Identificatie van de farmaceutische industrie in het aquatisch milieu met behulp van HPLC-ESI-Q-TOF-MS en eliminatie van erytromycine via foto-geïnduceerde afbraak

Environment
 

Summary

Presenteren we een protocol voor niet-gerichte analyse met behulp van tijd van de Spectrometrie van de massa van de vlucht als een perfect hulpmiddel om te identificeren van farmaceutische producten in wateren. We laten zien dat de toepassing van UV bestraling voor hun verwijdering. Analyse waarbij bestraling, samengestelde isolatie, identificatie en kinetische modellen van de profielen van de afbraak wordt geïllustreerd.

Cite this Article

Copy Citation | Download Citations | Reprints and Permissions

Voigt, M., Savelsberg, C., Jaeger, M. Identification of Pharmaceuticals in The Aquatic Environment Using HPLC-ESI-Q-TOF-MS and Elimination of Erythromycin Through Photo-Induced Degradation. J. Vis. Exp. (138), e57434, doi:10.3791/57434 (2018).

Please note that all translations are automatically generated.

Click here for the english version. For other languages click here.

Abstract

Toezicht van de farmaceutische producten gedurende de levenscyclus van het water wordt steeds belangrijker voor het aquatisch milieu en uiteindelijk voor de menselijke gezondheid. Gerichte en niet-gerichte analyse zijn hedendaagse middel van keuze. Hoewel gerichte analyse meestal uitgevoerd met de hulp kan van een drievoudige vierpolige massaspectrometer gevoeliger, enige verbindingen eerder geselecteerd kunnen worden geïdentificeerd. De meest krachtige, niet-doelgerichte analyse wordt uitgevoerd door de tijd van de vlucht massaspectrometers (TOF-MS) uitgebreid door een vierpolige massa analyzer (Q), zoals gebruikt in deze studie. Voorafgegaan door vaste fase extractie en krachtige vloeibare chromatografie (HPLC), de niet-doelgerichte aanpak maakt het mogelijk om op te sporen alle ioniseerbare stoffen met hoge gevoeligheid en selectiviteit. Ten volle te profiteren van het instrument van het Q-TOF-MS, tandem massaspectrometrie (MS/MS) experimenten versnellen en vergemakkelijken de identificatie, terwijl een gerichte MS methode de gevoeligheid verbetert maar op referentie standaarden voor identificatiedoeleinden vertrouwt. De identificatie van vier geneesmiddelen van Rhine rivierwater is aangetoond. De Rijn ontspringt in Tomameer, Graubünden, Zwitserland en mondt uit in de Noordzee, in de buurt van de zuidelijke bocht, Nederland. Haar lengte bedraagt 1232.7 km. Aangezien het van eerste belang voor effectief elimineren farmaceutische producten van de watercyclus, blijkt de bestraling van de UV-C effect op de laboratoriumschaal van een. Met deze methode kunt snelle afbraak van geneesmiddelen, die exemplarisch voor de macrolide antibiotica erythromycine wordt weergegeven. Met behulp van de bovenstaande methode HPLC-Q-TOF-MS, worden concentratie-tijd diagrammen voor de bovenliggende drug en hun fotodegradatie producten verkregen. Na de oprichting van de vergelijkingen voor het eerste-orde opeenvolgende reacties, kan computationele montage de bepaling van de kinetische parameters, die helpen kunnen om bestraling tijden en omstandigheden als potentieel beschouwd als vierde etappe binnen te voorspellen de behandeling van afvalwater.

