全 文 ：四环素类抗生素降解途径及其主要
降解产物研究进展*
李伟明摇 鲍艳宇**摇 周启星
(南开大学环境科学与工程学院教育部环境污染过程与基准重点实验室 /天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室,
天津 300071)
摘摇 要摇 四环素类抗生素在生产和贮存过程中会发生一系列非生物降解反应,其中某些代谢
及降解产物,与母体相比,虽然其活性降低,但毒性却大大增强.此类抗生素随着畜禽废弃物
等途径进入到环境中,随环境条件的不同将发生一种或多种降解反应,其降解方式除了非生
物降解外,还包括生物降解.本文综述了四环素类抗生素在不同生态环境中的降解途径以及
降解产物,并对今后的研究方向进行了探计,旨在为其生态风险评价提供有价值的参考.
关键词摇 四环素类抗生素摇 降解途径摇 降解产物摇 生态毒性
文章编号摇 1001-9332(2012)08-2300-09摇 中图分类号摇 X53,X171. 5摇 文献标识码摇 A
Degradation pathways and main degradation products of tetracycline antibiotics: Research
progress. LI Wei鄄ming, BAO Yan鄄yu, ZHOU Qi鄄xing (Ministry of Education Key Laboratory of
Pollution Process and Environmental Criteria / Remediation and Pollution Control for Urban Ecologi鄄
cal Environment, College of Environmental Science & Engineering, Nankai University, Tianjin
300071, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(8): 2300-2308.
Abstract: Tetracycline antibiotics (TCs) can produce a series of abiotic degradation reactions in
the process of production and storage, and some of the degradation products have lower antibacterial
activity but higher toxicity, as compared to the parent antibiotics. TCs can enter the environment
via the disposal of livestock and poultry wastes, and then degrade in one or more ways according to
the external conditions. Besides abiotic degradation, bio鄄degradation also happens. This paper re鄄
viewed the degradation pathways and main degradation products of TCs in different ecological envi鄄
ronments, and discussed the future research directions, aimed to provide valuable reference for the
ecological risk assessment of the antibiotics.
Key words: tetracycline antibiotics (TCs); degradation pathway; degradation product; ecological
toxicity.
*国家自然科学基金项目(40901259)资助.
**通讯作者. E鄄mail: baoyanyu@ nankai. edu. cn
2011鄄09鄄28 收稿,2012鄄05鄄02 接受.
摇 摇 四环素类抗生素( tetracycline antibiotics,TCs)
是一类广谱抗生素,包括四环素( tetracycline)、土霉
素(oxytetracycline)、金霉素(chlotetracycline)及半合
成衍生物甲烯土霉素、强力霉素、二甲胺基四环素
等,其结构均含并四苯基本骨架. 其价格低廉,在世
界范围得到广泛应用.我国是四环素类抗生素生产、
使用和销售大国,2008 年四环素类抗生素药物仅出
口量就达 1郾 34伊107 kg,四环素类抗生素在我国畜禽
业抗生素中使用量也是最大[1] . 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.许多用于畜禽业生产的抗生素难
以被动物肠胃吸收,约 30% ~ 90%以母体化合物的
形式排出[2] .进入到环境中的抗生素会发生降解反
应,其代谢及降解产物相比母体抗生素,往往活性降
低,毒性却大大增强.作为近年来日益受到关注的潜
在环境生态危险源,四环素类抗生素的生态毒性研
究日益增多.然而,目前人们对其生态毒性研究主要
集中在母体对环境生态的影响方面,而对于其降解
作用的研究,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,并且有
关降解过程以及有毒降解产物的研究报道甚少. 本
文在总结国内外相关研究的基础上,阐述了四环素
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 8 月摇 第 23 卷摇 第 8 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Aug. 2012,23(8): 2300-2308
类抗生素在环境中的降解方式,介绍了有毒降解产
物的形成途径及毒性研究,揭示抗生素对环境生物
的影响,并对今后的研究方向进行了探计,为四环素
类抗生素生态风险的评价提供参考.
1摇 四环素类抗生素在环境中的降解
抗生素的降解是指抗生素通过生物或非生物的
过程使其从大分子化合物转化为小分子化合物,并
最终转化为水和二氧化碳的过程. 然而进入环境中
的抗生素很难得到完全降解,而是产生一系列代谢
及降解产物,这些产物往往具有更大的毒性[3],甚
至造成比母体化合物更为严重的二次污染.
抗生素在环境中会发生一系列降解反应,主要
包括生物降解和非生物降解[4] . 其中,非生物降解
过程包括光降解、氧化降解、水解等;生物降解过程
主要包括微生物降解和植物降解两种方式.
1郾 1摇 四环素类抗生素的非生物降解
1郾 1郾 1 光降解摇 光降解是四环素类抗生素在环境中
降解的重要途径之一. 土霉素和金霉素均具有光解
特性[5] .一般认为,光化学降解反应机理在于分子
吸收光能变成激发态从而引发各种反应[6] . 抗生素
分子直接吸收光子进行光化学反应,称为直接光解;
环境中的吸光物质(光敏剂)吸收光能后,把能量传
递给抗生素分子从而进行光化学反应,称为间接光
解.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.有机物质如自然界广泛存在的腐殖质、核黄素
(riboflavin, RF, 即维生素 B2)等,无机物质如 NO3 -、
NO2 -、Fe3+、Fe2+、NaCl 、TiO2 等,它们都是强的光敏
剂,可以加速抗生素在环境中的降解[7] . Reyes 等[8]
使用不同光源(紫外光、可见光、长波紫外光)照射
四环素水溶液,几乎观察不到四环素的降解,而加入
TiO2 后,则观察到四环素迅速发生降解. 高俊敏
等[9]以太阳光和汞灯为光源,研究了 TiO2 / ZnO 对
废水中四环素光解的催化作用,结果表明,在 TiO2 /
ZnO的催化下,四环素去除率可达 80%以上.此外,
pH、光照情况、水分等因素也会影响四环素类抗生
素的光降解. 崔馨[10]研究发现,pH 为 7郾 0 时,加入
Ca2+、Mg2+、Zn2+和 Cu2+能加快土霉素的光降解速
率,而且离子的含量越多,土霉素的光解速率越大;
在 pH=8郾 5 时,加入 Ca2+、Mg2+,其结果与 pH = 7郾 0
时相反. Bautitz 等[11]研究了日光灯照射( solar irra鄄
diation)和黑光灯照射( black鄄light irradiation)对不
同水体环境(纯净水、地表水、污水)中四环素降解
的影响情况,发现相比黑光灯,日光灯照射更有利于
地表水、污水等复杂水体环境中四环素的降解.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[7] .土霉素在土壤间隙水中光解,可以检测到多
种降解产物[12] . 试验证明,光解反应在溶液中更易
发生[13] . Dimou等[14]发现抗生素中的喹恶啉类、呋
喃类等对光敏感,在光存在下,尤其在水体中容易被
降解.四环素类抗生素在水溶液中的光解也有研究.
