苏州市水环境中典型抗生素污染特征及生态风险评估

苏州市水环境中典型抗生素污染特征及生态风险评估杨俊;王汉欣;吴韵斐;任龙飞;张小凡;何义亮【摘要】水环境中抗生素残留会诱导产生抗性微生物和抗生素抗性基因，进而对水生态稳定性、饮用水安全和人类健康造成潜在威胁，因此对城市水环境抗生素污染开展相关研究具有重要意义.为系统了解苏州市水环境中抗生素污染水平、空间分布特征和生态风险，于2017年10月在苏州市29个采样断面开展采样工作,采用固相萃取法结合UPLC-MS/MS技术研究了表层水、悬浮物和沉积物样品中14种典型抗生素的含量水平，并通过风险熵值(RQ)法进行生态风险评估.结果表明,NFX、OFX、LEX、TC和LIN在表层水、悬浮物和沉积物中检出率均为100%.磺胺类、喹诺酮类、四环素类、大环内酯类和其他类抗生素在表层水中检出浓度范围分别为nd-41.9ng・L-1、nd-556ng・L-1、3.27-547ng・L-1、nd-22.7ng-L-1和nd-253ng・L-1.喹诺酮类和四环素类抗生素在悬浮物和沉积物中平均含量最高，以NFX和OTC为主.在悬浮物中,NFX和OTC的平均质量分数分别为169ng-g-1和66.7ng-g-1,平均质量浓度分别为14.4ng-L-1和4.61ng-L-1.在沉积物中,NFX和OTC的平均质量分数分别为45.9ng-g-1和47.3ng-g-1.在空间分布上沽城区表层水和沉积物中的抗生素含量高于城郊区和运河区，说明古城区抗生素污染更为严重.分配系数表明,各大类抗生素的悬浮物-水平均分配系数(1143-10887L-kg-1)均大于沉积物-水平均分配系数(209-4492L-kg-1).风险评估结果表明,OTC、TC、DC和NFX的lgRQ值大于-1,表现出中等风险到高风险;SQX和VAN的lgRQ值小于-4,表现出极低风险人类活动强度大的古城区各断面呈现出较大风险，而漕湖、澄湖、阳澄湖等人类活动较少的湖泊水体中风险较小,进一步说明人类活动强度与抗生素污染程度密切相关.【期刊名称】《生态环境学报》【年(卷)，期】2019(028)002【总页数】10页(P359-368)【关键词】抗生素;污染特征;悬浮物;分配行为;生态风险评估【作者】杨俊;王汉欣;吴韵斐;任龙飞;张小凡;何义亮【作者单位】上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;兰州交通大学环境与市政工程学院，甘肃兰州730070;上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院，上海200240;上海交通大学中英国际低碳学院，上海200240【正文语种】中文【中图分类】X52;X824由于抗生素在环境中被广泛检出并具有潜在的生态风险，抗生素污染问题正得到全球环境学者们的高度关注(Carvalhoetal.，2016；Seguraetal.，2009)。抗生素被广泛应用于人类和动物的细菌感染等疾病治疗领域，同时在养殖业中作为饲料添加剂促进动物的生长(Xuetal.，2016)。然而，抗生素在动物和人体内通常只能被部分代谢，剩余的10%-90%将以母体或代谢产物的形式通过粪便和尿液被排放至环境中(Zhangetal.,2013)。大量研究表明，抗生素在地表水、地下水、沉积物、土壤，甚至饮用水中均有检出(Buetal.,2013;Carvalhoetal.,2016;Jiangetal.,2014;叶必雄等，2015;朱婷婷等，2014），说明环境抗生素污染问题普遍存在。虽然抗生素在水和沉积物中的检出含量较低（Lietal.，2013） ，但是由于环境中抗生素的持续输入和难降解性，往往容易出现〃假持久性”问题（Ellis，2006）。更重要的是，环境中的抗生素可能会诱导抗性微生物和抗生素抗性基因的产生和传播，通过直接接触或食物链等方式，抗性基因会借助于水平基因转移途径进入人体，进而导致人体对部分抗生素产生耐药性。抗生素在环境中的持续性残留，已对水生态系统微生物群落结构稳定和人类健康带来挑战（Martinez，2008）。因此，抗生素带来的环境问题成为21世纪人类必须面对的挑战（张丹丹等，2018）。苏州作为中国太湖流域的大型城市，其人口密集，经济发达，水系密布，对中国的经济发展具有巨大贡献，但多年的工农业发展和城镇化建设给其带来了众多环境问题。苏州市河流水系与太湖紧密相连，其中京杭大运河苏州段和源于太湖的太浦河是上海金泽水库的源头水，其水质情况将对上海市饮用水安全造成一定影响。然而，目前关于苏州市各河流湖泊抗生素污染的研究偏少，更多是聚焦于常规污染、重金属和持久性有机污染物方面（苏明玉等，2015；魏荣菲等，2010；张烃等，2014） ,而有关环境抗生素污染方面研究更多聚焦于水环境中的水或沉积物,对悬浮物中抗生素污染研究相对较少，但是悬浮物在水环境污染物迁移过程中扮演着重要角色。为此，本文以苏州市各河流湖泊的表层水、悬浮物和沉积物为研究对象，系统地研究抗生素在城市不同功能区水环境各相（表层水、悬浮物、沉积物）中的污染特征和分配行为，同时开展生态风险评估，以期为苏州市的抗生素污染防治提供数据支撑和科学依据。1材料与方法1.1化学药品与试剂根据国内夕卜抗生素的使用情况，本研究共选取五大类共14种典型抗生素进行研究分析，包括磺胺类的磺胺嘧啶（SDZ）、磺胺间甲氧嘧啶（SMM）和磺胺喹喔啉（SQX）,喹诺酮类的诺氟沙星（NFX）、环丙沙星（CFX）和氧氟沙星（OFX）,大环内酯类的泰乐菌素（TYL）和脱水红霉素（ETM），四环素类的四环素（TC）、强力霉素（DC）和氧四环素（OTC），以及其他类的头孢氨苄（LEX）、万可霉素（VAN）和林可霉素（LIN），所有标准品购买自德国Dr.Ehrenstorfer公司。抗生素回收率内标指示物磺胺嘧啶-d4（SDZ-d4）、环丙沙星-d8（CFX-d8）、强力霉素-d3（DC-d3）和上机内标指示物诺氟沙星-d5（NFX-d5）购买自加拿大TRC公司。甲醇、乙腈和甲酸均为高效液相色谱级；乙二酸四乙胺二钠盐（Na2EDTA）和盐酸购买自国药集团。