Introduction

Farmaceutische producten zijn regelmatig te vinden in het aquatisch milieu1,2,3,4,5. Een belangrijke bron zijn afvalwater van afvalwater behandeling planten (RWZI)6,7,8,9. Het voorkomen van farmaceutische producten in de in de loop van het water is onderzocht exemplarisch in het stroomgebied van de rivier Turia10. O.a. antibiotica vormen een bijzonder gevaarlijke klasse van drugs, omdat ze vaak pas de biologische fase van RWZI ongewijzigd en kan leiden tot bacteriële weerstanden in de omgeving11,,12,13 . Macroliden vormen een klasse van antibiotica drugs die worden toegepast zowel in menselijk als in de diergeneeskunde. Hun vertegenwoordigers werden gevonden in concentratie tot 1 µg/L in afvalwater14,15,16,17,18,19. Een van hen is erythromycine (Ery)20,21. In de wateren, erythromycine wordt vaak vergezeld door anhydroerythromycin Ery A - H2O, een dehydrate22,23. Water eliminatie van erytromycine is te wijten aan zure instabiliteit. De verhouding van erytromycine vs. anhydroerythromycin is afhankelijk van de pH24,25,26,27.

Chemisch, macroliden bevatten een macrocylic lacton waarvan verschillende suiker wordt zijn verbonden, bijv., desosamine, cladinose of mycaminose. Aangezien macroliden zijn natuurproducten van fermentatieprocessen chemisch gewijzigd, worden ze vaak als mengsels bestaan. De soorten genoemd A, B, C, enz., in de suiker substituenten verschillen. De suiker wordt en hun positie op de lacton zijn verantwoordelijk voor het werkingsmechanisme van macroliden28,29. Om het gevaar voor het milieu te minimaliseren, is het wenselijk om volledig de farmaceutische mineralize alvorens het aquatisch milieu27,30,31,32.

Het eerste deel van deze studie gaat over de opsporing van farmaceutische in oppervlaktewateren, dat is belangrijk voor de controle van zowel afvalwater en open wateren. Als u zoekt naar een aantal niet-geïdentificeerde stoffen in het bereik van de microgram in verschillende matrices, is niet-doelgerichte analyse de methode van keuze20,33,34,35. In bepaalde, krachtige vloeibare chromatografie (HPLC) electrospray ionisatie vierpolige is tijd van flight massaspectrometrie (HPLC-ESI-Q-TOF-MS) bewezen van buitengewone waarde als gevolg van de gevoeligheid en specificiteit. Na de identificatie van de stof, gevoeligheid kan verder worden uitgebreid met behulp van de gerichte MS aanpak met de vierpolige bediend in select mode en de energie van de botsing binnen de botsing cel ingesteld op nul. Vandaar, ionen tot niet-gefragmenteerd de TOF detector.

Het tweede aandachtspunt van dit werk is de afschaffing van erythromycine. Voor de opheffing van de farmaceutische, de zogenaamde geavanceerde oxidatie processen (AOPs) worden gebruikt, bijv., begon door bestraling met UV licht36,37,38. Essentieel voor de afbraak is de vorming van hydroxyl radicalen van water door de VUV / UVC bestraling volgende eq. 1.

H2O + hν(< 200 nm) → H2O * → H. + . OH (1)

Hydroxyl radicalen bezitten een hoge oxidatie potentieel van 2,8 V, die positief aan de afbraak van de stoffen36,37 bijdraagt.

De afbraak van erytromycine met behulp van vacuüm UV/UVC-bestraling in water wordt hier beschreven rekening te houden met de invloeden van de pH. De vorming van nog meer gevaarlijke producten wordt verondersteld te zijn een nadeel van het gebruik van AOPs39,40. Het is dus belangrijk om te bestralen tot volledige mineralisatie van de farmaceutische producten. Voor het beter inschatten van de tijd dat bestraling, de kinetische model van de reactie, worden de snelheidsconstanten reactie en het half-leven bepaald voor de eerste drug zowel voor haar photodegradates. Hiervoor werden concentratie-tijd (c-t) perceel afgeleid van HPLC-ESI-Q-TOF-MS-metingen en ten opzichte van chemische kinetiek modellen met behulp van MATLAB. De kinetiek van de degradatie ging volgens eerste-orde, en de photodegradates werden beschreven als tussenproducten van een opeenvolgende of volgende follow-up reactie27,41.

