下载文档原格式
生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第18卷第5期2023年10月V ol.18,No.5Oct.2023㊀㊀基金项目:国家自然科学基金资助项目(32071617);江苏省自然科学基金资助项目(BK20191455);江苏省 双创博士 项目(JSSCBS20210723)㊀㊀第一作者:陈晨(1998 ),女,硕士研究生,研究方向为风险评价与生态安全,E -mail:****************㊀㊀*通信作者(Corresponding author ),E -mail:***************.cnDOI:10.7524/AJE.1673-5897.20221112001陈晨,宋杰,闫瑾,等.微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展[J].生态毒理学报,2023,18(5):56-73Chen C,Song J,Yan J,et al.Advances on interaction between micro(nano)plastics and antibiotics along with their joint toxicity to fish [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2023,18(5):56-73(in Chinese)微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展陈晨,宋杰,闫瑾,王慧利,钱秋慧*苏州科技大学环境科学与工程学院,苏州215000收稿日期:2022-11-12㊀㊀录用日期:2023-01-20摘要:中国是微(纳米)塑料和抗生素生产和使用大国,由于过度使用和废水处理设施的限制,大量的抗生素和微(纳米)塑料进入水环境中,对生态环境和人类健康带来潜在威胁㊂微(纳米)塑料可以作为载体通过多种物理和化学作用吸附抗生素并将其转移到生物体内,对水生生物的肠道㊁肝脏㊁神经和生殖系统等造成损伤,并且通过食物链富集和转移,最终威胁到人类的健康㊂本文系统地综述了微(纳米)塑料和抗生素的相互作用以及对鱼类的危害,对微(纳米)塑料和抗生素的联合作用机制的研究方向进行了展望,以期对微(纳米)塑料和抗生素的环境风险研究提供更多理论参考㊂关键词:微(纳米)塑料;抗生素;联合暴露;相互作用;毒性文章编号:1673-5897(2023)5-056-18㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AAdvances on Interaction between Micro (nano )plastics and Antibiotics a-long with Their Joint Toxicity to FishChen Chen,Song Jie,Yan Jin,Wang Huili,Qian Qiuhui *School of Environmental Science and Engineering,Suzhou University of Science and Technology,Suzhou 215000,ChinaReceived 12November 2022㊀㊀accepted 20January 2023Abstract :China is one of the major countries manufacturing and using micro(nano)plastics and antibiotics.How -ever,owing to the overuse by human beings and low -efficient removal of micro(nano)plastics and antibiotics by the most wastewater treatment facilities,large quantities of micro(nano)plastics and antibiotics have entered the aquatic environment,posing a huge potential threat to the ecological environment and human health.With adsorbing antibi -otics via a variety of physicochemical interactions and further transferring them into organisms,micro(nano)plastics can damage the intestinal,liver,nervous and reproductive systems of aquatic organisms,which later can be en -riched and migrated through the food chain and finally affect human health.In this review,we summarized the in -teraction between micro(nano)plastics and antibiotics and their joint toxic effects on fish in detail and prospected the future research directions of the mechanism of their joint interactions.This review provides a comprehensive survey and theoretical guidance for the future investigations on evaluation of the environmental risks of micro第5期陈晨等:微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展57㊀(nano)plastics and antibiotics.Keywords:micro(nano)plastics;antibiotics;joint exposure;interaction;toxicity㊀㊀微(纳米)塑料(micro(nano)plastics,MNPs)和抗生素是地表水体中2种新型环境污染物㊂环境中的微(纳米)塑料主要来源于日化用品(如合成纺织品㊁个人护理产品)㊁运输业(如合成橡胶轮胎的腐蚀)和工业生产(如塑料颗粒),通过河流运输或直接排放到海洋中[1],对水生生物造成影响㊂因COVID-19暴发,抗生素的市场需求暴增[2];同时,废水设施的限制,使得进入市政污水处理厂的部分抗生素随尾水排出,在自然水体中大量累积㊂因此,MNPs和抗生素均在水体中大量存在,其造成的长期效应会在水生生物体内积累,并通过食物链逐渐放大,甚至引起整个水生态系统的慢性毒性效应㊂抗生素与MNPs具有相似的来源和迁移途径,它们在水生环境中不可避免地共存,形成复合污染,因此研究抗生素与MNPs之间的相互作用及其在水生环境中的联合毒性至关重要㊂本文综述了MNPs和抗生素在环境中的污染现状以及两者之间的吸附方式及影响因素,概述了两者联合暴露对鱼类的毒性效应,并对两者的联合作用机制进一步的研究方向进行了展望㊂1㊀抗生素及MNPs的污染现状(Contamination of antibiotics and MNPs)1.1㊀抗生素的污染现状抗生素具有水溶性高和易排出体外的特点,同时由于其大量使用,造成土壤和水体中抗生素的大量积累,已构成生态风险及健康威胁㊂尽管大多数抗生素的半衰期很短,但由于持续排放到环境中,抗生素被认为是一种 假持久性 有机污染物[3]㊂抗生素在医院㊁养殖场等特殊环境中广泛存在[4-7],已有大量文献报道了地表水体中抗生素的浓度,如表1所示㊂尽管抗生素的环境浓度通常处于痕量水平(ng㊃L-1~μg㊃L-1),但低浓度的抗生素仍然可能对水生生物构成风险,同时伴随着抗生素耐药菌株和抗性基因的产生和传播,对水生生态环境和人类健康造成威胁㊂1.2㊀MNPs的污染现状据报道,我国湖水中MNPs的丰度为900~ 34000个㊃m-3[21-25],其中长沙城市湖泊地表水中MNPs的丰度为7050个㊃m-3[24],并且超过89.5%的MNPs尺寸<2mm,最严重的为鄱阳湖,含量达5000 ~34000个㊃m-3[25]㊂美国南卡罗来纳州查尔斯顿港和温亚湾MNPs的检出浓度分别为(6.6ʃ1.3)个㊃m-3和(30.8ʃ12.1)个㊃m-3[26]㊂德国托伦斯湖中MNPs的浓度为0.14个㊃m-3[27]㊂印度红山湖作为向钦奈市北部供水的淡水系统之一,检出MNPs的丰度为5.9个㊃L-1[28]㊂在抗生素检出较多的区域,如污水处理厂㊁垃圾填埋场和蔬菜生产基地等,其周围检测出大量MNPs,丰度为4~72个㊃L-1,并且粒径主要为0~50μm,占检出颗粒的80%[29]㊂Wang等[30]在工业厂房㊁养殖场和鱼塘废水中均检测到了MNPs,其丰度分别为8~23㊁8~40和13~27个㊃L-1,其中89%的MNPs 直径<500mm㊂不同来源的污水或废水之间没有明显差异,表明它们都构成了微塑料污染㊂生活污水处理厂的进水和出水中MNPs丰度分别为18~890个㊃L-1和6~26个㊃L-1,去除效率为35%~98%㊂南京[31]2家污水处理厂进水中的微塑料浓度分别为22.05个㊃L-1和10.30个㊃L-1,虽然其总去除率达到98%和97.67%,但由于日进水量巨大,因此仍有大量微塑料随尾水排放到自然水体中㊂在世界各地,包括偏远的极地地区,几乎都可以检测到微塑料[32-33]㊂因此,在不同营养层级㊁不同栖息地和拥有不同摄食特征的水生生物体内也发现MNPs亦不足为奇[34-35]㊂MNPs和抗生素在环境中广泛分布,尤其在水体中其分布区域重叠度较大,这为它们的相互作用提供了有利条件[36]㊂例如,由于密集的人类活动和抗生素的大量使用,在长江口的地表水中均检测到MNPs和抗生素,它们的最高浓度分别达到10200个㊃m-3和287ng㊃L-1㊂MNPs和抗生素也可能同时存在于北美的苏必利尔湖等沉积物中[37-38]㊂据报道,苏必利尔湖沉积物中的MNPs丰度为0~55个㊃kg-1,同时人们也发现抗生素在苏必利尔湖的沉积物中积累[39-40]㊂此外,在东亚沿海循环水养殖系统和中国渤海海岸线的沉积物中,也同时检测到了MNPs和抗生素及抗性基因的存在[41-42]㊂因此, MNPs可以作为抗生素的载体,驱动抗生素和抗性基因在自然界中的迁移转化[43-44]㊂当被生物体摄入时, MNPs也会改变抗生素在生物体内的蓄积和毒性㊂2㊀MNPs吸附抗生素(Antibiotics adsorbed by MNPs)2.1㊀MNPs吸附抗生素的方式MNPs可以通过多种物理和化学作用吸附抗生58㊀生态毒理学报第18卷素,如范德华力㊁氢键㊁疏水相互作用和离子交换等方式,通过生物富集作用对鱼类产生危害(图1)㊂范秀磊等[45]认为,MNPs吸附抗生素主要经过3个阶段㊂第1阶段,抗生素通过疏水分配作用和范德华力吸附在MNPs表面;第2阶段,抗生素缓慢地从表面扩散到MNPs内部;第3阶段,吸附达到平衡㊂目前已有关于不同类型的微塑料吸附各类抗生素的相关研究,详见表2㊂在MNPs吸附抗生素的过程中,氢键的形成发挥了重要的作用㊂抗生素中一些特定的官能团有助于氢键的生成,例如,聚酰胺(PA)的酰胺基(质子供体基团)和阿莫西林(AMX)㊁四环素(TC)和环丙沙星(CIP)的羰基(质子受体基团)之间可以形成氢键[43,46]㊂傅里叶红外光谱分析显示的3500cm-1和3100cm-1处的峰来源于分子间氢键的相互作用,被认为是CIP㊁左氧氟沙星和聚苯乙烯(PS)㊁聚氯乙烯(PVC)表1 