劉曉暉,盧少勇 (1.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,北京 100084；2.中國環(huán)境科學(xué)研究院,國家環(huán)境保護(hù)洞庭湖科學(xué)觀測(cè)研究站,湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國家工程實(shí)驗(yàn)室,環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖泊生態(tài)環(huán)境創(chuàng)新基地,北京 100012)

抗生素可以造成肝臟[1]、腎臟[2]和生殖系統(tǒng)[3]的損傷,嚴(yán)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(dá)數(shù)千ng/L.抗生素可給微生物產(chǎn)生選擇性壓力,誘導(dǎo)產(chǎn)生耐藥菌及抗性基因[5-6].磺胺甲基異噁唑、四環(huán)素和頭孢菌素中的噻吩等藥物的最高耐藥率已經(jīng)分別達(dá)到13%、57%、和35%[7].

2013年,中國抗生素的生產(chǎn)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(jìn)入水土環(huán)境中[8-9],對(duì)水環(huán)境和人體健康產(chǎn)生巨大的風(fēng)險(xiǎn).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(qū),水域面積約8266.7hm2,平均水深2.5m[10],區(qū)內(nèi)的湖泊、水面、溝渠縱橫交錯(cuò),是湖南省最大的養(yǎng)殖湖.目前有關(guān)大通湖抗生素的賦存特征、風(fēng)險(xiǎn)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(xué)品的研究數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 樣品采集

圖1 大通湖采樣點(diǎn)位Fig.1 Sampling sites in Datong Lake

于 2016年 5月在大通湖均勻布點(diǎn),共設(shè)置S1～S6 6個(gè)點(diǎn)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(yùn)到實(shí)驗(yàn)室于0～4℃冰箱保存,樣品15h內(nèi)進(jìn)行預(yù)處理.

1.2 儀器與試劑

超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜(ACQUITY UPLC-XEVO-TQMSUSA, Waters);氮吹儀(NEVAP-111,南京銘奧儀器設(shè)備有限公司)、固相萃取裝置(Agilent 5982-9110, 12孔)、循環(huán)式真空泵(SHB-IIIA,上海振捷實(shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司)、溶劑過濾器(T-50,天津市津騰市實(shí)驗(yàn)設(shè)備有限公司)、Waters HLB固相萃取柱(500mg, 6mL)、酸堿pH計(jì)(上海雷磁 PHS-25 數(shù)顯臺(tái)式酸度計(jì))、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(biāo)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(huán)丙沙星(CIP)、恩諾沙星(ENR)、氧氟沙星(OFLO)、沙拉沙星(SFLO)、四環(huán)素(TC)、土霉素(OTC)、金霉素(CTC)購自Dr. Ehrenstorfer GmbH (Germany).環(huán)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(shí)驗(yàn)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(tuán)化學(xué)試劑有限公司(優(yōu)級(jí)純),實(shí)驗(yàn)中用水為超純水(Millipore超純水系統(tǒng),USA).

磺胺類、甲氧芐氨嘧啶、四環(huán)素類用甲醇溶液定容為 1000mg/L;而對(duì)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(chǔ)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(dòng)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(jìn)樣量10μL,柱溫 40℃;自動(dòng)進(jìn)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(nèi)完成測(cè)定.

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

質(zhì)譜條件：離子源,電噴霧正離子源(ESI+);檢測(cè)方式,多反應(yīng)監(jiān)測(cè), MRM;霧化氣、脫溶劑氣、錐孔氣為氮?dú)?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(yù)處理

準(zhǔn)確量取2L水樣,過0.45μm的玻璃纖維濾膜,用0.1mol/L的鹽酸調(diào)節(jié)pH值為3,而后加入0.5gNa2EDTA和濃度為1×10-6的內(nèi)標(biāo)(環(huán)丙沙星-d8,SMZ-d4,去甲級(jí)金霉素,13C3-甲氧芐啶)20μL,使樣品以3～5mL/min的流速通過已預(yù)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(cè).

