2021, Vol. 42
2. 三亚学院健康产业管理学院, 三亚 572000
唑（SMX）、磺胺噻唑（STZ）、泰乐菌素（TYL）、MTP和卡马西平（CBZ）的检出率在87.5%~93.75%，其余检出率为100%，CFI、MTP、RTM、红霉素（ETM）和氧氟沙星（OFL）浓度较高.主要海湾近岸海水中11种PPCPs均有检出，其中SMX、MTP和CBZ的检出率分别为85.7%、57.1%和71.4%，其余PPCPs检出率均为100%.CFI检出浓度最高，最大浓度为220.78 ng·L-1.运用风险商值模型（RQ）评价11种PPCPs在三亚市河流生态环境中的潜在风险，发现冬季STZ在月川桥采样点和RTM在凤凰路采样点，由于附近的医院以及污水处理厂出水排入，RQ值均>l，对水体的生态环境存在高风险.在夏季STZ在三亚大桥采样点、RTM在红沙码头采样点的RQ值介于0.1~1之间，对水体的生态环境具有潜在的中风险.
2. School of Health Industry Management, University of Sanya, Sanya 572000, China
药物和个人护理用品(pharmaceutical and personal care products, PPCPs)是人们在日常生活中大量使用且种类繁多的一大类化合物, 其排放与人类日常生活及经济社会发展紧密相关[1, 2], 可以从多种途径排放到水环境中, 如污水处理厂、养殖场、医院和制药厂以及人们对未使用PPCPs的随意丢弃[3, 4].PPCPs在水环境中的监测浓度较低, 但由于持续的输入和长期存在, 呈现出“持续存在”的状态[5].大多数PPCPs具有易溶于水、弱挥发性、难降解和生物累积性的特点[5], 在低剂量长期暴露下将对生物产生内分泌干扰效应、发育毒性和生殖毒性, 甚至会发生生物积累和放大作用[6, 7], 带来一定环境风险.特别是城镇化程度较高、人口密度较大的地区[8, 9], 以及水资源管理不完善的城市[6], 环境风险更加显著.因此, PPCPs在环境中的存在, 及其对生态系统和人类健康的危害已引起全球性的关注[10, 11].
三亚市作为知名的热带旅游城市, 旅游度假人口呈现出季节性暴发式涌入的特点, 每年11月~次年2月会吸引大量的旅游人口和外地过冬人口, 如2019年2月9日, 三亚市旅游委单日人口统计数据显示, 常住人口33.31万人, 但是候鸟人口和旅游人口数量分别高达35.9万人和59.47万人.此外, 海南约90%的村庄没有污水处理系统, 生活污水和畜禽养殖废水处于无序排放的状态[12].这些未经处理的废水是区域PPCPs的重要贡献源之一[13].三亚市的气候和当地经济产业结构与内陆有显著的差异.在旅游旺季, 大量人口涌入、季节性旱季与污水处理设施不足三者叠加会使PPCPs环境风险增加.三亚市地区特殊且可替代区域缺乏, 开展PPCPs的相关研究更具独特性.迄今为止, 三亚市水环境中PPCPs的存在水平、分布特征和环境风险等尚缺乏深入了解和全面认识, 将影响和制约热带旅游城市的生态安全和健康保障.因此, 本文选择了11种典型PPCPs作为目标物, 包括磺胺甲
本研究区域位于三亚市, 宁远河、三亚河、藤桥河、大茅水和烧旗水是境内的主要水系, 其中三亚河在主城区分为三亚西河和三亚东河.根据河流和人类活动关系, 结合环保监测断面位置, 共设置23个采样点, 位置如图 1所示, 采样点基本信息见表 1.图 1中W1~W4为宁远河采样点, W5~W7为三亚西河采样点, W8~W9为三亚东河采样点, W11~W15为藤桥河采样点, W10和W16分别为大茅水和烧旗水; P1~P7为海湾采样点, 从西到东依次为P1崖州中心渔港、P2南山港、P3烧旗港、P4三亚港、P5大东海、P6红沙码头和P7龙江港.
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图 1 采样点分布示意 Fig. 1 Distribution of sampling sites |
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表 1 采样点地理位置信息 Table 1 Geographical information of the sampling sites |
根据三亚市旅游人口数量和降雨量的变化特征, 样品在夏季(2018年7月)和冬季(2019年2月)共采集2期, 其中冬季是旅游人口和外来过冬人口最多的时间, 降雨量较小; 夏季是旅游人数和过冬人数较少的月份, 降雨量较大.夏季按照图 1中所示23个位置采样; 冬季在受人类活动影响大的主城区中的6个位置(W5~W10)采样.水样用不锈钢采样器在水面下0.5 m处采集1 L水样, 装入水样润洗后的聚乙烯瓶中, 同时加入适量甲醇溶液(1%), 放入装有冰盒的保温箱中运回实验室, 4℃避光保存, 并在48 h内完成预处理.
1.2 主要仪器和试剂主要仪器包括: 安捷伦Agilent-1290液相系统串联Agilent-6460三重四级杆质谱系统(Agilent, 美国); Visiprep 24孔固相萃取装置(Supelco, 美国); Oasis HLB固相萃取柱(Waters, 美国); Avanti JXN-26高速冷冻离心机(Beckman, 美国); N-EVAP系列氮吹仪(Organomation, 美国); KQ5200型超声波清洗器(中国昆山), UPR系列超纯水机(西安优普).