抗生素在地表水体中的检出水平和种类Table1㊀The types and levels of antibiotics detected in surface waters类型Types地点Locations浓度/(ng㊃L-1)Concentration/(ng㊃L-1)抗生素种类Class参考文献References河流River中国渭河西安段Xi an Section of the Weihe River,ChinaND~270.6磺胺类㊁大环内酯类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,macrolides,quinolones,tetracyclines[8]中国南四湖入湖河流Nansi Lake s inflowing rivers,ChinaND~694磺胺类㊁大环内酯类㊁喹诺酮类Sulfonamides,macrolides,quinolones[9]中国渤海湾入海河流Seaborne rivers of Bohai Bay,China178.89~229.80磺胺类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,quinolones,tetracyclines[10]印度亚穆纳河River Yamuna,IndiaND~19460青霉素类㊁喹诺酮类㊁β-内酰胺类Penicillins,quinolones,β-lacams[11]湖泊Lake中国太湖Taihu Lake,ChinaND~36.472磺胺类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,quinolones,tetracyclines[12]中国南四湖Nansi Lake,ChinaND~694磺胺类㊁大环内酯类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,macrolides,quinolones,tetracyclines[9]中国东洞庭湖East Dongting Lake,ChinaND~843.49磺胺类㊁大环内酯类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,macrolides,quinolones,tetracyclines[13]地表径流Surface runoff中国南京Nanjing,China1.958磺胺类㊁大环内酯类㊁四环素类㊁β-内酰胺类Sulfonamides,macrolides,tetracyclines,β-lactams[14]中国浙江Zhejiang,China508.7磺胺类㊁喹诺酮类㊁四环素类㊁氨霉素Sulfonamides,quinolones,tetracyclines,aminomycins[15]西班牙Spain1300磺胺类㊁大环内酯类㊁喹诺酮类Sulfonamides,macrolides,quinolones[16]水产养殖场Aquafarm中国固城湖蟹塘Crab ponds of Lake Guchenghu,China122~1440磺胺类㊁大环内酯类Sulfonamides,macrolides[17]中国江苏养殖场Aquafarm,Jiangsu,ChinaND~9600磺胺类㊁四环素类Sulfonamides,tetracyclines[18]葡萄牙北部Northern Portugal2.4~10喹诺酮类㊁四环素类Quinolones,tetracyclines[19]污水处理厂Sewage treatmentplant中国杭州Hangzhou,ChinaND~88磺胺类㊁大环内酯类Sulfonamides,macrolides[16]瑞典Sweden410喹诺酮类㊁大环内酯类Quinolones,macrolides[20]海洋Sea中国渤海湾沿海水域Coastal waters of Bohai Bay,China27.85~478.33磺胺类㊁喹诺酮类㊁四环素类Sulfonamides,quinolones,tetracyclines[10]注:ND表示未检出㊂Note:ND means not detected.第5期陈晨等:微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展59㊀图1 微(纳米)塑料和抗生素联合暴露对鱼类的毒性效应Fig.1㊀The toxicity effects on fish by the joint exposure of micro(nano)plastics and antibiotics之间通过氢键相连接的证据[47-48]㊂Yang 等[49]发现随着pH 值的升高,CIP 上的氢离子减少,并且在PS 上的吸附量降低,因此推测CIP 与PS 通过氢键吸附㊂同时,氢键也被证明是磺胺甲噁唑(SMX)在PA ㊁PS ㊁PVC ㊁聚乙烯(PE)㊁聚丙烯(PP)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)上吸附的主要机制[50]㊂大多数MNPs 具有丰富的烷基基团和较强的疏水性,由疏水相互作用主导吸附过程[51]㊂研究表明,疏水作用在一定程度上主导了AMX ㊁TC ㊁CIP ㊁甲氧苄氨嘧啶(TMP)㊁泰乐菌素(TYL)㊁SMX ㊁磺胺甲基嗪和磺胺嘧啶在MNPs 上的吸附,并且具有较高正辛醇-水分配系数(log K ow )的抗生素对MNPs 的亲和力更强[43,52-57]㊂PS 和TC 的结构中均具有苯环,因此二者主要通过疏水相互作用吸附在一起[58]㊂Fu 等[59]还发现老化后的PA ㊁PVC 和PET 可通过疏水相互作用吸附磺胺类抗生素㊂范德华力也是MNPs 吸附抗生素最常见的方式,主要由π-π和静电相互作用组成㊂例如PE 仅通过范德华力吸附CIP ㊁TMP 和磺胺嘧啶(SDZ),并且淡水系统中CIP 通过静电引力增加了在MNPs 表面的吸附能力[43];当pH<6时,PS 和聚丁二酸丁二醇酯(PBS)通过静电相互作用吸附诺氟沙星(NOR)[60];PA ㊁PE ㊁PVC ㊁PS 和PP 主要通过范德华力吸附SDZ [61]㊂在研究对CIP ㊁TMP 和SDZ 吸附机制时,研究者发现PS 能够同时利用非特异性范德华力和π-π相互作用,而PE 仅利用范德华力,从而导致PS 对于CIP ㊁TMP 和SDZ 具有较高的吸附能力[49,62]㊂Chen 等[63]的研究也证明TC 在PE 上的吸附主要是由范德华力和微孔填充机制控制㊂除此之外,土霉素(OTC)对PS 的吸附主要由阳离子交换机制主导[64]㊂PE 通过疏水和静电相互作用吸附CIP [65]㊂一些MNPs 能够同时通过氢键和π-π堆积作用吸附抗生素,形成稳定结合[66]㊂另外,Wu 等[67]提出了几个新的吸附机制㊂PVC 上的氯原子可以作为电子受体,苯环和双酚上的羟基可以作为电子供体,从而在PVC 和双酚之间形成卤素键[68]㊂因此,推测PVC 与含羟基和苯环的抗生素之间能够形成卤素键㊂烷基和芳香环之间的CH/π相互作用也可以驱动PE 和具有苯环的抗生素之间的吸附㊂由此可知,抗生素在MNPs 上的吸附受到多种机制的影响㊂MNPs 和抗生素的特定结构和性质会影响各种驱动力的贡献,导致吸附能力存在很大差异㊂因此,未来的研究可以集中研究吸附过程中各个机制的相对贡献㊂2.2㊀MNPs 吸附抗生素的影响因素抗生素在MNPs 上的吸附-解吸过程共同决定抗生素在MNPs 上的吸附量,从而影响抗生素在环境中的迁移㊁分布和富集㊂这一吸附-解吸过程主要受到抗生素性质㊁MNPs 类型和环境条件(如离子强度㊁pH 和其他污染物)的影响㊂60㊀生态毒理学报第18卷表2㊀微(纳米)塑料吸附抗生素的主要方式Table2㊀The main modes for the adsorption of antibiotics by micro(nano)plastics抗生素类型Types of antibiotics微(纳米)塑料类型Types of micro(nano)plastics吸附方式Adsorption modes参考文献References磺胺甲噁唑Sulfamethoxazole聚乳酸㊁聚丙烯Polylactic acid,polypropylene疏水相互作用或静电相互作用Hydrophobic interaction or electrostatic interaction[69]磺胺嘧啶Sulfadiazine聚酰胺㊁聚对苯二甲酸乙二醇酯㊁聚乙烯㊁聚氯乙烯㊁聚苯乙烯㊁聚丙烯Polyamide,polyethylene terephthalate,polyethylene,polyvinyl chloride,polystyrene,polypropylene范德华力和微孔填充Van der Waals forces and micropore filling[61]磺胺类抗生素Sulfonamides老化聚酰胺㊁聚氯乙烯Aged polyamide,polyvinyl chloride聚对苯二甲酸乙二醇酯Polyethylene terephthalate疏水相互作用Hydrophobic interaction[59]磺胺嘧啶㊁环丙沙星Sulfadiazine,ciprofloxacin聚乙烯Polyethylene静电相互作用Electrostatic interaction[43]环丙沙星Ciprofloxacin聚乙烯Polyethylene疏水相互作用和静电相互作用Hydrophobic interaction and electrostatic interaction[70]聚苯乙烯㊁聚氯乙烯Polystyrene,polyvinyl chloride疏水相互作用㊁π-π堆叠㊁静电相互作用和氢键Hydrophobic interaction,π-πstacking,electrostatic interaction and hydrogen bonds[71]诺氟沙星Norfloxacin聚苯乙烯㊁聚丁二酸丁二醇酯Polystyrene,polybutanediol succinate静电相互作用Electrostatic interaction[60]恩诺沙星㊁环丙沙星㊁诺氟沙星Enrofloxacin,ciprofloxacin,norfloxacin 聚丙烯㊁聚乙烯㊁聚氯乙烯Polypropylene,polyethylene,polyvinyl chloride疏水相互作用和静电相互作用Hydrophobic interaction and electrostatic interaction[52]土霉素Oxytetracycin聚苯乙烯Polystyrene离子交换Ion exchange[64]四环素Tetracycline聚苯乙烯Polystyrene疏水相互作用Hydrophobic interaction[60]四环素㊁环丙沙星Tetracycline,ciprofloxacin聚乳酸㊁聚氯乙烯Polylactic acid,polyvinyl chloride氢键㊁π-π堆叠和静电相互作用Hydrogen