沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响

生态毒理学报

Vol.12,2017No.3,460￣469

AsianJournalofEcotoxicology

DOI:10.7524/AJE.1673￣5897.20161223001

陈悦,周俊良.沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响[J].生态毒理学报ꎬ2017,12(3):460￣469

ChenY,ZhouJL.Effectsofsedimentandsalinityonthebioavailabilityofroxithromycin[J].AsianJournalofEcotoxicology,2017,12(3):460￣469(inChinese)

沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响

陈悦,周俊良*

华东师范大学河口海岸学国家重点实验室,上海200062收稿日期:2016￣12￣23　　录用日期:2017￣03￣14

摘要:在河口环境ꎬ沉积物与盐度对抗生素的生物有效性有重要影响ꎮ使用超高效液相色谱￣串联质谱(UPLC￣MS/MS)分析单一和复合控制系统(水、水￣沉积物、水￣斑马鱼、水￣沉积物￣斑马鱼)中的各相态中的罗红霉素ꎬ以期量化各相态中罗红霉素的迁移、分布ꎮ随着暴露时间延长ꎬ水体中罗红霉素浓度不断减少ꎬ沉积物和斑马鱼体内罗红霉素不断蓄积ꎮ沉积物的存在会减少罗红霉素在斑马鱼中的生物有效性ꎮ在高盐度环境下ꎬ沉积物拥有更大的吸附效率ꎬ符合盐析效应ꎬ导致罗红霉素的生物有效性及斑马鱼富集能力下降ꎮ水￣沉积物￣斑马鱼系统达平衡时ꎬ沉积物为罗红霉素的主要富集场所ꎬ可积累42.0%的罗红霉素ꎮ同时ꎬ斑马鱼可吸收和富集0.16%的罗红霉素ꎮ上述研究为研究抗生素环境行为和毒理提供了参考ꎮ关键词:罗红霉素ꎻ斑马鱼ꎻ生物有效性ꎻ沉积物ꎻ盐度

文章编号:1673￣5897(2017)3￣460￣10　　中图分类号:X171.5　　文献标识码:A

ＥｆｆｅｃｔｓｏｆＳｅｄｉｍｅｎｔａｎｄＳａｌｉｎｉｔｙｏｎｔｈｅＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＲｏｘｉｔｈｒｏｍｙｃｉｎ

ChenYue,ZhouJunliang*

StateKeyLaboratoryofEstuarineandCoastalResearch,EastChinaNormalUniversity,Shanghai200062,China

Ｒｅｃｅｉｖｅｄ23December2016　　ａｃｃｅｐｔｅｄ14March2017

Ａｂｓｔｒａｃｔ:Sedimentandsalinityplayanimportantroleinthebioavailabilityofantibioticsinzebrafishinestuarineandcoastalenvironments.Theconcentrationsofroxithromycinindifferentsingleorcombinedsystems(water,wa￣ter￣sediment,water￣zebrafishandwater￣sediment￣zebrafish)wereanalyzedbyUPLC￣MS/MS,toquantifytheirre￣spectivecontributionstoroxithromycindistributioninthesimulatedenvironment.Followingexposure,roxithromy￣cinconcentrationsinwaterweregraduallyreduced,whileinsedimentandzebrafishgraduallyincreased.Itwasconfirmedthatthepresenceofsedimentinthewaterreducedthebioavailabilityofroxithromycin.Underthecondi￣tionofhighsalinity,roxithromycinwasmorelikelytoadsorbtosedimentasaresultofsaltingouteffect,leadingtoareductioninroxithromycinbioavailabilityandbodyburdenofroxithromycinresiduesinzebrafish.Atequilibri￣um,inthewater￣sediment￣zebrafishsystem,sedimentcouldadsorb42.0%ofroxithromycinasthemainaccumula￣tionplace.Meanwhile,zebrafishcouldabsorb0.16%ofroxithromycin.Theresultspresentedinthisstudywillpro￣videareferenceforthestudyofenvironmentalbehaviorandtoxicologyofantibiotics.Ｋｅｙｗｏｒｄｓ:roxithromycin;zebrafish;bioavailability;sediment;salinity

