大通湖表層水體中抗生素賦存特征與風險

劉曉暉,盧少勇 (1.清華大學環境學院,北京 100084；2.中國環境科學研究院,國家環境保護洞庭湖科學觀測研究站,湖泊水污染治理與生態修復技術國家工程實驗室,環境基準與風險評估國家重點實驗室,湖泊生態環境創新基地,北京 100012)

抗生素可以造成肝臟[1]、腎臟[2]和生殖系統[3]的損傷,嚴重威脅人體健康[4].在我國珠江、黃河、長江、海河、太湖等均有不同程度的檢出,且某些抗生素的濃度處于較高的水平,達數千ng/L.抗生素可給微生物產生選擇性壓力,誘導產生耐藥菌及抗性基因[5-6].磺胺甲基異噁唑、四環素和頭孢菌素中的噻吩等藥物的最高耐藥率已經分別達到13%、57%、和35%[7].

2013年,中國抗生素的生產量為24.8萬t,使用量為16.2萬t,其中,獸用52% ,人用48% ,一年超過5萬t抗生素排放進入水土環境中[8-9],對水環境和人體健康產生巨大的風險.大通湖(29°4′52″～29°13′12″N, 112°22′00″～112°43′45″E)位于湖南省益陽市大通湖區,水域面積約8266.7hm2,平均水深2.5m[10],區內的湖泊、水面、溝渠縱橫交錯,是湖南省最大的養殖湖.目前有關大通湖抗生素的賦存特征、風險水平等研究還尚屬空白.因此,本研究采集大通湖水樣,探究大通湖抗生素的賦存狀況,豐富大通湖有毒有害化學品的研究數據.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

圖1 大通湖采樣點位Fig.1 Sampling sites in Datong Lake

于 2016年 5月在大通湖均勻布點,共設置S1～S6 6個點位,具體見圖 1.使用不銹鋼水樣采集器采集表層水,采集深度為 0～1m,置于用甲醇和超純水清洗過并用水樣潤洗3次的2L棕色瓶中,然后加入5mL甲醇,運到實驗室于0～4℃冰箱保存,樣品15h內進行預處理.

1.2 儀器與試劑

超高效液相色譜串聯質譜(ACQUITY UPLC-XEVO-TQMSUSA, Waters);氮吹儀(NEVAP-111,南京銘奧儀器設備有限公司)、固相萃取裝置(Agilent 5982-9110, 12孔)、循環式真空泵(SHB-IIIA,上海振捷實驗設備有限公司)、溶劑過濾器(T-50,天津市津騰市實驗設備有限公司)、Waters HLB固相萃取柱(500mg, 6mL)、酸堿pH計(上海雷磁 PHS-25 數顯臺式酸度計)、玻璃纖維濾膜(美國的 Millipore公司,孔徑0.45μm)、渦旋混合器(VORTEX-5,海門市其林貝爾儀器制造有限公司),稀釋標配儀(HAMILTON,USA).

試劑藥品及耗材：磺胺嘧啶(SDZ)、磺胺甲惡唑(SMX)、磺胺二甲嘧啶(SMZ)、甲氧芐氨嘧啶(TMP)、諾氟沙星(NOR)、環丙沙星(CIP)、恩諾沙星(ENR)、氧氟沙星(OFLO)、沙拉沙星(SFLO)、四環素(TC)、土霉素(OTC)、金霉素(CTC)購自Dr. Ehrenstorfer GmbH (Germany).環丙沙星-D8、磺胺甲惡唑-D4、甲氧芐氨嘧啶-13C3、去甲基金霉素購自Sigma- Aldrich (St. Louis, MO, USA),磺胺嘧啶-13C6購自 Cambridge Isotope Laboratories (Andover, MA, USA).實驗所用的甲醇購自 Fisher Chemicals (Fair Lawn, NJ,USA)(色譜純)、Na2EDTA、氨水、甲酸和甲酸銨購自Sigma-Aldrich (St. Louis, MO, USA) (色譜純),鹽酸購自國藥集團化學試劑有限公司(優級純),實驗中用水為超純水(Millipore超純水系統,USA).

磺胺類、甲氧芐氨嘧啶、四環素類用甲醇溶液定容為 1000mg/L;而對于喹諾酮類需要用甲醇和0.5mL的0.1mol/L的鹽酸,配制成1000mg/L,此儲備液需冷藏在-20℃,備用.