bonds,π-πstacking,and electrostatic interaction[72]四环素㊁金霉素㊁土霉素Tetracycline,aureomycin, oxytetracycin聚乙烯Polyethylene范德华力和微孔填充Van der Waals forces and micropore filling[63]阿奇霉素㊁克拉霉素Azithromycin,clarithromycin聚乳酸㊁聚苯乙烯Polylactic acid,polystyrene疏水相互作用Hydrophobic interaction[73]阿莫西林Amoxicillin聚乙烯㊁聚对苯二甲酸乙二醇酯㊁聚丙烯㊁聚苯乙烯㊁聚氯乙烯Polyethylene,polyethylene terephthalate,polypropylene,polystyrene,polyvinyl chloride静电相互作用Electrostatic interaction[74]阿莫西林㊁四环素㊁环丙沙星Amoxicillin,tetracycline, ciprofloxacin聚酰胺Polyamide氢键Hydrogen bonds[46]第5期陈晨等:微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展61㊀续表2抗生素类型Types of antibiotics微(纳米)塑料类型Types of micro(nano)plastics吸附方式Adsorption modes参考文献References磺胺嘧啶㊁阿莫西林㊁四环素㊁环丙沙星Sulfadiazine,amoxicillin, tetracycline,ciprofloxacin 聚乙烯㊁聚苯乙烯㊁聚酰胺㊁聚丙烯㊁聚氯乙烯Polyethylene,polystyrene,polyamide,polypropylene,polyvinyl chloride氢键Hydrogen bonds[43]磺胺硫唑㊁磺胺美嗪㊁磺胺甲噁唑㊁环丙沙星㊁恩诺沙星㊁氧氟沙星㊁诺氟沙星㊁四环素Sulfathiazole,sulfametizine, sulfamethoxazole, ciprofloxacin,ennofloxacin, ofloxacin,norfloxacin,tetracycline聚丙烯Polypropylene氢键和疏水相互作用(原始聚丙烯)氢键和静电相互作用(老化聚丙烯)Hydrogen bonds and hydrophobicinteraction(primary polypropylene)Hydrogen bonds and electrostaticinteraction(aging polypropylene)[75]2.2.1㊀抗生素的性质抗生素的疏水性以及与其疏水性相关的特性(log Kow 和电离常数p Ka)在吸附过程中发挥着重要作用[76]㊂郭梦函[77]研究了AMX㊁CIP和TC在MNPs上的吸附能力,发现吸附能力与抗生素的疏水性成正相关的关系㊂大多数MNPs富含烷基且疏水性较强,因此更倾向于吸附疏水性污染物[51]㊂Syranidou和Kalogerakis[78]的研究表明,具有较高log Kow值的抗生素对MNPs的亲和力更强,因为它们具有更强的疏水性㊂抗生素是可电离的化合物,其电离常数也会影响MNPs和抗生素之间的结合机制,尤其涉及到静电相互作用㊂抗生素的p Ka㊁介质的pH值和MNPs 的零电荷pH点(pHpzc)共同影响抗生素和MNPs之间的静电吸附过程[79]㊂根据抗生素的电离常数和结构,在不同的pH条件下抗生素会表现出不同的离子形态(两性离子㊁阳离子和阴离子),例如,在pH= 2和4时CIP主要是以阳离子形式存在[52]㊂Li等[43]研究了CIP在特定的pH条件下的离子形态,发现在pH为6.7~7.1时,CIP以两性离子㊁阴离子和阳离子的形式存在;而在pH为8.0时,CIP的主要存在形式为两性离子和阴离子㊂在这2种情况下,MNPs的pHpzc均小于环境pH值,呈现负电性㊂因此在pH为8.0时,MNPs和CIP之间的静电排斥作用增强,从而降低CIP的吸附水平㊂TC的p Ka2= 7.7,当pH<7.7时,TC主要以两性离子和阳离子形式存在,带负电的MNPs可通过静电作用吸附TC;当pH>7.7时,TC的主要存在形式为阴离子,由于与MNPs静电排斥,此时TC的吸附量大大降低[80]㊂除此之外,抗生素的极性也对MNPs-抗生素的吸附过程有影响,具有多个极性官能团的抗生素可以促进MNPs的吸附㊂例如,喹诺酮类抗生素具有较多的极性官能团如羧基㊁羟基等,易于与环境中的MNPs发生吸附作用;磺胺类抗生素仅有苯氨基和酰胺基,因此MNPs对其的吸附能力较弱[81]㊂2.2.2㊀MNPs的性质MNPs由于其具有比表面积大㊁疏水性强和流动性高的特点,在环境中可以积聚各种毒素和化学污染物,并作为远距离运输污染物的载体㊂MNPs 的性质,如极性㊁比表面积和结晶度等,对污染物的吸附能力有很大影响[82-83]㊂MNPs的官能团和极性在MNPs-抗生素的吸附过程中起主导作用㊂PS㊁PP和PE通常是非极性塑料,而PVC㊁PET和PA是极性的㊂例如,强极性聚合物PA对磺胺甲噁唑和磺胺甲嗪具有比PE更强的吸附能力,这是由于PA中的酰胺基团(质子供体基团)和抗生素结构中存在的羰基(质子受体基团)之间形成了氢键,从而增强了吸附作用[84]㊂同样地, Fu等[85]也发现由于形成了稳定的氢键,PA对SDZ㊁AMX㊁TC㊁CIP㊁TMP的吸附能力超过了PS㊂MNPs的比表面积越大,意味着吸附位点越多,因此可以吸附的污染物的量就越大㊂Li等[43]发现PS㊁PP,尤其是PA的孔隙结构较为发达,使得这3种MNPs对AMX㊁TC和CIP的吸附能力高于PE 和PVC㊂其次,对于特定类型的MNPs,尺寸较小的MNPs通常具有较大的比表面积,从而对TC具有较高的吸附能力㊂然而,MNPs的粒径并不总是与其比表面积成反比㊂PS(50nm)的实测比表面积(63.462㊀生态毒理学报第18卷m2㊃g-1)低于理论值114.3m2㊃g-1,这可能是由于PS 的团聚导致比表面积降低[86]㊂粒径大小仅在一定范围内影响MNPs的吸附能力,最终吸附的效果取决于比表面积㊂MNPs另一个影响吸附过程的特性是结晶度㊂结晶度是聚合物中结晶区域所占的比例,MNPs具有无定形和结晶区域,无定形区域由不规则排列的长链组成,结晶区域则由规则排列成几何晶格的链段构成[87-88]㊂有机污染物对无定形区域的亲和性大于结晶区域,说明MNPs的结晶度越低,其对有机污染物的吸附能力越强㊂Liu等[48]发现低结晶度PVC 对CIP的吸附能力显著高于PS㊂Gong等[89]研究报道在玻璃化转变温度下,聚丁二酸丁二醇酯(PBS)表现为橡胶状聚合物,而聚乳酸(PLA)表现为玻璃状聚合物㊂玻璃状聚合物PLA的分子链密集且交联,阻碍了有机污染物的移动㊂因此,PBS的吸附能力大于PLA㊂然而,关于MNPs的结晶度在抗生素吸附中的作用仍缺乏明确的结论㊂此外,老化作用也能够增加MNPs的吸附能力㊂其原因有多个方面,老化后MNPs颗粒碎裂从而导致比表面积增加,其表面含氧官能团增加也会导致MNPs极性和表面性质发生变化,以及MNPs的表面形成生物膜,可通过降低其疏水性来增强MNPs 的吸附能力[48,90]㊂Yu等[91]在我国东山湾的海鱼养殖场对5种微塑料进行原位老化,并探究其在海洋养殖环境中对抗生素的吸附情况及影响因素㊂通过现场的原位吸附实验,研究发现与PS㊁PP㊁PE㊁PVC 和PET相比,老化PP由于具有更发达的孔隙结构,因而对抗生素具有更高的吸附效率㊂2.2.3㊀环境因素离子强度在MNPs吸附抗生素的过程中发挥着重要的作用,其作用机理是通过影响双层膜的厚度和界面电位来控制吸附剂与吸附质表面之间的静电和非静电相互作用,从而影响两者的结合[92]㊂NaCl 是水环境中最常见的离子,随着NaCl浓度的升高,钠离子取代了MNPs表面酸性官能团中的氢离子,抑制了氢键的形成,使得MNPs对抗生素的吸附量显著下降[93-95]㊂然而一些阳离子,如Cr3+㊁Zn2+,与抗生素在MNPs表面具有金属桥连作用,反而促进了吸附作用[47,96]㊂pH值在一定程度上也决定了静电相互作用,从而影响抗生素在MNPs上的吸附㊂例如,Xue等[97]发现当pH值大于磺胺类抗生素的等电点时,一部分磺胺带负电,此时与带负电的MNPs之间存在静电排斥,导致吸附能力下降㊂Wang等[83]发现在低pH条件下,阴离子形式的全氟辛烷磺酸(PFOS)在PE上的吸附能力高于非离子形态的PFOS,并且PFOS在MNPs上的吸附量随着pH的升高而降低㊂在淡水和海水中,MNPs对抗生素的吸附能力也不尽相同㊂在pH范围为6.7~7.1的淡水中,抗生素的存在形式大多为两性离子和阴离子,但仍存在部分阳离子形式;海水的pH值比淡水更高,抗生素几乎都以两性离子和阴离子的形式存在,与携带负电荷的MNPs具有较高的静电斥力㊂因此与淡水相比,MNPs在海水中吸附抗生素的程度较低㊂Yang 等[49]认为,PS在海水中对CIP的吸附能力远低于在去离子水中的吸附能力,可能是因为海水中存在的许多离子加速了溶液环境中电子的流动㊂当水体中存在其他有机污染物和重金属时,会影响MNPs对抗生素的吸附㊂相较于抗生素,重金属离子通过离子交换更容易吸附到MNPs上[98-100]㊂因此当重金属与抗生素共存时,MNPs的大多数活性吸附位点被重金属离子填充,从而导致其吸附抗生素的能力受到限制㊂同时,重金属和MNPs之间的静电相互作用也会导致重金属被吸附,占据MNPs表面的吸附位置,从而降低MNPs对抗生素的吸附[101]㊂然而,多价金属离子又可以和抗生素的负电荷络合,在抗生素㊁金属离子和MNPs之间形成共价键,从而提高抗生素的吸附量[102]㊂由于表面活性剂会改变污染物的界面特性,因此当水体中存在表面活性剂时会影响MNPs对抗生素的吸附能力㊂例如,十二烷基苯磺酸钠(SDBS)能与PS和PE结合,提高PS和PE的表面电负性并且降低比表面积和孔隙率,使其在保持基本晶体结构的同时表面官能团略有改变,大大提高了PS和PE 对OTC和NOR的饱和吸附率㊂SDBS也会增强MNPs的亲水性,使其更易于吸附溶解在水中的抗生素[97]㊂腐殖质也会影响抗生素在MNPs上的吸附,例如,郭梦函[77]研究了3种抗生素(AMX㊁CIP和TC)在4种MNPs(PVC㊁PS㊁PP和PE)上的吸附情况,发现在不同浓度腐殖酸的条件下,3种抗生素在MNPs上的吸附能力先降低后升高㊂低浓度下3种抗生素在MNPs上的吸附量均呈现下降的趋势,这是因为腐殖质与抗生素竞争MNPs上的吸附位点,导致吸附量降低㊂而高浓度下腐殖质吸附到MNPs 上会形成包裹层,与抗生素发生阳离子π键和π-π给第5期陈晨等:微(纳米)塑料和抗生素的相互作用及对鱼类的联合毒性效应研究进展63㊀体受体作用,从而导致抗生素在MNPs上的吸附量增加㊂此外,当水体中存在蛋白质时,蛋白质会在老化MNPs上形成蛋白质电晕,从而加强对磺胺的吸附能力[59]㊂3㊀MNPs与抗生素联合暴露对鱼类的毒性(The joint toxicity of MNPs and antibiotics to fish)水体环境中大量的MNPs和抗生素会对水生生物产生毒性影响,造成严重的生态风险,并且还可能通过食物链转移和富集,从而威胁人类健康[103-105]㊂大量文献显示MNPs-抗生素的复合污染可能引起生物体分子组织㊁细胞和行为方面的改变,导致生物体的损伤[106],因此MNPs和抗生素联合毒性的研究势在必行㊂鱼类因其容易获得㊁实验室易饲养并且对毒物敏感的特征,常被用于水环境中污染物毒性的研究㊂已有大量文献报道了各类抗生素对斑马鱼的毒性,如表3所示㊂在生物体内,MNPs通过吸附抗生素并干扰代谢来增强抗生素的生物积累,但不能被水生生物摄取的大尺寸MNPs会降低抗生素的生物积累㊂由于抗生素在外部环境和生物体内与MNPs的吸附以及它们对同一生物靶标的作用, MNPs增强/缓解了抗生素对生物体的毒性㊂MNPs 