　　基金项目:国家重点研发计划(No.2016YFC1402402);河口海岸学国家重点实验室(2016RCDW02)资助　　作者简介:陈悦(1991—)ꎬ女ꎬ硕士研究生ꎬ研究方向为环境分析化学ꎬE￣mail:51142601026@ecnu.cn　　*通讯作者(Correspondingauthor)ꎬE￣mail:jlzhou@sklec.ecnu.edu.cn

第3期陈悦等:沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响　４６１

　世界消费量达　抗生素被广泛的用于畜牧防病和人类医疗20多万tꎮ我国抗生素滥用情况严ꎬ全重ꎬ年产量超过25000tꎬ年使用量是世界水平的25%ꎬ人均消费量是美国的10倍ꎬ已成为最大的生产国和消费国[1￣2]降解ꎬ经过人体或者动物摄入的抗生素高达ꎮ大多数抗生素不易被生物完全80%~

90%会以原形或代谢物经粪、尿排出体外[3]水环境的抗生素在环境中呈现“混合￣持久￣低剂量ꎮ进入”的暴露特征ꎬ成为一类不可忽视的环境污染物[4]近年来ꎬ学者们对抗生素的环境残留ꎬ但关于抗生素在

、生态毒性和抗ꎮ性基因等方面的研究越来越多

[5￣6]

环境中的迁移和分布的研究较少ꎮ通常我们用污染物总量来评价水体、土壤或沉积物污染的程度ꎬ由于没有考虑污染物的生物有效性从而过高地评估了污染物的环境风险

[7￣8]

能被生物摄取的部分ꎮ[9]生物有效性代表着污染物可

解或转化等环境行为及其对非靶标生物危害性的重

ꎬ是影响污染物在环境中降要参数ꎮ因此ꎬ近年来生物有效性已成为各国学者关注的焦点ꎮ

罗红霉素是新型大环内酯类抗菌剂ꎬ属于亲脂性抗生素

[10]

醇/水分配系数ꎮ罗红霉素酸解离常数(logK(pKa)为9.17ꎬ辛

ow)为2.75ꎬ溶解度为2600~

3300mg􀅰L￣1

罗红霉素理化性质相对稳定ꎬ这些理化性质控制其环境行为

[11]

ꎬ在水体的半衰期高达ꎬ对光130~、180热、湿的稳定性ꎮ

较强[12]

理厂排Yan出口等

检测出罗红霉素含量至少d

[13]

在ꎬ污水处

ꎬ1μg􀅰

L

￣1[14]

[15]

检测到长江口水体中罗红霉素含量

为0.05~8.2ng􀅰L￣1ꎬZhou等[16]在中国海河底泥中检测出罗红霉素最大浓度达67.2ng􀅰g￣1

红霉素在水体和沉积物中均大量检出ꎮ

ꎬ说明目前罗

水生生物具有生物富集作用ꎬ能富集水中低浓度的抗生素ꎬ除对自身产生危害作用外ꎬ富集于其体内的抗生素可通过食物链进行传递ꎬ从而对人类的身体健康构成严重威胁ꎬ因此研究抗生素的生物有效性具有重要意义ꎮ斑马鱼不仅易于饲养ꎬ还是环境检测的“活试剂”ꎬ具有对外界环境变化极为敏感的优点ꎬ作为一种新型的模式动物ꎬ目前被广泛运用于环境监测、细胞生物学以及分子生物学等研究ꎬ发挥越来越重要的作用[17￣18]本研究选用罗红霉素为代表抗生素ꎮ

ꎬ斑马鱼为

模式生物ꎬ建立实验室控制系统ꎬ具有体积小ꎬ操作方便等优点ꎮ研究过程控制温度、光照、盐度等环境因素ꎬ评估罗红霉素在不同相态中的相间迁移ꎻ考察

罗红霉素的生物有效性ꎻ以及沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响ꎬ为罗红霉素进入水生生态系统后的安全性评价提供科学依据ꎬ为防控抗生素污染和评价抗生素环境风险提供更有价值的参考ꎮ１　１.１　材料与方法罗红霉素标准品实验材料

