2021, Vol. 42
2. 生态环境部南京环境科学研究所, 南京 210042
, FAN De-ling2 , GU Wen2 , WANG Zhen2
, LIANG Meng-yuan2 , LIU Ji-ning2 , ZHANG Zhi1
2. Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing 210042, China
联合国环境规划署(United Nations Environment Programme, UNEP)指出: 被设计为在人类或动物体内降解非常缓慢甚至完全不降解的药物通过人体或者动物体进入环境后被称为环境持久性药物污染物(environmentally persistent pharmaceutical pollutants, EPPPs).EPPPs是新污染物(emerging contaminants, ECs)的重要组成部分, 由2014年国际化学品管理战略(Strategic Approach to International Chemicals Management, SAICM)会议正式提出, EPPPs包含所有人用的如抗生素、消炎止痛药、精神类药、降压药、其他药物以及兽用药物[1, 2].EPPPs在人体内的平均代谢率为30%, 大部分的药物会以原型排泄出体外[3].动物对药物的代谢率则差别较大, 代谢率在10%~90%之间[4].人用及兽用药物通过生命体代谢、排泄、污水处理厂以及废弃药物丢弃等途径直接或间接进入到环境介质中[5], 持续性的使用药物导致EPPPs在环境中呈现“假持久性”特征[6].很多国家和地区的环境介质中都普遍检测到EPPPs的赋存, 美国139条河流中检测到了24种药物污染物[7], 北苏格兰地区的地表水中检测到了12种人用药物[8], 德国地表水中检出了多种抗生素的存在[9].我国地表水中也普遍检测到了药物污染物的存在, 孟迪等[10]对天津地区的EPPPs环境赋存进行了报道, 22种药物中除了吉他霉素检出率为80%外, 其他21种药物检出率均达到了100%, 饮用水源地中也有19种药物检测率达到了100%; 长江[11, 12]、珠江[13, 14]以及北方黄河、海河、辽河[15]中均检出抗生素、酸性药物以及其他类药物的广泛存在.
水环境中的EPPPs一般浓度较低, 对水生生物的毒性通常表现为慢性毒性, 长期生活在含有低浓度药物的水生环境中, 生物可能会出现慢性中毒现象.抗生素对环境生物的慢性危害不容忽视, Sanderson等[16]对226种抗生素生态毒性的研究结果显示, 50%以上的抗生素对鱼类具有毒性, 20%的抗生素对藻类毒性较大, 16%的抗生素对大型溞具有极高毒性.水中的微生物也会在长期的药物环境中耐药性增强甚至获得遗传抗性[17].水体中不易溶解的药物易富集到脊椎动物和鱼类体内对其造成危害, 并通过食物链的生物富集作用最终进入人体[18].环境中的药物种类繁多, 多种药物及其代谢物会在水中产生复合效应, 目前虽没有确切的研究表明饮用水中的低浓度EPPPs可以直接对人体造成伤害, 但其长期、低浓度以及复合效应带来的风险不可忽视[19, 20].
江苏省是我国经济最发达的省份之一, 土地面积占长江三角洲地区总面积的48.7%, 经济总量位居全国第二[21, 22]. 2018年底常驻人口达到8 050.7万, 人口数量庞大, 密集型产业的占比偏高, 使得江苏省在经济实力稳步提升的同时也面临着严峻的环境问题, 对生态环境带来了挑战[23].江苏省内平原众多、水网复杂且水资源丰富, 地表水作为污染物重要的汇, 研究EPPPs的环境赋存状况及其环境风险很有必要.本研究使用快速液相色谱-四级杆静电场轨道阱高分辨质谱(UHPLC-QE)对江苏省1~4级河流中的45种EPPPs进行了测定, 对其在江苏省地表水中的环境赋存状况进行了分析并开展了初步的生态风险评估, 以期为江苏省水环境中EPPPs的研究提供数据支撑.
1 材料与方法 1.1 仪器与试剂快速液相色谱-四级杆静电场轨道阱高分辨质谱(UHPLC-QE, LC：Ultimate 3000, Thermo Fisher, USA; QE：Q Exactive Focus, Thermo Fisher, USA); 色谱柱(Poroshell 120 EC-C18 2.7 μm 2.1×75 mm Column, Agilent Technologies); 电子天平(Mettler XS205, Mettler Toledo, 瑞士); 氮吹仪(ANPEL, 安谱); 固相萃取装置(Visiprep 24TM DL, Waters, 美国); Oasis HLB固相萃取柱(5 mg, Waters, 美国).甲醇(色谱纯, Merck, 德国); 乙腈(色谱纯, Merck, 德国); 盐酸(分析纯, 国药); 氨水(25%, HPLC级, 阿拉丁); 超纯水(Milli-pore, 美国). 45种EPPPs标准品均购自百灵威公司, 具体物质信息见表 1.
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表 1 45种EPPPs的基本信息 Table 1 Basic information of 45 EPPPs |
1.2 样品采集
以江苏省为研究区域, 参考中国河湖大典(长江卷和淮河卷)[24, 25]的河流长度和湖泊面积等信息, 对江苏省面积大于50 km2的湖泊以及一、二、三、四级河流进行采样.一、二和三级河流每50 km布设一个采样点, 四级河流适当增大采样点之间间距, 河流支流、入江、入湖和入海口等均布设采样点.湖泊面积在50~100 km2之间设3个采样点, 面积在100~300 km2之间设5个采样点, 面积大于300 km2设7个采样点.于2019年12月对江苏省120个采样点的地表水进行了样品采集(表 2), 采样点分布见图 1.其中河流69个点位, 湖泊51个点位.每个采样点采集水面下100~150 cm处水样, 装入棕色玻璃瓶, 4℃保存, 分批运回实验室进行分析.
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表 2 采样点信息 Table 2 Sampling point information |
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图 1 江苏省采样点分布示意 Fig. 1 Location of sampling sites in Jiangsu Province |
所采水样预先用盐酸调节pH 2~7, 将1 000 mL水样经0.45 μm玻璃纤维膜过滤去除杂质, 过预先用甲醇活化过的Oasis HLB小柱进行固相萃取, 上样速度约为5 mL·min-1.上样后用10 mL超纯水对小柱进行淋洗并在真空下干燥20 min.用10 mL甲醇分两次洗脱, 洗脱液用氮吹至近干, 然后用甲醇溶解并定容至1 mL, 用UHPLC-QE分析.
