鄭棟赫 楊雷 沈洪艷

摘 要：為探究水生生物受喹諾酮類抗生素影響的作用機(jī)制，選取2種典型的喹諾酮類抗生素——氧氟沙星和諾氟沙星，將斜生柵藻和斑馬魚分別置于其溶液中暴露，在第5，10，15 d，檢測(cè)并比較氧氟沙星和諾氟沙星質(zhì)量濃度為0，30，60，120，360 mg/L時(shí)對(duì)斑馬魚和斜生柵藻體內(nèi)SOD和CAT氧化應(yīng)激指標(biāo)的影響。結(jié)果表明：喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻SOD活性的影響趨勢(shì)相似，說明斑馬魚和斜生柵藻SOD活性受影響的程度基本相同;喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻CAT活性的影響呈現(xiàn)不同趨勢(shì)，說明不同水生生物維持體內(nèi)細(xì)胞抗氧化環(huán)境平衡的能力不同;喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚試驗(yàn)組SOD活性、CAT活性影響的最大值及最小值均高于斜生柵藻試驗(yàn)組，說明2種喹諾酮抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻SOD活性和CAT抗氧化應(yīng)激反應(yīng)強(qiáng)度的影響存在明顯差異。研究結(jié)果為進(jìn)一步研究喹諾酮類抗生素對(duì)水生生物的生態(tài)毒性效應(yīng)提供了科學(xué)根據(jù)。

關(guān)鍵詞：環(huán)境毒理學(xué);斑馬魚;斜生柵藻;氧氟沙星;諾氟沙星;SOD;CAT

中圖分類號(hào)：X171.5?文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1008-1542（2020）04-0374-07

doi：10.7535/hbkd.2020yx04011

氧氟沙星（OFXL）和諾氟沙星（NFXL）都屬于喹諾酮類抗生素，普遍用于疾病防治[1]。環(huán)境中的抗生素一方面來源于工業(yè)污染[2]，另一方面來源于生活和生產(chǎn)，科研人員對(duì)此進(jìn)行了大量研究。例如，李彥文等[3]檢測(cè)出廣州市蔬菜中含有喹諾酮藥物殘留;章強(qiáng)等[4]發(fā)現(xiàn)養(yǎng)殖業(yè)用于生物體治療的抗生素隨糞便等進(jìn)入了環(huán)境中。在海洋水體環(huán)境[5]、水產(chǎn)養(yǎng)殖場(chǎng)廢水[6]、山東境內(nèi)地表水[7]及深圳河[8]都曾檢出過喹諾酮類抗生素且處于高濃度水平范圍[9-11]。此外，土壤中的抗生素對(duì)土壤生態(tài)也有著重要影響[12]。

2011年，王荻等[13]研究了諾氟沙星對(duì)鱘魚體內(nèi)超氧化物歧化酶（SOD）活性的影響。結(jié)果表明，當(dāng)諾氟沙星質(zhì)量分?jǐn)?shù)為40 mg/kg時(shí)，SOD活性出現(xiàn)最大值。喹諾酮抗生素容易引起動(dòng)物細(xì)胞活性發(fā)生變化[14]，導(dǎo)致人類SOD含量顯著下降[15]。抗生素是微生物的代謝產(chǎn)物，對(duì)藻類具有抑制作用和毒性[16-18]。陳柳芳[19]采用不同濃度的氧氟沙星處理斜生柵藻，發(fā)現(xiàn)其半數(shù)致死量均高于50 mg/L，安全質(zhì)量濃度為5 mg/L以下。研究表明，抗氧化防御系統(tǒng)能夠保持機(jī)體內(nèi)自由基的平衡[20-22]，使系統(tǒng)內(nèi)的SOD將氧自由基轉(zhuǎn)化成H2O2和O2[23]?？寡趸烙到y(tǒng)對(duì)于活性氧自由基的清除能力也反映出機(jī)體的生理生化狀況[24]。

SOD活性和過氧化氫酶（CAT）活性是生物氧化應(yīng)激系統(tǒng)的重要指標(biāo)。本文采用室內(nèi)試驗(yàn)方法，將斜生柵藻和斑馬魚分別置于諾氟沙星和氧氟沙星溶液中暴露，通過測(cè)定并比較斜生柵藻和斑馬魚SOD活性和CAT活性2項(xiàng)生化指標(biāo)，分析喹諾酮類抗生素對(duì)水生生物氧化應(yīng)激系統(tǒng)的影響。