(Ｍａｔｅｒｉａｌｓａｎｄｍｅｔｈｏｄｓ)、罗红霉素￣d7内标标准品均

购自德国Dr.EhrenstorferGmbH公司ꎮ甲醇和乙腈(HPLC级)均购自德国CNW公司ꎮ甲醇作为溶剂ꎬ分别配制1g􀅰L￣1的罗红霉素标准物质和内标ꎬ所有标准溶液均储存在￣20℃避光环境下ꎮ检测当天ꎬ通过甲醇稀释标准溶液得到不同浓度的线性校正曲线ꎬ范围从0.1ꎬ0.25ꎬ0.5ꎬ0.75ꎬ1ꎬ2ꎬ5ꎬ10ꎬ20ꎬ50μ目标峰与内标峰的比值定量内标化合物浓度均为20ꎬμ所得目标化合物的标g􀅰LgL￣1ꎬ￣1ꎬ用罗红霉素的准曲线线性较好ꎬR2值大于0.99ꎮ

本研究采用的沉积物样品于2014年11月采自中国长江口崇明东滩ꎬ采用箱式采样器采集表层沉积物ꎬ置于无菌的聚乙烯塑封袋中ꎬ带回实验室后使用冷冻风干机冷冻干燥ꎬ风干后研磨ꎬ过60目的筛ꎬ保留粒径<250μm的组分ꎬ置塑封袋中待后续处理ꎮ

本研究采用的斑马鱼雌雄兼有、活泼健康、体型一致ꎬ年龄约3个月ꎬ体长(2.8±0.2)cmꎬ湿重(0.35±0.08)gꎮ在实验室循环系统水族箱中驯养至少14d后用于实验ꎮ系统中的过滤泵可去除氯和碳以保证水质干净光暗比ꎬ系统温度保持在14:10ꎬ每日(282次喂养丰年虾和片状±1)℃ꎬ溶解氧>7mg􀅰L￣1饲料１.２　ꎬ实验全程斑马鱼健康状况良好ꎬꎮ

如图实验设计

1显示ꎬ本研究设计了4组控制系统ꎬ(a)

水ꎬ(b)水￣沉积物ꎬ(c)水￣斑马鱼ꎬ(d)水￣沉积物￣斑马鱼ꎬ每组系统设置2个盐度梯度(0‰盐度和10‰盐度)ꎬ同时每组系统设置3个平行ꎬ共计24个系统(4组系统×2个盐度梯度×3个平行)ꎮ在水￣沉积物￣斑马鱼系统中ꎬ首先向鱼缸(20cm×15cm×15cm)中加入500g沉积物ꎬ再缓慢加入使用磁力搅拌器室温搅拌均匀的罗红霉素水溶液5Lꎬ最后加入40条斑马鱼ꎬ系统建立时间控制在10min以内ꎬ期间罗红霉素降解量忽略不计ꎮ暴露期间持续曝气保证溶解氧±物残渣以及排泄物以防止污染1)>℃7ꎬmg每日喂养片状饲料􀅰L￣1ꎬ使用加热棒保证系统温度维持在2次ꎬ(28ꎮ喂食水、水2h￣沉积物后ꎬ吸取食

、水￣斑马鱼系统仅缺少相关相态ꎬ其他类似于水￣沉积

　４６２生态毒物￣斑马鱼系统ꎮ测定不同时间节点(0hꎬ2hꎬ4hꎬ8hꎬ12hꎬ24hꎬ48hꎬ72hꎬ96hꎬ120hꎬ144hꎬ168h)24个系统中罗红霉素在水样、沉积物样、斑马鱼样内的浓度ꎮ

水样:使用玻璃滴管从鱼缸的上、中、下各取适量水样经过安装有0.45μm混合纤维树脂过滤头的玻璃针式过滤器过滤ꎬ定容1mL于超高效液相色谱串联质谱系统(UPLC￣MS/MS)配套的2mL的GC小瓶中ꎬ￣20℃冷冻保存待后续处理ꎬ其余水样返回实验系统ꎮ

沉积物:从鱼缸内取出适量水￣沉积物混合物于20mL玻璃瓶中ꎬ离心机在2500r􀅰min￣1条件下离心5minꎬ使用滴管吸取上清液并返回实验系统ꎮ沉积物于￣20℃冷冻保存至少24h后ꎬ使用冷冻风干机冷冻干燥ꎬ风干后研磨ꎬ置塑封袋中待后续萃取处理ꎮ

斑马鱼:每个时间节点每个系统中各取5条ꎬ冰冻猝死ꎮ生理盐水漂洗斑马鱼表面3次ꎬ吸水纸吸干后称鲜重ꎮ冷冻风干机冷冻干燥处理后称干重ꎮ研磨ꎬ置塑封袋中待后续萃取处理ꎮ

