Summary
Vi presenterer en protokoll for ikke-målrettede analyse med tidspunktet for flight-massespektrometri som et for å identifisere legemidler i vannet. Vi viser bruk av UV bestråling for deres eliminering. Analyse som involverer bestråling, sammensatte isolasjon, identifikasjon og kinetisk modellering av nedbrytning profiler er illustrert.
Abstract
Overvåking legemidler gjennom vannets kretsløp blir stadig viktigere for vannmiljøet og til slutt helse. Målrettet og ikke-målrettede analyse er dagens valg. Selv om målrettet analyse vanligvis utført ved hjelp av en trippel quadrupole masse spectrometer kan være mer følsomme, bare forbindelser valgte kan identifiseres. Mektigste ikke-målrettede analysen utføres gjennom tiden for flygningen masse spektrometre (TOF-MS) utvidet av en quadrupole masse analyzer (Q), som brukes i denne studien. Innledes med solid fase utvinning og høy ytelse flytende kromatografi (HPLC), kan den ikke-målrettede tilnærmingen oppdage alle ionizable stoffer med høy følsomhet og selektivitet. Tar full nytte av Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis instrumentet, tandem massespektrometri (MS-/ MS) eksperimenter akselerere og lette identifikasjon mens målrettede MS metode forbedrer sensitiviteten men avhengig referanse standarder for identifikasjon. Identifikasjon av fire farmasi fra Rhinen elvevannet er demonstrert. Rhinen kommer fra Tomasee, Graubünden, Sveits og renner ut i Nordsjøen, nær sørlige Bight, Nederland. Lengden utgjør 1232.7 km. Siden det er førsteklasses interesse effektivt eliminere farmasi fra vannets kretsløp, er effekt UV-C bestråling demonstrert i laboratoriet skala. Denne metoden tillater rask nedbrytning av legemidler, som vises exemplarily for macrolide antibiotika erythromycin. Med metoden ovenfor HPLC-Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis er konsentrasjon-time diagrammer innhentet for overordnede stoffet og deres photodegradation produkter. Etter etablering ligninger første orden sekvensiell reaksjoner, tillater beregningsorientert passende fastsetting av kinetic parametere som kan bidra til å forutsi bestråling ganger og betingelser når potensielt betraktet som fjerde stadium i avløpsvann.
Introduction
Legemidler er ofte funnet i vannmiljøet1,2,3,4,5. En viktig kilde er utslipp fra avløpsvann behandling planter (WWTP)6,7,8,9. Forekomsten av legemidler i det hele vannets kretsløp har blitt studert exemplarily i Turia vassdraget10. Blant annet antibiotika representerer en bestemt farlig klasse av narkotika, siden de ofte passerer WWTPs biologiske scenen uendret og kan føre til bakteriell motstand i de miljø11,12,13 . Makrolider utgjør en klasse av Antibiotikum medisiner som brukes både menneskelig og veterinary medisin. Deres representanter ble funnet i konsentrasjon til 1 µg/L i utslipp14,15,16,17,18,19. En av dem er erythromycin (Ery)20,21. I farvann, erythromycin er ofte ledsaget av anhydroerythromycin en (Ery A - H2O), en dehydrate22,23. Vann eliminering fra erythromycin er syre ustabilitet. Forholdet mellom erythromycin g. anhydroerythromycin, avhengig av pH24,25,26,27.
Kjemisk, makrolider inneholder en macrocylic lactone som ulike sukker moieties er tilknyttet, f.eks., desosamine, cladinose eller mycaminose. Siden makrolider er kjemisk endret naturprodukter fra gjæring prosesser, eksisterer de ofte som blandinger. Arten kalt A, B, C, osv., varierer i sukker substituents. Sukker-moieties og sin posisjon på lactone er ansvarlig for virkemåte makrolider28,29. For å minimere miljøfarer, er det ønskelig å fullstendig mineralize på legemidler før vannmiljøet27,30,31,32.
Den første delen av denne studien omhandler påvisning av farmasøytiske i overflatevann, som er viktig for både utslipp og åpent farvann. Søker etter en rekke uidentifisert stoffer i mikrogram varierer i ulike matriser, er ikke-målrettede analyse metoden for valg20,33,34,35. I detalj, høy ytelse flytende kromatografi (HPLC) electrospray ionization quadrupole har tiden av flight-massespektrometri (såkalt HPLC-ESI-Q-TOF-MS) blitt bevist av ekstraordinær value pga spesifisitet og følsomhet. Etter identifikasjon av stoffet, følsomhet kan videre utvides ved hjelp av målrettet MS tilnærming med quadrupole opererte i velger modus og kollisjon energien i kollisjon cellen satt til null. Derfor kommer ioner ikke fragmentert til TOF detektoren.
Andre fokus for dette arbeidet er eliminering av erythromycin. For eliminering av på legemidler, såkalte avanserte oksidasjon prosesser (AOPs) brukes, f.eks., startet ved bestråling med UV lys36,37,38. Avgjørende for degradering er dannelsen av hydroksylradikaler fra vannet ved VUV / UVC-bestråling følgende eq. 1.
H2O + hν(< 200 nm) → H2O * → H. + . OH (1)
Hydroksylradikaler har en høy oksidasjon potensialet i 2.8 V, som bidrar positivt til nedbrytning av stoffer36,37.
