典型北方城市河流中抗生素污染特征及风险评价

李清雪，董天羽，孙王茹，刘含雨，武丽娜，汪庆,#

1. 河北工程大学能源与环境工程学院，邯郸 056038 2. 河北中洲水务投资股份有限公司，保定 071000

目前抗生素污染已经成为全球关注的环境问题[1-6]。海洋[7]、湖泊[8-9]、地下水[10]和土壤[11]等环境中均有抗生素检出。城市河流作为受人类活动影响最大的水体，抗生素在其中广泛存在。巴西的库里蒂巴[1]，中国的贵阳[12]、重庆[13]和上海[14]等多个城市河流中均检测到抗生素残留，虽然浓度大多为“ng·L-1”级别，但抗生素的化学稳定性和生物毒性决定了低浓度的抗生素也会对水生生物甚至整个水生态环境带来严重影响[15-16]。研究表明，阿根廷科尔多瓦市的苏基亚河、我国的珠江、长江等河流均存在抗生素的生态高风险[2,6]。

目前有关中国城市水环境抗生素的研究中主要集中在南方地区。北方地区人口密集，作为我国重要的医药加工和制造基地，拥有中国医药、哈尔滨制药、华北制药和石家庄制药等多个大型制药企业[17-18]。已有研究发现华北地区的子牙河、滏阳河和永定河农村周边水环境中存在抗生素残留[19]，但有关城市河流中抗生素污染的研究相对匮乏。因此本研究以北方地区的2条城市河流为研究对象，对磺胺类、喹诺酮类和β-内酰胺类等10种典型抗生素的污染特征进行探究，并采用风险商值法对水中的抗生素进行生态风险评估。以期为北方城市河流抗生素污染的防治及相关研究提供科学依据和参考。

1 材料与方法（Materials and methods）

1.1 主要试剂

Na2EDTA（分析纯，天津欧博凯）；甲酸、甲醇和乙腈均为色谱纯，购自德国Merck；磺胺嘧啶（SDZ，纯度99.7%）、甲氧苄啶（TMP，纯度99.8%）、磺胺甲恶唑（SMX，纯度99.6%）、头孢克洛（CFC，纯度94.4%）、头孢克肟（CFM，纯度89.2%）、头孢唑林（CZO，纯度99%）、诺氟沙星（NOR，纯度99.5%）、环丙沙星（CIP，纯度84.2%）、洛美沙星（LOM，纯度90.4%）和氟罗沙星（FO，纯度99.2%）标准样品均购自（中国）药品生物制品研究所。

1.2 样品采集

分别在2018年8月和12月，对邯郸市滏阳河和沁河的水样及沉积物进行采集。从滏阳河进入邯郸城区断面（张庄桥）至出城区断面（苏里）依次设置9个采样点，F1～F9。沁河从上游到下游依次设置6个采样点，分别为Q1～Q6。沁河在F7点前汇入滏阳河。采样点具体位置如图1所示。

用采水器采集2 L距河面0～50 cm的表层水样，保存在棕色试剂瓶中。用抓斗式采泥器采集100 g表层沉积物，锡箔纸包裹并用密封袋塑封。将样品于4 ℃冷藏运回实验室并于24 h内完成预处理。

1.3 样品前处理

水样：取500 mL水样过0.45 μm滤膜后加入0.5 g Na2EDTA，用4 mol·L-1的盐酸调节其pH=3左右。以5～10 mL·min-1的流速将水样通过预先用5 mL甲醇、5 mL 0.1%的甲酸水活化好的Oasis HLB小柱（500 mg×6 mL，Waters公司）。待水样富集完成后用6 mL 5%甲醇水淋洗吸附柱，真空干燥30 min。待吸附柱完全干燥，将6 mL甲醇分3次通过吸附柱进行洗脱。洗脱液经氮吹干燥后加入1 mL HPLC初始流动相（V（1%甲酸水）∶V（甲醇）∶V（乙腈）=8∶1∶1）溶解底物，溶液过0.45 μm有机相针式过滤器移入样品瓶进行HPLC分析[20]。

沉积物：沉积物样在-20 ℃的环境中预冷冻，冷冻完成的样品转入冷冻干燥机中-80 ℃冷冻干燥24 h。待样品完全干燥后将其研磨，过100目筛去除杂质。准确称取2 g沉积物干粉于25 mL离心管中，加入10 mL甲醇，涡旋5 min，超声10 min，4 000 r·min-1离心5 min，收集上清液。如此重复提取3次并混合上清液至500 mL棕色容量瓶中，加入蒸馏水定容。定容完成的提取液经0.45 μm微孔滤膜抽滤去除杂质，加入0.5 g Na2EDTA，盐酸调节pH=3左右，参照水样中抗生素检测方法进行固相萃取和HPLC分析。

