會仙濕地典型河流抗生素污染特征及風險評價

夏飛揚, 馬冬冬, 張 軍, 王敦球

(桂林理工大學 a.廣西環境污染控制理論與技術重點實驗室; b.巖溶地區水污染控制與用水安全保障協同創新中心;c.環境科學與工程學院, 廣西 桂林 541006)

0 引 言

抗生素是微生物、植物和動物在其生命活動過程中所產生的(或由其他方法獲得的)有機代謝產物, 它能在低微濃度下選擇性地抑制或影響其他生物的次級代謝產物及其衍生物[1]。由于抗生素存在持續使用、人體或獸體內代謝程度低的特點, 且低濃度抗生素可強化耐藥性基因的產生和傳播, 因此, 環境中抗生素的廣泛殘留, 成為全球面臨的重要環境問題之一[2]。盡管大多數抗生素的半衰期并不長, 但由于其被頻繁地使用， 重復進入水體環境, 并不斷通過食物鏈富集最終進入人體, 形成一種“假持續”現象。有研究表明, 多數抗生素在人和動物體內都不能代謝完全, 30%～90%未被吸收的抗生素以原形或活性代謝產物的形式通過尿液和糞便排出體外[3]。

抗生素一旦進入環境中, 可通過吸附、水解、光降解及生物降解等過程產生一系列代謝及降解產物[4], 進而對整個生態系統構成長期的潛在危害。 中國是抗生素生產和使用大國， 我國的各大河流、海洋和湖泊系統, 如長江流域[5]、珠江流域、遼河流域[5]、太湖流域[6]和萊州灣[7]、北部灣[8]、渤海灣[9]等水體中均有抗生素檢出, 檢出率高達100%, 且在生態風險評價中氟喹諾酮類抗生素均表現出高風險等級。但與河流、海洋和湖泊等水體環境相比, 關于濕地系統中抗生素污染特征的研究還相對較少。

巖溶濕地具有生態環境脆弱、恢復周期長等特點, 應對其可能存在的抗生素污染給予更多關注。會仙濕地是中國最大的巖溶濕地, 被譽為“漓江之腎”, 是漓江流域最大的喀斯特地貌原生態濕地, 具有保持水源、凈化水質、蓄洪抗旱、維護生物多樣性等重要的環境調節功能和生態效益[10]。該濕地風貌及其周邊環境不僅在廣西是獨一無二的, 在全國乃至全球峰林巖溶平原風貌中也極為罕見, 是極具研究價值的典型濕地[11]。近年來, 隨著周邊人口急劇增加, 人類活動不斷增強, 濕地生態系統遭到嚴重破壞[12]。本文以會仙濕地典型河流為研究對象, 分析其地表水、沉積物和植物中抗生素的含量水平、分布特征及水生植物對抗生素的富集能力, 并對地表水的生態風險進行了評估, 以期對會仙濕地的污染防治及環境保護提供科學的參考依據。

1 研究區概況

會仙濕地位于桂林市臨桂區會仙鎮, 北緯25°5′20″—25°6′46″, 東經110°9′50″—110°14′30″。該區域屬于中亞熱帶濕潤季風氣候, 年平均氣溫為16.5～20.5 ℃, 以北風和東北風為主。年降雨量約1 890.4 mm, 降雨時空分布不均, 春夏雨多而集中, 秋冬少雨而干旱[13]。會仙濕地總體地勢南北高、中間低。研究區為會仙濕地的核心區, 主要選取古桂柳運河和睦洞河為研究河段。研究區的東西兩側分別為良豐河和洛清江, 貫穿研究區中部的古桂柳運河將兩河流相連(圖1)。