Protocol

1. de monstervoorbereiding: Vaste fase extractie

  1. Ongeveer 1 L water voor de bereiding van de monsters te verzamelen.
  2. Het filteren van het monster over een blauwe band-filter met een poriegrootte van 2 µm om grove deeltjes te verwijderen.
  3. Equilibreer de SPE-cartridge met behulp van 3 mL methanol en 3 mL ultrazuiver water.
  4. Toepassing van het filtraat (1 L) op de SPE-cartridge en verhogen van de stroomsnelheid met behulp van een matige vacuüm, bijv., een membraanpomp.
    Opmerking: Verschillende cartridges van de SPE kunnen parallel worden uitgevoerd.
  5. Het monster met 3 mL ultrazuiver water wassen.
  6. Elueer de analyten van de cartridge kaliumsorbaat met 3 mL methanol.
  7. Concentreren het 3 mL eluaat te drogen met behulp van een rotatieverdamper.
  8. Los het residu op in 1 mL ultrazuiver water.
  9. Filtreer de oplossing door een spuit filter en bewaar ze in een flesje voor de niet-gerichte analyse door HPLC-ESI-Q-TOF-MS.

2. HPLC-ESI-Q-TOF-MS methode voor niet-gerichte en gerichte analyse en MS/MS

  1. De flacon overbrengen in de HPLC-ESI-Q-TOF-MS autosampler.
  2. Alle relevante parameters (tabel 1) voor de HPLC-ESI-Q-TOF-MS instellen.
    Opmerking: Als een eindige botsing energie wordt gebruikt, dwz., botsing energie (CE) ≠ 0, ionen zal worden gefragmenteerd. Deze modus komt overeen met de gerichte MS/MS methode.
  3. Start de meting.
  4. De resulterende chromatogrammen en massaspectra analyseren.

3. UV bestraling experimenten

  1. Los de antibiotica compound, bijvoorbeeld erytromycine (750 mg/L), in ultrazuiver water bij de definitieve concentratie van 20 mg/L.
  2. Vul de 1 L photoreactor, verpakt in aluminiumfolie, met 750 mL van de oplossing.
  3. Het introduceren van de lamp waardoor 15 W van de macht in de reactor.
  4. Toepassing van de magneetroerder bij 500 omwentelingen per minuut.
  5. De pH-waarde naar de gewenste waarde 3-4-, 6-7- of 8-9 door dropwise toevoeging van HCl (0.1 M) of NH3 (0.1 M) indien nodig aanpassen. pH 6-7 wordt gebruikt als een voorbeeld.
  6. Neem van 2 mL van de oplossing van de reactie als monster op moment 0 met behulp van een injectiespuit en breng dit in een 2 mL glazen ampul.
  7. Schakel de UV-lamp en bijhouden van de de elapsing tijd.
    Opmerking: Bestraling tijden van 10 min zijn vaak voldoende. Als volledigheid van het reactiemechanisme wordt gewenst, wellicht een tweede reeks van het experiment te worden opgenomen met behulp van de resultaten van de eerste reeks.
    Let op: UV-bestraling kan leiden tot blindheid.
  8. Trekken van een steekproef van 2 mL van de oplossing elke 30 s tijdens de eerste 5 min. Vervolgens neemt een monster van elk 60 s tot het einde van het experiment. Breng de monsters in 2 mL flesjes.
  9. Bewaren van de flesjes tot HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse bij-4 ° C.
  10. Het analyseren van de 16 monsters met behulp van HPLC-ESI-Q-TOF-MS met de methoden beschreven in stap 2.

