王 碩， 張向明， 張 晶， 邵 兵， 李書明*

（1. 朝陽區(qū)疾病預(yù)防控制中心，北京100021；2. 北京市疾病預(yù)防控制中心，食物中毒診斷溯源技術(shù)北京市重點實驗室，北京100013）

近年來，藥品和個人護理品（PPCPs）作為環(huán)境新型污染物受到了廣泛關(guān)注。據(jù)統(tǒng)計，現(xiàn)有超過3 000 種藥物用于人類醫(yī)療和畜牧養(yǎng)殖［1］。我國是藥品生產(chǎn)和使用大國，尤其是抗生素類藥物，據(jù)報道2003 年抗生素的產(chǎn)量突破了2 萬噸［2］。這些藥物使用后，經(jīng)動物排泄、廢水處理等不同途徑進入環(huán)境［3］，可能會引發(fā)致癌、致畸等一系列問題。目前在飲用水［4］、生活污水［5］、市政用水［6］和地表水［7，8］等多種水環(huán)境中均檢出了多種PPCPs 化合物。Lindberg 等［9］研究表明，污水中含有多種抗生素類藥物且污水處理廠對這些藥物的去除率較低，大部分藥物親水性較強，易通過地表徑流與滲濾污染地下水與人類的飲用水水源，因此，這些藥物在生活飲用水中的檢出頻率較高，給人類健康和生態(tài)環(huán)境造成嚴重危害［3，7，10，11］。此外，磺胺類藥物在生物體內(nèi)主要代謝為乙酰類化合物，隨著生物體排泄進入到環(huán)境中。有研究表明，雖然這些代謝產(chǎn)物的抗菌活性在進入環(huán)境后減弱，但當環(huán)境中有細菌存在時，乙?；x物仍可轉(zhuǎn)變回原形存在于環(huán)境中，從而引發(fā)細菌耐藥性等一系列環(huán)境問題［3，12］。國外對環(huán)境水體中磺胺代謝物的存在水平已有一些研究，在地表水［13-15］、地下水［13］、瓶裝水［13］及污水［15，16］中均檢出殘留，且乙?；x物在水體中的檢出濃度高于其原形藥物［14］，含量為50 ～2 200 ng／L［13］。

我國對生活飲用水系統(tǒng)中PPCPs 的存在水平報道 較 少［4，17］，多 集 中 在 地 表 水 和 污 水 的 研究［7，8，10，18］。Yi 等［4］調(diào)查了廣州和澳門地區(qū)的市政末梢水，均檢出了環(huán)丙沙星、諾氟沙星、洛美沙星和恩諾沙星，其中環(huán)丙沙星的質(zhì)量濃度為679.7 ng／L，且檢出率達77.5% 以上。喻崢嶸等［17］分別在水源水、凈水廠原水和小區(qū)管網(wǎng)水中檢出11、12和5 種PPCPs，質(zhì)量濃度最高為12.35 ng／L。因此，為了解北京飲用水中藥物的存在水平和污染現(xiàn)狀，建立一種方法可以同時測定生活飲用水中多種類藥物及其代謝產(chǎn)物是有必要的。

本文參考文獻［5，7，8］，根據(jù)目前在我國環(huán)境中PPCPs 暴露的濃度水平，選取了7 類49 種藥物及5種磺胺代謝物為研究對象，利用Oasis HLB 固相萃取柱富集凈化，UPLC-MS／MS 檢測，建立了生活飲用水中多種PPCPs 快速、準確的定量方法，并對北京市部分生活飲用水中多種藥物及其代謝產(chǎn)物進行了檢測。

1 實驗部分

1.1 儀器、試劑與材料

ACQUITYTM超高效液相色譜儀（Waters 公司）、3200Q-Trap 質(zhì)譜儀（AB SCIEX 公司），Oasis HLB 固相萃取柱（6 mL，200 mg）、Oasis MCX 固相萃取柱（6 mL，150 mg）、Oasis MAX 固相萃取柱（6 mL，150 mg）、C18固相萃取柱（6 mL，500 mg）（Waters 公司）。

