獸藥土霉素的環(huán)境行為研究進展

陳桂秀,吳銀寶,2,3*

(1.華南農(nóng)業(yè)大學動物科學學院,廣東廣州510642;2.華南農(nóng)業(yè)大學農(nóng)業(yè)部生態(tài)農(nóng)業(yè)重點開放實驗室,廣東廣州510642;3.廣東省高等學校農(nóng)業(yè)生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境重點實驗室,廣東廣州510642)

自1929年青霉素被發(fā)現(xiàn)以來,抗生素在預防、治療人和動物的疾病中做出了重要的貢獻。四環(huán)素類獸藥由于具有質(zhì)優(yōu)價廉、廣譜抗菌性的特點,因此在畜禽生產(chǎn)中應用非常廣泛。據(jù)報道,此類獸藥在世界獸藥的生產(chǎn)和使用量方面排名第二,而在中國排名第一,其中以四環(huán)素、土霉素和金霉素在實際應用過程中應用最廣泛、使用量最大[1]。土霉素(oxytetracycline,OTC)是20世紀40年代發(fā)現(xiàn)的四環(huán)素族成員,是一種廣譜抗菌藥物,常作為牛、豬、家禽、魚等動物疾病的預防和感染的治療用藥,且由于其廣譜抗菌活性和低費用常被用作畜禽的抗菌促生長添加劑。Ajit K S報道:在歐洲,超過2 500噸四環(huán)素類作為治療用獸藥,并以土霉素應用最廣泛[2]。資料顯示,我國在2003年土霉素產(chǎn)量達到了10 000噸,占世界總產(chǎn)量的65%[3],而且目前土霉素的產(chǎn)量和用量還繼續(xù)呈上升趨勢。

土霉素進入畜禽體后,獸藥原形及其體內(nèi)代謝產(chǎn)物會隨糞尿等排泄物進入環(huán)境,給環(huán)境帶來風險。據(jù)統(tǒng)計,2002年全國畜禽糞便產(chǎn)生量約為17.3億噸,是工業(yè)固體廢棄物的2.7倍,其中全國豬糞產(chǎn)生量為12億噸,占畜禽糞便總量的46.9%[4]。目前已有許多研究者注意到土霉素隨畜禽糞尿進入環(huán)境后的生態(tài)毒理學效應,并且作了相應研究。本文主要對土霉素環(huán)境行為方面的研究進行綜述,為評價其在環(huán)境中的生態(tài)毒學效應提供參考。

1 環(huán)境中土霉素殘留的主要形式

研究表明,獸藥在體內(nèi)代謝率很低,而且不易在內(nèi)臟中沉積,因此進入動物體的獸藥會被動物以活性產(chǎn)物形式(原形或體內(nèi)代謝產(chǎn)物)隨糞便和尿液排出體外,而且以這種途徑排出的獸藥量約占獸藥用藥量的40%～90%[5]。以美國為例,目前抗生素類獸藥按每年用量約11 000噸計算,則每年從養(yǎng)殖業(yè)流入環(huán)境的抗生素就達到6 600噸～9 900噸[6]。

土霉素經(jīng)動物服用后其原形和體內(nèi)代謝產(chǎn)物會隨糞尿排泄到環(huán)境中。土霉素的代謝產(chǎn)物在結構和功能上與土霉素原形有一定的共性,即保持與土霉素原形共同的基本母核氫化駢四苯。在弱酸、強酸、強堿、加熱和氧化等5種環(huán)境條件下,土霉素可以產(chǎn)生多種降解產(chǎn)物,主要有4-差向土霉素(4-epi-oxytetracycline)、α-阿撲土霉素與β-阿撲土霉素(α-apooxytetracycline,β-apo-oxytetracycline)。同時,土霉素和土霉素鹽酸鹽本身里也含有20 g/kg的2-乙酞-2-去酞胺基土霉素(2-acetyl-2-decarboxamidooxytetracycline)、20 g/kg的四環(huán)素(tetracycline)、5 g/kg的4-差向土霉素(4-Epi-oxytetracycline)、20 g/kg的脫水土霉素(anhydro-oxytetracycline)。

