沉積物與鹽度對羅紅霉素生物有效性的影響

陳悅, 周俊良

華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室, 上海 200062

沉積物與鹽度對羅紅霉素生物有效性的影響

陳悅, 周俊良*

華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室, 上海 200062

在河口環(huán)境，沉積物與鹽度對抗生素的生物有效性有重要影響。使用超高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜(UPLC-MS/MS)分析單一和復合控制系統(tǒng)(水、水-沉積物、水-斑馬魚、水-沉積物-斑馬魚)中的各相態(tài)中的羅紅霉素，以期量化各相態(tài)中羅紅霉素的遷移、分布。隨著暴露時間延長，水體中羅紅霉素濃度不斷減少，沉積物和斑馬魚體內(nèi)羅紅霉素不斷蓄積。沉積物的存在會減少羅紅霉素在斑馬魚中的生物有效性。在高鹽度環(huán)境下，沉積物擁有更大的吸附效率，符合鹽析效應，導致羅紅霉素的生物有效性及斑馬魚富集能力下降。水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)達平衡時，沉積物為羅紅霉素的主要富集場所，可積累42.0%的羅紅霉素。同時，斑馬魚可吸收和富集0.16%的羅紅霉素。上述研究為研究抗生素環(huán)境行為和毒理提供了參考。

羅紅霉素；斑馬魚；生物有效性；沉積物；鹽度

Received23 December 2016accepted14 March 2017

Abstract: Sediment and salinity play an important role in the bioavailability of antibiotics in zebrafish in estuarine and coastal environments. The concentrations of roxithromycin in different single or combined systems (water, water-sediment, water-zebrafish and water-sediment-zebrafish) were analyzed by UPLC-MS/MS, to quantify their respective contributions to roxithromycin distribution in the simulated environment. Following exposure, roxithromycin concentrations in water were gradually reduced, while in sediment and zebrafish gradually increased. It was confirmed that the presence of sediment in the water reduced the bioavailability of roxithromycin. Under the condition of high salinity, roxithromycin was more likely to adsorb to sediment as a result of salting out effect, leading to a reduction in roxithromycin bioavailability and body burden of roxithromycin residues in zebrafish. At equilibrium, in the water-sediment-zebrafish system, sediment could adsorb 42.0% of roxithromycin as the main accumulation place. Meanwhile, zebrafish could absorb 0.16% of roxithromycin. The results presented in this study will provide a reference for the study of environmental behavior and toxicology of antibiotics.

Keywords: roxithromycin; zebrafish; bioavailability; sediment; salinity

抗生素被廣泛的用于畜牧防病和人類醫(yī)療，全世界消費量達20多萬t。我國抗生素濫用情況嚴重，年產(chǎn)量超過25 000 t，年使用量是世界水平的25%，人均消費量是美國的10倍，已成為最大的生產(chǎn)國和消費國[1-2]。大多數(shù)抗生素不易被生物完全降解，經(jīng)過人體或者動物攝入的抗生素高達80%～90%會以原形或代謝物經(jīng)糞、尿排出體外[3]。進入水環(huán)境的抗生素在環(huán)境中呈現(xiàn)“混合-持久-低劑量”的暴露特征，成為一類不可忽視的環(huán)境污染物[4]。近年來，學者們對抗生素的環(huán)境殘留、生態(tài)毒性和抗性基因等方面的研究越來越多[5-6]，但關于抗生素在環(huán)境中的遷移和分布的研究較少。通常我們用污染物總量來評價水體、土壤或沉積物污染的程度，由于沒有考慮污染物的生物有效性從而過高地評估了污染物的環(huán)境風險[7-8]。生物有效性代表著污染物可能被生物攝取的部分[9]，是影響污染物在環(huán)境中降解或轉(zhuǎn)化等環(huán)境行為及其對非靶標生物危害性的重要參數(shù)。因此，近年來生物有效性已成為各國學者關注的焦點。

羅紅霉素是新型大環(huán)內(nèi)酯類抗菌劑，屬于親脂性抗生素[10]。羅紅霉素酸解離常數(shù)(pKa)為9.17，辛醇/水分配系數(shù)(logKow)為2.75，溶解度為2 600～3 300 mg·L-1，這些理化性質(zhì)控制其環(huán)境行為[11]。羅紅霉素理化性質(zhì)相對穩(wěn)定，對光、熱、濕的穩(wěn)定性較強[12]，在水體的半衰期高達130～180 d[13]，污水處理廠排出口檢測出羅紅霉素含量至少在1 μg·L-1[14]，Yan等[15]檢測到長江口水體中羅紅霉素含量為0.05～8.2 ng·L-1，Zhou等[16]在中國海河底泥中檢測出羅紅霉素最大濃度達67.2 ng·g-1，說明目前羅紅霉素在水體和沉積物中均大量檢出。

