我國典型淡水水域環境中喹諾酮類抗生素污染的研究進展

摘要：喹諾酮類抗生素（Quinolones，QNs）以其廣譜抗菌特性被廣泛應用于醫療、農業及養殖業。隨著使用量的持續增加，QNs在多種環境介質中被頻繁檢出，已成為水域生態環境面臨的長期且持續性風險因子。長期的QNs選擇壓力誘導抗生素抗性基因（Antibiotic resistant genes，ARGs）的產生與積累，同時耐藥細菌群體在水環境中不斷遷移、擴散和增殖，進一步加劇了水域生態風險，其潛在危害遠超QNs殘留本身。QNs大量使用并經地表和地下徑流最終進入水生生態系統，使水體和沉積物成為QNs及其ARGs的重要儲存庫，其對生態環境及公共健康構成的威脅日益嚴峻。本文綜述了我國典型淡水水域中QNs的來源、遷移轉化及賦存特征，探討了QNs及其相關ARGs對生態環境的潛在風險，為進一步研究淡水水域中QNs及其ARGs的環境行為與風險評估提供理論依據。

關鍵詞：喹諾酮類抗生素；淡水水域；遷移轉化；賦存水平；抗生素抗性基因

中圖分類號：X52 文獻標志碼：A 文章編號：1672-2043（2025）03-0580-14 doi：10.11654/jaes.2024-1123

抗生素（Antibiotics）是一類由微生物產生的次級代謝產物，也可通過化學合成或半合成方法人工制備，具有抑制微生物生長及殺滅微生物的能力。自1928年第一種抗生素——青霉素被發現以來，它們對人類健康和生活做出了重要貢獻。按照功能和化學結構分類，抗生素可分為氨基糖苷類（Aminoglyco?sides）、β-內酰胺類（Beta-lactams）、林可酰胺類（Lin?cosamides）、大環內酯類（Macrolides）、多肽類（Peptid?eantibiotics）、喹諾酮類（Quinolones）、磺胺類（Sulfon?amides）、四環素類（Tetracyclines）、氯霉素類（Chlor?amphenicols）和利福霉素類（Rifamycins）等10大類[1]。其中，喹諾酮類抗生素是應用最廣泛的抗生素之一，其通過干擾拓撲異構酶Ⅳ和DNA旋轉酶的功能，阻礙細菌的DNA復制、轉錄、修復以及染色體分裂等關鍵過程，最終造成細菌DNA不可逆損傷，從而發揮抗菌作用[2]。自1962年首個喹諾酮類藥物——萘啶酸合成以來，又陸續研制出10余種常用喹諾酮類藥物，根據其抗菌譜的差異可分為4代，其中第3代和第4代喹諾酮類抗生素應用最為廣泛，占全球抗生素市場份額的18%[3]。

喹諾酮類抗生素相較于頭孢類、四環素類等其他抗生素，具有抗菌譜廣、抗菌效果顯著、安全性高、生產成本低、毒副作用小以及降解速度快等優勢，因此被廣泛應用于醫療、農業及養殖業[4-5]。然而，喹諾酮類抗生素的大量使用以及在生物體內吸收不完全的特性，導致其在環境介質和農產品中被頻繁檢出[6–8]。進入水體的喹諾酮類抗生素在有效抑制病原微生物生長的同時，也對有益菌群產生不良影響，改變水域中的微生物群落結構，破壞微生態平衡，并干擾水體中碳、氮、硫等生源元素的地球化學循環。此外，喹諾酮類抗生素的長期殘留可能誘導抗生素抗性基因（Antibiotic resistant genes，ARGs）的產生，ARGs 通過菌群間傳播與擴散，進一步威脅生態環境及人體健康[9-10]。

為應對上述問題，我國在2022年發布的《新污染物治理行動方案》中，明確將抗生素列為環境管控重點，并強化對臨床抗菌藥物和獸用抗菌藥的監管，進一步加強了社會對抗生素殘留危害環境安全和生物健康問題的重視，尤其關注其殘留可能加速耐藥性在環境中的傳播問題[11]。同時，世界衛生組織（WHO）也將抗生素耐藥性列為當前全球食品安全、人類和動物健康的主要挑戰之一。因此，本文系統綜述了我國典型淡水水域中喹諾酮類抗生素的來源、分布、遷移轉化過程以及ARGs的生態風險，旨在為評估喹諾酮類抗生素的潛在生態風險并制定相應干預措施提供科學依據和思路。