图１　实验设计方案Fig.1　Experimentaldesign

１.３　水样预处理样品预处理

:加入20ng内标ꎮ

沉积物预处理:参考Chen和Zhou(2014)[5]

测

定黄浦江沉积物中抗生素的方法ꎬ取1g沉积物于20mL漩口瓶ꎬ加入内标20ngꎬ暗处静置1h后加入9mL乙腈ꎬ振荡器200r􀅰min￣1条件下振荡20

理学报第12卷

minꎬ超声机超声15minꎬ离心机2500r􀅰min￣1条件下离心5min后转移萃取液于50mL试管ꎬ重复步骤2次ꎬ合并所有萃取液使用氮吹仪吹至0.5mLꎮ加入置换溶剂甲醇5mL后使用氮吹仪吹至0.5mLꎬ转移至GC小瓶ꎮ再加入0.5mL含0.1%甲酸溶液的超纯水ꎬ立即用孔径0.45μm的滤头过滤ꎮ过滤后的样品立即使用仪器UPLC￣MS/MS进行检测ꎮ

斑马鱼预处理:斑马鱼预处理类似于沉积物ꎬ仅需在所有乙腈超声萃取液使用氮吹仪氮吹至5mL后进行去脂处理后ꎬ当大部分油脂悬浮或沉淀5mL萃取液置ꎮ去脂处理包括冷冻去脂和正己烷去脂[19]ꎮ￣20℃ꎬ使用冷冻处理至少0.45μm混合纤24h维树脂滤膜过滤ꎮ过滤液加入10mL正己烷ꎬ剧烈震荡1min后静置至液面分层ꎬ去除上层正己烷ꎬ重复2次正己烷去脂步骤后ꎬ其余萃取液处理步骤同１.４　沉积物处理分析方法ꎮ

本研究使用超高效液相色谱串联质谱系统(UP￣

LC￣MS/MS)对定容后的罗红霉素进行检测ꎬ选用WatersHSST3(100mm×2.1mmꎬ1.8μm)的色谱柱ꎬ进样量均为4μLꎮ柱温40℃ꎬ流速0.4mL􀅰min￣1流动相为含0.1%(V/V)甲酸的超纯水(A相)和含ꎮ0.1%(V/V)甲酸的乙腈(B相)ꎮ淋洗梯度为45%Aꎬ

50%Aꎬ100%A和45%Aꎬ时间分别为0minꎬ7.6minꎬ8min和10minꎮ分析时间共15minꎬ包括2min的冲洗柱子ꎮ其他参数:毛细管电压3.0kVꎻ离子源稳定在150℃ꎮ

实验数据采用Excel和SPSS软件进行分析ꎬ分１.５　析结果用平均值质量保证与质量控制±标准偏差表示ꎮ

罗红霉素萃取过程均使用玻璃仪器ꎬ先用自来水超声清洗20minꎬ再用纯水清洗3次ꎬ烘箱烘干后马弗炉400℃烧4h备用ꎮ

本研究中罗红霉素在水、沉积物和斑马鱼样本

中回收率分别为95.9%~100.6%ꎬ84.1%~89.2%和

71.5%~85.3%ꎮ定量限分别为0.06至1.23ng􀅰L￣10.01~0.24ng􀅰g￣1和0.01~0.28ng􀅰g￣1份ꎬ相对标准偏差(RSD)值均小于20%ꎮꎬꎮ样品一式三２　结果(Ｒｅｓｕｌｔｓ)

２.１　积物￣罗红霉素在水斑马鱼系统中的浓度变化

、水￣沉积物、水￣斑马鱼和水￣沉罗红霉素的浓度在水、水￣沉积物、水￣斑马鱼和

第3期陈悦等:沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响　４６３

水￣沉积物￣斑马鱼系统中随时间变化如图2所示ꎮ水体中罗红霉素残留量随时间变化呈现下降、最终趋于平衡的趋势ꎮ168h后ꎬ水中罗红霉素的消解率在水、水￣斑马鱼、水￣沉积物、水￣沉积物￣斑马鱼系统分别为2.69%、6.26%、43.31%和51.29%ꎮ为定量分析罗红霉素在水中的消减规律ꎬ使用公式1的一阶衰减方程进行拟合:

DT50=ln(2)/k(2)

t(h)为天数ꎬCa(ng􀅰mL￣1)ꎬCb(ng􀅰mL￣1)和Ct(ng􀅰mL￣1)分别为不能被沉积物或斑马鱼富集的RTM含量ꎬ能被沉积物或斑马鱼富集的RTM含量以及水中罗红霉素在t时刻浓度ꎬCa与Cb之和为水中罗红霉素初始浓度ꎬ拟合得到的k为沉积物解析或斑马鱼排出的速率常数ꎬ可采用公式2计算水相中罗红霉素半衰期DT50ꎬ参数见表1ꎮ

Ct=Ca+Cbe

￣kt(1)

图２　罗红霉素浓度在不同系统中随时间的变化

Fig.2　Variationofroxithromycin(RTM)indifferentsystemwithtime

表１　罗红霉素在水体中浓度衰减模型拟合参数

Table1　Theparametersofdecaymodelsofroxithromycinburdeninwater

处理Treatment水￣沉积物Water￣sediment水￣斑马鱼Water￣zebrafish水￣沉积物￣斑马鱼Water￣sediment￣zebrafish

Ca

/(μg􀅰L￣1)5.738

Cb

/(μg􀅰L￣1)4.106

k/d￣10.060

R2

0.987

DT50/h11.55

平衡时间/hEquilibrationtime/h

48

9.0140.8420.0070.93999144

5.2044.6740.0470.97714.7472

　４６４生态毒　　由表可知ꎬ决定系数个系统的R2为0.939~0.987ꎬ拟合程度较高ꎮ有沉积物的2k值均高于水￣斑马鱼系统ꎬDT50均小于水￣斑马鱼系统ꎮ各个处理系统的Ca均大于Cb图2b为水￣沉积物系统中沉积物中罗红霉素的

ꎬ水￣斑马鱼系统的Cb显著较低ꎮ

浓度随时间变化曲线ꎬ可见罗红霉素在沉积物中的吸附过程可分为3个阶段:迅速上升、较快上升和缓慢上升阶段ꎮ沉积物中罗红霉素含量在积物中的罗红霉素含量最大值减少为ꎮ在水￣沉积物￣斑马鱼系统144h达最大值为43.37ng􀅰g￣141.89ng􀅰ꎬg沉￣1斑马鱼对罗红霉素的富集能力随时间的变化如图ꎮ

2c所示ꎮ斑马鱼中罗红霉素残留量随时间变化呈现先上升、再下降、最终上升并趋于平衡的趋势ꎮ结果表明ꎬ处理时间越长ꎬ斑马鱼的富集量越大ꎬ在水￣斑马鱼系统中ꎬ168h最大富集量达到16.36ng􀅰g￣1在水￣沉积物￣斑马鱼系统中(图2d)ꎬ斑马鱼的最大ꎮ￣1２.２　富集量减少为沉积物对罗红霉素生物有效性的影响12.41ng􀅰gꎮ

在水生生态环境ꎬ沉积物对污染物吸附的能力

可以用沉积物￣水分配系数(Kp)和有机碳标准化的分配系数(Koc)表示ꎮ

Kp=Cs/Cw

(3)Koc=Kp/foc

(4)

其中Cs(ng􀅰g￣1)和Cw(ng􀅰mL￣1)分别表示沉积物和水体中罗红霉素浓度ꎬfoc指的是沉积物的有机碳含量ꎮ如图3a所示ꎬ在168hꎬ罗红霉素在水￣沉积物和水￣沉积物￣斑马鱼系统中的Kp值分别为7.6和

8.6mL􀅰g￣1ꎮ其范围为图3b中罗红霉素的326.9到354.1Koc值随暴露时间增加ꎬ168hL􀅰kg￣oc￣1图3中水￣沉积物和水￣沉积物￣斑马鱼系统中的ꎮK对p值和Koc值使用SPSS软件进行独立t检验分析ꎬ结果显示在置信区间95%下ꎬ方差均齐性ꎬP值分别为0.912和0.861ꎬ均大于0.05ꎬ均无显著差异ꎮ

生物富集系数(BCF)既可以评估化合物在水生生物体内富集情况还可以评估化合物对生物体毒性程度ꎬ即化学物质在生物体内积累浓度与生物所处环境介质中该物质浓度的比值[20]BCF=Cꎮ

f/Cw

(5)