1.4 样品测定UHPLC条件：色谱柱柱温40℃.正离子模式流动相：A为0.1%甲酸, D为乙腈; 负离子模式流动相：A为0.05%氨水, D为乙腈.流速为0.3 mL·min-1.进样体积为5 μL.
流动相梯度为：0 min, 90%A, 10%D; 0~2 min, 90%A, 10%D; 2~3 min, 70%A, 30%D; 3~6 min, 50%A, 50%D; 6~9 min, 40%A, 60%D; 9~15 min, 0%A, 100%D; 15~23 min, 0%A, 100%D; 23~23.5 min, 90%A, 10%D; 23.5~25 min, 90%A, 10%D.
质谱条件：电离方式为电喷雾离子源(ESI), 离子源温度为375℃, 离子喷雾电压为3 500 V, 鞘气为4.58 L·min-1, 辅助气为7.97 L·min-1, 反吹气为0, S-lens RF为50; 辅助气压：7.97 L·min-1, 喷雾气和碰撞气均为高纯氮气; 扫描方式采用数据依赖性扫描(data dependent scan), 正离子模式和负离子模式分别进样, 模式包含分辨率为70 000的一级全扫描和数据依赖的分辨率为17 500的二级扫描, 扫描范围为100~1 500 m/z, 一级扫描自动增益控制为1.0×106, 离子注入时间为100 ms; 数据依赖的二级扫描自动增益控制设为1.0×105, 最大离子注入时间设为100 ms, 隔离窗口设为3.0 m/z, 碰撞能量(NCE)设为30、40和50 eV, Loop count设为3, 动态排除设为10.0 s.
1.5 质量保证与质量控制(QA/QC)数据的准确性和可靠性由空白实验和回收率实验保证, 采样过程及实验过程均设置对照实验, 包括现场空白、程序空白、空白加标和基质加标, 以防止实验过程中的交叉污染及其他影响因素干扰, 定量分析采用外标法.现场空白：采样时将1 L超纯水置于棕色玻璃采样瓶中, 携带至取样现场, 采样时暴露于周围环境, 与实际水样一同运送至实验室, 测定其中目标EPPPs的浓度.程序空白：实验室分析前准备一定量的超纯水, 测定其中目标EPPPs的浓度.此外, 每点水样采集两份, 进行平行双样测定, 以保证实验测定的精密性.
1.6 生态风险评价为研究江苏地表水中EPPPs的环境风险, 采用欧盟商值法(risk quotient, RQ)对其进行评价[26], 计算公式如下, 即实际测定浓度(measured environmental concentration, MEC)和无效应浓度(predicted no effect concentration, PNEC)之间的比值.
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式中, MEC为EPPPs实测浓度, 选取最大实测值作为暴露评价的MEC[27], 单位ng·L-1; PNEC为水体中无效应浓度, 指不会对环境生物(藻类、无脊椎动物和鱼类)产生危害的药物浓度, 单位为ng·L-1.EPPPs的PNEC值从文献和数据库中查询获取, 部分药物未能查询到则通过ECOSAR 1.11软件进行估算得到该物质的EC50或LC50, 通过式(2)计算其PNEC, EC50、LC50和NOEC分别表示半数有效浓度、半数致死浓度和无观察效应浓度.AF为评价因子, 取欧盟水框架指令推荐值10~1 000[28].生态风险评估分为3个等级：低风险(0.01＜RQ＜0.1), 中等风险(0.1＜RQ＜1), 高风险(RQ＞1)[29].
2 结果与讨论 2.1 固相萃取小柱选择为了获得最佳的富集及净化效果, 选取C18柱(Sep-Pak C18)、HLB柱(Oasis HLB)和NH2柱(Bond Elut ENV NH2)固相萃取柱进行萃取. 45种目标EPPPs在C18柱、HLB柱和NH2柱中的回收率范围分别为11.00%~106.20%、51.98%~119.27%和0%~102.05%.氯霉素、环丙沙星、硝苯地平、萘普生、水杨酸和吐纳麝香在NH2柱中未能有效回收, 整体提取效果较差.C18柱和HLB柱对目标化合物的提取效果较好, 对所有化合物均有检出(图 2). C18柱中17种化合物(硝苯地平、阿替洛尔、丙酸氯倍他索、依曲替酯、吐纳麝香、三氯生、水杨酸、美法仑、盐酸四环素、磺胺醋酰、二氟尼柳、诺氟沙星、磺胺间甲氧嘧啶、磺胺二甲氧嗪、环丙沙星、丙酸氟替卡松和秋水仙碱)回收率在60.00%之下.硫唑嘌呤和磺胺对甲氧嘧啶在HLB柱中回收率分别为58.34%和56.13%, 其他化合物回收率均高于60%, 因此选择HLB固相萃取小柱处理实际环境样品.
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1.二氟尼柳, 2.萘普生, 3.舒林酸, 4.水杨酸, 5.酮洛芬, 6.依托度酸, 7.吲哚美辛, 8.氟他胺, 9.美法仑, 10.秋水仙碱, 11.依托泊苷, 12.醋酸甲地孕酮, 13.醋酸甲羟孕酮, 14.卤倍他索丙酸酯, 15.丙酸氯倍他索, 16.丙酸氟替卡松, 17.依曲替酯, 18.洛伐他汀, 19.吉非罗齐, 20.硝苯地平, 21.阿替洛尔, 22.尼莫地平, 23.红霉素, 24.环丙沙星, 25.磺胺吡啶, 26.磺胺醋酰, 27.磺胺对甲氧嘧啶, 28.磺胺二甲氧嗪, 29.磺胺间甲氧嘧啶, 30.灰黄霉素, 31.克拉霉素, 32.利巴韦林, 33.氯霉素, 34.诺氟沙星, 35.盐酸四环素, 36.卡马西平, 37.扑米酮, 38.氟哌啶醇, 39.匹莫齐特, 40.硫唑嘌呤, 41.阿莫沙平, 42.奥美普林, 43.华法林, 44.苯妥英, 45.咖啡酸 图 2 固相萃取小柱回收率结果 Fig. 2 Recovery test of 45 EPPPs |
用UHPLC-QE对目标药物进行分析, 目标污染物的正负离子模式、检测限和定量限见表 3.
