水中抗生素污染现状及检测技术研究进展_刘小云
[基金项目] 国家科技部西部引导项目(2003B A869C);国家科技部攻关项目(2003D A903B03-02)
[作者简介] 刘小云(1977-),男,硕士研究生,医师,主要从事环境卫生学研究。
＊通讯联系人,T e l:023-********【综述】
水中抗生素污染现状及检测技术研究进展
刘小云,舒为群＊
(第三军医大学军事预防医学院环境卫生学教研室,重庆 400038)
[摘要] 抗生素的滥用所造成的水环境污染近年在欧美一些国家引起了关注,而国内还没有相关研究报道。本文对水环境中抗生素的来源、转运与转归、污染现状及检测技术等国内外研究进展作了综合分析和讨论,并提出了今后的研究方向。
[关键词] 水环境;抗生素污染;检测技术
[中图分类号] R123.1 [文献标识码] A [文章编号] 1004-8685(2005)08-1011-04
自1929年F l e m i n g发现青霉素并由F l o r e y和C h a i n用于临床以来,已有百余种抗生素被开发利用,它们对治疗感染性疾病发挥了巨大作用,有效地保障了人类的生命和健康。另外,抗生素还被大量用于畜牧业和水产养殖业防治感染性疾病,并用作抗菌生长促进剂(a n t i m i c r o b i a lg r o w t hp r o m o t e r, A G P)加快动物的生长。
20世纪70年代以来,抗生素的广泛而大量应用及滥用所导致的细菌耐药性已成为威胁人类健康的焦点问题,而抗生素及其衍生物作为微量污染物(m i c r o p o l l u t a n t s)对水所造成的污染(通常在μg/L到m g/L水平)及由此产生的环境效应在近年也开始被关注。本文对国内外近年研究现状作一综述。
1 水中抗生素污染来源及污染途径
水中抗生素污染来源主要有医用、畜用、水产养殖业及制药工业废水中的抗生素。
1.1 医用抗生素
抗生素自被发现以来就一直作为对抗感染性疾病的强有力工具广泛应用于人体。有数据显示,德国1994年的医用抗生素总用量约为1831吨,其中青霉素约624吨;1995年丹麦医用抗生素总量为37.7吨[1]。抗生素被机体吸收后,少部分经过羟基化、裂解和葡萄糖苷酸化等代谢反应生成无活性的产物,而超过90%的以原形通过粪便和尿液排到体外[2]。这些未经代谢的抗生素进入城市和医院污水排放系统之后,少部分直接渗漏到地下水中造成污染,大部分经污水处理厂处理后排放汇入地表水。由于现有的污水处理技术很难将抗生素彻底清除,所以这部分抗生素会污染地表水,继而对地下水造成污染[3,4]。医用抗生素主要有β-内酰胺类、磺胺类、四环素类、大环内酯-林可霉素-链阳性菌素(m a c r o l i d e s-l i n c o s-a m i d s-s t r e p t o g r a m i n s,M L S)类、氟喹诺酮类、氨基糖苷类、糖肽类等。1.2 畜用抗生素
用于防治动物感染性疾病和用作A G P是抗生素污染的另一重要来源。1995年丹麦畜牧业抗感染抗生素和A G P的总量分别为49吨和94吨[1]。它们绝大多数以原形被牲畜排泄物带进土壤后渗入地下水形成污染[1]。畜用抗生素主要有四环素类、青霉素类、大环内酯类(螺旋霉素和泰乐菌素)、喹诺酮类(卡巴多司和奥喹多司)、聚醚类(莫能菌素和盐霉素)、卑霉素、阿伏帕星、黄霉素、杆菌肽等种类。
1.3 水产养殖业形成的抗生素污染
现代水产养殖业中有相当数量的抗生素被用于防治鱼类疾病和加快鱼类生长。投放到水中未被食用及食用后又随排泄物进入水体中的抗生素将会形成污染。有人估计,水产养殖中使用的抗生素至少有75%会进入水体并在底泥中形成蓄积性污染[5]。这部分抗生素主要有磺胺类、氟喹诺酮类、四环素类、氯霉素、甲砜氯霉素、氟甲喹、氟苯尼考和制霉菌素等。
1.4 抗生素工业废水
抗生素制药主要包括发酵、化学合成、提取和成药四个阶段,其成药过程所产生的废水含有多种难降解的生物毒性物质和较高浓度的活性抗生素,它们对废水生化处理中微生物的生长有很强的抑制作用,加之生产过程中废水排放的不连续性及浓度波动较大等特点,使抗生素生产废水很难降解[6,7]。
2 抗生素在水中的转运和转归
2.1 吸附
