国内对降解水体抗生素的研究现状(3篇)

篇一：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　

　　第41卷第5期圆园21年5月工业水处理陨灶凿怎泽贼则蚤葬造宰葬贼藻则栽则藻葬贼皂藻灶贼灾燥造援41晕燥援5May袁圆园21DOI院10.11894/iwt.2020-0510氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展沙乃庆袁李艳红渊桂林理工大学环境科学与工程学院袁广西桂林541006冤咱摘要暂氟喹诺酮类抗生素作为喹诺酮类药物的第三代产品袁已被广泛用于医疗和养殖业中遥近年来袁氟喹诺酮类抗生素使用量较大袁在水环境中的检出频率逐年升高袁对生态环境和人类健康也产生了潜在危害遥对国内外氟喹诺酮类抗生素污染现状及在水中的降解进行阐述袁总结了不同污水处理工艺对氟喹诺酮类抗生素的处理效果袁最后展望了该领域未来的研究方向遥咱关键词暂氟喹诺酮曰抗生素曰污染现状曰去除技术咱中图分类号暂X703咱文献标识码暂A咱文章编号暂1005-829X渊2021冤05-0022-07Currentsituationofwaterpollutionandresearchprogresstreatmenttechnologyoffluoroquinoloneantibiotics渊CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering袁GuilinUniversityofTechnology袁Guilin541006袁China冤Abstract院Fluoroquinoloneantibiotics袁thethirdgenerationofquinolones袁hasbeenwidelyusedinmedicalandbree鄄dingindustry.Inrecentyears袁theuseoffluoroquinolonesantibioticsislarge袁anditsdetectionfrequencyinwateren鄄wereillustrated袁andthetreatmenteffectsofdifferentsewagetreatmenttechnologiesonfluoroquinoloneantibioticsKeywords院fluoroquinolone曰antibiotics曰pollutionstatus曰treatmenttechniques氟喹诺酮类药物是一种人畜共用的人工合成类weresummarized.Finally袁thefutureresearchdirectioninthisfieldisprospected.thispaper袁thepresentsituationoffluoroquinoloneantibioticspollutionanddegradationinwaterathomeandabroadvironmentisgraduallyincreasing袁whichalsohaspotentialharmtotheecologicalenvironmentandhumanhealth.InShaNaiqing袁LiYanhong因其结构中含有氟原子袁称之为氟喹诺酮类抗生素抗菌药袁在国际上被誉为最重要的高效广谱抗菌药也1页遥形成复杂污染物袁微生物群落富集到微塑料表面袁并诱导产生抗性基因渊ARGs冤袁进而其危害程度比抗生降解和去除等相关研究进行归纳总结袁通过了解素本身对环境的危害更大也2袁6页遥笔者针对FQs在水中渊FQs冤袁目前已发展到第四代也2页遥抑菌机理为通过抑制DNA螺旋酶而达到抑菌作用也3页遥FQs因其抗菌谱广尧抗菌活性强等特点袁被广泛应用于医疗和养殖袁体外进入生态链袁最终进入环境也4页遥FQs类药物广泛应用导致病原菌的耐药性逐年增强袁大肠埃希菌对于其他类抗生素袁在土壤中表现出更强的蓄积能力和持久性袁也给当地农作物带来了更高的风险遥抗生耐用FQs类药物的耐药性已趋近50%也2袁5页遥FQs相比但其残留物大部分以原型或代谢产物形式直接排出FQs在水环境的污染情况并详细论述去除水中FQs的各种技术方法袁以期为读者更好地了解FQs类抗生素的去除提供帮助袁并对后续研究提出建议遥目前水环境中被检测出最多的FQs抗生素是其第三代产品袁主要包括诺氟沙星渊NOR冤尧氧氟沙星1渊OFL冤尧环丙沙星渊CIP冤尧恩诺沙星渊ENR冤等袁见图1遥水环境中FQs的污染素长期存在于水环境中袁会与水中微塑料尧重金属等近年来袁饮用水源地经常检测到抗生素等污染物咱基金项目暂国家自然科学基金项目渊52070050冤曰广西创新团队项目渊2018GXNSFGA281001冤曰广西基金面上项目渊2020GXNSFAA159017冤22工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展图1氟喹诺酮类常用抗生素结构FQs质袁获由得于天自然身无污染的水也成为了世界性难题也7-9页遥地下水中被频性繁质检稳测定出袁也2半页素含量总体上呈南低北高遥衰的趋势目期长前袁也我袁经10页国地常在表地水中表水及抗生我国主要江河湖海及近海海域都有遥经检查测阅到文FQs献袁存在在袁如在我国七大流域中袁海河尧辽河和珠江的FQs平均质量浓度可达到100ng/L袁近海海域袁如渤海湾中FQs的平均质量浓度可达726ng/L也10页体中的分布特征见表1遥袁FQs在水表1FQs在水体中分布特征ng/L样品类型采样点NOROFLCIPENR文献白洋淀nd~1560.38~32.6nd~60.3nd~4.42也11页长江江苏段要0.320.340.4也12页青狮潭水库3.7~5.050~660.133.49~6.224.59~6.66也13页湖南大通湖0.05要1.518.04也14页辽河流域49.0337.9311.625.72也15页南京要15.26要要也8页地小清河要15021.26.3也16页水表苏州11928.917.5要也17页北运河nd~123nd~535nd~20要也4页海河nd~650nd~530nd~180nd~11.2也4页渤海湾nd~6.8nd~5.1nd~390要也4页洞庭湖nd~1.65nd~0.53nd~36.17nd~0.73也4页巢湖要1.2~182.7nd~13.6nd~82.7也18页太湖nd~6.5nd~82.8nd~43.6要也19页望阳河260.21582.5205.5331.8也20页中国4.9~675.41.8~7402.3~199nd~54污美国要100~35019~97045处理水加拿大5094~20419~118<45厂水出瑞士48~120要45~108要也21页意大利要600251要澳大利亚25~250要要200~250水江苏nd~126.17要nd~168.81nd~117.42也22页养产废殖水江苏要nd~18.928要nd~3.594也23页珠江口29.79~78.29nd~9.16要nd也24页养厂猪井径县要要263.115水废北京顺义389.2要261.944.5也25页地石家庄10.6108.26.948.6也20页水下北京尧常州10.4~96.81.00~36.2要3.03~70.9也26页北京昌平35.3要28.130.9也25页注院nd为未检出袁下同遥由表1可知袁我国近海海域尧湖泊尧河流尧水库尧地下水中都能检测到FQs的存在袁并且FQs对人类和环境的潜在危害程度位居新兴污染物前列也2袁6袁11页不遥同水源中的FQs浓度与其特性和来源有关袁也与不同区域对FQs抗生废等素的消费模式及环境行为不同有关也27页遥XiaohuiLi也25页调查了京津冀区域9个采样点分别抽取养猪厂水尧养猪厂地下水尧附近村庄地下水进行测定袁测定结果表明养猪厂废水FQs质量浓度最高袁可达mg/L级别袁养猪厂地下水FQs浓度和附近村庄地下FQs质量浓度相差不大袁大多为10ng/L左右遥这也表明养猪厂排放的抗生素会随废水进入到周围地下水环境中袁造成地下水污染遥FQs在近十年不仅浓度增长迅速袁影响范围也在不断扩大遥LuluZhang等也28页通过对白洋淀水质和沉积物样品2019进行FQs的时空变化规律研究时发现袁2013-渊上袁质年量期浓度间袁范围白洋为淀0.738~3FQs浓度至093少ng/L上升袁其中了10氟甲倍以喹