生态毒理学和环境安全 六种抗生素及其二元混合物对月牙藻生长的影响外文翻译资料

 2022-08-07 02:08

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生态毒理学和环境安全

六种抗生素及其二元混合物对月牙藻生长的影响

摘要

氨苄西林（AMP）、阿莫西林（AMX）、头孢噻吩（CEP）、环丙沙星（CPF）、庆大霉素（GEN）和万古霉素（VAN）作为二元混合物，分别对一种非靶向水生生物，即绿藻（月牙藻）进行了检测。beta;-内酰胺抗生素AMP和AMX对藻类的毒性不大于浓度为2000毫克/L （小于10%的藻类生长抑制），而氟喹诺酮类CPF和氨基糖甙类GEN是毒性最强的抗生素，EC50=11.3plusmn;0.7 mg/L 和19.2plusmn;0.5 mg/L。头孢菌素CEP和万古霉素（VAN)比前面提到的两个毒性小，显示EC50＞600 mg和724plusmn;20mg/L：浓度增加（CA）和独立作用（IA），并与实验测定的毒性在1和50 mg之间的浓度范围内进行比较。在所有情况下，预测抗生素混合物的水生毒性。风险评估是通过计算预测环境浓度（PEC）和预测无效应浓度（PNFC）之间的比率来进行的。所有测试的抗生素，除了GEN，都有潜在的生态风险，同时考虑到阿根廷布宜诺斯艾利斯医院废水的PEC。当抗生素以二元混合物存在时，这些风险增加。

1.引言

抗生素是生物活性分子，它在人类和兽医医学中都有用途，用于预防（预防）或治疗微生物。在人类给药后，大部分的代谢部分（约70％）被排放到城市污水和污水处理厂中，作为一种静止的化合物（Kimier-2009 9A）。许多抗生素在有氧条件下实际上是不可生物降解的（Richardson和Bowron，1985），而且在大多数情况下，目前的污水处理厂并没有完全清除它们，所以这些污水经过污水系统进入了水环境（Halling Sorensenet al,1998)。同样，给动物注射的抗生素（30~90％）中有很大一部分是在代谢过程中排出的，并与用于土壤改良的肥料一起分散，最终到达地表水（Bergeret al,1986)。其他抗生素的环境半衰期相对较短，但它们被认为是高度持久性污染物，因为它们不断被引入环境中（Sander et al,2004)。

虽然记录的环境水平通常较低，但在地表水中的ng/L到ug/L。抗生素的广泛使用及其在水生环境中的发生已被公认为是一个新出现的环境问题（Hernando et al,2006年）

在过去的十年里，世界各地抗生素的使用有所增加。美国食品和药物管理局（FDA）报告称，2011年，美国有13500吨以上的抗生素用于农场动物活动（FDA，2011）。Liu et al.（2011）报告称，

在过去的十年里，世界各地抗生素的使用有所增加。美国食品和药物管理局（FDA）报告称，2011年，美国有13500吨以上的抗生素用于农场动物活动（FDA，2011）。Liu et al.（2011）报告称，中国使用了15770t非处方治疗性抗生素，而在拉丁美洲，2007年人们大约消耗了5800吨抗生素，其中640吨用于阿根廷（Wirtz et al，2010）。研究发现，在大多数国家，包括青霉素和头孢菌素亚类在内的beta;-内酰胺类抗生素在人类使用的抗生素中占最大份额，其次是磺胺类、大环内酯类和氟喹诺酮类（Kummer,2009a）。另一方面，盘尼西林是拉丁美洲地区最常见的治疗类抗生素，其次是大环内酯类、链脲类、喹诺酮类、头孢菌素类、四环素类和磺胺类。

中国使用了15770t非处方治疗性抗生素，而在拉丁美洲，2007年人们大约消耗了5800吨抗生素，其中640吨用于阿根廷（Wirtz et al，2010）。研究发现，在大多数国家，包括青霉素和头孢菌素亚类在内的beta;-内酰胺类抗生素在人类使用的抗生素中占最大份额，其次是磺胺类、大环内酯类和氟喹诺酮类（Kummer,2009a）。另一方面，盘尼西林是拉丁美洲地区最常见的治疗类抗生素，其次是大环内酯类、链脲类、喹诺酮类、头孢菌素类、四环素类和磺胺类。

阿根廷布宜诺斯艾利斯医院最广泛使用的抗生素是氨苄西林（AMP）、阿莫西林（AMX）、头孢噻吩（CEP）、环丙沙星（CPF）。庆大霉素（GEN）和万古霉素（VAN）。氨苄西林和阿莫西林是beta;-内酰胺类抗生素，最常用于治疗和预防人类疾病和兽医实践。这些抗生素破坏了革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌细胞壁肽聚糖层的合成。头孢菌素是第一代头孢菌素类抗生素，主要用于革兰阳性菌引起的呼吸道感染。环丙沙星是一种氟喹诺酮类药物，常用于呼吸系统，庆大霉素是一种氨基糖苷类抗生素，用于革兰氏阳性和革兰氏阴性细菌感染，它不可逆地结合细菌核糖体的30S亚基，中断蛋白质合成万古霉素是一种糖肽通过阻止形成革兰氏阳性细菌细胞壁的N-乙酰壁酸和N-乙酰葡萄糖胺的长聚合物的合成来发挥其抗菌作用。