1?試驗(yàn)材料

1.1?試驗(yàn)生物

斑馬魚，購自當(dāng)?shù)厮a(chǎn)市場(chǎng)，平均體長(zhǎng)為（4.0±0.2）cm，平均體質(zhì)量為（0.22±0.03）g，試驗(yàn)前用曝氣3 d的脫氯自來水馴養(yǎng)斑馬魚7 d，水溫為（25±1）℃，pH值為6.8～7.5。

斜生柵藻（FACHB-13），購自中國科學(xué)院淡水藻種庫，采用BG-11型培養(yǎng)基擴(kuò)大培養(yǎng)，置于人工氣候培養(yǎng)箱中，設(shè)置水溫為（25±1）℃，pH值為6.8～7.5，光照晝夜比為12 h/12 h。

1.2?喹諾酮類抗生素

氧氟沙星，購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司，CAS：100986-85-4，純度大于98%;諾氟沙星，購自上海阿拉丁生化科技股份有限公司，CAS：70458-96-7，純度大于98%。

1.3?測(cè)定試劑盒

SOD試劑盒（羥胺法）、CAT可見光試劑盒（可見光法）、蛋白定量測(cè)定試劑盒（考馬斯亮藍(lán)法），均購自南京建成生物工程研究所。

2?試驗(yàn)方法

2.1?生物培養(yǎng)

設(shè)置喹諾酮類抗生素的質(zhì)量濃度為0.2，0.4，0.6，0.8，1.0 g/L，試驗(yàn)周期為96 h，探究斑馬魚急性毒性96 h-EC50。利用Origin 8.0軟件對(duì)斑馬魚死亡率進(jìn)行線性擬合，進(jìn)而求得喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚在不同質(zhì)量濃度的死亡率。

由喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚的急性致死作用可見，隨著藥物質(zhì)量濃度的增大，斑馬魚死亡率顯著上升。諾氟沙星和氧氟沙星對(duì)斑馬魚的96 h-EC50分別為0.229 g/L和0.427 g/L。結(jié)合本試驗(yàn)設(shè)計(jì)方案，設(shè)置抗生素質(zhì)量濃度為0，30，60，120，360 mg/L。

采用暴露染毒法，將斑馬魚直接暴露在一定質(zhì)量濃度的抗生素脫氯自來水中。配制抗生素溶液：用0.1%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同）的鹽酸溶液溶解制備成1 mmol/L的母液，然后用NaOH調(diào)節(jié)pH值為6.8～7.5。隨機(jī)選取生長(zhǎng)健康的斑馬魚分為5組，每組30尾。每組脫氯自來水4 L，分別設(shè)置0，30，60，120，360 mg/L 5個(gè)濃度組進(jìn)行試驗(yàn)，試驗(yàn)期間不投喂食物。于試驗(yàn)的第5，10，15 d測(cè)定斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)中的SOD活性和CAT活性。

在無菌條件下，將斜生柵藻接種入盛有BG-11培養(yǎng)基的250 mL錐形瓶中，在光照培養(yǎng)箱中進(jìn)行培養(yǎng)，光照強(qiáng)度為3 500 lux，晝夜光照周期為（12 h光照+12 h黑暗），溫度設(shè)置為（25±1）℃，每日定時(shí)人工搖晃4次。配制抗生素溶液：用0.1%鹽酸溶液溶解制備成1 mmol/L的母液，然后用NaOH調(diào)節(jié)pH值為6.8～7.5。將配制完畢的抗生素母液按照一定比例混入斜生柵藻培養(yǎng)基中，分別設(shè)置0，30，60，120，360 mg/L 5個(gè)濃度組進(jìn)行試驗(yàn)。于試驗(yàn)的第5，10，15 d測(cè)定斜生柵藻的SOD活性和CAT活性。

2.2?指標(biāo)測(cè)定

從各試驗(yàn)組取10尾斑馬魚，解剖取出內(nèi)臟團(tuán)，用0.9%生理鹽水清洗，稱重后按質(zhì)量（g）∶體積（mL）=1∶9的比例，加入9倍體積的生理鹽水，并置于勻漿器進(jìn)行充分勻漿，2 500 r/min離心10 min。采用考馬斯亮藍(lán)總蛋白試劑盒測(cè)定斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)蛋白質(zhì)的含量，然后分別用SOD試劑盒、CAT可見光試劑盒測(cè)定相應(yīng)指標(biāo)。