圖1 采樣點分布圖Fig.1 Sampling points distribution map

2 材料與方法

2.1 樣品的采集

樣品采集時間為2018年5—8月(夏季)和9—10月(秋季), 分別采集地表水、沉積物和植物樣品。研究的抗生素包括： 氟喹諾酮類(氧氟沙星(OFL), 環丙沙星(CIP)); 四環素類(四環素(TC)); 磺胺類(磺胺嘧啶(SDZ), 磺胺甲二唑(SMX), 磺胺甲基嘧啶(SMR), 磺胺甲惡唑(SMZ)); 抗菌增效劑(甲氧芐氨嘧啶(TMP))。本研究所選河段主要為分水塘東流至良豐河附近段, 以及分水塘西流穿過會仙喀斯特國家濕地公園, 而后沿睦洞河北流至會仙喀斯特國家濕地公園001號界碑段, 所選河段全長約13 km, 每隔1 km左右進行樣點的布設, 其中部分河段樣點根據周圍環境進行加密布設, 共布設12個采樣點(圖1、表1)。其中, 樣點1～4位于分水塘以東， 樣點5～12位于分水塘以西, 是濕地核心區, 潛在污染源多, 故加密布設樣點。

表1 取樣點位置概況Table 1 Location overview of sampling points

2.1.1 地表水樣品 采樣時分別使用1 L棕色試劑瓶裝滿樣點處表層(0～50 cm)地表水, 難以直接到達的區域使用吊桶采集后轉移至棕色試劑瓶中。每個樣點周圍50 m范圍內采集3份重復樣品, 共計36份樣品。樣品儲存于專用冷藏箱中， 12 h內帶回實驗室后, 先以硫酸溶液調節樣品pH至3.0左右, 再向每升樣品中加入50 mL甲醇以抑制微生物對目標化合物的降解。最后將其儲存于4 ℃冷藏箱中, 并于2 d內完成試樣的制備。

2.1.2 沉積物樣品 根據地表水中抗生素含量特征， 選擇樣點1、5和7處的沉積物進行采集。采用柱狀采樣器(聚創801A, 長100 cm、直徑4 cm)采集表層(0～10 cm)沉積物, 用錫紙包裹后儲存在自封袋中。每個樣點周圍50 m范圍內各采集3份重復樣品, 共計9份樣品。樣品儲存于專用冷藏箱中帶回實驗室冷藏于-20 ℃左右冷柜內, 于2 d內對樣品完成冷凍干燥處理。將冷凍干燥后的樣品研磨過60目(0.25 mm)不銹鋼篩, 再將篩下物密封保存于-20 ℃環境中。

2.1.3 植物樣品 根據地表水中抗生素的含量特征, 選擇樣點1、5和7處的植物根、莖和葉樣品。在有植物生長的地表水和沉積物樣點周圍0.5 m范圍內采集生長旺盛、病蟲害少的植物樣品, 保存于密封袋中, 并儲存于4 ℃冷藏箱中。于2 d內先使用自來水沖洗干凈植物的根、莖和葉部, 再用超純水清洗, 然后使用剪刀對植物的根、莖和葉進行分離, 隨后進行冷凍干燥, 最后將冷凍干燥后的植物樣品粉碎, 并過10目(2.00 mm)的不銹鋼篩后, 置于-20 ℃環境中密封儲存。

2.2 樣品預處理與分析

2.2.1 樣品預處理 (1)地表水樣品: 先使用循環水式多用真空泵配合孔徑為0.45 μm濾膜過濾地表水樣品。量取1 000 mL過濾后水樣, 加入0.5 g乙二胺四乙酸二鈉(EDTA), 使用固相萃取儀(ASPE 799, 吉爾, 日本)萃取水樣。固相萃取的步驟依次為活化、上樣、吸附和洗脫， 即先分別用10 mL甲醇(色譜純, Tedia, 美國)和10 mL超純水活化固相萃取柱(Bond Elut-SAX, Agilent, 美國)。水樣以5 mL/min的流速通過小柱進行富集, 隨后用10 mL超純水淋洗小柱并吹干, 再用10 mL甲醇以0.5 mL/min的流速洗脫小柱, 洗脫液接收于棕色收集管中; 然后用氮吹儀吹干洗脫液(溫度低時于40 ℃水浴溫度下吹干); 最后用1.0 mL甲醇溶解, 經0.22 μm濾膜過濾后, 于-20 ℃以下避光保存, 待使用高效液相色譜-串聯質譜儀(HPLC-MS/MS)進行分析。