和抗生素对鱼类的联合毒性主要表现在肠道㊁肝脏㊁神经㊁生殖和发育毒性等方面㊂3.1㊀对肠道的影响肠道是鱼类重要的消化和营养获取器官㊂鱼类是较低等的脊椎动物,消化能力弱,肠道干细胞分化成更多功能性细胞(如杯状细胞㊁淋巴细胞和柱状上皮细胞)来吸收营养或分泌消化液以应对外部刺激[129],并且肠道微生物群的干扰可导致宿主的生理功能障碍和某些疾病[130]㊂因此肠道受损会引起鱼类多种疾病的发生,增加健康受损的风险㊂表3㊀抗生素对斑马鱼的毒性Table3㊀The toxicity effects of antibiotics on zebrafish抗生素类型Class 抗生素种类Types暴露方式Exposure对斑马鱼的毒性Toxicity to zebrafish参考文献References四环素类Tetracyclines土霉素Oxytetracycline金霉素Chlorotetracycline四环素Tetracycline急性暴露Acute exposure胚胎孵化延迟,诱导氧化应激Embryo hatching was delayed and oxidative stress was caused[107]慢性暴露Chronic exposure探索行为㊁多动和冻结行为增加Exploration behavior,hyperactivity and freezing behavior were increased导致炎症反应,扰乱肠道菌群Inflammatory response was induced and gut flora were disrupted[108][108-110]慢性暴露Chronic exposure运动距离减少,认知行为下降,攻击行为增加Motor distance was decreased,cognitive behavior wasdecreased,and aggressive behavior was increased[111]急性暴露Acute exposure胚胎孵化延迟,体长变短,卵黄囊肿,游囊发育受阻,引起氧化应激及细胞凋亡Embryo hatching was delayed,body length became shorter,yolk cyst appeared,follicle development was blocked,and oxidative stress and cell apoptosis were induced[112]慢性暴露Chronic exposure肝脏脂质空泡化,肝脏代谢途径失调Liver lipid vacuolation and liver metabolic pathway disorders[113]β-内酰胺类β-lactams阿莫西林Amoxicillin头孢噻肟钠Cefotaxime sodium阿莫西林Amoxicillin头孢他啶Ceftazidime急性暴露Acute exposure慢性暴露Chronic exposure胚胎过早孵化Premature hatching of embryos[107]幼鱼体长变短Larvae became shorter in length[114]社交行为减少,引起氧化应激Social behavior was reduced,and oxidative stress was caused[115]运动距离增加,攻击行为加剧Movement distance was increased and aggressive behavior was intensified[111]。
２０２１，４０（２）河南大学学报（医学版）㊃１４７㊀㊃文章编号：１６７２－７６０６（２０２１）０２－０１４７－０５光热纳米材料在抗菌领域的研究进展杨莹莹，冯闪，马陇豫，孙梦瑶，张审，刘超群∗河南大学药学院，河南开封４７５００４摘㊀要：细菌感染威胁着人类健康，特别是耐药菌导致的疾病，临床上的发病率和死亡率极高，如耐甲氧西林金黄色葡萄球菌（ＭＲＳＡ）是临床上最可怕的致病菌（超级细菌）之一，可导致败血症和急性心内膜炎㊂目前耐药菌的快速变异和新抗生素开发的严重滞后，迫切需要对新型抗菌剂的研究㊂具有光热效应的纳米材料将光能转化为热能，使局部温度升高，可破坏细菌细胞膜㊁导致蛋白质变性㊂因其独特的抗菌机制，产生耐药菌的可能性较小，可以作为抗生素的替代品㊂光热纳米材料分为三类，包括金属类㊁碳类和聚合物类纳米材料㊂本文对近几年来具有光热效应的抗菌纳米材料领域的研究进展进行综述，并讨论其特点及未来的发展方向㊂关键词：纳米材料；光热效应；抗菌活性；金属类纳米材料；碳类纳米材料；聚合物类纳米材料中图分类号：Ｒ３１８．０８㊀㊀㊀㊀㊀㊀文献标志码：Ａ㊀收稿日期：２０２１⁃０２⁃１６㊀基金项目：河南省重点研发与推广专项（２１２１０２３１０２３１）；河南省高等学校重点科研项目（２１Ａ４３０００６）；河南省青年科学基金（２０２３００４１００６）㊀作者简介：杨莹莹（１９９７⁃），女，硕士研究生㊂研究方向：纳米材料的生物医学应用㊂㊀∗通信作者：刘超群（１９８９⁃），男，博士，讲师㊂研究方向：钠米材料的生物医学应用㊂ＲｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｆｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓｉｎａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌＹＡＮＧＹｉｎｇｙｉｎｇ ＦＥＮＧＳｈａｎ ＭＡＬｏｎｇｙｕ ＳＵＮＭｅｎｇｙａｏ ＺＨＡＮＧＳｈｅｎ ＬＩＵＣｈａｏｑｕｎ∗ＳｃｈｏｏｌｏｆＰｈａｒｍａｃｙ ＨｅｎａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ Ｋａｉｆｅｎｇ４７５００４ ＣｈｉｎａＡｂｓｔｒａｃｔ Ｂａｃｔｅｒｉａｌｉｎｆｅｃｔｉｏｎｉｓｔｈｒｅａｔｅｎｉｎｇｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈ ｅｓｐｅｃｉａｌｌｙｔｈｅｄｉｓｅａｓｅｓｃａｕｓｅｄｂｙｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａ ｗｉｔｈｈｉｇｈｃｌｉｎｉｃａｌｍｏｒｂｉｄｉｔｙａｎｄｍｏｒｔａｌｉｔｙ．Ｆｏｒｅｘａｍｐｌｅ ｍｅｔｈｉｃｉｌｌｉｎｒｅｓｉｓｔａｎｔｓｔａｐｈｙｌｏｃｏｃｃｕｓａｕｒｅｕｓ ＭＲＳＡ ｉｓｏｎｅｏｆｔｈｅｍｏｓｔｆｅａｒｅｄｐａｔｈｏｇｅｎｓｉｎｔｈｅｃｌｉｎｉｃａｌ ｓｕｐｅｒｂａｃｔｅｒｉａ ｗｈｉｃｈｃａｎｌｅａｄｔｏｓｅｐｓｉｓａｎｄａｃｕｔｅｅｎｄｏｃａｒｄｉｔｉｓ．Ａｔｐｒｅｓｅｎｔ ｔｈｅｒａｐｉｄｍｕｔａｔｉｏｎｏｆｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａａｎｄｔｈｅｓｅｒｉｏｕｓｌａｇｉｎｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｎｅｗａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓｍａｋｅｉｔｕｒｇｅｎｔｔｏｓｔｕｄｙｎｅｗａｎｔｉｍｉｃｒｏｂｉａｌａｇｅｎｔｓ．Ｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓｗｉｔｈｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｅｆｆｅｃｔｃｏｎｖｅｒｔｌｉｇｈｔｅｎｅｒｇｙｉｎｔｏｈｅａｔ ｗｈｉｃｈｃａｎｉｎｃｒｅａｓｅｌｏｃａｌｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ ａｎｄｄｅｓｔｒｏｙｂａｃｔｅｒｉａｌｃｅｌｌｍｅｍｂｒａｎｅａｎｄｃａｕｓｅｐｒｏｔｅｉｎｄｅｎａｔｕｒａｔｉｏｎ．Ｂｅｃａｕｓｅｏｆｉｔｓｕｎｉｑｕｅａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌｍｅｃｈａｎｉｓｍ ｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａａｒｅｌｅｓｓｌｉｋｅｌｙｔｏｂｅｐｒｏｄｕｃｅｄａｎｄｃａｎｂｅｕｓｅｄａｓａｓｕｂｓｔｉｔｕｔｅｆｏｒａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｓ．Ｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｌｙｅｎａｂｌｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓａｒｅｃｌａｓｓｉｆｉｅｄｉｎｔｏｔｈｒｅｅｇｒｏｕｐｓ ｉｎｃｌｕｄｉｎｇｍｅｔａｌ⁃ ｃａｒｂｏｎ⁃ ａｎｄｐｏｌｙｍｅｒ⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ．Ｉｎｔｈｉｓｒｅｖｉｅｗ ｗｅｓｕｍｍａｒｉｚｅｔｈｅｒｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓｏｆａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓｗｉｔｈｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｅｆｆｅｃｔｉｎｒｅｃｅｎｔｙｅａｒｓ ａｎｄｄｉｓｃｕｓｓｔｈｅｉｒｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓａｎｄｆｕｔｕｒｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｄｉｒｅｃｔｉｏｎ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ ｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌ ｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌ ａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｃｔｉｖｉｔｙ ｍｅｔａｌ⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ ｃａｒｂｏｎ⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ ｐｏｌｙｍｅｒ⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ㊀㊀目前，由细菌引起的感染性疾病，尤其是耐药菌，已成为全球性重大健康问题之一，引起了人们的广泛关注［１］㊂一项研究［２⁃３］表明，如果不能控制耐药菌感染，每年将导致１０００多万患者死亡，损失高㊃１４８㊀㊃ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨｅｎａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ（ＭｅｄｉｃａｌＳｃｉｅｎｃｅ）２０２１，４０（２）达１００万亿美元㊂为解决细菌感染带来的危害，目前常用的抗菌方法，包括抗生素㊁重金属离子㊁抗菌肽和季铵盐化合物［４⁃５］㊂其中抗生素是一种有效的抗菌药物，在临床上有广泛的应用㊂但抗生素的滥用导致的细菌耐药，已成为当今医学领域和人类生存环境面临的一个严重问题［６］㊂金属离子长期以来被用作不同形式的杀菌化学品，并显示出抗广谱细菌的抗菌性能，但是，它们会对哺乳动物细胞产生毒性［７］㊂抗菌肽是一种新型高效抗菌药物，但是存在合成困难㊁纯化复杂㊁成本高等问题，限制了它们的广泛应用［８］㊂季铵类化合物具有高效㊁方便的抗菌作用，但长期使用后也会引起耐药性［９］㊂基于上述问题，利用纳米材料及其复合材料的光处理方法是近年研究的热点［１０⁃１１］㊂在这些纳米材料中，光热疗法（ｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｔｈｅｒａｐｙ，ＰＴＴ）具有高效的靶向选择性㊁远程可控性㊁最小侵袭性及良好的生物安全性等优点㊂此外，ＰＴＴ不引起细菌耐药性，并且具有广泛的抗菌谱［１２⁃１３］㊂用于治疗细菌感染的ＰＴＴ纳米材料有三类：金属类纳米材料［１４⁃１５］㊁碳类纳米材料［１６⁃１７］㊁聚合物类纳米材料［１８］㊂本文就这三种纳米材料的合成原理㊁抗菌机理及抗菌领域应用的研究进展进行综述㊂１㊀金属类纳米材料金属类纳米材料包括纳米金㊁纳米铂和二硫化钼等，在近红外激光照射后，激发态通过非辐射衰变以热量的形式释放能量［１９］㊂金属类纳米材料在近红外窗口的吸收波长和强度取决于纳米材料的形貌和尺寸［２０⁃２１］㊂产生了多种金属纳米结构，如纳米棒［２２⁃２３］㊁纳米星［２４］㊁纳米线［２５⁃２６］㊁纳米花［２７］等㊂由于纳米金在近红外窗口具有强烈的局部表面等离子体共振（ＬＳＰＲ）效应㊁可调控的尺寸和形貌㊁良好的生物相容性，使其成为金属类光热纳米材料的代表㊂Ｗａｎｇ［２８］等采用中间层转换法制备了包覆在金纳米棒上的海胆型Ｂｉ２Ｓ３，解决半导体Ｂｉ２Ｓ３快速的光诱导电子空穴复合和近红外光的低吸收限制了活性氧的产生和光热转换效率的问题㊂实验结果表明，Ａｕ＠Ｂｉ２Ｓ３核－壳结构的纳米材料具有较强的光热转换效率和产生更多的ＲＯＳ，通过光热效应和光动力协同抗菌，对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌均有较好的抗菌活性㊂金银纳米材料因其独特的光学特性而备受关注，由于具有易于表面功能化的优点，在成像㊁给药和ＰＴＴ等领域得到了广泛的应用［２９⁃３０］㊂金银纳米材料也被开发为抗菌剂，与光热效应构建联合抑菌平台㊂Ｗｕ［３１］等人研究了一种镀硅的金－银纳米笼（Ａｕ⁃Ａｇ＠ＳｉＯ２ＮＣｓ），在近红外激光照射下，将金纳米材料的光热效应与银离子的持续释放联合进行抗感染治疗㊂实验结果表明，Ａｕ⁃Ａｇ＠ＳｉＯ２ＮＣｓ浓度为５０ｍｇ／ｍＬ，近红外光照射１０ｍｉｎ后从２０．７ħ上升到５７．４ħ，具有良好的光热性质㊂体外和体内实验表明制备的纳米材料在近红外激光照射下能有效抑制金黄色葡萄球菌（Ｓ．ａｕｒｅｕｓ）和大肠杆菌（Ｅ．ｃｏｌｉ）㊂将ＳｉＯ２涂层应用于金银纳米材料表面，提高其生物相容性，使银离子的实现缓释，体外治疗１２ｈ仍然具有杀菌效果㊂Ｑｉａｏ［３２］等人提出了一种复合结构的含铜中空纳米壳（ＡｕＡｇＣｕ２ＯＮＳ），作为光热治疗剂用于皮肤慢性感染和伴有耐药细菌感染的不愈合性角膜炎㊂光热性质实验结果表明ＡｕＡｇＣｕ２ＯＮＳ具有良好的光热效应，光热转换效率为５７％，同时具有良好的光稳定性，在激光照射五次循环后，光热转换效率不变㊂通过（８０８ｎｍ，１．５Ｗ／ｃｍ２，１０ｍｉｎ）近红外激光照射，用平板计数法与ＥＳＢＬＥ．ｃｏｌｉ和ＭＲ⁃ＳＡ孵育来评估ＡｕＡｇＣｕ２ＯＮＳ的光热抗菌性能㊂结果表明，ＡｕＡｇＣｕ２ＯＮＳ具有较强的抗菌能力，用２６．４μｇ／ｍＬ的浓度即可有效杀灭两种菌株㊂二硫化钼（ＭｏＳ２）纳米片是一种新兴的二维材料，它具有优异的光热性能，此外它较大的比表面积可用于负载药物㊂由于其特殊的物理和化学特性，可应用于生物成像［３３］㊁癌症［３４⁃３５］和抗菌［３６⁃３７］治疗等多种生物医学领域㊂为解决ＭｏＳ２在缓冲溶液中易聚集现象，Ｈｕａｎｇ［３８］等人将带正电荷的季化壳聚糖对ＭｏＳ２纳米薄片进行改性，制备了含抗生素的联合抗菌平台㊂由于抗生素⁃光热联合治疗，通过体内体外实验表明在适宜的温度（４５ħ）和低抗生素浓度下抗ＭＲＳＡ感染㊂２㊀碳类纳米材料碳类纳米材料在近红外区具有较强的光吸收性和稳定性，即使经过长时间照射，其光吸收性能也不会衰减，所以碳基纳米材料在光热抗菌方面有着广阔的应用前景㊂主要包括碳纳米管㊁富勒烯㊁石墨烯和碳量子点等㊂碳纳米管（ＣＮＴｓ）具有优异的光热转换性能，且体积小㊁表面积大，可与生物分子㊁细胞产生独特的相互作用，增强伤口敷料的生物活性，促进伤口愈合［３９］㊂Ｈｅ［４０］等人以Ｎ⁃羧乙基壳聚糖（ＣＥＣ）和末端苯甲醛Ｆ１２７／碳纳米管（ＰＦ１２７／ＣＮＴ）为基础，制备了具有优异的光热和导电性能的水凝胶㊂实验结果表明，ＣＮＴｓ使水凝胶具有光热特性，可显著提高其体外／体内抗菌活性㊂在ＺＯＩ试验中，２０２１，４０（２）河南大学学报（医学版）㊃１４９㊀㊃ＣＥＣ／ＰＦ／ＣＮＴ水凝胶具有较好的缓释性能和抗菌活性㊂通过小鼠皮肤创面感染模型进一步证明，在近红外激光照射下，ＣＥＣ／ＰＦ／ＣＮＴ水凝胶有较强的抗菌作用，促进创面愈合㊂由于石墨烯具有优异的光热转换能力㊁较大的表面积和表面易于修饰的特性，近年来在光热抗菌领域得到了广泛的研究㊂特别是石墨烯㊁氧化石墨烯（ＧＯ）㊁还原氧化石墨烯（ｒＧＯ）等一系列石墨烯类纳米材料㊂Ｆａｎ［４１］等人制备了ＭＯＦ衍生掺杂ＺｎＯ的石墨烯二维材料，通过局部大量Ｚｎ２＋离子穿透㊁物理切割和热疗杀死，协同破坏细菌被膜和细胞内物质㊂实验结果表明，极低的纳米材料浓度具有强大的局部杀菌效果，短时间的光热处理，有助于对皮肤创面进行快速㊁安全的杀菌，不会损伤正常皮肤组织㊂细菌感染伤口处于低氧微环境，低氧微环境不仅能促使细菌生长，而且还会促进它们对药物和治疗方法的耐药性，从而导致生物膜的形成㊂临床上为促进细菌感染伤口的愈合，通过高压氧疗法来改善低氧微环境，将气态氧输送到全身，但对患者易造成氧中毒㊁费用负担等㊂载氧载体如微／纳米气泡（ＭＮＢｓ）能够将局部氧气输送到低氧微环境中，但易出现氧气未到达伤口部位而过早的释放㊂Ｊａｎｎｅ⁃ｓａｒｉ［４２］等人提出还原氧化石墨烯／ＣｕＯ２纳米复合材料的制备，该复合材料更易控制氧气的释放，且释放时间更长㊂实验表明，将氧化铜（作为氧气的固体来源）与还原氧化石墨烯纳米片结合的情况下，通过局部温度升高和增多活性氧种类产生广谱抗菌作用（包括革兰氏阳性金黄色葡萄球菌㊁革兰氏阴性大肠杆菌和耐药ＭＲＳＡ细菌）㊂Ｙｕ［１１］等人为解决细菌感染伤口的低氧微环境抑制光动力治疗的抗菌效果，提出一种不依赖局部组织氧浓度清除耐药菌的方法㊂使用乙二醇壳聚糖修饰聚多巴胺（ＰＤＡ）包覆的羧基石墨烯纳米片（ＣＧ），使其成为水溶性壳聚糖衍生物，将ＡＩＢＩ作为自由基源，将其负载材料上㊂在近红外光的照射下，ＰＤＡ＠ＣＧ的光热效应使局部温度升高，导致ＡＩＢＩ分解生成烷基自由基（Ｒ），造成细菌损伤㊂通过体内体外抗菌实验表明，在常氧和低氧条件下，产生的烷基自由基均具有较强的抗菌效果㊂３㊀聚合物类纳米材料有机共轭聚合物是一类具有π⁃π共轭骨架的大分子，具有制备成本低㊁尺度易调控㊁稳定性好㊁优异的光热转换能力等优点，是光热材料中研究的热点㊂Ｚｈｏｕ［４３］等人提出了一种在近红外激光照射下由季铵盐修饰的共轭聚合物同时具有ＰＤＴ和ＰＴＴ效应，实现了单光源双光治疗的治疗方法㊂共轭聚合物侧链上的季铵基团与带负电荷的细菌膜相互作用，提高局部抗菌效率，共轭主链能同时产生活性氧（ＲＯＳ）和热量，对细菌造成损伤㊂在近红外光照射（８０８ｎｍ，１．０Ｗ㊃ｃｍ－２，８ｍｉｎ），４０μｇ㊃ｍＬ－１的实验条件下，共轭聚合物能有效地杀死金黄色葡萄球菌和耐药大肠杆菌㊂为能有效杀死白色念珠菌则需更高浓度共轭聚合物㊂聚多巴胺（ＰＤＡ）是贻贝分泌的类似蛋白结构的聚合物，制备方法简单㊁附着力强㊁生物相容性好，易于修饰于材料表面提高其分散性，也是一种优良的光热材料㊂Ｙｕ［４４］等人将聚多巴胺（ＰＤＡ）包覆氧化铁纳米复合材料（Ｆｅ３Ｏ４＠ＰＤＡ）作为光热材料，将第三代树突状聚氨基胺（ＰＡＭＡＭ⁃Ｇ３）接枝在Ｆｅ３Ｏ４＠ＰＤＡ表面，然后将ＮＯ负载其复合材料上㊂将制备的纳米复合材料在近红外激光照射下表现出可控的ＮＯ释放性能㊂光热效应和ＮＯ协同抗对大肠杆菌和金黄色葡萄球菌，显著降低了细菌活力和生物膜生物量㊂聚苯胺（ＰＡＮＩ）由于亚胺氮原子的掺杂，在近红外区有较强的吸收，能够在近红外光照下产生大量的热量来对抗细菌和肿瘤细胞㊂Ｈｓｉａｏ［４５］将ＰＡＮＩ接枝在壳聚糖（ＣＳ）上作为侧链，可以在水环境中自组装成胶束，并在局部ｐＨ值升高的驱动下转化为胶体凝胶，这些自掺杂的聚苯胺胶束作为光热剂，利用近红外光照射触发反应㊂在体内实验中，复合材料注射溶液最终分布在酸性脓肿上，遇到健康组织的边界时，就会形成胶体凝胶㊂由于ＰＡＮＩ侧链，胶体凝胶在近红外光照射下（８０８ｎｍ，０．５Ｗ／ｃｍ２）产生热疗，导致细菌热裂解，修复感染创面而不留下残留的植入材料㊂减少对周围健康组织不必要的热损伤㊂４㊀结语金属类㊁碳类和聚合物类复合材料的光热抗菌效果优于单独使用相同材料的光热抗菌效果，除产生热量外，复合材料还具有某些特性，如酶活性（蛋白酶）㊁ＲＯＳ生成㊁促进离子释放（银离子）以及复合材料表面电荷与细菌细胞壁电荷之间的静电吸引㊂这些特性与ＰＴＴ结合，有利于破坏细菌细胞膜，提高抗菌效果㊂通过对纳米材料进行修饰，达到多种治疗手段联合治疗的目的，如光热和化疗联合㊁光热和光动力治疗联合等㊂光热纳米材料的发展为治疗㊃１５０㊀㊃ＪｏｕｒｎａｌｏｆＨｅｎａｎＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ（ＭｅｄｉｃａｌＳｃｉｅｎｃｅ）２０２１，４０（２）耐药菌引起的感染提供了机会，应用于临床仍有许多问题需要解决㊂首要问题是生物安全性，尽管文献中报道的大部分纳米材料没有细胞毒性，但是这些材料是否可生物降解㊁是否会引起潜在的毒副作用等问题需要进一步研究㊂参考文献：［１］ＡＮＤＥＲＳＳＯＮＤＩ，ＨＵＧＨＥＳＤ．Ａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｒｅｓｉｓｔａｎｃｅａｎｄｉｔｓｃｏｓｔ：ｉｓｉｔｐｏｓｓｉｂｌｅｔｏｒｅｖｅｒｓｅｒｅｓｉｓｔａｎｃｅ？［Ｊ］．ＮａｔＲｅｖＭｉｃｒｏｂｉｏｌ，２０１０，８（４）：２６０⁃２７１．［２］ＳＨＡＮＫＡＲＰＲ．Ｂｏｏｋｒｅｖｉｅｗ：ｔａｃｋｌｉｎｇｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｉｎｆｅｃ⁃ｔｉｏｎｓｇｌｏｂａｌｌｙ［Ｊ］．ＡｒｃｈＰｈａｒｍａＰｒａｃｔ，２０１６，７（３）：１１０⁃１１１．［３］ＣＨＥＮＺＷ，ＷＡＮＧＺＺ，ＲＥＮＪＳ，ｅｔａｌ．Ｅｎｚｙｍｅｍｉｍｉｃｒｙｆｏｒｃｏｍｂａｔｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａａｎｄｂｉｏｆｉｌｍｓ［Ｊ］．ＡｃｃＣｈｅｍＲｅｓ，２０１８，５１（３）：７８９⁃７９９．［４］ＷＵＱ，ＱＩＱＦ，ＺＨＡＯＣ，ｅｔａｌ．