水生生物具有生物富集作用，能富集水中低濃度的抗生素，除對自身產(chǎn)生危害作用外，富集于其體內(nèi)的抗生素可通過食物鏈進行傳遞，從而對人類的身體健康構(gòu)成嚴重威脅，因此研究抗生素的生物有效性具有重要意義。斑馬魚不僅易于飼養(yǎng)，還是環(huán)境檢測的“活試劑”，具有對外界環(huán)境變化極為敏感的優(yōu)點，作為一種新型的模式動物，目前被廣泛運用于環(huán)境監(jiān)測、細胞生物學以及分子生物學等研究，發(fā)揮越來越重要的作用[17-18]。

本研究選用羅紅霉素為代表抗生素，斑馬魚為模式生物，建立實驗室控制系統(tǒng)，具有體積小，操作方便等優(yōu)點。研究過程控制溫度、光照、鹽度等環(huán)境因素，評估羅紅霉素在不同相態(tài)中的相間遷移；考察羅紅霉素的生物有效性；以及沉積物與鹽度對羅紅霉素生物有效性的影響，為羅紅霉素進入水生生態(tài)系統(tǒng)后的安全性評價提供科學依據(jù)，為防控抗生素污染和評價抗生素環(huán)境風險提供更有價值的參考。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

羅紅霉素標準品、羅紅霉素-d7內(nèi)標標準品均購自德國Dr.Ehrenstorfer GmbH公司。甲醇和乙腈(HPLC級)均購自德國CNW公司。甲醇作為溶劑，分別配制1 g·L-1的羅紅霉素標準物質(zhì)和內(nèi)標，所有標準溶液均儲存在-20 ℃避光環(huán)境下。檢測當天，通過甲醇稀釋標準溶液得到不同濃度的線性校正曲線，范圍從0.1，0.25，0.5，0.75，1，2，5，10，20，50 μg L-1，內(nèi)標化合物濃度均為20 μg·L-1，用羅紅霉素的目標峰與內(nèi)標峰的比值定量，所得目標化合物的標準曲線線性較好，R2值大于0.99。

本研究采用的沉積物樣品于2014年11月采自中國長江口崇明東灘，采用箱式采樣器采集表層沉積物，置于無菌的聚乙烯塑封袋中，帶回實驗室后使用冷凍風干機冷凍干燥，風干后研磨，過60目的篩，保留粒徑 < 250 μm的組分，置塑封袋中待后續(xù)處理。

本研究采用的斑馬魚雌雄兼有、活潑健康、體型一致，年齡約3個月，體長(2.8±0.2) cm，濕重(0.35±0.08) g。在實驗室循環(huán)系統(tǒng)水族箱中馴養(yǎng)至少14 d后用于實驗。系統(tǒng)中的過濾泵可去除氯和碳以保證水質(zhì)干凈，系統(tǒng)溫度保持在(28±1) ℃，溶解氧 > 7 mg·L-1，光暗比14:10，每日2次喂養(yǎng)豐年蝦和片狀飼料，實驗全程斑馬魚健康狀況良好。

1.2 實驗設計

如圖1顯示，本研究設計了4組控制系統(tǒng)，(a)水，(b)水-沉積物，(c)水-斑馬魚，(d)水-沉積物-斑馬魚，每組系統(tǒng)設置2個鹽度梯度(0‰鹽度和10‰鹽度)，同時每組系統(tǒng)設置3個平行，共計24個系統(tǒng)(4組系統(tǒng)×2個鹽度梯度×3個平行)。在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中，首先向魚缸(20 cm×15 cm×15 cm)中加入500 g沉積物，再緩慢加入使用磁力攪拌器室溫攪拌均勻的羅紅霉素水溶液5 L，最后加入40條斑馬魚，系統(tǒng)建立時間控制在10 min以內(nèi)，期間羅紅霉素降解量忽略不計。暴露期間持續(xù)曝氣保證溶解氧 > 7 mg·L-1，使用加熱棒保證系統(tǒng)溫度維持在(28±1) ℃，每日喂養(yǎng)片狀飼料2次，喂食2 h后，吸取食物殘渣以及排泄物以防止污染。水、水-沉積物、水-斑馬魚系統(tǒng)僅缺少相關相態(tài)，其他類似于水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)。測定不同時間節(jié)點(0 h，2 h，4 h，8 h，12 h，24 h，48 h，72 h，96 h，120 h，144 h，168 h)24個系統(tǒng)中羅紅霉素在水樣、沉積物樣、斑馬魚樣內(nèi)的濃度。

水樣：使用玻璃滴管從魚缸的上、中、下各取適量水樣經(jīng)過安裝有0.45 μm混合纖維樹脂過濾頭的玻璃針式過濾器過濾，定容1 mL于超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜系統(tǒng)(UPLC-MS/MS)配套的2 mL的GC小瓶中，-20 ℃冷凍保存待后續(xù)處理，其余水樣返回實驗系統(tǒng)。

