环境科学  2021, Vol. 42 Issue (4): 1811-1819   PDF    
引用本文
丁剑楠, 刘舒娇, 邹杰明, 石浚哲, 邹华, 史红星. 太湖表层水体典型抗生素时空分布和生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1811-1819.
DING Jian-nan, LIU Shu-jiao, ZOU Jie-ming, SHI Jun-zhe, ZOU Hua, SHI Hong-xing. Spatiotemporal Distributions and Ecological Risk Assessments of Typical Antibiotics in Surface Water of Taihu Lake[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1811-1819.
太湖表层水体典型抗生素时空分布和生态风险评价
丁剑楠1, 刘舒娇1, 邹杰明1, 石浚哲2, 邹华1, 史红星3     
1. 江南大学环境与土木工程学院, 无锡 214122;
2. 江苏省无锡环境监测中心, 无锡 214000;
3. 国民核生化灾害防护国家重点实验室, 北京 102205
收稿日期: 2020-09-08; 修订日期: 2020-09-28
基金项目: 国家自然科学基金青年科学基金项目(51809118)；江苏省自然科学基金青年项目(BK20170188)；中国博士后科学基金项目(2019M651704)；国民核生化灾害防护国家重点实验室基金项目(SKLNBC2018-22)；江苏省研究生科研与实践创新计划项目(KYCX20_1951)
作者简介: 丁剑楠(1988~), 男, 博士, 副研究员, 主要研究方向为新型污染物的环境行为和生态毒理研究, E-mail: djn@jiangnan.edu.cn
通信作者: 邹华, E-mail: zouhua@jiangnan.edu.cn; 史红星, E-mail: shihongxing18@163.com
摘要: 采用固相萃取-高效液相色谱串联质谱法对太湖表层水体4类抗生素(磺胺类、喹诺酮类、四环素类和大环内酯类)进行为期1 a的逐月监测，并评估其潜在生态风险.全年18种抗生素在太湖水体中均有不同程度检出，磺胺甲唑、磺胺噻唑、磺胺甲嘧啶、磺胺间甲氧嘧啶和甲氧苄氨嘧啶等5种磺胺类抗生素的检出率均高于50%；喹诺酮类抗生素检出浓度较高，其中，环丙沙星的平均浓度和中位浓度分别为13.0 ng·L-1和13.5 ng·L-1.太湖抗生素污染具有明显的月际差异，月平均浓度范围7.3~33.5 ng·L-1，6~10月抗生素浓度水平较低，2~5月和11月检出浓度较高.太湖水体抗生素在20个监测点位的空间差异小，平均浓度范围13.0~41.3 ng·L-1.全年太湖抗生素对藻类的中高风险比例达57.5%，其中4月和11月的生态风险较严重，喹诺酮类抗生素可能是主要风险因子，应引起管理部门足够重视.
关键词: 太湖      表层水体      抗生素      时空分布      生态风险     
Spatiotemporal Distributions and Ecological Risk Assessments of Typical Antibiotics in Surface Water of Taihu Lake
DING Jian-nan1 , LIU Shu-jiao1 , ZOU Jie-ming1 , SHI Jun-zhe2 , ZOU Hua1 , SHI Hong-xing3     
1. School of Environmental and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi 214122, China;
2. Wuxi Environmental Monitoring Center, Wuxi 214000, China;
3. State Key Laboratory of NBC Protection for Civilian, Beijing 102205, China
Abstract: Using solid phase extraction-high performance liquid chromatography tandem mass spectrometry, antibiotics belonging to four classes (i.e. sulfonamides, quinolones, tetracycline, and macrolides) in the surface water of Taihu Lake were monitored monthly for a year. Moreover, the potential ecological risks of antibiotics in Taihu Lake were assessed. During the one-year monitoring, all the eighteen target antibiotics were detected to some extent in the surface water. The detection rates of five sulfonamides (sulfamethoxazole, sulfathiazole, sulfadiazine, sulfadimethazine, and trimethoprim) were higher than 50%. The concentrations of quinolones in the surface water were relatively higher. The average and medium concentrations of ciprofloxacin were 13.0 ng·L-1 and 13.5 ng·L-1, respectively. There were significant differences in the antibiotic pollution during the different months, with the average concentrations of the target antibiotics ranging from 7.3 to 33.5 ng·L-1. The concentration levels were lower from June to October, while higher concentrations were observed from February to May and in November. In the surface water of Taihu Lake, the spatial variations of antibiotics among the 20 sampling sites were not significant, with the average concentrations ranging from 13.0 to 14.3 ng·L-1. During the one-year monitoring, the rates of medium and high risks that the antibiotics posed to algae reached 57.5%. The ecological risks of antibiotics were more severe in April and November, and the quinolones may be the dominant risk factor. This issue should be carefully considered by management authorities.
Key words: Taihu Lake      surface water      antibiotic      spatiotemporal distribution      ecological risk     

