水域中抗生素生态毒理效应研究进展

水域中抗生素生态毒理效应研究进展 第33卷第1期Vo1.33No.1 2012年1月Jan.2012 井冈山大学学报(自然科学版) JournalofJinggangshanUniversity(NaturalScience)47 文章编号:1674.8085(2012)01—0047—06 水域中抗生素生态毒理效应研究进展 邹小明,一,肖春玲,肖晓 (1.井冈山大学生命科学学院,江西,吉安343009;2.同济大学环境科学与工程学院,上海市 200092) 摘要:抗生素是一类个人医药及护理品(personalpharmaceuticalproducts,PPCPs)的新型污染 物,它在农业及 医学等领域应用广泛,从而在水域中易残留并带来诸多生态风险.水生生物是评价各种有机 污染物的经典模式生 物,因此本文综述了抗生素对多种模式生物毒性效应的最新研究成果,并对毒性效应的预测 以及环境因素对毒性 效应影响等几个方面进行了阐述,最后展望了抗生素对水生生物毒理的研究方向. 关键词:抗生素:水生生物;毒理 中图分类号:X171.5文献标识码:ADOI:10.3969/j.issn.1674—8085.2012.01.013 RESEARCHADVANCEMENToFECo.ToXICITYoFANTIBIoTICS UPoNAQUATICCREATURE ZOUXiao.ming,XIAOChun-ling,XiaoXiao (1.SchoolofLifeSciences,JinggangshanUniversity,Ji’an,Jiangxi343009,China; 2.CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering,TongiiUniversity,Shanghai200092,China) Abstract:Antibiotics,designedashumanandveterinarymedicines,areoneofthemostimportantgroupof personalpharmaceuticalproducts,andwidelyusedinagricultureandmedicalscience,therebycausingtheresidue andposingthepotentialtoxiceffectsintheenvironment.Inthelastdecades,manypapersconcentratedonthe toxiceffectsofantibioticsandaquaticcreatureswerewildlyusedastheorganisminkindsofbioassays,thetoxic effectsofantibioticsonaquaticcreatures,thetoxiceffectspredictionandthecorrespondingfactorswerereviewed inthispaperforthepurposeofpresentingthelatestrelateddevelopment.Finally,somesuggestionswerealso proposed,thatis,themixturetoxicityofantibiotics,itspredictionandmechanismshouldbepaidmoreattention. Keywords:Antibiotics;aquaticcreature;toxicology 0前言 抗生素是一类治疗各种细菌感染或抑制致病 微生物感染的药物,广泛地应用于人类及动物的疾 病防治,农业生产,畜牧及水产养殖等领域.据统 计,全世界每年抗生素的消费量可达10-20万吨【】J, 其中我国是抗生素的最大生产国和消费国.以2003 年为例,我国青霉素产量达2.8万吨,占世界总产 量的60%;土霉素占世界总产量的65%t.研究表 明,抗生素使用后并不会被生物体完全吸收,而是 以原药或代谢产物(共轭态,氧化产物,水解产物等) 的形式随粪便和尿液排入水体等环境中【3】,使水体 已成为环境中抗生素的最重要的归宿地之一l41,且 目前已经在地表水,地下水,饮用水及生活污水中 检测到【5J.