所有抗生素标准品和内标均先用甲醇溶解配成质量浓度为1000mg-L-1的标准储备液，每次使用前再通过甲醇稀释配成1mg-L-1的混合标准储备液，所有标准储备液于-40°C冰箱中避光保存。1.2采样点设置与样品采集图1苏州市采样点地图Fig.1LocationsofsamplingsitesinSuzhou表1苏州市采样点基本信息Table1BasicinformationofsamplingsitesinSuzhouAreaSamplingSitesLocationNameLongitudeandLatitudeS1HexiBridgeN31°25'18”,E120°27'28"SuburbareaS2HuqingRoadN31°23'28”,E120°30'10"S3XitangheBridgeN31°26'47”,E120°32'07"S4CaoLakeN31°29'39”,E120°34'34"S5RenminBridgeN31°26'25”,E120°37'56"S6YangchengLakeN31°27'09”,E120°46'27"S7LianchengBridgeN31°20'55”,E120°34'36"S8TayingBridgeN31°22'28”,E120°36'38"S9HeshanBridgeN31°18'25”,E120°34'07"OldtownareaS10NanxinBridgeN31°18'38”,E120°36'20"S11ZhongshiBridgeN31°19'06”,E120°36'36"S12LoumenBridgeN31°19'29”,E120°38'25"S13WaitangheBridgeN31°20'37”,E120°38'54"S14KuatangBridgeN31°20'24”,E120°43'08"S15TairangBridgeN31°17'46”,E120°36'35"S16DayunBridgeN31°17'40”,E120°37'42"S17XingshiBridgeN31°18'32”,E120°38'04"S18MiduBridgeN31°17'18”,E120°38'46"S19ShihuBridgeN31°15'48”,E120°35'17"S20YoulianCanalBridgeN31°15'34",E120°36'15"S21YinshanBridgeN31°14'19”,E120°39'30"CanalareaS22WusongRiverBridgeN31°15'49”,E120°46'28"S23JianglingBridgeN31°10'45”,E120°39'24"S24MaxiangBridgeN31°11'54”,E120°43'16"S25ChengLakeN31°11'25”,E120°49'16"S26YunlongBridgeN31°06'35”,E120°40'31"S27YouyiRoadN31°06'09”,E120°39'28"S28KelinBridgeN31°03'53”,E120°40'01"S29PingwangCanalBridgeN31°00'09”,E120°38'54"本研究区域位于苏州市，该区域湖泊主要功能为水产养殖和水库源头水，河流主要功能为船舶运输、观光用水以及下游城市用水。根据国控断面、省控断面以及市水利局和环保局设置的自动监测断面，共设置29个采样点，采样地图如图1所示，采样点基本信息见表1。采样区域从上游到下游主要分为三大功能区：城郊区(S1-S8)、古城区(S9-S20)和运河区(S21-S29)，水系总体流向为从北往南。本次采样工作于2017年10月开展，其中9个采样点由于进行过河道硬化或清淤导致无法采集到沉积物，所以共采集29个水样、29个悬浮物样和20个沉积物样，所有沉积物样品均在对应的水样采集处采集获得。水样用不锈钢采样器在距水面0.5m处采集，装入避光的10L聚乙烯采样瓶中；悬浮物样用水样过滤取得；沉积物样用不锈钢采泥抓斗器在距表层0-10cm处采集，装入300mL的聚乙烯采样瓶中。所有样品当天运回实验室，水样于4°C冷库避光保存并在48h内完成预处理，沉积物样于-20C冰箱保存。1.3样品处理与分析抗生素样品处理方法基于课题组之前的优化方法(Chenetal.,2018;Ngocetal.,2016)，采用固相萃取和超高效液相色谱串联质谱法进行分析，其中抗生素浓度使用UPLC-MS/MS仪器进行测定(SCIEX，TripleQuadTM5500System,USA)。取1L水样经0.45pm玻璃纤维滤膜过滤，用稀HCl调节水样pH至3.0，加入0.5gNa2EDTA防止抗生素与金属离子发生螯合作用，再加入50pL质量浓度为1mg-L-1的回收率指示物(SDZ-d4、CFX-d8和DC-d3)，充分混匀等待固相萃取。固相萃取采用HLB柱，先用10mL甲醇和10mLMilli-Q水(pH=3.0)各活化3min,再以3-5mL-min-1的流速通过HLB柱富集，富集结束后用5mL5%的甲醇水溶液驻留3min以淋洗去除干扰杂质，并加入10mLMilli-Q水(pH=3.0)过柱，抽干30min，再用10mL甲醇洗脱柱子富集的抗生素至小试管中。最后，在氮吹仪下用缓慢的氮气吹干，用1mL含NFX-d5内标(80pg-L-1)的50%甲醇水溶液定容，于-40°C保存待测。悬浮物样品由3L水样过滤后的滤膜组成，经机械破碎后放入50mL离心管中，冷冻干燥备用。其中，水样浊度采用哈希便携式浊度仪测定；悬浮物于(104±1)C下烘干至恒重，称重获得其浓度；悬浮物粒径使用Mastersizer3000粒径分析仪进行测定，将其划分为黏土(<0.004mm,%)、粉砂(0.004-0.063mm,%)和砂粒(0.063-2mm,%)，具体数据如表2所示。沉积物样品于冷冻干燥机中冻干后，过100目筛以去除杂物后，称取2g沉积物样品于50mL离心管中。分别往离心管中加入100pL质量浓度为1mg-L-1的回收率指示物(SDZ-d4、CFX-d8和DC-d3)，混匀后于4C冷藏过夜。