磺胺类抗生素污染途径及对蔬菜品质影响的研究进展
我国不同环境介质中的抗生素污染特征研究进展
我国不同环境介质中的抗生素污染特征研究进展一、内容概要随着抗生素的广泛使用和滥用，抗生素污染问题日益严重，已经成为全球环境质量改善面临的重大挑战。
抗生素在水体、土壤、大气等环境介质中的污染特征受到社会各界的广泛关注。
本文通过梳理国内外相关研究，对我国不同环境介质中的抗生素污染特征进行了系统分析，主要内容包括：抗生素污染现状与趋势：综述了我国不同地区、不同类型环境介质（如水体、土壤、大气）中抗生素的检出率、浓度及分布特征。
指出抗生素污染呈现逐年上升的趋势，并分析了其可能的原因。
抗生素的来源与去向：分析了抗生素的主要来源，包括工业生产、农业养殖、医疗废水排放等。
探讨了抗生素在环境介质中的迁移转化过程及其生态风险。
抗生素对生物的影响：论述了抗生素对微生物、植物、动物等生物的生长、繁殖和基因突变等方面的影响。
指出抗生素污染对生态系统和人类健康的潜在威胁。
抗生素污染的削减与修复技术：介绍了国内外在抗生素污染削减与修复方面的最新研究成果和技术手段，包括物理法、化学法和生物法等。
国际合作与政策建议：强调了加强抗生素污染控制国际合作的必要性，并提出了相应的政策建议，以推动我国抗生素污染治理工作的有效开展。
通过对我国不同环境介质中抗生素污染特征的深入研究，本文旨在揭示抗生素污染的现状、成因及其生态风险，为完善抗生素污染防治政策和技术提供科学依据。
1. 抗生素的广泛应用与不可避免的污染问题随着医药产业的迅猛发展，抗生素作为一种重要的药物，在全世界范围内得到了广泛的应用。
随着抗生素的广泛使用，大量的抗生素进入到了自然环境中，形成了严重的环境污染。
抗生素的污染首先来自于制药企业的排放。
为了追求利润，一些制药企业在生产过程中往往将抗生素添加到废水、废气中排放，造成地下水、河流等水体污染。
有学者对某大型制药厂的废水排放进行检测，发现废水中的抗生素浓度极高，远远超出国家规定的排放标准。
农业领域的抗生素污染也不容忽视。
在畜牧业中，为了预防和治疗动物疾病，养殖户往往会使用大量的抗生素，这些抗生素通过动物的粪便排放出来，渗透到土壤和水体中。
《2024年磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》范文
《磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》篇一一、引言随着现代医学的快速发展，抗生素作为重要的药物之一，在人类健康和动物养殖中发挥着重要作用。
然而，随着抗生素的广泛应用，其污染问题也逐渐凸显出来。
磺胺类抗生素作为抗生素中的一种重要类型，其污染问题已经引起了广泛关注。
本文将重点研究磺胺类抗生素的污染现状及其环境行为的研究进展。
二、磺胺类抗生素的污染现状磺胺类抗生素被广泛应用于畜牧业、水产业以及医疗等领域。
由于其频繁的使用和不合理处置，导致其进入了环境系统，进而对生态系统和人类健康构成潜在威胁。
当前，磺胺类抗生素的污染现状主要表现在以下几个方面：1. 水体污染：水体中的磺胺类抗生素主要来源于制药废水、医院废水以及养殖业废水等。
研究表明，许多江河湖泊乃至地下水中都检测到了磺胺类抗生素。
2. 土壤污染：土壤中的磺胺类抗生素主要来自农用化肥、饲料添加剂等的使用和不合理处置。
这导致了农田土壤甚至周边的环境受到了污染。
3. 生物富集与生态风险：进入环境中的磺胺类抗生素可能被生物体吸收并富集，对生态系统的生物造成潜在危害。
此外，长期暴露于低浓度的磺胺类抗生素可能影响生物的生理机能和遗传特性。
三、磺胺类抗生素的环境行为研究进展为了更好地了解磺胺类抗生素的污染现状及危害程度，学者们对其环境行为进行了深入研究。
以下是关于磺胺类抗生素环境行为的研究进展：1. 吸附与降解：磺胺类抗生素在环境中的行为受多种因素影响，如吸附、降解等。
研究表明，土壤和水体中的某些成分可以吸附磺胺类抗生素，降低其生物有效性。
此外，微生物降解、光解等过程也能使磺胺类抗生素在环境中得到去除。
2. 迁移转化：磺胺类抗生素在环境中的迁移转化过程复杂多样，包括吸附、解吸、生物富集等。
这些过程影响着磺胺类抗生素在环境中的分布和归宿。
3. 生态风险评估：针对磺胺类抗生素的生态风险评估已成为研究热点。
学者们通过实验研究、模型预测等方法，评估了磺胺类抗生素对生态系统及生物体的潜在危害程度。
磺胺类抗生素的污染现状与去除技术研究进展
磺胺类抗生素的污染现状与去除技术研究进展作者：李佳琳巨龙崔梦张志来源：《安徽农业科学》2021年第21期摘要随着社会经济的不断发展，磺胺类抗生素在医药和养殖业中被广泛应用，其在环境中难以降解，该类抗生素引起的环境污染问题引起了人们的广泛关注。
介绍了磺胺类药物性质，对其污染现状、危害及其在环境中的迁移转化状况进行了阐述，总结了水中磺胺类抗生素处理技术的研究进展，指出了存在的问题并对今后的研究方向提出展望。
关键词磺胺类抗生素;污染现状;去除技术中图分类号 X 787 文献标识码 A 文章编号 0517-6611（2021）21-0027-06doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2021.21.007开放科学（资源服务）标识码（OSID）：Status of Sulfonamides Pollution and Research Progress of Removal TechnologyLI Jia-lin， JU Long， CUI Meng et al（College of Modern Agriculture and Ecological Environment， Heilongjiang University，Harbin， Heilongjiang 150080）Abstract With the continuous development of the social economy， sulfonamides have been widely used in medicine and aquaculture. Because they are difficult to be degraded in the environment， the environmental pollution caused by sulfonamides has attracted wide attention. In this paper， the properties of sulfonamides were briefly introduced， and the pollution status， harm and translocation of sulfonamides in the environment were expounded， the research progress of treatment technology of sulfonamides in water was summarized， the existing problems were pointed out， and the future research directions were put forward.Key words Sulfonamides;Pollution status;Removal technology基金项目黑龙江省寒区湿地生态与环境研究重点实验室开放课题（201911）;国家自然科学基金项目（21377037）。
生活饮用水中磺胺类抗生素污染水平及其控制的研究进展
生活饮用水中磺胺类抗生素污染水平及其控制的研究进展本文针对生活饮用水中磺胺类抗生素来源、国内外的研究现状、主要去除工艺等方面进行综述。
提出磺胺类抗生素作为一种新型环境污染物，来源多样，在生活饮用水中广泛存在，现有的水厂处理工艺对其有一定处理效果，深度处理工艺去除效果优于常规处理工艺。
建议针对这类污染物的环境积蓄效应和经过水厂工艺处理后的转归趋势进行深入研究，进一步加强生活饮用水卫生保障。
标签：生活饮用水；磺胺类抗生素；污染；处理工艺当前各类抗生素名目繁多，在临床中普遍使用的抗生素就达数百种，主要包括以下几类：磺胺类、大环内酯类、β-内酰胺类、四环素类等。
抗生素类药品在使用后会通过原型或代谢物的形式排泄出来，借助污水排放和农业浇灌等途径注入环境中去，并且能长期存在于环境之中[1]。
我国许多江河湖海的地表水都曾检测出过抗生素，如华南的珠江、华中的长江以及华北的黄河等[2]。
抗生素在水中大量长期存在，可能会衍生抗生素抗性细菌（ARB）和基因（ARGs）[3]，对水体中生态系统平衡构成威胁，扰乱水中生物链，若存在抗生素的生活饮用水长期被人类所饮用，可能会对人群健康产生危害风险。
1 生活饮用水中磺胺类抗生素的主要来源磺胺类抗生素是氨基苯磺酰胺的衍生物，属于广谱抗生素，主要应用于治疗细菌型感染。
磺胺类抗生素按作用部位可分为全身感染、肠道及外用三种。
按其作用时间又可分为短效、中效和长效三种。
其中被使用最为广泛的磺胺类抗生素主要有磺胺嘧啶钠、磺胺二甲氧嘧啶、磺胺嘧啶、磺胺甲恶唑等。
人类自发现磺胺类抗生素并将其用于疾病治疗以来，磺胺类抗生素就被大量应用于人类和动物的疾病救治中，在畜牧养殖业中的应用尤其广泛，甚至导致磺胺类抗生素在人类生活环境中泛滥成灾。
生活饮用水主要通过市政自来水厂对原水的过滤加工产生，自然界水环境的污染会影响到水源地的原水水质，从而对生活饮用水产生影响。
1.1 环境本底自然环境中的抗生素本底值的测评非常重要，据此可以知晓自然环境中各类抗生素的风险情况。
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展引言：近年来，磺胺类抗生素的广泛应用导致环境中磺胺类抗生素的含量不断上升，引起了广泛关注。
磺胺类抗生素主要用于人畜兽医领域，具有广谱抗菌作用，但同时也存在一定的环境风险。
本文将详细探讨磺胺类抗生素的污染现状及其在环境中的行为研究进展。
一、磺胺类抗生素的污染现状磺胺类抗生素的污染主要来源于农业和畜牧业领域的使用，以及人类排泄物和废水中的残留。
这些抗生素在经过排放后，会进入土壤、水体以及作为饲料原料的动植物体内。
目前，已经在环境样品中检测到了各种磺胺类抗生素的存在。
这些抗生素在环境中的浓度范围广泛，从ng/L到μg/L不等。
磺胺类抗生素污染的主要热点区域是农田排水沟、饲养场附近的水体和城市污水处理厂的出水口。
二、磺胺类抗生素在环境中的行为磺胺类抗生素在环境中的行为受到多种因素的影响，包括土壤、水体的性质，降解和吸附过程等。
磺胺类抗生素在土壤中主要通过吸附、解吸、生物降解等过程而去除。
土壤的有机质含量、pH值、温度等因素对于其吸附和解吸能力有重要影响。
磺胺类抗生素在水体中主要通过降解、吸附、光解等过程去除。
另外，在水体中微生物降解也是一个重要的去除途径。
三、磺胺类抗生素的环境风险磺胺类抗生素在环境中的存在给生态系统和人类健康带来一定的风险。
首先，磺胺类抗生素对于微生物群落的影响是显著的。
长期暴露于磺胺类抗生素的微生物可能会出现耐药性的变化，从而降低了对这些抗生素的疗效。
其次，磺胺类抗生素的存在还会对环境中的生态链条产生影响，可能导致一系列不可预知的生态和环境问题。
最后，长期暴露于环境中的磺胺类抗生素还可能对人类健康产生潜在的危害，如致癌、对生殖系统的影响等。
四、磺胺类抗生素的治理措施针对磺胺类抗生素的环境行为和风险，在治理方面需要综合考虑技术、管理和立法手段。
技术上，研究人员可以开展磺胺类抗生素的降解技术和污水处理技术的研究，以提高其去除率和降解效果。
管理上，需要建立科学合理的磺胺类抗生素的使用和管理制度，包括严格控制使用剂量、临床治疗的合理选择、废水处理的规范和监测等。
磺胺类抗生素及抗性基因的污染问题探讨
磺胺类抗生素及抗性基因的污染问题探讨发布时间：2021-02-02T13:58:09.357Z 来源：《基层建设》2020年第27期作者：吴贺洋[导读] 摘要：近年来，随着制药工业的兴起，在地表水甚至地下水中检测到了许多药物成分，抗生素对环境的潜在危害也开始引起越来越多的关注。
合肥工业大学安徽合肥 230002摘要：近年来，随着制药工业的兴起，在地表水甚至地下水中检测到了许多药物成分，抗生素对环境的潜在危害也开始引起越来越多的关注。
其中，磺胺类药物是应用最广泛的抗生素，一般用于治疗细菌感染引起的疾病。
此外，磺胺类药物被广泛用于畜牧业和家禽业[1-2]。
由于该药物在使用过程中不能完全吸收，且用量往往远远超过要求量，在天然水体和城市污水处理厂出水中往往能检测到该药物的成分，导致磺胺类药物在天然水体中难以生物降解，并具有较长的降解周期[3]。
磺胺类药物在环境中的残留会引起环境微生物之间的抗性基因的传播，而释放会导致许多抗生素无法用于治疗某些人类疾病。
因此，这个问题已成为21世纪影响人类健康和安全的问题[4]。
关键词：磺胺类；抗生素；抗性基因；污染探讨；目前已知抗生素的作用机制，主要是通过四个方面来影响细菌。
一是影响细菌代谢过程从而影响细菌，且主要通过干扰细菌细胞壁的合成，二是影响细胞膜的通透性，破坏细胞膜的屏障作用。
三是抑制相关蛋白质的合成，导致细菌丧失生长繁殖的物质基础。
四是影响细菌叶酸及核酸代谢。
而为何微生物会产生抗药性主要有五个方面。
其一是抗生素渗透障碍。
一些细菌体对某些特定的抗生素药物具有固有抗药性，可以通过自身细胞结构具有的相对不易穿透的细胞外膜，阻挡抗生素药物进入细菌体内发生作用，如大环内酯类抗生素难以穿透革兰氏阴性菌的外膜发挥作用。