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表 3 45种EPPPs的正负离子模式、检出限和定量限/μg·L-1 Table 3 Positive and negative modes, limits of detection and limits of quantification for 45 EPPPs/μg·L-1 |
空白加标和基质加标浓度为2、10和100 ng·L-1, 所有样品平行测定3次.现场空白和程序空白中均未检出目标污染物, 说明采样和实验室操作过程中没有污染或者污染极小; 空白加标的回收率和相对标准偏差分别为56.13%~119.02%和3.22%~31.87%, 基质加标回收率和相对标准偏差分别为49.09%~107.18%和2.78%~35.15%.
2.3 江苏省地表水中EPPPs检出率45种目标EPPPs中, 吉非罗齐、洛伐他汀、依曲替酯和扑米酮的检出率为100%, 咖啡酸检出率均为99.17%, 阿替洛尔、依托度酸和尼莫地平检出率分别为98.33%、97.50%和96.67%, 表明这几种药物在江苏各地使用较为普遍.水杨酸(75.00%)、硫唑嘌呤(73.33%)、依托泊苷(67.50%)、苯妥英(65.00%)、美法仑(59.17%)、丙酸氯倍他索(53.33%)和萘普生(48.33%)也有较大水平的检出.硝苯地平和酮洛芬检出率为25.00%, 在部分样品中有一定的检出.
其余28种EPPPs检出率低于15%.其中, 二氟尼柳和红霉素检出率分别为11.67%和12.50%; 15种EPPPs(醋酸甲羟孕酮、环丙沙星、磺胺对甲氧嘧啶、磺胺醋酰、盐酸四环素、氯霉素、氟哌啶醇、克拉霉素和阿莫沙平、醋酸甲地孕酮、磺胺吡啶、奥美普林、卡马西平、吲哚美辛和利巴韦林)检出率低于10%; 11种EPPPs(丙酸氟替卡松、氟他胺、华法林、磺胺二甲氧嗪、磺胺间甲氧嘧啶、灰黄霉素、卤倍他索丙酸酯、诺氟沙星、匹莫齐特、秋水仙碱和舒林酸)在江苏省120个采样点中均未检出.利巴韦林检出率为10%, 检出最大值为1 288.549 ng·L-1, 位于苏州市苏州工业园区北侧的阳澄湖东湖(ych6).其余11个采样点浓度范围为6.81~17.46 ng·L-1, 浓度均值11.57 ng·L-1, 环境赋存水平较低.利巴韦林是一种广谱性人用抗病毒药物, 对多种病毒有抑制作用.长期使用会造成动物中毒、药物残留甚至使病毒产生变异[30, 31].由于其价格低廉, 曾广泛应用于畜牧及水产养殖业, 2005年农业部发布的560号公告[32]正式废止了利巴韦林兽用.阳澄湖水产养殖业发达, 石鸿韬等[33]于2019年的调查显示, 阳澄湖225户大闸蟹养殖户集中分布于阳澄湖东湖, 阳澄湖可能存在利巴韦林非法用于水产养殖的情况.
二氟尼柳在骆马湖有3个采样点检出(骆马湖采样点数5个), 检出水平2.342~3.179 ng·L-1.二氟尼柳是一种新型非甾体抗炎镇痛药, 是阿司匹林很好的替代品, 生产成本较高, 不利于大规模工业化生产造成使用量较少[34].骆马湖水体中二氟尼柳来源主要为上游的中运河、沂河与其所在宿迁和新沂二市人口用药, 进入骆马湖的药物会经过上游河水的稀释, 因此浓度较低.
红霉素检出的15个采样点除高邮湖外分布较为分散, 其在高邮湖5个采样点中有4个检出, 检出水平约在1 ng·L-1.红霉素的lgKOW为3.06, 具有较强的憎水性, 研究表明水体残留抗生素75%分布在沉积物中[35], 因此水中抗生素浓度较低.高邮湖相通水系较少, 东岸宽约几十米的堤坝外为京杭大运河, 主要污染物来源于上游水系及东岸京杭大运河以东的城镇及农村生活区域, 京杭大运河河水冲刷稀释会减少进入高邮湖中红霉素的量.
2.4 江苏省EPPPs空间分布特征江苏省位于长江三角洲地区, 境内有长江、淮河、太湖和沂沭泗这4大流域, 京杭大运河从北到南贯穿而过, 河湖相连, 水网纵横, 过境水量极多.用Arcgis 10.2软件的普通克里金方法对检出率大于25%的17种EPPPs进行数据处理, 得到EPPPs在江苏省的浓度空间分布.
由图 3可知, 江苏省EPPPs浓度水平以京杭大运河、废黄河为中线, 两侧地区EPPPs浓度水平由高向低分布.京杭运河全线和废黄河西段(与京杭运河相交汇)地区EPPPs浓度水平基本都达到396.99~513.53 ng·L-1, 废黄河东段污染水平为334.90~396.99 ng·L-1.浓度最高区间513.53~1 142.79 ng·L-1除了废黄河个别地区与阳澄湖中心、邵伯湖中部以及洪泽湖北部外, 主要分布于京杭运河微山湖以南(江苏省北端)部分.京杭运河北端浓度水平较高的原因可能是, 微山湖以北的京杭运河水量小和水力联系较差, 河体中的EPPPs扩散很慢, 造成与之衔接的江苏省北端京杭运河段浓度较高.南京、连云港大部分地区、徐州、淮安、盐城、南通和苏州部分地区浓度区间为72.48~189.01 ng·L-1.南京和淮安西侧为流经安徽省滁州市和马鞍山市的长江和淮河水系. 1978年以来, 安徽江苏两省在经济上的差距越来越大, 安徽省的地区生产总值远远落后于江苏省[36]; 通过文献[37]和两省市统计年鉴可知, 滁州市和马鞍山市人口数量及经济水平均低于南京和淮安两市, 水体中EPPPs浓度相对较小, 可能造成南京和淮安西侧地区EPPPs浓度较低; 连云港、盐城和南通作为江苏省的沿海城市与黄海紧密相连, 海岸线总长954 km, 水体中的EPPPs随着河流进入黄海达到稀释作用; 苏州市部分地区浓度较低则为长江入海稀释导致.浓度在189.01~251.11 ng·L-1和301.82~334.9 ng·L-1两个区间的EPPPs在江苏省13个市都有分布, 沿海3市(连云港、盐城和南通市)和南京市分布较多.