抗生素是一类常见的天然或合成化合物, 用于人类和畜禽水产疾病的防治.由于大量生产使用, 且传统污水处理工艺对抗生素的去除效率有限, 导致水环境中抗生素广泛赋存[1~3].作为新型有机污染物, 抗生素在水环境中的赋存水平为ng ·L-1到几μg ·L-1[1, 2].虽然赋存水平较低, 但由于特殊的药理功能和生物累积能力, 抗生素的长期赋存可能会对非靶向水生生物产生负面效应, 并造成潜在的生态和人体健康风险[3, 4].

太湖位于长江三角洲腹地, 是华东地区最大的浅水型淡水湖泊, 为周边地区的经济社会发展起到了重要的支撑作用.高度的城市化和工业化导致太湖周边地区新型有机污染物生产排放量较高.现有研究已表明, 太湖流域河网存在广泛的抗生素污染[5, 6]; 本研究团队先前在太湖贡湖湾表层水体中也已检出了13种抗生素的赋存[7].Nkoom等[8]总结已有研究, 指出太湖水环境中的抗生素污染种类以磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类和四环素类为主.尽管有关太湖抗生素污染现状的调查研究已有报道, 但大部分研究仅针对某水域进行了单次监测.在实际水环境中, 由于时空间差异, 水文水质和气候等环境因素可能发生变化, 并影响抗生素在水体中的赋存.目前的研究还无法全面反映太湖抗生素污染状况, 围绕抗生素的时空间分布特征, 开展全太湖水域的长期系统监测, 对准确评价太湖抗生素污染及其风险具有重要意义.

本文以全太湖水域为研究区域, 开展为期1 a的逐月监测, 分析太湖水体抗生素污染的时空分布特征, 并进行生态风险评估, 以期为太湖抗生素污染防治提供理论基础和技术支撑.

1 材料与方法 1.1 监测点位布设

太湖平均水深为1.9 m, 总体小于5 m, 根据监测垂线采样点布设原则, 在各监测垂线水面下0.5 m处设置1个监测点位[9].如图 1所示, 在全太湖水域设置20个监测点位, 断面信息见表 1.

图 1 太湖监测点位示意 Fig. 1 Monitoring sites in Taihu Lake

表 1 监测点位断面信息 Table 1 Section information on monitoring sites

1.2 仪器与试剂

主要仪器：全自动固相萃取浓缩仪(AutoSPE-06D, Reeko公司, 美国); HLB固相萃取柱(200 mg, 6 mL, Waters公司, 美国); 超高效液相色谱串联质谱仪(UPLC/MS/MS)(Waters ACQUITY UPLC Xevo TQ, 美国).