Her er nedbrytning av erythromycin bruker vakuum UV/UVC-bestråling i vann beskrevet tar hensyn til påvirker av pH. Dannelsen av enda mer farlige produkter antas å være en ulempe med å bruke AOPs39,40. Derfor er det viktig å irradiate til fullstendig mineralisering av på legemidler. For å bedre beregne bestråling tiden, kinetisk modell av reaksjonen, reaksjon hastighet konstanter og halv-livet, avhenger både for det første stoffet og dens photodegradates. Til dette formålet, konsentrasjon-tid (c-t) tomten var avledet fra HPLC-ESI-Q-TOF-MS mål og forhold til kjemiske kinetics modeller med MATLAB. The kinetics av nedbrytning fortsatte etter første orden, og photodegradates ble beskrevet som innsatsvarer av en påfølgende eller senere oppfølging reaksjon27,41.
Protocol
1. sample forberedelse: Solid fase utvinning
- Samle ca 1 L vann for utarbeidelse av prøvene.
- Filtrere prøven over filtere blå band med en porestørrelse på 2 µm fjerne grov partikler.
- Equilibrate SPE kassetten med 3 mL av metanol og 3 mL ultrapure vann.
- Bruke filtratet (1 L) på SPE kassetten og øke er flyten hastighet med et moderat vakuum, f.eks., en Pens.
Merk: Flere SPE blekkpatroner kan kjøres parallelt. - Vask prøven med 3 mL ultrapure vann.
- Elute analytter fra kassetten sorbate med 3 mL av metanol.
- Konsentrere seg 3 mL eluate tørke med en roterende fordamperen.
- Oppløse rester i 1 mL ultrapure vann.
- Filtrere løsningen gjennom en sprøyte og lagre dem i et hetteglass for ikke-målrettede analyse av HPLC-ESI-Q-TOF-MS.
2. HPLC-ESI-Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis metode for ikke-målrettede og målrettet analyse og MS-/ MS
- Overføre ampullen til HPLC-ESI-Q-TOF-MS-autosampler.
- Angi alle relevante parametere (tabell 1) for HPLC-ESI-Q-TOF-MS.
Merk: Hvis en endelig kollisjon energi brukes, dvs., kollisjon energi (CE) ≠ 0, ioner vil være fragmentert. Denne modusen tilsvarer metoden for målrettede MS-/ MS. - Starte målingen.
- Analysere den resulterende chromatograms og masse spectra.
3. UV bestråling eksperimenter
- Oppløse antibiotika sammensatte, f.eks erythromycin (750 mg/L), i ultrapure vann på 20 mg/L siste konsentrasjon.
- Fyll 1 L photoreactor, innpakket i aluminiumsfolie, med 750 mL løsningen.
- Introdusere lampen gir 15 W av makt inn reaktoren.
- Bruke magnetisk rørestang 500 RPM.
- Justere pH verdien til ønsket verdi 3-4, 6-7 eller 8-9 av dropwise tillegg av HCl (0.1 M) eller NH3 (0.1 M) om nødvendig. pH 6-7 brukes som et eksempel.
- Ta 2 mL løsningen reaksjon som eksempel på tid 0 bruker en sprøyte og overføre den til en 2 mL hetteglass.
- Slå på UV-lampen og holde orden på elapsing tid.
Merk: Bestråling ganger 10 min er ofte tilstrekkelig. Hvis fullstendigheten av photoreaction er ønsket, må et sekund eksperiment serie registreres ved hjelp av resultatene av den første serien.
Forsiktig: UV bestråling kan føre til blindhet. - Trekke en 2 mL prøve fra løsningen hver 30 s under den første 5 min. Så, ta en prøve hvert 60 s til slutten av eksperimentet. Overføre prøvene til 2 mL hetteglass.
- Lagre hetteglass til HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse på-4 ° C.
- Analysere 16 eksemplene bruker mye HPLC-ESI-Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis med metodene som er beskrevet i trinn 2.
4. kinetics analyse
- Forberede en egnet programvare Kurvetilpasning verktøykassen av MATLAB R2016b.
- Passer massen-området vs tidsdata av foto-indusert degradering av overordnede antibiotikaet sammensatte etter første bestilling kinetikk, se eq. 242,43
(2)
Konsentrasjonen
refererer til den første konsentrasjonen av educt A, cen til faktiske konsentrasjonen over reaksjonstid t med rate konstant k1 fra den første reaksjon enkeltsteg et til B. - Passer massen-området vs tid kurver av den degradates bruker eq. 3 og 4 som de kan beskrives som intermediates av en påfølgende eller senere oppfølging reaksjon, dvs., produkt B eller C etter reaksjonen modell en →B → C → D.
(3)
(4)
Konsentrasjonen cB og cC refererer til intermediates B og C; og k2k3 til tilsvarende rate konstantene B til C, C til D. - Bruke eq. 5 for å tilpasse dataene, hvis bestråling tiden ikke var tilstrekkelig til å observere nedbrytning av et foto-produkt. Denne degradate kan bli behandlet idet final fabrikat D med konsentrasjonen CD hente rate konstanter.
(5)- Beregn konsentrasjonen B bruke eq. 6 i stedet for eq. 3, hvis reaksjonen B. Hvis C er det endelige produktet, Beregn konsentrasjonen C ifølge eq. 7 i stedet for eq. 4.
(6)
(7)
- Beregn konsentrasjonen B bruke eq. 6 i stedet for eq. 3, hvis reaksjonen B. Hvis C er det endelige produktet, Beregn konsentrasjonen C ifølge eq. 7 i stedet for eq. 4.
- Bruk eq. 8 for fastsettelse av halveringstid t1/2.
(8)
(2)
refererer til den første konsentrasjonen av educt A, cen til faktiske konsentrasjonen over reaksjonstid t med rate konstant k1 fra den første reaksjon enkeltsteg et til B.