1.4 仪器分析条件

参考文献[20]采用高效液相色谱仪（岛津LC-2030）对样品进行分析检测。色谱条件为：Shim-pack GIST C18色谱柱（250 mm×4.6 mm, 5 μm），柱温40 ℃，流速0.8 mL·min-1，进样量30 μL，检测波长270 nm，梯度洗脱步骤如表1所示。

1.5 质量控制

采用外标法对样品进行定量分析。用甲醇配制10种抗生素的混标储备液，每种抗生素浓度为0.1 mg·L-1。将混标溶液逐级稀释为1.0、0.8、0.6、0.5、0.4、0.2、0.1和0.05 μg·L-1浓度梯度的混标使用液，10种目标抗生素的标准曲线相关系数均>0.99；在2个样品中分别添加0.1、0.5和1 μg·L-13个浓度水平的目标抗生素混标使用液进行加标回收，加标回收率在78.6%～101.5%之间。

图1 采样点位示意图Fig. 1 Schematic diagram of sampling points

表1 梯度洗脱步骤Table 1 Gradient elution steps

1.6 生态风险评价方法

1.6.1 以单物种测试为基础的评估因子法

根据欧盟技术指导文件（TGD）中关于环境风险评价的方法，采用风险商值法（RQ）评价抗生素在水体中的生态风险[21]，计算公式为：

RQ=MEC/PNEC

PNEC=（EC50或LC50）/AF

式中：MEC为环境中的实际检出浓度（ng·L-1），基于最严重的情况考虑，MEC选择最大值计算；PNEC为预测无效应浓度，是EC50（半数效应浓度，ng·L-1）或者LC50（半数致死浓度，ng·L-1）与评价因子（AF）的比值。根据RQ值可将生态风险划分为高风险（RQ>1），中等风险（0.1≤RQ<1），低风险（0.01≤RQ<0.1），无风险（RQ<0.01）[22]。相关毒理数据从已有研究中查得，如表2所示。

1.6.2 物种敏感度分布曲线法（SSD）

SSD方法是传统生态风险评价的外推，成形于1985年颁布的技术指南[29]中，在1998年美国环境保护局（US EPA）颁布的《生态风险评价指南》中通过一个风险评估实例认可了SSD在生态风险评价中的应用[30]。SSD法通常利用急性（LC50或EC50）或慢性（LOEC或NOEC）毒性数据进行曲线拟合，通过计算最大环境许可浓度阈值（HCX，通常取值HC5，即该浓度下受到影响物种数不超过总物种数的5%时的浓度）进行风险评价。具体步骤如下。

（1）毒性数据的采集

SSD要求每种抗生素有4种以上不同类别生物的毒性数据[31]，要有明确的受试生物、受试终点和暴露时间[32]。本研究中有关SDZ、SMX、TMP、CIP、NOR、LOM、FO和CZO的毒性数据来源于已发表的文献和EPA ECOTOX毒性数据库（Https://cfpub.epa.gov/ecotox/），具体数据如表3所示。

（2）SSD曲线拟合

研究选用急性毒性数据（LC50或EC50）进行SSD曲线拟合，将急性毒性数据从小到大依次进行排序，最小为1，最大为N，n为序号，对应的累计概率则为1/（N+1）。以LC50或EC50对应的浓度对数值为横坐标，以概率密度为纵坐标进行曲线拟合[33]。目前国际上常用的SSD拟合模型有Sigmoid、Gaussian、Gompertz、Logistic、Logarithm、Exponential growth和Lorentzian等[34-36]，本研究从中选取合适的模型进行了曲线拟合。

表2 抗生素生态毒理数据Table 2 Antibiotic ecotoxicological data

表3 抗生素急性毒性数据Table 3 Acute toxicity data of antibiotics

（3）阈值计算和生态风险表征

根据SSD曲线中累计函数为5%时对应的浓度对数值计算出HC5，通过风险商值法（RQ）进行表征，计算公式为：

RQ=MEC/PNEC

PNEC=HC5/AF

式中：MEC、PNEC仍分别为环境中的实际检出浓度（ng·L-1）和无效应浓度（ng·L-1）；AF表示评价因子，取值范围为1～5，保守评估取值为5。风险类型的划分与传统的单物种测试评估因子法一致：RQ>1为高风险，0.1≤RQ<1为中等风险，0.01≤RQ<0.1为低风险，RQ<0.01无风险[37]。