1.1 4-差向土霉素

4-差向土霉素是土霉素在發(fā)酵和降解中產(chǎn)生的降解產(chǎn)物。在pH 2～6的水溶液中,特別是在有醋酸、甲酸、枸椽酸、磷酸等陰離子存在下,容易發(fā)生C4-二甲胺基的差向異構化形成4-差向土霉素。該反應是可逆的,達到平衡時溶液中差向土霉素的含量可達20%～60%。例如,土霉素在冰醋酸中于25℃反應20 h后,差向土霉素含量達27%。差向土霉素與土霉素的酸堿性不同,在酸性或堿性條件下,兩者的電離常數(shù)(pKa)相距較遠,等電點也有差異,因此可以用離子交換樹脂加以分離。

與土霉素原形相比,4-差向土霉素的抗菌活性大大降低,大約為土霉素的30%[7]。但4-差向土霉素對小鼠的急性毒性(LD501.21 mg/g)較土霉素鹽酸鹽(小鼠LD502.26 mg/g)大1.87倍,同時兩者混合后對毒性的影響有相加效應,表現(xiàn)為線性關系。在5%可信限下,在土霉素中如果含有4-差向土霉素10%以上,其毒性即可表現(xiàn)出來。

1.2 α-阿撲土霉素與β-阿撲土霉素

在土霉素加工成鹽酸鹽的過程中,因需接觸酸,可使土霉素通過不可逆脫水形成脫水土霉素(AOTC),即OTC在酸催化下首先發(fā)生C-5a、C-6的脫水芳構化,生成脫水土霉素。

AOTC在含羥基的溶劑,特別是酸性溶液中很不穩(wěn)定,容易使C-5位置的羥基造成環(huán)的斷裂,轉化為更穩(wěn)定的芳香族異構體α-阿撲土霉素與β-阿撲土霉素。α-apo-OTC和β-apo-OTC是同分異構體,兩者的性質(zhì)相似,并可在酸性(pH 1)、堿性(pH 8)溶液中互相轉變。因此,兩者在溶劑中可同時存在。α-apo-土霉素與β-apo-土霉素大約有土霉素原形7%～10%的抗菌活性[7]。研究表明,經(jīng)動物服用的土霉素在隨糞便排出后,在糞便和土壤間隙水中大約有2%的α-apo-OTC和β-apo-OTC。

1.3 2-乙酞-2-去酞胺基土霉素

2-乙酞-2-去酞胺基土霉素(ADOTC)是鏈霉菌在發(fā)酵過程中以雜質(zhì)形式伴隨土霉素生成的,是發(fā)酵副產(chǎn)物,也是土霉素中的主要雜質(zhì)。ADOTC和土霉素的化學性質(zhì)很相似[8],惟一不同的是C-2位置附近所攜帶的兩個化合物的化學差異,即ADOTC的結構與土霉素的差別僅在C2位上-CONH2換成了COCH3。兩者的酸堿性質(zhì)和絡合性質(zhì)相似,都容易與Ca2+絡合,ADTOC的pKa值為3.3,7.1和9.2,與土霉素的pKa(3.27,7.32,9.11)極為接近,可推斷它的等電點應與土霉素基本相同,因此發(fā)酵液中的少量ADOTC能夠在提取過程中與土霉素一起結晶析出,而混入產(chǎn)品中。

ADOTC對污泥活性細菌的抗菌活性僅為土霉素的3%。ADOTC抗菌活性降低的原因可能是其C-2位置含甲基酮而不是酰胺基,且這一特性使得ADOTC比土霉素更易溶于油脂,它的親脂性為土霉素的10倍[8],這也導致相對于土霉素原形ADOTC更易在生物體內(nèi)富集。

2 環(huán)境基質(zhì)中土霉素的殘留狀況

在畜禽糞便、廢水和土壤等環(huán)境基質(zhì)中經(jīng)常可檢出獸藥殘留,其中土霉素是檢出率很高的一種四環(huán)素類獸用抗生素。而且研究表明,排出體外后的獸藥原形及其主要體內(nèi)代謝產(chǎn)物仍然具有生物活性,同時代謝產(chǎn)物還能夠在環(huán)境中進一步形成獸藥原形。因此,在評價獸藥土霉素的生態(tài)毒理學效應時,首先必須測定環(huán)境基質(zhì)中獸藥土霉素的殘留濃度。