(2)沉積物和植物樣品: 稱取過60目(0.25 mm)不銹鋼篩的沉積物或植物樣品2.0 g, 先加入以1∶1(V/V)磷酸鹽緩沖液(1 L的0.1 mol/L檸檬酸溶液和625 mL的0.2 mol/L 磷酸氫二鈉溶液相混合配制成McIlvaine緩沖溶液)-乙腈混合液配制的溶液(pH≈4)6 mL, 再以漩渦混勻器振蕩1 min, 隨后超聲提取15 min, 所得提取液再冷凍離心(TGL-18000cR, 安亭, 中國)15 min(4 ℃, 6 000 r/min), 收集上層提取液。反復提取5次后, 合并提取液于60 mL棕色試劑瓶中, 吹掃除去乙腈并以超純水稀釋定容至250 mL, 加入0.1 g EDTA, 以2 mol/L HCl溶液調節樣品pH≈4, 按上述地表水的富集方法進行萃取。

2.2.2 預處理樣品的抗生素上機分析 使用安捷倫串聯四級桿液質聯用儀(1200-6410B, Agilent, 美國)對樣品中的抗生素進行分析。液相色譜條件為: 液相色譜柱為Agilent XDB-C18(150 mm×2.1 mm, 5 μm), 流動相A和B分別為含0.1%甲酸(色譜純, Aladdin, 美國)的水溶液和含0.1%甲酸的乙腈溶液, 進樣量5 μL, 流速為0.3 mL/min; 質譜條件: 采用電噴霧離子源(ESI)的正離子模式, 干燥氣溫度300 ℃, 干燥氣流速10 L/min, 毛細管電壓3 500 V,MS1與MS2溫度均為100 ℃, 噴霧針壓力30 Psi(206.85 kPa), 碰撞氣為氮氣, 檢測方式為選擇多離子反應監測(MRM)模式, 采用外標法進行定量分析。

表2 抗生素及其內標的串聯質譜檢測參數Table 2 Detection parameters of antibiotics and internaltargets by tandem mass spectrometry

2.2.3 質量保證與質量控制 在優化試驗條件的情況下, 均采用外標法進行定量分析。8種抗生素的線性方程的R2均大于0.99。在加標濃度均為20 ng/L時, 地表水回收率為13.48%～131.24 %, 沉積物回收率為98.04%～168.46%, 植物回收率為73.83%～164.00%。

2.3 植物富集能力評價方法

植物富集系數法[14](bioaccumulation factor, BAF)主要用于反映植物從土壤中吸收重金屬的能力。本文將其用于分析整株植物從地表水、沉積物中吸收抗生素的能力。由于所選濕地植物為浮水植物水葫蘆, 其各部位與地表水、沉積物兩個介質接觸面廣而復雜, 故計算整株植物中抗生素的富集情況更具意義, 其計算公式為

BAFi=Cp/Cw,

(1)

式中:BAFi為植物中抗生素i相較于地表水或沉積物中抗生素i的富集系數;Cp為整株植物中抗生素元素i的濃度,μg/kg;Cw為植物樣點所在位置處地表水或沉積物中抗生素元素i的濃度,ng/L。

2.4 生態風險評估方法

根據歐盟技術指導文件(TGD)中關于環境風險評價的方法, 藥品在環境中的生態風險可以根據風險熵值(RQi)大小來評估[15]。RQi通過污染物的環境實測濃度與預測無效應濃度的比值獲得[16]

(2)

(3)

(4)

式中：MECi為環境中抗生素i實測濃度,ng/L;PNECi為抗生素i預測無效應濃度,ng/L;LC50i和EC50i分別為抗生素i的半致死質量濃度和半最大效應質量濃度,ng/L;NOECi為抗生素i的最大無效應濃度,ng/L;AFi為抗生素i的評價因子;RQcom為多種抗生素聯合毒性風險值。當采用急性毒性數據LC50i和EC50i時,AFi取值1 000,當采用慢性毒性NOECi數據時,AFi取100。