对抗生素的主要关注与细菌耐药机制的发展和对人类健康的影响有关（Emmanuelt et al,2005：库默尔2009b）。然而，由于抗生素对非靶生物的毒性，它们在水环境中的持续释放也会导致不良的生态效应（Ferrari et al，2004:Blaise et al,2006：Santos et al,2010;Escher et al,2010年：Orias-Perrodin et al,2013）。微藻在水生生态系统中起着重要的产氧作用，在食物网中占有最低的营养水平。它们多样性和丰富度的变化可能对其他水生群落产生间接但显著的影响。正如许多作者报告的那样，蓝藻（蓝藻-细菌）（EC50小于0.1 mg/L）比绿藻（蓝藻-细菌）（EC50小于0.3 mg/L到1200mg/L之间）对抗生素的毒性作用更敏感。(Halling-Soslash;rensen,2000：Lai et al，2009;Gonzalez-pleater et al，2013）。绿藻是真核生物，叶绿体属于半自主细胞器。抗生素对绿藻的毒性作用与抑制和干扰叶绿体的光合作用过程和相关的蛋白质合成有关。干扰光合机构的功能，最终影响细胞的生长（Liu等人，2011）。

尽管阿根廷的抗生素消费量有所增加，但此前没有在水环境中测量过任何数据，最近公布的一项研究提供了从布宜诺斯艾利斯一家医院最经常使用的抗生素的估计浓度中获得的数据（Magdaleno et al,2014）。此外，在水生生态系统中同时检测到各种抗生素（Nick and Moore，2007；Li et al,2009）。因此，水生生物可能暴露于抗生素的混合物中，这些抗生素可能协同作用或拮抗作用。因此，在进行抗生素环境风险评估时，需要考虑混合物的影响。由于实验性确定所有可能的环境混合物毒性的任务是无止境的，建议使用基于浓度加成（CA）和独立的数学概念的预测方法（IA)。这两个模型根据成分的个体毒性预测混合物的毒性（Altenburger等人。2004年）。

本研究的目的是评估6种不同类别抗生素的单独和二元混合物的毒性：氨苄西林（beta;-内酰胺）、阿莫西林（beta;-内酰胺）。头孢菌素（beta;-内酰胺）。环丙沙星（氟喹诺酮类）。庆大霉素和万古霉素对赤潮藻的作用。用CA和LA方程对二元混合物的生态毒性进行了预测，并与实验数据进行了比较。我们还报告了根据目前可用的暴露数据和我们的毒性结果对医院废水用抗生素混合物进行的风险评估

  1. 材料与方法
    1. 试剂与材料

本研究中使用的抗生素属于不同的类别，它们的选择是根据在布宜诺斯艾利斯（阿根廷）医院的使用情况和在医院废水中的发生情况。选择纯度大于98%的化合物：氨苄西林（CAS no。69-53-4，巴戈。阿根廷），阿莫西林。26787-78-0，阿根廷罗默斯，头孢噻嗪（化学文摘社第153-61-7号，阿根廷凯夫林伊瓦克斯）。环丙沙星。85721-33-1，阿根廷拉扎尔），庆大霉素（不含。1403-66-3，Richet，Ar-gentina）和万古霉素。1404-90-6，阿根廷克洛纳尔）。从藻类和原生动物，英国（CCAP NO 278/4）的培养集中获得绿色海藻假假丝酵母（科尔什科夫），并在基础培养基（BBM）中保持无菌生长条件（(Archibald and Bold，1970）。藻类的原代培养维持在指数生长期（约2.5times;10^6细胞ml-1）。在125毫升烧瓶中，含有50毫升灭菌的BBM培养基，在80转/分的摇瓶上，在连续的冷白色荧光灯（80 HM光子m-s）和22plusmn;2℃下搅拌培养物。新鲜藻类培养基是在高纯度水中制备的，该水是从密理孔体系中获得的，保持在PH 7.2。

    1. 抗生素分析程序

用高效液相色谱法（HPLC）在无藻类的培养基原液中测定抗生素的浓度。藻类培养基，初始（0h）无任何藻类最后一次（72小时）。液相色谱仪系统为惠普1100，配备有G1314 a VWD可见光和紫外检测器、G1329 a自动采样器和G1316 a恒温柱烘箱。操作色谱柱在25℃下，注入20mu;l的样品体积。流动相为甲醇和缓冲液的混合物pH值4.4（95:5）。定量测定使用外部标准。两组间无显著性差异标称和测量的暴露浓度（大于98%。因此，在本研究中，数据分析采用了名义浓度。整个过程实验期间，被测化学品的浓度在87%的标称浓度下几乎保持恒定对于AMX，其他抗生素溶液的比例超过91%。

