2021, Vol. 42
2. 北京市农林科学院北京农业生物技术研究中心, 北京 100097;
3. 哈尔滨市环境监测中心站, 哈尔滨 150076
2. Beijing Agricultural Biotechnology Research Center, Beijing Academy of Agriculture and Forestry Sciences, Beijing 100097, China;
3. Harbin Environmental Monitoring Center Station, Harbin 150076, China
抗生素(antibiotics)自问世以来就被广泛地用于治疗人类和动物的各种疾病.我国是抗生素的生产和使用大国, 每年有大量的抗生素被用于医用、兽用和农用, 而30% ~90%人类使用的抗生素都会以原药、代谢产物等形式排出体外, 最终通过生活污水、养殖废水、工业废水、农田退水以及牲畜粪便等多种途径随地表径流排入环境中[1], 残留的抗生素进入环境后, 会给环境中的微生物带来巨大的选择性压力, 诱发和传播各类抗生素耐药菌(antibiotics resistance bacteria, ARBs)及抗生素抗性基因, 对生态系统中各类生物产生危害[2, 3].近年来, 关于抗生素在环境中的检出或暴露的文献越来越多, 世界许多国家的土壤[4, 5]、地表水[6~9]和地下水[10~12]中都有抗生素的检出, 在我国的辽河流域[13]、黄河流域[14]、珠江流域[15]、长江流域[16~21]和淮河流域[22]等天然水体以及居民饮用水[23, 24]中均有不同浓度抗生素的存在.环境中抗生素的种类和浓度与人类活动的密集程度有密切的关系[25].有研究表明, 我国水体中的抗生素污染水平已经达到ng级甚至mg级[26, 27].
松花江是我国七大水系之一, 松花江流域人口稠密、农业、畜牧业以及养殖业发达, 同时松花江还是哈尔滨的城市备用饮用水源地.哈尔滨市地处松花江流域上游, 市内有3条主要河流均属于松花江水系, 哈尔滨市区常住人口500万人左右, 同时市区内还有一个国内著名抗生素生产企业.阿什河是松花江哈尔滨段的一条重要支流, 阿什河流经哈尔滨阿城区及众多村镇, 同时阿什河沿岸存在多处向阿什河内排放废水的污水处理厂.因此松花江哈尔滨段以及阿什河有极高的抗生素污染风险.
以松花江流域哈尔滨段和阿什河为研究区, 探讨松花江哈尔滨段的抗生素污染状况及生态风险, 选取常见的3类(磺胺类、氟喹诺酮类和大环内酯类)共10种抗生素, 分析其在松花江哈尔滨段干流及阿什河中的残留质量浓度及空间分布特征, 探究支流的汇入以及水质条件(氨氮、总有机碳TOC、总磷等)的变化对其影响, 并通过风险商值法(RQs)评估了流域内抗生素的生态风险, 以期为流域内抗生素污染的控制与治理提供有效的数据.
1 材料与方法 1.1 样品采集2019年10月, 在松花江哈尔滨段干流设置5个采样点位、阿什河流域设置8个采样点, 并且在何家沟支流和马家沟支流汇入口各设置1个采样点, 共15个采样点位, 对每个点位进行编号并记录每个采样点地理位置(见表 1), 采样点具体分布见图 1.每个采样点平行采集3次.根据《水质采样方案设计技术规定》(HJ 495-2009)的操作标准技术要求, 每个采样点用无菌采样器采集3 L以上水样, 尽快运回实验室, 4℃保存, 尽快处理.
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表 1 采样点地理位置信息 Table 1 Geographical information on sampling points |
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图 1 采样点分布示意 Fig. 1 Distribution of sampling points |
超高效液相色谱-串联质谱仪(TQDetector, 美国Waters公司); 固相萃取仪(AT280, 美国Thermo公司); 固相萃取柱(Oasis HLB、C18、SAX, 美国Waters公司).
抗生素标准品：①磺胺类：磺胺甲嘧啶(SM1)、磺胺吡啶(SMPD)、磺胺嘧啶(SD)、磺胺二甲嘧啶(SM2)和磺胺甲唑(SMZ); ②大环内酯类：克拉霉素(CLA)、罗红霉素(ROX)和阿奇霉素(AZI); ③氟喹诺酮类：氧氟沙星(OFL)和诺氟沙星(NOR).以上抗生素标准品均购自英国LGC.本实验所用甲酸、甲醇和乙腈(色谱纯)购自美国Thermo Fisher公司; 盐酸、乙二胺四乙酸二钠和氢氧化钠均为分析纯, 购自国药集团化学试剂有限公司.