以我国为例,近年来已经在长江,黄 河等水域广泛地检测到磺胺,四环素等多类抗生 收稿日期:201卜o9—18;修改日期:201卜12-28 基金项目:江西省科技厅科技计划项目(2009ZGD05000);江两省教育厅科技计划项目 (GJJ10200) 作者简介:邹小~(1980-),男,江西信丰人,讲师,博士生,主要从事污染物生态毒理研究 (E—mail:zouxming@yahoo.cn) 肖春玲(1962一),女,江西吉安人,教授,主要从事微生物教学研究工作 (E-mail:Xiaochunling@jgsu.edu.cn); 肖~(1981一),女,江西吉安人,助教,主要从事基础医学研究工作(E—mail:Qsyr1234@126.com) 48井冈山大学学报(自然科学版) 素….因此,抗生素的水生生态环境效应正日益 受到广大环境领域学者的关注. 基于水生,陆生生物实施的毒理研究可揭示有 毒化学品在生态系统中的迁移和转化规律,是指导 污染物生态风险评价和污染物排放的重要理论依 据,对维护生态系统及人类的健康也有重大理论意 义和现实意义.水域是抗生素的重要归宿地,总结 抗生素类污染物的水生生态毒理研究成果非常有 必要.因此,本文从毒性效应,毒性效应的预测以 及环境因素对毒性效应影响等方面归纳了目前的 最新研究,并对尚存在的问题进行了剖析. 1抗生素对水域生态系统的毒性效应 现阶段,人们对抗生素的毒性效应研究主要围 绕着食物链中代表性生物展开,包括水体微生物, 藻,甲壳类,鱼类等. 1.1水体微生物 抗生素是设计用来抑制致病微生物的药物,被 其污染水体的细菌是受抗生素类污染物影响的第 一 类生物,如活性污泥中的细菌及水体菌群等. 抗生素对水体中的细菌有多重影响,其一,可降低 抗生素废水的生物降解效率.Alexy等在密闭瓶中 测定了l8种抗生素的生物降解性,结果表明抗生素 的生物降解率仅为4%,27%【1];其二,可使水体中 产生大量的抗生素耐药菌【B钔.Reinthaler等在污 水处理厂中分离了767株大肠杆菌,发下它们普遍 存在有耐药性,其中对四环素的耐药性高达 57%l1.Stine等发现养猪场周围环境中大多数的大 肠杆菌(Escherichiacoli)和肠球菌(enterococci)对 四环素具有耐药性_l. 同时,人们还利用微生物来揭示抗生素的毒性 效应.发光菌是一种具有发出波长在450,490nm的 蓝绿色可见光的微生物.研究表明,发光菌急性毒 性测试结果与其它生物毒性测试体系所得毒性数 据具有很好的一致性,具有经济,快速的优点,因 此它被广泛地应用于环境污染物毒性效应的检测 71 ,且毒性结果呈现两个特点: 第一,急性毒性与慢性毒性的比值(ACR)较 大.Jiang等人采用发光菌测定了磺胺类,喹诺酮 类及四环素类等典型抗生素的急性(30min)【l引, 结果表明虽然抗生素的急性毒性效应都不显着 (EC?=36.39—938.42mg/L),Kim等也测定了磺胺 类抗生素及其增效剂对发光菌的急性毒性结果也 有类似结果[17J.然而,由于环境中抗生素大多具有 持久性l4j,急性毒性测试体系结果并不能揭示抗生 素的真实环境效应,因此发光菌慢性(24min)毒 性测试体系也被用来揭示抗生素的毒性效应.Jiang 等人测定了多种抗生素对发光菌的慢性毒性[】,结 果表明抗生素可归为有毒物质. 第二,抗生素的毒性效应与其作用机制相关. Backhaus等测定了不同作用机制的抗生素对发光 菌的24h毒性_1引,结果表明可抑制微生物蛋白质 合成或DNA/RNA合成相关的抗生素其毒性效应 显着,EC5o大多在0.01-0.1mg/L;而抑制微生物 细胞壁合成的抗生素毒性效应较弱,EC.介于 16.8,163mg/L. 1.2藻 藻在水生态系统中是初级生产者,它能通过光 合作用为各种无脊椎动物,鱼类等生物提供0:,食 物,其种类多样性和初级生产量直接影响水生态系 统的结构和功能,并具有个体小,繁殖快的特点. 因此,藻的生长抑制作用被广泛地运用于测试有机 物,重金属及抗生素等典型环境污染物的水生生态 效应,其中抗生素对藻的毒性效应呈以下几个特 点: 第一,藻种敏感度.目前,常用的毒性测试体 系藻种有普通小球藻(C.vulgaris),蛋白核小球藻 (C.pyrenoidosa),斜生栅藻(S.obliquus),羊角月 牙藻(S.capricornutum)和四尾栅藻(S.quadricauda) 等.Eguchi发现红霉素对普通小球藻和羊角月牙藻 的毒性效应差别近1000倍【2们;Lai等 分析 定性数据统计分析pdf销售业绩分析模板建筑结构震害分析销售进度分析表京东商城竞争战略分析 了三种氯 霉素类抗生素对于C.pyrenoidosa,I.galbana和 chui的敏感性,结果表明对于后两种藻而言敏感性 排序为:甲砜霉素<氟氯霉素<氯霉素,而对于 C.pyrenoidosa其敏感性排序为:甲砜霉素<氯霉素 <氟氯霉素(“.Boxall发现微藻类和蓝绿细菌( aeruginosa)对抗生素的敏感性比Psubcapitata的 敏感性强L21: 第二,灵敏的毒性效应.Yamashita及Isidori 等分别测试了克林霉素对S.capricornutum的生长 毒性,结果表明其EC50介于O.002,0.011mg/L,而 对甲壳纲类和鱼类的EC50均大于10mg/L}2制. Eguchi测定了多种兽用抗生素对S.capricornutum的 生长毒性,结果表明红霉素等抗生素的EC5o大多小 于1mg/L[20]o显然,与甲壳纲类及鱼类等生物相 比,其毒性效应非常灵敏. 