1.5 質(zhì)量控制

采用內(nèi)標(biāo)法進(jìn)行定量分析.混合標(biāo)準(zhǔn)溶液的濃度為 0.5～100μg/L,相關(guān)性系數(shù) 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(jìn)行前處理,并進(jìn)行7次實(shí)驗(yàn),分別以3倍和10倍信噪比計(jì)算水樣的方法檢測(cè)限和定量下限,見表 2.方法的加標(biāo)回收率為70.33%～108.96%,相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差(RSD)為 1.12%～9.51%,檢測(cè)限為 0.06～0.21ng/L.場(chǎng)地空白和方法空白實(shí)驗(yàn)均低于檢測(cè)限.

1.6 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方法

1.6.1 環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 采用風(fēng)險(xiǎn)熵評(píng)價(jià)大通湖水體中抗生素的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),計(jì)算公式如下：

式中：RQ為污染物的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)熵;MEC為污染物的環(huán)境實(shí)測(cè)濃度, ng/L;PNEC為污染物的預(yù)測(cè)無效應(yīng)濃度,基于最壞情況考慮,RQ的計(jì)算采用篩選出最敏感物種的PNEC,ng/L,見表3;TD主要從現(xiàn)有的研究中獲取的急性或慢性毒性數(shù)據(jù); AF為評(píng)價(jià)因子;RQcom為聯(lián)合毒性風(fēng)險(xiǎn).RQ值劃分為 4 個(gè)等級(jí),無風(fēng)險(xiǎn)(＜0.01),低風(fēng)險(xiǎn)(0.01～0.1),中等風(fēng)險(xiǎn)(0.1～1)和高風(fēng)險(xiǎn)(＞1).

1.6.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 抗生素健康風(fēng)險(xiǎn)的計(jì)算公式如下：

式中：Dosea為暴露劑量,μg/(人·d);EF 為目標(biāo)化合物的暴露頻率, d/a;ED為暴露時(shí)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(biāo)化合物平均接觸時(shí)間,d;Ci為目標(biāo)化合物的實(shí)測(cè)濃度,μg/L;kT為水體中抗生素經(jīng)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(duì)應(yīng)最敏感物種的毒理數(shù)據(jù)Table 3 Aquatic toxicity data of antibiotics to the most sensitive aquatic species

表4 目標(biāo)抗生素的ADI值Table 4 ADI of antibiotics

表5 各參數(shù)的美國環(huán)境保護(hù)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(shù)(表5)來自于澳大利亞政府衛(wèi)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(jié)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(gè)點(diǎn)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(dá)到 100%,居于所有檢出抗生素之首;磺胺甲惡唑的檢出率達(dá)50%,濃度水平居第 2位,達(dá) 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(jié)或者大通區(qū)域的用藥特性有關(guān).磺胺類抗生素在水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)中廣泛使用[27],且價(jià)格低廉,相對(duì)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(dǎo)致磺胺類抗生素在水環(huán)境的濃度相對(duì)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(dǎo)致其具有相對(duì)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(chǎn)養(yǎng)殖中的使用量較大,在魚蝦的整個(gè)魚苗期、保苗期和養(yǎng)成期均有使用.環(huán)丙沙星的濃度為 n.d.～5.02ng/L,平均1.51ng/L,檢出率為33.33%,環(huán)丙沙星主要為人用藥,其醫(yī)療用量較大[30],大通湖環(huán)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(jù)《獸藥管理?xiàng)l例》[32]：2015年12月31日起,停止生產(chǎn)用于食品動(dòng)物的氧氟沙星、諾氟沙星,極大的限制了這兩種物質(zhì)的使用和在環(huán)境中的殘留.