Ａｈｙｂｒｉｄｐｒｏｔｅｏｌｙｔｉｃａｎｄａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌｂｉｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｆｉｌｍｂａｓｅｄｏｎａｍｐｈｉｐｈｉｌｉｃｃａｒｂｏ⁃ｎａｃｅｏｕｓｃｏｎｊｕｇａｔｅｓｏｆｔｒｙｐｓｉｎａｎｄｖａｎｃｏｍｙｃｉｎ［Ｊ］．ＪＭａｔｅｒＣｈｅｍＢ，２０１４，２（１２）：１６８１⁃１６８８．［５］ＴＩＡＮＴＦ，ＳＨＩＸＺ，ＣＨＥＮＧＬ，ｅｔａｌ．Ｇｒａｐｈｅｎｅ⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｃｏｍｐｏｓｉｔｅａｓａｎｅｆｆｅｃｔｉｖｅ，ｍｕｌｔｉｆｕｎｃｔｉｏｎａｌ，ａｎｄｒｅｃｙ⁃ｃｌａｂｌｅａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｇｅｎｔ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＭａｔｅｒＩｎｔｅｒｆａｃｅｓ，２０１４，６（１１）：８５４２⁃８５４８．［６］ＤＡＩＸＭ，ＺＨＡＯＹ，ＹＵＹＪ，ｅｔａｌ．Ｓｉｎｇｌｅｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓｎｅａｒ⁃ｉｎｆｒａｒｅｄｌａｓｅｒ⁃ｔｒｉｇｇｅｒｅｄｐｈｏｔｏｄｙｎａｍｉｃａｎｄｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌａｂｌａｔｉｏｎｏｆａｎｔｉｂｉｏｔｉｃ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａｕｓｉｎｇｅｆｆｅｃｔｉｖｅｔａｒｇｅ⁃ｔｅｄｃｏｐｐｅｒｓｕｌｆｉｄｅｎａｎｏｃｌｕｓｔｅｒｓ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＭａｔｅｒＩｎｔｅｒ⁃ｆａｃｅｓ，２０１７，９（３６）：３０４７０⁃３０４７９．［７］ＣＡＯＦＦ，ＪＵＥＧ，ＺＨＡＮＧＹ，ｅｔａｌ．Ａｎｅｆｆｉｃｉｅｎｔａｎｄｂｅ⁃ｎｉｇｎａｎｔｉｍｉｃｒｏｂｉａｌｄｅｐｏｔｂａｓｅｄｏｎｓｉｌｖｅｒ⁃ｉｎｆｕｓｅｄＭｏＳ２［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１７，１１（５）：４６５１⁃４６５９．［８］ＮＧＵＹＥＮＬＴ，ＨＡＮＥＹＥＦ，ＶＯＧＥＬＨＪ．Ｔｈｅｅｘｐａｎｄｉｎｇｓｃｏｐｅｏｆａｎｔｉｍｉｃｒｏｂｉａｌｐｅｐｔｉｄｅｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓａｎｄｔｈｅｉｒｍｏｄｅｓｏｆａｃｔｉｏｎ［Ｊ］．ＴｒｅｎｄｓＢｉｏｔｅｃｈｎｏｌ，２０１１，２９（９）：４６４⁃４７２．［９］ＬＩＵＣＱ，ＷＥＩＺＨ，ＨＵＯＺＹ，ｅｔａｌ．Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｎｇａｃｏｎ⁃ｔａｃｔ⁃ａｃｔｉｖｅａｎｔｉｍｉｃｒｏｂｉａｌｓｕｒｆａｃｅｂａｓｅｄｏｎｑｕａｒｔｅｒｎｉｚｅｄａｍ⁃ｐｈｉｐｈｉｌｉｃｃａｒｂｏｎａｃｅｏｕｓｐａｒｔｉｃｌｅｓａｇａｉｎｓｔｂｉｏｆｉｌｍｓ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＢｉｏＭａｔｅｒ，２０２０，３（８）：５０４８⁃５０５５．［１０］ＺＨＡＮＧＣ，ＨＵＤＦ，ＸＵＪＷ，ｅｔａｌ．Ｐｏｌｙｐｈｅｎｏｌ⁃ａｓｓｉｓｔｅｄｅｘｆｏｌｉａｔｉｏｎｏｆｔｒａｎｓｉｔｉｏｎｍｅｔａｌｄｉｃｈａｌｃｏｇｅｎｉｄｅｓｉｎｔｏｎａｎｏｓｈｅｅｔｓａｓｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｎａｎｏｃａｒｒｉｅｒｓｆｏｒｅｎｈａｎｃｅｄａｎｔｉ⁃ｂｉｏｆｉｌｍａｃｔｉｖｉｔｙ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１８，１２（１２）：１２３４７⁃１２３５６．［１１］ＹｕＸＺ，ＨＥＤＦ，ＺｈａｎｇＸＭ，ｅｔａｌ．Ｓｕｒｆａｃｅ⁃ａｄａｐｔｉｖｅａｎｄｉｎｉｔｉａｔｏｒ⁃ｌｏａｄｅｄｇｒａｐｈｅｎｅａｓａｌｉｇｈｔ⁃ｉｎｄｕｃｅｄｇｅｎｅｒａｔｏｒｗｉｔｈｆｒｅｅｒａｄｉｃａｌｓｆｏｒｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａｅｒａｄｉｃａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＭａｔｅｒＩｎｔｅｒｆａｃｅｓ，２０１９，１１（２）：１７６６⁃１７８１．［１２］ＺＨＡＮＧＹ，ＳＵＮＰＰ，ＺＨＡＮＧＬ，ｅｔａｌ．Ｓｉｌｖｅｒ⁃ｉｎｆｕｓｅｄｐｏｒｐｈｙｒｉｎｉｃｍｅｔａｌ⁃ｏｒｇａｎｉｃｆｒａｍｅｗｏｒｋ：ｓｕｒｆａｃｅ⁃ａｄａｐｔｉｖｅ，ｏｎ⁃ｄｅｍａｎｄｎａｎｏｐｌａｔｆｏｒｍｆｏｒｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃｂａｃｔｅｒｉａｋｉｌｌｉｎｇａｎｄｗｏｕｎｄｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡｄｖＦｕｎｃｔＭａｔｅｒ，２０１９，２９（１１）：１８０８５９４．［１３］ＷＡＮＧＸＣ，ＬＵＦ，ＬＩＴ，ｅｔａｌ．Ｃｕ２Ｓｎａｎｏｆｌｏｗｅｒｓｆｏｒｓｋｉｎｔｕｍｏｒｔｈｅｒａｐｙａｎｄｗｏｕｎｄｈｅａｌｉｎｇ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１７，１１（１１）：１１３３７⁃１１３４９．［１４］ＡＧＯＳＴＩＮＯＤＡ，ＴＡＧＬＩＥＴＴＩＡ，ＤＥＳＡＮＤＯＲ，ｅｔａｌ．Ｂｕｌｋｓｕｒｆａｃｅｓｃｏａｔｅｄｗｉｔｈｔｒｉａｎｇｕｌａｒｓｉｌｖｅｒｎａｎｏｐｌａｔｅｓ：ａｎ⁃ｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｃｔｉｏｎｂａｓｅｄｏｎｓｉｌｖｅｒｒｅｌｅａｓｅａｎｄｐｈｏｔｏ⁃ｔｈｅｒｍａｌＥｆｆｅｃｔ［Ｊ］．Ｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ，２０１７，７（１）：７．［１５］ＬＡＮＤＩＳＲＦ，ＧＵＰＴＡＡ，ＬＥＥＹＷ，ｅｔａｌ．Ｃｒｏｓｓ⁃ｌｉｎｋｅｄｐｏｌｙｍｅｒ⁃ｓｔａｂｉｌｉｚｅｄｎａｎｏｃｏｍｐｏｓｉｔｅｓｆｏｒｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｏｆｂａｃｔｅｒｉａｌｂｉｏｆｉｌｍｓ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１７，１１（１）：９４６⁃９５２．［１６］ＬＩＮＪＦ，ＬＩＪ，ＧＯＰＡＬＡ，ｅｔａｌ．Ｓｙｎｔｈｅｓｉｓｏｆｐｈｏｔｏ⁃ｅｘｃｉ⁃ｔｅｄＣｈｌｏｒｉｎｅ６ｃｏｎｊｕｇａｔｅｄｓｉｌｉｃａｎａｎｏｐａｒｔｉｃｌｅｓｆｏｒｅｎｈａｎｃｅｄａｎｔｉ⁃ｂａｃｔｅｒｉａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｔｏｏｖｅｒｃｏｍｅｍｅｔｈｉｃｉｌｌｉｎ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔＳｔａｐｈｙｌｏｃｏｃｃｕｓａｕｒｅｕｓ［Ｊ］．ＣｈｅｍＣｏｍｍｕｎ，２０１９，５５（１８）：２６５６⁃２６５９．［１７］ＹＡＮＧＹ，ＭＡＬ，ＣＨＥＮＧＣ，ｅｔａｌ．Ｎｏｎｃｈｅｍｏｔｈｅｒａｐｉｃａｎｄｒｏｂｕｓｔｄｕａｌ⁃ｒｅｓｐｏｎｓｉｖｅｎａｎｏａｇｅｎｔｓｗｉｔｈｏｎ⁃ｄｅｍａｎｄｂａｃｔｅｒｉａｌｔｒａｐｐｉｎｇ，ａｂｌａｔｉｏｎ，ａｎｄｒｅｌｅａｓｅｆｏｒｅｆｆｉｃｉｅｎｔｗｏｕｎｄｄｉｓｉｎｆｅｃｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡｄｖＦｕｎｃｔＭａｔｅｒ，２０１８，２８（２１）：１７０５７０８．［１８］ＣＡＬＯＥ，ＫＨＵＴＯＲＹＡＮＳＫＩＹＶＶ．Ｂｉｏｍｅｄｉｃａｌａｐｐｌｉｃａ⁃ｔｉｏｎｓｏｆｈｙｄｒｏｇｅｌｓ：ａｒｅｖｉｅｗｏｆｐａｔｅｎｔｓａｎｄｃｏｍｍｅｒｃｉａｌｐｒｏｄｕｃｔｓ［Ｊ］．ＥｕｒＰｏｌｙｍＪ，２０１５，６５：２５２⁃２６７．［１９］ＨＵＤＦ，ＺＯＵＬＹ，ＬＩＢＣ，ｅｔａｌ．Ｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｋｉｌｌｉｎｇｏｆｍｅｔｈｉｃｉｌｌｉｎ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｓｔａｐｈｙｌｏｃｏｃｃｕｓａｕｒｅｕｓｂｙｂａｃｔｅｒｉａ⁃ｔａｒ⁃ｇｅｔｅｄｐｏｌｙｄｏｐａｍｉｎｅｎａｎｏｐａｒｔｉｃｌｅｓｗｉｔｈｎａｎｏ⁃ｌｏｃａｌｉｚｅｄｈｙ⁃ｐｅｒｐｙｒｅｘｉａ［Ｊ］．ＡＣＳＢｉｏｍａｔｅｒＳｃｉＥｎｇ，２０１９，５（１０）：５１６９⁃５１７９．［２０］ＣＨＥＮＧＣＨ，ＬＩＮＫＪ，ＨＯＮＧＣＴ，ｅｔａｌ．Ｐｌａｓｍｏｎ⁃ａｃｔｉ⁃ｖａｔｅｄｗａｔｅｒｒｅｄｕｃｅｓａｍｙｌｏｉｄｂｕｒｄｅｎａｎｄｉｍｐｒｏｖｅｓｍｅｍｏｒｙｉｎａｎｉｍａｌｓｗｉｔｈＡｌｚｈｅｉｍｅｒ ｓＤｉｓｅａｓｅ［Ｊ］．ＳｃｉＲｅｐ，２０１９，９（１）：１３２５２．［２１］ＹＡＮＧＣＰ，ＦＡＮＧＳＵ，ＴＳＡＩＨＹ，ｅｔａｌ．Ｎｅｗｌｙｐｒｅ⁃ｐａｒｅｄｓｕｒｆａｃｅ⁃ｅｎｈａｎｃｅｄＲａｍａｎｓｃａｔｔｅｒｉｎｇ⁃ａｃｔｉｖｅｓｕｂｓｔｒａｔｅｓｆｏｒｓｅｎｓｉｎｇｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ［Ｊ］．ＪＥｌｅｃｔｒｏａｎａｌＣｈｅｍ，２０２０，８６１：１１３９６５．［２２］ＹＥＸＣ，ＺＨＥＮＧＣ，ＣＨＥＮＪ，ｅｔａｌ．Ｕｓｉｎｇｂｉｎａｒｙｓｕｒｆａｃ⁃ｔａｎｔｍｉｘｔｕｒｅｓｔｏｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｌｙｉｍｐｒｏｖｅｔｈｅｄｉｍｅｎｓｉｏｎａｌｔｕｎａｂｉｌｉｔｙａｎｄｍｏｎｏｄｉｓｐｅｒｓｉｔｙｉｎｔｈｅｓｅｅｄｅｄｇｒｏｗｔｈｏｆｇｏｌｄｎａｎｏｒｏｄｓ［Ｊ］．ＮａｎｏＬｅｔｔ，２０１３，１３（２）：７６５⁃７７１．［２３］ＱＵＹＥＮＴＴＢ，ＣＨＡＮＧＣＣ，ＳＵＷＮ，ｅｔａｌ．Ｓｅｌｆ⁃ｆｏｃｕ⁃ｓｉｎｇＡｕ＠ＳｉＯ２ｎａｎｏｒｏｄｓｗｉｔｈｒｈｏｄａｍｉｎｅ６Ｇａｓｈｉｇｈｌｙｓｅｎ⁃ｓｉｔｉｖｅＳＥＲＳｓｕｂｓｔｒａｔｅｆｏｒｃａｒｃｉｎｏｅｍｂｒｙｏｎｉｃａｎｔｉｇｅｎｄｅｔｅｃ⁃２０２１，４０（２）河南大学学报（医学版）㊃１５１㊀㊃ｔｉｏｎ［Ｊ］．ＪＭａｔｅｒＣｈｅｍＢ，２０１４，２（６）：６２９⁃６３６．［２４］ＬＩＵＸＬ，ＷＡＮＧＪＨ，ＬＩＡＮＧＳ，ｅｔａｌ．ＴｕｎｉｎｇｐｌａｓｍｏｎｒｅｓｏｎａｎｃｅｏｆｇｏｌｄｎａｎｏｓｔａｒｓｆｏｒＥｎｈａｎｃｅｍｅｎｔｓｏｆｎｏｎｌｉｎｅａｒｏｐｔｉｃａｌｒｅｓｐｏｎｓｅａｎｄｒａｍａｎｓｃａｔｔｅｒｉｎｇ［Ｊ］．ＪＰｈｙｓＣｈｅｍＣ，２０１４，１１８（１８）：９６５９⁃９６６４．［２５］ＭＵＲＰＨＳＥＨ，ＭＵＲＰＨＣＪ，ＬＥＡＣＨＡ，ｅｔａｌ．Ａｐｏｓｓｉ⁃ｂｌｅｏｒｉｅｎｔｅｄａｔｔａｃｈｍｅｎｔｇｒｏｗｔｈｍｅｃｈａｎｉｓｍｆｏｒｓｉｌｖｅｒｎａｎｏｗｉｒｅｆｏｒｍａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＣｒｙｓｔＧｒｏｗｔｈＤｅｓ，２０１５，１５（４）：１９６８⁃１９７４．