1.3水体甲壳纲类 井冈山大学学报(自然科学版)49 在水生食物链中,大型蚤,网纹水蚤等甲壳纲 类也非常重要.它们既是藻类,细菌,酵母,原生 动物,有机残渣和可溶性有机物的初级捕食者,也 是鱼和一些水生动物的优良饵料,所以它们也常被 人们当做受体生物开展污染物的毒性效应测试,且 现有结果表明甲壳纲类受体生物的敏感性与抗生 素的作用机制相关.DeLiguoro[2q等测定了6种常 见磺胺类抗生素及其增效剂对D.magna的急性毒 性(48h),结果表明它们的EC50介于3.86,277mg/L, 而对泰勒菌素,链霉素等抗生素的敏感性低(EC5o 大于700mg/L)【2,并认为这是由于磺胺类抗生素 属于广谱类抗生素,而泰乐菌素只对细菌具有良好 的抑制效应所导致的. 1.4水体鱼类及其它 在水生食物链中鱼类占有非常重要的地位.它 对水环境的变化十分灵敏,运用毒理实验 方法 快递客服问题件处理详细方法山木方法pdf计算方法pdf华与华方法下载八字理论方法下载 ,可 以简便地观察鱼类在含有化学污染物的水环境中 的反应,从而比较不同化学物质的毒性高低.王慧 珠等测定了四环素及金霉素对斑马鱼(Danioredo) 和鲫鱼(Carassiusauratus)的96h毒性效应L21,结 果表明四环素对鲫鱼和斑马鱼96h-LC50值分别为 322.8mg?L和406mg?金霉素对鲫鱼和斑马鱼 96h-LC50值分别为34.68和61.15mg?L一,且认为 四环素和金霉素分别属于低毒,中毒污染物. 2抗生素对水域生态毒性效应的预测 基于传统毒性方法来评价抗生素的毒性效应 存在着不足:其一,数据尚缺乏.由于抗生素类药 物种类众多且新型抗生素也在不断研制过程中,因 此,我们尚缺乏抗生素等污染物的生态毒理信息. 其二,实验测试过程耗费大量费用及时间,尤其体 现在慢性毒性测试体系中.其三,实验数据也常伴 随着不确定性.因此,定量结构活性相关 (QuantitativeStructureActivityRelationships, QSAR)等定量预测模型逐步被运用到抗生素毒性 效应的预测. 2.1QSAg 污染物的生物活性或毒性效应是分子内原子 或基团间作用的外在表现,QSAg是揭示抗生素等 污染物的结构特征与其毒性及生物学活性之间相 关规律的有力工具.其一,揭示抗生素毒性效应的 内在机制.Kim等测定了磺胺类,四环素类等多种 抗生素对发光菌,大型蚤的急性毒性【1,结果表明 其毒性效应与抗生素的分配系数(togD.),分子轨 道能差(E)相关.E.papa等采用92种抗生素的 量子化学参数,理化参数(Dragon软件计算)建立 了可预测抗生素生物降解性的模型[2引.其二,抗生 素的毒性效应的预测,包括急性,慢性毒性效应. Jiang等人巧妙地测定了21种抗生素的急性毒性, 慢性毒性数据并建立了相应QSAR模型,同时针对 慢性毒性数据少的现状,推导出可从急性毒性预测 慢性毒性的QSAR方程L1. 2.2CIA模型 鉴于环境中生物都面临着污染物的复合污染, 发展定量预测混合污染物的联合毒性方法也成为 毒理研究的热点之一.其中,独立作用模型 (independentaction,IA)及浓度加和模型 (concentrationaddition)两种定量预测方法应用最 为广泛.IA模型理论认为当混合物中每个组分的毒 性作用方式(modeofaction,MOA)各不相同时, 可采用式1来预测混合物的毒性效应;而CA模型 认为当混合体系中单一组分的MOA类似时,可采 用式2来表示. ECx , = (?)/(?)(式1) i=1i=1.i ECx, = 1一兀[1_ECx,](式2) i=1 Backhaus等测定了11种不同MOA抗生素的混 合体系毒性效应[2,试验了上述两种模型的预测能 力,结果表明IA模型的预测能力很好,而CA模型 预测的EC5o值要小约1/3.因此,作者认为从环境风 险评价角度而言,CA模型可被作为一个保险的选择 (realisticworstcaseestimation).