甲醇、乙腈（色譜純，F(xiàn)isher Scientific 公司），甲酸（純度為99%，Acros Organics 公司），氨水、鹽酸（優(yōu)級純，北京化學(xué)試劑公司），實驗室用水均為超純水，電阻率為18.2 MΩ·cm （Millipore 超純水機制備）。

49 種藥物（見表1）購自Dr. Ehrenstorfer 公司（Augsburg，Germany），5 種磺胺的代謝物購自Toronto Research Chemicals Inc. （Toronto，Canada），純度均高于97%。

表1 54 種藥物的質(zhì)譜采集參數(shù)Table 1 MS parameters of the 54 compounds

表1 （續(xù)）Table 1 （Continued）

表1 （續(xù)）Table 1 （Continued）

以甲醇為溶劑分別配制質(zhì)量濃度為1 000 mg／L 的標準儲備液，于-18 ℃保存。臨用時配制成不同濃度的基質(zhì)匹配標準工作液。

1.2 儀器條件

1.2.1 色譜條件

Waters ACQUITY UPLCTMBEH C18柱（100 mm×2.1 mm，1.7 μm；Waters，USA）；流動相A：0.1% 甲酸水溶液；B：甲醇；流速：0.3 mL／min；梯度洗脫條件：0 ～3 min，5% B ～20% B；3 ～8 min，20% B ～30% B；8 ～12 min，30% B ～35% B；12 ～15 min，35% B ～70% B；15 ～16.5 min，70% B ～95% B；16.5 ～17 min，95% B ～5% B；17 ～20 min，5% B。柱溫：30 ℃；進樣體積：10 μL。

1.2.2 質(zhì)譜條件

采用電噴霧電離正離子模式（ESI（＋））。噴霧電壓5 500 V；霧化溫度500 ℃；霧化氣壓力3.74×103Pa；碰撞氣（CAD）：Medium；54 種藥物的多反應(yīng)監(jiān)測（MRM）參數(shù)見表1。

1.3 樣品前處理

環(huán)境水樣經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾后，量取400 mL，加入10 mg 抗壞血酸鈉，加入0.5 g Na2EDTA超聲至完全溶解，用鹽酸調(diào)節(jié)pH 值至3，水樣以大約10 mL／min 的速度過HLB 柱（分別用5 mL 甲醇，5 mL 0.1% Na2EDTA 水溶液（pH 3）活化）。水樣過柱后，用5 mL 超純水淋洗，最后用5 mL 甲醇洗脫；洗脫液用氮氣吹至近干，用0.4 mL 0.1% 甲酸水溶液定容，渦旋混勻1 min，轉(zhuǎn)移至2 mL 樣品瓶中，用LC-ESI MS／MS 測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 水樣保存條件的優(yōu)化

有研究表明，在使用大量氯消毒的市政末梢水中，抗生素可與游離余氯發(fā)生氯化反應(yīng)，為了準確測定生活飲用水中多種藥物的含量，須使用掩蔽劑去除游離余氯對抗生素類藥物的影響［19］。通常，在生活飲用水（余氯含量為1 mg／L）中加入過量抗壞血酸鈉（25 mg／L）或亞硫酸鈉（20 mg／L）可去除游離余氯對抗生素測定的干擾。本研究采集的水樣（自備井水和市政末梢水）經(jīng)測定余氯含量為0.7 ～1.0 mg／L，比較了抗壞血酸鈉的加入對生活飲用水中抗生素類藥物含量的影響。取兩份100 mL 水樣，加入混合標準溶液，使水樣中抗生素類藥物的質(zhì)量濃度為10 μg／L，其中1 份加入過量抗壞血酸鈉（25 mg／L）。將兩份水樣連續(xù)測定7 天。實驗結(jié)果表明，加入抗壞血酸鈉后，抗生素類藥物的測定值7 天內(nèi)穩(wěn)定且明顯高于未加入抗壞血酸鈉的水樣。因此，在采集水樣時，應(yīng)及時加入過量抗壞血酸鈉（25 mg／L），水樣可保存7 天。

