2019, Vol. 40
2. 中国药科大学工学院, 南京 211198;
3. 南京市环境监测中心站, 南京 210013
, ZHANG Qin1 , SONG Ning-hui1 , PU Yuan-qing1 , YANG Zheng-biao3 , LIU Yan-hua2 , GUO Rui-xin2 , CHEN Jian-qiu2
, ZHANG Sheng-hu1
2. Department of Engineering, China Pharmaceutical University, Nanjing 211198, China;
3. Nanjing Center Station of Environmental Monitoring, Nanjing 210013, China
抗生素作为药物和个人护理品中的一类, 最初用于人类和畜牧疾病防治, 后又作为促增长剂广泛应用于畜牧业.作为抗生素的生产和使用大国, 2013年数据统计显示我国抗生素的年消费量约为16万t, 其中兽用抗生素占52%, 人用抗生素占48%, 人均年用量138 g, 是美国人均消费量的10倍[1].由于抗生素在生物体内并不能完全地被代谢分解, 约80%以上的抗生素会以原药的形式排出体外, 研究发现现阶段的水处理技术对部分抗生素的去除并不明显[2].虽然抗生素的半衰期相对持久性有机污染物较短, 但是由于大量的使用和排入, 导致抗生素在水体中形成持续存在的状态, 不仅影响生态环境, 而且给人体健康造成潜在危害.目前, 我国的黄河[3, 4]、长江[5]、辽河[6]、太湖[7]和鄱阳湖[8]等天然水体以及居民饮用水水库[5]均检测到ng·L-1级别的抗生素, 潜在影响饮用水源地水质安全.
长江南京段作为南京市的主要水源地, 提供全市90%以上的城乡居民生活用水, 其水质安全至关重要, 但近几年研究该地区水源水中抗生素污染特征的文章较少, 而且研究的抗生素种类也较少[9].本研究采集长江南京段表层水样, 通过分析6类40种抗生素在长江南京段水源水中的浓度, 并基于风险熵评价水源水中残留抗生素对生态和人体健康的潜在风险, 以期为抗生素的环境管理提供基础数据.
1 材料与方法 1.1 样品采集2018年8月在16个采样点位(S1~S16)(图 1)采集长江南京段表层水样, 使用有机玻璃水样采集器采集3 L表层水样, 采集深度为0~1 m, 置于用去离子水润洗过3次的棕色玻璃瓶中, 在低温避光的条件下24 h内运送到实验室, 用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤后, 避光储存于4℃冰箱, 并在3 d内完成前处理.
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图 1 长江南京段表层水采样点示意 Fig. 1 Sampling sites of surface water from the Nanjing section of the Yangtze River |
超高效液相色谱-串联质谱仪(LC-Agilent Technologies 1290 Infinity, MS-AB SCIEX QTRAP 4500, 美国Agilent公司)；固相萃取装置(24孔, 美国Waters公司)；Oasis HLB小柱(6 mL, 500 mg, 美国Waters公司)；旋转蒸发仪(R-300, 瑞士BUCHI公司).
抗生素标准品包括：①磺胺类：乙酰磺胺(sulfacetamide, SA)、磺胺吡啶(sulfonamido, SNM)、磺胺嘧啶(sulfadiazine, SDZ)、磺胺甲恶唑(sulfamethoxazole, SMX)、磺胺甲嘧啶(sulfamerazine, SMZ)、磺胺甲二唑(sulfamethizole, SMT)、苯甲酰磺胺(sulfabenzamide, SBD)、磺胺二甲嘧啶(sulfamethazine, SM2)、磺胺对甲氧嘧啶(sulfamethoxine, SMD)、磺胺邻二甲氧嘧啶(sulfadoxine, SD)、磺胺间甲氧嘧啶(sulfamonomethoxine, SMM)、磺胺间二甲氧嘧啶钠(sulfadimethoxine, SDM)、磺胺噻唑(sulfamethoxypyrimidine, ST)、甲氧苄啶(trimethoprim, TRI)、磺胺二甲异唑(sulfaisoxazole, SOX)和磺胺甲