2020, Vol. 40
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2. 河北省污染防治生物技术实验室, 石家庄 050000
2. Biotechnology laboratory for pollution control in Hebei Province, Shijiazhuang 050000
我国是一个湖泊众多的国家, 有24800多个, 其中面积大于1 km2的天然湖泊有2800多个(郑丙辉, 2018).湖泊作为生态系统中的重要环节, 在维护区域食物、生态与环境安全方面具有特殊的地位(杨志峰等, 2006; 郑丙辉, 2018).随着经济快速发展和人类活动频繁, 使得湖泊污染日益严峻, 常规污染物和新型污染物并存成为其主要污染特征(何国勤, 2013).其中, 抗生素作为一类具有强极性、易溶于水、弱挥发性的特点的新型污染物, 具有产量高、使用量高的特点(李贞等, 2005), 目前对于抗生素的处理效果不佳, 使得抗生素通过生活污水、制药企业废水、农业和养殖业污水的直接排放以及垃圾填埋场的渗滤液等途径源源不断的进入水环境(王丹等, 2014).河北省作为我国重要的医药大省, 拥有华北制药、石家庄制药、神威药业、以岭药业等众多大型制药企业(Yang et al., 2012; 刘超颖等, 2018; 郭建超, 2018).河北省医药产业的抗生素原料药产量达到37.7万t, 约占全国总产量的32%, 目前已成为河北省的优势产业(赵卫凤等, 2013).此外, 河北省人口稠密, 随着社会经济的发展, 抗生素物质的消费量也显著增加, 大量含有抗生素的制药废水、生活污水未经有效处理而直接排入水环境中, 加剧了河北省水环境中抗生素的污染形势(Hirsch et al., 1999; 徐嘉男, 2017; 殷强等, 2017).
白洋淀位于河北省保定市, 是北方最大的潜水草型湖泊, 平均水深为2~4 m, 周围毗邻36个村庄(高芬, 2008; 张培, 2008).白洋淀水源主要来自9条呈树状分布的入淀河流, 但目前除府河外, 其他8条河流呈现季节性断流(梁慧雅等, 2017; 申立娜等, 2019), 白洋淀主要依靠流域内调水和引黄河水(孙素艳等, 2018; 袁瑞强等, 2019).已有研究表明(Li et al., 2012; Cheng et al., 2014; Cheng et al., 2017), 上游保定市生活污水和工业废水长期经府河流入白洋淀, 使得大量未经有效处理的含抗生素废水进入淀区, 此外, 白洋淀周围存在大量的畜禽养殖和水产养殖, 加剧了白洋淀抗生素污染.此前有研究表明, 白洋淀中水体(Li et al., 2012; Cheng et al., 2014; Cheng et al., 2017; 张盼伟, 2018)、沉积物(Li et al., 2012; Cheng et al., 2014; 张盼伟, 2018)和生物体内(Li et al., 2012)均检出抗生素.
喹诺酮类抗生素(Quinolones, QNs)是一种主要用于人类和动物药物的抗生素.白洋淀周边畜禽和水产养殖较多, QNs多用于畜禽和水生生物的疾病用药和饲料添加剂(张盼伟, 2018), 此外白洋淀上游大量含抗生素的城市污水排入淀内, 使得白洋淀内QNs污染尤为严重, 因此, 该研究选取QNs为典型抗生素污染物.微生物作为生态系统中的重要组成部分, 其结构和功能的变化将对原能力流动和物质循环等功能产生影响(Graham et al., 2016).研究表明(Li et al., 2011), 大量抗生素进入环境后, 对环境中的微生物产生影响, 使微生物群落发生变化.QNs作为一种应用十分广泛的抗生素, 其可通过抑制细菌体内的DNA的复制达到抑菌的作用(Drlica et al., 1997).