1.3 样品处理准确量取500 mL水样, 加入50 ng替代物, 然后减压过滤, 首先通过0.88 μm滤膜, 再通过0.22 μm滤膜.加入0.5 g乙二胺四乙酸二钠(Na2EDTA), 溶解后加入1 mol ·L-1的盐酸调节pH=4.0, 准备过固相萃取柱.固相萃取柱在富集前首先进行活化, 依次用5 mL甲醇、5 mL(pH=4.0)实验用水洗涤, 然后将1 L水样过柱, 流速控制在10 mL ·min-1, 用10 mL含5%甲醇的水溶液洗涤固相萃取柱, 再将小柱于氮气保护下吹干至看不见水层, 约40 min.用10 mL含1%甲酸的甲醇溶液洗脱固相萃取柱, 将洗脱液浓缩, 水浴温度30℃, 氮气流速适中.待洗脱液至0.5 mL时, 加入50 ng内标物, 用初始流动相定容至1.0 mL, 过0.22 μm滤膜, 准备进行UHPLE-MS/MS分析.
1.4 水体化学指标分析方法水样参数分析方法[28]：氨氮(NH4-N)：水杨酸-次氯酸盐分光光度法; 总磷(TP)：过硫酸钾氧化-钼酸盐分光光度法; 总有机碳(TOC):非色散红外线吸收.
1.5 超高效液相色谱条件色谱柱：BEHC18色谱柱1.7 μm(2.1 mm×50mm), 美国Waters公司; 柱温：30℃; 进样量：10 μL; 流速：0.3 mL ·min-1; 流动相：A(乙腈), 流动相B(0.1%甲酸水溶液); 梯度洗脱条件：初始条件为10%A, 保持0.5 min, 在4.5 min内由10%A提高到75%A, 然后在0.5 min升到100%A并保持2 min后在1 min内降到10%A并保持2 min.
1.6 质谱条件质谱条件：采用正离子电喷雾离子源(ESI+), 检测方式：多反应监测模式(MRM); 毛细管电压：3.0 kV; 离子源温度：150℃; 脱溶剂气温度350℃; 锥孔气流速：50 L ·h-1; 脱溶剂气流速：650 L ·h-1; 调节碰撞气流速保持碰撞池压力0.3 Pa(3.0×10-3 mbar).
1.7 质量控制与保证每种被测组分选择1个母离子和2个子离子进行监测.在相同的实验条件下, 试样中待测组分保留时间与标准样品中目标组分的保留时间比较, 相对标准偏差的绝对值应小于2.5%;每次分析至少做一个实验室空白和全程序空白, 以检查可能存在的干扰; 每批次分析开始时, 应建立标准曲线.每分析20个样品或每批次进行1次连续校准如果相对偏差(D)≤20%, 则初始标准曲线能继续使用; 如果任何一个化合物的D＞20%, 应重新绘制标准曲线.
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式中, cc表示校准点的质量浓度(ng ·L-1); ci表示测定的该校准点的质量浓度(ng ·L-1).
2 结果与分析 2.1 松花江流域哈尔滨段典型抗生素分布特征对松花江哈尔滨段干流及3条主要支流入江口的3类典型抗生素的浓度水平的检测结果如图 2所示.根据结果显示在检测的10种抗生素中的5种(SD、SM2、SMZ、OFL和NOR)在水样中的检出率为100%.
