2019, Vol. 40
2. 北京师范大学水科学研究院, 北京 100875
2. College of Water Sciences, Beijing Normal University, Beijing 100875, China
新型污染物是指已存在, 但尚无或缺少相关环保法律法规予以规定的、危害人类生活和生态环境的污染物[1].新型污染物包括药物、个人护理产品、消毒副产物、表面活性剂、增塑剂和工业添加剂等化合物及其降解产物[2].曲马多(tramadol, TRA)和芬太尼(fentanyl, FEN)是临床上常用的镇痛药, 近年来被认定为新型污染物.因具有一定的成瘾性, 其滥用问题引起了社会的广泛关注[3, 4].在我国, TRA和FEN均已被列为管制类精神药品, 并受到禁毒和药监等部门的严格管控[5, 6].
TRA进入人体后, 每剂量单位约有15%以原药形式随尿液排出体外[7].而FEN经人体代谢后, 每计量单位约有1.6%以原药形式随尿液排出[8, 9].未完全代谢的TRA和FEN随尿液排出后, 通过生活污水管网汇入污水处理厂.经污水厂处理后, 未被去除的原药随出水被排入自然水体.因此, 污水处理厂排放是自然水体中TRA和FEN的最主要来源之一[10].与此同时, 据2016年中国国家药物监测滥用年度报告显示, TRA滥用量和滥用比例均居于医疗药品滥用的前五位[11]; 据联合国毒品与犯罪办公室(United Nations Office on Drugs and Crime)估计, 在过去5年间, 超过12种FEN及其衍生物进入毒品市场[12].由于其具有较高的生物活性, 相关研究表明TRA和FEN进入水体后会对水生生物的行为产生影响并具有一定毒性[13, 14].TRA和FEN的使用不仅造成了环境污染, 也给水生生物和人体健康带来潜在威胁.
针对TRA和FEN使用带来的环境问题和社会问题, 对环境介质中TRA和FEN进行定性定量分析, 并估算其使用量对于毒品管控和健康风险评价具有重要意义.然而, 诸如社会流行病学调查等传统方法不能准确、客观地估算TRA和FEN的使用量.近年来, 污水流行病学方法(wastewater-based epidemiology, WBE)被提出, 并用于估算毒品的使用量[15].其原理是通过测定污水处理厂进水中毒品及其代谢物浓度, 通过污水厂日处理量、服务区人口及毒品排泄率等参数, 估算污水厂服务区域内的毒品使用量[16].该方法所得数据更为客观, 具有成本低廉、时效性高、便于不同区域横向比较等优点.且已在传统毒品使用量估算方面发挥了巨大作用[17~21].过去十年, 污水流行病学已经应用到了很多国家和地区.加拿大的一项研究监测了污水厂进出水中一系列物质包括曲马多和芬太尼的浓度, 其中芬太尼没有检测到, 曲马多的去除率为11%[22]; 在澳大利亚进行了一项为期4 a的污水监测, 对包括芬太尼在内的一系列精神活性物质的变化趋势进行了研究, 发现其浓度逐年上升, 与滥用量增加的报道一致[23]; 此外, 德国的污水中也检测到了较高浓度的曲马多及其代谢物[24].然而, 适用于我国污水中TRA和FEN的分析方法及其污水流行病学的相关研究仍然十分匮乏, 甚至处于空白阶段.
因此, 本研究在前人工作的基础上, 建立了适用于我国生活污水中TRA和FEN的高选择、高灵敏度SPE-LC-MS/MS分析测定方法.首次对北京市生活污水中TRA和FEN的浓度水平进行测定, 初步探索了北京市生活污水中TRA和FEN的时空分布特征, 并基于污水流行病学方法对其使用进行评估.此外, 本研究还对比了不同污水处理工艺对TRA去除效果的影响, 以期为今后开展TRA和FEN的污水流行病学研究及健康风险评价奠定了基础.
1 材料与方法 1.1 材料TRA (CAS: 36282-47-0)和FEN(CAS:437-38-7)标准品, 及其氘代同系物TRA-D3(Alternate CAS: 27203-92-5), FEN-D5(CAS: 118357-29-2)均购于美国Cerilliant公司.甲酸和甲酸铵(HPLC级)购置于德国CNW公司.甲醇(HPLC级)购置于美国赛默飞公司.盐酸(AR)和氨水(AR)购置于北京化工.
主要仪器和耗材：超高效液相色谱-串联质谱联用仪(色谱仪：日本岛津UFLCXR-LC, 串联质谱仪：美国AB Sciex API-4000), 12位固相萃取装置(德国CNW公司), Oasis MCX固相萃取柱(60 mg 3 mL, 美国Waters公司)等.