目前对于白洋淀抗生素的研究, 多集中于研究其污染特征、源解析及其生态风险(刘新会, 2009; Li et al., 2012; 厉文辉, 2012; Cheng et al., 2014; Cheng et al., 2017; 张盼伟, 2018; 申立娜等, 2019), 缺乏抗生素对微生物群落组成及其多样性的影响研究.鉴于此, 本研究以白洋淀为研究区, 明晰白洋淀典型抗生素——QNs在白洋淀的空间分异特征, 利用I-Sanger平台高通量测序技术分析底泥微生物群落结构及其多样性特征, 建立QNs浓度与微生物群落结构和多样性的相关性, 以期了解微生物在湖泊生态系统中的功能与地位, 为研究QNs污染治理提供良好的基础.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样品采集通过阅读文献和现场调研相结合, 并综合考虑国控监测点位和入淀河流入淀口位置, 于2018年8月, 在人为干扰较大的区域选取了17个采样点(图 1).根据采样点分布, 将17个采样点划分为6个区, 分别为圈头区(S3、S12、S13)、南刘庄区(S4、S8、S9)、采蒲台区(S14、S15、S16)、藻苲淀区(S2、S5)、端村区(S7、S11、S17)和枣林庄和烧车淀区(S1、S6、S10).每个采样点采集水样5 L, 用低密度聚乙烯瓶进行收集(朱琳等, 2014; 张盼伟, 2018).沉积物用彼得森采泥器进行采集, 去除石子、动植物碎屑等异物, 混合均匀, 装袋并标记(Nathan et al., 2019; Sommers Pacifica et al., 2019), 所有样品运回实验室冷冻保存备用.
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| 图 1 白洋淀采样点图 Fig. 1 The sampling points in Baiyangdian Lake |
取1 L经0.22 μm滤膜过滤的水样, 加入乙二胺四乙酸二钠(Na2EDTA)0.2 g, 调节pH至2.5, 并加入内标物(同位素标记的Danofloxacin-d5), 以备上样.InertSep HLB固相萃取柱(500 mg, 6 mL)依次用5 mL甲醇、5 mL超纯水和5 mL pH=3的超纯水活化后, 水样进行固相萃取.在负压条件下水样以2~5 mL·min-1流速通过固相萃取柱, 待水样全部流过, 持续抽真空10 min进行干燥.固相萃取柱依次以10 mL超纯水和10 mL 5%(体积比)的甲醇水溶液进行淋洗, 以去除杂质.依次用6 mL 2%(体积比)的氨水甲醇溶液和6 mL纯甲醇进行洗脱, 并收集洗脱液于干净的离心管内(舍弃前2 mL).洗脱液在40 ℃的条件下进行氮吹, 吹至近干, 按照V甲醇:V水=1:1的比例将剩余洗脱液定容至1 mL, 超声10 min后过0.22 μm滤膜, 并转移至棕色样品瓶, 于-20 ℃的条件下进行冷冻保存, 以备上机测定(Li et al., 2012; Fu et al., 2016; Yao et al., 2017).
取部分沉积物样品冷冻干燥3~4 d(-50 ℃), 粉碎、研磨, 过40目筛, 收集筛下物冷冻保存, 备用.取1 g沉积物粉末于暗处室温放置24 h, 置于50 mL离心管内, 依次加入甲醇溶液3 mL, 柠檬酸缓冲溶液(pH=4.0)2 mL和0.1 mol·L-1硅藻土(将硅藻土置于布氏漏斗, 以0.1 mol·L-1的Na2EDTA溶液进行淋洗, 抽干, 烘干备用(孙奉翠, 2013))2 g, 漩涡(5 min)、超声(30 min)、离心(8000 r·min-1, 10 min), 收集上清液, 重复提取操作3次, 合并上清提取液.用超纯水稀释提取液至500 mL, InertSep HLB固相萃取柱富集, 操作同水样.
2.3 样品相关测定方法 2.3.1 微生物多样性指数测定取部分沉积物样品过40目筛, 将不少于30 mL的样品置于50 mL离心管内, 做好标记, 送至上海美吉生物医药科技有限公司进行16S rRNA测序, 所用引物为338F(ACTCCTACGGGAGGGAGCAG)和806R(GGACTA CHVGGGTWTCTAAT), 利用2%的琼脂糖凝胶电泳检测提取基因组DNA(承中雪, 2018).
2.3.2 抗生素浓度测定本研究中抗生素浓度采用高效液相色谱-电喷雾串联质谱(HPLC-ESI-MS/MS)进行测定.使用的HPLC系统为Agilent 1200系列, 色谱柱为C18色谱柱(2.1 mm×50 mm, 1.8 μm); 流动相为0.1%的甲酸水溶液(A)和0.1%的甲酸-甲醇溶液(B), 流速为0.3 mL·min-1; 进样量为5 μL, 进样时样品气化干燥温度为350 ℃.质谱为电喷雾离子化源, 其检测模式是多重反应检测方式(MRM), 离子源流速为11 L·min-1, 雾化器压力为45 psi, 毛细管电压为±3500 V, 加速电压为4 V.