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图 3 地表水中EPPPs空间分布特征 Fig. 3 Spatial distribution characteristics of EPPPs in surface water |
检出率大于25%的17种EPPPs包括5种降压降血脂药物、4种非甾体抗炎药、3种抗肿瘤药物、2种抗癫痫药物和3种其他药物. 17种EPPPs在全省各采样点的累计浓度在72.48~1 142.79 ng·L-1之间, 浓度均值为345.20 ng·L-1.
用17种EPPPs在江苏省13个市的总浓度均值做环境浓度如图 4.结果表明, EPPPs在江苏省总浓度水平大致呈现苏北和苏南地区高于苏中地区的分布特征.苏北5市(徐州、连云港、淮安、盐城和宿迁)中连云港市浓度最低为184.18 ng·L-1.连云港市总人口452万人, 在江苏各市中总人口最少, 表明环境中EPPPs浓度与人类生活密切相关, 人类在EPPPs使用过程中未利用的部分以本体或者代谢产物经市政污水或者其他途径持续进入环境, 是EPPPs存在的主要原因之一, 其环境浓度水平与人口数量呈正相关.
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图 4 主要EPPPs在江苏省各市的浓度分布特征 Fig. 4 Concentration and distribution of main EPPPs in Jiangsu Province |
苏中(南通、扬州和泰州)地区的扬州市EPPPs浓度水平全省最高.扬州市的主要采样点为高邮湖、邵伯湖全部采样点及京杭运河4个采样点(jhyh10、jhyh11、jhyh12和jhyh13).高邮湖、邵伯湖面积之和为江苏省第三大湖泊, 是淮水入长江的主要通道, 同时更是重要的淡水渔业基地, 大闸蟹、青虾、龙虾、鲫鱼和鳊鱼等产量丰富[38]; 扬州市航运发达, 市内有长江岸线80.5 km, 京杭运河纵穿腹地汇入长江, 同时拥有国家一类对外开放港口扬州港.人类、渔业的药物使用及航运排污可能成为扬州市EPPPs检出水平高于其他市的主要原因.
对江苏省13个市的药物检出浓度进行对比生成各市浓度丰度, 结果如图 5.结果显示, 降压降血脂药在江苏省13个市地表水中浓度分布较为均衡, 苏南地区除南京外整体浓度较苏北、苏中稍低.抗肿瘤药物和其他类药物则分布较为均衡, 各市差别不大.非甾体抗炎药在苏中地区地表水中的浓度高于苏南和苏北地区, 盐城和南京分别位于苏南和苏北与苏中的过渡地区, 水系相通, 所以浓度差别较小.抗癫痫药物在苏中地区地表水中浓度最低, 而苏北和苏南地区则高很多, 苏北的连云港和苏中的扬州与整体分布情况相反.
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图 5 主要EPPPs在江苏省各市的丰度分布特征 Fig. 5 Proportion and distribution of main EPPPs in Jiangsu Province |
抗癫痫药苯妥英和扑米酮浓度范围为1.61~757.91 ng·L-1, 只有极个别采样点浓度水平较高.硫唑嘌呤在90%采样点的检出水平小于10 ng·L-1, 丙酸氯倍他索仅有一个采样点检出浓度高于10 ng·L-1.抗角质化药物依曲替酯在江苏省的浓度均值为16 ng·L-1.
5种降压降血脂类药物尼莫地平、阿替洛尔、硝苯地平、吉非罗齐和洛伐他汀总浓度范围为21.07~724.21 ng·L-1, 检出浓度大小顺序为吉非罗齐＞阿替洛尔＞洛伐他汀＞尼莫地平, 浓度均值分别为88.361、15.457、9.109和1.325 ng·L-1.硝苯地平、尼莫地平和阿替洛尔在所有采样点均远低于检出限.硝苯地平作为降糖、降压和降脂药使用广泛, 但其性质不稳定, 遇光易分解[39~41], 因此检出浓度水平较低; 从药物综合数据库(pharmaceutical database, PDB)查询药物在江苏省的销售量可知, 尼莫地平及阿替洛尔在江苏省用量较少, 因此在江苏省地表水中浓度分布水平较低.Dalahmeh等[42]报道了乌干达坎帕拉污水处理厂进出水的阿替洛尔范围为550~2 000 ng·L-1, 远高于本研究.Conley等[43]于2008年对美国地表水中的洛伐他汀进行检测, 浓度均值为18.3 ng·L-1, 是本研究中的2倍.
吉非罗齐在苏北、苏中和苏南浓度差异不大, 浓度范围为10.48~573.98 ng·L-1, 最大值573.98 ng·L-1位于苏州阳澄湖(ych6), 纪建飞等[44]对常州市某污水处理厂尾水及尾水受纳地表水中EPPPs进行研究发现, 吉非罗齐浓度范围为ND~0.38 ng·L-1和ND~1.10 ng·L-1, 远小于本研究.周颖等[45]对河南省地表水源中的吉非罗齐进行了检测, 其检出率和浓度水平都远低于本研究.Carmona等[46]在西班牙地表水中检测的吉非罗齐浓度范围为5~934 ng·L-1, 检出浓度最大值远高于本研究.
4种抗肿瘤药物咖啡酸、依托泊苷和美法仑总浓度范围1.76~4 872.23 ng·L-1.其中, 依托泊苷和美法仑检出浓度均小于10 ng·L-1.咖啡酸浓度范围为ND~602.83 ng·L-1, 浓度均值为62.60 ng·L-1, 在91%的采样点浓度均小于100 ng·L-1, 不同采样点变化较小; 检出浓度较高的点分别位于扬州邵伯湖(sbh1, 602.83 ng·L-1)、常州京杭运河(jhyh16, 192.78 ng·L-1)、徐州(jhyh2, 162.72 ng·L-1)和苏州太湖采样点(th10, 162.17 ng·L-1).咖啡酸及其衍生物在医药领域和食品保鲜储藏方面的应用是咖啡酸进入环境的主要来源[47]; 邵伯湖是典型的过水性湖泊, 是淮河入江的主要通道, 淮河中上游两岸众多的城市排放的污水可直接随着淮河流入邵伯湖; 同时邵伯湖养殖业的大规模发展、城乡经济发展排放的工业废水、农业生产等的应用成为邵伯湖中咖啡酸极为重要的来源[48].