试剂: 11种PPCPs标准物质包括磺胺甲
通过玻璃纤维过滤器(GF/F, 47 mm, Whatman, Maidstone, UK)过滤500 mL等分水样, 添加40% H2SO4将水样的pH调节至2.5~3.0, 添加0.1 g Na2EDTA.将预处理的水样加入100 ng内标并混合, 然后装入提前活化后的HLB萃取柱.目标分析物用6 mL甲醇分两次洗脱, 用超纯氮气干燥, 在200 μL甲醇和300 μL超纯水中重新溶解, 通过0.2 μm针式过滤器过滤, 并转移到1.5 mL棕色玻璃瓶中待测.
1.4 样品检测及质量控制样品使用安捷伦Agilgent 1290/6460 HPLC-MS/MS对目标PPCPs进行分离和定量[14].色谱条件: 流动相由A相0.2%甲酸水溶液和B相乙腈组成.色谱柱为Agilent Zorbax SB-C18液相色谱柱(150 mm×2.1 mm, 1.8 μm), 柱温30℃, 运行时间33 min, 流速0.3 mL·min-1, 进样量为5 μL.洗脱程序为[时间(min), 流动相B比例(%)]: (0, 5)、(2, 5)、(5, 13)、(8, 15)、(13, 20)、(18, 30)、(25, 60)、(27, 100)、(30, 100)、(30.1, 5)和(33, 5).质谱条件: 采用电喷雾离子化源, 正离子电离模式(ESI+), 多反应检测方式(MRM), 毛细管电压4 000 V, 雾化温度350℃, 辅助气(N2)流量12 L·min-1, 喷雾气压为35×6.9 kPa.
对取样和目标物提取过程中使用的所有材料进行检查, 以避免潜在的污染.每批样品设置现场空白、运输空白、程序空白和溶剂空白, 以消除潜在干扰.所有样品中PPCPs的定量均采用10点内标物定量曲线, 标准曲线浓度范围为0.1~500 ng·L-1.所有目标分析物的回归系数(R2)均大于0.99.检测限(LOD)和定量限(LOQ)分别定义为产生3:1和10:1信噪比所需的分析物最小峰值.11种PPCPs的LOD范围为0.04~0.25 ng·L-1, LOQ范围为0.13~0.50 ng·L-1, 基质加标回收率范围为(76.7±8.7)%~(126.2±2.0)%, 具体信息见表 2.
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表 2 11种PPCPs的检测限、定量限和基质加标回收率 Table 2 Limit of detection(LOD), limit of quantification(LOQ), matrix spike recovery(MSR), and standard deviation for the 11 PPCPs |
1.5 生态风险评价
根据欧盟技术指导文件关于化合物的风险评价方法, 采用风险商值法(RQ)来评估PPCPs污染物在三亚市水环境存在的潜在生态风险[15~17].根据RQ值的大小, 分为3个风险等级, RQ值在0.01~0.1之间为低风险, 0.1~1.0之间为中等风险, 大于1为高风险[18].风险商值法的计算公式如下:
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(1) |
式中, MEC为测定的环境浓度, 单位为(ng·L-1); PNEC为预测无效应浓度, 研究涉及的相关目标物的预测无效应浓度通过文献搜集整理.
2 结果与讨论 2.1 三亚市主要河流表层水中PPCPs的污染水平三亚市主要河流表层水中11种典型PPCPs在夏季和冬季的含量见表 3.
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表 3 三亚市主要河流中11种PPCPs的含量和检出率1) Table 3 Concentrations and detection frequencies of 11 PPCPs in the major rivers of Sanya City |
从表 3看出, 11种PPCPs在三亚市广泛存在.三亚市夏季河流表层水体中PPCPs的浓度均值范围为0.11~64.20 ng·L-1, 其中SMX、STZ、TYL、MTP和CBZ的检出率在68.75%~93.75%, 其余PPCPs检出率均为100%.CFI的检出浓度最高, 最高浓度达220.78 ng·L-1, 平均浓度为64.20 ng·L-1.冬季河流表层水体中PPCPs的浓度均值范围为0.40~477.89 ng·L-1, 11种PPCPs均有检出, 检出率均为100%.CFI的检出浓度最高, 达到1 449.10 ng·L-1, 平均浓度为477.89 ng·L-1, 与北京北运河表层水体中PPCPs检出情况类似, 都以中枢神经兴奋剂CFI为主[19].CFI常在咖啡、茶、巧克力及可乐型饮料中作为兴奋剂、苦味剂和香料; 也是解热镇痛药复方阿司匹林等药物的主要成分之一.三亚市常年温度较高, 茶和可乐型饮料的消费量较其它城市大.由于CFI较高的水溶性及难挥发性, 在水环境后会长时间存在[20].TYL是动物用药, 因此在夏季和冬季的平均含量变化不大, 浓度最低, 分别为0.11 ng·L-1和0.40 ng·L-1.SMX物理化学性质较为稳定, 不易降解和水解, 且环境迁移能力较强[21], 在夏季是仅次于CFI的优势污染物, 其污染和渭河[23]等接近.