4類抗生素對水華藻類生長抑制效應及其作用機制

關鍵詞：磺胺類抗生素;大環內酯類抗生素;喹諾酮類抗生素；四環素類抗生素;微藻;毒性作用機制中圖分類號：R994.6；X592 文獻標志碼：A 文章編號：1674-3075（2025）03-0069-10

抗生素的廣泛使用及其在水生態系統中的殘留已成為全球關注的環境問題（Martinez，2009）。抗生素最初被開發用于抑制和殺滅微生物，以防治細菌感染。然而，隨著現代社會的發展，抗生素的應用已從醫療領域擴展到農業，例如用于促進家禽生長。盡管歐盟自2006年起已禁止將抗生素作為生長促進劑使用，但這一禁令在全球范圍內的效果有限。預計到2030年，巴西、俄羅斯、印度、中國和南非等國家的抗菌素消費量將增加 99% （VanBoeckeletal，2015）。中國作為全球抗生素使用大國，每年生產和使用的抗生素總量超過20萬t，主要用于醫療和農業領域，預計到2030年產量將超過23萬t（Scharetal，2020）。

由于抗生素的生物降解性較差（Kimmereretal，2000），現有的廢水處理技術難以將其徹底去除（Aydinetal，2019）。因此，大量抗生素最終進入水體，成為地表水中最常見的污染物之一，其檢出率約為 23%～46% （Vianaetal，2021）。盡管抗生素在水體中的濃度通常較低，僅為 ng/L～μg/L （Hernandoetal，2006），但對水生態系統中的非目標生物（如淡水藻類、微植被、大型水草、浮游動物和魚類）都產生了一定的抑制作用（俞慎等，2011；Huetal，2024；Kumaretal，2019）。研究表明，當藻類暴露于 μg/L 水平的抗生素時，生長會受顯著抑制（Greenbergetal，1992）；而當抗生素濃度達到 mg/L 水平時，會對大多生物產生毒性，并通過生物富集效應放大其毒性（Kelly et al，2007;Xionget al，2017）。這引發了人們對抗生素潛在毒性及其生態風險的擔憂（Brandt etal，2015）。

藻類作為于水生態系統的初級生產者，處于食物鏈底端，為眾多水生生物提供養分，在水生態系統中扮演著至關重要的角色。因其適應性強、繁殖速度快且對污染物高度敏感，在水生態系統中具有重要的生態指示意義。例如，藍藻作為一類原核生物，對抗生素高度敏感（Greenbergetal，1992）。基于此，歐洲藥品評估局（EMEA）在2006年建議將藍藻作為抗生素生態毒性測試的模式生物（Wess，2021）。

然而，抗生素的抑制作用不僅會影響藻類自身生長和繁殖，還可能通過食物鏈的傳遞效應，對更高營養級的生物乃至人類健康產生間接影響。目前的研究多集中于藻類對抗生素的生物降解能力，而關于抗生素對藻類的抑制效應及其作用機制的探討相對不足。因此，深入研究抗生素對藻類的毒性效應及其機制，對于全面評估水生態系統中殘留抗生素的生態風險具有重要意義。

本文通過總結現有研究成果，旨在闡明磺胺類、四環素類、大環內酯類和喹諾酮類抗生素對藻類生長的毒性影響及其作用機制，為水生態系統中抗生素污染的綜合治理提供科學依據和理論參考，同時也為將來的研究提供方向。

14類抗生素對藻類的抑制效應

為了規范抗生素的使用，減少濫用及耐藥風險，《中華人民共和國藥典》根據抗生素的分子結構和作用靶點，將抗生素分為β-內酰胺類、氨基糖苷類、大環內酯類、四環素類、喹諾酮類、多肽類及其他類別。在實際應用中，磺胺類、大環內酯類、四環素類和喹諾酮類抗生素因使用量巨大、環境持久性強，成為水生態系統中最為常見的抗生素污染物（Kummerer，2009；Lietal，2020；Lietal，2019）。以四川省為例，研究人員在35個水源地中對四環素類、磺胺類、大環內酯類和喹諾酮類4類抗生素進行靶向篩選。結果顯示，水樣中存在30種抗生素，總濃度（ Σ³⁰ 抗生素）為 0.03～33.09ng/L ，其中磺胺類抗生素的濃度最高（Guoetal，2025）。藻類是水生態系統中對抗生素最為敏感的生物之一，主要包括綠藻門、藍藻門、硅藻門、金藻門等。其中，藍藻（如銅綠微囊藻Microcys-tisaeruginosa）與綠藻（如偽月牙藻Pseudokirchneri-ellasubcapitata）因細胞結構、代謝途徑和抗氧化能力等方面的差異，對抗生素的敏感性存在顯著不同。如藍藻與革蘭氏陰性菌細胞結構具有一定同源性，因此在毒性實驗中，藍藻通常比綠藻對抗生素更為敏感，生長更易受抑制，且抑制效應隨著抗生素濃度增加而越發明顯。