4种非甾体抗炎药酮洛芬、水杨酸、萘普生和依托度酸总浓度范围25.78~426.56 ng·L-1, 检出浓度平均值分别为32.54、24.61、9.16和2.82 ng·L-1, 环境浓度赋存水平较低.Papageorgiou等[49]对希腊沃洛斯污水处理厂的检出浓度为27~2 820 ng·L-1, 其最低浓度与本研究较为接近.
酮洛芬在江苏省地表水中浓度范围为18.21~233.45 ng·L-1, 骆马湖中浓度范围6.84~124.30 ng·L-1, 远低于张芹等[50]报道的骆马湖85~438 ng·L-1, 这可能是因为地表水样品采集时间造成药物浓度水平的差异.朴海涛[51]对京杭运河全线及沿岸区域地表水中EPPPs做了研究, 其酮洛芬浓度夏季为5.28~55.6 ng·L-1和冬季为1.34~20.3 ng·L-1, 因其大部分采样点位于北方农村, 南北方用药差异、农村人口及用药量较小导致其检出水平远低于本研究.
2.6 生态风险评价欧洲药品管理局(European Medicines Agency, EMEA)在人用药品环境风险评估导则中指出[52], 药品环境浓度小于10 ng·L-1时无需进行风险评价, 超过10 ng·L-1则需要进行进一步的环境风险评估.水体中的药物长期积累对水生生态环境会造成不良后果.水环境中的EPPPs并不是单一存在于环境介质中, 而是多种微量共存, 相互共存的痕量药物污染物会对环境产生更复杂更强的危害效应[53, 54].目前, 关于EPPPs的环境生态风险评价多集中于单一药物, 对混合药物联合毒性的研究较少.本研究对单一EPPPs进行生态风险评价的同时利用简单叠加模型[55]计算17种目标EPPPs的联合毒性风险商(RQsum)：
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式中, RQsum为化合物联合毒性风险商, RQi为化合物i的RQ值, n为目标EPPPs的种类数.各EPPPs的EC50、EC50、NOEC或者PNEC直接从已有研究以及ECOTOX获取.风险评估同样分为3个等级：低风险(0.01＜RQ＜0.1), 中等风险(0.1＜RQ＜1), 高风险(RQ＞1). 17种EPPPs最敏感物种独立数据如表 4.
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表 4 17种EPPPs毒性数据1) Table 4 Toxicity data of 17 EPPPs |
根据已经检测的EPPPs浓度及获取到的毒性数据, 计算17种EPPPs药物在每个采样点的风险商值.以17个EPPPs名称为横坐标, 每个药物在江苏省所有采样点的RQs为数据做箱式图, 得到单一药物的RQ值如图 6. 17种EPPPs中10种药物的RQs＜0.01, 对水生生物无风险; 依托泊苷和依托度酸各有一个采样点0.01＜RQ＜0.02, 剩余采样点RQ均小于0.01, 基本无风险; 硫唑嘌呤和阿替洛尔分别有7%和27%的RQ为0.01~0.1, 其余均＜0.01; 洛伐他汀在所有采样点的RQ均位于0.01~0.1之间, 为低风险; 苯妥英56%的采样点无风险, 27%的采样点为低风险, 17%的采样点RQ为0.1~1, 呈现出中等风险, 低中风险地区主要分布于京杭运河、废黄河、太湖、洪泽湖、滆湖、骆马湖和邵伯湖, 长江则无风险; 吉非罗齐全部采样点RQ均大于0.1, 其中28%的RQ大于1, 对江苏省水环境表现为中到高风险.
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1.咖啡酸, 2.美法仑, 3.依托泊苷, 4.硝苯地平, 5.依托度酸, 6.尼莫地平, 7.吉非罗齐, 8.阿替洛尔, 9.丙酸氯倍他索, 10.洛伐他汀, 11.依曲替酯, 12.萘普生, 13.扑米酮, 14.硫唑嘌呤, 15.水杨酸, 16.苯妥英, 17.酮洛芬 图 6 17种EPPPs在120个采样点的RQ值 Fig. 6 RQ of 17 EPPPs at 120 sampling sites |
江苏省每个市的累积风险商箱式图见图 7.结果表明, EPPPs联合毒性风险商范围为0.13~5.77.南京、盐城和镇江RQsum均位于0.1~1区间, 为中风险.徐州、扬州、淮安、常州、连云港、苏州高风险地区占比分别为20%、21%、31%、33%、40%和43%, 南通和泰州的高风险地区占比较高, 分别为60%和83%.江苏省EPPPs整体对水生生物表现为中至高风险.
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图 7 江苏省各市累积RQ值 Fig. 7 Cumulative values of RQ for PPCPs in all cities of Jiangsu Province |
(1) 对江苏省45种EPPPs的检出结果显示, 江苏省地表水中共检出35种EPPPs, 其中15种检出率小于10%, 3种药物的检出率位于10%~15%之间, 剩余17种药物的检出率大于25%.
(2) 航运及生活污水排放在各大河流汇聚导致江苏省地表水中EPPPs分布以京杭运河、淮河、废黄河等河流沿岸地区浓度最高, 沿海地区及南京、淮安市与安徽省接壤的部分地区EPPPs浓度最低; 某些药物如吉非罗齐在渔业的非法使用导致高邮湖、邵伯湖和阳澄湖等渔业养殖湖泊EPPPs浓度较高.