3 結果與討論

3.1 地表水中抗生素的空間分布特征

對12個樣點夏、秋季地表水中的抗生素含量進行測定分析。 夏季地表水樣品除SMX和SMR的檢出率為0, OFL、CIP和SDZ的檢出率為41.67%外, 其余各種抗生素檢出率均高于50%; 秋季各類抗生素檢出率均大于90%。 夏季SMX和SMR未檢出, 這與彭聰等[17]對會仙濕地典型抗生素污染特征研究結果一致。夏、秋兩季地表水中抗生素含量數據取對數函數繪制箱線圖, 如圖2所示。

圖2 夏、秋季地表水中抗生素含量對數分布圖Fig.2 Logarithmic distribution of antibacterial contents of surface water in summer and autumn

兩季地表水中, TC含量均值19.74 ng/L較高, CIP和OFL次之, TMP、SDZ、SMZ、SMX和SMR則相對較低。地表水夏季和秋季抗生素的含量變化較大, 可能與研究區的水產養殖、農田播種和病蟲害防治時抗生素的使用量、使用方式和使用時期密切相關。張曉嬌等[5]對遼河流域地表水中的研究顯示， 其地表水中OFL、CIP、SMX和TMP的含量均值分別為37.93、11.60、84.90、113.40 ng/L, 本研究中OFL、CIP、SMX和TMP的含量均值為4.225、7.73、0.7、0.975 ng/L， 相比于遼河流域, 本研究地表水中OFL、CIP、SMX和TMP的含量處于較低水平, 僅TC含量超過遼河流域地表水的檢出值(0.57 ng/L)。與薛保銘[18]和伍婷婷等[19]對廣西邕江水體中磺胺類和抗菌增效劑的研究相比, 本研究中SDZ、SMX、SMZ和TMP的含量均值也均低于其干流及支流中的含量均值， 表明SDZ、SMX、SMZ和TMP的污染程度較低, TC、CIP和OFL是造成水體污染的主要污染物。總體上, 氟喹諾酮類、四環素類和抗菌增效劑秋季時的含量均值比夏季時高。兩季地表水中4類抗生素含量均值的高低順序為四環素類>氟喹諾酮類>磺胺類>抗菌增效劑。

隨著降雨、光照強度、溫度、微生物活性等因素的變化, 抗生素濃度在不同季節隨時會發生變化[20]。磺胺類(SDZ、SMX、SMR、SMZ)抗生素容易被生物降解, 會仙濕地夏季高溫高濕的環境會加快微生物的活性, 加速磺胺類抗生素的降解[21], 這可能是造成磺胺類抗生素夏季濃度普遍低于秋季的主要原因, 也造成了夏季SMX、SMR未檢出, 而在秋季檢出。氟喹諾酮類(OFL、CIP)抗生素具有水解穩定性, 不易水解, 且光解能力較弱[22], 降雨量的大小是氟喹諾酮類抗生素濃度在四季中變化的主要因素。四環素類(四環素(TC))抗生素在太陽光的照射下會發生光降解反應[23], 降解速率與太陽光的強弱呈正比, 夏季濕地日照充足, 日照時間也比秋季更長, 所以四環素類抗生素濃度夏季比秋季更低。

四環素類抗生素主要用于治療人類和動物疾病, 氟喹諾酮類抗生素是一種人獸共用藥, 常被用于家禽疾病的防治[24]。實地調查表明, 樣點4～11沿線廣泛分布畜禽養殖和水產養殖, 水域匯集了大量農業廢水。由于養殖業大量使用抗生素, 導致畜禽糞便中含有大量的抗生素, 這些糞便經過地表徑流進入水體, 會大大增加水體中抗生素的含量, 這與三峽水庫[4]、遼河流域[5]結果一致。廣泛存在且長期持續排放的農業廢水可能是造成濕地抗生素污染的主要原因。而樣點2和3為工業和居民生活混合區, 人口相對密集, 產生了較多的生活污水和工業廢水。同時地處濕地核心區的樣點9和10為居民聚居地和旅游觀光區, 居民和游客也會產生大量生活污水， 生活污水和工業廢水的排放, 也會導致濕地水體中四環素類和氟喹諾酮類抗生素的殘留量較高。會仙濕地4類抗生素均受到季節變化的影響, 并且在地域空間上表現出不同的分布特征。研究結果表明, 會仙濕地抗生素污染的主要來源可能是農業廢水, 其次是居民聚居地產生的生活污水。

