海洋環(huán)境中氟喹諾酮類抗生素(FQs)分析的樣品前處理與檢測技術(shù)

溫麗聯(lián), 宋金明, 李學(xué)剛, 馬 駿, 戴佳佳, 袁華茂, 段麗琴, 王啟棟

海洋環(huán)境中氟喹諾酮類抗生素(FQs)分析的樣品前處理與檢測技術(shù)

溫麗聯(lián)1, 3, 宋金明1, 2, 3, 4, 李學(xué)剛1, 2, 3, 4, 馬 駿1, 4, 戴佳佳1, 4, 袁華茂1, 2, 3, 4, 段麗琴1, 2, 3, 4, 王啟棟1, 4

(1. 中國科學(xué)院海洋研究所 中國科學(xué)院海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點實驗室, 山東 青島 266071; 2. 青島海洋科學(xué)與技術(shù)試點國家實驗室 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)功能實驗室, 山東 青島 266237; 3. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049; 4. 中國科學(xué)院海洋大科學(xué)研究中心, 山東 青島 266071)

氟喹諾酮類(FQs)藥物是一種廣泛使用的人工合成類抗生素, 存在于水體、沉積物等各種環(huán)境介質(zhì)中, 并在水生生物體內(nèi)得到富集, 對人類健康和全球生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展有重要的影響。環(huán)境中FQs殘留的分析檢測是了解其環(huán)境生物地球化學(xué)行為和潛在生態(tài)環(huán)境風(fēng)險的基礎(chǔ), 本文系統(tǒng)總結(jié)了近幾年海洋水體、沉積物和生物體樣品中FQs的殘留特征、樣品前處理與檢測技術(shù), 在此基礎(chǔ)上, 前瞻分析了海洋環(huán)境中FQs殘留分析檢測技術(shù)的發(fā)展趨勢。分析表明, FQs的分離富集和測定必須充分考慮FQs的物理化學(xué)性質(zhì)和樣品成分的復(fù)雜性。海水樣品準(zhǔn)備應(yīng)注意過濾膜的選擇和pH的調(diào)節(jié); 沉積物和生物體的樣品準(zhǔn)備應(yīng)考慮水分、萃取溶劑、基質(zhì)效應(yīng)和pH的影響, 并使用超聲萃取。固相萃取、QuEChERS萃取、磁性固相萃取是分離富集FQs較常用的方法, 吸附劑、淋洗溶液和洗脫溶液的選擇和優(yōu)化是提高樣品回收率的關(guān)鍵。FQs的檢測大多通過液質(zhì)聯(lián)用或液相色譜結(jié)合熒光檢測器進(jìn)行, 其中色譜柱的選擇、離子對試劑的添加和進(jìn)樣pH值的調(diào)整都是優(yōu)化的關(guān)鍵因素。研究指出海洋領(lǐng)域FQs在線自動SPE技術(shù)的開發(fā)以及新型萃取吸附劑的研制應(yīng)在未來研究中被重點關(guān)注。

氟喹諾酮類抗生素(FQs); 樣品前處理; 分離富集; 海洋環(huán)境

氟喹諾酮類(fluoroquinolones, FQs)藥物是一類人工合成的廣譜抗生素, 具有抗菌譜廣、組織擴(kuò)散性好、半衰期長和毒性低等特點, 是全球使用量第三大的抗生素[1]。FQs在人和動物體內(nèi)只部分發(fā)生代謝反應(yīng), 大部分以原藥的形式排入環(huán)境中。由于高吸附性和難降解性, FQs成為“偽持久性”藥物, 廣泛存在于水體和沉積物等環(huán)境介質(zhì)中, 并在水生生物體內(nèi)不斷富集, 逐漸成為一類新型污染物, 對人類健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生了深遠(yuǎn)的影響[2]。因此, 掌握FQs在海洋水體、沉積物和生物體中的含量水平不僅是認(rèn)識其在環(huán)境中生物地球化學(xué)行為的基礎(chǔ), 也是評價其潛在環(huán)境風(fēng)險的重要前提。

FQs在環(huán)境介質(zhì)中含量較低, 且海水、沉積物和水生生物體的樣品本身成分復(fù)雜, 需要經(jīng)過萃取和分離富集等復(fù)雜的樣品前處理過程來消除基質(zhì)干擾, 再通過分析檢測儀器進(jìn)行定性和定量測定。因此, 理想的樣品前處理和分離檢測方法應(yīng)具備選擇性好、操作簡單、靈敏度高、回收率高和基質(zhì)效應(yīng)低等特點。

目前, 與人類生活更為密切的食品領(lǐng)域中FQs的殘留問題備受關(guān)注, 許多研究都報道了該領(lǐng)域FQs的樣品前處理和分離檢測方法, 如Zhang等[3]總結(jié)了食品中喹諾酮類藥物的分析測定方法, Khatibi等[4]將固相萃取結(jié)合高效液相色譜-質(zhì)譜法用于食品中FQs等抗生素殘留的檢測, Zhang等[5]總結(jié)了QuEChERS(quick, easy, cheap, effective, rugged and safe)在食品抗生素殘留檢測中的發(fā)展和應(yīng)用, 李倩等[6]則歸納了動物性食品中喹諾酮類藥物殘留檢測方法。然而, 目前尚缺乏海洋水體、沉積物和水生生物體等環(huán)境中FQs的樣品前處理與分離檢測方法的系統(tǒng)總結(jié)。

本研究歸納總結(jié)了海洋水體、沉積物和水生生物體等環(huán)境中FQs的樣品前處理和分析檢測技術(shù)的研究進(jìn)展, 歸納了FQs的理化性質(zhì)及其在海洋環(huán)境中的污染特征, 探討了不同環(huán)境中FQs的萃取、分離富集流程、關(guān)鍵環(huán)節(jié)和優(yōu)化條件, 比較分析了固相萃取(solid phase extraction, SPE)技術(shù)、QuEChERS萃取技術(shù)、磁性固相萃取(magnetic solid phase extraction, MSPE)技術(shù)等凈化和濃縮技術(shù)的原理和適用范圍, 總結(jié)了高效液相色譜(high performance liquid chromatography, HPLC)和超高效液相色譜(ultra performance liquid chromatography, UHPLC)結(jié)合質(zhì)譜(mass spectrometry, MS)或熒光檢測器(fluorescence detection, FLD)等分析檢測技術(shù)的原理和優(yōu)化條件。最后, 研究展望了FQs樣品前處理和檢測技術(shù)的發(fā)展趨勢。

1 FQs的理化性質(zhì)及在海洋環(huán)境中的污染特征

1.1 FQs的理化性質(zhì)

FQs是一類以1, 4-二氫-4-氧吡啶-3-羧酸為基本結(jié)構(gòu)的廣譜性人工合成抗生素, 由于其廣譜抗菌活性、低毒性、高組織擴(kuò)散性而廣泛應(yīng)用于人類和動物醫(yī)學(xué)中, 已成為世界第三大類抗生素[7-8]。FQs是極性化合物, 易溶于稀酸溶液、堿溶液、極性強(qiáng)的有機(jī)溶劑等, 不溶于弱極性和非極性溶劑。FQs的結(jié)構(gòu)中有一個羧基、一個氟原子和一個哌嗪基或哌嗪衍生物基團(tuán), 是既含有酸性基團(tuán)又含有堿性基團(tuán)的雙質(zhì)子分子, 可以以陽離子、兩性離子、中性離子和陰離子的形式存在于環(huán)境中[9], 同時強(qiáng)配位體羧基和氟原子易與羥基反應(yīng), 這增強(qiáng)了它們的水溶性, 使它們具有與多種陽離子(例如鎂、鈣、鋁、鐵和鋅)形成穩(wěn)定配合物的強(qiáng)大能力[9]。

由于不同的FQs具有不同的解離常數(shù)(a, pa= –lga)(表1), 因此, 根據(jù)酸堿性質(zhì)可將FQs分為兩類: 酸性喹諾酮類(pa6.0～6.9)和帶哌嗪基雜環(huán)的喹諾酮類(pa15.5～6.3, pa27.6～8.5)[10], 絕大多數(shù)FQs具有2個pa值。FQs在不同pH條件下以不同的形式存在: 當(dāng)pHpa2時, FQs主要以陰離子形態(tài)存在, 并存在少量兩性離子[11]。研究表明, 在FQs的分析檢測過程中, FQs的質(zhì)子化形態(tài)對它們保留在固相萃取小柱上至關(guān)重要。因此, 為了將FQs轉(zhuǎn)化為陽離子形式, 一般將樣品pH調(diào)整在2.5～4范圍內(nèi), 最常見的是將pH調(diào)至3[10]。

