全 文 ：中国生态农业学报 2009年 9月 第 17卷 第 5期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Sept. 2009, 17(5): 954−959


* 教育部博士学科点专项科研基金(20060335018)资助
** 通讯作者, E-mail: mkzhang@zju.edu.cn
普锦成(1985~), 男, 硕士研究生, 主要从事土壤与环境方面的研究。
收稿日期: 2008-09-12 接受日期: 2008-12-03
DOI: 10. 3724/SP.J.1011.2009.00954
泰乐菌素和土霉素在农业土壤中的消解和运移*
普锦成 章明奎**
(浙江大学环境与资源学院 浙江省亚热带土壤与植物营养重点研究实验室 杭州 310029)
摘 要 长期施用禽畜排泄物可导致抗生素在土壤中的积累, 对环境产生不良影响。为了解进入农田后抗
生素的去向及残留动态, 选择 2个典型农业土壤, 利用田间小区试验, 研究了田间实际状况下泰乐菌素和土
霉素 2 种抗生素在土壤中的消解与运移行为。研究表明, 抗生素在土壤中的消解和运移与抗生素种类和土
壤性质有关。抗生素在砂质土壤(清水砂)中的下移明显高于粘壤土(泥质田), 泰乐菌素在土壤中的垂直迁移
强于土霉素。表层土壤中抗生素因降解和下移随时间逐渐下降, 消解速率在试验初期大于后期, 并且土霉素消
解速率大于泰乐菌素。砂质土壤中抗生素的消解速率在试验初期明显高于粘壤土, 但至试验后期, 二者渐趋相
似。田间条件下测得的抗生素消解速率明显低于实验室条件下, 这可能与抗生素进入田间深层土壤后稳定性
增加有关。农田施用抗生素初期产生的径流中含较高浓度的抗生素, 但随时间(10 d之内)很快下降至检测下限
以下; 试验初期径流中抗生素浓度为泰乐菌素大于土霉素, 砂质土高于粘壤土。
关键词 禽畜排泄物 抗生素 农业土壤 土壤类型 抗生素的消解与淋移
中图分类号: X171; S181 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2009)05-0954-06
Dissipation and leaching of oxytetracycline and tylosin
in typical agricultural fields
PU Jin-Cheng, ZHANG Ming-Kui
(Zhejiang Provincial Key Laboratory for Subtropical Soil and Plant Nutrition, College of Environmental and
Resource Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China)
Abstract Antibiotics used in livestock production may be present in manure and slurry as parent compounds and/or metabolites.
And environments may therefore be exposed to these antibiotics due to the application of animal manure in agricultural lands. In
order to understand the environmental fate of two typical antibiotic compounds tylosin (C46H77NO17) and oxytetracycline
(C22H24N2O9HCl) in agricultural fields, liquid pig slurry was fortified with the antibiotics and then applied on field plots. The leach-
ing, dissipation and surface runoff under field conditions were investigated. The results show that both degradation and leaching
behaviors of the antibiotics are related with antibiotic kind and soil property. Vertical migration of the antibiotics is greater in sandy
soils than in clay-loam soils. Transfer capacity of tylosin in soils is greater than that of oxytetracycline. Dissipation rate of antibiotics
in surface layers is greater in sandy soils than in clay-loam soils at the initial stage, but eventually becomes similar for both soil types.
Degradation rate of oxytetracycline in surface soils of both soil types is greater than that of tylosin. It is observed that degradation
rates of the antibiotics measured under field conditions are much smaller than those measured under laboratory conditions. This sug-
gests that antibiotics become stable as they enter into the deeper soil layer. Runoff losses of antibiotics mainly occur at the initial
stage of manure application. Concentrations of the antibiotics in runoff are greater in sandy soils than in clay-loam soils. Tylosin
poses a greater risk of ground surface water contamination.
Key words Livestock excreta, Antibiotic, Agricultural soil, Soil type, Antibiotic dissipation and migration
(Received Sept. 12, 2008; accepted Dec. 3, 2008)
第 5期 普锦成等: 泰乐菌素和土霉素在农业土壤中的消解和运移 955