2.1 畜禽糞便

殘留于動物體內(nèi)的部分抗生素及其代謝產(chǎn)物,會隨動物糞尿排出體外。據(jù)報道,經(jīng)過處理的養(yǎng)豬場有機肥料中四環(huán)素類藥物高達4 mg/kg[9]。張慧敏等[10]對浙北地區(qū)畜禽糞便和農(nóng)業(yè)土壤中四環(huán)素類抗生素的殘留分析顯示,畜禽糞中土霉素的殘留范圍在0.59 mg/kg～11.63 mg/kg之間,殘留平均值為1.80 mg/kg,豬糞、雞糞、牛糞中獸藥土霉素的殘留量依次降低。劉新程等[11]在江蘇省采集了181個集約化養(yǎng)殖場畜禽排泄物樣品,分析了四環(huán)素類抗生素藥物的殘留情況。結果顯示,土霉素在排泄物中的檢出率為16.6%。Ling Z等[12]調(diào)查了中國8個省份的大型養(yǎng)殖場糞便中獸藥抗生素的殘留情況,結果顯示在豬糞、牛糞和雞糞中都有四環(huán)素類獸藥的殘留,其中獸藥土霉素的殘留范圍在59.06 mg/kg～59.59 mg/kg之間,且在各個地區(qū)和品種間殘留水平有顯著差異。這些畜禽糞便一旦用作肥料,必然給土壤及周圍環(huán)境帶來影響。

2.2 土壤

土壤中土霉素的主要來源為含有土霉素的畜禽糞便、污泥和廢棄物的土地利用。土霉素在土壤中的殘留主要受光照、溫度、與土壤的結合和吸附能力、降解速率和解吸性等影響。Paul K等[13]調(diào)查發(fā)現(xiàn),在英國某施過豬糞肥的土壤(0～37 cm)中土霉素的最大檢出量高達1.691 mg/kg。Hamscher G等[14]報道,在長期施用動物排泄物的表層土壤中,土霉素和氯四環(huán)素的最大殘留量分別高達32.3 mg/kg和26.4 mg/kg。在我國土壤中可檢測到的土霉素含量高達200 mg/kg,水產(chǎn)養(yǎng)殖場沉積物中土霉素濃度可高達285 mg/kg[15]。張慧敏等[10]采樣分析表明施用畜禽糞肥的農(nóng)田表層土壤中土霉素的檢出率為93%,殘留量在檢測限以下至5.172 mg/kg之間;施用畜禽糞肥農(nóng)田表層土壤土霉素的平均殘留量為未施畜禽糞肥農(nóng)田的38倍。Hamscher G等[9]認為,土壤中的四環(huán)素可生成代謝產(chǎn)物4-epi-OTC,隨著土層深度的增加,其代謝產(chǎn)物可由液體糞肥源源不斷地向土壤深處釋放,從而造成四環(huán)素含量隨土層深度而不斷增加。

2.3 水體

自從Watts C D等1982年首次在英格蘭的河水中發(fā)現(xiàn)了有抗菌藥的殘留,其中包括大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類和四環(huán)素類等。隨后,很多其他的抗生素也在地表水中被檢出。水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中也廣泛使用抗菌藥,通過飼料或直接添加于水體,主要為四環(huán)素類和磺胺類。Pouliquen H等[16]研究發(fā)現(xiàn),受養(yǎng)殖漁業(yè)的影響,海水中也存在不同程度的土霉素污染,特別是海洋沉積物中土霉素含量更高,達到500 μ g/kg～4 000 μ g/kg。Giorgia M L等[17]曾報道,在意大利某水產(chǎn)養(yǎng)殖場附近的底泥中檢測到土霉素的最高濃度為246.3 μ g/kg。因此,水體環(huán)境中土霉素的殘留已成為一個不容忽視的問題。