沉積物：從魚缸內(nèi)取出適量水-沉積物混合物于20 mL玻璃瓶中，離心機在2 500 r·min-1條件下離心5 min，使用滴管吸取上清液并返回實驗系統(tǒng)。沉積物于-20 ℃冷凍保存至少24 h后，使用冷凍風干機冷凍干燥，風干后研磨，置塑封袋中待后續(xù)萃取處理。

斑馬魚：每個時間節(jié)點每個系統(tǒng)中各取5條，冰凍猝死。生理鹽水漂洗斑馬魚表面3次，吸水紙吸干后稱鮮重。冷凍風干機冷凍干燥處理后稱干重。研磨，置塑封袋中待后續(xù)萃取處理。

圖1 實驗設計方案Fig. 1 Experimental design

1.3 樣品預處理

水樣預處理：加入20 ng內(nèi)標。

沉積物預處理：參考Chen 和 Zhou (2014)[5]測定黃浦江沉積物中抗生素的方法，取1 g沉積物于20 mL漩口瓶，加入內(nèi)標20 ng，暗處靜置1 h后加入9 mL乙腈，振蕩器200 r·min-1條件下振蕩20 min，超聲機超聲15 min，離心機2 500 r·min-1條件下離心5 min后轉(zhuǎn)移萃取液于50 mL試管，重復步驟2次，合并所有萃取液使用氮吹儀吹至0.5 mL。加入置換溶劑甲醇5 mL后使用氮吹儀吹至0.5 mL，轉(zhuǎn)移至GC小瓶。再加入0.5 mL含0.1%甲酸溶液的超純水，立即用孔徑0.45 μm的濾頭過濾。過濾后的樣品立即使用儀器UPLC-MS/MS進行檢測。

斑馬魚預處理：斑馬魚預處理類似于沉積物，僅需在所有乙腈超聲萃取液使用氮吹儀氮吹至5 mL后進行去脂處理。去脂處理包括冷凍去脂和正己烷去脂[19]。5 mL萃取液置-20 ℃冷凍處理至少24 h后，當大部分油脂懸浮或沉淀，使用0.45 μm混合纖維樹脂濾膜過濾。過濾液加入10 mL正己烷，劇烈震蕩1 min后靜置至液面分層，去除上層正己烷，重復2次正己烷去脂步驟后，其余萃取液處理步驟同沉積物處理。

1.4 分析方法

本研究使用超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜系統(tǒng)(UPLC-MS/MS)對定容后的羅紅霉素進行檢測，選用Waters HSS T3(100 mm×2.1 mm，1.8 μm)的色譜柱，進樣量均為4 μL。柱溫40 ℃，流速0.4 mL·min-1。流動相為含0.1%(V/V)甲酸的超純水(A相)和含0.1%(V/V)甲酸的乙腈(B相)。淋洗梯度為45% A，50% A，100% A和45% A，時間分別為0 min，7.6 min，8 min和10 min。分析時間共15 min，包括2 min的沖洗柱子。其他參數(shù)：毛細管電壓3.0 kV；離子源穩(wěn)定在150 ℃。

實驗數(shù)據(jù)采用Excel和SPSS軟件進行分析，分析結(jié)果用平均值±標準偏差表示。

1.5 質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

羅紅霉素萃取過程均使用玻璃儀器，先用自來水超聲清洗20 min，再用純水清洗3次，烘箱烘干后馬弗爐400 ℃燒4 h備用。

本研究中羅紅霉素在水、沉積物和斑馬魚樣本中回收率分別為95.9%～100.6%，84.1%～89.2%和71.5%～85.3%。定量限分別為0.06至1.23 ng·L-1，0.01～0.24 ng·g-1和0.01～0.28 ng·g-1。樣品一式三份，相對標準偏差(RSD)值均小于20%。

2 結(jié)果(Results)

2.1 羅紅霉素在水、水-沉積物、水-斑馬魚和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的濃度變化

羅紅霉素的濃度在水、水-沉積物、水-斑馬魚和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中隨時間變化如圖2所示。水體中羅紅霉素殘留量隨時間變化呈現(xiàn)下降、最終趨于平衡的趨勢。168 h后，水中羅紅霉素的消解率在水、水-斑馬魚、水-沉積物、水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)分別為2.69%、6.26%、43.31%和51.29%。為定量分析羅紅霉素在水中的消減規(guī)律，使用公式1的一階衰減方程進行擬合：

Ct= Ca+Cbe-kt

(1)

DT50= ln(2)/k

(2)

t(h)為天數(shù)，Ca(ng·mL-1)，Cb(ng·mL-1)和Ct(ng·mL-1)分別為不能被沉積物或斑馬魚富集的RTM含量，能被沉積物或斑馬魚富集的RTM含量以及水中羅紅霉素在t時刻濃度，Ca與Cb之和為水中羅紅霉素初始濃度，擬合得到的k為沉積物解析或斑馬魚排出的速率常數(shù)，可采用公式2計算水相中羅紅霉素半衰期DT50，參數(shù)見表1。

圖2 羅紅霉素濃度在不同系統(tǒng)中隨時間的變化Fig. 2 Variation of roxithromycin (RTM) in different system with time