中FLU袁FQs冤和也OFL是检出的检出频率频占率前最五高的遥污染物在世界之各国一袁污从水表厂1中可看出CIP尧OFL尧NOR在各国污水厂中的检出频率较高袁如美国袁最大检出质量浓度接近1000ng/L遥并OFL且环境中各水的水检出体FQs含量差异较大袁环境中CIP尧体环境中频率较污染物成高遥分复杂袁并且水体中微塑料可与重金属尧抗生素发生螯合作用形成复杂有机污染物袁会对附着其上的微生物产生持久性选择压力ARGs袁进而旦时机在增加基因突变和基因水平转移的风险也29页遥成微熟生就物会死转亡入后其可他以生长期物体内保袁留因在此专论与综述表2FQs在不同环境介质条件下降解的半衰期环境介质抗生素种类环境介质和条件半衰期/d参考文献ENR鸡粪袁避光120~286也31页CIP鸡粪袁土自然壤光照18.3~43.92也也3233页土壤环境NORCIP猪粪ENR袁避光462.1页407.7ENRCIP猪粪袁光照385.1<15也32页NOR鸡粪CIP袁锯末渊30依5冤益25.8也34页湖水袁自然光袁25益28.3621.133水环境CIP超纯水袁自然光袁25益24ENR湖水袁光也35页湖2水000袁自然LX光袁25照袁25益52益402.1光降解光解FQs2种方可以发生式袁包括直3接光种主要解以及反应和类O型参也44与页院的自胺侧敏链化化降解尧氟取代和还原脱卤袁见图2遥氧图2FQs一般降解途径在自然光照射下袁CIP和ENR在湖水中降分别为43.62%和38.11%也32袁45页发生的反应称之为间接光反应遥也在27页吸光物质的诱导解下率FQs效光方敏面剂袁袁在降解有机污染物方面遥应用TiO2作为一种高广泛袁在降解氧化活化袁冤袁TiO降e2通过紫外灯产生光生电子渊e-生空穴渊h+-和h+通过吸附FQs中的电子袁使冤和其光被解率可提升2~3倍遥X.VanDoorslaer等也46页通过研究TiO星渊MOX2介导非均相光催化降解莫西沙FQs降冤发解现贡献袁h+率在最氧小达化MOX到了中起主导作用袁h+对MOX的63%遥pH也是影响降解光途径降解也的主要会有所因差素别袁袁M.在不Razuc同pH等条件也47页通过下袁实FQs验的提出CIP在不同pH条件下会产生不同的降解途径和降解产物袁并在实验中得到验证袁ENR在pH=4渊a冤和pH=8渊b冤的光降解路径也39页见图3遥由图3可知袁ENR在UV照射下袁在pH=4时袁F原子E-3被羟基取代F不原子冤曰但同pH被在渊E-1冤袁哌嗪侧链被氧化重排渊E-2尧取pH=8时袁乙基哌嗪环被氧化裂解渊E-4冤曰环境代和下环袁丙产烷生了环被2氧种化降裂解解途径渊E-5及尧E-6降解冤曰在产物遥24工业水处理圆园21-05袁41渊5冤图3ENR在pH=4渊a冤和pH=8渊b冤的光降解路径C5FQs化学结构的差异也FQs和率要第C8高三代取代于GATCIP基两与团的不会影响光降解袁FQs的倍加以替同直接影响光降解速率袁如上沙星遥FQs渊GAT分子冤上相的比哌嗪袁其降环对其解速光降解活性都具有重要作用袁在哌嗪环引入修饰基团也可同时改变光降解速率和生物降解活性袁从而达FQs到FQs在环境中快速降解的目的遥虽然光降解料相对效率昂贵高袁等但影响受光袁照强实际应用度尧初始条件浓度受限尧光也36页照友好型FQs分子的设计及高效可重复利遥用的未来环境时间尧原光催2.2化剂的研发对化学氧化降解于光降解FQs具有巨大推动作用遥目前处理FQs类抗生素废水主要为化学氧化方法袁主要包括院催化臭氧氧化尧Fenton氧化尧湿式氧化法等也5袁46页技术袁臭氧遥降臭解氧氧对FQs化是应用的去除效比较率广泛为的80%先以进水上遥处理催化臭氧氧化主要分为均相催化及非均相催化两大类袁均相催化臭氧目前主要有合物理论也48页由基为主导遥的非表均面相催羟基化机理臭氧遥化羟由则基于是自催遵由化循基剂以理活羟论性基和组自络分的过渡金属氧化物表面处于不饱和状态袁水分子容易在表面与金属离子发生吸附和配位交换袁经解离脱附工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展目前大多是同其他氧化技术耦合或加入催化剂提高处理效率也50页简单尧反应条件温遥Fenton和尧法操从作方1893便高年发效被现至广泛今应用袁因设备到有Fenton机废水处理袁在水处理过程中袁通常加入催化剂提高剂FeS有海反藻应酸效/Fe@Fe率袁目32/CNTsO前4尧降黏解性FQs负载抗铁生尧素纳的米铁铁系催/皂石化尧命缺点是等袁去难除回率达收袁为解90%决以此上也5页的致类遥缺点但铁袁Lingli粉催化Xing剂等也51页采用化学法开发出三维硫化钼渊3D-MoS助催化渊类冤Fenton氧化体系袁三维结构优化催化2海绵冤氧化性能袁使芳香族有机污染物反应速率常数提高到原来的52倍袁并且减少了铁的用量袁加速Fe3+少二次污染物形成袁并且实现了对抗生素废/Fe2+循环袁减水的高效处理遥目前袁关于去除FQs的高级化学氧化法有很多袁但是处理费用较高遥为了更经济尧有效地处理该废水应考虑将2种以上工艺联合以降低成本提高处理效率袁如化学-生物降解法袁辐照技术与物化尧生物等工艺结合处理工业废水等袁联合降解也将是处理有机废水2.3必然的发展趋势也5在微生物降解袁50页遥抗生素的生物降解中袁耐药菌的作用最大袁目前发现可以降解FQs的微生物见表3遥表3FQs抗生素降解菌种类微生物名称NORCIPENROFLLEF参文考献BacillusL.gasserisp.XX也52细菌LabrysBradyrhizobiumThermussp.X页portucalensissp.F11XXX也也5345页页RhodococcusT.versicolorsp.FP1XXXX也也5455页页PhanerochaeteRhizoctoniachrysosporiumXXX也也38页真菌PleurotusXylarialongipessolaniostreatusXXXXXX也56页也571页页注院X代表化合物发生降解降解机制有院氧化脱氟尧哌嗪环裂解尧羟基化尧N-乙酰化尧脱甲基尧喹啉核的羟基化等方式也3页报道的所有机制中袁N-乙酰化是FQs类抗生遥素迄今转化最为常见的方式袁该反应可以由细菌和真菌共同催化反应也58页菌需先暴露遥但在特定污染物下真菌比细菌更袁容再易诱降导解产FQs生袁降例解如污染袁细物所需要的酶袁但对于真菌而言袁真菌的非特异性酶可以直接转化和降解FQs也1袁55,58-59页真菌含有多种降解FQs酶袁其中遥包括据相胞关外文木献素可知分解袁酶尧木质素过氧化物酶尧锰过氧化物酶等多种酶袁这些酶可以使真菌在胞内或胞外2种方式转化污染物遥截至目前袁已发现可以降解FQs的真菌可遥以分为三类袁即白腐真菌尧褐腐真菌尧软腐真菌也1袁59页诺酮类抗生素中CIP主要降解途径见图4遥氟喹图4氟喹诺酮类抗生素中CIP主要降解途径由图4可知袁FQs类抗生素在降解酶作用下主要存在3种降解途径院哌嗪取代基的氧化尧单羟基化尧形成二聚体也55页处理技术袁难点在遥于微控生制物条件降解复杂是一袁效种率经低济尧袁高耐效药菌的易扩散等限制条件袁造成工程化应用困难也55页效降解多类别抗生素的菌群联合体及微生物遥的开固发定高2.4化研究植可物降解能是今后的研究重点遥植物修复最为常见的做法就是人工湿地修复系统遥人工湿地作为一种生态处理技术袁利用基质吸附尧植物吸收及微生物转化等作用净化水体也60页课题组通过采用水平潜专论与综述3水环境中FQs的去除污水处理厂的处理工艺不同袁FQs出水浓度也有较大差异遥不同处理工艺对FQs的去除效率见表4遥表4不同污水处理工艺对FQs的去除效率目标物污水厂工艺去OFLMBR-UFCAS62.0~89.6除率/%参考也文MBR-MF92.4~98.079.5~100也62页献AS+MBRA2/O>55也62也63页页CASA2/O58.7100也63页>60也64也65页页CIPCASSCAS72.84~77.1418~55也63页也49生MBR51~89也66页页UNTANK物滤床90.4也67NORAS-RO94.191也67页页也62页氧CAS也49MBR化沟也49页页A2/O47~9064.583>70也68页注院CASENR要活性污泥法曰UNITANK要交替生物池工艺曰MBR也6264页要页膜反应器曰RO要反渗透法曰CASS要周期循环活性污泥法曰A2好氧工艺曰UF要中空纤维超滤膜曰MF要微滤遥/O要厌氧/缺氧/199ng/