最近的一些研究发现,四环素类抗生素在水中还可
通过与1O2 和 O2
-·发生反应进行光解[12,15] . Castillo
等[16]研究发现,在可见光照射下,四环素类抗生素
可通过基态电子转移产生阴离子自由基(RF -·),并
且进一步产生超氧阴离子自由基 O2
-·,同时激发三
重态3RF*可将能量传递给溶解氧产生1O2,并通过
试验证明,强力霉素、甲稀土霉素、去甲金霉素和土
霉素都可与1O2 和 O2
-·发生反应进行光解.
1郾 1郾 2 水解摇 水解也是抗生素在水环境和土壤中的
一种重要的降解途径[6] .人们研究抗生素水解时主
要考虑 pH的影响.各类抗生素中的 茁鄄内酰胺类、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条件下水解较慢,且活性较低. 茁鄄
内酰胺类在弱酸性至碱性条件下的降解速度都相当
快[17] .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[18] .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 茁鄄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[19] . Paeson 等[20]发现泰乐菌素 A( tylo鄄
sin 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,则可产生泰乐菌素 A 丁间醇醛
(tylosin A aldol)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. 四环素类抗生素的水解也受
到 pH、离子强度和温度等条件的影响. Huang 等[21]
认为四环素的水解是四环素一种重要的转化方式.
Loftin等[22]研究发现,四环素、土霉素和金霉素在不
同温度和 pH 条件下降解速率差异显著,离子强度
对其降解无明显影响.郑丽英[23]研究了金霉素在不
同温度,不同 pH及不同水生环境中的降解情况,结
10328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李伟明等: 四环素类抗生素降解途径及其主要降解产物研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
果表明,金霉素较易水解,其水解速率受 pH 和温度
的影响较大;在碱性及中性条件下的水解速率明显
大于酸性条件,而高温(70 益)条件下的水解速率远
大于室温(20 益);此外,金霉素进入环境水体后,由
于各种降解过程综合作用的结果,比用水解试验得
出的降解速率要快很多.
1郾 1郾 3 氧化降解摇 四环素类抗生素在强氧化剂的作
用下也会发生降解. 臭氧的强氧化作用对四环素类
抗生素的降解效率非常高,目前国外对此方面的报
道较多. Khan 等[24]对四环素水溶液进行臭氧处理,
检测到了 15 种臭氧化产物,并提出四环素臭氧化的
降解途径;对 C11a鄄C12 和 C2鄄C3 两个双键、芳香环
和氨基进行臭氧化会分别产生产物 m / z 461、477、
509 和 416,对以上位置进一步臭氧化会产生 m / z
432、480、448、525 和 496;四环素进行臭氧化处理
4 ~ 6 min 可以完全去除. Wu 等[25] 的研究发现,
20 mg·L-1的四环素经过 5 min 臭氧处理就可以完
全降解. Wang 等[26]在一个环流反应器内研究了多
种因素对四环素降解速率的影响,结果表明,四环素
的降解速率受 pH 和气态臭氧浓度的影响显著;而
H2O2 和羟基自由基清除剂对四环素的降解几乎没
有影响,表明臭氧的直接氧化是该降解过程的主导
因素. Uslu等[27]研究发现,使用臭氧处理含有土霉
素的饲料废水,可以增大土霉素的生物可降解性,减
小了其对活性污泥细菌的毒性,其降解速率取决于
pH和臭氧剂量.其他强氧化物质对四环素类抗生素
的降解研究也有报道. Yang 等[28]研究了高铁酸钾
[Fe(VI)]对四环素的氧化降解,发现 pH 对其影响
较大,降解效率取决于 pH 和初始 Fe(VI)浓度. 可
以看出,四环素类抗生素的强氧化降解往往受 pH
和强氧化剂浓度的显著影响.
1郾 2摇 四环素类抗生素的生物降解
抗生素的微生物降解是指在微生物作用下,抗
生素残留物的结构和理化性质发生改变,从大分子
化合物降解为小分子化合物,最终转变为 H2O 和
CO2 .其中耐药细菌起最重要的作用. 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[7] .
鲍艳宇[29]研究了四环素和土霉素在褐土(天津泰达
开发区)和红壤(广西桂林郊区)中的降解动力学,
发现褐土和红壤中的土著微生物对四环素和土霉素
的降解均无显著影响. 而向堆肥中外源添加抗生素
有益降解菌有助于堆肥中四环素类抗生素残留物的
降解[30] .秦莉等[31]研究了外源复合菌系(具有降解
纤维素和金霉素的双重功能)对堆肥中金霉素的降
解效果,结果发现,堆肥过程中未接种复合菌系,金
霉素的降解率在 60%左右;接种复合菌系后,金霉
素的降解率达到 82郾 23% . Maki 等[32]在一个养鱼场
底泥中分离得到了土霉素、强力霉素的抗性菌,并且
二者在其抗性菌作用下明显发生降解. 从环境中分
离得到的单株菌往往具有很好的降解效果,然而加
入到土壤或水体等复杂环境中,其降解能力一般会
降低.分析原因可能为环境中存在的其他抗生素可
能会对该菌株产生抑制作用,同时,氧气、pH、温度
和水分等因素也会影响菌株的生长代谢,从而影响
其对抗生素的降解能力.因此,复杂环境中抗生素的
微生物降解需要开发筛选出抗性较强的微生物,并
注意控制环境条件,以达到最好的降解效果.