或者在抗生素选择压力下，细菌外膜上的某种特异多孔蛋白发生变异，使抗生素失去进入细菌细胞的通道。
如不动杆菌属控制微孔蛋白的基因发生突变则可使之表达降低，表现在蛋白通道关闭或消失，形成高耐药性，且对抗菌药物的特异性差，在临床上呈现出多重耐药现象。
环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状
环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状随着抗生素的广泛使用，环境中抗生素类化合物的排放日益增加，对环境和人类健康造成了潜在的风险。
其中磺胺类抗生素作为一类重要的广谱抗生素，广泛应用于农业、畜牧业和医疗领域，其在环境中的存在和归趋成为当前研究的热点之一。
本文将介绍环境中磺胺类抗生素的生物降解过程，并关注其与抗性基因的关联，探讨其对环境和人类健康的潜在影响。
磺胺类抗生素是一类含有磺酰胺官能团的抗生素，具有抗菌作用。
然而，大量的磺胺类抗生素在动物体内代谢为活性代谢产物后，通过排泄进入农田灌溉水和环境水体中，进而导致环境中磺胺类抗生素的污染。
研究表明，磺胺类抗生素在土壤、水体和沉积物等环境介质内可以通过微生物的作用而发生降解。
环境中存在着丰富多样的微生物种类，其中一些微生物具有降解磺胺类抗生素的能力。
这些降解微生物通过分泌不同的酶来降解磺胺类抗生素，将其转化为无害的代谢产物，从而减轻了环境中抗生素的污染程度。
研究发现，这些降解微生物能够通过菌株筛选和基因工程技术的手段进行优化和增强，提高对磺胺类抗生素的降解效率。
然而，磺胺类抗生素的生物降解过程也存在一些问题。
首先，磺胺类抗生素在环境中的降解速率相对较慢，可能需要较长的时间才能完全降解。
其次，环境中存在一些抗生素持久性的粪肠球菌属细菌，这些细菌可以在肠道环境中起到生物过滤的作用，降解磺胺类抗生素的降解物质中的残留物。
然而，这些抗生素持久性的细菌也可能带来新的问题，比如抗生素抗性基因的传播和扩散。
抗生素抗性基因在环境中的存在和扩散是当前的研究热点之一。
研究发现，环境中存在大量的抗生素抗性基因，这些基因可以通过多种途径在不同的环境介质中传播和扩散。
磺胺类抗生素的生物降解过程中，这些抗生素抗性基因可能会被转移、传播、扩散，从而导致环境中其他微生物的抗生素抗性水平上升，使原本对抗生素敏感的微生物变得对抗生素具有抗性。
磺胺-磺胺二甲基嘧啶污染对小白菜生长和生理指标的影响及相关性分析
磺胺-磺胺二甲基嘧啶污染对小白菜生长和生理指标的影响及相关性分析司雄元;熊科胜;徐慧敏;檀华蓉;司友斌【摘要】采用种子萌发和水培实验研究磺胺( SA)和磺胺二甲基嘧啶( SMT)单一及复合污染对小白菜( Brassica campestris)生长及生理的影响,并对SA、SMT和小白菜生长生理指标进行相关分析.结果表明,低浓度磺胺类抗生素(SAs)污染对小白菜种子萌发的影响较小;单一及复合污染条件下小白菜的生长及品质均受到影响,随着SAs污染浓度的增加,小白菜的根伸长、芽伸长、鲜重和干重抑制作用均增加,小白菜中叶绿素、可溶性蛋白质、过氧化物酶(POD)活性及氧化氢酶(CAT)活性也呈总体下降趋势;单一污染下丙二醛(MDA)含量随SA浓度增加而增加,而MDA含量随SMT浓度增加呈先增加后降低趋势,复合污染下MDA含量呈下降趋势. Pearson相关性分析发现,SAs单一及复合污染条件下SAs分别与小白菜的可溶性蛋白质、叶绿素、CAT活性和POD活性的相关性较好.在SAs污染下,小白菜的生理生长指标及品质均受不同程度的影响,小白菜体内SAs含量随着SAs污染浓度增加而增加,且对SMT的富集大于SA. SAs可以通过富集进入小白菜体内,存在潜在的食品安全风险.%The effects of single and compound pollution of sulfonamides (SA) and sulfamethazine ( SMT) on the growth and physiology of Brassica campestris were studied by seed germination and hydroponic experiments. The correlations be-tween Brassica campestris growth & physiological indexes with SA, SMT were analyzed. The results showed that the effect of low concentration of SAs on the germination of Brassica campestris seeds was not significant. Under single and combined pollution conditions, compared with the control group, the growth and quality of Brassicacampestris were affected. The in-hibitory effects on root elongation, shoot elongation, fresh weight and dry weight of Brassica campestris increased with the increase of SAs concentration, the content of chlorophyll and soluble protein in Brassica campestris showed a general down-ward trend. Under single pollution, the content of malondialdehyde (MDA) increased with the increase of SA concentra-tion. With the increase of SMT concentration, the content of MDA increased at first and then decreased, while the MDA content decreased with compound pollution. The content of SAs in Brassica campestris increased with the increase of SAs pollution concentration, and the enrichment of SMT was greater than that of SA. Pearson correlation analysis showed that SAs had a good correlation with soluble protein, chlorophyll, CAT activity and POD activity of Brassica campestris under single and combined pollution conditions,respectively. Under the SAs pollution, the physiological growth indexes and qual-ity of Brassica campestris were affected by different degrees. The SAs content in Brassica campestris increased with the in-crease of SAs pollution concentration, and the enrichment of SMT was greater than that of SA. SAs can be enriched into Brassica campestris leading to potential food safety risks.【期刊名称】《生态与农村环境学报》【年(卷),期】2018(034)006【总页数】9页(P554-562)【关键词】小白菜;磺胺;生长生理;相关性分析【作者】司雄元;熊科胜;徐慧敏;檀华蓉;司友斌【作者单位】安徽农业大学资源与环境学院,安徽合肥 230036;安徽农业大学生物技术中心,安徽合肥 230036;安徽农业大学农田生态保育与污染防控安徽省重点实验室,安徽合肥 230036;安徽农业大学生物技术中心,安徽合肥 230036;安徽农业大学生物技术中心,安徽合肥 230036;安徽农业大学生物技术中心,安徽合肥 230036;安徽农业大学资源与环境学院,安徽合肥 230036;安徽农业大学农田生态保育与污染防控安徽省重点实验室,安徽合肥 230036【正文语种】中文【中图分类】X592多磺胺类抗生素(sulfonamides,SAs) 具有对氨基苯磺酞胺结构,是人工合成的的一类抗菌药物,具有抗菌谱广、使用方便、价格低廉、性质稳定、毒性小、口服吸收迅速以及疗效好等优点,在抗感染药物市场中占有一定地位[1],是我国畜禽养殖业中广泛使用的兽用抗菌药物之一[2]。
《2024年磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》范文
《磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》篇一一、引言随着现代医学的进步和抗生素的广泛应用，磺胺类抗生素已成为兽医临床及人类治疗中的常见药物。
然而，抗生素的不合理使用与过量使用导致的环境问题日益突出。
本篇论文将详细阐述磺胺类抗生素的污染现状，以及其在环境中的行为研究进展。
二、磺胺类抗生素的污染现状磺胺类抗生素（SAs）在农业和人类医疗中有着广泛的应用，如磺胺甲噁唑、磺胺二甲嘧啶等。
这些药物在使用过程中，一部分会随着动物排泄物和人类排泄物进入环境，造成环境污染。
此外，工业废水处理不当、农业灌溉等也可能导致磺胺类抗生素进入水体、土壤等环境介质中。
目前，磺胺类抗生素的污染问题已经引起了广泛关注。
研究显示，磺胺类抗生素在各种水体、土壤、底泥等环境中均有检出，且浓度逐渐升高。
这些污染物可能对生态环境和人类健康造成潜在威胁。
三、磺胺类抗生素的环境行为研究进展磺胺类抗生素在环境中的行为复杂，包括吸附、降解、转化等多个过程。
以下为磺胺类抗生素环境行为的研究进展：1. 吸附行为：磺胺类抗生素在环境中的吸附行为受多种因素影响，如环境介质（水体、土壤等）、温度、pH值等。
研究显示，磺胺类抗生素在水体中的吸附过程可能受到颗粒物、有机质等因素的影响，而在土壤中的吸附则与土壤类型、土壤有机质含量等因素有关。
2. 降解与转化：磺胺类抗生素在环境中的降解与转化过程是研究重点。
研究显示，微生物在磺胺类抗生素的降解过程中起关键作用。
此外，光解、化学氧化等过程也可能参与磺胺类抗生素的转化。
3. 环境归趋：磺胺类抗生素在环境中的归趋受其物理化学性质、环境因素等多种因素影响。
研究显示，磺胺类抗生素可能通过食物链进入人体，对人类健康造成潜在威胁。
此外，长期积累的磺胺类抗生素可能对生态环境产生不良影响。
四、结论与展望目前，磺胺类抗生素的污染问题已成为环境保护领域的重要课题。
通过对磺胺类抗生素的污染现状及环境行为的研究，我们可以更好地了解其在环境中的行为规律，为制定有效的污染控制策略提供依据。
环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状
环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状环境中磺胺类抗生素的生物降解及其抗性基因污染现状随着人口的急剧增加和经济的迅猛发展，环境污染问题日益引起人们的关注。
磺胺类抗生素作为一类常见的抗生素药物，在临床上广泛应用，对治疗细菌感染具有显著的疗效。
然而，由于患者使用不当、医疗废水排放、兽药使用、粪便和尿液排泄等原因，大量的磺胺类抗生素进入环境，给水生态系统带来严重的威胁。
磺胺类抗生素在环境中的生物降解是研究的重要方向之一。
磺胺类抗生素的分子结构中含有磺酰胺键，使其在自然界中易于降解。
许多细菌和真菌具有降解磺胺类抗生素的能力，它们通过产生特定的酶来降解这些药物分子。
研究发现，许多环境中的微生物可以利用磺胺类抗生素作为碳源和氮源生长，促进了这些药物的降解过程。
目前研究已经发现了一些具有磺胺类抗生素降解能力的菌株。
例如，鼠李糖酶阳性大肠杆菌、磺胺根霉菌和一些厌氧紫氮菌是常见的降解菌株。
这些菌株可以通过产生酶类来催化磺胺类抗生素的降解。
这些酶主要包括磺胺酰胺酶、磺胺基水解酶和磺胺基转移酶等。
尽管磺胺类抗生素在环境中可以被降解，但其生物降解速率相对较慢，且降解产物中可能产生一些有毒化合物。
另外，环境中的其他因素，如温度、酸碱度和营养物质的浓度等都会影响降解过程。
因此，在磺胺类抗生素的降解方面还需要进一步的研究和改进。
除了生物降解，环境中磺胺类抗生素还存在抗性基因污染的问题。
研究表明，磺胺类抗生素的使用不仅会导致细菌对药物的耐药性产生，还会促进抗性基因在环境中的传播。
抗生素的使用增加了病原菌中抗性基因的频率，这些抗性基因可以通过水生态系统传播到其他细菌中。
这种传播机制导致环境中的微生物具有了更强的抗性，极大地威胁了医疗领域的抗生素疗效和治疗效果。
