 International Journal of Ecology 世界生态学, 2012, 1, 18-22 http://dx.doi.org/10.12677/ije.2012.12004 Published Online November 2012 (http://www.hanspub.org/journal/ije.html) Effect of Drug Residues of Ibuprofen and Acetaminophen on Aquatic Neocaridina denticulate Hui-Chi Lai1, I-Chun Tsai2, Fang-Ling Yeh3, Hung-Hung Sung4, Chien-Min Chen1, Da-Ji Huang1* 1Department of Environmental Resources Management, Chia Nan University of Pharmacy & Science, Tainan 2Department of Environmental Engineering & Science, Chia Nan University of Pharmacy & Science, Tainan 3Department of Biomedical Science and Environmental Biology, Kaohsiung Medical University, Kaohsiung 4Department of Microbiology, Soochow University, Taipei Email: *daji@ms19.hinet.net Received: Oct. 19th, 2012; revised: Oct. 22nd, 2012; accepted: Nov. 12th, 2012 Abstract: The non-steroidal anti-inflammatory drug—ibuprofen (IBU) and acetaminophen (ACE) are common drug residues in water environment because they cannot be degraded completely in treatment industry. They could be poten- tially affect non-target aquatic organisms when they are input into an aquatic system. To investigate the impact of IBU and ACE on aquatic system, in this study, on day 1, 4 and 7 after Neocaridina denticulate exposed to either IBU (0, 0.1, 1, and 5.0 mg·L–1) or ACE (0, 0.1, 1 and 5.0 mg·L–1), four biochemical parameters were determined in the hepatopan- creas, including the activities of monooxygenase (Mon) and glutathione-S-transferase (GST), the concentrations of he- matopancrease-associated glutamic oxaloacetic transaminase (GOT) and glutamic pyruvic transaminase (GPT). After treatment in1, 4 and 7 days, all treatment groups of the Mon activity were higher than control group (37.8 ± 9.1 ΔA650mm /30 min/mg). The GST activity were significantly increased then control group in IBU and ACE group treated with 5 mg/L after expose 7 days. The concentrations of GOT and GPT was increased the control group in exposure 7 day. These results suggest that the detoxification may be initiated when the both drug residues in aquatic environment, and the IBU has deleterious effects on the aquatic organisms. Therefore, the risk of drug residues at water ecology will be an important environmental issue. Keywords: Neocaridina denticulate; Drug Residues; Glutathione-S-Transferases; Monooxygenase; GOT (Glutamic Oxaloacetic Transaminase); GPT (Glutamic Pyruvic Transaminase) 