(3) 对17种EPPPs进行生态风险评估结果表明, 大部分药物单一生态风险处于较低水平, 但联合毒性风险商还是有可能较高, 建议根据风险评估结果进一步开展优先排序清单的研究.
| [1] |
黄苑强, 陈钰, 秦雄, 等. 环境中残留药物的污染及其治理[J]. 广州化工, 2019, 47(4): 105-108, 153. Huang Y Q, Chen Y, Qin X, et al. Pollution and treatment of pharmaceutical residues in environment[J]. Guangzhou Chemical Industry, 2019, 47(4): 105-108, 153. |
| [2] | 郭敏, 刘济宁, 宋宁慧, 等. 欧盟环境持久性制药污染物(EPPP)的环境风险研究进展及对我国管理的借鉴[A]. 见: 2016中国环境科学学会学术年会论文集(第一卷)[C]. 海口: 中国环境科学学会, 2016. 666-669. |
| [3] | Le Fur C, Legeret B, de Sainte Claire P, et al. Liquid chromatography/electrospray ionization quadrupole time-of-flight mass spectrometry for the analysis of sulfaquinoxaline by products formed in water upon solar light irradiation[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2013, 27(6): 722-730. DOI:10.1002/rcm.6507 |
| [4] | 王钊. 药物活性物质在污水处理厂的分布与控制技术研究[D]. 邯郸: 河北工程大学, 2015. |
| [5] | Ochoa C, Eiros J M, Inglada L, et al. Assessment of antibiotic prescription in acute respiratory infections in adults[J]. Journal of Infection, 2000, 41(1): 73-83. DOI:10.1053/jinf.2000.0689 |
| [6] | Vieno N M, Tuhkanen T, Kronberg L. Seasonal variation in the occurrence of pharmaceuticals in effluents from a sewage treatment plant and in the recipient water[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(21): 8220-8226. |
| [7] | Kolpin D W, Furlong E T, Meyer M T, et al. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in U.S. streams, 1999-2000: a national reconnaissance[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(6): 1202-1211. |
| [8] | Nebot C, Gibb S W, Boyd K G. Quantification of human pharmaceuticals in water samples by high performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry[J]. Analytica Chimica Acta, 2007, 598(1): 87-94. DOI:10.1016/j.aca.2007.07.029 |
| [9] | Hirsch R, Ternes T A, Haberer K, et al. Determination of antibiotics in different water compartments via liquid chromatography-electrospray tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 1998, 815(2): 213-223. DOI:10.1016/S0021-9673(98)00335-5 |
| [10] |
孟迪, 汪贞, 古文, 等. 天津地区环境持久性药物污染物残留水平调查[J]. 生态与农村环境学报, 2019, 35(10): 1274-1281. Meng D, Wang Z, Gu W, et al. Investigation on the residual level of environmentally persistent pharmaceutical pollutants in Tianjin city[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2019, 35(10): 1274-1281. |
| [11] | Wu C X, Huang X L, Witter J D, et al. Occurrence of pharmaceuticals and personal care products and associated environmental risks in the central and lower Yangtze river, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 106: 19-26. DOI:10.1016/j.ecoenv.2014.04.029 |
| [12] | Chang X S, Meyer M T, Liu X Y, et al. Determination of antibiotics in sewage from hospitals, nursery and slaughter house, wastewater treatment plant and source water in Chongqing region of Three Gorge Reservoir in China[J]. Environmental Pollution, 2010, 158(5): 1444-1450. DOI:10.1016/j.envpol.2009.12.034 |
| [13] |
徐维海, 张干, 邹世春, 等. 香港维多利亚港和珠江广州河段水体中抗生素的含量特征及其季节变化[J]. 环境科学, 2006, 27(12): 2458-2462. Xu W H, Zhang G, Zou S C, et al. Occurrence and seasonal changes of antibiotics in the Victoria Harbour and the Pearl River, South China[J]. Environmental Science, 2006, 27(12): 2458-2462. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2006.12.016 |
| [14] | Peng X Z, Yu Y Y, Tang C M, et al. Occurrence of steroid estrogens, endocrine-disrupting phenols, and acid pharmaceutical residues in urban riverine water of the Pearl River Delta, South China[J]. Science of the Total Environment, 2008, 397(1-3): 158-166. DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.02.059 |
| [15] | Wang L, Ying G G, Zhao J L, et al. Occurrence and risk assessment of acidic pharmaceuticals in the Yellow River, Hai River and Liao River of North China[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(16): 3139-3147. DOI:10.1016/j.scitotenv.2010.04.047 |
| [16] | Sanderson H, Johnson D J, Reitsma T, et al. Ranking and prioritization of environmental risks of pharmaceuticals in surface waters[J]. Regulatory Toxicology and Pharmacology, 2004, 39(2): 158-183. DOI:10.1016/j.yrtph.2003.12.006 |
| [17] | Kim Y, Choi K, Jung J, et al. Aquatic toxicity of acetaminophen, carbamazepine, cimetidine, diltiazem and six major sulfonamides, and their potential ecological risks in Korea[J]. Environment International, 2007, 33(3): 370-375. DOI:10.1016/j.envint.2006.11.017 |
| [18] | Delépée R, Pouliquen H, Le Bris H. The bryophyte Fontinalis antipyretica Hedw. bioaccumulates oxytetracycline, flumequine and oxolinic acid in the freshwater environment[J]. Science of the Total Environment, 2004, 322(1-3): 243-253. DOI:10.1016/j.scitotenv.2003.09.018 |
| [19] | Kemper N. Veterinary antibiotics in the aquatic and terrestrial environment[J]. Ecological Indicators, 2008, 8(1): 1-13. DOI:10.1016/j.ecolind.2007.06.002 |
| [20] | Huang R X, Ding P, Huang D Q, et al. Antibiotic pollution threatens public health in China[J]. The Lancet, 2015, 385(9970): 773-774. |