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图 2 松花江哈尔滨段抗生素浓度变化曲线 Fig. 2 Variation curve of antibiotic concentration in Harbin section of Songhua River |
根据图 2的检测结果显示在松花江干流和3条支流中这10种抗生素均有不同程度地检出, 并且3条支流中检测的抗生素的质量浓度显著高于松花江干流处各断面, 并直接导致支流汇入口下游断面抗生素质量浓度呈现增加趋势.其中大环内酯类抗生素中ROX检出的质量浓度最高, 在何家沟(S10)、马家沟(S13)和阿什河(A8)断面的浓度分别达到了40.071 0、33.622 0和69.197 6 ng ·L-1, 并且由于受到支流汇入的影响, 何家沟汇入口(S10)处下游的松花江断面中检测到的ROX质量浓度比上游S9断面(未检出)显著增加, 而且在S15断面质量浓度也达到了6.868 4 ng ·L-1; 大环内酯类抗生素中的AZI亦具有同样的规律, 虽然在S9断面未检出AZI, 但是在S10、S13和A8断面中检出的质量浓度分别达到了3.868 6、2.164 8和6.927 0 ng ·L-1, 使得在S15断面出AZI的检出的质量浓度达到了2.104 4 ng ·L-1; CLA的检测结果较为理想, 在3条支流汇入的影响下, S15处检测的质量浓度仅为0.119 6 ng ·L-1.上述结果表明, 松花江流经哈尔滨市后虽然来水中受到大环内酯类抗生素污染的风险较小, 但是由于哈尔滨市内3条支流的汇入影响, 水中大环内酯类抗生素质量浓度增加.氟喹诺酮类抗生素中OFL的质量浓度最高, 在S10、S13和A8断面中质量浓度分别达到了15.241 7、42.431 9和51.561 3 ng ·L-1, 并且受到这3条支流汇入的影响, 在S15断面处测得的质量浓度(6.537 2 ng ·L-1)显著高于S9断面的质量浓度(5.231 3 ng ·L-1); 抗生素NOR虽然在S10和S13断面处检出了较高的质量浓度分别为4.349 1 ng ·L-1和13.463 6 ng ·L-1, 但S15断面处的质量浓度(0.562 2 ng ·L-1)明显低于S9断面的质量浓度(2.036 0 ng ·L-1).在哈尔滨城区入境断面S9样品中磺胺类抗生素中SMPD未检出, SM1、SM2和SMZ质量浓度较低, 只有SD质量浓度偏高达到4.087 0 ng ·L-1. 3条支流中何家沟口内的SMPD和SMZ质量浓度最高, 分别为11.086 8 ng ·L-1和42.498 0 ng ·L-1, 但在其汇水口下游松花江的S11和S12采样点未检出SMPD, 在哈尔滨城区出境断面S15检出的质量浓度也较低(0.514 6 ng ·L-1), 但也明显高于其余松花江断面(未检出); 5种磺胺类抗生素中SMZ的质量浓度最高, 受到何家沟入水高质量浓度SMZ的影响在松花江S12断面处的质量浓度达到10.603 8 ng ·L-1, 但在下游的S15样品中质量浓度有所下降, 但质量浓度(1.124 4 ng ·L-1)仍显著高于S9断面; 而阿什河口内(A8)的SM1和SM2最高, 但均未引起出境断面松花江水样中这两种物质的显著变化, SM1在S15未检出, 而SM2为0.550 6 ng ·L-1; 马家沟口内(S13)的SD最高, 但3条支流汇入并没有导致松花江水体中该物质质量浓度的变化, 并在S15断面质量浓度有所下降.所检测的10种抗生素S9点位处仅检测到6种抗生素(SM1、SD、SM2、SMZ、OFL和NOR)并且检测的质量浓度相对较低, 而在S15点位处检测出了9种抗生素仅SM1未检出, 其中, ROX和AZI增加最为显著, 其次为SMZ、SM2、SMPD和OFL.
本研究结果表明, 3类抗生素在松花江流域哈尔滨段空间分布上呈现中游污染水平高于下游高于上游, 支流污染水平高于干流的规律, 并且松花江在刚流入哈尔滨时水体中的抗生素质量浓度较低种类较少, 而当松花江流出哈尔滨时水体中已经被不同种类的抗生素严重污染.支流的抗生素质量浓度高于干流的原因主要是其流经哈尔滨市附近村镇, 人口密集且养殖业发达抗生素使用量高, 并且在何家沟和阿什河支流上分布有多个污水处理厂, 目前的污水处理工艺对抗生素的去除率很低使得污水处理厂向支流中排放大量含不同种类抗生素废水直接导致了抗生素的大量检出, 其中阿什河(17.409 5 ng ·L-1)抗生素质量浓度高于马家沟(14.577 8 ng ·L-1)和何家沟(13.854 8 ng ·L-1)也是阿什河上多个污水处理厂排水导致的. 3类抗生素在松花江流域哈尔滨段下游处有较高质量浓度的检出, 可能与3条支流中含有高质量浓度的抗生素有关, 检测的3条支流的抗生素质量浓度均高于其汇入点的质量浓度, 说明干流中的抗生素污染主要来源于高污染的支流的汇入, 这与张晓娇等[13]的研究结果相似, 同时在松花江干流中游检测到高质量浓度的抗生素除了受到附近高污染支流汇入的影响以外, 干流中游处于哈尔滨市区中心沿岸的面源污染也对水质产生影响.