人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚 (Acetaminophen)对多齿新米虾 (Neocaridina denticulate)的影响 赖慧绮 1，蔡宜君 2，叶芳伶 3，宋宏红4，陈健民 1，黄大骏 1* 1嘉南药理科技大学环境资源管理系，台南 2嘉南药理科技大学环境工程与科学系，台南 3高雄医学大学生物医学暨环境生物学系研究所，高雄 4东吴大学微生物学系，台北 Email: *daji@ms19.hinet.net 收稿日期：2012 年10 月19日；修回日期：2012 年10 月22日；录用日期：2012年11月12 日 摘 要：近年来许多研究指出，人类长期使用的药物如抗生素或止痛剂等医疗药品，无法经由污水处理厂而完 全分解消失，当这些药物进入环境中时将可能具有生物毒性，并对生态环境系统造成冲击。为了解人类常用止 痛剂—布洛芬(ibuprofen, IBU)及乙酰胺酚(acetaminophen, ACE)残留于水体后对水生生物可能的影响。本研究应 *通讯作者。 Copyright © 2012 Hanspub 18  人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚(Acetaminophen)对多齿新米虾(Neocaridina Denticulate)的影响 Copyright © 2012 Hanspub 19 用多齿新米虾(Neocaridina denticulate，后简称米虾)进行 0.1、1和5 mg/L的IBU 及ACE不同浓度的曝露。并 于曝露后1、4及7天，并测定米虾体内解毒酵素的活性(monooxygenase, Mon)及glutathione-S-transferase, GST) 与肝胰脏受损指标(glutamic oxaloacetic transaminase, GOT)及(glutamic pyruvic transaminase, GPT)。试验结果显 示，米虾曝露 IBU及ACE 后1，4及7天，各处理组间 Mon 活性并无明显高于对照组(37.8 ± 9.1 ΔA650mm/30 min/mg)，GST 活性在曝露 5 mg/L 的IBU 及ACE 处理组中有明显上升的趋势；5 mg/L IBU 处理组在 7天时 GOT 及GPT 有上升的情况，代表IBU 可能米虾的肝胰脏造成影响。综合实验结果，止痛剂IBU及ACE 等药物于水 体中残留时，不但会诱发米虾的解毒机制，甚至可能造成肝胰脏的发炎的现象。初步结果显示，止痛剂 IBU 及 ACE 等药物残留于水体中确实会对水生生物生理上的影响，此等问题势必会成为环境生态重要议题之一。 关键词：多齿新米虾(Neocaridina denticulate)；药物残留；麸胱苷肽硫基转移酶(Glutathione-S-Transferases)；单 氧酶(Monooxygenase) ；GOT (Glutamic Oxaloacetic Transaminase)；GPT (Glutamic Pyruvic Transaminase) 1. 前言 人为活动造成的污染物，如：重金属、农药等排 入水体后对水生生物造成影响，已经成为近年来研究 人为活动对水域生态系统的重要研究项目之一。除了 重金属、农药等常见的污染物外，近年来许多的研究 陆续发现人类长期使用药物在水体残留浓度日益增 加。林等[1]的研究发现，在制药厂与医疗院所之放流 水、乃至于污水处理厂及畜牧业废水，均能检测出抗 生素、解热镇痛剂(non-steroidal anti-inflammatories, NSAIDs)、雌性激素(estrogens)、降血脂剂(lipid regu- lators) 、抗高血压用药、降血糖剂等，常用于医疗用 途的药品[2]。美国环保署的研究指出，这类原本不应 被检测出的药物，如今已可在部分水体中被检测出 来，乃因目前并无针对药物移除的污水处理系统可供 使用，因此这些带有药物的废水在未经处理的情况 下，被排入自然水体将对水域生态造成影响，但这类 药物对于水域生物所产生的影相之研究，依然阙如。 目前最多人使用的止痛剂主要为吗啡或阿司匹 林为主，但其效能却有限，例如阿司匹林及其他非类 固醇消炎药如布洛芬，对于大部份的严重疼痛则无明 显效用。另外，在 2005 年台湾健保给付药品用量最 多的前 20 种药物中，止痛剂如含乙酰胺酚类的阿司 匹林药物均已囊括前几名[3]。除此之外，水中常见测 得止痛剂则以阿司匹林及布洛芬最多，最高浓度分别 为27.3~27,000 ng/L及711~17,933 ng/L。目前研究指 出，当水生生物曝露于止痛剂布洛芬时，会抑制软件 动物 Planorbis carinatus 生长[4]、降低甲壳类Daphnia magna 生殖能力[5]或导致 Gammarus pulex行为异常 [6]等，当水中止痛剂布洛芬浓度大于 100 mg/L 甚至会 造成鱼类Oryzias latipes 死亡[4]。 环境遭受到破坏或污染时，将造成水生生物包括 初级生产者、初级消费者、次级消费者及分解者生理、 生殖等影响。多齿新米虾(Neocaridina denticulate)等， 淡水虾等小型节枝动物在水域中的数量足以影响水质 及鱼群族群的数量对生态环境有重大意义，再加上易 于实验室畜养及控制、对毒性物质反应敏感性迅速等 特性，常作为毒性试验所使用的模式动物[7]。毒性物 质在生物体的代谢的状况可以用 phase I及phase II的 酵素活性反应来表示。