水中9种医药品与个人护理品污染物的电子束辐照降解分析

梁娜娜，王珮玥，韩 深*，梁爱凤，覃怀莉

（1.北京出入境检验检疫局检验检疫技术中心，北京 100026；2.同方威视技术股份有限公司，北京 100083）

医药品与个人护理品（pharmaceuticalsandpersonalcare products，PPCPs）污染指日常生活中所有人用与兽用的药品与个人护理品造成的污染物总称，包括抗生素类、激素类、精神镇痛类等，在水体、土壤和大气环境中均有残留[1-2]。随着现代技术的飞速发展，医药品和个人护理品的销售及使用量逐年增加，造成的PPCPs污染日益严重，大量药品的使用导致致病菌产生了较强的抗药性从而诞生更多的新型药品种类，导致PPCPs进入水环境中的种类和含量日益增多[1-2]，而且PPCPs降解缓慢，造成了潜在的水环境污染和生态安全问题，逐渐引起人们的关注。

HIRSCH R等[3]对德国的水体系检测发现了各种抗生素类PPCPs污染物，如青霉素类、四环素类、磺胺类和大环内酯类抗生素；KASPRZYK-HORDERN B等[4]对英国南威尔士地区的河流研究发现，多种抗生素类PPCPs持久存在于水环境中，精神镇痛类（萘普生、布洛芬）等多种PPCPs频繁被检出；陈卫平等[5]对北京的水体系研究发现，磺胺类、氟喹诺酮类和四环素类的抗生素类PPCPs污染物的检出率为78.9%、100%和47.3%，共检出13种抗生素，其中磺胺二甲嘧啶和磺胺嘧啶高达236 ng/L和96.8 ng/L；我国渤海海湾水中氧氟沙星浓度高达5 100 ng/L[2]；PENG X Z等[6]对我国广州珠江三角洲地带河水体系检测发现了高浓度的壬基酚等PPCPs污染物，含量达1 023 ng/L。研究表明，各地城市水体系中存在着多种PPCPs污染物，且被检出的种类多达上百种。相关研究人员发现，常规的城市水处理工艺很难有效去除PPCPs污染物[7-8]，因而尝试其他工艺进行PPCPs污染物的去除，包括活性炭吸附[9]、化学氧化法[10]、光降解[11]、膜过滤技术[12]等，但一些方法因引入了其他物质而造成二次污染，一些方法不能完全去除PPCPs且效率低。电子束辐照作为一种新兴的高级氧化技术，利用辐照过程中电子束与水发生反应产生的高能电子、羟基自由基等高效作用于污染物从而形成小分子物质[13-14]，无需加入化学试剂，适用于较难处理的PPCPs污染物。吴明红等[14]分析了电子束辐照处理抗生素类、激素类等PPCPs污染物的辐照降解特性和机理，认为是一种十分有效的方法；付兴明等[15]利用电子束辐照探索了不同辐照剂量下水体中氧氟沙星的降解效果及影响条件。遗憾的是，目前主要的电子束辐照主要针对氧氟沙星等PPCPs，研究种类较少，方法较难广泛普及到含有多类别PPCPs的水体中。

本研究利用超高效液相色谱-质谱联用技术（Ultrahigh performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry，UPLC-MS/MS）建立了多种PPCPs污染物的定性定量检测方法，利用电子加速器提供不同辐照剂量降解水体中的不同含量水平的抗生素类、激素类和受体拮抗剂类共9种PPCPs污染物，探究了辐照吸收剂量和降解率的关系及PPCPs污染物的降解阈值，力求为水体中PPCPs污染物的去除提供理论依据和设计参数。

1 材料与方法

1.1 材料与试剂

9种PPCPs污染物标样（纯度≥95.0%）（见表1）：美国Sigma-Aldrich公司；乙腈、甲醇、甲酸（纯度≥99%）：美国Fisher公司；0.45 μm PES聚醚砜微孔滤膜：德国Membrana公司。

表1 9种PPCPs污染物标样基本信息Table 1 Basic information of 9 PPCPs pollutants standard samples

1.2 仪器与设备

IS10型辐照加速器：中国同方威视技术股份有限公司；Waters Acquity Xevo TQ-S液相色谱-串联四级杆质谱联用仪：美国Waters公司；Advantage A10 Elix 10 Milli-Q超纯水装置：美国Millipore公司；Sartorius 1-14离心机：美国Sigma公司。