1.3 儀器分析條件

色譜條件：UPLC BEH-C18column (50mm×2.1mm, 1.7μm);流動相0.3%甲酸和 0.1%甲酸銨溶液,B 為 1：1乙腈：甲醇;流速 0.3mL/min;進樣量10μL,柱溫 40℃;自動進樣盤溫度為 4℃.具體梯度洗脫程序如表1所示,所有抗生素均可在8min之內完成測定.

表1 梯度洗脫分離步驟Table 1 Data of gradient elution on the separation

質譜條件：離子源,電噴霧正離子源(ESI+);檢測方式,多反應監測, MRM;霧化氣、脫溶劑氣、錐孔氣為氮氣,碰撞氣為氬氣;離子源溫度和去溶劑氣溫度分別為 140,500℃;錐孔氣和去溶劑氣流量分別為70h和450L/h;電離電壓和電噴霧電壓分別為3.5,5.5kV.

1.4 樣品預處理

準確量取2L水樣,過0.45μm的玻璃纖維濾膜,用0.1mol/L的鹽酸調節pH值為3,而后加入0.5gNa2EDTA和濃度為1×10-6的內標(環丙沙星-d8,SMZ-d4,去甲級金霉素,13C3-甲氧芐啶)20μL,使樣品以3～5mL/min的流速通過已預先用10mL甲醇和 10mL超純水活化過的 Oasis HLB(500mg, 6mL)固相萃取柱.水樣過柱后,用 10mL超純水和10mL 5%的甲醇水溶液淋洗小柱,后將固相萃取小柱在真空下抽2h至干,再用6mL甲醇和6mL含5%的氨水甲醇洗脫(靠自然重力流下),而后在 40℃水浴條件下用氮吹儀吹至近干,而后用1：9的甲醇水溶液定容至1mL,過 0.22μm膜至2mL的樣瓶中,待測.

1.5 質量控制

采用內標法進行定量分析.混合標準溶液的濃度為 0.5～100μg/L,相關性系數 R2大于 0.99.用超純水配制 10ng/L抗生素的混合溶液 1L,按照水樣的處理方法進行前處理,并進行7次實驗,分別以3倍和10倍信噪比計算水樣的方法檢測限和定量下限,見表 2.方法的加標回收率為70.33%～108.96%,相對標準偏差(RSD)為 1.12%～9.51%,檢測限為 0.06～0.21ng/L.場地空白和方法空白實驗均低于檢測限.

1.6 風險評價方法

1.6.1 環境風險評價 采用風險熵評價大通湖水體中抗生素的環境風險,計算公式如下：

式中：RQ為污染物的環境風險熵;MEC為污染物的環境實測濃度, ng/L;PNEC為污染物的預測無效應濃度,基于最壞情況考慮,RQ的計算采用篩選出最敏感物種的PNEC,ng/L,見表3;TD主要從現有的研究中獲取的急性或慢性毒性數據; AF為評價因子;RQcom為聯合毒性風險.RQ值劃分為 4 個等級,無風險(＜0.01),低風險(0.01～0.1),中等風險(0.1～1)和高風險(＞1).

1.6.2 健康風險評價 抗生素健康風險的計算公式如下：

式中：Dosea為暴露劑量,μg/(人·d);EF 為目標化合物的暴露頻率, d/a;ED為暴露時間,a;ADI為日容許攝入量,μg/(kg·d);BW為成人或者兒童體重, kg; AT為人體的目標化合物平均接觸時間,d;Ci為目標化合物的實測濃度,μg/L;kT為水體中抗生素經水處理工藝后的剩余比例;IRDW為日均飲水量, L/d.

表3 抗生素對應最敏感物種的毒理數據Table 3 Aquatic toxicity data of antibiotics to the most sensitive aquatic species

表4 目標抗生素的ADI值Table 4 ADI of antibiotics

表5 各參數的美國環境保護署推薦值Table 5 Parameters of adult and children receptors recommended by USEPA

各抗生素的 ADI值(表 4)和式(4)、式(5)中的各參數(表5)來自于澳大利亞政府衛生署[23]和美國 ECOTOXD Database[24]以及朱婷婷等[25]、金磊等[26]的研究.