近年来,体外酶对抗生素的降解研究也多见报
道. Wen等[33-34]发现,一种白腐菌产生的天然木质
素过氧化物酶和锰过氧化物酶在体外对四环素和土
霉素有很强的降解能力. Park等[35]研究了谷胱甘肽
硫转移酶(GSTs)体外降解抗生素(四环素、磺胺塞
唑、氨苄青霉素)的可行性,结果发现,降解反应结
束后,60% ~70%的抗生素转变为对微生物没有毒
性的成分,大大降低了其对微生物的毒性.
抗生素在土壤中光解和水解的作用效果相对有
限且过程漫长,相比于植物降解和微生物降解存在
明显的弱势.植物降解是一种非常有前景的去除环
境中有毒污染物的绿色技术. 它通过绿色植物对污
染物的降解、转化、吸收、代谢和去毒来修复受污染
的土壤、水体和大气环境[36] . 植物修复主要包括植
物对抗生素的直接吸收和降解、根系分泌物以及土
壤微生物对抗生素的降解等因素的综合作用[37] .植
物修复受污染的水体和土壤环境主要有 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. 有文献指出金霉素可直接被
植物吸收[7],其他四环素类抗生素的植物降解鲜有
报道,此方面的研究值得关注.抗生素的植物修复降
解是一个比较新的研究领域,目前的研究多集中在
用某一植物来修复特定污染的土壤. 而受到污染的
土壤中并非只有一种抗生素,往往多种抗生素共同
存在而造成复合污染. 将转基因技术应用于植物培
养中筛选出能同时降解多种抗生素的植物是一种不
错的尝试[38],今后可多关注此方面的研究.
四环素类抗生素在不同的环境介质中因环境条
2032 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
件的不同而发生一系列非生物或生物降解反应,研
究其在不同介质中的降解方式、降解机理和各种影
响降解的因素对于探索降低抗生素污染和减少残留
的最佳途径具有相当重要的意义.
2摇 四环素类抗生素降解产物的形成途径
从上述研究可以看出,研究者们对于四环素类
抗生素降解行为的研究已经引起广泛的关注,然而
研究大多停留在抗生素母体是否发生降解方面,并
未关注其是否完全降解为水和二氧化碳. 而四环素
类抗生素发生降解可能会产生对环境毒性更大的代
谢及降解产物.此类代谢及降解产物非常值得关注
和研究.四环素类抗生素的结构见图 1.
四环素类抗生素在生产和贮存过程中以及进入
环境后发生降解会产生一些代谢和降解产物. 早在
20 世纪 50 年代,就有报告指出四环素在适当条件
下可以转化成可逆异构物,并且发现脱水四环素
(anhydrotetracycline,ATC)可以形成差向脱水四环
素(epianhydrotetracycline,EATC).同样,差向四环素
( epitetracycline,ETC)也可以脱水形成差向脱水四
图 1摇 四环素类抗生素的分子结构图
Fig. 1摇 Molecular structure of TCs郾
四环素 Tetracycline: R=R义=H, R忆=CH3; 土霉素 Oxytetracycline: R=H,
R忆=CH3, R义=OH;金霉素 Chlorotetracycline: R=Cl, R忆=R义=H郾
环素.土霉素和金霉素也可以形成相应的差向异构体
和脱水产物.四环素类抗生素在环境中的主要降解产
物为其差向异构体和脱水产物,此外,还会产生许多痕
量衍生物.例如,土霉素的降解产物除了其差向异构体
和脱水产物外,还有痕量的 琢鄄apo鄄OTC、茁鄄apo鄄OTC、N鄄
DM鄄OTC、N鄄DDM鄄OTC和 E鄄N鄄DM鄄OTC等[12] .
摇 摇 四环素类抗生素的降解产物的形成与 pH 有
关.在酸性较强的溶液(pH<2)中,四环素因 6 位上
的叔羟基易脱落,在 5a鄄6 位上形成双键,由于这个
新双键的影响,C11、C11a、C12 上双键发生转移,而
C环芳构化[39-42](图 2).
图 2摇 四环素类抗生素形成脱水化合物的反应
Fig. 2摇 Formation of anhydration compounds of TCs郾
玉: 脱水四环素 Anhydrotetracycline, R=H; 域: 脱水金霉素 Anhydrochlortetracycline, R=Cl郾
摇 摇 新形成的物质称为脱水四环素(玉). 同样,金
霉素也能形成脱水金霉素(anhydrochlortetracycline,
ACTC)(域).脱水产物的抗菌活性很低,但在酸性
或碱性溶液中很稳定[41] .地美环素在 6 位上不含有
叔羟基而含有仲羟基,因此在酸性溶液中稳定,其脱
水反应要在较激烈的条件下才能发生[39-40] .土霉素
在酸性溶液中的降解反应并不终止于脱水土霉素,
图 3摇 四环素类抗生素在酸性溶液中的异构化
Fig. 3摇 Epimerization of TCs in acid solution郾
后者还要继续降解为阿卜土霉素[41-42] .