自 1928年亚历山大弗来明发现青霉素以来, 各
种抗生素在控制人、畜禽和水生动物细菌性疾病方
面做出了卓越的贡献。自 20世纪 90年代初以来, 饲
用抗生素在我国畜牧业中得到广泛应用。据报道 ,
进入动物体内的抗生素约有 60%~90%随粪、尿等排
泄物排出[1], 作为有机肥施入农田, 可能对土壤、水
体等环境产生不良影响, 并通过食物链对生态环境
产生毒害作用, 影响植物、动物和微生物的正常生
命活动, 最终将影响人类健康[2]。近年来, 有关抗生
素在土壤中的环境行为和生态效应已引起人们的关
注, 已对不同类型抗生素在土壤中的吸附、降解、
残留及对微生物等的影响开展了初步的研究[3−8 ]。结
果表明, 抗生素等药物在土壤等固体物质中的残留
主要受光稳定性、温度及其与固相的结合和吸附能
力、降解速率和水中的淋洗性等影响[5−9]。但目前获
得的这方面研究结果多在实验室控制条件下进行 ,
对有关抗生素在田间情况了解不多。本文选择了我
国畜牧业中常用的 2 种抗生素(泰乐菌素和土霉素),
研究其在 2 种不同类型土壤中的消解和运移特点,
以了解抗生素在田间真实条件下的去向及残留动态,
为分析随畜禽粪尿进入农田的抗生素的生态行为提
供依据。
1 材料与方法
1.1 试验地概况和供试材料
试验于 2006 年 6~10 月在浙江省富阳市进行。
选择 2 块不同土壤类型的农田, 一块为泥质田(水稻
土土类, 潴育型水稻土亚类, 质地为粘壤土), 另一
块为清水砂土(潮土土类, 灰潮土亚类, 质地为砂质
土), 供试土壤理化性质见表 1。经检测, 试验前供试
土壤均无泰乐菌素和土霉素检出。在每块农田中选
择 1个面积为 2 m×5 m的小区进行试验, 小区用高
约 35 cm的塑料板隔围, 其中 25 cm插入土中。小区
内地势平坦, 坡度小于 2°。每小区设有 1排水口, 用
于收集降雨形成的地表径流。
供试的抗生素为泰乐菌素 (Tylosin, 分子式为
C46H77NO17)和土霉素 (Oxytetracycline, 分子式为
C22H24N2O9HCl), 标准物购自美国 Sigma公司。
1.2 试验方法
1.2.1 抗生素的施用
试验中抗生素以粪液形式施入农田。为了便于
控制抗生素的加入量, 试验粪液取自无抗生素使用
的肉猪养殖户。每小区粪液用量 200 L, 泰乐菌素和
土霉素的加入量均为 1.5 g, 相当于施用后表土泰乐
菌素和土霉素含量分别为 1 mg·kg−1(表土厚度以 15
cm计, 容重以 1.25 g·cm−3计), 抗生素含量与田间
实际较为接近[10]。含有抗生素的粪液用手持喷水器
均匀喷洒在小区内, 200 L粪液分 5个循环喷入。试
验期间小区不种植农作物, 不进行田间操作。
试验前从上述小区取 0~10 cm 土壤样品, 进行
室内抗生素动态变化研究。土样风干后过 5 mm 土
筛, 采用田间试验方法添加抗生素, 使土壤泰乐菌
素和土霉素含量分别为 1 mg·kg−1。试验期间保持
土壤含水量约为田间持水量的 75%, 抗生素处理的
土样平摊在瓷盘上, 土壤厚度约为 1cm, 放置于光
线良好处。
1.2.2 样品的采集
试验期间, 在粪液施用后的第 4 d、9 d、10 d、
18 d、22 d、34 d、36 d、48 d、53 d、54 d、62 d、
78 d、83 d、85 d、86 d、93 d、94 d、98 d、104 d、
105 d、113 d分别出现产生地表径流的降雨事件。采
集降雨产生的小区地表径流, 立即带回实验室, 过
滤水样, 滤液冷藏, 用于分析抗生素含量。分别在粪
液施用后的第 1 d、7 d、14 d、21 d、28 d、49 d和
119 d用土钻在小区内取样, 每次取 5个重复土柱, 每
个土柱分为 0~5 cm、5~10 cm、10~15 cm、15~20 cm、
20~30 cm和 30~40 cm等 6层次。为了减少小区边
际的影响, 采样点均分布在距隔围塑料板 30 cm 以
上的内侧。每次采样后, 用小区外的土壤填充采样
孔 , 并做好标记 , 避免在下一次采样时在原采
样处重复采样。样品采集后, 立即带回实验室低温
冷藏。

