抗生素四环素的环境——一个审查

文摘

四环素(TC)广泛用于治疗动物疾病,以及在动物饲料添加剂sub-therapeutic剂量动物疾病预防和促进动物生长。由于其在环境中广泛使用和广泛的患病率和持久性,可能有不可预见的后果。牲畜排泄物的长期应用会导致土壤中抗生素的积累,对生态环境产生负面影响,导致TC残留。检测抗生素在河流和湖泊已被广泛报道。然而,系统回顾讨论剩余条件在各种环境和TC的行为,以及各种影响因素TC吸附和滞留在环境中,需要和这里介绍。在相同的宽度,阻力研究动物,植物,微生物和耐药机制和替代品。整体概述现有的检测技术和评价环境影响由于TC和药物的最新研究证明对环境的影响也被总结。

关键字

四环素、吸附、残留、阻力、生态毒性、检测技术

介绍

抗生素

抗生素是由微生物产生的抑制或杀死其它微生物在浓度较低的情况下。广泛使用的抗生素,根据子类别的化学结构可分为beta-lactam,喹诺酮,四环素(TC),氨基糖甙类、大环内酯类和磺胺类药。很长一段时间,抗生素主要是用于人类和动物疾病的治疗。他们也添加到动物饲料对动物疾病预防和促进增长。像大多数的抗生素不能完全被生物吸收,约90%的抗生素原型或通过肥料或尿液代谢物被释放的病人和牲畜进入环境中,如土壤和水,导致某种程度的污染。目前,抗生素的污染问题已成为一个重要的环境问题在许多发达国家(如欧盟和美国)和相关研究正在迅速发展。

因为抗生素通常用于医疗和畜牧业,抗生素在环境中主要是来自于医药和农业药物。人类食用的动物食品抗生素残留,通常表现出慢性中毒,进一步导致畸形,突变,癌症,和胚胎毒性1]。许多抗生素是水溶性,约90%从身体通过尿液和75%通过粪便排泄2]。因此,第一批的声浪疼痛可能是听到了水环境的污染。然而,直到1990年代末,没有系统的研究探讨水生环境中抗生素的残留和污染问题。最近的研究表明,八十多种抗生素药物,如大环内酯物、磺胺类药、和TC的水域中发现在奥地利,德国,英国,意大利,西班牙,瑞士,荷兰,美国,日本3- - - - - -5]。

TC的来源

抗生素在环境中主要来自医疗畜牧业。医疗抗生素包括:(1)丢弃过期在医院抗生素;(2)抗生素残留在瓶和设备;(3)出院处方抗生素通过病人的粪便和尿液。畜牧业抗生素可能包括:(1)损失的兽药生产过程或过期药物放弃;(2)从使用药物残留;(3)残留的尿液或粪便从动物增加了sub-therapeutic剂量长期喂养。未经处理的动物作为农业肥料有机肥料是抗生素的主要途径之一进入土壤环境。近年来,随着畜牧业的增加以及饲料工业的发展,TC,大环内酯类、青霉素、磺胺类抗生素作为饲料添加剂被广泛应用在畜牧业和水产养殖6]。据统计,使用抗生素在动物养殖是在美国每年约11000吨,约占70%的抗生素消费总额(7]。相同的估计也为欧盟和中国(8]。在兽医抗生素土霉素(OTC)和TC是最广泛使用的。

尽管抗生素兽药和饲料添加剂来防止疾病和生长促进发挥了重要作用在打击畜禽疾病,抗生素通过口服或肌内注射到动物不能完全被吸收;因此,他们中的大多数与尿液和粪便排泄。据估计,大量的抗生素原型或代谢物形式排泄尿液或粪便约40 - 90%的剂量承认(2,9- - - - - -11]。的金霉素(CTC)治疗猪的粪便池可以达到1.0毫克公斤¹(12),而TC液体有机肥料的数量可能达到20毫克公斤¹(13]。因此,当使用肥料作为农田有机肥料含有未经处理的抗生素,这些抗生素成为兽医抗生素在土壤环境的主要来源(14]。

为什么四环素

TC抗生素是由分离从链霉菌属spp。如美国viridifaciens或美国aureofaciens(15];CTC的分离美国aureofaciens(16];和场外的分离美国rimosus(17]。药用,TC禁忌钩端螺旋体病,放线菌、立克次体、支原体和大病毒,因此,被称为广谱抗生素(15,18]。TC是迄今为止最常用的抗生素的畜牧业在全球最大的生产和销售(19]。与农业应用的牲畜粪便直接进入土壤环境,TC可能导致生态健康和安全的影响(2),因此研究TC的命运和运输环境中受到了特殊的关注。

抗生素的使用可以诱导抗病原体,特别是由于长期使用大剂量的抗生素在饲料。此外,抗生素可以导致抗生素耐药性基因的一代之间可以传递不同的细菌(20.]。一旦这些抗性基因转移到病原菌,威胁人类健康的效力将会增加。此外,其他TC的影响包括重复感染、肝毒性、TC牙齿——肾毒性、胃肠道反应和过敏反应(20.,22- - - - - -24]。

对植物生长的影响和发展可能更糟的是,当含有抗生素动物粪便和城市污水应用于农田。大约有0.009 ~ 0.012毫克¹TC在动物肥料产品用于液体文化X的圣诞花。抗生素对植物生长的影响取决于它的化学性质,剂量的使用,土壤吸附能力,和植物物种。因此,从上述健康问题,阻力,抑制植物生长,研究如何消除抗生素污染水,尤其是饮用水和地下水,将会是一个重大的问题。

四环素的更多细节

TC与pKa1三个pKa值、pKa2和pKa3 pH值3.3,7.7,和9.7,分别为(图1)[25,26]。它的分子量为444.44 g摩尔¹。pKa1是由于氧的质子化作用在C3的位置,pKa2来自二甲基胺基团的质子化作用,而pKa3源于氧气绑定C10的质子化作用和C12职位(26]。稍后的研究证实,pKa2是由于氧的质子化作用束缚在C10和C12位置和pKa3是由于二甲基胺基团的质子化作用绑定在C4的位置(图1)[27]。在pH值< 3.3,TC阳离子形式存在;在pH = 3.3 ~ 7.7, TC既存在。其中,几乎近电中性pH = 5.5。随着pH值的增加,TC负电荷的分子的比例增加。当pH值达到7.0,TC分子25%的TC阴离子形式(25]。在pH > 7.7, TCs作为阴离子存在(单价阴离子,+,-,二价离子,0 - -)。

此外,它的日志Kow(辛醇之间的分配系数和水)值是-2.2到-1.3,其溶解度约为1.7 g L¹(28,29日]。作为Kow值代表了土壤中疏水性有机物的吸附,低Kow TC表明它的价值更多的亲水性,可证实的高溶解性、低活性炭上吸附能力(30.]。此外,固-液分配系数L kd 300 ~ 2000公斤¹(31日]。

TC的名字源于它的四个基本环(A, B, C, D) (图1)。TC有更高的溶解在甲醇和乙醇等醇类,但其溶解度很低在乙酸乙酯等有机溶剂中,丙酮、乙腈(32]。离解常数的精确分布尚不清楚(33]。在碱性条件下,氢键能力和OH-12a之间出现在TC的结构(图1)[34]。在酸性和中性条件下,由于质子化作用能力,最初的键被破坏,损坏,结构和氢键相互作用发生在O-3 [35]。TC通常含有少量的杂质(如降解产物)。TC的主要杂质是epitetracycline(等)和anhydro-tetracycline (ATC)。在pH = 2 ~ 6, TC的差向异构化作用形成的比例将发生,主要在c - 4 (36,37]。当从环境样品中提取使用TC Mcllvaine缓冲溶液pH值4下,等的形成可以忽略不计(38]。下溶液的pH值2提取使用Mcllvaine缓冲TC提取的动物饲料,只等被发现和场外或TC差向异构化作用不会发生39]。在强酸性条件下,存在一个质子转移在11 / O-12。在C-5a H,哦在ATC来自其他脱水反应的ATC稳定(31日,40]。对于身份不明的降解产物,它证明了显著的退化(降解率> 90%)的TC发生在强酸性条件下(1摩尔L¹盐酸)4天后,而场外的降解率为40%。CTC原始结构仍保持与降解率为6% (41]。因为TC很容易退化4-isomers,为了获得重现性,在提取和测量条件下,降解的可能性的检查是非常重要的。

TC 64种不同的互变异构体。然而,一般来说,通常有两种结构,一个是扩展(图2一个),其中二甲基胺官能团是下面四个环的表面;而扭曲的(图2 b),官能团的以上四个环的表面。前者是出现在碱性溶液中,而后者在酸性中性的解决方案(42- - - - - -44]

四环素残留的环境

抗生素是经常发现在地表水、地下水,废水,具有很强的吸附在沉积物作为近年来研究[44- - - - - -53]。这些研究证实了普遍存在的抗生素在土壤、地表水、地下水、沉积物、城市污水和肥料。因为它的价格低,大规模使用和毅力在许多国家造成了残留在环境中。当TC进入人类或动物的身体,改变这些药物的理化性质和生态毒性变化由于氧化、还原、水解、和共轭键(吉布森和Skett, 1986),但出院后,代谢物质可能恢复母公司化合物(54]。

水

抗生素的使用生长激素对人类和动物产生重大影响的地表水和地下水。二十年前,瓦第一次描述了抗生素残留在地表水,及其研究小组发现磺胺类药和TCs内容1μg L¹在英国的河流,紧随其后的是更多的抗生素被发现在地表水。在139年发现的河流在美国在1999年和2000年,TC的浓度,大环内酯类、磺酰胺类和氟喹诺酮类原料药介于0.06和0.69之间μg L¹和95种已知的有机废水污染物(owc)在82年发现河流与抗生素的浓度在0.01 ~ 150μg L之间的范围¹(55]。TC及其分解产品检查土壤和地下水的长期肥料的应用,各物质的浓度小于0.5毫克L¹(56]。在韩国,抗生素被发现超过80%的地表水、饮用水和废水57]。

此外,使用抗菌药物导致的排放的生活污水,并最终进入污水处理厂。TC还发现在八个污水处理厂污水处理过程后的五个城市在加拿大最大浓度0.01μg L¹(58]。几个样本污水处理厂在威斯康辛州显示,80%检测TC和场外的浓度的支流水域48±3和47±4μg L¹,分别。污水处理过程后,其浓度仍然是3.6±0.3,4.2±0.4μg L¹分别为(59]。除了环境的污染,在环境中广泛存在的抗生素可能会增加细菌耐药性的传播(19,47]。

抗生素对环境的污染是全球性的问题;这些物质一般具有高生物活性和持久性,这决定了它不可避免的潜在的生态环境风险。特别是随着现代畜牧业的快速发展,抗生素的威胁生态系统以及人类健康正在增加。虽然,制药和个人护理产品等新兴污染物(PPCPs)引起更多的生态和环境问题,吸引了越来越多的关注,研究PPCPs环境污染仍在伟大的需要(44,60- - - - - -62年]。

土壤

众多研究表明,抗生素残留在土壤或土壤肥料μg 11 - 300公斤¹,其内容是接近其他农药在土壤的标准(14,13,63年- - - - - -67年]。有一些研究的结果之间的差异。CTC的内容,场外,TC在动物肥料是46,29日和23毫克公斤¹分别为(68年]。在意大利和土耳其,场外交易的内容和在土壤肥料CTC是500μg公斤¹(69、70)。在德国,丹麦和加拿大、OTC、CTC和TC含量低于100μg公斤¹(63年,70年,71年]。这些结果与不同地理区域的气候因素如温度和湿度影响土壤中抗生素的环境行为;通常高温和高湿度有利于降解抗生素的72年]。此外,还有其他重要的控制因素,如肥料种类(猪粪、鸡粪等),受精后施肥方法和采样时间。土壤特性和农业条件都影响抗生素含量在土壤肥料,和这些因素可能彼此交互。抗生素在土壤肥料内容可能有巨大的变化随时间(73年]。

动物粪便作为有机肥应用于土壤提供养分。粪便中残留的抗生素会累积在土壤肥料的长期使用。研究的两个不同的土壤在德国从2001年到2003年,人们发现TC更持久的砂质壤土中含有肥料,和它的浓度维持在150μg公斤¹(13]。与此同时,大约有330克的TC和7克的CTC来自土壤的肥料每公顷(在0到30厘米)的深度调查了从2000年到2002年。最高平均TC浓度是400μg公斤¹农业土壤表面(0到10厘米),μg 86.2公斤¹(0 - 10 cm), 198.7μg公斤¹(10厘米至20厘米),171.7μg公斤¹分别为30厘米(20厘米)。另一方面,CTC的浓度是4.6到7.3μg公斤¹在三个子层的深度30 - 90厘米,没有检测到地下水CTC,这表明TC可以与一个贫穷的强烈吸附在土壤流动(13)发现了TCμg 52公斤的浓度¹土壤中被发现在加拿大63年]。研究动物的迁移系统的TC -粪便土还指出,长期应用antibiotic-containing粪便会导致土壤中抗生素残留,这牛的肥料应用于土壤有281.34,67.25,和3.60毫克公斤¹70年后TC的22日,114天在0 - 5 cm土壤的深度73年]。以上研究说明TC在世界上的广泛使用也导致缓慢降解,和积累的TC土壤肥料造成很大的潜在威胁的土壤环境。

肥料

抗生素不能完全吸收的生物。大约30至90% TC出来作为原型与尿液或粪便污水,并坚持长期在土壤中。54个样品分析的鸡的肥料和28的牛的肥料样品收集的8个城市在中国,59060年和59590年显示检测到场外的浓度μg公斤¹21060年和27590年的和CTC浓度μg公斤¹分别在鸡和牛的粪便(74年]。分析30猪粪,20个鸡,和30个土壤样本收集来自澳大利亚陶醉CTC的最大浓度、场外,和TC 46000 2900 0和23000μg公斤¹(68年]。在集约化养殖场,研究表明,21%场外绵羊粪便中有农药残留,17 - 75% CTC残留在公牛的粪便75年]。在为期五天的口腔实验中,60000年的额外μg公斤¹剂量的场外到五十西门塔尔牛导致半衰期为30天,和场外残留物还检测到5个月后820μg公斤的内容¹(13]。