3 土霉素的環(huán)境行為

3.1 降解

在不同的環(huán)境條件下,獸藥會發(fā)生一種或多種降解反應。降解方式主要包括生物降解和非生物降解。一般降解過程會降低獸藥的藥效,但有些獸藥的降解產(chǎn)物有相當于獸藥原形的毒性甚至毒性更強,且可能在糞便中轉化回獸藥原形。Halling-Sorensen B等研究表明在土壤孔隙水中,除土霉素的代謝產(chǎn)物а-apo-OTC外,其他代謝產(chǎn)物非常穩(wěn)定,半衰期達到270 d,但只有土霉素及其代謝產(chǎn)物4-epi-OTC在土壤孔隙水中濃度較高,其他產(chǎn)物不到土霉素原形濃度的2%,因此在分析土霉素及其代謝產(chǎn)物的環(huán)境影響時僅考慮土霉素和4-epi-OTC即可[18]。

3.1.1 非生物降解 非生物降解主要包括光解和水解。獸藥本身的化學結構仍是其能否光解的決定因素,光解是土霉素非生物降解中最主要因素,可在水體和土壤兩種環(huán)境下進行?？锕鈧サ萚19]研究發(fā)現(xiàn),避光條件下雞糞中不同濃度的金霉素在15 d內(nèi)降解幅度都在10%以下,而在自然光照條件下,降解幅度達到90%以上。Jiao S J等[20]研究表明,土霉素的光解作用依賴于介質(zhì)pH的高低,pH增高時,光解作用加強。同時,在介質(zhì)中存在硝酸鹽和低濃度的可溶解的有機物時,土霉素的光解也加強。Jesus J等[21]研究報道,當水溶液pH＞8時,土霉素光解顯著增強,溶液中土霉素濃度越高,光解速率越慢。同時,光解過程中僅少數(shù)土霉素被礦化。在土壤環(huán)境中,光降解可在土壤表層幾厘米和液體糞肥表面發(fā)生作用。但在土壤深層,由于光很難到達,因此光解對土壤中土霉素的影響較小。Thiele-Bruhn等在田間試驗中發(fā)現(xiàn),在四環(huán)素的老化解毒過程中光降解過程所起的作用相對其他過程可以忽略不計。由此可知,在實際的土壤環(huán)境中光解對獸藥的降解作用很小,尤其是吸附在土壤顆粒表面以及進入土壤深層的獸藥更難降解。

水解也是獸藥在環(huán)境中發(fā)生降解的一個重要的非生物降解機制。研究表明土霉素在土壤間隙水中可以發(fā)生水解,水解過程受到土壤類型、pH、離子強度等影響。Xuan R C等[22]研究表明,溶液pH和溫度是影響獸藥土霉素水解的主要因素,溫度越高,水解越快。且獸藥土霉素在中性溶液下的水解速度快于酸性與堿性條件。當溶液中存在Ca2+能加速土霉素的水解,原因可能是土霉素與Ca2+形成螯合物后在陽光的照射下變得更為脆落。崔馨[23]研究發(fā)現(xiàn),當溶液中pH為7.0時,加入Ca2+、Mg2+、Zn2+和Cu2+等能加快土霉素的光解速率,而且離子含量越多,土霉素的光解速率就越大;在pH為8.5時,加入Ca2+和Mg2+,其結果與pH為7.0時相反。土霉素在不同溫度和pH條件下降解速率差異顯著,這表明它在不同水體(表面水體、廢水、地下水等)中的水解機制可能有差異。但水解過程主要發(fā)生在水體環(huán)境中,在土壤中所起作用較小。同時,光水解是環(huán)境透明水中土霉素降解的主要因素,光水解發(fā)生的部位一般是最具酸性的酯基或醚位上。