1 淡水水域中喹諾酮類抗生素的來源

1.1 外源輸入

1.1.1 源頭生產廢水排放

制藥廠廢水排放是喹諾酮類抗生素進入環境的主要途徑之一。在喹諾酮類抗生素的生產過程及過期藥物處置中會產生大量廢棄物，但現有的廢水處理工藝僅能去除35%～75%的抗生素成分[12]，導致部分抗生素生產企業排放的廢水和污泥中仍殘留較高濃度的喹諾酮類抗生素，其殘留量甚至可達到毫克級別[13-14]。

1.1.2 醫療及城市污水排放

人類醫療衛生活動是喹諾酮類抗生素污染的主要來源之一[15]。50%～80%的抗生素無法被人體吸收而以原藥或代謝產物的形式通過尿液和糞便排出體外[16]。這些排泄物通過城市排污管道匯入污水處理廠，但由于現有污水處理技術的局限性，加之抗生素尚未被納入污水排放標準，部分抗生素未能完全去除，最終直接排放到水環境中。

1.1.3 畜禽養殖業藥物投入和廢物排放

喹諾酮類抗生素作為人畜共用藥物，不僅被廣泛用于防治動物細菌性疾病，還被制成促生長劑添加到飼料中[17-18]。因此，在畜禽養殖過程中會產生并排放大量含喹諾酮類抗生素的廢水和動物排泄物。尤其在農村地區，這些廢棄物通常被用作土壤肥料，并通過雨水沖刷、地表徑流以及地下水循環等途徑最終進入水體環境，顯著增加淡水環境中的抗生素負荷。

1.2 內源輸入

集約化水產養殖的高密度放養模式容易導致水生生物疾病頻發，為防治養殖生物的細菌性感染，喹諾酮類抗生素被大量使用。然而，水產養殖環境中的抗生素殘留問題已被廣泛關注。例如，在天津近郊的養殖區，表層水和沉積物中均檢測到喹諾酮類抗生素殘留，其最高檢出量分別達26.80 μg·L-1和65.11 ng·g-1 [19]。此外，由于水產養殖場通常靠近河流、湖泊等水體，其抗生素殘留對周邊地表水環境的潛在影響更加顯著。

綜上所述，我國淡水水域中喹諾酮類抗生素的污染主要來源于陸地外源輸入（包括制藥廢水、醫療廢水及畜禽養殖廢物）和水產養殖的內源輸入（圖1）。其中，制藥廢水和城市污水因抗生素濃度較高且去除難度較大，是主要的污染來源；而畜禽和水產養殖中抗生素的使用和排放，則進一步加劇了淡水環境中的污染負荷。因此，為了減少喹諾酮類抗生素的環境污染，亟需加強抗生素管理、優化污水處理工藝，并嚴格控制農業和水產養殖中的抗生素濫用。

2 淡水水域環境中喹諾酮類抗生素的環境行為

喹諾酮類抗生素進入淡水環境后，會經歷遷移、吸附、擴散、降解等一系列過程，并在水相和沉積物之間進行動態分配。這些環境行為不僅決定了喹諾酮類抗生素的生態歸趨，也對水生生物及微生物群落構成了潛在風險（圖2）。

2.1 遷移、擴散及水?沉積物分配機制

2.1.1 水環境中遷移與擴散

喹諾酮類抗生素的遷移受水流動力學、物理化學特性和環境因素（pH、溶解性、顆粒物濃度）等多種因素的影響。在流動性較差的池塘、湖泊和水庫等靜水環境中，由于具有強烈的顆粒和膠體吸附能力[20-21]，喹諾酮類抗生素更容易在水體-沉積物界面積累并向底部沉降。研究發現珠江口養殖區沉積物中喹諾酮類抗生素的檢出率和種類顯著高于水體環境，這表明沉積物不僅是水域環境中喹諾酮類抗生素的重要儲存庫，更可能成為潛在的污染源[22]。相比之下，在河流等水流速度較快的環境中，喹諾酮類抗生素更容易隨懸浮顆粒物遷移并在下游區域富集。例如，松花江監測數據顯示，在松花江干流和3條支流中均有喹諾酮類抗生素的檢出，且3條支流中檢測到的抗生素質量濃度顯著高于干流各斷面，導致支流匯入口下游斷面抗生素濃度呈增加趨勢[23]。