磺胺类抗生素的抗性基因污染严重影响了环境的健康状况，也给人类和动物的健康带来了巨大的风险。
针对这一问题，一些研究人员展开了一系列的研究工作，希望能够找到解决的方法。
磺胺类抗生素的环境残留及生态毒理研究综述
磺胺类抗生素的环境残留及生态毒理研究综述华南农业大学资源环境学院叶敏摘要：本文将对国内外磺胺类抗生素的残留和生态毒性研究进行综述。
环境残留主要包括水环境残留和土壤环境残留。
生态毒理的研究主要从其造成的影响进行归类，包括对水生生物，土壤生物，昆虫的影响，以及其吸附，迁移，降解等转归影响。
关键词：磺胺环境残留生态毒性磺胺类药物（Sulfonamides，SAs）是具有对氨基苯磺酰胺结构的一类药物的总称,磺胺类通过竞争性抑制叶酸代谢循环中的对氨基苯甲酸而抑制细菌性增殖。
经过几十年的发展，现在不仅作为人用药物，而且广泛使用于畜牧业和水产养殖业，用来治疗细菌及特定微生物引起的多种传染疾病。
目前经常在食品抗生素残留检测中发现磺胺类抗生素的残留，因其具有广谱、稳定、经济、易用以及联合抗菌增效剂效果可提高数十倍的特点，农业生产中常以亚治疗浓度的药物作为饲料添加剂来预防疾病的发生，提高饲料的转化率和促进动物生长。
目前在全球范围内几乎所有地区都采用抗生素来实现增加产量、提高经济效益的目的。
然而，研究表明，抗生素药物只有15%可被吸收利用，大约85%未被代谢而被直接排放至环境中。
一、磺胺类抗生素的环境残留用于家畜、家禽和水产养殖病害预防及饲料添加剂的抗生素，一部分将在生物体内吸收或者转化，并以代谢物的形式排出体外。
同时，还有很大一部分（85%）将以原型药物的形式排出体外并直接进入环境。
此外，用于水产养殖以及药物生产过程中大量残留的抗生素原型药物也将直接进入环境中。
随着我国大中城市和乡镇集约化畜禽养殖业的迅速发展，含有各种抗生素的畜禽粪便量也不断增加。
这些粪便最终也会进入土壤或水体中，污染地表水、地下水和饮用水，并通过作物吸收和积累进入食物链，对动物和人体健康构成潜在危害。
1、水环境残留绝大多数抗生素属水溶性，在水产养殖中，抗生素在使用过程中未被水产养殖生物吸收的以及随粪便排泄的部分，最终汇入水体或随悬浮物沉降汇集于沉积物底部。
广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价
中国环境科学 2017,37(3)：1154~1161 China Environmental Science 广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价成玉婷1,吴小莲1,向垒1,莫测辉1*,蔡全英1,李彦文1,李慧1,李鹤建2,苏青云2 (1.暨南大学环境学院,广东省环境污染控制与修复材料工程中心,广东广州 510632；2.东莞市农产品质量安全监督检测所,广东东莞523086)摘要：研究了广州市典型有机蔬菜基地土壤中8种磺胺类抗生素(SAs)的污染特征和风险水平.结果表明,8种SAs在土壤中普遍检出(检出率≥94%),总含量为0.73~973μg/kg,单个化合物以SMZ和ST含量最高.不同蔬菜基地土壤以及种植不同蔬菜土壤中SAs的组成分布和含量水平差异较大,根茎类蔬菜(平均含量289μg/kg)>瓜果类蔬菜(平均含量143μg/kg)>叶菜类蔬菜(平均含量98.1μg/kg),大棚土壤中SAs平均含量(8.9μg/kg)低于露天土壤(18.2µg/kg).生态风险评价显示SMZ风险最高(50%以上样品为中等或高风险),其次为SD、SDM和ST(20%~50%样品为中等或高风险),SM2、SM和SPD生态风险较低(80%样品为低风险).与珠三角普通蔬菜基地相比,广州有机蔬菜基地土壤中SAs的检出率及含量均较高.关键词：磺胺；抗生素；有机蔬菜基地；土壤；风险评价中图分类号：X82 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2017)03-1154-08Distribution and risk assessment of sulfonamide antibiotics in soil from organic vegetable farms in Guangzhou. CHENG Yu-ting1, WU Xiao-lian1, XIANG Lei1, MO Ce-hui1*, CAI Quan-ying1, LI Yan-wen1, LI Hui1, LI He-jian2, SU Qing-yun2 (1.Guangdong Provincial Research Center for Environment Pollution Control and Remediation Materials, School of Environment, Jinan University, Guangzhou 510632, China；2.Dongguan Institute of Supervision and Testing for Agricultural Product Quality Safety, Dongguan 523086, China). China Environmental Science, 2017,37(3)：1154~1161 Abstract：Distribution and risk assessment of 8 sulfonamide antibiotics (SAs) in soils from different organic vegetable farms in Guangzhou were investigated in the present study. Results showed that all of the 8 SAs were widely detected in the soils (detection rate ≥ 94%), with the concentrations ranging from 0.73~973μg/kg. Among the SAs, SMZ and ST were the predominant compounds. Distributions and concentrations of the SAs varied in different organic vegetable farms and in soils grown different vegetables, root vegetables (average concentration 289μg/kg) > fruit vegetables (average concentration 143μg/kg) > leaf vegetables (average concentration 98.1μg/kg). In addition, the average concentrations of SAs in greenhouse soils (8.9μg/kg) were significantly lower than those in open-field soils (18.2μg/kg). Risk assessments showed that SMZ posed the highest ecological risks with more than 50% of soils over medium risks, followed by SD, SDM, and ST with 20%~50% of soils over medium risks. SM2, SM, and SPD posed relatively low ecological risk with 80% of soils under low risk. Compared with conventional vegetable farms in the Pearl River Delta, the detection rates and the concentrations of SAs in organic vegetable farms in Guangzhou were significantly higher.Key words：sulfonamide；antibiotics；organic vegetable farm；soil；risk assessment随着社会经济的快速发展,人们对高品级食品尤其是有机食品的需求日益增加[1].目前全球有上百个国家开展有机农业生产,其用地达3100万hm2,销售额达58.5亿欧元[2].我国自本世纪以来也大力发展有机农业,现有有机农场面积达230万hm2以上[3].与传统农业模式不同,有机农收稿日期：2016-07-26基金项目：国家基金委-广东省政府联合基金(NSFC)重点项目(U1501233);广东省自然科学基金研究团队项目(2016A030312009);广东省应用型科技研发专项(2015B020235008);国家自然科学基金(41573093,41273113)* 责任作者, 教授, tchmo@3期成玉婷等：广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 1155业禁用农药、化肥等合成品,提倡使用有机肥并对产地环境质量有严格要求[3].因此,大多有机农场均直接或间接的使用禽畜粪便作为肥料,并导致其中污染物大量进入土壤[1].抗生素是禽畜粪便中的主要污染物之一[1],其含量可高达数百甚至上千mg/kg[4].施用禽畜粪肥可导致抗生素大量进入农田土壤,进而被农作物吸收积累[5-7],并威胁人类健康.目前,已有大量研究报道了关于农田土壤抗生素污染问题,但主要集中于普通农业生产基地,关于有机农业土壤中抗生素污染特征、风险水平的研究尚鲜见报道.零星的研究显示,我国北方和东部地区有机蔬菜基地土壤中普遍检出磺胺类、四环素、喹诺酮等抗生素,含量可达数个mg/kg水平[8-9].珠三角地区农业现代化水平高,有众多规模化有机蔬菜生产基地,产品远销港澳地区甚至欧美国家.不同于我国其它地区,珠三角为亚热带气候,全年高温、多雨(高湿度),农业种植频率高(一年可种多茬),导致抗生素等污染物在其土壤中的污染特征、环境行为等与其它地区有较大差别[1,10-11].为此,本文以珠三角中心城市广州的典型有机蔬菜基地为研究对象,研究磺胺类抗生素在其土壤中的污染特征和风险水平,以期为保障珠三角有机蔬菜基地农产品安全,避免贸易壁垒提供基础数据和理论指导.1材料与方法1.1仪器与试剂1100高效液相色谱仪(Agilent,美国), 4000TRAP质谱仪(ABSCIEX,美国);3K15台式冷冻离心机(Sigma,德国);旋转蒸发仪(RE-3000,中国);Heto PowerDry LL3000冻干机(Thermo,中国);超声波清洗器(SB25-12DTS,中国); Visiprep TM-DL型固相萃取装置(Supelco,美国); Oasis HLB固相萃取柱(Waters,美国); DC-24系列氮吹仪(安谱,中国);IKA MS3漩涡混合器(IKA,德国);GM-0.33Ⅱ隔膜真空泵(津腾,中国);0.22µm过滤膜(Waters,美国).8种磺胺类(SAs)抗生素标准品分别为磺胺嘧啶(SD)、磺胺吡啶(SPD)、磺胺噻唑(ST)、磺胺甲基嘧啶(SM1)磺胺二甲基嘧啶(SM2)磺胺-5-甲氧嘧啶(SM)、磺胺甲噁唑(SMZ)、磺胺间二甲氧嘧啶(SDM)均购自德国Ehrenstorfer GmbH公司,纯度>98%;甲醇、乙腈均为色谱纯,购自Sigma公司;其它化学试剂包括柠檬酸、磷酸氢二钠、乙二胺四乙酸二钠等均为分析纯,购自广州化学试剂厂;实验用水为高纯水.标准溶液的配制:准确称取0.0100g不同磺胺类化合物标准品分别溶于乙腈,稀释定容至100mL,配制成浓度为100μg/mL的标准储备液,在4℃下避光保存,使用期为1个月.为消除样品基质成分影响,使标准溶液与样品溶液具有相同的离子化条件,标准工作液由土壤基质萃取液(提取方法见1.3部分)稀释标准储备液制备,其浓度范围为0.01 ~10.00μg/mL的校正曲线工作液.EDTA-McIlvaine提取液的配制:分别称取柠檬酸12.9g,磷酸氢二钠27.5g,乙二胺四乙酸二钠37.2g定容于1L高纯水,并用1mol/L的盐酸调节其pH为4.0,即制得EDTA-McIlvaine提取液.1.2样品采集土壤样品采集于广州市5个典型有机蔬菜基地,即番禺东升农场(记作PY)、华隆农场(记作HL)、全新汉华农场(记作QX)、新安村农场(记作XA)和从化东升农场(记作CH),其占地面积为13.3~1000.5hm2、年产量在1000~3000t.各蔬菜基地中,CH农场种植叶菜(如菜心、上海青等)、瓜果类蔬菜(如茄子、毛瓜等)、根茎类蔬菜(如胡萝卜、生姜等),其余农场主要种植叶菜类蔬菜(如菜心、生菜、油麦菜等).CH农场主要施用猪粪作为肥料,其余农场则以鸡粪或商品有机肥作为肥料.各蔬菜基地主要以地下水作为灌溉水.根据各蔬菜基地的规模及现场条件,共采集68个土壤样品,其中大棚土壤17个,露天土壤51个,所采土壤均为蔬菜种植土壤,且不同蔬菜基地每个品种蔬菜均分别采样.不同蔬菜基地中PY、HL、QX、XA和CH分别采集30、7、9、5和17个样品,其中根茎类、瓜果类和叶菜类蔬菜土壤样品分别为5、7和56个.