表 1 供试土壤基本性质
Tab. 1 Basic properties of the tested soils
土壤类型
Soil type
采样深度
Depth (cm)
容重
Bulk density
(g·cm−3)
pH
有机质
Organic matter
(g·kg−1)
交换性酸
Exchangeable acid
(cmol·kg−1)
CEC
(cmol·kg−1)
粘粒
Clay
(g·kg−1)
盐基饱和度
Base satura-
tion (%)
0~15 1.21 5.92 29.6 0.57 15.82 317 96.4
15~25 1.32 6.13 22.4 0.59 13.64 353 95.7
泥质田
Pale fluviogenic
loamy paddy
soil

25~40 1.28 6.28 14.7 0.38 14.63 332 97.4
0~15 1.29 5.74 14.3 0.35 3.63 53.5 90.3
15~25 1.34 6.43 11.3 0.28 3.28 41.7 91.4
清水砂
Fluvio-sand
ridge soil
25~40 1.31 6.46 5.8 0.14 4.46 63.8 96.9

956 中国生态农业学报 2009 第 17卷


室内培养试验分别于培养后的第 1 d、7 d、14 d、
21 d、28 d、49 d和 119 d取样, 每次取样前对培养
土进行混匀, 取样后残余土样平摊在瓷盘上。
1.2.3 土壤基本性质和抗生素含量的测定
土壤 pH、有机质含量、交换性酸、阳离子交换
量和颗粒组成采用常规方法测定[11]。土壤抗生素含
量用 pH 4 的 EDTA-McIlvaine (0.05 mol· L−1
EDTA+0.06 mol·L−1 Na2HPO4+0.08 mol·L−1柠檬ٛ
酸)缓冲液提取[12], 高效液相色谱法测定。提取方法:
称取 4 g土壤样品于三角瓶中, 加入 20 mL EDTA-
McIlvaine 缓冲液, 振荡 30 min, 取上层提取液, 重
复提取 3 次后合并提取液, 加入体积分数为 10%的
三氯乙酸 0.5 mL混匀、静置, 在 4 000 r·min−1离心
15 min, 上清液转移至洁净的 20 mL玻璃离心管中。
萃取净化方法: 依次用甲醇、超纯水各 3 mL活化固
相萃取小柱, 提取液上柱后, 用 5 mL 超纯水淋洗,
再用 0.01 mol·L−1草酸甲醇溶液 3 mL 洗脱, 用 10
mL 玻璃离心管收集洗脱液, 在 40~45 ℃水浴中蒸
至近干, 用氮气吹干并加甲醇定容至 1 mL后, 转移
到 1.5 mL 聚丙烯离心管中, 在 4 ℃下以 12 000
r·min−1 离心 15 min, 取上清液供高效液相色谱法
测定。色谱柱: SHIM-PACK·ODS(5 μm, 150 L×4.6
mm) (SHIMADZU, 日本岛津); 检测器: 紫外检测
器, 检测波长 370 mm; 流动相: 0.01 mol·L−1草酸溶
液∶乙腈∶甲醇=76∶16∶8(V/V/V, pH = 2.5)。采用
外标法分别建立 2 种抗生素的色谱峰面积与相应抗
生素浓度的关系标准曲线。根据检测样品抗生素峰
面积计算抗生素浓度。径流过滤样中的泰乐菌素和
土霉素用以上方法直接测定。
分别在 2 种土样中添加不同浓度泰乐菌素和土
霉素标准溶液(添加浓度为 0.2~1.0 mg·kg−1), 用以
上提取方法进行回收率试验。检测结果表明, 土样中