氧哒嗪(sulfamethoxypyridazine, SPD)；②喹诺酮类：诺氟沙星(norfloxacin, NOR)、环丙沙星(ciprofloxacin, CIP)、洛美沙星(lomefloxacin, LOM)、恩诺沙星(enrofloxacin, ERX)、依诺沙星(enoxacin, ENX)、麻保沙星(marbofloxacin, MBX)、氟罗沙星(fleroxacin, FLX)、氧氟沙星(ofloxacin, OFX)和培氟沙星(pefloxacin, PFLX)；③四环素类：土霉素(oxytetracycline, OXY)、金霉素(chlortetracyclin, CTE)、四环素(tetracycline, TCY)、盐酸甲烯土霉素(metacycline, MET)和强力霉素(doxycycline, DOX)；④大环内酯类：阿奇霉素(azithromycin, AZM)、罗红霉素(roxithromycin, ROX)、螺旋霉素(spiramycin, SPI)、克林霉素(clindamycin, CLI)、克拉霉素(clarithromycin, CLR)、林可霉素(lincomycin, LIN)和泰乐菌素(tylosin, TLS)；⑤青霉素类：青霉素G (penicillin G, PEN G)和氨苄西林(ampicillin, AMP)；⑥氯霉素类：氯霉素(chloroamphenicol, CHL).以上抗生素标准品均购自百灵威科技有限公司, 纯度均大于99%.本实验所用甲醇和乙腈(色谱纯)购自德国Merck公司；甲酸和氨水(分析纯)购自国药集团药业股份有限公司；乙二胺四乙酸二钠(EDTA·Na2)、磷酸和二氢钠磷酸(分析纯)购自南京化学试剂有限公司.
40种抗生素标准品先分别用甲醇配制成1000 mg·L-1标准储备液, 再以甲醇作为溶剂用标准储备液配制20 mg·L-1的混合标准物质储备液, 均存储在-20℃冰箱中, 待备用.
1.3 仪器分析条件HPLC测定采用ZORBAX Eclipse Plus C18色谱柱(150 mm×2.1 mm, 3.5 μm), 柱温设定为30℃, 样品进样体积为5 μL, 流速为0.3 mL·min-1.质谱采用离子电喷雾正或负离子(ESI+/ESI-), 多反应监测(MRM)模式, 此时离子源温度为550℃, 喷雾电压5500 V, 喷雾气、气帘气和辅助加热气的压力分别为60.0、35.0和65.0 kPa.
氯霉素类采用ESI-模式, 流动相为0.2% (体积分数)氨水溶液(A1)和乙腈(B)；磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和内酰胺类抗生素采用ESI+模式, 流动相为0.2% (体积分数)甲酸水溶液(A2)和乙腈(B), 流动相梯度见表 1.
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表 1 不同离子模式下的洗脱梯度 Table 1 Elution gradient in different ion modes |
1.4 样品预处理
取过滤后的水样1.0 L, 加入5 mL 100 g·L-1 EDTA·Na2溶液后用50%(体积分数)磷酸水溶液调节水样pH约为3.0, 用HLB小柱进行富集, 流速为4 mL·min-1.富集前, 分别用6 mL甲醇、3 mL超纯水和6 mL磷酸二氢钠水溶液活化小柱.富集后, 用6 mL超纯水淋洗, 抽真空干燥30 min后依次用6mL甲醇和6 mL 2%(体积分数)氨水甲醇洗脱.洗脱液在40℃下旋转蒸发近干, 用甲醇复溶至1 mL, 待HPLC-MS/MS分析.
1.5 质量控制采用外标法定量分析, 且添加空白对照、空白回收和平行样提高质量控制.以8个不同梯度的标准物质溶液作定量曲线, 标准定量曲线在0.1~500 μg·L-1内线性良好, 除环丙沙星(0.904), 其他抗生素的线性相关系数均大于0.950；用100 mL去离子水作空白对照实验, 并作加标浓度为2 μg·L-1的空白回收实验, 设3个平行样, 结果表明空白样品中无目标化合物检出, 抗生素的空白回收率为41.3%~112.6%, 相对标准偏差(RSD)为0.2%~12.7%, 以信噪比S/N≥3和S/N≥10计算出方法的检测限和定量限分别为0.03~15.00 ng·L-1和1.00~50.00 ng·L-1, 具体方法见文献[10].