磺胺类药物常用于畜禽养殖业, 说明三亚市水环境中有畜禽养殖废水的排入.RTM、MTP、OFL、CBZ、ETM和BZB等均是人类使用量较大的药物, 随着冬季旅游人数和候鸟人数增加以及降雨量的减小, 冬季浓度明显增加.与其它研究相比, RTM在冬季的浓度最大值为311.59 ng·L-1, 明显低于海河3 700 ng·L-1[24], 高于珠江广州某河段[22]; MTP与北京北运河的浓度接近, 其浓度范围是4.24~427.06 ng·L-1[19]; OFL是人畜两用抗生素, 在人类和动物胃肠道疾病以及呼吸性疾病治疗中被广泛使用, 研究中较渤海湾的5 100 ng·L-1低很多[25], 与北京北运河的69.5~389.00 ng·L-1接近[19], 说明水产养殖对水环境中氧氟沙星残留的影响; CBZ在水环境中具有较高的浓度和持久性, 在冬季三亚市地表水中的浓度为1.08~28.28 ng·L-1, 与美国哈德逊河接近[26]. ETM在研究中的浓度为14.09~269.30 ng·L-1, 在西班牙Madrid河流中浓度在30~40 ng·L-1[27], 在珠江广州某河段最高浓度为1.54 μg·L-1[22]. BZB是调节血脂药, 在冬季的最高浓度达到16.79 ng·L-1, 高于黄浦江水域的浓度[28], 明显低于西班牙Madrid河的浓度[27].本研究与国内外其他研究的检出结果比较见图 2.
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图 2 国内外地表水中PPCPs浓度对比 Fig. 2 Comparison of maximum concentrations of PPCPs in global surface waters |
由于冬季旅游和过冬人口的活动区域在主城区, 在比较三亚市主要河流表层水PPCPs夏冬两季的变化时, 选择主城区的6个采样点进行比较(W5~W10).图 3为夏季和冬季三亚市主要河流的PPCPs含量.
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图 3 夏季和冬季三亚市主要河流的PPCPs含量 Fig. 3 Concentrations of PPCPs in the major rivers in Sanya City in summer and winter |
从表 3和图 3中可以看到, 三亚市主要河流表层水中11种典型PPCPs的含量在夏季和冬季有明显差异, 只有动物用药TYL和SMX增加不大, 其余10种PPCPs增加显著, 其中增加最多的RTM、MTP、OFL、CBZ、ETM和BZB的平均浓度分别增加了145、143、89、35、18和11倍.CFI的平均浓度值最高, 但只增加了7倍.三亚市接待旅游人数的季节性差异明显, 冬季采样月比夏季采样月的接待旅游人数多出将近40万人.另外据海南政协调研结果显示, 2017年10月1日至2018年4月30日, 三亚市“候鸟”人数达41万人, 为三亚市户籍人口(58.56万人)总数的70%.“候鸟”人群为避开北方的冬天, 选择在春节前后的冬季在三亚市居住, 其中57%为60岁以上老人, 29%为45~60岁人群, 而且大部分“候鸟”人口需长期用药.“候鸟”人群很可能是造成夏冬两季PPCPs浓度和组成差异明显的原因[38, 39].人数的增加必然导致药物的使用量和排放量增加, 而三亚市污水处理厂负荷难以满足处理需求, 在2015年日产生污水23万t, 而污水处理厂负荷只有15万t[40].三亚市属于海岛季风性气候, 夏季采样月的降水量为514.6 mm, 冬季采样月的降水量仅为3 mm.此外夏冬两季气温差异不像其他研究区域显著, 夏季采样月7月平均气温28.1℃, 月平均最高气温31.7℃, 平均最低气温25.6℃, 日照时数为99.9 h. 冬季采样月2月平均气温23.5℃, 月平均最高气温28.0℃, 平均最低气温20.8℃, 日照时数为192.6 h[41, 42].因此推断河流径流量变化和冬季人口增加, 也是三亚市主要河流表层水中11种PPCPs在夏冬两季的浓度和组成差异明显的原因.
图 3中6个点位的ΣPPCPs浓度在冬季分别增加了311.49、706.07、315.80、1 947.35、34.34和1 646.18 ng·L-1.W9(潮见桥)采样点位于主城核心区, 是三亚市名称的发源地, 以居住用地和办公、社会公共服务设施用地为主, 包括港门村和商品街等常住人口为主的老社区, 因此该点位的夏冬季ΣPPCPs变化不大.W5(育春路)和W7(三亚大桥)点位的增加值接近, W5位于主城区边缘, W7位于三亚大桥, 近年来随着城市扩张和更新改造, 两个点位所在区域都开发了多个房地产项目, 吸引了部分外地人口在冬季聚集.冬季PPCPs总浓度在W8(凤凰路桥)和W10(安罗)采样点明显高于其它点位, W8采样点在三亚东河上游, 周边基本以新开发小区为主, 规模较大的如卓达、山屿湖等小区; W10位于红沙码头附近, 红沙社区是三亚市较早成立的行政区域, 本地常住人口集中, 由于靠近大东海也吸引了大量外来人口和旅游候鸟人口在此地居住.此外, W8和W10上游均有污水处理厂出水汇入, 因此两个采样点的夏冬季ΣPPCPs变化最大.MTP是治疗各型高血压及心绞痛的β-受体阻滞剂, 在W6、W8和W10的ΣPPCPs浓度在冬季增加较多, 尤其是W8采样点增加最多.通过不同点位PPCPs的季节变化说明人口季节波动对PPCPs质量浓度有较大的影响.
