珠三角典型河道49種抗生素污染現狀及風險評估

何蘊琦,陳弘麗

廣東省中山生態環境監測站,廣東 中山 528400

中國是世界上最大的抗生素生產國和消費國[1]。在我國,有約48%的抗生素被用于臨床,使用量是英美等發達國家的5～7倍(按平均每人每日劑量計);有約52%被用于畜牧業和水產養殖業;另外還有少量被用于植物疾病治療[2]。隨著抗生素使用量的日益增加,地表水中抗生素的污染來源不斷增多,排放量逐步加大。由于抗生素具有高生物活性和假持久性,其在進入水環境之后可對水生生物產生毒性。抗生素的殺菌抑菌作用可能抑制微生物群的生長繁殖和降解能力,從而影響生物多樣性,破壞生態系統平衡[3]。水環境中的抗生素亦可通過農田灌溉、飲水、生物富集等途徑影響人類的健康。大量研究也已經證明,不同種類的抗生素可能因在水中混合而發生相互作用,導致毒性增加[4]。

我國早期關于抗生素的研究以臨床應用、耐藥性影響和污水處理工藝開發為主,但近10年以來,人們開始關注抗生素在水環境中的分布、殘留及對生態和健康的影響。在2015年ZHANG等[5]發布的首份全國性的抗生素污染地圖中,珠江流域抗生素排放密度全國最高。而后,一些研究將我國一些主要流域的抗生素濃度進行了對比[6-7],印證了珠江流域抗生素環境污染程度高于其他流域的觀點。因此,抗生素污染對珠江流域水生態系統和人類健康的影響不容小覷,在珠江流域精密布點并進行抗生素污染生態風險和健康風險評估十分重要。

珠江水系處于地勢低平地區,為羽狀水系,具有河網密布,河道較寬、較深、落差小等特點。珠江三角洲城市大多沿江或跨江分布。河流貫穿城市,與居民生活和工業企業生產關系密切。西江是珠江流域的主流,而石岐河作為西江的分支,兼具了珠江水道的地質和動力特點。同時,石岐河貫穿中山市城區,是中山人民的母親河、城區最重要的景觀水道,也是中山聯系港澳以及內陸地區的主要航道,但目前尚未有針對石岐河的抗生素濃度和風險評估研究。本研究將石岐河作為珠三角水系的典型河道之一,通過對石岐河枯水期和豐水期20個點位進行4大類共49種抗生素濃度檢測,填補石岐河抗生素污染數據空白,分析石岐河抗生素污染現狀,并在此基礎上進行生態和健康風險評估。

由于目前尚未有針對環境水體中抗生素的統一監測方法標準,現有抗生素污染研究主要集中針對磺胺類、喹諾酮類和四環素類抗生素中的幾種,涉及的種類較少。本研究將通過選擇合適的前處理手段、檢測儀器、測試條件等,探索適合地表水中49種抗生素的檢測方法,并對獲得的抗生素濃度數據進行分析和探討。

1 研究區域與研究方法

1.1 點位布設與樣品采集

在考慮了河流水文條件、沿岸水體功能區劃等重要因素后,對石岐河進行采樣點位布設。通過重點考慮沿岸工業、農業、生活等方面的潛在污染源以及排污口的分布情況,關注受生活污水、工業廢水和養殖廢水影響較大的河段,同時兼顧采樣的可行性和方便性,在石岐河布設了20個監測點位(圖1)。

圖1 石岐河采樣點位示意圖

圖1展示了研究區域內的主要城鎮、水系,20個點位的布點情況,以及點位周邊的污水處理廠及養殖場分布。本研究于2021年1月及8月進行了采樣,兩組樣品分別用以表征枯水期和豐水期抗生素污染情況。樣品的采集過程按照《地表水和污水監測技術規范》(HJ/T 91—2002)的相關規定進行。用棕色采樣瓶采集樣品,待樣品滿瓶后封口,4 ℃下冷藏避光運輸和保存。