(3)
(4)
(5)
(6)
(7)
(8)Representative Results
Et resultat av solid fase utvinning, en gulaktig til mørk grønn løsning ble oppnådd i alle tilfeller, som indikert tilstedeværelsen av klorofyll inneholder stoffer (figur 1). Legemidler i eksempelfilen vann vil ikke føre til synlig farge siden deres konsentrasjon og deres absorbansen ville normalt være lavt. I stedet må forekomsten av legemidler analyseres ved hjelp av HPLC og høy oppløsning massespektrometri.
I ikke-målrettede analyse, ble en såkalt HPLC-ESI-Q-TOF-MS brukt på grunn av sin enestående masse nøyaktigheten tillater for å oppnå nøyaktig massen for hver sammensatte ion. Masse-oppdaget chromatogram utført analysen var representert som en base topp chromatogram (BPC), som viser den mest intense toppen av hver masse spektrum registreres i kurset brukt kromatografiske separasjon. I eksemplet i figur 2 presenterer BPC av en fra Rhinen.
BPC inneholdt mer enn tjuefem topper som reflekterer ulike m/z-verdier, dermed ulike forbindelser, syv som er merket i BPC. Stoffene var ukjent en priori, består det første skrittet til deres identifikasjon vanligvis av avledet molekylære formel. Dette oppnås gjennom nøyaktig masse og isotopanrikning mønster som TOF deteksjon, selv om isotopanrikning mønsteret ikke kan overholdes i alle tilfeller skyldes lav eksempel konsentrasjonene i miljøprøver. Ved hjelp av offentlig database, for eksempel legemidler i miljøet av den tyske miljø Agency (UBA) som inneholder ca 630 forbindelser, er en midlertidig identifikasjon av en liten gruppe av kandidater ofte lykkes. For en endelig bevis, enten sammenligning kommersielt tilgjengelig referanse standarder kan utføres eller MS-/ MS fragmentering mønstre kan anses (Figur 3).
I dette arbeidet sto sammenligning standarder med hensyn til tiden for identifikasjon av legemidler svært ofte funnet i tyske overflatevann. Disse stoffene inkluderer metoprolol, en β-blokkering, karbamazepin, en analgesic, og macrolide antibiotika erythromycin A og dens derivate anhydroerythromycin A. Erythromycin fungerer som eksempel videre undersøkt i denne studien. Studert Rhinen elven utvalget hadde en pH på 7,6 og en gjennomsnittlig temperatur på 16,5 ° C. Ved denne pH, vil anhydroerythromycin også forventes å være til stede i vann utvalget. For detaljert analyse, ble utdraget ion chromatograms (EICs) av den sammenlignet med referanse standarder (Figur 4).
Sammenlikningen viser god avtale mellom oppbevaringsperioden for metoprolol, karbamazepin og anhydroerythromycin og den observerte analytter. EIC av referanse standard anhydroerythromycin vises to toppene, derav to forbindelser der dehydrering hadde skjedd på to forskjellige steder av erythromycin. Likevel, bare ett anhydroerythromycin isomer ble identifisert i eksempel-elven Rhinen. Erythromycin selv hadde bare spor. Derfor kan ikke MS-/ MS spektrum hentes. Nøyaktig massene av antibiotika og dens dehydrate er gitt i tabell 2. Med EIC, dermed m/z verdi og oppbevaring tid, metoprolol, carbamazepin, kan erythromycin og anhydroerythromycin bli identifisert i eksempel-elven Rhinen.
Med hensyn til det akvatiske miljøet er det viktig å hindre farmasi fra passerer gjennom renseanlegg og angi overflatevann. I søken etter en effektiv fjerning, ble UV-C bestråling eksperimenter på ulike pH-verdier utført for erythromycin som eksempel. Konsentrasjon-tid (c-t) diagrammer ble registrert bruker masse-området vs tid tomter avledet fra EICs. Nedbrytning ble beskrevet i ligning 2. Erythromycin består av erythromycin A og B og anhydroerythromycin A, med to isomerene av sistnevnte. C-t kurvene erythromycin A og deres beregningsorientert passer er vist i figur 5. Ved pH 7, ble akselerert fornedrelse observert. Dette gjelder alle fire forbindelser studert, data ikke vist. Som en konsekvens, gjennomføres Foto-indusert nedbrytning av erythromycin rundt nøytral pH. Ved Rhinen elven prøven var pH justering ikke nødvendig.
Photodegradates av legemidler ble også identifisert i alle tre pH-verdier. En oversikt over disse photodegradates med deres tilsvarende strukturen forslag er gitt i tabell 3. For kinetisk analyse av photodegradates, produktet med m/z = 720 fungerer som et eksempel. Photodegradates kan ofte beskrives som reaksjon intermediater. Derfor ble photodegradates beskrevet i aconsecutive og senere oppfølging reaksjon. Beslutningen mellom de resulterende mellomprodukter er basert på godhet av fit beregnet med passende programvare, hvor bestemmelseskoeffisient (R-2) og gjenværende betyr-squared feilen (RMSE) ble tatt som vilkår. På grunn av at erythromycin er syre-ustabil, degradates som forekommer ved bestråling var tilstede før bestråling. Den resulterende effekten i formler 3 og 4 var en endelig starte konsentrasjon. Derfor ble en faktor lagt til ligningene. Figur 6 viser eksperimentelle data og passer beregnet i henhold til formelen 3 og 4.
Dette eksemplet på et middels demonstrert konsentrasjon økningen med en sigmoidal økning etterfulgt av en eksponensiell decay. Dette er veiledende for en senere oppfølging reaksjon mellomliggende. En sammenhengende reaksjon mellomliggende viser ikke sigmoidal økningen. Statistisk kvalitet parameterene også indikert litt bedre avtalen Fit etter påfølgende oppfølging reaksjon modellen. Koeffisient av besluttsomhet R2 av påfølgende reaksjonen var 0.9898, og dermed lavere enn senere oppfølging reaksjonen blir 0.9976. Derfor ble undersøkt photoproduct tolket som mellomliggende av en senere oppfølging reaksjon. K-verdier resulterte fra beregningsorientert passer også var halveringstiden beregnet denne formelen 5. Alle relevante kinetic parametere er samlet i tabell 3.