1.2 污水样品采集北京市中心区域是东城区、西城区、宣武区和崇文区, 这些区域不存在大型污水厂, 所以选取了围绕该中心的5个区域(海淀区、朝阳区、石景山区、丰台区和大兴区)内的污水厂进行采样.一共采集了北京市23家污水处理厂(编号为BJ-1~BJ-23).其中, BJ-1、BJ-2、BJ-3、BJ-5、BJ-16、BJ-22和BJ-23服务区为北京近郊区域, 其余污水厂服务区为中心城区.在14家污水处理厂同时采集了进水和出水样品, 另在9家污水厂仅采集了进水样品.此外, 选取其中8个污水厂在2016年进行了两个季度的采样, 分别在8月(夏季)和12月(冬季).每个污水厂的采样时间至少是4d(一般包括2个工作日和2个非工作日), 通过自动采样器采集24 h等间隔混合水样.污水厂基本信息如表 1所示.
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表 1 23家污水处理厂的基本信息 Table 1 Essential information for the 23 studied WWTPs |
采集过程中, 自动采样器被设置成每小时采集100 mL的进水(或出水)水样, 24 h内采集的水样混合后形成最终的样品.混合后加入盐酸调pH至2, 再放入-20℃下冷冻保存.使用冰盒和保温箱在冷冻状态下把样品运回实验室.
1.3 LC-MS/MS条件的优化采用液相色谱柱Phenomenex Gemini C18柱(100 mm×2 mm, 3 μm), 优化流动相pH值和所含盐类、洗脱梯度等条件, 以获得目标物的理想峰型和高分离度.
根据待测物的性质选择离子源和离子化模式.根据目标物及其氘代化合物的分子量设置扫描的荷质比m/z范围, 寻找目标物母离子.自动优化去簇电压(DP)得到最大母离子响应.手动调节和优化碰撞能量(CE), 使母离子的强度为图谱中基峰强度的1/4~1/3, 得到最佳响应的子离子对.将丰度最大的离子对作为定量离子, 另一离子对作为定性离子.
1.4 样品前处理方法① 样品过滤: 50 mL污水样品使用玻璃纤维滤膜过滤; ② MCX柱活化:依次加入6 mL甲醇、4 mL超纯水和4 mL pH=2的超纯水, 流速为1~2 mL·min-1; ③添加内标:已过滤水样中添加100μL浓度为200 ng·mL-1的内标物, 静置3~5 min充分混匀; ④样品的加载:加载已添加混合内标的样品, 流速1~2 mL·min-1; ⑤干燥:真空泵持续抽气15~40 min直至SPE柱干燥; ⑥洗脱:依次用4 mL甲醇和4 mL氨水/甲醇溶液(5/100, 体积比)洗脱干燥的MCX柱, 流速1~2 mL·min-1; ⑦样品浓缩:使用缓和的氮气流吹干洗脱液; ⑧复溶:使用400μL甲醇水溶液(甲醇与水的体积比为1 :4)溶解干燥后的洗脱物; ⑨复溶液过滤: 0.22 μm离心过滤管过滤复溶后的样品, 滤液装入UPLC-MS/MS专用样品瓶, 4℃下保存, 以备上机测定.
1.5 去除率、负荷量、显著性差异计算污水厂对目标化合物的去除率可以通过公式(2)计算：
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(1) |
式中, cin表示目标化合物在进水中的浓度(ng·L-1), ceff表示目标化合物在出水中的浓度(ng·L-1).
污水厂所在服务区的该药物负荷[mg·(1 000 inh·d)-1]可以通过公式(2)计算：
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(2) |
式中, inh表示inhabitant(1 000 inh代表 1 000个居民), cin表示污水厂进水中该化合物的浓度(ng·L-1), Fin是污水厂每天的进水流量(L·d-1), POP表示population, 代表污水厂服务区人口.
污水厂所在服务区的该药物全年的使用量(mg)可以通过以下公式计算:
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(3) |
式中, Load表示该药物在该地区的负荷[mg·(1 000 inh·d)-1]; POP表示污水厂服务区人口; EXC表示excretion, 即排泄率(%).
使用SPSS对季节差异进行显著性差异分析.
1.6 质量控制本文所建立的分析方法使用已报道研究中所述的质控流程进行验证[25, 26].分别向pH=2的超纯水中加入3种浓度(10、50和100 ng·L-1)的目标化合物来检测方法的回收率.向含目标化合物浓度较低的污水厂进水样品中加入不同浓度(10、50和100 ng·L-1)的目标化合物来检测基质效应的影响, 通过加标和未加标样品的浓度差异来反映基质效应.