动物的内脏和肌肉组织和其他人

有100个牛肉和鸡肉样品来自台湾的南部,41岁和27个有效样本,分别(76年]。的41个牛肉样本35 TC残留物,6 41 TC和CTC残留物。27个鸡肉样品CTC残留。在日本,在观察从1985年5月到1998年3月,424份样品中(147牛肾脏和277猪肾脏)131个样本包含TC, CTC,场外,强力霉素(DC)残留(77年]。在1998年在比利时进行调查,使用酶免疫测定(ELISA)方法,12和19个样本积极19猪肉和21鸡肉,分别为(78年]。进一步测定高效液相色谱法(HPLC)显示10到18个样本含强力霉素,分别。在比利时在2001年,在250个样本(228肉鸡和27日土耳其大腿),16日有强力霉素检测(79年]。此外,一些报告显示抗生素残留在动物骨骼37,80年,81年]。

环境中的四环素吸附的影响因素

残留的吸附是一个关键因素影响,分布、迁移、转换和最终目的地的抗生素。因此,许多研究把重点放在了抗生素吸附行为。这些研究包括场外吸附在土壤和粘土矿物和有机物(25粘土矿物(上),47),在铝和铁的氧化物49),在金属oxiderich土壤(48),在许多土壤(48,53,82年,83年]。在自然条件下,许多因素影响抗生素从水中吸附行为,包括抗生素的物理和化学性质以及环境因素如温度、pH值、离子强度、多价金属离子,氢键,协调债券,阳离子偶极键。

温度

通常情况下,污染物在土壤或粘土矿物的吸附过程是放热或吸热。诺氟沙星吸附的热力学行为的研究表明,土壤吸附过程是一个放热反应(84年]。另一方面,结果表明,吸附伊利石等粘土矿物和坡缕石吸热(45,46),但放热高岭石(62年]。

pH值

pH值有很大的影响通过改变电荷吸附状态的抗生素和吸附剂。场外,例如,作为一个阳离子存在场外+在pH值< 3.6;作为一个中立的物种OTC0 3.6中性< pH值< 7.5;作为一个阴离子场外,pH > 7.5。当吸附剂如粘土矿物与大量的可交换阳离子表面上,场外+吸附将增加与pH值减少由于增加CEC (47]。当吸附剂是一种金属氧化物,由于强烈的表面电荷变化与pH值变化,场外和金属氧化物可以排斥由于相同电荷的表面酸性和碱性的解决方案,因此,导致吸附量较低。的最大吸附量发生在中性pH值(48,49]。有机物吸附剂时,因为它包含了几个官能团,特别是对于deprotonated物种(如:羧基)。去质子化程度的官能团在低pH值条件下,小场外可以通过氢键结合有机物。随着pH值的增加,首席运营官,增加deprotonated增强,氢键减弱,导致吸引或排斥相互作用的场外+或OTC - coo -通过静电相互作用[50;86年]。

TC可以作为阳离子的形式存在,两性离子,阴离子分别在不同pH值条件。在酸性条件下,TC阳离子形式存在,通过阳离子交换吸附在土壤或粘土矿物或静电吸附带负电荷的粘土矿物表面。在碱性条件下,TC多数以阴离子形式存在,这将导致静电斥力与带负电荷的粘土矿物或土壤表面,从而降低吸附。因此,吸附量会逐渐减少与pH值增加。

阳离子交换能力(CEC)

一般来说,膨胀粘土的表面积可以分为内部和外部表面。通常,吸附剂具有高CEC值可以提高吸附。TC吸附对累托石(86年),伊利石(IMt-2) [44),坡缕石(PFl¹)[45)和蒙脱石(MMT) [44]表明吸附能力的顺序是MMT > PFl¹>累托石> IMt-2,同意他们的CEC值。

离子强度和金属的指控

这样的单价金属离子Na +和K +会影响吸附由于与抗生素作为阳离子形式吸附网站竞争。因此,基于阳离子交换,离子浓度的增加将导致竞争吸附,从而减少吸附的数量。吸附系数Kd值显著降低场外交易在蒙脱石吸附,氯化钠浓度增加从10毫米到510毫米47]。同样的趋势发生在TC吸附在粘土矿物45,46,62年,87年]。高离子强度可以显著降低TC腐殖酸吸附和水合氧化铁(50,88年]。

多价金属离子的存在(如Ca^{2 +},Cu2 + Mg2 +与和Fe3 +)是一个重要因素来控制一些抗生素的吸附行为。在高pH值,这些阳离子可以发挥桥梁作用,连接的带负电荷的部分抗生素和固体表面的负吸附网站通过共价键,抗生素和金属离子形成配合物,从而导致吸附(86年]。添加钙^{2 +}或Cu2 +在碱性条件下将大大促进TC吸附能力蒙脱石(72年,89年]。同时吸附和解吸土壤镉和TC肉桂显示增加并发TC吸附在Cd和增加的原因主要是由于桥梁TC和土壤表面的Cd (83年]。另一方面,存在铜(II)在土壤溶液抑制TC的吸附在土壤pH值小于4.7,由于竞争Cu2 +对TC TC-Cu复合物在水相,和积极的表面电荷的增加土壤铜(II)吸附(90年]。吸附的TC氧化铝参与形成的复合物(40]。同时,涂层的含水铝氧化物(郝)与土壤胡敏酸显著抑制TC吸附,由于改变了郝表面电荷特性和/或艾略特之间的直接竞争土壤胡敏酸和TC潜在的吸附网站(91年]。

有机物和溶解有机物

可溶性有机物的存在是另一个重要的因素来控制antibiotic-solid交互。许多官能团,如deprotonated−−首席运营官有机物,为抗生素提供吸附的可能性网站(92年]。抗生素之间的氢键和有机物的极性官能团可能进一步造成抗生素吸附(50]。一般来说,在土壤有机质的含量很低,它可以利用覆盖在粘土矿物表面吸附的网站(91年]。在低浓度、co吸附溶解有机物(DOM)可能会进一步促进抗生素的吸附蒙脱石(25]。相反,权力的重要增溶的DOM在高浓度时将从吸着剂促进抗生素的去除。

氢键

氢键是一种重要的有机分子的吸附机制粘土矿物的表面。它可以被视为一个偶极-偶极相互作用。由于氢原子作为两个电负性原子之间的一座桥梁,一个被共价键,另一个静电相互作用所吸引。有机分子可以形成氢键与oxyl集团或表面的羟基可以吸附土壤矿物质和水桥接。

四环素的行为环境

一旦抗生素废水的环境通过各种各样的方式,他们将呈现不同的行为像吸附、迁移、降解,和积累在土壤等各种环境介质,水、沉积物和植物。掌握迁移、转换、植物吸收、和TC的累积特点,分析他们的环境行为全面可以提供有效的去除的TC环境。

吸附和迁移

吸附对迁移有重要影响,活动,和抗生素的生物利用度,这在很大程度上取决于抗生素和土壤特征。此外,TC的吸附研究,CTC和OTC在不同土壤性质,如不同的pH值、粘土含量,土壤类型、阳离子交换,阴离子交换和有机碳含量,显示他们强烈吸附在土壤(特别是土壤为酸性和高粘度)7]。研究TC和CTC吸附钾calciumsaturated土壤粘土,腐殖质物质和clay-humic复合体表示,强烈吸附发生在土壤粘土,其次是腐殖质物质,然后在clay-humic复合物(53]。此外,结果表明,阳离子交换和吸附机制Ca-saturated土壤的吸附能力大于K-saturated的一个。腐殖质物质可能会削弱TC土壤上的吸附,特别是在土壤有机质含量高(50]。块使用降雨模拟的方法研究几种抗生素的外流趋势包括TC、CTC,磺胺噻唑(STZ)工作,磺胺甲嘧啶(SMZ)、红霉素(非常),泰乐菌素(TYL),和莫能菌素(MNS)径流(93年)发现,TC和CTC浓度没有显著减少径流后1小时。因此,进一步证实了TCs在土壤具有较高的吸附容量。矿物质和有机物的研究表明,土壤吸附的主要网站的抗生素,而疏水性、阳离子交换、阳离子桥接、表面络合作用和氢键吸附过程中扮演一个重要的(31日]。TC吸附降低土壤有机质对肉桂的减少(82年]。

TCs可以被植物和水生生物吸收。一些抗生素没有结合固体材料,使他们容易进入水生环境中,对地下水构成威胁。在土壤中,当TC浸到附近的河流,它甚至会影响生物体在河里最终在海洋生态系统。TC的迁移取决于不同的性质,不同的代谢途径和不同剂量的环境。

至于吸附,我们的研究团队使用七粘土矿物吸收TC (44- - - - - -46,87年]在不同环境因素下pH值、温度、离子强度。这些序列研究的目标是寻找吸附机制。最重要的结果表明,最大吸附量是1053更易公斤¹SAz的pH值1.5¹接近其CEC (表1)。阳离子交换是主要的吸附机制预计SYn-1和SWy-2低浓度(表2)。此外,证明了朗缪尔等温线研究模型适合表达七的实验数据(表2和图3)。为了进一步了解阳离子交换的机制,表面络合作用或氢键,其他粘土应(表3)。根据已发表论文,所有的机制是由离子的优点分析未经调整的pH值条件下(表3),小灵通被维护的解决方案的范围后阳离子或两性离子形式吸附(45- - - - - -47,62年,87年,94年]。因此,吸附的斜率和阳离子眠可以用来解释吸附机制。除此之外,我们不能获得机制在碱性或酸性条件下可获得从红外光谱数据(48,95)。另一方面,并不是所有的最大TC adsortion TC阳离子或两性离子形式下的时候发生阳离子交换机制。比如坡缕石。Sm是223更易在pH值为8.7 /公斤TC时以阴离子的形式(表3)。pH值吸附边缘效应表明,H +强烈竞争对TC在粘土表面吸附的网站降低TC作为阳离子形式存在时吸附容量(图1)[45看来,如果阳离子交换吸附机制,最大吸附量不一定是位于相同的pH值条件下,它仍然是由pH、离子强度等的影响效果。至于表面络合,如果眠之间的斜率线性和吸附物吸附阳离子很低,没有孤独的双氢,氧或氟机制应该是表面络合而不是TC等氢键吸附Syn-1 (94年),机制是归因于表面络合(表3)。

零电荷点(PZC)是一个重要的参数粘土矿物的表面电荷性质的表征。当溶液的pH值低于PZC,粘土矿物的表面肯定是由于质子化作用;当溶液的pH值> PZC,带负电;溶液的pH值= PZC,无电荷的表面。因此,粘土矿物表面的正电荷是美德的附着力酸溶液的氢离子在粘土表面。与pH值增加,H +已故的浓度和表面回到中立。一旦碱溶液的pH值,表面带负电。SAz-1蒙脱石(表1),在pH < pHpzc,粘土矿物的表面和TC都带正电;当pH > pHpzc,带负电。在这两种情况下,它应该是相互排斥的粘土表面和TC和吸附量之间应该低。但实验结果显示中酸或碱溶液中吸附(表1)。显然,不能简单地解释为静电吸附,吸附,但是这可能是归因于其他机制,如氢键,范德瓦尔斯,和分子间电荷分布、极性基团络合作用和疏水作用。

从这次调查中,我们还证实,吸附能力不仅取决于粘土的CEC值(表1),(96年- - - - - -98年),而且在功能上组TC或pH值(45,46,87年]。例如,最大的吸附是210更易公斤¹在pH值为8.7,TC的阴离子形成业务信道,45),带正电的官能团的存在的二甲基铵扮演了非常重要的角色,因此,提高吸附容量。在这种情况下,粘土膨胀或unswelling属性似乎没有发挥了重要作用。另一方面,吸附TC和眠金属之间的相关性(图4)更好的说明了吸附机制。此外,额外的数量(眠表2)认为其他机制(如氢键;阳离子桥接或复合物也起到了第二个角色在TC吸附。

退化

不同的抗生素在环境中可能进行水解,照片降解和微生物降解,有关其化学性质如水溶性、温度、光、pH值和剂量(1]。在水生环境中水解是最主要的行为。这张照片可以影响抗生素的降解过程在水中活动,并将发生在表层土壤和肥料的表面,但影响了照片退化过程的作用是相对较弱的比别人。微生物降解是环境退化的最重要的方式。

TC在不同的环境有不同的退化与半衰期从几天到数百天(99年]。在较低的温度下(4°C),次品是稳定的,但降解加速到更高的温度(43°C),半衰期为0.26±0.11天。另一方面,场外的曝光会导致光化学降解。此外,场外pH值稳定在3.0,它的半衰期是46±5天,但在碱性条件下迅速退化9±4天的半衰期。在吸收剂如膨润土、场外浓度下降了17%的5分钟内观察接触,和添加有机物质(鱼饲料)随着衬底,场外的浓度降低了41%,5分钟内联系[100]。雷竞技网页版在光照下,TC的半衰期是32,2,,3天non-steriled,蒸馏,河流和湿地水,分别。虽然是83,18岁,没有曝光的13天。相比之下,半衰期是9 1和蒸馏1天,河流和湿地水分别在无菌水(曝光)和他们18岁,11岁和7天(没有曝光)。在自然光照条件下,紫外线(UV)存在时,TC半衰期是26日17日和18分钟,分别相比,39岁,28岁和32分钟没有紫外线。矩阵的实验研究表明,紫外线光,扮演着重要的角色在催化的TC从水域。 The effects of light on TC may be considerably reduced in deep waters and in systems where sunlight is highly attenuated [One hundred.]。TC的退化的研究水和液体肥料表明TC降解率加速更明显比不通风的通风条件下和建议TC 8天内氧化降解[40]。堆肥的温度显著影响了场外的退化。研究快速降解场外的小腿粪肥,发现水平可抽出的场外的堆肥减少从115年μg g¹±8μg g¹干体重6μg g¹±1μg g¹干重前6天内孵化25°C下,导致降解率为95% (101年]。此外,可抽出的场外孵化的水平在室温和消毒混合物中减少37岁和35天后,只有12 - 25%。场外的代谢物孔隙水在土壤中除了dehydroxytetracycline非常稳定,半衰期的可能上升到270天(102年]。在实验室模拟试验,含水量的增加可以加速场外的降解,但在被水浸透的肥料,它变得非常耐用和退化大幅放缓72年]。另一方面,水分在肥料TC退化的重要因素;一个可能的原因是当湿度增加,有利于微生物的活动的增加99年]。药物的浓度及其排泄物的活动可能会增加水分的吸积,而吸附表面积减少和预防药物的降解粪便(103年]。