取藻液20 mL進(jìn)行離心 （5 000 r/min，5 min），棄去上清液，用PBS緩沖溶液清洗底部藻泥3次。取20 mL藻液，在冰浴條件下使用超聲波進(jìn)行細(xì)胞破碎，單次超聲時(shí)間為5 s，使用2 mm探頭，設(shè)置功率為300 W，破碎時(shí)間為10 min。隨后在低溫條件下進(jìn)行離心（8 000 r/min，10 min）。取上清液，檢測(cè)SOD活性和CAT活性。

2.3?數(shù)據(jù)處理

采用SPSS17.0對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用Origin8.0進(jìn)行作圖處理，結(jié)果以（平均數(shù)±標(biāo)準(zhǔn)差）表示。其中：*（P<0.05）表示與空白對(duì)照組相比有顯著差異;**（P<0.01）表示與空白對(duì)照組相比有極顯著差異。

3?結(jié)果與分析

3.1?諾氟沙星對(duì)斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)及斜生柵藻SOD和CAT的影響

暴露期間，斑馬魚SOD活性出現(xiàn)先誘導(dǎo)后抑制的變化趨勢(shì)（見圖1）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為19.7%，試驗(yàn)組呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）;最大抑制率為36.4%，并呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

斑馬魚CAT活性出現(xiàn)逐漸抑制的趨勢(shì)（見圖2）。與對(duì)照組相比，最大抑制率為30.3%，并呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

暴露期間，斜生柵藻SOD活性出現(xiàn)先誘導(dǎo)后抑制的變化趨勢(shì)（見圖3）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為64.9%，試驗(yàn)組呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）;最大抑制率為19.4%，并呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

斜生柵藻CAT活性出現(xiàn)逐漸誘導(dǎo)的趨勢(shì)（見圖4）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為152.6%，并呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

3.2?氧氟沙星對(duì)斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)及斜生柵藻SOD和CAT的影響

斑馬魚SOD活性出現(xiàn)先誘導(dǎo)后抑制的變化趨勢(shì)（見圖5）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為21.8%，呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）;最大抑制率為27.5%，并呈現(xiàn)顯著差異（P<0.05）。

斑馬魚CAT活性出現(xiàn)逐漸抑制的趨勢(shì)（見圖6），最大抑制率為26.2%，試驗(yàn)組呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

暴露期間，斜生柵藻SOD活性出現(xiàn)先誘導(dǎo)后抑制的變化趨勢(shì)（見圖7）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為124.3%，試驗(yàn)組呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01），最大抑制率為5.27%。

斜生柵藻CAT活性出現(xiàn)逐漸誘導(dǎo)的趨勢(shì)（見圖8）。與對(duì)照組相比，最大誘導(dǎo)率為98.0%，并呈現(xiàn)極顯著差異（P<0.01）。

研究發(fā)現(xiàn)，在試驗(yàn)周期和抗生素質(zhì)量濃度相同的條件下，諾氟沙星對(duì)斑馬魚抗氧化指標(biāo)的影響均大于斜生柵藻，其中斑馬魚CAT活性的最小值大于斜生柵藻CAT活性的最小值，兩者最大值差距15.08倍。氧氟沙星對(duì)斑馬魚抗氧化指標(biāo)的影響均大于斜生柵藻，其中斑馬魚CAT活性的最小值大于斜生柵藻CAT活性的最小值，兩者最大值差距27.38倍。這可能表明喹諾酮類抗生素在藻類和魚類所引起的抗氧化應(yīng)激反應(yīng)的強(qiáng)度不同。受試生物抗氧化指標(biāo)見表1。

4?討論與分析

隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)，諾氟沙星對(duì)斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)和斜生柵藻SOD活性的影響均表現(xiàn)為先誘導(dǎo)后抑制的趨勢(shì)，這可能是由于前期受試生物的氧化應(yīng)激系統(tǒng)被激活，從而能適應(yīng)環(huán)境中的諾氟沙星。第15 d，由于諾氟沙星的積累，細(xì)胞受到一定的氧化損傷，無法清除多余的活性氧并造成SOD活性的降低，使受試生物受到一定的損害[25]。氧氟沙星對(duì)斑馬魚內(nèi)臟團(tuán)和斜生柵藻SOD活性的影響表現(xiàn)為先誘導(dǎo)后抑制的趨勢(shì)。其對(duì)斑馬魚和斜生柵藻氧化應(yīng)激系統(tǒng)的作用效果如下：前期斑馬魚體內(nèi)受到氧氟沙星的影響，產(chǎn)生大量機(jī)體活性自由基激活氧化應(yīng)激系統(tǒng)，SOD活性被誘導(dǎo);后期組織細(xì)胞受到一定氧化損傷，氧自由基過量積累導(dǎo)致SOD活性被抑制。由此可見，受脅迫的斑馬魚和斜生柵藻SOD的活性變化趨勢(shì)具有一定的相似性，喹諾酮類抗生素對(duì)不同水生生物的抗氧化作用效果可能也相同。