4. kinetiek analyse

  1. Een geschikte software zoals de curve-fitting werkset van MATLAB R2016b voor te bereiden.
  2. Aangepast aan het massa-gebied vs. tijdgegevens van de foto-geïnduceerde degradatie van het bovenliggende antibioticum samengestelde volgens eersteordekinetiek, zie eq. 242,43
    Equation 1(2)
    De concentratie Equation 2 verwijst naar de beginconcentratie van de educt A, cA bij de werkelijke concentratie over de reactie tijd t met de constante ktarief1 van de eerste reactiestap A naar B.
  3. Aangepast aan het massa-gebied vs. tijd curven van het visweefsel gebruik van eq. 3 en 4, zoals zij kunnen worden omschreven als tussenproducten van een opeenvolgende of volgende follow-up reactie, dwz., product B of C volgens de reactie model een →B → C → overleden
    Equation 3(3)
    Equation 4(4)
    De concentratie cB en cC verwijzen naar de tussenproducten B en C; en k2k3 tot en met de bijbehorende snelheidsconstanten B naar C, C naar D.
  4. Gebruik eq. 5 aan de hoeveelheid gegevens, als de tijd van de bestraling volstond niet om het observeren van de afbraak van een foto-product. Deze degradate kan worden behandeld als eindproduct D met de concentratie CD te verkrijgen van de snelheidsconstanten.
    Equation 6(5)
    1. Bereken de concentratie van B gebruik van eq. 6 in plaats van eq. 3, als de reactie met B. eindigt Als C het definitieve product is, bereken de concentratie van C volgens eq. 7 in plaats van eq. 4.
      Equation 7(6)
      Equation 8(7)
  5. Het gebruik van eq. 8 voor de bepaling van de halfwaardetijd t1/2.
    Equation 10(8)

Representative Results

Als gevolg van de vaste fase extractie, een geelachtig tot donkere groene oplossing werd verkregen in alle gevallen waarin de aanwezigheid van chlorofyl-bevattende aangegeven stoffen (Figuur 1). Farmaceutische producten opgenomen in deze watermonster zou niet leiden tot zichtbare verkleuring sinds hun concentratie en hun absorptie in het algemeen te laag zou zijn. In plaats daarvan, het voorkomen van farmaceutische producten moet worden geanalyseerd met behulp van HPLC en hoge-resolutie massa spectrometrie.

In niet-doelgerichte analyse, werd een HPLC-ESI-Q-TOF-MS gebruikt vanwege zijn uitstekende massa nauwkeurigheid waardoor om de nauwkeurige massa voor elke samengestelde ion. De massa-gedetecteerd chromatogram van de uitgevoerde analyse was vertegenwoordigd zoals een chromatogram van hoofdpiek (BPC), waarin het meest intense hoogtepunt van elke massaspectrum opgetekend in de cursus de chromatografische scheiding. Het voorbeeld in Figuur 2 presenteert de BPC van een watermonster van de rivier de Rijn.

De BPC bevatte meer dan vijfentwintig pieken als gevolg van verschillende m/z-waarden, dus verschillende verbindingen, zeven werden gekenmerkt in de BPC. Aangezien de stoffen onbekend een priori waren, bestaat de eerste stap om hun identificatie meestal van het afleiden van de molecuulformule. Dit wordt bereikt door middel van nauwkeurige massa en isotopische patroon geboden door de TOF detectie, hoewel het isotopische patroon niet in alle gevallen als gevolg van lage monsterconcentraties in milieu monsters kan worden waargenomen. Met de hulp van openbare database, zoals de farmaceutica in het milieu door de Duitse milieu agentschap (UBA) met ongeveer 630 verbindingen, is een voorlopige identificatie van een kleine groep van kandidaten vaak succesvol. Voor een laatste bewijs, vergelijking met verkrijgbare referentie standaarden kan worden uitgevoerd of MS/MS fragmentatie patronen kunnen worden beschouwd (Figuur 3).