LCIP袁在而中国在澳污大水利亚处理污水厂处理出水检测限遥究其原因袁污水处理厂的不厂质同出量处理水浓度浓度为工艺则占低2.3~很于大因素袁总体来讲袁传统活性污泥法对FQs的总去除率在42.3%~60.5%之间袁其中CIP在CAS和生物滤池的去除率较高袁为55.0%~90.4%袁NOR去除率稍高于OFL袁在各种工艺中平均去均在60.0%左右袁最高去除率可达90%也67页中袁一级处理和二级处理对抗生遥素此的外除去袁在率除效传统率污过水低厂袁为了能高效去除抗生素袁污水处理厂会采用深度处理工艺袁如活性炭吸附尧高级氧化尧膜工艺等也5页如J.Radjenovic等也62页研究了MBR与UF尧遥MF联合工艺对抗生素的去除效能袁UF尧MF对氧氟沙星的去除率均达90%以上遥虽然深层处理工艺对抗生素有明显的降低和消除作用袁但投资成本过高袁大多数污水厂很少采用袁另外袁传统污水处理工艺对FQs的去除主要是将其吸附到活性污泥中得以去除袁胞外聚合物是活性污泥的主要成分袁其是吸附污染物的主要载体袁但FQs并未真正去除袁只是吸附到污泥内袁对环境的危害并未真正消除遥复合式生物反应器工艺26工业水处理圆园21-05袁41渊5冤作为一种新型工艺袁针对常规污染物的去除研究较多袁但最近研究发现袁通过向复合式生物反应器内添加活性炭可以强化微生物的吸附和降解作用袁为提高抗生素处理效率提供一种新的处理思路也69页4展抗望遥生素与农药不同袁主要是随尿液尧粪便尧粪肥等进入到土壤或水环境中袁FQs及其代谢产物在环境中的持久性和迁移转化规律尚未有统一定论袁因此研究其代谢产物从农田到地表径流以至于进入地下水的行为过程袁将对环境风险评价具有重要意义遥虽然已有大量关于FQs在环境中的分布特征尧生理毒性的研究数据袁但在FQs类抗生素在水体的环境质量标准和排放标准还未制定袁建议加大ARGs对环境微生物多样性影响尧ARGs在微生物中的分布及其在微生物之间转移的机理研究袁并尽快建立抗生素和ARGs环境评估体系袁从源头严控抗生素使用及排放遥目前已有多种处理抗生素的方法袁但实际应用困难袁生物法虽然成本低袁但处理效率低袁并降解不完全袁会伴有有毒副产物的产生袁建议可与其他处理工艺联合应用处理废水遥化学氧化法处理高效袁但成本较高袁催化剂的大量投放会对环境产生二次污染袁未来开发可回收利用的催化剂将会具有巨大工业应用价值遥工业水处理圆园21-05袁41渊5冤沙乃庆袁等院氟喹诺酮类抗生素水污染现状及去除技术研究进展咱6暂刘鹏究咱D霄暂..大城连市院污大水连处理理工厂大学中痕袁2014.量抗生素的归趋及其减排技术研咱7暂BilalaticenvironmentM袁Mehmood院PersistenceS袁RasheedandT袁etadverseal.Antibioticsenvironmentaltracesimpactinthe咱aquJ暂.鄄咱8暂Current李险评辉袁估陈Opinion咱瑀J暂.袁环境科学学封梦娟inEnvironmental袁等.报南袁京市2020饮Science袁40用水渊4冤院源&1269-1277.地Health抗生袁素污染特2020袁13院征68-74.及风咱9暂廖态杰风险评价袁魏晓琴咱袁J暂肖.环境科学燕琴袁等.袁莲花2020水袁41库渊水9冤院体205-211.中抗生素污染特征及生咱10暂李特威征袁研究进展李佳熙袁李咱J吉暂.平南袁京等林.我业国不大学学同环境报渊自然科学介质中的版抗冤袁生2020素污染袁44咱11暂渊Liu1冤院ticenvironmentsXiaohui205-214.袁LuShaoyong袁GuoWei袁etal.Antibioticsintheaqua鄄Environment袁2018院A袁627review院1195-1208.oflakes袁China咱J暂.ScienceoftheTotal咱12暂ZhangantibioticsGuodong袁LuShaoyong袁WangYongqiang袁etal.Occurrenceof咱13暂lower莫的分苑敏Yangtzeand布袁特黄征亮亮Riverantibiotic及生袁王袁态倩Chinaresistancegenesandtheircorrelationsin风险评价袁等.咱广J暂.Environ.Pollut.袁2020袁257院113365.咱西J暂青.湖狮潭泊科学水库袁水2019体喹诺袁31渊1酮冤院类124-133.抗生素咱14暂刘晓中国环境科学晖袁卢少勇袁.2018大通袁湖38表渊1层冤院水320-329.体中抗生素赋存特征与风险咱J暂.咱15暂张晓特征娇及生袁柏态杨风险评巍袁张估远咱袁J等暂..环境科学辽河流域地袁2017表水中袁38渊典型11冤院抗4553-4561.生素污染咱16暂李态嘉风险评袁张瑞估杰咱袁J王暂.润农梅业袁环境科学学等.小清河流域报袁2016抗生袁素污染35渊7冤院分1384-1391.布特征与生咱17暂杨俊征及生袁王态汉欣风险评袁吴估韵斐咱J暂袁.等生.态苏环境学州市水环境中报袁2019典型袁28渊抗2冤院生359-368.素污染特咱18暂TangdistributionJun袁ShiofTaozhongantibiotics袁WuinLakeXiangweiChaohu袁etal.袁ChinaThe院occurrenceSeasonalvariaand鄄122tion院袁154-161.potentialsourceandriskassessment咱J暂.Chemosphere袁2015袁咱19暂NkoommentM袁LuGHChinaof院apharmaceuticals袁LiuJreviewandC.OccurrencepersonalcareandproductsecologicalinTaihuriskassessLake袁鄄2018袁20渊12冤院1640-1648.咱J暂.EnvironmentalScience鄄Processes&Impacts袁咱20暂JiangecologicalYonghai袁LiMingxiao袁Guo渊267-274.WangyangriskRiverof冤antibioticsinnorthChinainChangshengatypical袁etal.Distributionand咱J暂.Chemosphereeffluent鄄receiving袁2014袁112river院咱21暂邵分一布如及袁去席除北咱斗J暂.袁环境科学曹金玲袁等与.技术抗生袁素在2013城袁36市渊污7冤院水85-92.处理系统中的咱22暂方污染特昊袁余征军与楠生袁王态智风险评峰袁等估.江苏咱J暂.典型生态中与华农绒村螯环境学蟹养殖报区袁2019抗生袁素35咱23暂渊余11生军冤院素污染特楠1436-1444.袁方昊征袁胡与建生林态袁风险评等.江苏估四个典型克咱J暂.农业环境科学学氏原螯虾养报殖袁2020区抗袁咱24暂39梁渊惜2冤院梅386-393.袁施震袁黄小平.珠江口典型水产养殖区抗生素的污染特征咱J暂.生态环境学报袁2013袁22渊2冤院304-310.咱25暂LiliquidXiaohua袁Liuwater2018袁inmanurefromChongswine袁ChenfeedlotYongxingandtheir袁eteffectsal.Antibioticonnearbyresiduesgroundin鄄25regions渊12冤院11565-11575.ofNorthChina咱J暂.Environ.Sci.Pollut.Res.Int.袁咱26暂ChenthreefluoroquinoloneGuoli袁LiuXiangantibiotics袁TartakevoskyintheD袁groundwateretal.Riskassessmentrechargesysoftem咱J暂.Ecotoxicol.Environ.Saf.袁2016袁133院18-24.鄄咱27暂张研究进展杏艳袁陈咱中J暂.