采样时,利用全球定位系统定位,避开菜地边缘、作物根部和刚施肥的位置,利用不锈钢取土器在每块菜地按照“之”1156 中 国 环 境 科 学 37卷字形采样法采集9~12个表层土壤(20cm)样品组成1个混合样,根据四分法取1kg 左右装入带盖棕色瓶中,及时运回实验室,冷冻干燥后于4℃冰箱保存备测.1.3 样品预处理土壤样品预处理根据课题组前期方法[12]并进行适当改进.具体为:准确称取1.00g 土壤样品置于10mL 离心管中,加入EDTA -McIlvaine 提取液5mL,涡旋振荡1min,超声提取15min,离心(6000r/min) 8min 收集上清液.残渣按上述方法再提取2次,合并上清液于鸡心瓶中,旋转蒸发至5mL 左右,过HLB 固相萃取小柱(依次经6mL 甲醇和6mL 高纯水活化)萃取富集,用6mL 高纯水清洗HLB 小柱,真空干燥20min,以3mL 甲醇洗脱HLB 小柱.收集全部洗脱液,并在40℃水浴下氮吹至近干,用甲醇-水(60/40,V /V )溶液定容至1mL,过0.22µm 滤膜后,于4℃冰箱保存备测. 1.4 HPLC -MS/MS 分析1.4.1 色谱条件 色谱柱为Water Acquity C18(5μm,2.1mm×150mm);柱温为35℃,柱平衡时间为30min;流动相为水-乙腈(90/10,V /V ;含0.1%甲酸),采用等梯度洗脱模式,流速为20µL/min;进样量为10μL.1.4.2 质谱条件 离子源为电喷雾离子源(ES +),采用正离子扫描,多反映检测(MRM)模式,气帘气为25psi;质谱分辨率40,半峰高0.7,雾化气80psi,干燥气为60psi;离子源温度为110V ,锥孔气流50L/Hr,去溶剂气流600L/Hr;去溶剂温度为350℃,提取电压4V ,透镜电压0.1V ,毛细管电压3.5kV ,锥孔电压34V ,碰撞气CAD 为high. 1.4.3 质量控制与质量保证 为保证实验质量,样品测定时,每10个样品间隔设置空白加标样、基质加标样及其平行样(3个).空白加标样及基质加标样加标浓度均为10μg/kg,前者以无污染土壤(采自华南农业大学试验田的水稻土)加入标准工作液(100μg/L)制备,后者以本研究所采集土壤加入标准工作液(10μg/mL)制备,加标后二者均老化12h.空白样品回收率以其测定浓度及加标浓度之比获得,基质加标样品回收率则以其加标样品测定浓度减去未加标样品浓度再除以其加标浓度获得.结果显示,目标化合物的检测限(LOD)为0.01~0.30μg/kg,空白加标样和基质加标样的回收率在72%~95%之间,标准偏差(RSD)小于8%.同时,为保证测定过程的稳定性,每隔25个样品进1次标准工作液校正. 2 结果与讨论2.1 土壤中磺胺类抗生素的污染特征表1 广州市有机蔬菜基地磺胺类抗生素含量(干重)Table 1 Concentrations (dry weight) of sulfonamides antibiotics in soils from organic vegetable farms in Guangzhou参数SM2 SM SMZ SDM SD SPD ST SM1 SAs检出率(%) 100 99 100 100 100 94 100 100 100 最小值(µg/kg) 0.04 n.d. 0.04 0.05 0.17 n.d. 0.03 0.02 0.73 最大值(µg/kg) 214 536 688 138 98.3 25.7 284 17.5 973 平均值(µg/kg) 11.8 16.7 43.2 5.9 4.8 2.6 27.2 3.6 116<0.01µg/kg n.d. 1.5 n.d. n.d. n.d. 5.88 n.d. n.d. n.d.0.01~1µg/kg 61.8 67.7 51.5 44.1 54.4 51.5 75.0 45.6 5.9 1~30µg/kg 27.9 17.7 23.5 54.4 42.7 42.7 4.4 54.4 66.2 30~100µg/kg 7.4 11.8 7.4 n.d. 2.9 n.d. 8.8 n.d. 2.9 百分比 (%)>100µg/kg 2.9 1.5 17.7 1.5 n.d. n.d. 118 n.d. 25.0注: “n.d.”表示未检出,本文目标化合物的检出限为0.01~0.30μg/kg.2.1.1 有机蔬菜基地土壤SAs 污染特征 广州市典型有机蔬菜基地土壤中8种磺胺类抗生素均普遍检出(检出率≥94%),其中SMZ 、SDM 、SD 、SM1和SM2检出率高达100%.土壤SAs 的总含量在0.73~973μg/kg 之间(表1),平均总含量为116μg/kg,其中25%的土壤样品SAs 含量超过国3期 成玉婷等：广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 1157际兽药指导委员会规定的土壤生态效应触发值(100μg/kg),其余样品的SAs 含量主要分布于1~30μg 浓度区间(66.2%).就单个化合物而言,SMZ 和ST 含量最高,平均含量分别为43.2和27.2μg/kg,超过100μg/kg 样品的百分率分别为17.65%和11.76%,这与二者被广泛作为兽药使用,并在禽畜粪便中普遍检出有关[13-14]. 2.1.2 不同有机蔬菜基地土壤SAs 污染特征 不同蔬菜基地土壤中SAs 组成和含量分布存在较大差异.在SAs 组成方面,PY 农场土壤以SD 和SM2为主,HL 农场土壤以SMZ 和SM1为主,QX 农场土壤以SMZ 和SD 为主,XA 农场土壤以SMZ 、SD 、SDM 为主,CH 农场土壤以SMZ 和ST 为主;在浓度水平方面,PY 、HL 、QX 、XA 、CH 农场土壤的平均含量分别为1.6、20.4、25.7、15.4、435μg/kg(图1).CH 农场土壤中较高(为其他农场土壤平均含量18.4~265倍)的SAs 含量与其主要施用猪粪作为肥料有关.前人研究显示,粪肥中SAs 含量可达数十mg/kg,且以猪粪含量最高(1.9~13.4mg/kg)[15].同时,粪肥中含有大量有机质,这些有机质所带的活性官能团如羟基、羧基、甲氧基等可与有机污染物发生络合、吸附作用,从而使其在土壤中积累[16].因此,长期大量施用猪粪的CH 农场,其土壤中SAs 的含量远高于施用商品有机肥或鸡粪的其他农场.含量(µg /k g )蔬菜基地图1 不同有机蔬菜基地土壤中SAs 的平均含量与组成特征Fig.1 Average concentrations and distribution ofsulfonamides in soils from various organicvegetables farms2.1.3 种植不同种类蔬菜土壤中SAs 污染特征 土壤种植作物种类的差异也是影响SAs 含量的重要因素.广州市典型有机蔬菜基地不同种类作物土壤中SAs 总平均含量的大小顺序为根茎类蔬菜土壤(289μg/kg)>瓜果类蔬菜土壤(143μg/kg)>叶菜类蔬菜土壤(98.1μg/kg).不同种类作物土壤中SAs 含量差异与其肥料施用量差异密切相关[1,17],以蔬菜品种较为齐全的CH 农场为例,其每年施用于果菜和根茎类蔬菜土壤的肥料量(15t/hm 2)高于施用于叶菜类蔬菜的肥料量(4.5~7.5t/hm 2)[17],因此导致前两类蔬菜土壤中SAs 含量更高.除此之外,不同种类作物对SAs 的吸收积累差异及根际降解差异也是影响土壤中SAs 含量的重要因素[17],但这些方面还需要深入研究.80叶菜类瓜果类 根茎类蔬菜种类含量(µg /k g )图2 不同蔬种类土壤中SAs 的平均含量 Fig.2 Average concentrations of sulfonamides in soilscultivated different vegetables2.1.4 大棚和露天土壤中SAs 污染特征 大棚种植和露天种植在施肥和环境因素等方面存在显著差异,从而导致土壤污染物在这两种条件下呈现不同的污染特征[1].前人已对大棚和露天种植土壤中重金属及农药等的污染特征进行了大量报道,然而有关这两种种植条件下土壤中抗生素尤其是SAs 污染特征的研究还鲜见报道[1,18].为此,本文探究了有机蔬菜基地大棚和露天种植土壤中SAs 的污染特征.结果显示,8种SAs 均在大棚(检出率100%)和露天(检出率98.8%)种植土1158 中 国 环 境 科 学 37卷壤中检出;除SD 外,前者土壤中各SAs 平均含量(8.9µg/kg)均低于后者(18.2µg/kg).大棚条件温度通常比露天条件温度高5~10℃,适当的高温有利于土壤微生物降解抗生素,尤其在高温、高湿的广州地区(年均温度26.5℃、年均湿度77%),土壤微生物降解作用更为显著[19],因此大棚种植土壤中SAs 平均含量低于露天种植土壤.值得注意的是,尽管露天蔬菜各SAs 的平均值高于大棚蔬菜,但二者含量范围差异并不显著(P >0.05),这可能还涉及其他因素,需进一步研究.另有研究显示,北京蔬菜基地大棚种植土壤中SAs 平均含量高于露天种植土壤,这与大棚土壤种植频率高于露天,施用禽畜粪肥更多[18],以及北京年均气温(11.8℃) 和年均湿度(55%)相对较低,土壤微生物降解作用较低有关.2.2 有机及普通蔬菜基地SAs 污染特征比较由于对农药、化肥的禁用及对产地环境的严格限制,有机蔬菜基地土壤污染物含量(重金属、农药等)通常较低(远低于普通蔬菜基地),但由于其大量使用禽畜粪便作为肥料,导致其土壤中可检出各类抗生素[10,17].本文比较了有机及普通蔬菜基地中5种普遍检出SAs(SM2、SM 、SMZ 、SDM 、SD)的污染特征(表2).结果显示,与重金属和农药等污染物不同,有机蔬菜基地土壤SAs 的检出率和含量与普通蔬菜基地相当,甚至高于后者.以我国东部省份城市(南京、上海、徐州等)为例,其有机蔬菜基地土壤各SAs(除SD 外)含量(0.4~3.7µg/kg)和检出率(61.6%~100%)总体与普通基地相当(检出量0.4~4.3µg/kg,检出率57.6%~ 100%)[8].而在珠三角城市(广州、东莞、中山等),有机蔬菜基地土壤中各SAs 含量(ND~688µg/kg)和检出率(99%~100%)显著高于普通蔬菜基地(平均检出量ND~120μg/kg,检出率0~ 100%)[10,20].尽管东部省份城市和珠三角城市蔬菜基地土壤中SAs 污染特征存在差异(这与两个地区气候、种植模式、施肥量等因素差异有关),但两个地区有机蔬菜基地土壤均存在较为严重的抗生素污染.因此,我国有机蔬菜基地抗生素污染问题应引起高度重视.表2 不同有机及普通蔬菜基地SAs 含量特征(µg/kg)Table 2 Comparation of sulfonamide levels in soils from organic vegetable farm and traditional vegetable farmSM2 SM SMZ SDM SD 蔬菜基地位置CR DR CR DR CR DR CR DR CR DR 参考 文献 有机蔬菜基地 南京 0.9 (0.7~1.3)72.2 2.0 (0.8~3.7) 61.1 0.6 (0.4~0.9) 83.30.9 (0.6~1.3) 1000.6 (0.5~0.8) 94.4 [8] 有机蔬菜基地 上海 0.8 (0.7~1.0)63.60.8 (0.7~1.0) 81.8 0.5 (0.4~0.6) 90.90.6 (0.6~0.7) 1000.7 (0.6~0.9) 100 [8] 有机蔬菜基地 广州 11.4 (0.04~213)10016.7 (ND~536) 99 43.2 (0.04~688)100 5.9 (0.05~138)100 4.8 (0.17~98) 100 本文 普通蔬菜基地 南京 0.9 (0.5~1.6)86.7 2.0 (0.8~3.4) 93.3 0.5 (0.4~0.6) 80 1.0 (0.9~1.3) 1000.6 (0.5~0.9) 73.3 [8] 普通蔬菜基地 徐州 1.0 (0.5~4.3)84.8 1.0 (0.7~2.9) 57.6 0.6 (0.4~1.9) 81.80.8 (0.6~3.0) 970.6 (1.5~20.1) 90.9 [8] 普通蔬菜基地 广州 5.5 (ND a~74)2951.4 (ND a~120) 87 23.5 (ND a~54.5)94 4.9 (ND a~40.4)2613.4 (ND a ~85.5)48 [10] 普通蔬菜基地 东莞0.69 (0.03~2.6)1000.08 (ND b ~0.63)97.30.18 (ND b ~0.78)59.50.04 (ND b ~0.18)89.20.05 (ND b ~0.22)81.1 [20]普通蔬菜基地 中山 ND bND b 0 (ND b ~62.5)100(ND b ~0.39) 74.5(ND b ~0.26) 80.4 [20]注:CR 表示平均值(最小值~最大);DR 表示检出率(%);ND a 表示目标化合物的检出限为2.0~11.8μg/kg;ND b 表示目标化合物的检出限为2.8~11.6ng/L;本文仅列举在蔬菜基地中普遍检出的5种SAs 化合物.2.3 生态风险评价尽管国际兽药指导委员会规定了土壤中3期 成玉婷等：广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 1159SAs 的生态效应触发值(100μg/kg),但由于不同SAs 的毒性和环境行为差异较大,该值仅能初步评价SAs 总量的风险,而无法对SAs 各化合物的风险进行评价.