3種四環(huán)素類抗生素的檢出濃度相對(duì)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(huán)素最高達(dá) 83.33%,平均濃度最高的為金霉素達(dá) 3.92ng/L.但是四環(huán)類抗生素在水環(huán)境中性質(zhì)不穩(wěn)定,一方面在光照、微生物作用下降解,另一方面四環(huán)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(huán)素類抗生素遷移的重要因素,導(dǎo)致水環(huán)境中的濃度較低.

由圖 2可見,大通湖各采樣點(diǎn)位抗生素的累積濃度處于 36.69～149.33ng/L,各采樣點(diǎn)位具有一定的差異性.S2點(diǎn)位的累積濃度最高,磺胺嘧啶和恩諾沙星為主要的貢獻(xiàn)因子,貢獻(xiàn)率達(dá) 90%以上,其次為S3點(diǎn)位.S2和S3點(diǎn)位有大量的網(wǎng)箱養(yǎng)殖,且靠近一漁業(yè)股份有限公司,飼料中可能有抗生素的添加,導(dǎo)致這片區(qū)域抗生素的濃度相對(duì)較高.S1點(diǎn)位的抗生素濃度最低.大通湖整個(gè)湖體為養(yǎng)殖區(qū),但有些區(qū)域的養(yǎng)殖密集,有些區(qū)域?yàn)楹降啦⑽醋鳛轲B(yǎng)殖區(qū),此區(qū)域抗生素為其他區(qū)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(huì)發(fā)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(xù)應(yīng)加強(qiáng)對(duì)大通抗生素生產(chǎn)、使用和排放的調(diào)查,開展大通湖水體中多介質(zhì)(水、沉積物、生物)賦存的更為全面的連續(xù)調(diào)查,并追溯其來源,為抗生素污染控制提供依據(jù).

圖2 大通湖各采樣點(diǎn)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(nèi)外部分河流、湖泊對(duì)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(huán)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(huán)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(tǒng)計(jì)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(huán)素類抗生素中,四環(huán)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(tǒng)計(jì)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(duì)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(qū)抗生素的使用種類、環(huán)境等不同,導(dǎo)致濃度具有較大的差異性,然而目前對(duì)于我國湖泊、河流水環(huán)境中抗生素污染的研究缺乏系統(tǒng)性和連續(xù)性,對(duì)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(qiáng)該方面的研究.

2.3 大通湖抗生素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

2.3.1 環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 基于最嚴(yán)重的情況來考慮,選擇各種抗生素濃度最大值來計(jì)算風(fēng)險(xiǎn)等級(jí),結(jié)果見表 8.由于水體中抗生素的痕量殘留,目標(biāo)抗生素的風(fēng)險(xiǎn)熵(RQ)基本處于 0.1以下.然而磺胺甲惡唑、沙拉沙星和環(huán)丙沙星的 RQ均大于1,表現(xiàn)為高風(fēng)險(xiǎn),對(duì)大通湖的生態(tài)環(huán)境具有嚴(yán)重的潛在風(fēng)險(xiǎn),這3種物質(zhì)的最大無效應(yīng)濃度較低,易對(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生危害.其中沙拉沙星的 RQ竟達(dá) 2.68,目前對(duì)于水環(huán)境中此種物質(zhì)的研究相對(duì)較少,但沙拉沙星是一種動(dòng)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(dòng)物疾病的理想藥物[52-53],因此近些年使用量不斷上升,應(yīng)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(fēng)險(xiǎn);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(yīng)濃度,RQ 小于 0.1,風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)為低風(fēng)險(xiǎn),但是相關(guān)研究表明,磺胺嘧啶可以干擾虹鱒魚肝臟細(xì)胞的活性,損傷肝細(xì)胞,從而影響代謝過程[54],其風(fēng)險(xiǎn)不容忽視;其余抗生素對(duì)大通湖的生態(tài)環(huán)境均表現(xiàn)為無風(fēng)險(xiǎn).雖然環(huán)境中的抗生素對(duì)環(huán)境的影響基本處于較低的風(fēng)險(xiǎn),但是抗生素可誘導(dǎo)環(huán)境中耐藥菌和抗生基因的產(chǎn)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(yīng)積極開展大通湖耐藥菌和抗性基因的監(jiān)測(cè)研究,明確大通湖此方面對(duì)人體健康的風(fēng)險(xiǎn)等級(jí).另外,目前抗生素的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估大多采用風(fēng)險(xiǎn)熵做初步的評(píng)價(jià),有一定的片面性,后續(xù)應(yīng)加強(qiáng)抗生素的毒性研究,開展抗生素環(huán)境基準(zhǔn)的研究,深入的分析水體中抗生素的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn),為抗生素的防控和應(yīng)急預(yù)案的建立奠定基礎(chǔ).

