流域空間結構指標與藥物污染水平的關系研究

柯紫妍,周添惠,郭亞麗, 卜慶偉,楊 磊, 孫 靜,唐劍鋒

1 中國科學院城市環境研究所城市環境與健康重點實驗室,廈門 361021 2 中國科學院大學,北京 100049 3 福建農林大學生命科學學院,福州 350002 4 中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室, 北京 100085 5 云南大學國際河流與生態安全研究院,昆明 650500 6 中國礦業大學(北京)化學與環境工程學院,北京 100083 7 成都信息工程大學資源與環境學院,成都 610225

流域空間結構指標是指構建流域生態空間結構和功能之間關系的數量指標[1]。其包含的流域地貌結構指標和景觀格局指數與流域水質關系密切。流域地貌結構指標反映了地形地貌特征,地貌形態改變流域的水文功能,通過影響流域徑流過程改變流域水質[2]。例如,中國曹娥江氮磷與地貌結構指標呈負相關關系[3]；撫仙湖的地形坡度影響水質變化[4]。景觀格局指數反映流域土地利用組成及空間分布特征。人類活動會改變景觀形狀、破碎度、連通性、多樣性,從而影響生態系統的結構和組成、流域生態安全及其生態系統服務功能[5—6]。研究表明,景觀格局指數與水質指標關系密切。Shannon多樣性指數(SHDI)和聚集度指數(CONTAG)等景觀格局指數與水質指標如氨氮、總氮、化學需氧量密切相關[7]；斑塊指數如林地最大斑塊景觀面積比(LPIfor)、工業用地的邊界密度(EDind)與氨氮、總氮呈負相關關系[8]。東江流域[9]和流溪河[10]的景觀格局配置對河流水質有重要影響,現有研究主要聚焦于水質指標關系上,對于流域空間結構與藥物的關系認識不足。

近年來,隨著城鎮化的快速發展和人類活動增強,藥物污染已成為流域水環境關注的焦點之一。數據顯示,2017年我國原料藥生產總量已超過355萬t[11],2018年我國藥物的市值約為1340億美元,且有逐年增加的趨勢[12]。這些使用的藥物通過制藥工廠廢水、醫療廢水、生活污水及養殖廢水等方式進入水環境[13],威脅生態系統安全和人類健康。研究表明,水體中微量水平的藥物就會對水生態環境安全產生影響。藥物在不同地區水環境中以μg/L級別檢出,如非洲Ngong′河[14],西班牙Llobregat河[15],美國139條河流[16],中國的北運河[17]、珠江[18]。現有研究多聚焦于河流、湖泊的緩沖區等局部區域,缺乏整個流域尺度的研究。研究表明,基于流域尺度的研究對水質變化的解釋程度比緩沖區高,水質管理應重視以流域尺度為研究對象[19—21]。流域是山水林田湖草的生命共同體,也是研究污染物環境行為的最佳單元[1]。然而,現有的研究對流域結構組成與污染物的相互關系和作用認識很少。地貌形態改變流域的水文功能,通過水流路徑等傳輸變化間接影響藥物的遷移轉化過程。地貌結構(如坡度)限制土地利用類型,土地利用形式影響人類活動程度而決定流域中的污染物來源[22]。然而流域特征的量化指標與藥物污染水平之間的關系尚不明確。描述流域空間結構的數量指標體系(如流域地貌結構指標、景觀格局指數等)與污染物在流域空間分布之間的關系需要進一步研究。以上問題的解答,可為量化流域生態系統結構與污染物空間分布之間的關系和作用打下基礎。

海灣是連接陸地生態系統和海岸帶—海洋生態系統的重要樞紐,也是人類活動劇烈的區域。近年來,隨著經濟快速發展及養殖污水排放,海灣已成為藥物污染的重要區域之一。因此,本文以浙江省最大的水產養殖基地象山灣為研究區域,通過對象山灣22個流域水體進行采樣和分析,研究流域中藥物組成、含量、分布特征及其與流域生態結構間的關系,揭示港灣流域水環境中驅動藥物變化的關鍵因子,為快速城鎮化背景下海灣生態系統中流域水體質量安全保障提供科學依據。