分析項目涵蓋49種常用抗生素,包括17種磺胺類抗生素、15種喹諾酮類抗生素、11種大環內酯類抗生素和6種β-內酰胺類抗生素(表1)。

表1 49種抗生素目標物分類

1.2 樣品前處理及分析

樣品前處理采用固相萃取法。量取500 mL水樣,用鹽酸或氨水根據不同類別抗生素目標物的萃取效率將水樣調節至不同pH,其中,大環內酯類、磺胺類、β-內酰胺類抗生素水樣pH調至4.0,喹諾酮類抗生素水樣pH調至12.0。隨后,加入250 mg金屬螯合劑Na2EDTA,充分混勻。用10 mL甲醇以5 mL/min的流速活化HLB柱,用10 mL相應pH的純水平衡,使固相萃取柱保持濕潤。將上述水樣以15 mL/min的流速富集,抽干固相萃取柱后加入10 mL純水淋洗兩次,最后吹干柱子,用2 mL甲醇以3 mL/min的流速洗脫。收集洗脫溶液,將其經無水硫酸鈉脫水后,轉至氮吹濃縮儀,在水浴溫度為40 ℃、將氮吹流量調至液面輕微晃動的條件下濃縮至1 mL,用0.22 μm濾膜過濾待測。

分析方法采用超高效液相色譜-質譜法,使用液相色譜-三重四級桿質譜儀(美國AB Sciex,LC-30AD Triple Quad 4500)。流動相A為水相(0.1%甲酸),流動相B為乙腈(0.1%甲酸),洗針液為甲醇和水(1∶1)的混合液。采用XRD-ODS色譜柱(日本島津,100 mm×2.0 mm)以0.4 mL/min的流速在40 ℃柱溫下進行洗脫,進樣體積為10 μL,梯度洗脫程序見表2。

質譜采用多離子反應監測方式(MRM)。采用市售的標準溶液配制標準曲線系列,建立標準曲線之后測定試樣,并采取空白、空白加標、樣品加標、中間點校正等質控措施。每個化合物選用1個母離子和2個子離子進行定性分析,以峰面積進行定量分析。

1.3 風險評價方法

1.3.1 生態風險評價方法

采用風險熵(RQ)方法對石岐河水體中的抗生素進行生態風險評價,計算公式如下：

RQ=MEC/PNEC

(1)

式中：MEC為藥物的環境實測濃度,ng/L;PNEC為預測無效應濃度,ng/L。PNEC用以表征污染物對環境中的生物無影響的濃度閾值,本研究采用歐盟風險評價技術指南[8]推薦的評價因子法進行推導,推導公式如下：

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

(2)

式中：NOEC為最大無影響濃度,IC50為半抑制濃度,EC50為半效應濃度,LC50為半致死濃度,ChV為慢性毒性值,AF為評價因子。由于不同測試物種、不同實驗過程得到的數據不同,本研究選用最低毒理學數據,以評價抗生素對水生生物最敏感物種的生態風險。上述數據來源于美國國家環境保護局(USEPA)ECOTOX數據庫[9],或采用經科學驗證的ECOSAR 2.0模型預測得出。根據評價因子的選取原則[10],選用3個營養級(魚、蚤和藻)中的至少1種生物的急性數據時,AF值取1 000;選用1種生物的慢性數據時,AF值取100;選用代表2個營養級的2種生物的慢性數據時,AF值取50;選用至少代表3個營養級的3種生物的慢性數據時,AF值取10;選用3門8科的慢性數據并采用物種敏感度分布曲線法時,AF值取1～5。表3列出了本研究中有檢出的抗生素種類及相應的生態風險參數。

表3 抗生素生態風險參數

利用由公式(1)、公式(2)計算出的風險熵對單種抗生素的生態風險進行評價。對于多種抗生素在水體中同時存在的情況,采用混合風險熵(RQcom)[10]大致表征其生態風險,計算公式如下：

RQcom=∑RQ

(3)

生態風險分級標準如下：RQ≤0.01時,生態風險可忽略;0.011時,為高生態風險。

1.3.2 健康風險評價方法

采用USEPA推薦的健康風險評價模型[11]對石岐河中的抗生素進行人群健康風險評價,并按照致癌性分為致癌風險與非致癌風險。

通常,人們主要通過飲水時的胃腸吸收和洗浴時的皮膚接觸兩種途徑暴露于水中的污染物,暴露劑量為飲水暴露劑量和洗浴暴露劑量之和,計算公式分別為[12]