水環(huán)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(fù)雜體系.有研究表明水環(huán)境中多種抗生素共存時(shí),抗生素的環(huán)境危害作用會(huì)因共存而加強(qiáng)[56].但是目前相關(guān)的數(shù)據(jù)較少,因此本文假定各抗生素對(duì)生物的毒性作用不存在拮抗或協(xié)同作用,初步探究抗生素的累積風(fēng)險(xiǎn),結(jié)果見表8.6個(gè)采樣點(diǎn)位的RQcom均高于0.1,處于中等或高風(fēng)險(xiǎn),其中 S6＞S3＞S2 3個(gè)點(diǎn)位的RQcom均大于1,以S6點(diǎn)位較為突出,RQcom達(dá)3.5,對(duì)周圍的環(huán)境具有嚴(yán)重的潛在風(fēng)險(xiǎn);其余點(diǎn)的RQcom均處于 0.1～1之間,表現(xiàn)為中等風(fēng)險(xiǎn).復(fù)合污染的問題一直備受關(guān)注,但是由于多種污染存在時(shí)的作用機(jī)理較為復(fù)雜,且如果完全達(dá)到實(shí)際環(huán)境的狀態(tài),工作量較大,無法短時(shí)間內(nèi)完成,因此目前對(duì)于污染物的復(fù)合污染,尤其是有機(jī)污染物的復(fù)合污染研究大多局限于二元或者三元,因此應(yīng)積極開展有關(guān)抗生素復(fù)合污染的研究,明確多種抗生素存在的復(fù)合污染體系中的相互作用機(jī)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(duì)成人和兒童的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)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(fēng)險(xiǎn)因子,處于 10-3數(shù)量級(jí).其中沙拉沙星的健康風(fēng)險(xiǎn)最高,沙拉沙星在動(dòng)物性食品中的ADI值僅為0.3μg/(kg·d),然而目前有關(guān)沙拉沙星的監(jiān)測(cè)和毒性研究還有一定的局限性,應(yīng)加強(qiáng)對(duì)沙拉沙星的進(jìn)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(fēng)險(xiǎn)因子,對(duì)成人和兒童的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) 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(duì)于喹諾酮類抗生素在水環(huán)境中的穩(wěn)定性較高,如果沒有外源的持續(xù)輸入,從長遠(yuǎn)來說,這2種物質(zhì)所致的健康風(fēng)險(xiǎn)應(yīng)高于喹諾酮類.剩余抗生素的健康風(fēng)險(xiǎn)因子均處于 10-5～10-8數(shù)量級(jí),相對(duì)于喹諾酮類抗生素、磺胺嘧啶和甲氧芐氨嘧啶低1～3個(gè)數(shù)量級(jí).

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

然而,現(xiàn)在針對(duì)抗生素的水體健康風(fēng)險(xiǎn)標(biāo)準(zhǔn)并未制定.大多數(shù)關(guān)于抗生素健康風(fēng)險(xiǎn)的研究主要關(guān)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(fēng)險(xiǎn)處于較低的水平.最高健康風(fēng)險(xiǎn)與深圳的西麗水庫[25]水體中抗生素處于同1個(gè)數(shù)量級(jí),但高出石巖水庫1個(gè)數(shù)量級(jí)[58].