2.1.2 水?沉積物系統中的吸附及分配

喹諾酮類抗生素在淡水環境中的歸趨行為主要受水-沉積物分配機制影響，涉及吸附、沉降、解吸和再釋放等過程。

吸附作用包括物理吸附和化學吸附兩種形式：物理吸附是通過范德華力、靜電作用等非化學鍵作用實現的，而化學吸附則是喹諾酮類抗生素分子中的羧基、氨基、羥基等活性基團與顆粒物表面結合（如絡合、氫鍵和π?π相互作用）的過程[24–26]。吸附作用決定了喹諾酮類抗生素在水體中的遷移能力和持久性，主要受分配系數（Kd）、環境因素（pH、溫度、離子強度和溶解性有機物等）以及沉積物礦物組成等因素影響。研究表明，喹諾酮類抗生素的Kd值較高，更傾向于吸附在沉積物上[27]。同時，Kd在空間上呈現顯著差異性，這表明沉積物理化性質和水文因素也是影響喹諾酮類抗生素分配行為的重要因素[28]。

環境條件對吸附行為的影響尤為顯著。例如，在酸性條件下，喹諾酮類抗生素主要以陽離子形式存在，更容易與沉積物表面的負電荷結合；而在較高pH條件下，抗生素主要以陰離子形式存在，可能因靜電排斥力導致其從沉積物中重新釋放進入水相[29]。此外，離子強度降低或水體擾動等環境變化也可能引起沉積物中吸附的抗生素被重新釋放，導致“二次污染”[28]。研究還發現，沉積物中的腐殖質和有機碳會顯著影響喹諾酮類抗生素的吸附能力，而高鹽度或高溶解性有機物可能促進其從沉積物中解吸[30]。

2.2 降解機制及相互作用

喹諾酮類抗生素在淡水環境中的降解主要通過水解（Hydrolysis）、光解（Photodegradation）和微生物降解（Biodegradation），它們相互影響并決定了喹諾酮類抗生素的環境持久性和生態風險。

2.2.1 水解

水解是喹諾酮類抗生素在環境中的主要降解途徑之一，其速率受pH、溫度、金屬離子等因素的顯著影響。喹諾酮類抗生素在水中通常以陽離子、陰離子或兩性離子形態存在，不同pH條件下其官能團的質子化或去質子化狀態會發生顯著變化，從而影響水解速率[31-32]。例如，研究發現喹諾酮類抗生素以兩性離子形態存在時的水解速率最快：諾氟沙星的水解速率隨著pH升高而顯著增加，pH為3時諾氟沙星的水降速率最小，pH為11時最為顯著[33]；鹽酸環丙沙星在pH為9的水體中降解速率最快，而當pH為3時最為穩定[34]。溫度也是影響喹諾酮類抗生素水解速率的關鍵因素，其速率隨著水溫升高而加快[35-36]。此外，喹諾酮類抗生素的水降速率還與其水溶性、揮發性和吸附性等特性密切相關[37]。

2.2.2 光解

光解是喹諾酮類抗生素在淺水區和表層水體中的主要降解途徑。水體中的抗生素在陽光照射下吸收能量后進入激發態，隨后引發光氧化、光氯化和光水解等一系列化學反應[38-39]。光解速率受光照強度、波長、無機離子、溶解性有機物（腐殖質）和金屬離子等因素的影響[40]，此外，光敏劑作為誘發抗生素光降解的關鍵催化劑，對降解速率也具有顯著影響[41-42]。在漁業水域中，紫外線輻射較強的表層水中喹諾酮類抗生素的光解速率較快，而沉積物中的抗生素因光照不足，降解速率顯著降低。腐殖質和金屬離子可能通過激發自由基促進光解。

