長江南京段水源水中氨芐西林的時空分布特征及風險評估

龔潤強，王 博，季木蘭，趙 欣，蘇良湖，卜元卿，陳 瑀,3，張圣虎①，邱 慧

(1.生態環境部南京環境科學研究所，江蘇 南京 210042；2.南京信息工程大學環境科學與工程學院，江蘇 南京 210044；3.貴州大學資源與環境工程學院，貴州 貴陽 550025)

自抗生素問世以來，人類對抗生素的消費需求不斷增長。據統計，全球抗生素的消費量在2000年至2015年的16 a間增長了65%[1]，我國抗生素年消費量超過1.6×105t，其中約5.4×104t進入自然環境[2]。氨芐西林(ampicillin，AMP)作為β-內酰胺類抗生素，由于其抗菌譜廣、殺菌活性強、毒性低、臨床療效好等優點，現已廣泛用于呼吸道感染、泌尿道感染、腦膜炎、沙門氏菌感染癥以及心內膜炎等感染性疾病的治療。據統計，AMP約占美國抗生素消費量的44%[3]。與其他抗生素類似，AMP在生物體內并不能完全代謝分解，約60%～80%的AMP以原藥形式排出體外[4]。研究發現，現階段的水處理技術對AMP的去除十分有限，美國17家醫院的污水處理設施對AMP的去除率在40%～54%之間[5]，達累斯薩拉姆大學廢水穩定塘對AMP的去除率為54.0%～56.5%[6]。盡管AMP在生物體內的半衰期較短(1.2～1.5 h)，但是由于大量頻繁地使用以及污水處理設施較低的去除率，可能會導致其在水體中形成持續存在的“假持久性”狀態，進而影響其對天然水體中抗性基因的耐藥性[7-8]。目前，天然水體中對AMP賦存濃度的研究相對較少[9-10]，但是對其細菌耐藥性的研究相對較多，研究表明，波蘭的普羅德尼克河和拉巴河[11]以及南非豪登市阿皮茲河[12]中大腸桿菌對AMP的耐藥率最高，不同來源的大腸桿菌如牛源大腸桿菌、羊源大腸桿菌、飼料源大腸桿菌、飲用水源大腸桿菌對AMP的耐藥率分別為10.7%、25.0%、51.0%、100%[13]，氣單胞菌[14]、沙門氏菌[15]對AMP的耐藥率分別為95.45%、73.39%。環境中的耐藥基因可通過遺傳或水平轉移在細菌間進行擴散，或通過飲用水和食物鏈進行轉移，對生態環境和人體健康造成潛在威脅[16]。

南京地處長江下游平原，是長江下游重要的中心城市。長江南京段上起江寧區和尚港，下至棲霞區大道河口，自西向東貫穿全市，岸線全長近200 km，城南、城北主要的生活用水取水口均設置在長江兩岸[17]。截至2018年，南京市擁有常住人口843萬，長江為南京市主要的飲用水源地。目前沿江兩岸附近分布有化工企業、醫院、城市污水處理設施等，因此其水質安全對于周邊居民具有潛在影響。2019年11月—2020年1月，筆者通過對長江南京段14個采樣點表層水樣持續監測，分析了AMP的時空分布特征，并對生態風險及人體健康風險進行了初步評估，以期為新型污染物的環境管理提供基礎數據支撐。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

儀器：超高效液相色譜-串聯質譜儀(UPLC-MS/MS，LC系統為Agilent 1290 Infinity， MS系統為AB SCIEX QTRAP 4500，美國 Agilent 公司)；Oasis HLB 小柱(6 mL，200 mg，美國Waters公司)；旋轉蒸發儀(R-300，瑞士BUCHI公司)；固相萃取裝置(24孔，美國Waters公司)。

試劑：甲醇和乙腈(色譜純，德國Merck公司)；甲酸和氨水(分析純，國藥集團藥業股份有限公司)；磷酸和磷酸二氫鈉、乙二胺四乙酸二鈉(EDTA·Na2)(分析純，南京化學試劑有限公司)；抗生素標準品購自百靈威科技有限公司，純度w大于99%。用甲醇將AMP標準品配制成1 000 mg·L-1標準儲備液，然后取標準貯備液配制20 mg·L-1混合標準物質儲備液，存儲在-20 ℃冰箱中待用。

1.2 樣品采集

分別于2019年11月、12月及2020年1月在長江南京段14個斷面(S1～S14)(圖1)采樣，用有機玻璃采集器采集表層水樣，采集深度為0.1～1.0 m，每個斷面上采集3個平行樣，混合后取1 L。將采集到的水樣置于用去離子水潤洗3次的棕色玻璃瓶中，在低溫避光下保存，且在24 h內運回實驗室，用0.45 μm孔徑玻璃纖維濾膜過濾后儲存在4 ℃冰箱內，在3 d內完成水樣的預處理。