华生袁态邓毒海专论与综述tionshipsof咱Jorganic暂.SciencecontaminantsoftheTotalinEnvironmentsoilsusingplant袁2017鄄endophyte袁583院352-368.partner鄄咱43暂HuangcommunityXianpeitwocultivarsand袁ofciprofloxacinMoCehui袁YuBrassicaremovalJiao袁etinal.rhizosphericVariationssoilsinmicrobialbetween暂EnvironmentSturinimistryM袁Speltini袁2017袁A603/604parachinensis袁Maraschi院66-76.L咱J暂.ScienceoftheTotal咱44F袁etal.Environmentalphotoche鄄underoffluoroquinolonesinsoilandinaqueoussoilsuspensions咱45暂Amorimch袁2014solar袁21light渊23咱冤院J暂.EnvironmentalScienceAndPollutionResear鄄cinCL袁Moreira13215-13221.IS袁MaiaAS袁etal.BiodegradationofLabrys袁norfloxacinportucalensis袁andciprofloxacinF11咱J暂.Appl.assingleMicrobiol.andmixedBiotechnol.substratesofloxa袁2014by鄄袁咱46暂Van98渊7Doorslaer冤院3181-3190.diatedX袁HeynderickxPM袁DemeestereK袁etal.TiO2me鄄Operationalheterogeneousvariablesandphotocatalyticscavengerstudydegradation咱J暂.AppliedofmoxifloxacinCatalysisB院院咱47暂EnvironmentalRazuclingofMspectrophotometric袁Garrido袁2012M袁袁Caro111/112YS院袁150-156.etal.Hybridhard-andsoft鄄mode鄄itsctrochim.mainphotodegradationActaAMol.Biomol.productsdataformonitoringSpectrosc.atdifferentof袁2013袁pHciprofloxacin106values院146-154.咱J暂.Speand鄄咱48暂彭用澍晗咱J暂.工业袁吴水德处理礼.催袁2019化臭袁氧氧39渊1化冤院深1-7.度处理工业废水的研究及应咱49暂WatkinsonconventionalAJand袁MurbyadvancedEJ袁CostanzowastewaterSD.treatmentRemoval院Implicationsofantibioticsinenvironmentaldischargeandwastewaterrecycling咱J暂.WaterRes.for2007袁41渊18冤院4164-4176.袁咱50暂王展建咱J暂龙.四.废川水中师范药大学学品及个报人渊自然科学护理用品版渊PPCPs冤袁2020冤的袁43去渊除2冤院技术143-172.研究进咱51暂ZhuexcellentLingli袁JiJiahui袁LiuJun袁etal.Designing3D-MoS2spongeas咱52暂controlLiyanage咱J暂cocatalysts.AngewandteinadvancedChemie袁2020oxidation袁59渊33processes冤院13968-13976.forpollutantcteriagradationisolatedGY袁Managefrom咱hospitalPM.RemovalJ暂.InternationaleffluentwaterofCiprofloxacinJournalandofidentification渊CIP冤byMedical袁Pharmacyofbade鄄鄄咱53暂andNguyenDrugResearchpathways袁2018袁2渊3冤院37-47.antibioticLN袁NghiemLD咱54暂vatedMaiasludgeciprofloxacin咱J暂by袁OhBradyrhizobiumS.Aerobicbiotransformationsp.isolatedfromofactithe鄄ofAS袁Tiritan.ChemosphereME袁Castro袁2018袁211院600-607.calensisofloxacinF11andandlevofloxacinRhodococcusbyPML.Enantioselectivedegradationsp.theFP1bacterial咱J暂.Ecotoxicol.strainsLabrysEnviron.portuSaf.袁鄄咱55暂刘2018袁155院144-151.农元业望环境科学学袁李兆君袁报冯袁瑶2016袁等袁.35微渊生2冤院物212-224.降解抗生素的研究进展咱J暂.咱56暂ParshikovenrofloxacinIA咱袁JKhasaeva暂.AsianJournalFM.FungalofMicrobiologytransformation袁Biotechnologyofofloxacinandand28工业水处理圆园21-05袁41渊5冤咱57暂RuschEnvironmentalSciences袁2018袁20渊2冤院368-371.antibioticM袁KauschatductiondanofloxacinA袁SpielmeyerbyxylarialongipesA袁etal.Biotransformationleadstoanefficientofthere鄄暂63Kuemmerer渊31冤院of6897-6904.itsantibacterialactivity咱J暂.J.Agric.Food.Chem.袁2015袁咱58咱59暂PartPrieto域咱K.Antibioticsintheaquaticenvironment-Areview-floxacinA袁JandModer暂...ChemosphereciprofloxacinM袁Rodil袁R2009袁byetaal.袁75whiteDegradation渊4冤院435-441.鄄rotfungusoftheandantibioticsidentificationnor鄄咱60暂Ding10987-10995.ofdegradationproducts咱J暂.Bioresour.Technol.袁2011袁102渊23冤院teconfigurationYanli袁LyuinT袁horizontalBaiShaoyuansubsurface袁etal.Effectflowconstructedofmultilayerwetlandssubstra院鄄Assessmentlidsaccumulationoftreatment咱J暂.Environ.performanceSci.Pollut.袁biofilmRes.developmentInt.袁2018袁袁25and渊2so冤院鄄咱61暂1883-1891.WangnceofXiaoouorganics袁TianandYimeinutrient袁LiuHong袁etal.Optimizingtheperformamicro鄄bialfuelcellsystems咱J暂.Sci.removalTotalEnviron.inconstructed袁2019袁653wetland院860-871.鄄鄄咱62暂RadjenovicmaceuticalsJ袁PetrovicM袁Barcel佼D.Fateanddistributionofphar鄄activatedsludgeinwastewater渊CAS冤andandadvancedsewagemembranesludgeofbioreactortheconventional渊MBR冤咱63暂treatmentJiaandAi咱J暂.WaterRes.袁2009袁43渊3冤院831-841.fluoroquinolone袁WanYi袁XiaoantibioticsYang袁etal.inOccurrenceamunicipalandsewagefateofquinolone咱64暂antDutta咱J暂organicK.Water