2.2.3 微生物降解及與其他降解途徑的協同作用

微生物降解是喹諾酮類抗生素在淡水環境中去除的關鍵過程，通過羥基化、脫氟、脫氧、脫水、去甲基化和側鍵裂解等一系列生物轉化反應降解抗生素，從而降低其環境持久性和毒性。其效率受菌群組成、環境條件和底物濃度等因素的顯著影響。目前，已經篩選出能夠降解喹諾酮類抗生素的細菌，包括微桿菌屬、蒼白桿菌屬、葡萄球菌屬、嗜熱菌屬等[43]。通過優化培養條件，能夠顯著提高某些微生物的降解效率。例如，微桿菌屬菌株Microbacterium sp. QL 能夠在30 ℃、pH 7的條件下，經過216 h，降解45.6%的初始濃度為100 mg·L-1 的諾氟沙星[44]；另一種菌株Micro?bacterium sp. 4N2-2 可以通過羥基化、氧化脫氟、脫乙基化和N-乙酰化降解諾氟沙星[45]。嗜熱菌Thermussp. C419 對喹諾酮類抗生素也有較好的降解效果，在70 ℃的高溫條件下，抗生素濃度越高，降解速率越快[46]。白腐真菌被證實能夠通過木質素改性酶和胞外酶的非特異性酶系統對喹諾酮類抗生素進行礦化降解，將其轉化為二氧化碳和水，從而實現高效降解[47]。值得注意的是，混合菌群的降解效果通常優于單一菌株[48]。例如，水過濾器中的微生物菌群能夠有效降解水環境中的環丙沙星，28 d后去除率可達89%，其中鐵銹桿菌屬和白桿菌屬是主要的優勢菌屬[45]。此外，已有研究表明，抗生素光降解產物可以進一步增強微生物降解效果，形成一種協同降解效應[49]。

在不同水體環境中，不同降解途徑的貢獻率存在顯著差異。在湖泊和水庫中，光解作用較弱，微生物降解是主要去除機制；而在河流環境中，水流稀釋和微生物降解共同主導喹諾酮類抗生素的去除過程。盡管喹諾酮類抗生素在水體中可以降解，但由于環境中的持續輸入，它們仍表現出“假持久性”而長時間存在于淡水水域環境中[50]。這種持久性不僅增加了抗生素對水生生物的潛在風險，還可能誘導ARGs的傳播，加劇生態風險。

3 淡水水域中喹諾酮類抗生素的賦存水平

近年來，喹諾酮類抗生素在全球范圍內的水環境中均有檢測到，即使是人跡罕至的南極洲地區也不能幸免[51]。通過對已有報道的我國典型淡水水域中喹諾酮類抗生素的統計分析發現，氧氟沙星、諾氟沙星、恩諾沙星和環丙沙星是檢出率最高的抗生素種類（表1）。以長江下游江蘇段為例，該區域流經南京、鎮江、揚州、無錫、蘇州等經濟發達城市，受到工業廢水、城市污水、農業面源和水產養殖尾水排放的顯著影響，水體中喹諾酮類抗生素殘留濃度較高，最高濃度可達2 717.31 ng·L-1 [52]；而石家莊位于華北平原，是我國重要的工業城市，同樣面臨嚴重的工業廢水、城市污水和農業面源排放問題，由于該地區年降水量遠低于長江下游流域，水體自凈能力較弱，喹諾酮類抗生素在水體中的殘留濃度也較高，水體中最高可達1 674.97ng·L-1，沉積物中最高可達1 300 ng·g-1 [28，53]。

喹諾酮類抗生素不僅可以通過攝食被水生生物吸收，也可以通過魚鰓或體表直接從水體中吸收[69]，而消費者食用含有抗生素殘留的水產品可能面臨一定的健康風險。研究表明，喹諾酮類抗生素在水產品中的殘留水平因地區和品種而異。例如，越南水產品中喹諾酮類抗生素的殘留濃度（4～4 000 ng·g-1）[70]gt;我國（ND～984 ng·g-1）[71]gt;阿根廷（ND～97.89 ng·g-1）[72]gt;意大利（0.84～3.59 ng·g-1）[73]。恩諾沙星、諾氟沙星、環丙沙星和氧氟沙星是喹諾酮類抗生素在水產品中常見的殘留種類（表2）。

4 淡水水域中喹諾酮類ARGs的特征

ARGs作為水環境中的重要污染物，具有遺傳性和水平轉移的生物學特性，相比于抗生素本身更容易在環境微生物群落之間遷移和傳播，并長期存留在環境中。因此，逐年增加的耐藥菌和ARGs嚴重威脅著生態環境安全和人類健康。喹諾酮類ARGs的來源可分為外源輸入與內源激活兩大類。外源輸入主要源自醫療、制藥、畜禽養殖和水產養殖中抗生素的廣泛使用，經廢水排放、污水處理和沉積物釋放等途徑進入環境，導致水體中ARGs的大量富集[84–86]。研究表明，城市污水處理工藝雖然能去除大部分耐藥菌群和抗性基因，但仍有2.77×104 CFU·mL-1的耐藥細菌和3.98×104 copies·mL-1的喹諾酮類ARGs通過處理后的污水進入自然環境[87]。內源激活則是指在抗生素污染壓力誘導環境微生物中潛在ARGs的表達，加速ARGs的傳播與積累[88]，進一步加劇水體的耐藥性風險。