(4)

CDIsc=C×SA×Kp×FE×

(5)

式中：CDIdw為飲水暴露劑量,mg/(kg·d);CDIsc為洗浴暴露劑量,mg/(kg·d);C為污染物的濃度,mg/L;U為日均飲水量,L/d;ABS為胃腸吸收因子,無量綱,取值1;EF為暴露頻率,d/a,按360計算;ED為暴露延時;AT為平均暴露時間,AT=EF×ED;BW為平均體重,kg;SA為平均皮膚表面積,cm2;Kp為皮膚表面滲透常數,cm/h,選取有檢出化合物中數值較高的常數參與計算,取2.32×10-3cm/h[12];FE為洗浴頻率,d-1;FT為洗浴時間,h;CF為單位轉換系數。USEPA將暴露人群按年齡分為多個級別,但我國人群環境暴露行為模式特征與國外有顯著差異。本研究將接觸人群分為嬰兒、兒童以及成人3個階段,參考國內已有報道的暴露參數(表4)進行健康風險評價[13]。

表4 我國各階段人群平均暴露參數

評價致癌風險時,健康風險與暴露劑量、化合物致癌毒性有關,計算公式為[15]

RQ=CDI×β(RQ≤0.01)

(6)

式中：RQ為致癌風險系數,RQ≤1×10-6時致癌風險可以接受;CDI為單位體重的接觸人群暴露劑量,mg/(kg·d);β為暴露攝入的致癌強度系數,kg·d/mg。由于本研究涉及的抗生素化合物較多,目前已報道的針對抗生素的致癌毒性試驗有限,本研究采用ZEISE等[16]建立的模型進行計算,計算公式為

(7)

式中：C、D為回歸系數,一般情況下取1;Kah為種間轉換系數,無量綱,取USEPA推薦值4.7;LD50為動物試驗半致死濃度,mg/kg,數據來源為美國國家醫學圖書館收錄的TOXNET系列數據庫。表5列出了本研究中有檢出的抗生素種類及相應的半致死濃度。

表5 抗生素半致死濃度數據

評價非致癌風險時,抗生素的非致癌風險評價模型為

HQ=CDI/RfD

(8)

式中：RfD為污染物的非致癌參考劑量,mg/(kg·d),采用估算法[17-18]計算,RfD=LD50×4×10-5,4×10-5為經驗轉化系數[19]。HQ<0.1時,健康風險可接受;0.1≤HQ<1時,健康風險較大;HQ≤1時,健康風險不可接受。

2 結果與討論

2.1 石岐河抗生素檢出情況、時空分布及來源解析

在石岐河共檢出抗生素30種,其中,維吉尼霉素M1和頭孢匹啉在兩個時期不同點位的檢出率均為100%,但濃度不高,濃度范圍分別為0.02～3.04 ng/L和0.30～0.92 ng/L。維吉尼霉素被廣泛應用于畜牧業,用于促進動物生長、治療動物疾病,具有毒性低、極少在動物體內累積和生物降解性較好等特點。頭孢匹啉在臨床和養殖業均有應用,水溶性較低,在水中結構較不穩定[20]。

豐水期和枯水期的檢出種類有較大差異,枯水期樣品檢出種類較多。枯水期樣品中有23種抗生素被檢出,包括7種磺胺類、6種喹諾酮類、5種大環內酯類、5種β-內酰胺類,檢出值最高的3種抗生素分別為諾氟沙星(未檢出～290.44 ng/L)、奧索利酸(6.36～51.24 ng/L)、磺胺甲惡唑(未檢出～69.96 ng/L)。豐水期樣品中有18種抗生素被檢出,包括1種磺胺類、9種喹諾酮類、4種大環內酯類、4種β-內酰胺類,檢出值最高的3種抗生素分別為萘啶酸(未檢出～98.50 ng/L)、諾氟沙星(0.18～19.42 ng/L)、頭孢他美酯(0.96～9.42 ng/L)。