篇二：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　

　　?６?

　　卫生箜理　公基卫生　我国水体中抗生素的污染现状、危害及防治建议（综述）

　　殷光权　赵扬　戴前梅　【中图分类号】Ｘ５２　【文献标识码】　Ａ　【文章编号】　１６７１—８０５４（２０１７）０５—０００６—０４　【摘要】

　　目的：综述我国水体中抗生素的污染现状和潜在危害，以引起政府和民众对抗生素污染水体问题的高度重视，并　提出防治建议，期望对相关部门治理工作起到参考作用。方法：检索整理国内外近十年关于抗生素污染水体的相　关文献，对我国水体中抗生素的污染情况、来源及对微生物、水生生物和人类的潜在危害情况进行归纳总结。结　论：当前我国水体受抗生素污染情况十分严重，对环境和人类的危害已日益突显，应引起政府和民众的高度重视，并尽快采取措施加以防治。

　　【关键词】　抗生素水体污染危害防治　抗生素问世于上世纪２０年代末，到４０年代初　被广泛应用于临床，其作用是治病救人。时至今日，抗生素不仅应用于人类医疗，而且还被广泛大量应　用于家禽家畜和水产养殖业，以亚治疗剂量添加在　动物饲料中，长期用于动物的防病治病和促进生　长，提高产量。目前抗生素污染水体已成为全球化　问题。世界不同地域的地表水、地下水、生活污水和　饮用水中，均检测出抗生素的存在。我国是抗生素　的生产和使用大国，每年约生产２ｌ万吨抗生素，其　中４２％被用于医疗，４８％被用于畜牧业…。

　　１　我国水体中抗生素污染现状　据文献报道　我国地表水中含有６８种抗生　素，浓度较高，受污染程度严重。中国抗生素十年　调查报止Ｉ

　　显示，全国５８个流域中，北方的海河、南方的珠江流域抗生素预测环境浓度值最高，单　位面积的排放量每年平均超过７９．３ｋｇ／ｋｍ。，比西　部流域数值高出几十倍。总体而言，我国水体中抗　生素的污染情况大致呈现如下特征：东部大于西　部，城市大于农村，经济发达地区大于经济欠发达　地区，人口密集地区大于人口稀少地区，养殖业发　达地区大于养殖业欠发达地区。我国幅原辽阔，人　口众多，抗生素的生产和使用位居世界首位，同样　我国水体中抗生素的污染情况较世界其它国家也　更为严重。

　　２我国水体中抗生素的来源和危害　２．１来源　２．１．１　养殖业家禽家畜和水产品的规模化、集　约化养殖是我国水体中抗生素的重要来源。魏瑞　成等Ｈ　在江苏省范围内采集２７个规模化养殖厂排　水口，并对５３个周围环境水体样品进行检测，结　果显示，水体样品中的土霉素与金霉素检出率高　作者单位：ｔ．中国科学技术大学医院安徽合肥２３００２６　２．安徽省安天医药有限公司　安徽合肥２３００８８　３．安徽省第二人民医院安徽合肥２３００４１

　　作者简介：殷光权，男，副主任药师，硕士　２ｏ１７—０７—１８收稿，２ｏ１７—０８—２７修回　达６０．４％，污染程度严重。梁惜梅等【５】对珠江口典　型水产养殖区水和沉积物中的抗生素含量水平进　行检测，结果表明，在水和沉积物中均检出多种抗　生素残留。相同养殖模式下，随着时间的延长，会　产生抗生素的累积效应。

　　２．１．２　医疗污水和生活污水　人用抗生素出厂　后，主要通过两个途径应用于患者：一是医院里直　接应用于患者或开给患者带回自用；二是经药店到　达患者手中。郭隽　ｑ研究表明，大多数的医疗废　水并未进行合理的处理，直接排人城市排水系统，造成城市污水中氟喹诺酮的污染问题严重。屈桃李　从医院废水、污水处理厂及水产养殖场中均检　测出磺胺类药物，污水处理厂的磺胺类药物浓度　最高。徐维海等　在ＧＺ一２污水厂检出８种抗生素。

　　２．１．３制药企业抗生素生产厂家排放的污水中　含有难以降解的抗生素。在抗生素制备的过程中，产生的废水含有多种难降解的活性抗生素，它们　具有一定的生物毒性，并且浓度较高，在废水生化　处理中抑制微生物的生长，使抗生素生产废水很　难降解【９］。杜兆林等¨叫认为人体或动物用药、一些　制备抗生素的工厂所排放的工业废水是污水处理　厂中抗生素的主要来源。

　　２．２危害抗生素直接或间接进入水体后，由于　其仍然存在生物活性，哪怕只有痕量水平，对生态　环境和人类健康都会产生一定的潜在危害。

　　２．２．１　产生抗性基因　到目前为止，Ｔｈｏｍｐｓｏｎ　ＳＡ等…Ｊ已发现的四环素类抗性基因就达到４０种　以上，此外还有４种磺胺类抗性基因和ｌ０种Ｂ一内　酰胺类抗性基因。文汉卿等ｆｌ　】认为抗性基因会在　人体内积少成多，增强了人体细胞的耐药性，当致　病菌获得多重抗性基因后，既具有致病性又具有　多重耐药性，对人体具有极大的危害。例如青霉素　的用量由当年的几十万单位到现如今的几百万单　位，疗效还不甚理想。最典型的就是含有ＮＤＭ一１

　　基因的“超级细菌”，其出现曾引起世界范围内的　

篇三：国内对降解水体抗生素的研究现状

　　

　　抗生素在环境中降解的研究进展

　　抗生素是世界上用量最大、使用最广泛的药物之一。欧洲1999年抗生素的使用量为1328吨，其中35％用于动物；美国2000年抗生素的用量约为16200吨，约70％用于畜牧水产养殖业；全球抗生素年均使用总量约为吨～吨。我国每年也有成千上万吨的抗生素类药物被用于畜禽养殖业和人的医疗中。多数抗生素类药物在人和动物机体内都不能够被完全代谢，以原形和活性代谢产物的形式通过粪便排到体外。排出体外后的抗生素代谢物仍然具有生物活性，而且能够在环境中进一步形成母体。近年来的资料表明，抗生素在我国许多地区的污染相当严重。在长江三角洲地区，城市生活污水、畜禽养殖场废水和水产养殖废水都是水环境潜在的抗生素污染源。3种典型废水中，养猪场废水检出抗生素的种类最多，浓度也最高；磺胺类检出频率最高，尤其是磺胺甲恶唑、磺胺二甲嘧啶和磺胺甲氧嘧啶。叶计朋等在珠江三角洲水体中发现，珠江广州河段(枯季)和深圳河抗生素药物污染严重，最高含最达1340ng／L，河水中大部分抗生素含量明显高于美国、欧洲等发达国家河流中药物含量，红霉素(脱水)、磺胺甲恶唑等与国外污水中含量水平相当甚至更高。在重庆，多种水体中普遍存在痕量水平的抗生素。其中以污水处理厂进水检出的抗生素种类最多，畜牧养殖场下游地表水的氯四环素检出最高浓度。

　　1、抗生素在环境中的吸附和迁移

　　抗生素一旦释放进入环境后分布到土壤、水和空气中，便会在土壤、水和沉积物中重新分配，常常会经过吸附、水解、光降解和微生物降解(有氧和无氧降解)等一系列生物转化过程，它反映了抗生素与水体有机质或土壤、沉积物相互作用，并可预测抗生素对环境影响的大小。一般易被土壤或沉积物吸附的抗生素，在环境中较稳定，易在土壤或沉积物中蓄积，但污染水体的风险较小。

　　1．1抗生素被土壤的吸附作用

　　吸附是抗生素在土壤环境中迁移和转化的重要过程，其很大程度上取决于抗生素和土壤的特性。土壤矿物和有机质组分可能是抗生素药物的主要吸附位点，同时疏水分配、阳离子交换、阳离子键桥、表面配位鳌合以及氢键等作用机制都可能在吸附过程中起到重要的作用。抗生素的吸附能力因其化学结构的不同而差异较大。四环素类如金霉素、土霉素和强力霉素与表层土壤、土壤和沉积物有较强的吸附力，大环内酯类抗生素如泰乐菌素和阿维菌素以及氟喹诺酮类药物对表层土壤矿物质有明显的吸附能力。土壤对恩诺沙星具有较强的吸附作用，残留在土壤中的低量恩诺沙星主要被吸附在固体颗粒上，不易释放和随水迁移。抗生素的吸附能力还与土壤类型、pH等条件有关，一种抗生素在不同的土壤中的吸附系数差异很大。四环素类抗生素在土壤上的吸附能力随土壤或沉积物pH的增加而降低。