按照ICH的规定, 仪器检出限(ILOD)和定量限(ILOQ)分别以3倍信噪比(3S/N)和10倍信噪比(10S/N)确定.配置0.01、0.05、0.1和0.5 ng·mL-1的低浓度混合标准样品上机测定.方法检出限(MLOD)和定量限(MLOQ)通过以下公式计算得到:
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(4) |
式中, 400μL为上机浓缩液的体积, 50 mL为SPE前处理所取污水样的体积.
2 结果与讨论 2.1 分析方法的优化与质控通过对流动相pH值、含盐种类和洗脱梯度等条件的优化, 得出最优流动相为：含0.12%(体积比)甲酸的15mmol·L-1的甲酸铵超纯水溶液(流动相A); 甲醇(流动相B).最优洗脱梯度, 0~3.0 min:5% B; 3.0~5.0min:30% B; 5.0~9.5 min:80% B; 9.5~14.0 min:5% B.流速为0.3 mL·min-1, 柱温箱温度为35℃, 进样量为5μL.优化后的色谱条件对目标分析物具有较好的分离效果, 如图 1所示.
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图 1 曲马多、芬太尼的C18-UPLC-MS/MS色谱图 Fig. 1 C18-UPLC-MS/MS chromatograms of TRA and FEN |
本研究采用多反应监控模式(MRM)对所有目标化合物进行检测.离子源为电喷雾离子源(ESI), 离子源电压(IS)为3 500 V, 离子源温度(TEM)为550℃, 离子化模式为ESI(+).碰撞池气压(CAD)为10 psi(69 kPa), 气帘气压力(CUR)为20 psi(138 kPa), 干燥气(GSI)与辅助(GSII)压力均为40 psi(276 kPa).每种目标化合物及其相应内标的母离子、定量离子、定性离子的核质比(m/z)、去簇电压(DP)、碰撞电压(CE)和保留时间(RT)等质谱参数均列于表 2中.
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表 2 目标物UPLC-MS/MS的质谱参数 Table 2 Mass spectrometric parameters of C18-UPLC-MS/MS |
回收率和基质效应的结果见表 3.回收率和基质效应均处于80%~120%之间, 仪器、方法精密度的日间和日内RSD均小于2.5%, 表明仪器的稳定性和实验方法的可重复性均符合要求.每11个样品在前处理的同时加入一个流程空白样(pH=2的超纯水), 经过相同的前处理步骤, 空白样中目标化合物的浓度均低于检出限.此外, 在研究使用的测试梯度下, 两种化合物在浓度为0.05 ng·mL-1时信噪比均为3倍、在浓度为0.1 ng·mL-1时信噪比均为10倍, 所以确定TRA和FEN的检出限和定量限为0.05 ng·mL-1和0.1 ng·mL-1.仪器、方法精密度的日间和日内RSD均小于2.5%, 表明仪器的稳定性和实验方法的可重复性均符合要求.
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表 3 SPE-C18-UPLC-MS/MS优化方法的回收率和基质效应 Table 3 Recoveries and matrix effects in SPE-C18-UPLC-MS/MS |
相比以往的研究, 本研究建立的方法进一步降低了目标化合物的检出限和定量限, 同时保证了回收率和基质效应也在合理的范围内.此外, 该方法显著减少了水样的使用量(该方法为50 mL, 以往的方法通常在100 mL以上)、缩短了LC-MS/MS的测定时间(该方法为14 min, 以往的方法通常在20 min以上).从而可以获得更好的实验结果并有效地节约实验资源.
2.2 进水中TRA和FEN的浓度水平曲马多在北京市23个污水厂进水样品中均被检出, 其浓度的范围在(10.2±8.7)~(175.3±59.7)ng·L-1之间, 平均浓度为(62.3±16.6)ng·L-1.较高的检出率说明曲马多在北京市被广泛使用; 而芬太尼检出率较低, 仅在部分水厂的进水中被检出, 浓度分别为(0.2±0.1)ng·L-1 (BJ-1)、(0.5±0.2)ng·L-1(BJ-7)、(1.6±0.2)ng·L-1(BJ-11)和(1.2±0.4)ng·L-1(BJ-22).各水厂进水中TRA和FEN浓度水平如表 4所示.