表1 羅紅霉素在水體中濃度衰減模型擬合參數(shù)Table 1 The parameters of decay models of roxithromycin burden in water

由表可知，決定系數(shù)R2為0.939～0.987，擬合程度較高。有沉積物的2個系統(tǒng)的k值均高于水-斑馬魚系統(tǒng)，DT50均小于水-斑馬魚系統(tǒng)。各個處理系統(tǒng)的Ca均大于Cb，水-斑馬魚系統(tǒng)的Cb顯著較低。

圖2b為水-沉積物系統(tǒng)中沉積物中羅紅霉素的濃度隨時間變化曲線，可見羅紅霉素在沉積物中的吸附過程可分為3個階段：迅速上升、較快上升和緩慢上升階段。沉積物中羅紅霉素含量在144 h達最大值為43.37 ng·g-1。在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)，沉積物中的羅紅霉素含量最大值減少為41.89 ng·g-1。斑馬魚對羅紅霉素的富集能力隨時間的變化如圖2c所示。斑馬魚中羅紅霉素殘留量隨時間變化呈現(xiàn)先上升、再下降、最終上升并趨于平衡的趨勢。結(jié)果表明，處理時間越長，斑馬魚的富集量越大，在水-斑馬魚系統(tǒng)中，168 h最大富集量達到16.36 ng·g-1。在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中(圖2d)，斑馬魚的最大富集量減少為12.41 ng·g-1。

2.2 沉積物對羅紅霉素生物有效性的影響

在水生生態(tài)環(huán)境，沉積物對污染物吸附的能力可以用沉積物-水分配系數(shù)(Kp)和有機碳標準化的分配系數(shù)(Koc)表示。

Kp= Cs/Cw

(3)

Koc= Kp/foc

(4)

其中Cs(ng·g-1)和Cw(ng·mL-1)分別表示沉積物和水體中羅紅霉素濃度，foc指的是沉積物的有機碳含量。如圖3a所示，在168 h，羅紅霉素在水-沉積物和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的Kp值分別為7.6和8.6 mL·g-1。圖3b中羅紅霉素的Koc值隨暴露時間增加，168 h其范圍為326.9到354.1 L·kg-oc-1。對圖3中水-沉積物和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的Kp值和Koc值使用SPSS軟件進行獨立t檢驗分析，結(jié)果顯示在置信區(qū)間95%下，方差均齊性，P值分別為0.912和0.861，均大于0.05，均無顯著差異。

生物富集系數(shù)(BCF)既可以評估化合物在水生生物體內(nèi)富集情況還可以評估化合物對生物體毒性程度，即化學物質(zhì)在生物體內(nèi)積累濃度與生物所處環(huán)境介質(zhì)中該物質(zhì)濃度的比值[20]。

BCF = Cf/Cw

(5)

其中Cf(ng·g-1)和Cw(ng·mL-1)分別表示斑馬魚和水體中羅紅霉素濃度。如圖4所示，羅紅霉素在斑馬魚體內(nèi)的BCF隨著暴露時間增加而不斷增大，在168 h達到最大值2.55 mL·g-1。在對比只有水的實驗，沉積物的存在減少了斑馬魚體內(nèi)羅紅霉素的濃度(圖2c和圖2d)，卻增加了BCF值(8.62 mL·g-1)。

圖3 羅紅霉素在水-沉積物和水-沉積物-斑馬魚 系統(tǒng)中隨時間的Kp值和Koc值變化Fig. 3 The Kp and Koc values of roxithromycin (RTM) in water-sediment and water-sediment-zebrafish systems

圖4 羅紅霉素的BCF值在水-斑馬魚 和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中隨時間變化Fig. 4 The BCF values of roxithromycin (RTM) in water-zebrafish and water-sediment-zebrafish systems

2.3 鹽度對羅紅霉素生物有效性的影響

不同鹽度條件下，在水-沉積物系統(tǒng)，沉積物中的羅紅霉素含量占總投加量的比例隨時間的變化情況如圖5a所示。比較0‰的鹽度下沉積物中羅紅霉素含量可知：在10‰的鹽度下，沉積物擁有更大的吸附效率。圖5b中，黑色與空黑的柱狀圖表明在水-斑馬魚系統(tǒng)，0‰和10‰的鹽度條件下，斑馬魚中的RTM占總投加量的比例。對0‰和10‰鹽度條件下斑馬魚中羅紅霉素濃度值使用SPSS軟件進行獨立t檢驗分析，結(jié)果顯示在置信區(qū)間95%下，方差齊性，P值為0.919，大于0.05，所以無顯著差異，說明0‰和10‰鹽度條件的水-斑馬魚系統(tǒng)中斑馬魚的富集能力差別不大。然而，在有沉積物系統(tǒng)即水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中，紅色與空紅的柱狀圖表明10‰的鹽度條件下斑馬魚的富集能力比0‰的鹽度小。僅有水存在的系統(tǒng)，不同鹽度條件下，羅紅霉素含量占總投加量的比例隨時間的變化無明顯差異，未作圖顯示。