植物生长和微生物活动的影响

抗生素结合强烈的土壤通常有长半衰期,和这些药物可以被植物和影响微生物活动(104年,105年]。吸收的程度主要取决于植物的类型和抗生素。玉米等农作物,绿洋葱和卷心菜可以吸收场外(8]。九抗生素应用于植物中,只有三个是生菜在检测到大量吸收四人吸收胡萝卜,FDA和浓度远低于可接受的每日摄入量水平(104年]。因此,抗生素的吸收植物由于牲畜粪便传播不会造成明显的人类健康风险(104年]。

微生物有一定的积累TC土壤环境所造成的影响。研究表明,当土壤中磺胺嘧啶的残留量是0.003毫克公斤¹土壤微生物的还原能力Fe3 +下降了50% (105年]。然而,抑制取决于微生物的物种,对土壤微生物。研究抗生素在土壤和水中微生物的影响显示,只有7种抗生素在36典型微生物敏感,和他们的增长显著地抑制(106年]。大戟属植物的活动时抑制pulcherrima TC的浓度0.009 ~ 0.012毫克公斤¹(107年]。五大类别的常用抗生素的影响干扰蛋白质、DNA / RNA合成的费氏弧菌生长期间由于强烈的毒性抗生素这些细菌(108年]。植物处理浓度的TC 400毫克L¹限制在分支超过20周109年]。同样,对紫花苜蓿的生长抑制l .当OTC培养基中的浓度高于0.002毫米(110年]。调查的结果在最后出现的抗菌素废水的浓度在加拿大WWTPs表明浓度是不可能高到足以影响植物的生长和存活或细菌(58]。总的来说,显著抑制微生物的TC环境和植物的生长可以被植物吸收。因此,残留抗生素TC可以进入植物和导致通过食物链威胁人类健康(8,111年]。

生态毒性

抗生素通常有很高的生物活性和持久,使人类的必然结果和生物环境有潜在的健康威胁112年]。特别是随着现代畜牧业的快速发展,暴露在抗生素环境造成严重威胁生态系统和人类健康。虽然药物造成的生态和环境问题和PPCPs污染物吸引越来越多的关注,研究污染物造成的环境污染,TCs还限制,尤其是其污染机理和生态毒性研究仍处于开始阶段19,60]。因此,有必要研究生态毒理学。目前,研究水生生物的毒性反应引起的抗生素污染几乎集中在短期和急性毒性试验,主要讨论增长,死亡和繁殖条件由抗生素引起的。的生理生化性质的研究水生生物造成抗生素暴露在低剂量和长期污染的需要,。此外,许多实验室研究进行了,但他们中的大多数使用较高的浓度(毫克公斤¹)抗生素接触生物,这是非常不同于真正的残余浓度在水环境和难以解释生物体的毒性作用及其机制存在于真实的环境中。此外,值得一提的是,抗生素对细菌和藻类的影响通常发现2到3个数量级低于营养水平较高的毒性值(113年]。例如,进行了一项实验中,抗生素吸附各种植物导致生物体内积累在更高sulfadimethoxine内容(13 ~ 2000毫克公斤¹)和累积效应对根长明显高于茎(114年]。但是,没有抗生素的吸收效果测试领域的条件(9]。虽然抗生素不是TC,能见度,抗生素的生态毒理学性质的实验室工作必须与实践环境污染状况,实验室研究的结论可能会把一些新的灯在实际应用。

在水生植物的毒性

植物的生态毒性的研究,尤其是水生植物和陆生植物,造成TC主要是集中在在实验室模拟条件。TC的抑制作用对植物的影响表明,肽伸长活动S-30分数的豌豆的高等植物叶绿体是剂量依赖性的方式,抑制(p) ppGpp合酶活动的豌豆叶绿体提取物在体外也影响(107年,115年]。

在水生动物毒性

与水生植物相比,生态毒性对水生动物的报道吸引了更多的关注。TC可以抑制多种酶的活性在水生动物。9抗生素的急性和慢性毒性研究(包括TC)水蚤麦格纳表示,毒性(48小时EC50值)是1000和44.8毫克L¹分别为(113年]。此外,NOECs值是340毫克¹生殖的影响输出通常发生在浓度范围的5-50 mg L¹,这是至少一个数量级低于急性毒性水平。一个有趣的研究表明,场外可以显著抑制抗体水平,淋巴细胞的数量的下降,但是对鱼的存活率无显著影响(116年]。在一项研究中,14抗菌素WWTP废水样本中发现了在加拿大的浓度小于0.9μg L¹,这是不太可能导致水生动物急性毒性附近污水排放(58]。即使另一项研究表明,它不能排除慢性接触细菌和其他微生物的抗菌素将有助于抗生素耐药性的发展环境(117年]。

在水生微生物毒性

TC是用来抑制细菌的生长和发育,所以研究人员近年来做了大量的生态毒性研究细菌,真菌和微藻由于TC。一般来说,造成的毒性TC在原核生物(如蓝藻)高于单细胞真核生物(如微藻),单细胞生物体对抗生素的敏感性高于多细胞生物。例如,费氏弧菌的毒性研究表明,TC的EC50值是0.025毫克公斤¹(108年]。生长的抑制Tetraselmis chuii卤虫场外造成的结果表明,卤虫和敏感TC 70倍于Tetraselmis chuii [118年]。这一趋势被确认有许多类似的实验(119年- - - - - -121年]。微藻的毒性引起的TC主要反映在蛋白质合成的抑制和叶绿体代微藻,最终导致微藻的生长的抑制作用。此外,蛋白质合成的微胞藻属绿脓杆菌和Selenastrum capricornutum也抑制了TC (119年,120年]。

在土壤微生物毒性

微生物是土壤生态系统的重要组成部分,生态平衡失调可能是由于TC最终的选择压力影响土壤的质量和生育能力。研究场外对微生物的毒性效应是在在两个不同的土壤表面,进行土壤微生物和真菌生物量由熏蒸提取和麦角固醇的方法(122年]。此外,还有一些测量方法等微生物生物量的基底呼吸(BR)、脱氢酶活性(DHA) substrate-induced呼吸(先生)和铁(III)的减少。结果表明,在场外内容1000μg g¹,BR和DHA没有受到影响。此外,对微生物的影响通过场外与接触时间;雷竞技网页版短时间内的决心可能给出不准确的结果。场外土壤生物量显著下降,导致土壤真菌/细菌比例的增加。在实际环境浓度,场外也可以产生选择性压力土壤中的微生物。场外浓度的0.01,1,100毫克公斤¹观察,没有明显的死亡率Eisenia麻美国7 h和21 h后,虽然观察种子萌发率下降,但偶尔123年]。显然,没有明显的剂量/响应的影响。OTC场外浓度的100和1000毫克公斤¹土壤微生物的呼吸率抑制约16 - 25%,28 - 38%。肥料可以大大改变ecotoxic场外multi-species-soil系统的影响(123年]。

缺乏研究TC属性的生态毒性的研究主要集中在细胞和个人如土壤动物和水生微生物在急性毒性研究。虽然慢性毒性的报道已经出版,是专注于微生物的影响的社区甚至生态系统。此外,环境因素如重金属或营养物质可能影响TC的生态毒性。培养基的差异可能会导致测量结果的巨大差异与二价和三价金属离子络合与抗生素可能会增加IC50值,和这些因素被认为是(118年]。

电阻

大部分的药物在牲畜排泄物总是长期的半衰期和很容易积存在水域。如果这些药物不容易吸附在吸附剂上,他们将有高浓度的海域,将堆积在水生动物,导致慢性毒性的生物。微生物药物的选择压力下,长期暴露在药物可以抑制微生物的活动,刺激病原体的抵抗。耐药细菌可能感染动物和人类,抗性基因之间可能传播细菌,动物和人类124年- - - - - -126年]。在中国有一个真实的案例,一个病人是充斥着多重耐药菌株127年]。

近年来,许多抗生素污染对海洋环境和海洋微生物耐药性也被报道(128年,129年]。气单胞菌属的研究显示OTC-resistant孤立的转移salmonicida大肠杆菌(130年),但也气单胞菌属之间传输种虫害和大肠杆菌。(131年]。2005年,第一分离耐药细菌的空肠c被发现。这种细菌耐环丙沙星、红霉素和头孢曲松钠(132年]。因此,如何防止灾难性的爆发耐药已成为一个重大问题。

抵抗细菌

不合理应用抗菌药物可能会导致一些致病细菌耐药性增强,生产的多样性和形成了耐药菌株。这种阻力将获得由细菌和传递给下一代133年),并可能导致强烈的生产可行性细菌(134年]。细菌耐药的相关研究TC (135年- - - - - -138年)都集中在医学和畜牧业的使用。低浓度的抗生素在环境中共存的抗生素,抗细菌创造了很多有利条件尤其是对抗力移转应变和有一定的对微生物群落的影响139年]。此外,可能发生的影响通过先进的生物的食物链,从而破坏生态系统的平衡140年]。

内共生菌的动物,如沙门氏菌、尿素等离子体,链球菌和大肠杆菌作为存储库耐抗性指标和抗性基因的理解他们的属性和机制产生重大影响的预防和控制疾病。沙门氏菌在肠杆菌科是一种常见的重要的致病spp。沙门氏菌引起全世界每年约1600万人感染,其中060万人死亡(141年]。抗生素耐药性的菌株增加沙门氏菌耐药性的增加率(142年,143年]。据报道,美国疾病控制和预防中心(CDC),沙门氏菌TC电阻率从1979年的不到1%上升到1996年的34% (144年]。细菌耐药性的机制与质粒等许多因素有关。它可以通过结合细菌之间的传输、转换及转导,这些质粒传递会导致电阻甚至抗多种抗菌素的[的传播145年]。尿素等离子体(Uu)的主要病原体之一泌尿系统的感染。理解Uu感染及其敏感性改变药物可以更好地指导临床合理的药物使用146年]。TC Uu和阻力tetM质粒基因先后证实了它们之间的强相关性(147年]。猪链球菌(超自然)是一种人畜共患病,不仅引起猪的疾病(148年],但出现人类死亡[149年]。因此,理解苏的敏感性和耐药性TCs和抗性基因的关系将产生重要的影响疾病的有效治疗和预防耐药性。对于健康的猪在加拿大和英国,他们TC-resistant大肠杆菌的比例分别为83%和78.7%,分别为(150年;151年]。虽然TC阻力来自不同国家和地区的大肠杆菌可能不同,但TC耐药性大肠杆菌是最严重的抗生素。尽管阻力,growthpromoting药物的广泛使用在治疗和预防是紧密相连,不可分割152年]。此外,大肠杆菌在不健康的猪的TC阻力大大高于在健康猪(151年]。研究表明,78%的大肠杆菌在健康的猪有阻力,但只有47%在鸡(153年]。此外,大肠杆菌的电阻率在瑞士健康的猪和鸡分别为10.3%和6.5%,分别为(154年]。而电阻率的大肠杆菌在猪肉和鸡肉分别为76%和63%,分别为(155年]。细菌耐药性并不是唯一的。多年来,有迹象表明,抗病毒药物金刚烷胺指责广泛耐药的出现H5N1型病毒(156年]。

抗生素抗性基因

肥料的应用程序作为有机肥料含有TC-residues到农场生成一个选择压力的抵抗微生物在土壤环境中,诱导阻力TC基因(ARGs)发电机157年]。这是首次提出arg作为一种新型的环境污染物属于(158年]。因为ARGs在环境中具有持久性和可迁移,细菌之间的翻译和传播,因此,损失将大于抗生素本身(159年- - - - - -161年]。当前的方法治疗参数有plasmid-curing [162年- - - - - -164年]。由于结构的特殊性和生理、治疗机制的差异不同菌株的arg游戏并不是普遍适用的消除。最新的研究表明,铜应该防止横向传播(165年]。他们指出,快速死亡耐抗生素菌株和毁灭的质粒和基因组DNA观察对铜和铜合金表面,这可能是有用的在预防感染的传播和基因转移。

可以检测到PCR-DGGE ARGs,但不能定量(166年]。因此,越来越多的研究使用实时定量PCR技术探索环境参数的变化,这些量化结果得到更全面的和可信的158年,167年]。其他报告也证明使用抗生素和参数之间的相关性(166年- - - - - -169年]。

兽医的使用抗生素引起沙门氏菌感染的临床治疗的失败,导致人类死亡(170年]。DT104恶性压力来自猪肉出现在5例通过跟踪农场,屠宰场,患者在丹麦170年]。这个发现支持牲畜体菌株可以传递参数。其他的研究表明,耐药细菌在农场已经进入人体(171年- - - - - -173年]。