其中C1f(ng􀅰g￣1)和Cw(ng􀅰mL￣)分别表示斑马鱼和水体中罗红霉素浓度ꎮ如图4所示ꎬ罗红霉素在斑马鱼体内的BCF随着暴露时间增加而不断增大ꎬ

在168h达到最大值2.55mL􀅰g￣1

实验ꎬ沉积物的存在减少了斑马鱼体内罗红霉素的浓

ꎮ在对比只有水的理学报第12卷

度(图2c和图2d)ꎬ却增加了BCF值(8.62mL􀅰g￣1)ꎮ

图３　罗红霉素在水￣沉积物和水￣沉积物￣斑马鱼

系统中随时间的Kp值和Koc值变化

Fig.3　TheKpandKocvaluesofroxithromycin(RTM)inwater￣sedimentandwater￣sediment￣zebrafishsystems

图４　罗红霉素的ＢＣＦ值在水￣斑马鱼和水￣沉积物￣斑马鱼系统中随时间变化Fig.4　TheBCFvaluesofroxithromycin(RTM)inwater￣zebrafishandwater￣sediment￣zebrafishsystems

第3期陈悦等:沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响　４６５

２.３　盐度对罗红霉素生物有效性的影响

行独立t检验分析ꎬ结果显示在置信区间95%下ꎬ方差齐性ꎬP值为0.919ꎬ大于0.05ꎬ所以无显著差异ꎬ说明0‰和10‰盐度条件的水￣斑马鱼系统中斑马鱼的富集能力差别不大ꎮ然而ꎬ在有沉积物系统即水￣沉积物￣斑马鱼系统中ꎬ红色与空红的柱状图表明10‰的盐度条件下斑马鱼的富集能力比0‰的盐度小ꎮ仅有水存在的系统ꎬ不同盐度条件下ꎬ罗红霉素含量占总投加量的比例随时间的变化无明显差异ꎬ未作图显示ꎮ

不同盐度条件下ꎬ在水￣沉积物系统ꎬ沉积物中

的罗红霉素含量占总投加量的比例随时间的变化情况如图5a所示ꎮ比较0‰的盐度下沉积物中罗红霉素含量可知:在10‰的盐度下ꎬ沉积物拥有更大的吸附效率ꎮ图5b中ꎬ黑色与空黑的柱状图表明在水￣斑马鱼系统ꎬ0‰和10‰的盐度条件下ꎬ斑马鱼中的RTM占总投加量的比例ꎮ对0‰和10‰盐度条件下斑马鱼中罗红霉素浓度值使用SPSS软件进

图５　不同盐度下沉积物和斑马鱼体中罗红霉素浓度占总投加量的比例随时间的变化

Fig.5　VariationofRTMconcentrationsinsedimentandzebrafishasaproportionoftotalpollutantamountwithtime

图６　罗红霉素在水￣沉积物￣斑马鱼控制系统中的分布规律和占所投加量百分比

Fig.6　DistributionofRTMinthewater￣sediment￣zebrafishmicrocosmaspercentageoftotalamountadded

　４６６生态毒２.４　布规律

罗红霉素在水￣沉积物￣斑马鱼控制系统中的分罗红霉素进入水￣沉积物￣斑马鱼控制系统后ꎬ随着暴露时间增加ꎬ系统内的药物降解量也在增加ꎮ其中ꎬ沉积物为主要富集场所ꎬ可积累42.0%的罗红霉素ꎬ斑马鱼对罗红霉素亦有一定的吸收富集能力ꎬ可吸收和富集0.16%的罗红霉素ꎮ随着暴露时间的变化ꎬ沉积物中罗红霉素含量与斑马鱼中含量成正比ꎮ３　　讨论(Ｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ说明罗红霉素药物在实验过程中比较稳定　罗红霉素在只有水的系统中消减率低于)