圖5 不同鹽度下沉積物和斑馬魚體中羅紅霉素濃度占總投加量的比例隨時間的變化Fig. 5 Variation of RTM concentrations in sediment and zebrafish as a proportion of total pollutant amount with time

圖6 羅紅霉素在水-沉積物-斑馬魚控制系統(tǒng)中的分布規(guī)律和占所投加量百分比Fig. 6 Distribution of RTM in the water-sediment-zebrafish microcosm as percentage of total amount added

2.4 羅紅霉素在水-沉積物-斑馬魚控制系統(tǒng)中的分布規(guī)律

羅紅霉素進入水-沉積物-斑馬魚控制系統(tǒng)后，隨著暴露時間增加，系統(tǒng)內(nèi)的藥物降解量也在增加。其中，沉積物為主要富集場所，可積累42.0%的羅紅霉素，斑馬魚對羅紅霉素亦有一定的吸收富集能力，可吸收和富集0.16%的羅紅霉素。隨著暴露時間的變化，沉積物中羅紅霉素含量與斑馬魚中含量成正比。

3 討論(Discussion)

羅紅霉素在只有水的系統(tǒng)中消減率低于5%，說明羅紅霉素藥物在實驗過程中比較穩(wěn)定，可以用于沉積物吸附實驗和斑馬魚生物累積實驗。水-沉積物系統(tǒng)中水體的羅紅霉素含量比水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的下降趨勢更明顯，可以說明羅紅霉素在沉積物中的富集能力遠遠大于在斑馬魚體內(nèi)的富集能力。羅紅霉素在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)的水體中消解率最大，說明控制系統(tǒng)內(nèi)相態(tài)越多，水中羅紅霉素消減速度越快，反映了羅紅霉素和其他相態(tài)有相互作用。大量研究證明，水體中抗生素的降解與pH、初始濃度、離子強度等因素有關[21]，四環(huán)素在東江水中的降解半衰期在6～40 min之間，東江水中抗生素降解速率大于去離子水[22]；3種典型磺胺類抗生素在太湖河水中國的半衰期為10.5～12.9 d，而在殺菌后的水體內(nèi)半衰期上升為31.9～49.8 d[23]。與此相比，羅紅霉素在水體中的殘留時間更長。

抗生素可以通過氫鍵、范德華力等分子間作用力與沉積物中有機質(zhì)或表面吸附位點進行吸附，也可通過抗生素本身的分子功能與沉積物中有機質(zhì)形成螯合物或絡合物，因此沉積物可以作為重要的匯蓄積抗生素[24]。沉積物蓄積能力取決于污染物的性質(zhì)、沉積物的粒徑、有機碳含量，水環(huán)境的溫度、pH、鹽度等[25-26]。一般來說，沉積物粒徑越小，有機碳含量越高，其吸附能力越強[27-28]。在水-沉積物系統(tǒng)，沉積物中羅紅霉素濃度的最大值為43.37 ng·g-1，與環(huán)境濃度一致。中國遼河中大環(huán)內(nèi)酯類抗生素平均濕重為32.77 ng·g-1，其中羅紅霉素為21.31 ng·g-1[29]，珠江沉積物中的羅紅霉素最高含量為336 ng·g-1[30]。在水-沉積物和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)，暴露期間沉積物中羅紅霉素含量最大值分別為43.37 ng·g-1和41.89 ng·g-1，比較水-沉積物系統(tǒng)，沉積物中的羅紅霉素含量在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中有所減少(圖2b和圖2d)，而羅紅霉素在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的Kp值較水-沉積物系統(tǒng)變化不大(圖3a)。對水-沉積物和水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的Kp值使用SPSS軟件進行獨立t檢驗分析，結(jié)果顯示無顯著差異，說明斑馬魚對沉積物雖存在競爭吸附，但影響不顯著。本研究中的羅紅霉素Kp值(7.6～8.6 mL·g-1)符合前人實驗結(jié)果。伍銀愛等[31]的模擬水生生態(tài)系統(tǒng)中檢測到紅霉素的最高Kp值為5.18 mL·g-1。而Cheng等[32]采集渤海沉積物樣品計算得到211 L·kg-1，Bai等[33]采集遼河沉積物樣品計算得到585 L·kg-1，可見根據(jù)環(huán)境樣品得到的Kp值遠遠高于實驗所得，可能是由于實際環(huán)境中的沉積物中的羅紅霉素是長期積累的結(jié)果。羅紅霉素的Koc(326.9～354.1 L·kg-oc-1)，比Chen和Zhou[5]在上海黃浦江檢測到的羅紅霉素為3 963～128 928 L·kg-oc-1低一個數(shù)量級，主要是由于沉積物的有機碳、粒徑不同，及沉積物-羅紅霉素相互作用的時間尺度不同等原因。