不同藻類對抗生素的毒性響應存在顯著差異。根據急性毒性測試標準，常用半數效應濃度（ EC₅₀ ，即引發 50% 受試生物特定效應的化合物濃度）與半抑制濃度 （IC₅₀ ，即導致 50% 生物活性抑制的拮抗劑濃度）作為毒性評價關鍵參數，其數值越低表明毒性效應越強。以偽月牙藻為例，將其暴露在克拉霉素、磺胺甲噁唑、四環素、恩諾沙星下，測得 EC₅₀ 分別為0.002、0.52、1.82、2.00mg/L （Havelkova et al，2016;Isidorietal，2005；Yagietal，2016）。以克拉霉素為代表的大環內酯類抗生素毒性遠超其他3類。該結果與現有文獻中4類抗生素作用于偽月牙藻及銅綠微囊藻的 EC₅₀ 數據分析結果相吻合（圖1）。需要指出的是，已有的研究多是建立在對偽月牙藻（綠藻門）和銅綠微囊藻（藍藻門）等少量模式生物的實驗分析基礎上，其余藻類的抗生素響應數據仍缺乏系統性研究。建議未來研究中納入更多代表性藻類，以完善抗生素毒性效應的生態毒理評估體系。

在現有的研究中，大環內酯類抗生素表現出最強的生態毒性。典型大環內酯類抗生素克拉霉素對水華魚腥藻（Anabaenaflos-aquae）和偽月牙藻的EC₅₀ 分別為 0.012mg/L （Baumann etal，2015）和0.002mg/L （Isidorietal，2005）。根據化學品危害分類方案（Aruojaetal，2011），克拉霉素對藻類具有極強的毒性。四環素類抗生素的母體化合物毒性較弱， 2mg/L 的四環素和金霉素處理下，偽月牙藻的抑制率分別為 72.2% 和 77.7% （高禮等，2013）。但其光解產物的復合毒性不可忽視，有報導表明，當四環素的光解產物脫水四環素濃度大于 0.12mg/L 時，會對 10% 淡水藻類構成急性風險（ ΔXu et al，2019）。喹諾酮類抗生素具有顯著的物種選擇性， 0.1mg/L 氧氟沙星對銅綠微囊藻（Microcystisaeruginosa）抑制率為72.7% ，但對真核藻類如普通小球藻（Chlorellavul-garis）在 ?5mg/L 時無顯著影響（Dengetal，2022）。相比之下磺胺類抗生素毒性最低，磺胺間甲氧嘧啶、磺胺二甲基嘧啶對普通小球藻作用的 EC₅₀"分別為6.58mg/L，8.19mg/L （張曉晗等，2018），對藍藻門生物的抑制效應明顯弱于綠藻門生物，其抑制效果需要更長時間才能顯現，現有研究尚未給出確切的EC₅₀"數值，表明此類抗生素在環境濃度下對藻類健康影響有限。

ntheiolotstdhtfstsideeelyitscau Fig.1 Violin plots showing the inhibitory effects of antibiotics onP.subcapitata （a）and M.aeruginosa （b）

除此之外，Cheng等（2017）研究發現， 0.01～2mg/L 的大環內酯類抗生素替米考星（Tilmicosin）可刺激突變體小球藻（ChlorellaPY-ZU1）生長，使其生物量最大可達 4.67g/L ，但隨著抗生素濃度增加至5～50mg/L 時，小球藻生長明顯受到抑制，最低生物量降至 1.74g/L 。當藻類暴露在較低濃度抗生素下時，低濃度抗生素激活了藻類的應激反應機制，使抗氧化酶活性升高，光合作用效率短暫提升（Adere-mi etal，2018;Chen etal，2020;Wang et al，2024），從而刺激生長，嚴重時可能引發水華等現象破壞水生態系統。但隨著抗生素濃度不斷升高，超過藻類的耐受閾值時，會抑制藻類生長。因此4類抗生素暴露下藻類會表現出“低濃度促進生長，高濃度抑制生長”現象。

表1總結了各類抗生素對典型藻類的 EC₅₀ ，受測藻類包括偽月牙藻（Pseudokirchneriellasubcapitata或Selenastrumcapricornutum）、亞刺柵藻（Desmodes-mussubspicatus）、普通小球藻（Chlorellavulgaris）、擬合小球藻（Chlorellapyrenoidosa）、斜生柵藻（Scenedesmusobliquus）、水華魚腥藻（Anabaena flos-aquae）和銅綠微囊藻（Microcystisaeruginosa）。

24類抗生素對藻類抑制效應機制

抗生素對藻類的抑制效應涉及多重機制（圖2）。4類抗生素通過不同途徑干擾藻類的生理代謝過程，包括氧化應激誘導、細胞結構損傷、光合作用抑制以及遺傳物質干擾等。

2.1大環內酯類抗生素的抑制機制

大環內酯類抗生素對藻類具有顯著的毒性效應，主要通過干擾光合作用和蛋白質合成抑制藻類生長。這類抗生素具較高親脂性，能夠穿透藻類細胞膜的脂質雙分子層，通過自由擴散或主動運輸進入細胞（Dingetal，2015）。經羅紅霉素處理后，微藻內脂質/蛋白質比值升高（Xiongetal，2019），說明蛋白質、葉綠素和構成細胞膜的重要生物大分子受到損傷，細胞內穩態被破壞，從而影響藻類細胞的正常代謝和生理功能。

4類抗生素對藻類具有特異性作用機制，如大環內酯類會影響DNA修復過程，四環素類會導致有絲分裂核蛋白失調，磺胺類可能會抑制葉酸的合成，而喹諾酮類會使藻類胞外聚合物發生變化。

Fourcategories of antibiotics have specific mechanisms of action onalgae.For example，macrolides can affect the DNA repair process， tetracyclinescanleadtothedisorderofmitoticnucleoproteins，sulfonamides mayinhibit the synthesisof folicacid，and quinolonescan cause changesin the extracellular polymeric substances of algae.

