钦州湾水体中磺胺类抗生素污染特征与生态风险

薛保铭,杨惟薇,王英辉,黄闻宇,李平阳,张瑞杰,黄 魁

(广西大学环境学院,广西 南宁 530004)

磺胺类抗生素是较为重要的一类抗生素药物,目前已广泛应用于养殖业,如牲畜养殖和水产养殖业等[1].近年来,我国学者针对一些重点渔业海域,如环渤海[1-3]、长江三角洲[4]和珠江三角洲[5-7]等地区,开展了抗生素污染研究,结果表明,抗生素的环境污染问题严重.

钦州湾是广西北部湾发展的重点港湾,也是我国的重要渔场.钦州湾由内湾(茅尾海)、湾颈和外湾三部分组成,中间狭窄、两端开阔,呈哑铃状,是个典型的溺谷型半封闭式海湾.内湾既是河口湾,又具备相当的封闭条件,水交换能力较弱,污染物不易扩散[8].钦州湾北部有钦江、茅岭江等淡水汇入,饵料充足,鱼类资源丰富,水产养殖业发达.近年来,随着海水养殖规模的不断扩大,大量抗生素输入到水体环境中,然而至今未见钦州湾抗生素污染方面的研究报道.本文以磺胺类抗生素为研究对象,揭示钦州湾近海和入海河流磺胺类抗生素浓度水平和分布特征,并对磺胺类抗生素污染进行生态风险评估,以期为钦州湾海域环境污染防治工作提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

Agilent1200型高效液相色谱仪,串联Agilent 6410Triple Quad(三重四级杆)质谱仪;涡旋震荡器;超声波清洗器;低速离心机;Supelco SPE Manifolds 12孔固相萃取装置;CNWBOND HLB固相萃取小柱(500mg,6mL).

回收率指示剂：13C3-咖啡因溶液,浓度为1mg/mL,购自美国剑桥同位素实验室.甲醇为色谱纯,购自Merck公司(达姆施塔特,德国).5种抗生素包括磺胺嘧啶(SDZ)、磺胺甲基异恶唑(SMX)、磺胺二甲嘧啶(SMZ)、磺胺噻唑(STZ)和甲氧苄胺嘧啶(TMP).抗生素均为固体粉末标样,并购自Sigma-Aldrich公司(圣路易斯,密苏里州,美国).TMP抗菌谱和磺胺类抗生素相近,并且通常作为SAs的增效剂,以1：5的比例施用,因此,本研究将TMP与SAs共同讨论.

图1 钦州湾采样点示意Fig.1 The sampling sites in the Qinzhou Bay

1.2 样品采集及预处理

2010年 10月,课题组采用全球卫星定位系统(GPS)定位,在钦州湾近海及入海河流(包括钦江、茅岭江、金鼓江和大风江)共采集水样34件,其中表层海水样品为 31件;入海河流水样为 13件,采样点地理坐标见图 1.所有海水样品均在渔船上采集,而入海河流样品则在桥上采集.海水和河水样品都采用不锈钢桶采集,采样深度为表层下 0～50cm,河流的采样位置设置在水流中心.样品采集完毕后,迅速转移至已洗净并润洗 3次的5L棕色玻璃瓶中,并尽快运至实验室,保存在4℃冰箱里待测.

样品预处理采用徐维海[9]、张瑞杰等[1]提出的方法进行.量取海水样品 2L(河水样品为 1L),静置后通过 0.45μm 的混合纤维酯微孔滤膜,再加入 0.2g Na2EDTA 和 100ng (100μL×1mg/L)回收率指示剂13C3-咖啡因(CAF),并以3mol/L的硫酸溶液调节水样pH值至3.

HLB萃取小柱在使用前进行预淋洗活化：用甲醇、纯净水分别淋洗3次,每次2mL,最后加入酸化后pH值为3的超纯水,加至接近充满HLB小柱.

连接管路,将样品和HLB小柱及SPE装置连接,开启真空泵,调节减压阀,控制样品以约10mL/min的流速经过HLB小柱.柱富集完成后,用10mL纯净水冲洗HLB柱,真空干燥后,用2mL甲醇洗脱3次,洗脱液接至10mL的玻璃具塞离心管中,在室温下用柔和氮气吹扫至近干,再用甲醇定容至1mL.用0.2μm针头式滤膜过滤定容后样品至 1.5mL棕色进样瓶中,4℃冰箱中保存,尽快进行 HPLC-MS/MS分析测样.如果不能及时上机测样,在氮吹浓缩时可以先浓缩至1mL左右,储存于-20℃冰箱中,待上机测样前再进一步浓缩、定容、过滤,以防止部分抗生素在水相溶液中水解.