1.7 数据分析

采用Excel对数据进行统计分析，用Excel、Origin和ArcGIS 10.6做图。

2 结果与讨论（Results and discussion）

2.1 河流中抗生素浓度水平

河水中的各类目标抗生素的浓度与检出率如表4所示。由表4可知，滏阳河水中共检出8种抗生素，检出范围为ND～205 ng·L-1，CFC、CFM未检出。磺胺类的3种抗生素（SDZ、SMX和TMP）以及喹诺酮类的CIP、NOR检出率为100%，其余抗生素检出率在5.56%～33.3%之间。从浓度上看，磺胺类抗生素浓度最高，SDZ、SMX和TMP的平均含量均>90 ng·L-1，其次为NOR（74.4 ng·L-1）、CIP（66.3 ng·L-1），LOM、FO和CZO的平均含量在25 ng·L-1以下；沁河水中共检出7种抗生素，浓度范围为ND～152 ng·L-1，FO、CFC和CFM均未检出。检出率100%的为SDZ和SMX，剩余5种抗生素检出率范围为8.33%～83.3%。平均含量在60 ng·L-1以上的抗生素有SDZ、SMX、TMP和CIP，NOR、LOM和CZO的平均含量均在45 ng·L-1以下。

整体上看，2条河流水中各类抗生素的检出率和平均含量均为磺胺类>喹诺酮类>β-内酰胺类。经分析推测磺胺类抗生素的高检出量是由其易溶于水、难以光降解特性[51-52]联合附近的用药特征[53]共同决定的。β-内酰胺类抗生素检出量低则是因为β-内酰胺环在水中不稳定易发生水解[54]，进而促进了β-内酰胺类抗生素的降解。

2条河流沉积物中抗生素浓度与检出率如表5所示，滏阳河沉积物中除β-内酰胺类的3种抗生素（CZO、CFC和CFM）未检出外，其余7种抗生素均有检出，其中NOR和CIP的检出率为100%，剩余的5种抗生素检出率在60%～90%之间。沁河沉积物中共检出6种目标抗生素，β-内酰胺类的3种抗生素和FO均未检出。检出率最高的为SDZ（100%）和CIP（100%），SMX、TMP和NOR的检出率为60%～80%。LOM虽被检出，但检出率仅为30%；从含量上看，滏阳河抗生素浓度范围为ND～57.0 ng·g-1，平均含量最高的为NOR（30.7 ng·g-1），其次为CIP（24.0 ng·g-1），其余抗生素均在20 ng·g-1以下。沁河沉积物中仅CIP的平均含量高于20 ng·g-1，其余抗生素均低于15 ng·g-1。

对比发现沉积物中抗生素的检出种类基本与水样一致，但经相关研究发现喹诺酮类抗生素具有较大的吸附系数，更容易吸附在沉积物中[55-56]，所以喹诺酮类抗生素为沉积物中的优势种类而非在水中含量较高的磺胺类抗生素。

2.2 河流中抗生素的时空分布特征

抗生素时空分布图如图2所示。从冬夏两季的抗生素含量上看，水样和沉积物冬季的抗生素总浓度明显高于夏季，这与Li等[53]的研究结果相似，很可能是由冬季流感造成抗生素类药物使用量增大导致的。

表4 河水中各类抗生素浓度与检出率Table 4 Concentration and detection rate of various antibiotics in river water

表5 沉积物中各类抗生素浓度与检出率Table 5 Concentration and detection rate of various antibiotics in sediments

图2 抗生素在水样（a）和沉积物中（b）的时空分布图注：S表示夏季；W表示冬季。Fig. 2 The temporal and spatial distribution of antibiotics in water samples （a） and sediments （b）Note: S stands for summer; W stands for winter.