Fig.2 Sources of antibiotics and mechanismof action on algae

活性氧（ROS）是光合作用和呼吸作用的副產物。在正常生理條件下，藻類細胞可以通過抗氧化酶系統，如超氧化物歧化酶（SOD）和過氧化氫酶（CAT）維持ROS的動態平衡（Chaufanetal，2006）。然而，當藻類暴露于大環內酯類抗生素時，會誘導ROS過量生成，打破抗氧化系統的平衡，引發氧化應激（Alscheretal，2002）。氧化應激進一步引發脂質過氧化反應。丙二醛（MDA）作為脂質過氧化的標志物，其水平的升高反映了細胞膜的損傷程度。Wan等（2015）的研究發現，暴露在高濃度 （30μg/mL 紅霉素下時，微藻中的MDA含量升高至對照組的404% 。一方面，抗生素誘導的氧化應激導致細胞膜中的脂質發生過氧化反應，生成短鏈脂質碎片和其他降解產物，致使脂質總量增加；另一方面，氧化應激和脂質過氧化產物（如MDA）會攻擊蛋白質，導致細胞內 a 螺旋比例下降，β螺旋比例增加，從而影響蛋白質的穩定性（Zhaoetal，2010）。此外，葉綠體也是抗生素抑制藻類效應的重要靶點（Brainetal，2008），主要表現為葉綠素含量顯著降低，參與碳固定及光合作用途徑的基因表達失調。藻類葉綠體的需氧光合作用系統由位于類囊體膜上的光系統I（PSI）和光系統Ⅱ（PSⅡ）組成，二者通過電子傳遞鏈緊密連接，共同協作完成光合作用的光反應過程。葉綠素熒光指數 F_v/F_m（PSII 的最大光能轉化效率）是衡量藻類光合作用功能的重要指標（Powles，1984）。大環內酯類抗生素暴露導致藻類PSII天線復合體中的激發能量傳遞和反應中心的電子傳輸受到抑制，PSII反應中心失活，進而引發光損傷。同時，光合電子傳遞鏈的阻塞進一步加劇了ROS的產生，形成惡性循環，加劇氧化損傷（Almeidaetal，2021）。

大環內酯類抗生素對藻類細胞內的生物大分子的合成及功能也造成了嚴重影響。氨基酸生物合成和氨酰基-tRNA合成受到抑制，導致了部分蛋白質翻譯受阻（Moetal，2023）。在遺傳物質層面，大環內酯類抗生素會導致DNA構象的改變，促使B-DNA向Z-DNA轉化（Xiongetal，2019），抑制類固醇、維生素、合成脂肪酸的相關基因表達。值得注意的是，堿基切除（BER）作為修復受損DNA的關鍵機制，在特定濃度抗生素暴露下，其相關基因的表達會受到抑制（Guoetal，2020a；2020b），進一步影響藻類細胞的增殖和遺傳穩定性。

2.2磺胺類抗生素的抑制機制

研究表明，當銅綠微囊藻暴露于 2mg/L 磺胺甲噁唑時，其葉綠素熒光參數 F_v/F_m 值顯著降低，葉綠素含量也隨之減少（周旭東，2017）。葉綠素含量的降低與藻類生長受抑制密切相關。在正常條件下，葉綠素不僅參與光合作用，還能通過清除ROS減少光損傷（Kasaharaetal，2002）。然而，磺胺類抗生素的暴露導致葉綠素合成受阻，削弱了其對ROS的清除能力。同時磺胺類抗生素暴露會誘導ROS過量生成，引發氧化應激并削弱抗氧化酶系統的調控能力。例如，Wang等（2017）用磺胺嘧啶處理斜生柵藻后，藻細胞內脂質過氧化標志物MDA濃度顯著增加，最高達到對照組的2倍以上。將小球藻暴露于 5.0mg/L 磺胺甲噁唑7d后，MAD水平增加 49.6% ，同時SOD活性提高 55.8% ，CAT活性下降（Wang etal，2024）。這表明氧化應激超出了抗氧化系統的緩沖能力，導致細胞內ROS累積并進一步引發氧化損傷。高濃度磺胺類抗生素暴露會對藻類細胞的結構造成顯著損害。例如，小球藻在 270mg/L 磺胺嘧啶、磺胺甲嘧啶和磺胺二甲嘧啶處理下，其細胞壁、葉綠體和線粒體的超微結構均受到嚴重影響（Chenetal，2020），藻類細胞內DNA損傷也較為明顯。磺胺類抗生素在細菌中的作用機制是抑制二氫葉酸合成酶（DHPS），阻斷葉酸合成，從而干擾DNA、RNA和蛋白質的合成。Eguchi等（2004）的研究發現，添加外源葉酸可顯著降低磺胺類抗生素對藻類的生長抑制作用。鑒于藻類葉綠體和細菌在結構與功能上具有高度同源性，這提示磺胺類抗生素可能通過類似機制影響藻類。