先往离心管中加入10mL0.2mol-L-1柠檬酸缓冲液和10mL乙腈提取，于涡旋仪上涡旋40s，再超声萃取15min，最后以1370g的转速离心10min，将上清液转移至圆底烧瓶中，重复操作3次。提取液于55C条件下在旋转蒸发仪中旋蒸20min，再用Milli-Q水定容至300mL并加入0.2gNa2EDTA后，搅拌混匀。固相萃取采用SAX柱和HLB柱串联，其中SAX柱主要为了去除腐殖酸等干扰，其他操作步骤同水样处理。表2水样浊度及悬浮物浓度和粒径分布情况表Table2Summaryofwaterturbidity,concentrationandsizedistributionofSPMAreaSamplingsitesTurbidity/（NTU）p（SPM）/（mg・L-1）3（Clay）/%3（Silt）/%3（Sand）/%S111598.040.154.6SuburbareaS223.259.5S340.943.99.8041.3S438.935.29.2051.339.5S565.374.57.9049.442.7S621.620.811.352.835.9S748.841.0S842.848.39.0047.243.8S92891756.1037.256.7OldtownareaS1029.839.57.8043.548.7S1156.410.049.240.8S1247.844.18.1043.648.3S1368.459.58.5041.849.7S1463.147.09.9048.142.0S1568.655.310.447.941.7S1659.352.944.447.3S1740.242.09.4049.940.7S1839.832.18.7046.345.0S192191705.1041.253.7S202081554.7039.156.2S211321405.0037.9CanalareaS222051954.1038.457.5S232211644.9040.155.0S241891345.8036.258.0S2533.428.48.9047.343.8S261681504.8039.8S2712367.88.4050.241.4S281731834.1041.754.2S291601324.0037.458.61.4质量控制水样和沉积物样品均设置3个平行。抗生素浓度通过内标法计算得到，每15个样品为一循环，每循环中插入1个溶剂空白样品、1个方法空白样品和1个标准样品，以跟踪监测系统稳定性和潜在污染。其中，水样和沉积物样品的方法定量限分别为0.028-0.751ng-L-1和0.006-0.16ng-g-1;方法回收率分别为77%-102%和79%-108%。1.5生态风险评价根据欧盟环境风险评价技术指导文件，采用风险熵值法（RQ）评估表层水中抗生素的潜在生态风险，计算公式如下：式中，MEC为抗生素实测浓度；PNEC为预测无效应浓度；EC50(LC50)为半数最大效应浓度和半数致死浓度；AF为评估因子。本研究毒理数据主要从美国ECOSAR数据库(/ecotox/)和部分文献中查找确定，包括14种抗生素所对应3个生物等级(藻类、水生无脊椎动物类和鱼类)的无观察交攵应浓度(NOEC)和EC50(LC50)，当慢性NOEC数据存在时，优先选择其作为毒理数据。AF的确定遵循以下原则(Chenetal.,2018):(1)3个生物等级中至少有1种生物的急性EC50(LC50)数据存在时，AF为1000；(2)只有1种生物(无脊椎动物或鱼)的慢性NOEC数据存在时，AF为100；(3)有2种生物等级(藻类、无脊椎动物类和鱼类中任意2种)的慢性NOEC数据存在时，AF为50；(4)3个生物等级的慢性数据NOEC均存在时，AF为10。基于最坏情况的考虑，选择3个生物等级中最敏感物种的毒理数据并除以相应的AF值来计算PNEC值。具体的毒理数据、AF值和PNEC值如表3所示。抗生素风险取决于RQ值大小，具体可分为3个等级：RQM0.1,为低风险；0.1<RQ<1,为中等风险；RQ21,为高风险(Hernandoetal.,2006)。1.6数据分析采样地图采用ArcGIS10.2绘制，基础数据统计和处理运用Origin2017Pro和Excel2016，风险评估可视化基于R平台的Heatmap绘制。2结果与讨论2.1抗生素在水环境各相中的含量特征苏州市水环境三相中14种典型抗生素含量和检出率如表4所示。14种抗生素在表层水、悬浮物和沉积物样品中均有所检出，说明这些抗生素在该区域广泛存在。其中NFX、OFX、LEX、TC和LIN5种抗生素在三相中检出率均为100%，但SDZ、SMM、SQX和TYL在三相中并未全部检出，检出率为62.1%-96.6%。在表层水中，ETM检出率最低，为48.3%，其余抗生素的检出率均大于60%。磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和其他类的检出浓度范围分别为nd-ng・L-1、nd-556ng・L-1、nd-22.7ng・L-1、3.27-547ng-L-1和nd-253ng・L-1。在所有抗生素中，NFX平均质量浓度最高，为119ng-L-1;其次为TC,为83.4ng-L-1;ETM平均质量浓度最低，为2.48ng・L-1。这几大类抗生素的平均质量浓度都高于太湖表层水中对应抗生素的浓度(Xuetal.,2018)，说明汇入太湖的河流中抗生素浓度较高，但汇入太湖后抗生素含量会得到稀释。喹诺酮类抗生素作为人畜两用抗生素，在人类和动物胃肠道疾病以及呼吸性疾病治疗中被广泛使用(Wangetal.,2017)。2013年NFX的国内使用量达到5440t,在所有抗生素使用量中排列第五(Zhangetal.,2015)，该区域的NFX检出浓度高于黄浦江(Chenetal.,2014)和东江(赵腾辉等，2016)。LEX和TC在自然水体中具有较强的降解能力且易吸附在固体表面(Carrasquilloetal.,2008)，但是其在表层水中检出浓度较高，这反映了该地区LEX和TC的大量使用和排放，从而产生伪持久性。