枯水期抗生素總濃度在53.38～408.28 ng/L之間,豐水期抗生素總濃度在7.36～122.70 ng/L之間。除15號點位外,其余點位的抗生素總濃度均呈現出枯水期明顯大于豐水期的現象(圖2)。該季節性規律與國內多數研究的結論相同[21-25],這可能與抗生素進入水體之后發生的水解、光降解和微生物降解等一系列過程有關,而影響這些降解速度的主要因素為水體pH、含氧量、光照和溫度等[26]。夏季光照充足,溫度較高,生物活性較高,因而降解速度較快,加之降水充沛,導致稀釋作用明顯。另外,水體中抗生素濃度的季節性規律也可能與抗生素藥物在農業領域的季節性使用有關。這與周婧等[27]報道的獸用抗生素的春冬季用量大于夏秋季的結論相符。

圖2 各監測點位枯水期與豐水期抗生素檢出總量

從空間上看,枯水期各點位的抗生素總濃度均值為157.92 ng/L,中位值為131.43 ng/L。濃度最高的兩個點位分別是17號和11號點位,濃度分別為408 ng/L及399.86 ng/L。其中：諾氟沙星的檢出濃度最高,分別占兩個點位抗生素總濃度的69%和71%;奧索利酸次之。在豐水期,各監測點位的抗生素總濃度均值為30.68 ng/L,中位值為26.81 ng/L。濃度最高的兩個點位分別是15號點位和20號點位,濃度分別為127.70 ng/L和54.80 ng/L。其中,諾氟沙星和萘啶酸是影響這兩個點位抗生素總濃度的主要化合物,15號點位的萘啶酸濃度相較其他點位明顯偏高。

統計每個點位不同類別抗生素的檢出濃度在總檢出濃度中的占比(圖3)發現,喹諾酮類和磺胺類是石岐河枯水期主要的抗生素污染物,檢出濃度分別占總濃度的50.2%和28.9%;喹諾酮類和β-內酰胺類是石岐河豐水期主要的抗生素污染物,檢出濃度分別占總濃度的73.0%和20.9%。

圖3 石岐河抗生素種類占比

總體而言,喹諾酮類是影響石岐河生態環境的主要抗生素污染物類別,其檢出濃度在豐水期和枯水期均占比較大。第一代喹諾酮類抗生素(如萘啶酸、奧索利酸)以及第三代喹諾酮類抗生素(如諾氟沙星)因具有高效、毒性低、藥物動力學特征好等特性,在我國醫療和養殖業應用較多。本研究推測,這類抗生素的廣泛應用和在水中的高溶解性、結構穩定性[28],都是導致其檢出濃度高的原因。

結合影響石岐河生態環境的主要抗生素污染物類別和檢出濃度較高的點位周邊的環境條件(圖1),對抗生素的來源進行初步分析。在枯水期,11號和17號點位的抗生素濃度高于其他點位。這兩個點位附近設有污水處理設施,承擔著周邊工業和生活污水的處理任務。可見,石岐河枯水期抗生素濃度受污水處理設施出水的影響尤為顯著。而在豐水期,15號、17號和20號點位的抗生素濃度相對較高。這3個監測點位位于水產養殖場密集分布地帶,其中占比最高的喹諾酮類抗生素在水產養殖過程中發揮著重要作用[29],該類抗生素有一半被用于養殖業[30]。因此,養殖場排水可能是豐水期石岐河抗生素污染的重要來源。另外,抗生素濃度處于中等水平的監測點位的周邊地區大多以景觀植物種植和農副產品加工為主導產業,這也反映了景觀作物灌溉退水和農副產品加工廢水對石岐河水質有所影響。

2.2 風險評價結果

2.2.1 生態風險評價

石岐河中分布有多種魚類、甲殼類、貝類和藻類。其中,魚類以鯉形目和鱸形目為優勢種群,浮游植物以綠藻、硅藻、藍藻和裸藻等為主,浮游動物以輪蟲類和原生動物為主。采用風險熵方法對石岐河水體中的抗生素進行生態風險評價,得出各種被檢出的抗生素目標物在各個點位的風險熵值,并根據其風險熵值所在的范圍繪制出石岐河抗生素對水生生物的生態風險熵示意圖(圖4)。