2.3 三亚市主要河流表层水中PPCPs污染的空间分布特征图 4为三亚市夏季主要河流表层水中PPCPs污染的空间分布.
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图 4 三亚市主要河流中11种PPCPs的空间分布特征 Fig. 4 Distribution characteristics of 11 PPCPs in major rivers in Sanya City |
如图 4所示, 在夏季不同采样点的PPCPs浓度存在明显的空间差异.穿主城区而过的三亚西河、三亚东河和大茅水采样点的PPCPs浓度较高, 远离主城区的宁远河和藤桥河中PPCPs的浓度较低, 除了由于主城区人口密集, 药物使用较多的原因外, 也受到污水处理厂尾水排入河流, 以及工业企业排水的影响.三亚河在丰兴隆大桥处接收少量上游来水后为三亚西河, 其余继续流动称为三亚东河.上游有污水处理厂出水排入河流, 也分布着农业种植区、多家畜禽养殖场, 以及超过2万人规模的高校, 由于污水处理设施不完善, 增加了水体中PPCPs的含量.W10(红沙码头)采样点周边有盐场、船舶修理和制药厂等企业, 三亚市最大的污水处理厂也在附近, 还是居民聚集的场所, 该点位的PPCPs浓度也较高.从PPCPs的种类、含量及分布情况可以看出三亚市水环境中的PPCPs是污水处理厂、人类用药和畜禽养殖等多种途径排放到水环境中共同作用的结果.需要注意的是宁远河上游北部山区采样点W1, 虽然不在城市人口聚集区, 大片种植香蕉、芒果和槟榔等经济作物, 在夏季检出了7种PPCPs; W2点位于三亚市最大的水源地大隆水库上游附近, 也检出了除STZ外的10种PPCPs.
2.4 三亚市主要海湾表层海水中PPCPs的污染水平及分布特征表 4为夏季三亚市主要海湾表层海水中PPCPs的污染水平.图 5为夏季三亚市主要海湾表层海水中11种PPCPs的空间分布特征.
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表 4 三亚市主要海湾表层海水中11种PPCPs的含量水平1) Table 4 Concentrations of 11 PPCPs in the major bays of Sanya City |
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图 5 三亚市主要海湾表层海水中11种PPCPs的空间分布特征 Fig. 5 Distribution characteristics of 11 PPCPs in the major bays of Sanya City |
从表 4中可以看到, 夏季三亚市主要海湾表层海水中11种PPCPs均有检出, 其中SMX、MTP和CBZ的检出率分别为85.71%、57.14%和71.43%, 其余PPCPs检出率均为100%. SMX在三亚市海湾近海的高检出率与其他水域的研究一致[43], 浓度要高于其它黄海[8]和南黄海盐城海域[44], CFI的浓度与黄海海域接近[8].
从表 4和图 5中可以看到, SMX和STZ的最高质量浓度在P3(烧旗港)检出.烧旗港是重要旅游景点(西岛)的陆岛交通门户, 以陆岛交通、海上航运和游艇观光为核心, 并配套旅游房地产开发的综合性旅游开发区.在其入海河流上游的W16采样点(烧旗沟)中, 除ETM和TYL较高外, 其它PPCPs都很低.而在烧旗港的水样中SMX和STZ的检出浓度却高出很多, 除了与附近农村和码头各项设施的污水排放有关外, 也可能因为该港出口小, 容易被海中的沙子淤积而与海水交汇较少有关.NFX、MTP、BZB、CBZ和CFI的最高质量浓度在红沙码头, 其它几种PPCPs也较高.P6(红沙码头)常住人口集中, 附近存在工业废水和污水处理厂出水汇入, 2018年以前是渔排餐饮的聚集点.在红沙码头入海河流大茅水中的W10采样点(安罗桥)ΣPPCPs较高(见图 4).同时采样点距离入海口位置较远(军事禁区), 受海水稀释作用较弱.OFL、RTM和ETM的最高质量浓度在P4(三亚港)检出.三亚港曾经是历史最悠久的集客运、货运、渔港及旅游于一体的综合性港口(2018年拆迁), 也是三亚市2018年之前最繁华的港口, 周边为传统居民区, 三亚港既承接了汇入的三亚西河和三亚东河的污染物, 也受到周边区域的影响.这三个点位都是三亚市长期以来重要的人类生产生活区域, 均处于人类活动频繁区域, 人口众多, 商业繁华, 因此PPCPs污染较明显.其余采样点虽浓度不高, 但各种PPCPs检出率均较高, 应引起足够重视.如P2(南山港)虽还在建设中, 但除MTP和CBZ外其它类PPCPs均有检出; P5(大东海)位于旅游点海滩, 也检出了除MTP和CBZ外其它类的PPCPs.