諾氟沙星試驗(yàn)組中斑馬魚CAT活性出現(xiàn)逐漸抑制的趨勢(shì)，試驗(yàn)第15 d時(shí)360 mg/L質(zhì)量濃度組的抑制率為30.3%。CAT能夠清除SOD和機(jī)體長(zhǎng)鏈脂肪酸代謝產(chǎn)生的H2O2[26]，由于SOD誘導(dǎo)率比抑制率低，可能未引起CAT活性的增加;第15 d時(shí)SOD活性抑制效果顯著，產(chǎn)生的H2O2含量降低，從而引起CAT活性降低。氧氟沙星試驗(yàn)組中CAT活性出現(xiàn)逐漸抑制的趨勢(shì)，試驗(yàn)第15 d時(shí)360 mg/L質(zhì)量濃度組的抑制率為26.2%。這可能是在后期SOD活性受到極顯著抑制（P<0.01），使CAT活性逐漸降低的緣故。研究指出，機(jī)體內(nèi)抗氧化酶類如CAT可以反映機(jī)體受損傷的狀態(tài)[27]。本研究中諾氟沙星和氧氟沙星造成斜生柵藻CAT活性上升，表明當(dāng)藻細(xì)胞受到脅迫時(shí)，CAT增多用于清除H2O2，保持藻細(xì)胞抗氧化環(huán)境平衡;但后期斜生柵藻CAT活性沒有下降，可能是試驗(yàn)期間內(nèi)藻細(xì)胞內(nèi)多余的H2O2未清除完畢，這表明斑馬魚和斜生柵藻受脅迫后氧化應(yīng)激系統(tǒng)中CAT的作用強(qiáng)度有所不同。

5?結(jié)?論

1）喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻SOD活性的影響趨勢(shì)相似，表明喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻SOD活性的影響程度相同。由于斑馬魚和斜生柵藻SOD活性的最大值和最小值出現(xiàn)較大差異，且喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚SOD活性的影響均高于對(duì)斜生柵藻SOD活性的影響，說明喹諾酮類抗生素對(duì)不同水生生物氧化應(yīng)激反應(yīng)的強(qiáng)度存在明顯差異。

2）喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚和斜生柵藻CAT活性的影響呈現(xiàn)不同趨勢(shì)，其中對(duì)斑馬魚CAT活性的影響有抑制作用，對(duì)斜生柵藻CAT活性的影響有誘導(dǎo)作用，說明不同水生生物維持體內(nèi)細(xì)胞抗氧化環(huán)境平衡的能力存在差異。由于喹諾酮類抗生素對(duì)斑馬魚CAT活性最大值和最小值的影響均高于對(duì)斜生柵藻CAT活性的影響，說明喹諾酮類抗生素對(duì)不同水生生物氧化應(yīng)激反應(yīng)的強(qiáng)度存在明顯差異。

3）喹諾酮類抗生素對(duì)水生生物氧化應(yīng)激系統(tǒng)的影響過程非常復(fù)雜，本文僅比較了斑馬魚和斜生柵藻受喹諾酮類抗生素影響的作用機(jī)制，并對(duì)SOD活性和CAT活性的最大值和最小值進(jìn)行了分析。今后將進(jìn)一步采用更加系統(tǒng)全面的分析方法，探究更多種類抗生素對(duì)水生生物氧化應(yīng)激系統(tǒng)的影響。

參考文獻(xiàn)/References：

[1]?ANGULO F J，COLLIGNON P，POWERS J H，et al.The World Health Organization ranking of antimicrobials according to their importance in human medicine[J].Clinical Infectious Diseases，2009，49（1）：132-141.

[2]?葉賽，盧江濤，宗虎民，等.液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜測(cè)定養(yǎng)殖海水中氟苯尼考?xì)埩鬧J].沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2008，39（3）：368-370.