Raskeste nedbrytning ble observert ved pH 7, etterfulgt av pH 9, mens den tregeste degradering ble funnet for pH 3 (figur 5). Dette funnet brukes også dannelse og nedbrytning av photoproducts. Tre photodegradates ble observert. Deres m/z-verdier var 750.46 tilsvarer Ery F, 720.45 Ery C og 192.12 til DPEry192, en glycosidically bundet sukker erythromycin struktur (figur 7). Ingen nedbrytning av photoproduct kan være observert for DPEry192 ved pH 3 og 9 og Ery F ved pH 9. I disse tilfellene var bestråling tiden ikke tilstrekkelig lenge å observere totale nedbrytning av mellomliggende produktet. Likevel kunne formasjon rate konstant bestemmes ved hjelp av ligningen 5, som tilsvarer et sluttprodukt.
Figur 1 . Sammenligning av prøvene fra Rhinen etter SPE (venstre) og ultrapure water(right) behandling. Den grønne farge er veiledende for klorofyll inneholder stoffer. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 2 . BPC en vann utvalget etter SPE målt med HPLC-ESI-Q-TOF-MS. Alle chromatograms var normalisert til den høyeste toppen. Illustrerende m/z-verdiene er som hentes fra tilsvarende MS spekteret merket. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 3 . Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis spekteret av erythromycin A (nederst) og MS-/ MS spekteret av ion m/z = 734.4689 (øverst). Til spectra Vis kvasi molekylær ion av erythromycin A med sitt isotopanrikning mønster og fragmenter på en anvendt kollisjon energi av 30 eV. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 4 . Normaliserte EICs (A) metoprolol, (B) karbamazepin, (C) erythromycin A og (D) anhydroerythromycin A i et Rhein elven utvalg (blå) og ultrapure vann fra referanse forbindelser (rød). Tid av referanse forbindelsene og de av legemidler i vann utvalget er de samme. Signal-til-støy-forhold av metoprolol (A) og anhydroerythromycin (D) er høyere enn karbamazepin (B) og erytromycin (C), som angir sistnevnte var til stede bare i spor. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 5 . Normalisert konsentrasjon-tid kurver av photodegradation av erythromycin A ved pH 3 (rød), pH 7 (grønn) og pH 9 (blå). Løsninger var irradiated i 10 min. Ved pH 7, ble erythromycin fullstendig fjernet fra utvalget. Konsentrasjon-tid kurvene kan beskrives ved hjelp av første orden kinetic ligninger. Kinetisk rate konstantene var 0,10 (pH 3), 0,59 (pH 7) og = 0,21 (pH 9). Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 6 . Sammenligning av anfall av konsentrasjon-tid kurvene i photoprodegradates av erythromycin med m/z = 720 ved pH 9 etter ligninger 3 (A) og (B) 4. Godhet av fit av påfølgende reaksjon (A): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, og den påfølgende oppfølging reaksjon (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Figur 7 . Strukturen i erythromycin A, erythromycin B og anhydroerythromycin og deres photdegradation. Dette tallet er endret fra Voigt et al. 27. produktene ble dannet etter 10 min av UVC-bestråling og identifisert ved hjelp av såkalt HPLC-Q-TOF-MS og MS/MS. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
| Flytende kromatografi | ||||||
| Kolonne: | reversert-fase C-18 | |||||
| Kolonne: | CoreShell kolonnen. | |||||
| Kolonne: | 50 x 2.1 mm dimensjoner, 2,6 μm partikkelstørrelse | |||||
| Kolonnen temperatur | 40 ° C | |||||
| Injeksjon volum: | 5 ΜL | |||||
| Flow: | 0,3 mL/min | |||||
| Mobile fase: | Løsemiddel A: vann med 0,1% maursyre | |||||
| Løsemiddel B: metanol med 0,1% maursyre | ||||||
| Gradient program: | ||||||
| Tid/minutt | 0 | 1 | 10 | 11.1 | 11.2 | 12 |
| A:B løsemiddel forholdet | 99:1 | 70:30 | 25:75 | 1:99 | 1:99 | 99:1 |
| Massespektrometri | ||||||
| Kilde: | Dobbel AJS ESI (positiv modus) | |||||
| Gass og kilde | ||||||
| Temperaturen: | 300 ° C | |||||
| Tørking gass: | 8.0 L/min | |||||
| Forstøveren: | 14 psig | |||||
| Skjede temperaturen: | 300 ° C | |||||
| Skjede gasstrømmen: | 8 L/min | |||||
| Masse område: | 100 - 1000 m/z | |||||
| Oppkjøpet hastighet: | 1 spekter/s | |||||
| Tid for ervervelse: | 1000 ms/spektrum | |||||
| Forbigående / spektrum | 10014 | |||||
| For målrettet MS metode | ||||||
| Kollisjon energi (CE): | 0 eV | |||||
| Foretrukket masse - tabell | 734.4685 | |||||
| For MS-/ MS (vanligvis automatisk MS-/ MS modus) | ||||||
| Kollisjon energi (CE): | 30 eV | |||||
| Absolutt terskel | 3000 teller | |||||
| Relativ terskel | 0,01% | |||||
| Masse område: | 100 - 100 m/z | |||||
| Oppkjøpet hastighet: | 1 spekter/s | |||||
| Tid for ervervelse: | 1000 ms/spektrum | |||||
| Forbigående / spektrum | 9964 | |||||
| For målrettet MS-/ MS metode | ||||||
| Foretrukket masse - tabell | 734.4685 | |||||
Tabell 1. Betingelser og parametere brukt for HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse av legemidler i vann matriser. Det anbefales å introdusere et skyllingsprosess skritt mellom brukt kromatografiske går via kjører et utvalg av rent ultrapure vann mellom to analyser eller utvide operasjonstiden av brukt kromatografiske metode for å elute alle stoffer.