由于各类抗生素的结构特征各异,它们对底泥、粘土、土壤和活性污泥的吸附行为各有不同,其吸附强度依次为:四环素>大环内酯>氟喹诺酮>磺胺。此外,氨基葡糖苷类抗生素的氨基末端能带正电荷,易于吸附带负电荷的粘土和土壤。β-内酰胺类抗生素极性较强并带有羧基结构,对土壤的吸附作用较弱[2]。
2.2 非生物转化
2.2.1 水解 水解是水环境中抗生素降解的重要途径。β-内酰胺类、大环内酯类、磺胺类抗生素都有不同程度的水解,β-内酰胺类在弱酸性至碱性条件下的降解速度都相当快,而后两类在中性p H条件下的降解速度可忽略不计[2]。
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中国卫生检验杂志2005年8月第15卷第8期 C h i n e s e J o u r n a l o f H e a l t hL a b o r a t o r y T e c h n o l o g y,A u g2005;V o l15 N o8
2.2.2 光降解 喹诺酮类和四环素类抗生素对光降解作用较为敏感,因此这两类抗生素在自然水环境中存在的浓度呈现明显的地区和季节相关性[2]。
2.3 生物转化
生物转化在水环境抗生素的降解中发挥着极为重要的作用,其影响因素主要有:水温、有机和无机营养物、供氧状况、生物量、悬浮沉积物以及受转化有机物的浓度等。I n g e r s l e v等对模拟地表水环境中的4种畜用抗生素(甲硝唑、奥喹多司、泰乐星和土霉素)的生物降解行为进行研究发现:4种抗生素都有不同程度的降解。有氧条件下降解迅速且无滞留期或仅有短暂滞留期,无氧条件下降解率低、滞留期长;添加活性污泥和底泥可增强降解效能,主要原因可能在于水中生物量(B i-o m a s s)得到提升[8]。H u a n g对相关研究的综合分析显示:氨基葡糖苷、β-内酰胺类和大环内酯类抗生素比喹诺酮、磺胺和四环素类抗生素呈现出更强的生物转化趋势[2]。
3 水中抗生素污染状况
3.1 医院和污水处理厂污水
1998年有人在医院污水中检测到浓度为3～87μg/L的氟喹诺酮类抗生素[9];L?f f l e r在医院污水中检测到0.4～7.6μg/L的庆大霉素[10];H i r s c h等发现污水处理厂出厂污水中的红霉素降解产物、罗红霉素、磺胺甲基异噁唑的最高残留浓度为6μg/L[1];G o l e t等在污水处理厂初级和三级处理污水中检测到的氟喹诺酮类抗生素分别为249～405n g/L和45～120n g/L[11],在污泥中含量为1.40～2.42m g/k g·d w(d r y w e i g h t)[12];S a n d r a R e v e r t e也从污水处理厂进厂和出厂污水中分别检测到0.58μg/L和0.60μg/L的环丙沙星[13]。
3.2 畜牧业抗生素残留
2002年C a m p a g n o l o在猪和家禽大型养殖厂储便池中检测到多种畜用抗生素(浓度>100μg/L),并在其附近的地表水及地下水中检测到n g/L水平的同类抗生素[14]。
3.3 水产养殖业的抗生素残留
G i o r g i a发现四环素和氟甲喹在养殖场底泥中的最高浓度分别达到246.3μg/k g·d w和578.8μg/k g·d w。
3.4 地表水
S t e g e r-H e r m a n n和H i r s c h分别于1997年和1999年在德国发现地表水中有μg/L级水平的大环内酯类、磺胺类、氟喹诺酮类、氯霉素、泰乐星、甲氧苄氨嘧啶等抗生素,L i n d s e y和K o l p i n在美国某地表水中也发现了四环素类抗生素[9]。
3.5 地下水
H i r s c h等在农业区地下水中检测到0.47μg/L的磺胺甲基异噁唑和0.04μg/L的磺胺嘧啶[1],F r a n k从B a d e n-W u r t-t e m b e r g采集的105份地下水样中有39份检测到n g/L水平的包括磺胺甲基异噁唑、罗红霉素和红霉素降解产物在内的多种药物[15]。
目前国内还无相关研究报道。
4 水中抗生素检测技术的研究
水环境中抗生素的浓度相对较低,因而要准确了解抗生素污染水平,首先要建立一套能够精确到n g/L水平的抗生素检测程序[16]。整个检测程序主要包括水样的抗生素浓缩富集和抗生素鉴定检测两部分。