2.2 SPE 條件的優(yōu)化

本實驗采用固相萃取技術(shù)對水樣中的目標化合物進行富集和凈化，由于這些藥物多為兩性化合物，pKa范圍在5 ～8 之間，且同一化合物在酸性、中性和堿性條件下的存在狀態(tài)不同。因此，通過不同pH值的上樣液（pH 值為3、5、7 和9）比較了不同性質(zhì)的SPE 柱：HLB 柱、C18柱、MAX 柱和MCX 柱。實驗結(jié)果表明：當上樣液pH 值為5、7 和9 時，4 種SPE 柱上的提取效率在50% ～120% 之間的藥物數(shù)量只有20% ～80%。當上樣液pH 值為3 時，藥物經(jīng)過HLB 柱后的絕對回收率均高于50%，分別為：磺胺及其代謝物68.0% ～97.3%，喹諾酮類61.3%～105.0%，大環(huán)內(nèi)酯類50.9% ～89.3%，四環(huán)素類95.9% ～120.0%，β-受體阻斷劑54.5% ～109.4%，β-受體激動劑50.6% ～111.8%，利尿劑113.0%。而使用C18柱，磺胺及其代謝物和喹諾酮類藥物的回收率均低于50%；使用MAX 柱和MCX 柱分別只有21 種和41 種藥物的回收率大于50%。這可能是由于藥物在酸性條件下保持非解離狀態(tài)，可以在HLB 柱上得到較好的保留，與文獻研究結(jié)果［13］一致。因此，本研究選用上樣液的pH 值為3，采用HLB 柱進行富集凈化。

2.3 Na2EDTA 加入量的優(yōu)化

由于喹諾酮類和四環(huán)素類藥物可與水中的二價金屬離子配合，從而影響這兩類藥物的提取效果。在上樣液中加入適量Na2EDTA 可以明顯改善提取效果［20］。根據(jù)EDTA 的酸效應(yīng)曲線，當使用pH 值較高的上樣液時，Na2EDTA 不能配合大部分金屬離子，只有Mg 和Sr 在pH 值為10 的溶液中可以被配合。當上樣液pH 值為3 時，Na2EDTA 可以配合溶液中的大部分金屬離子，因此，在確定固相萃取柱后，對上樣液的Na2EDTA 加入量進行了考察。在上樣液中 分別 加 入0、0.1、0.2、0.5 和1.0 g Na2EDTA 進行測試。實驗結(jié)果表明：Na2EDTA 加入量由0 g 增加到0.5 g 時，四環(huán)素類藥物的提取效率明顯提高了20%，而其他藥物的提取效率沒有明顯改變。因此，本研究選擇加入0.5 g Na2EDTA 進行實驗。

2.4 線性范圍和檢出限

54 種藥物使用外標法定量，分別配制自備井水、市政末梢水和地表水基質(zhì)匹配系列標準工作曲線。3種基質(zhì)的混合標準工作曲線的質(zhì)量濃度為0.5 ～500 ng／L，在相應(yīng)質(zhì)量濃度范圍內(nèi)，其線性相關(guān)系數(shù)均大于0.99。自備井水、市政末梢水和地表水水樣的基質(zhì)效應(yīng)分別為60.9% ～138.1%，69.5% ～110.2% 和65.3% ～110.6% （見表2）?；|(zhì)效應(yīng)的計算公式為：基質(zhì)效應(yīng)＝樣品基質(zhì)中添加相同含量目標化合物的響應(yīng)值／純?nèi)軇┲心繕嘶衔锏捻憫?yīng)值×100%。以能產(chǎn)生峰對峰S／N ＝3 和S／N ＝10 對應(yīng)的藥物濃度分別定義為方法檢出限（MDL）與方法定量限（MQL）；對于水樣中未檢出的藥物，以基質(zhì)加標的方法，通過低濃度加標水平的檢測結(jié)果進行計算。分別獲得自備井水、市政末梢水和地表水樣中目標化合物的MQL 為0.002 ～5.000 ng／L，0.003 ～5.000 ng／L，0.003 ～5.000 ng／L（見表2），MDL 為0.000 7 ～1.670 0 ng／L，0.001 0 ～1.670 0 ng／L，0.001 0 ～1.670 0 ng／L，與已有的文獻相比，本方法的檢出限處于較低或相當?shù)乃剑?，7，13］。