| [21] |
张运华, 魏梦洁, 吴洁, 等. 江苏省区域非平衡发展的政策视角分析[J]. 华东经济管理, 2020, 34(4): 9-15. Zhang Y H, Wei M J, Wu J, et al. An analysis of unbalanced regional development in Jiangsu province from the perspective of policy[J]. East China Economic Management, 2020, 34(4): 9-15. |
| [22] | 夏仕亮. 江苏省污染密集型制造业研发创新情况调查研究[J]. 统计与管理, 2018(10): 77-81. |
| [23] | 王丽, 戴子刚. 江苏经济发展中的环境污染、成因分析与治理策略[J]. 当代经济, 2015(6): 65-69. DOI:10.3969/j.issn.1007-9378.2015.06.028 |
| [24] | 《中国河湖大典》编纂委员会. 中国河湖大典·长江卷·上下[M]. 北京: 中国水利水电出版社, 2010. |
| [25] | 《中国河湖大典》编纂委员会. 中国河湖大典·淮河卷[M]. 北京: 中国水利水电出版社, 2010. |
| [26] | Sanderson H, Johnson D J, Wilson C J, et al. Probabilistic hazard assessment of environmentally occurring pharmaceuticals toxicity to fish, daphnids and algae by ECOSAR screening[J]. Toxicology Letters, 2003, 144(3): 383-395. DOI:10.1016/S0378-4274(03)00257-1 |
| [27] | Leung H W, Minh T B, Murphy M B, et al. Distribution, fate and risk assessment of antibiotics in sewage treatment plants in Hong Kong, South China[J]. Environment International, 2012, 42: 1-9. DOI:10.1016/j.envint.2011.03.004 |
| [28] | Li S, Shi W Z, Liu W, et al. A duodecennial national synthesis of antibiotics in China's major rivers and seas (2005-2016)[J]. Science of the Total Environment, 2018, 615: 906-917. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.09.328 |
| [29] | Yan Z H, Yang H H, Dong H K, et al. Occurrence and ecological risk assessment of organic micropollutants in the lower reaches of the Yangtze River, China: a case study of water diversion[J]. Environmental Pollution, 2018, 239: 223-232. DOI:10.1016/j.envpol.2018.04.023 |
| [30] | 程忠刚, 傅伟龙, 刘树中. 动物抗病毒药物的应用研究进展[J]. 兽医导刊, 2010(8): 42-45. DOI:10.3969/j.issn.1673-8586.2010.08.020 |
| [31] |
张俊, 闫炜, 何振凤, 等. 利巴韦林不良反应综述[J]. 临床药物治疗杂志, 2004, 2(1): 55-56, 16. Zhang J, Yan W, He Z F, et al. Adverse drug reaction of ribavirin[J]. Clinical Medication Journal, 2004, 2(1): 55-56, 16. DOI:10.3969/j.issn.1672-3384.2004.01.015 |
| [32] | 农业部. 中华人民共和国农业部公告第560号[J]. 兽药与饲料添加剂, 2005, 10(6): 40. |
| [33] |
石鸿韬, 黎岭芳, 穆玉林, 等. 阳澄湖围网养殖生态坝的优化设计与评价[J]. 渔业现代化, 2019, 46(2): 35-41. Shi H T, Li L F, Mu Y L, et al. Optimization design and evaluation of ecological dam for net enchosure aquaculture in Yangcheng Lake[J]. Fishery Modernization, 2019, 46(2): 35-41. DOI:10.3969/j.issn.1007-9580.2019.02.006 |
| [34] |
陈令旗, 苏子桢, 冯羽, 等. 非甾体抗炎药二氟尼柳的合成研究进展[J]. 化工技术与开发, 2020, 49(6): 50-54, 79. Chen L Q, Su Z Z, Feng Y, et al. Research progress in synthesis of diflunisal[J]. Technology & Development of Chemical Industry, 2020, 49(6): 50-54, 79. DOI:10.3969/j.issn.1671-9905.2020.06.013 |
| [35] | Samuelsen O B, Torsvik V, Ervik A. Long-range changes in oxytetracycline concentration and bacterial resistance towards oxytetracycline in a fish farm sediment after medication[J]. Science of the Total Environment, 1992, 114: 25-36. DOI:10.1016/0048-9697(92)90411-K |
| [36] | 陈晓薇. 皖苏经济增长之比较研究[D]. 马鞍山: 安徽工业大学, 2016. |
| [37] |
傅为忠, 卢军, 侯静怡. 基于场强模型的合肥、马鞍山、芜湖三市融入长三角的现状与对策[J]. 华东经济管理, 2009, 23(11): 9-13. Fu W Z, Lu J, Hou J Y. The status quo and countermeasures of Hefei, Ma anshan and Wuhu integrating into Yangtze River delta based on field model[J]. East China Economic Management, 2009, 23(11): 9-13. DOI:10.3969/j.issn.1007-5097.2009.11.003 |
| [38] | 魏文志, 索维国. 高邮湖和邵伯湖中华绒螯蟹放流效果评价[A]. 见: 湖泊湿地与绿色发展——第五届中国湖泊论坛论文集[C]. 长春: 中国科学技术协会学会, 2015. 7. |
| [39] |
余波, 赵笛, 严真, 等. 硝苯地平骨架缓释片的处方研究[J]. 海峡药学, 2019, 31(8): 11-15. Yu B, Zhao D, Yan Z, et al. Study on the formulation of nifedipine sustained-release matrix tablets[J]. Strait Pharmaceutical Journal, 2019, 31(8): 11-15. DOI:10.3969/j.issn.1006-3765.2019.08.004 |
| [40] | 中国高血压防治指南修订委员会, 高血压联盟(中国), 中华医学会心血管病学分会中国医师协会高血压专业委员会, 等. 中国高血压防治指南(2018年修订版)[J]. 中国心血管杂志, 2019, 24(1): 24-56. DOI:10.3969/j.issn.1007-5410.2019.01.002 |
| [41] |
中华医学会糖尿病学分会. 中国2型糖尿病防治指南(2017年版)[J]. 中国实用内科杂志, 2018, 38(4): 292-344. Chinese Diabetes Society. Guidelines for the prevention and control of type 2 diabetes in China (2017 Edition)[J]. Chinese Journal of Practical Internal Medicine, 2018, 38(4): 292-344. |
| [42] | Dalahmeh S, Björnberg E, Elenström A K, et al. Pharmaceutical pollution of water resources in Nakivubo wetlands and Lake Victoria, Kampala, Uganda[J]. Science of the Total Environment, 2020, 710. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.136347 |
| [43] | Conley J M, Symes S J, Kindelberger S A, et al. Rapid liquid chromatography-tandem mass spectrometry method for the determination of a broad mixture of pharmaceuticals in surface water[J]. Journal of Chromatography A, 2008, 1185(2): 206-215. DOI:10.1016/j.chroma.2008.01.064 |
| [44] |
纪建飞, 孙佳, 杜尔登, 等. 11种典型PPCPs在污水处理厂尾水及其周围水体中的分布特征与生态风险评估[J]. 安全与环境工程, 2017, 24(6): 56-61. Ji J F, Sun J, Du E D, et al. Distribution characteristics and ecological risk assessment of eleven typical PPCPs in tail water and surrounding water bodies of a sewage treatment plant[J]. Safety and Environmental Engineering, 2017, 24(6): 56-61. |
| [45] |