phase I主要作用的酵素为单氧 酶(monooxygenase, Mon)系统，主要位于软件动物的肝 胰脏细胞中，当有毒物质经由单氧酶系统一连串的氧 化、还原与水解的反应后，改变其有毒物质的官能基， 产生较水溶性化合物以利排出体外，因此在接触到有 毒物质时 phase I单氧酶(Mon)酵素系统活性就会有升 高的趋势；phase II 方面，又称为结合反应，麸胱苷肽 硫基转移酶(glutathione-S-transferases, GST)为参与进 行解毒反应 phase II中不可或缺的重要反应酵素，可 使有毒物质转变为较不具活性并且使之增加亲水性， 排泄至胆汁或由尿液排出体外，因此在生物体排除有 毒物质时，就可看到 phase II酵素系统活性上升的情 况[8]。GOT(glutamic oxaloacetic transaminase)与GPT (glutamic pyruvic transaminase)为检测肝脏机能是否异 常或肝损伤的评估分析，当生物体内的肝胰脏细胞遭 到损毁或破坏时，GOT与GPT的值会有升高的情形[9]。 为了了解水生生物曝露于止痛剂布洛芬(Ibuprofen) 及乙酰胺酚(acetaminophen, ACE)对水生生物的影响，  人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚(Acetaminophen)对多齿新米虾(Neocaridina Denticulate)的影响 本研究利用多齿新米虾(N. denticulate)进行两种水体 中常检测出浓度的药物——IBU及ACE 的曝露试验， 并分析 monooxygenase (MO)，glutathione-S-transferase (GST)，glutamic oxaloacetic transaminase (GOT)及glu- tamic pyruvictransaminase (GPT)来了解两种药物对米 虾产生的影响。 2. 材料方法 实验之容器均依台湾环检所[10] “生物急毒性检测 方法—米虾静水式法”清洗。步骤如下：1) 自来水浸 泡15 分钟后，用清洁剂清洗内壁；2) 以自来水冲洗 二次；3)以10%硝酸清洗容器内部一次；4)以去离子 水冲洗二次；5)以丙酮冲洗一次；6)以去离子水冲洗 三次。做毒性试验前，测试容器需要以去离子水再次 冲洗。 2.1. 实验动物准备 本实验动物–多齿新米虾(N. denticulate)购买于 水族馆，买回后放入内盛 40 L 稀释水之饲养缸蓄养。 缸内以通气设备曝气，待其稳定后选定额角至尾扇为 1.3 公分进行后续试验。 2.2. 布洛芬与乙酰胺酚储存溶液配制与曝露 布洛芬(IBU)及乙酰胺酚(ACE)的储存溶液利用 100 mL的二甲基亚砜为溶剂配置成1000 mg/L的储 存溶液，并将其以棕色瓶之试药瓶，保存于4℃以下， 等待后续实验进行。 IBU 及ACE 曝露浓度为 0、0.1、1和5 mg/L，每 试验组 30只。并于曝露后 1、4及7天，分析米虾体 内解毒酵素，monooxygenase (Mon)及glutathione-S- transferase (GST)；肝胰脏受损指标 glutamic oxaloa- cetic transaminase (GOT)及glutamic pyruvic transami- nase (GPT) 的活性。 2.3. 萃取血淋巴液 曝露后马上进行米虾的血液生化值，分析前记录 米虾的体重，加入 0.5 mL tris-HCl buffer (Sigma, USA) 及5 μL EDTA (Sigma, USA)于4℃下均质。均质液于 4℃，10,000 rmp 下离心 40分钟。离心后上清液保存 于–20℃等待后续分析[11]。 2.4. 解毒酵素活性分析 测定 Mon(monooxygenas)及GST(glutathione-S- transferase)，血淋巴液进行解毒酵素分析，来检测米 虾是否已有解毒机制的出现。由于单氧酶(Mon)活性 消失快速，所以其分析经由萃取血淋巴液后，需马上 进行分析[12]。 Mon 分析：2 μL组织液加入 80 μL 0.625 M po- tassium phosphate buffer，再加入 200 μL反应药剂(以 1:3 的比例混和 3,31,5,51-tetramethyl benzidine与0.25 M sodium acetate buffer pH5.0)，最后加入 25 μL 3% hydrogen peroxide，在室温下反应 30 分钟后以波长 650 mm 下测定每分钟吸光值之变化[12,13]。 GST 分析：10 μL组织液加入200 μL 63 Mm chlorodinitrobebzene 与10 Mm glutathione 以1:20 混 合而成之药剂，在室温下等待 10 分钟后波长 340 mm 下测定每分钟吸光值之变化[12,14]。 2.5. 生理生化值分析 测定 GOT(glutamic oxaloacetic transaminase)及 GPT(glutamic pyruvic transaminase)来检测米虾的肝胰 脏是否有被破坏的情形出现。 GOT(AST)分析：测定以 RANDOX 出品的 GOT (Cat. NO.AS 1267)测试剂测定。测定步骤如下：20 μL 组织液加入 200 μL的tris-buffer 80 mmol/L，pH7.5与 L-aspartate 240 mmol/L的混合药剂与 α-oxoglutarate 12 mmol/L、MDH ≥ 420 U/L、LD ≥ 600 U/L 与NADH 0.18 mmol/L 的混合药剂以 1:1 混合而成之试剂，在室 温下以波长 340 nm 测定 1、2及3分钟吸光值之变化 后，浓度(U/L) = 1 746 × ΔA Hg 340 nm/min。 