实验所用抗生素标准品(氟甲喹(Flumequine, FLU)、氧氟沙星(Ofloxacin, OFL)、氟罗沙星(Fleroxacin, FLE)、马波沙星(Marbofloxacin, MAR)、环丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)、恩诺沙星(Enrofloxacin, ENR)、诺氟沙星(Norfloxacin, NOR)、依诺沙星(Enoxacin, ENO)、沙氟沙星(Sarafloxacin, SAR)、奥比沙星(Orbifloxacin, ORB)、恶喹草酸(Oxolinic Acid, OXO)、吡哌酸(Pipemidic Acid, PIP)、达氟沙星(Difloxacin, DIF)和司帕沙星(Sparfloxacin, SPA))均购自Sigma-Aldrich(Steinheim, Germany), 所有试剂均属于分析纯(纯度>95%).
2.4 数据处理及统计分析白洋淀水体和沉积物中QNs检出情况利用IBM SPSS Statistics 24软件中的比较均值进行分析.利用Miseq测序技术对白洋淀表层沉积物进行微生物多样性研究, Mothur软件对97%相似度的操作分类单元(Operational Taxonomic Unit, OTU)做多样性指数分析.通过I-Sanger平台对微生物数据进行过滤筛选, 得到优化序列, 然后进行OTU聚类分析.利用ArcGIS软件绘制QNs空间分布图, 利用Origin软件绘制微生物多样性指数柱状图. IBM SPSS Statistics 24软件进行微生物指数间的方差分析、QNs与微生物群落组成和多样性之间的Pearson相关性分析, CANOCO 5软件进行基于门水平和OTU丰度的主成分分析(Ter Braak et al., 2002).
3 结果(Results) 3.1 白洋淀水体和沉积物中QNs的检出率通过对目标QNs的浓度检测, 发现有3种抗生素未被检出(详细检出情况见补充材料1), 其余11种检出率如表 1所示.水体中除OXO和FLU的检出率大于50%外, 其余抗生素检出率较低; PIP、FLE、ORB仅在端村区被检测出, 采蒲台区仅检出MAR, NOR仅在枣林庄和烧车淀区被检出; 水体中QNs总浓度为20.56 ~433.52 ng·L-1, 平均浓度依次为:MAR>FLU>NOR>OFL>ENO>PIP>FLE>ORB>OXO.
| 表 1 白洋淀中QNs浓度 Table 1 QNs concentrations detected in Baiyangdian Lake |
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沉积物中OXO和FLU检出率为100%, 其余抗生素检出率均小于50%;沉积物中QNs总浓度为20.29 ~372.72 ng·g-1, 平均浓度依次为NOR＞FLU＞OFL＞PIP＞ENR＞FLE＞CIP＞MAR＞OXO.
3.2 白洋淀水体和沉积物中QNs空间分异特征就空间分布而言(图 2), 水体中ENO、FLU和QNs浓度均在采蒲台区最高(AverageENO, max=21.37 ng·L-1, AverageFLU, max=269.9 ng·L-1, AverageQNs, max=235.2 ng·L-1), 在枣林庄和烧车淀区最低(AverageENO, min=0 ng·L-1, AverageFLU, min=36.48 ng·L-1, AverageQNs, min=52.25 ng·L-1); OXO浓度在端村区最高(AverageOXO, max=14.97 ng·L-1), 在圈头区最低(AverageOXO, min=2.752 ng·L-1).沉积物中PIPs、MARs、FLEs、OFLs和QNss浓度均在端村区最高(AveragePIPs, max=10.78 ng·g-1, AverageMARs, max=4.621 ng·g-1, AverageFLEs, max=17.96 ng·g-1, AverageOFLs, max=50.11 ng·g-1, AverageQNss, max=165.1 ng·g-1), 在藻苲淀区最低(AveragePIPs, min=AverageMARs, min=AverageFLEs, min=AverageOFLs, min=0 ng·g-1, AverageQNss, min=40.98 ng·g-1); OXOs和FLUs浓度在枣林庄 & 烧车淀区最高(AverageOXOs, max=1.812 ng·g-1, AverageFLUs, max=74.19 ng·g-1), 在藻苲淀区最低(AverageOXOs, min=0.9634 ng·g-1), AverageFLUs, min=40.03 ng·g-1).