3.2 沉積物中抗生素的空間分布特征

對3個樣點(點1、5和7)中的抗生素含量進行測定分析, 沉積物樣品中夏、秋季8種抗生素中除TC的檢出率為66.67%外, 其余7種的檢出率均為100%。對夏、秋兩季沉積物中抗生素含量數據取對數函數繪制箱線圖, 如圖3所示。

圖3 夏、秋季沉積物中抗生素含量對數分布圖Fig.3 Logarithmic distribution of antibacterial contents of sediments in summer and autumn

兩季沉積物抗生素中,TC含量均值(2.86 ng/g)較高, CIP和OFL次之, TMP、SDZ、SMZ、SMX和SMR則相對較低。與劉葉新等[25]對珠江沉積物的典型抗生素研究相比, 本研究兩季沉積物中SDZ、SMX、SMR、SMZ和TMP的含量均值0.06、0.02、0.02、0.02、0.02 ng/g均低于珠江兩季沉積物中SDZ、SMX、SMR、SMZ和TMP的含量均值1.565、0.295、1.39、9.41、4.785 ng/g。與薛保銘[18]和伍婷婷等[19]對廣西邕江沉積物中磺胺類和抗菌增效劑的研究相比, 本研究中SDZ、SMX、SMZ和TMP的含量均值也均低于其干流及支流中的此4種抗生素的含量均值。表明SDZ、SMX、SMZ和TMP的污染程度較低, TC、CIP和OFL是造成沉積物污染的主要污染物。總體上, 氟喹諾酮類、四環素類和抗菌增效劑秋季時的含量均值比夏季時高。兩季沉積物中4類抗生素含量均值的高低順序為四環素類>氟喹諾酮類>磺胺類>抗菌增效劑。這一結果與地表水抗生素含量中相近, 說明沉積物中抗生素的來源與地表水中有很大的相關性, 其污染來源可能相同。

3.3 植物中抗生素的分布及富集特征

3.3.1 植物中抗生素的分布特征 根據地表水和沉積物中抗生素的含量特征, 本研究所選濕地植物為浮水植物水葫蘆, 因其各部位與地表水、沉積物兩種介質接觸面廣而復雜。選擇樣點1、5和7處植物根、莖和葉檢測8種抗生素, 并進行含量特征分析。夏季植物根部8種抗生素中除TC的檢出率為66.67%外, 其余7種的檢出率均為100%; 莖部中， 除OFL和TC的檢出率為66.67%外, 其余6種的檢出率均為100%; 葉部中， 除TC的檢出率為33.33%外, 其余7種的檢出率均為100%。秋季根部中除TC的檢出率為33.33%, 其余7種的檢出率均為100%; 莖和葉部, 除TC的檢出率為66.67%外, 其余7種的檢出率均為100%。對夏、秋兩季植物中抗生素含量數據取對數函數繪制箱線圖(圖4)。 植物(水葫蘆)體內抗生素含量均值的高低順序為TMP>OFL>TC>SMR>CIP>SDZ>SMX>SMZ。而夏季根部的OFL、CIP、TC和SDZ含量均值高于秋季根部的, 其余4種正相反; 夏季莖部的CIP、SDZ、SMX、SMZ和TMP含量均值高于秋季莖部的, 其余3種正相反; 夏季葉部的OFL、CIP、TC、SDZ、SMX和TMP含量均值高于秋季葉部的, 其余2種正相反。而在植物各部位的含量均值可知OFL、CIP、TC的含量較高, 這與地表水和沉積物中OFL、CIP、TC含量較高的情況相一致。但在植物各個部位中TMP的含量均值較高, 這與地表水和沉積物中TMP的含量均值較低的情況相反, 這可能是植物對TMP具有超強富集能力導致的。水葫蘆在會仙濕地中廣泛且大量存在, 地表水和沉積物中的TMP被大量的水葫蘆吸收和吸附, 導致水體和沉積物中的TMP含量降低, 使TMP在水體和沉積物中表現出高檢出率和低含量的情況。近年來, 濕地內魚塘呈現快速增長的趨勢, 對氟喹諾酮類和四環素類抗生素的使用量不斷加大, 而濕地是魚塘的主要給水源, 同時也是主要受納水體, 大量排入的養殖廢水致使OFL和TC含量也較高。濕地地形為四周高中間低, 濕地水體不像近海魚塘、蝦塘更容易擴散, 這與于菲等[26]的研究結果相異。