泰乐菌素和土霉素的回收率分别为 76.9%~87.3%和
67.3%~84.6%, 平均 80.1%和 76.8%。溶液中泰乐菌素
和土霉素的检测低限分别为 0.43 µg·L−1 和 0.41
µg·L−1, 土壤中的检测低限分别为 13.7 µg·kg−1和
6.78 µg·kg−1, 重复间变异系数小于 6.4%。
试验数据采用 Microsoft Excel 2003处理, 采用
软件 DPS 3.0进行统计分析。
2 结果与分析
2.1 抗生素的垂直迁移
从试验各时间段土壤剖面中抗生素浓度(特别
是 30~40 cm土层)可以看出(表 2), 抗生素在土壤剖
面的垂直迁移与抗生素种类和土壤性质有关。抗生
素在砂质土壤 (清水砂 )中的下移明显高于粘壤土
(泥质田), 而泰乐菌素在土壤中的垂直迁移强于土
霉素。
2.2 土壤中抗生素残留随时间的变化
表 2表明, 随着试验时间推移, 0~40 cm土壤抗
生素平均残留浓度呈明显下降趋势, 表明土壤中抗
生素因降解或从 0~40 cm土壤中移出的总量随时间
逐渐减少。从平均值看, 随时间推移, 土壤中抗生素
不断减少, 说明抗生素在土壤发生了降解。从分层
土样的分析数据来看, 0~5 cm土壤中抗生素浓度随
试验时间增加持续下降, 砂质土(清水砂)5~10 cm土
壤中抗生素浓度也随试验时间增加持续下降; 但粘
壤土 5 cm以下的土层和砂质土 10 cm以下的土层中
抗生素浓度在 7~10 d内先有一个增加过程, 之后逐
渐下降, 表明试验期间的降雨可引起土壤抗生素垂
直下移。由此可见, 表层土壤抗生素浓度下降同时
与抗生素垂直下移和抗生素降解等因素有关。其中
抗生素随时间下降远比其垂直迁移更为明显, 说明
降解是表层土壤中抗生素消解的主要原因。越接近
地表, 土壤抗生素随时间消解的速率越明显。
图 1表明, 0~10 cm和 0~15 cm土层中抗生素含
量随时间呈指数方式下降。试验初期, 抗生素的下
降速率较高; 但随时间增加, 下降速率有所减弱。结
果还表明, 试验前期, 砂质土壤中抗生素的下降速
率明显高于粘壤土, 但至后期, 二者的最终下降量
逐渐接近。说明农田抗生素含量在试验初期以粘壤
土较高, 但随着时间的增加, 质地对土壤抗生素残
留量的影响逐渐减小。两种抗生素比较, 土霉素消
解速率大于泰乐菌素, 这可能与泰乐菌素在土壤环
境中较为稳定有关。与实验室模拟研究相比(图 2),
农田土壤中抗生素的消解明显较慢。
将获得的数据用一级动力学方程 C = C0e−Kt 进
行拟合[式中, C 为时间 t (d)时土壤中残留的抗生素
浓度(μg·kg−1), C0 为起始抗生素浓度(μg·kg−1), K
为消解速率常数(d−1), t为时间(d)]。根据公式 T1/2 =
0.693/K计算试验期间抗生素的平均半衰期[T1/2为半
衰期(d)], 结果列于表 3 中。从表 3 可以看出, 实验
室条件下抗生素消解速率明显高于田间, 因此, 依
据实验室模拟结果预测田间情况 , 可能会引起偏
差。另外, 虽然试验初期抗生素的消解速率一般是
砂质土壤高于粘壤土(图 1和图 2), 但粘壤土与砂质
土壤之间的平均半衰期差异很小(表 3), 甚至有时是
砂土高于粘壤土。这可能与在砂质土壤中抗生素较
易向下发生移动有关, 即在 0~10 cm或 0~15 cm的
土层中, 由于粘壤土对抗生素较强的吸附性, 试验
后期抗生素分布在该土层的量相对较高, 而砂质土
该土层分布的抗生素相对较少, 由于越接近地表的
第 5期 普锦成等: 泰乐菌素和土霉素在农业土壤中的消解和运移 957