2 結果與討論

2.1 大通湖抗生素的污染狀況及分布特征

由表6可知,在大通湖6個點位除氧氟沙星未檢出外,其余11種抗生素均有不同程度的檢出.濃度水平處于 n.d.～100.21ng/L,以磺胺嘧啶的濃度最高,其次為磺胺甲惡唑＞沙拉沙星＞恩諾沙星＞甲氧芐氨嘧啶＞金霉素,其余抗生素的濃度處于較低的水平.

3種磺胺類抗生素,磺胺嘧啶為 11.65～100.21ng/L,平均 37.41ng/L,檢出率達到 100%,居于所有檢出抗生素之首;磺胺甲惡唑的檢出率達50%,濃度水平居第 2位,達 12.34ng/L;磺胺二甲嘧啶在的檢出率和濃度均處于較低的水平,這可能與季節或者大通區域的用藥特性有關.磺胺類抗生素在水產養殖業中廣泛使用[27],且價格低廉,相對于英國、丹麥、瑞士等西方國家,中國磺胺類抗生素的使用量較大[28],其中磺胺嘧啶的使用量較高[29],導致磺胺類抗生素在水環境的濃度相對較高.甲氧芐氨嘧啶作為一種磺胺增效劑,常與磺胺甲惡唑、磺胺二甲嘧啶等磺胺類抗生素以1：5的比例配合使用,導致其具有相對較高的檢出率和濃度,分別為50%和7.56ng/L.

表6 大通湖水體中抗生素的濃度水平(ng/L)Table 6 Statistical characteristics of the concentrations of antibiotics in surface water in Datong Lake (ng/L)

5種喹諾酮類抗生素,沙拉沙星為 n.d.～40.17ng/L,平均 8.55ng/L,檢出率 667%,處于較高的水平,其次為恩諾沙星,平均濃度為8.04ng/L檢出率為33%.這2種喹諾酮類抗生素在水產養殖中的使用量較大,在魚蝦的整個魚苗期、保苗期和養成期均有使用.環丙沙星的濃度為 n.d.～5.02ng/L,平均1.51ng/L,檢出率為33.33%,環丙沙星主要為人用藥,其醫療用量較大[30],大通湖環丙沙星的來源可能為周圍生活污水的直排.氧氟沙星和諾氟沙星的檢出率和檢出濃度較低,氧氟沙星的檢出率為零,一方面諾氟沙星禁止在未成人中使用[31],限制了其使用量,另一方面根據《獸藥管理條例》[32]：2015年12月31日起,停止生產用于食品動物的氧氟沙星、諾氟沙星,極大的限制了這兩種物質的使用和在環境中的殘留.

3種四環素類抗生素的檢出濃度相對于磺胺類、磺胺增效劑和喹諾酮類抗生素處于較低的水平.檢出率以四環素最高達 83.33%,平均濃度最高的為金霉素達 3.92ng/L.但是四環類抗生素在水環境中性質不穩定,一方面在光照、微生物作用下降解,另一方面四環類抗生素易在沉積物中富集[33-35],且沉積物的吸附作用是抑制四環素類抗生素遷移的重要因素,導致水環境中的濃度較低.

由圖 2可見,大通湖各采樣點位抗生素的累積濃度處于 36.69～149.33ng/L,各采樣點位具有一定的差異性.S2點位的累積濃度最高,磺胺嘧啶和恩諾沙星為主要的貢獻因子,貢獻率達 90%以上,其次為S3點位.S2和S3點位有大量的網箱養殖,且靠近一漁業股份有限公司,飼料中可能有抗生素的添加,導致這片區域抗生素的濃度相對較高.S1點位的抗生素濃度最低.大通湖整個湖體為養殖區,但有些區域的養殖密集,有些區域為航道并未作為養殖區,此區域抗生素為其他區域水體中抗生素遷移而來,但是抗生素在隨水流的遷移過程中會發生光降解、微生物降解、吸附等行為,極大的降低其濃度水平.后續應加強對大通抗生素生產、使用和排放的調查,開展大通湖水體中多介質(水、沉積物、生物)賦存的更為全面的連續調查,并追溯其來源,為抗生素污染控制提供依據.