摇 摇 四环素、金霉素和地美环素很容易差向化,而土
霉素由于 C鄄5 上的羟基和二甲氨基形成氢键,因而
较稳定.在弱酸性溶液(pH = 2 ~ 6)中,不对称碳原
子 C鄄4 可逆地发生异构化,形成差向四环素 (图
3) [39-40],生物活性大大降低.当 pH<2 或 pH>9 时,
差向化速度很小[41-42] .差向异构化速度和很多因素
有关.溶液中阴离子的性质影响很大.当有高价有机
酸根存在时,差向异构化速度增加很快,例如 2%的
四环素在 0郾 01 mol·L-1盐酸溶液中,在 25 益下经
过 20 h后,差向四环素的含量从 1%增加到 3% ,而
在 0郾 05 mol·L-1的草酸溶液中,相同条件下,差向
四环素的含量增加到 9% (相对于溶液中四环素的
含量).醋酸盐[43]、柠檬酸盐[41]存在时也会加速其
差向化. 阴离子的浓度也有很大影响. 例如在 pH =
30328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李伟明等: 四环素类抗生素降解途径及其主要降解产物研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
4郾 0 柠檬酸盐溶液中,当浓度从 0郾 01 mol·L-1增加
到 0郾 1 和 1 mol·L-1时,差向异构化速度常数相应
增加 6 和 32 倍[41] . 某些高价无机酸,如磷酸(但硫
酸不会)也会使差向异构化速度增大[39] . 在四环素
制剂中加入某些辅料如盐酸葡糖胺对差向异构化也
有促进作用,而钙离子能阻滞此种反应.
在弱碱性(pH = 8)溶液中,四环素和金霉素的
C环打开,转变成无活性的异构化合物.土霉素在碱
性条件水解生成异土霉素,进一步水解成土霉
酸[39] .用碱降解四环素类抗生素时,可得到二甲胺、
氨和水杨酸的衍生物. 如四环素的碱性降解产物为
二甲胺、氨和水杨酸,而金霉素的碱性降解产物为二
甲胺、氨和氯代水杨酸[42] .
高温也会影响四环素类抗生素的降解产物的形
成. Kuhnea 等[44]研究了高温条件下四环素脱水产
物的形成,他们对残留四环素的猪骨进行加热,在未
进行加热处理前,就能检测到少量的 ATC和 EATC;
在 133 益条件下加热 45 min 后,TC 和 ETC 的含量
相对加热前平均减少了 50% ,ATC 和 EATC 相对加
热前则平均增加了 533% . Gratacos鄄Cubarsi 等[45]对
残留四环素的鸡胸肉和猪肉进行加热处理,同样可
以检测到 TC、ETC 的减少以及 ATC、EATC 的增加,
甚至检测到两种未知化合物.可见,高温条件下四环
素类抗生素易发生降解,且主要为脱水反应.
3摇 四环素类抗生素在不同环境介质中的降解
3郾 1摇 在堆肥中的降解
堆肥广泛应用于农业和养殖业,是一种灵活、有
效的去除动物粪便中抗生素的方法[46-48] .例如,Ari鄄
kan等[48]发现牛粪堆肥仅 6 d,土霉素的去除率就
可达到 95% . Dolliver等[49]的研究表明,金霉素在动
物粪便堆肥中降解迅速,10 d 之内其浓度降低超过
99% . Bao等[47]的研究也发现金霉素在动物粪便堆
肥中的降解率达到 90%以上.四环素在好氧条件下
的猪粪中的降解速率高于厌氧环境[50] .土霉素在牛
粪中厌氧消化 64 d,降解率为 59% ,并检测到差向
土霉素( epioxytetracycline,EOTC)及 琢鄄apo鄄OTC 和
茁鄄apo鄄OTC 等产物[51] . Wu 等[52]研究发现四环素、
土霉素和金霉素在猪粪堆肥结束后的降解率分别为
70% 、 92% 和 74% ,其降解产物有 ETC、 EOTC、
ECTC、DMCTC ( demethylchlortetracycline,脱甲基金
霉素)和 ATC等;对一级动力学方程进行修正后能
很好地描述 3 种抗生素的降解过程,相关系数为
0郾 8567 ~ 0郾 9969.此外,不同的堆肥条件也会影响抗
生素的降解. 粪肥经一定强度的处理(翻动和调节
水分)能加速金霉素的降解[53] . 向堆肥中加入秸秆
或菌剂后,四环素、土霉素和金霉素的降解速率明显
加快[30] .每天清理并摊晒畜禽粪便,也有利于降低
粪便中的抗生素浓度. 匡光伟等[5]研究表明,避光
条件下,鸡粪中不同浓度的土霉素和金霉素在 15 d
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.
3郾 2摇 在土壤中的降解
大量抗生素随着动物粪肥施入土壤而进入到土
壤环境中.抗生素在土壤中的降解途径一般为微生
物降解、光降解、氧化降解等,且主要与它们的化学
结构、土壤温度、湿度、通气状况和土壤性质等因素
有关.土壤中的抗生素也极易向植物体内富集,富集
率可高达万倍以上[54] . Halling鄄Sorensen 等[12]研究
发现,土霉素在土壤间隙水中发生光解,产生一系列
土霉素降解产物,但在降解过程中并非所有的土霉
素降解产物都会产生,其中,母体土霉素和差向土霉
素含量明显高于其他降解产物,降解产物的半衰期
由 2 d ( EOTC)到 270 d ( 茁鄄apo鄄OTC)不等. Wang
等[55]研究表明,土霉素随着土壤环境中的湿度和温
度的增加而降解加快,尤其在温度高于 35 益时,土
霉素降解速率显著加快;在湿度为 20%时,土霉素
在添加粪肥的土壤中的半衰期为 33 d,而在不添加
粪肥的土壤中的半衰期为 56 d,表明土霉素由动物
粪便转移到土壤中,其环境持久性增加.