主要试剂：标准品磺胺嘧啶(sulfadiazine)、磺胺甲唑(sulfamethoxazole)、磺胺噻唑(sulfathiazole)、磺胺甲嘧啶(sulfamerazine)、磺胺间甲氧嘧啶(sulfamonomethoxine)、甲氧苄氨嘧啶(trimethoprim)、磺胺喹啉(sulfaquinoxaline)、磺胺二甲嘧啶(sulfadimethoxine)、甲砜霉素(thiamphenicol)、诺氟沙星(norfloxacin)、环丙沙星(ciprofloxacin)、恩诺沙星(enrofloxacin)、氧氟沙星(ofloxacin)、双氟沙星(difloxacin)、多西环素(doxycycline)、四环素(tetracycline)、土霉素(oxytetracycline)和红霉素(erythromycin)均购自Dr Ehrenstorfer公司(德国), 纯度>95%; 甲醇(色谱纯)购自Merck公司(德国), 丙酮(色谱纯)购自Fisher Scientific(美国).

1.3 样品采集与预处理

于2018年每月月初赴太湖进行采样, 每次采样为期4 d, 通过GPS定位到不同采样点进行水样的现场采集.采样前, 将1 L棕色玻璃采样瓶依次用乙醇和去离子水漂洗3次, 烘干待用.利用有机玻璃采水器在水面以下0.5 m处采集水样, 用准备好的玻璃采样瓶收集1 L水样.向水样中加入适量福尔马林, 以抑制微生物生长.采集到的水样避光低温保存运回实验室, 在4℃下保存待测, 并在48 h内完成水样预处理.

采用玻璃纤维滤膜(孔径0.45 μm)对水样进行抽滤.采用全自动固相萃取浓缩仪和HLB固相萃取柱对抽滤后的水样进行抗生素的分离、萃取和浓缩, 萃取过程和相关参数见表 2.萃取液定容至1 mL后, 转移至棕色色谱瓶, 保存于-20℃待测.

表 2 抗生素固相萃取过程和参数 Table 2 Processes and parameters of solid phase extraction of antibiotics

1.4 抗生素测定

使用Waters ACQUITY UPLC R BEH C18(100 mm×2.1 mm, 1.7 μm)色谱柱进行层析分离, 柱温设定为40℃.流动相A：2%甲醇溶液+0.05%甲酸; B：甲醇+0.05%甲酸; 进样量设定为5 μL, 样品室温度设定为10℃.梯度洗脱条件参数如表 3所示.采用多反应离子监测模式(MRM)进行质谱分析, 毛细管电压为3.0 kV; 电喷雾电离源(ESI)设定为正模式, 离子源温度设定为150℃; 锥孔反吹气流量设定为50 L ·h-1; 脱溶剂气温度和流量分别设定为500℃和900 L ·h-1.

表 3 梯度洗脱条件参数 Table 3 Gradient elution condition parameters

1.5 质量控制

采用外标法对样品进行定量分析, 在优化条件下进行测定, 使用抗生素标准品配制的溶液标准曲线相关系数R2均大于0.99.在1 L的空白水样中加入20 ng ·L-1抗生素混合标准品, 设置6个平行样, 测定抗生素含量并计算加标回收率.结果表明, 18种抗生素的加标回收率为73% ~126%, 相对标准偏差为3.71% ~13.28%.

1.6 生态风险评估

根据风险商值(RQ)评估太湖水体中检出抗生素的潜在生态风险.具体计算公式如下：

(1)
(2)
(3)

式中, MEC为环境实测浓度, ng ·L-1; PNEC为预测无效应浓度, ng ·L-1; LC50为半致死浓度, ng ·L-1; EC50为半最大效应浓度, ng ·L-1; AF为评价因子, 一般为1 000; RQsum表示不同抗生素i叠加的联合生态风险商.