污染物在生物體內(nèi)的富集能力與污染物性質(zhì)、水體濃度以及富集時間有關[10]。污染物越親脂，水體濃度越高，富集時間越長，生物體的富集濃度越高，代表其生物有效性越高[34]。本研究符合前人結(jié)論，說明羅紅霉素可以通過生物累積作用在生物體內(nèi)達到很高的濃度，從而對水生生物產(chǎn)生潛在毒性作用。比較水-斑馬魚系統(tǒng)與水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)，斑馬魚體內(nèi)羅紅霉素含量的減少是由于沉積物吸附(圖2c和圖2d)。為了進一步研究這個現(xiàn)象，污染物的生物利用度可以用BCF表示，水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的BCF值更大，可能因為在水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)，相較于斑馬魚，羅紅霉素更易吸附于沉積物中，沉積物是羅紅霉素的主要富集場所(圖2d)。對水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)和水-斑馬魚系統(tǒng)水體中的羅紅霉素濃度值使用SPSS軟件進行獨立t檢驗分析，結(jié)果顯示在置信區(qū)間95%下，方差非齊性，P值為0.0003，遠小于0.05，所以有顯著差異，說明水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)水體中的羅紅霉素含量較水-斑馬魚系統(tǒng)有較顯著的減少。在有沉積物系統(tǒng)，斑馬魚對羅紅霉素的吸收量低于無沉積物系統(tǒng)(圖2c和圖2d)。也就是說，在有沉積物系統(tǒng)，雖然斑馬魚和水體中羅紅霉素濃度都較無沉積物系統(tǒng)減少，但是水體中的羅紅霉素含量減少的更多，故而使水-沉積物-斑馬魚系統(tǒng)中的BCF值大于水-斑馬魚系統(tǒng)中的BCF值。水體環(huán)境中的羅紅霉素含量與BCF呈反比，這與文獻一致[10, 26]。

有研究證明，鹽度不僅可以影響水生生物的滲透調(diào)節(jié)和新陳代謝，還可以激活或抑制體內(nèi)消化酶的活性，從而影響水生生物對污染物的吸收能力[35]。還有研究證明，鹽度可以改變污染物離子強度和在水中的溶解度，這些屬性的差異可能會影響污染物在水相和沉積物相中的分布[36]，從而間接影響水生生物對污染物的吸收。因此，本文探究了鹽度對羅紅霉素生物有效性的直接影響和間接影響。有文獻報道，有機污染物在水中的溶解度隨鹽度增大而減小，這種情況被稱為鹽析效應。在高鹽度條件下，沉積物更容易吸附抗生素[36]。本研究發(fā)現(xiàn)沉積物中的羅紅霉素含量與鹽度呈正相關，與前人的研究結(jié)果一致。有研究證明，多數(shù)水生無脊椎動物對重金屬的吸收與鹽度之間呈負相關性，即重金屬的吸收隨著鹽度的升高而降低[37]。本研究對0‰和10‰鹽度條件下斑馬魚中羅紅霉素濃度值使用SPSS軟件進行獨立t檢驗分析，結(jié)果顯示兩者無顯著差異，說明0‰和10‰鹽度條件的水-斑馬魚系統(tǒng)中斑馬魚的富集能力差別不大(圖5b黑色與空黑的柱狀圖)。因此，本文認為導致斑馬魚富集能力減少的主要原因是由于沉積物競爭吸附間接導致斑馬魚的富集能力減少。

羅紅霉素進入實驗室單一和復合控制系統(tǒng)后，隨著暴露時間的增加，系統(tǒng)內(nèi)的藥物降解量也在增加。結(jié)果證實，羅紅霉素進入水-沉積物-斑馬魚控制系統(tǒng)后，沉積物為主要富集場所，可富集42.0%的羅紅霉素，斑馬魚可吸收富集0.16%的羅紅霉素。隨著暴露時間的延長，沉積物中羅紅霉素的含量與斑馬魚中羅紅霉素的含量都在增加，說明羅紅霉素對斑馬魚具有生物有效性。伍銀愛等[31]的室內(nèi)模擬生態(tài)系統(tǒng)實驗中，沉積物富集56.5%的紅霉素，而Mackay等[38]研究了沉積物與底泥可以吸收99.8%的DDT，說明沉積物對不同化合物的吸附能力相差很大，導致不同污染物的生物有效性有著不同程度的減少。

[1] Lei X N, Lu J J, Liu Z L, et al. Concentration and distribution of antibiotics in water-sediment system of Bosten Lake, Xinjiang [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(3): 1670-1678

[2] Richardson B J, Lam P K S, Martin M. Emerging chemicals of concern: Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in Asia, with particular reference to Southern China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2005, 50(9): 913-920

[3] Bellante D M G, Bellante L, Chiavola A, et al. Pharmaceuticals in the environment [J]. Environment and Resources, 2010, 28(35): 212-221

[4] 方淑霞, 王大力, 朱麗華, 等. 抗生素對微生物的聯(lián)合與低劑量毒性研究進展[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015, 10(2): 69-75