ꎬ可以用5%ꎬ于沉积物吸附实验和斑马鱼生物累积实验ꎮ水￣沉积物系统中水体的罗红霉素含量比水￣沉积物￣斑马鱼系统中的下降趋势更明显ꎬ可以说明罗红霉素在沉积物中的富集能力远远大于在斑马鱼体内的富集能力ꎮ罗红霉素在水￣沉积物￣斑马鱼系统的水体中消解率最大ꎬ说明控制系统内相态越多ꎬ水中罗红霉素消减速度越快ꎬ反映了罗红霉素和其他相态有相互作用ꎮ大量研究证明ꎬ水体中抗生素的降解与pH、初始浓度、离子强度等因素有关[21]江水中的降解半衰期在6~40min之间ꎬ四环素在东ꎬ东江水中抗生素降解速率大于去离子水[22]抗生素在太湖河水中国的半衰期为ꎻ310.5种典型磺胺类~12.9dꎬ而在杀菌后的水体内半衰期上升为31.9~49.8d[23]与此相比ꎬ罗红霉素在水体中的残留时间更长ꎮꎮ

抗生素可以通过氢键、范德华力等分子间作用力与沉积物中有机质或表面吸附位点进行吸附ꎬ也可通过抗生素本身的分子功能与沉积物中有机质形成螯合物或络合物ꎬ因此沉积物可以作为重要的汇蓄积抗生素[24]质、沉积物的粒径ꎮ沉积物蓄积能力取决于污染物的性、有机碳含量ꎬ水环境的温度、pH、盐度等[25￣26]量越高ꎬ其吸附能力越强ꎮ一般来说ꎬ沉积物粒径越小[27￣28]ꎬ有机碳含沉积物中罗红霉素浓度的最大值为ꎮ在水43.37￣沉积物系统ng􀅰g￣1ꎬ环境浓度一致ꎮ中国辽河中大环内酯类抗生素平均ꎬ与湿重为32.77ng􀅰g￣1g￣1[29]ꎬ其中罗红霉素为21.31ng􀅰g￣1[30]ꎬ期间沉积物中罗红霉素含量最大值分别为ꎮ珠江沉积物中的罗红霉素最高含量为在水￣沉积物和水￣沉积物￣斑马鱼系统33643.37ꎬ暴露ng􀅰gng

￣1和41.89ng􀅰g￣1的罗红霉素含量在水ꎬ比较水￣沉积物￣沉积物系统￣斑马鱼系统中有所减ꎬ沉积物中少(图2b和图2d)ꎬ而罗红霉素在水￣沉积物￣斑马鱼系统中的Kp值较水￣沉积物系统变化不大(图3a)ꎮ理学报第12卷

对水￣沉积物和水￣沉积物￣斑马鱼系统中的Kp值使用SPSS软件进行独立t检验分析ꎬ结果显示无显著差异ꎬ说明斑马鱼对沉积物虽存在竞争吸附ꎬ但影响不显著ꎮ本研究中的罗红霉素Kp值(7.6~8.6mL􀅰g￣1)符合前人实验结果ꎮ伍银爱等[31]的模拟水生生态系统中检测到红霉素的最高Kp值为5.18mL􀅰g￣1而Cheng等[32]采集渤海沉积物样品计算得到211Lꎮ􀅰kg￣1kg￣1ꎬBai等[33]􀅰采集辽河沉积物样品计算得到585Lꎬꎬ可能是由于实际环境中的沉积物中的罗红霉可见根据环境样品得到的Kp值远远高于实验所得素是长期积累的结果ꎮ罗红霉素的Koc(326.9~354.1L􀅰kg￣oc￣1)ꎬ比Chen和Zhou[5]在上海黄浦江检测到的罗红霉素为3963~128928L􀅰kg￣oc￣1低一个数量级ꎬ主要是由于沉积物的有机碳、粒径不同ꎬ及沉积物￣罗红霉素相互作用的时间尺度不同等原因ꎮ污染物在生物体内的富集能力与污染物性质、