3.1.2 生物降解 生物降解是獸藥抗生素在環(huán)境中降解的最重要的途徑。生物降解主要有植物降解和微生物降解兩種方式。微生物降解指在微生物作用下,獸藥殘留物的結構發(fā)生改變,從而引起其化學和物理性質(zhì)發(fā)生改變,即通過將獸藥殘留物從大分子化合物降解為小分子化合物,最后形成H2O和CO2,其中耐藥細菌起最重要的作用[24]。大部分獸藥的降解在有氧條件下更容易進行,如土霉素在無氧活性污泥、表層水體和土壤中的降解速率相似或者稍低于在有氧條件下的降解。Gonsalves D等[25]研究發(fā)現(xiàn),即使重復施用土霉素于沙土中,20 cm以下的沙土也檢測不到土霉素的殘留。但在表層土壤中,土霉素施用40 d后,濃度仍大于25 μ g/g,其在土壤中持續(xù)存在時間長達18個月之久。土霉素在表層土中的固定化是由于表層土中含有大量的黏土及有機質(zhì)使得土霉素被牢固的結合在土壤顆粒的表面;還有一個原因可能是由于土霉素本身是一種廣譜性的抗生素,可殺滅多種細菌,因此很難被生物降解。

3.2 吸附

吸附是獸藥在環(huán)境中遷移和轉化的重要途徑,吸附過程反映了獸藥與土壤的相互作用,并可用于預測獸藥對環(huán)境的影響程度。獸藥一般含有多個可離子化功能團,在不同pH條件下,會以不同離子形態(tài)存在。就四環(huán)素類獸藥而言,主要是通過離子作用在土壤或黏粒上吸附。該過程和四環(huán)素類獸藥的性質(zhì)有關,在整個pH范圍內(nèi),四環(huán)素類獸藥分子局部帶有電荷,在pH在3～9范圍內(nèi),四環(huán)素類獸藥分子是兩性的,而土壤的pH大多在6～9范圍內(nèi),因此四環(huán)素類獸藥既可以與土壤中的陰離子也可以與陽離子發(fā)生作用。如土霉素含有6個-OH、2個-C=O、1個-CON2和1個-N(CH3)2,其中帶正電的-NH(CH3)2部分可通過靜電與土壤中帶負電的吸附位點作用,或通過與土壤表面附著的陽離子發(fā)生交換而被吸附,分子中的-OH和-CONH等功能基團,可在多價態(tài)金屬離子鍵橋的作用下吸附到土壤中的負電荷吸附位[26]。由于土霉素的吸附過程與不同pH條件下土霉素的存在狀態(tài)和結構上的多環(huán)共軛體系有關,因此該吸附過程存在一個最佳pH范圍,在不同的吸附劑和不同的吸附體系中土霉素的吸附性可能有較大差別。

土壤中有機質(zhì)對獸藥的吸附作用非常強,并與土壤類型和有機質(zhì)種類直接相關。土霉素在不同土壤中的吸附系數(shù)(Kd)變化很大,其值范圍從417(沙壤土)到1 026(黏土)。鮑艷宇等研究表明,土霉素初始濃度低時,原土和去除有機質(zhì)的土壤對土霉素的吸附差異不明顯;隨著土霉素初始濃度增加,原土和去除有機質(zhì)的突然對土霉素的吸附均增大,但在相同的土霉素溶液濃度下,后者對土霉素的吸附量卻明顯低于前者[27]。研究表明,四環(huán)素類獸藥可通過與Fe3+、Al3+和Cu2+等離子發(fā)生絡合作用,形成四環(huán)素獸藥(TCs)-多價離子-吸附介質(zhì)的三聯(lián)健橋,使得TCs在鐵、鋁氧化物、有機質(zhì)和粘土礦物表面的吸附能力顯著提高。同時,離子鍵橋作用也會顯著影響土壤對獸藥的吸附,如Cu2+離子可以顯著促進四環(huán)素在黏土和有機質(zhì)上的吸附[28]。

總之,土壤吸附作用使原來易降解的獸藥持久留存并在土壤中蓄積;同時獸藥的降解產(chǎn)物活性與母體藥物相比可能相應地增加或者降低,從而改變其環(huán)境行為。