Fang S X, Wang D L, Zhu L H, et al. Progress in researches on toxicity of antibiotics in low dose and mixture exposure to microorganisms [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 69-75 (in Chinese)

[5] Chen K, Zhou J L. Occurrence and behavior of antibiotics in water and sediments from the Huangpu River, Shanghai, China [J]. Chemosphere, 2014, 95(5): 604-612

[6] 周啟星, 羅義, 王美娥. 抗生素的環(huán)境殘留、生態(tài)毒性及抗性基因污染[J]. 生態(tài)毒理學報, 2007, 2(3): 243-251

Zhou Q X, Luo Y, Wang M E. Environmental residues and ecotoxicity of antibiotics and their resistance gene pollution: A review [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2007, 2(3): 243-251 (in Chinese)

[7] Alexander M. Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutants [J]. Environmental Science and Technology, 2000, 34(20): 4259-4265

[8] Reid B J, Jones K C, Semple K T. Bioavailability of persistent organic pollutants in soils and sediments—A perspective on mechanisms, consequences and assessment [J]. Environmental Pollution, 2000, 108(1): 103-112

[9] Semple K T, Doick K J, Jones K C, et al. Peer reviewed: Defining bioavailability and bioaccessibility of contaminated soil and sediment is complicated [J]. Environmental Science and Technology, 2004, 38(12): 228A-231A

[10] Liu J, Lu G, Wang Y, et al. Bioconcentration, metabolism, and biomarker responses in freshwater fish Carassius auratus exposed to roxithromycin [J]. Chemosphere, 2014, 99(3): 102-108

[11] Kay P, Blackwell P A, Boxall A B. A lysimeter experiment to investigate the leaching of veterinary antibiotics through a clay soil and comparison with field data [J]. Environmental Pollution, 2005, 134(2): 333-341

[12] 唐克慧, 曹勝華. 羅紅霉素的理化性質(zhì)研究[J]. 中國現(xiàn)代應用藥學, 1995(增刊): 5-7

Tang K H, Cao S H. Roxithromycin physical and chemical properties [J]. Chinese Journal of Modern Applied Pharmacy, 1995(Suppl): 5-7 (in Chinese)

[13] Massé D I, Saady N M C, Gilbert Y. Potential of biological processes to eliminate antibiotics in livestock manure: An overview [J]. Animals, 2014, 4(2): 146-163

[14] Gao L, Shi Y, Li W, et al. Occurrence of antibiotics in eight sewage treatment plants in Beijing, China [J]. Chemosphere, 2012, 86(6): 665-671

[15] Yan C X, Yang Y, Zhou J L, et al. Antibiotics in the surface water of the Yangtze Estuary: Occurrence, distribution and risk assessment [J]. Environmental Pollution, 2013, 175(8): 22-29

[16] Zhou L J, Ying G G, Zhao J L, et al. Trends in the occurrence of human and veterinary antibiotics in the sediments of the Yellow River, Hai River and Liao River in northern China [J]. Environmental Pollution, 2011, 159(7): 1877-1885

[17] 劉在平, 張松林. 斑馬魚在環(huán)境檢測領域中的應用[J]. 環(huán)境監(jiān)控與預警, 2011, 3(1): 17-20

Liu Z P, Zhang S L. Application of zebrafish in the field of environmental detection [J]. Environmental Monitoring and Forewarming, 2011, 3(1): 17-20 (in Chinese)

[18] 章強, 辛琦, 強麗媛, 等. 銅及其與四環(huán)素的聯(lián)合暴露對斑馬魚胚胎的毒性效應[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015, 10(5): 35-46

Zhang Q, Xin Q, Qiang L Y, et al. Developmental toxicity of Cu and tetracycline on zebrafish embryo (Danio rerio) [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(5): 35-46 (in Chinese)

[19] Mi R J, Lee H J, Lee T S, et al. Simultaneous determination of macrolide residues in fish and shrimp by liquid chromatography-tandem mass spectrometry [J]. Food Science and Biotechnology, 2011, 20(3): 823-827

[20] 方如康. 環(huán)境學詞典[M]. 北京: 科學出版社, 2003

Fang R K. The Environment Dictionary [M]. Beijing: Science Press , 2003 (in Chinese)

[21] 李偉明, 鮑艷宇, 周啟星. 四環(huán)素類抗生素降解途徑及其主要降解產(chǎn)物研究進展[J]. 應用生態(tài)學報, 2012, 23(8): 2300-2308

Li W M, Bao Y Y, Zhou Q X. Degradation pathways and main degradation products of tetracycline antibiotics: Research progress [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2012, 23(8): 2300-2308 (in Chinese)

[22] 李華. 水體中四環(huán)素類抗生素的光化學行為研究[D]. 武漢: 華中科技大學, 2011: 38

Li H. Photochemical behavior of tetracyclines in aquatic system [D]. Wuhan: Huazhong University of Science and Technology, 2011: 38 (in Chinese)