Tabell 2. Legemidler i Rhinen elven prøven med deres oppbevaringsperioden, teoretiske og observert [M + H]+ og deres struktur. ESI modus ble satt til positiv, slik at [M + H]+-ioner ble oppdaget. Oppbevaringsperioden avvike minimal vanlige eksperimentelle kjent grunner.
| pH 3 | pH 3 | pH 7 | pH 7 | pH 7 | pH 7 | pH 7 | pH 7 | pH 9 | pH 9 | pH 9 | pH 9 | |
| Produkt | Strikk1 [min-1] | t1/2 [min] (k1) | Strikk1 [min-1] | Strikk2 [min-1] | k3 [min-1] | t1/2 [min] (k1) | t1/2 [min] (k2) | t1/2 [min] (k3) | Strikk1 [min-1] | Strikk2 [min-1] | t1/2 [min] (k1) | t1/2 [min] (k2) |
| Eri A | 0,1 | 6.81 | 0,59 | - | - | 1,18 | - | - | 0,21 | - | 3.37 | - |
| Ery B | 0,05 | 14.23 | 0,66 | - | - | 1.04 | - | - | 0.22 | - | 3.21 | - |
| Eri A-H2Oa | 0,11 | 6.53 | 0,59 | - | - | 1.17 | - | - | 0,19 | - | 3,72 | - |
| Eri A-H2Ob | 0,15 | 4,76 | 1.11 | - | - | 0,63 | - | - | 0,21 | - | 3,35 | - |
| Ery F | ikke observert | - | 0.89 | 0,35 | - | 0.78 | 1,98 | - | 1.09* | - | 0.64 | - |
| Ery C | ikke bestemt | - | 0.74 | 5,27 | 0.78 | 0,94 | 0,13 | 0.89 | 0,17 | 0,18 | 4.04 | 3.92 |
| DPEry192 | 0.35* | 1.97 | ikke observert | - | - | - | - | - | 0.30* | - | 2,34 | - |
| * Ingen ytterligere fornedrelse observert | ||||||||||||
Tabell 3. Kinetisk rate konstanter og tilsvarende halv-liv av degradering av erytromycin og dens photodegradates tilpasset fra Voigt et al. 27 . Erythromycin består av erythromycin A, erythromycin B og to former for anhydroerythromycin. Tre photodegradates ble observert. Det er referert til som Ery F, Ery C og DEry192.
Discussion
Eksempel på en ikke-målrettede analyse presentert i denne rapporten viste identifikasjon av legemidler i overflatevann bruker mye HPLC-ESI-Q-TOF-MS, MS/MS og sammenligning med referanse standarder som det endelige beviset. Styrken på ikke-målrettede analyse bruker TOF-MS er basert på oppdagelsen av alle ioner finnes gangen gitt oppbevaring og høy masse nøyaktighet som fører til prediksjon av foreløpig molekylære formel. Som et alternativ til en TOF masse spectrometer, har anvendelse av en orbital ion felle blitt beskrevet for miljøgifter analyse i vann44. Molekylære formel prediksjon ble brukt som utgangspunkt til å raskt velge referanse standarder. Bruk av metoden for målrettede MS i Q-TOF-MULTIPLE Sclerosis apparatet tillatt påvisning av bestemte forbindelser, siden bare forhåndsvalgt ioner høypassfilteret quadrupole. Generelt utføres målrettet analyse med trippel quadrupole masse spectrometer også i vann analyse45. For å kompensere for avviket fra teoretisk massen på grunn av instrumental feil, kan en brukt kromatografiske sammenligning med en referanse standard utføres. Metoden for målrettede MS-/ MS kan også velges for identifikasjon analyse. Her ioner velges, fragmentert og deres fragmenter oppdaget. Siden MS-/ MS er mindre sensitive enn MS, var konsentrasjonen av legemidler i de undersøkte vannprøver for lavt til å gi meningsfylt fragmenter. Hvis fragmenter oppdages, kan imidlertid forbindelser identifiseres med høyere selvtillit. Utilstrekkelig følsomheten kan overvinnes ved å konsentrere en større første vann eksempel volum. I tillegg skal målingen utføres så snart som mulig etter prøvetaking på grunn av potensielle biologisk nedbrytning46,47,48,49. Ellers bør prøver lagres på 20 ° C utelate sammensatte degradering eller reaksjon.
Noen ganger vises de samme m/z-verdiene ulike tid. Dette kan være på grunn av isomerene krever forskjellige analytiske teknikker. Det kan også skje at ingen forbindelser kan oppdages, som beviser ikke nødvendigvis sitt fravær. De kan bare ikke skjemaet ioner eller oppstå under grensen for påvisning. Type vann øvelser også innflytelse på tilstedeværelsen av legemidler. Legemidler angi sjelden kilde overflatevann og grunnvann sammenlignet med kloakk vann og utslipp fra avløpsvann behandling planter48,50,51,52,53.