3郾 3摇 在水体中的降解
水体上层阳光充足,微生物量丰富,抗生素的各
种降解方式都比较容易发生. Loftin 等[22]研究了土
霉素、金霉素和四环素在地表水、地下水和厌氧污水
塘等水体中的降解,发现温度和 pH 对其影响显著;
四环素和金霉素在水体中降解途径主要为差向异构
化,该过程为可逆反应,但在试验过程中观察到母体
抗生素不断减少,说明差向化不是四环素类抗生素
在水体中的降解终点;以金霉素为例,降解产物还有
脱水金霉素、iso鄄CTC 以及它们的差向异构体. 不同
抗生素在不同水环境中的降解速率不一. Pouliquen
等[56]报道了土霉素在 8 益、中性 pH 条件下的去离
子水、河流水和海水中的半衰期分别为 59、51 和
51 d.郑丽英[23]研究发现,金霉素在池塘水中的降
解速率远远大于井水中的降解速率,温度和 pH 对
其影响显著. Doi等[57]研究发现,土霉素在水中的降
解速率随温度和光照强度增加而加快, 在酸性条件
比碱性条件下稳定. 抗生素在水体中的浓度往往受
4032 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
到沉积物的影响. Pouliquen 等[58]发现,土霉素在海
水养鱼场和养贝场中的降解动力学不同,其平均半
衰期分别为 30郾 27 和 318郾 57 h,推测土霉素受沉积
物与水的交换作用影响较大.
4摇 四环素类抗生素降解产物的毒性效应
2001 年,我国湖南省株洲市的一些消费者在服
用了“梅花 K冶黄柏胶囊以后,出现恶心、呕吐和肝
肾受损等中毒症状,多人生命垂危.纠其原因为制药
厂在生产过程中擅自添加了盐酸四环素,四环素本
身就有毒性,过量服用会对人的肝脏和肾脏造成损
坏,更为严重的是四环素被加入到黄柏胶囊后发生
了降解,产生了差向四环素和差向脱水四环素,它们
的毒性远远大于四环素的毒性.
其实,早在 1963 年,就有学者发现服用变质的
四环素制剂(其中含有 ETC 及 EATC 等降解产物)
能引起范康尼(Fanconi)综合征,即患者出现严重恶
心、呕吐、糖尿、蛋白尿及由酸中毒引起的肾水肿等,
特别是 EATC 的毒性最大. Benitz 等[59]研究了 TC、
ETC、ATC和 EATC对大鼠和狗的毒性效应,结果发
现,大鼠口服 EATC后 24、48、72 h 均观察到明显的
肾功能变化,即尿液中出现尿蛋白、尿糖和细胞残
骸,尿液谷丙转氨酶活性明显增大,而服用 TC、
ETC、ATC的大鼠均未观察到上述变化;狗在静脉注
射 EATC后连续呕吐,并且尿液颜色加深,潜隐血呈
阳性,注射 4 d 后,这只狗奄奄一息,病理切片观察
到肾曲小管病变严重,同样地,静脉注射 TC、ETC、
ATC的狗未观察到上述现象.该研究证明,EATC 是
唯一能引起与范康尼综合征类似的泌尿症状的物
质.孔令如等[60]也做过类似的研究,他们对四环素
及其脱水物和差向异构体进行了毒性探讨,结果显
示,从小白鼠的急性毒性(静脉注射半数致死量)来
看,以 ETC铵盐毒性最大;从小白鼠的亚急性毒性
来看,以 EATC毒性最大;在亚急性试验中,小白鼠
尿中出现较多的糖及蛋白质,肾曲小管病变严重,与
口服变质四环素后引起的范康尼综合征病症相似,
故认为 EATC 可能是引起范康尼综合征的主要物
质;另外,对小白鼠静脉注射 ETC,病理切片观察到
肾曲小管上皮细胞浆内有蛋白颗粒,但口服给药时
却无此现象,推测可能 ETC在小白鼠体内部分转变
为四环素,故不易表现毒性. 可以看出,四环素类抗
生素的差向异构物在临床上能对动物和人引起强烈
的毒性反应.
张劲强等[61]采用发光菌(费氏弧菌 Vibrio fisch鄄
eri)的 Microtox急性毒性测试方法(30 min)比较四
环素、土霉素和金霉素及其相应差向异构体的急性
毒性差异,结果显示,与母体药物相比,相应的差向
异构体毒性较低(EC50值较高),其原因在于差向异
构化反应后 4 位碳上的二甲胺基形成空间位阻,从
而在很大程度上抑制了药物与 30S核糖体亚基末端
的结合. Halling鄄Sorensen 等[62]的研究发现,某些四
环素类抗生素的降解产物,尤其是 ATC和 EATC,相
比母体抗生素,虽然活性有所降低,但对环境中耐药
菌和土壤细菌具有一定的杀菌作用,其毒性大于母
体抗生素. Jiao等[63]研究了土霉素经光辐射的产物
对一种发光细菌 Photobacterium phosphoreum 的毒性
效应,发现土霉素经光辐射 240 min 后对该发光细
菌的发光抑制率为 47% ,明显高于未经辐射的
21% . Wu等[25]研究发现,四环素溶液经过臭氧处理
后对细菌的毒性发生改变,臭氧处理时间小于
20 min,四环素溶液毒性比臭氧处理前增强;臭氧处
理 20 min 后,其毒性与臭氧处理前的溶液相差不
大. Khan 等[24]发现四环素溶液臭氧化处理 30 min
后,其急性毒性降低.分析原因可能为长时间的臭氧
处理将四环素完全降解为活性差甚至无活性的产
物,导致其毒性降低. 李志裕[43]在其专著中提到四
环素类抗生素的差向异构体和脱水产物的抗菌活性
均减弱或消失.
以上研究表明,四环素类抗生素的代谢及降解
产物相比母体具有更小的抗菌活性和对动植物更大
的细胞毒性,它们对环境生态产生的影响不容忽视.
例如,俞文和[42]在其专著中提到 ETC和 EATC的抗
菌活性比 TC分别低 6 倍以上和 8 倍,而其细胞毒性
比 TC分别大 70 和 200 倍.目前,进入到环境中的四
环素类抗生素的有毒降解产物的环境行为和生态风
险鲜有报道,此方面内容值得深入研究.