中国是世界上最大的抗生素生产和消费国家(127年]。一组调查TCs的三个大型养猪场的使用在中国[174]。大量TCs-resistant病原体被发现在农场周围的环境由于大量使用TCs没有监督。在所有收集样本,共计149种抗病基因被确定,能够承受所有主要的抗生素。转座酶的浓度在样例增加,促进了arg游戏的传播。这意味着TC-resistant细菌在人体内的传播的风险将会增加。同时,砷,铜等重金属在环境中也会加强微生物的耐药性(174年]。

抗性机制

有四个当前的耐药机制。流出,核糖体保护酶和一个未知的机制(152年]。除了第四机制只是发现的基因春节(U),其他的已经测序多个抗性基因,总数40,这些基因位于接合质粒或键移调175年,176年,)。一般来说,相信射流和核糖体保护TC阻力的主要机制,而革兰氏阴性细菌的主要机制是射流与春节等的基因(A),春节(B)和春节(C)。相反,革兰氏阳性细菌的主要机制是核糖体保护基因,如春节(W),春节(K),春节(L),春节(M),春节(O) [177年- - - - - -179年]。

最新研究发现一种新的“riboswitches”由氨基糖苷类抗生素和“开关”控制首次此类抗生素耐药性的耐抗生素病原体(180年]。随着抗生素的广泛应用,病原体耐药性增强。因此,找出如何形成新的机制抵抗成为难题。但新发现的riboswitches有望解决这个问题。研究证明riboswitch是个aptameric曾规定,小分子绑定导致抗生素耐药性的感应和存在在自然界细菌或高等植物。这是位于特定的非编码基因(180年]。这种监管机制被发现,导致的直接关注科学家来自不同国家的科学家。

抗生素的替代品

尽管有些科学家致力于研究和开发新的抗生素(85年),该研究小组发现一个关键的抗生素耐药蛋白TcaR,以前只能局限于双链DNA的结合能力(dsDNA),可能与DNA (ss)单链DNA相互作用强烈,重写前认知。它还提供了一种新的抗生素的研究和发展方向。结果表明,细菌内随着ssDNA的浓度增加,TcaR结合ssDNA不会dsDNA通过分析电子显微镜,电泳迁移率改变分析和圆二色性技术(181年]。

目前的研究正在努力寻找和开发新的添加剂或绿色饲料添加剂替代抗生素,像益生菌181年,182年]。其中包括中草药(183年,184年),酶制剂(185年,186年),益生元(187年,188年],酸化剂[189年,190年)、大蒜(191年,192年),和牛至精油193年- - - - - -195年]。特别是,益生菌可以促进消化系统的有益菌的生长,抑制有害细菌的繁殖,以确保肠道菌群的平衡无残留、无污染、低价格、效率高的特点。

最新的研究显示,人类汗液的抗生素肽能够栅栏隔开超级细菌在医院和致命的结核菌株(196年]。可以被激活的化学物质叫做dermcidin咸,微酸性的汗水和穿过细胞膜的有害微生物,最终杀死他们。科学家们希望利用肽研究和开发新药物的抑制一系列细菌。抗菌功能的蛋白质在身体的表面,当细菌试图入侵身体,这些天然抗生素发挥作用的先天免疫反应,以防止细菌侵入。然而,如何杀死细菌dermcidin机制仍是一个谜(197年]。

Tc环境样品的检测技术

环境中抗生素的残留和累积可以诱导耐药细菌,它对生态系统和人类健康构成潜在的威胁(198年,199年]。城市WWTPS是一个环境中抗生素污染的重要来源。近年来,抗生素的检测在市政WWTPs [200年- - - - - -203年]。抗生素在WWTPs可能是由于吸附在活性污泥204年]。剩余污泥应用于农田残留的抗生素可能导致迁移到土壤或地下水,造成二次污染通过食物链,最终危害人类健康(205年]。TC是经常发现在最后的废水WWTPs [206年,207年]。

研究抗生素的环境行为时,第一个问题是检测极限。ng的浓度通常是L¹(208年- - - - - -211年]。但它可能是几百μg公斤¹在土壤或沉积物212年]。

预处理

在预处理过程中,高效液相色谱法检测,提取是一个重要的步骤。弱酸性的EDTA-Mcllvaine和柠檬酸缓冲溶液常用于提取TC环境中的固体样品(73年,205年),食品(213年]。然而,当pH < 2, TC的分解将发生(18]。

溶剂萃取包括液液萃取、固液萃取、加速溶剂萃取法(13,209年,214年,215年],冻干法[3,216年)和固相萃取(SPE) [216年,217年]。这些都是常见的抗生素的分离和浓缩方法用于环境样品。因为SPE拥有丰富的优势目标分析和消除干扰杂质(55,218年],通常用作微量污染物的环境样品预处理方法,但提名(主要是胡敏酸)通常是高水,土壤和沉积物,单柱SPE不能完全删除它们(219年]。因此,必须消除有机物的干扰环境样品浓缩时(213年,219年]。分子印迹固相萃取的选择性(MISP)是用于提高SPE (220年- - - - - -222年]。此外,TC是容易和金属离子形成配合物213年),以避免矩阵之间的络合金属离子,在提取必须小心。

检测方法

主要方法是微生物法、薄层色谱法(TLC) [223年ELISA[73224]],高效液相色谱法(45岁,46岁,87225)和液相色谱-质谱(LCMS) [226年- - - - - -228年]。此外,这项研究还进行相关检测技术的TC残留或代谢产物229年- - - - - -231年]。检测方法的发展,检测限制已经达到3 - 7 L ng¹(211年,233年),可以检测TC高于0.01μg L¹在水里。但在水中在水产养殖领域,抗生素浓度可达1 ~ 6毫克L¹(210年]。微生物的方法和分析通常缺乏特异性。薄层色谱相比,它有类似的敏感性,但更高的特异性和容易区分一个TC抗生素从另一个233年]。

微生物检测方法

微生物检测方法被广泛用于生物样本的TCs的决心,但较少报道土壤等环境样品,沉积物或污泥由于其有限的敏感性和特异性234年,235年]。微生物的检测方法需要很长时间。这可怜的敏感性和特异性由于干扰与其他抗生素。然而,高效液相色谱的使用可能会导致误判由于类似的山峰,因此,微生物方法还是值得考虑的236年,237年]。因为TC-sensitive细菌不能区分TC衍生品和各种类型,进一步补充了薄层色谱,高效液相色谱法和ELISA分析类型的抗生素残留是必要的(238年]。

薄层色谱法

薄层色谱法(TLC)可分为两种方法高性能硅胶薄层色谱法(效果)和反相薄层色谱法(RP-TLC) [239年]。效果通常使用硅胶、氧化铝和纤维素吸附层添加了Na2EDTA为了消除金属离子的作用在固体/液体系统。RP-TLC,添加草酸是为了消除TC和之间的络合金属离子(239年]。薄层色谱的优点是简单、快速、不复杂的配件,但不能定量。因此,该方法适用于TC抗生素的快速定性鉴别混合物。

免疫测定

的分析研究也进行放射免疫检定法(RIA) (66年],ELISA [73年,240年),fluore免疫测定(FIA)和immunoaffinity色谱,等等……TCs RIA牛奶中残留进行检测,并进一步证实了LC / MS技术的检测极限1μg L¹(66年]。技术是有效的抗生素的初步检测。TCs和磺酰胺水和废水监测常规SPE-RIA技术(241年]。TC和泰乐菌素的检测限制地表水和地下水通过ELISA,分别为0.05和0.10μg L¹分别为(240年]。低成本、快速检测可用于初步检测TC, CTC,泰乐菌素在水里。

HPLC-UV / HPLC-FD / HPLC-MS / MS

高效液相色谱法是最常用的TC残留检测方法。它高效,快速,灵敏度高,但预处理是更复杂的和仪器昂贵。HPLC-ESI-MS-MS技术用于检测在河里TC和样品的检出限ng L¹(242年]。HPLC-MS被用来探测TCs和喹诺酮类药物残留的进口和出口的水WWTPs探测范围为4.0 ~ 6.0 ng L¹(243年]。同样的技术被用来检测TC残留在地下水和从养殖场污水的检测极限0.3 - -3.8μg L¹(244年]。固相萃取(SPE) -HPLC-DAD(光电二极管阵列检测器)是用于分析各种抗生素废水检测极限为0.1 ~ 40μg L¹(200年]。这个结果也表明,该方法可以是一个有用的工具来确定药品的数量退出WWTPs水生环境和评估的影响消除常规WWTPs制药化合物废水(200年]。HPLC-MS相比,HPLC-UV和HPLC-FD检测技术近年来用于较小的TC检测环境样品(204年,245年),主要是因为这两种方法需要衍生化试剂246年]。传统的光电二极管阵列检测器(PDA)需要完全分离,并测定的敏感性相对较低,样品预处理的要求。在ESI模型中,TC的敏感性可能影响矩阵。相反,在APCI模式没有影响。ESI更合适的极性、非极性比APCI模型和热不稳定的化合物,所以ESI应用检测TC残留在环境中更常见的和广泛使用的247年,248年]。即使这样,这项研究表明,场外有灿烂的检测结果和敏感性ESI和APCI模型下,特别是应急服务国际公司(132年]。

质/LC-UV/ LC-FD

分析HPLC-MS被广泛有效地降低背景干扰,灵敏度高、结果准确、可靠;因此,它是非常广泛应用(73年]。有可能的是,反相液相色谱(RP-LC) [249年,250年)与不同检测模式,如分光光度法(251年),荧光252年),fast-atom-bombardment质谱(FAB-MS) [253年]和MS-MS [254年,255年也占了上风。LC / MS-ESI (+) (-) / -APCI(+)(-)是用于检测TC和磺胺类药残留在地下水和地表水的检测极限0.05 - -5.0 ng L¹(133年]。质具有良好的灵敏度和选择性,可以定性和定量分析物没有完全分离。然而,废水和污泥等非常复杂的矩阵,矩阵的影响是非常大的,这样的强度分析物电离成为弱或强影响的重现性和准确性。为了提高灵敏度,一些流动相被修改含有乙酸乙酯(206年,甲酸13)、柠檬酸(13),草酸(206年)或甲酸(13,71年,244年]。但是,non-volatility化合物如草酸或柠檬酸在流动相可以屏蔽接口或沉淀在列(206年]。液体chromatography-fluorescence检测(LC-FD)和液相色谱紫外检测(LC-UV)通常只用于一些抗生素的检测,从而限制其应用程序和灵敏度相对较低。女士和质技术的发展,特别是电喷雾电离(ESI)和大气压化学电离(APCI)领域的应用拓宽了质,不仅在检测范围、灵敏度高,而且还具有较强的抗干扰能力。

HILIC

亲水相互作用色谱法(HILIC) [256年)是分离的色谱模式强烈极性和亲水性化合物近年来发展迅速257年- - - - - -260年]。由于流动相的低粘度,HILIC的极性化合物的分离性能优于RPLC [261年]。另一个原因是HILIC的流动相的兼容性和女士(262年]。有些极性有机污染物有特征吸收光谱在紫外区域。因此,HILIC-UV可以定量分析TC用于废水(263年]。实验证实,无界硅胶柱可以用于测定TC化合物;推翻现有的文献,硅胶柱不能用于确定这些化合物(264年]。

适体生物传感器等

小说aptameric生物传感器研究的快速测定TC (265年,266年]。寡核苷酸适配子是发现oligo-nucleotides指数富集配体的系统进化(SELEX)体外。它可以绑定蛋白质或其他小分子具有高特异性和亲和力267年,268年]。适体生物传感器,与传统的生物传感器相比,具有以下优势269年):1)一个很高的亲和力为他们的目标将小分子纳入他们的核酸结构或融入更大的分子如蛋白质的结构(270年];2)结合特异性高;3)寡核苷酸适配子通过体外方法加以分离独立的动物;4)寡核苷酸适配子是由化学合成和纯化很高程度上通过消除批次变化;5)aptameric结构简单,传感器层基于寡核苷酸适配子可以比基于抗体更容易再生层;6)更耐变性和有一个更长的保质期;7)寡核苷酸适配子可以被放大在选拔程序;8)的核酸酶敏感性非常重要的使用在体外和体内的应用271年),可以通过化学改性改善(272年]。也用于毛细管电泳分析TC残留的牛奶,血清和尿液样本273年]

环境影响

人类可能碰耐药微生物通过食物、饮用水或接触农场的员工,对人类健康造成潜在的威胁(雷竞技网页版172年]。此外,粪便或土壤含有耐药细菌可能进入水体,或通过空气传播尘埃和农场堆肥可以出售绿色有机肥料。耐药微生物在农业环境中应被视为有害物质(173年]。利用PCR技术提供了强有力的证据,场外化粪池内造成地下水的污染165年]。

抗焦虑药物的最新研究表明,消费(去甲羟基安定)可以让自然害羞鲈鱼(如丁)变得更大胆274年]。世界上所有下水道可以找到不同的药物残留,因为废水为水资源的生态循环系统,在长期,可能会影响生态环境。本研究旨在从下水道包含制药废水的生态效应。结果表明,鲈鱼的行为改变,不仅离开鱼群体,但饮食变得狼吞虎咽(喂养率增加)。这种变化的行为和饮食习惯造成生态影响等水生群落组成,因此,水生系统的功能。无论如何,这项研究建议oxazepam-contaminated水域鱼类健康和食物网结构改变(274年]。尽管这项研究只集中于去甲羟基安定,很可能这不同的药物残留在下水道可能成为一个紧迫的问题。