For degradering eksperimentene, skal bestråling kilden være preget på forhånd, siden Foton flux eller Foton fluence rate av lampe bidrar betydelig til nedbrytning og mekanismen for degradering. For første forsøk, en VUV/UVC-lampen, er sannsynligvis en lavt trykk kvikksølv lampe tilstrekkelig. Generelt akselererer tillegg av Hydrogenperoksid, H2O2 fornedrelse27,36,37,54. Når en annen lampe, f.eks., et UVA lampe, brukes, dannelsen av hydroksylradikaler bør sikres, f.eks., gjennom tillegg av titandioksid 23,24,30, 31. for mange forbindelser, som erythromycin, OH radikaler i stedet for bilde-reaktivitet av farmasøytiske selv27er fornedrelse-inducing arter.
For bestemmelse av kinetic parameterne tegnes området signalene i masse-oppdaget chromatograms, som representerer konsentrasjon, versus bestråling tid. For å gi plass til dataene, anbefales det å bruke egnet programvare. Her ble passer bueverktøyet av MATLAB brukt som tillot raskt beregne og tilpasse dataene med riktig ligningene. Den kinetiske av intermediates bestemmes av mer kompliserte formler. Kvalitet parameterne for passer, dvs., R2 og RMSE, ble lett oppnådd også.
Denne studien viste analyse av elvevannet oppdage og identifisere farmasøytiske forurensning og photodegradation av erythromycin i ultrapure vann. I miljø farvann, som overflatevann, skulle ulike fornedrelse hastigheter og rate konstanter hentes på grunn av lett absorberende stoffer, som humins. Ifølge forfatterne erfaring foregår degradering ofte mer sakte, men noen ganger på sammenlignbare priser41,56.
Verdensomspennende problemet av legemidler, spesielt antibiotika, i vannmiljøet og resulterende farene fortsette å vokse1. Utvalg og mangfold av kjemikalier, metabolitter, og degradates, ikke-målrettede analyse blir det viktigste analytiske våpenet for sin oppdagelse i miljøet57. For effektiv eliminering, romanen faser i renseanlegg må utformes basert på Avansert oksidasjon prosesser, kan som UV-bestråling være en del av.
Disclosures
Forfatterne erklærer ingen konkurrerende økonomiske interesser.
Acknowledgments
Melanie Voigt er takknemlig for et stipend fra Promotionskolleg av Niederrhein University of Applied Sciences. Forfatterne takker deres institusjon for ytterligere støtte.
Materials
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| Methanol for liquid chromatography LiChrosolv | Merck | 1060181000 | |
| formic acid | Fluka | 94318 | |
| HCl | Riedel-de Haen | ||
| NH3 | Riedel-de Haen | ||
| Simplicity 185 Water Purification System | EMD Millipore | for producing MilliQ-water | |
| Erythromycin | BioChemica AppliChem | A2275,0005 | |
| Filter Rotilabo-filter, Typ 113A | Roth | AP78.1 | |
| SPE-Cartridges Oasis HLB 3cc (60mg) | Waters | WAT094226 | |
| BAKER SPE-12G | J.T. Baker | ||
| membrane pump PC3001 VarioPro | Vacuubrand | ||
| rotary evaporator; Laborota 4000 efficient | Heidolph Instruments | ||
| syringe, 2 mL | Terumo | ||
| Nylon Syringe Filters Target2 | Thermo Scientific | 10301345 | |
| C-18 CoreShell column 50 mm x 2.1 mm dimensions, 2.6 μm particle size | Thermo Scientific | ||
| HPLC 1200 | Agilent | ||
| ESI-Q-ToF-MS 6530 | Agilent | ||
| photoreactor, UV Labor Reactor System 3 | Peschl Utraviolet GmbH | ||
| VUV/UVC-lamp, TNN 15/32, 15 W | Heraeus | ||
| pH-meter, pHenomenal pH 1100L | vwr | 662-1657 | |
| magnetic stirrer | Heidolph Instruments | ||
| MassHunter Workstation B.06.00 | Agilent | ||
| MATLAB R2016b | Mathworks |
References
- Kümmerer, K. Antibiotics in the aquatic environment - a review - part I. Chemosphere. 75 (4), 417-434 (2009).
- Tijani, J. O., Fatoba, O. O., Petrik, L. F. A review of pharmaceuticals and endocrine-disrupting compounds: Sources, effects, removal, and detections. Water, Air, and Soil Pollution. 224 (11), (2013).
- Li, W. C. Occurrence, sources, and fate of pharmaceuticals in aquatic environment and soil. Environmental Pollution. 187, 193-201 (2014).
- Jones, O., Voulvoulis, N., Lester, J. N. Human pharmaceuticals in the aquatic environment a review. Environmental technology. 22 (12), 1383-1394 (2001).
- Carmona, E., Andreu, V., Picó, Y. Multi-residue determination of 47 organic compounds in water, soil, sediment and fish-Turia River as case study. Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis. 146, 117-125 (2017).
- Kostich, M. S., Batt, A. L., Lazorchak, J. M. Concentrations of prioritized pharmaceuticals in effluents from 50 large wastewater treatment plants in the US and implications for risk estimation. Environmental Pollution. 184, 354-359 (2014).
- Chiffre, A., Degiorgi, F., Buleté, A., Spinner, L., Badot, P. -M. Occurrence of pharmaceuticals in WWTP effluents and their impact in a karstic rural catchment of Eastern France. Environmental Science and Pollution Research. 23 (24), 25427-25441 (2016).
- Gros, M., Petrovic, M., Barceló, D. Wastewater treatment plants as a pathway for aquatic contamination by pharmaceuticals in the Ebro river basin (northeast spain). Environmental Toxicology and Chemistry. 26 (8), 1553-1562 (2007).
- Ibáñez, M., Borova, V., et al. UHPLC-QTOF MS screening of pharmaceuticals and their metabolites in treated wastewater samples from Athens. Journal of Hazardous Materials. 323, 26-35 (2017).