3 結(jié)論

3.1 大通湖共檢測(cè)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(huán)素類抗生素的濃度處于較低的水平(n.d.～10.44ng/L).與國內(nèi)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(diǎn)抗生素的累積濃度處于36.69～149.33ng/L之間,以 S2點(diǎn)位累積濃度最高,磺胺嘧啶和恩諾沙星為主要的貢獻(xiàn)因子,貢獻(xiàn)率達(dá) 90%以上,S1點(diǎn)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(huán)丙沙星外,其余抗生素對(duì)大通湖表現(xiàn)為較低的風(fēng)險(xiǎn)水平, S2、S3、S6的累積風(fēng)險(xiǎn)較高;健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)表明,喹諾酮類抗生素為主要的健康風(fēng)險(xiǎn)因子,但抗生素的健康風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) RQH遠(yuǎn)低于1,說明目前抗生素的殘留不會(huì)對(duì)人體產(chǎn)生明顯的健康危害.

[1]沈洪艷,曹志會(huì),趙 月,等.抗生素藥物諾氟沙星對(duì)錦鯉的毒性效應(yīng) [J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2015,15(4)：380-385.

[2]Gallardo-Godoy A, Muldoon C, Becker B, et al. Activity and predicted nephrotoxicity of synthetic antibiotics based on polymyxin B [J]. Journal of medicinal chemistry, 2016,59(3)：1068-1077.

[3]Wollenberger L, Halling-S?rensen B, Kusk K O. Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to Daphnia magna [J].Chemosphere, 2000,40(7)：723-730.

[4]成玉婷,吳小蓮,向 壘,等.廣州市典型有機(jī)蔬菜基地土壤中磺胺類抗生素污染特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(3)：1154-1161.

[5]McGowan E. Comment on “Antibiotic resistance genes as emerging contaminants： Studies in Northern Colorado”[J].Environmental science & technology, 2007,41(7)：2651-2652.

[6]張 俊,楊曉洪,葛 峰,等.長期施用四環(huán)素殘留豬糞對(duì)土壤中耐藥菌及抗性基因形成的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(6)：2374-2380.

[7]代朝猛,周雪飛,張亞雷,等.環(huán)境介質(zhì)中藥物和個(gè)人護(hù)理品的潛在風(fēng)險(xiǎn)研究進(jìn)展 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2009,31(2)：77-80.

[8]張芊芊.中國流域典型新型有機(jī)污染物排放量估算,多介質(zhì)歸趨模擬及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 [D]. 廣州：中國科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所, 2015.

[9]Zhang Q Q, Ying G G, Pan C G, et al. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China：source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance [J]. Environmental science & technology, 2015,49(11)：6772-6782.

[10]張光貴.大通湖表層沉積物中多環(huán)芳烴的濃度,來源與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 [J]. 水生態(tài)學(xué)雜志, 2014,35(1)：46-49.

[11]Eguchi K, Nagase H, Ozawa M, et al. Evaluation of antimicrobial agents for veterinary use in the ecotoxicity test using microalgae[J]. Chemosphere, 2004,57(11)：1733-1738.

[12]Ferrari B, Mons R, Vollat B, et al. Environmental risk assessment of six human pharmaceuticals： are the current environmental risk assessment procedures sufficient for the protection of the aquatic environment? [J]. Environmental Toxicology and Chemistry,2004,23(5)：1344-1354.

[13]Bia?k-Bielińska A, Stolte S, Arning J, et al. Ecotoxicity evaluation of selected sulfonamides [J]. Chemosphere, 2011,85(6)： 928-933.

[14]Lützh?ft H C H, Halling-S?rensen B, J?rgensen S E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1999,36(1)：1-6.

[15]Backhaus T, Scholze M, Grimme L H. The single substance and mixture toxicity of quinolones to the bioluminescent bacterium Vibrio fischeri [J]. Aquatic toxicology, 2000,49(1)：49-61.