2.2 阿什河沿程抗生素含量变化规律图 3~5分别给出了阿什河流域中磺胺类、大环内酯类、氟喹诺酮类抗生素在水样中的浓度水平.结果显示, 检测的10种抗生素中的8种(SD、SM2、SMZ、OFL、NOR、AZI、CLA和ROX)在水样中的检出率均达100%.表明阿什河流域已经受到了多种抗生素的污染.
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图 3 阿什河磺胺类抗生素浓度变化曲线 Fig. 3 Concentration change curve of sulfanilamide antibiotics in Ashe River |
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图 4 阿什河大环内酯类抗生素浓度变化曲线 Fig. 4 Concentration variation curve of macrolide antibiotics in Ashe River |
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图 5 阿什河氟喹诺酮类抗生素分布情况 Fig. 5 Distribution of fluoroquinolones antibiotics in Ashe River |
在检测的5种磺胺类抗生素中SMZ在阿什河8个点位中检出的质量浓度较高(0.089 6~10.495 4 ng ·L-1), 最高质量浓度出现在A1; SM1和SMPD在水样中的检出率较低(62.5%和75%), 但SMPD在A8检测的质量浓度较高(0.232 0~10.276 6 ng ·L-1). SD和SM2表现出相似的变化趋势, 在A1的水库点位SM2浓度为2.386 6 ng ·L-1, 即该点位受到水库集水区内污水影响较大, 在其后的A2点位SD和SM2均显著增加, 这与该点位阿什河接纳交界镇生活污水直接相关, 其后沿程变化为逐渐降低, 然而在A5的伏尔加庄园点位又再次升高, 并在A8处达到最高, 表明沿岸的信义污水处理厂和文昌污水处理厂对这两种物质影响较大.SMPD在A1未检出, 在A3之后变化不明显, 但在A7点位显著升高到2.870 8 ng ·L-1, A8处更是达到10.276 6 ng ·L-1, 文昌污水处理厂处理水量大, 其排放污水对阿什河水质影响也超过其他污水处理厂. 5种磺胺类抗生素中A8点位SMZ的质量浓度最高, 阿城污水处理厂排水导致下游A4点位SMZ急剧增加, 并在其各点位均维持较高的质量浓度; A1点位SM1质量浓度最低, 虽然在A2点位显著增加, 但其后均为未检出或质量浓度极低, 仅在A8的阿什河汇水口处达到最高, 为4.4324 ng ·L-1.
根据图 4的检测结果显示, 检测的3种大环内酯类抗生素检出率均为100%, 其中AZI检出的质量浓度(0.283 0~6.927 0 ng ·L-1)和CLA的检出的质量浓度(0.306 8~8.467 8 ng ·L-1)都比较低, 最高质量浓度出现在A8断面; A1断面大内环酯类抗生素中AZI和CLA质量浓度较低, 且沿程变化在A7点位前变化趋势不明显, CLA则在A7点位显著增加, 并在A8处增加到8.467 8 ng ·L-1, 而AZI则增加为6.927 0 ng ·L-1, 主要由信义污水处理厂和文昌污水处理厂排放污水导致.ROX在水库源头质量浓度达到3.548 6 ng ·L-1, 该点位为西泉眼水库排放口下游, 水库集水区内分布有松峰山镇的多个居民区和金龙山旅游区, 生活污水和畜禽粪便等污染对西泉眼水库水质产生一定的影响, 这也是ROX高的主要原因.ROX经过沿程衰减在A4处由于阿成污水处理厂污水影响, 升高到12.229 8 ng ·L-1, 虽在A5和A6处有所降低, 但经过A7后显著提高到27.078 4 ng ·L-1, 尤其在A8点位由于文昌污水处理厂排水影响升高到69.197 6 ng ·L-1.