水体浓度以及富集时间有关[10]体浓度越高ꎬ富集时间越长ꎬ生物体的富集浓度越ꎮ污染物越亲脂ꎬ水高ꎬ代表其生物有效性越高[34]论ꎬ说明罗红霉素可以通过生物累积作用在生物体ꎮ本研究符合前人结内达到很高的浓度ꎬ从而对水生生物产生潜在毒性作用ꎮ比较水￣斑马鱼系统与水￣沉积物￣斑马鱼系统ꎬ斑马鱼体内罗红霉素含量的减少是由于沉积物吸附(图2c和图2d)ꎮ为了进一步研究这个现象ꎬ污染物的生物利用度可以用BCF表示ꎬ水￣沉积物￣斑马鱼系统中的BCF值更大ꎬ可能因为在水￣沉积物￣斑马鱼系统ꎬ相较于斑马鱼ꎬ罗红霉素更易吸附于沉积物中ꎬ沉积物是罗红霉素的主要富集场所(图2d)ꎮ对水￣沉积物￣斑马鱼系统和水￣斑马鱼系统水体中的罗红霉素浓度值使用SPSS软件进行独立t检验分析ꎬ结果显示在置信区间95%下ꎬ方差非齐性ꎬP值为0.0003ꎬ远小于0.05ꎬ所以有显著差异ꎬ说明水￣沉积物￣斑马鱼系统水体中的罗红霉素含量较水￣斑马鱼系统有较显著的减少ꎮ在有沉积物系统ꎬ斑马鱼对罗红霉素的吸收量低于无沉积物系统(图2c和图2d)ꎮ也就是说ꎬ在有沉积物系统ꎬ虽然斑马鱼和水体中罗红霉素浓度都较无沉积物系统减少ꎬ但是水体中的罗红霉素含量减少的更多ꎬ故而使水￣沉积物￣斑马鱼系统中的BCF值大于水￣斑马鱼系统中的BCF值ꎮ水体环境中的罗红霉素含量与BCF呈反比ꎬ这与文献一致[10,26]有研究证明ꎬ盐度不仅可以影响水生生物的渗ꎮ

透调节和新陈代谢ꎬ还可以激活或抑制体内消化酶

􀅰第3期陈悦等:沉积物与盐度对罗红霉素生物有效性的影响　４６７

的活性ꎬ从而影响水生生物对污染物的吸收能力[35]还有研究证明ꎬ盐度可以改变污染物离子强度和在ꎮ水中的溶解度ꎬ这些属性的差异可能会影响污染物在水相和沉积物相中的分布[36]生物对污染物的吸收ꎮ因此ꎬ本文探究了盐度对罗ꎬ从而间接影响水生红霉素生物有效性的直接影响和间接影响ꎮ有文献报道ꎬ有机污染物在水中的溶解度随盐度增大而减小ꎬ这种情况被称为盐析效应ꎮ在高盐度条件下ꎬ沉积物更容易吸附抗生素[36]罗红霉素含量与盐度呈正相关ꎮ本研究发现沉积物中的

ꎬ与前人的研究结果一致ꎮ有研究证明ꎬ多数水生无脊椎动物对重金属的吸收与盐度之间呈负相关性条件下斑马鱼中罗红霉素浓度值使用ꎮ本研究对ꎬ即重金属的吸收随着盐度的升高而降低[37]0‰SPSS和10‰软件进盐度行独立t检验分析ꎬ结果显示两者无显著差异ꎬ说明0‰和10‰盐度条件的水￣斑马鱼系统中斑马鱼的富集能力差别不大(图5b黑色与空黑的柱状图)ꎮ因此ꎬ本文认为导致斑马鱼富集能力减少的主要原因是由于沉积物竞争吸附间接导致斑马鱼的富集能力减少ꎮ

罗红霉素进入实验室单一和复合控制系统后ꎬ随着暴露时间的增加ꎬ系统内的药物降解量也在增加ꎮ结果证实ꎬ罗红霉素进入水￣沉积物￣斑马鱼控制系统后ꎬ沉积物为主要富集场所ꎬ可富集42.0%的罗红霉素ꎬ斑马鱼可吸收富集0.16%的罗红霉素ꎮ随着暴露时间的延长ꎬ沉积物中罗红霉素的含量与斑马鱼中罗红霉素的含量都在增加ꎬ说明罗红霉素对斑马鱼具有生物有效性ꎮ伍银爱等[31]的室内模拟生态系统实验中ꎬ沉积物富集56.5%的红霉素ꎬ而Mackay等[38]研究了沉积物与底泥可以吸收99.8%的DDTꎬ说明沉积物对不同化合物的吸附能力相差很大ꎬ导致不同污染物的生物有效性有着不同程度的减少ꎮ

通讯作者简介:周俊良(1964—)ꎬ男ꎬ英国曼彻斯特大学博士ꎬ教授ꎬ主要研究方向为环境分析化学和海洋污染ꎬ以第一作者或通讯联系人在国际环境类的著名刊物上发表论文150余篇ꎮ

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