注：白色單元格表示無檢出,風險熵為0。圖4 石岐河抗生素對水生生物的生態風險熵

圖4展示了枯水期和豐水期石岐河各監測點位有檢出的抗生素的生態風險情況。頭孢匹啉在枯水期和豐水期均呈現出危險信號,在枯水期的全河段處于高生態風險,在豐水期的全河段處于中等生態風險;諾氟沙星在枯水期有2個點位處于高生態風險,有9個點位處于中等生態風險;克林霉素在兩個時期均有1個點位處于高生態風險,在枯水期有5個點位處于中等生態風險,在豐水期有13個點位處于中等生態風險。同時,由表3可知,水蚤、瘧原蟲等為較敏感物種。

總體而言,枯水期生態風險較豐水期更高。

根據最大風險控制原理,同一化合物選取兩個時期中數值較高的風險熵來表征其生態風險等級。處于高生態風險級別的抗生素有頭孢匹啉、諾氟沙星、克林霉素,這些抗生素都具有毒性高、敏感生物預測無效應濃度閾值較低等特點;處于中等生態風險級別的抗生素有羅紅霉素、磺胺二甲異惡唑和奧索利酸;處于低生態風險級別的抗生素有替米考星、磺胺嘧啶、沙拉沙星和萘啶酸;其余39種抗生素的生態風險可忽略。

2.2.2 健康風險評價

石岐河西南端連接磨刀門水道,兩者交匯處為飲用水水源保護區,其南北側均有距離較近的飲用水取水口;東北端與小欖水道一同匯入橫門水道,匯流處靠近上游的飲用水水源保護區和飲用水取水口。河道中的抗生素污染物對人體存在一定的暴露途徑,因此,需要進行健康風險評價。

采用USEPA推薦的健康風險評價模型[11]對石岐河中的抗生素進行人群健康風險評價,計算得出各種抗生素對3個階段接觸人群的致癌、非致癌風險系數范圍(表6)。水中抗生素在枯水期和豐水期對嬰兒、兒童和成人的致癌風險系數均小于1×10-6,非致癌風險系數均小于0.1,兩者皆處于可接受的健康風險范圍內。枯水期健康風險在相對較高范圍的抗生素有奧索利酸、羅紅霉素、苯酰磺胺;豐水期健康風險在相對較高范圍的抗生素是萘啶酸。

表6 健康風險評價結果

3 結論

為評估抗生素在珠三角地表水中的生態及健康風險,在石岐河布設了20個監測點位,分別采集豐水期和枯水期樣品,采用固相萃取/超高效液相色譜-質譜法對4大類共49種抗生素進行了檢測。

結果表明,豐水期和枯水期樣品中共檢出抗生素30種,枯水期有檢出的抗生素種類多于豐水期。同時,抗生素總濃度也呈現出枯水期明顯大于豐水期的現象,且該季節性規律與國內已報道的研究結論相同。從總量上看,喹諾酮類是影響石岐河生態環境安全的主要抗生素類別。結合時空分布進行初步分析,本研究認為,石岐河抗生素濃度在枯水期主要受污水處理設施出水影響,在豐水期主要受沿岸水產養殖業排水影響。另外,景觀作物灌溉退水和農副產品加工廢水也是影響石岐河水質的重要因素。

采用風險熵法對石岐河生態風險進行評估,發現枯水期生態風險高于豐水期。其中,頭孢匹啉、克林霉素、諾氟沙星3種抗生素處于高生態風險級別,羅紅霉素、磺胺二甲異惡唑和奧索利酸3種抗生素處于中等生態風險級別,另有4種抗生素處于低生態風險級別,其余39種抗生素的生態風險可忽略。采用健康風險評價模型對人群健康風險進行評價,發現枯水期和豐水期抗生素對嬰兒、兒童和成人3個階段接觸人群的致癌風險系數均小于1×10-6,非致癌風險系數均小于0.1,石岐河抗生素致癌風險和非致癌風險皆處于可接受的健康風險范圍內。

綜上所述,石岐河水體中的抗生素通過飲水和皮膚接觸等途徑對人類造成的健康風險目前處于安全水平,但存在一定的水生態系統潛在安全風險,并有進一步通過生物富集、食品殘留等方式影響人類健康的可能性。河流周邊污水處理設施出水和養殖業排水對抗生素濃度影響較大,應引起重視。