为此,本文根据欧洲化学管理局标准[21],以SAs 水体无效应浓度(PNEC water )与K d (土水分配系数)之积计算其土壤无效应浓度(PNEC soil ),并以土壤中各SAs 的实际浓度与其PNEC soil 之比(RQ)评价其生态风险,其中RQ 值0.01~0.1为低风险,RQ 值0.1~1为中风险,RQ 值>1为高风险[22].SAs 的 PNEC water 根据敏感生物EC 50值与评估因子(AF)之比求得.目前有关水体中SAs 毒性研究的报道主要针对水生细菌(4种)、低等水生植物(藻类、浮萍等6种)、无脊椎动物(7种)、鱼类(5种)等[23-34],其中大部分SAs 的敏感生物均为藻类,与此不同SM2和SPD 的敏感生物分别为浮萍和细菌(表3).由于目前尚缺乏有关SM1的K d 值报道,本文主要研究7种SAs 的生态风险水平[26,29,32-34].考虑到现有SAs 毒性数据总体涵盖了水体的3个营养级(低等植物、低等动物、高等动物),故AF 取值10[39],由此可计算出各SAs 的PNEC soil ,列于表3.表3 磺胺类抗生素的敏感种类及无影响浓度(PNEC)Table 3 Predicted no -effect concentrations (PNEC) and the most sensitive species to sulfonamides antibiotics化合物种类毒性效应生物毒性EC 50(mg/L)PNEC water (µg/L)K d (L/kg)PNEC soil (µg/kg)参考文献SM2 Aquatic plant(Lemna gibba ) 生长7d 1.277 127.7 2.2[37] 280.9 [32] SM Algae 生长3553.73 355373 0.16[35] 56859.7 [33]SMZ Algae(Chlorella vulgaris ) 生长24~48h 0.0062 0.62 2.19[38] 1.4 [26] SDM Algae(Selenastrum capricornotum )生长72h 2.3 230 0.17[35] 39.1 [29] SD Algae(Chlorella vulgaris ) 生长24~48h 0.0049 0.49 4.07[36] 2.0 [26] SPD Baceterium(Vibrio fischeri ) 生长15min 27.4 2740 0.37[35] 1013.8 [34] ST Algae(Chlorella vulgaris )生长24~48h 0.064 6.4 5.9[37] 37.8 [26]SMS SM SD S SP SRQ s0.000010.00010.0010.010.11101001000SM2SMSMZ SDM SD SPD ST R Q s图3 大棚(a)和露天(b)有机蔬菜基地土壤中SAs 的RQs 值Fig.3 The calculated risk quotients of greenhouse (a) and open field (b) for sulfonamide antibiotics in soils of variousorganic vegetables farms“Max”表示最大值;“Min”表示最小值;“M”表示平均值由各SAs 的PNEC soil 值,计算出其在广州市有机蔬菜基地大棚和露天土壤中的生态风险.结果表明,大棚土壤中各SAs 的生态风险总体低于露天土壤,但二者均以SMZ 生态风险最高,其50%以上土壤样品中SMZ 的RQ 值均大于0.1,表现为中等或高风险.与SMZ 相比,大棚和露天土壤中SD 、SDM 和ST 的生态风险略低,只有20%~50%左右样品中两种化合物的RQ 值大于1160 中国环境科学 37卷0.1,表现为中等或高风险.与此不同,大棚和露天土壤中其余SAs化合物(SM2、SM和SPD)的生态风险相对较低,80%以上样品中这些化合物的RQ均小于0.1,表现为低风险(图3).可见,广州市有机蔬菜基地土壤各SAs中SMZ生态风险最高,其次为SD、SDM和ST,SM2、SM和SPD生态风险较低.由于除SAs外,在有机蔬菜基地土壤中普遍检出喹诺酮[17]、四环素[1]等抗生素,因此亟待开展关于有机蔬菜基地土壤-作物系统中抗生素环境行为与调控等方面的研究.3 结论3.1广州市有机蔬菜基地土壤中8种磺胺类抗生素(SAs)均普遍检出(检出率≥94%),总含量为0.73~973μg/kg,其中以SMZ和ST含量最高.不同蔬菜基地及种植不同蔬菜土壤中SAs污染特征差异较大.大棚及露天土壤中均普遍检出SAs,但前者平均含量低于后者.3.2土壤中各SAs均表现出一定生态风险,其中SMZ生态风险最高,其次为SD、SDM和ST,SM2、SM和SPD生态风险较低.3.3 广州有机蔬菜基地土壤中SAs检出率及含量均显著高于珠三角普通蔬菜基地.因此,亟待开展关于有机蔬菜基地土壤-作物系统中抗生素环境行为与污染调控等方面的研究.参考文献：[1] Xiang L, Wu X L, Jiang Y N, et al. Occurrence and riskassessment of tetracycline antibiotics in soil from organic vegetable farms in a subtropical city, south China [J]. Environ.Sci. Pollut. Res., 2016,23(14):1-12.[2] Willer H. Organic Farming in Europe-An Overview [J]. Fibl &Ifoam, 2010,(8):136-140.[3] 徐田伟.发展有机农业与农业面源污染控制 [J]. 环境保护与循环经济, 2009,29(4):45-47.[4] Ling Z, Yuan H D, Hui W. Residues of veterinary antibiotics inmanures from feedlot livestock in eight provinces of China [J].Sci. Total. Environ., 2010,408(5):1069-1075.[5] 吴小莲,向垒,莫测辉,等.长期施用粪肥蔬菜基地蔬菜中典型抗生素的污染特征 [J]. 环境科学, 2013,34(6):2442-2447. [6] 吴小莲,莫测辉,严青云,等.东莞市蔬菜基地蔬菜中喹诺酮类抗生素污染特征及健康风险 [J]. 中国环境科学, 2013,33(5):910-916.[7] 李彦文,张艳,莫测辉,等.广州市蔬菜中喹诺酮类抗生素污染特征及健康风险初步研究 [J]. 环境科学, 2010,31(10):2445- 2449.[8] Zhang H, Zhou Y, Huang Y, et al. Residues and risks of veterinaryantibiotics in protected vegetable soils following application ofdifferent manures [J]. Chemosphere, 2016,152:229-237.[9] Hu X, Zhou Q, Yi L. Occurrence and source analysis of typicalveterinary antibiotics in manure, soil, vegetables and groundwaterfrom organic vegetable bases, northern China [J]. Environ. Pollut., 2010,158(9):2992-2998.[10] Li Y W, Wu X L, Mo C H, et al. Investigation of sulfonamide,tetracycline, and quinolone antibiotics in vegetable farmland soilin the Pearl River Delta area, southern China [J]. Journal. Agric.Food Chem., 2011,59(13):7268-7276.[11] 邰义萍,莫测辉,李彦文,等.东莞市蔬菜基地土壤中四环素类抗生素的含量与分布 [J]. 中国环境科学, 2011,31(1):90-95. [12] 吴小莲,包艳萍,向垒,等.固相萃取-高效液相色谱-串联质谱法同时测定蔬菜中8种磺胺类抗生素 [J]. 环境化学, 2013, 32(6):1038-1044.[13] Hou J, Wan W, Mao D, et al. Occurrence and distribution ofsulfonamides, tetracyclines, quinolones, macrolides, and nitrofurans in livestock manure and amended soils of NorthernChina [J]. Environ. Sci. Pollut. Res., 2014,22(6):4545-4554. [14] Lee S S, Kim S C, Kim K R, et al. Seasonal Monitoring ofResidual Veterinary Antibiotics in Agricultural Soil, Surface Water and Sediment Adjacent to a Poultry Manure CompostingFacility [J]. Korean Journal of Environmental Agriculture, 2010,29(3):273-281.[15] 邰义萍,罗晓栋,莫测辉,等.广东省畜牧粪便中喹诺酮类和磺胺类抗生素的含量与分布特征研究 [J]. 环境科学, 2011,32(4): 1188-1193.[16] 凌婉婷,徐建民,高彦征,等.溶解性有机质对土壤中有机污染物环境行为的影响 [J]. 应用生态学报, 2004,15(2):326-330. [17] Wu X L, Xiang L, Yan Q Y, et al. Distribution and risk assessmentof quinolone antibiotics in the soils from organic vegetable farmsof a subtropical city, Southern China [J]. Sci. Total. Environ., 2014,487(1):399-406.[18] Cheng L, Chen J, Wang J, et al. Occurrence of antibiotics in soilsand manures from greenhouse vegetable production bases of Beijing, China and an associated risk assessment [J]. Sci. Total.Environ., 2015,521-522(1):101-107.[19] Wang Q Q, Bradford S A, Zheng W, et al. Sulfadimethoxinedegradation kinetics in manure as affected by initial concentration, moisture, and temperature [J]. J. Environ. Qual., 2006,35(6): 2162-2169.[20] 邰义萍.珠三角地区蔬菜基地土壤中典型抗生素的污染特征研3期成玉婷等：广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 1161究 [D]. 广州:暨南大学, 2010.[21] Wolf H U, Frank C. Toxicity assessment of cyanobacterial toxinmixtures [J]. Environmental Toxicology, 2002,17(4):395-399. [22] European Commission. Technical guidance document in supportof commission directive 93/67/EEC on risk assessment for newnotified substances and commission regulation (EC) no 1488/94on risk assessment for existing substances, part II; 2003:100-103. [23] Yang L H, Ying G G, Su H C, et al. Growth-inhibiting effects of12antibacterial agents and their mixtures on the freshwater microalga Pseudokirchneriella subcapitata [J]. Environ. Toxicol.Chem., 2008,27(5):1201-1208.