In dit werk goed te vergelijken met de normen met betrekking tot de retentietijd voor de identificatie van farmaceutische producten vaak gevonden in Duitse oppervlaktewateren. Deze stoffen omvatten metoprolol, een β-blocker, carbamazepine, pijnstiller, en de macrolide antibiotica erythromycine A en zijn afgeleide anhydroerythromycin die a. erytromycine als voorbeeld verder onderzocht in deze studie fungeert. Het bestudeerde Rhine river monster had een pH van 7,6 en een gemiddelde temperatuur van 16,5 ° C. Bij deze pH, zou anhydroerythromycin ook worden verwacht in het watermonster aanwezig te zijn. Voor de gedetailleerde analyse, werden de uitgepakte ion chromatogrammen (EIC's) van het watermonster vergeleken met de referentie standaarden (Figuur 4).

De vergelijking toont grote overeenstemming tussen de retentietijd voor metoprolol, carbamazepine en anhydroerythromycin en de waargenomen analyten. De EIC van de standaard anhydroerythromycin van de verwijzing weergegeven twee pieken, vandaar twee verbindingen waar uitdroging op twee verschillende locaties van erytromycine had plaatsgevonden. Slechts één anhydroerythromycin isomeer werd echter geïdentificeerd in de steekproef van de river Rhine. Erythromycine zelf was slechts in sporen aanwezig. Daarom kan geen MS/MS spectrum worden verkregen. De nauwkeurige massa voor het antibioticum en haar dehydrate zijn gegeven in tabel 2. Met behulp van EIC, dus m/z-waarde en de retentie-tijd, metoprolol, carbamazepin, kon erytromycine en anhydroerythromycin worden geïdentificeerd in de steekproef van de river Rhine.

Ten aanzien van het aquatisch milieu is het belangrijk om te voorkomen dat geneesmiddelen uit passeren van waterzuiveringsinstallaties en oppervlaktewateren in te voeren. In de zoektocht naar een efficiënte eliminatie, werden UV-C straling experimenten op verschillende pH-waarden uitgevoerd voor erythromycine als voorbeeld. Concentratie-tijd (c-t) diagrammen werden opgenomen met behulp van massa-gebied vs. tijd percelen afgeleid van EIC's. De afbraak was beschreven volgens vergelijking 2. Erythromycine bestaat uit erythromycine A en B en anhydroerythromycin A, met twee isomeren van de laatste. De c-t -curven van erythromycine A en hun computationele past zijn afgebeeld in Figuur 5. Met een pH 7, werd versnelde afbraak waargenomen. Dit geldt voor alle vier verbindingen bestudeerd, gegevens niet worden weergegeven. Dientengevolge, moet foto-geïnduceerde afbraak van erytromycine plaatsvinden rond neutrale pH. In het geval van het Rhine river monster was pH-waarde niet nodig.

Photodegradates van de farmaceutische waren ook geïdentificeerde op alle drie pH-waarden. Een overzicht van deze photodegradates met hun bijbehorende structuur voorstellen is gegeven in tabel 3. Voor de kinetische analyse van de photodegradates, het product met m/z = 720 dient als voorbeeld. Photodegradates kan vaak worden omschreven als reactie tussenproducten. Daarom werden de photodegradates beschreven in termen van aconsecutive en latere follow-up reactie. De beslissing tussen de resulterende soorten tussenproducten is gebaseerd op de goedheid van de pasvorm met geschikte software, waar de determinatiecoëfficiënt (R2) en de residuele gemiddelde van het kwadraat fouten (RMSE) werden genomen als de criteria berekend. Wijten aan het feit dat erytromycine zuur-instabiel is, visweefsel zoals bij bestraling zou plaatsvinden aanwezig voorafgaande moesten bestraling. De resulterende effect op vergelijkingen 3 en 4 was een eindige beginconcentratie. Vandaar, was een factor toegevoegd aan de vergelijkingen. Figuur 6 toont experimentele gegevens en past berekend volgens vergelijking 3 en 4.