1 材料和方法

1.1 研究區域概況

象山灣位于中國浙江省中部偏北沿海地區,呈東北—西南方向伸入內陸的半封閉式港灣,橫跨北侖、鄞州、奉化、寧海和象山(圖1)。象山灣縱深約60 km,內部寬度為3—8 km,口門寬度達20 km,總面積達563.3 km2。象山灣屬于亞熱帶季風性氣候,干濕分明,年平均氣溫為16.2—17.0℃,年平均降水量為1239—1522 mm,年潛在蒸發量為1417—1503 mm,年平均日照為1904—1999 h[23]。地形為低山丘陵,三面環山,土壤類型有粉砂、貝殼砂和黏土,象山灣具有豐富的海洋漁業資源,主要的海產品有鰻魚、鯧魚、泥螺等[23]。

圖1 象山灣采樣分布圖Fig.1 Location of the study area and water sampling sites in Xiangshan Bay

1.2 實驗試劑

實驗試劑：(1)29種藥物包括D,L-文拉法辛(VFX)、(s)-鹽酸度洛西汀(DXH)、1,7-二甲基黃嘌呤(PXA)、鹽酸帕羅西汀(PXT)、鹽酸諾氟西汀(NFL)、阿米舒必利(AMS)、加巴噴丁(GBP)、卡馬西平(CBZ)、拉莫三嗪(LTG)、可替寧(COT)和10,11-二氫卡馬西平(DHC)、美托洛爾(MPL)、地爾硫卓(DTZ)、阿替洛爾(ATL)、鹽酸普萘若爾(PPL)、吉非羅齊(GFZ)、林可霉素(LIM)、脫水紅霉素(ERY-H2O)均購于Toronto Research Chemicals(TRC)公司。鹽酸阿米替林(AMT)購自中國藥品生物制品鑒定所。奧美普林(OPM)、恩諾沙星(EFC)、環丙沙星(CFC)、磺胺甲惡唑(SMX)、氯霉素(CAP)、克拉霉素(CLA)、2-磺胺-4-甲基嘧啶(SMR)、磺胺對甲氧嘧啶(SME)均購于Dr. Ehrenstorfer GmbH公司,甲氧芐啶(TMP)和沙拉沙星(SAR)購于北京百靈威公司。

(2)替代標準品及試劑：咖啡因-13C3(CAF-13C3)購于Cerilliant公司,2-磺胺-4-甲基嘧啶-13C6(SMR-13C6)、諾氟沙星-D5(NOR-D5)、氯霉素-D5(CAP-D5)均購于Dr. Ehrenstorfer GmbH公司。甲酸(分析純)購自上海安譜實驗科技股份有限公司,乙腈(色譜純)、甲醇(色譜純)購自Fisher公司。

1.3 樣品采集與處理

本研究綜合考慮象山灣流域分布情況,根據象山灣的水文路徑劃分選取22個流域作為監測對象(圖1),水樣采集時間為2020年8月。現場用多參數水質分析儀(哈希Hydrolab)測定溫度、溶解氧、pH、氧化還原電位和鹽度。采樣取水下20 cm處的河流水,水樣裝入4 L棕色玻璃瓶并在低溫下運回實驗室進行分析處理。

(1)常規水質指標：過硫酸鉀紫外分光光度法測總氮,過硫酸鉀消解法測溶解性總磷,鉬酸銨分光光度法測定總磷,用離子色譜法測定硝酸鹽氮,用快速消解分光光度法測定化學需氧量,用分光光度法測定水樣中懸浮固體。