表 2 农田不同土壤类型不同土层抗生素残留量随时间的变化
Tab. 2 Concentrations of antibiotics in different soil layers of different soil types as a function of time mg·kg−1
试验时间 Experimental time (d) 抗生素
Antibiotic
土壤
Soil type
采样深度
Depth (cm) 1 7 14 21 28 49 119
0~5 1 563±364 1 141±283 863±228 544±193 393±114 183±74 81±37
5~10 374±102 576±221 413±186 334±136 263±97 146±58 99±42
10~15 73±31 127±64 149±73 131±66 93±48 81±36 73±27
15~20 bdl 29±17 34±21 41±27 37±22 43±25 36±22
20~30 bdl bdl bdl bdl 19±17 27±20 29±22
30~40 bdl bdl bdl bdl bdl bdl bdl
泥质田(PFLPS)
Pale fluvio-
genic loamy
paddy soil





平均 Mean 304±43 284±47 221±32 159±29 126±30 78±17 54±13
0~5 1 211±253 864±223 364±139 209±105 143±78 94±41 53±28
5~10 847±189 635±188 493±174 334±128 203±102 144±66 77±58
10~15 266±97 366±136 311±128 275±114 217±95 157±73 104±63
15~20 96±34 117±62 108±64 94±53 87±41 63±36 66±29
20~30 41±18 78±34 74±53 63±36 52±29 41±22 32±18
土霉素
(OTC)
Oxytetra-
cycline















清水砂(FSRS)
Fluvio-sand
ridge soil




30~40 bdl 45±29 53±31 49±28 55±33 51±23 42±19
平均 Mean 405±43 361±37 249±32 185±25 141±14 105±13 73±8
0~5 1 462±227 1 027±203 887±224 608±211 466±174 293±103 184±84
5~10 518±146 688±136 518±176 463±154 387±122 244±94 146±76
10~15 162±73 274±94 216±86 184±93 154±113 136±87 97±53
15~20 53±24 73±36 84±43 80±36 73±29 68±34 43±29
20~30 bdl 41±28 56±22 58±31 46±28 47±21 36±22
泥质田(PFLPS)
Pale fluvio-
genic loamy
paddy soil



30~40 bdl bdl bdl 36±19 29±17 31±28 bdl
平均 Mean 333±43 326±22 278±19 234±19 189±14 138±11 84±8
0~5 846±154 634±219 503±214 384±107 264±96 193±67 127±52
5~10 653±132 533±187 467±195 373±146 296±132 218±79 163±49
10~15 361±112 324±128 264±103 227±93 174±67 151±53 84±32
15~20 347±176 223±118 193±65 163±63 143±58 101±46 73±31
20~30 196±78 214±98 164±73 128±49 94±43 63±31 41±18
30~40 58±32 78±37 73±28 57±32 63±27 41±28 32±14
泰乐菌素
(TYL)
Tylosin
















清水砂(FSRS)
Fluvio-sand
ridge soil




平均 Mean 443±54 375±28 310±23 248±16 194±13 142±13 97±7
bdl指在检测限以下, 未检出。bdl: below determination limit.


图 1 泥质田(PFLPS)和清水砂(FSRS)农田 0~10 cm (a、b)、0~15 cm (c、d)土层中抗生素残留量随时间的变化
Fig. 1 Concentrations of antibiotics in 0~10 cm(a, b), 0~15 cm(c, d) soil layers under field conditions on each sampling occasion
(PFLPS: pale fluviogenic loamy paddy soil; FSRS: fluvio-sand ridge soil. The same below.)
958 中国生态农业学报 2009 第 17卷



图 2 实验室条件下 0~10 cm土壤中抗生素残留量随时间的变化
Fig. 2 Concentrations of antibiotics in 0~10 cm soil layer under laboratory conditions on each sampling occasion

表 3 土壤中抗生素残留的平均半衰期
Tab. 3 Degradation half-life of antibiotics in soils
试验地
Experiment site
土层深度
Depth (cm)
抗生素
Antibiotic
土壤类型
Soil type
T1/2
(d)
OTC PFLPS 34.6
OTC FSRS 33.0
TYL PFLPS 46.2
0~10




TYL FSRS 53.3
OTC PFLPS 35.0
OTC FSRS 35.0
TYL PFLPS 49.5
农田
Farmland










0~15




TYL FSRS 53.3
OTC PFLPS 18.7
OTC FSRS 17.3
TYL PFLPS 23.9
实验室
Laboratory




0~10




TYL FSRS 21.7
OTC: 土霉素 Oxytetracycline; TYL: 泰乐菌素 Tylosin. 下同
The same below.