周颖, 吴东海, 陆光华, 等. 河南省地表水源中PPCPs分布及生态风险评价[J]. 环境科学, 2021, 42(1): 159-165. Zhou Y, Wu D H, Lu G H, et al. Distribution and ecological risk assessment of PPCPs in drinking water sources of Henan province[J]. Environmental Science, 2021, 42(1): 159-165. |
| [46] | Carmona E, Andreu V, Picó Y. Occurrence of acidic pharmaceuticals and personal care products in Turia River Basin: from waste to drinking water[J]. Science of the Total Environment, 2014, 484: 53-63. |
| [47] |
包伊凡, 沈新春, 汪芳. 咖啡酸及其主要衍生物的研究进展及开发前景[J]. 天然产物研究与开发, 2018, 30(10): 1825-1833, 1733. Bao Y F, Shen X C, Wang F. The research progress and development prospects of biosynthesis, structure activity relationship and biological activity of caffeic acid and its main types of derivatives[J]. Natural Product Research and Development, 2018, 30(10): 1825-1833, 1733. |
| [48] |
汤超, 樊旭. 高邮湖、邵伯湖水环境现状及治理对策[J]. 中国水利, 2009(11): 48-49. Tang C, Fan X. Current condition on water environment and control measure of Gaoyou and Shaobo lakes[J]. China Water Resources, 2009(11): 48-49. |
| [49] | Papageorgiou M, Kosma C, Lambropoulou D. Seasonal occurrence, removal, mass loading and environmental risk assessment of 55 pharmaceuticals and personal care products in a municipal wastewater treatment plant in Central Greece[J]. Science of the Total Environment, 2016, 543: 547-569. |
| [50] |
张芹, 张圣虎, 汪贞, 等. 骆马湖表层水体中32种PPCPs类物质的污染水平、分布特征及风险评估[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 162-169. Zhang Q, Zhang S H, Wang Z, et al. Pollution level, distribution characteristics and risk assessment of 32 PPCPs in surface water of Luomahu Lake[J]. Environmental Science, 2017, 38(1): 162-169. |
| [51] | 朴海涛. 京杭运河及沿岸区域地表水中药物及个人护理品污染地理分布特征及来源辨析[D]. 北京: 中国地质科学院, 2017. |
| [52] | CHMP (Committee for Medicinal Products for Human Use). Guideline on the environmental risk assessment of medicinal products for human use[EB/OL]. https://www.ema.europa.eu/en/documents/scientific-guideline/draft-guideline-environmental-risk-assessment-medicinal-products-human-use-revision-1_en.pdf, 2010-01-20. |
| [53] | Cleuvers M. Mixture toxicity of the anti-inflammatory drugs diclofenac, ibuprofen, naproxen, and acetylsalicylic acid[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2004, 59(3): 309-315. |
| [54] | Cleuvers M. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects[J]. Toxicology Letters, 2003, 142(3): 185-194. |
| [55] | Quinn B, Gagné F, Blaise C. An investigation into the acute and chronic toxicity of eleven pharmaceuticals (and their solvents) found in wastewater effluent on the cnidarian, Hydra attenuata[J]. Science of the Total Environment, 2008, 389(2-3): 306-314. |
| [56] | Zuccarelli M D, Ingermann R L. Calcium-induced quiescence of sperm motility in the bluegill (Lepomis macrochirus)[J]. Journal of Experimental Zoology Part A: Ecological Genetics and Physiology, 2007, 307A(10): 590-599. |
| [57] | Zhu J J, Xu Y Q, He J H, et al. Human cardiotoxic drugs delivered by soaking and microinjection induce cardiovascular toxicity in zebrafish[J]. Journal of Applied Toxicology, 2014, 34(2): 139-148. |
| [58] | Brandão F P, Rodrigues S, Castro B B, et al. Short-term effects of neuroactive pharmaceutical drugs on a fish species: Biochemical and behavioural effects[J]. Aquatic Toxicology, 2013, 144-145: 218-229. |
| [59] | de Oca G A R M. Evaluation of dietary phytochemicals on sex differentiation and growth in Nile Tilapia (oreochromis niloticus)[D]. Columbus: The Ohio State University, 2005. |
| [60] | Kusk K O, Christensen A M, Nyholm N. Algal growth inhibition test results of 425 organic chemical substances[J]. Chemosphere, 2018, 204: 405-412. |
| [61] | Crago J, Klaper R. Place-based screening of mixtures of dominant emerging contaminants measured in Lake Michigan using zebrafish embryo gene expression assay[J]. Chemosphere, 2018, 193: 1226-1234. |
| [62] | Ceballos-Laita L, Calvo L, Bes M T, et al. Effects of benzene and several pharmaceuticals on the growth and microcystin production in Microcystis ruginosa PCC 7806[J]. Limnetica, 2015, 34(1): 237-246. |
| [63] | Agerstrand M, Rudén C. Evaluation of the accuracy and consistency of the Swedish Environmental Classification and Information System for pharmaceuticals[J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(11): 2327-2339. |
| [64] | Lee P Y, Chen C Y. Toxicity and quantitative structure-activity relationships of benzoic acids to Pseudokirchneriella subcapitata[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 165(1-3): 156-161. |
| [65] | Thibaut R, Porte C. Effects of fibrates, anti-inflammatory drugs and antidepressants in the fish hepatoma cell line PLHC-1: cytotoxicity and interactions with cytochrome P450 1A[J]. Toxicology in Vitro, 2008, 22(5): 1128-1135. |
| [66] | Mišík M, Filipic M, Nersesyan A, et al. Environmental risk assessment of widely used anticancer drugs (5-fluorouracil, cisplatin, etoposide, imatinib mesylate)[J]. Water Research, 2019, 164. DOI:10.1016/j.watres.2019.114953 |