珠三角典型河道49种抗生素污染现状及风险评估

何蕴琦,陈弘丽

广东省中山生态环境监测站,广东 中山 528400

中国是世界上最大的抗生素生产国和消费国[1]。在我国,有约48%的抗生素被用于临床,使用量是英美等发达国家的5～7倍(按平均每人每日剂量计);有约52%被用于畜牧业和水产养殖业;另外还有少量被用于植物疾病治疗[2]。随着抗生素使用量的日益增加,地表水中抗生素的污染来源不断增多,排放量逐步加大。由于抗生素具有高生物活性和假持久性,其在进入水环境之后可对水生生物产生毒性。抗生素的杀菌抑菌作用可能抑制微生物群的生长繁殖和降解能力,从而影响生物多样性,破坏生态系统平衡[3]。水环境中的抗生素亦可通过农田灌溉、饮水、生物富集等途径影响人类的健康。大量研究也已经证明,不同种类的抗生素可能因在水中混合而发生相互作用,导致毒性增加[4]。

我国早期关于抗生素的研究以临床应用、耐药性影响和污水处理工艺开发为主,但近10年以来,人们开始关注抗生素在水环境中的分布、残留及对生态和健康的影响。在2015年ZHANG等[5]发布的首份全国性的抗生素污染地图中,珠江流域抗生素排放密度全国最高。而后,一些研究将我国一些主要流域的抗生素浓度进行了对比[6-7],印证了珠江流域抗生素环境污染程度高于其他流域的观点。因此,抗生素污染对珠江流域水生态系统和人类健康的影响不容小觑,在珠江流域精密布点并进行抗生素污染生态风险和健康风险评估十分重要。

珠江水系处于地势低平地区,为羽状水系,具有河网密布,河道较宽、较深、落差小等特点。珠江三角洲城市大多沿江或跨江分布。河流贯穿城市,与居民生活和工业企业生产关系密切。西江是珠江流域的主流,而石岐河作为西江的分支,兼具了珠江水道的地质和动力特点。同时,石岐河贯穿中山市城区,是中山人民的母亲河、城区最重要的景观水道,也是中山联系港澳以及内陆地区的主要航道,但目前尚未有针对石岐河的抗生素浓度和风险评估研究。本研究将石岐河作为珠三角水系的典型河道之一,通过对石岐河枯水期和丰水期20个点位进行4大类共49种抗生素浓度检测,填补石岐河抗生素污染数据空白,分析石岐河抗生素污染现状,并在此基础上进行生态和健康风险评估。

由于目前尚未有针对环境水体中抗生素的统一监测方法标准,现有抗生素污染研究主要集中针对磺胺类、喹诺酮类和四环素类抗生素中的几种,涉及的种类较少。本研究将通过选择合适的前处理手段、检测仪器、测试条件等,探索适合地表水中49种抗生素的检测方法,并对获得的抗生素浓度数据进行分析和探讨。

1 研究区域与研究方法

1.1 点位布设与样品采集

在考虑了河流水文条件、沿岸水体功能区划等重要因素后,对石岐河进行采样点位布设。通过重点考虑沿岸工业、农业、生活等方面的潜在污染源以及排污口的分布情况,关注受生活污水、工业废水和养殖废水影响较大的河段,同时兼顾采样的可行性和方便性,在石岐河布设了20个监测点位(图1)。

图1 石岐河采样点位示意图

图1展示了研究区域内的主要城镇、水系,20个点位的布点情况,以及点位周边的污水处理厂及养殖场分布。本研究于2021年1月及8月进行了采样,两组样品分别用以表征枯水期和丰水期抗生素污染情况。样品的采集过程按照《地表水和污水监测技术规范》(HJ/T 91—2002)的相关规定进行。用棕色采样瓶采集样品,待样品满瓶后封口,4 ℃下冷藏避光运输和保存。