圖4 夏、秋季植物中抗生素含量對數分布圖Fig.4 Logarithmic distribution of antibacterial contents in summer and autumn plants

兩季植物(水葫蘆)體內4類抗生素含量均值的高低順序為抗菌增效劑>氟喹諾酮類>磺胺類>四環素類。各部位中四類抗生素的均值排序分別為: 抗菌增效劑>氟喹諾酮類>磺胺類>四環素類(根部), 四環素類>磺胺類>抗菌增效劑>氟喹諾酮類(莖部), 磺胺類>四環素類>氟喹諾酮類>抗菌增效劑(葉部)。但四環素類抗生素含量在夏季的葉部和秋季的莖部遠遠高于其他部位, 時空變異程度較大。抗菌增效劑和氟喹諾酮類抗生素含量遠遠高于磺胺類和四環素類, 表明水葫蘆對抗菌增效劑和氟喹諾酮類抗生素有較強的吸附能力, 而地表水和沉積物中抗菌增效劑含量較低, 在水葫蘆中檢測出的含量均值卻明顯高于氟喹諾酮類, 說明水葫蘆對抗菌增效劑的吸附能力更強。地表水和沉積物中的抗生素通過與其直接接觸的水葫蘆的根部進入植株, 植物的莖被認為是抗生素的傳導通道[24], 葉部的抗生素主要來源于水葫蘆根部吸收后的向上運輸。水葫蘆可能向上轉運的能力有限, 導致高濃度的抗生素主要在根部累積[27], 莖部和葉部的抗生素含量相對較低。

3.3.2 植物中抗生素的富集特征 由于會仙河流濕地水深較淺, 樣品采集時主要選擇沒于地表水下并連帶有沉積物的植株(水葫蘆), 故通過植物體內抗生素含量與其周圍地表水、沉積物中抗生素含量的比值, 即植物富集系數(BAF)來評價其富集情況的差異, 地表水和沉積物的BAF如圖5所示。

圖5 夏、秋季植物對地表水(a)和沉積物(b)抗生素富集系數的統計值Fig.5 Statistical values of antibiotic enrichment factors in summer and autumn plants compared with surface water(a) and sediment(b)

夏、秋季地表水中植物對各類抗生素的富集系數相比, 植物各部位的富集系數在不同的季節對不同的抗生素的富集能力不同。這可能與植物所處的環境、溫度和水質有關。但總體上看, 除了SMX和SMR外, 植物對水體中大部分抗生素都表現出較強的富集能力, 其中對抗菌增效劑的富集能力最強。夏、秋季沉積物中植物對抗生素富集系數除了秋季的根和葉以外, 所有的富集系數均大于1, 表明植物對沉積物中的各類抗生素都有較強的富集能力， 其中對抗菌增效劑的富集能力也明顯高于對其他抗生素類, 這與前文得出的植物對抗菌增效劑有超強的吸附能力結果相一致。此外, 相較于對地表水中抗生素的富集能力, 植物對沉積物中抗生素的富集能力則更高。