YE Sai，LU Jiangtao，ZONG Humin，et al.Determination of florfenicol residues in aquiculture seawater by high performance liquid chromatography-tandem mass specterometry [J].Journal of Shenyang Agricultural University，2008，39（3）：368-370.

[3]?李彥文，張艷，莫測(cè)輝，等.廣州市蔬菜中喹諾酮類抗生素污染特征及健康風(fēng)險(xiǎn)初步研究[J].環(huán)境科學(xué)，2010，31（10）：2445-2449.

LI Yanwen，ZHANG Yan，MO Cehui，et al.Preliminary study on occurrence and health risk assessnment of quinolone antibiotics in vegetables from Guangzhou，China[J].Environmental Science，2010，31（10）：2445-2449.

[4]?章強(qiáng)，辛琦，朱靜敏，等.中國主要水域抗生素污染現(xiàn)狀及其生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展[J].環(huán)境化學(xué)，2014，33（7）：1075-1083.

ZHANG Qiang，XIN Qi，ZHU Jingmin，et al.The antibiotic contaminations in the main water bodies in China and the associated environmental and human health impacts[J].Environmental Chemistry，2014，33（7）：1075-1083.

[5]?LINDBERG R，JARNHEIMER P A，OLSEN B，et al.Determination of antibiotic substances in hospital sewage water using solid phase extraction and liquid chromatography/mass spectrometry and group analogue internal standards[J].Chemosphere，2004，57（10）：1479-1488.

[6]?LI W，SHI Y，GAO L，et al. Investifation of antibiotics in mollusks from coastal water in the Bohai Sea of China[J].Environmental Pollution，2012，162：56-62.

[7]?張慧，郭文建，朱晨，等.山東省主要河流中抗生素污染組成及空間分布特征[J].中國環(huán)境監(jiān)測(cè)，2019，35（1）：89-94.

ZHANG Hui，GUO Wenjian，ZHU Chen，et al.Composition and spatial distribution characteristics of antibiotics in main rivers of Shandong Province[J]. Environmental Monitoring in China，2019，35（1）：89-94.

[8]?葉計(jì)朋，鄒世春，張干，等.典型抗生素類藥物在珠江三角洲水體中的污染特征[J].生態(tài)環(huán)境，2007，16（2）：384-388.

YE Jipeng，ZOU Shichun，ZHANG Gan，et al. Characteristics of selected antibiotics in the aquatic environment of the Pearl River Delta，south China[J].Ecology and Environment， 2007，16（2）：384-388.

[9]?朱婷婷，宋戰(zhàn)鋒，尹魁浩，等.深圳西麗水庫抗生素殘留現(xiàn)狀及健康風(fēng)險(xiǎn)研究[J].環(huán)境污染與防治，2014，36（5）：49-53.

ZHU Tingting，SONG Zhanfeng，YIN Kuihao，et al.Study on current sitation and health risk of antibiotics residue in source water of Xili Reservoir in Shenzhen[J].Environmental Pollution & Control，2014，36（5）：49-53.

[10]歐丹云，陳彬，陳燦祥，等.九龍江下游河口水域抗生素及抗性細(xì)菌分布[J].中國環(huán)境科學(xué)，2013，33（12）：2243-2250.

OU Danyun，CHEN Bin，CHEN Canxiang，et al.Distribution of antibiotics residue and resistant bacteria in the downstream and estuarine area in Jiulong River[J].China Environmental Science，2013，33（12）：2243-2250.

[11]吳青峰，洪漢烈.環(huán)境中抗生素污染物的研究進(jìn)展[J].安全與環(huán)境工程，2010，17（2）：68-72.

WU Qingfeng，HONG Hanlie.Progress of research on antibiotic contamination[J].Safety and Environmental Engineering，2010，17（2）：68-72.

[12]王加龍，劉堅(jiān)真，陳杖榴，等.恩諾沙星殘留對(duì)土壤微生物功能的影響[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2005，5（12）：523-530.

WANG Jialong，LIU Jianzhen，CHEN Zhangliu，et al.Effects of enrogloxacin residues on the functions of soil microbes[J].Acta Ecologica Sinica，2005，5（12）：523-530.

[13]王荻，李紹戊，馬濤，等. 諾氟沙星對(duì)兩種鱘體內(nèi)SOD活力影響的比較研究[J].中國畜牧獸醫(yī)，2011，38（7）：34-37.

WANG Di，LI Shaowu，MA Tao，et al. A comparison study on the effects of norfloxacin on the superoxide

dismutase activities in two kinds of sturgeons[J].China Animal Husbandry &Veterinary Medicine， 2011，38（7）：34-37.