分析项目涵盖49种常用抗生素,包括17种磺胺类抗生素、15种喹诺酮类抗生素、11种大环内酯类抗生素和6种β-内酰胺类抗生素(表1)。

表1 49种抗生素目标物分类

1.2 样品前处理及分析

样品前处理采用固相萃取法。量取500 mL水样,用盐酸或氨水根据不同类别抗生素目标物的萃取效率将水样调节至不同pH,其中,大环内酯类、磺胺类、β-内酰胺类抗生素水样pH调至4.0,喹诺酮类抗生素水样pH调至12.0。随后,加入250 mg金属螯合剂Na2EDTA,充分混匀。用10 mL甲醇以5 mL/min的流速活化HLB柱,用10 mL相应pH的纯水平衡,使固相萃取柱保持湿润。将上述水样以15 mL/min的流速富集,抽干固相萃取柱后加入10 mL纯水淋洗两次,最后吹干柱子,用2 mL甲醇以3 mL/min的流速洗脱。收集洗脱溶液,将其经无水硫酸钠脱水后,转至氮吹浓缩仪,在水浴温度为40 ℃、将氮吹流量调至液面轻微晃动的条件下浓缩至1 mL,用0.22 μm滤膜过滤待测。

分析方法采用超高效液相色谱-质谱法,使用液相色谱-三重四级杆质谱仪(美国AB Sciex,LC-30AD Triple Quad 4500)。流动相A为水相(0.1%甲酸),流动相B为乙腈(0.1%甲酸),洗针液为甲醇和水(1∶1)的混合液。采用XRD-ODS色谱柱(日本岛津,100 mm×2.0 mm)以0.4 mL/min的流速在40 ℃柱温下进行洗脱,进样体积为10 μL,梯度洗脱程序见表2。

质谱采用多离子反应监测方式(MRM)。采用市售的标准溶液配制标准曲线系列,建立标准曲线之后测定试样,并采取空白、空白加标、样品加标、中间点校正等质控措施。每个化合物选用1个母离子和2个子离子进行定性分析,以峰面积进行定量分析。

1.3 风险评价方法

1.3.1 生态风险评价方法

采用风险熵(RQ)方法对石岐河水体中的抗生素进行生态风险评价,计算公式如下：

RQ=MEC/PNEC

(1)

式中：MEC为药物的环境实测浓度,ng/L;PNEC为预测无效应浓度,ng/L。PNEC用以表征污染物对环境中的生物无影响的浓度阈值,本研究采用欧盟风险评价技术指南[8]推荐的评价因子法进行推导,推导公式如下：

PNEC=min{NOEC,IC50,EC50,LC50,ChV/AF

(2)

式中：NOEC为最大无影响浓度,IC50为半抑制浓度,EC50为半效应浓度,LC50为半致死浓度,ChV为慢性毒性值,AF为评价因子。由于不同测试物种、不同实验过程得到的数据不同,本研究选用最低毒理学数据,以评价抗生素对水生生物最敏感物种的生态风险。上述数据来源于美国国家环境保护局(USEPA)ECOTOX数据库[9],或采用经科学验证的ECOSAR 2.0模型预测得出。根据评价因子的选取原则[10],选用3个营养级(鱼、蚤和藻)中的至少1种生物的急性数据时,AF值取1 000;选用1种生物的慢性数据时,AF值取100;选用代表2个营养级的2种生物的慢性数据时,AF值取50;选用至少代表3个营养级的3种生物的慢性数据时,AF值取10;选用3门8科的慢性数据并采用物种敏感度分布曲线法时,AF值取1～5。表3列出了本研究中有检出的抗生素种类及相应的生态风险参数。

表3 抗生素生态风险参数

利用由公式(1)、公式(2)计算出的风险熵对单种抗生素的生态风险进行评价。对于多种抗生素在水体中同时存在的情况,采用混合风险熵(RQcom)[10]大致表征其生态风险,计算公式如下：

RQcom=∑RQ

(3)

生态风险分级标准如下：RQ≤0.01时,生态风险可忽略;0.011时,为高生态风险。

1.3.2 健康风险评价方法

采用USEPA推荐的健康风险评价模型[11]对石岐河中的抗生素进行人群健康风险评价,并按照致癌性分为致癌风险与非致癌风险。

通常,人们主要通过饮水时的胃肠吸收和洗浴时的皮肤接触两种途径暴露于水中的污染物,暴露剂量为饮水暴露剂量和洗浴暴露剂量之和,计算公式分别为[12]