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| 图 2 QNs(MAR、PIP、FLE、ENO、OFL、OXO、FLU和QNs)在白洋淀中的空间分布 (单位：ng·L-1(水体中)/ng·g-1(沉积物中)) Fig. 2 The spatial distribution of QNs (MAR、PIP、FLE、ENO、OFL、OXO、FLU and QNs) in Baiyangdian Lake (Unit: ng·L-1(in water)/ng·g-1(in sediment)) |
白洋淀沉积物中微生物主要包括:变形菌门(Proteobacteria, 34.01%~48.28%)、绿弯菌门(Chloroflexi, 13.24%~23.93%)、拟杆菌门(Bacteroidetes, 5.57%~8.53%)、厚壁菌门(Firmicutes, 3.22%~6.75%)、酸杆菌门(Acidobacteria, 2.34%~10.54%)、放线菌门(Actinobacteria, 3.96%~8.53%)、螺旋体属(Spirochaeta, 0.99%~3.26%)、硝化螺旋菌门(Nitrospirae, 1.53%~2.88%)、蓝藻门(Cyanobacteria, 0.78%~2.17%)、绿菌门(Chlorobi, 0.27%~2.61%)等(图 3).其中变形菌门、绿弯菌门、拟杆菌门、厚壁菌门、酸杆菌门和放线菌门占主导地位.变形菌门在采蒲台区含量最高(48.28%), 在南刘庄区最低(34.01%); 绿弯菌门在端村区含量最高(23.93%), 在采蒲台区最低(13.24%); 酸杆菌门在藻苲淀区含量最高(10.54%), 在采蒲台区最低(2.34%); 拟杆菌门在采蒲台区含量最高(8.53%), 在藻苲淀区最低(5.57%); 放线菌门在藻苲淀区含量最高(8.53%), 在枣林庄 & 烧车淀区最低(3.96%); 厚壁菌门在采蒲台区含量最高(6.75%), 在藻苲淀区最低(3.22%).
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| 图 3 白洋淀沉积物中微生物群落结构(门分类水平) Fig. 3 Microbial community structure in baiyangdian sediments(phyllotaxic level) |
结果表明, 白洋淀微生物群落结构在各区域存在差异, 但差异不大, 整体而言, 变形菌门和绿弯菌门为白洋淀的优势菌种, 约占所有微生物的58.47%, 其所占微生物比例在端村区最高(62.31%), 在藻苲淀区最低(54.62%).
3.4 微生物多样性指数分析及其空间分异特征利用Miseq测序技术研究白洋淀表层沉积物微生物多样性, 共检测到有效序列1119327条, 每个样品平均20696条, 测得的序列平均长度为439.76 bp(图 4).通过观察物种稀释曲线可知, 曲线趋向平坦, 说明测序数据量合理(张俊, 2015).
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| 图 4 白洋淀沉积物中微生物在OTU水平上的稀释曲线 Fig. 4 The rarefaction curves of microorganisms in Baiyangdian Lake sediment at the level of OUT |
白洋淀沉积物中共检出OTU数量为61687个, 其中OTU数量最大值和最小值分别出现在枣林庄和烧车淀区(Averagemax=4025)和藻苲淀区(Averagemin=2573).将各样本的Coverage指数、Chao1指数、Shannon指数和Simpsoneven指数进行方差分析, 结果显示显著性p < 0.05, 因此各指数间存在显著性差异, 说明白洋淀各区域微生物多样性之间存在差异, 这可能由于不同区域QNs和其他环境因子的共同作用, 导致各区域微生物多样性存在差异.各样本的Coverage指数均大于0.99, 表明此次测序结果可代表样品中微生物的真实情况.Chao1指数和Shannon指数在枣林庄和烧车淀区最高(AverageChao1指数, max=1492, AverageShannon指数, max=5.68), 在藻苲淀区(AverageChao1指数, min=1253)和端村区(AverageShannon指数, min=5.27)最低; Simpsoneven指数在藻苲淀区(AverageSimpsoneven指数, max=0.086)最高, 在端村区(AverageSimpsoneven指数, min=0.052)最低.