(2)藥物前處理過程：取1 L水樣過0.7 μm玻璃纖維濾膜(GF/F Whatman),每個水樣中加入0.2 g Na2EDTA,調節pH為3.00±0.02。分別用10 mL甲醇、15 mL超純水活化HLB柱(6CC/ 500 mg, Oasis HLB Extraction Cartridge),并控制水樣流速為5—10 mL/min。過完水樣后抽真空30 min,再用18 mL超純水洗去鹽分,接著用6 mL甲醇洗脫富集物,洗脫液經氮吹濃縮至100 μL,用甲醇定容至1 mL,過0.22 μm有機相針式濾器。測定前先取200 μL樣品到1 ml 色譜瓶中,再加入700 μL的含0.1%甲酸的(甲醇∶水= 5∶95)溶液和100 μL 的100 μg/L內標物,上機測定。

1.4 儀器條件與質量控制

藥物測定采用超高效液相色譜質譜聯用儀(1290 Infinity Ⅱ UHPLC-Ultivo,安捷倫公司)及ZORBAX Eclipse Plus C18色譜柱,無機流動相為 0.1%的甲酸水,有機流動相為乙腈。抗生素類色譜柱溫度和流動相流速分別為40℃、0.3 mL/min；其他類藥物的色譜柱溫度和洗脫流速分別為35℃、0.35 mL/min。質譜條件采用多反應監測(MRM)模式,離子源為電噴霧離子源,CAP和GFZ采用負電離模式,其他藥物采用正電離模式。毛細管電壓為2.8 kV；干燥氣流速為7.0 L/min,干燥氣溫度為300℃；鞘氣流速為11.0 L/min,鞘氣溫度為300℃。

采用內標法測定,標準工作曲線的濃度分別為0、0.1、0.2、0.5、1.0、2.0、5.0、10、20 μg/L,內標物的濃度均為10 μg/L,標準曲線的線性相關系數(r)均為0.99以上,方法檢出限為0.01—6.65 ng/L。為驗證前處理方法的可靠性,基質加標回收率實驗(加標量10 ng)的結果顯示,除阿替洛爾、加巴噴丁和阿米舒必利的回收較低外,其余藥物的加標回收率為48.5%—180.6%。阿替洛爾、阿米舒必利在堿性條件下提取的回收率更高[24],加巴噴丁用含0.1%甲酸甲醇洗脫時回收率更高[25],文獻報道抗抑郁藥物如阿米替林、文拉法辛在氮吹過程中可能損失[26]。

1.5 統計分析

用SPSS 26.0 軟件進行數據分析,使用Origin 2018進行圖形繪制。景觀格局指數使用Fragstats 4.2進行計算[27],流域地貌結構指標由ArcGIS 10.6提取獲得,流域空間結構指標的具體內容見表1[1,6,28]。

2 結果與討論

2.1 流域基本性質

本研究基于DEM數據和流域水文路徑劃分了22個流域,不同流域間的流域特征指標存在差異。在地貌特征上,22個流域的長度變化范圍為5.09—22.6 km, 形態因子為0.259—0.913,伸長比為0.575—1.08,圓度為0.226—0.591(表2)。形態因子、伸長比和圓度較高的流域趨于圓形形狀。流域平均坡度為6.44°—16.4°,多數流域的平面曲率與剖面曲率、河網分型維數為負值,流域山坡地貌呈微凹狀。流域面積高程曲線斜率的范圍為0.206—0.860,其中12個流域的面積高程曲線斜率高于0.50,表明象山灣多數流域地形陡峭。

表1 流域空間結構指標

表2 象山灣流域特征指標

水質指標顯示,pH為5.69—9.23,總懸浮固體為2—55 mg/L,鹽度為0.06—26 ‰,化學需氧量為1—16 mg/L,硝酸鹽氮為0.15—5.3 mg/L,總氮為0.480—5.95 mg/L,總磷為0.070—0.39 mg/L,溶解性總磷為0.030—0.23 mg/L,水質污染指標結果表明象山灣流域水質渾濁,存在水體氮磷含量超標現象。