4.1 样本的富集
样本的富集处理是分析工作的关键一环,它在工作量和操作成本上都占着整个分析工作的很大份量,其方法的选择也将影响到整个检测程序的敏感性和准确性。国外分析工作者对水环境中抗生素富集的研究主要有:
4.1.1 冷冻干燥法(l y o p h i l i z a t i o n)和固相萃取法(s o l i dp h a s e
e x t r a c t i o n,S P E)的比较 H i r s c h等1998年对水源中抗生素残留的富集方法作了深入研究,他们分别用冷冻干燥法和S P E 对污水处理厂污水、地表水、地下水和饮用水中青霉素、大环内酯、四环素和磺胺四类18种常用抗生素进行富集,前者对其中15种抗生素的回收率高于80%,回收效果优于后者;冷冻干燥法更易受高浓度E D T A影响,因而S P E法的检测限比冷冻干燥法至少低一个数量级,且可以随萃取终末体积的减小而进一步降低。由此,该作者认为:S P E灵敏度较高,宜用于受抗生素污染轻的地下水和饮用水;冷冻干燥法耗时少、适用范围广,宜用于样本数多、分析物范围广的常规分析[1,16]。4.1.2 多类抗生素的同步富集 ①S a c h e r等采用聚苯乙烯材料I s o l u t e E N T+对地下水水样进行S P E富集,并对水中包括以磺胺、大环内酯和青霉素3种类型为主的25种抗生素在内的60种药物的检测方法进行研究,发现此方法除回收率相对较低外,重现率和灵敏性都较为理想[15]。②L?
f f l e r年对河水底泥中3种大环内酯类抗生素(甲基红霉素、红霉素和罗红霉素)、3种磺胺类抗生素(磺胺嘧啶、磺胺甲嘧啶磺胺甲噁唑)和磺胺增效剂甲氧苄啶的检测方法进行研究时,用填充100m gL i c h r o l u t e E N和250m
g L i c
h r o l u t e C
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的玻璃萃取柱对样本进行富集,其中大环内酯类抗生素以竹桃霉素作代用标准品,其相对回收率为69%±9%到77%±15%;磺胺类抗生素以磺胺嘧啶作为标准,除磺胺甲嘧啶的相对回收率为71%±4%外,其它分析物的相对回收率都高于80%[17]。③R e-v e r t e用O a s i s H L B萃取柱(500m g,Wa t e r s,U S A)对河水、井水和污水处理厂污水中4种四环素和两种喹诺酮抗生素进行富集,河水水样抗生素回收率为88%～112%,井水的抗生素回收率高于64%[13]。
4.1.3 特定种类抗生素的富集 ①大环内酯类:2002年有人在检测污水处理厂出厂污水中新霉素和罗红霉素时,对H L B、S e p-P a k(Wa t e r s,U S A)和D S C-18、L C-18(S u p e l c o,U S A)4种不同的萃取小柱的富集效果进行比较,结果发现H L B的吸
附效率最高[18]。②喹诺酮类:T u r i e l等对C
18
柱、苯乙烯二乙
烯基苯(s t y r e n e d i v i n y l b e n z e n e,S D B)柱、C
18
阳离子交换柱和S D B阳离子交换吸附柱这4种萃取柱富集喹诺酮的效率作了
比较研究,发现C
18
柱和S D B阳离子交换柱分别在p H为4.0和4.5时能够得到很好的回收率。然而S D B阳离子交换柱因
易受金属离子的影响较大而不适用于高硬度水,所以C
18
柱被认为是富集河水、湖水中喹诺酮类抗生素的最适选择[19]。G o-l e t等利用加速溶剂萃取(a c c e l e r a t e ds o l u t e e x t r a c t i o n,A S E)结合辛烷基-苯磺酸酯混合相离子交换萃取柱(M P C)对污泥和土壤中的环丙沙星、氧氟沙星进行富集,两种样本的回收率分别达到82%～94%和75%～92%[12],而用M P C萃取污水中
1012中国卫生检验杂志2005年8月第15卷第8期 C h i n e s eJ o u r n a l o f H e a l t hL a b o r a t o r y T e c h n o l o g y,A u g2005;V o l15 N o8