[16]Isidori M, Lavorgna M, Nardelli A, et al. Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms [J]. Science of the Total Environment, 2005,346(1)：87-98.

[17]Backhaus T, Scholze M, Grimme L H. The single substance and mixture toxicity of quinolones to the bioluminescent bacterium Vibrio fischeri [J]. Aquatic toxicology, 2000,49(1)：49-61.

[18]Robinson A A, Belden J B, Lydy M J. Toxicity of fluoroquinolone antibiotics to aquatic organisms [J].Environmental toxicology and Chemistry, 2005,24(2)：423-430.

[19]Lützh?ft H C H, Halling-S?rensen B, J?rgensen S E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in Danish fish farming [J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 1999,36(1)：1-6.

[20]González-Pleiter M, Gonzalo S, Rodea-Palomares I, et al.Toxicity of five antibiotics and their mixtures towards photosynthetic aquatic organisms： implications for environmental risk assessment [J]. Water Research, 2013,47(6)：2050-2064.

[21]Kolar B, Arnu? L, Jeretin B, et al. The toxic effect of oxytetracycline and trimethoprim in the aquatic environment [J].Chemosphere, 2014,115：75-80.

[22]徐冬梅,王艷花,饒桂維.四環(huán)素類抗生素對(duì)淡水綠藻的毒性作用 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2013,34(9)：3386-3390.

[23]Australian Government Department of Health． Acceptable Daily Intakes for Agricultural and Veterinary Chemicals [EB/ZL].http：//www. health. gov. au/internet/main/publishing. nsf/Content/ocs-adi-list.htm, 2016-03-31.

[24]農(nóng)業(yè)部畜牧獸醫(yī)局.農(nóng)業(yè)部發(fā)布動(dòng)物性食品中獸藥最高殘留限量 [J]. 中國獸藥雜志, 2003,37(2)：7-9.

[25]朱婷婷,宋戰(zhàn)鋒,尹魁浩,等.深圳西麗水庫抗生素殘留現(xiàn)狀及健康風(fēng)險(xiǎn)研究 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2014,36(5)：49-53.

[26]金 磊,姜 蕾,韓 琪,等.華東地區(qū)某水源水中13種磺胺類抗生素的分布特征及人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(7)：2515-2521.

[27]Xiong W, Sun Y, Zhang T, et al. Antibiotics, antibiotic resistance genes, and bacterial community composition in fresh water aquaculture environment in China [J]. Microbial ecology, 2015,70(2)：425-432.

[28]魏 紅,王嘉瑋,楊小雨,等.渭河關(guān)中段表層水中抗生素污染特征與風(fēng)險(xiǎn) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(6)：2255-2262.

[29]章琴琴.北京溫榆河流域抗生素污染分布特征及源解析研究[D]. 重慶：重慶大學(xué), 2012.

[30]張 波,劉玉華.某院2007至2009年度喹諾酮類抗菌藥物使用分析 [J]. 中國醫(yī)藥指南, 2010,8(26)：112-113.

[31]李 嘉,張瑞杰,王潤梅,等.小清河流域抗生素污染分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2016,35(7)：1384-1391.

[32]2292號(hào)-2015獸藥管理?xiàng)l例 [S].

[33]賀德春,許振成,吳根義,等.四環(huán)素類抗生素的環(huán)境行為研究進(jìn)展 [J]. 動(dòng)物醫(yī)學(xué)進(jìn)展, 2011,32(4)：98-102.

[34]Wang Q, Yates S R. Laboratory study of oxytetracycline degradation kinetics in animal manure and soil [J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2008,56(5)：1683-1688.

[35]Liu Y, He X, Duan X, et al. Photochemical degradation of oxytetracycline： influence of pH and role of carbonate radical [J].Chemical Engineering Journal, 2015,276：113-121.

[36]Wu C, Huang X, 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.