2.2 藥物分布與濃度水平

結果表明,象山灣水體共檢出22種藥物,分別為LIM、TMP、CFC、EFC、SAR、SMX、CAP、ERY-H2O、CLA、COT、ATL、PXA、GBP、AMS、LTG、MPL、VFX、PPL、DTZ、CBZ、DHC、AMT(圖2)。其中,林可霉素抗生素LIM、兩種大環內酯類抗生素ERY-H2O和CLA的檢出率都為100%。三種喹諾酮類抗生素EFC、CFC和SAR的檢出率分別為86%、72%和50%。磺胺類抗生素SMX和酰胺醇類抗生素CAP的檢出率分別為77%和59%。兩種抗癲癇藥物GBP和CBZ的檢出率為100%。三種β受體阻滯劑ATL、MPL和PPL的檢出率分別為100%、95%和100%。三種抗抑郁藥物AMS、VFX和AMT的檢出率分別為100%、100%和77%。六種其它類藥物的檢出率較高,僅LTG的檢出率為59%,其余五種藥物的檢出率都為100%。

目標藥物檢出濃度范圍為n.d.—220.20 ng/L(圖2)。其中,抗生素類藥物喹諾酮類、大環內酯類和林可霉素,其檢出濃度分別為n.d.—16.5 ng/L、n.d.—35.8 ng/L和2.36—29.1 ng/L；其余抗生素如磺胺類和酰胺醇類的濃度分別為n.d.—5.80 ng/L和n.d.—21.2 ng/L。非抗生素類藥物主要包含β受體阻滯劑、抗癲癇藥和抗抑郁藥,其檢出濃度分別為n.d.—15.0 ng/L、n.d.—37.5 ng/L和n.d.—3.49 ng/L。象山灣中林可霉素的平均濃度為8.17 ng/L, 高于美國密歇根湖(4.28 ng/L)[29]和松花江(4.80 ng/L)[30],但低于長江流域(13.3 ng/L)[31]。林可霉素以生物降解為主,當林可霉素的濃度過高時,生物降解過程將受到抑制,這會造成林可霉素在水環境中持久性存在[32]。對于非抗生素類藥物,如卡馬西平,由于具有難以生物降解和吸附特點[33],在水體中廣泛檢出,本研究中檢出的平均濃度(3.4 ng/L)高于欽州灣(0.08 ng/L)[34]和悉尼河口的濃度(1.1 ng/L)[35],但遠低于西班牙的圖里亞河(121.3 ng/L)[36]和巴西阿尼爾河的研究結果[37]。

象山灣水域沿岸遍布的水產養殖場、農場以及制藥公司排放的廢水可能是其藥物污染的主要來源[38]。喹諾酮類、四環素類和磺胺類抗生素在水產養殖業中常作為抗菌劑使用[34],含抗菌劑的飼料造成水體藥物污染。另外,近年來象山灣經濟發展迅速,港灣內部污染源增多[39]。象山灣檢出的人用藥物可能來自周圍的制藥工廠污水及生活污水。在污染源混雜的環境下,象山灣水環境存在多類藥物污染源交叉污染的現象。

圖2 象山灣22種藥物濃度Fig.2 Concentrations of 22 pharmaceuticals in Xiangshan Bay 圖中括號內的數字為藥物檢出率(%)

2.3 流域空間結構指標對藥物的影響

2.3.1 藥物與流域地貌結構指標的關系

流域地貌結構指標與水質和藥物均有一定的相關關系。結果顯示,流域地貌結構指標如平均坡度、河網分形維數、面積高程曲線斜率和流域長度與水質指標COD、總磷、溶解性總磷及絕大多數檢出藥物濃度均存在負相關關系(P<0.05)(圖3)。流域地貌結構指標通過影響徑流量和水文路徑而對污染物的環境行為和匯集過程造成影響[22]。