然而,如抗生素 问具有联合作用(如协同,拮抗效应),CA/IA模型 的预测能力则大大降低.PHChristensen等测定了红 霉素,土霉素等多种抗生素构成的复合体系对淡水 藻,发光菌及活性污泥菌群的毒性效应【3…,结果表 明红霉素和土霉素对活性污泥菌群具有显着的协 同效应,且大多复合体系的毒性效应均大于CA/IA 模型的预测值.因此,采用CA/IA模型也仅能预测 非相互作用的抗生素混合体系. 3环境因素对抗生素毒性效应的影响 抗生素的毒性效应受到环境因素影响非常大, 且这种影响是由其抗生素化学结构所决定的. 3.1pH 50井冈山大学学报(自然科学版) 一 般而言,抗生素具有复杂的化学结构,且含 有多个不同性质的基团.以磺胺类抗生素为例,它 含有氨基,SO2NH—R基团,因此,它在水体中形态 (分子态,阳离子态及阴离子态)由其pKa和水体 的pH所决定(图1A【3IJ).从图1A可知,当环境 pH较低时,磺胺类抗生素大多以阳离子态形式存 在,而pH位于等电点附近时,分子态占大多数. 众所周知,磺胺类的作用机制为磺胺药的结构和 PABA相似,因而可与PABA竞争二氢叶酸合成酶, 障碍二氢叶酸的合成,从而导致生长抑制.同时, 这种抑制效应主要由分子态磺胺进入细胞内后所 导致的,从而导致环境pH显着影响磺胺对靶生物 的毒性效应. (A)不l司pHF磺胺类抗生素的解离(B)四环素的光解途径 图1环境因素对于抗生素的影响 Fig.1Effectofenvironmentalfactorsuponantibiotic 3.2光解反应 对氟喹诺酮类,四环素类,磺胺类及氯霉素类 等抗生素而言,其环境归趋的重要途径是光化学反 应导致的生物转化,包含的可能路径有光致均/异 裂,光致水解及光氧化【3.所以,光解会导致磺胺 类等类抗生素大多以母体,代谢物等形式共存于水 体中.Baran等研究了多种磺胺类抗生素的光解代 谢物对小球藻的生长毒性[3,结果表明磺胺类代谢 物对小球藻的生长具有抑制效应,且这种抑制效应 与母体相比要小. 众所周知,光反应(UV照射等)过程中会形 成活性氧(ROS)物质,由于ROS可与受体生物大 分子如DNA,蛋白等相互作用,从而导致其毒性效 应的变化n.Jung等人测定了磺胺甲恶唑,磺胺二 甲氧嘧啶等磺胺类抗生素在不同光条件下(无光 照,UVB一96h,阳光一48h)对大型蚤D.magna的 毒性【3,结果表明磺胺类抗生素的毒性效应顺序为 阳光48h>UVB96h>无光照.其中,在阳光条件 下磺胺类抗生素的毒性最高可达对照的16.5倍.Jiao 等人研究了四环素在水体中的光解机制(图lb)t], 结果表明四环素的初步光解产物可能是通过丢失 氨基及N.端的甲基形成中间产物2,然后进一步丢 失羟基形成光解产物3;同时基于发光菌急性毒I生 测定体系,他们发现光解产物的毒性要比母体大. 3-3溶解性有机质(DOM) DOM来源于动植物体的分解残体,其中腐殖 质是DOM的主要成分,占溶解性有机质总有机碳 含量的60%,80%.研究表明,DOM能改变抗生素 等污染物的转运过程从而提高它们在水体中的移 动能力【36J;同时,对于易光解的抗生素类物质DOM 的影响更加显着,这是由于DOM可提高体系光吸 收能力,从而易形成活性基团与抗生素等有机污染 物反应,最终改变污染物的毒性效应【3乙. 然而,环境因素对抗生素毒性效应的影响也不 是绝对单一的,如对于分子中具有酸碱解离基团的 抗生素,DH可影响四环素的光解过程【3引;因此, 评价环境因素对抗生素毒性效应的影响也需考虑 各种环境因素的复合效应. 4展望 抗生素是近年来引起广泛关注的新型污染物, 开展其对水生生物的毒性效应,机制等研究对于我 们合理评价抗生素的生态风险具有重要意义.虽然 前人已经针对典型抗生素的环境毒性效应等开展 了一些研究工作,但这些工作仍不能满足抗生素的 生态风险性评价需要,尚存诸多不足: (I)毒性效应多来源于急性毒性测试体系. 现阶段,抗生素大量的进入环境且难生物降解,其 生态风险尤其是对水生生物的影响常常是难以通 过短期的实验观察到的,因此需加强抗生素慢性毒 性效应的研究. (2)抗生素联合毒性效应研究尚未充分开展. CA,IA模型可较好地预测非相互作用的抗生素混 井冈山大学学报(自然科学版) 合体系毒性,从而有效地运用到抗生素混合体系的 风险评价中.但是,该模型对于组分间发生相互作 用的混合体系预测能力较弱,且抗生素间发生相互 作用也较普遍,如磺胺类抗生素及其增效剂在医学 领域中的应用.因此,抗生素对生物的联合毒性效 应需深入开展,而不是简单地基于抗生素单一毒性 结果及C队模型来预测. (3)抗生素对非靶生物的毒性效应机制尚缺 乏.目前,我们所知的抗生素作用机制大多是基于 其对细菌等靶生物的毒性效应,这与抗生素在医学 领域的作用机制类似;然而,大多高等生物对于抗 生素而言是非靶生物,其毒性作用机制尚需更进一 步的研究. 