抗生素越易发生光反应, 故试验后期粘壤土的抗生
素降解反而比砂质土更明显。
2.3 地表径流中抗生素浓度
图 3 为试验期间地表径流中抗生素浓度的变化
情况。从图 3 可知, 通过地表径流的抗生素流失主
要发生在抗生素施入农田后的初期, 约至 10 d 后,


图 3 试验期间地表径流中抗生素浓度的变化
Fig. 3 Concentrations of antibiotics in runoff
地表径流中抗生素浓度基本在检测限以下。试验初
期地表径流中抗生素浓度因抗生素类型和土壤不同
而有所差异, 径流中泰乐菌素浓度高于土霉素, 砂
质土壤径流抗生素浓度高于粘壤土。因此, 砂质土
壤(清水砂)流失的泰乐菌素浓度相对较高, 但基本
在 45 μg·L−1以下。
3 讨论与结论
试验结果表明, 抗生素在砂质土壤中垂直迁移
明显高于粘壤土, 而泰乐菌素在土壤中的垂直迁移
强于土霉素, 这种差异可能与土壤对抗生素的吸附
能力不同有关。据研究[9,13], 泰乐菌素和土霉素在土
壤中的吸附强度随着土壤粘粒、有机质和氧化铁含
量的增加而增加, 粘壤质土壤具有比砂土更丰富的
粘粒、有机质和氧化铁, 因此比砂质土壤对抗生素
具更强的吸附能力。土壤对土霉素吸附的分配系数
(Kd)在 103~2 190 L·kg−1 之间, 明显高于对泰乐菌
素吸附的分配系数(4.6~126 L·kg−1)[9], 因此, 土壤
对土霉素的吸附比泰乐菌素更强, 因而泰乐菌素在
土壤中的垂直迁移强于土霉素。
土霉素和泰乐菌素等抗生素进入农田后, 土壤
中的残留可发生显著变化, 表层土壤尤为明显。本
试验表明, 表层土壤抗生素残留量随时间的下降远
比其垂直迁移更明显, 说明表层土壤中存在着土霉
素和泰乐菌素的降解作用。抗生素的降解主要有生
物降解和光降解[14−17], 而表层土壤快速的降解可能
与表层土壤有机质丰富、微生物量较高, 且表层受
自然光照强度大, 生物降解和光降解均较强有关。
农田条件下土壤中抗生素的消解明显比实验室模拟
条件下慢的结果也证明了光降解的重要性。田间条
件下 , 只有表层土壤中的抗生素才能产生光降解 ,
土壤内部基本上不受光的影响, 因此其光解速率较
小; 而实验室条件下 , 由于试验土壤用量较少 , 土
层较薄, 受光强度较大, 降解速率也较快。匡光伟
第 5期 普锦成等: 泰乐菌素和土霉素在农业土壤中的消解和运移 959