[37]Li W H, Shi Y L, Gao L H, et al. Occurrence of antibiotics in water, sediments, aquatic plants, and animals from Baiyangdian Lake in North China [J]. Chemosphere, 2012,89：1307-1315.

[38]Xu J, Zhang Y, Zhou C B, et al. Distribution, sources and composition of antibiotics in sediment, overlying water and pore water from Taihu Lake, China [J]. Science of the Total Environment, 2014,s497—498(3)：267-273.

[39]唐 俊,張付海,王晨晨,等.巢湖及入湖河流中磺胺抗生素殘留現(xiàn)狀分析 [J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2014,14(4)：334-338.

[40]唐 俊,陳海燕,史陶中,等.巢湖喹諾酮及四環(huán)素類藥物污染現(xiàn)狀及來源分析 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2013,40(6)：1043-1048.

[41]雷曉寧.新疆典型湖泊中抗生素的污染狀況與分布特征 [D].石河子大學(xué), 2014.

[42]秦延文,張 雷,時(shí) 瑤,等.大遼河表層水體典型抗生素污染特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) [J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2015,28(3)：361-368.

[43]薛保銘.廣西邕江水體典型抗生素污染特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[D]. 廣西大學(xué), 2013.

[44]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.

[45]姜 蕾,蔡海蕓,盧 寧.黃浦江上游水體中抗生素的分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) [J]. 凈水技術(shù), 2014,33(s2)：81-85.

[46]薛保銘,楊惟薇,王英輝,等.欽州灣水體中磺胺類抗生素污染特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(9)：1664-1669.

[47]Tamtam F, Mercier F, Le Bot B, 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.

[48]Vieno N M, H?rkki H, Tuhkanen T, et al. Occurrence of pharmaceuticals in river water and their elimination in a pilotscale drinking water treatment plant [J]. Environmental Science& Technology, 2007,41(14)：5077-5084.

[49]Managaki S, Murata A, Takada H, et al. Distribution of macrolides, sulfonamides, and trimethoprim in tropical waters：ubiquitous occurrence of veterinary antibiotics in the Mekong Delta [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(23)：8004-8010.

[50]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.

[51]Kasprzyk-Hordern B, Dinsdale R M, Guwy A J. The removal of pharmaceuticals, personal care products, endocrine disruptors and illicit drugs during wastewater treatment and its impact on the quality of receiving waters [J]. Water research, 2009,43(2)：363-380.

[52]王翔凌.鹽酸沙拉沙星在鯽魚(Carassius auratus)體內(nèi)的藥物動(dòng)力學(xué)和殘留的研究 [D]. 武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 2005.

[53]高 蕓.5%鹽酸沙拉沙星溶液的穩(wěn)定性,最小抑菌值測(cè)定及在雞組織內(nèi)的消除研究 [D]. 咸陽：西北農(nóng)林科技大學(xué), 2015.

[54]Gagné F, Blaise C, André C. Occurrence of pharmaceutical products in a municipal effluent and toxicity to rainbow trout(Oncorhynchus mykiss) hepatocytes [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2006,64(3)：329-336.

[55]歐丹云,陳 彬,陳燦祥,等.九龍江下游河口水域抗生素及抗性細(xì)菌的分布 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(12)：2243-2250.

[56]劉曉暉,盧少勇,王煒亮,等.環(huán)境中藥品和個(gè)人護(hù)理品的復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn) [J]. 環(huán)境監(jiān)測(cè)管理與技術(shù), 2016,28(2)：10-13.

[57]李彥文,張 艷,莫測(cè)輝,等.廣州市蔬菜中喹諾酮類抗生素污染特征及健康風(fēng)險(xiǎn)初步研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(10)：2445-2449.

[58]朱婷婷,宋戰(zhàn)鋒,段標(biāo)標(biāo),等.深圳石巖水庫抗生素污染特征與健康風(fēng)險(xiǎn)初步評(píng)價(jià) [J]. 環(huán)境與健康雜志, 2013,30(11)：107-110.