[23] Zhang Y, Xu J, Zhong Z, et al. Degradation of sulfonamides antibiotics in lake water and sediment [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2013, 20(4): 2372-2380

[24] Yang J F, Ying G G, Zhao J L, et al. Simultaneous determination of four classes of antibiotics in sediments of the Pearl Rivers using RRLC-MS/MS [J]. Science of the Total Environment, 2010, 408(16): 3424-3432

[25] Xu X R, Li X Y. Sorption and desorption of antibiotic tetracycline on marine sediments [J]. Chemosphere, 2010, 78(4): 430-436

[26] Zhou J, Broodbank N. Sediment-water interactions of pharmaceutical residues in the river environment [J]. Water Research, 2014, 48(1): 61-70

[27] Sangster J L, Oke H, Zhang Y, et al. The effect of particle size on sorption of estrogens, androgens and progestagens in aquatic sediment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 299: 112-121

[28] Smith A A, New R A, Wiles J E, et al. Effect of varying sediment organic carbon content upon the dermal bioavailability and disposition of benzo(a)pyrene in the catfish, Ictalurus punctatus[J]. Marine Environmental Research, 1996, 42(1): 87-91

[29] Bai Y, Meng W, Xu J, et al. Occurrence, distribution and bioaccumulation of antibiotics in the Liao River Basin in China [J]. Environmental Science Processes and Impacts, 2014, 16(3): 586-593

[30] Yang J, Ying G, Zhao J, et al. Spatial and seasonal distribution of selected antibiotics in surface waters of the Pearl Rivers, China [J]. Journal of Environmental Science and Health Part B Pesticides Food Contaminants and Agricultural Wastes, 2011, 46(3): 272-280

[31] 伍銀愛, 楊琛, 唐婷, 等. 紅霉素在模擬水生生態(tài)系統(tǒng)中的分布特征[J]. 環(huán)境科學學報, 2015, 35(3): 897-902

Wu Y A, Yang C, Tang T, et al. Distribution of erythomycin in aquatic ecosystem: Microcosm study [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(3): 897-902 (in Chinese)

[32] Cheng D, Xie Y, Yu Y, et al. Occurrence and partitioning of antibiotics in the water column and bottom sediments from the intertidal zone in the Bohai Bay, China [J]. Wetlands, 2016, 36(1): 167-179

[33] Bai Y, Meng W, Xu J, et al. Occurrence, distribution and bioaccumulation of antibiotics in the Liao River Basin in China [J]. Environmental Science Processes and Impacts, 2014, 16(3): 586-593

[34] Wang P, Xu J, Guo W, et al. Distribution of nonylphenol in the aquatic ecosystem of Lanzhou Reach of Yellow River [J]. Urban Environment and Urban Ecology, 2006, 19(2): 20-22

[35] Li E, Wang X, Chen K, et al. Physiological change and nutritional requirement of Pacific white shrimp Litopenaeus vannamei at low salinity [J]. Reviews in Aquaculture, 2015, 9(1): 57-75

[36] Shi X, Zhou J L, Zhao H, et al. Application of passive sampling in assessing the occurrence and risk of antibiotics and endocrine disrupting chemicals in the Yangtze Estuary, China [J]. Chemosphere, 2014, 111: 344-351

[37] Lee B G, Wallace W G, Luoma S N. Uptake and loss kinetics of Cd, Cr and Zn in the bivalves Potamocorbula amurensis and Macoma balthica: Effects of size and salinity [J]. Marine Ecology Progress, 1998, 175(8): 177-189

[38] Mackay D, Shiu W Y, Ma K C. Illustrated handbook of physical-chemical properties and environmental fate for organic chemicals [M]// Volume 5: Pesticide Chemicals. Lewis Publishers, 1992: 551-552

◆

EffectsofSedimentandSalinityontheBioavailabilityofRoxithromycin

Chen Yue, Zhou Junliang*

State Key Laboratory of Estuarine and Coastal Research, East China Normal University, Shanghai 200062, China

10.7524/AJE.1673-5897.20161223001

2016-12-23錄用日期2017-03-14

1673-5897(2017)3-460-10

X171.5

A

周俊良(1964—)，男，英國曼徹斯特大學博士，教授，主要研究方向為環(huán)境分析化學和海洋污染，以第一作者或通訊聯(lián)系人在國際環(huán)境類的著名刊物上發(fā)表論文150余篇。

國家重點研發(fā)計劃(No. 2016YFC1402402); 河口海岸學國家重點實驗室(2016RCDW02)資助

陳悅(1991—)，女，碩士研究生，研究方向為環(huán)境分析化學，E-mail: 51142601026@ecnu.cn

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: jlzhou@sklec.ecnu.edu.cn

陳悅, 周俊良. 沉積物與鹽度對羅紅霉素生物有效性的影響[J]. 生態(tài)毒理學報，2017, 12(3): 460-469

Chen Y, Zhou J L. Effects of sediment and salinity on the bioavailability of roxithromycin [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2017, 12(3): 460-469 (in Chinese)