- Carmona, E., Andreu, V., Picó, Y. Occurrence of acidic pharmaceuticals and personal care products in Turia River Basin: From waste to drinking water. Science of the Total Environment. 484 (1), 53-63 (2014).
- Martínez, J. L. Antibiotics and Antibiotic Resistance Genes in Natural Environments. Science Mag. 321, 365-368 (2008).
- World Health Organization Antimicrobial resistance - Global Report on Surveillance. Bulletin of the World Health Organization. World Health Organization. 61 (3), 383-394 (2014).
- Proia, L., Von Schiller, D., Alexandre, S., Balc, L. Occurrence and persistence of antibiotic resistance genes in river bio fi lms after wastewater inputs in small rivers. Environmental Pollution. 210, 121-128 (2016).
- Karthikeyan, K. G., Meyer, M. T. Occurrence of antibiotics in wastewater treatment facilities in Wisconsin, USA. Science of the Total Environment. 361 (1-3), 196-207 (2006).
- Prieto-Rodriguez, L., Miralles-Cuevas, S., Oller, I., Agüera, A., Puma, G. L., Malato, S. Treatment of emerging contaminants in wastewater treatment plants (WWTP) effluents by solar photocatalysis using low TiO2 concentrations. Journal of Hazardous Materials. 211, 131-137 (2012).
- Dela Cruz, N., Giménez, J., Esplugas, S., Grandjean, D., de Alencastro, L. F., Pulgarín, C. Degradation of 32 emergent contaminants by UV and neutral photo-fenton in domestic wastewater effluent previously treated by activated sludge. Water research. 46 (6), 1947-1957 (2012).
- Zuccato, E., Castiglioni, S., Bagnati, R., Melis, M., Fanelli, R. Source, occurrence and fate of antibiotics in the Italian aquatic environment. Journal of Hazardous Materials. 179 (1-3), 1042-1048 (2010).
- Castiglioni, S., Bagnati, R., Fanelli, R., Pomati, F., Calamari, D. Removal of Pharmaceuticals in Sewage Treatment Plants in Italy. Environmental Science and Technology. 40 (1), 357-363 (2006).
- Watkinson, J., Murby, E. J., Costanzo, S. D. Removal of antibiotics in conventional and advanced wastewater treatment: implications for environmental discharge and wastewater recycling. Water research. 41 (18), 4164-4176 (2007).
- López-Serna, R., Petrović, M., Barceló, D. Development of a fast instrumental method for the analysis of pharmaceuticals in environmental and wastewaters based on ultra high performance liquid chromatography (UHPLC)-tandem mass spectrometry (MS/MS). Chemosphere. 85 (8), 1390-1399 (2011).
- Christian, T., Schneider, R. J., Färber, H. A., Skutlarek, D., Meyer, M. T., Goldbach, H. E. Determination of Antibiotic Residues in Manure, Soil, and Surface Waters. Acta hydrochimica et hydrobiologica. 31, 36-44 (2003).
- Sacher, F., Thomas, F. Pharmaceuticals in groundwaters Analytical methods and results of a monitoring program in Baden-Württemberg, Germany. Journal of Chromatography. 938, 199-210 (2001).
- Kasprzyk-Hordern, B., Dinsdale, R. M., Guwy, J. Multi-residue method for the determination of basic/neutral pharmaceuticals and illicit drugs in surface water by solid-phase extraction and ultra performance liquid chromatography-positive electrospray ionisation tandem mass spectrometry. Journal of chromatography. A. 1161 (1-2), 132-145 (2007).
- Zuckerman, J. M. Macrolides and ketolides: azithromycin, clarithromycin, telithromycin. Infectious Disease Clinics of North America. 18 (3), 621-649 (2004).
- Hassanzadeh, A., Helliwell, M., Barber, J. Determination of the stereochemistry of anhydroerythromycin A, the principal degradation product of the antibiotic erythromycin A. Organic & biomolecular chemistry. 4 (6), 1014-1019 (2006).
- Hassanzadeh, A., Barber, J., Morris, G., Gorry, P. Mechanism for the degradation of erythromycin A and erythromycin A 2'-ethyl succinate in acidic aqueous solution. Journal of Physical Chemistry A. 111 (4), 10098-10104 (2007).
- Voigt, M., Jaeger, M. On the photodegradation of azithromycin, erythromycin and tylosin and their transformation products - A kinetic study. Sustainable Chemistry and Pharmacy. 5, 131-140 (2017).
- Delaforge, M., Jaouen, M., Mansuy, D. Dual effects of macrolide antibiotics on rat liver cytochrome P-450. Biochemical Pharmacology. 32 (15), 2309-2318 (1983).
- Hansen, J. L., Ippolito, J., Ban, N., Nissen, P., Moore, P. B., Steitz, T. The structures of four macrolide antibiotics bound to the large ribosomal subunit. Molecular Cell. 10 (1), 117-128 (2002).
- Xekoukoulotakis, N. P., Xinidis, N., et al. UV-A/TiO2 photocatalytic decomposition of erythromycin in water: Factors affecting mineralization and antibiotic activity. Catalysis Today. 151 (1-2), 29-33 (2010).
- Yuan, F., Hu, C., Hu, X., Wei, D., Chen, Y., Qu, J. Photodegradation and toxicity changes of antibiotics in UV and UV/H(2)O(2) process. Journal of hazardous materials. 185 (2-3), 1256-1263 (2011).
- Monteagudo, J. M., Durán, A., San Martín, I. Mineralization of wastewater from the pharmaceutical industry containing chloride ions by UV photolysis of H2O2/Fe(II) and ultrasonic irradiation. Journal of Environmental Management. 141, 61-69 (2014).