2.5 生态风险评价为初步评价三亚市水体中11种PPCPs可能导致的环境风险, 根据最坏情景原则使用11种PPCPs在夏冬两季的最大检出浓度, 用文献[15, 45~48]中对应的PNEC计算在其最大浓度条件下的RQ值.目前不同研究报道的部分PPCPs的PNEC值存在一定差异, 主要是由于在实验中参照生物的LC50或EC50值不同而出现较大的差异, 虽然不能完全代表某种PPCPs在目前浓度水平的危害, 但这些数据仍可作为生态风险评价的参考.三亚市主要河流中PPCPs的风险商(RQ)值见表 5.
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表 5 三亚主要河流水体中PPCPs的RQ Table 5 RQ for PPCPs in the major rivers of Sanya |
从表 5中可以看出, 在冬季, STZ在W6采样点和RTM在W8采样点的RQ值均>1.0, 对水体的生态环境具有潜在的高风险.OFL与ETM在W8采样点的RQ值介于0.1~1.0之间, 对水体的生态环境具有潜在的中风险.W6采样点位于月川桥, 流经区域为金鸡岭社区, 由于上游的采样点(W5)STZ检出浓度较低, 可以排除上游支流农村污水的影响, 推断主要受位于河边的大型三级甲等综合医院的影响.W8采样点在三亚河凤凰路段, 附近居民区多为近几年开发项目, 冬季人口增加明显; 不仅是上游污水处理厂出水受纳水体, 同时受上游区域内农业种植区、畜禽养殖场和高校等因素的影响, RTM、OFL和ETM均在该点位表现出较高环境风险.在夏季, STZ在W7采样点、RTM在W10采样点的RQ值介于0.1~1.0之间, 对水体的生态环境具有潜在的中风险.W7位于三亚大桥附近, 商业繁华, 人口密集, 上游存在医院废水的排入.W10采样点红沙码头周边有盐场、船舶修理和制药厂等企业, 也有三亚市最大的污水处理厂, 同时也是本地居民集中居住的区域.从分析可以看到, 三亚市水环境中存在中、高风险的PPCPs, 均为人类常用抗生素, 抗生素的分布和人类活动有很大关系[49], 三亚市居住人口的季节性变化以及旅游活动频繁导致在冬季的PPCPs风险较高.此外抗生素类药物的频繁使用, 导致该类PPCPs在三亚市水环境中的生态风险最高, 这一点和以往研究报道的环境中抗生素是高风险的新型污染物的结论一致[50].在水环境中的PPCPs是多种共存的, 目前缺乏对环境中存在的PPCPs联合风险研究, 有学者利用简单叠加模型计算联合毒性风险[51, 52], 但简单叠加模型可能会高估联合毒性风险[53], 应进行更多化合物及更多级别生物的复合生态毒理效应的研究[53].
3 结论(1) 11种PPCPs在三亚市水环境中均有检出.三亚市夏季河流表层水体中PPCPs的浓度均值范围为0.11~64.20 ng·L-1, 其中SMX、STZ、TYL、MTP和CBZ的检出率在68.75%~93.75%, 其余PPCPs检出率均为100%.CFI在水样中的检出浓度最高, 达到220.78 ng·L-1.冬季河流表层水体中PPCPs的浓度均值范围为0.40~477.89 ng·L-1, 11种PPCPs的检出率均为100%.CFI在水样中的检出浓度最高, 达到1 449.10 ng·L-1, 平均浓度为477.89 ng·L-1.从PPCPs的种类、含量及分布情况可以看出三亚市水环境中的PPCPs是污水处理厂、人类用药、农村污水和畜禽养殖等多种途径排放到水环境中共同作用的结果.
(2) 三亚市主要河流表层水中11种典型PPCPs的含量在夏季和冬季有明显差异.在冬季和夏季接待旅游人数、降雨量的季节性差异明显, 以及在冬季大量涌入以老年人为主的“候鸟”人口, 使得主要河流表层水中除动物用药TYL外, 其它10种PPCPs在冬季明显增加.不同采样点位PPCPs的季节变化说明人口季节波动对PPCPs质量浓度有较大的影响.需要注意的是宁远河上游北部山区采样点W1检出了7种PPCPs, 位于三亚市水源地大隆水库上游的W2点检出了除STZ外的10种PPCPs.
(3) 夏季三亚市主要海湾近岸表层海水中, 11种PPCPs均有检出, 除SMX、MTP和CBZ的检出率分别为85.71%、57.14%和71.43%, 其余PPCPs检出率均为100%.PPCPs检出浓度不高, 其中SMX和CFI分别为190.12 ng·L-1和127.98 ng·L-1.海湾近岸表层海水中的PPCPs主要受周边区域以及入海河流的影响, 人类活动频繁的烧旗港、红沙码头和三亚港水中的PPCPs污染较明显.需要引起注意的是, 还在建设中的南山港和热门旅游点大东海检出了除MTP和CBZ外其它类的PPCPs.
