、SAR和DIF在邕江流域沉积物中检出含量较高；各水文时期沉积物中抗生素含量排序依次为：平水期 > 枯水期 > 汛期.
（3）生态风险评价表明，邕江流域水体中的中高风险抗生素有5种，分别为OFL、NOR、ENO、SAR和LOM，其中OFL、SAR对藻类具有高风险，NOR对藻类、鱼类均存在高风险，LOM对水生无脊椎类生物存在高风险，NOR、LOM应引起高度重视. 抗生素长期累积作用产生的危害仍不可忽视. 与国内外其他国家或地区河流相比，邕江流域水体和沉积物中抗生素整体污染处于中等及偏下水平.
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