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| 图 5 白洋淀微生物Shannon指数、Chao1指数、Coverage指数、Simpsoneven指数、OTU数量和物种数量分布图 Fig. 5 The distribution of Shannon index, Chao1 index, Coverage index, Simpsoneven index, OTU quantity and species number in Baiyangdian Lake |
为考察QNs浓度对微生物群落结构的影响, 以QNs浓度为环境变量, 微生物门水平数据作为物质变量进行主成分分析(图 6), 其中轴1解释了77.91%的环境变量, 其解释为与城市污水相关的污染, 轴2解释了95.82%的环境变量, 其解释为与生活污水、畜禽和水产养殖相关的污染.结果表明, ENO与放线菌门和拟杆菌门呈显著性相关, 相关系数分别为0.812(p < 0.05)和-0.824(p < 0.05);FLU和QNs与变形菌门呈显著性正相关, 相关系数分别为0.838(p < 0.05)和0.856(p < 0.05);QNss与拟杆菌呈显著性正相关, 相关系数为0.823(p < 0.05).与沉积物中的QNss相比, 水体中的QNs与沉积物中的微生物群落组成相关性较大, 其中与变形菌门的相关性最大.
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| 图 6 主成分分析 Fig. 6 PCA Analysis |
为研究QNs浓度对微生物多样性的影响, 以QNs浓度为环境变量, 微生物多样性指数作为物质变量进行主成分分析(图 7), 其中轴1解释了77.63%的环境变量, 其解释为与城市污水相关的污染, 轴2解释了95.51%的环境变量, 其解释为与生活污水、畜禽和水产养殖相关的污染.结果表明, Shannon指数分别与OXO、FLU、QNs、PIPs、MARs、FLEs、OFLs和QNss呈显著负相关, 相关系数分别为-0.858(p < 0.05)、-0.906(p < 0.05)、-0.821(p < 0.05)、-0.864(p < 0.05)、-0.907(p < 0.05)、-0.894(p < 0.05)、-0.904(p < 0.05)和-0.822(p < 0.05);OTU与沉积物中FLUs呈显著正相关, 相关系数为0.894(p < 0.05).其他微生物多样性指数均与QNs无显著相关性.
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| 图 7 主成分分析 Fig. 7 PCA Analysis |
由实验结果可知, QNs在白洋淀水体和沉积物中的检出率差异较大, 这可能与不同地区抗生素的使用率、人口密度和抗生素的自身性质(如水溶性、吸附性和降解性)有关(Stoob et al., 2007; Xue et al., 2013).该研究中, OXO和FLU在白洋淀水体中被广泛检出, 这可能由于FLU使用量大, 且自身难降解(Guerra et al., 2014); 而CIP和ENR仅在沉积物中被检出, 这可能是这两种抗生素在沉积物中的强吸附作用造成的(陈琼等, 2019).该研究发现, 白洋淀QNs浓度较高, 高于国内的大通湖(刘晓晖等, 2018)、鄱阳湖(丁慧君等, 2017)等.此外, 采蒲台区和端村区QNs污染较为严重, 可能受到周围农村生活污水和水产养殖的影响(张石云等, 2019); 而枣林庄和烧车淀区和藻苲淀区周围多为种植区, 且离生活区较远, 人类活动较少, 因此该区QNs浓度较低.
研究结果显示, 变形菌门、拟杆菌门、厚壁菌门为白洋淀沉积物的优势物种, 这与肖国华等(2011)的研究结果一致; 本研究中, 藻苲淀区和枣林庄和烧车淀区微生物多样性较高, 而端村较低, 而有研究表明(董黎明, 2011), 白洋淀沉积物微生物的生物量和结构差异较大, 其中端村微生物丰富度和多样性较高, 而采蒲台和圈头则较低, 这可能是由于近些年新型污染物的出现, 使得强人为干扰的端村区复合污染严重, 营养化较高, 进而使端村区微生物多样性较高(董黎明, 2011).