(4) 运用RQ模型对三亚市主城区河流中11种PPCPs的潜在风险进行评价.在冬季, STZ在月川桥采样点和RTM在凤凰路采样点, 由于受附近的医院以及污水处理厂出水排入, 对水体的生态环境存在高风险.在夏季, STZ在三亚大桥采样点、RTM在红沙码头采样点, 对水体的生态环境具有潜在的中风险.三亚市水环境中存在中、高风险的PPCPs均为人类常用抗生素, 居住人口的季节性变化以及旅游活动频繁导致在冬季的PPCPs风险较高.
| [1] | Zhang Y Z, Duan L, Wang B, et al. Wastewater-based epidemiology in Beijing, China: prevalence of antibiotic use in flu season and association of pharmaceuticals and personal care products with socioeconomic characteristics[J]. Environment International, 2019, 125: 152-160. DOI:10.1016/j.envint.2019.01.061 |
| [2] | Yang L, Zhou Y Q, Shi B, et al. Anthropogenic impacts on the contamination of pharmaceuticals and personal care products(PPCPs)in the coastal environments of the Yellow and Bohai seas[J]. Environment International, 2020, 135. DOI:10.1016/j.envint.2019.105306 |
| [3] | Zhao W X, Yu G, Blaney L, et al. Development of emission factors to estimate discharge of typical pharmaceuticals and personal care products from wastewater treatment plants[J]. Science of the Total Environment, 2021, 769. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.144556 |
| [4] | Bu Q W, Cao H M, He X F, et al. Is disposal of unused pharmaceuticals as municipal solid waste by landfilling a good option? a case study in China[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2020, 105(5): 784-789. DOI:10.1007/s00128-020-03006-5 |
| [5] | Fonseca E, Hernández F, Ibáñez M, et al. Occurrence and ecological risks of pharmaceuticals in a Mediterranean river in Eastern Spain[J]. Environment International, 2020, 144. DOI:10.1016/j.envint.2020.106004 |
| [6] | Yang H B, Lu G H, Yan Z H, et al. Occurrence, spatial-temporal distribution and ecological risks of pharmaceuticals and personal care products response to water diversion across the rivers in Nanjing, China[J]. Environmental Pollution, 2019, 255. DOI:10.1016/j.envpol.2019.113132 |
| [7] | Tang J P, Wang S, Tai Y P, et al. Evaluation of factors influencing annual occurrence, bioaccumulation, and biomagnification of antibiotics in planktonic food webs of a large subtropical river in South China[J]. Water Research, 2020, 170. DOI:10.1016/j.watres.2019.115302 |
| [8] |
陈贤, 张彩杰, 杨桂朋, 等. 典型药物及个人护理品在黄东海海域水体中的检测、分布规律及其风险评估[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 194-204. Chen X, Zhang C J, Yang G P, et al. Detection method, distribution, and risk assessment of pharmaceuticals and personal care products in the yellow sea and the east China sea[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 194-204. |
| [9] | Liu M, Yin H W, Wu Q. Occurrence and health risk assessment of pharmaceutical and personal care products(PPCPs)in tap water of Shanghai[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 183. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.109497 |
| [10] | Lulijwa R, Rupia E J, Alfaro A C. Antibiotic use in aquaculture, policies and regulation, health and environmental risks: a review of the top 15 major producers[J]. Reviews in Aquaculture, 2020, 12(2): 640-663. DOI:10.1111/raq.12344 |
| [11] | Bu Q W, Cao Y B, Yu G, et al. Identifying targets of potential concern by a screening level ecological risk assessment of human use pharmaceuticals in China[J]. Chemosphere, 2020, 246. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.125818 |
| [12] |
邓小刚. 海南农村生活污水治理探索与思考[J]. 环境保护, 2017, 45(12): 26-28. Deng X G. Exploration and consideration on rural domestic sewage treatment in Hainan province[J]. Environmental Protection, 2017, 45(12): 26-28. DOI:10.3969/j.issn.1674-1021.2017.12.009 |
| [13] | Zhang R J, Zhang R L, Yu K F, et al. Occurrence, sources and transport of antibiotics in the surface water of coral reef regions in the South China Sea: potential risk to coral growth[J]. Environmental Pollution, 2018, 232: 450-457. DOI:10.1016/j.envpol.2017.09.064 |
| [14] | Zhou Y Q, Meng J, Zhang M, et al. Which type of pollutants need to be controlled with priority in wastewater treatment plants: traditional or emerging pollutants?[J]. Environment International, 2019, 131. DOI:10.1016/j.envint.2019.104982 |
| [15] |
张盼伟, 周怀东, 赵高峰, 等. 北京城区水体中PPCPs的分布特征及潜在风险[J]. 环境科学, 2017, 38(5): 1852-1862. Zhang P W, Zhou H D, Zhao G F, et al. Potential risk and distribution characteristics of PPCPs in surface water and sediment from rivers and lakes in Beijing[J]. Environmental Science, 2017, 38(5): 1852-1862. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.05.031 |
| [16] | Guruge K S, Goswami P, Tanoue R, et al. First nationwide investigation and environmental risk assessment of 72 Pharmaceuticals and personal care products from Sri Lankan surface waterways[J]. Science of the Total Environment, 2019, 690: 683-695. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.07.042 |