1.3 方法

1.3.1 UPLC-MS/MS色谱条件

液质分析使用WatersAcquity系列液相系统，XevoTQ-S串联四极杆质谱仪。色谱柱：UPLCBEHC18（2.1mm×100mm，1.7 μm）柱；流速：0.35 mL/min；进样量：5 μL；柱温：30 ℃。流动相（A）：0.5%甲酸水溶液，流动相（B）：乙腈，梯度洗脱程序：0 min，5%；0.5 min，5%B；3 min，30%B；9 min，95%B；10 min，95%B；11 min，5%B。

1.3.2 UPLC-MS/MS质谱条件

电喷雾离子源（electrospray ionization，ESI）；多反应监测（multiple reaction monitoring，MRM）模式；毛细管电压1.00 kV；去溶剂气温度500℃；去溶剂气流速1 000 L/h；碰撞气流速0.14 mL/min。

1.3.3 样品制备

分别配制9种PPCPs污染物水溶液初始质量浓度为5ng/mL和100ng/mL，利用辐照加速器提供给PPCPs污染物的水溶液不同辐照剂量，不同浓度不同辐照剂量的单个剂量点样品平行做3个样品。将这些样品分装在外径11.5mm、高度33 mm、容量2 mL的试剂瓶中，置于4℃冷藏保存。

辐照实验前先确定加速器参数，并使用B3薄膜剂量计标定剂量与速度的关系；进行辐照实验时，将实验样品均匀地放置在辐照传送线的样品架上，按照加速器传送装置的设计程序将样品传送到电子束下方进行辐照，实验样品和B3薄膜剂量计同时辐照，通过测试剂量计的吸收剂量来测定样品的实际吸收剂量；按照预期设定的辐照剂量，逐一调整加速器传送速度，实现设定的辐照剂量要求。辐照结束后置于4℃冷藏保存并于24 h内完成分析测试。

1.3.4 样品检测与数据处理

所有样品经液相色谱-串联四级杆质谱联用仪进行检测，所有数据使用WatersMassLynxSoftwareVer.4.1（Waters Inc，USA）处理。

2 结果与分析

2.1 PPCPs污染物的液质检测方法条件优化

实验比较了同种PPCPs污染物相同浓度在3种不同色谱柱上的响应值和峰形，色谱柱分别为ACQUITY UPLC BEH C18色谱柱（2.1 mm×100 mm，1.7 μm）、ACQUITY UPLC HSS T3色谱柱（2.1 mm×100 mm，1.7 μm）和Thermo Scientific Syncronis C18色谱柱（2.1mm×100 mm，1.7 μm），结果发现这9种PPCPs污染物经Waters BEH C18色谱柱分离检测的效果最好，响应值最高且色谱峰对称。此外，实验比较了水、不同比例的甲酸水溶液、甲醇和乙腈通过多种组合进行的梯度洗脱优化9种PPCPs污染物的分离检测，最后确定0.5%甲酸水溶液（A相）-乙腈（B相）作为流动相进行梯度洗脱，峰形对称尖锐，响应值高，分析时间快。利用IntelliStart功能，将100 ng/mL的PPCPs标准溶液注入ESI离子源中，在正离子检测模式下进行子离子扫描得到定性定量离子对的信息，通过观察质谱响应信号随着锥孔电压改变的规律确定合适的锥孔电压，通过观察质谱响应信号随着碰撞能量的变化优化碰撞能量，优化的质谱相关参数见表2。利用优化后的液质检测方法进行9种PPCPs污染物的检测分离效果见图1。

表2 9种PPCPs质谱优化相关参数Table 2 Related parameters optimization of 9 PPCPs by mass spectrometry

2.2 9种PPCPs污染物的线性关系和定量限

利用优化后的方法检测逐级稀释浓度的9种PPCPs污染物，以10倍信噪比得出目标物的定量限水平。配制磺胺甲噁唑、氯唑西林、氧氟沙星、红霉素、利福昔明、丙酸睾酮、西咪替丁和雷尼替丁等8种PPCPs的含量分别为0.05ng/mL、0.5 ng/mL、1.0 ng/mL、5.0 ng/mL、20 ng/mL的标准工作溶液进行测定，配制泼尼松龙的含量分别为0.2ng/mL、0.5ng/mL、1.0 ng/mL、5.0 ng/mL、20 ng/mL的标准工作溶液进行测定，以浓度为横坐标，峰面积为纵坐标绘制标线，结果见表3。