2 结果与讨论 2.1 太湖水体抗生素的赋存

2018年1~12月共采集水样247个.对18种目标抗生素进行分析发现, 全年各监测点位均有抗生素的检出(表 4).其中, 环丙沙星、四环素和土霉素的检出率≤5%; 四环素类抗生素中, 仅多西环素的检出率达到20%; 大环内酯类抗生素红霉素检出率为35%; 喹诺酮类抗生素恩诺沙星的检出率为48%; 磺胺类抗生素的检出率最高, 磺胺甲唑、磺胺噻唑、磺胺甲嘧啶、磺胺间甲氧嘧啶和甲氧苄氨嘧啶等5种磺胺类抗生素的检出率高于50%, 其中磺胺间甲氧嘧啶的检出率达到80%.结果表明, 目前太湖水环境仍存在抗生素污染, 其中磺胺类抗生素的赋存较为普遍.该结果与先前的太湖及其他水域抗生素污染研究一致[8, 10~13].虽然磺胺类抗生素仅占我国抗生素总体使用量的5%[14], 但在太湖流域使用较为广泛[15], 且传统污水处理工艺对磺胺类抗生素的去除效率较低[16], 可能导致较多的磺胺类抗生素输入自然水体.此外, 该类抗生素水溶性高且较难降解, 使其易于在水体中赋存并扩散[17, 18].

表 4 抗生素的检出频率和浓度 Table 4 Frequencies and concentrations of detected antibiotics

除5月S5(乌龟山南)点位的抗生素浓度达到113.1 ng ·L-1外, 其余采集水样的抗生素浓度范围为0.5~89.5 ng ·L-1.18种目标抗生素全年的平均浓度为2.8 ng ·L-1, 中位浓度为1.5 ng ·L-1.磺胺类、喹诺酮类、四环素类和大环内酯类抗生素的平均浓度分别为2.6、3.6、2.8和0.5 ng ·L-1.Xu等[19]于2017年对太湖流域4类抗生素的赋存进行监测, 平均检出浓度为1.588~3.141 ng ·L-1, 与本研究结果相似.相较于国内其它地表水体, 太湖抗生素的赋存处于较低水平.Li等[1]总结2005~2016年国内抗生素相关调查, 发现海河水体抗生素的平均检出浓度为15.4~567 ng ·L-1, 长江流域略低, 平均检出浓度为n.d.~211 ng ·L-1.位于华北地区的浅水型淡水湖泊白洋淀水体中, 大环内酯类、喹诺酮类和磺胺类抗生素的平均检出浓度分别为47.2、60.1和383 ng ·L-1[12].虽然太湖抗生素检出浓度在国内处于较低水平, 但仍高于欧美某些地表水体.意大利Arno河水体中抗生素检出浓度均为几ng ·L-1, 且大部分兽用抗生素未检出[20].Velicu等[21]对全美21个城郊和农村地区的地表水进行调查, 均未发现抗生素赋存.可见, 近年来太湖抗生素污染防治工作取得显著进步, 但由于流域内较大的生产使用量, 其污染问题仍需持续关注.

本研究中, 喹诺酮类抗生素检出浓度较高.其中, 环丙沙星的平均浓度和中位浓度分别达到13.0 ng ·L-1和13.5 ng ·L-1(表 4).Xu等[19]在2017年太湖抗生素污染调查中, 同样发现了较高的喹诺酮类抗生素赋存.Chen等[22]对广东枫树坝水库17种抗生素进行了污染调查, 其中环丙沙星检出浓度最高(174 ng ·L-1).杨俊等[6]的研究发现苏州水环境中喹诺酮类抗生素赋存水平最高, 表明太湖抗生素污染种类与周边城市抗生素使用状况相关.喹诺酮类抗生素作为人畜两用抗生素, 广泛应用于人类和动物胃肠道疾病以及呼吸性疾病治疗, 位于我国抗生素使用量前三名, 占我国抗生素总体使用量的17%, 仅华东地区2013年喹诺酮类抗生素的使用量就高达7 290 t[14]; 此外, 喹诺酮类抗生素在水环境中的赋存较为持久, 也可能是太湖水环境中该类抗生素赋存水平较高的原因之一[8].