4.1 喹諾酮類ARGs的分布特征

喹諾酮類ARGs在我國典型淡水水域環境中廣泛存在，包括洞庭湖、鄱陽湖、黃浦江、沂河、渭河、太湖、珠江等（表3），其中qnrA、qnrB 和qnrS 是主要的抗性基因，在水體和沉積物中的檢出率和豐度均處于較高水平。喹諾酮類ARGs分布特征受污染源類型、土地利用模式及人類活動的影響，尤其水產養殖和污水排放等區域被認為是水體抗生素和抗性基因的主要潛在來源。徐慕等[89]利用宏基因組學高通量測序技術，在上海市沙田湖養殖區及周邊水體中共檢測出46種喹諾酮類ARGs和5種耐藥機制，水體平均豐度高達60 553 read·L-1；在太湖流域，qnrB、qnrS 和aac（6 ′）-Ib 喹諾酮類ARGs在地表水及來源于畜禽、人類等的抗性大腸桿菌中被廣泛檢測出，表明該水域內ARGs的廣泛傳播與畜禽養殖和人類活動密切相關，受污染源排放驅動明顯[90]。珠江三角洲地區是我國經濟最發達的地區之一，同時也是水產養殖、制藥工業、城市污水排放最為集中的區域，其水體和沉積物樣本中均檢測到了qnrA、qnrD 和qnrS 的殘留，水體中ARGs污染水平高于沉積物，但沉積物可作為長期ARGs儲存庫，反映水環境中ARGs的累積和遷移特征[91]。對沂河水體進行監測，結果顯示有qnrB 抗性基因的殘留，且市區段部分樣品中qnrB 的豐度更高，說明人為活動和污水排放等對喹諾酮類ARGs污染起主導作用[92]。

喹諾酮類ARGs的豐度受季節、環境因子和污染源輸入影響，表現出顯著的空間和時間變化特征。以東洞庭湖流域為例，陳金明等[93]采用實時熒光定量PCR技術，分別對豐水期和枯水期的沉積物樣品進行檢測，結果顯示豐水期喹諾酮類qnrS 抗性基因豐度要高出枯水期一個數量級，可能是因為豐水期沉積物的溫度和營養物質濃度等條件更適合微生物的生長和繁殖。而在鄱陽湖流域的地表水和地下水樣品中檢測到qnrA 和qnrB 喹諾酮類ARGs的殘留，特別是在農業和水產養殖活動較多的流域西部地區[94]。此外，在尼泊爾加德滿都谷地的河流中也檢測到抗性基因qnrA 和qnrS（檢出率為66.67%）[95]。與我國淡水水域相比，該區域環境中喹諾酮類ARGs豐度整體較高，且波動范圍更廣，這可能與不同污染源的輸入以及環境條件的多樣性密切相關。這些研究均表明了工業廢水、城市污水、農業面源污染和養殖尾水排放等是驅動ARGs擴散的主要因素，對水生生態系統的安全構成潛在風險。