1.3 樣品預處理

參照文獻[18]，取1.0 L經0.45 μm孔徑玻璃纖維濾膜過濾后的水樣，加入5 mL 100 g·L-1EDTA·Na2溶液，再用磷酸水溶液(體積比為50%)調節水樣pH值至3.0左右；依次向HLB小柱內加入6 mL甲醇、3 mL超純水和6 mL磷酸二氫鈉水溶液使小柱活化，調節小柱溶液流速為4 mL·min-1，活化完成后以相同流速富集水樣；抽干水樣后向采樣瓶中加入10 mL超純水，抽真空干燥30 min后，依次用6 mL甲醇和6 mL氨水甲醇(體積比為2%)洗脫；洗脫液在40 ℃下旋轉蒸發近干，用甲醇復溶至1 mL，使用UPLC-MS/MS分析。

1.4 儀器分析條件

液相色譜條件：測定采用規格為150 mm×2.1 mm×3.5 μm的ZORBAX Eclipse Plus C18色譜柱，柱溫設定為30 ℃，樣品進樣體積為5 μL，流速為0.3 mL·min-1。AMP測定流動相為0.2%(體積比)甲酸水溶液和乙腈，5 min時將流動相甲酸水溶液/乙腈體積比從99/1調整到90/10，25 min時調整到50/50，26 min時調整到99/1，洗脫至30 min結束。

質譜條件：采用離子電噴霧正離子(ESI+)，多反應監測(MRM)模式；設定離子源溫度為550 ℃，噴霧電壓為5 500 V，噴霧氣、氣簾氣和輔助加熱氣的壓力分別為60.0、35.0和65.0 kPa。

1.5 質量控制

采用外標法對樣品的質量濃度進行定量分析，在100 mL去離子水中加入2 μg·L-1的混合標樣進行測定，回收率為60.5%，相對標準偏差為6.7%。以信噪比S/N≥3和S/N≥10計算儀器的檢出限(LOD)和定量限(LOQ)分別為0.005和 0.018 μg·L-1。

1.6 風險評估

1.6.1生態風險評估

風險熵值(risk quotient，QR)可以用來對水體中抗生素的生態風險進行評估[19]，根據歐洲風險評估技術指導文件(European Commission Technical Guidance Document，TGD)中風險熵值法對長江南京段水源水中抗生素的生態風險進行評估[20]，風險熵值(QR)計算公式為

QR=CME/CPNE。

(1)

式(1)中，CME為實際測定濃度，ng·L-1；CPNE為無效應濃度，ng·L-1。CPNE值是慢性毒性數據(最低觀察毒性效應濃度，NOEC)或急性毒性數據(半數致死濃度LC50或半數有效濃度EC50)與評估因子(AF)的比值。由于同種抗生素對不同物種的毒性效應不同，選用最敏感物種的CPNE進行評估。

1.6.2健康風險評估

為評估長江南京段水源水中抗生素對人體健康的風險，根據人體對抗生素的日均可接受量(acceptable daily intake，IAD)，計算抗生素對人體健康的風險熵值(QRH)。計算公式為

QRH=CME/LDWE。

(2)

式(2)中，QRH為單一抗生素的健康風險熵；CME為抗生素的測定濃度，μg·L-1；LDWE為飲用水當量值，μg·L-1。

飲用水當量值計算公式為

LDWE=IAD×WB×QH/(IDW×BA×EFO) 。

(3)

式(3)中，IAD為日均可接受攝入量，μg·kg-1·d-1；WB為人均體重，kg；QH為最高風險，按1計算；IDW為每日飲水量，L·d-1；BA為胃腸吸收率，按1計算；EFO為暴露頻率，350 d·a-1。不同年齡段人群WB及IDW取值見表1[21]。

表1 成人及兒童平均體重(WB)以及每日飲水量(IDW)Table 1 Average body weight and daily water intake for adults and children

根據HERNANDO等[22]提出的抗生素對人體健康和生態風險熵(QR)的分類標準：當QR<0.01時，無風險；當0.01≤QR< 0.1時，屬于低風險；當0.1≤QR< 1時，屬于中等風險；當QR≥ 1時，屬于高風險。

2 結果與討論

2.1 時空分布特征

分別于2019年11月、12月以及2020年1月在長江南京段14個采樣點采集了表層水樣，AMP的濃度分布見圖2。

在連續3個月的檢測中，AMP的濃度范圍為ND～42.44 ng·L-1(ND為未檢出，下同)，總體平均濃度為19.67 ng·L-1，檢出率為57.5%，與何欣等[9]報道的大連周邊近岸水中AMP的濃度范圍(ND～29.22 ng·L-1)相近，遠低于王瑞杰等[10]報道的2018年寧波月湖中AMP最大濃度(328.0 ng·L-1)。2019年11月AMP的濃度范圍為ND～28.44 ng·L-1，平均濃度為2.03 ng·L-1；2019年12月AMP的濃度范圍為ND～42.34 ng·L-1，平均濃度為33.55 ng·L-1；2020年1月AMP的濃度范圍為ND～42.44 ng·L-1，平均濃度為24.04 ng·L-1。其中12月AMP的檢出率最高，達100%；11月的檢出率最低，為7.14%。