1.3 HPLC-MS/MS分析

色谱条件：Agilent ZORBAX Eclipse XRDC18Rapid Resolution HT 50mm×2.1mm,1.8μm液相色谱柱,柱前接 Security GuardTMC18(4.0mm×3.0mm)保护柱.质谱条件：选择电喷雾离子源(ESI),正离子模式;干燥气温度 350℃;干燥气流速10L/min;毛细管电压4500V;MS1与MS2温度均为 100℃,喷雾针压力 40Psi;碰撞气：氮气;多离子反应监测(MRM)扫描模式.流动相：流动相 A为5mmol/L醋酸铵和0.1%甲酸混合溶液,流动相B 为甲醇,流速 0.3mL/min,进样量 2μL,柱温 25℃.梯度洗脱进行分离,每个梯度完成后平衡时间为8min.

1.4 质量控制

采用外标法对样品浓度进行定量分析,线性方程浓度范围由 0.5,1.0,2.0,5.0,10.0,20.0,50.0,100.0,200.0μg/L 9个浓度值组成,其R2值大于0.99 (样品所测得的浓度均未超过标准曲线的线性范围).实验前测定抗生素回收率：在样品中加入200ng目标化合物(设置5个平行样),4℃保存24h后用相同的方法对其进行预处理和提取.测定其浓度后(扣除空白值),计算各种抗生素的回收率.结果表明,抗生素的回收率为 71%～81%,如表 1所示.为了控制实验过程中人为误差和实验室背景影响,分别设置一个空白样和样品平行样,并在进样过程中同时测定固定浓度标样进行质量控制.取 3倍信噪比为仪器检出限(0.07～0.18ng/L).

表1 实验中抗生素的回收率和检测限Table 1 Recoveries and the limits of detection of selected antibiotics

2 结果与讨论

2.1 钦州湾近海抗生素的浓度水平

在钦州湾海水样品中,SMX的检出率和浓度最高,检出率达 100%,浓度范围为 0.25～9.9ng/L,如表2所示.SMX在钦州湾近海的高检出率和高浓度与前人在其他水域的研究是一致的[10],这可能是由于SMX物理化学性质较为稳定,不易降解和水解所致.TMP在钦州湾海水样品中的检出率和含量水平也相对较高,其检出率为87%,浓度范围为n.d.～3.8ng/L.TMP是一种抗生素的增效剂,通常与SMX,SDZ等磺胺类抗生素以1：5的比例配合使用.因此,较大的使用量可能是钦州湾区域 TMP检出率和检出浓度较高的原因.然而,STZ在钦州湾的检出率和检出浓度大大低于其他的磺胺类抗生素,其检出浓度大多在检测限附近,这很可能是因为 STZ已被农业部明令禁止用于水产养殖[11].与国内外其他海湾相比,钦州湾磺胺类抗生素污染处于较低水平,其浓度水平远低于香港维多利亚港[7]、渤海湾[2]、比利时海岸带[12]和莱州湾[13],但稍高于烟台海湾和黄海[1].

表2 钦州湾水体抗生素浓度Table 2 The concentration of antibiotics in the Qinzhou Bay

2.2 钦州湾汇海河流的抗生素浓度水平与分布特征

与钦州湾近岸海水相似,在钦州湾汇海河流中,SMX和TMP同样呈现出较高的检出率和浓度水平.SMX的检出率和浓度范围分别为 100%和 n.d.～12ng/L;而 TMP的检出率和浓度范围分别为 92%和 n.d.～4.1ng/L.这种相似性,在一定程度上反映了河流输入是近海抗生素污染的“源”.

钦江是钦州市最大的河流,流经钦州市区的人口密集区,大量的城镇污水被排放到其中,因此除了STZ未检出,其余抗生素在钦江均有不同程度的检出.茅岭江检出的抗生素浓度都比较低,最高浓度仅为 6.8ng/L,这可能与茅岭江水流量大,自净能力较强有关.金鼓江和大风江的水流都汇入钦州外湾,对于金鼓江来说,检出的磺胺类抗生素浓度相对较高,最高达 9.2ng/L,这很可能与金鼓江的养殖业发达相关.金鼓江主航道上有大量水产养殖业分布,主要有大蚝养殖和网箱养鱼.水产养殖业需要大量的饲料,为防止病害,需使用大量兽用抗生素.一般来说,抗生素由点源到受纳水体,其浓度的稀释系数通常是数十到数百不等[11],然而,金鼓江和大风江抗生素的平均浓度仅为钦州湾(受纳水体)的 2倍,茅岭江中抗生素浓度甚至比茅尾海还低,说明钦州湾近海的抗生素污染除了河流输入之外,还有别的“源”,如水产养殖,近海排污管等.与其他地区河流相比,研究区域内河流的磺胺类抗生素残留水平处于中低水平,其浓度水平低于珠江[6],黄浦江[14],但与韩国的灵山河(Youngsan River)[15]和英国的泰恩河(Tyne River)[16]浓度相当(表3).