(4)

CDIsc=C×SA×Kp×FE×

(5)

式中：CDIdw为饮水暴露剂量,mg/(kg·d);CDIsc为洗浴暴露剂量,mg/(kg·d);C为污染物的浓度,mg/L;U为日均饮水量,L/d;ABS为胃肠吸收因子,无量纲,取值1;EF为暴露频率,d/a,按360计算;ED为暴露延时;AT为平均暴露时间,AT=EF×ED;BW为平均体重,kg;SA为平均皮肤表面积,cm2;Kp为皮肤表面渗透常数,cm/h,选取有检出化合物中数值较高的常数参与计算,取2.32×10-3cm/h[12];FE为洗浴频率,d-1;FT为洗浴时间,h;CF为单位转换系数。USEPA将暴露人群按年龄分为多个级别,但我国人群环境暴露行为模式特征与国外有显著差异。本研究将接触人群分为婴儿、儿童以及成人3个阶段,参考国内已有报道的暴露参数(表4)进行健康风险评价[13]。

表4 我国各阶段人群平均暴露参数

评价致癌风险时,健康风险与暴露剂量、化合物致癌毒性有关,计算公式为[15]

RQ=CDI×β(RQ≤0.01)

(6)

式中：RQ为致癌风险系数,RQ≤1×10-6时致癌风险可以接受;CDI为单位体重的接触人群暴露剂量,mg/(kg·d);β为暴露摄入的致癌强度系数,kg·d/mg。由于本研究涉及的抗生素化合物较多,目前已报道的针对抗生素的致癌毒性试验有限,本研究采用ZEISE等[16]建立的模型进行计算,计算公式为

(7)

式中：C、D为回归系数,一般情况下取1;Kah为种间转换系数,无量纲,取USEPA推荐值4.7;LD50为动物试验半致死浓度,mg/kg,数据来源为美国国家医学图书馆收录的TOXNET系列数据库。表5列出了本研究中有检出的抗生素种类及相应的半致死浓度。

表5 抗生素半致死浓度数据

评价非致癌风险时,抗生素的非致癌风险评价模型为

HQ=CDI/RfD

(8)

式中：RfD为污染物的非致癌参考剂量,mg/(kg·d),采用估算法[17-18]计算,RfD=LD50×4×10-5,4×10-5为经验转化系数[19]。HQ<0.1时,健康风险可接受;0.1≤HQ<1时,健康风险较大;HQ≤1时,健康风险不可接受。

2 结果与讨论

2.1 石岐河抗生素检出情况、时空分布及来源解析

在石岐河共检出抗生素30种,其中,维吉尼霉素M1和头孢匹啉在两个时期不同点位的检出率均为100%,但浓度不高,浓度范围分别为0.02～3.04 ng/L和0.30～0.92 ng/L。维吉尼霉素被广泛应用于畜牧业,用于促进动物生长、治疗动物疾病,具有毒性低、极少在动物体内累积和生物降解性较好等特点。头孢匹啉在临床和养殖业均有应用,水溶性较低,在水中结构较不稳定[20]。

丰水期和枯水期的检出种类有较大差异,枯水期样品检出种类较多。枯水期样品中有23种抗生素被检出,包括7种磺胺类、6种喹诺酮类、5种大环内酯类、5种β-内酰胺类,检出值最高的3种抗生素分别为诺氟沙星(未检出～290.44 ng/L)、奥索利酸(6.36～51.24 ng/L)、磺胺甲恶唑(未检出～69.96 ng/L)。丰水期样品中有18种抗生素被检出,包括1种磺胺类、9种喹诺酮类、4种大环内酯类、4种β-内酰胺类,检出值最高的3种抗生素分别为萘啶酸(未检出～98.50 ng/L)、诺氟沙星(0.18～19.42 ng/L)、头孢他美酯(0.96～9.42 ng/L)。