根据图 5的检测结果显示, 在检测的2种氟喹诺酮类抗生素中OFL在阿什河的8个点位中的检出的质量浓度较高(2.800 4~51.561 3 ng ·L-1), 最高质量浓度出现在A8点位, NOR检出的质量浓度较低(0.689 7~9.918 4 ng ·L-1), 最高质量浓度出现在A7点位.在空间分布上OFL分布与磺胺类抗生素的SM2相似, 在A1点位就具有较高的质量浓度, 是受到水库区生活污水和养殖废水的排放影响所致, 其后先降低后增加, 至A8处达到最大; 而NOR变化趋势较为平稳, 在A7最高为9.918 4 ng ·L-1.朱齐齐等[29]的研究结果显示, 氟喹诺酮类抗生素易于吸附到水样的颗粒物上, 阿什河入口处的水样混浊且含有大量颗粒物, 这可能导致在A8点位处NOR检测的质量浓度较低.
从空间分布上看, 阿什河流域磺胺类抗生素和氟喹诺酮类抗生素OFL从上游到下游呈现先减少后增加的趋势, 而大环内酯类抗生素和氟喹诺酮类抗生素NOR则基本呈现从上游到下游逐渐增加的趋势.A1点位上游水库集水区有许多沿河而建的村庄, 村庄中的养殖业和畜牧业较为发达, 产生的排泄物大量进入阿什河中, 直接导致阿什河上游水体磺胺类抗生素质量浓度较高, 这也是SM2和OFL于源头处的检出质量浓度较高的直接原因.受到A2断面交界镇生活污水散排影响, 抗生素SD在此处检出质量浓度较高.何秀婷等[30]在广州海水养殖区的7个沉积物样品中均检测到磺胺类抗生素残留.董莞莞等[31]的研究发现养殖业对周围水环境中的抗生素污染影响显著, 说明阿什河流域上游地区的磺胺类抗生素主要来源于养殖废水.污水处理厂的排水中通常可以检测出较高的抗生素, 因此在污水排放口下游通常能检测到高质量浓度的抗生素. A4、A6、A7和A8断面位于人口密集的城区并且分别位于阿城污水处理厂、成高子污水处理厂、信义污水处理厂和文昌污水处理厂下游, 污水处理厂将周围的住宅区、工厂和养殖厂等产生的废水经处理以后直接排入阿什河中, 通过对比发现这4个点位处的3类抗生素(除NOR)的质量浓度均明显高于其上游点位, 说明了污水处理厂排放的废水是阿什河中抗生素的重要来源, 同时经过水体的富集使得在A8点位处3类抗生素(除NOR)的质量浓度达到了最大值, 这与在大辽河[32]和渭河[33]的研究结果相似.总体上, 3类抗生素在空间上呈现出不同的分布特征, 主要与养殖废水以及生活污水的排放有关.据Dutta等[34]的研究报道, 含有抗生素的地表水流经河岸植被区时, 其浓度会降低.本文的数据显示在人口密集的阿什河下游地区可以检测到抗生素的质量浓度高于上游地区, 也能反映出水体抗生素污染受到了土地利用类型的影响.
2.3 水质变化及其与抗生素相关性分析 2.3.1 松花江哈尔滨段干流对松花江哈尔滨段干流及3条主要支流入江口的氨氮、总磷和TOC检测结果如图 6所示.其中氨氮的变化区间为0.104 0~3.950 6 mg ·L-1, 在S12和A8点位分别达到最小值和最大值; TOC的变化区间为1.656 0~4.476 0 mg ·L-1, 在S14和S10点位分别达到最小值和最大值; 总磷的变化区间为0.035 9~0.248 5 mg ·L-1, 在S9和S13点位分别达到最小值和最大值.这3种水质理化指标在支流中检出浓度均明显高于松花江干流, 这种现象是由于在何家沟和阿什河支流上存在污水处理厂直接向支流排放废水、马家沟支流上虽无污水处理厂但其流经人口密度大的哈尔滨市城区受人类活动影响大, 这使得在3条支流中检测的质量浓度均明显高于干流中的浓度, 同时支流的汇入也导致了汇入口下游3种水质指标质量浓度的增加. 3种水质指标于松花江哈尔滨段的出水质量浓度高于来水, 说明了受到支流汇入的影响以及沿岸面源污染的影响, 使松花江在流经哈尔滨后水质变差.
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图 6 松花江水质指标 Fig. 6 Songhua River water quality index |
为了进一步研究松花江哈尔滨段水体中抗生素含量与水质指标的相关关系, 本研究将氨氮、总磷、TOC和3类抗生素浓度进行了相关性分析(见表 2).