参考文献: [1】Wise&Antimicrobialresistance:prioritiesforaction[J]. JournalOfAntimicrobialChemotherapy,2002,49(4): 585. [2】RichardsonBJ,LamPKS,MartinM.Emerging chemicalsofconcern:Pharmaceuticalsandpersonalcare products(PPCPs)inAsia,withparticularreferenceto SouthernChina[J].MarinePollutionBulletin,2005, 50(9):913—920. [3】HirschTernesHaberereta1.Occurrenceof antibioticsintheaquaticenvironment[J].TheScienceof theTotalEnvironment,1999,225(1—2):109一l18. [4]4KiimmererK.Antibioticsintheaquaticenvironment-A review-PartI【J】.Chemosphere,2009,75(4):417-434. 【5】Tauxe—WuerschDeAlencastroLEGrandjeanD,eta1. Occurrenceofseveralacidicdrugsinsewagetreatment plantsinSwitzerlandandriskassessment[J].Water Research,2005,39(9):1761—1772. 【6】KosmaCI,LambropoulouDA,AlbanisTA.Occurrence andremovalofPPCPsinmunicipalandhospital wastewatersinGreece[J].JournalOfHazardous Materials,2010,179(I-3):804—817. [7】BruceGM,PleusRC,SnyderSA.Toxicolog~ical relevanceofpharmaceuticalsindrinkingwater[J]. EnvironmentalScience&Technology,201044(14): 5619.5626. [8】XuZhangGZouS,eta1.APreliminaryInvestigation ontheOccurrenceandDistributionofAntibioticsinthe YellowRiveranditsTributaries,China[J].Water [9】 [10] 【11】 [12】 [13] 【14] [15】 【l6】 【17] 【18] 【l9] [20] EnvironmentResearch,2009,81(3):248-254. ZouS,XuWZhangeta1.Occurrenceanddistribution ofantibioticsincoastalwateroftheBohaiBay,China: Impactsofriverdischargeandaquacultureactivities[J]. EnvironmentalPollution,2011,159(10):2913-2920. JiangL,HuX,YinD,eta1.Occurrence,distributionand seasonalvariationofantibioticsintheHuangpuRive~ Shanghai,China.Chemosphere,2010,82(6):822-828. Garcia-GalhnM,SilviaDC.Combiningchemical analysisandecotoxicitytodetermineenvironmental exposureandtoassessriskfromsulfonamides[J].TrAC TrendsinAnalyticalChemistry,2009,28(6):804—819. AlexyR,KumpelLKununererK.Assessmentof degradationof18antibioticsintheclosedbottletest[J]. Chemosphere,2004,57(6):505-512. StewartPS.Wmi锄CostertonJ.Antibioticresistanceof bacteriainbiofilms[J].TheLancet,2001,358(9276): 135.138. MartinezJL.Antibioticsandantibioticresistancegenes innaturalenvironments[J].Science,2008,321(5887): .365. ReinthalerF,PoschJ,FeierlGeta1.Antibioticresistance ofE.coliinsewageandsludge[J].WaterResearch,2003. 