枯水期抗生素总浓度在53.38～408.28 ng/L之间,丰水期抗生素总浓度在7.36～122.70 ng/L之间。除15号点位外,其余点位的抗生素总浓度均呈现出枯水期明显大于丰水期的现象(图2)。该季节性规律与国内多数研究的结论相同[21-25],这可能与抗生素进入水体之后发生的水解、光降解和微生物降解等一系列过程有关,而影响这些降解速度的主要因素为水体pH、含氧量、光照和温度等[26]。夏季光照充足,温度较高,生物活性较高,因而降解速度较快,加之降水充沛,导致稀释作用明显。另外,水体中抗生素浓度的季节性规律也可能与抗生素药物在农业领域的季节性使用有关。这与周婧等[27]报道的兽用抗生素的春冬季用量大于夏秋季的结论相符。

图2 各监测点位枯水期与丰水期抗生素检出总量

从空间上看,枯水期各点位的抗生素总浓度均值为157.92 ng/L,中位值为131.43 ng/L。浓度最高的两个点位分别是17号和11号点位,浓度分别为408 ng/L及399.86 ng/L。其中：诺氟沙星的检出浓度最高,分别占两个点位抗生素总浓度的69%和71%;奥索利酸次之。在丰水期,各监测点位的抗生素总浓度均值为30.68 ng/L,中位值为26.81 ng/L。浓度最高的两个点位分别是15号点位和20号点位,浓度分别为127.70 ng/L和54.80 ng/L。其中,诺氟沙星和萘啶酸是影响这两个点位抗生素总浓度的主要化合物,15号点位的萘啶酸浓度相较其他点位明显偏高。

统计每个点位不同类别抗生素的检出浓度在总检出浓度中的占比(图3)发现,喹诺酮类和磺胺类是石岐河枯水期主要的抗生素污染物,检出浓度分别占总浓度的50.2%和28.9%;喹诺酮类和β-内酰胺类是石岐河丰水期主要的抗生素污染物,检出浓度分别占总浓度的73.0%和20.9%。

图3 石岐河抗生素种类占比

总体而言,喹诺酮类是影响石岐河生态环境的主要抗生素污染物类别,其检出浓度在丰水期和枯水期均占比较大。第一代喹诺酮类抗生素(如萘啶酸、奥索利酸)以及第三代喹诺酮类抗生素(如诺氟沙星)因具有高效、毒性低、药物动力学特征好等特性,在我国医疗和养殖业应用较多。本研究推测,这类抗生素的广泛应用和在水中的高溶解性、结构稳定性[28],都是导致其检出浓度高的原因。

结合影响石岐河生态环境的主要抗生素污染物类别和检出浓度较高的点位周边的环境条件(图1),对抗生素的来源进行初步分析。在枯水期,11号和17号点位的抗生素浓度高于其他点位。这两个点位附近设有污水处理设施,承担着周边工业和生活污水的处理任务。可见,石岐河枯水期抗生素浓度受污水处理设施出水的影响尤为显著。而在丰水期,15号、17号和20号点位的抗生素浓度相对较高。这3个监测点位位于水产养殖场密集分布地带,其中占比最高的喹诺酮类抗生素在水产养殖过程中发挥着重要作用[29],该类抗生素有一半被用于养殖业[30]。因此,养殖场排水可能是丰水期石岐河抗生素污染的重要来源。另外,抗生素浓度处于中等水平的监测点位的周边地区大多以景观植物种植和农副产品加工为主导产业,这也反映了景观作物灌溉退水和农副产品加工废水对石岐河水质有所影响。

2.2 风险评价结果

2.2.1 生态风险评价

石岐河中分布有多种鱼类、甲壳类、贝类和藻类。其中,鱼类以鲤形目和鲈形目为优势种群,浮游植物以绿藻、硅藻、蓝藻和裸藻等为主,浮游动物以轮虫类和原生动物为主。采用风险熵方法对石岐河水体中的抗生素进行生态风险评价,得出各种被检出的抗生素目标物在各个点位的风险熵值,并根据其风险熵值所在的范围绘制出石岐河抗生素对水生生物的生态风险熵示意图(图4)。