　　1．2抗生素在环境中的迁移

　　部分抗生素不与固相物质结合，它们及其代谢物具有极性，很容易到达水环境，对地下水构成威胁。土壤中的抗生素被淋洗到附近的河流中，最终将影响河流及海洋生态系统中的有机生物。不同的抗生素的性质、代谢途径及使用剂量不同，在环境中的转移也不一样。抗生素在土壤中的迁移主要取决于其自身的光稳定性、键合、吸附特性、淋洗和降解速率等。一般来讲弱酸、弱碱性和亲脂性类抗生素与土壤有较好的亲和力，在土壤中不易迁移。

　　2、抗生素在环境中的降解

　　2．1水解

　　水解是有机污染物在水环境和土壤中的一种重要的降解途径。人们在研究抗生素水解时主要是考虑pH的影响。各类抗生素中β-内酰胺类、大环内酯类和磺胺类易溶于水发生水解。大环内酯和磺胺类在中性pH条件下水解慢，且活性较低。β-内酰胺类在弱酸性至碱性条件下的降解速度都相当快。头孢菌素类抗生素在酸性、碱性和中性条件的水环境中都能发生水解反应。PaesenJ等发现泰乐菌素A在酸性条件下可水解成泰乐菌素B，而在中性和碱性条件下，则可产生丁间醇醛泰乐菌素A和一些极性的分解产物。泰乐菌素A的分解速率不仅与pH有关，还受缓冲液类型、浓度及离子强度的影响。氯霉素在pH偏碱的缓冲液中，降解速度增加的幅度比在低pH缓冲液中大的多。青霉素类药物易受亲核及亲电试剂进攻，容易水解并引起分子重排，某些金属离子、氧化剂及加热等能对青霉素类药物的分解和分子重排起催化作用。在碱性条件下，青霉素类药物的β-内酰胺环首先被破坏，分解为青霉酸；有金属离子作用时青霉酸能进一步分解为青霉醛和青霉胺。离子强度对抗生素水解无明显影响。金霉素、土霉素和四环素在不同温度和pH条件下降解速率差异显著，这表明它们在不同水体(表面水体、废水、地下水等)中的水解机制可能有差异。

　　2．2光降解

　　2．2．1光降解机理

　　目前人们对抗生素的光降解机理研究仍然较少。一般认为，光化学降解反应机理主要就在于分子吸收光能变成激发态从而引发各种反应。光化学转化过程可分为直接光解和间接光解。直接光解见于那些具有吸收光子基团的药物分子。阿维菌素的光化学降解过程是属于直接光解反应的过程。间接光解机理是指当环境中存在的某些物质吸收光能呈激发状态后再诱发一系列药物参与的反应。前者为激发供体(光敏剂)把激发能量传递给受体分子(抗生素)，受体分子即可进行光化学转化。光敏剂作为光能的载体或受体，在自然界中广泛存在，它们可改变药物的光稳定性，加速或延缓光解。抗生素本身的化学结构仍是其能否光解的决定因素。所有C-7侧链有甲氧亚胺键构型的头孢菌素，均存在同样的光降解反应。FabreH等发现，就光降解稳定性而言，氨曲南>头孢噻肟>头孢呋辛>头孢呋辛酯。

　　2．2．2光降解的主要反应类型

　　2．2．2．1光氧化

　　吸光物质吸收太阳辐射，从而引发一系列的光化学过程，生成·0H、·O2等活性物质，这些活性物质再引发抗生素的光化学反应。左红影用光催化氧化法处理半合成的头孢菌素类抗生素废水90min，化学耗氧量(chemicaloxygendemand，COD)去除率达93．1％。

　　2．2．2．2光还原光还原即由光引发的还原反应。光化学还原过程包括两类，一是给光激发态物质加上一个或多个电子，二是由某种物质在光化学过程中产生氢。光还原反应见于带氯原子的抗生素降解。

　　2．2．2．3光水解多数含醚或酯类的化合物，在紫外光照射下，若体系中有水或湿气存在时能发生光水解反应，水解发生的部位一般在最具酸性的酯基上或醚位上。如多杀菌素类药物在无光条件下的水中非常稳定，但在光照条件下光水解迅速，半衰期小于1d。

　　2．2．2．4光重排光照可以引发药物分子的重排反应。光解过程中有自由基参与，许多药物分子光分解后本身会产生自由基，在一定条件下就会发生重排。紫外光可诱发顺反异

　　构化作用。异构化作用完全取决于光线的波长，当波长增加时，异构化作用将明显下降。头孢噻肟对紫外光254nm波长很敏感，其水溶液感光分解产物主要是反式异构体。

　　2．2．3环境中影响抗生素光降解的因素

　　2．2．3．1光敏剂

　　有机物质如自然界广泛存在的腐殖质、核黄素等，无机物质如N03-、N02-、Fe3+、Fe2+、NaCl、Ti02等，它们都具有强的光敏化作用，可以加速抗生素在环境中的降解。在接近中性(pH为7．5)的水溶液中，经过lh的光照，脱水红霉素和红霉素的光降解率在30％以下；而在有2000mg／LTiO2催化剂存在时，光照15min，二者的降解率即可分别达95．5％和97．2％。

　　2．2．3．2水分土壤中含有一定的水分有利于光解。当表层的土壤受到光照时，就会形成大量的自由基、过氧化物和单重态氧，这些物质能够加速药物的降解。土壤中水分的增加能够增加土壤中药物的移动性，也有利于光解。试验证明，光促反应在溶液中更易发生。DimouAD等发现喹恶啉类、呋喃酮等对光敏感，在光存在下，尤其在水体中容易被降解。实际水样中，光照30min脱水红霉素和红霉素的降解率分别达91．50A和88．3％。

　　2．2．3．3pH崔馨研究发现，当pH为7．0时，加入Ca2+、Mg2+、Zn2+和Cu2+能加快土霉素的光解速率，而且离子的含量越多，土霉素的光解速率越大；在pH为8．5时，加入Ca2+、Mg2+，其结果与pH为7．0时相反。土霉素在海水中的光解速率变化趋势与其在Ca2+、Mg2+溶液中的变化趋势相似。将不同pH红霉素和罗红霉素溶液置于紫外灯下照射60min后，pH为7．5时，光照lh，降解率为30％，而在pH为6．3和8．5时，降解率都在10％以下，这可能是由于红霉素和罗红霉素在pH为7．5时具有较高的量子产率所致。

　　2．2．3．4其他因素环境中抗生素的初始浓度、光照时间、氧化剂(如臭氧、过氧化氢等)等都对抗生素的光降解有一定的影响。TorniainenK等发现药物对光的敏感程度与其初始浓度成反比。高俊敏等用Ti02／ZnO复合半导体处理四环素溶液时发现，催化剂的配比、溶液体积、初始浓度、光强、pH5种因素对四环素溶液光催化降解的影响均较显著，只有光照时间影响较小。伊维菌素冬季在混有粪便土壤中降解缓慢，需90d～240d，而在夏季由于光解作用，其降解速度加快，仅需7d～14d。过氧化氢对氟罗沙星光降解有促进作用，咪唑对氟罗沙星和培氟沙星的光降解有抑制作用。JungJY等在研究磺胺类的光损害时发现，光照类型比光照强度和时间重要，自然光降解磺胺主要是由于其中的紫外光。