［２６］ＷＵＣＹ，ＣＨＥＮＧＨＹ，ＯＵＫＬ，ｅｔａｌ．Ｒｅａｌ⁃ｔｉｍｅｓｅｎ⁃ｓｉｎｇｏｆｈｅｐａｔｉｔｉｓＢｖｉｒｕｓＸｇｅｎｅｕｓｉｎｇａｎｕｌｔｒａｓｅｎｓｉｔｉｖｅｎａｎｏｗｉｒｅｆｉｅｌｄｅｆｆｅｃｔｔｒａｎｓｉｓｔｏｒ［Ｊ］．ＪＰｏｌｙｍＥｎｇ，２０１４，３４（３）：２７３⁃２７７．［２７］ＷＡＮＧＬ，ＬＩＵＣＨ，ＮＥＭＯＴＯＹ，ｅｔａｌ．Ｒａｐｉｄｓｙｎｔｈｅｓｉｓｏｆｂｉｏｃｏｍｐａｔｉｂｌｅｇｏｌｄｎａｎｏｆｌｏｗｅｒｓｗｉｔｈｔａｉｌｏｒｅｄｓｕｒｆａｃｅｔｅｘｔｕｒｅｓｗｉｔｈｔｈｅａｓｓｉｓｔａｎｃｅｏｆａｍｉｎｏａｃｉｄｍｏｌｅｃｕｌｅｓ［Ｊ］．ＲＳＣＡｄｖａｎｃｅｓ，２０１２，２（１１）：４６０８⁃４６１１．［２８］ＷＡＮＧＷＮ，ＰＥＩＰ，ＣＨＵＺＹ，ｅｔａｌ．Ｂｉ２Ｓ３ｃｏａｔｅｄＡｕｎａｎｏｒｏｄｓｆｏｒｅｎｈａｎｃｅｄｐｈｏｔｏｄｙｎａｍｉｃａｎｄｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌａｎ⁃ｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｃｔｉｖｉｔｉｅｓｕｎｄｅｒＮＩＲｌｉｇｈｔ［Ｊ］．ＣｈｅｍＥｎｇＪ，２０２０，３９７：１２５４８８．［２９］ＣＨＥＮＪＹ，ＷＡＮＧＤＬ，ＸＩＪＦ，ｅｔａｌ．Ｉｍｍｕｎｏｇｏｌｄｎａｎｏｃａｇｅｓｗｉｔｈｔａｉｌｏｒｅｄｏｐｔｉｃａｌｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓｆｏｒｔａｒｇｅｔｅｄｐｈｏ⁃ｔｏｔｈｅｒｍａｌｄｅｓｔｒｕｃｔｉｏｎｏｆｃａｎｃｅｒｃｅｌｌｓ［Ｊ］．ＮａｎｏＬｅｔｔ，２００７，７（５）：１３１８⁃１３２２．［３０］ＨＵＡＮＧＳＮ，ＤＵＡＮＳＦ，ＷＡＮＧＪ，ｅｔａｌ．Ｆｏｌｉｃ⁃Ａｃｉｄ⁃Ｍｅｄｉａｔｅｄｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｉｚｅｄｇｏｌｄｎａｎｏｃａｇｅｓｆｏｒｔａｒｇｅｔｅｄｄｅｌｉ⁃ｖｅｒｙｏｆａｎｔｉ⁃ｍｉＲ⁃１８１ｂｉｎｃｏｍｂｉｎａｔｉｏｎｏｆｇｅｎｅｔｈｅｒａｐｙａｎｄｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｔｈｅｒａｐｙａｇａｉｎｓｔｈｅｐａｔｏｃｅｌｌｕｌａｒｃａｒｃｉｎｏｍａ［Ｊ］．ＡｄｖＦｕｎｃｔＭａｔｅｒ，２０１６，２６（１５）：２５３２⁃２５４４．［３１］ＷＵＳＭ，ＬＩＡＨ，ＺＨＡＯＸＹ，ｅｔａｌ．Ｓｉｌｉｃａ⁃ｃｏａｔｅｄｇｏｌｄ⁃ｓｉｌｖｅｒｎａｎｏｃａｇｅｓａｓｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌａｇｅｎｔｓｆｏｒｃｏｍｂｉｎｅｄａｎｔｉ⁃ｉｎｆｅｃｔｉｖｅｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＭａｔｅｒＩｎ⁃ｔｅｒｆａｃｅｓ，２０１９，１１（１９）：１７１７７⁃１７１８３．［３２］ＱＩＡＯＹ，ＨＥＪ，ＣＨＥＮＷＹ，ｅｔａｌ．Ｌｉｇｈｔ⁃ａｃｔｉｖａｔａｂｌｅｓｙ⁃ｎｅｒｇｉｓｔｉｃｔｈｅｒａｐｙｏｆｄｒｕｇ⁃ｒｅｓｉｓｔａｎｔｂａｃｔｅｒｉａ⁃ｉｎｆｅｃｔｅｄｃｕｔａ⁃ｎｅｏｕｓｃｈｒｏｎｉｃｗｏｕｎｄｓａｎｄｎｏｎｈｅａｌｉｎｇｋｅｒａｔｉｔｉｓｂｙｃｕｐｒｉｆｅｒ⁃ｏｕｓｈｏｌｌｏｗｎａｎｏｓｈｅｌｌｓ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０２０，１４（３）：３２９９⁃３３１５．［３３］ＬＩＵＴ，ＳＨＩＳＸ，ＬＩＡＮＧＣ，ｅｔａｌ．ＩｒｏｎｏｘｉｄｅｄｅｃｏｒａｔｅｄＭｏＳ２ｎａｎｏｓｈｅｅｔｓｗｉｔｈｄｏｕｂｌｅＰＥＧｙｌａｔｉｏｎｆｏｒｃｈｅｌａｔｏｒ⁃ｆｒｅｅｒａｄｉｏｌａｂｅｌｉｎｇａｎｄｍｕｌｔｉｍｏｄａｌｉｍａｇｉｎｇｇｕｉｄｅｄｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１５，９（１）：９５０⁃９６０．［３４］ＺＨＵＸＢ，ＪＩＸＹ，ＫＯＮＧＮ，ｅｔａｌ．Ｉｎｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒｍｅｃｈａ⁃ｎｉｓｔｉｃｕｎｄｅｒｓｔａｎｄｉｎｇｏｆ２ＤＭｏＳ２Ｎａｎｏｓｈｅｅｔｓｆｏｒａｎｔｉ⁃ｅｘｏ⁃ｃｙｔｏｓｉｓｅｎｈａｎｃｅｄｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃｃａｎｃｅｒｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１８，１２（３）：２９２２⁃２９３８．［３５］ＹＡＤＡＶＶ，ＲＯＹＳ，ＳＩＮＧＨＰ，ｅｔａｌ．２ＤＭｏＳ２⁃ｂａｓｅｄｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓｆｏｒｔｈｅｒａｐｅｕｔｉｃ，ｂｉｏｉｍａｇｉｎｇ，ａｎｄｂｉｏｓｅｎｓｉｎｇａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｓｍａｌｌ，２０１９，１５（１）：ｅ１８０３７０６．［３６］ＹＩＮＷＹ，ＹＵＪ，ＬＵＦＴ，ｅｔａｌ．Ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｉｚｅｄｎａｎｏ⁃ＭｏＳ２ｗｉｔｈｐｅｒｏｘｉｄａｓｅｃａｔａｌｙｔｉｃａｎｄｎｅａｒ⁃ｉｎｆｒａｒｅｄｐｈｏｔｏ⁃ｔｈｅｒｍａｌａｃｔｉｖｉｔｉｅｓｆｏｒｓａｆｅａｎｄｓｙｎｅｒｇｅｔｉｃｗｏｕｎｄａｎｔｉｂａｃｔｅ⁃ｒｉａｌａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．ＡＣＳＮａｎｏ，２０１６，１０（１２）：１１０００⁃１１０１１．［３７］ＧＡＯＱ，ＺＨＡＮＧＸ，ＹＩＮＷＹ，ｅｔａｌ．ＦｕｎｃｔｉｏｎａｌｉｚｅｄＭｏＳ２ｎａｎｏｖｅｈｉｃｌｅｗｉｔｈｎｅａｒ⁃ｉｎｆｒａｒｅｄｌａｓｅｒ⁃ｍｅｄｉａｔｅｄｎｉｔｒｉｃｏｘｉｄｅｒｅｌｅａｓｅａｎｄｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌａｃｔｉｖｉｔｉｅｓｆｏｒａｄｖａｎｃｅｄｂａｃ⁃ｔｅｒｉａ⁃ｉｎｆｅｃｔｅｄｗｏｕｎｄｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．Ｓｍａｌｌ，２０１８，１４（４５）：１８０２２９０．［３８］ＨＵＡＮＧＹ，ＧＡＯＱ，ＬＩＸ，ｅｔａｌ．ＯｆｌｏｘａｃｉｎｌｏａｄｅｄＭｏＳ２ｎａｎｏｆｌａｋｅｓｆｏｒｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃｍｉｌｄ⁃ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌ／ａｎｔｉｂｉｏｔｉｃｔｈｅｒａｐｙｗｉｔｈｒｅｄｕｃｅｄｄｒｕｇｒｅｓｉｓｔａｎｃｅｏｆｂａｃｔｅｒｉａ［Ｊ］．ＮａｎｏＲｅｓ，２０２０，１３（９）：２３４０⁃２３５０．［３９］ＹＯＵＧＢＡＲＥＳ，ＭＵＴＡＬＩＫＣ，ＫＲＩＳＮＡＷＡＴＩＤＩ，ｅｔａｌ．Ｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓｆｏｒｔｈｅｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｋｉｌｌｉｎｇｏｆｂａｃｔｅｒｉａ［Ｊ］．Ｎａｎｏｍａｔｅｒｉａｌｓ，２０２０，１０（８）：１１２３．［４０］ＨＥＪＨ，ＳｈｉＭＧ，ＬＩＡＮＧＹＰ，ｅｔａｌ．Ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｅａｄｈｅ⁃ｓｉｖｅｓｅｌｆ⁃ｈｅａｌｉｎｇｎａｎｏｃｏｍｐｏｓｉｔｅｈｙｄｒｏｇｅｌｗｏｕｎｄｄｒｅｓｓｉｎｇｆｏｒｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｔｈｅｒａｐｙｏｆｉｎｆｅｃｔｅｄｆｕｌｌ⁃ｔｈｉｃｋｎｅｓｓｓｋｉｎｗｏｕｎｄｓ［Ｊ］．ＣｈｅｍＥｎｇＪ，２０２０，３９４：１２４８８８．［４１］ＦＡＮＸ，ＹＡＮＧＦ，ＨＵＡＮＧＪＢ，ｅｔａｌ．Ｍｅｔａｌ⁃ｏｒｇａｎｉｃ⁃ｆｒａｍｅｗｏｒｋ⁃ｄｅｒｉｖｅｄ２Ｄｃａｒｂｏｎｎａｎｏｓｈｅｅｔｓｆｏｒｌｏｃａｌｉｚｅｄｍｕｌｔｉｐｌｅｂａｃｔｅｒｉａｌｅｒａｄｉｃａｔｉｏｎａｎｄａｕｇｍｅｎｔｅｄａｎｔｉ⁃ｉｎｆｅｃｔｉｖｅｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．ＮａｎｏＬｅｔｔ，２０１９，１９（９）：５８８５⁃５８９６．［４２］ＪＡＮＮＥＳＡＲＩＭ，ＡＫＨＡＶＡＮＯ，ＭＡＤＡＡＨＨＯＳＳＥＩＮＩＨＲ，ｅｔａｌ．Ｇｒａｐｈｅｎｅ／ＣｕＯ２ｎａｎｏｓｈｕｔｔｌｅｗｉｔｈｃｏｎｔｒｏｌｌａｂｌｅｒｅ⁃ｌｅａｓｅｏｆｏｘｙｇｅｎｎａｎｏｂｕｂｂｌｅｓｐｒｏｍｏｔｉｎｇｉｎｔｅｒｒｕｐｔｉｏｎｏｆｂａｃ⁃ｔｅｒｉａｌｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌＭａｔｅｒＩｎｔｅｒｆａｃｅｓ，２０２０，１２（３２）：３５８１３⁃３５８２５．［４３］ＺＨＯＵＳＲ，ＷＡＮＧＺＪ，ＷＡＮＧＹＸ，ｅｔａｌ．Ｎｅａｒ⁃ｉｎｆｒａ⁃ｒｅｄｌｉｇｈｔｔｒｉｇｇｅｒｅｄｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃｐｈｏｔｏｔｈｅｒａｐｙｆｏｒａｎｔｉｍｉｃｒｏ⁃ｂｉａｌｔｈｅｒａｐｙ［Ｊ］．ＡＣＳＡｐｐｌｉｅｄＢｉｏＭａｔｅｒｉａｌｓ，２０２０，３（３）：１７３０⁃１７３７．［４４］ＹＵＳＭ，ＬＩＧＷ，ＬＩＵＲ，ｅｔａｌ．ＤｅｎｄｒｉｔｉｃＦｅ３Ｏ４＠Ｐｏｌｙ（ｄｏｐａｍｉｎｅ）＠ＰＡＭＡＭｎａｎｏｃｏｍｐｏｓｉｔｅａｓｃｏｎｔｒｏｌｌａｂｌｅＮＯ⁃Ｒｅｌｅａｓｉｎｇｍａｔｅｒｉａｌ：ＡｓｙｎｅｒｇｉｓｔｉｃｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌａｎｄＮＯａｎｔｉｂａｃｔｅｒｉａｌｓｔｕｄｙ［Ｊ］．ＡｄｖＦｕｎｃｔＭａｔｅｒ，２０１８，２８（２０）：１７０７４４０．［４５］ＨＳＩＡＯＣＷ，ＣＨＥＮＨＬ，ＬＩＡＯＺＸ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｉｖｅｐｈｏｔｏｔｈｅｒｍａｌｋｉｌｌｉｎｇｏｆｐａｔｈｏｇｅｎｉｃｂａｃｔｅｒｉａｂｙｕｓｉｎｇｓｐａ⁃ｔｉａｌｌｙｔｕｎａｂｌｅｃｏｌｌｏｉｄａｌｇｅｌｓｗｉｔｈｎａｎｏ⁃ｌｏｃａｌｉｚｅｄｈｅａｔｉｎｇｓｏｕｒｃｅｓ［Ｊ］．ＡｄｖＦｕｎｃｔＭａｔｅｒ，２０１５，２５（５）：７２１⁃７２８．［责任编辑㊀李麦产］。
《纳米Fe3O4激活过硫酸盐去除磺胺甲恶唑和诺氟沙星的研究》篇一摘要：本研究旨在探讨纳米Fe3O4激活过硫酸盐在去除水体中磺胺甲恶唑（SMX）和诺氟沙星（NOR）等抗生素的效果及机制。
通过实验，我们发现纳米Fe3O4能够有效激活过硫酸盐，产生强氧化性物质，从而有效降解水中的SMX和NOR。
本文详细介绍了实验方法、结果及讨论，为纳米材料在环境治理中的应用提供了理论依据。