表3 钦州湾磺胺类抗生素浓度水平(ng/L)与其他地区比较Table 3 Global comparisons of SAs concentrations (ng/L)in the water

2.3 抗生素污染在钦州湾的空间分布

总体上说,钦州湾汇海河流中抗生素浓度比海湾高,除茅岭江外,其他河流的抗生素浓度均高于对应的汇入海湾(图2).在4条汇海河流中,钦江的磺胺类抗生素浓度最高(平均 10ng/L,最高14ng/L).如前所述,钦江流经钦州市区,经济较为发达,该区也是研究区域中人口最密集的地区,说明抗生素污染与经济发展程度人口密集程度也是相关的.钦州湾近岸海域中,东海岸抗生素的污染程度相对比西海岸严重,而钦州湾居民区和经济开发区是集中分布在东海岸的,这进一步说明了经济发展和人为活动是影响钦州湾水体抗生素污染程度的重要因素.对比钦州湾不同海域的污染情况,发现内湾的污染程度要比外湾严重.例如茅尾海、钦州外湾和三娘湾,这 3个港湾依次由内湾向外湾延伸,其抗生素总浓度分布特征为：茅尾海(平均 8.4ng/L,最高 16ng/L)＞钦州外湾(平均 1.9ng/L,最高 6.8ng/L)＞三娘湾(平均 1.4ng/L,最高 2.0ng/L).这种分布规律主要是由于内湾与污染源距离较近,受纳的污染物浓度较高,而且内湾的水体交换能力相对较弱,自净能力相对较差.

图2 钦州湾抗生素污染含量分布Fig.2 Distribution of antibiotics in the Qinzhou Bay

2.4 磺胺类抗生素在钦州湾的生态风险评价

根据欧盟的技术指导文件(TGD)中关于环境风险评价的方法[22],药品残留在环境中的生态风险可以根据风险商值(RQs)的大小来评价.RQs的计算可以通过污染物的环境预测浓度(PEC)或者实际监测浓度(MEC)与预测无效应浓度(PNEC)的比值获得.本研究中,PNEC值是通过从文献中收集磺胺类抗生素对一些物种的急性和慢性毒理数据求得.毒理数据主要来Isidori[23],Kummerer[24]和 Lee[25]等的研究,涉及藻类、浮萍和鱼类等多个物种.基于最坏情况考虑,本研究中风险商值(RQs)的计算是通过磺胺类抗生素的最大实际监测浓度与最敏感物种的PNEC值进行计算求得.按照 Hernand等[26]提出的 RQs的分类方法表征生态风险的不同程度： RQs＜0.1为最低风险,0.1≤RQs＜1 为中等风险,RQs≥1 为高风险.

生态风险评价结果表明(图 3),大部分磺胺类抗生素在钦州湾近海水体环境中构成的生态风险处于较低水平(RQs＜0.01).但在钦州湾4条汇海河流中(茅尾海、茅岭江、金鼓江和钦江),SMX对水藻(Synechococcus leopoliensis)的风险商(RQs)值都大于0.1,即存在中等生态毒性风险.因此磺胺类抗生素在钦州湾环境中的污染不容忽视.

图3 钦州湾4种抗生素的风险商值Fig.3 The RQs of 4 antibiotics in the Qinzhou Bay

3 结语

4种磺胺类抗生素和TMP在钦州湾近海及4条汇海河流中均有不同程度的检出,其浓度范围为 n.d.～12ng/L,均值 5.84ng/L.其中,SMX 在近海和河流的检出率最高,均达100%;TMP次之,在河流和海湾的检出率分别为92%和87%;而STZ最低(在海水中的检出率仅为 14%).钦州湾汇海河流的抗生素含量普遍高于海湾;海湾中抗生素污染程度随离岸距离的增加而减少.近海网箱养殖是钦州湾区域磺胺类抗生素污染的重要来源.总体上说,与国内外其他水域相比,钦州湾海水中磺胺类抗生素浓度处于较低水平.但 SMX的残留对相应的敏感生物存在中等生态毒性风险,应引起有关部门的重视并采取相应防范措施.

[1] 张瑞杰.黄渤海区域及东江流域环境中典型抗生素污染研究[D]. 广州：中国科学院广州地球化学研究所, 2011.

[2] Zou S C, Xu W H, Zhang R J, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in coastal water of the Bohai Bay, China： Impacts of river discharge and aquaculture activities [J]. Environ. Pollut.,2011,159：2913-2920.