等[14]、 Hu等[18]和 Jiao等[19]的研究都证实光解作用
对自然环境中抗生素的降解有重要的贡献。本研究
中, 土壤中土霉素的消解速率大于泰乐菌素, 这与
Blackwell等的模拟试验结果相同[20]。
本研究表明, 由粪肥施用带入土壤的抗生素在
农田环境下的消解与运移与抗生素种类和土壤性
质有关。砂性土壤中抗生素的下移明显高于粘壤土,
而泰乐菌素在土壤中的垂直迁移也强于土霉素。随
着时间推移, 表层土壤中抗生素残留量因降解和下
移明显下降, 下降速率在试验初期大于后期; 试验
初期, 抗生素在砂质土壤中的下降速率明显高于粘
壤土, 但试验后期二者的下降量渐趋接近。试验结
果还表明, 田间条件下测得的抗生素消解速率明显
低于实验室的测定值, 这可能与抗生素进入深层土
壤后, 因受光影响减弱、稳定性增加有关。农田施
用抗生素后 , 初期的径流中含较高浓度的抗生素 ,
但很快下降至检测下限以下; 试验初期径流中抗生
素浓度泰乐菌素大于土霉素, 砂质土高于粘壤土。
总的来看, 在粘壤质土壤中积累的土霉素和泰乐菌
素等抗生素较为稳定, 不易发生迁移; 而砂质土壤
中积累的抗生素(特别是泰乐菌素)有较高的流失潜
力和环境风险, 应引起重视。
参考文献
[1] Zielezny Y., Groeneweg J., Vereecken H., et al. Impact of
sulfadiazine and chlorotetracycline on soil bacterial commu-
nity structure and respiratory activity[J]. Soil Biology &
Biochemistry, 2006, 38 (8): 2372−2380
[2] Jemba P. K. The potential impact of veterinary and human
therapeutic agents in manure and biosolids on plants grown
on arable land: a review[J]. Agriculture, Ecosystems and En-
vironment, 2002, 93: 267−278
[3] Batt A. L., Snow D. D., Aga D. S. Occurrence of sulfonamide
antimicrobials in private water wells in Washington County,
Idaho, USA[J]. Chemosphere, 2006, 64 (11): 1963−1971
[4] Hamscher G., Priess B., Nau H. A survey of the occurrence of
various sulfonamides and tetracyclines in water and sediment
samples originating from aquaculture systems in Northern
Germany in summer 2005[J]. Archiv. Fur Lebensmittelhy
Giene, 2006, 57 (4): 97−101
[5] Diaz-Cruz M. S., Larcelo D. Environmental behavior and
analysis of veterinary and human drugs in soils, sediments
and sludge[J]. Trends in Analytical Chemistry, 2003, 22(6):
340−350
[6] Boxall A. B. A., Blackwell P., Cavallo R., et al. The sorption
and transport of a sulphonamide antibiotic in soil systems[J].
Toxicology, 2002, 131: 19−28
[7] Thiele-Bruhn S., Seibick T., Schulten H. R., et al. Sorption of
sulfonamide pharmaceutical antibiotics on whole soils and
particle-size fractions[J]. Journal of Environmental Quality,
2004, 33: 1331−1342
[8] Halling-Sorensen B., Nielsen S. N., Lansky P. F., et al. Oc-
currence, fate, and effects of pharmaceuticals in the environ-
ment—A review[J]. Chemosphere, 1998, 36: 357−365
[9] 张慧敏 , 章明奎 , 顾国平 . 浙北地区畜禽粪便和农田土壤
中四环素类抗生素残留 [J]. 生态与农村环境学报 , 2008,
24(3): 69−73
[10] 章明奎 , 王丽平 , 郑顺安 . 二种外源抗生素在农业土壤中
的吸附与迁移特性[J]. 生态学报, 2008, 28(2): 761−766
[11] 中国科学院南京土壤研究所. 土壤理化分析[M]. 上海: 上
海科学技术出版社, 1978: 1−250
[12] 刘虹 , 张国平 , 刘丛强 . 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
[13] Rabolle M., Spliid N. H. Sorption and mobility of metroni-
dazole, olaquindox, oxytetracycline and tylosin in soil[J].
Chemosphere, 2000, 40(7): 715−722
[14] 匡光伟 , 昉邓 , 董燕德 , 等 . 金霉素在鸡粪中的降解研究
[J]. 动物医学进展, 2007, 28(6): 50−52
[15] Sassman S. A., Lee L. S. Sorption and degradation in soils of
veterinary ionophore antibiotics: monensin and lasalocid[J].
Environmental Toxicology and Chemistry, 2007, 26(8):
1614−1621
[16] Alexy R., Kumpel T., Kummerer K. Assessment of degrada-
tion of 18 antibiotics in the closed bottle test[J]. Chemosphere,
2004, 57(6): 505−512
[17] Wang Q. Q., Yates S. R. Laboratory study of oxytetracycline
degradation kinetics in animal manure and soil[J]. Journal of
Agricultural and Food Chemistry, 2008, 56(5): 1683−1688
[18] Hu D., Coats J. R. Aerobic degradation and photolysis of ty-
losin in water and soil[J]. Environmental Toxicology and
Chemistry, 2007, 26(5): 884−889
[19] Jiao S. J., Zheng S. R., Yin D. Q., et al. Aqueous photolysis of
tetracycline and toxicity of photolytic products to luminescent
bacteria[J]. Chemosphere, 2008, 73(3): 377−382
[20] Blackwell P. A., Boxall A. B. A., Kay P., et al. An evaluation
of lower tier exposure assessment model for veterinary medi-
cine[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2005,
53(6): 2192−2201