5摇 研究展望
综上所述,四环素类抗生素对环境的高污染造
成高的生态风险性,已经引起了环境研究者们的广
泛关注[64],其环境行为的研究已经比较深入,然而
环境领域对于毒性更大的降解产物的研究尚属空
白.我国抗生素的使用量远远高于西方发达国家,因
此有必要开展抗生素降解途径以及有毒有害降解产
物的环境效应的相关研究. 可以从以下几个方面开
展相关研究工作:
1)环境中四环素类抗生素有毒代谢及降解产
物的环境行为研究,如吸附、解吸、生物有效性等,根
50328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李伟明等: 四环素类抗生素降解途径及其主要降解产物研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
据上述研究结果评价其与母体抗生素环境行为的差
异性.
2)环境中四环素类抗生素有毒代谢及降解产
物的生态毒理效应研究,并与母体进行比较,评估其
生态风险性的强弱.
3)研究四环素类抗生素与有毒代谢及降解产
物之间的代谢途径,掌握其主要影响因素,建立相应
调控措施.
开展抗生素有毒代谢及降解产物的环境行为和
生态毒理效应的研究,将更加有利于了解抗生素的
生态环境风险性,对于预防抗生素在环境中的进一
步污染以及建立安全评价和预警体系,进而保障人
民健康、保护生态环境具有重要的理论和现实意义.
同时,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.
参考文献
[1]摇 He D鄄C (贺德春), Xu Z鄄C (许振成), Wu G鄄Y (吴
根义), et al. Research on environmental behavior of
tetracycline antibiotics. Progress in Veterinary Medicine
(动物医学进展), 2011, 32 (4): 98 -102 ( in Chi鄄
nese)
[2]摇 Chee鄄Sanford JC, Mackie RI, Koike S, et al. Fate and
transport of antibiotic residues and antibiotic resistance
genes following land application of manure waste. Jour鄄
nal of Environmental Quality, 2009, 38: 1086-1108
[3]摇 Wu Q鄄F (吴青峰), Hong H鄄L (洪汉烈), Li ZH.
Progress of research on antibiotic contamination. Safety
and Environmental Engineering (安全与环境工程),
2010, 17(2): 68-72 (in Chinese)
[4]摇 Liu F (刘摇 锋), Tao R (陶摇 然), Ying G鄄G (应光
国), et al. Advance in environmental fate and ecologi鄄
cal effects of antibiotics. Acta Ecologica Sinica (生态学
报), 2010, 30(16): 4503-4519 (in Chinese)
[5]摇 Kuang G鄄W (匡光伟), Sun Z鄄L (孙志良), Chen X鄄J
(陈小军), et al. Degradation of tetracyclines in chick鄄
en feces. Journal of Agro鄄Environment Science (农业环
境科学学报), 2007, 26 (5): 1784 - 1788 ( in Chi鄄
nese)
[6]摇 Yang G鄄P (杨桂朋), Sun X鄄C (孙晓春). Research
on photodegradation of pesticides in the sea. Periodical
of Ocean University of China (中国海洋大学学报),
2007, 37(4): 550-556 (in Chinese)
[7]摇 Liu W (刘摇 伟), Wang H (王摇 慧), Chen X鄄J (陈
小军), et al. Research on degradation of antibiotics in
the environment. Progress in Veterinary Medicine (动物
医学进展), 2009, 30(3): 89-94 (in Chinese)
[8]摇 Reyes C, Fernandez J, Freer J, et al. Degradation and
inactivation of tetracycline by TiO2 photocatalysis. Jour鄄
nal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry,
2006, 184: 141-146
[9]摇 Gao J鄄M (高俊敏), Zheng Z鄄G (郑泽根), Wang Y
(王 摇 琰). Photodegradation of tetracycline by TiO2 /
ZnO. Chongqing Environmental Science (重庆环境科
学), 2003, 25(1): 17-19 (in Chinese)
[10]摇 Cui X (崔摇 馨). Phytoxicity of Oxytetracycline to Let鄄
tuce and Its Photolysis in Metal Ion Solutions. Dalian,
Liaoning: Dalian University of Technology, 2007 ( in
Chinese)
[11]摇 Bautitz IR, Nogueira RFP. Degradation of tetracycline
by photo鄄Fenton process - Solar irradiation and matrix
effects. Journal of Photochemistry and Photobiology A:
Chemistry, 2007, 187: 33-39
[12]摇 Halling鄄Sorensen B, Lykkeberg A, Ingerslev F, et al.
Characterisation of the antibiotic degradation pathways of
the oxytetracyclines in soil interstitial water using LC鄄
MS鄄MS. Chemosphere, 2003, 50: 1331-1342
[13]摇 Hu CQ, Gu DZ, Chang GL, et al. Studies on character鄄
istics of photolytic reaction of quinolone antibiotics. Acta
Pharmaceutica Sinica, 1999, 34: 848-853
[14]摇 Dimou AD, Sakkas VA, Albanis TA. Metolachlortetra鄄
cycline photodegradation study in aqueous media under
natural and simulated solar irradiation. Journal of Agri鄄
cultural and Food Chemistry, 2005, 53: 694-701
[15]摇 Groom CA, Halasz A, Paquet L, et al. Accumulation of
HMX( octahydro鄄1, 3, 5, 7鄄tetranitri鄄1, 3, 5, 7鄄tetrazo鄄
cine) in indigenous and agricultural plants grown in
HMX contaminated anti鄄tank firing鄄range soil. Environ鄄
mental Science and Technology, 2002, 36: 112-118
[16]摇 Castillo C, Criado S, Dfaz M, et al. Riboflavin as a
sensitizer in the photodegradation of tetracyclines:
Kinetics, mechanism and microbiological implications.