注：白色单元格表示无检出,风险熵为0。图4 石岐河抗生素对水生生物的生态风险熵

图4展示了枯水期和丰水期石岐河各监测点位有检出的抗生素的生态风险情况。头孢匹啉在枯水期和丰水期均呈现出危险信号,在枯水期的全河段处于高生态风险,在丰水期的全河段处于中等生态风险;诺氟沙星在枯水期有2个点位处于高生态风险,有9个点位处于中等生态风险;克林霉素在两个时期均有1个点位处于高生态风险,在枯水期有5个点位处于中等生态风险,在丰水期有13个点位处于中等生态风险。同时,由表3可知,水蚤、疟原虫等为较敏感物种。

总体而言,枯水期生态风险较丰水期更高。

根据最大风险控制原理,同一化合物选取两个时期中数值较高的风险熵来表征其生态风险等级。处于高生态风险级别的抗生素有头孢匹啉、诺氟沙星、克林霉素,这些抗生素都具有毒性高、敏感生物预测无效应浓度阈值较低等特点;处于中等生态风险级别的抗生素有罗红霉素、磺胺二甲异恶唑和奥索利酸;处于低生态风险级别的抗生素有替米考星、磺胺嘧啶、沙拉沙星和萘啶酸;其余39种抗生素的生态风险可忽略。

2.2.2 健康风险评价

石岐河西南端连接磨刀门水道,两者交汇处为饮用水水源保护区,其南北侧均有距离较近的饮用水取水口;东北端与小榄水道一同汇入横门水道,汇流处靠近上游的饮用水水源保护区和饮用水取水口。河道中的抗生素污染物对人体存在一定的暴露途径,因此,需要进行健康风险评价。

采用USEPA推荐的健康风险评价模型[11]对石岐河中的抗生素进行人群健康风险评价,计算得出各种抗生素对3个阶段接触人群的致癌、非致癌风险系数范围(表6)。水中抗生素在枯水期和丰水期对婴儿、儿童和成人的致癌风险系数均小于1×10-6,非致癌风险系数均小于0.1,两者皆处于可接受的健康风险范围内。枯水期健康风险在相对较高范围的抗生素有奥索利酸、罗红霉素、苯酰磺胺;丰水期健康风险在相对较高范围的抗生素是萘啶酸。

表6 健康风险评价结果

3 结论

为评估抗生素在珠三角地表水中的生态及健康风险,在石岐河布设了20个监测点位,分别采集丰水期和枯水期样品,采用固相萃取/超高效液相色谱-质谱法对4大类共49种抗生素进行了检测。

结果表明,丰水期和枯水期样品中共检出抗生素30种,枯水期有检出的抗生素种类多于丰水期。同时,抗生素总浓度也呈现出枯水期明显大于丰水期的现象,且该季节性规律与国内已报道的研究结论相同。从总量上看,喹诺酮类是影响石岐河生态环境安全的主要抗生素类别。结合时空分布进行初步分析,本研究认为,石岐河抗生素浓度在枯水期主要受污水处理设施出水影响,在丰水期主要受沿岸水产养殖业排水影响。另外,景观作物灌溉退水和农副产品加工废水也是影响石岐河水质的重要因素。

采用风险熵法对石岐河生态风险进行评估,发现枯水期生态风险高于丰水期。其中,头孢匹啉、克林霉素、诺氟沙星3种抗生素处于高生态风险级别,罗红霉素、磺胺二甲异恶唑和奥索利酸3种抗生素处于中等生态风险级别,另有4种抗生素处于低生态风险级别,其余39种抗生素的生态风险可忽略。采用健康风险评价模型对人群健康风险进行评价,发现枯水期和丰水期抗生素对婴儿、儿童和成人3个阶段接触人群的致癌风险系数均小于1×10-6,非致癌风险系数均小于0.1,石岐河抗生素致癌风险和非致癌风险皆处于可接受的健康风险范围内。

综上所述,石岐河水体中的抗生素通过饮水和皮肤接触等途径对人类造成的健康风险目前处于安全水平,但存在一定的水生态系统潜在安全风险,并有进一步通过生物富集、食品残留等方式影响人类健康的可能性。河流周边污水处理设施出水和养殖业排水对抗生素浓度影响较大,应引起重视。