3.3 遷移

獸藥抗生素以動物的糞尿為載體,通過各種途徑進入到土壤中,引起土壤中各種抗生素含量的變化。土壤中抗生素的含量與抗生素的種類、穩(wěn)定性及其在畜禽糞尿中的含量有關。獸藥的物理、化學性質(zhì)如水分配系數(shù)(Kow)、pKa和極性等指標,預示了其在固相環(huán)境基質(zhì)中的持留趨勢。例如,土霉素為弱酸弱堿性化合物,與土壤或底泥有較好的親和力。Kay P等[29]將含有土霉素的豬糞分別施于模擬耕作土壤和非耕作土壤的土柱中,研究土霉素在土壤中的遷移,結果在兩種土壤滲漏液中均未檢測到土霉素,但在兩種土柱中都檢測到了土霉素的存在,表明了土霉素對土壤的吸附非常強烈;而相似的田間試驗結果表明,土壤滲漏水中能夠檢測到土霉素殘留,其中排水溝中土霉素的濃度達到36 μ g/L。這就表明土霉素在土壤表面中具有一定的遷移能力,進入地下水的可能性較大。一般認為,高吸附化合物從土壤中向地下水遷移的模式是化合物借助土壤團粒的推動作用,通過土壤中的大孔隙向下移動。然而Kay P等[29]發(fā)現(xiàn)土壤中僅僅37%的四環(huán)素類抗生素是通過這種機制運移的,其余63%時存在土壤水相中。同時他還研究發(fā)現(xiàn),土壤中施加含抗生素的豬糞24 h后,人工淋洗后,地表徑流中土霉素可達71.7 g/L。普錦成等[30]為了解進入農(nóng)田后抗生素的去向及殘留動態(tài),選擇2個典型農(nóng)業(yè)土壤,利用田間小區(qū)試驗,研究了田間實際狀況下土霉素在土壤中的消解與運移行為。結果表明,土霉素在土壤中的降解和遷移與獸藥本身以及土壤性質(zhì)有關,土霉素在砂質(zhì)土壤(清水砂)中的遷移明顯高于粘壤土(泥質(zhì)田)。

Aga D S等[31]為研究土霉素在動物-糞便-土壤中的遷移規(guī)律,連續(xù)5 d給出生20 d的小牛(約65 kg)飼喂土霉素,每天以每頭牛75 mg/kg劑量飼喂,飼喂土霉素試驗結束后第2天糞便中獸藥土霉素量高達871.7 mg/kg。同時,將牛糞便作為氮肥施入土壤。結果表明,糞便施入土壤22 d后0 cm～5 cm土壤中四環(huán)素類抗生素及其代謝產(chǎn)物總含量為281.34 mg/kg,70 d后總含量為67.25 mg/kg,144 d后為3.60 mg/kg。由此可見,動物-糞便-土壤系統(tǒng)中獸藥的遷移轉化是一個值得關注的環(huán)境問題。

4 展望

土霉素的環(huán)境行為研究,尤其是在土壤環(huán)境中的研究才剛剛起步,取得的某些結果還不能得到很好的解釋,尤其是土霉素的環(huán)境行為研究大多只是停留在物理、化學因素上,而較少涉及到微生物的作用方面。同時在以往的研究中,較少涉及到土霉素降解產(chǎn)物的環(huán)境行為研究,更多的是研究獸藥原形,較少涉及其體內(nèi)主要代謝產(chǎn)物進入環(huán)境后所產(chǎn)生的環(huán)境效應。同時,由于土霉素具有殘留量大、吸附強、在環(huán)境中不易降解等特點,因此土霉素及其代謝產(chǎn)物的長期毒性研究也非常必要。

儀器在目前的分析條件下,環(huán)境中土霉素及其代謝產(chǎn)物的化學結構準確鑒定是完全可能的。但是,不容忽視的是土壤基質(zhì)的復雜性和異質(zhì)性給土霉素樣品的前處理帶來很大困難。

總之,當前多數(shù)有關土霉素環(huán)境行為的研究還只是停留在簡單的單因素研究階段,較少開展綜合性的生態(tài)評價。此外,由于土霉素環(huán)境行為方面的研究較少,使得在建立更加完善的模型或方法以預測土霉素環(huán)境濃度或評價其環(huán)境風險的過程中,缺少足夠的可利用數(shù)據(jù)和參數(shù)。今后需進一步研究土霉素原形及其主要代謝產(chǎn)物在環(huán)境中遷移、吸附和降解等行為及其影響因素。同時,還可采用現(xiàn)代生物技術,研究獸藥土霉素及其主要代謝產(chǎn)物的進入環(huán)境中的生態(tài)毒理學效應及其作用機理。

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