表1 常見FQs的理化性質(zhì)及質(zhì)譜參數(shù)

續(xù)表

注: ESI是電噴霧離子源; —表示沒有數(shù)據(jù); CAS是物質(zhì)唯一的數(shù)字識別號碼;/是質(zhì)子數(shù)/電荷數(shù)的比值

1.2 FQs在海洋環(huán)境中的污染特征

海洋環(huán)境是廢水和河流排放物產(chǎn)生的陸源抗生素殘留的重要“匯”, 大量抗生素殘留物通過河流輸入、大氣沉降、廢水排放等方式被運輸?shù)窖睾５貐^(qū)。由于河流運輸中稀釋、沉積、降解和海水稀釋的影響, 與廢水和河流表層水相比, 海洋環(huán)境中的FQs濃度相對較低, 總體濃度低于1 μg/L, 除了恩諾沙星(ENR)在我國黃海靈山灣海水和渤海大連沿海沉積物中的濃度分別高達(dá)6 880 ng/L[12]和2 364.8 ng/g[13](表2)。環(huán)丙沙星(CIP)、ENR、諾氟沙星(NOR)和氧氟沙星(OFL)是海洋環(huán)境中最常見的FQs類污染物, 總體濃度和檢出頻率遠(yuǎn)高于其他FQs類抗生素(表2)。其中, CIP和NOR分別在南海珠江口海水和沉積物中檢出最高濃度, 分別為365 ng/L和444 ng/g[14]; ENR在黃海靈山灣海水中檢出最高濃度, 為6 880 ng/L[12]; OFL在南黃海近岸海水中檢出最高濃度, 為497.6 ng/L[15]。在我國近海海域中, 南海珠江口海水和沉積物中FQs的濃度較其他海域高, 黃海海水和沉積物中FQs濃度大于東海海域; 渤海近海的水生生物體中FQs濃度較高, 最高濃度達(dá)到370 ng/g[16], 主要是因為取樣于高排放的海水養(yǎng)殖區(qū)。總體而言, 海洋環(huán)境中FQs的濃度數(shù)據(jù)較少且濃度總體較低(表2), 可能由于FQs在環(huán)境中發(fā)生了光解、水解或生物降解等環(huán)境生物地球化學(xué)行為, 這有待未來進(jìn)一步的調(diào)查研究。

續(xù)表

注: ENR恩諾沙星; OFL氧氟沙星; NOR諾氟沙星; CIP環(huán)丙沙星; ENO依諾沙星; FLU氟甲喹; FQs含量括號的數(shù)值為平均濃度; ND未檢出

雖然FQs在海洋中的濃度不能引起生物的急性毒性和死亡, 但會導(dǎo)致慢性毒性, 引起一系列的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)。例如, 影響浮游生物的繁殖、發(fā)育和生長, 導(dǎo)致微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的改變, 產(chǎn)生抗性基因?qū)е录?xì)菌耐藥性。FQs也會干擾物質(zhì)的生物地球化學(xué)循環(huán)[25], 包括氮循環(huán)、碳循環(huán)、硫循環(huán)等。物質(zhì)生物地球化學(xué)循環(huán)的變化又會進(jìn)一步引起海洋生態(tài)環(huán)境的破壞, 從而影響海洋生物的生存。因此, 總結(jié)FQs的前處理和分析檢測方法對密切關(guān)注其在海洋環(huán)境中的殘留具有重要意義。

2 樣品前處理

樣品前處理是FQs分析的基礎(chǔ)和關(guān)鍵, 主要包括萃取和分離富集等步驟(圖1), 其作用是將FQs從各類環(huán)境中提取出來, 消除環(huán)境基質(zhì)的干擾, 濃縮到一定的濃度供儀器檢測。樣品前處理過程對數(shù)據(jù)質(zhì)量影響很大, 直接影響檢測分析結(jié)果的準(zhǔn)確性、精密度和可靠性[26]。不同環(huán)境本身成分復(fù)雜且FQs殘留量低, 如水體主要含有金屬離子、腐殖質(zhì)、酸、堿等, 沉積物主要含有腐殖質(zhì)、礦物質(zhì)和金屬離子等, 水生生物體主要含有血液、維生素、脂肪和蛋白質(zhì)等。樣品前處理過程中應(yīng)極力去除上述內(nèi)源性化合物對色譜分離的干擾, 避免色譜柱的堵塞和劣化, 從而最大程度保障了檢測數(shù)據(jù)的可靠性[27]。

2.1 樣品準(zhǔn)備

2.1.1 海水樣品

海水樣品的準(zhǔn)備包括過濾、加入內(nèi)標(biāo)和乙二胺四乙酸二鈉鹽(Na2EDTA)、調(diào)節(jié)pH等過程, 最后保存在?20 ℃冰箱以待檢測(圖1)。過濾是海水樣品準(zhǔn)備的重要環(huán)節(jié), 一般通過0.45 μm親水性混合纖維素酯膜、硝酸纖維素膜、玻璃纖維膜、尼龍過濾膜等去除水體中的懸浮顆粒物。生物量大的水域也可先用1 μm的膜過濾去除水體中的浮游生物, 再用0.45 μm的膜過濾去除水體中的懸浮顆粒物[18]。研究表明混合纖維素酯和硝酸纖維素膜過濾后的水體中FQs損失較少(<3.5%), 而玻璃纖維膜和尼龍過濾膜會導(dǎo)致FQs的顯著損失(表3)。

注: SPE表示固相萃取; QuEChERS表示快速, 簡單, 便宜, 有效, 堅固、安全萃取; MSPE表示磁性固相萃取; HPLC表示高效液相色譜; UHPLC表示超高效液相色譜; MS表示質(zhì)譜; FLD表示熒光檢測器

表3 海洋水體中FQs的樣品前處理和檢測方法

續(xù)表

注: MOX莫西沙星; LOM洛美沙星; Na2EDTA乙二胺四乙酸鈉; SPE固相萃取; HLB聚合物吸附劑; UHPLC超高效液相色譜; HPLC高效液相色譜; MS質(zhì)譜法; /表示無數(shù)據(jù), 下同

調(diào)節(jié)pH是水體樣品準(zhǔn)備中的重要步驟。由于FQs的酸堿特性和取代基的性質(zhì)差異, FQs的析出和萃取過程中的吸附高度依賴pH。在水溶液中, 含7-哌嗪基的FQs是陽離子、陰離子或兩性離子, 而其他FQs是中性或陰離子[11]。對于大多數(shù)FQs, 高回收率發(fā)生在pH值為2.5～3, 如薩拉沙星(SAR)和雙氟沙星(DIF)可在此pH區(qū)間內(nèi)被吸附劑吸附。通過調(diào)節(jié)樣品的pH, 如5.5以下, 還可以降低FQs對金屬離子的絡(luò)合能力。大部分研究都通過添加鹽酸、硫酸或者緩沖液的方式調(diào)節(jié)pH, 而緩沖液主要是檸檬酸鹽緩沖液或者M(jìn)cIlvaine緩沖液(檸檬酸鹽-磷酸鹽緩沖液), 這樣可以極大地提高目標(biāo)物回收率[33]。在樣品中加入Na2EDTA是必須的, 它能很好地絡(luò)合水體中的金屬離子, 減少因FQs絡(luò)合金屬離子而影響萃取回收率和分析檢測效果[33-34]。

2.1.2 海洋沉積物樣品

沉積物樣品準(zhǔn)備包括樣品的冷凍干燥、加入內(nèi)標(biāo)、加入有機(jī)溶劑、渦旋混合、調(diào)節(jié)pH、加入Na2EDTA、超聲萃取萃取、離心獲得上清液(圖1)等步驟, 重復(fù)萃取離心后的沉降物3次可提高待測物的回收率。對樣品進(jìn)行冷凍干燥的目的是去除樣品中的水分, 以便只提取吸附在沉積物中而非間隙水中的目標(biāo)物[35], 因此樣品中水分去除率越高越有利于目標(biāo)物后續(xù)的分離富集和檢測。超聲萃取的原理是利用超聲的空化作用、機(jī)械效應(yīng)和熱效應(yīng)等, 釋放、擴(kuò)散和溶解基質(zhì)內(nèi)目標(biāo)物, 從而提高回收率, 超聲處理的時間一般為15 min。研究表明, 超聲萃取提取時間的長短(提取數(shù)分鐘至數(shù)小時)對于樣品回收率無顯著影響。然而, 通過循環(huán)多次的連續(xù)有機(jī)溶劑萃取和超聲萃取可獲得更高的FQs回收率和更好的樣品組成[29](表4)。