图1 9种PPCPs污染物的多反应监测色谱图Fig.1 Multiple reaction monitoring chromatogram of 9 PPCPs pollutants

表3 9种PPCPs污染物的定量限和线性关系Table 3 Limit of quantitation and linear relation of 9 PPCPs pollutants

由表3可知，在线性范围内这9种PPCPs污染物均呈现良好的线性关系。

2.3 辐照吸收剂量对不同浓度PPCPs污染物降解率的影响

为研究电子束辐照吸收剂量对不同浓度PPCPs污染物降解率的影响，设置了7个辐照吸收剂量，从低到高依次是2.5 kGy、5.0 kGy、8.0 kGy、10.0 kGy、15.0 kGy、20.0 kGy、25.0 kGy，采用IS10型电子加速器给PPCPs提供辐照吸收剂量。实验选择了3种不同类型的PPCPs污染物，且每种PPCPs污染物类型中选择了一种典型的PPCPs污染物进行辐照降解研究，分别是抗生素类（磺胺甲噁唑）、激素类（丙酸睾酮）和受体拮抗剂类（西咪替丁）。每种PPCPs污染物的初始浓度设定为5 ng/mL和100 ng/mL，经7个不同辐照吸收剂量降解后，用优化后的液质检测方法进行检测分析，利用外标法进行准确定量得到辐照降解后PPCPs污染物的含量，用初始设定浓度和降解后PPCPs污染物的含量测定值的差值与初始浓度的比值得到该辐照剂量下的降解率，以PPCPs污染物的降解率＞99.0%时，认为该污染物降解完全。实验结果见表4。

磺胺类药物一般是以对位氨基苯磺酰胺为基本结构的一类衍生物，磺酰胺基的氢可被不同杂环取代形成不同种类的磺胺药物，磺胺甲噁唑是一种广泛使用的抗生素。由表4可看出，磺胺甲噁唑的含量随着辐照剂量的增加从初始质量浓度100 ng/mL逐渐降低，在8.0 kGy时达到99.2%的降解率，同时5 ng/mL的该污染物也在8.0 kGy时未检出，降解完全。丙酸睾酮是一种典型的内分泌干扰物，具有很强的内分泌干扰作用，对生态和环境危害极大。由表4可以看出，5 ng/mL和100 ng/mL两种质量浓度的丙酸睾酮随辐照剂量的增加降解较快，在2.5 kGy时两种浓度的丙酸睾酮污染物均已达到90%以上的降解率，在5.0kGy降解完全。西咪替丁是一种典型的H-受体拮抗剂。由表4可以看出，随辐照剂量的增加降解相对较慢，但相似地5ng/mL和100ng/mL两种浓度的西咪替丁均在15.0 kGy才降解完全。总的来看，在相同辐照剂量下，不同浓度的PPCPs污染物均在同一个辐照剂量条件下降解完全，即目标物浓度对辐照降解率没有明显影响。而且3种类型的PPCPs污染物降解完全所需要的辐照剂量不一样，丙酸睾酮在5.0 kGy降解完全，磺胺甲噁唑需要达到8.0 kGy时完全降解，而西咪替丁则需要达到15.0 kGy才可达到较好的去除效果，3种类型PPCPs污染物降解完全的辐照降解阈值完全不同。

表4 不同质量浓度的3种类型PPCPs污染物样品随辐照剂量的降解规律Table 4 Degradation rule of different contents of three types of PPCPs pollutants with the irradiation doses

2.4 辐照吸收剂量对相同浓度PPCPs污染物降解率的影响

为研究同类型PPCPs污染物受不同辐照剂量的影响，设定其初始质量浓度为100 ng/mL进行实验，分别选择了受体拮抗剂类PPCPs污染物雷尼替丁和西咪替丁，激素类PPCPs污染物泼尼松龙和丙酸睾酮进行不同辐照吸收剂量的降解实验。受体拮抗剂类和激素类PPCPs随着辐照降解剂量增加的含量变化见图2。

图2 受体拮抗剂类和激素类PPCPs的辐照降解Fig.2 Irradiation degradation of receptor antagonist and hormone PPCPs pollutants