植物莖部和葉部對四環素類以及磺胺類抗生素的富集能力存在季節性差異： 夏季植物葉部對四環素類的富集能力最強, 在秋季時則是莖部的富集能力最強； 夏季植物對磺胺類中不同抗生素的富集能力各有差異； 不論夏季還是秋季, 植物根部對氟喹諾酮類和抗菌增效劑抗生素的富集能力都明顯強于莖部和葉部。這表明植物不同部位對不同抗生素類的吸附能力存在一定的差異。對比各個部位對不同抗生素的吸附能力, 發現植物根部對各種抗生素的富集能力都較強, 這可能與植物生活在水環境中, 根部是主要和水體以及沉積物長期直接接觸的部位, 植物的根部先吸收大量的抗生素并大量累積有一定關聯。而植物對同種抗生素富集能力的差異是由于不同采樣點的植物對抗生素富集能力存在差異。不同環境溫度、pH和營養狀況都會對植物吸收、富集抗生素產生影響, 造成植物富集抗生素差異, 這與韓娟等[28]的研究結果相一致。

3.4 地表水抗生素生態風險評價

使用風險熵值法對地表水中抗生素的生態分析進行評價, 8種抗生素所對應最敏感物種的毒理數據如表3所示。

表3 抗生素對應敏感物種的毒理數據Table 3 Aquatic toxicity data antibacterial to the mostsensitive aquatic species

根據Hernando等[29]的研究將風險熵值分為3個等級:RQ<0.1為低風險, 0.1≤RQ<1為中等風險,RQ≥1為高風險, 本研究地表水中抗生素的風險熵值如表4所示。

表4 夏、秋季地表水中抗生素毒性風險評價Table 4 Evaluation of ttoxicity risk antibacterial forsummer and autumn surface water

兩季地表水均為高風險等級, 氟喹諾酮類中的OFL和CIP均為高風險等級, 表明它們對濕地構成了較為嚴重的威脅; 夏季時， 四環素類中TC， 磺胺類中SDZ、SMX、SMR和SMZ, 以及抗菌增效劑中TMP均為低風險等級, 表明這幾種抗生素對濕地生態系統無潛在生態風險。秋季時TC和SMX為中等風險等級, 表明它們對濕地存在一定的威脅; SDZ、SMR、SMZ和TMP為低風險等級, 表明這幾種抗生素對濕地生態系統無潛在生態風險。對比8種抗生素的含量和風險等級, 發現SMX在水體的濃度都偏低, 但生態風險評價中仍具有較大的風險程度, 這表明SMX在濃度較低的情況下, 仍會對生態環境造成較大的危害, 需要給予一定的關注。而OFL和CIP在含量均值低于TC的情況下, 生態風險評價卻高于TC, 表明OFL和CIP對生態環境的危害較大, 需要給予足夠的重視。

研究區地表水存在生態風險的抗生素主要集中在氟喹諾酮類, 其次是四環素類和磺胺類中的SMX。因此, 研究區地表水中抗生素整體存在一定的生態風險, 針對這一現象應減少氟喹諾酮類抗生素的使用, 并對存在潛在風險的四環素類和磺胺類的SMX加以防范, 避免濫用現象, 從而降低生態風險。

4 結 論

(1)會仙濕地地表水和沉積物中檢測出的4類抗生素中, 夏、秋兩季含量均值依次為四環素類>氟喹諾酮類>磺胺類>抗菌增效劑。地表水和沉積物中抗生素含量變化趨勢相似, 其污染來源可能相同, 皆為養殖廢水。

(2)植物中抗生素含量均值依次為抗菌增效劑>氟喹諾酮類>磺胺類>四環素類。植物富集法分析結果表明: 植物在不同季節對不同的抗生素的富集能力存在一定差異, 但總體上對各類抗生素都表現出較強的富集能力。在植物的各個部位中, 根部對抗生素的富集能力最強。

(3)地表水抗生素的生態風險評估結果顯示, 氟喹諾酮類中的OFL和CIP均為高風險等級, 四環素類和磺胺類中的SMX在秋季時處于中等風險, 其他抗生素處于低風險。因此, 會仙濕地地表水中抗生素整體存在一定的生態風險, 需要引起足夠的重視, 并采取相應的防范措施。