[24] Boxall A, Blackwell P, Cavallo R, et al. The sorption andtransport of a sulphonamide antibiotic in soil systems [J].Toxicology Letters, 2002,131(2):19-28.[25] Park S, Choi K. Hazard assessment of commonly usedagricultural antibiotics on aquatic ecosystems [J]. Ecotoxicology,2008,17(6):526-538.[26] García-Galán M J, Díaz-Cruz M S, Barceló D, et al. Combiningchemical analysis and ecotoxicity to determine environmental exposure and to assess risk from sulfonamides [J]. Trac Trends inAnalytical Chemistry, 2009, 28(6):804-819.[27] Kim Y, Choi K, Jung J, et al. Aquatic Toxicity of Acetaminophen,Carbamazepine, Cimetidine, Diltiazem and Six Major Sulfonamides, and Their Potential Ecological Risks in Korea [J].Environment International, 2007,33(3):370-375.[28] Ferrari B, Mons R, V ollat B, et al. Environmental risk assessmentof six human pharmaceuticals: Are the current environmental riskassessment procedures sufficient for the protection of the aquaticenvironment [J]. Environ. Toxicol. Chem., 2004,23(5):1344- 1354.[29] Eguchi K, Nagase H, Ozawa M, et al. Evaluation of antimicrobialagents for veterinary use in the ecotoxicity test using microalgae[J]. Chemosphere, 2004,57(11):1733-1738.[30] Isidori M, Lavorgna M, Nardelli A, et al. Toxic and genotoxicevaluation of six antibiotics on non-target organisms [J]. Sci.Total. Environ., 2005,346(1-3):87-98.[31] Brain R A, Ramirez A J, Fulton B A, et al. Herbicidal Effects ofSulfamethoxazole in Lemna gibba: Using p-Aminobenzoic Acid As a Biomarker of Effect [J]. Environ. Sci. Technol., 2008, 42(23):8965-8970.[32] Brain R A, Johnson D J, Richards S M, et al. Effects of25pharmaceutical compounds to Lemna gibba using a seven-day static-renewal test [J]. Environ. Toxicol. Chem., 2004,23(2):371- 382.[33] Li N, Zhang X, Wu W, et al. Occurrence, seasonal variation andrisk assessment of antibiotics in the reservoirs in North China [J].Chemosphere, 2014,111C:327-335.[34] G arcíagalán M J, G onzález B S, López R R, et al. Ecotoxicityevaluation and removal of sulfonamides and their acetylated metabolites during conventional wastewater treatment [J]. Sci.Total. Environ., 2012, 437(20):403-412.[35] Zhang Y L, Lin S S, Dai C M, et al. Sorption-desorption andtransport of trimethoprim and sulfonamide antibiotics in agricultural soil: effect of soil type, dissolved organic matter, and pH [J]. Environ. Sci. Pollut. Res., 2014,21(9):5827-5835.[36] Sukul P, Lamshöft M, Zühlke S, et al. Sorption and desorption ofsulfadiazine in soil and soil-manure systems [J]. Chemosphere, 2008,73(8):1344-1350.[37] G ong W W, Liu X H, He H, et al. Quantitatively modelingsoil-water distribution coefficients of three antibiotics using soil physicochemical properties [J]. Chemosphere, 2012,89(7):825- 831.[38] Srinivasan P, Sarmah A K, Manley-Harris M. Sorption of selectedveterinary antibiotics onto dairy farming soils of contrasting nature [J]. Sci. Total. Environ., 2014,472(4):695-703.[39] 詹晓静,向垒,李彦文,等.农田土壤中微囊藻毒素污染特征及风险评价 [J]. 中国环境科学, 2015,35(7):2129-2136.作者简介：成玉婷(1991-),女,湖南郴州人,暨南大学硕士研究生,从事土壤污染与农产品安全研究.发表论文2篇.。
磺胺类抗生素的环境残留及生态毒理研究综述
磺胺类抗生素的环境残留及生态毒理研究综述华南农业大学资源环境学院叶敏摘要：本文将对国内外磺胺类抗生素的残留和生态毒性研究进行综述。
环境残留主要包括水环境残留和土壤环境残留。
生态毒理的研究主要从其造成的影响进行归类，包括对水生生物，土壤生物，昆虫的影响，以及其吸附，迁移，降解等转归影响。
关键词：磺胺环境残留生态毒性磺胺类药物（Sulfonamides，SAs）是具有对氨基苯磺酰胺结构的一类药物的总称,磺胺类通过竞争性抑制叶酸代谢循环中的对氨基苯甲酸而抑制细菌性增殖。
经过几十年的发展，现在不仅作为人用药物，而且广泛使用于畜牧业和水产养殖业，用来治疗细菌及特定微生物引起的多种传染疾病。
目前经常在食品抗生素残留检测中发现磺胺类抗生素的残留，因其具有广谱、稳定、经济、易用以及联合抗菌增效剂效果可提高数十倍的特点，农业生产中常以亚治疗浓度的药物作为饲料添加剂来预防疾病的发生，提高饲料的转化率和促进动物生长。
目前在全球范围内几乎所有地区都采用抗生素来实现增加产量、提高经济效益的目的。
然而，研究表明，抗生素药物只有15%可被吸收利用，大约85%未被代谢而被直接排放至环境中。
一、磺胺类抗生素的环境残留用于家畜、家禽和水产养殖病害预防及饲料添加剂的抗生素，一部分将在生物体内吸收或者转化，并以代谢物的形式排出体外。
同时，还有很大一部分（85%）将以原型药物的形式排出体外并直接进入环境。
此外，用于水产养殖以及药物生产过程中大量残留的抗生素原型药物也将直接进入环境中。
随着我国大中城市和乡镇集约化畜禽养殖业的迅速发展，含有各种抗生素的畜禽粪便量也不断增加。
这些粪便最终也会进入土壤或水体中，污染地表水、地下水和饮用水，并通过作物吸收和积累进入食物链，对动物和人体健康构成潜在危害。
1、水环境残留绝大多数抗生素属水溶性，在水产养殖中，抗生素在使用过程中未被水产养殖生物吸收的以及随粪便排泄的部分，最终汇入水体或随悬浮物沉降汇集于沉积物底部。
《2024年磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》范文
《磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》篇一一、引言随着现代医学的快速发展，抗生素在医疗领域的应用日益广泛。
磺胺类抗生素作为一类重要的抗菌药物，在人类和动物疾病治疗中发挥着重要作用。
然而，随着其使用量的不断增加，磺胺类抗生素的环境污染问题也逐渐凸显。
本文将就磺胺类抗生素的污染现状及其环境行为的研究进展进行详细阐述。
二、磺胺类抗生素的污染现状磺胺类抗生素的污染主要来源于人类医疗、畜牧业、水产养殖业等。
随着这些行业的快速发展，磺胺类抗生素的使用量逐年增加，导致其在环境中的残留和污染问题日益严重。
磺胺类抗生素的污染现状主要表现在以下几个方面：1. 水体污染：磺胺类抗生素在使用过程中，会通过排放废水、雨水冲刷等方式进入河流、湖泊等水体，造成水体污染。
2. 土壤污染：磺胺类抗生素在使用过程中，也会通过土壤渗透、灌溉等方式进入土壤，导致土壤污染。
3. 生态风险：磺胺类抗生素的残留对生态环境和生物体产生潜在的风险，如影响水生生物的生长和繁殖，破坏生态平衡。
三、磺胺类抗生素的环境行为研究进展磺胺类抗生素的环境行为研究主要涉及其在环境中的迁移、转化、归宿等方面。
近年来，关于磺胺类抗生素环境行为的研究取得了重要进展，主要包括以下几个方面：1. 迁移转化：磺胺类抗生素在环境中的迁移转化受多种因素影响，如环境条件、微生物作用、光解等。
研究表明，磺胺类抗生素在环境中可发生水解、光解、生物降解等反应，其迁移转化过程复杂多变。
2. 归宿研究：磺胺类抗生素在环境中的归宿主要包括吸附、沉降、挥发等过程。
研究表明，磺胺类抗生素在环境中的归宿受土壤性质、气候条件、生物活动等因素的影响。
3. 生态风险评估：针对磺胺类抗生素的生态风险评估已成为研究热点。
通过实验室模拟和现场监测，研究者们对磺胺类抗生素的生态风险进行了评估，为制定相应的环境保护措施提供了依据。
四、研究方法与技术手段针对磺胺类抗生素的环境行为研究，研究者们采用了多种方法与技术手段。
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展磺胺类抗生素是一类广泛应用于兽药和人类药物的抗生素，具有广谱、低毒性和价格低廉等特点，已经成为治疗呼吸道感染、尿路感染等常见疾病的重要药物之一。
然而，磺胺类抗生素的广泛使用也导致了其在环境中的污染问题。
近年来，磺胺类抗生素在水体、土壤和农田等环境介质中的存在和迁移行为成为了研究的热点之一。
研究表明，磺胺类抗生素污染主要来源于畜禽养殖和人类用药。
农场和养殖场的废水直接排放到水体中，其中含有大量的磺胺类抗生素。
此外，人类用药后，残留在尿液中的磺胺类抗生素也会通过污水系统进入环境。
由于磺胺类抗生素在环境中的半衰期较长，且纯化处理系统无法有效去除，因此这些抗生素很容易积累并在环境中长期存在。
环境行为是研究磺胺类抗生素污染的关键问题之一。
研究发现，磺胺类抗生素在水体中的迁移主要受到溶解度、吸附作用、降解和生物转化等因素的影响。
在不同环境条件下，磺胺类抗生素的浓度和迁移速率存在很大的差异。
在土壤中，磺胺类抗生素主要通过吸附作用和微生物降解等途径进行迁移。
而在水体中，其溶解度较高，易被水体中的有机物和颗粒物吸附而沉积。
研究还发现，磺胺类抗生素的环境行为与环境因素密切相关。
例如pH值、温度和水体有机质含量等因素对磺胺类抗生素的溶解度和吸附作用起着重要影响。
此外，土壤微生物的种类和数量也影响着磺胺类抗生素的降解速率。
一些研究表明，土壤微生物可以通过降解磺胺类抗生素中的芳香环和侧链等方式来降解这类抗生素。
针对磺胺类抗生素污染的治理措施主要包括预防控制和污染修复两个方面。
预防控制方面，需要加强对畜禽养殖和人类用药中磺胺类抗生素的管理和监管，并推广使用环境友好型抗生素。
另外，改善污水处理设施的处理效果，加强对农田和水体等区域的监测也是重要的措施。
在污染修复方面，研究人员正在开发一些生物修复和化学修复技术，以降解和去除环境中的磺胺类抗生素。