　　2．3生物降解

　　生物降解是抗生素在环境中降解的最重要的途径。被生物降解的抗生素，可能转化为生物体的组成部分或是最终转化为没有生物毒性的无机或有机小分子。生物降解主要有植物降解和微生物降解两种方式。

　　2．3．1微生物降解光合菌、乳酸菌、放线菌、酵母菌、发酵丝状菌、芽孢杆菌、枯草杆菌、硝化细菌、酵母等都具有抗生素的降解功能。王立群等从β-内酰胺环类抗生素生产废水中分离筛选到了4株对此类抗生素具有高效降解作用并有较强耐受能力的效应菌株。它们分别为不动杆菌属、假单胞菌属、埃希菌属和芽孢杆菌属。

　　2．3．1．1微生物降解机理

　　抗生素的微生物降解是指在微生物作用下，使抗生素残留物的结构发生改变，从而引起其化学和物理性质发生改变，即通过将抗生素残留物从大分子化合物降解为小分子化合物，最后成为H20和C02，实现对环境污染的无害化处理的过程，其中耐药细菌起最重要的作用。耐药菌直接破坏和修饰抗生素而使其失活，包括水解、基团转移和氧化还原3种机制。许多抗生素含有易水解的敏感化学键(如酯键和酰胺键)，耐药菌含有消除这些脆弱化学键的酶而摧毁这些抗生素的活性。这其中主要的一类酶是可以消除青霉素和头孢菌素类药物β-内酰胺环的酰胺酶。另外，还有与大环内酯类药物耐药性有关的酯酶及磷霉素耐药性有关的开环环氧化酶。基团转移有多种途径，包括：①乙酰基转移修饰。通过对羟基或酰胺基等活泼基团的共价修饰导致化合物失去靶点结合能力从而失活。乙酰转移是细菌使抗生素失活的常用机制，见于氨基糖苷类抗生素。②磷酸化。氨基糖苷类，大环内酯类的红霉素和肽类抗生素硫酸酯霉可通过这种机制降解。③糖基化。见于大环类酯类。④核苷酸化。见于林可霉素和克林霉素。⑤核糖基化。见于含氨基酸残基的抗生素。⑥巯基转移，如磷霉素。氧化还原机制不多见，四环素可被耐药性酶TetX氧化。

　　2．3．1．2影响微生物降解的因素

　　(1)pH、水分和温度。环境的酸碱度和温度影响微生物对营养物质的吸收和生长代谢，进而改变微生物的生长状况。对大多数细菌而言，pH为6．5～8．5，温度为25℃～45℃时有较高的生物活性。微生物进行代谢活动时需要有足够的水分。微生物的呼吸方式不同对水分的需求也不一样。在海洋、淡水和含水层中，微生物不会因缺水而受到限制，但在土壤中的水分有时会成为限制因素。

　　(2)氧气。微生物具有好氧、厌氧、兼性好氧多种代谢途径，微生物可以在好氧或厌氧的条件下都可以发挥作用。环境中需氧菌生长速度快，降解作用明显。人们在处理抗生素废水时，常采用活性污泥法、固定床生物膜法、生物流化床法和生物转盘法等好氧降解法。

　　(3)环境介质。环境中抗生素常被其他介质如土壤包被，这些介质影响着抗生素与微生物的接触和微生物的生长状态。庞胜华等在研究固定化活性污泥处理抗生素废水扩散模型的研究时发现，固定化颗粒半径愈小，降解速度愈快。在固定化颗粒内，氧浓度随着颗粒半径的减少而迅速下降；当颗粒半径为3mm时，粒子中心的0mm～0．8mm范围内的微生物处于缺氧状态甚至厌氧状态。

　　(4)环境中其他抗生素的存在。在同一区域往往不只受一种抗生素的污染。如养殖场、医院附近环境中，常同时存在多种抗生素。这些抗生素能够抑制或杀死具有降解作用的微生物，从而抑制其它抗生素的降解。

　　2．3．2植物降解植物具有庞大的叶冠和根系，在水体或土壤中，与环境之间进行着复杂的物质交换和能量交换，在维持生态环境的平衡中起着重要作用。植物修复受污染的水土环境主要有3种机制：①植物直接吸收有机污染物后转移或分解；②植物释放分泌物和特定酶降解土壤环境中的有机污染物；③植物促进根际微生物对土壤环境中有机污染物的吸收或利用转化。被植物直接吸收的污染物主要有：氮、磷等植物营养物质；对水生生物有毒害作用的某些重金属和有机物等。第一类是被吸收后用以合成植物自身的结构组成物质，第二类则是脱毒后储存于体内或在植物体内被降解。氟喹诺酮类、磺胺类和氯四环素等可直接被植

　　物吸收。

　　2．4微电解

　　微小的原电池在环境中应当是广泛存在的。通过原电池反应生成的具有较强的还原能力的离子能使某些氧化态的有机物还原成还原态，并使部分难降解环状有机环裂解，生成相对容易降解的开环有机物。

　　3、抗生素在不同环境中的降解

　　3．1在土壤中的降解

　　抗生素在土壤中的降解与它们的化学结构、所处的温度，以及其它一些因素如湿度、降雨和土壤的性质等有关，自然条件下影响因素较多，往往比试验条件下降解快。亚表层土壤抗生素残留量和检出率高于表层土壤。这可能与亚表层土壤中微生物生物量较低、通气性较差及缺乏光反应条件而影响抗生素降解有关。土壤中的抗生素极易向植物体内富集，富集率可高达万倍以上。四环素类、大环内酯类和磺胺类可在土壤中残留8个月以上。0．1mg／kg阿维菌素在土壤中的半衰期为14d～28d，350mg／kg阿维菌素的半衰期为28d～56d；红霉素的半衰期为ll．5d，30d后活性仍有97％的。Michael等研究了大环内酯抗生素在土壤中的有氧生物降解，实验结果表明在实验期间的120d内，温度控制在20℃时，红霉素在土壤中的降解半衰期是20d，而罗红霉素在整个实验过程中几乎不降解。

　　3．2在粪肥中的降解

　　粪肥经一定强度的处理(翻动和调节水分)，就能加速金霉素、泰乐菌素、莫能菌素的降解。

　　HollyD等发现，粪肥经3种不同的方式(不作处理的堆置、每周翻动和调节湿度、装入容器)处理后，不管温度、离子强度和营养成分如何变化，抗生素抗菌药物(金霉素、泰乐菌素、磺胺二甲嘧啶、莫能菌素)的降解无明显差异。不同堆肥处理的四环素(tetracycline，TTC)、土霉素(terramycin，0TC)、金霉素(aureomycin，CTC)等具有相似理化性质的四环素类抗生素，虽然其降解去除率的多少顺序均为TTC>CTC>OTC，但加入秸秆或菌剂后降解速度都明显加快。每天清理并摊晒畜禽粪便，有利于降低粪便中的抗生素浓度。避光条件下，匡光伟等研究表明，鸡粪中不同浓度的土霉素和金霉素在15d内降解幅度都在10％以下，而在自然光照条件下，降解幅度达到90％以上。盐霉素在粪便中的降解主要是微生物降解，光降解和化学降解只占很小比例。

　　3．3在水环境中的降解

　　水体上层光照充足，微生物生长速度快，抗生素的各种降解方式都容易发生。水环境中生长的微小动物等其它生物也能为环境中的有机污染物降解起到积极作用。但水体中的抗生素浓度受沉积物与水的交换作用影响较大。有些抗生素在沉积物中的浓度远远大于水体并能长期存在。不同抗生素在水环境中存在的时间长短不一。在自然光照条件下，恩诺沙星在天然水中降解很快，同时降解速度并不受有菌、无菌条件的影响。在海洋浴场使用土霉素后，即使在低浓度下也能存在很长时间。Na0koW研究发现，在可吸收礁湖肥料水区域的地下