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表 4 曲马多和芬太尼在23家污水厂进水中的浓度 Table 4 Measured influent concentrations of TRA and FEN at the 23 sampled WWTPs |
进水中曲马多浓度高于100 ng·L-1的污水厂共有5个, 分别为：BJ-12[(175.3±59.7)ng·L-1, 丰台区]、BJ-13[(151.4±87.7)ng·L-1, 丰台区]、BJ-4[(109.4±9.1)ng·L-1, 丰台区]、BJ-20[(108.8±46.1)ng·L-1, 朝阳区]和BJ-18[(104.7±20.6) ng·L-1, 丰台区], 其中4家污水厂位于丰台区.其它区域进水浓度最高的污水厂为：BJ-7[(60.2±4.5)ng·L-1, 海淀区]、BJ-3[(29.2±4.2)ng·L-1, 石景山区]和BJ-2[(25.0±0.3)ng·L-1, 大兴区].说明丰台区生活污水中曲马多的浓度要高于其它区域.
23家污水处理厂的进水样品中曲马多的平均浓度是(62.34±16.6)ng·L-1.而其它国家在污水中检测到的曲马多浓度为：加拿大88 ng·L-1[22]; 德国1 000 ng·L-1[24]; 英国2 758.7 ng·L-1[27]; 斯洛伐克1 560 ng·L-1[28].相比之下, 北京市生活污水检出的曲马多浓度在世界范围内处在较低的水平, 曲马多的污染程度较低.
芬太尼在进水中检出率及其浓度水平远低于曲马多, 造成这一结果的原因主要有两个：①芬太尼的处方量(每1 kg体重使用0.002 mg芬太尼[29])远低于曲马多(一剂量约为50 mg[30]); ②人体对芬太尼原药的排泄率(约为1.6%[8, 9])较低, 仅为曲马多(约为15%[7])的十分之一.
2.3 出水中的浓度和去除率芬太尼在所有出水样品中均无检出, 而曲马多在出水样品中检出率较高, 其浓度范围在0~86.6 ng·L-1之间.由图 2可知, 经污水厂处理后, 曲马多的去除率在10.8%~100%之间.通过比较不同去除工艺下的去除率发现, 膜生物反应器(MBR)、序批式活性污泥法(SBR)和氧化沟法这3种处理工艺对曲马多的去除效果明显, 去除率均在80%以上.而传统活性污泥法对曲马多的去除效果较差, 平均去除率仅为11.6%±0.8%, 显著低于其它处理工艺(P < 0.05).说明不同污水处理工艺对曲马多的去除率有较大影响, 传统活性污泥法污水处理工艺不能有效去除曲马多.污水处理厂对污染物的去除效率, 往往会因为温度、污染物浓度、水力停留时间和运行管理状况等因素产生差异.而不同工艺对曲马多的去除率的差异主要体现在传统活性污泥法对曲马多的去除率显著低于其它工艺.在去除有机物的效果上, 有研究表明新技术对污水中微量有机污染物的去除效果明显好于传统技术[31].这意味着, 在使用传统活性污泥法作为主体工艺的污水厂中, 大量曲马多会随出水被排入地表水体, 给水环境及水生生物带来了潜在危害.
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图 2 曲马多在北京14家污水厂中的去除率 Fig. 2 Apparent removal rates of TRA at 14 WWTPs in Beijing |
北京市污水厂进水中曲马多负荷水平由公式(2)计算得出, 其负荷范围在3.9(BJ-23)~49.4 mg·(1000 inh·d)-1(BJ-19)之间(如图 3所示, 红色/蓝色表示服务区在中心城区/郊区的污水厂).负荷水平高于40 mg·(1000 inh·d)-1的污水厂共有4家, 分别为：BJ-19[49.4 mg·(1000 inh·d)-1, 海淀区]、BJ-12[48.7 mg·(1000 inh·d)-1, 丰台区]、BJ-13[42.1 mg·(1000 inh·d)-1, 丰台区]和BJ-4[43.76 mg·(1000 inh·d)-1, 丰台区], 且其服务区均为北京市的中心城区.负荷水平低于10 mg·(1000 inh·d)-1的污水厂为：BJ-1、BJ-2、BJ-3、BJ-16、BJ-18、BJ-21、BJ-22和BJ-23, 除了BJ-21以外, 其余污水厂服务区均为市郊.其余污水厂的负荷水平介于二者之间.比较北京市中心城区和市郊污水厂进水中曲马多负荷水平, 中心城区的负荷水平显著高于市郊的负荷水平(P < 0.05), 这一结果说明北京市中心城区曲马多的使用量显著高于市郊的使用量.由于曲马多是临床上常用的镇痛药, 故医疗废水的排放是污水厂进水中曲马多的主要来源.而北京市的主要医院均分布在中心城区, 因此导致中心城区污水厂曲马多负荷显著高于市郊.