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表 2 松花江哈尔滨段抗生素浓度与水质指标相关性分析1) Table 2 Correlation analysis of antibiotic concentration and water quality indexes in Harbin section of Songhua River |
结果显示, 磺胺类抗生素与氨氮和TOC呈显著正相关(P＜0.01), 相关系数分别是0.885和0.987, 与总磷无明显的相关性; 氟喹诺酮类抗生素与氨氮和总磷呈显著正相关(P＜0.01), 相关系数分别是0.864和0.967, 与TOC无明显的相关性; 大环内酯类抗生素与氨氮呈显著正相关(P＜0.01), 相关系数为0.918, 与TOC和总磷呈较明显的正相关(P＜0.05), 相关系数分别是0.714和0.815.综上所述, 氨氮可能是影响松花江哈尔滨段水体中3类抗生素质量浓度的重要因子, TOC和总磷对水体中抗生素的质量浓度也有一定的影响, 由于哈尔滨市区以及附近乡镇的生活污水、养殖废水等主要排入松花江3条支流中, 其中各种抗生素含量和氨氮等水质指标的质量浓度都很高, 并且支流的汇入使得汇入口下游处也有明显增长, 这使得松花江中抗生素的质量浓度与氨氮等水质指标有明显的正相关关系.
2.3.2 阿什河流域图 7给出了在阿什河8个采样点处检测的氨氮、总磷以及TOC浓度水平.
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图 7 阿什河水质指标 Fig. 7 Ashe River water quality index |
根据图 7检测结果显示, 其中氨氮的变化区间是0.031 0~3.950 6 mg ·L-1, 在A2点位和A8点位分别达到了最小值和最大值, 平均值为1.008 8 mg ·L-1; TOC的变化区间是1.188 0~2.691 0 mg ·L-1, 在A2点位和A8点位分别达到了最小值和最大值, 平均值为1.725 5 mg ·L-1; 总磷的变化区间是0.024 8~0.238 7 mg ·L-1, 在A2点位和A8点位分别达到了最小值和最大值, 平均值为0.074 6 mg ·L-1.综上所述, 氨氮、总磷和TOC均在A2点位和A8点位达到最小、最大值, 从流域空间分布来看, 所检测的3种理化指标质量浓度基本呈现逐渐升高的趋势, 形成的原因是阿什河周围的村庄废水的散排、工厂以及污水处理厂将产生的废水排入阿什河中, 废水中的大量氨氮、总磷和TOC超过了水体自净能力使得阿什河中3类水质指标的质量浓度明显升高.由于A4、A6、A7和A8这4个点位恰好处于污水处理厂排水口的下游不远处, 这4个断面检出的3种水质指标的质量浓度均明显高于其上游点位, 说明污水处理厂向水中排放的废水严重影响了水体的水质标准. 3种理化指标A1断面的质量浓度略高于A2断面的主要原因可能是在A1点位水中溶解了土壤中的腐殖质以及上游水库区的生活污水的排放使得该区域检测的理化指标略高.
为了进一步了解阿什河水体中3类抗生素的环境影响因素, 本次研究将氨氮、总磷、TOC和3类抗生素浓度进行了相关性分析(见表 3).
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表 3 阿什河中抗生素浓度与水质指标相关性分析1) Table 3 Correlation analysis of antibiotic concentration and water quality indicators in Ashe River |
结果显示, 在阿什河水体中磺胺类抗生素与总磷呈现极显著的正相关(r=0.956, P＜0.01), 与氨氮也呈现出较为明显的正相关(r=0.828, P＜0.05).氟喹诺酮类抗生素与总磷呈较明显的正相关(r=0.816, P＜0.05), 与氨氮呈极显著的正相关(r=0.958, P＜0.01).大环内酯类抗生素与总磷和氨氮均呈现极显著的正相关(r分别为0.993和0.911, P＜0.01).但TOC与3类抗生素浓度的相关性均不明显(P＞0.05).存在于A4、A6、A7和A8断面上游的污水处理厂向水中排放含有抗生素的污水, 同时污水中氨氮和总磷等水质指标也很高, 这使得阿什河中抗生素与氨氮和总磷呈现明显的正相关性, 由于阿什河流域城镇较为分散并且有大量的农田和林地, 河堤多为土质且植被覆盖率较高, 土壤中的腐殖质随着河水的冲刷进入阿什河中使得阿什河流域TOC变化小, 与3类抗生素的相关性不明显.