引用

1. kummer领军k .药物的环境:排放的药物,被医院诊断艾滋病和消毒剂在废水与其他来源——一个审查。臭氧层。2001;45:957 - 969。
2. Halling-Sørensen B,古称尼尔森年代,Lanzky PF, Ingerslev F, Holten Lutzhøft HC, et al .发生,命运和制药环境中物质的影响——一个审查。臭氧层。1988;36:357 - 393。
3. 赫希R,燕鸥T,哈贝雷尔K, Kratz KL。发生在水生环境中抗生素。Sci总环境。1999;225:109 - 118。
4. 人JL McHutchison詹、方TL Redeker AG)。抗类固醇,反应cyclosporine-sensitive,自身免疫性慢性活动性肝炎。中国新药杂志。1993;17:317 - 320。
5. 燕鸥助教。发生的药物在德国污水处理厂和河流。水资源1998》;32 (11):3245 - 3260。
6. 哈勒我,老米勒,McArdell CS,桤木AC,苏特乔丹。量化的兽医抗生素(磺酰胺类和甲氧苄氨嘧啶)动物粪便的液体色谱-光谱法。J Chromatogr a . 2002;952:111 - 120。
7. Sassman SA,李LS。由几个土壤吸附三种四环素:评估pH值和阳离子交换的作用。环境科学工艺。2005;39:7452 - 7459。
8. Kumar K,古普塔SC、Baidoo SK Chander Y,罗森CJ。抗生素的吸收,植物从土壤动物粪便施肥。J包围战。2005;34:2082 - 2085。
9. Jjemba P k .兽医和人类治疗性药物的潜在影响肥料和有机种植的植物,在耕地上:一个回顾。阿格利司。Ecosyst。环境。2002;93 (1 - 3):267 - 278。
10. Kumar K,古普塔SC, Chander Y,辛格正义与发展党。抗生素的使用在农业及其对陆地环境的影响。放置在阿格龙。2005;8:1-54。
11. 菲利普斯,Casewell M,考克斯T, B De Groot Friis C, et al。食品中抗生素的使用动物对人类健康构成威胁?发表的评论数据。J Antimicrob Chemother。2004;53:28-52。
12. 约翰逊Campagnolo E R, R K, Karpati,鲁宾C年代,Kolpin D W,出版社。抗菌素残留在动物粪便和水资源近端大规模猪和家禽饲养。Sci总环境。2002;299 (1 - 3):89 - 95。
13. Hamscher G, Sczesny年代,希望H, nautica H .四环素残留测定土壤中受精与液体肥料高效液相色谱与电喷雾电离串联质谱分析。肛门Chem.2002;74:1509 - 1518。
14. Baguer AJ,詹森J,克罗博士抗生素土霉素和泰乐菌素对土壤动物的影响。臭氧层。2000;40:751 - 757。
15. Moellering RC。特殊考虑怀孕期间使用抗菌药物,产后,新生儿。中国比较。Gynecol。1979;22日:373 - 378。
16. 达格B m .金霉素:继续寻找新的抗生素的产物。安N Y科学。1948;51 (2):177。
17. 芬利C,爱好G L P国安S Y, Regna P P, Routien J B,出版社。土霉素,新的抗生素。Sci。1950;111 (2874):85 - 85。
18. 奥卡河H, Ito Y,松本H .色谱分析食品中四环素抗生素。J Chromatogr a . 2000;882:109 - 133。
19. Sarmah AK,迈耶太Boxall AB。全球视角的使用、销售、接触途径,发生,命运和兽医抗生素(血管)的影响在环境中。臭氧层。2006;65:725 - 759。
20. Pico Y,安德鲁诉土壤中氟喹诺酮类原料药——风险和挑战。肛门Bioanal化学2007;387:1287 - 1299。
21. Gorbach SL, Bartlett詹。Pseudomembranous小肠结肠炎:回顾它的不同形态。J感染Dis 135增刊。1977;s89 - 94。
22. 汤普森Kasik我,JS。对抗生素过敏反应。地中海北部。1970;54:59 - 73。
23. 谁。药物信息。1995;9 (1):14
24. 谁。欧洲公共卫生。国家药品政策。丹麦。1979;12。
25. Kulshrestha P, Giese射频Jr, Aga DS。调查氧四环素在粘土和有机物的分子相互作用:见解在土壤因素影响其流动性。环境科学工艺。2004;38:4097 - 4105。
26. 斯蒂芬斯CR、井K, bruning KJ,伍德沃德RB。酸度常量的四环素抗生素。J是化学Soc。1956;78 (16):4155 - 4158。
27. 利森LJ,克鲁格我,纳什RA。关于第二个和第三个酸度的结构分配常数的四环素抗生素。四面体。1963;4 (18):1155 - 1160。
28. Colaizzi杰,Klink PR. pH-Partition四环素的行为。J制药科学。1969;58:1184 - 1189。
29. 米勒GH,史密斯霍奇金淋巴瘤,摇滚王、Hedberg s抗菌构效关系获得耐药微生物。1 r因子抑制由四环素耐药Echerichia杆菌。J制药科学。1977;66 (1):88 - 92。
30. Polubesova T, Zadaka D, L Groisman Nir美国水修复micelle-clay系统:案例研究对四环素和磺胺类抗生素。水资源2006》;40:2369 - 2374。
31. 通行费j .兽医药品在土壤的吸附:审查。环境科学工艺。2001;35:3397 - 3406。
32. Mitscher洛杉矶。四环素抗生素的化学。马塞尔。德克。Inc . 1978;352年。
33. 羌族Z,亚当斯c .电位测定酸离解常数(pKa)抗生素对人类和兽医。水资源2004》;38:2874 - 2890。
34. 田农H, Inagi t提出四环素的分区机制。化学制药牛(东京)。1975;23:1960 - 1968。
35. 欧洲鞋号JM,福特,Szymczak W,施耐德s .四环素的络合和anhydrotetracycline Mg2 +和Ca2 +:光谱研究。J体育杂志。1998;102 (46):9323 - 9331。
36. 陈WR,黄CH。用氧化铝吸附和转换的四环素抗生素。光化层2010;79:779 - 785。
37. 纳尔·库埃纳在M, Wegmann年代,科比、薯条r .四环素残留在宰杀动物的骨头。食品控制。2000;11 (3):175 - 180。
38. Pena,漆布厘米,对峙。确定土霉素、四环素和金霉素在牛奶通过液相色谱postcolumn衍生化和荧光检测。J采用AOAC公认的Int。1999;82:则高达55 -。
39. 《下田马丁内斯EE, w .液相色谱测定的差向异构化作用金霉素4-epi-chlortetracycline残留在动物饲料中残留,使用McIlvain作为萃取剂的缓冲。J肛门化学协会。1989;72:848 - 850。
40. 库恩M,您D,穆勒G, Agthe o .四环素在水和液体肥料的稳定。J兽医中华病理学杂志医学。2000;47:379 - 384。
41. Onji Y, Uno M, Tanigawa k .液相色谱测定四环素残留的肉和鱼。J肛门化学协会。1984;67:1135 - 1137。
42. 杜阿尔特哈,卡瓦略年代,Paniago EB,硅镁层。tetracyclinesdagger互变异构体的化学行为的重要性。J制药科学。1999;88:111 - 120。
43. Othersen噩,Beierlein F, Lanig H,克拉克·构象和四环素的互变异构体。J体育杂志。2003;107 (49):13743 - 13749。
44. Chang P。李H, Z,江泽民W-T,吉恩·j s。四环素的吸附和夹层肿胀粘土矿物。:粘土Sci。2009;46 (1):27-36。
45. 李常PH值,Z,于TL, Munkhbayer年代,郭TH, et al。吸附的坡缕石从水中去除四环素。J风险Mater.2009;165:148 - 155。
46. 李常ph, Z, Jean j s江W-T王CJ,林k - h。四环素的吸附2:1分层non-swelling粘土矿物伊利石。达成。粘土Sci。2012;67 - 68:158 - 163。
47. 菲格罗亚RA,伦纳德,麦凯AA。建模四环素抗生素吸附粘土。环境科学工艺。2004;38:476 - 483。
48. 菲格罗亚RA,麦凯AA。氧四环素的吸附铁氧化物和铁oxide-rich土壤。环境科学工艺。2005;39:6664 - 6671。
49. 顾C, Karthikeyan公斤。抗生素环丙沙星的吸附铝和铁的含水氧化物。环境科学工艺。2005;39:9166 - 9173。
50. 她顾C, Karthikeyan公斤,Sibley SD农协。与腐殖酸络合的抗生素四环素。臭氧层。2007;66:1494 - 1501。
51. Kulshrestha P, Giese射频Jr, Aga DS。调查氧四环素在粘土和有机物的分子相互作用:见解在土壤因素影响其流动性。环境科学工艺。2004;38:4097 - 4105。
52. Parolo我,Savini MC,水手JM, Baschini MT,燕麦属乔丹。四环素对蒙脱石吸附:pH值和离子强度的影响。达成。粘土Sci。2008;40 (1 - 4):179 - 186。
53. 小而得利,Laird哒。吸附四环素和金霉素K Ca-saturated土壤粘土,腐殖质物质,clay-humic复合物。环境科学工艺。2007;41:1928 - 1933。
54. 伯杰k彼得森b . Buningpfaue h持久性的药物发生在液体肥料在食物链中。档案Lebensmittelhygiene。1986;37 (4):99 - 102。
55. Kolpin DW,弗隆等,迈耶太瑟曼EM, Zaugg SD, ET al .医药、激素和其他有机废水污染物在美国流,1999 - 2000:一个国家侦察。环境科学工艺。2002;36:1202 - 1211。
56. Mackie RI,小池百合子,Krapac我Chee-Sanford J,麦克斯韦年代,et al .四环素残留和四环素抗性基因在地下水影响猪生产设施。生物科技动物》。2006;17:157 - 176。
57. 金正日SD,曹J,金正日Vanderford BJ,斯奈德SA。制药和内分泌干扰物的存在和去除表面在韩国,喝酒,和浪费水。水资源2007》;41:1013 - 1021。
58. 苗族XS,陈Bishay F M,梅特卡夫抗菌素的CD。发生在加拿大的最终废水污水处理厂。环境科学工艺。2004;38:3533 - 3541。
59. Karthikeyan公斤,迈耶太出现的抗生素废水处理设施在威斯康辛州,美国。Sci总环境。2006;361:196 - 207。
60. 棉絮,布鲁斯IB, Aga DS。地表水的脆弱性评估抗生素不同污水处理厂排放的污染。环境Pollut。2006;142:295 - 302。
61. 李Z, Chang PH值,Jean JS江泽民WT,王CJ。在溶液中四环素和蒙脱石之间的互动。J胶体界面科学。2010;341:311 - 319。
62. 李Z,舒尔茨L, Ackley C, Fenske n .吸附四环素与pH-dependent高岭石表面的指控。J胶体界面科学。2010;351:254 - 260。
63. 欧斯特莫,Godlinski F,特拉维斯GR,郝X,麦卡利斯特助教,et al .磺胺甲嘧啶、金霉素和泰乐菌素肥料和土壤的加拿大饲养场开始使用后的牛。环境Pollut。2008;156:1243 - 1251。
64. Karci balcioaÿlu IA。调查的四环素、磺胺类药和动物粪便和农业土壤中氟喹诺酮类抗菌化合物在土耳其。Sci总环境。2009;407:4652 - 4664。
65. 布莱克威尔凯P, PA, Boxall AB。一个浓度计的实验调查通过粘土土壤和兽医抗生素的浸出与现场数据进行比较。环境Pollut。2005;134:333 - 341。
66. 迈耶太,Bumgarner我Varns杰,Daughtridge合资,瑟曼EM, Hostetler k .使用放射免疫检定法作为抗生素的屏幕限制动物饲养和确认由液相色谱。科学。总环境。2000;-188 248 (2 - 3):181。
67. Thiele-Bruhn美国医药抗生素在土壤中的化合物——一个回顾。J植物减轻土壤。2003;166 (4):546 - 546。
68. Martinez-Carballo E, Gonzalez-Barreiro C, Scharf年代,甘斯o .环境监测的研究选择兽医抗生素在动物肥料和土壤在奥地利。环境Pollut。2007;148:570 - 579。
69. Brambilla G, Patrizii M, De菲利皮主持SP Bonazzi G, Mantovi P, et al .氧四环素作为环境污染物可耕种的土地。肛门詹学报。2007;586:326 - 329。
70. De Liguoro M, Cibin V, Capolongo F, Halling-Sørensen B, Montesissa c使用氧四环素和泰乐菌素强化小腿农业:评价转移到肥料和土壤。臭氧层。2003;52:203 - 212。
71. 雅各布森M, Halling-Sørensen B, F Ingerslev,汉森S h .同时提取四环素、大环内酯物和磺胺类药抗生素使用高压液体从农业土壤提取、固相萃取和液chromatography-tandem质谱分析。j . Chromato。答:2004;1038 (2):157 - 170。
72. 王问,老耶茨实验室土霉素降解动力学的研究在动物肥料和土壤。J阿格利司食品化学。2008;56:1683 - 1688。
73. Aga DS,奥康纳年代,Ensley年代,乔Payero,雪D, et al。测定四环素抗生素的持久性及其degradates manure-amended土壤中使用酶联免疫吸附试验和液相色谱-光谱法。J阿格利司食品化学。2005;53:7165 - 7171。
74. 赵L,董YH,王h .兽医抗生素的残留肥料在中国8个省份牲畜饲养场。Sci总环境。2010;408:1069 - 1075。
75. 蒙特福特MH Kalf DF,范·弗拉尔丁恩PL Linders简森-巴顿。兽医医药产品的暴露评估。Sci总环境。1999;225:119 - 133。
76. 阿里·阿卜杜拉·a·S。检测四环素和磺胺类药物残留的鸡肉和牛肉在台湾南部,国立屏东科技大学、台湾2003人。
77. 奥卡河H, Ito Y, Ikai Y,松本H,加藤K, et al .四环素残留的调查在爱知县患病动物的肾脏,日本(1985 - 1997)。J采用AOAC公认的Int。2001;84:350 - 353。
78. Missana T, Garcia-Gutierrez M,阿隆索,吸附锶到伊利石/蒙脱石粘土混合。体育和地球化学。2008;33:S156-S162。