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图 3 北京23家污水处理厂进水中的曲马多负荷 Fig. 3 Loads of tramadol in influent wastewaters of 23 wastewater treatment plants in Beijing |
北京市不同区域的平均负荷水平分别为：大兴区9.1 mg·(1000 inh·d)-1、石景山区10.4 mg·(1000 inh·d)-1、丰台区32.8 mg·(1000 inh·d)-1、海淀区22.5 mg·(1000 inh·d)-1和朝阳区17.5 mg·(1000 inh·d)-1.北京市大兴区常住人口约为156.2万人、石景山区约为65.2万人、丰台区约为232.4万人、海淀区约为369.4万人和朝阳区约为395.5万人.基于曲马多的排泄率(15%), 应用公式(3)对北京市不同区域全年曲马多的使用量进行估算, 其年使用量分别为：海淀区202.5 kg、丰台区181.2 kg、朝阳区152.7 kg、大兴区34.7 kg和石景山区16.6 kg.
根据北京各区域人口和平均负荷水平, 得到北京市污水厂进水中曲马多负荷的人口加权均值为(19.8±3.4) mg·(1000 inh·d)-1.这一负荷水平远低于英国1068 mg·(1000 inh·d)-1[27]、斯洛伐克409 mg·(1000 inh·d)-1[28]等国家, 高于加拿大1.5 mg·(1000 inh·d)-1[23]的负荷水平.这一结果说明北京市曲马多的负荷量在国际上处于较低水平.在大多数国家, 曲马多都作为一种处方药在进行管理; 在某些国家, 曲马多甚至是非处方药, 宽松的管理方式导致了曲马多的大量使用.在国外的很多国家, 曲马多的使用量逐年增长, 也开始衍生越来越多非医疗用途的滥用.由于曲马多具有一定的成瘾性和危害性, 曲马多已经成为了一种非法毒品[3].中国在2008年1月1日将曲马多列为精神药品进行管理, 是世界上唯一采取这样的管理措施的国家[5].更强的管制导致中国的曲马多的负荷低于其它国家, 这与本文的研究结果相符.
目前, 因芬太尼及其衍生物导致的中毒死亡主要发生在流行滥用此类物质的西方国家, 同时北京市也存在芬太尼滥用的案例.在美国, 2013年以来, 因滥用芬太尼类的死亡人数超过5 000例; 在加拿大, 2009~2014年已确定因滥用芬太尼类的死亡人数为655例, 此外, 一些非洲国家如阿尔及利亚和摩洛哥也发现因滥用芬太尼类导致的死亡报道[12].而国外污水中监测到的芬太尼浓度却很低, 这也印证了2.2节中对北京市生活污水中芬太尼浓度水平较低的原因分析.
2.5 北京市TRA使用的季节变化基于2.2节中所述结果, 于2016年8月和11月对北京市8家典型污水处理厂(进水TRA浓度水平、日处理量和服务人口均较高)进行样品采集, 并测定其中TRA浓度水平, 用以评价北京市曲马多使用的季节差异.结果如图 4所示, 夏季曲马多的浓度范围为(29.8±8.6)~(175.3±59.7) ng·L-1, 冬季的浓度范围为(13.8±12.7)~(106.2±4.4) ng·L-1.比较夏冬两季进水曲马多浓度, 结果显示各污水厂夏季曲马多的浓度水平均显著高于冬季(P < 0.05).这一结果说明北京市曲马多的使用具有显著的季节性差异.
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图 4 北京8家污水处理厂进水中曲马多浓度的季节差异 Fig. 4 Seasonal differences in tramadol concentrations in the influent wastewaters of eight WWTPs in Beijing |
(1) 本研究建立了污水中TRA、FEN的前处理及LC-MS/MS分析测定方法.该方法具分离效果好、灵敏度高等优点, 可用于实际污水样品中TRA、FEN的分析测定.
(2) 通过对北京市23家污水厂进出水样品分析, 研究了北京市生活污水中TRA、FEN的浓度水平, TRA检出率较高, 其浓度范围在(10.2±8.7)~(175.3±59.7)ng·L-1之间, 而FEN检出率较低.传统活性污泥工艺对TRA的去除效果较差, 而其他工艺均能有效去除TRA.
(3) 北京市生活污水中TRA的负荷水平存在显著的区域差异, 即中心城区显著高于市郊.基于污水流行病学方法对北京市TRA的使用进行估算, 海淀区TRA的年使用量最高, 约为202.5 kg.北京市TRA的使用存在显著的季节性差异, 即夏季使用量显著高于冬季.
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