这两种抗生素的回收率也高于80%[11]。③四环素:L a l u m e r a 对意大利水产养殖场中氧四环素进行固相萃取选用了L i c h r o-l u t E N(200m g/3m l)萃取柱[5]。④氨基糖苷抗生素:L?f f l e r等将S P E用于医院污水中庆大霉素的富集,因氨基糖苷抗生素极度亲水而选用500m g/6m l的Wi d e p o r eC B X弱阳离子交换柱,其回收率为107%～111%[10]。
4.2 检测技术
4.2.1 色谱检测技术 水环境有机污染物的监测目前还主要通过气相色谱和质谱联用技术(G C/M S)进行。曾有文献报道用G C/M S来检测水环境中的氯霉素和磺胺甲嘧啶,但利用G C分离抗生素需先将其极性部分衍生化,众多的抗生素在功能基团的性质和数量上的差异使得普遍适用的抗生素衍生化方法的确立极为困难。高效液相色谱(H P L C)被证实为分离抗生素的有效方法,可用来检测多种水体中微量抗生素[1]。
①高效液相色谱与串联质谱联用技术(H P L C/M S/M S):
H i r s c h等1998年建立了用H P L C/M S/M S技术对污水处理厂污水、地表水中3类18种抗生素的检测方案:四环素用125×3m mM a c h e r e y＆N a g e l多孔玻璃100R P-8(e n d-c a p p e d) 5μm色谱柱分离,流动相为草酸和乙腈混合溶液;青霉素用125×3m m M e r c h多孔玻璃100R P-18(e n d-c a p p e d)5μm色谱柱,流动相为醋酸铵与乙腈混合溶液;其它抗生素用125×3m mM e r c h多孔玻璃100R P-18的5μm色谱柱,流动相为醋酸铵与乙腈混合溶液;除了氯霉素外,其它抗生素的分析都是在阳离子模式(p o s i t i v em o d e)下进行[1]。G i o r g i a用H P L C/ E S I-M S/M S技术对水产养殖场环境中的水产养殖用抗生素进行检测[5]。C a m p a g n o l o等采用H P L C/M S/M S技术检测猪和家禽养殖厂的动物排泄物存储池和附近水源中残留的多种抗生素,除四环素检测限为0.5m g/L外,其它抗生素都是0.05m g/L[14]。S a c h e r用H P L C/M S/M S对地下水中多种抗生素进行了检测[15]。D i r k L?f f l e r在检测河水底泥中7种抗生素时利用H P L C/E S I-M S/M S在阳离子模式下进行[17]。2002年M i a o和M e t c a l f e采用微内径柱高效液相色谱和串联质谱技术(m i c r o b o r e L C/E S I-M S/M S)在正负电压切换模式下对污水处理厂出厂水中新霉素、罗红霉素进行检测,该模式下的检测时间为分别采用正电压和负电压的一半,而灵敏度未见降低[18]。
②高效液相色谱/紫外吸收检测技术(H P L C/U V):T u r i e l 等建立了利用H P L C/U V技术检测湖水和河水中9种喹诺酮类抗生素的方法,其对湖水和河水的检测限分别8～15n g/L 和8～20n g/L[19]。
③高效液相色谱/荧光检测技术(H P L C/f l u o r e s c e n c ed e-t e c t i o n,H P L C/F D):2001年G o l e t用H P L C/F D检测城市污水中的环丙沙星和氧氟沙星[11],次年又对污水处理厂污泥和土壤中的这两种抗生素进行检测,其检测限分别是0.45m g/k g·d w和0.18m g/k g·d w[12]。
4.2.2 免疫测定技术
①放射性免疫测定(r a d i o i m m u n i o a s s y,R I A):M e y e r M T等将经F D A认证用于检测牛奶中四环素残留的R I A技术修订后用来检测水环境中四环素,并用L C/M S技术进行确认分析。其检测限为1p p b,能够作1～20p p b范围的半定量分析。作者认为该技术是对水中抗生素进行初筛检测的有效方法[20]。