線性回歸分析表明,藥物總濃度與平均坡度(MS)(R2=0.13,P<0.01)、β受體阻滯劑與面積高程曲線斜率(SAEC)顯著負相關(R2=0.49,P<0.01)(圖4)。一般而言,流域徑流系數與流域坡度顯著正相關[2],平均坡度越大流域徑流量越多,藥物濃度逐漸被稀釋。坡度較緩的區域,由于農業耕作活動頻繁導致氮磷含量增加[40],有機肥和農藥成為環境中藥物污染的主要來源之一。坡度陡峭的地形易受水流沖擊造成土壤侵蝕,營養物質流失,耕地活動減少[40—41]；而當流域周邊環境缺乏生產力時,人類活動將逐漸減少,藥物的輸入途徑和機率變少。β受體阻滯劑是水中污染廣泛的人用藥物,痕量水平即對水生生物具有毒性作用。β受體阻滯劑與SAEC負相關表明,面積高程曲線斜率越高,流域地勢越陡峭,蓄水能力下降,藥物隨水流分散四周,流域中含納的污染物減少。地貌結構愈平坦,水底沉積物中的藥物與水流在充分接觸后逐漸轉移至水相中,導致藥物分散到緩流中。地貌因子對河流水質影響研究發現,坡度影響污染物匯集過程與徑流量大小,坡度與污染指標呈負相關關系[22]。因此,流域平緩的地形既會提高人類活動干擾,也會增加藥物的匯集。

圖3 藥物與流域特性及水質指標的冗余分析(P<0.05)Fig.3 Redundancy analysis of pharmaceuticals, watershed characteristics and water quality parameters (P<0.05)Sal：鹽度salinity；COD；化學需氧量chemical oxygen demand；DTP：溶解性總磷 dissolved total phosphorus；Total：總藥物 total pharmaceuticals;LIM：林可霉素lincomycin；TMP：甲氧芐啶trimethoprim；CFC：環丙沙星ciprofloxacin；EFC：恩諾沙星enrofloxacin；SAR：沙拉沙星sarafloxacin；SMX：磺胺甲惡唑sulfamethoxazole；CAP：氯霉素 chloramphenicol；ERY-H2O：脫水紅霉素anhydro-erythromycin；CLA：克拉霉素clarithromycin；COT：可替寧cotinine；ATL：阿替洛爾atenolol；PXA：1,7-二甲基黃嘌呤paraxanthine；GBP：加巴噴丁gabapentin；AMS：阿米舒必利amisulpride；LTG：拉莫三嗪lamotrigine； MPL：美托洛爾metoprolol；VFX：D,L-文拉法辛venlafaxine；PPL：鹽酸普萘若爾rac propranolol hydrochloride；DTZ：地爾硫卓diltiazem；CBZ：卡馬西平carbamazepine；DHC：10,11-二氫卡馬西平10,11-dihydro carbamazepine；AMT：鹽酸阿米替林amitriptyline hydrochloride

圖4 藥物與平均坡度及面積高程曲線斜率的關系Fig.4 Relationships between pharmaceuticals and mean slope, slope of area elevation curve

2.3.2 藥物與景觀格局指數的關系

相關分析表明,在景觀水平上,藥物總濃度與蔓延度指數(CONTAG)顯著負相關(P<0.01),藥物總濃度與Shannon均勻度指數(SHEI)顯著正相關。抗癲癇藥物與ED、SHEI顯著正相關,而與CONTAG顯著負相關(P<0.01)(表3、圖5)。由此可知,CONTAG與SHEI同藥物污染密切相關。SHEI體現景觀組成多樣性與分布均勻度,SHEI與藥物的正相關表明,當景觀組成多樣時,人類活動干擾增加,環境中藥物含量高。CONTAG表征土地利用類型的分散程度,CONTAG與藥物的負相關表明用地分布越零散污染物增多。此外,分散的景觀配置導致人類活動干擾增加,藥物污染增加。例如,人類基礎設施建設分散和縮減林地面積,降低物質流和能量流的連通性,加速生境質量下降[28]。研究結果顯示,人類活動指標對藥物污染有顯著貢獻,人為干擾造成藥物污染的形式多樣,人類活動是流域藥物濃度的另一主要因素[42]。景觀格局指數與水質指標密切相關,韓國水庫的水質與景觀指數關系表明,CONTAG與BOD、COD、TN、TP顯著負相關,高度破碎化的景觀格局對流域水質形成負面影響[28]。CONTAG和SHEI與藥物濃度也有相似的關系,所以景觀格局指數對水環境中的藥物有相同的解釋度和關聯性。