37(81:1685—1690. StineOC,JohnsonJKeefer-NorrisA,eta1. Widespreaddistributionoftetracyclineresistancegenes inaconfinedanimalfeedingfacility[J].International JournalOfAntimierobialAgents,2007,29(3):348-352. KimYChoiKJungJ,eta1.Aquatictoxicityof acetaminophen,carbamazepine,cimetidine,diltiazemand sixmajorsulfonamides,andtheirpotentialecological risksinKorea[J].EnvironmentInternational,2007, 33(3):370—375. JiangL,LinZ,HuX,eta1.ToxicityPredictionof AntibioticsonLuminescentBa~eda,Photobact—erium phosphoreum,BasedonTheirQuantitativeStructure— ActivityRelationshipModels[J].BulletinOf EnvironmentalContaminationAndToxicology,2010,85 (6):550-555. BackhausT,GrimmeL.Thetoxicityofantibioticagents totheluminescentbacteriumVibriofischeri[J]. Chemosphere,1999,38(14):3291—3301. EguchiK,NagaseH,OzawaM,eta1.Evaluationof 52井冈山大学学报(自然科学版) antimierobialagen~forveterinaryuseintheecotoxicity testusingmicroalgae[J].Chemosphere,2004,57(11): l733.I738. [2l】LaiHHouJH,SuCLeta1.E能ctsof chloramphenicol,florfenicol,andthiamphenicolon growthofalgaeChlorellapyrenoidosa,Isochrysis galbana,andTetraselmischui[J].EcotoxicologyAnd EnvironmentalSafety,2009,72(2):329—334. [22]BoxallABJohnsonP’SmithEJ,eta1.Uptakeof veterinarymedicinesfromsoilsintoplants[J].JournalOf AgriculturalAndFoodChemistry,2006,54(6):2288- 2297. [23]YamashitaN,YasojimaM,NakadaN’eta1.Effectsof antibacterialagents,levofloxacinandclarithromycin,on aqu~icorganisms[J].Waterscienceandtechnology:a journaloftheInternationalAssociationonWater PollutionResearch,2006,53(11):65—72. [24]IsidoriM,LavorgnaM,NardelliA,eta1.Toxicand genotoxicevaluationofsixantibioticsonnon—target organisms[J].ScienceOfTheTotalEnvironment,2005, 346(1-3):87—98. [25】DeLiguoroM,FiorettoB,PoltronieriC,eta1.The toxicityofsulfamethazinetoDaphniamagnaandits additivitytootherveterinarysulfonamidesand trimethoprim[J].Chemosphere,2009,75(11):1519-1524. [26】WollenbergerL,Hailing-SrensenB,KuskKO.Acute andchronictoxicityofveterinaryantibioticstoDaphnia magna[J].Chemosphere,2000,40(7):723-730. [27】王慧珠,罗义,徐文青,等.