2.3.毒性生物测定

在每次毒性试验之前，直接在BBM新鲜藻类培养基中制备抗生素的毒性生物测定储备溶液。抗生素浓度范围为0.1-2000毫克/升（AMX、AMP、CEP和VAN），以及0.1至200 mg /L（CPF和GEN）。每种抗生素及其混合物的稀释液也在藻类培养基中制备，并仔细监测溶液的PH值。用固定比例（1:1）和浓度范围为0.1mg/L到50mg/L的组合配制的连续稀释液对抗生素的二元混合物进行测试。

根据加拿大环境部（2007年）的规定，在无菌96孔微孔板上进行50 mg I-I生物测定。在每口井中，在190 HI-BBM中稀释指数生长期的10 Hl藻类培养液，使用或不使用抗生素，获得25 000细胞每ml的初始细胞浓度-每种抗生物素浓度在4个重复中进行测试，但对照组测试了8个重复。在相同的标准条件下进行72小时的试验，接种培养细胞密度在生物测定结束时通过620 nm处的吸光度进行估计。在三个独立的实验中对每种抗生素和联合用药加一个对照品的五到七种稀释液（串联稀释因子=5）

2.4.数据分析

生长抑制以对照的百分比表示。每种抗生素和每种抑制10%（EC10）的二元混合物的浓度。20%（EC20）和50%的藻类生长相对于对照生长（EC50）是通过调整作为抗生素浓度的函数的效应（生长抑制值）来确定的：Y=A2 [（A1-A2）/（1 （x/xo）^p）]。其中p是斜率参数，xo是曲线的中心点，A和A2分别是上渐近线和下渐近线。使用Origenpro 8程序得到图形和方程。为了分析每种抗生素及其二元混合物的抑菌效果，进行了单因素方差分析（ANOVA）和Dunnetts事后检验。p值小于0.05被认为具有统计学意义。

2.5.基于CA和LA方程的混合物毒性预测

抗生素二元混合物的实验毒性基于两个最广泛使用的可加性定义CA和IA的预测方程计算（Altenburger等人2004）。CA是基于混合组分具有相同的作用位点和相似的作用模式的假设：然后由式（1）计算二元混合物。式中，Ci是引起总效应x%的n-化合物混合物中第i组分的浓度，EC是单独使用时引起相同效应（x％）的组分i的浓度。C/Ec组分也被称为毒性单元（TU），根据其值，它可能表示一种系统性（TUlt;1）、拮抗性（TUgt;1）或加性效应（TU=1），LA模型基于混合物成分独立作用并具有不同作用部位的假设。这一概念意味着一种物质的效果不应在另一种物质存在的情况下改变。根据方程Ecmix=1-I（-E（C1）（1-E（C2））计算二元混合物的LA模型，其中Ecmix）是总混合物在cl和Cz浓度下引起的效应，E（c）和E（C2）是每个单独组分在其浓度下单独施加时会引起的效应存在于混合物中。将得到的各二元混合物与实验结果进行了比较。

2.6.抗生素混合物的风险商评估风险商（Ros）

试图估计由环境中污染物浓度引起的实际潜在生态风险（gonzalez-pleiter等人，2013）。该商是根据预测环境浓度（PECS）或测量环境浓度（MECS）与预测无eflect浓度（PNECS）之间的比率计算的（EMEA，2006，Sanderson等人2004）。根据等式（3）PNEC=Ecs/1000（其中Ecsn是cach单独抗生素的Ec5o），将先前转换为Mmol/L的Ec50值除以1000的评估因子，得出混合物中给定毒性i的PNECI值。我们使用之前转化为umol/L的PECS值估算了每种抗生素的活性氧（RQ，）（gonzalez-pleiter等人，2013年）。这些数值来自阿根廷布宜诺斯艾利斯一家重要医院的抗生素使用情况（Magdaleno等人，2014年）。那么，对于每种化合物，式（4）如下：RO=PECI/PNECI RQgt;1表示水生环境的生态毒理风险RQlt;1表示二元混合物对水生环境没有生态毒理风险，使用以下等式Rqmix=PEC/PNECMX估计六种抗生素混合物的Rqmix，其中PNECMIX是Ec5omix/1000

  1. 结果与讨论
    1. 个别抗生素的毒性

抗离子CPF和GEN引起的剂量依赖性生长抑制如图所示。1，CEP和VAN引起的剂量依赖性生长抑制如图所示。2，低浓度CPF和GEN均为剧毒。此外。CEP在低浓度下比VAN毒性更大，但曲线在近400 mg-I时达到一个平台，而VAN曲线在近1000 mg/L时达到一个平台。另一方面，对AMX和AMP的处理在浓度高达2000mg/L（小于10％生长抑制）时没有效果，表明这些抗生素对藻类没有毒性（图3）表1显示了单独测试的抗生素的EC10、EC20和EC50值本

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