2.4 抗生素生态风险评价对于水环境的生态风险评价, 通常采用计算风险商值(RQs)来评估研究区域内地表水中抗生素的生态风险.根据文献[35]采用以下公式计算RQs：
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式中, MEC(measured environmental concentration)为实测环境浓度, ng ·L-1; PNEC(predicted no effect concentration)为预测无效应浓度, ng ·L-1.
PNEC等于半数最大效应浓度EC50或LC50(急性)或无可观察的效应浓度NOEC (慢性)与适当的评估因子(AF)的比值.根据Nie等[27]的研究报道, 当选择急性毒性数据时, AF值选择1000;当选择慢性毒性数据时, AF值选择100.根据王伟华[36]的研究, 采用急性毒性和慢性毒性评价的结果不存在较大差异, 可以采用任意一种方式进行评价. 3种敏感物质鱼、水蚤和绿藻的PNEC值通过查阅相关研究, 或者通过收集急性或慢性毒理学实验数据与评估因子计算而来.本次调查采用慢性毒性评价方式基于“最坏情况”打算, 采用抗生素的最大实测浓度计算相应的RQs值.根据Hernando等[37]提出的RQs分类方法来评估生态风险等级: RQs＜0.1为低风险; 0.1≤RQs＜1.0为中等风险; RQs≥1.0为高风险.
通过风险商值法计算获得松花江哈尔滨段干流及阿什河支流8种抗生素的RQs值(SM1和SM2因毒性数据缺失而未分析)见图 8. SMPD、SD、SMZ、OFL和NOR这5种抗生素在松花江干流及阿什河支流中的RQs值均小于0.1处于低风险水平.在松花江干流中抗生素ROX的RQs值最高, 对水蚤的毒性高于1处于高风险水平, 对鱼和绿藻的毒性也高于0.1处于中风险水平, 抗生素CLA和AZI的RQs值相比较于ROX而言相对较低但其对鱼和水蚤的毒性也达到了中风险水平.在阿什河支流也有相似的情况, 抗生素ROX的RQs值也是最高的, 不同的是在阿什河支流中ROX对于3种敏感生物的毒性均处于高风险水平, CLA和AZI对于鱼和水蚤的毒性也处于高风险水平, 并且对于绿藻的毒性也达到了中风险水平. 8种抗生素在阿什河中的最高检测浓度普遍高于松花江干流导致其生态风险商值也高于松花江干流.大环内酯类抗生素ROX、CLA和AZI在松花江干流以及阿什河中的生态风险商值明显高于其他抗生素, 说明大环内酯类抗生素对松花江干流及阿什河的敏感性生物构成严重威胁.李嘉等[38]的研究发现, 在山东小清河中CLA和ROX也达到了高风险水平, 说明大环内酯类抗生素在其他流域中也有较高的生态风险.根据王伟华[36]的研究表明, 在松花江干流中AZI、CLA和ROX对水生生物的风险达到中等程度, 而本次研究发现部分抗生素对水生生物的风险已经达到了高风险水平, 说明近几年来松花江干流中的抗生素污染加重.
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图 8 松花江流域哈尔滨段干流和阿什河流域生态风险商值 Fig. 8 Ecological risk quotient of the Harbin section of Songhua River basin and Ashe River basin |
与国内外地表水中的抗生素相比(表 4), 松花江流域哈尔滨段及阿什河流域的抗生素质量浓度处于较低水平, 大部分抗生素的最高质量浓度比国内外河流低.
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表 4 国内外地表水中抗生素浓度对比1) Table 4 Comparison of antibiotic concentrations in global surface water |
磺胺类抗生素SMZ在松花江哈尔滨段以及阿什河水体中检出的质量浓度较低, 远低于辽河、黄浦江和珠江等国内河流以及法国塞纳河和澳大利亚昆士兰河, 与海河的污染水平大致相同, 略高于大丰河; SM2的检出的质量浓度除显著低于珠江和海河以外, 污染水平基本与国内辽河、南明河、白洋淀和大通湖相似; 而SD的检出的质量浓度仅与大丰河的水平相似, 远低于其他的国内河流的质量浓度.