一、引言随着医药行业的快速发展，抗生素类药物如磺胺甲恶唑（SMX）和诺氟沙星（NOR）等在人类医疗和畜牧业中的使用日益增多，导致这些药物在环境中残留，对生态环境和人类健康构成潜在威胁。
因此，研究有效去除水体中抗生素的方法具有重要意义。
本研究采用纳米Fe3O4激活过硫酸盐的方法，探讨其去除SMX和NOR的效果及机制。
二、研究方法1. 材料与试剂本研究所用材料包括纳米Fe3O4、过硫酸盐等。
SMX和NOR购自专业试剂供应商。
2. 实验方法（1）制备纳米Fe3O4并表征其性质；（2）通过实验确定纳米Fe3O4激活过硫酸盐的最佳条件；（3）在最佳条件下，分别加入不同浓度的SMX和NOR，观察其降解情况；（4）分析降解产物的组成及毒性变化；（5）通过对比实验，探讨其他因素如pH值、温度等对降解效果的影响。
三、结果与讨论1. 纳米Fe3O4的表征通过透射电镜等手段对纳米Fe3O4进行表征，证明其具有较高的纯度和良好的分散性。
2. 纳米Fe3O4激活过硫酸盐的效果实验发现，纳米Fe3O4能够有效激活过硫酸盐，产生强氧化性物质。
在最佳条件下，过硫酸盐的活化效率达到最高，为后续的抗生素降解提供了有力保障。
3. SMX和NOR的降解情况在最佳条件下，纳米Fe3O4激活过硫酸盐能够有效地降解SMX和NOR。
随着反应时间的延长，SMX和NOR的浓度逐渐降低，同时降解产物的毒性也得到有效降低。
4. 影响因素分析pH值、温度等因素对降解效果有一定影响。
在适当的pH值和温度范围内，降解效果较好。
《水体中抗生素污染及其处理技术研究进展》篇一一、引言随着现代医疗和畜牧业的快速发展，抗生素的广泛使用已经对环境造成了日益严重的威胁。
特别是在水体中，抗生素的残留污染问题愈发凸显，给生态系统和人类健康带来了潜在风险。
因此，研究水体中抗生素的污染状况及其处理技术显得尤为重要。
本文将就水体中抗生素的污染现状、来源、危害以及处理技术的最新研究进展进行综述。
二、水体中抗生素的污染现状及来源水体中的抗生素主要来源于医疗废水、工业废水、农业养殖废水以及城市生活污水等。
这些废水中含有大量的抗生素残留物，随着自然水循环和人类活动，逐渐进入江河湖泊等水体中，对水生态环境造成了严重影响。
三、抗生素污染的危害抗生素在水体中的残留会对水生生物产生直接或间接的危害。
长期暴露于低浓度的抗生素环境中，水生生物的生理机能和遗传特性可能发生改变，进而影响整个生态系统的平衡。
此外，抗生素的残留还可能使细菌产生耐药性，对人类健康构成潜在威胁。
四、水体中抗生素处理技术研究进展针对水体中抗生素的污染问题，国内外学者进行了大量的研究，提出了一系列的处理技术。
1. 物理法：包括吸附法、膜分离法等。
吸附法利用活性炭、生物炭等材料吸附水中的抗生素，从而达到去除的目的。
膜分离法则是通过反渗透、纳滤等手段将抗生素从水中分离出来。
2. 化学法：主要包括氧化法、光催化法等。
氧化法利用强氧化剂将抗生素分解为低毒或无毒的物质。
光催化法则是在光照条件下利用催化剂将抗生素分解为无害的小分子物质。
3. 生物法：包括生物膜法、活性污泥法等。
生物膜法利用微生物在载体表面形成的生物膜去除水中的抗生素。
活性污泥法则利用活性污泥中的微生物降解水中的抗生素。
五、最新研究进展及未来展望近年来，针对水体中抗生素的处理技术取得了显著的进展。
新型的纳米材料被广泛应用于吸附和催化降解抗生素。
此外，基于纳米技术的光催化技术在去除水中的抗生素方面也显示出良好的应用前景。
同时，基于人工智能的优化算法也被应用于污水处理过程的控制与优化，提高了处理效率。
纳米材料在抗菌材料中的性能与应用研究随着科学技术的不断发展，纳米材料的研究与应用已成为当前科学界的热点之一。
在医疗领域中，纳米材料的应用也引起了广泛的关注。
其中，纳米材料在抗菌材料中的性能与应用研究备受关注。
抗菌材料是一种能抑制或杀灭细菌、真菌、病毒等微生物生长的材料。
常见的抗菌材料包括银离子材料、聚合物材料和纳米材料等。
然而，由于长期使用抗生素和消毒剂的滥用，导致许多微生物对常见的抗菌材料产生了抗药性。
因此，开发新型的抗菌材料以应对抗药性微生物的需求变得尤为重要。
纳米材料作为一种具有独特结构和性能的材料，在抗菌材料中表现出许多优势。
首先，纳米材料具有较大比表面积，这意味着纳米材料相同质量下的表面积较大，有利于与微生物的作用。
其次，纳米材料具有尺寸效应和量子效应，这使得纳米材料具有独特的物理和化学性质。
最后，纳米材料具有显著的固体和液体相互作用的效果，这使得纳米材料与微生物之间的相互作用更加复杂和多样化。
纳米银是纳米材料中最常用的抗菌材料之一。
银具有广谱抗菌作用，能够杀灭多种细菌、病毒和真菌。
纳米银具有较大的比表面积和独特的物理化学性质，能够与微生物的细胞膜、细胞壁和细胞内的蛋白质发生反应，破坏其结构和功能，从而抑制或杀灭微生物。
除了纳米银，一些其他的纳米材料也被广泛研究用于抗菌材料中。
例如，纳米氧化锌、纳米二氧化钛和纳米碳材料等都显示出一定的抗菌活性。
这些材料具有独特的光催化性质，可以利用紫外光或可见光产生活性自由基，破坏微生物的细胞膜和细胞内的核酸、蛋白质等重要生物分子，从而实现抗菌效果。
此外，纳米材料还可以通过调控材料的表面形貌和结构来实现抗菌性能的提升。
例如，利用纳米材料的疏水性能和抗菌剂之间的相互作用，可以制备出具有超疏水性能的抗菌材料。
这种材料能够使微生物无法附着在其表面上，从而实现抗菌效果。
纳米材料在抗菌材料中的应用不仅局限于医疗领域，还具有广泛的应用前景。
例如，在食品包装领域，纳米材料可以用于制备具有抗菌性的食品包装膜，有效地抑制食品中的微生物生长，延长食品的保鲜期。
《水中抗生素污染现状及检测技术研究进展》篇一一、引言随着现代医疗的进步和人口的增长，抗生素的使用量不断攀升。
然而，这一医疗进步的背后也带来了严重的环境问题，特别是水体中抗生素的污染问题日益凸显。
水体中的抗生素残留不仅对生态环境造成破坏，还可能通过食物链对人类健康构成潜在威胁。
因此，了解水中抗生素的污染现状及研究有效的检测技术显得尤为重要。
本文将就水中抗生素的污染现状及检测技术研究进展进行详细阐述。
二、水中抗生素的污染现状（一）抗生素在水体中的来源水体中的抗生素主要来源于医院、制药厂、家庭和农业养殖业等。
这些地方排放的废水中往往含有大量的抗生素残留，直接或间接地进入自然水体。
（二）抗生素污染的危害水体中的抗生素残留会破坏水生生态系统的平衡，影响水生生物的生长和繁殖。
此外，这些抗生素还可能通过食物链进入人体，对人类健康构成潜在威胁。
长期摄入低剂量的抗生素可能导致耐药性细菌的滋生，使人类面临“超级细菌”的威胁。
（三）我国水中抗生素污染现状我国是世界上最大的抗生素生产国和使用国，因此水体中的抗生素污染问题尤为严重。
江河湖泊、地下水等水体均存在不同程度的抗生素污染问题。
其中，养殖业排放的废水是水体中抗生素的主要来源之一。
三、水中抗生素检测技术研究进展（一）常规检测方法目前，常见的抗生素检测方法包括紫外-可见光谱法、荧光法、色谱法等。
这些方法在实验室条件下可获得较高的准确度和灵敏度，但操作复杂、成本较高，不适用于现场快速检测。
（二）新型检测技术1. 生物传感器技术：生物传感器技术是一种新型的检测技术，具有快速、灵敏、成本低等优点。
该技术利用生物识别元件（如酶、抗体等）与被测物发生特异性反应，产生可检测的信号，实现对水中抗生素的快速检测。
目前，已有多项研究将生物传感器技术应用于水体中抗生素的检测。
2. 微纳制造技术：微纳制造技术可制备出具有高比表面积和良好吸附性能的纳米材料，如纳米多孔材料、纳米磁性材料等。
这些材料可用于吸附水中的抗生素，实现对水中抗生素的高效去除和富集，同时便于后续的检测和分析。
抗生素的研究及进展抗生素是一种被广泛应用于医疗领域的药物。
它们在20世纪初被发现，并以其对抗细菌感染的功能而闻名于世。
然而，随着时间的推移和抗生素的广泛使用，抗生素耐药性问题日益严峻。
因此，科研人员一直在努力，希望不断发现新的抗生素，或是改进现有的抗生素，以应对不断进化和繁殖的细菌。
抗生素的研究可追溯到1928年亚历山大·弗莱明（Alexander Fleming）偶然发现了青霉素。
这一发现彻底改变了医学界对细菌感染的认识，并打开了抗生素研究的新篇章。
在此后的几十年里，科学家们发现了许多其他类型的抗生素，如链霉素（Streptomycin）、四环素（Tetracycline）等等。
这些药物的问世，为世界范围内的感染病治疗提供了更多选择。
然而，随着时间的推移，抗生素开始遇到了耐药性的问题。
由于抗生素的广泛使用和滥用，细菌逐渐进化出了对抗抗生素的能力。
这导致了一种严峻的情况，即即便是使用高浓度的抗生素，也无法有效杀灭感染的细菌。
为了解决这一问题，科研人员开始寻找新的抗生素，并努力改进已有的抗生素。
抗生素研究的一个重要方向是探索天然产物中的潜在抗菌活性。
自然界中存在着许多来源于细菌、真菌等微生物的抗生素。
科学家们通过研究这些天然物质，寻求新的治疗方法。
例如，最近的研究表明，一种名为“Teixobactin”的新抗生素可以有效抑制多种耐药细菌的生长。
这一发现为抗生素研究提供了新的希望。
除了寻找新的抗生素，改进现有的抗生素也是科研人员关注的焦点。
他们希望通过改变抗生素的化学结构或作用机制，提高其抗菌活性，并减少对细菌的产生耐药性的风险。
例如，一些科学家正在致力于研究利用纳米技术来改进传统抗生素的交付方式。
这样可以提高抗生素对特定感染的治疗效果，并减少对正常细菌的影响。
此外，深入了解细菌的生物学特性也是抗生素研究的一个关键领域。
通过研究细菌的基因组和代谢途径等，科学家们希望能够揭示细菌抗药性的机制，并从根本上减少细菌的耐药性。
新型抗生素的研发与临床应用研究分析抗生素的出现是医学领域的重大突破，它为人类对抗细菌感染带来了希望。
然而，随着时间的推移，细菌的耐药性问题日益严重，传统抗生素的疗效逐渐受到挑战。
因此，新型抗生素的研发成为了当前医学研究的重要课题。
本文将对新型抗生素的研发以及其在临床应用方面进行深入的研究分析。
一、新型抗生素研发的背景与挑战过去几十年里，抗生素被广泛使用，甚至存在滥用的情况，这导致了细菌耐药性的迅速发展。
许多常见的病原体已经对多种传统抗生素产生了耐药性，使得治疗感染性疾病变得愈发困难。
例如，耐甲氧西林金黄色葡萄球菌（MRSA）、多重耐药的肺炎克雷伯菌等已经成为了临床治疗中的难题。
此外，新型抗生素的研发面临着诸多挑战。
首先，研发成本高昂，需要大量的资金投入和长时间的研发周期。
从药物的筛选、合成、临床试验到最终上市，往往需要耗费数年甚至十几年的时间。
其次，细菌的耐药机制复杂多样，使得研发能够有效克服耐药性的新型抗生素难度增大。
再者，由于抗生素的使用受到严格的监管，研发过程中需要满足各种法规和伦理要求。
二、新型抗生素的研发途径1、基于天然产物的研发许多天然产物具有抗菌活性，如植物提取物、微生物代谢产物等。
研究人员通过对这些天然产物的结构进行修饰和优化，以提高其抗菌效力、降低毒性并改善药代动力学特性。
2、合成化学方法运用现代合成化学技术，设计和合成全新的化学结构，以寻找具有独特抗菌机制的化合物。
这种方法可以摆脱对天然产物的依赖，创造出更具针对性的抗生素。
3、利用生物技术包括基因工程、蛋白质工程等技术，对现有抗生素的产生菌进行改造，或者直接通过生物技术手段生产新型的抗菌物质。
4、基于细菌耐药机制的逆向研发深入研究细菌的耐药机制，然后针对性地开发能够绕过或抑制耐药机制的抗生素。
例如，针对细菌产生的β内酰胺酶，研发出了β内酰胺酶抑制剂与抗生素的复方制剂。
三、新型抗生素的临床应用1、治疗耐药菌感染新型抗生素为治疗耐药菌引起的严重感染提供了新的选择。