该研究中, 各采样点微生物多样性较高, 但各点多样性程度不同.利用Chao1指数、Shannon指数和Simpsoneven指数对白洋淀沉积物中微生物多样性进行描述, 其值分别为1253(S5)~1492(S10)、5.27(S7)~5.67(S10)和0.052(S11)~0.086(S5), 该多样性指数略低于我国南部海洋沉积物(Wang et al., 2012).据实验室研究结果(Bong-Soo Kim et al., 2012; Ana Novo et al., 2013; Xiong et al., 2015; Yan et al., 2017; 李新慧等, 2018)可知, QNs与变形菌和拟杆菌之间存在负相关, 而与厚壁菌呈正相关, 即QNs对变形菌和拟杆菌有抑制作用而对厚壁菌有促进作用, 且在添QNs后, Shannon指数和Shannoneven指数无显著变化, 但Chao1指数显著增加, 而本研究中, QNs与放线菌、拟杆菌和厚壁菌均呈正相关, 与上述研究存在差异, 这可能由于白洋淀自然生态系统中除抗生素外, 还受其它污染物(如重金属、pH、有机污染物等)的影响(李新慧等, 2018; 张建等, 2018).
综述可知, QNs对微生物的群落结构和多样性均有差异性影响, 其中QNs浓度较高的区域, 微生物的多样性较低, 反之则较高, 这一现象说明QNs可对微生物的生长产生影响, 抑制微生物的生长繁殖, 从而使微生物多样性降低, 这与Dai等(2018)的研究结果一致.
5 结论(Conclusions)1) 白洋淀水体和沉积物中QNs的检出率和空间分布存在明显差异, FLU和OXO检出率较高, 水体和沉积物中QNs浓度分别在采蒲台区和端村区最高, 在枣林庄和烧车淀区和藻苲淀区最低, 可能与上游来水和白洋淀周边畜禽和水产养殖情况有关.
2) 白洋淀的微生物群落主要为:绿弯菌门、拟杆菌门、厚壁菌门、酸杆菌门和放线菌门; 白洋淀微生物群落组成和各微生物多样性指数存在明显的空间分布差异.
3) 白洋淀中QNs与放线菌门、拟杆菌门和变形菌门存在显著相关性, 且大多为正相关性, 说明QNs对部分微生物可能有促进作用; 白洋淀QNs与各微生物多样性指数之间的相关性存在明显差异, 说明白洋淀QNs对微生物多样性的影响受到了其他环境因子的共同作用.
Ana N, Sandra A, Paula V, et al. 2013. Antibiotic resistance, antimicrobial residues and bacterial community composition in urban wastewater[J]. Water Research, 47(5): 1875-1887. DOI:10.1016/j.watres.2013.01.010 |
Bong-Soo K, Jong N K, Seok-Hwan Y, et al. 2012. Impact of enrofloxacin on the human intestinal microbiota revealed by comparative molecular analysis[J]. Anaerobe, 18(3): 310-320. DOI:10.1016/j.anaerobe.2012.01.003 |
陈琼, 丁惠君, 张维昊, 等. 2019. 滨湖底泥对2种喹诺酮类抗生素的吸附作用研究[J]. 环境科学与技术, 42(6): 106-114. |
Cheng D M, Liu X H, Wang L, et al. 2014. Seasonal variation and sediment-water exchange of antibiotics in a shallower large lake in North China[J]. Science of the Total Environment, 476-477: 266-275. DOI:10.1016/j.scitotenv.2014.01.010 |
Cheng D M, Liu X H, Zhao S N, et al. 2017. Influence of the natural colloids on the multi-phase distributions of antibiotics in the surface water from the largest lake in North China[J]. Science of the Total Environment, 578: 649-659. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.11.012 |
承中雪. 2018. 高通量测序技术在水环境微生物群落多样性中的应用[J]. 环境与发展, 30(7): 95-97. |
Dai Q, Liu R, Liang Y T, et al. 2018. Influence of ciprofloxacin on the microbial community and antibiotics resistance genes in a membrane bioreactor[J]. Environmental Science, 39(3): 1333. |
丁惠君, 钟家有, 吴亦潇, 等. 2017. 鄱阳湖流域南昌市城市湖泊水体抗生素污染特征及生态风险分析[J]. 湖泊科学, 29(4): 848-858. |
董黎明. 2011. 利用磷脂脂肪酸表征白洋淀沉积物微生物特征[J]. 中国环境科学, 31(11): 1875-1880. |
Drlica K, Zhao X. 1997. DNA gyrase, topoisomerase IV, and the 4-quinolones[J]. Microbiology and Molecular Biology Reviews, 61(3): 377-392. |
Fu H, Li X B, Wang J, et al. 2016. Activated carbon adsorption of quinolone antibiotics in water:Performance, mechanism, and modeling[J]. Journal of Environmental Sciences, 56(6): 145-152. |
高芬. 2008.白洋淀生态环境演变及预测[D].保定: 河北农业大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-11920-2008074584.htm