大环内酯类抗生素ROX在松花江哈尔滨段水体中的质量浓度与国内大部分河流污染水平相似, 略高于大丰河污染水平, 而远低于辽河和南明河的污染水平; 而在阿什河水体中的质量浓度相对较高, 虽然远低于辽河和南明河的污染水平但已明显高于国内其他河流的污染水平.
氟喹诺酮类抗生素NOR在松花江哈尔滨段及阿什河中最高质量浓度为5.30 ng ·L-1和9.92 ng ·L-1, 与珠江污染水平相近, 远低于辽河、海河和昆士兰河等国内外河流; 抗生素OFL在松花江中最高质量浓度为13.87 ng ·L-1与黄浦江污染水平相近, 在阿什河水体中质量浓度较高(51.56 ng ·L-1)与珠江和九龙江污染水平相近, 但都显著低于辽河和小清河等国内河流的污染水平.
根据王伟华[36]的研究表明, 在松花江水系中磺胺类抗生素SD、SMPD和SMZ的质量浓度分别是nd~13.90、nd~3.10和2.10~73.10 ng ·L-1; 氟喹诺酮类抗生素OFL和NOR的质量浓度为0.01~1.80 ng ·L-1和nd~2.40 ng ·L-1; 大环内酯类抗生素ROX、CLA和AZI的质量浓度分别为0.20~11.50、nd~4.17和0.06~5.14 ng ·L-1.本文磺胺类抗生素SD(3.56~6.34 ng ·L-1)、SMPD(nd~0.51 ng ·L-1)和SMZ(0.64~10.60 ng ·L-1)的质量浓度有所降低, 说明磺胺类抗生素在过去的一段时间内使用量得到一定的控制使得水体内质量浓度有所降低, 同时松花江哈尔滨段水体中磺胺类抗生素相较于松花江水系质量浓度低也说明了哈尔滨市及附近村镇磺胺类抗生素用量较少, 因此对松花江水体中磺胺类抗生素污染影响较低; 大环内酯类抗生素ROX、CLA和AZI也有相似的情况, 本研究检测的这3种抗生素于松花江哈尔滨段水体中质量浓度分别为nd~10.98、nd~0.97和nd~2.10 ng ·L-1, 与松花江水系相比质量浓度低, 说明松花江哈尔滨段水体大环内酯类抗生素污染降低; 但是氟喹诺酮类抗生素OFL(3.39~13.87 ng ·L-1)和NOR(0.56~5.30 ng ·L-1)的质量浓度较之前的研究明显升高, 其中OFL变化最为明显, 说明松花江哈尔滨段该抗生素污染较为严重并且有加重的趋势, 由于氟喹诺酮类抗生素多用于治疗人类疾病, 质量浓度较高的点位也多为人口密集的地区, 因此氟喹诺酮类抗生素用量的日益增加应引起足够的重视.
4 结论(1) 松花江流域哈尔滨段及阿什河水系中所检测的10种抗生素S9点位处仅检测到6种抗生素并且检测的质量浓度相对较低, 而在S15点位处检测出了9种抗生素仅磺胺类抗生素SM1未检出, 其中, 大环内酯类抗生素增加最为显著, 其次为磺胺类和氟喹诺酮类.阿什河上游断面仅SMPD未检出, 但在阿什河入松花江处10种抗生素均检出, 除NOR外其余9种抗生素质量浓度均为各断面最高.与国内外河流相比松花江哈尔滨段及阿什河大多数抗生素的质量浓度处于较低水平.空间分布上, 抗生素含量及浓度中、下游高于上游, 抗生素质量浓度最高点均在人口密集地区和污水处理厂排污口下游处, 松花江哈尔滨段和阿什河流域抗生素主要来源于污水处理厂排放的污水.
(2) 根据相关性分析, 松花江哈尔滨段水系中, 磺胺类、大环内酯类和氟喹诺酮类抗生素与氨氮、总磷和总有机碳都有一定的正相关; 阿什河流域中3类抗生素与氨氮和总磷有一定的正相关, 总有机碳与3类抗生素质量浓度无明显相关关系.
(3) 生态风险评估的结果表明, ROX、CLA和AZI这3种抗生素在松花江哈尔滨段水中对鱼和水蚤的RQs值均高于0.1;在阿什河流域中对鱼和水蚤的RQs值均高于1, 对绿藻的RQs值也高于0.1.流域内的大环内酯类抗生素对水中的敏感生物有很高的毒性风险.
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