然而，Guo等（2021）運用RNA測序技術（RNA-seq）對不同濃度磺胺類抗生素處理下的藻類進行了差異表達基因（DEGs）分析，研究顯示，差異表達基因主要富集于DNA復制和修復、光合作用和翻譯途徑，而葉酸生物合成途徑并未顯著富集。這表明磺胺類抗生素對藻類的毒性機制可能與細菌中的作用機制不完全相同，其具體機制仍有待進一步研究。

磺胺類抗生素對藻類的代謝活動也有著顯著影響。小球藻暴露于磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺二甲嘧啶后，蛋白質含量增加，而可溶性糖含量減少（Chenetal，2020），這與前人用磺胺甲噁唑處理藻類得到的結果一致（Aderemietal，2018）。蛋白質含量的增加可能歸因于酶合成的增強或其他能量代謝途徑的激活，而可溶性糖的減少則與光合作用抑制、細胞分裂受阻以及滲透壓失衡密切相關（Samietal，2016）。

2.3四環素類抗生素的抑制機制

四環素類抗生素通過結合30S核糖體亞基A位點，抑制tRNA結合，導致線粒體DNA編碼蛋白（如呼吸鏈復合物亞基MT-ND1、MT-CO1）合成受阻，從而達到抑菌的目的。根據內共生學說，藻類細胞的線粒體和葉綠體分別起源于類蛋白細菌和類藍藻原核生物的共生演化（Sagan，1967），并在進化過程中保留了與細菌類似的轉錄與翻譯系統。因此四環素可以通過作用于藻類葉綠體70S核糖體中與細菌同源的16S/23SrRNA保守結合位點，進而抑制葉綠體合酶活性及蛋白質合成，導致光合作用受抑制和代謝失衡（Kasai，2004）。Wang等（2015）的研究表明，四環素類抗生素會使藻類細胞內有絲分裂核蛋白失調，從而特異性抑制線粒體翻譯。同時，四環素類抗生素也對藻類的抗氧化系統造成了顯著的抑制作用（Yangetal，2013）。例如，將小球藻暴露于 5.00～25.01μg/mL 的四環素中4d后，小球藻細胞內APX、CAT活性顯著升高（Gomaaetal，2021），表明藻類細胞經歷了嚴重的氧化應激。此外，銅綠微囊藻在 0.80～35.00μg/mL 四環素暴露下，其葉綠素熒光參數 F_v/F_m 值和潛在最大電子傳遞速率（retmax）顯著下降，同時SOD活性下降，而POD活性升高（姜蕾等，2010）。這些結果表明，四環素類抗生素不僅破壞了藻類的光合作用功能，還擾亂了抗氧化酶系統的動態平衡，導致細胞內ROS累積，從而引發氧化損傷。

細胞結構方面，當小球藻暴露于 1.25μg/mL 的四環素或強力霉素時，細胞膜通透性顯著降低（徐冬梅等，2013）。細胞膜的損傷不僅限制了抗生素的被動運輸，還抑制了藻類對生長所需營養物質（如無機離子和有機分子）的吸收與運輸，從而抑制藻類生長。此外，四環素類抗生素暴露還導致細胞內產生質漿分解、淀粉顆粒沉積等細胞結構變化。葉綠體中的類囊體薄片變得模糊和變形，液泡體積增大。這種亞細胞結構的損傷與四環素類抗生素誘導的ROS過量生成密切相關，最終導致細胞生長速率降低（Xuetal，2019）

2.4喹諾酮類抗生素的抑制機制

高濃度喹諾酮類抗生素暴露下，藻類的光合作用相關基因表達受抑制，葉綠素a含量降低（Wanetal，2014）。葉綠素a作為PSII作用中的關鍵因子，其含量降低直接影響PSII的功能。光合作用放氧中心（OEC）是PSII中利用太陽能高效、安全地將水氧化，釋放出電子、質子和氧氣的生物催化劑（Gupta，2020）。Pan等（2009）的研究發現，左氧氟沙星暴露會顯著降低集胞藻（Synechocystissp.）的OEC活性，導致光合放氧能力下降，表明藻類光合作用受到抑制。網球藻（Dictyosphaeriasp.）暴露于 0.05～5.0mg/L 的恩諾沙星8d后，碳固定相關基因（如rbc）和光系統I相關基因（如psaB）的轉錄水平顯著升高（Chengetal，2023）。這些結果表明，喹諾酮類抗生素通過直接影響光系統活性和電子傳遞過程，干擾藻類的能量代謝。同時它還會誘導氧化應激并削弱藻類的抗氧化系統。小球藻暴露于 30.0mg/L 的恩諾沙星中7d，其POD和CAT活性顯著下降（Wangetal，2024）；用10μg/mL 的左氧氟沙星處理微囊藻后，其體內SOD和CAT的活性以及MDA含量都顯著下降（Wanetal，2014）。這些現象表明，一定濃度的喹諾酮類抗生素會對藻類細胞造成嚴重的氧化應激，導致藻類細胞的穩態失衡，從而抑制藻類的生長。

胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）是藻類和微生物的外層屏障，藻類可以通過調控EPS以應對抗生素脅迫（Flemmingamp;Wingender，2010）。在受到脅迫時，藻類會調控EPS的產量和組成，增加抗生素的吸附位點，減少細胞內抗生素的積累。將膠網藻（Dictyosphaeriumsp.）暴露在恩諾沙星下，其胞外聚合物含量顯著增加，芳香蛋白質（如色氨酸和酪氨酸類物質）的分泌增多，有利于形成胞外聚合物的疏水層，減少抗生素進入細胞（Chengetal，2023）。然而，當抗生素濃度過高時，胞外聚合物的保護作用不足以抵消抗生素對光合作用和抗氧化系統的破壞，最終導致細胞損傷和生長抑制。

3展望

現代社會，抗生素廣泛應用于醫療、養殖等行業。大量抗生素進入水體，改變了藻類的生長環境。由于抗生素會在藻類細胞內富集，隨著暴露時間和劑量的增加，其毒性顯著加劇，可能造成嚴重后果。總體而言，藍藻比真核的綠藻對抗生素更敏感，這可能與藍藻的細胞結構有關。在毒性方面，大環內酯類抗生素表現出最強的毒性，而磺胺類抗生素由于難與細胞生物膜結合，對藻類具一定抑制作用，但總體毒性低于其他3類抗生素。現有研究大多以淡水中綠藻的偽月牙藻和藍藻銅綠微囊藻為研究對象，暴露時間通常設置為72或 96h ，以藻類生長、光合作用和相關酶活性的變化作為評估終點。然而，現有研究的藻類范圍較為局限，無法很好地反映抗生素對更廣泛藻類物種及多樣性微生物群落的生態效應。因此，在評價抗生素對藻類作用效果時，有必要選用更廣泛的微藻物種，并采用微生物群落實驗來評價抗生素對藻類組織結構的影響。

此外，環境中的抗生素大多以多元形式出現，多種抗生素的聯合毒性通常高于其單一成分，而相關研究卻十分有限。因此探究多元抗生素毒性可以更為準確地評估抗生素對生態系統的實際影響。當前，關于抗生素轉化產物和代謝物毒性的報道也較少，但一些研究表明，與母體化合物相比，它們的效力更高、毒性更強、在環境中存在時間更長。因此，未來研究抗生素及其衍生物在環境中的多元毒性，對制定更有效的水污染治理策略具有重要的理論與應用價值。

參考文獻

高禮，石麗娟，袁濤，2013.典型抗生素對羊角月牙藻的生長 抑制及其聯合毒性[J].環境與健康雜志，30（6）：475-478.

GAOL，SHILJ，YUANT，2013.Growthinhibitiveeffectof typical antibiotics and their mixtures on Selenastrum capricornutum[J]. Journal of Environment and Health， 30（6）： 475-478.

姜蕾，陳書怡，尹大強，2010.四環素對銅綠微囊藻光合作用 和抗氧化酶活性的影響[J].生態與農村環境學報，26 （6）： 564-567.

JIANGL，CHENSY，YINDQ，2010.Effectsoftetracycline on photosynthesis and antioxidant enzymesofMicrocystis aeruginosa[J].Journal of Ecology and Rural Environment， 26（6）： 564-567.

徐冬梅，王艷花，饒桂維，2013.四環素類抗生素對淡水綠藻 的毒性作用[J].環境科學，34（9）：3386-3390. freshwater green algae to the toxicity of tetracycline antibiotics[J]. Environmental Science， 34（9）： 3386-3390.

俞慎，王敏，洪有為，2011.環境介質中的抗生素及其微生物 生態效應[J].生態學報，31（15）：4437-4446.

YU S， WANG M， HONG Y W， 2011. Antibiotics in environmental matrices and their effects on microbial ecosystems [J]. Acta Ecologica Sinica， 31（15）： 4437-4446.

張曉晗，萬甜，程文，等，2018.喹諾酮類和磺胺類抗生素對綠 藻生長的影響[J].水資源與水工程學報，29（4）：115-120.

ZHANG X H， WAN T， CHENG W， et al， 2018. Effects of quinolones and sulfonamides on the growth of green algae[J]. Journal of Water Resources and Water Engineering， 29（4）： 115-120.

周旭東，2017.四環素類、磺胺類抗生素對銅綠微囊藻和小球 衣藻的影響研究[D].楊凌：西北農林科技大學.

ADEREMI A O， NOVAIS S C，LEMOSMFL， et al， 2018. Oxidative stress responses and cellular energy allocation changes in microalgae following exposure to widely used human antibiotics[J]. Aquatic Toxicology， 203： 130-139.

ALMEIDA AC， GOMES T， LOMBA JA B， et al， 2021. Specific toxicity of azithromycin to the freshwater microalga Raphidocelis subcapitata[J].Ecotoxicology and Environmental Safety， 222： 112553.

ALSCHER RG， ERTURK N，HEATHL S， 2002.Role of superoxide dismutases （SODs） in controlling oxidative stress in plants[J]. Journal of Experimental Botany， 53 （372）： 1331-1341.