| [17] |
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. |
| [18] | 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 |
| [19] |
秦伟, 白文荣, 周明月, 等. 北运河表层水体中微量有机污染物分布特征及潜在风险[J]. 环境科学学报, 2019, 39(3): 649-658. Qin W, Bai W R, Zhou M Y, et al. Potential risk and distribution characteristics of trace organic pollutants in surface water of Beiyun River[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(3): 649-658. |
| [20] | Szymczycha B, Borecka M, Białk-Bielińska A, et al. Submarine groundwater discharge as a source of pharmaceutical and caffeine residues in coastal ecosystem: bay of Puck, southern Baltic Sea case study[J]. Science of the Total Environment, 2020, 713. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.136522 |
| [21] | Kurwadkar S T, Adams C D, Meyer M T, et al. Effects of sorbate speciation on sorption of selected sulfonamides in three loamy soils[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2007, 55(4): 1370-1376. DOI:10.1021/jf060612o |
| [22] |
叶计朋, 邹世春, 张干, 等. 典型抗生素类药物在珠江三角洲水体中的污染特征[J]. 生态环境, 2007, 16(2): 384-388. Ye J P, Zou S C, Zhang G, et al. Characteristics of selected antibiotics in the aquatic environment of the Pearl River Delta, south China[J]. Ecology and Environment, 2007, 16(2): 384-388. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2007.02.023 |
| [23] |
王嘉玮, 魏红, 杨小雨, 等. 渭河西安段磺胺类抗生素的分布特征及生态风险评价[J]. 环境化学, 2017, 36(12): 2574-2583. Wang J W, Wei H, Yang X Y, et al. Occurrence and ecological risk of sulfonamide antibiotics in the surface water of the Weihe Xi'an section[J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(12): 2574-2583. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2017032402 |
| [24] | Luo Y, Xu L, Rysz M, et al. Occurrence and transport of tetracycline, sulfonamide, quinolone, and macrolide antibiotics in the Haihe River Basin, China[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(5): 1827-1833. |
| [25] |
叶赛, 张奎文, 姚子伟, 等. 环渤海水域磺胺类药物的含量特征[J]. 大连海事大学学报, 2007, 33(2): 71-74. Ye S, Zhang K W, Yao Z W, et al. Occurrence of sulfonamide pharmaceuticals in water column around Bohai sea[J]. Journal of Dalian Maritime University, 2007, 33(2): 71-74. |
| [26] | Cantwell M G, Katz D R, Sullivan J C, et al. Spatial patterns of pharmaceuticals and wastewater tracers in the Hudson River Estuary[J]. Water Research, 2018, 137: 335-343. DOI:10.1016/j.watres.2017.12.044 |
| [27] | Valcárcel Y, Alonso S G, Rodríguez-Gil J L, et al. Analysis of the presence of cardiovascular and analgesic/anti-inflammatory/antipyretic pharmaceuticals in river-and drinking-water of the Madrid Region in Spain[J]. Chemosphere, 2011, 82(7): 1062-1071. DOI:10.1016/j.chemosphere.2010.10.041 |
| [28] |
王丹, 隋倩, 吕树光, 等. 黄浦江流域典型药物和个人护理品的含量及分布特征[J]. 中国环境科学, 2014, 34(7): 1897-1904. Wang D, Sui Q, Lu S G, et al. Concentrations and distribution of selected pharmaceuticals and personal care products in Huangpu River[J]. China Environmental Science, 2014, 34(7): 1897-1904. |
| [29] |
张晓娇, 柏杨巍, 张远, 等. 辽河流域地表水中典型抗生素污染特征及生态风险评估[J]. 环境科学, 2017, 38(11): 4553-4561. Zhang X J, Bai Y W, Zhang Y, et al. Occurrence, distribution, and ecological risk of antibiotics in surface water in the Liaohe River Basin, China[J]. Environmental Science, 2017, 38(11): 4553-4561. |
| [30] |
王娅南, 彭洁, 黄合田, 等. 贵阳市城市河流典型抗生素的分布特征[J]. 环境化学, 2018, 37(9): 2039-2048. Wang Y N, Peng J, Huang H T, et al. Distribution characteristics of typical antibiotics in Urban Rivers of Guiyang City[J]. Environmental Chemistry, 2018, 37(9): 2039-2048. |
| [31] |
魏红, 王嘉玮, 杨小雨, 等. 渭河关中段表层水中抗生素污染特征与风险[J]. 中国环境科学, 2017, 37(6): 2255-2262. Wei H, Wang J W, Yang X Y, et al. Contamination characteristic and ecological risk of antibiotics in surface water of the Weihe Guanzhong section[J]. China Environmental Science, 2017, 37(6): 2255-2262. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.06.033 |
| [32] |
王瑞杰, 裘钱玲琳, 李国祥, 等. 宁波月湖水体中抗生素的分布与生态风险评价[J]. 湖泊科学, 2018, 30(6): 1616-1624. Wang R J, Qiuqian L L, Li G X, et al. Distribution characteristics and ecological risk assessment of selected antibiotics in Moon Lake, Ningbo City[J]. Journal of Lake Science, 2018, 30(6): 1616-1624. |
| [33] | Tamtam F, Mercier F, Bot B L, et al. Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various hydrological conditions[J]. Science of the Total Environment, 2008, 393(1): 84-95. DOI:10.1016/j.scitotenv.2007.12.009 |
| [34] | da Silva B F, Jelic A, López-Serna R, et al. Occurrence and distribution of pharmaceuticals in surface water, suspended solids and sediments of the Ebro river basin, Spain[J]. Chemosphere, 2011, 85(8): 1331-1339. DOI:10.1016/j.chemosphere.2011.07.051 |