- Malik, A. K., Blasco, C., Picó, Y. Liquid chromatography-mass spectrometry in food safety. Journal of chromatography. A. 1217 (25), 4018-4040 (2010).
- Hu, C., Xu, G. Mass-spectrometry-based metabolomics analysis for foodomics. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 52, 36-46 (2013).
- Castro-Puyana, M., Herrero, M. Metabolomics approaches based on mass spectrometry for food safety, quality and traceability. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 52, 74-87 (2013).
- Parsons, S. Advanced Oxidation Processes for Water and Wastewater Treatment. , IWA Publishing. London. (2004).
- Oppenländer, T. Photochemical Purification of Water and Air: Advanced Oxidation Processes (AOPs): Principles, Reaction Mechanisms, Reactor Concepts (Chemistry). , Wiley-Vch Verlag. Weinheim. (2003).
- Giannakis, S., Gamarra Vives, F. A., Grandjean, D., Magnet, A., De Alencastro, L. F., Pulgarin, C. Effect of advanced oxidation processes on the micropollutants and the effluent organic matter contained in municipal wastewater previously treated by three different secondary methods. Water Research. 84, 295-306 (2015).
- Fatta-Kassinos, D., Vasquez, M. I., Kümmerer, K. Transformation products of pharmaceuticals in surface waters and wastewater formed during photolysis and advanced oxidation processes - degradation, elucidation of byproducts and assessment of their biological potency. Chemosphere. 85 (5), 693-709 (2011).
- Vasconcelos, T. G., Henriques, D. M., König, A., Martins, A. F., Kümmerer, K. Photo-degradation of the antimicrobial ciprofloxacin at high pH: Identification and biodegradability assessment of the primary by-products. Chemosphere. 76 (4), 487-493 (2009).
- Voigt, M., Savelsberg, C., Jaeger, M. Photodegradation of the antibiotic spiramycin studied by high-performance liquid chromatography-electrospray ionization-quadrupole time-of-flight mass spectrometry. Toxicological & Environmental Chemistry. 99 (4), 624-640 (2017).
- Mauser, H. Formale Kinetik. Experimentelle Methoden der Physik und der Chemie. , Bertelsmann-UniversitĂtsverlag. Düsseldorf. (1974).
- Connors, K. A. Chemical Kinetics The Study of Reaction Rates in Solution. , VCH Verlagsgesellschaft. (1990).
- Comtois-Marotte, S., Chappuis, T., et al. Analysis of emerging contaminants in water and solid samples using high resolution mass spectrometry with a Q Exactive orbital ion trap and estrogenic activity with YES-assay. Chemosphere. 166, 400-411 (2017).
- Gago-Ferrero, P., Borova, V., Dasenaki, M. E., Thomaidis, N. S. Simultaneous determination of 148 pharmaceuticals and illicit drugs in sewage sludge based on ultrasound-assisted extraction and liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Analytical and bioanalytical chemistry. 407 (15), 4287-4297 (2015).
- Yang, C., Hsiao, W., Chang, B. Chemosphere Biodegradation of sulfonamide antibiotics in sludge. Chemosphere. 150, 559-565 (2016).
- Gartiser, S., Urich, E., Alexy, R., Kümmerer, K. Ultimate biodegradation and elimination of antibiotics in inherent tests. Chemosphere. 67 (3), 604-613 (2007).
- Guerra, P., Kim, M., Shah, a, Alaee, M., Smyth, S. Occurrence and fate of antibiotic, analgesic/anti-inflammatory, and antifungal compounds in five wastewater treatment processes. The Science of the total environment. 473, 235-243 (2014).
- Jelic, A., Gros, M., et al. Occurrence, partition and removal of pharmaceuticals in sewage water and sludge during wastewater treatment. Water Research. 45 (3), 1165-1176 (2011).
- Lin, A. Y. -C., Tsai, Y. -T. Occurrence of pharmaceuticals in Taiwan's surface waters: Impact of waste streams from hospitals and pharmaceutical production facilities. Science of The Total Environment. 407 (12), 3793-3802 (2009).
- Sun, J., Luo, Q., Wang, D., Wang, Z. Occurrences of pharmaceuticals in drinking water sources of major river watersheds, China. Ecotoxicology and Environmental Safety. 117, 132-140 (2015).
- Nikolaou, A., Meric, S., Fatta, D. Occurrence patterns of pharmaceuticals in water and wastewater environments. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 387 (4), 1225-1234 (2007).
- Gao, P., Ding, Y., Li, H., Xagoraraki, I. Occurrence of pharmaceuticals in a municipal wastewater treatment plant: Mass balance and removal processes. Chemosphere. 88 (1), 17-24 (2012).
- Andreozzi, R., Caprio, V., Insola, A., Marotta, R. Advanced oxidation processes (AOP) for water purification and recovery. Catalysis Today. 53, 51-59 (1999).
- Fernández, C., Callao, M. P., Larrechi, M. S. Kinetic analysis of C.I. Acid Yellow 9 photooxidative decolorization by UV-visible and chemometrics. Journal of hazardous materials. 190 (1-3), 986-992 (2011).
- Voigt, M., Bartels, I., Nickisch-Hartfiel, A., Jaeger, M. Photoinduced degradation of sulfonamides, kinetic, and structural characterization of transformation products and assessment of environmental toxicity. Toxicological & Environmental Chemistry. 99 (9-10), 1304-1327 (2017).
- Hoff, R., Mara, T., Diaz-Cruz, M. Trends in Environmental Analytical Chemistry Trends in sulfonamides and their by-products analysis in environmental samples using mass spectrometry techniques. Trends in Environmental Analytical Chemistry. 9, 24-36 (2016).