②酶联免疫吸附测定(e n z y m e-l i n k e di m m u n o s o r b e n t a s-s a y,E L I S A):K u m a r等用E L I S A试剂盒检测地表水、地下水中四环素和泰乐菌素,检测限分别为0.05和0.10μg/L。其结果表明该法成本低、检测快,可用于水中四环素、氯四环素和泰乐菌素的初筛检测[21]。
③免疫传感器(i m m u n o s e n s o r):J e n sT s c h m e l a k等最新研制的免疫传感器R i v e r A n a l y s e r是一种基于全内反射荧光(t o-t a l i n t e r n a l r e f l e c t i o n f l u o r e s c e n c e,T I R F)技术的全自动免疫分析装置。研究证明,该装置与H P L C/M S、G C/M S等传统分析方法相比不需要繁琐的样本前处理和前浓缩过程,因而具有更快速、更灵敏的特点,可用作水环境中抗生素、激素、内分泌干扰物和杀虫剂污染的监测和预警分析方法[22]。
5 总结与展望
综合近年研究结果发现:
5.1 水中抗生素污染较为广泛
已检测出有抗生素污染的水环境类型有医院污水、生活污水、污水处理厂污水和底泥、抗生素工业废水、水产养殖场底泥、畜牧养殖厂污水、地表水、地下水和饮用水。纳入研究范围的抗生素有磺胺类、喹诺酮类、M L S类、β-内酰胺类、四环素类、氨基糖甙类等。
5.2 分析方法相对局限
样本的富集以固相萃取(S P E)技术最为常用。检测技术以费用极高的H P L C/E S I-M S或H P L C/E S I-M S/M S为主,目前很难在国内将该技术用于水环境中抗生素的常规性检测。5.3 各类抗生素污染程度不一
从现有报道看来,水环境中抗生素的种类以磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类3类最为常见,四环素类也常有报道,出现较少的抗生素有氨基糖甙类、氯霉素、泰乐星、甲氧苄氨嘧啶、氟甲喹。污染程度相差较大的原因可能有:①使用量存在较大差异;②不同抗生素在人体和动物体内的代谢率有所不同;
③在水环境中的转运、转化和转归等环境行为特点不同;④样品的富集对不同抗生素的回收率不一致。
在该研究领域有还很大的发展空间和很多有待解决的难题,今后应该做好以下几个方面的研究:①加大对成本较低、耗时较少的检测方法的研究,以利于大范围开展常规性的抗生素污染监测。②加强对抗生素在机体内的代谢、环境中的转运与转化等行为研究。③对抗生素污染可能带来的环境效应、生物学效应等研究领域进行积极的探索。④积极开发对污水中包括抗生素在内的各种药物活性化合物具有较高清除效率的污水处理技术。
我国医疗卫生事业和制药行业发展迅速,抗生素使用极为广泛,抗生素滥用现象较为严重,污水处理技术又相对落后,而国内在水环境中抗生素污染研究领域还无文献报道。因此,在我国开展相关研究将具有重大意义。
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(收稿日期:2005-03-23)
(上接第974页)
在开始对东莞市人群的流感病毒进行全年监测。
从表中数据表明,从3～9月份都有流感的发生,上半年主要以A型H3N2为主,下半年主要以B型为主。其中3月份和7月份出现两个高峰,可能是局部暴发流行。从图表中可看出,东莞市流感的流行季节主要在3～9月份。广东地区流感病毒流行季节与北方地区不同,北方流感流行主要在冬季[3],而广东主要在春季和夏季,与呼吸道合胞病毒流行季节相似[4]。
由于流感病毒抗原的变异性,每年流行都有其特点,我们应加强监测,为预防控制做好措施。
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(收稿日期:2005-05-23)
1014中国卫生检验杂志2005年8月第15卷第8期 C h i n e s eJ o u r n a l o f H e a l t hL a b o r a t o r y T e c h n o l o g y,A u g2005;V o l15 N o8