79. De Wasch K, Okerman L, Croubels年代,De Brabander H,范霍夫J, et al .四环素抗生素残留的检测猪肉和鸡肉:筛选和确认测试的结果之间的相关性。分析师。1998;123:2737 - 2741。
80. 库恩Korner U, M,文策尔s .四环素残留在肉和骨头饭。第1部分:方法和检查的样本。食品添加剂污染。2001;18:293 - 302。
81. 库恩M Korner U,文策尔s .四环素残留在肉和骨头饭。第2部分:热处理对绑定四环素残留的影响。食品添加剂污染。2001;18:593 - 600。
82. 周包Y, Q, Wan Y .四环素的吸附特征两个土壤:土壤有机质的评估作用。土壤研究》2009年;47 (3):286 - 295。
83. 保Wan Y, Y,周问:同时吸附和解吸土壤镉和四环素的肉桂。臭氧层。2010;80:807 - 812。
84. 玛丽拉,Senthilram T, Suganya年代,纳L, Venugopal J,室利罗摩克里希纳年代,室利罗摩克里希纳S离心纺超细纤维网络作为潜在药物运载工具。表达变异较大。2013;7 (3):238 - 248。
85. Chang YM,陈CK, Chang YC,刘正王寅,侯MH, et al。马尔家族蛋白质功能研究ssDNA绑定能力从葡萄球菌epidermidis TcaR。《公共科学图书馆•综合》。2012;7:e45665。
86. 麦凯AA,坎特伯雷b .氧四环素吸附metal-bridging有机物。J包围战。2005;34:1964 - 1971。
87. 江Chang ph, Jean j s W-T,李z .四环素对累托石吸附机理。胶体冲浪Physicochem Eng Asp。2009;339 (1 - 3):94 - 99。
88. 顾C, Karthikeyan公斤。交互四环素的铝和铁的含水氧化物。环境科学工艺,2005;39:2660 - 2667。
89. 死胡同ML, Tjørnelund J, Halling-Sørensen b分布系数的测定(日志Kd)氧四环素,泰乐菌素,olaquindox在肥料和甲硝唑。臭氧层。2002;48:351 - 361。
90. 贾达,周DM、王YJ朱HW,陈莱托。吸附和cosorption铜(II)和四环素在两个土壤具有不同特点。Geoderm。2008;146 (2):224 - 230。
91. 顾C, Karthikeyan公斤。抗生素四环素的吸附humic-mineral复合物。J包围战。2008;37:704 - 711。
92. 她Sibley SD农协。互动的大环内酯物抗菌克拉霉素与溶解胡敏酸。环境科学工艺。2008;42:422 - 428。
93. 戴维斯詹,杜鲁门CC, Kim SC Ascough JC 2日,卡尔森k .抗生素运输通过径流和土壤流失。J包围战。2006;35:2250 - 2260。
94. 李,张t生物降解和抗生素的吸附活性污泥过程。环境科学工艺。2010;44:3468 - 3473。
95. Sithole BB,家伙RD。模型在水生环境中四环素。水、空气和土壤的污染。1987;32:303 - 321。
96. 戈德堡年代,Glaubig RA。硅硼吸附和释放的粘土矿物高岭石、蒙脱石和伊利石。土壤科学Soc是j . 1986;:1442 - 1448。
97. Tombacz大肠表面充电和粒子的相互作用在水性分散体的金属氧化物和粘土矿物。12 Ostwald-Kolloquium, 3月25日至26日,基尔,德语。2004。
98. 查莱特L,辛德勒PW, Spadini L,皮毛G, Zysset m .阳离子吸附在氧化物,粘土:铝的情况。水生科学。1992;55岁:291 - 303。
99. Doi M, Stoskopf M k oxytetracyline降解动力学的去离子水在不同温度、pH值、光、底物和有机物。J Aquat动物健康。2000;12 (3):246 - 253。
100. 时B,赫德利企业,河罗巴茨路行为和四环素的命运和湿地水域在加拿大北部大平原。托克斯J环境科学健康风险路径替换环境Eng .2007;42:109 - 117。
101. W, Arikan OA, Sikora LJ,马布里苏汗,促进GD。在粪便堆肥迅速减少的水平可榨出的氧四环素治疗治疗小腿牛肉。Bioresour抛光工艺。2007;98:169 - 176。
102. Halling-Sørensen B,古称尼尔森年代,Lanzky PF, Ingerslev F, Holten Lutzhøft HC, et al .发生,命运和制药环境中物质的影响——一个审查。臭氧层。1998;36:357 - 393。
103. Muangsiri W, Kirsch勒。daptomycin的碱性降解动力学。J制药科学。2001;90:1066 - 1075。
104. 史密斯Boxall AB,约翰逊P, EJ,辛克莱CJ, Stutt E, et al。兽医药品从土壤进入植物的吸收。J阿格利司食品化学。2006;54:2288 - 2297。
105. Thiele-Bruhn美国医药抗生素的微生物抑制不同的土壤——剂量反应关系确定铁(III)减少测试。环境Toxicol化学2005;24:869 - 876。
106. 范Dijck P, Van de Voorde h .环境微生物的抗菌药物的敏感性。:环境Microbiol.1976;31日:332 - 336。
107. Bradel BG, Preil W, Jeske h .缓解free-branching模式的大戟属植物pulcherrima四环素治疗。J PhytopatholPhytopathologi z . 2000;148 (11 - 12):587 - 590。
108. Backhaus T, Grimme LH。抗生素制剂对发光细菌的毒性费氏弧菌。臭氧层。1999;38:3291 - 3301。
109. 杨业鹏Cozzolino年代,菲奥里m .药害和吸收氟甲喹在集约化水产养殖水生杂草,Lythrum salicaria L .臭氧层。2000;40:741 - 750。
110. 香港WD,朱军YG。回顾生态毒理学的兽医医药植物和土壤微生物。亚洲J Ecotoxicol。2007;2 (1):1 - 9。
111. 杨业鹏,Civitareale C, Cozzolino年代,Casoria P, Brambilla G,高迪奥L .实验室模型来评估药害Sulphadimethoxine陆生植物。臭氧层。1998;37 (14):2957 - 2961。
112. Warman公关,托马斯RL。金霉素在土壤修正家禽粪便。加拿大J土壤科学。1981;61 (1):161 - 163。
113. Wollenberger L, Halling-Sørensen B, Kusk KO。兽医的急性和慢性毒性抗生素水蚤麦格纳。臭氧层。2000;40:723 - 730。
114. Brambilla杨业鹏,G, Cozzolino年代,高迪奥L .影响植物的sulphadimethoxine集约农业(黍miliaceum, Pisum一和玉米)。阿格利司。Ecosyst。环境。1995;52 (2 - 3):103 - 110。
115. 菅野开赛K, T, Endo Y,若狭K, Tozawa Y鸟苷脂鲤,pentaphosphate合酶活动在高等植物叶绿体:协会与70年代核糖体和抑制四环素。核酸研究》2004年;32:5732 - 5741。
116. Lunden T,当天艳阳高照,LOnnstrOm LG、Lilius EM, Bylund g的影响免疫反应的氧四环素和奥索利酸虹鳟鱼雄mykiss)。鱼贝类Immunol。1998;8 (3):217 - 230。
117. Goni-Urriza M, Pineau L, Capdepuy M,罗克·C, Caumette P, et al .抗菌素耐药性嗜中温气单胞菌属的种虫害隔绝两个欧洲河流。J Antimicrob Chemother。2000;46:297 - 301。
118. 费雷拉CS, Nunes BA, Henriques-Almeida JM, Guilhermino l .急性毒性的氧四环素和微藻florfenicol Tetraselmis chuii卤虫parthenogenetica和甲壳纲动物。Ecotoxicol围住Saf。2007;67:452 - 458。
119. Halling-Sørensen b .藻类毒性集约农业中使用的抗菌药物。臭氧层。2000;40:731 - 739。
120. Lutzhøft HH, Halling-Sørensen B, Jørgensen SE。藻类毒性的抗菌药物应用于丹麦养鱼。拱环境污染Toxicol。1999;36:1 - 6。
121. Brambilla杨业鹏、Civitareale C、G, Di Delupis GD。几个重要的农业抗生素卤虫的毒性。水资源1997》;31日(7):1801 - 1806。
122. Thiele-Bruhn年代,贝克IC。磺酰胺和四环素抗生素对土壤微生物活性的影响和微生物生物量。臭氧层。2005;59:457 - 465。
123. Boleas年代,阿隆索C, Pro J,费尔南德斯C, Carbonell G, et al .毒性抗生素土霉素的土壤生物在multi-species-soil系统(MS.3)和肥料co-addition的影响。J危害母亲2005;122:233 - 241。
124. Acar摩根富林明,冰川锅穴g .抗菌素耐药性在农场水平。科学技术。2006;25日:775 - 792。
125. Sengelov G, Halling-Sørensen B, Aarestrup调频。大肠杆菌和肠球菌的敏感性都有效隔绝猪和肉鸡四环素四环素的降解产物和分布阻力因素在大肠杆菌从食物的动物。兽医。Microbiol。2003;95 (2):91 - 101。
126. 曾经是个牙具生产商m .兽医是个没什么明星脸使用,抗生素耐药性。当今Microbiol 2001;4:493 - 499。
127. 维斯滕达尔m .公共卫生。中国瞄准猖獗的抗生素耐药性。科学。2012;336:795。
128. 比约克隆德H, Bondestam J, Bylund g .残留氧四环素的野生鱼和沉积物从养鱼场。水产养殖。1990;86 (4):359 - 367。
129. Krumperman博士多种抗生素耐药性大肠杆菌的索引来识别高风险的粪便污染的食物来源。:环境Microbiol。1983;46:165 - 170。
130. 亚当斯CA,奥斯汀B,拉米登PG,麦金托什d分子表征plasmid-mediated氧四环素耐药性气单胞菌属salmonicida。:环境Microbiol。1998;64:4194 - 4201。
131. 罗兹G,驾车G,波动J,麦克甘P, Hiney M,史密斯P,皮卡RW光碟。分布之间的氧四环素耐药性质粒aeromonads在医院和水产养殖环境:意味着Tn1721四环素耐药性传播的行列式春节达成。环绕。Microbiol。2000;66 (9):3883 - 3890。
132. 摩尔我,巴顿MD,布莱尔Corcoran D, Dooley JS, et al。弯曲杆菌的抗生素耐药性的流行病学。微生物感染。2006;8:1955 - 1966。
133. 林赛我,迈耶M,瑟曼。分析微量磺酰胺和四环素抗菌素的地下水和地表水使用固相萃取和液相色谱/质谱分析。分析化学化学2001;73 (19):4640 -4646。
134. Stepanauskas R,格伦•TC Jagoe CH, Tuckfield RC, Lindell啊,等。高微生物宽容metal-contaminated工业环境中的金属和抗生素。环境科学工艺。2005;39:3671 - 3678。
135. 霍金斯佤邦,戴尔JW。高和低水平耐四环素志贺氏杆菌sonnei。J Hyg (Lond)。1978;81:131 - 138。
136. Henwood撰写CJ, Gatward T,华纳M,詹姆斯D,斯托克代尔MW,抗生素耐药性等。在英国,不动杆菌临床分离株的体外评价tigecycline(雀鳝- 936)。J Antimicrob Chemother。2002;49:479 - 487。
137. 里士满MH,林惇KB。四环素的使用社区的关系及其可能的排泄tetracycline-resistant细菌。J Antimicrob Chemother。1980;6:33-41。
138. 罗伯逊MH。Beta-haemolytic链球菌埃塞克斯西南部,与特定参考四环素耐药性。Br地中海j . 1965;2:569 - 571。
139. 琼斯OAH,莱斯特约Voulvoulis N。人类制药废水处理流程。暴击。启包围。科学。抛光工艺。2005;35 (4):401 - 427。
140. 理查森BJ, Lam PK,马丁·m .新兴化工的担忧:制药和个人护理产品(PPCPs)在亚洲,中国南方与特定的参考。3月Pollut公牛。2005;:913 - 920。
141. Trevejo RT,考特尼詹,斯塔尔M, Vugia DJ。沙门氏菌病的流行病学在加州,1990 - 1999:发病率、死亡率和住院费用。增加。2004;157:48-57。
142. Threlfall EJ,罗B,病房LR。比较多个耐药沙门氏菌从人类和食用动物在英格兰和威尔士,1981年和1990年。论文感染。1993;111:189 - 197。
143. 拉莫斯JM,爱丽斯JM, Cuenca-Estrella M, Fernandez-Roblas R,索里亚诺f变化的敏感性肠炎沙门氏菌,沙门氏菌沙门氏菌感染,和沙门氏菌virchow 6在西班牙医院抗菌药物,1980 - 1994。J Microbiol感染说。1996欧元;15:85 - 88。
144. 格林可,Bopp C,德威特W, Dabney P,尹浩然,身兼。出现耐多药鼠伤寒沙门氏菌感染DT104在美国。郑传经地中海J。1998;338:1333 - 1338。
145. Busch U, Nitschko h .微生物分化的方法。J Chromatogr B生物医学科学。1999;722:263 - 278。
146. 布兰查德,Crabb DM, Dybvig K,达菲磅,卡塞尔GH。快速检测tetM Ureaplasma和支原体PCR: tetM对四环素产生了耐药性,但不一定强力霉素。《列托人。1992;74:277 - 281。
147. 马丁内斯,Ovalle,圣克鲁斯,巴雷拉B,比达尔R, Aguirre R . Ureaplasma以及孢子的存在和药敏(Ureaplasma体生物变型1)和Ureaplasma体(Ureaplasma体生物变型2)从患者不良妊娠结局和正常孕妇。Scand。J感染说。2001;33 (8):604 - 610。
148. Segura Gottschalk以及M M .链球菌引起的脑膜炎的发病机理:未解决的问题。兽医Microbiol。2000;76:259 - 272。
149. 阿伦兹JP, Zanen HC。人类由链球菌引起的细菌性脑膜炎。感染说。1998;10:131 - 137。