1.6 风险评估 1.6.1 生态风险评估生态风险熵(RQ)可以初步评估有机污染物对生态环境的污染特征, 因此基于RQ值对长江南京段水源水体中抗生素污染进行生态风险评估, 而多种抗生素之间的混合存在着协同作用[11], 利用联合风险熵值(RQcom)可以大致表征环境中多种抗生素的存在对水生生态系统的联合生态风险, 计算公式如下：
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(1) |
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(2) |
式中, RQ是目标化合物的生态风险熵；MEC和PNEC分别是目标化合物的最大环境测量浓度和预测无效应浓度, ng·L-1. PNEC值通常由慢性(即最低观察到的效应浓度, NOEC)或急性毒性数据(最大半数致死效应浓度LC50或EC50)与评估因子(AF, 一般为1000或100)的比值得来.对同一种目标抗生素进行风险评估时, 因其毒理研究的生物和毒性终点不同, 毒性数据也不同, 本研究选择了最敏感的PNEC作为评估值(表 2).根据RQ值大小, 环境风险分为4个等级：RQ < 0.01时, 环境风险可忽略；0.01≤RQ < 0.1时, 低程度风险；0.1≤RQ≤1时, 中等程度风险；RQ>1时, 高程度风险.
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表 2 抗生素对应最敏感物种的毒理数据1) Table 2 Aquatic toxicity data of antibiotics to the most sensitive aquatic species |
1.6.2 健康风险评价
南京段水源水体中的抗生素主要通过饮水途径摄入人体, 因此计算南京段水源水体中的抗生素通过饮水途径对不同年龄段人群的健康风险熵.计算公式如下:
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(3) |
式中, RQH是目标抗生素的健康风险熵；MEC是实测浓度(μg·L-1)；DWEL是饮用水当量值(μg·L-1).
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(4) |
式中，ADI是日均可接受摄入量[μg·(kg·d)-1]；BW是人均体重(kg)；HQ是最高风险, 按1计算；DWI是每日饮水量(L·d-1)；AB是胃肠吸收率, 按1计算；FOE是暴露频率(350 d·a-1), 按0.96计算.
不同年龄段人群的BW和DWI的相关数据采用美国环保署(EPA)推荐值[21], 抗生素的ADI值数据通过查阅相关研究得出(表 3).美国EPA规定RQH>1时, 表明抗生素对人体健康处于高风险, 不可接受；当0.1 < RQH≤1时, 表明抗生素对人体健康处于中等风险；当0.01 < RQH≤0.1时, 表明抗生素对人体健康处于低等风险；当RQH≤0.01时, 表明抗生素对人体健康无风险, 可以忽略.
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表 3 各年龄段人群的平均体重、日饮用水量[21]及目标抗生素的每日可接受摄入量1) Table 3 Average body weights and drinking water intakes (DWI) of selected age groups, and acceptable daily intakes(ADI) of selected antibiotics |
2 结果与讨论 2.1 长江南京段抗生素的污染状况及分布特征
长江南京段水体共检出5类14种抗生素(图 2), 检出浓度最高的是大环内酯类抗生素, 其次是磺胺类抗生素, 两者分别占所有抗生素浓度总和的72.95%和17.41%.抗生素在S1~S16采样点的总检出浓度为13.37~780.5 ng·L-1, 中值为48.87 ng·L-1, 平均值为92.95 ng·L-1, 其中S9点位的抗生素检出浓度最高, S15点位的抗生素检出浓度最低.在南京长江段表层水体中检出浓度最高的抗生素是CLI(739.44 ng·L-1), LIN、SMX、DOX和SMM次之, 最大浓度在7.00~22.00 ng·L-1之间；检出率最大的是ERX和CLR, 达到了100%, 可能是通过生活污水排放途径进入水体中的.
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图 2 长江南京段表层水样中抗生素的总质量浓度 Fig. 2 Total concentration of antibiotics in surface water samples from the Nanjing section of the Yangtze River |
磺胺类抗生素只检出SNM、SDZ、SMX和SMM这4种. SNM仅在S2采样点检出, 浓度为8.33 ng·L-1, SNM属短效磺胺类药物, 因结晶损伤肾脏和易引发肠胃反应, 国内已不再用, 因此在水源水中检出率相对较低. SDZ、SMX和SMM的检出最大浓度在6.41~9.67 ng·L-1之间, 检出率均为75%, 略低于唐娜等[9]报道的2017年长江南京段表层水中磺胺类抗生素污染情况(13.20~21.00 ng·L-1), 此外检出种类也减少一倍. SMX平均检出浓度为6.55 ng·L-1, 这可能与SMX不易被降解吸附, 具有良好的化学稳定性和环境迁移能力[26]相关.