由图2可以看出，雷尼替丁和西咪替丁含量均随着辐照剂量的增加而逐渐降低，但二者完全降解所需要的剂量不同。雷尼替丁经1 kGy辐照降解后含量达到15.8 ng/mL，提高辐照剂量至1.6 kGy时降解率达到99.0%以上，降解率保持基本不变；西咪替丁经2.5 kGy辐照降解后含量高达11.3 ng/mL，从2.5 kGy至降解阈值期间降解速率减慢，至15 kGy才降解完全。泼尼松龙经低于1 kGy辐照剂量降解时，降解较慢，在1kGy降解率仅达到60%，而提高到1.6 kGy时，降解率迅速升至90%以上，从1.6 kGy至降解阈值期间泼尼松龙含量降低地相对较缓，在4.0 kGy降解完全；丙酸睾酮的降解规律和泼尼松龙基本一致，在5.0kGy降解完全。因此，自然状态下电子束辐照法经5.0 kGy即可有效去除水体系里的泼尼松龙和丙酸睾酮等激素类PPCPs。吴明红等[14]对17β-雌二醇和17α-乙炔基雌二醇等激素类PPCPs进行了电子束辐照降解处理，发现10 kGy的辐照剂量下，这两种PPCPs在乙腈/水（氧化体系）溶液体系中的降解率分别为70.9%和61.9%，远高于其在乙醇/水（还原体系）溶液中的降解率（18.6%和16.5%），说明水合电子和羟基自由基在激素类PPCPs辐照降解过程中起到了一定作用，且羟基自由基是主导作用。因此，推测本研究中自然状态下PPCPs的快速降解过程中起重要作用的是水体系中的羟基自由基和水合电子。

从大环内酯类、磺胺类、喹诺酮类、β-内酰胺类和非氨基糖苷类五大类抗生素里各选择一种PPCPs进行辐照降解规律的探究，实验结果见图3。

图3 抗生素类PPCPs的辐照降解Fig.3 Irradiation degradation of antibiotics PPCPs pollutants

由图3可以看出，红霉素是大环内酯类抗生素，含有12～16碳的大内酯环，在5种抗生素类里降解速度相对最慢，经5.0 kGy降解后含量仍＞20%，升至10.0 kGy降解后含量为10.6 ng/mL，直至20.0 kGy才完全降解。磺胺甲噁唑属于磺胺类药物，与红霉素相比降解速度相对较快，经2.5kGy辐照降解时已达70%的降解率，在8.0 kGy时达到99.2%的降解率。氯唑西林是β-内酰胺类抗生素，含有典型的β-内酰胺环，其降解速率在五类抗生素里居中，经1.0 kGy辐照降解后含量为71.3 ng/mL，经3.0 kGy辐照降解后降解率达约80%，升至8.0 kGy降解完全，与磺胺甲噁唑的辐照阈值一样，但其前期的降解速率高于磺胺甲噁唑。氧氟沙星是喹诺酮类抗生素，降解速率更快，经1.0 kGy辐照降解后含量仅为30.6 ng/mL，降解率达约70%，经2.2 kGy辐照降解后降解率达95%以上，在3.5kGy达到辐照降解的阈值。利福昔明是利福霉素衍生物，是非氨基糖甙类抗生素，在这五类抗生素里降解速度最快，降解阈值最低，经0.6 kGy辐照降解后含量已降至5.2 ng/mL，降解率达约95%，在1.6 kGy降解完全。这五类抗生素的降解速度由低到高依次是红霉素＜磺胺甲噁唑＜氯唑西林＜氧氟沙星＜利福昔明，相应的辐照降解阈值分别是20.0kGy、8.0kGy、8.0 kGy、3.5 kGy、1.6 kGy。可见，二者基本呈正比关系。电子束辐照降解是利用高能电子束与水溶剂发生反应后产生的羟基自由基等打开PPCPs污染物的分子链、杂环等结构，从而形成小分子[16]。因此，这些PPCPs的降解速度、降解阈值和物质的本身结构有着极大的关系，越稳定的结构需要的辐照降解能量越高，从而间接反映了各类别抗生素所需的降解能量高低。聂明华等[17]对水体中的氯霉素进行了电子束辐照研究，发现辐照剂量为4 kGy时也可有效去除89.1%和81.7%的氯霉素。马玲玲等[18]利用电子束辐照技术处理含氧氟沙星污染物的水体，发现6kGy的辐照剂量就能使水体中氧氟沙星完全降解；付兴明等[15]利用电子束辐照对水体中氧氟沙星的辐照降解的影响条件和降解机理进行了研究，发现空气饱和条件下2 kGy的辐照剂量可使氧氟沙星的降解率达到99%，比本研究中氧氟沙星的降解阈值有所降低。3结论