表3 藥物與景觀格局指數相關系數

圖5 藥物與景觀格局指數的關系Fig.5 Relationships between pharmaceuticals and landscape characteristics

在斑塊水平上,城鎮用地面積加權平均形狀因子(IsSHAPE-AM)與藥物總濃度、大環內酯類抗生素、β受體阻滯劑、抗癲癇藥物和其他類藥物顯著負相關；最大斑塊景觀面積比指數(IsLPI)與大環內酯類抗生素顯著正相關(表3)。IsSHAPE-AM是表征城鎮用地規則程度與景觀格局復雜性的指標。IsSHAPE-AM越大,城鎮用地形狀越不規則,表明人類建設活動四處分散,污染物分散排放使環境質量下降。研究表明,IsSHAPE-AM與水質指標呈負相關關系,由于城鎮用地具有人口密度高和城鎮化發展迅速的特點,城鎮用地的擴張會導致嚴重的水質污染[43]。建造水利工程、改變土地利用方式,人類活動干擾水循環和景觀多樣性,造成生態環境問題[6]。此外,林地斑塊指數與藥物的關系同城鎮用地形成相反趨勢。林地面積加權平均形狀因子(fSHAPE-AM)與其他類抗生素顯著正相關。林地最大斑塊景觀面積比(fLPI)與藥物總濃度、抗癲癇藥物、其他類藥物顯著負相關,fLPI值越高表明林地是景觀組成中的優勢類型,林地可通過吸附、攔截、分解作用優化水質[20]。研究發現fLPI可以解釋超30%的水質總變異,當流域受氮、磷污染時,fLPI應分別為35%和52%時水體才能通過自凈作用有效去除污染物[44]。林地與城鎮用地兩種相反的結果表明,前者能夠優化水質,后者導致水質惡化,因此可通過景觀配置影響流域水質質量。

流域結構特性長期影響水文過程[45],景觀格局改變物質流、能量流的傳送過程,它們與污染物之間存在復雜的相關關系。研究表明,生態質量受不透水面積連通度與聚集度影響,生態質量與不透水區域內的人口密度呈負相關關系[46]。抗生素與土地利用分布和景觀格局特征密切關聯,景觀格局可以改善水體抗生素污染[47]。綜上,可在坡度較緩的區域增加保護措施,減少人為活動,降低藥物污染進入水環境的概率。確保流域環境景觀多樣性的基礎上,通過合理規劃流域周邊用地,增加林地面積,減少城鎮用地,并且保證景觀的連通度和聚集度,實現上述流域空間特性指標的調控作用。因此,可通過調控平均坡度、蔓延度指數、面積加權平均形狀因子和最大斑塊景觀面積比來影響流域藥物匯集。

3 結論

(1) 象山灣海灣藥物污染嚴重,以抗生素和抗癲癇藥物為主要污染因子。

(2) 象山灣地貌結構指標與藥物污染水平密切相關,其中平均坡度指標與藥物總濃度呈顯著負相關,面積高程曲線斜率與β受體阻滯劑之間呈顯著負相關。

(3) 流域景觀格局指數是藥物污染水平的影響因子,其中藥物與蔓延度指數顯著負相關,藥物與均勻度指數顯著正相關。斑塊指數在城鎮和林地不同斑塊水平呈相反的趨勢,最大斑塊景觀面積比和面積加權平均形狀因子是與藥物濃度相關的兩種斑塊指數。