150. Enne VI, Cassar C, Sprigings K,伍德沃德MJ,班尼特点。高患病率的抗菌素耐药大肠杆菌分离猪和抗菌素耐药大肠杆菌的低流行率在宰杀牛羊在英国。《列托人。2008;278:193 - 199。
151. 科扎GK Boerlin P Janecko N, Reid-Smith RJ,怡和c .抗菌素耐药性大肠杆菌分离株的猪和野生猪农场附近的小型哺乳动物和自然环境在安大略省,加拿大。:环境Microbiol。2009;75:559 - 566。
152. 罗伯茨MC。更新获得性耐四环素基因。《列托人。2005;245:195 - 203。
153. 布莱恩,Shapir N, Sadowsky M j .四环素抗性基因的分布频率和基因多样化,nonselected,临床前的大肠杆菌菌株分离不同的人类和动物来源。达成。环绕。Microbiol。2004;70 (4):2503 - 2507。
154. 傍水镇R, Deluyker H, Deroover E,郑大世D,马里昂H,出版社。一个欧洲调查抗菌药物敏感性的人畜共患和隔绝产肉动物共生的细菌。j . Antimicrob。Chemother。2004;54 (4):744 - 754。
155. FJ Mayrhofer年代,Paulsen P, Smulders说道,希尔伯特f .在同桌的抗菌素耐药性大肠杆菌分离肌肉食品与兽医在食品生产中使用抗菌药物动物在奥地利。活细胞药物抵抗。2006;12:278 - 283。
156. 韦伯斯特RG, Kawaoka Y,豆WJ,胡子CW, Brugh m .化疗和免疫接种:一个可能的战略高度致命的流感病毒的控制。J微生物学报。1985;55:173 - 176。
157. 施密特H, Stoob K, Hamscher G, Smit E,青年社w .四环素和农业土壤:四环素耐药性缩影和实地研究。活细胞生态。2006;51:267 - 276。
158. 属于一个,裴R, Storteboom H,卡尔森KH。抗生素抗性基因作为新兴污染物:研究在科罗拉多州北部。环境科学工艺。2006;40:7445 - 7450。
159. 凯Bertolla F, E,西莫内特p .抗生素抗性基因从转基因植物的潜在传播微生物。感染控制Hosp论文。2000;21日:390 - 393。
160. Dantas本人交出密码G,大梁,Oluwasegun RD,教会的通用汽车。细菌依靠抗生素。科学。2008;320:100 - 103。
161. 戴维森j .细菌之间的基因交流的环境。质粒。1999;42:73 - 91。
162. 抢劫,Diouris M, Le pennec M, Chemoautrotrophic共生体和易位的固定碳从滨海双壳类的细菌宿主组织Loripes lucinalis (Lucinidae)。3月生物。1989;101 (3):305 - 312。
163. Jahagirdar年代,Patwardhan R, Dhakephalkar PK。固化plasmid-mediated万古霉素耐药性金黄色葡萄球菌使用草药萘醌。J Hosp感染。2008;70:289 - 291。
164. 张郭倪B, Du Z, Z, Y,杨r .养护四个不同的质粒的鼠疫杆菌用质粒不相容。列托语:Microbiol。2008;47:235 - 240。
165. 警告SL, Highmore CJ, Keevil连续波。抗生素抗性基因的水平转移非生物接触表面:对公共卫生的影响。MBio 3。
166. Chee-Sanford JC, RI,阿明诺夫Krapac IJ, Garrigues-Jeanjean N, Mackie RI。发生和泻湖的四环素抗性基因多样性和地下水基础两个猪生产设施。:环境Microbiol 2001;67:1494 - 1502。
167. 史密斯女士,杨RK,克纳普连续波,妞妞Y,峰值N, et al。量化四环素抗性基因的实时PCR饲养场泻湖。:环境Microbiol。2004;70:7372 - 7377。
168. 峰N,克纳普连续波、杨RK Hanfelt MM,史密斯女士,et al。大量的六个四环素抗性基因在污水处理池牛饲养场与不同抗生素的使用策略。环境Microbiol。2007;9:143 - 151。
169. Seveno NA, Kallifidas D, Smalla K, van Elsas JD,羽衣甘蓝JM,威灵顿Karagouni广告,有效市场假说。环境中抗生素抗性基因的存在和水库。启Microbiol医学。2002;13 (1):15 -。
170. Mølbak K Baggesen DL Aarestrup调频,艾布森JM, Engberg J, et al。耐多药的爆发,quinolone-resistant鼠伤寒沙门氏菌DT104。郑传经地中海J。1999;341:1420 - 1425。
171. 麦当劳LC Rossiter年代,Mackinson C,王YY,约翰逊,et al . Quinupristin-dalfopristin-resistant肠球菌在鸡和人类粪便样本都有效。郑传经地中海J。2001;345:1155 - 1160。
172. Sørensen TL,布鲁姆M,莫内DL, Frimodt-Møller N, Poulsen RL等。瞬态肠道运输后摄入抗生素耐药肠球菌从鸡肉和猪肉都有效。郑传经地中海J。2001;345:1161 - 1166。
173. 白色DG,赵年代,Sudler R, Ayers,弗里德曼年代,et al。耐药沙门氏菌的隔离零售肉。郑传经地中海J。2001;345:1147 - 1154。
174. 朱YG,约翰逊助教,苏金桥,乔米,郭GX,等。中国多样性和丰富的抗生素抗性基因猪农场。《美国国家科学院刊S a . 2013;110:3435 - 3440。
175. 布朗毫克,米切尔呃,Balkwill DL。春节42岁的小说四环素抗性行列式与地面地下深处的细菌。Antimicrob代理Chemother 2008;52:4518 - 4521。
176. Kazimierczak KA,林康MT,帕特森AJ,马丁JC,年轻的P,等。一种新的四环素流出基因,春节(40),位于与春节(O / 32 / O)在人类肠道得到了细菌和宏基因组克隆。Antimicrob代理Chemother。2008;52:4001 - 4009。
177. 李C, Langlois,道森KA。检测四环素耐药性的决定因素在猪隔离三群不同抗菌剂的历史。:环境Microbiol。1993;59:1467 - 1472。
178. Chopra,罗伯茨m .四环素抗生素:行动的模式,应用,细菌耐药性的分子生物学和流行病学。Microbiol启杂志2001;65:232 - 260。
179. Dolejska M, Senk D,齐泽克,Rybarikova J, Sychra O, et al .抗菌素耐药大肠杆菌分离株在牛和麻雀在两个捷克奶牛场。Res兽医科学。2008;85:491 - 494。
180. 张贾X, J,太阳W W,江H, et al . Riboswitch氨基糖苷类抗生素耐药性的控制。细胞。2013;152:68 - 81。
181. Collado MC, GrzeA; kowiak AA‚,Salminen美国益生菌菌株及其组合抑制体外粘附病原体的猪肠道粘膜。咕咕叫Microbiol.2007;55岁:260 - 265。
182. Pascual M,豪M, Badiola霁,Monfort涉嫌JM,有着M .唾液乳杆菌CTC2197防止鸡肠炎沙门氏菌殖民。:环境Microbiol。1999;65:4981 - 4986。
183. 刘外汇,太阳年代,崔ZZ。分析免疫抑制鸡的免疫增强中药提取物。J Ethnopharmacol。2010;127:251 - 256。
184. 叶HS,公元前翁,留置权TF。影响中药复杂的补充生长性能、免疫和猪血清特征。动物科学j . 2011;82:747 - 752。
185. Kiarie E, Owusu-Asiedu,庇隆,Simmins PH值,Nyachoti厘米。木聚糖酶的功效和beta-glucanase融入混合谷物和谷物co-products-based饮食养肥的猪。牲畜Sci。2012;148 (2):129 - 133。
186. 查克P a .木聚糖酶和蛋白酶growing-finishing猪饲料玉米的性能。J.Appl。动画。杂志2005;28 (1):17-23。
187. 卡拉威T R, Edrington TS,哈维R B,安德森R C,尼斯贝特认为DJ。益生元在食用动物,一个潜在的减少食源性病原体和疾病。生物科技罗马》。2012;17 (6):7808 - 7816。
188. 王地板M, Archbold T, Q,杨X, MZ粉丝。益生元的功效在替代抗生素在刚断奶的猪生长性能。可以。J动画Sci . 2011;91 (3):481 - 482。
189. 布拉兹DB,科斯塔磅,Berenchtei B,谢霆锋M L P,阿尔梅达V V, Miyada和酸化剂作为刚断奶的小猪的替代抗生素生长促进剂。Archivos de Zootecnia.2011;60:745 - 756。
190. Willamil J,幅E,佩雷斯•摩根富林明Mateu E Martin-Orue SM。影响microencapsulated饲料添加剂乳酸和甲酸在猪沙门氏菌的流行到达屠宰场。弓似的减轻。2011;65:431 - 444。
191. 丰M J,塔瓦雷斯f .天然抗生素:实践活动对大蒜的抗菌特性。BiolTeach。2011;73 (6):342 - 346。
192. Mansoub NH, Nezhady老妈。影响大蒜,百里香和酸奶与抗生素对性能相比,肉鸡的免疫和血液参数。印度J动画Sci . 2011;81 (12):1197 - 1200。
193. Bozkurt m . KucukyilmazK Catli U, Cinar女士,误判率j .膳食甘露聚糖的低聚糖有或没有牛至精油和啤酒花提取补充男性肉鸡的屠宰性能和特点。动物科学。2009;39 (3):223 - 232。
194. 布兰科PAC,苏亚雷斯R, Vieites F,卡布拉尔N,塔瓦雷斯大肠防治效果的精油作为断奶猪的生长促进剂对性能。Archivos de Zootecnia.2011;60 (231):699 - 706。
195. Ozkalp B, F Sevgi, Ozcan M, Ozcan毫米。精油的抗菌活性牛至(牛至属植物vulgare l .)。J食物阿格利司环境。2010;8 (2):272 - 274。
196. ,弗拉第歌C, Weichbrodt C,萨尔尼科夫Dynowski M, Forsberg BO, et al。晶体结构和功能机制的人类抗菌膜通道。《美国国家科学院刊S a . 2013;110:4586 - 4591。
197. Schittek B, Hipfel R,萨奥尔B,鲍尔J, Kalbacher H, et al . Dermcidin:人类抗生素肽由汗腺分泌。Nat Immunol。2001;2:1133 - 1137。
198. Boxall AB, Kolpin DW, Halling-Sørensen B,通行费j .兽医药物造成环境风险吗?环境科学工艺。2003;37:286 - 294。
199. 马丁内斯杰。在自然环境中抗生素和抗生素抗性基因。科学。2008;321:365 - 367。
200. BabiA‡年代,阿斯伯格综合症D, MutavdziA D,霍尔瓦特AJ, Kastelan-Macan m .固相萃取和高效液相色谱法测定兽医制药废水。Talanta.2006;70:732 - 738。
201. Carballa M, Omil F,眼肌JM, Llompart M, Garcia-Jares C, et al .行为的药品、化妆品和激素在污水处理厂。水资源2004》;38:2918 - 2926。
202. Bagnati R,卡斯蒂格利奥尼年代,把R, Pomati F,鱿鱼D, et al。删除药品在意大利的污水处理厂。环境科学工艺。2006;40:357 - 363。
203. 张许W, G,李X,邹S, P, et al。发生和消除抗生素在珠江三角洲四个污水处理厂(PRD)中国南方。水资源2007》;41:4526 - 4534。
204. 金正日年代,伊奇霍恩说P,詹森约,韦伯,Aga DS。去除废水中的抗生素:液压和固体保留时间对活性污泥过程中四环素的命运。环境科学工艺。2005;39:5816 - 5823。
205. 金SC,卡尔森k .量化人类和兽医的抗生素在水和沉积物使用SPE / LC / MS / MS。肛门Bioanal化学2007;387:1301 - 1315。
206. Gobel, McArdell CS, Joss Siegrist H,生姜w .磺胺类药的命运,大环内酯类和甲氧苄氨嘧啶在不同废水处理技术。Sci总环境。2007;372:361 - 371。
207. 杨、SW Cha JM,卡尔森k .同时11四环素和磺胺类抗生素的提取和分析影响国内污水和废水固相萃取和液体chromatography-electro喷雾电离串联质谱分析。J Chromatogr a . 2005;1097 (1 - 2):40-53。
208. Cha JM,杨年代,卡尔森KH。快速分析微量聚醚离子载体抗生素的地表水通过固相萃取和液相色谱与离子阱串联质谱检测。J Chromatogr a . 2005;1065:187 - 198。
209. 赫希R,燕鸥助教,哈贝雷尔K, Mehlich, Ballwanz F, et al。测定抗生素在不同水舱通过液体chromatography-electrospray串联质谱分析。J Chromatogr a . 1998;815:213 - 223。
210. Le TX Munekage y选择抗生素的残留水和泥虾池塘在越南的红树林地区。3月Pollut公牛。2004;49:922 - 929。
211. 杨,卡尔森k .抗生素的进化发生在一条河通过原始,城市和农业景观。水资源2003》;37:4645 - 4656。
212. Lalumera通用、鱿鱼D,加利P,卡斯蒂格利奥尼,Crosa G, et al。初步调查对环境的发生和影响抗生素用于水产养殖在意大利。臭氧层。2004;54:661 - 668。
213. 布莱克威尔PA, Holten Lutzhøft HC, Ma惠普,Halling-Sørensen B, Boxall AB,等。超声提取兽医抗生素从土壤和猪粪浆SPE清理和LC-UV和荧光检测。Talanta。2004;64:1058 - 1064。
214. 基督教T,施耐德R J,法伯H, Skutlarek D, Meyer M T,哥德巴赫他。测定抗生素残留的粪便、土壤和地表水。Acta Hydrochimica Hydrobiologica。2003;(1):31日36-44。
215. Schlusener MP, k . s M,贝斯特尔决心从土壤抗生素的加压液相萃取和液体chromatography-tandem质谱分析。J Chromatogr a . 2003;1003:第21至28。