4.2 喹諾酮類AGRs的傳播及生態風險

喹諾酮類AGRs[如qnr、qac、aac（6 ′）-Ib-cr]主要以胞內抗性基因（Intracellular ARGs，iARGs）和胞外抗性基因（Extracellular ARGs，eARGs）兩種形式存在[97]。iARGs通常位于抗生素抗性細菌的細胞內，能夠通過垂直基因轉移傳播（Vertical gene transfer，VGT）至后代，或者通過水平基因轉移（Horizontalgene transfer，HGT）傳遞給其他物種[98]。其中，HGT是ARGs在環境中傳播的主要機制，包括質粒轉導、轉化及拼接等移動遺傳元件的傳播[99–100]。而eARGs則通常來源于活細菌分泌釋放或細菌死亡裂解，以游離DNA 的形式釋放到環境中，并吸附在沉積物或土壤顆粒上，在環境中長期穩定存留，也可通過轉化作用進入其他細菌體內，使其獲得抗生素抗性[101–102]。喹諾酮類ARGs 的產生與細菌感染防治和養殖投入中喹諾酮類抗生素的過度使用密切相關。工業廢水、城市污水、農業用水和養殖尾水排放等人為活動也為喹諾酮類ARGs 的富集與傳播提供了條件[103]。喹諾酮類ARGs 的傳播在淡水水域環境中受多種環境因子（溫度、pH、鹽度、金屬離子）的共同調控。適宜的溫度可促進抗性質粒的HGT 過程[104]；pH 也對ARGs 的水平轉移具有調節作用，酸性環境通常促進其轉移，而堿性環境則可能表現為抑制作用[105]；鹽度的變化則通過改變微生物群落結構，影響ARGs的分布，特別是在河口和開放水域，鹽度的變化會打破ARGs的VGT 平衡，并具有季節性差異[106]。此外，沉積物、納米材料、離子液體和農藥等非抗生素化學品的存在也會加快喹諾酮類ARGs全球同化和傳播過程[107–110]。

喹諾酮類ARGs 的傳播不僅誘導細菌耐藥性產生，還會通過消除缺乏抵抗力的物種來改變水體微生物群落的結構和功能[111–112]，對生態系統功能和生物健康造成多重影響。隨著時間的推移ARGs 會在沉積物中富集，進一步加劇耐藥性傳播[113]。研究表明，混養模式池塘的沉積物中ARGs 的豐度要顯著高于非混養模式池塘[114]，同時喹諾酮類ARGs的存在削弱了抗生素治療效果，增加了水產動物疾病暴發的風險。在利用智利鮭魚進行藥敏試驗過程中發現其對喹諾酮類抗生素具有更高的耐藥性[115–117]。此外，ARGs可能通過食物鏈向魚類、鳥類乃至人類等更高營養級的生物傳遞，增加人群暴露風險[118–119]。

喹諾酮類抗生素的持續使用不僅推動耐藥菌的增殖，還通過VGT和HGT過程使ARGs廣泛傳播，影響非靶標生物的健康，并改變生態系統功能。因此，在抗生素污染防控中，應將ARGs的生態風險納入環境管理體系，并加強生態毒理學研究，以評估其對水生生態系統的長期影響。

5 展望

喹諾酮類抗生素污染問題在我國典型淡水水域中表現尤為突出，人口、農業生產、城市化狀況和經濟發展對喹諾酮類抗生素的分布具有關鍵影響。隨著抗生素使用量的增加，水體和沉積物已成為抗生素及其ARGs的主要存儲庫，并對生態系統和食品安全構成潛在威脅。加之由于新藥物研發的滯后性，喹諾酮類抗生素在未來較長時間內仍是農業生產中防治疾病的關鍵藥物。因此，在合理和科學使用抗生素的前提下，未來需要圍繞以下幾個方向開展深入研究。

（1）加強抗生素的使用監管：建立抗生素使用追蹤與溯源系統，解析抗生素在“投入品-產地環境-養殖過程”中的消長變化規律及危害形成機制，強化農業、畜牧業、水產養殖業抗生素使用的精細化管理；制定抗生素排放標準，明確養殖廢水、醫藥工業廢水和城市污水的抗生素濃度限制。

（2）提升污水處理效率：促進污水處理廠技術升級，推廣高級氧化技術（AOPs）、膜生物反應器（MBR）、活性炭吸附等高效去除抗生素的方法；同時，在農業和畜禽養殖廢水處理中，鼓勵使用人工濕地、生物膜反應器等生態友好型技術，降低抗生素的環境負荷。

（3）構建抗生素生態風險評估體系：建立全國抗生素污染監測網絡，對重點污染水域進行長期監測，結合大數據分析和環境建模，建立抗生素“源-徑-匯”過程的精準定量和動態預測，搭建基于人工智能技術的抗生素智慧預警管理平臺，優化水環境管理決策。

（4）推動綠色替代方案：推廣抗生素替代品，如益生菌、植物提取物、酶制劑等，提高水產養殖和畜牧業的健康養殖水平；加快抗生素替代技術的研發，鼓勵低抗生素或無抗生素養殖模式，減少環境污染風險。

（5）政府、科研機構和產業界應通力合作，在環境管理、技術創新和政策優化等方面形成合力，確保我國水環境質量的長期安全和可持續發展。

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（責任編輯：李丹）