本实验建立了水体中9种PPCPs污染物的液质联用快速检测方法，满足水体中多种PPCPs污染物高灵敏度分析的需要。该方法定量限0.05～0.2ng/mL，线性回归方程相关系数R2＞0.99。电子束辐照技术是处理水中PPCPs污染物的一种有效方法，PPCPs浓度对辐照降解率无明显影响，同类别的不同PPCPs污染物降解规律和阈值明显不同，5种抗生素类PPCPs的降解速度红霉素＜磺胺甲噁唑＜氯唑西林＜氧氟沙星＜利福昔明，辐照降解阈值分别是20.0 kGy、8.0 kGy、8.0 kGy、3.5 kGy、1.6 kGy，与降解速度基本呈现正比关系。

[1]纪桂霞，王学连，周海东，等.PPCPs在水环境中的风险控制研究进展[J].能源研究与信息，2015，31（3）：142-147.

[2]BU Q,WANG B,HUANG J,et al.Pharmaceuticals and personal care products in the aquatic environment in China:a review[J].J Hazard Mater,2013,262(15):189-211.

[3]HIRSCH R,TERNES T A,HABERERA K,et al.Determination of antibiotics in different water compartments via liquid chromatography-electrospray tandem masss pectrometry[J].J Chromatogr,1998,815(2):213-223.

[4]KASPRZYK-HORDERN B,DINSDALE R,GUWY A J.The occurrence of pharmaceuticals,personal care products,endocrine disruptors and illicit drugsin surface water in South Wale,UK[J].Water Res,2008,42(13):3498-3518.

[5]陈卫平，彭程伟，杨 阳，等.北京市地下水中典型抗生素分布特征与潜在风险[J].环境科学，2017，38（12）：5074-5080.

[6]PENG X Z,YU Y J,TANG C M,et al.Occurrence of steroid estrogens,endocrine-disrupting phenols,and acid pharmaceutical residues in urban riverine water of the Pearl River Delta,South China[J].Sci Total Environ,2008,397(1/3):158-166.

[7]刘 佳，隋铭皓，朱春艳.水环境中抗生素的污染现状及其去除方法研究进展[J].四川环境，2011，30（2）：111-114.

[8]YE Z,WEINBERG H S,MEYER M T.Trace analysis of trimethoprim and sulfonamide,macrolide,quinolone,and tetracycline antibiotics in chlorinated drinking water using liquid chromatography electrospray tandem mass spectrometry[J].Anal Chem,2007,79(3):1135-1144.

[9]CHOI K J,KIM S G,KIM S H.Removal of antibiotics by coagulation and granular activated carbon filtration[J].J Hazard Mater,2008,151(1):38-43.

[10]ESPLUGAS S,BILA D M,KRAUSE L G T.Ozonation and advanced oxidation technologies to remove endocrine disrupting chemicals(EDCs)and pharmaceuticals and personal care products(PPCPs)in water effluents[J].J Hazard mater,2007,149(3):631-642.

[11]李圆杏，黄 宏，刘 臻.模拟日光照射下三种抗生素的光降解行为[J].环境化学，2013，32（8）：1513-1517.

[12]焦 宁，沈耀良，宋小康.MBR处理微污染河水中PPCPs的效能及膜污染特性研究[J].水处理技术，2012，38（12）：90-94.

[13]WANG J L,WANG J Z.Application of radiation technology to sewage sludge processing:a review[J].J Hazard Mater,2007,143(1-2):2-7.

[14]吴明红，徐 刚，刘 宁，等.电子束辐照处理难降解有机污染物[J].上海大学学报：自然科学版，2011，17（4）：549-554.

[15]付兴明，罗 敏，马玲玲，等.电子束辐照降解水中氧氟沙星的研究[J].中国环境科学，2016，36（10）：3033-3039.

[16]CARBAJO J B,PETRE A L,ROSAL R,et al.Continuous ozonation treatment of ofloxacin:transformation products,water matrix effect and aquatic toxicity[J].J Hazard Mater,2015,292:34-43.

[17]聂明华，刘慧慧，晏彩霞，等.电子束辐照降解水中氯霉素的研究[J].环境科学学报，2017，37（11）：4093-4099.

[18]马玲玲，张晓萌，韩 深，等.一种利用电子束辐照技术处理含氧氟沙星废水的方法：中国，2013104232997[P].2014-01-15.