表4 海洋沉積物中FQs的樣品前處理和檢測方法

注: FLD光譜分析法

由于FQs與沉積物之間的強(qiáng)烈相互作用使FQs難以萃取, 所以目標(biāo)物的萃取過程一方面要考慮基質(zhì)效應(yīng), 另一方面要考慮FQs的酸堿特性, 萃取有機(jī)溶劑的選擇對減少目標(biāo)物的損失也至關(guān)重要[37]。研究表明, 樣品稀釋是克服腐殖質(zhì)基質(zhì)效應(yīng)的有效方法, 在某些情況下, 稀釋將最大限度減少基質(zhì)的信號抑制作用, 增加FQs的信號強(qiáng)度以校正定量分析結(jié)果[38]。樣品與硅藻土間的混合, 能增強(qiáng)萃取有機(jī)溶劑向沉積物間隙的擴(kuò)散, 有利于提高FQs的回收率[39]。此外, 低pH值也有利于提高FQs的回收率。在酸性條件下, FQs和沉積物中的陰離子位點都被質(zhì)子化, 有利于兩者間的靜電排斥, 促進(jìn)了FQs的析出; 而在中性條件下FQs的回收率并不理想(30%～50%), 這是由于兩性離子形式的FQs水溶性較低[40]。研究表明磷酸鹽緩沖液和乙腈作為有機(jī)混合萃取溶劑, 在超聲萃取下重復(fù)萃取3次, 可顯著提高目標(biāo)物回收率。此外, FQs可與沉積物中的陽離子形成穩(wěn)定絡(luò)合物, 添加螯合劑Na2EDTA可以顯著提高萃取效果[41]。

2.1.3 水生生物體樣品

水生生物體樣品的準(zhǔn)備包括樣品均質(zhì)化、冷凍干燥、加入內(nèi)標(biāo)、加入有機(jī)溶劑、調(diào)節(jié)pH、加入Na2EDTA、混合渦旋、超聲萃取、離心獲得上清液等步驟(圖1), 加入有機(jī)溶劑重復(fù)萃取可提高FQs的回收率。分析檢測水生生物體中的FQs, 需要通過機(jī)械或物理方法破碎固體樣品, 以便目標(biāo)物從細(xì)胞結(jié)構(gòu)中完全釋放出來, 從而溶解到有機(jī)萃取溶劑中, 該過程可加入硅藻土提高待測物的提取率[16], 也可通過超聲輔助萃取技術(shù)[42]、微波輔助萃取(microwave- assisted extraction, MAE)技術(shù)進(jìn)行處理[43]和加速固相萃取(accelerated solid phase extraction, ASE)技術(shù)進(jìn)行處理[16]。Aufartová等[43]基于MAE和固相萃取技術(shù)(SPE), 結(jié)合超高效液相色譜, 測定了魚類肌肉中的5種FQs, 獲得的回收率>93%。Montesdeoca- Esponda等[44]使用MAE技術(shù), 結(jié)合液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法分析了沿海沉積物和污水污泥樣品中的FQs,檢測出沉積物中左氧氟沙星(LEV)、NOR、CIP和ENR中的含量范圍為0.81～34.3 ng/g。在某些情況下, 破碎樣品的過程一般配合磷酸鹽緩沖溶液的使用, 其與乙腈、甲醇、甲酸、乙酸和草酸等有機(jī)溶劑結(jié)合使用也可提高提取率(表5)。

表5 水生生物體中FQs的樣品前處理和檢測方法

注: DIF雙氟沙星; DAN達(dá)諾沙星; MAR馬波沙星; LEV左氟沙星; PEF培氟沙星; SAR薩拉沙星

生物體樣品成分復(fù)雜, 主要含有蛋白質(zhì)、脂類和糖類等, 這些成分將顯著影響FQs的回收效率, 導(dǎo)致目標(biāo)物信號的變化, 從而影響定量結(jié)果的準(zhǔn)確性[47]。為了有效減少生物體樣品的基質(zhì)效應(yīng), 萃取有機(jī)溶劑的選擇至關(guān)重要[48]。生物體樣品中的FQs在乙腈中有較強(qiáng)的溶解能力, 且在酸性條件具有較高的回收率, 因此, 生物體樣品中常用的萃取溶劑一般為可以沉淀蛋白質(zhì)的乙腈與酸的混合溶液, 如甲酸-乙腈溶液、乙酸-乙腈溶液、磷酸鹽-乙腈溶液等[49]。研究表明, 乙腈溶液的濃度是影響魚類FQs提取的重要因素, 使用50%、60%、75%、90%和100%乙腈溶液分別提取魚肉樣品中的FQs, 發(fā)現(xiàn)90%乙腈溶液效果最佳, FQs的回收率>80%; 100%乙腈溶液效果較差, 這是因為在純有機(jī)溶劑中, 蛋白質(zhì)的二級結(jié)構(gòu)基本保持完整, 氫鍵無法被破壞, 目標(biāo)物被包裝成蛋白質(zhì)迅速聚集在一起; 而在50%、60%和75%乙腈溶液的效果也較差, 這是由于蛋白質(zhì)和目標(biāo)物之間的氫鍵沒有完全破壞, 目標(biāo)物不能很好地釋放[50]。

2.2 FQs樣品的分離與富集

樣品的分離富集也稱凈化、濃縮, 是指將目標(biāo)物與雜質(zhì)分離并通過富集濃縮最終得到純凈的、可被儀器檢測的目標(biāo)物的過程。分離過程可去除與目標(biāo)物溶解性、結(jié)構(gòu)和性質(zhì)類似或不同但對檢測有嚴(yán)重干擾作用的雜質(zhì), 富集過程常常用少量洗脫溶劑洗脫痕量目標(biāo)物來增大目標(biāo)物的檢測濃度, 從而達(dá)到提高檢測精度和準(zhǔn)確性的目的。樣品分離富集方法的選擇取決于具體的目標(biāo)物和樣品來源, 主要方法有SPE[10, 46], QuEChERS萃取[45]、MSPE[51]等(表6)。

2.2.1 固相萃取(SPE)

SPE是一種廣泛使用的樣品處理技術(shù), 適用于各種環(huán)境中目標(biāo)物的分離與富集。該技術(shù)可以有效地消除內(nèi)源性化合物干擾, 從而獲得較高純度和濃度的FQs。SPE基于固相(吸附劑)和液相(樣品)之間不同的親和力, 其原理類似于液相色譜法的分離[52]。SPE主要包括以下步驟: (1)SPE小柱的活化, (2)樣品的加入使吸附劑吸附樣品中的FQs, (3)淋洗溶液淋洗以消除雜質(zhì), (4)目標(biāo)物的洗脫[53]。在整個樣品前處理過程中, 每個步驟的優(yōu)化都極其重要且都要根據(jù)FQs的物理化學(xué)性質(zhì)和樣品基質(zhì)展開, 包括吸附劑、淋洗溶液和洗脫溶液的選擇和優(yōu)化, 從而將基質(zhì)效應(yīng)降至最低、提高FQs的回收率。

目前可用的SPE吸附劑種類繁多, 吸附劑的選擇是樣品前處理成功的關(guān)鍵因素之一[54]。SPE中吸附劑的選擇在很大程度上取決于吸附劑與FQs官能團(tuán)的相互作用, 以及吸附劑與雜質(zhì)的相互作用。常用的SPE吸附劑有非極性吸附劑(如C18)、混合相陽離子交換(mixed-phase cation-exchange, MPC)吸附劑和聚合物吸附劑(如ENV+和HLB)[10]。C18吸附劑是一種十八烷基功能化二氧化硅吸附劑。MPC吸附劑是一種混合模式的二氧化硅基吸附劑, 由特殊的非極性辛基和強(qiáng)陽離子交換劑組成, 其疏水性和陽離子交換特性能與兩性FQs的帶電氨基發(fā)生特異性相互作用。聚合物吸附劑ENV+是一種樹脂基非極性吸附劑, 由羥基化聚苯乙烯二乙烯基苯組成, 這兩種吸附劑都廣泛用于極性目標(biāo)物的萃取。聚合吸附劑HLB由親水性N-乙烯基吡咯烷酮和親脂性二乙烯基苯兩種單體組合而成, 適用于酸性、中性和堿性目標(biāo)物的分離富集[4]。HLB被證明是FQs最有效的萃取吸附劑之一, 具有較高的回收率和良好的回收質(zhì)量, 其親水官能團(tuán)通過與FQs芳香族核心結(jié)構(gòu)及可電離基團(tuán)相互作用, 將FQs很好地保留在吸附柱上, 從而達(dá)到將目標(biāo)物與雜質(zhì)分離的目的[55]。研究表明, 在pH=3條件下使用HLB得到最佳回收率[38]。海水樣品中的成分相對簡單, 一般僅使用HLB就能獲得較好的分離效果[56], 而沉積物樣品組成復(fù)雜, 一般先使用強(qiáng)陰離子交換柱去除樣品中帶負(fù)電荷的腐殖酸和富里酸等雜質(zhì), 再使用HLB進(jìn)行目標(biāo)物的分離富集[57]。