GPT(ALT)分析：测定以 RANDOX 出品的 GPT (Cat. NO.AL 1268)测试剂测定。测定步骤如下：20 μL 组织液加入 200 μL的tris-buffer 100 mmol/L，pH7.5 与L-alanine 0.6 mol/L 的混合药剂与 α-oxoglutarate 15 mmol/L、LD ≥ 1.2 U/mL与NADH 0.18 mmol/L的混 合药剂以 1:1 混合而成之试剂，在室温下以波长 340 nm 测定1、2及3分钟吸光值之变化后，浓度(U/L) = 1746 × ΔA Hg 340 nm/min。 2.6. 统计分析 Copyright © 2012 Hanspub 20  人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚(Acetaminophen)对多齿新米虾(Neocaridina Denticulate)的影响 Monooxygenase，glutathione-S-transferase，glutamic oxaloacetic transaminase，glutamic pyruvic transaminase 等血淋巴之分析经血淋巴中的总蛋白校正后以 one- way ANOVA进行各天数不同处理组间的比较，分析 后有显著差异者(p < 0.05)再以 Duncan 比较各组间的 差异。 3. 结果与讨论 外来物的毒害一旦进入体内之后，生物体的反应 是将其排泄或将其转换为较容易排除的代谢物 (metabolite)。将毒物转换成易排除的状态称为生物转 化(biotransformation)。生物转化分两阶段通常称为 phase I及phase II，在进行解毒的过程中往往利用到 许多酵素，这类酵素往往也可作为生物接触到毒性物 质的指标。Mon 为phase I的酵素，它主要氧化、还 原或水解进入生物体内的污染物质；GST 为phase II 的酵素，它们通常与污染物质进行螯合后而排出体 外。因此，当Mon或GST上升时即意味着生物体已 经受到毒物的影响，进行解毒机制。本试验结果显示， 米虾曝露 IBU及ACE 后0.5 至7天，各处理组间Mon 活性并无明显高于对照组(37.8 ± 9.1 ΔA650mm/30 min/mg, 图1)，GST 活性在部分处理组中有上升的趋 势，其中又以曝露 5 mg IBU/L 及5 mg ACE/L 的试验 组特别明显(图2)。石田螺研究显示，曝露ACE 时， Mon 活性浓度皆有明显上升的趋势[15,16]，本研究结果 虽然没有统计上的显着差异，但是依然可以发现又增 高的趋势。研究指出当ACE 进入人体后 95%会经 phase I氧化后排出体外，期余5%会被氧化成有毒的 物质 N-acetyl-p-benzoquinone imine (NAPQI)，NAPQI 会经 GST 与在与麸胱甘肽(glutathione，GSH)结和排 出体外[17]。此外，生物体接触到 IBU 时会将其排出体 外亦会经由 phase II 的GST 排出体外[18]。因此当米虾 体内，GST 活性升高时意味 ACE或IBU已经进入米 虾体内造成解毒的酵用。由本研究结果显示，曝露 5 mg/L 的IBU 及ACE 后Mon 及GST已有明显的活性 增加，此结果意味这两种药物以进入米虾体内，甚至 可能造成虾体的影响。 毒性物质进入体内后除了被生理酵素解毒外，亦 有可能在解毒的过程破坏节肢动物的肝胰脏。GOT (glutamic oxaloacetic transaminase)与GPT(glutamic pyruvic transaminase)为检测肝脏机能是否异常或肝损 伤的评估分析，当生物体内GOT 与GPT 的值有升高 的情形时，代表其肝胰脏细胞遭到损毁或破坏[9]。 0 10 20 30 40 50 60 70 b. control 0.1ACEmg/L 1 ACEmg/L 5 ACEmg/L 7 4 1 A650mm/30 min/mg Day 0 10 20 30 40 50 60 70 control 0.1IBUmg/L 1.0 IB Umg/L 5.0IBUmg/L 7 4 A650mm/30 mi n/mg 1 a. Figure 1. Monooxygenase activities in the hepatopancreas of N. denticulate after exposed IBU(a) and ACE(b). 图1. 米虾曝露于 IBU(a)及ACE(b)后monooxygenase 活性变化 0.0 0.2 0.4 0.6 b ab ab a b ab ab a a a a control 0.1IBUmg/L 1 IBUmg/L 5 IBUmg/L 7 4 A340mm/30 min/mg 1 a. b 0.0 0.2 0.4 0.6 a a b b. control 0.1ACEmg/L 1 ACEmg/L 5 ACEmg/L 7 4 1 A340mm/30 min/mg Day b ab a ab a a a a b Copyright © 2012 Hanspub 21  人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚(Acetaminophen)对多齿新米虾(Neocaridina Denticulate)的影响 Figure 2. Glutathione-S-transferase activities in the hepatopan- creas of N. denticulate after exposed IBU (a) and ACE (b) 图2. 