2.2 太湖水体抗生素的时间变化

太湖抗生素检出浓度表现出明显的月际差异, 6~10月抗生素浓度水平较低, 其中6月抗生素平均浓度为7.3 ng ·L-1; 2~5月和11月检出浓度较高, 抗生素平均浓度在4月达到33.5 ng ·L-1, 是6月的4.6倍[图 2(a)].目前, 大部分研究通过四季或丰/枯水期差异对抗生素赋存的时间变化规律进行表征[11, 19, 22~28].一般认为, 水环境中抗生素的赋存在冬春季较高, 夏秋季较低[22, 25]; 枯水期较高, 丰水期较低[11, 28~30].然而, 有研究中抗生素赋存的时间变化规律有所不同.孙秋根等[5]的研究发现位于太湖流域的宜溧-洮滆水系抗生素在丰水期的检出水平高于枯水期.淀山湖水体抗生素浓度在春季最高, 冬季最低[31]; 类似地, 春季江汉平原河流地表水中抗生素浓度高于冬季[27]; 然而, Cui等[26]的研究发现长江三角洲某水库抗生素浓度在冬季高于春季; Li等[18]的研究则发现滦河流域4处水库的表层水抗生素在6~7月浓度最高.水环境中抗生素的赋存受降雨、温度、光解作用、微生物代谢和人类活动等因素影响[19, 22, 25, 32], 这些因素的改变会造成抗生素赋存状况的复杂变化.本研究中, 抗生素在2~5月的赋存较高, 与前文提到的部分研究结果类似[22, 27, 31].这可能是由于该时间段内, 畜禽、水产养殖和附近居民对抗生素的使用量较大[11]; 此外, 该时间段的降水量在全年处于较低水平且气温较低[33], 导致水动力条件和微生物降解能力较弱, 使得抗生素在水环境中的赋存较为持久[34].在6~10月, 太湖水体中抗生素浓度显著下降, 这可能是流域内抗生素使用量减少、降水增多产生稀释效应、微生物降解和光解作用变强等一系列因素共同导致.值得注意的是, 11月抗生素浓度相较于前一个月(10月)出现了显著提高.11月太湖进入枯水期, 水位较10月迅速降低[33], 可能对水体抗生素产生了浓缩作用.12月初, 太湖流域累计降水96.3 mm, 为常年的7倍[33], 受降水影响, 水体抗生素的浓度较11月有所降低.可见, 太湖抗生素赋存水平月际间波动明显, 同一季节的不同月份间仍可能出现显著差异; 结合水文水质条件和污染输入情况进行月际监测可以更加准确地评估抗生素污染的时间变化规律.

(a)检出浓度; (b)检出种类 图 2 太湖表层水体抗生素检出浓度和检出种类的月际变化 Fig. 2 Monthly variations of detected concentrations and species of antibiotics in the surface water of Taihu Lake

不同类型抗生素在各月的赋存也有所差异[图 2(b)].磺胺类抗生素在全年均有较高的检出比例, 其中1月检出浓度比例达到95.9%, 表明该类抗生素在水环境中的赋存具有持续性.除1月外, 喹诺酮类抗生素在太湖水体均有检出, 3~5月喹诺酮类抗生素检出浓度最高, 为125.9~300.4 ng ·L-1; 在6~8月, 该类抗生素浓度迅速降低至34.2~72.1 ng ·L-1, 表现出“春季高, 夏季低”的典型变化趋势.本研究中, 四环素类抗生素在6~9月没有检出.Cui等[26]在长江三角洲某水库同样发现四环素类抗生素在夏季浓度较低, 但海河[13]和黄浦江[30]水体中四环素类抗生素在夏季的赋存水平高于冬季.四环素类抗生素在水体中易于沉降并被沉积物和颗粒物吸附, 在水环境中的行为归趋易受水文水质状况影响[13, 30], 导致其在不同水域的赋存差异较大.大环内酯类抗生素全年的检出浓度均处在较低水平, 最高检出浓度为14.3 ng ·L-1(9月); 与四环素类相反, 大环内酯类抗生素只在7~9月有较明显的检出.洞庭湖[28]和长江三角洲某水库[26]的研究同样在夏季/丰水期发现大环内酯类抗生素具有较高的检出水平.总体来看, 磺胺类和喹诺酮类是全年太湖水环境中抗生素的主要赋存类型.