圖2 大通湖各采樣點抗生素累積濃度Fig.2 Accumulative concentration of detected antibiotics at each sampling site in the Datong Lake

2.2 與國內外部分河流、湖泊對比

由表7可見,3種磺胺類抗生素,磺胺嘧啶的濃度除顯著低于白洋淀和海河之外,高于巢湖、博斯騰湖、烏倫古湖、廣西邕江、黃浦江上游和欽州灣,處于較高的污染水平;磺胺甲惡唑的濃度水平低于太湖、巢湖、海河、法國的塞納河和越南湄公河段,高于白洋淀、博斯騰湖、烏倫古湖及英國的塔夫河和伊利河,與黃浦江上游的濃度較為接近;甲氧芐氨嘧啶的濃度與黃浦江上游、塞納河與湄公河的濃度相似,低于海河、太湖、大遼河及塔夫河和伊利河,與海河、塔夫河和伊利河的濃度差異較為明顯,但高于廣西邕江和欽州灣;檢出的4種喹諾酮類抗生素中,大通湖環丙沙星和諾氟沙星的濃度水平較低,除高于黃浦江上游外,均顯著低于白洋淀、巢湖和太湖等,與國外水體相比,大通湖環丙沙星的濃度高于塞納河,但顯著低于芬蘭的萬塔河,而諾氟沙星的濃度顯著低于塞納河.恩諾沙星就平均濃度來說在所統計的湖泊、河流中僅次于巢湖和大遼河,但最高濃度僅次于巢湖.沙拉沙星的污染水平顯著高于塞納河和溫榆河,就平均濃度而言與白洋淀處于同一水平.在檢出的3種四環素類抗生素中,四環素的濃度與博斯騰、烏倫古湖和美國查普唐克河的濃度較為接近,顯著低于太湖、海河和大遼河.土霉素的濃度處于較低的水平,均低于所統計的河流、湖泊.金霉素的濃度顯著低于太湖、大遼河和查普唐克河,與巢湖屬于同一污染水平,但高于博斯騰湖和烏倫古湖.總體來說,除磺胺嘧啶和恩諾沙星處于相對較高的污染水平之外,其余基本處于較低或中等的水平.抗生素在我國地表水體中的檢出率較高,且由于不同地區抗生素的使用種類、環境等不同,導致濃度具有較大的差異性,然而目前對于我國湖泊、河流水環境中抗生素污染的研究缺乏系統性和連續性,對各水體中抗生素污染的差異性并沒有很好的解釋,有必要加強該方面的研究.

2.3 大通湖抗生素的生態風險評價

2.3.1 環境風險評價 基于最嚴重的情況來考慮,選擇各種抗生素濃度最大值來計算風險等級,結果見表 8.由于水體中抗生素的痕量殘留,目標抗生素的風險熵(RQ)基本處于 0.1以下.然而磺胺甲惡唑、沙拉沙星和環丙沙星的 RQ均大于1,表現為高風險,對大通湖的生態環境具有嚴重的潛在風險,這3種物質的最大無效應濃度較低,易對生態環境產生危害.其中沙拉沙星的 RQ竟達 2.68,目前對于水環境中此種物質的研究相對較少,但沙拉沙星是一種動物專用的喹諾酮類藥物,由于其溶解度高,可多途徑給藥,吸收速度快,是防治動物疾病的理想藥物[52-53],因此近些年使用量不斷上升,應引起足夠的重視.恩諾沙星的RQ為0.77處于0.1～1之間,為中等風險;磺胺嘧啶的濃度雖然較高,但是由于其具有較高的最大無效應濃度,RQ 小于 0.1,風險等級為低風險,但是相關研究表明,磺胺嘧啶可以干擾虹鱒魚肝臟細胞的活性,損傷肝細胞,從而影響代謝過程[54],其風險不容忽視;其余抗生素對大通湖的生態環境均表現為無風險.雖然環境中的抗生素對環境的影響基本處于較低的風險,但是抗生素可誘導環境中耐藥菌和抗生基因的產生[55],而且抗生素基因具有傳播性,被作為一種新型污染物,應積極開展大通湖耐藥菌和抗性基因的監測研究,明確大通湖此方面對人體健康的風險等級.另外,目前抗生素的風險評估大多采用風險熵做初步的評價,有一定的片面性,后續應加強抗生素的毒性研究,開展抗生素環境基準的研究,深入的分析水體中抗生素的環境風險,為抗生素的防控和應急預案的建立奠定基礎.