从图2（a）中对比2条河流的抗生素污染状况发现，滏阳河流域因交通、商业发达，人口分布密集，水体受人类活动影响更大[57]，所以在残留的抗生素种类和含量上均高于沁河。在F3处河水中抗生素的浓度有所上升，结合采样点分布图得知F3采样点为邯山区滏阳公园附近，地处邯郸市老城区，排水设施老旧，人口密度大，因此推测此处是因人类活动的增加以及生活污水的不合理排放导致水中抗生素浓度的升高。滏阳河下游的F7处因沁河来水的冲淡作用，抗生素的含量有明显的下降。对于贯穿整个市区的滏阳河来说，出市断面F9处的抗生素的种类与含量与入市断面F1处相比显著增加，说明了此城市河流对下游海河流域的水环境中抗生素污染问题起到了加重的作用。

Guo等[58]通过对凉水河13个采样点的抗生素进行检测分析后发现，在水体和沉积物中检测到抗生素的总浓度都在污水处理厂排放的下游有所增加。但本研究显示，冬夏两季的抗生素浓度峰值出现在了F6和Q4这2点而非距离污水处理厂补水点下游最近的F5和Q3点。为分析其中的原因，进一步对采样点进行了聚类分析（图3）。对采样点进行分类发现，冬夏两季的水样中F5和Q3点与其上游的F4和Q2点为一类，从一定程度上体现了污水处理厂出水点附近的上下游抗生素浓度并无明显变化。在F5和Q3下游的F6和Q4处抗生素含量有了明显的上升，这种情况可能是由污水处理厂出水污染物扩散造成的。在研究污水处理厂出水对下游水体影响时需注意采样点的距离问题。

由图2（b）可知，滏阳河沉积物中各类抗生素的峰值均出现在了水流流速缓慢的F6点，沁河沉积物中抗生素浓度最高点出现在Q3附近。结合当地水流状态及吸附动力学[59]分析沉积物中的抗生素含量可能受水利条件的影响较大。水流速度小的F6和Q3区域水力停留时间更长，沉积物对抗生素的吸附量更大。吴天宇等[60]在对赤水河流域的污染特征研究中也得出了相同的结果。

2.3 与我国南方及国外城市河流对比分析

已知10种典型抗生素中在2条河流中共检出8种，其中检出率>30%的有6种（SDZ、TMP、SMX、NOR、CIP和LOM），故重点考察这6种抗生素在北方地区的2条河流与我国南方以及国外地区的城市河流中的浓度差异，如表6所示。

图3 采样点聚类图Fig. 3 Cluster map of sampling points in winter and summer

SDZ与TMP为兽医最常用的组合药物，在邯郸市滏阳河和沁河中，这2种抗生素的检出含量远高于珠江广州段，这可能与邯郸地区较为发达的养殖业以及相对缺乏的污染治理设施有关[66]。SMX在河流中的含量除我国香港外，略低于国内其他南方地区的城市河流，但因巴西的瓜伊巴河流域有多家大型医院分布，并且城市中还存在着污水管道与雨水管道非法连接的情况，导致了巴西的城市河流中此类抗生素的含量远高于邯郸地区的滏阳河和沁河[64]。而NOR作为常用的人用抗生素，在人口分布密集的地区往往检出量更大，因此滏阳河中此类抗生素的含量和检出率高于沁河、珠江和南明河。由于印度的穆西河接收制药厂废水，NOR、CIP和LOM的浓度水平明显高于其他城市河流；除印度的穆西河外，滏阳河与沁河中CIP的浓度均高于参比的其他城市河流。LOM在滏阳河和沁河的最高含量甚至高于美国兰辛的污水处理厂出水[65]。通过与国内南方城市河流及国外城市河流的对比发现，此研究中的北方城市河流中的磺胺类以及喹诺酮类的抗生素处于较高的污染水平。

2.4 抗生素生态风险评价

由于未检出CFC和CFM，故对剩余8种抗生素进行了生态风险评估。根据以单物种测试为基础的评估因子法计算出的RQ值绘制的风险评估图如图4所示，由图4可知，参与评估的8种抗生素中有7种存在生态风险，其中有4种抗生素表现为中高风险。喹诺酮类抗生素的生态风险最高，CIP在冬夏季的2条城市河流中的RQ值均在5.0以上，对当地的敏感性生物产生了严重的威胁。LOM和NOR为中等风险，仅FO表现为无风险；磺胺类抗生素中SMX表现为中等生态风险，其余2种抗生素（SDZ和TMP）表现为低风险或无风险。β-内酰胺类抗生素只有CZO在冬季水体中检出，表现为低生态风险。

由于风险评估方式不具有统一性，为使评估结果更加准确，本研究添加了SSD法进一步对抗生素的生态风险作出了评估。8种抗生素的SSD曲线如图5所示，根据曲线中累计概率为0.05时对应的浓度对数值可计算出HC5的抗生素浓度值，进而推算出RQ。SSD法以及以单物种测试为基础的评估因子法计算出的风险商值从大到小的排序结果如表7所示。