2.3 太湖水体抗生素的空间分布

抗生素在20个监测点位月平均浓度的空间分布如图 3(a)所示, 各点位的抗生素平均浓度范围为13.0~41.3 ng ·L-1.对各监测点位各月度的抗生素浓度进行聚类分析, 以评估太湖水体中抗生素的空间分布特征.根据聚类分析树状图[图 3(b)], 20个监测点位可划分为3类.其中, 大部分监测点位同属一类(乌龟山南、大雷山和竺山湖心除外), 表明太湖抗生素的空间分布较为均一, 空间差异较小, 这与Xu等[19]的调查结果类似.太湖流域工农业发达, 湖区周边均存在潜在的抗生素污染源[10, 15, 19], 虽然不同污染源对湖区的输入强度和频率可能有所差异, 但作为大型浅水湖泊, 太湖水文水质状况受风浪和湖流影响较大, 而风浪和湖流可能会促进水体中抗生素的扩散, 导致湖区抗生素赋存较为均一[23, 24].五里湖是太湖西北部伸入无锡市区的湖湾, 与太湖主湖区的水流交换实施闸控, 受太湖湖流的影响较小.然而, 五里湖抗生素赋存与主湖区并没有明显差异.作为城市内湖, S19(五里湖心)处抗生素水平甚至略低于主湖区, 这与Zhou等[24]的调查结果类似.虽然五里湖周边人类活动密集, 但从本世纪初, 尤其是2007年以来, 无锡市对五里湖全面实施生态清淤、污水截流、退渔还湖、生态修复、湖岸整治和环湖林带建设等水环境综合整治工程[35], 一系列整治措施可能也减轻了抗生素污染.

图 3 太湖表层水体抗生素空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of antibiotics in the surface water of Taihu Lake

监测点位S4(竺山湖心)未能与其它点位形成聚类[图 3(b)], 表明其抗生素赋存状况与其它点位差异较大.由图 3(a)可知, 竺山湖心水体中抗生素赋存水平高于其他监测点位, 这与先前有关研究结果相似[24, 36].本研究中, 磺胺甲唑和磺胺噻唑在竺山湖水体中的检出浓度较高, 平均浓度分别达到14.0 ng ·L-1和12.4 ng ·L-1.两种抗生素主要用于畜禽和水产养殖[13, 23, 36], 表明农业面源输入是竺山湖抗生素污染的重要来源.竺山湖是位于湖区西北角的半封闭湖湾, 作为洮滆水系的受纳水体, 被认为是太湖水质较差的湖区[37].洮滆水系位于宜兴和常州武进地区, 属湖西重污染控制区, 是入湖污染负荷通量最大的水系之一[5].孙秋根等[5]调查发现, 洮滆水系存在较为普遍的抗生素污染, 该水系所在地区人口密集, 集约化养殖较为普遍, 磺胺甲唑等抗生素的使用频次和使用量相对较大.Yan等[15]的研究同样发现该地区水产养殖业发达, 磺胺类抗生素的污染水平较高.此外, 该地区众多居民沿河而居, 污水处理系统难以全面覆盖且对抗生素去除率低, 使得降雨易将水产养殖与粪肥施用导致的面源污染冲刷入河[5], 一系列原因共同导致了竺山湖较高的抗生素赋存水平.水文研究则进一步表明, 竺山湖水体将很可能携带污染物随湖流迁移至其他湖区, 从而影响整个太湖的水质[37].因此, 竺山湖既是周边入湖水系抗生素污染的“汇”, 同时也是太湖其它湖区抗生素污染的“源”, 该湖区的抗生素污染问题值得进一步关注和研究.