吸附劑吸附目標(biāo)物過程中, 也會同時吸附鹽、膠體、腐殖質(zhì)等干擾物, 需要加入淋洗溶液將其清除, 如甲醇、酸性甲醇、乙腈等。研究表明使用含20%甲醇的水溶液進(jìn)行淋洗可獲得較好的目標(biāo)物回收率, 但其使用量不應(yīng)超過10 mL, 過多的甲醇比例將增加基質(zhì)效應(yīng)[35]。甲醇水溶液在淋洗過程中也會造成少量目標(biāo)物的損失, 酸性和兩性FQs樣品淋洗溶液中甲醇的最大濃度分別為10%和5%[38]。

選擇合適的洗脫溶液同樣重要, 理想的洗脫溶液應(yīng)確保高效洗脫FQs, 同時不會洗脫干擾物。由于FQs的酸堿特性, 洗脫溶液的pH是一個重要的參數(shù), 恰當(dāng)?shù)膒H將抑制基質(zhì)效應(yīng), 進(jìn)而提高FQs的洗脫效率和回收率。例如, 研究表明在pH=6的條件下, 聚合物吸附劑洗脫效率較高, 提高了目標(biāo)物的純度和數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性[58]。洗脫溶液一般為酸性甲醇溶液、含有5%銨鹽的甲醇、含有0.1%甲酸的甲醇, 以及乙腈和甲醇混合溶液。一般來說, 酸性甲醇溶液可以更好地洗脫FQs, 主要是由于在酸性條件下, 質(zhì)子可以競爭性地結(jié)合FQs哌嗪基上的胺基, 解離其與吸附劑中乙烯基吡咯烷酮上羰基間形成的氫鍵, 從而將目標(biāo)物從吸附劑中洗脫下來[56]。

在線自動SPE是SPE技術(shù)的進(jìn)化版, 將樣品前處理和色譜分離集成到一個系統(tǒng)中, 從而實現(xiàn)在線全自動的SPE[59]。在線自動SPE減少了潛在的樣品處理危險, 提高了目標(biāo)物提取的重現(xiàn)性, 實現(xiàn)了高通量分析, 被逐漸應(yīng)用于FQs的研究[10]。然而, 在線SPE系統(tǒng)可能不穩(wěn)定, 因為在隨后的UHPLC中, 高流速與小分析柱粒徑(<2 μm)相結(jié)合會產(chǎn)生高背壓。此外, 為了提高目標(biāo)的回收率, 需要不斷優(yōu)化樣品pH、吸附柱、進(jìn)樣體積和洗脫溶液等條件。Shen等[60]通過在線SPE結(jié)合UHPLC-MS對水中的33種抗生素進(jìn)行分析的研究中, 優(yōu)化條件為: 將樣品pH調(diào)節(jié)至2～3、進(jìn)樣體積為5.0 mL、選用HLB作為吸附劑, 最終對所有測試化合物的檢測限在0.2～1.5 ng/L范圍內(nèi), 回收率為76.6%～118%, 與傳統(tǒng)方法相比, 該方法僅需13 min即可完成樣品的富集、純化和測定。

2.2.2 QuEChERS萃取

QuEChERS是一種快速樣品前處理方法, 結(jié)合了乙腈液-液分離和分散固相萃取技術(shù)的優(yōu)點, 其原理與SPE相似, 利用吸附劑與FQs官能團(tuán)、雜質(zhì)的相互作用來將它們分離, 進(jìn)而達(dá)到對目標(biāo)物凈化和濃縮的目的[45]。QuEChERS技術(shù)的處理步驟主要有: (1)樣品破碎、均質(zhì)化, (2)乙腈提取目標(biāo)物, (3)無水硫酸鎂和氯化鈉去除水分, (4)添加吸附劑吸附目標(biāo)物, (5)淋洗、洗脫后的樣品濃縮[61]。

無水硫酸鎂和氯化鈉對FQs的回收十分重要, 硫酸鎂減少了樣品的含水量, 而氯化鈉可以減少基質(zhì)組分的雜質(zhì), 從而得到更好的色譜峰。需要注意的是, 樣品中加入硫酸鎂產(chǎn)生的熱量會導(dǎo)致部分FQs的降解, 從而影響該方法的可重復(fù)性和目標(biāo)物的回收率, 可以通過控制溫度緩解這個問題[5]。吸附劑的選擇對QuEChERS過程具有重要影響, 其作用是去除基質(zhì)效應(yīng), 獲得干凈的目標(biāo)物, 提高FQs的回收率。目前, 常用的QuEChERS吸附劑包括N-丙基乙二胺(N-propyl ethylenediamine, PSA)和非極性吸附劑(如C18)[62]。PSA是一種弱陰離子極性吸附劑, 具有2個氨基基團(tuán), 能高效地去除樣品中的脂肪酸、各種糖和色素等雜質(zhì), 還可通過氫鍵與羥基等官能團(tuán)去除樣品中多種雜質(zhì)組分, 具有良好的凈化效果[63]。C18用于鱸魚、鱒魚和鱘魚肌肉樣品中FQs的分離, 獲得72%～107%的回收率[45]。淋洗、洗脫后的樣品通過氮吹進(jìn)行濃縮, 干燥后的殘留物被重新溶解在甲醇和乙酸乙酯的混合物中, 這些溶液通常是后續(xù)色譜分離中使用的流動相或流動相組分?？偟膩碚f, QuEChERS是一種步驟少、無需過濾、設(shè)備簡單和抗生素的回收率相對較高的樣品前處理技術(shù), 并越來越多地應(yīng)用于各類樣品中的FQs分離富集。

2.2.3 磁性固相萃取(MSPE)

磁性固相萃取是一種新興的樣品分離富集技術(shù), 因其環(huán)境友好、分離過程快速、吸附效率高、易于自動化分析而受到廣泛關(guān)注[51]。MSPE只需一種磁性吸附劑, 無需額外的萃取柱, 可以避免吸附劑填料的相關(guān)問題, 如填料床堵塞和高壓。同時, 磁性吸附劑通過引入外部磁場而不是過濾或高速離心從溶液中分離出來, 這大大簡化了樣品前處理過程。此外, 磁性吸附劑的官能團(tuán)、分子形狀和大小等具有獨特性, 可選擇性地提取單個或一組目標(biāo)物, 增強(qiáng)了吸附劑對目標(biāo)分析物的選擇性, 進(jìn)而消除樣品的基質(zhì)效應(yīng)。在MSPE萃取過程中, 磁性吸附劑分散在含有待測目標(biāo)物的溶液中, 在孵育一定時間后吸附待測目標(biāo)物, 然后借助外部磁場實現(xiàn)吸附劑與溶液的分離, 最后使用洗脫溶液將目標(biāo)物從吸附劑上洗脫[56]。大多數(shù)磁性吸附劑可以回收和再利用, 這可以大大節(jié)省成本和保護(hù)環(huán)境。

磁性材料的類型和粒徑、pH、淋洗溶液和洗脫溶液的選擇都會影響目標(biāo)物的相對回收率。磁性吸附劑的材料主要由鐵及其氧化物組成, 即磁鐵礦(Fe3O4)、磁赤鐵礦(γ-Fe3O4)以及一些鈷、鎳及其氧化物。吸附劑材料具有的多孔分層結(jié)構(gòu)越多, 則可以表現(xiàn)出更好的提取性能, 因為它提供了更多的可用相互作用位點。值得注意的是, 磁性材料的大小會影響吸附效率, 一般的磁性材料直徑為1～100 nm[51]。FQs是一種兩性化合物, 在pH<6時, 吸附效率較低, 可能由于吸附劑上的正電荷與質(zhì)子化FQs之間發(fā)生靜電排斥作用。當(dāng)pH值在6～8之間時, FQs以兩性離子的形式存在, FQs的凈電荷接近于0, 但在質(zhì)子化氨基和強(qiáng)π-π鍵相互作用下, 仍然可以吸附在磁性吸附劑上。當(dāng)pH>8時, FQs上的氨基被去質(zhì)子化, 羧基以陰離子的形式解離, 與帶負(fù)電荷的磁性吸附劑發(fā)生靜電排斥作用, 此時適合將FQs將吸附劑上洗脫下來[40]。Zheng等[64]的研究表明, 在相同條件下, 含7%銨鹽的甲醇溶液解吸FQs的回收率較高, 回收率在94.0%～124.4%, 其原因為堿性條件會降低FQs對吸附劑的親和力從而促進(jìn)洗脫。He等[65]使用MSPE結(jié)合HPLC-MS測定食品中FQs的研究中發(fā)現(xiàn), 以甲醇/銨鹽(8︰2, v/v)作為洗脫溶液的回收率高于丙酮、乙腈等, 回收率在82.4%～108.5%。