四环素和金霉素对水生生 物的生态毒性效应[J].农业环境科学学报,2008, 27(4):1536-1539. [28】PapaE,FickJ,Lindbergeta1.Multivariatechemical mappingofantibioticsandidentificationofstructurally representativesubstances[J].EnvironmentalScience& Technology,2007,41(5):1653—1661. [29]BackhausAltenburgerRBoedekerWeta1. Predictabilityofthetoxicityofamultiplemixtureof dissimilarlyactingchemicalstoVibftofischeft[J]. EnvironmentalToxicologyAndChemistry,2000, 19(9):2348-2356. [30】ChristensenAM,IngerslevF,BaunA.Ecotoxicityof mixturesofantibioticsusedinaquacultures[J]. EnvironmentalToxicologyAndChemistry,2006, 25(8):2208—2215. [31]ZarfiC,MatthiesM,KlasmeierJ.Amechanisticalmodel fortheuptakeofsulfonamidesbybacteria[J]. Chemosphere,2008,70(5):753-760. [32】GeL,ChenJ’Weix’eta1.Aquaticphotochemistryof fluoroquinoloneantibiotics:kinetics,pathways,and multivariateeffectsofmainwaterconstituents[J]. EnvironmentalScience&Technology,2010.44(7):2400— 2405. 【33】BaranSochackaJ,WardasWToxicityand biodegradabilityofsulfonamidesandproductsoftheir ‘photocatalyticdegrad~ioninaqueoussolutions[J]. Chemosphere,2006,65(8):1295—1299. [34】JungJ,KimKimJ,eta1.Environmentallevelsof ultravioletlightpotentiatethetoxicityofsulfonamide antibioticsinDaphniamagna[J].Ecotoxicology,2008, 17(1):37-45. [35】JiaoS,ZhengS,?nD,eta1.Aqueousphotolysisof tetracyclineandtoxicityofphotolyticproductsto luminescentbacteria[J].Chemosphere,2008,73(3):377— 382. [36]GuC,KarthikeyanK,SibleySD,eta1.Complexationof theantibiotictetracyclinewithhumicacid[J]. Chemosphere,2007,66(8):1494—1501. [37】WenkJ,yonGuntenU,CanonicaS.EffectofDissolved OrganicMatterontheTransformationofContaminants InducedbyExcitedTripletStatesandtheHydroxyl Radical[J].EnvironmentalScience&Technology, 2011,13(4):97—100.