2.4 太湖水体抗生素的生态风险评估

目前国内外还缺乏针对抗生素的环境质量标准, 而抗生素对水生生物的生态毒性将是制定水质标准的重要依据之一.本研究根据目标抗生素对不同营养级水生生物的EC50或LC50值(表 5), 计算RQ值, 评估了太湖水体抗生素对藻类、无脊椎动物和鱼类的生态风险(图 4).根据不同月份各监测点位的RQ值, 将抗生素生态风险划分为不同等级, 分别为: 无风险(RQ＜0.01)、低风险(0.01＜RQ≤0.1)、中风险(0.1＜RQ≤1)和高风险(RQ>1).

表 5 抗生素对水生生物的EC50/LC50值1)/mg ·L-1 Table 5 EC50/LC50 values of antibiotics for aquatic organisms/mg ·L-1

如图 4所示, 抗生素对太湖的鱼类等高等水生生物基本无风险(RQ＜0.01); 而由于低等水生生物对抗生素胁迫更加敏感, 具有更低的PNEC水平[18], 导致太湖抗生素污染对藻类、无脊椎动物等造成了生态风险.抗生素对无脊椎动物基本表现为低风险(52.2%)或无风险(46.6%), 而全年太湖抗生素对藻类的中风险和高风险(RQ>0.1)比例达57.5%.在4月, 太湖各监测点位的藻类RQ为0.80±0.24, 是全年抗生素生态风险较高的时期; 而春季同时也是太湖蓝藻水华较为严重时期, 大量藻细胞会富集水体抗生素, 可能造成对抗生素藻类生态风险的低估.此外, 11月太湖抗生素的RQ为0.64±0.30, 同样具有较高的生态风险.太湖4月和11月的生态风险可能是由于喹诺酮类抗生素赋存水平较高导致.藻类对氧氟沙星等喹诺酮类抗生素的胁迫较敏感, PNEC值较低[7], 使得喹诺酮类成为重要的生态风险因子.廖杰等[39]的研究同样发现喹诺酮类抗生素是厦门市莲花水库的主要风险因子.在欧洲, 氧氟沙星由于较高的生态风险已被筛选为地表水环境中需优先关注的抗生素[40].我国需进一步加强对喹诺酮类抗生素生态风险的关注.除了对水生生物的毒性风险, 抗生素在水环境中的残留还可能对微生物群落产生胁迫, 促使细菌对抗生素产生抗性基因.抗性基因的产生可能对人类健康产生潜在威胁, 也是今后需要关注的抗生素生态风险[2].

图 4 太湖抗生素对藻类、无脊椎动物和鱼类的RQ值 Fig. 4 RQ values of antibiotics for algae, invertebrate, and fish in Taihu Lake

3 结论

(1) 全年太湖水体中不同程度地检出18种抗生素, 磺胺类抗生素检出率最高, 其中, 磺胺间甲氧嘧啶的检出率达到80%; 喹诺酮类抗生素检出浓度较高, 其中, 环丙沙星的平均浓度和中位浓度分别为13.0 ng ·L-1和13.5 ng ·L-1.

(2) 太湖抗生素污染具有明显的月际差异, 6~10月抗生素浓度水平较低, 2~5月和11月检出浓度较高; 磺胺类抗生素在全年均有较高的检出比例, 喹诺酮类抗生素在3~5月检出浓度最高.太湖水体抗生素在各点位间的分布较均一, 空间差异小; 其中, 竺山湖心水体中抗生素赋存水平高于其他监测点位.

(3) 全年太湖抗生素对藻类的中高风险比例达57.5%, 其中4月和11月的生态风险较严重, 喹诺酮类抗生素可能是主要风险因子.

参考文献
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