3 儀器分析方法

3.1 高效液相色譜(HPLC)

高效液相色譜是一種以液體作為流動相, 將單一溶劑、或極性不同的混合溶劑等通過高壓泵輸入色譜柱中, 對目標(biāo)物進(jìn)行分離的技術(shù)。HPLC對成分復(fù)雜的樣品也具有較好的分離效果, 并能準(zhǔn)確地定性定量分析, 在FQs殘留檢測中應(yīng)用廣泛。各種FQs疏水性的差異導(dǎo)致了其在色譜柱中不同的遷移速率, 從而顯示出不同的保留時間。此外, 色譜柱的粒徑、流動相有機(jī)溶劑、梯度洗脫和樣品性質(zhì)等因素也可能會影響分離度, 并對峰形和靈敏度產(chǎn)生重要影響。

用于海洋水體、沉積物和生物體樣品中FQs分離的主要為C18色譜柱, C18色譜柱可根據(jù)FQs的兩性離子的極性差異對其進(jìn)行分離。隨著技術(shù)的發(fā)展, 2.1～5 μm粒徑和50～250 mm柱長的色譜柱被廣泛應(yīng)用, 進(jìn)一步縮短了分離時間, 提高了分辨率和靈敏度[14]。色譜柱的溫度顯著影響目標(biāo)物、流動相和固定相之間的化學(xué)作用, 不穩(wěn)定的色譜柱溫度會導(dǎo)致保留時間的延長和洗脫順序的變化, 還會得到不對稱的峰, 因此保持色譜柱溫度的恒定非常重要, 用于FQs檢測的色譜柱溫度通常設(shè)定在30～40 ℃[66]。

在使用HPLC分離FQs時, 通常使用強(qiáng)極性和弱極性溶劑組成的混合液體作為流動相進(jìn)行洗脫, 水通常用作強(qiáng)極性溶劑, 而乙腈是最常用作弱極性溶劑, 此外還會加入0.1%～0.2%的甲酸溶液, 以提高離子化效率[67]。為了縮短分離時間, 更好地分離各類FQs, 一般采用加酸和梯度洗脫的方式, 來保障樣品在分析過程中的穩(wěn)定性。通常情況下, 樣品被引入具有高極性溶劑比例的色譜柱中, 之后通過增加弱極性溶劑的比例, 將目標(biāo)物逐漸從色譜柱中洗脫。值得注意的是, 疏水分子與固定相結(jié)合更強(qiáng)烈, 保留時間更長, 因而需要更高濃度的弱極性溶劑來洗脫, 但隨著弱極性溶劑比例的迅速增加, 一方面提高了HPLC分離的效率, 另一方面也可能導(dǎo)致檢測過程中測試峰的重疊[46]。

三乙胺、三溴乙酸和十二烷基硫酸鈉等離子對試劑也是影響FQs保留時間的因素之一, 它們的存在一定程度上延長了色譜柱的平衡時間, 但能促進(jìn)FQs與固定相的相互作用, 從而提高分離效果。色譜柱性質(zhì)、離子對試劑、緩沖液和pH值等都會影響色譜峰的形狀, 在調(diào)節(jié)pH、添加緩沖液等均不能抑制色譜峰的拖尾效應(yīng)時, 流動相中添加的離子對試劑顯得尤為重要, 將大大改善這一效應(yīng)。

3.2 超高效液相色譜(UHPLC)

超高效液相色譜在優(yōu)化的低分散高壓液相色譜系統(tǒng)中填充2 μm全多孔顆粒或3 μm核殼顆粒, 從而實現(xiàn)了快速和高分辨率的FQs分離, UHPLC已成為一種廣泛使用的FQs快速分離方法, 逐漸取代了傳統(tǒng)的HPLC。UHPLC具有更大的顆粒表面積、更短的柱長, 以及更高的操作壓力和流動相流速等特點, 從而顯著提高了FQs分離的效率和效果[66]。Richardson等[68]指出UHPLC色譜柱的小粒徑增加了分離過程中的壓力, 進(jìn)而提高了FQs分離的分辨率和靈敏度, 獲得更窄的測試峰。

UHPLC已廣泛應(yīng)用于FQs分離檢測, Freitas等[69]通過UHPLC-MS的方法測定了金頭鯛中的FQs, 指出該方法具有分離度好、靈敏度和分辨率高、色譜分析時間短的優(yōu)點。Li等[70]改進(jìn)了一種UHPLC- MS分析檢測方法, 分離和測定了對蝦中的21種抗生素, 包括8種FQs, 獲得了良好的檢測效果。Xie等[71]應(yīng)用UHPLC-MS技術(shù)檢測了珠江口水體、沉積物和水生生物中FQs等多種目標(biāo)物, 檢測限范圍分別為0.1～0.3 ng/L、0.07～0.2 ng/g和0.01～1.9 ng/g。

3.3 檢測方法

經(jīng)HPLC和UHPLC分離后, 樣品往往通過質(zhì)譜[46]和熒光檢測器進(jìn)行FQs的定量檢測[45]。其中MS可以同時檢測包括FQs在內(nèi)的多種抗生素, 具有高靈敏度和選擇性等特點, 而FLD利用了FQs的光學(xué)特性, 具有高度特異性和敏感性, 受樣品基質(zhì)干擾小等特點。在實際應(yīng)用中, MS和FLD往往與HPLC或UHPLC串聯(lián)使用, 即經(jīng)過HPLC和UHPLC分離后的樣品, 通過聯(lián)機(jī)直接自動進(jìn)入MS或FLD進(jìn)行檢測, 提高了檢測FQs的效率[72]。

FQs的LC-MS分析一般采用電噴霧電離的正電離模式, 多反應(yīng)監(jiān)測模式(MRM)監(jiān)測, 這是由于FQs結(jié)構(gòu)中存在胺基和酮基, 這些基團(tuán)在電噴霧電離的正電離模式下很容易發(fā)生質(zhì)子化, 形成帶正電荷的分子離子[M+H]+[72]。研究發(fā)現(xiàn), 碰撞后觀察到LEV、吉米沙星的主要產(chǎn)物離子對應(yīng)于目標(biāo)離子羧基上CO2的損失, GAT的產(chǎn)物離子由H2O或CO2的損失形成[66]。三重四極桿(triple quadrupole, QqQ)是應(yīng)用最廣泛的MS儀器, 其在檢測濃度較高的目標(biāo)物時具有優(yōu)越的選擇性和靈敏度, 但由于儀器分辨率較低, QqQ只能監(jiān)測目標(biāo)化合物的離散列表。在分析復(fù)雜基質(zhì)中的痕量目標(biāo)物時, QqQ質(zhì)譜的選擇性往往不足, 先進(jìn)的高分辨率質(zhì)譜作為一種有潛力的替代方法, 已被用于FQs的分析, 能夠準(zhǔn)確檢測目標(biāo)物[35]。此外, 與QqQ有限的預(yù)先選擇離子不同, 飛行時間質(zhì)譜(time of flight-mass spectrometry, TOF-MS)可以通過全掃描數(shù)據(jù), 同時分析無限個化合物。然而, TOF-MS也存在一定的不足, 雖然它可以得到精確的數(shù)據(jù), 但不能提供MS所需的選擇性。為了彌補(bǔ)選擇性差的缺點, TOF通常耦合四極桿成為Q-TOF, 四極桿作為一個質(zhì)量過濾器, 在樣品進(jìn)入TOF-MS之前, 更有針對性地選擇目標(biāo)物的前體離子, 使其能夠為前體離子和產(chǎn)物離子提供精確的質(zhì)量[73]。