表2 自備井水、市政末梢水和地表水中54 種藥物的加標回收率、相對標準偏差、定量限和基質(zhì)效應(yīng)（n＝6）Table 2 Recoveries，relative standard deviations （RSDs），method quantification limits （MQLs）and matrix effects of the target compounds in ground water，tap water and surface water at three spiked concentrations （n＝6）

表2 （續(xù)）Table 2 （Continued）

表2 （續(xù)）Table 2 （Continued）

表2 （續(xù)）Table 2 （Continued）

2.5 方法的準確度與精密度

分別用自備井水、市政末梢水和地表水樣品進行加標回收率試驗，設(shè)低、中、高3 個加標濃度，每個濃度設(shè)6 個平行。濃度水平及結(jié)果見表2。自備井水、市政末梢水和地表水中54 種目標化合物的平均回收率分別為58.7% ～104.4%、53.1% ～109.5%、50.7% ～118.8%，相對標準偏差（RSD）分別為0.3% ～12.8%、1.0% ～15.5%、0.4% ～19.3%，說明該方法具有較好的準確度和精密度。

2.6 實際水樣分析

應(yīng)用本方法采集北京部分自備井水45 份、市政末梢水20 份和地表水5 份進行檢測，結(jié)果見圖1 和表3。在自備井水中共有26 種藥物檢出，其中包括11 種磺胺及其代謝物、3 種大環(huán)內(nèi)酯、9 種喹諾酮和3 種β-受體阻斷劑。檢出頻率大于40% 的藥物共有5 種，2 種大環(huán)內(nèi)酯（CLA 和ROX）和3 種喹諾酮（GAT、OFX 和FLE）。其中CLA 和ROX 在自備井水中為100% 檢出，最高質(zhì)量濃度分別為3.210 ng／L 和2.930 ng／L。GAT、OFX 和FLE 的最大質(zhì)量濃度分別為2.930、5.980 ng／L 和49.890 ng／L，F(xiàn)LE 的濃度水平遠高于北京河道的濃度水平（2.69 ng／L）［7］。對于磺胺類藥物，本研究檢出的種類與Díaz-Cruz 等［13］的研究結(jié)果有明顯不同，Díaz-Cruz等在研究地下水時只檢出了2 種磺胺類藥物（SDM：0.2 ng／L；SMX：9.9 ng／L），而本研究共檢出11 種，最高質(zhì)量濃度3.990 ng／L （SDZ），SDZ的檢測結(jié)果與北京河道中檢出的磺胺結(jié)果一致，但濃度水平低于河道的檢測結(jié)果（SDZ：715 ng／L）［7］。對于地表水和市政末梢水，所有目標化合物的濃度均小于最低檢出限，優(yōu)于廣州的地表水的檢測結(jié)果（CIP：6 ～679.7 ng／L，ENR：0 ～8.3 ng／L）和澳門市政末梢水的檢測結(jié)果（CIP：2 ～8.2 ng／L，ENR：2.8 ～5.2 ng／L）［4］。而Ye 等［19］在北卡羅來納州的3 個飲用水廠的出水調(diào)查中檢出了低濃度的磺胺類（SMX：3.0 ～3.4 ng／L）、大環(huán)內(nèi)酯類（ROX、TYL、ERY：1.4 ～4.9 ng／L）和喹諾酮類（OXO、FLUM：1.2 ～4.0 ng／L）抗生素。

1999-2000 年間，美國地質(zhì)調(diào)查局對美國139條河流中包括PPCPs 在內(nèi)的95 種水體有機污染物進行了調(diào)查，檢出6 種抗生素，檢出頻率在40% ～50% 且最大濃度達到μg／L 級［21，22］，而本研究在自備井水中所檢出藥物的濃度水平略低，但檢出的種類多，且檢出頻率（TMP、SMA、AZI 和CIP）遠高于美國，這可能與不同地區(qū)藥物使用的差異性有關(guān)，也可能意味著部分自備井水普遍受到藥物的污染。

圖1 （a）藥物標準品和（b）自備井水樣品的總離子流圖（TIC）Fig.1 TIC chromatograms of （a）the drug standard solution and （b）a groundwater sample