ANDO T， NAGASE H， EGUCHI K， et al， 2007. A novel method using cyanobacteria for ecotoxicity test of veterinary antimicrobial agents[J]. Environmental Toxicologyand Chemistry，26（4）： 601-606.

ARUOJA V， SIHTMAE M，DUBOURGUIER HC， et al， 2011. Toxicity of 58 substituted anilines and phenols to algae Pseudokirchneriella subcapitata and bacteria Vibrio fischeri： comparison with published data and QSARs[J]. Chemosphere， 84（10）： 1310-1320.

AYDIN S， AYDIN M E， ULVI A， et al， 2019. Antibiotics in hospital effluents： occurrence， contribution to urban wastewater，removal in a wastewater treatment plant， and environmental risk assessment[J]. Environmental Science and Pollution Research International， 26（1）： 544-558.

BAUMANN M， WEISS K， MALETZKI D， et al， 2015. Aquatic toxicity of the macrolide antibiotic clarithromycin and its metabolites[J]. Chemosphere，120：192-198.

BRAIN R A， HANSON M L， SOLOMON K R， et al， 2008. Aquatic plants exposed to pharmaceuticals： effects and risks[M]//Reviews of Environmental Contamination and Toxicology. New York： Springer： 67-115.

BRANDT K K， AMEZQUITA A， BACKHAUS T， et al， 2015. Ecotoxicological assessment of antibiotics： a call for improved consideration of microorganisms[J]. Environment International， 85： 189-205.

CARUSSO S， JUAREZ A B， MORETTON J， et al， 2018. Effects of three veterinary antibiotics and their binary mixtures on two green alga species[J]. Chemosphere，194： 821-827.

CHAUFAN G， JUAREZ A， BASACK S， et al， 2006. Toxicity of hexachlorobenzene and its transference from microalgae （Chlorella kessleri） to crabs （Chasmagnathus granulatus）[J]. Toxicology， 227（3）： 262-270.

CHEN S， WANG L Q，FENG W B， et al， 2020. Sulfonamidesinduced oxidative stress in freshwater microalga Chlorella vulgaris： evaluation of growth，photosynthesis， antioxidants，ultrastructure，and nucleic acids[J]. Scientific Reports，10（1）： 8243.

CHENG J， YE Q， YANG Z B， et al， 2017. Microstructure and antioxidative capacity of the microalgae mutant Chlorella PY-ZU1 during tilmicosin removal from wastewater under 15% （202 CO₂[J] . Journal of Hazardous Materials，324（Pt B）： 414-419.

CHENG QL， LIU Y Z， XU L G， et al， 2023. Regulatin and role of extracellular polymeric substances in the defensive responses of Dictyosphaerium sp. to enrofloxacin stress [J]. 896： 165302.

DENG Y， DEBOGNIES A， ZHANG Q， et al， 2022.Effects of ofloxacin on the structure and function of freshwater microbial communities[J]. Aquatic Toxicology， 244： 106084.

DING JN，LUG H，LIU JC，et al， 2015.Evaluation of the potential for trophic transfer of roxithromycin along an experimental food chain[J]. Environmental Science and Pollution Research International， 22（14）： 10592-10600.

EGUCHI K， NAGASE H， OZAWA M， et al， 2004. Evaluation of antimicrobial agents for veterinary use in the ecotoxicity test using microalgae[J]. Chemosphere， 57（11）：1733- 1738.

FLEMMING H C， WINGENDER J， 2010. The biofilm matrix [J]. Nature Reviews Microbiology， 8（9）： 623-633.

GOMAA M， ZIEN-ELABDEEN A， HIFNEY A F， et al， 2021. Phycotoxicity of antibiotics and non-steroidal anti-inflammatory drugs to green algae Chlorella sp. and Desmodesmus spinosus： assessment of combined toxicity by Box - Behnken experimental design[J]. Environmental Technologyamp; Innovation，23： 101586.

GREENBERG B M， HUANG X D， DIXON D G， 1992. Applications of the aquatic higher plant Lemna gibba for ecoHealth，1（2）： 147-155.

GUO JH， BAI Y， CHEN Z， et al， 2020a. Transcriptomic analysis suggests the inhibition of DNA damage repair in green alga Raphidocelis subcapitata exposed to roxithromycin [J].Ecotoxicologyand Environmental Safety，201： 110737.

GUO JH，PENG JL， LEI Y， et al， 2020b. Comparison of oxidative stress induced by clarithromycin in two freshwater microalgae Raphidocelis subcapitata and Chlorella vulgaris[J]. Aquatic Toxicology，219： 105376.

GUO JH， ZHANG YB，MO J Z， et al， 2021. Sulfamethoxazole-altered transcriptomein green alga Raphidocelis subcapitata suggests inhibition of translation and DNA damage repair[J].Frontiers in Microbiology，12： 541451.

GUO X K， XIONG J， LIU H， et al， 2025. Targeted screening， distribution and sources of antibiotics in drinking water sources and its risk assessment in Sichuan Province， China [J]. Environmental Management，.