[14]李萍，王永銘，程能能，等.喹諾酮類藥物對(duì)離體兔軟骨細(xì)胞的毒性[J].中國新藥與臨床雜志，2004，23（6）：331-335.

LI Ping，WANG Yongming，CHENG Nengneng，et al.Chondrotoxicity of quinolones on cultured chondrocytes of rabbit[J].Chinese Journal of New Drugs and Clinical Remedies，2004，23（6）：331-335.

[15]TALLA V，VEERARDDY P.Oxidative stress induced by fluoroquinolones on treatment for complicated urinary tract infections in Indian patients[J].Journal of Young Pharmacists，2011，3（4）：304-309.

[16]管超，毛杰.抗生素對(duì)水生態(tài)環(huán)境毒性效應(yīng)研究概述[J].資源節(jié)約與環(huán)保，2014（2）：136.

[17]王志強(qiáng)，朱琳.常用抗菌藥對(duì)藻類的急性毒性效應(yīng)研究[J].中獸醫(yī)醫(yī)藥雜志，2006，25（6）：17-20.

WANG Zhiqiang，ZHU Lin.The acyte toxicity tests of antibiotic on algae[J].Journal of Traditional Chinese Veterinary Medicine，2006，25（6）：17-20.

[18]皋德祥，宋國梁，葛利云，等.2種抗生素對(duì)球等鞭金藻的毒理學(xué)研究[J].浙江農(nóng)業(yè)科學(xué)，2013（2）：179-182.

[19]陳柳芳.三種喹諾酮類抗生素對(duì)斜生柵藻的毒性效應(yīng)[D].長(zhǎng)春：東北師范大學(xué)，2010.

CHEN Liufang.The Toxicity Effect of Three Quinolone Antibiotics on Scenedesmus Obliquus[D].Changchun：Northeast?Normal University，2010.

[20]南芝潤，范月仙.植物過氧化氫酶的研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)學(xué)通報(bào)，2008，14（5）：27-29.

NAN Zhirun，F(xiàn)AN Yuexian.Advance of researches on catalase in plants[J].Anhui Agricultural Science Bulletin，2008，14（5）：27-29.

[21]張坤生，田薈琳.過氧化氫酶的功能及研究[J].食品科技，2007，35（31）：8-10.

ZHANG Kunsheng，TIAN Huilin.Research and function of catalase in organism[J].Food Science and Technology，2007，35（31）：8-10.

[22]陳金峰，王宮南，程素滿.過氧化氫酶在植物脅迫響應(yīng)中的功能研究進(jìn)展[J].西北植物學(xué)報(bào)，2008，28（1）：188-193.

CHEN Jinfeng，WANG Gongnan，CHENG Suman. Progress about catalase function in plant stress reactions[J].Acta Botanica Boreali-Occidentalia Sinica，2008，28（1）：188-193.

[23]朱友芳，嚴(yán)志洪，洪萬樹.高錳酸鉀對(duì)中國花鱸的毒性效應(yīng)[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2011，6（2）：176-181.

ZHU Youfang，YAN Zhihong，HONG Wanshu. Toxic effects of potassium permanganate on perch lateolabrax maculates[J].Asian Journal of Ecotoxicology，2011，6（2）：176-181.

[24]高問，武鵬鵬，沈洪艷.土霉素廢水對(duì)斑馬魚的生物毒性效應(yīng)研究[J].河北科技大學(xué)學(xué)報(bào)，2019，40（1）：38-44.

GAO Wen，WU Pengpeng，SHEN Hongyan.Study of the biological toxicity of oxytetracycline wastewater on zebrafish[J].Journal of Hebei University of Science and Technology， 2019，40（1）：38-44.

[25]LIU H， GOONERATE R， HUANG X， et al. A rapid in vivo zebrafish model to elucidate oxidative stress-mediated PCBI126：Induced apoptosis and developmental toxicity[J]. Free Radical Biology and Medicine， 2015， 84： 91-102.

[26]FRIDOVICH I.Superoxide dismutase：An adaptayion to a paramagnrtic gas[J].The Journal of Biological Chemistry，1989，264：7761-7764.

[27]ZHOU Z，SON J，HARPER B，et al.Influence of surface chemical properties on the toxicity of engineered zincoxide nanoparticles to embryonic zebrafish[J].The Beilstein Journal of Nanotechnology，2015，6：1568-1579.