表6 国内外部分城市河流抗生素污染水平Table 6 Antibiotic pollution levels in rivers of some cities at home and abroad

基于SSD法的生态风险评估显示，夏季水中所有抗生素均表现为无生态风险，冬季2条河流中仅有CZO和LOM存在风险。其中LOM的生态风险在2种评估方法中均较高，有研究表明，LOM与CIP等喹诺酮类抗生素相比对生物体具有更高的急性毒性[67]，同时LOM在有阳光光照的条件下还会产生光毒性，造成细胞损伤[68]，所以即使其在水体中存在的浓度较低也会引起较高的生态风险。对比2

图4 抗生素风险评估图Fig. 4 Antibiotic risk assessment chart

抗生素Antibiotics拟合函数Fitting functionsR2HC5/（mg·L-1）SDZGompertz0.9980.142 SMXGompertz0.9820.080 TMPExponential0.9802.636 CIPGompertz0.9750.197 NORLogistic0.9589.594 LOMGompertz0.9920.023 FOGompertz0.995939.7 CZOGompertz0.9720.001

种方法进行的生态风险排序发现SSD法评估的抗生素的生态风险显著降低，这是由于SSD法与单一物种测试法相比增加了水环境中营养级更高的生物，增强了对抗生素的抵抗能力，更能反映生态系统的真实情况[69]。在SSD法评估中水中含量较多的磺胺类抗生素风险值也较大，而在传统单一的敏感物种测试评估法中生态风险较高的则为喹诺酮类抗生素。究其原因是传统的单一物种测试法更关注于低营养级的敏感性生物，喹诺酮类抗生素因有抗菌谱广、药效强的特点[70]，所以即使在水中的含量较低也会对敏感的低营养级水生生物表现出明显的抑杀作用。

表7 抗生素生态风险排序Table 7 Antibiotic ecological risk ranking

目前有关生态风险评价的方法不具有统一性，参与毒性试验的物种不够丰富，污染物对生态环境造成的风险极有可能被低估。SSD法相较于传统的风险商值法，可充分利用已有的多营养级多物种毒性数据，即充分运用了所有有效信息，所以更能反映抗生素对生态系统的真实影响情况[69]。传统的单一物种测试评估法更多关注于水环境中的营养级较低的敏感生物，在研究抗生素对水环境的长久作用下产生的潜在生态风险上有一定意义。2种风险评价结果显示大部分抗生素处于低风险和无风险水平，但值得注意的是低浓度的抗生素仍会对水中微生物造成选择性压力，促进抗性基因的形成和积累，对水生态环境产生潜在的威胁。其中LOM在2条北方城市河流中存在的生态风险普遍较高，有关北方地区的城市河流中LOM抗生素污染问题应得到重视。

本文针对北方地区城市河流中的10种典型抗生素从浓度水平、时空分布特征以及产生的生态风险等方面进行了探究，得出以下结论。

（1）滏阳河与沁河水中分别检出8种和7种抗生素，浓度范围分别为ND～205 ng·L-1和ND～152 ng·L-1，2条河流中磺胺类抗生素检出率与平均含量最高，其次为喹诺酮类、β-内酰胺类；沉积物中分别检出7种和6种抗生素，检出浓度范围分别为ND～57.0 ng·g-1和ND～36.6 ng·g-1。检出率较高的为喹诺酮类的CIP和NOR（80%～100%），磺胺类居中（60%～100%），LOM检出率最低（30%～60%），FO仅在滏阳河中检出（60%），β-内酰胺类3种抗生素未在沉积物中检出。

（2）水中抗生素在污水处理厂下游以及人类活动频繁地区有所增加，沉积物中抗生素含量在水流速度小的地区出现峰值。总体上呈现冬季高于夏季，出市断面高于入市断面，滏阳河高于沁河的空间分布特征。

（3）与我国南方地区以及国外城市河流相比，此研究中的北方城市河流中的磺胺类和喹诺酮类的抗生素处于较高的污染水平。

（4）单物种测试为基础的生态风险评估显示SMX、CIP、NOR和LOM处于中高风险水平，其中CIP最为严重，RQ值均在5.0以上。SSD法则显示大部分抗生素处于无生态风险水平，但2种风险评价结果均表明LOM在2条北方城市河流中存在较高生态风险，有关北方地区的城市河流中LOM抗生素污染问题应得到重视。