| [35] | Kasprzyk-Hordern B, Dinsdale R M, Guwy A J. The occurrence of pharmaceuticals, personal care products, endocrine disruptors and illicit drugs in surface water in South Wales, UK[J]. Water Research, 2008, 42(13): 3498-3518. DOI:10.1016/j.watres.2008.04.026 |
| [36] | Arikan O A, Rice C, Codling E. Occurrence of antibiotics and hormones in a major agricultural watershed[J]. Desalination, 2008, 226(1-3): 121-133. DOI:10.1016/j.desal.2007.01.238 |
| [37] | McArdell C S, Molnar E, Suter M J F, et al. Occurrence and fate of macrolide antibiotics in wastewater treatment plants and in the glatt valley watershed, Switzerland[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5479-5486. |
| [38] | Mandaric L, Diamantini E, Stella E, et al. Contamination sources and distribution patterns of pharmaceuticals and personal care products in Alpine rivers strongly affected by tourism[J]. Science of the Total Environment, 2017, 590-591: 484-494. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.02.185 |
| [39] | Ren B N, Geng J, Wang Y, et al. Emission and ecological risk of pharmaceuticals and personal care products affected by tourism in Sanya City, China[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2021, 43: 3083-3097. DOI:10.1007/s10653-021-00828-y |
| [40] | 人民网. 央视曝光三亚内河污染专家: 检测出强致癌物[EB/OL]. http://news.cnr.cn/native/gd/20150413/t20150413_518302939.shtml, 2015-04-13. |
| [41] | 三亚市气候中心. 2019年2月三亚市城市气候监测公报[EB/OL]. http://www.sanya.gov.cn/sanyasite/gggs/201903/6217488ce6b946f6adcdc65be82531fc.shtml, 2019-03-05. |
| [42] | 三亚市气候中心. 2018年7月三亚市城市气候监测公报[EB/OL]. http://www.sanya.gov.cn/sanyasite/gggs/201808/903493a3855e499092623c10a2dfe374.shtml, 2018-08-09 |
| [43] | Zheng Q, Zhang R J, Wang Y H, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in the Beibu Gulf, China: impacts of river discharge and aquaculture activities[J]. Marine Environmental Research, 2012, 78: 26-33. DOI:10.1016/j.marenvres.2012.03.007 |
| [44] | Du J, Zhao H X, Liu S S, et al. Antibiotics in the coastal water of the South Yellow Sea in China: occurrence, distribution and ecological risks[J]. Science of the Total Environment, 2017, 595: 521-527. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.03.281 |
| [45] |
周志洪, 赵建亮, 魏晓东, 等. 珠江广州段水体抗生素的复合污染特征及其生态风险[J]. 生态环境学报, 2017, 26(6): 1034-1041. Zhou Z H, Zhao J L, Wei X D, et al. Co-occurrence and ecological risk of antibiotics in surface water of Guangzhou section of Pearl River[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2017, 26(6): 1034-1041. |
| [46] | Grung M, Källqvist T, Sakshaug S, et al. Environmental assessment of Norwegian priority pharmaceuticals based on the EMEA guideline[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2008, 71(2): 328-340. DOI:10.1016/j.ecoenv.2007.10.015 |
| [47] | Ma R X, Wang B, Yin L N, et al. Characterization of pharmaceutically active compounds in Beijing, China: occurrence pattern, spatiotemporal distribution and its environmental implication[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 323: 147-155. DOI:10.1016/j.jhazmat.2016.05.030 |
| [48] | Rosal R, Rodea-Palomares I, Boltes K, et al. Ecotoxicity assessment of lipid regulators in water and biologically treated wastewater using three aquatic organisms[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2010, 17(1): 135-144. DOI:10.1007/s11356-009-0137-1 |
| [49] | Li W H, Gao L H, Shi Y L, et al. Occurrence, distribution and risks of antibiotics in urban surface water in Beijing, China[J]. Environmental Science: Processes & Impacts, 2015, 17(9): 1611-1619. |
| [50] | Verlicchi P, Aukidy M A, Zambello E. Occurrence of pharmaceutical compounds in urban wastewater: removal, mass load and environmental risk after a secondary treatment—A review[J]. Science of the Total Environment, 2012, 429: 123-155. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.04.028 |
| [51] | Backhaus T, Faust M. Predictive environmental risk assessment of chemical mixtures: a conceptual framework[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(5): 2564-2573. |
| [52] | Hu Y, Yan X, Shen Y, et al. Antibiotics in surface water and sediments from Hanjiang River, Central China: occurrence, behavior and risk assessment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 157: 150-158. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.03.083 |
| [53] | Chen H Y, Jing L J, Teng Y G, et al. Characterization of antibiotics in a large-scale river system of China: occurrence pattern, spatiotemporal distribution and environmental risks[J]. Science of the Total Environment, 2018, 618: 409-418. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.11.054 |