GUPTA R， 2020. The oxygen-evolving complex： a super catalyst for life on earth， in response to abiotic stresses[J]. Plant Signaling amp; Behavior，15（12）： 1824721.

HALLING-SORENSEN B， 2000. Algal toxicity of antibacterial agents used in intensive farming[J]. Chemosphere， 40 （7）： 731-739.

HAVELKOVA B， BEKLOVA M， KOVACOVA V， et al， 2016. Ecotoxicity of selected antibiotics for organisms of aquatic and terrestrial ecosystems[J]. Neuro Endocrinology Letters， 37（Suppl1）： 38-44.

HERNANDO M D， MEZCUA M， FERNANDEZ-ALBA A R， et al，20o6. Environmental risk assessment of pharmaceutical residues in wastewater effluents， surface waters and sediments[J]. Talanta， 69（2）： 334-342.

HU H M， QI M Y， HE PF， et al， 2024. Occurrence and risk assessment of quinolones and sulfonamides in freshwater aquaculture ponds in Northeast Zhejiang， China[J].953： 176066.

ISIDORI M， LAVORGNA M， NARDELLI A， et al， 2005. Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms[J]. 346（1/2/3）： 87-98.

KASAHARA M， KAGAWA T， OIKAWA K， et al， 2002. Chloroplast avoidance movement reduces photodamagein plants[J]. Nature， 420（6917）： 829-832.

KASAI K， KANNO T， ENDO Y， et al， 2004. Guanosine tetraand pentaphosphate synthase activity in chloroplasts of a higher plant： association with 7OS ribosomes and inhibition by tetracycline[J].Nucleic Acids Research， 32（19）： 5732-5741.

KELLY B C， IKONOMOU M G，BLAIR JD， et al， 2007. Food web-specific biomagnification of persistent organic pollutants[J]. Science， 317（5835）： 236-239.

KOLAR B， ARNUS L， JERETIN B， et al， 2014. The toxic effect of oxytetracycline and trimethoprim in the aquatic environment[J]. Chemosphere，115： 75-80.

KUMAR M， JAISWAL S， SODHI K K， et al， 2019. Antibiotics bioremediation： perspectives on its ecotoxicity and resistance[J]. Environment International，124： 448-461.

KUMMERER K， 2009.Antibiotics in the aquatic environment： a review： part I[J]. Chemosphere， 75（4）： 417-434.

KUMMERER K， AL-AHMAD A， MERSCH-SUNDERMANN V，2000.Biodegradability of some antibiotics， elimination of the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a simple test[J]. Chemosphere， 40（7）： 701-710.

LI F F， CHEN L J， CHEN W D， et al， 2020. Antibiotics in coastal water and sediments of the East China Sea： distribution， ecological risk assessment and indicators screening [J]. Marine Pollution Bulletin，151： 110810.

LI M W， ZHOU H D，YE M X， et al， 2023. Interactions between typical antibiotics and Microcystis aeruginosa in aquatic environment[J]. CLEAN-Soil， Air，Water，51（11）： 2200298.

LI S， ZHANG R J， HU JR， et al， 2019. Occurrence and removal of antibiotics and antibiotic resistance genes in natural and constructed riverine wetlands in Beijing，China[J]. 664： 546-553.

LUTZHOFT H H， HALLING-SORENSEN B， JORGENSEN S E，1999. Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology， 36（1）： 1-6.

MARTINEZ JL， 2009. Environmental pollution by antibiotics and by antibiotic resistance determinants[J]. Environmental Pollution， 157（11）： 2893-2902.

MO J Z， MA Z H， YAN S W， et al， 2023. Metabolomic profiles in a green alga （Raphidocelis subcapitata） following erythromycin treatment： abc transporters and energy metabolism[J]. Journal of Environmental Sciences，124： 591- 601.

PAN X L， ZHANG D Y， CHEN X， et al， 2009. Effects of levofloxacin hydrochloride on photosystem I activity and heterogeneity of Synechocystis sp.[J]. Chemosphere， 77（3）： 413-418.

POWLES S，1984. Photoinhibition of photosynthesis induced by visible light[J]. annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology，35： 15-44.

ROBINSON AA，BELDEN J B， LYDY M J， 2005. Toxicity of fluoroauinolone antibiotics to aauatic organisms[Jl. Environmental Toxicology and Chemistry，24（2）： 423-430.

SAGAN L，1967. On the origin of mitosing cells[J]. Journal of Theoretical Biology， 14（3）： 255-274.

SAMI F， YUSUF M， FAIZAN M， et al， 2016. Role of sugars under abiotic stress[J]. Plant Physiology and Biochemistry， 109： 54-61.

SCHAR D， KLEIN E Y， LAXMINARAYAN R， et al， 2020. Global trends in antimicrobial use in aquaculture[J]. Scientific Reports， 10（1）： 21878.

VAN BOECKEL TP， BROWER C， GILBERT M， et al， 2015. Global trends in antimicrobial use in food animals[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America， 112（18）： 5649-5654.

VAN DER GRINTEN E， PIKKEMAAT M G， VAN DEN BRANDHOF E J， et al， 2010. Comparing the sensitivity of algal， cyanobacterial and bacterial bioassays to different groups of antibiotics[J]. Chemosphere，80（1）： 1-6.