米虾曝露于 IBU(a)及ACE(b)后glutathione-S-transferase 活 性变化 Table 1. Glutamic oxaloacetic transaminase (GOT) levels in the hepatopancreas of N. denticulate after exposed IBU (a) and ACE (b) 表1. 米虾曝露于 IBU (a)及ACE (b)后肝胰脏glutamic oxaloacetic transaminase (GOT)浓度变化 Day 处理组 1 4 7 Control (0) 64.8 ± 38.9 58.9 ± 43.2 65.7 ± 28.4 0.1 mg/L 84.4 ± 50.7 45.2 ± 33.1 52.3 ± 19.3 1.0 mg/L 52.8 ± 31.7 46.3 ± 33.9 85.4 ± 36.7 IBU 5.0 mg/L 65.7 ± 39.4 39.0 ± 28.6 110.9 ± 29.4 0.1 mg/L 70.5 ± 19.7 101.5 ± 26.8 80.4 ± 18.4 1.0 mg/L 65.9 ± 29.4 114.6 ± 32.9 68.5 ± 16.3 ACE 5.0 mg/L 54.7 ± 28.9 100.9 ± 29.5 57.1 ± 13.4 Table 2. Glutamic pyruvic transaminase (GPT) levels in the hepa- topancreas of N. denticulate after exposed IBU (a) and ACE (b) 表2. 米虾曝露于 IBU (a)及ACE (b)后肝胰脏 glutamic pyruvic transaminase (GPT)浓度变化 Day 处理组 1 4 7 Control (0) 55.26 ± 14.95 56.63 ± 19.53 51.36 ± 20.91 0.1 mg/L 86.11 ± 36.87 54.74 ± 15.99 38.11 ± 13.66 1.0 mg/L 61.25 ± 37.48 56.01 ± 23.92 61.52 ± 12.84 IBU 5.0 mg/L 57.02 ± 18.30 55.40 ± 14.35 62.07 ± 12.20 0.1 mg/L 67.36 ± 16.37 68.00 ± 15.81 46.62 ± 9.720 1.0 mg/L 60.53 ± 17.11 68.26 ± 19.85 50.47 ± 13.49 ACE 5.0 mg/L 59.15 ± 27.59 62.34 ± 34.50 46.93 ± 10.89 肝胰脏生理指标的试验中，米虾曝露IBU 及ACE 两 药物 1、4及7天后个浓度试验组均与control 组无明 显的差异。但是，IBU 试验组在 7天时 5 mg/L 的处理 组中 GOT 及GPT有上升的情况，代表 IBU 可能米虾 的肝胰脏造成影响(表1、表 2)。 综合实验结果，止痛剂 IBU 及ACE 等药物于水 体中残留时，不但会诱发米虾的解毒机制，甚至 IBU 可能造成肝胰脏的发炎的现象。初步结果显示，止痛 剂IBU 及ACE等药物残留于水体中确实会对水生生 物生理上的影响。EEA[19]报告指出在未来的几年内， 这类药物在水体中浓度势必增加，此等人类残留药物 的问题将会变成尔后对水域生态环境重要的议题之 一。 参考文献 (References) [1] 林正芳, 林郁真, 余宗贤. 新兴污染物(抗生素与止痛药)于特 定污染源环境之流布[Z]. 2008 年持久性有机污染物(含戴奥 辛)研讨会, 国立台湾大学公共卫生学院, 台北, 2008年9月5 日. [2] 林郁真, 林正芳, 康佩群, 余宗贤, 傅素乡, 蔡宇庭, 林志安. 水中医药类及其代谢之残留化学物质之检测技术建立研究 (2/4)[R]. 台北: 行政院环境保护署环境检验所, 2008. [3] 台湾行政院卫生署中央健康保险局. 健保数据库(全民健康 保险研究数据库)[URL], 2005. http://nhird.nhri.org.tw [4] N. Pounds, S. Maclean, M. Webley, D. Pascoe and T. Hutchin- son. Acute and chronic effects of ibuprofen in the mollusc Planorbis carinatus (Gastropoda: Planorbidae). Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 70(1): 47-52. [5] L.