水環境中抗生素一般不是單一存在,而是多種抗生素共同存在的復雜體系.有研究表明水環境中多種抗生素共存時,抗生素的環境危害作用會因共存而加強[56].但是目前相關的數據較少,因此本文假定各抗生素對生物的毒性作用不存在拮抗或協同作用,初步探究抗生素的累積風險,結果見表8.6個采樣點位的RQcom均高于0.1,處于中等或高風險,其中 S6＞S3＞S2 3個點位的RQcom均大于1,以S6點位較為突出,RQcom達3.5,對周圍的環境具有嚴重的潛在風險;其余點的RQcom均處于 0.1～1之間,表現為中等風險.復合污染的問題一直備受關注,但是由于多種污染存在時的作用機理較為復雜,且如果完全達到實際環境的狀態,工作量較大,無法短時間內完成,因此目前對于污染物的復合污染,尤其是有機污染物的復合污染研究大多局限于二元或者三元,因此應積極開展有關抗生素復合污染的研究,明確多種抗生素存在的復合污染體系中的相互作用機制.

表7 部分河流、湖泊抗生素的污染水平(ng/L)Table 7 The Concentration level of antibiotics in typical lakes and rivers, China (ng/L)

表8 大通湖水體抗生素的RQ和RQcomTable 8 RQ and RQcom for the antibiotics in surface water from Datong Lake

飲水途徑對成人和兒童的健康風險指數RQH分別處于 8.74×10-8～3.67×10-3和 2.18×10-7～9.17×10-3之間(圖 3).檢出的 11種抗生素,喹諾酮類抗生素為主要的健康風險因子,處于 10-3數量級.其中沙拉沙星的健康風險最高,沙拉沙星在動物性食品中的ADI值僅為0.3μg/(kg·d),然而目前有關沙拉沙星的監測和毒性研究還有一定的局限性,應加強對沙拉沙星的進一步研究.磺胺嘧啶和磺胺增效劑是僅次于喹諾酮類抗生素的健康風險因子,對成人和兒童的健康風險指數 RQH分別為 1.37×10-4、3.43×10-4和 1.96×10-4、4.89×10-4,值得注意的是這 2種抗生素相對于喹諾酮類抗生素在水環境中的穩定性較高,如果沒有外源的持續輸入,從長遠來說,這2種物質所致的健康風險應高于喹諾酮類.剩余抗生素的健康風險因子均處于 10-5～10-8數量級,相對于喹諾酮類抗生素、磺胺嘧啶和甲氧芐氨嘧啶低1～3個數量級.

圖3 大通湖抗生素殘留對成人和兒童的健康風險Fig.3 Health risk of antibiotics residue in the Datong Lake to adults and children

然而,現在針對抗生素的水體健康風險標準并未制定.大多數關于抗生素健康風險的研究主要關注食品和蔬菜等[57],相比這些研究,大通湖水體中抗生素的健康風險處于較低的水平.最高健康風險與深圳的西麗水庫[25]水體中抗生素處于同1個數量級,但高出石巖水庫1個數量級[58].

3 結論

3.1 大通湖共檢測出 11種抗生素,其濃度具有顯著的差異性,以磺胺嘧啶的濃度最高,其次為磺胺甲惡唑,濃度范圍分別為 11.65～100.21ng/L和n.d.～50.9ng/L,四環素類抗生素的濃度處于較低的水平(n.d.～10.44ng/L).與國內部分河流、湖泊相比,除磺胺嘧啶和恩諾沙星外,其余抗生素基本處于較普通水平.

3.2 在空間分布上,具有一定的差異性,S1～S6采樣點抗生素的累積濃度處于36.69～149.33ng/L之間,以 S2點位累積濃度最高,磺胺嘧啶和恩諾沙星為主要的貢獻因子,貢獻率達 90%以上,S1點位的濃度最低.

3.3 檢出的11種抗生素除磺胺甲惡唑、沙拉沙星和環丙沙星外,其余抗生素對大通湖表現為較低的風險水平, S2、S3、S6的累積風險較高;健康風險評價表明,喹諾酮類抗生素為主要的健康風險因子,但抗生素的健康風險指數 RQH遠低于1,說明目前抗生素的殘留不會對人體產生明顯的健康危害.

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