LC-FLD也是一種常用的FQs分析檢測方法。FLD的特異性高, 受樣品基質(zhì)干擾小, 色譜圖干凈, 具有高特異性和靈敏度, 可簡單快速地進(jìn)行FQs的檢測[45]。Ziarrusta等[46]指出LC-FLD在檢測FQs時具有速度快、通量大、回收率高、精度準(zhǔn)和有機(jī)溶劑消耗少等特點, 他們使用LC-FLD測定了魚類的ENR、NOR等FQs, 檢測限范圍為0.1～6 ng/g, 回收率為93%～109%。選擇目標(biāo)物的激發(fā)波長和發(fā)射波長是LC-FLD方法的一個重要步驟, 為目標(biāo)物的測定提供了更高的靈敏度和分辨率[46]。Zhou等[57]報道了水體中FQs檢測的最常用激發(fā)波長為278 nm或280 nm, 發(fā)射波長為445 nm或450 nm。Payán等[74]進(jìn)一步明確了各類FQs的激發(fā)波長和發(fā)射波長: NOR為278 nm和445 nm, CIP、OFL和ENR為280 nm和456 nm, MAR為300 nm和515 nm, FLU為315 nm和368 nm。此外, 研究表明目標(biāo)物的熒光發(fā)射強(qiáng)度受基質(zhì)pH的影響, pH較低時, 目標(biāo)物的熒光強(qiáng)度和響應(yīng)信號較高; 隨著pH的增加, 熒光強(qiáng)度逐漸降低[68]。

4 研究展望

近年來, 不同環(huán)境樣品中FQs樣品前處理和分離檢測技術(shù)不斷發(fā)展, 有效降低了樣品的基質(zhì)效應(yīng), 顯著提高了FQs檢測的效率、靈敏度和回收率等。在樣品前處理方面, 不同環(huán)境樣品中的FQs經(jīng)過萃取后, 通過SPE、QuEChERS和MSPE等成熟技術(shù)進(jìn)行凈化和濃縮。在分離和檢測方面, 常用的技術(shù)手段是在HPLC和UHPLC等方法對FQs進(jìn)行分離后, 串聯(lián)MS和FLD對FQs進(jìn)行定性和定量分析檢測。此外, 近年來新開發(fā)的免疫分析法、生物傳感器技術(shù)等在快速分離和現(xiàn)場監(jiān)測等方面展現(xiàn)了良好的應(yīng)用前景, 但這些方法和技術(shù)尚需改進(jìn)和完善。不同環(huán)境樣品中FQs樣品前處理和分析檢測技術(shù)的研究應(yīng)重點關(guān)注以下幾個方面:

(1)海洋不同介質(zhì)中FQs的樣品前處理與分離檢測。目前FQs的樣品前處理與分離檢測技術(shù)的研究與應(yīng)用主要集中在食品領(lǐng)域, 而海洋領(lǐng)域涉及較少。海水、沉積物和生物體樣品具有組成復(fù)雜、鹽分高、干擾因素多等特點, 不僅使得樣品前處理過程費時費力, 也一定程度上影響了分離和檢測的效率、靈敏度和回收率。針對海洋環(huán)境的特殊性, 建立和優(yōu)化針對海洋不同介質(zhì)中FQs樣品的自動SPE技術(shù)顯得尤為重要。

(2)新型萃取吸附劑的開發(fā)。FQs的凈化與濃縮是樣品前處理的關(guān)鍵環(huán)節(jié), 而萃取吸附劑則對確保FQs凈化與濃縮質(zhì)量和精度至關(guān)重要。目前的萃取吸附劑在經(jīng)濟(jì)性、特異性、萃取時間、可操作性等方面存在一定的不足, 而新型萃取吸附劑的開發(fā)和應(yīng)用將彌補(bǔ)這方面的缺陷。

[1] BHATT S, CHATTERJEE S. Fluoroquinolone antibiotics: Occurrence, mode of action, resistance, environmental detection, and remediation–A comprehensive review[J]. Environmental Pollution, 2022, 315: 120440.

[2] SODHI K K, SINGH D K. Insight into the fluoroquinolone resistance, sources, ecotoxicity, and degradation with special emphasis on ciprofloxacin[J]. Journal of Water Process Engineering, 2021, 43: 102218.

[3] ZHANG Z C, CHENG H F. Recent development in sample preparation and analytical techniques for determination of quinolone residues in food products[J]. Critical Reviews in Analytical Chemistry, 2017, 47(3): 223-250.

[4] KHATIBI S A, HAMIDI S, SIAHI-SHADBAD M R. Current trends in sample preparation by solid-phase extraction techniques for the determination of antibiotic residues in foodstuffs: a review[J]. Critical Reviews in Food Science and Nutrition, 2021, 61(20): 3361-3382.

[5] ZHANG C Y, DENG Y C, ZHENG J F, et al. The application of the QuEChERS methodology in the determination of antibiotics in food: A review[J]. TRAC Trends in Analytical Chemistry, 2019, 118: 517-537.

[6] 李倩, 王甲, 張玉潔, 等. 動物性食品中喹諾酮類藥物殘留檢測方法研究進(jìn)展[J]. 食品安全質(zhì)量檢測學(xué)報, 2021, 12(8): 3016-3022. LI Qian, WANG Jia, ZHANG Yujie, et al. Research progress on determination methods of quinolone residues in animal food[J]. Journal of Food Safety and Quality, 2021, 12(8): 3016-3022.

[7] WU M H, QUE C J, XU G, et al. Occurrence, fate and interrelation of selected antibiotics in sewage treatment plants and their receiving surface water[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2016, 132: 132-139.

[8] 溫麗聯(lián), 宋金明, 李學(xué)剛, 等. 氟喹諾酮類合成藥物的生物地球化學(xué)行為及生態(tài)環(huán)境效應(yīng)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2023, 34(6): 1680-1692. WEN Lilian, SONG Jinming, LI Xuegang, et al. Biogeochemical behavior and ecological environm-ental effects of fluoroquinolones[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2023, 34(6): 1680-1692.

[9] CUPRYS A, PULICHARLA R, BRAR S K, et al. Fluoroquinolones metal complexation and its environmental impacts[J]. Coordination Chemistry Reviews, 2018, 376: 46-61.

[10] ZHU Y J, HE P F, HU H M, et al. Determination of quinolone antibiotics in environmental water using automatic solid-phase extraction and isotope dilution ultra-performance liquid chromatography tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography B, 2022, 1208: 123390.

[11] 衛(wèi)承芳, 李佳樂, 孫占學(xué), 等. 水-土壤環(huán)境中抗生素污染現(xiàn)狀及吸附行為研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2022, 17(3): 385-399. WEI Chengfang, LI Jiale, SUN Zhanxue, et al. Research progress of antibiotic pollution and adsorption behavior in water-soil environment[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2022, 17(3): 385-399.

[12] 董曉, 李兆新, 孫曉杰, 等. 固相萃取-液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法同時測定養(yǎng)殖海水中17種喹諾酮類藥物[J]. 漁業(yè)科學(xué)進(jìn)展, 2017, 38(6): 127-138. DONG Xiao, LI Zhaoxin, SUN Xiaojie, et al. Simultaneous determination of seventeen quinolones in aquaculture seawater using solid-phase extraction and liquid chromatography tandem mass spectrometry[J]. Progress in Fishiery Sciences, 2017, 38(6): 127-138.

[13] DU J, ZHAO H X, WANG Y, et al. Presence and environmental risk assessment of selected antibiotics in coastal water adjacent to mariculture areas in the Bohai Sea[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 177: 117-123.

[14] LI S, SHI W Z, LI H M, et al. Antibiotics in water and sediments of rivers and coastal area of Zhuhai City, Pearl River estuary, south China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 636: 1009-1019.

[15] DU J, ZHAO H X, LIU S S, et al. Antibiotics in the coastal water of the South Yellow Sea in China: occurrence, distribution and ecological risks[J]. Science of the Total Environment, 2017, 595: 521-527.

[16] LI W H, SHI Y L, GAO L H, et al. Investigation of antibiotics in mollusks from coastal waters in the Bohai Sea of China[J]. Environmental Pollution, 2012, 162: 56-62.

[17] ZHANG Y P, NIU Z G, ZHANG Y, et al. Occurrence of intracellular and extracellular antibiotic resistance genes in coastal areas of Bohai Bay (China) and the factors affecting them[J]. Environmental Pollution, 2018, 236: 126-136.

[18] LI F F, WEN D H, BAO Y Y, et al. Insights into the distribution, partitioning and influencing factors of antibiotics concentration and ecological risk in typical bays of the East China Sea[J]. Chemosphere, 2022, 288: 132566.