-H. Heckamann, A. Callaghan, H. L. Hooper, R. Connon, T. H. Hutchinson, S. J. Maund and R. M. Sibly. Chronic toxicity of ibuprofen to Daphnia magna: Effects on life history traits and population dynamics. Toxicology Letters, 2007, 172(3): 137- 145. [6] H. J. Lange, W. Noordoven, A. J. Murk, M. Lürling and E. T. H. M. Peeters. Behavioural responses of Gammarus pulex (Crustacea, Amphipoda) to lowconcentrations of pharmaceuticals. Aquatic Toxicology, 2006, 78(3): 209-216. [7] L. G. Schweer. Draft detailed review paper on mysid life cycle toxicity test. Washington, DC: US Environmental Protection Agency, 2002. [8] D. J. Liska. The detoxification enzyme systems. Alternative Medicine Review, 1998, 3(3): 187-198. [9] 李文君. 从肝功能检查看肝病[R]. 台北: 中华民国肝病防治 学术基金会, 1999. [10] 环检所. 生物急毒性检测方法——米虾静水式法[Z]. 台湾环 境检验所公告编号 NIEA B905.12B, 2011. [11] F. Gagne, C. Blaise, M. Salazar, S. Salazar and P. D. Hansen. Evaluation of estrogenic effects of municipal effluents to the freshwater mussel Elliptio complanata. Comparative Biochem- istry and Physiology, Part C, 2001, 128(2): 213-225. [12] WHO (World Health Organization). Techniques to detect insec- ticide resistance mechanisms: Field and laboratory manual. Ge- neva: World Health Organization, 1998. [13] W. G. Brogden, J. C. McAllister and J. Vulule. Heme peroxidase activity measured in single mosquitoes identifies individuals ex- pressing an elevated oxidase for insecticide resistance. Journal of the American Mosquito Control Association, 1997, 13(3): 233-240. [14] W. G. Brogden, A. M. Barber. Microplate assay of acetylchi- nesterase inhibition kinetics in single mosquito homogenates. Pesticides Biochemistry and Physiology, 1987: 252-259. [15] L. Wollenberger, B. Halling-Sørensen and K. O. Kusk. Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to Daphnia magna, Chemosphere, 2000, 40(7): 723-730. [16] 叶芳伶, 宋宏红, 黄大骏. 人类常用药物——抗生素氯四环 霉素(chlortetracycline)及止痛剂乙酰胺酚(acetaminophen)对 石田螺(Sinotaia quadrata)的影响[J]. 贝类学报, 2011, 35: 62- 78. [17] C. D. David, T. M. Gerald, Y. H. L. Anthony and D. N. Sidney. N-acetyl-p-benzoquinone imine: A cytochrome P-450-mediated oxidation product of acetaminophen. Proceedings of the Na- tional Academy of Sciences, 1984, 81: 1327-1331. [18] E. M. van Lieshout, D. M. Tiemessen, W. H. Peters and J. B. Jansen. Effects of nonsteroidal anti-inflammatory drugs on glu- tathione S-transferases of the rat digestive tract. Carcinogenesis, 1997, 18(3): 485-490. [19] EEA (European Environment Agency). Pharmaceuticals in the Copyright © 2012 Hanspub 22  人类常用止痛剂布洛芬(Ibuprofen)及乙酰胺酚(Acetaminophen)对多齿新米虾(Neocaridina Denticulate)的影响 Copyright © 2012 Hanspub 23 environment results of an EEA workshop. Copenhagen: Euro-pean Environment Agency, 2010. |