從各監測點來看，2019年12月和2020年1月均在S13點位監測到AMP峰值，分別為42.34和42.44 ng·L-1，表明該區域AMP的使用量較大。在連續3個月中，S14點位AMP檢出率為100%，表明該區域在冬季AMP的使用較為普遍；其中S5、S6、S8、S9、S10、S12和S13點位AMP的檢出率均為66.7%，余下點位AMP的檢出率為33.3%。此外，各點位3個月累計AMP檢出濃度最高值出現在S14點位(103.14 ng·L-1)，其次為S13點位(84.78 ng·L-1)，最低為S1點位(30.38 ng·L-1)。

2.2 污染來源分析

抗生素在環境中的含量和分布特征主要與其使用量、使用模式、使用地區和環境因子等因素有關[23]。長江南京段建有南京長江大橋等設施場所，可以供市民休閑娛樂和觀光旅游，生活污水、醫院廢水以及家用抗生素的不合理廢棄等可能是長江南京段水體中抗生素的輸入來源。AMP是臨床上常用的廣譜抗生素，長江南京段水體中AMP的平均質量濃度為19.67 ng·L-1，最高達42.44 ng·L-1。AMP在牛奶[24]、雞、鴨等肉類食品的不同組織中[25]均有檢出。11月采樣檢測中只有S14點位有檢出，檢出率為7.14%，12月14個采樣點位全部檢出，檢出率為100%，可能是南京市冬季天氣變化使感染性疾病患者增多，而AMP具有天然青霉素的抗菌譜性，對于肺炎有特別好的療效，是治療感染性疾病常用的藥物之一[26]，AMP的使用量增加導致長江南京段水源水中各采樣點抗生素檢出率增加；同時11月、12月和1月的水樣中S14點位均檢測出AMP，質量濃度分別為28.44、36.00和38.70 ng·L-1，一方面可能與該區域醫院、家庭的AMP使用量較大有關；另一方面，檢出濃度的增加可能與上游水體中AMP濃度有關。

2.3 風險評估

2.3.1生態風險評估

采用單一風險熵值法評估AMP。根據文獻[27]，AMP毒理數據評估因子(AF)為100，CPNE為75 ng·L-1。由圖3可知，長江南京段AMP的生態風險熵(QR)范圍為0.40～0.57，表明AMP對長江南京段的生態環境具有中度風險；其中S13的QR最高，為0.57，如果長期處于該水平，可能會誘導生物體產生抗生素抗性基因，而抗生素抗性基因已成為新興環境污染物[28]，勢必會對生態環境和人體健康造成危害。因此有必要采取措施控制AMP進入長江南京段，從而保護長江生態系統的安全。

2.3.2健康風險評估

評估長江南京段水體中AMP的人體健康風險水平，因考慮最大風險而選取各采樣點各月份檢測濃度最大值來計算人體健康風險熵。AMP是半合成青霉素，抗菌譜相同，參考青霉素IAD值0.03 mg·kg-1·d-1[29]。由圖4可知，長江南京段AMP對人體健康風險熵(QRH)的范圍為3.2×10-5～5.1×10-5，均小于0.01，無健康風險，且QRH整體上呈現出成人大于兒童，同一年齡段中男性比女性稍高的趨勢。雖然該結果表明長江南京段中AMP對人體健康無直接風險，但是有研究表明，通過飲水而進入人體(尤其是兒童)的抗生素，是造成肥胖的因素之一[30]。因此水體中殘留的痕量抗生素對人體健康的長期影響不容忽視。

3 結論

(1)長江南京段水體中，AMP在2019年11月、2019年12月和2020年1月3個月中檢出濃度范圍分別為ND～28.44、26.04～42.34 和ND～42.44 ng·L-1，檢出率分別為7.14%、100%、66.67%，平均濃度為34.20 ng·L-1，處于低污染水平。

(2)2019年12月和2020年1月AMP檢出濃度和檢出率總體上高于11月。

(3)根據風險評估標準，長江南京段AMP的生態風險熵QR范圍為0.40～0.57，處于中度風險水平；AMP的健康風險熵(QRH)范圍為3.2×10-5～5.1×10-5，對人體無健康風險，但是QRH整體上呈現出成人大于兒童，且同一年齡段中有男性比女性高的趨勢。