[19] CHEN H, LIU S, XU X R, et al. Antibiotics in the coastal environment of the Hailing Bay region, South China Sea: Spatial distribution, source analysis and ecological risks[J]. Marine Pollution Bulletin, 2015, 95(1): 365-373.

[20] WU Q, XIAO S K, PAN C G, et al. Occurrence, source apportionment and risk assessment of antibiotics in water and sediment from the subtropical Beibu Gulf, South China[J]. Science of the Total Environment, 2022, 806: 150439.

[21] WANG N, SHEN W H, ZHANG S H, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in coastal water of the Taizhou Bay, China: impacts of industrial activities and marine aquaculture[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2022, 29(54): 81670-81684.

[22] ZHANG R L, PEI J Y, ZHANG R J, et al. Occurrence and distribution of antibiotics in mariculture farms, estuaries and the coast of the Beibu Gulf, China: Bioconcentration and diet safety of seafood[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 154: 27-35.

[23] BIEL-MAESO M, BAENA-NOGUERAS R M, CORADA-FERNáNDEZ C, et al. Occurrence, distribution and environmental risk of pharmaceutically active compounds (PhACs) in coastal and ocean waters from the Gulf of Cadiz (SW Spain)[J]. Science of the Total Environment, 2018, 612: 649-659.

[24] KIM H Y, LEE I S, OH J E. Human and veterinary pharmaceuticals in the marine environment including fish farms in Korea[J]. Science of the Total Environment, 2017, 579: 940-949.

[25] ROOSE-AMSALEG C, LAVERMAN A M. Do antibiotics have environmental side-effects? Impact of synthetic antibiotics on biogeochemical processes[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23: 4000-4012.

[26] BITAS D, KABIR A, LOCATELLI M, et al. Food sample preparation for the determination of sulfonamides by high-performance liquid chromatography: State-of- the-art[J]. Separations, 2018, 5(2): 31.

[27] 張志超, 程和發(fā). 環(huán)境介質(zhì)中喹諾酮類抗生素的前處理與檢測方法研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境化學(xué), 2019, 38(1): 1-22. ZHANG Zhichao, CHENG Hefa. Recent development in sample pretreatment and detection methods for the determination of quinolones in environmental matrices[J]. Environment Chemistry, 2019, 38(1): 1-22.

[28] XIE H J, WANG X P, CHEN J E, et al. Occurrence, distribution and ecological risks of antibiotics and pesticides in coastal waters around Liaodong Peninsula, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 656: 946-951.

[29] LI F F, CHEN L J, CHEN W D, et al. Antibiotics in coastal water and sediments of the East China Sea: distribution, ecological risk assessment and indicators screening[J]. Marine Pollution Bulletin, 2020, 151: 110810.

[30] SERRA-COMPTE A, PIKKEMAAT M G, ELFERINK A, et al. Combining an effect-based methodology with chemical analysis for antibiotics determination in wastewater and receiving freshwater and marine environment[J]. Environmental Pollution, 2021, 271: 116313.

[31] ZHANG R J, ZHANG R L, YU K F, et al. Occurrence, sources and transport of antibiotics in the surface water of coral reef regions in the South China Sea: Potential risk to coral growth[J]. Environmental Pollution, 2018, 232: 450-457.

[32] LU J, WU J, ZHANG C, et al. Occurrence, distribution, and ecological-health risks of selected antibiotics in coastal waters along the coastline of China[J]. Science of the Total Environment, 2018, 644: 1469-1476.

[33] ANDREU V, BLASCO C, PIC Y. Analytical strategies to determine quinolone residues in food and the environment[J]. TRAC Trends in Analytical Chemistry, 2007, 26(6): 534-556.

[34] HE Z Y, WANG Y H, XU Y P, et al. Determination of antibiotics in vegetables using quechers-based method and liquid chromatography-quadrupole linear ion trap mass spectrometry[J]. Food Analytical Methods, 2018, 11(10): 2857-2864.

[35] GONZáLEZ-GAYA B, CHERTA L, NOZAL L, et al. An optimized sample treatment method for the determination of antibiotics in seawater, marine sediments and biological samples using LC-TOF/MS[J]. Science of the Total Environment, 2018, 643: 994-1004.

[36] PADRóN-SANZ C, HALKO R, SOSA-FERRERA Z, et al. Combination of microwave assisted micellar extraction and liquid chromatography for the determination of organophosphorous pesticides in soil samples[J]. Journal of Chromatography A, 2005, 1078(1/2): 13-21.

[37] 呂敏, 陳令新. 近海環(huán)境中抗生素分析樣品前處理技術(shù)的研究進(jìn)展[J]. 色譜, 2020, 38(1): 95-103. LV Min, CHEN Lingxin. Advances in sample pretreatment techiniques for analysis of antibotics in the coastal environment[J]. Chinese Journal of Chromatography, 2020, 38(1): 95-103.

[38] DORIVAL-GARCíA N, ZAFRA-GóMEZ A, CANTA RERO S, et al. Simultaneous determination of 13 quinolone antibiotic derivatives in wastewater samples using solid–phase extraction and ultra performance liquid chromatography–tandem mass spectrometry[J]. Microchemical Journal, 2013, 106: 323-333.

[39] LI W H, SHI Y L, GAO L H, et al. Occurrence of antibiotics in water, sediments, aquatic plants, and animals from Baiyangdian Lake in North China[J]. Chemosphere, 2012, 89(11): 1307-1315.

[40] TIAN C, REN X, HE M, et al. Core-shell magnetic porous organic polymer for magnetic solid-phase extraction of fluoroquinolone antibiotics in honey samples followed by high-performance liquid chromatography with fluorescence detection[J]. Journal of Separation Science, 2022, 45(4): 874-882.

[41] SPELTINI A, STURINI M, MARASCHI F, et al. Analytical methods for the determination of fluoroquinolones in solid environmental matrices[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 2011, 30(8): 1337-1350.

[42] WANG H, ZHAO X Y, XU J W, et al. Determination of quinolones in environmental water and fish by magnetic metal organic frameworks based magnetic solid- phase extraction followed by high-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 2021, 1651: 462286.

[43] Aufartová J, Brabcová I, Torres-Padrón M E, et al. Determination of fluoroquinolones in fishes using microwave-assisted extraction combined with ultra-high performance liquid chromatography and fluorescence detection[J]. Journal of Food Composition and Analysis, 2017, 56: 140-146.

[44] MONTESDEOCA-ESPONDA S, SOSA-FERRERA Z, Santana-Rodríguez J J. Combination of microwave-assisted micellar extraction with liquid chromatography tandem mass spectrometry for the determination of fluoroquinolone antibiotics in coastal marine sediments and sewage sludges samples[J]. Biomedical Chromatography, 2012, 26(1): 33-40.

[45] Lombardo-Agüí M, García-Campa?a A M, CRUCES-BLANCO C, et al. Determination of quinolones in fish by ultra-high performance liquid chromatography with fluorescence detection using QuEChERS as sample treatment[J]. Food Control, 2015, 50: 864-868.

[46] ZIARRUSTA H, VAL N, DOMINGUEZ H, et al. Determination of fluoroquinolones in fish tissues, biological fluids, and environmental waters by liquid chromatography tandem mass spectrometry[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2017, 409(27): 6359-6370.

[47] MASIá A, SUAREZ-VARELA M M, LLOPIS- GONZALEZ A, et al. Determination of pesticides and veterinary drug residues in food by liquid chromatography-mass spectrometry: A review[J]. Analytica Chimica Acta, 2016, 936: 40-61.

[48] CZYRSKI A. Analytical methods for determining third and fourth generation fluoroquinolones: A review[J]. Chromatographia, 2017, 80(2): 181-200.

[49] 仇玉潔, 李曉月, 李博恩, 等. 水產(chǎn)品中氟喹諾酮類藥物殘留檢測技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué), 2018, 1: 115-118. QIU Yujie, LI Xiaoyue, LI Boen, et al. ?Progress in detection of fluoroquinolone residues in aquatic products[J]. Hunan Agricultural Sciences, 2018, 1: 115-118.

[50] García M D G, GALLEGOS A B, VALVERDE R S, et al. Determination of (fluoro) quinolones in environmental water using online preconcentration with column switching linked to large sample volumes and fluorescence detection[J]. Journal of Separation Science, 2012, 35(7): 823-831.

[51] JIANG H L, LI N, CUI L, et al. Recent application of magnetic solid phase extraction for food safety analysis[J]. TRAC Trends in Analytical Chemistry, 2019, 120: 115632.