大环内酯类的ETM由于具有高疏水性，在表层水中浓度非常低，这与黄浦江(Chenetal.,2014)的研究结果一致。表3抗生素毒性数据和评估因子Table3ToxicitydataofantibioticsandassessmentfactorAntibioticsFishAquaticinvertebratesAlgaeCriticalconcentrationAssessmentfactorPNEC/(pg-L-1)ReferencesSDZNFa10010NOEC:10500.2ECOSARSMMNF48000(EC50)5900(EC50)EC50:590010005.9(Huangetal.,2014)SQXNF78100020000NOEC:2000050400(Liguoroetal.,2010)NFX2.71201.6NOEC:1.6100.16ECOSARCFXNF1000(EC50)500NOEC:50010000.5ECOSAROFXNF5000500NOEC:5001005ECOSARLEXNFNF2500NOEC:250010002.5(Linetal.,2009)TYLNF4500064NOEC:64501.28ECOSARETMNF2482.0NOEC:2500.04ECOSAROTC400001003.1NOEC:3.1100.31ECOSARTC9NOEC:0.05100.09ECOSARDC90600(EC50)681000(EC50)316(EC50)EC50:31610000.316(Dengetal.,2016)LIN4200153000NFNOEC:42005084ECOSARVANNFNF724000(EC50)EC50:7240001000724(Magdalenoetal.,2015)表4苏州市水环境中表层水、悬浮物和沉积物中抗生素含量及其检出率Table4Concentrationsanddetectionfrequenciesofantibioticsinsurfacewater,SPMandsedimentsinSuzhoucitynd,notdetected;Freq,detectionfrequencyAntibioticsSurfaceWater(n=29,ng-L-1)SPM(n=29,ng-g-1)SPM(n=29,ng-L-1)Sediment(n=20,ng・g-1)RangeMeanFreq/%RangeMeanFreq/%RangeMeanFreq/%RangeMeanFreq/%SDZnd-20.76.9879.3nd-38.38.6296.6nd-1.350.4496.6nd-4.891.2285.0SMMnd-5.851.7562.1nd-4.400.6082.8nd-0.190.0382.8nd-2.380.5380.0SQXnd-13.093.1nd-30.03.6579.3nd-1.320.2079.3nd-6.691.6990.0NFX1.17-55611910034.5-4241691000.72-39.014.41001.13-21945.9100CFXnd-90.517.575.96.17-23933.81000.41-10.52.251001.17-49.27.74100OFX1.64-19528.9100.08.18-21960.81000.84-13.23.941001.33-13.3100TYLnd-10.32.1065.5nd-1.610.3879.3nd-0.100.0379.3nd-15.41.1870.0ETMnd-22.72.4848.30.02-8.051.871000.001-0.540.16100nd-15.22.4190.0OTC5.08-32170.11007.25-20166.61001.14-12.34.611003.63-34047.395.0TC4.06-54783.41005.13-32549.21000.408.482.871000.54-31.77.52100DC3.27-45463.5100nd-23346.389.7nd-8.452.8489.71.64-25.07.85100LEX0.37-21740.61000.03-23.63.491000.01-1.500.241000.03-5.751.62100VANnd-25353.596.64.09-66.91000.26-3.671.421002.27-11.24.33100LIN1.80-10627.21000.214.001.361000.01-0.420.121000.02-5.180.79100在悬浮物中，所有抗生素的检出率大于79.3%。为探讨抗生素在悬浮物中的吸附情况和含量水平，采用质量分数和质量浓度两种含量计算方式，其中质量分数为单位质量悬浮物所吸附的抗生素质量，质量浓度为单位体积表层水中悬浮物所吸附的抗生素质量。磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和其他类的平均质量分数分别为4.29、87.9、1.12、54.0和8.53ng・g-1。其中NFX的平均质量分数最高，为169ng-g-1;其次为OTC,质量分数为66.6ng・g-1。磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和其他类的平均质量浓度分别为0.22、6.86、0.11、3.38和0.59ng・L-1。其中NFX平均质量浓度最高，为14.4ng-L-1;其次为OTC，浓度为4.61ng・L-1。在沉积物中，所有抗生素的检出率均大于70%。磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和其他类的平均质量分数分别为1.15、22.3、1.80、20.9和2.25ng・g-1。其中OTC平均质量分数最高，为47.3ng-g-1;其次为NFX，质量分数为ng・g-1。