总之，磺胺类抗生素的污染在现代社会中愈发严重，对环境和人类健康产生了一定的影响。
《2024年抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展》范文
《抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除研究进展》篇一一、引言随着现代医学的快速发展，抗生素在人类和动物疾病治疗、农业生产和食品加工等领域的应用日益广泛。
然而，抗生素的大量使用和排放已导致其在环境中广泛存在，并引发了抗生素抗性基因（ARGs）的传播问题，对生态环境和人类健康构成了严重威胁。
本文将就抗生素及其抗性基因在环境中的污染、降解和去除等方面的研究进展进行综述。
二、抗生素在环境中的污染抗生素在医疗、农业、水产养殖等领域的广泛应用，使得其在环境中的残留和污染问题日益严重。
这些抗生素主要来源于医院废水、制药厂排放、农业生产及家庭废弃物等。
其中，一些常见抗生素如磺胺类、β-内酰胺类等，由于其稳定性较高，易在环境中持久存在，对生态系统和人类健康造成潜在危害。
三、抗性基因的传播与污染抗生素的滥用和排放促进了抗性基因（ARGs）的产生和传播。
这些抗性基因可以在细菌之间水平转移，导致“超级细菌”的出现，对现有抗生素产生抗性。
抗性基因的传播途径包括水体、土壤、空气等环境介质，对人类和动物健康构成潜在威胁。
四、抗生素在环境中的降解与去除研究进展针对抗生素在环境中的污染问题，科研人员开展了大量关于抗生素降解与去除的研究。
目前，主要的降解与去除方法包括物理法、化学法和生物法。
1. 物理法：主要包括吸附法、膜分离法等。
吸附法利用活性炭、生物炭等材料吸附环境中的抗生素；膜分离法则通过膜技术对抗生素进行分离和去除。
2. 化学法：如光催化降解、高级氧化技术等。
光催化降解利用光催化剂在光照条件下将抗生素分解为无害物质；高级氧化技术则通过产生强氧化剂将抗生素氧化为低毒或无毒物质。
3. 生物法：包括微生物降解、植物修复等。
微生物降解利用微生物将抗生素作为碳源进行代谢；植物修复则通过植物吸收和转化环境中的抗生素。
五、抗性基因去除研究进展针对抗性基因的传播与污染问题，科研人员也开展了抗性基因去除的研究。
目前，主要的抗性基因去除方法包括生物阻断法、化学灭活法和物理去除法等。
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展引言磺胺类抗生素是目前广泛应用于人类和动物医学领域的一类重要药物。
然而，随着其使用量的不断增加，磺胺类抗生素开始对环境产生了越来越大的影响。
本文将探讨磺胺类抗生素的污染现状以及其在环境中的行为。
一、磺胺类抗生素的污染现状磺胺类抗生素主要存在于家庭、农业和养殖领域的废水、土壤和农产品中。
废水中的磺胺类抗生素主要来自家庭和医院的废水排放，这些药物往往未经过滤和处理就直接排入环境中，造成了严重的污染。
农业和养殖领域的废水中则含有大量的磺胺类抗生素残留，这是因为养殖业中的饲料中通常添加了磺胺类药物以促进生长，而这些药物往往通过动物的排泄物进入废水。
此外，农业中广泛使用的肥料也可能含有磺胺类抗生素残留，进而进入土壤和水体。
二、磺胺类抗生素的环境行为1. 残留时间：磺胺类抗生素在土壤和水体中的残留时间相对较长。
它们具有一定的稳定性，尤其是在碱性环境中，会更加稳定。
2. 迁移性：磺胺类抗生素在土壤和水体中具有较高的迁移能力。
它们可以通过雨水或地下水的流动迁移到其他地区，进一步扩大了其污染范围。
3. 生物富集：磺胺类抗生素在环境中能够生物富集，即在生物体内积累。
这对于水生生物来说尤为严重，因为它们长期暴露于含有磺胺类抗生素的水体中。
三、磺胺类抗生素对环境的影响1. 生态系统影响：磺胺类抗生素的存在会破坏水体中的生态系统平衡，对水生生物造成毒害。
生命链条中较低层级的生物因吸收了磺胺类抗生素而受到损害，从而影响了整个生态系统的稳定性。
2. 抗生素耐药性：磺胺类抗生素的广泛使用导致了一些细菌的耐药性，这使得临床治疗变得越来越困难。
同时，由于环境中存在大量的磺胺类抗生素，这些耐药性基因也有可能通过基因转移传播给其他细菌，从而加重了耐药性问题。
3. 人体健康风险：磺胺类抗生素的污染对人体健康也存在潜在的风险。
磺胺类抗生素可能通过饮水或食物摄入人体，进而对人体产生毒害作用，甚至导致一些慢性疾病。
环境中磺胺类抗生素及其抗性基因的污染特征及风险研究共3篇
环境中磺胺类抗生素及其抗性基因的污染特征及风险研究共3篇环境中磺胺类抗生素及其抗性基因的污染特征及风险研究1环境中磺胺类抗生素及其抗性基因的污染特征及风险研究随着现代化和工业化的发展，人类和动物使用抗生素的频率越来越高，导致了环境中大量抗生素和抗生素残留物的污染。
磺胺类抗生素是一种常见的抗生素，在畜禽养殖和农业生产中广泛使用。
环境中的磺胺类抗生素会对水域生态环境、土壤细菌群落和人类健康带来威胁。
此外，抗性基因的传播在环境中也是一种令人关注的问题，尤其是对于临床医学和公共卫生的影响更为明显。
磺胺类抗生素含有磺胺基团，这种化合物的主要特点是在有机溶剂中稳定性较差。
所以磺胺类抗生素其主要的污染源头是畜禽养殖和人类粪便。
磺胺类抗生素的残留物和代谢产物在环境中的存在会导致水体富营养化、水质变差等一系列环境问题。
磺胺类抗生素的非特异作用会影响到环境中的细菌群落，特异作用则会影响到特定微生物的生长和发育。
例如，磺胺类抗生素对水生微生物群落结构和多样性有较大的影响，会引起藻类和浮游生物的死亡和数量下降。
在环境中，磺胺类抗生素的抗性基因也会被广泛传播。
抗性基因是细菌体内特殊的基因，它们的存在和传递会导致细菌对抗生素的抗性。
抗性基因主要通过水体、土壤和空气等途径进行传播。
一旦抗性基因进入到细菌体内，就会导致细菌对抗生素的抗性增强，特别是在畜禽养殖场等高频使用抗生素的场所更为明显。
例如，革兰氏阴性菌耐药性传播的临床病例就越来越多。
这些耐药菌株通过食物、空气等渠道进入人体，导致了很多感染性疾病的发生。
环境中磺胺类抗生素和抗性基因传播的风险是很高的。
磺胺类抗生素在人类和动物中的广泛使用造成了它在环境中的大量污染。
这些抗生素的污染和残留物和代谢产物在环境中的存在，会影响到生态环境的可持续性。
此外，抗性基因的传播会导致细菌对抗生素的抗性增强，造成了很多耐药性感染的发生。
因此，应该尽量减少磺胺类抗生素的使用，以及加强环境监测和管理措施，以减少环境中磺胺类抗生素和抗性基因的污染和传播。
磺胺类抗生素与盐渍化联合胁迫对蔬菜种子发芽的生态毒性效应
Advances in Environmental Protection 环境保护前沿, 2023, 13(2), 339-343 Published Online April 2023 in Hans. https:///journal/aep https:///10.12677/aep.2023.132044磺胺类抗生素与盐渍化联合胁迫对蔬菜种子 发芽的生态毒性效应周 婕，王贺麒，赵 颍，李欣瑞，孟金环，杨步月，黄宇琛，王永辉，靳亚雯南开大学滨海学院环境科学与工程系，天津收稿日期：2023年3月11日；录用日期：2023年4月14日；发布日期：2023年4月21日摘要 磺胺类抗生素的滥用导致其对土壤与水体环境造成了严重污染，而土壤盐渍化是目前人类面临的一种主要环境风险。
本论文选择使用广泛的磺胺甲恶唑、磺胺甲基嘧啶两种抗生素与氯化钠为研究对象，采用单一、二元与三元联合的方式对不同蔬菜种子的根长、芽长进行监测。
结果显示：单一处理组对小白菜生长的抑制作用较强，联合组并未出现明显抑制效应，甚至促进了小白菜生长；各处理组茼蒿的根长均被抑制，而芽长变化不明显；各处理组红丁萝卜的根生长几乎均被促进，联合组的芽长生长也均被促进，而单一组芽长生长被抑制。
关键词磺胺类抗生素，盐渍化，蔬菜，毒性胁迫The Ecological Toxic Effects of Combination of Sulfonamides and Salinization on the Germination of Vegetable SeedsJie Zhou, Heqi Wang, Ying Zhao, Xinrui Li, Jinhuan Meng, Buyue Yang, Yuchen Huang, Yonghui Wang, Yawen JinDepartment of Environmental Science and Engineering, Nankai University Binhai College, Tianjin Received: Mar. 11th , 2023; accepted: Apr. 14th , 2023; published: Apr. 21st , 2023AbstractThe abuse of sulfonamides has caused serious pollution to the soil and water environment, and soil salinization is currently a major environmental risk faced by humans. Two widely used anti-周婕等biotics, sulfamethoxazole and sulfamerazine, and sodium chloride, were selected as the research objects. A single, binary, and ternary combination method was used to monitor the root and shoot lengths of different vegetable seeds. The results showed that the single treatment group had a strong inhibitory effect on the growth of Chinese cabbage, while the combined group did not have a signifi-cant inhibitory effect, even promoting the growth of Chinese cabbage. The root length of Chrysan-themum coronarium in each treatment group was inhibited, but the change of shoot length was not significant. The root growth of red radish was almost all promoted in each treatment group, and the shoot length growth of the combined group was also promoted, while the shoot length growth of the single group was inhibited.KeywordsSulfonamides, Salinization, Vegetables, Toxic Stress Array Copyright © 2023 by author(s) and Hans Publishers Inc.This work is licensed under the Creative Commons Attribution International License (CC BY 4.0)./licenses/by/4.0/1. 引言磺胺类药物因具有抗菌谱广、价格低廉、化学性质稳定、使用方便等优点而成为世界上产量最多，最常用的药物之一[1]。
《2024年磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》范文
《磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展》篇一一、引言随着现代医药的飞速发展，抗生素在临床上的广泛应用已逐渐成为人们日常生活中不可或缺的药品。
其中，磺胺类抗生素因其成本低、效果良好，在畜牧养殖和人类疾病治疗中占据重要地位。
然而，随着其使用量的不断增加，磺胺类抗生素的环境污染问题逐渐凸显，对生态环境和人类健康构成了潜在威胁。
本文旨在探讨磺胺类抗生素的污染现状及其环境行为的研究进展。
二、磺胺类抗生素的概述磺胺类抗生素是一类具有广泛抗菌谱的合成药物，包括磺胺甲噁唑、磺胺二甲嘧啶等。
这类药物因其价格低廉、抗菌效果好，在农业和畜牧业中被广泛用于预防和治疗动物疾病。
然而，由于其在环境中难以完全降解，且可通过食物链进入人体，对生态系统和人类健康构成了潜在风险。
三、磺胺类抗生素的污染现状1. 水体污染：随着工业废水、农业灌溉水及生活污水的排放，磺胺类抗生素不断进入自然水体，导致水体污染。
2. 土壤污染：农业活动中过量使用的磺胺类抗生素通过淋溶和径流等方式进入土壤，造成土壤污染。
3. 空气污染：在特定条件下，磺胺类抗生素可由挥发或气溶胶化进入大气，进而导致空气污染。
四、磺胺类抗生素的环境行为研究进展1. 吸附与解吸：磺胺类抗生素在环境中的吸附和解吸行为受土壤类型、pH值、离子强度等多种因素影响，这些因素决定了其在土壤中的迁移和归宿。
2. 生物降解：微生物对磺胺类抗生素的生物降解是其在环境中消解的重要途径。