Dyes and Pigments, 2007, 72: 178-184
[17]摇 Volmer DA, Hui JP. Study of erythromycin decomposi鄄
tion products in aqueous solution by solid鄄phase micro鄄
extraction liquid chromatography / tandem mass spectrom鄄
etry. Rapid Communications in Mass Spectrometry,
1998, 12: 123-129
[18]摇 Chen Z鄄K (陈兆坤), Hu C鄄Q (胡昌勤). Degradation
mechanism of cephalosporins. World Notes on Antibiotics
(国外医药: 抗生素分册), 2004, 25(6): 249-265
(in Chinese)
[19]摇 Pan Z鄄T (潘祖亭), Yan C鄄N (颜承农), Wang R鄄T
(王润涛). Fluorescence spectrum of 茁鄄lactams hydro鄄
lyzation catalized by metal ions. Chinese Journal of
Analysis Laboratory (分析试验室), 2001, 20(4): 1-
4 (in Chinese)
[20]摇 Paeson J, Cypers W, Busson R, et al. Isolation of
decomposition products of tylosin using liquid chroma鄄
tography. Journal of Chromatography A, 1995, 699: 99
-106
[21]摇 Huang CH, Renew JE, Smeby LK, et al. Assessment of
potential antibiotic contaminants in water and prelimina鄄
ry occurrence analysis. Water Resources Update, 2001,
120: 30-40
[22]摇 Loftin KA, Adams CD, Meyer MT, et al. Effects of ion鄄
ic strength, temperature, and pH on degradation of
selected antibiotics. Journal of Environmental Quality,
6032 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
2008, 37: 378-386
[23]摇 Zheng L鄄Y (郑丽英). Hydrolysis kinetics of the chlor鄄
tetracycline. Guangzhou Chemical Industry (广州化
工), 2010, 38(12): 182-191 (in Chinese)
[24]摇 Khan MH, Bae H, Jung JY. Tetracycline degradation
by ozonation in the aqueous phase: Proposed degradation
intermediates and pathway. Journal of Hazardous Mate鄄
rials, 2010, 181: 659-665
[25]摇 Wu JG, Jiang YX, Zha LY, et al. Tetracycline degra鄄
dation by ozonation, and evaluation of biodegradability
and toxicity of ozonation byproducts. Canadian Journal
of Civil Engineering, 2010, 37: 1485-1491
[26]摇 Wang Y, Zhang H, Zhang JH, et al. Degradation of
tetracycline in aqueous media by ozonation in an internal
loop鄄lift reactor. Journal of Hazardous Materials, 2011,
192: 35-43
[27]摇 Uslu MO, Balcioglu IA. Ozonation of animal wastes
containing oxytetracycline. Ozone: Science and Engi鄄
neering, 2008, 30: 290-299
[28]摇 Yang SF, Doong RA. Preparation of potassium ferrate
for the degradation of tetracycline / / Sharma VK, ed.
Ferrates: Synthesis, Properties, and Applications in
Water and Wastewater Treatment. Boston: American
Chemical Society, 2008, 25: 404-419
[29]摇 Bao Y鄄Y (鲍艳宇). Environmental Behavior and Eco鄄
toxicity of Tetracycline Antibiotics in Soils. PhD Thesis.
Tianjin: Nankai University, 2008 (in Chinese)
[30]摇 Zhang S鄄Q (张树清), Zhang F鄄D (张夫道), Liu X鄄M
(刘秀梅), et al. Degradation of antibiotics and passi鄄
vation of heavy metals during thermophilic composting
process. Scientia Agricultura Sinica (中国农业科学),
2006, 39(2): 337-343 (in Chinese)
[31]摇 Qin L (秦摇 莉), Gao R鄄Y (高茹英), Li G鄄X (李国
学), et al. Decomposition effect of additive of composite
microbial system on cellulose and chlortetracycline in
compositing. Journal of Agro鄄Environment Science (农业
环境科学学报), 2009, 28(4): 820-823 (in Chinese)
[32]摇 Maki T, Hasegawa H, Kitami H, et al. Bacterial degra鄄
dation of antibiotic residues in marine fish farm sedi鄄
ments of Uranouchi Bay and phylogenetic analysis of an鄄
tibiotic鄄degrading bacteria using 16S rDNA sequences.
Fisheries Science, 2006, 72: 811-820
[33]摇 Wen XH, Jia YN, Li JX. Degradation of tetracycline
and oxytetracycline by crude lignin peroxidase prepared
from Phanerochaete chrysosporium, a white rot fungus.
Chemosphere, 2009, 75: 1003-1007
[34]摇 Wen XH, Jia YN, Li JX. Enzymatic degradation of
tetracycline and oxytetracycline by crude manganese per鄄
oxidase prepared from Phanerochaete chrysosporium.
Journal of Hazardous Materials, 2010, 177: 924-928
[35]摇 Park H, Choung YK. Degradation of antibiotics ( tetra鄄
cycline, sulfathiazole, ampicillin) using enzymes of glu鄄
tathion S鄄transferase. Human and Ecological Risk Assess鄄
ment, 2007, 13: 1147-1155
[36]摇 Kirk JL, Klironomos JN, Lee H, et al. The effects of
perennial ryegrass and alfalfa on microbial abundance
and diversity in petroleum contaminated soil. Environ鄄
mental Pollution, 2005, 133: 455-465
[37]摇 An F鄄C (安凤春), Dian H鄄H (奠汉宏), Zheng M鄄H
(郑明辉), et al. Phytoremediation of soils contamina鄄
ted by DDT and its main degradation products. Environ鄄
mental Chemistry (环境化学), 2003, 22(1): 19-25
(in Chinese)
[38]摇 Huang P鄄P (黄盼盼), Zhou Q鄄X (周启星), Dong L鄄
X (董璐玺). Research and prospect of antibiotic con鄄
tamination and phytoremediation in soil. Science & Tech鄄
nology Information (科技信息), 2010(11): 379-380
(in Chinese)
[39]摇 Qi X鄄J (齐香君). Modern Bio鄄Pharmaceutical Technol鄄
ogy. Beijing: Chemical Industry Press, 2004 ( in Chi鄄
nese)
[40]摇 Wu X鄄Y (邬行彦). Antibiotic Production Technology.
Beijing: Chemical Industry Press, 1982 (in Chinese)
[41]摇 Gu J鄄F (顾觉奋). Chemical and Analysis of Microbio鄄
logical Pharmacy. Beijing: Military Medical Science
Press, 1996 (in Chinese)
[42]摇 Yu W鄄H (俞文和). Antibiotics Technology. Shen鄄
yang: Shenyang Science & Technology Press, 1988( in
Chinese)
[43]摇 Li Z鄄Y (李志裕 ). Medicinal Chemistry. Nanjing:
Southeast University Press, 2006 (in Chinese)
[44]摇 Kuhnea M, Hamscherb G, Kornera U. Formation of an鄄
hydrotetracycline during a high鄄temperature treatment of
animal鄄derived feed contaminated with tetracycline.
Food Chemistry, 2001, 75: 423-429
[45]摇 Gratacos鄄Cubarsi M, Fernandez鄄Garcia A, Picouet P, et
al. Formation of tetracycline degradation products in
chicken and pig meat under different thermal processing
conditions. Journal of Agricultural and Food Chemistry,
2007, 55: 4610-4616
[46]摇 Ramaswamy J, Prasher SO, Patel RM, et al. The effect
of composting on the degradation of a veterinary pharma鄄
ceutical. Bioresource Technology, 2010, 101: 2294 -
2299
[47]摇 Bao YY, Zhou QX, Guan LZ, et al. Depletion of chlor鄄
tetracycline during composting of aged and spiked ma鄄
nures. Waste Management, 2009, 29: 1416-1423
[48]摇 Arikan OA, Sikora LJ, Mulbry W, et al. Composting
rapidly reduces levels of extractable oxytetracycline in
manure from the rapeutically treated beef calves. Biore鄄
source Technology, 2007, 98: 169-176
[49]摇 Dolliver H, Gupta S, Noll S. Antibiotic degradation
during manure composting. Journal of Environmental
Quality, 2008, 37: 1245-1253
[50]摇 Kuhne M, Ihnen D, Moller G, et al. Stability of tetra鄄
cycline in water and liquid manure. Journal of Veterina鄄
ry Medicine Series A, 2000, 47: 379-384
[51]摇 Arikan OA, Sikora LJ, Mulbry W, et al. The fate and
effect of oxytetracycline during the anaerobic digestion of
manure from therapeutically treated calves. Process Bio鄄
chemistry, 2006, 41: 1637-1643
[52]摇 Wu XF, Wei YS, Zheng JX. The behavior of tetracy鄄
clines and their degradation products during swine ma鄄
nure composting. Bioresource Technology, 2011, 102:
70328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 李伟明等: 四环素类抗生素降解途径及其主要降解产物研究进展摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
5924-5931
[53]摇 Heather NS, Kim SC, Kathy CD, et al. Response of
antibiotics and resistance genes to high鄄intensity and
low鄄intensity manure management. Journal of Environ鄄
mental Quality, 2007, 36: 1695-1703
[54]摇 Sarmah AK, Meyer MT, Boxall AB. A global perspec鄄
tive on the use, sales, exposure pathways, occurrence,
fate and effects of veterinary antibiotics(VAs) in the en鄄
vironment. Chemosphere, 2006, 65: 725-759
[55]摇 Wang QQ, Yates SR. Laboratory study of oxytetracy鄄
cline degradation kinetics in animal manure and soil.
Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2008, 56:
1683-1688
[56]摇 Pouliquen H, Delepee R, Larhantec鄄Verdier M, et al.
Comparative hydrolysis and photolysis of four antibacteri鄄
al agents ( oxytetracycline, oxolinic acid, fimequine,
and fiorfenicol) in deionized water, freshwater, and sea鄄
water under abiotic conditions. Aquaculture, 2007,
262: 23-28
[57]摇 Doi AM, Stoskopf MK. The kinetics of oxytetracycline
degradation in deionized water under varying tempera鄄
ture, pH, light, substrate and organic matter. Journal
of Aquatic Animal Health, 2000, 12: 246-253
[58] 摇 Pouliquen H, Bris HL, Pinault L. Experimental study
on the decontamination kinetics of sea water polluted by
oxytetracycline contained in effluents released from a fish
farm located in a salt marsh. Aquaculture, 1993, 112:
113-123
[59]摇 Benitz KF, Diermeier HF. Renal toxicity of tetracycline
degradation products. Experimental Biology and Medi鄄
cine, 1964, 115: 930-935
[60]摇 Kong L鄄R (孔令如), Sun X鄄L (孙学兰). Study on
toxicity of epimers and dehydrates of tetracycline. Jour鄄
nal of Pharmaceuticals (药物学报), 1966, 13 (4):
244-249 (in Chinese)
[61]摇 Zhang J鄄Q (张劲强), Liang Y (梁摇 元), Dong Y鄄H
(董元华), et al. Toxicology of tetracyclines and their
epi鄄isomers on the luminescent bacteria. Journal of Tox鄄
icology (毒理学杂志), 2006, 20 (5): 279 -281 ( in
Chinese)
[62]摇 Halling鄄Sorensen B, Sengelov G, Tjornelund J. Toxicity
of tetracyclines and tetracycline degradation products to
environmentally relevant bacteria, including selected tet鄄
racycline鄄resistant bacteria. Archives of Environment
Contamination and Toxicology, 2002, 42: 263-271
[63]摇 Jiao SJ, Zheng SR, Yin DQ, et al. Aqueous oxytetracy鄄
cline degradation and the toxicity change of degradation
compounds in photoirradiation process. Journal of Envi鄄
ronmental Sciences, 2008, 20: 806-813
[64]摇 Diao X鄄P (刁晓平), Sun Z鄄J (孙振钧), Shen J鄄Z
(沈建忠). Research advance in ecotoxicology and envi鄄
ronmental impact of veterinary medicines. Chinese Jour鄄
nal of Applied Ecology (应用生态学报), 2004, 15
(2): 321-325 (in Chinese)
作者简介摇 李伟明,男,1986 年生,硕士.主要从事污染生态
学研究. E鄄mail: liweiming1986@ 126. com
责任编辑摇 肖摇 红
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