|
Graham E B, Knelman J E, Schindlbacher A, et al. 2016. Microbes as engines of ecosystem function:when does community structure enhance predictions of ecosystem processes?[J]. Frontiers in Microbiology, 7: 214. |
Guerra P, Kim M, Shah A, et al. 2014. Occurrence and fate of antibiotic, analgesic/anti-inflammatory, and antifungal compounds in five wastewater treatment processes[J]. Science of the Total Environment, 473-474: 235-243. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.12.008 |
郭建超. 2018.河北省医药制造业研发能力评价研究[D].沈阳: 辽宁大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10140-1018132006.htm
|
何国勤. 2013.我国湖泊污染及其防治浅析[A].中国科学技术协会、湖北省人民政府.健康湖泊与美丽中国——第三届中国湖泊论坛暨第七届湖北科技论坛论文集[C].中国科学技术协会、湖北省人民政府: 湖北省科学技术协会, 7
|
Hirsch R, Ternes T, Haberer K, et al. 1999. Occurrence of antibiotics in the aquatic environment[J]. Science of the Total Environment, 225(1/2): 109-118. |
Johnson N W, Pastor J, Swain E B. 2019. Cumulative sulfate loads shift porewater to sulfidic conditions in freshwater wetland sediment[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 38(6): 1231-1244. DOI:10.1002/etc.4410 |
Li D, Qi R, Yang M, et al. 2011. Bacterial community characteristics under long-term antibiotic selection pressures[J]. Water Research, 45(18): 6063-6073. DOI:10.1016/j.watres.2011.09.002 |
李新慧, 郑权, 李静, 等. 2018. 氟喹诺酮对垂直流人工湿地性能及微生物群落的影响[J]. 环境科学, 39(10): 4809-4816. |
李贞, 段文海, 邵蓉. 2005. 我国抗生素使用现状分析[J]. 国际医药卫生导报, (21): 81-82. |
Li W H, Shi Y L, Gao L H, et al. 2012. Occurrence of antibiotics in water, sediments, aquatic plants, and animals from Baiyangdian Lake in North China[J]. Chemosphere, 89(11): 1307-1315. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.05.079 |
厉文辉. 2012.白洋淀地区抗生素的污染水平及分布特征研究[A].中国化学会.中国化学会第28届学术年会第2分会场摘要集[C].中国化学会: 中国化学会.1
|
梁慧雅, 翟德勤, 孔晓乐, 等. 2017. 府河-白洋淀硝酸盐来源判定及迁移转化规律[J]. 中国生态农业学报, 25(8): 1236-1244. |
刘超颖, 李桂. 2018. 河北省医药制造业竞争力分析比较[J]. 河北企业, (9): 105-106. |
刘晓晖, 卢少勇. 2018. 大通湖表层水体中抗生素赋存特征与风险[J]. 中国环境科学, 38(1): 320-329. |
刘新会. 2009.典型抗生素在白洋淀水体中的分布规律及环境风险评价[A].中国化学会环境化学专业委员会.第五届全国环境化学大会摘要集[C].中国化学会环境化学专业委员会: 中国化学会: 1
|
申立娜, 张璐璐, 秦珊, 等. 2019. 白洋淀喹诺酮类抗生素污染特征及其与环境因子相关性研究[J]. 环境科学学报, 39(11): 3888-3897. |
Sommers P, Darcy John L, Porazinska Dorota L, et al. 2019. Comparison of microbial communities in the sediments and water columns of Frozen Cryoconite Holes in the McMurdo Dry Valleys, Antarctica[J]. Frontiers in Microbiology, 10: 65. DOI:10.3389/fmicb.2019.00065 |
Stoob K, Singer H P, Mueller S R, et al. 2007. Dissipation and transport of veterinary sulfonamide antibiotics after manure application to grassland in a small catchment[J]. Environmental Science & Technology, 41(21): 7349-7355. |
孙奉翠. 2013.土壤中四类典型抗生素的同时测定及其方法优化[D].济南: 山东大学 http://med.wanfangdata.com.cn/Paper/Detail?id=DegreePaper_Y2329011
|