216. 魏盖尔年代,伯杰U,詹森E, Kallenborn R, Thoresen H, et al。决心选择药品和咖啡因的污水和海水Tromsø/挪威强调布洛芬及其代谢物。臭氧层。2004;56:583 - 592。
217. 熊,Y,周、HJ张ZJ,他,DY,他在线分子印迹固相萃取结合流动注射化学发光测定四环素。分析师。2006;131 (7):829 - 834。
218. 杨、SW Cha, J,卡尔森,k定量测定痕量四环素和磺胺类抗生素的地表水使用固相萃取和液相色谱/离子阱串联质谱分析。快速Commun。质量范围。2004;十八(18):2131 - 2145。
219. 布莱克威尔P, Lutzhoft HCH,马H P, Halling-Sørense, B, Boxall阿坝,凯P .快速、健壮的同时测定三个兽医抗生素地下水和地表水使用串联固相萃取和高效液相chromatography-UV检测。J Chromatogr a . 2004;1045 (2):111 - -117。
220. MGF Guerreiro JRL Freitas V,销售。新型传感材料的分子印迹聚合物的选择性识别金霉素。Microchem j . 2011;97 (2):173 - 181。
221. 戴经T,妞妞J,夏H, Q,郑H,等。网络耦合的分子印迹固相萃取高效液相色谱法测定痕量四环素抗生素残留在鸡蛋样品。Sci。2011年9月;34:1469 - 1476。
222. 香港J,王YZ,聂C, D,贾庆林XP。分子印迹聚合物的制备磁性mixed-templates四环素抗生素从鸡蛋和蜂蜜样品的分离。肛交。方法。2012;4 (4):1005 - 1011。
223. 奥卡河H, Ikai Y,河村建夫N, K Uno,尹浩然,山田,改善抗生素的化学分析。x 8四环素使用薄层和高效液相色谱法测定。J Chromatogr。1987;393:285 - 296。
224. 索尔兹伯里Korsrud走,NaylorJM, CD,麦克尼尔JD。3生物测定技术的比较动物组织中氯霉素残留的检测。J阿格利司食品化学。1987;35 (4):556 - 559。
225. 施耐德MJ, DarwishAM弗里曼DW。同时multiresidue测定四环素和氟喹诺酮类原料药的鲶鱼肌肉使用高效液相色谱法和荧光检测。肛交。詹。学报。2007;586 (2):269 - 274。
226. 李H, Kijak PJ Turnipseed某人,崔w .兽药残留分析虾:多层次方法由液体chromatography-quadrupole离子阱质谱分析。J Chromatogr B分析化学抛光工艺生物医学生命科学。2006;836:22-38。
227. 中胜选Koesukwiwat U,年代,Leepipatpiboon n .固相萃取multiresidue测定磺酰胺类,四环素,乙嘧啶在牛的奶。J Chromatogr a . 2007;1149:102 - 111。
228. 考夫曼,屠夫P,马登K, Widmer约100 m .定量multiresidue方法兽药在不同的肉矩阵的下标2μm微粒高性能液相色谱法耦合飞行时间质谱分析。J Chromatogr a . 2008;1194 (1):66 - 79。
229. Croubels年代,Baert K, p•德•巴瑟J·德·支持者残留研究的强力霉素和4-epidoxycycline猪药via-drinking水。分析师。1988;123:2733 - 2736。
230. Croubels年代,Vermeersch H,德支持者P,桑托斯博士Remon公司JP, et al .液相色谱分离的强力霉素和4-epidoxycycline火鸡组织消耗强力霉素的研究。J Chromatogr B生物医学科学。1998;708:145 - 152。
231. Schelkens Cherlet, M, M, Croubels,年代,德支持者,p .定量multi-residue分析四环素的高效液相色谱及其在猪组织4-epimers结合阳离子电喷雾电离质谱分析。肛交。詹学报。2003;492 (2):199 - 213。
232. 杨年代,卡尔森KH。固相extraction-high-performance液体chromatography-ion阱质谱进行分析跟踪自然和大环内酯物抗生素废水的浓度矩阵。J Chromatogr a . 2004;1038:141 - 155。
233. 口环我m .四环素的薄层层析分离。化学。Analityczna。2001;46 (1):1 - 9。
234. Delepee R, Maume D, Le Bizec B,利康h .初步分析阐明沉积物氧四环素的降解产物的结构。自然四环素高效液相测定chromatography-fast原子轰击质谱分析。J Chromatogr B生物医学科学。2000;748:369 - 381。
235. Sczesny年代,nautica H, Hamscher g .四环素残留分析及其代谢物在鸡蛋和在环境中通过高效液相色谱法加上微生物鉴定和串联质谱分析。J阿格利司食品化学。2003;51:697 - 703。
236. 巴恩斯C j .药物残留在动物组织。J.AOAC。1986;69 (2):278 - 278。
237. Neidert E, Saschenbrecker PW Tittiger f .薄层色谱/ bioautographic方法识别抗生素残留在动物组织。J肛门化学协会。1987;70:197 - 200。
238. Ashworth RB。液相色谱测定四环素的产肉动物的组织。J肛门化学协会。1985;68:1013 - 1018。
239. 奥卡河H, Uno K,原田KI, Hayashi M,铃木M .提高抗生素的化学分析。6。在薄层色谱法检测试剂对四环素。J Chromatogr。1984;295 (1):129 - 139。
240. Kumar K,汤普森,辛格AK, Chander Y, Gupta SC。超痕量测定抗生素的酶联免疫吸附试验水样本。J包围战。2004;33:250 - 256。
241. 杨,卡尔森k .抗生素在水和废水的常规监测等技术。水资源2004》;38:3155 - 3166。
242. 赫希R,燕鸥T,哈贝雷尔K, Kratz KL。发生在水生环境中抗生素。Sci总环境。1999;225:109 - 118。
243. Reverte年代,Borrull F, Pocurull E, Marce RM。测定抗菌化合物在水中的固相extraction-high-performance液相色谱-(电)质谱分析。J Chromatogr a . 2003;1010:225 - 232。
244. 朱J,雪DD, Cassada哒,曼森SJ,斯伯丁射频。分析土霉素、四环素和金霉素在水中使用固相萃取和液chromatography-tandem质谱分析。J Chromatogr a . 2001;928:177 - 186。
245. Rabølle M, Spliid NH。灭滴灵的吸附和机动性,olaquindox,土壤中土霉素和泰乐菌素。臭氧层。2000;40:715 - 722。
246. Furusawa n .牛奶中四环素的隔离用固相萃取柱和水洗脱液。Talanta。2003;59:155 - 159。
247. 托马斯希尔顿M J, K v .决心选择人类制药化合物的污水和地表水样品的高效液相chromatography-electrospray串联质谱分析。J Chromatogr a . 2003;1015 (2):129 - 141。
248. Sørensen路,Elbaek TH。同时测定甲氧苄氨嘧啶、磺胺嘧啶、florfenicol和奥索利酸地表水的液相色谱串联质谱分析。色谱学。2004;60 (5 - 6):287 - 291。
249. Cinquina AL,隆戈F, Anastasi G, Giannetti L, Cozzani r .验证的高效液相色谱方法测定氧四环素,牛牛奶中四环素、金霉素、强力霉素和肌肉。J Chromatogr a . 2003;987:227 - 233。
250. 谢赫B,护城河佤邦。液相色谱分析抗菌药物残留在动物源食品。J Chromatogr。1993;643:369 - 378。
251. 斯波恩P,关颖珊SR, L a氧四环素残留的高效液相色谱分析蜂蜜。j .食品Prot。1986; 49 (5): 383 - 388。
252. Argauer RJ,护城河W a降解氧四环素的蜂蜜以荧光和液相色谱分析。Apidologie。1991;22 (2):109 - 115。
253. 奥卡河H, Ikai Y, sessue Hayakawa J, K原田,Asukabe H,铃木,日语R,崛江M, Nakazawa H,麦克尼尔JD。提高抗生素的化学分析。22口径的枪。鉴定蜂蜜的四环素残留熔块工厂/ lc / ms使用不稳定的流动相。J阿格利司食品化学。1994;42 (10):2215 - 2219。
254. 考夫曼,罗斯年代,《突袭B, Widmer M, Guggisberg d .定量LC / MS-MS测定磺胺类药和其他一些抗生素蜂蜜。J采用AOAC公认的Int。2002;85:853 - 860。
255. Nakazawa H,进气阀打开,年代,加藤,K,渡边,T,伊藤,Y,奥卡河,H .同步的高效液相色谱测定食品中四环素残留量与大气压化学电离串联质谱分析。J Chromatogr B解析几何学。抛光工艺生物医学生命科学。1999;732 (1):55 - 64。
256. 阿尔珀特AJ。Hydrophilic-interaction色谱分离的多肽、核酸和其它极性化合物。J Chromatogr。1990;499:177 - 196。
257. Dejaegher B,范德Heyden y HILIC方法在药物分析。J Sci。2010年9月33:698 - 715。
258. Hemstrom P, Irgum k .亲水相互作用色谱法。Sci。2006年9月;29日:1784 - 1821。
259. 崛江宋琼,Tomomatsu K, Takubo H, K,田中n在亲水相互作用色谱法分离效率。J Chromatogr a . 2008;1184:474 - 503。
260. •瓦JC, Demesmay C,罗卡JL VerdonE。四环素抗生素分离由亲水交互使用amino-propyl色谱固定相。色谱学。2004;59(1 - 2):则高达55 -。
261. Gritti F,多斯桑托斯佩雷拉,桑德拉·P, Guiochon g .效率相同的整洁的硅胶柱每水亲水相互作用色谱法和液相色谱法。J Chromatogr a . 2010;1217:683 - 688。
262. 阮惠普,Schug KA。质检测的优点结合HILIC模式分离:基本面和应用程序。Sci。2008年9月;31日:1465 - 1480。
263. 张问李R,元,Y,凌J,汉族TT。亲水相互作用色谱测定氧四环素在环境水使用硅胶柱。遗传代数J液体Chromatogr抛光工艺。2011;34 (7):511 - 520。
264. 伍兹JH, Katz杰,边锋g .苯二氮平类药物的滥用倾向。杂志。1987;39:251 - 413。
265. 宋年代,Rhee Paeng i aptamer-based分析灵敏度和选择性:牛牛奶中四环素残留的决心。ScientificWorldJournal 2012: 159 - 456。
266. 吴张J, Y,张BB,李米,老贾,江泽民SH,出版社。Label-free电化学检测四环素的适配子nano-biosensor。分析化学。列托人。2012;45 (9):986 - 992。
267. 艾灵顿D,绍斯塔克J w .体外的选择特定的配体结合的rna分子。大自然。1990;346 (6287):818 - 822。
268. Torres-Chavolla E Alocilja EC。Aptasensors微生物和病毒病原体的检测。Biosens Bioelectron。2009;24:3175 - 3182。
269. Tombelli年代,Minunni M, Mascini M .寡核苷酸适配子的分析应用。Biosens生物电子。2005;20:2424 - 2434。
270. 赫尔曼·T·帕特尔DJ。自适应识别核酸寡核苷酸适配子。科学。2000;287:820 - 825。
271. Famulok M,迈尔克,盲目M .核酸aptamers-from选择体外体内应用。Acc化学研究》2000年;33:591 - 599。
272. Pieken佤邦,奥尔森DB, Benseler F, Aurup H, Eckstein F . ribonuclease-resistant 2》修改的锤头核糖酶的动力学特性。科学。1991;253:314 - 317。
273. Nozal L, Arce L,西莫内特BM,里奥斯,Valcarcel m .快速微量测定地表水使用四环素的连续流歧管耦合毛细管电泳系统。肛门詹学报。2004;517 (2):89 - 94。
274. Brodin T,菲克J,琼森M, Klaminder J .稀释浓度的精神病药物改变鱼的行为自然种群。科学。2013;339:814 - 815。
275. 陈C,杨X,魏J,棕褐色,王,X,欧盟(3)对累托石吸收腐殖酸的存在:一个宏观和光谱研究。J胶体界面科学。2013;393:249 - 256。
276. 亚历山大·n和15:25 s坡缕石的水悬浮液的流变特性。土壤科学Soc是j . 2000;64:427 - 436。
277. Stathi P, Litina K, Gournis D, Giannopoulos TS, Deligiannakis y理化研究小说organoclays作为环境治理重金属离子吸附剂。J胶体界面科学。2007;316:298 - 309。
278. Stadler M,辛德勒RW。建模的H +, Cu2 +吸附钙蒙脱石。粘土粘土矿工。1993;41:288 - 296。
279. Zysset m .论文死protoneninduzierte auflosung冯K-montmorillonite。伯尔尼,瑞士伯尔尼大学。1992。
280. 夏,LY,钟,H, Liu GY,黄ZQ, Chang QW、李X -.G。比较研究在伊利石的浮选,叶蜡石和高岭石双子座和传统的阳离子表面活性剂。反式。有色。Soc。中国。2009;19日:446 - 453。
281. 金邓局域网Y, B, C,桑顿EC。土壤矿物质对铬(VI)的影响减少在缺氧条件下硫化。Geochem反式。2007;8:4。
282. 香港HL、江、WT,张X,领带L,李z吸附铬(VI)的STAC-modified累托石。达成。粘土Sci。2008;44:292 - 299。
283. Borden D, Giese射频。基线粘土矿物的研究社会粘土来源:阳离子交换量ammonia-electrode测量的方法。粘土粘土矿工。2001;49:444 - 445。
284. Stamm卡利M c .时间和pH-dependent吸附的兽医抗菌磺胺噻唑粘土矿物和水铁矿。臭氧层。2007;68:1224 - 1231。