不论是在悬浮物还是沉积物中，喹诺酮类抗生素的检出含量均为最高，其次为四环素类抗生素，这与这两类抗生素具有很强的吸附能力，容易吸附到颗粒物或沉积物表面有关(Gongetal.,2012)。大环内酯类抗生素通常为具有多个立体中心的复杂大分子，具有较强的疏水性(LogKow>1)，容易吸附在固体颗粒物表面(Stepanicetal.,2012)，在水相和固相中较低的检出浓度说明此类抗生素在该区域使用量较少。2.2抗生素在水环境各相中的空间分布特征抗生素在水环境各相中的空间分布特征如图2所示，结果表明古城区表层水和沉积物中抗生素含量高于城郊区和运河区，平均质量浓度分别为73.6ng-L-1和ng・g-1,这与该区域有大量住宅区、商业区、医院和旅游景点等导致抗生素使用量和排放量较大有关。图2苏州市水环境表层水、悬浮物和沉积物中抗生素含量分布图Fig.2Distributionofantibioticsinsurfacewater,SPMandsedimentsofSuzhou对于表层水（图2A），S11、S12、S16和S184处的抗生素总浓度最高。其中S11和S16位于古镇附近，部分住宅污水收集系统建设还不够完善，其高浓度可能与部分生活污水直排以及水体流动性较差有关。S12位于娄江和阳澄湖出水进入外城河的交汇处，S18位于觅渡桥，为外城河汇入京杭大运河的出水口，这两个采样点的高浓度抗生素可能与上游污染汇入有关。此外，S4、S6和S25分别位于漕湖、阳澄湖和澄湖，其质量浓度很低，这与湖泊周边区域人类活动较少，水量较大导致稀释作用较强有关。S21-S29这些点主要分布在吴淞江和京杭运河苏州段，这两条河的水量和流速较大且稀释作用较强，导致抗生素总浓度较低且比较一致。整体而言，表层水抗生素含量与人类活动强度密切相关（Liangetal.,2013）。对于悬浮物（图2B和图2C），抗生素在城郊区、古城区和运河区的平均质量分数分别为46.9、34.9和22.9ng-g-1，呈现出从上游到下游逐渐降低的趋势。城郊区水体悬浮物浓度相对较低，水流速度较慢，且悬浮物多为粒径较小的黏粒和粉砂形态，其更大的比表面积为污染物在悬浮物表面吸附创造有利条件，而运河区悬浮物中粒径较大的砂粒形态比例较高，更不易于污染物的吸附（Lietal.,2016）。同时船舶在吴淞江和京杭运河的高频率快速行驶导致河水冲刷作用较强，使得抗生素在悬浮颗粒物表面的相对吸附量较少。抗生素在城郊区、古城区和运河区的平均质量浓度分别为32.6、31.6和35.8ng-L-1，运河区抗生素含量略高于城郊区和古城区，这与运河区悬浮物浓度远高于城郊区和古城区有关，进而导致单位体积表层水中悬浮物的抗生素吸附量略高。对于沉积物（图2D），古城区抗生素的平均质量分数为18.1ng-g-1，而城郊区和运河区的平均质量分数较低，分别为6.74ng-g-1和8.62ng・g-1。其中位于古城区的S11和S16两处抗生素质量分数较高，与这两处表层水中抗生素质量浓度很高相一致，这更进一步说明该区域人为抗生素污染输入较为严重。值得注意的是，S2处位于养殖场附近的小河流，虽然养殖场已于近期关停，表层水中抗生素含量较低，但是沉积物中抗生素含量较高，这说明沉积物作为污染物赋存库，众多污染物可在流动性差的河流沉积物中富集。同时，S2处尤其以OTC含量最高，鉴于OTC在养殖业中被广泛使用，这也说明养殖场抗生素使用带来的污染不容忽视（沈群辉等，2012）。2.3抗生素在水环境各相中的分配行为为了更好地研究抗生素在水相和固相之间的分配行为，通常采用分配系数（Kd）进行分析，其数值等于抗生素在悬浮物或沉积物样品中的质量分数和相对应水样中的质量浓度的比值（表5）。虽然在自然河流水系统中，抗生素在水相和固相中不一定处于动态平衡，但是Kd值仍然是表征抗生素在受各种环境因素影响下，其在水相和固相中分配行为的重要方式（Chengetal.，2014）。此外，水生生物和底栖生物的抗生素抗性很可能受沉积物中抗生素诱导，所以研究自然水体中抗生素的分配行为具有重要意义（Zhaoetal.，2016）。表5抗生素在悬浮物-表层水和沉积物-表层水中的分配系数Table5PartitioncoefficientsofantibioticsinSPM-waterandsediment-waterAntibioticsSPM-water/（L・kg-1）Sediment-water/（L・kg-1）RangeMeanRangeMeanSDZ29.0-147963461.418.6-563183.6SMM5.3-715267.410.7-1351230.0SQX0.83-91901647.93.55-3447459.2NFX332-346436747.3143-1659684.0CFX419-203555499.072.4-1839503.2OFX352-287096494.41182586852.9TYL31.3-62371654.912.9-7153898.1ETM1204-6453320118.790.7-431288086.9OTC133-209433982.678.6-113781130.5TC38.7-800395649.15.27-1939293.7DC41.6-289653455.728.1-1806393.4LEX1.28-166671625.81.29-3625341.4VAN33.2-135121680.416.9-1471LIN6.1-1010124.24.98-171.533.8对于悬浮物-水分配体系，磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类和四环素类抗生素的Kd值范围分别为0.83-14796、332-34643、31.3-64533、38.7-80039和1.28-16667L-kg-1，平均值分别为1792、6247、10887、4362和1143L・kg-1。