[3] Zhang R J, Tang J H, Li J, et al. Antibiotics in the offshore waters of the Bohai Sea and the Yellow Sea in China： Occurrence,distribution and ecological risks [J]. Environ. Pollut., 2013,174：71-77.

[4] Yan C X, Yang Y, Zhou J L, et al. Antibiotics in the surface water of the Yangtze Estuary： Occurrence, distribution and risk assessment [J]. Environ. Pollut., 2013,175：22-29.

[5] Yang J F, Ying G G., Zhao J L, et al. Spatial and seasonal distribution of selected antibiotics in surface waters of the Pearl Rivers, China [J]. J. Environ. Sci. Health B., 2011,46：272-280.

[6] Xu W H, Zhang G, Zou S C, et al. Determination of selected antibiotics in the Victoria Harbour and the Pearl River, South China using high-performance liquid chromatographyelectrospray ionization tandem mass spectrometry [J]. Environ.Pollut., 2007,145：672-679.

[7] Minh T B, Leung H W, Loi I H, et al. Antibiotics in the Hong Kong metropolitan area： ubiquitous distribution and fate in Victoria Harbour [J]. Mar. Pollut. Bull., 2009,58：1052-1062.

[8] 刘敬合,叶维强.广西钦州湾地貌及其沉积特征的初步研究 [J].海洋通报, 1989,8(2)：49-57.

[9] 徐维海.典型抗生素药物在珠江三角洲水环境中的分布、行为与归宿 [D]. 广州：中国科学院广州地球化学研究所, 2007.

[10] 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]. Mar. Environ. Res.,2012,78：26-33.

[11] 中华人民共和国农业部.中华人民共和国农业部公告第 627号[Z]. 2006-03-14.

[12] Wille K, Noppe H, Verheyden K, et al. Validation and application of an LC-MS/MS method for the simultaneous quantification of 13pharmaceuticals in seawater [J]. Analy. Bioanalyt. Chem.,2010,397：1797-1808.

[13] Zhang R J, Zhang G, Zheng Q, et al. Occurrence and risks of antibiotics in the Laizhou Bay, China： impacts of river discharge[J]. Ecotox. Environ. Safe., 2012,80：208-215.

[14] Jiang L, Hu X L, Yin D Q, et al. Occurrence, distribution and seasonal variation of antibiotics in the Huangpu River, Shanghai China [J]. Chemosphere, 2011,82：822-828.

[15] Kim S D, Choa J, Kima I S, et al. Occurrence and removal of pharmaceuticals and endocrine disruptors in South Korean surface, drinking, and waste waters [J]. Water Res., 2007,41：1013-1021.

[16] Roberts P H, Thomas K V. The occurrence of selected pharmaceuticals in wastewater effluent and surface waters of the lower Tyne catchment [J]. Sci. Total Environ., 2006,356：143-153.

[17] Tamtam F, Mercier F, Le-Bot B, et al. Occurrence and fate of antibiotics in the Seine River in various hydrological conditions[J]. Sci. Total Environ., 2008,393：84-95.

[18] Wiegel S, Aulinger A, Brockmeyer R, et al. Pharmaceuticals in the river Elbe and its tributaries [J]. Chemosphere, 2004,57：107-126.

[19] 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]. Environ. Sci. Technol., 2007,41：8004-8010.

[20] Kolpin D W, Furlong E T, Meyer M T, et al. Pharmaceuticals,hormones, and other organic wastewater contaminants in US streams, 1999-2000： A national reconnaissance [J]. Environ. Sci.Technol., 2002,36：1202-1211.

[21] Thomas K V, Hilton M J. The occurrence of selected human pharmaceutical compounds in UK estuaries [J]. Mar. Pollut. Bull.,2004,49：436-444.

[22] EC (European Commission), 2003. European Commission Technical Guidance Document in Support of Commission Directive 93//67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) no. 1488/94on Risk Assessment for Existing Substance, Part II. In： Commission, E.(Ed.), pp. 100-103.

[23] Isidori M, Lavorgna M, Nardelli A, et al. Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms [J]. Sci.Total Environ., 2005,346：87-98.

[24] Kummerer K, Henninger A. Promoting resistance by the emission of antibiotics from hospitals and households into effluent [J]. Clin.Micro. Infect., 2003,9：1203-1214.

[25] Lee Y J, Lee S E, Lee D S, et al. Risk assessment of human antibiotics in Korean aquatic environment [J]. Environ. Toxicol.Chem., 2008,26：216-221.

[26] Hernando M D, Mezcua M, Fernandez-Alba A R, et al.Environmental risk assessment of pharmaceutical residues in wastewater effluents, surface waters and sediments [J]. Talanta,2006,69：334-342.

致谢：本研究在采样及测试过程中得到唐建辉、张瑞杰、薛瑞、伍婷婷等人的帮助和支持,在此表示感谢.