水样中检出了ERX、ENX和OFX这3种氟喹诺酮类抗生素, 其中ERX检出率100%, 在S2采样点的检出浓度最大(8.62 ng·L-1), 剩余点位检出浓度在0.18~1.08 ng·L-1, ERX的化学性质不稳定, 遇光易变色分解[27], 因此在水源水中的含量相对较低；而ENX和OFX检出率为6.25%, 仅分别在S11和S14采样点检出, 检出浓度为2.25 ng·L-1和16.38 ng·L-1.
四环素类抗生素只检出DOX, 质量浓度的最大值为14.55 ng·L-1, 平均值为6.25 ng·L-1, 这可能与DOX应用广泛有关, 因为DOX不仅可作为医学上防治炭疽的药物, 也可作为动物养殖饲料.四环素类抗生素OXY、CTE和TCY残留浓度均低于检测限, 可能是因为它们在水体中受到沉积物或土壤的吸附作用[28]浓度降低而导致的.
大环内酯类抗生素中AZM、ROX、CLI、CLR和LIN在水样中均有不同程度的检出, 而SPI和TLS均未检出(ND). CLR、CLI、LIN和AZM的检出率分别为100%、93.75%、93.75%和87.50%, 远高于ROX(43.75%). CLI在S9检出浓度达到了739.44 ng·L-1, 占S9总检出浓度的94.73%, 而在其余15个采样点的检出浓度为ND~11.74 ng·L-1. LIN在S14的暴露浓度为22.00 ng·L-1, 高于其他点位检出浓度(6.84~8.28 ng·L-1).
CHL的平均检测浓度为0.51 ng·L-1, 仅在S3和S11采样点检出, 检出浓度分别为6.46 ng·L-1和1.68 ng·L-1. CHL因会引起人体再生障碍性贫血、粒状白细胞缺乏症等疾病, 低浓度残留还会诱发致病菌的耐药性[29], 在2002年被我国政府列为食用动物禁用药, 但CHL对伤寒和敏感菌所致的严重感染等病有特效作用, 临床上还在使用, 此外CHL在酸性或中性水环境中性质较稳定不易分解, 因此CHL在长江南京段仍有检出.
2.2 长江南京段抗生素与国内外河流、湖泊的对比结果国内外河流湖泊中均存在不同程度的抗生素污染(表 4), 而长江南京段抗生素赋存情况与国内外部分河流、湖泊相比处于较低水平.
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表 4 国内外部分河流、湖泊抗生素的污染水平/ng·L-1 Table 4 Concentration level of antibiotics in typical lakes and rivers in China and foreign/ng·L-1 |
磺胺类SDZ和SMX在长江南京段水体中检出质量浓度较低, 远低于大通湖、鄱阳湖、洪湖等国内湖泊以及越南湄公河, 同东江和香港河流处于同一污染水平, 略高于孟加拉国的布拉马普特拉河；SNM在长江南京段水体中平均检出浓度为0.52 ng·L-1, 低于日本卡图拉河, 与其余各大河流湖泊中的污染程度大致处于同一水平, 而SMM的检出浓度除显著低于洪湖以外, 污染水平与国内渭河、南明湖和日本卡图拉河相似.
喹诺酮类中ERX在长江南京段表层水体中的污染程度同鄱阳湖、大通湖和南明湖等国内以及国外河流一致. ENX在长江南京段水源地的最大检出浓度为16.38 ng·L-1, 略高于鄱阳湖. OFX在多个水体流域均有检出, 在长江南京段水体的最大检出浓度仅为2.25 ng·L-1, 远低于渭河、南明湖和洪湖等流域.
大环内酯类抗生素CLI在长江南京段水体中的平均检出浓度为49.91 ng·L-1, 在韩国地下水体中最大检出浓度仅有0.70 ng·L-1, 而在国内松花江、东江等流域中均未检出. AZM检出浓度和松花江、东江和日本卡图拉河等流域处于同一污染水平, 而ROX和CLR的污染水平显著低于南明湖、渭河, LIN的最大浓度约为渭河和南明湖的1/6.
DOX在长江南京段表层水体中的最大检出浓度仅有14.55 ng·L-1, 显著低于国内鄱阳湖、香港内河以及江汉平原的主干流.长江南京段表层水中CLI的污染水平低于DOX, 平均浓度仅有0.51 ng·L-1, 与南明湖同处于低浓度污染水平.