对于沉积物-水分配体系，磺胺类、喹诺酮类、大环内酯类、四环素类和其他类抗生素的Kd值范围分别为3.55-3447、72.4-2586、12.9-43128、5.27-11378和1.29-3625L-kg-1，平均值分别为291、680、4492、606和209L-kg-1。对比悬浮物-水和沉积物-水的Kd平均值可以发现，各大类抗生素的悬浮物-水Kd值均高于沉积物。通常外源输入的抗生素先进入表层水，再通过悬浮物吸附或自然沉降等途径进入沉积物，而悬浮物在水中分布范围更广以及比表面积更大，更有利于抗生素在其表面吸附。此外，沉积物再悬浮和底泥抗生素再释放也会贡献一部分抗生素到水体，这也提高了水体中抗生素含量(Kimetal.,2007)。大环内酯类和喹诺酮类抗生素的Kd值大于磺胺类，说明这两类抗生素更容易吸附在固体颗粒表面，与之前研究结果一致(Lietal.,2018)。不同抗生素的Kd值变异范围很大，这可能与抗生素具有不同的理化性质(如分子结构、溶解性和疏水性)有关，同时也与不同采样点的水、悬浮物和沉积物的理化性质以及水文因素有关(Chenetal.,2018)。图3水环境三相中每种抗生素占比图Fig.3Percentagesofeachantibioticinallantibioticsintheaquaticenvironment14种抗生素在水环境三相中的比例分布情况如图3所示。整体而言，NFX在表层水、悬浮物和沉积物三相中的占比均最高，其次为四环素类的OTC、TC和DC。对于表层水(图3A)，单位体积水中NFX含量在总抗生素含量中的平均占比为23.0%，其次为TC，平均占比为16.1%。对于SPM(图3B)，单位干重悬浮物中NFX和OTC含量在总抗生素含量中平均占比分别为36.7%和14.5%。对于沉积物(图3C)，单位干重沉积物中NFX和OTC含量在总抗生素含量中平均占比分别为32.8%和32.1%。NFX和四环素类抗生素在水环境三相中高比例分布，这说明这些抗生素在该区域使用频率较高和使用量较大。通过对比抗生素在三相中的比例分布情况可以发现，NFX、OFX、CFX和OTC在悬浮物和沉积物中占比更高，而TC和DC在水中占比更高，这与。奎诺酮类抗生素有更多的离子官能团有关，其所含的羧基官能团极大地提高了在固相表面的吸附能力，并且其较强的疏水性也促进了抗生素从水相往固相中迁移(Maskaouietal.，2007)。此外，VAN和LIN两种抗生素在水中的分布比例高于在悬浮物和沉积物中的分布比例，说明这两种抗生素更容易存在于在水相中(Sunetal,2015)。2.4抗生素生态风险评估该区域表层水的抗生素生态风险评估结果如图4所示，为加大抗生素风险高低的区分度，本研究风险评估结果采用lgRQ进行分析(Chenetal.,2018，)即lgRQv-1为低风险，-1vlgRQ<0为中等风险，lgRQ>0为高风险。5种抗生素(SQX、VAN、TYL、SMM和LIN)的lgRQ值在所有采样点中均小于-2，说明这些抗生素的生态风险很低。LEX和OFX的lgRQ值均小于-1，也呈现出较低风险。S12和S18两处的ETM、S16处的SDZ以及S18处的CFX，其lgRQ值大于-1，表现出中等风险，而在其余采样点处，这3种抗生素均为低风险。值得关注的是，四环素类的OTC、TC和DC在大多数采样点的lgRQ值都大于-1，呈现出中等到高风险，进一步说明四环素类抗生素污染比较严重。除S4、S6、S25和S27夕卜，NFX的lgRQ值在其余采样点处均大于-1，也呈现出中等到高风险。此外，古城区的S9、S11、S12、S16和S18的NFX和TC均为高风险，与该区域商业街、医院、景点等分布密集导致人类抗生素使用量和排放量较大有关。S4、S6和S25这3处所在的湖泊人为干扰较少，虽然都有较多水产养殖，但抗生素均呈现出较低风险，说明湖泊养殖水体处于安全水平。整体而言，古城区表层水抗生素风险高于城郊区和运河区。当前研究多聚焦于单种抗生素风险评估（Huetal.，2018；Yanetal.，2013），而多种抗生素可能因协同效应导致联合生态风险大于单种抗生素的生态风险，所以多种抗生素带来的复合环境效应值得今后深入研究（Chenetal.，2018）。3结论抗生素在苏州市水环境三相中被高频率检出，且含量较高，表明该区域水环境抗生素污染现象十分普遍。14种抗生素检出率均大于48.3%，其中NFX、OFX、LEX、TC和LIN在三相中的检出率高达100%。表层水中NFX和TC的平均质量浓度最高，分别为119ng-L-1和83.4ng-L-1;ETM平均质量浓度最低，为0.19ng-L-1。在悬浮物和沉积物中，喹诺酮类和四环素类抗生素平均质量分数最高，尤其以NFX和OTC检出含量最高。从空间分布而言，古城区表层水和沉积物中的抗生素含量水平高于其他区域，说明古城区抗生素污染比较严重。各大类抗生素的悬浮物-水分配系数Kd值均高于沉积物-水Kd值，表明悬浮物对抗生素在水环境中的迁移具有重要作用。生态风险评估结果显示，OTC、TC、DC和NFX的生态风险处于中等到高风险水平，而SQX、VAN、TYL、SMM和LIN的生态风险较低。人类活动强度较大的古城区呈现出较高风险，而人为干扰较少的湖泊水体风险较低，进一步说明人类活动强度与抗生素污染程度密切相关。图4表层水中抗生素的生态风险评估Fig.4Ecologicalriskassessmentofantibioticsinsurfacewater【相关文献】BUQW,WANGB,HUANGJ,etal.,2013.PharmaceuticalsandpersonalcareproductsintheaquaticenvironmentinChina:Areview[J].JournalofHazardousMaterials,262(22):189-211.CARRASQUILLOAJ,BRULANDGL,MACKAYAA,etal.,2008.Sorptionofciprofloxacinandoxytetracyclinezwitterionstosoilsandsoilminerals:Influenceofcompoundstructure[J].EnvironmentalScience&Technology,42(20):7634-7642.CARVALHOIT,SANTOSL,2016.Antibioticsintheaquaticenvironments:AreviewoftheEuropeanscenario[J].EnvironmentInternational,94:736-757.CHENHY,JINGLJ,TENGYG,etal.,2018.Characterizationofantibioticsinalarge-scaleriversystemofChina:Occurrencepattern,spatiotemporaldistributionandenvironmentalrisks[J].ScienceoftheTotalEnvironment,618:409-418.CHENK,ZHOUJL,2014.OccurrenceandbehaviorofantibioticsinwaterandsedimentsfromtheHuangpuRiver,Shanghai,China[J].Chemosphere,95(5):604-612.CHENYH,CHENHJ,ZHANGL,etal.,2018.Occurrence,distribution,andriskassessmentofantibioticsinasubtropicalRiver-Reservoirsystem[J].Water,10(1042):1-16.CHENGDM,LIUXH,WANGL,etal.,2014.Seasonalvariationandsediment-waterexchangeofantibioticsinashallowerlargelakeinNorthChina[J].ScienceoftheTotalEnvironment,476-477:266-275.DENGWJ,LIN,ZHENGHL,etal.,2016.OccurrenceandriskassessmentofantibioticsinriverwaterinHongKong[J].Ecotoxicology&EnvironmentalSafety,125:121-127.ELLISJB,2006.Pharmaceuticalandpersonalcareproducts(PPCPs)inurbanreceivingwaters[J].EnvironmentalPollution,144(1):184-189.GONGWW,LIUXH,HEH,etal.,2012.Quantitativelymodelingsoil-waterdistributioncoefficientsofthreeantibioticsusingsoilphysicochemicalproperties[J].Chemosphere,89(7):825-831.HERNANDOMD,MEZCUAM,FERNANDEZ-ALBAAR,etal.,2006.Environmentalriskassessmentofpharmaceuticalresiduesinwastewatereffluents,surfacewatersandsediments[J].Talanta,69(2):334-342.HUY,YANX,SHENY,etal.,2018.AntibioticsinsurfacewaterandsedimentsfromHanjiangRiver,CentralChina:Occurrence,behaviorandriskassessment[J].Ecotoxicology&EnvironmentalSafety,157:150-158.HUANGDJ,HOUJH,KUOTF,etal.,2014.Toxicityoftheveterinarysulfonamideantibioticsulfamonomethoxinetofiveaquaticorganisms[J].EnvironmentalToxicologyandPharmacology,38(3):874-880.JIANGY,LIM,GUOC,etal.,2014.Distributionandecologicalriskofantibioticsinatypicaleffluent-receivingriver(WangyangRiver)innorthChina[J].Chemosphere,112:267-274.KIMSC,CARLSONK,2007.Temporalandspatialtrendsintheoccurrenceofhumanandveterinaryantibioticsinaqueousandriversedimentmatrices[J].EnvironmentalScience&Technology,41(1):50-57.LIB,ZHANGT,2013.Differentremovalbehaviorsofmultipletraceantibioticsinmunicipalwastewaterchlorination[J].WaterResearch,47(9):2970-2982.LIS,SHIWZ,LIHM,etal.,2018.AntibioticsinwaterandsedimentsofriversandcoastalareaofZhuhaiCity,PearlRiverestuary,southChina[J].ScienceoftheTotalEnvironment,636:1009-1019.LIY,LIUB,ZHANGX,etal.,2016.Thedistributionofveterinaryantibioticsintheriversysteminalivestock-producingregionandinteractionsbetweendifferentphases[J].EnvironmentalScienceandPollutionResearch,23(16):16542-16551.LIANGXM,CHENBW,NIEXP,etal.,2013.ThedistributionandpartitioningofcommonantibioticsinwaterandsedimentofthePearlRiverEstuary,SouthChina[J].Chemosphere,92(11):1410-1416.LIGUOROMD,LEVAVD,GALLINAG,etal.,2010.Evaluationoftheaquatictoxicityoftwoveterinarysulfonamidesusingfivetestorganisms[J].Chemosphere,81(6):788-793.LINYC,YUTH,LINCF,2009.Pharmaceuticalcontaminationinresidential,industrial,andagriculturalwastestreams:RisktoaqueousenvironmentsinTaiwan[J].Chemosphere,74(1):131-141.MAGDALENOA,SAENZME,JUAREZAB,etal.,2015.EffectsofsixantibioticsandtheirbinarymixturesongrowthofPseudokirchneriellasubcapitata[J].Ecotoxicology&EnvironmentalSafety,113(113C):72-78.MARTINEZJL,2008.Antibioticsandantibioticresistancegenesinnaturalenvironments[J].Science,321(5887):365-367.MASKAOUIK,HIBBERDA,ZHOUJL,2007.Assessmentoftheinteractionbetweenaquaticcolloidsandpharmaceuticalsfacilitatedbycross-flowultrafiltration[J].EnvironmentalScience&Technology,41(23):8038-8043.NGOCHT,CHENH,THANHVD,etal.,2016.SimultaneousanalysisofmultipleclassesofantimicrobialsinenvironmentalwatersamplesusingSPEcoupledwithUHPLC-ESI-MS/MSandisotopedilution[J].Talanta,159:163-173.SEGURAPA,FRANCOISM,GAGNONC,etal.,2009.Reviewoftheoccurrenceofanti-infectivesincontaminatedwastewatersandnaturalanddrinkingwaters[J].EnvironmentalHealthPerspectives,117(5):675-684.STEPANICV,ZIHERD,GABELICA-MARKOVICV,etal.,2012.Physicochemicalprofileofmacrolidesandtheircomparisonwithsmallmolecules[J].EuropeanJournalofMedicinalChemistry,47(1):462-472.SUNJ,LUOQ,WANGDH,etal.,2015.Occurrencesofpharmaceuticalsindrinkingwatersourcesofmajorriverwatersheds,China[J].Ecotoxicology&EnvironmentalSafety,117:132-140.WANG乙DUY,YANGC,etal.,2017.OccurrenceandecologicalhazardassessmentofselectedantibioticsinthesurfacewatersinandaroundLakeHonghu,China[J].ScienceoftheTotalEnvironment,609:1423-1432.XUY,GUOCS,LUOY,etal.,2016.Occurrenceanddistributionofantibiotics,antibioticresistancegenesintheurbanriversinBeijing,China[J].EnvironmentalPollution,213:833840.XUZA,LIT,BIJ,etal.,2018.SpatiotemporalheterogeneityofantibioticpollutionandecologicalriskassessmentinTaihuLakeBasin,China[J].ScienceoftheTotalEnvironment,643:12-20.YANCX,YANGY,ZHOUJL,etal.,2013.AntibioticsinthesurfacewateroftheYangtzeEstuary:Occurrence,distributionandriskassessment[J].EnvironmentalPollution,175:22-29.ZHANGHM,LIUPX,FENGYJ,etal.,2013.Fateofantibioticsduringwastewatertreatmentandantibioticdistributionintheeffluent-receivingwatersoftheYellowSea,northernChina[J].MarinePollutionBulletin,73(1):282-290.ZHANGQQ,YINGGG,PANCG,etal.,2015.Comprehensiveevaluationofantibi