[52] 包懿, 劉斌, 劉洋, 等. 食品中喹諾酮類藥物殘留檢測方法的研究進(jìn)展[J]. 分析化學(xué), 2022, 50(10): 1444-1455. BAO Yi, LIU Bin, LIU Yang, et al. Research advances of detection methods for quinolones residues in foods[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2022, 50(10): 1444-1455.

[53] Pérez-Rodríguez M, PELLERANO R G, PEZZA L, et al. An overview of the main foodstuff sample preparation technologies for tetracycline residue determination[J]. Talanta, 2018, 182: 1-21.

[54] 王萌, 李佳樂, 董一慧, 等. 水體中抗生素前處理及檢測方法研究進(jìn)展[J]. 現(xiàn)代化工, 2023, 43(3): 240- 244. WANG Meng, LI Jiale, DONG Yihui, et al. Research progress on pretreatment and detection methods for antibiotics in water[J]. Modern Chemical Industry, 2023, 43(3): 240-244.

[55] SOUSA J, ALVES G, Abrantes J, et al. Analytical methods for determination of new fluoroquinolones in biological matrices and pharmaceutical formulations by liquid chromatography: a review[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2012, 403(1): 93-129.

[56] PEIXOTO P S, TóTH I V, SEGUNDO M A, et al. Fluoroquinolones and sulfonamides: features of their determination in water. A review[J]. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, 2016, 96(2): 185-202.

[57] ZHOU L J, YING G G, LIU S, et al. Simultaneous determination of human and veterinary antibiotics in various environmental matrices by rapid resolution liquid chromatography–electrospray ionization tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 2012, 1244: 123-138.

[58] YE Z Q, 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]. Analytical Chemistry, 2007, 79(3): 1135-1344.

[59] KOLE P L, VENKATESH G, KOTECHA J, et al. Recent advances in sample preparation techniques for effective bioanalytical methods[J]. Biomedical Chromatography, 2011, 25(1/2): 199-217.

[60] SHEN F, XU Y J, WANG Y, et al. Rapid and ultra-trace levels analysis of 33 antibiotics in water by on-line solid-phase extraction with ultra-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry[J]. Journal of Chromatography A, 2022, 1677: 463304.

[61] REJCZAK T, TUZIMSKI T. A review of recent developments and trends in the QuEChERS sample preparation approach[J]. Open Chemistry, 2015, 13(1): 980-1010.

[62] YE S B, HUANG Y, LIN D Y. QuEChERS sample pre-processing with UPLC–MS/MS: A method for detecting 19 quinolone-based veterinary drugs in goat’s milk[J]. Food Chemistry, 2022, 373: 131466.

[63] LI H F, YIN J G, LIU Y M, et al. Effect of protein on the detection of fluoroquinolone residues in fish meat[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2012, 60(7): 1722-1727.

[64] ZHENG H B, MO J Z, ZANG Y, et al. Facile synthesis of magnetic molecularly imprinted polymers and its application in magnetic solid phase extraction for fluoroquinolones in milk samples[J]. Journal of Chromatography A, 2014, 1329: 17-23.

[65] HE X, WANG G N, YANG K, et al. Magnetic graphene dispersive solid phase extraction combining high performance liquid chromatography for determination of fluoroquinolones in foods[J]. Food Chemistry, 2017, 221: 1226-1231.

[66] KIM C, RYU H D, CHUNG E G, et al. A review of analytical procedures for the simultaneous determination of medically important veterinary antibiotics in environmental water: sample preparation, liquid chromatography, and mass spectrometry[J]. Journal of Environmental Management, 2018, 217: 629-645.

[67] 王錦, 葉開曉, 田艷, 等. 固相萃取-高效液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜法同時測定環(huán)境水樣中22種抗生素[J]. 色譜, 2023, 41(3): 241-249. WANG Jin, YE Kaixiao, TIAN Yan, et al. Simultaneous determination of 22 antibotics environmental water samples by solid phase extraction high performance liquid chromatography tandem mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Chromatography, 2023, 41(3): 241-249.

[68] RICHARDSON S D. Environmental mass spectrometry: emerging contaminants and current issues[J]. Analytical Chemistry, 2012, 84(2): 747-778.

[69] FREITAS A, LESTON S, ROSA J, et al. Multi-residue and multi-class determination of antibiotics in gilthead sea bream () by ultra high-performance liquid chromatography-tandem mass spectrometry[J]. Food Additives & Contaminants: Part A, 2014, 31(5): 817-826.

[70] LI H, KIJAK P J. Development of a quantitative multiclass/multiresidue method for 21 veterinary drugs in shrimp[J]. Journal of AOAC International, 2011, 94(2): 394-406.

[71] XIE H W, HAO H S, XU N, et al. Pharmaceuticals and personal care products in water, sediments, aquatic organisms, and fish feeds in the Pearl River Delta: Occurrence, distribution, potential sources, and health risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2019, 659: 230-239.

[72] MORALES-GUTIéRREZ F, HERMO M, BARBOSA J, et al. High-resolution mass spectrometry applied to the identification of transformation products of quinolones from stability studies and new metabolites of enrofloxacin in chicken muscle tissues[J]. Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis, 2014, 92: 165-176.

[73] QUESADA S P, PASCHOAL J A R, REYES F G. A simple method for the determination of fluoroquinolone residues in tilapia () and pacu () employing LC-MS/MS QToF[J]. Food Additives & Contaminants: Part A, 2013, 30(5): 813-825.

[74] PAYáN M R, López M á B, Fernández-Torres R, et al. Hollow fiber-based liquid phase microextraction (HF-LPME) as a new approach for the HPLC determination of fluoroquinolones in biological and environmental matrices[J]. Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis, 2011, 55(2): 332-341.

Sample pretreatment and determination of fluoroquinolone antibiotics in marine environments

WEN Li-lian1, 3, SONG Jin-ming1, 2, 3, 4, LI Xue-gang1, 2, 3, 4, MA Jun1, 4, DAI Jia-jia1, 4, YUAN Hua-mao1, 2, 3, 4, DUAN Li-qin1, 2, 3, 4, WANG Qi-dong1, 4

(1. CAS Key Laboratory of Marine Ecology and Environmental Sciences, Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 2. Laboratory for Marine Ecology and Environmental Science, Pilot National Laboratory for Marine Science and Technology (Qingdao), Qingdao 266237, China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 4. Center for Ocean Mega-Science, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China)

Fluoroquinolones (FQs) from a class of widely used synthetic antibiotics and exist in various environmental media, such as water and sediments. FQs are gradually enriched in aquatic organisms, posing a negative effect on human health and the sustainable development of the global ecosystem. Determining the FQ residues in the environment is the foundation for understanding their environmental biogeochemical behavior and potential ecological risks. This article systematically summarizes the results related to the features, as well as the sample pretreatment and determination of the FQ residues in seawater, sediments, and biological samples obtained in recent years. Accordingly, the development trend of sample pretreatment and determination methods for FQ analysis in marine environments is discussed. The physical and chemical properties, along with the complexity of sample compositions, must be considered during the sample pretreatment and determination of FQs. Sediment and biological samples should be prepared to remove more water, select the appropriate extraction solvent, and employ ultrasonic-assisted extraction, considering the matrix effect and pH. Solid-phase extraction (SPE), QuEChERS extraction, and magnetic solid-phase extraction are common methods for the separation and enrichment of FQs. The selection and optimization of the eluting solution are key factors for improving sample recovery. The determination of FQs is mostly carried out through liquid chromatography–tandem mass spectrometry or liquid chromatography combined with a fluorescence detector, wherein selecting the chromatographic column, adding an ion-pairing agent, and adjusting pH are the key factors. In future research, more attention should be paid to the development of online automatic SPE technology and new extraction adsorbents.

Fluoroquinolones antibiotics (FQs); sample preparation; separation and enrichment; marine environment

Feb. 8, 2023

[the Strategic Priority Research Program of the Chinese Academy of Sciences, No. XDA23050501; Special Research Assistant Support Program of the Chinese Academy of Sciences]

X502

A

1000-3096(2023)9-0103-16

10.11759/hykx20230208001

2023-02-08;

2023-03-18

中國科學(xué)院A類先導(dǎo)專項項目(XDA23050501); 中國科學(xué)院特別研究助理支持項目

溫麗聯(lián)(1994—), 女, 江西贛州人, 博士研究生, 主要研究方向為海洋生物地球化學(xué)過程, E-mail: wenlilian@qdio.ac.cn; 宋金明(1964—), 通信作者, 河北衡水人, 研究員, 主要研究方向為海洋生物地球化學(xué)過程, E-mail: jmsong@qdio.ac.cn

(本文編輯: 趙衛(wèi)紅)