2.3 长江南京段抗生素的生态风险评估 2.3.1 生态风险评估水体中抗生素会影响水环境中水生生物的水生态健康[42]造成生态风险, 基于联合生态风险熵值(RQcom)评估长江南京段水源水中4~11种共存抗生素的联合生态风险.从图 3可以看出, 16个采样点的RQcom均处于0.01和1之间, 说明了水体中抗生素对南京水源地生态环境具有低中度风险. S2采样点的RQcom最高为0.31, 对水环境中生物具有中等生态风险；S15采样点的RQcom最低为5.80×10-2, 说明存在低等风险.
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图 3 长江南京段各采样点抗生素的联合生态风险熵 Fig. 3 RQcom of detected antibiotics at samples from the Nanjing section of the Yangtze River |
抗生素的种类和赋存状态不同, 对长江南京段生态环境的风险水平也不同(图 4).长江南京段表层水中存在5种抗生素对生态环境具有低等风险, 按生态风险熵的平均值排序为：SMX(3.12×10-2)>LIN(2.28×10-2)>ERX(2.24×10-2)>DOX(1.98×10-2)>ROX(1.76×10-2).磺胺类抗生素中SMX的生态风险熵最高, 在3.76×10-2和4.62×10-2之间, SNM的RQ最大值为1.81×10-2, 均对环境表现为低生态风险；SDZ和SMM的RQ值数量级均在10-2~10-4, 说明SDZ和SMM的生态风险可以忽略不计.氟喹诺酮类抗生素中ERX在S2点位的RQ最大(1.76×10-1), 具有中度风险, 而其他点位的RQ为5.51×10-3~2.20×10-2, 生态环境风险级别在低等以下；OFX仅在S11有检出, 风险熵是1.55×10-4, 对生态环境不存在危害. DOX、ROX和LIN均表现出低水平的生态风险, CLI、CLR和CHL不具有生态风险.
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图 4 长江南京段表层水中抗生素的生态风险熵 Fig. 4 RQ for the antibiotics in surface water from the Nanjing section of the Yangtze River |
为了更好地评估长江南京段水源地表层水体中抗生素的人体健康风险水平, 选取目标抗生素检测浓度的最大值作为健康风险评估浓度.从图 5可以发现, 9种抗生素对不同年龄段人群的RQH在2.22×10-6和4.86×10-3之间, 均小于0.01, 表明长江南京段水体中抗生素对人体健康无风险, 而CLI和DOX是主要的潜在健康风险因素, RQH分别为7.35×10-4~4.86×10-3和1.45×10-4~9.56×10-4, 而SMX因其ADI值较高, 则相应地RQH最低, 在2.22×10-6和1.47×10-5之间. RQH大致呈现出随人群年龄的增大而降低的规律, 9种抗生素对0~3个月婴儿表现出最高健康风险水平.长江南京段水体中的抗生素对人体无健康风险, 与大通湖[31]、珠三角地区饮用水体[43]以及华东地区长江下游水源地[44]一致, 但水源水中的抗生素一般通过饮水途径进入人体, 特别是对低龄儿童, 长期接触抗生素会对身体健康造成影响, 因此应关注长期潜在风险.
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图 5 长江南京段表层水中抗生素的健康风险熵 Fig. 5 RQH for the antibiotics in surface water from the Nanjing section of the Yangtze River |
(1) 长江南京段表层水中不同程度地检出14种抗生素, 其中平均检出浓度最高的是CLI(49.91 ng·L-1), 其次是LIN、SMX、DOX和SMM, 平均浓度分别为7.97、6.55、6.25和5.76 ng·L-1.
(2) 长江南京段水源水中抗生素浓度与国内水域相比处于较低水平.从空间分布分析, S1~S16采样点的检出浓度为13.37~780.5 ng·L-1, S9点位浓度最高, 其中CLI的贡献率为94.73%.
(3) 从风险水平分析, S2点位RQcom最高, 存在中等水平的生态风险；检出的14种抗生素中有5种具有低水平生态风险, 按RQ的平均值排序：SMX>LIN>ERX>DOX>ROX；此外, 9种抗生素对不同人群的RQH在2.22×10-6和4.86×10-3之间, 表现为无健康风险.
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