研究发现在特定条件下，某些微生物能够通过代谢途径将磺胺类抗生素转化为低活性或无活性的代谢产物。
3. 光解：光解是磺胺类抗生素在环境中消解的另一种重要途径。
研究表明，某些磺胺类抗生素在紫外光的作用下可发生光解反应，从而降低其在环境中的浓度。
4. 迁移转化：磺胺类抗生素在环境中的迁移转化受多种因素影响，包括气候条件、水文地质条件等。
这些因素决定了磺胺类抗生素在环境中的分布和扩散范围。
五、研究展望未来研究应关注以下几个方面：一是深入探讨磺胺类抗生素在环境中的迁移转化机制，为污染控制提供理论依据；二是研究新型、高效的磺胺类抗生素处理方法，降低其对环境的污染；三是加强磺胺类抗生素的环境风险评估，为政策制定提供科学依据；四是开展跨学科研究，综合分析磺胺类抗生素的环境行为及其对生态系统和人类健康的影响。
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磺胺类抗生素污染途径及对蔬菜品质影响的研究进展作者：司雄元孙敏施成诚徐慧敏檀华蓉来源：《安徽农学通报》2017年第20期摘要：随着磺胺类抗生素（SAs）的生产量和使用量的逐年增加，大量的SAs进入到环境中，造成水体和土壤的抗生素污染，并且环境中的抗生素也引发了诸多健康与安全问题。
该文综述了我国磺胺抗生素的使用及污染特点，对磺胺类抗生素的污染来源和污染途径，以及其对农作物生理和生长的影响进行了分析。
关键词：磺胺类抗生素；蔬菜；吸收中图分类号 X592 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2017）20-0040-03Environmental Behavior of Sulfa Antibiotics （SAs） and its Effect on Vegetable QualitySi Xiongyuan1，2 et al.（1Biotechnology Center，Anhui Agricultural University，Hefei 230036，China；2College of Resources and Environment，Anhui Agricultural University，Hefei 230036，China）Abstract：With the production and usage of sulfa antibiotics （SAs） increasing year by year，large numbers of SAs have entered the environment，causing water and soil pollution，and lead to many health and safety problems.In this paper，the use and pollution characteristics of SAs in China were reviewed，the source and pollution path of sulfa antibiotics were analyzed，and the effects of sulfa antibiotic on crop physiology and growth were introduced.Key words：Sulfa antibiotics （SAs）；Vegetable；Absorption磺胺类抗生素（Sulfonamides，SAs）是一种重要的人工合成人兽共用抗菌药物，具有对氨基苯磺酞胺结构[1]。
磺胺类药物可通过与对氨基苯甲酸竞争结合二氢叶酸合成酶，干扰细菌酶系统利用对氨基苯甲酸，阻断四氢叶酸的合成，从而抑制细菌的生长[2]，具有抗菌广谱性、使用方便性、成本低、毒性小、口服吸收迅速以及对疗效好等优点[3]，是抗生素类药物最常见的种类之一。
自1932年发现磺胺的基本结构后，已合成数千种磺胺类药物[3]，磺胺类药物化学性质较稳定，在水中溶解度较低，形成钠盐后易溶于水且溶液呈碱性，因含芳伯氨基和磺酞氨基呈酸碱两性，可溶于酸性和碱性溶液[2]。
1 磺胺类抗生素的使用现状及特点抗生素被大量用于人和动物的疾病治疗，同时以亚治疗剂量长期添加于动物饲料中预防疾病和促进动物生长[4]。
磺胺类药物已被频繁用于畜禽养殖和水产养殖等领域，磺胺类原料药的1/3用于制备兽药[5]。
据报道，磺胺类药物在美国占抗生素使用总量的2.3%[6]，而其在欧洲占11%～23%[7]。
我国是抗生素生产量和使用量最大的国家，而其中磺胺类抗生素是使用量最大的抗生素之一，20世纪80年代磺胺类药物的产量为5000t，1998年为10164t，2003年突破了20000t，之后呈逐年增加的趋势[8，9]。
张倩倩[10]等调查了2013年我国不同地区磺胺类抗生素的使用情况，结果显示，东部地区（2270t）>北部地区（1660t）>中部地区（1530t）>西南地区（1390t）>南部地区（596t）>东北地区（300t）>西北地区（180t）。
磺胺类抗生素约占总抗生素用量的5%，主要的磺胺类抗生素的种类与使用量如表1所示。
2 磺胺类抗生素污染来源和污染途径分析目前，环境中SAs被频繁检出，它可以通过各种途径进入水体。
SAs用于水产养殖业，施用后一部分直接污染水体，而另一部分被水产动物摄取后又以母体或代谢物的形式排出体外污染水体[11]；另一方面，工厂及畜禽养殖场向周边水体中排放含有磺胺类抗生素的废水，由于磺胺类在土壤中的低吸附系数，其还可以通过渗透或地表径流等方式迅速进入到地下水和地表水中[12]。
磺胺类抗生素被频繁应用于畜禽、水产养殖业，动物服用磺胺类抗生素后约45%～90%会以母体药物和代谢药物的形态随动物尿粪排出体外[13]。
研究发现，南京、上海、广州等地的有机蔬菜基地和普通蔬菜基地土壤均检出有不同程度的SAs残留，有机污染物物基地重金属、农药的污染要远低于普通蔬菜基地，但是由于大量施用畜禽粪便而导致各种抗生素的检出[14]。
因此，含有磺胺类抗生素动物粪便的施用可以产生土壤磺胺抗生素残留。
环境中磺胺抗生素的主要来源：（1）生产过程中废弃物；（2）人和动物使用后，SAs以母体或代谢物经排泄进入环境；（3）水产养殖过程中，SAs的直接施用进入环境。
3 磺胺类抗生素对蔬菜生理生长及品质的影响3.1 蔬菜对磺胺类抗生素的吸收已有研究表明，蔬菜可以直接吸收生长环境中的SAs，蔬菜对磺胺抗生素的吸收随环境中SAs的浓度增加而增加。
金彩霞[15]研究发现养殖场周边土壤中SAs的检出率为100%，蔬菜中磺胺抗生素的检出率为59.1%，不同蔬菜品种的吸附情况不同，蔬菜中SAs的残留总量大小顺序是青菜>油麦菜>白菜>大葱>韭菜>菠菜>苦菊>生菜>萝卜，空心菜、香菜和蒜苗中均未检测出3种SAs残留。
Migliore等[16～17]研究了小麦、玉米、豌豆从施有磺胺二甲嘧啶的土壤中吸收磺胺二甲嘧啶的情况，结果发现3种作物对磺胺二甲嘧啶均有吸收累积含量为98.4～281.5mg/kg。
Holly Dolliver等发现了莴苣和土豆等对磺胺甲嘧啶均有吸收且含量随着施用粪肥中磺胺甲嘧啶的含量增加而升高[18]。
3.2 磺胺类抗生素对农产品品质的影响磺胺类药物进入蔬菜中，能影响蔬菜的正常生理和生长，从而降低了蔬菜的营养品质。
磺胺嘧啶对白菜和西红柿的根伸长、芽伸长、发芽率均有抑制，且对根伸长和芽伸长的抑制率大于种子发芽[19]。
毛蕾[20]发现磺胺间甲氧嘧啶、磺胺嘧啶和磺胺甲恶唑3种磺胺类抗生素对玉米、蚕豆、小麦3种作物的具有遗传毒性效应。
赵保真[21]研究发现土壤磺胺嘧啶浓度达到1mg/kg时，叶片发黄，叶绿素含量最低仅为对照的50%，可溶性蛋白随磺胺嘧啶的暴露时间增加而降低，根系较叶片受损更严重。
本课题组研究发现磺胺和磺胺二甲基嘧啶单一和复合污染条件下，小白菜的生理生长均受到影响，其生物量、叶绿素、可溶性蛋白等指标均较下降。
4 结语综上所述，磺胺类抗生素的大量生产和使用，导致了更多的SAs进入环境中，致使水体和土壤中SAs均有不同程度的检出。
土壤和水体中的SAs易被蔬菜从土壤中吸收富集，并进入人类的食物链，被人体吸收后细菌易产生更严重的耐药性；同时，SAs对蔬菜的生理生长均有不同程度的抑制作用，且随污染浓度的增加而越加明显，蔬菜的品质也不断下降。
参考文献[1]包艳萍.珠三角蔬菜中磺胺类抗生素污染特征研究[D].广州：暨南大学，2010.[2]任甜甜，吴银宝.磺胺类兽药的环境行为研究进展[J].畜牧与兽医，2013，45（05）：97-101.[3]何金华，丘锦荣，贺德春，等.磺胺类药物的环境行为及其控制技术研究进展[J].广东农业科学，2012，39（07）：225-229.[4]王冉，刘铁铮，王恬.抗生素在环境中的转归及其生态毒性[J].生态学报，2006（01）：265-270.[5]Berglin L.Persisitence of oxyte tracycline insediments from fish farm[J].AQuaculture，1988，70（6）：365-370.[6]Mitema E S，Kikuvi G M，Weganer H C，et a1.An assessment of antimicrobial consumption in food producing in Kenya[J].Journal of Veterinary Pharmacology and therapeutic，2001，24（4）：385-390.[7]Wang Ran，Liu Tiegeng，Wang Tian.The fate of antibiotics in Vironment and its ecotoxicology：A review[J].Acta Ecologica Sinica，2006（9）：265-270.[8]任甜甜，吴银宝.磺胺类兽药的环境行为研究进展[J].畜牧与兽医，2013，45（05）：97-101.[9]何金华，丘锦荣，贺德春，等.磺胺类药物的环境行为及其控制技术研究进展[J].广东农业科学，2012，39（07）：225-229.[10]Zhang Qianqian，Ying Guangguo，Pan Changgui，et prehensive Evaluation of Antibiotics Emission and Fate in the River Basins of China：Source Analysis，Multimedia Modeling，and Linkage to Bacterial Resistance[J].Environ.Sci.Technol.，2015，49（11）：6772-6782.[11]崔馨.土霉素对生菜的植物毒性及其在金属溶液中的光解[D].大连：大连理工大学，2007.[12]Jong bloed A w，Lenis N P.Environmental concerns about animal manure[J].Journal of Animal Science，1998，76（10）：2641-2648.[13]Berger K，Peterson B，Buening-Pfaune H.Persistence of drags occurring In liquid manure in The food hain[J].Arch.Lebenmitteish，1986：37（07）：99-102.[14]成玉婷，吴小莲，向垒，等.广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价[J].中国环境科学，2017，37（03）：1154-1161.[15]金彩霞，司晓薇，王子英，等.养殖场周边土壤-蔬菜系统磺胺类药物残留及风险评价[J].环境科学，2016，37（04）：1562-1567.[16]Migliore L，Brambilla G，Cozzolino S，et al.Effect on plants of sulphadimethoxine used inintensive farming（Panicum miliaceum，Pisum sativum and Zeamays）[J].Agriculture，Ecosystems and Environment，1995，52（2）：103-110.[17]MiglioreL，BrambillaG，Casoria P，et al.Effect of ulphadimethoxine contamination on barley Hordeum distichum L.Poaceae，Liliposida）[J].Agriculture，Ecosystemsand Environment，1996，60（2）：121-128.[18]Dolliver H，Kumar K，GuPt S.Sulfamethazine Uptake by Plants from Manure-Amended Soil[J].Environ Qual.，2007，36：1224-1230.[19]金彩霞，司晓薇，毛蕾，等.铜-磺胺嘧啶复合胁迫对蔬菜种子发芽的急性毒性效应[J].生态毒理学报，2015，10（05）：164-171[20]毛蕾.常见抗生素类兽药对作物的遗传毒性的研究[D].新乡：河南师范大学，2015.[21]赵保真.Cu-磺胺嘧啶单一及复合污染的生态毒性效应研究[D].新乡：河南师范大学，2012. （责编：张宏民）。