總而言之，在這幾類藥物中，喹諾酮類藥物檢出的濃度水平最高，其次是大環(huán)內(nèi)酯類、磺胺類和β-受體阻斷劑類藥物（見表3）。除β-受體阻斷劑類外，其他3 類藥物的檢出頻率大于50%，同時也在超過50% 的水樣中檢出。這4 類藥物的質(zhì)量濃度（中值）分別為0.950、1.010、0.100 和0.013 ng／L，最高質(zhì)量濃度達到348.440 ng／L，雖然飲用水中檢出的藥物種類多，但是要判定其風險并進行評估，還需了解更多飲用水中PPCPs 化合物的濃度水平及人群的消費量。因此，未來在藥物與個人護理品的環(huán)境污染領(lǐng)域中可以關(guān)注對人群的風險評估。

表3 自備井水樣品中藥物的檢測結(jié)果Table 3 Results of the drugs in groundwater samples

3 結(jié)論

本研究建立了生活飲用水中49 種藥物和5 種磺胺代謝物殘留的超高效液相色譜-電噴霧串聯(lián)質(zhì)譜測定方法。使用HLB 固相萃取柱對環(huán)境水樣進行富集凈化。該方法具有較高的靈敏度和準確性。將其應(yīng)用于自備井水、市政末梢水和地表水中藥物殘留分析，檢出多種藥物，其中環(huán)丙沙星含量最高。

［1］ Richardson B J，Lam P K S，Martin M. Mar Pollut Bull，2005，50：913

［2］ Zhang L. China Pharmacy （張倫. 中國藥房），2005，16（8）：571

［3］ García-Galán M J，Díaz-Cruz M S，Barceló D. Trends Anal Chem，2008，27（11）：1008

［4］ Yi R H，Wang Q J，Mo C H，et al. Environ Pollut，2010，158：2350

［5］ Shao B，Chen D，Zhang J，et al. J Chromatogr A，2009，1216：8312

［6］ Jia Y Y，Tan J H，Xu C，et al. Chinese Journal of Chromatography （賈妍艷，譚建華，徐晨，等. 色譜），2014，32（3）：263

［7］ Gao L H，Shi Y L，Li W H，et al. Chinese Journal of Chromatography （高立紅，史亞利，厲文輝，等. 色譜），2010，28（5）：491

［8］ Zhu S C，Wang J，Shao W W，et al. Chinese Journal of Chromatography （朱賽嫦，王靜，邵衛(wèi)偉，等. 色譜），2013，31（1）：15

［9］ Lindberg R H，Wennberg P，Johansson M I，et al. Environ Sci Technol，2005，39（10）：3421

［10］ Liu J L，Wong M H. Environ Int，2013，59：208

［11］ Baran W，Adamek E，Ziemiańska J，et al. J Hazard Mater，2011，196（30）：1

［12］ García-Galán M J，Blancon S G，Roldán R L，et al. Sci Total Environ，2012，437（15）：403

［13］ Díaz-Cruz M S，García-Galán M J，Barceló D. J Chromatogr A，2008，1193：50

［14］ Stoob K，Singer H P，Goetz C W，et al. J Chromatogr A，2005，1097：138

［15］ Payán M R，López M A B，F(xiàn)ernández-Torres R，et al. J Chromatogr B，2011，879（2）：197

［16］ Le-Minh N，Stuetz R M，Khan S J. Talanta，2012，89：407

［17］ Yu Z R，Qiao T J，Zhang X H. Chinese Journal of Water Supply and Drainage （喻崢嶸，喬鐵軍，張錫輝. 給水排水），2010，36（9）：24

［18］ Lü M，Sun Q，Li Y，et al. Journal of Xiamen University：Natural Science （呂敏，孫倩，李妍，等. 廈門大學(xué)學(xué)報：自然科學(xué)版），2012，51（6）：1047

［19］ Ye Z Q，Weinberg H S. Anal Chem，2007，79：1135

［20］ Shi L，Zhou X F，Zhang Y L. Water Sci Technol，2009，59（4）：805

［21］ Barnes K K，Kolpin D W，F(xiàn)urlong E T，et al. Sci Total Environ，2008，402（2／3）：192

［22］ Focazio M J，Kolpin D W，Barnes K K，et al. Sci Total Environ，2008，402（2／3）：201