　　水中测不到莫能菌素。莫能菌素在地表有氧层的降解比在与礁湖相关的无氧条件下的降解要快。

　　4、展望

　　抗生素的环境污染及其生态毒理效应已成为我国乃至全球所面临的重大环境问题之一。我国是一个农业化大国，畜禽养殖业由分散式快速向集约化迈进，因此而导致畜禽粪便的年产量不断增长，抗生素对环境的污染可能比世界其他各国更为严重，但在我国这些问题还没有引起足够重视。人们对抗生素的降解作用研究，基本上还只停留在实验室水平，且研究方式比较单一，不能综合考虑各种环境因素。随着人们对自身问题的越来越关注，通过探讨抗生素在环境中的降解作用来寻求降低环境中抗生素污染的方法，必将成为未来的一个重要研究方向。

　　抗生素土壤微生物生态环境土壤污染

　　摘要:随着抗生素药物在农业上的广泛应用，抗生素的残留污染已成为危害人类健康和生态环境的一个重要因素，并逐渐成为人类普遍关注的一个环境问题由于土壤是抗生素等污染物质的主要归宿之地，进入环境中的抗生素最终将在土壤／沉积物中积累因此，有关抗生素在土壤中的环境行为及其与土壤生态系统的相互作用已成为土壤学与环境科学研究的重要课题本研究通过室内培养实验，探讨了典型外源抗生素在土壤中的转归及其与土壤微生物多样性的相互作用和机理，以期为土壤抗生素污染生态环境评价和土壤抗生素污染治理提供依据研究主要获得了以下结果

　　1对恩诺沙星在农业土壤中的吸附-解吸特性和对土壤生物化学性质影响的研究表明，土壤对恩诺沙星具有较强的吸附作用，残留在土壤中的低量恩诺沙星主要被吸附在固体颗粒上，不易释放和随水迁移但残留在土壤中的恩诺沙星可影响土壤微生物数量和有机碳的矿化低浓度的恩诺沙星可刺激土壤微生物活性，增加土壤有机碳的矿化高浓度的恩诺沙星则会压制土壤微生物活性和有机碳的矿化恩诺沙星对土壤生物学性质影响的持续时间较短，约10天左右，这可能与土壤对恩诺沙星具强吸附作用及恩诺沙星在土壤中自然降解削弱了其活性等有关

　　2对土霉素、金霉素、恩诺沙星和磺胺二甲嘧啶等4种3类代表性抗生素在5种土壤中避光、自然与灭菌等条件下的降解研究表明，抗生素在土壤中的降解过程符合一级动力学方程C=C0e-κε光照对抗生素降解的影响远远大于微生物对抗生素降解的影响，其中四环素类抗生素受光降解影响较大未经灭菌且光照正常条件下，抗生素在土壤中的降解速率常数K与土壤有机质、氧化铁、CEC及粘粒含量呈负相关不同土壤之间金霉素、恩诺沙星和磺胺二甲嘧啶等3种抗生素降解的差异可用有机质和粘粒含量的差异来解释而土壤CEC和颗粒组成的差异则可很好的解释不同土壤之间土霉素降解的差异

　　3土霉素浓度对土壤微生物生物量碳有轻微的影响，以培养时间为5d时较为明显，但在不同土壤中有所差异土霉素对土壤中细菌、放线菌和微生物总量均有一定的抑制作用，随土霉素浓度的增加抑制作用也有所增加但对真菌的作用较为复杂，在低浓度时有促进作用，高浓度时有有抑制作用土霉素对土壤微生物数量和土壤微生物生物量碳的影响均随培养时间增加逐渐减小

　　4添加不同浓度的金霉素和土霉素等2种外源抗生素至土壤中进行培养试验，观察酶活性和呼吸强度的动态变化，结果表明，抗生素加入对土壤脲酶活性的影响因抗生素类型、浓度和土壤性质而异在试验浓度范围内，添加低量土霉素，对菜地和草地土壤脲酶活性有促进作用，但高量土霉素对土壤脲酶活性起抑制作用添加土霉素对草地和果园土壤中性磷酸酶活性均无影响但在菜地和桑园土壤中，当土霉素浓度为100mg·kg-1时，对土壤中性磷酸酶活性有一定的促进作用土霉素对土壤酶活性的影响主要发生在进入土壤的初期，后期影响不大金霉素进入土壤后24小时内对土壤呼吸产生了抑制作用，当浓度为10mg·kg-1时这种抑制作用达到最大水平

　　标题:抗生素土壤微生物生态环境土壤污染

　　专业:土壤学

　　学位:硕士

　　单位:浙江大学环境与资源学院@关键词:抗生素

　　土壤微生物

　　生态环境

　　土壤污染

　　论文时间:2008分类:X53导师:章明奎

　　语种:中文文摘

　　URL:抗生素土壤微生物生态环境土壤污染

　　金霉素：

　　英文/拉丁名称：Chlortetracycline，氯四环素，Aureomycin。

　　本品为四环素类抗生素，许多立克次体属、支原体属、衣原体属、非典型分枝杆菌属、螺旋体对本品敏感。肠球菌属对其耐药。多年来由于四环素类的广泛应用,临床常见病原菌对金霉素耐药现象严重，葡萄球菌等革兰阳性菌及多数肠杆菌科细菌耐药。本品与四环素类不同品种之间存在交叉耐药。本品作用机制为药物能特异性与细菌核糖体30S亚基的A位置结合，抑制肽链的增长和影响细菌蛋白质的合成。

　　含量测定

　　取本品约2g，精密称定，置分液漏斗中，加乙醚25ml，振摇使基质溶解，用0.1mol

　　蛋白质

　　/L盐酸溶液提取3次，每次10ml，合并提取液，置50ml量瓶中，加水稀释至刻度，作为供试品溶液；另取盐酸金霉素对照品约20mg，精密称定，置100ml量瓶中，加0.01mol/L盐酸溶液并稀释至刻度，摇匀，作为对照品溶液。照盐酸金霉素项下的方法测定。

　　概述

　　金霉素又称氯四环素，其盐酸盐溶于水，游离碱基特别是钙盐难溶于水。为四环素类抗生素，是在放线菌的培养液中发现的抗菌物质。可以杀灭立克次体、支原体、衣原体、非典型分枝杆菌以及螺旋体等，适用于敏感金黄色葡萄球菌、化脓性链球菌、肺炎链球菌等革兰阳性菌及流感嗜血杆菌等敏感革兰阴性菌所致浅表眼部感染的治疗，但同时也可用于其他部位敏感菌感染的治疗。

　　化学性质

　　金黄色结晶性粉末，无臭，味苦。熔点168-169℃（分解）。极微溶于水，溶于盐溶液。盐酸盐微溶于甲醇、水、乙醇，不溶于丙酮、乙醚、氯仿。在空气中稳定，遇光颜色渐暗。

　　用途

　　用作饲料添加剂、动物用药，对绝大部分革兰阳性细菌、革兰阴性细菌、立克次氏体、支原体等感染有疗效

　　用途

　　属抗生素类药

　　用途

　　泰乐霉素对猪痢疾，猪肺炎、猪萎缩性鼻炎，鸡慢性呼吸道病，小牛支原体引起的肺炎均有效。可用于4月龄以下的猪饲料，用量为10-50g/t,停药期5天；2月龄以下的猪饲料，用量为15-50g/t,停药期5天；也可用于鸡饲料，用量为4-50g/t,，停药期为5天，产蛋期禁用。

　　生产方法

　　由链霉菌（Streptomycesfradiae）发酵产生。

　　生产方法

　　该品是由金色链霉素（Streptomycesaureofacieus）的培养液中提取的广谱抗生素。

　　生产方法

　　由金色链霉菌（Streptomycesaureofacieus）发酵产生，发酵液经酸化、过滤得沉淀物，溶解于乙醇后经酸析得粗品，经溶解、成盐得盐酸盐结晶。

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