VIANA P， MEISEL L，LOPESA， et al， 2021. Identification of antibiotics in surface-groundwater. A tool towards the ecopharmacovigilance approach： a Portuguese case-study[J]. Antibiotics， 10（8）： 888.

WANJ J， GUO PY， PENG XF， et al， 2015.Effect of erythromycin exposure on the growth， antioxidant system and photosynthesis of Microcystis flos-aquae[J]. Journal of Hazardous Materials，283： 778-786.

WAN J J， GUO P Y， ZHANG S X， 2014. Response of the Cyanobacterium Microcystis flos-aquae to levofloxacin[J]. Environmental Science and Pollution Research International， 21（5）： 3858-3865.

WANGFF，LIUP，LIJJ，et al，2024.Effects of four antibiotics on the photosynthetic light reactions in the green alga Chlorella pyrenoidosa[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Toxicologyamp; Pharmacology，281： 109927.

WANG S，WANG Z， CHENMD， et al，2017. Co-exposure of freshwater microalgae to tetrabromobisphenol A and sulfadiazine：oxidative stress biomarker responses and joint toxicity prediction[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology， 99（4）： 438-444.

WANG X，RYU D，HOUTKOOPERRH， et al，2015.Antibiotic use and abuse： a threat to mitochondria and chloroplasts with impact on research， health，and environment[J]. BioEssays，37（10）： 1045-1053.

WESS R A， 2021. Update of EMA's guideline on the environmental risk assessment （ERA） of medicinal products for human use[J]. Therapeutic Innovation amp; Regulatory Science， 55（2）： 309-323.

XIONG JQ，KURADE MB， KIM JR， et al， 2017. Ciprofloxacin toxicity and its co-metabolic removal by a freshwater microalga Chlamydomonas mexicana[J]. Journal of HazardousMaterials，323（Pt A）： 212-219.

XIONG Q， HUL X， LIU Y S，et al，2019. New insight into the toxic effects of chloramphenicol and roxithromycin to algae using FTIR spectroscopy[J]. Aquatic Toxicology， 207： 197-207.

XUDM， XIAO Y P，PANH， et al， 2019.Toxic effects of tetracycline and its degradation products on freshwater green algae[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety，174： 43-47.

YAGI S， KAWAKAMI H， FUJIWARA T， et al， 2016. Individual and combined toxicity of antibacterial substances to green alga Pseudokirchneriella subcapitata[J]. Journal of Japan Society on Water Environment，39（3）： 63-70.

YANG L H， YING G G， SU H C， et al， 2008. Growth-inhibiting effects of 12 antibacterial agents and their mixtures on thefreshwatermicroalga Pseudokirchneriella subcapitata [J].Environmental Toxicology and Chemistry， 27（5）： 1201-1208.

YANG W W，TANG Z P， ZHOU FQ， et al， 2013. Toxicity studies of tetracycline on Microcystis aeruginosa and Selenastrum capricornutum[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology， 35（2）： 320-324.

ZHAO H Z， SUN J J， SONG J，et al， 2010. Direct electron transfer and conformational change of glucose oxidase on carbon nanotube-based electrodes[J]. Carbon， 48（5）： 1508- 1514.

（責任編輯 鄭金秀）

Review of the Inhibitory Effects and Mechanisms of Four Types of Antibiotics on Algal Growth

ZHU Jiahui'2， ZHANG Ziqing1， ZOU Yingying1，LI Jieming1.2 （1. College of Resources and Environmental Sciences， China Agricultural University， Beijing 100193， P.R. China; 2. Institute of Organic Recycling， China Agricultural University （Suzhou）， Suzhou 215128，P.R.China）

Abstract： In this study， we systematicall reviewed the inhibitory effects and underlying mechanisms of four types of antibiotics （sulfonamides，tetracyclines， macrolides，and quinolones）on algal growth，aiming to provide critical insights for ecological risk assessment and management of antibiotic pollution in aquatic ecosystems.Results show that macrolide antibiotics （e.g. clarithromycin，erythromycin） exhibit the most significant inhibitory effects on algae growth， with EC₅₀ ranging from 0.002 to 0.034mg/L ， followed by quinolones （ EC₅₀ ： 0.021?0.062mg/L ）and tetracyclines （ EC₅₀ ： 1.82-4.195mg/L ），whereas sulfonamides demonstrate the lowest toxicity （ EC₅₀ ： 6.58-8.19mg/L ）. Antibiotics inhibited algae growth by inducing production of reactive oxygen species （ROS）， triggering oxidative stress in algal cells， damaging cellular structures，and interfering with photosynthesis and energy metabolism. Additionall， due to their specific chemical structures and mechanisms of action， certain antibiotics can also affect gene expression related to DNA replication，repair， and folate synthesis， further suppressing algal growth and reproduction. Future research should prioritize investigations of combined antibiotic toxicity，the effects of metabolic products， and ecological responses across diverse algal species in order to comprehensively evaluate environmental risks posed by antibiotic mixture pollution.

Key words ：sulfonamide antibiotics； macrolide antibiotics; quinolone antibiotics; tetracycline antibiotics; microalgae; toxicity mechanism