孙素艳, 李云玲, 郭东阳, 等. 2018. 河北省供用水现状及水资源平衡分析[J]. 水利规划与设计, (10): 62-67. |
Ter Braak, C.J.F. & ˇSmilauer, P. 2002. CANOCO Reference Manual and CanoDraw for Windows User's Guide: Software for Canonical Community Ordination (version 4.5). Ithaca, NY: Microcomputer Power, 500 pp
|
王丹, 隋倩, 赵文涛, 等. 2014. 中国地表水环境中药物和个人护理品的研究进展[J]. 科学通报, 59(9): 743-751. |
Wang Y, Sheng H F, He Y, et al. 2012. Comparison of the levels of bacterial diversity in freshwater, intertidal wetland, and marine sediments by using millions of illumina tags[J]. Applied and Environmental Microbiology, 78(23): 8264-8271. DOI:10.1128/AEM.01821-12 |
肖国华, 高晓田, 赵振良, 等. 2011. 白洋淀网箱养殖环境微生物原位修复技术研究[J]. 河北渔业, (2): 4-12+30. |
Xiong W G, Sun Y X, Ding X Y, et al. 2015. Responses of plasmid-mediated quinolone resistance genes and bacterial taxa to (fluoro)quinolones-containing manure in arable soil[J]. Chemosphere, 119: 473-478. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.07.040 |
徐嘉男. 2017. 水环境中抗生素污染的研究进展[J]. 环境科学与管理, 42(12): 23-26. |
Xue B, Zhang R, Wang Y, et al. 2013. 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, 92: 229-236. DOI:10.1016/j.ecoenv.2013.02.009 |
Yan Q, Min J, Yu Y H, et al. 2017. Microbial community response during the treatment of pharmaceutically active compounds (PhACs) in constructed wetland mesocosms[J]. Chemosphere, 186: 823-831. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.08.064 |
Yang J M, Gao Y X, Wang L. 2012. Grey Correlative Analysis of Logistics Industry and Pharmaceutical Industry in Hebei Province[C]//Business Computing and Global Informatization (BCGIN), 2012 Second International Conference on. IEEE
|
杨志峰, 崔保山, 黄国和, 等. 2006. 黄淮海地区湿地水生态过程、水环境效应及生态安全调控[J]. 地球科学进展, (11): 1119-1126. |
Yao L L, Wang Y X, Tong L, et al. 2017. Occurrence and risk assessment of antibiotics in surface water and groundwater from different depths of aquifers:A case study at Jianghan Plain, central China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 135: 236-242. DOI:10.1016/j.ecoenv.2016.10.006 |
殷强, 付峥嵘. 2017. 我国水环境中抗生素污染的研究进展[J]. 安徽农业科学, 45(31): 50-51+55. |
袁瑞强, 吕嘉丽, 王仕琴. 2019. 受引黄影响的河流沉积物细菌群落季节变化[J]. 环境科学学报, 39(7): 2190-2199. |
张建, 黄小兰, 张婷, 等. 2018. 鄱阳湖河湖交错带重金属污染对微生物群落与多样性的影响[J]. 湖泊科学, 30(3): 640-649. |
张俊. 2015.根结线虫土壤微生物多样性研究[D].昆明: 云南大学 http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10673-1015612520.htm
|
张盼伟. 2018.海河流域典型水体中PPCPs的环境行为及潜在风险研究[D].北京: 中国水利水电科学研究院 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-82301-1018178139.htm
|
张培. 2008.白洋淀湿地价值评价[D].保定: 河北农业大学 http://d.wanfangdata.com.cn/Thesis/Y1306806
|
张石云, 宋超, 陈家长. 2019. 喹诺酮类抗生素在水产养殖中应用的研究进展[J]. 江苏农业科学, 47(3): 32-36. |
赵卫凤, 鲍晓磊, 张媛, 等. 2013. 河北省发酵类抗生素菌渣处置现状及存在的问题[J]. 安徽农业科学, 41(31): 12417-12421. |
郑丙辉. 2018. 中国湖泊环境治理与保护的思考[J]. 民主与科学, (5): 13-15. |
朱琳, 张远, 渠晓东, 等. 2014. 北京清河水体及水生生物体内抗生素污染特征[J]. 环境科学研究, 27(2): 139-146. |