In het volgende voorbeeld van een tussenproduct aangetoond de verhoging van de concentratie met een verhoging van de sigmoïdale gevolgd door een exponentiële afname. Dit is een indicatie voor een latere follow-up reactie tussenliggende. Een opeenvolgende reactie intermediair toont niet de verhoging van de sigmoïdale. Van de statistische kwaliteitsparameters ook lichtjes superieur deovereenkomst van fit volgens het model van de latere follow-up reactie aangegeven. De coëfficiënt van vastberadenheid R2 van de opeenvolgende reactie was 0.9898 en dus lager dan die van de daaropvolgende follow-up reactie wordt 0.9976. Daarom werd de onderzochte photoproduct geïnterpreteerd als intermediair voor een latere follow-up reactie. De k-waarden het gevolg is van de computationele pasvorm ook, de halfwaardetijd was berekende volgende vergelijking 5. Alle relevante kinetische parameters worden verzameld in tabel 3.

De snelste afbraak werd waargenomen bij pH 7, gevolgd door pH 9, terwijl de langzaamste aantasting werd gevonden voor pH 3 (Figuur 5). Deze bevinding ook toegepast op de vorming en afbraak van de photoproducts. Drie photodegradates werden waargenomen. Hun m/z-waarden werden 750.46 overeenkomt met Ery F, 720.45 tot Ery C en 192.12 aan DPEry192, een glycosidically gebonden suiker uit de erytromycine-structuur (Figuur 7). Geen afbraak van de photoproduct kon worden waargenomen voor DPEry192 met een pH van 3 en 9 en voor Ery F met een pH van 9. In deze gevallen was de tijd van de bestraling niet voldoende lang te observeren totale afbraak van het intermediaire product. Toch kon de vorming constant worden vastgesteld met behulp van vergelijking 5, die correspondeert met een eindproduct.

Figure 1
Figuur 1 . Vergelijking van de monsters van de Rijn na SPE (links) en ultrapure water(right) behandeling. De groene kleur is indicatief voor chlorofyl-bevattende stoffen. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 2
Figuur 2 . BPC van een watermonster nadat SPE met de HPLC-ESI-Q-TOF-MS. gemeten Alle chromatogrammen waren genormaliseerd naar de hoogste piek. Illustratieve m/z-waarden worden als de overeenkomstige MS spectrum verkregen gemarkeerd. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 3
Figuur 3 . Q-TOF-MS spectrum van erythromycine A (onder) en het MS/MS-spectrum van de ion m/z = 734.4689 (boven). De spectra Toon de quasi-molecuulion van erythromycine A met haar isotopische patroon en de fragmenten bij een energie van de toegepaste botsing van 30 eV. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 4
Figuur 4 . Genormaliseerd EIC's van metoprolol (A), (D) anhydroerythromycin A in eenmonstervan river Rhine (blauw) en ultrapure water uit referentiestoffen (rood), carbamazepine (B) en (C) erythromycine A. De retentietijden van de referentiestoffen en die van de geneesmiddelen in het watermonster zijn hetzelfde. De signal-to-noise verhouding van metoprolol (A) en anhydroerythromycin (D) zijn hoger dan die van carbamazepine (B) en erythromycine C, waarin dat het laatste slechts in sporen aanwezig waren. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 5
Figuur 5 . Concentratie-tijd-curven van de fotodegradatie van erythromycine A bij pH 3 (rood), pH van 7 (groen) en pH 9 (blauw) genormaliseerd. Oplossingen werden bestraald gedurende 10 minuten. Met een pH 7, was erytromycine volledig verwijderd uit het monster. De concentratie-tijd-curven kunnen worden beschreven met behulp van kinetische vergelijkingen van de eerste orde. De kinetische snelheidsconstanten waren 0.10 (pH 3), 0.59 (pH 7) en = 0,21 (pH 9). Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 6
Figuur 6 . Vergelijking van de buien van de concentratie-tijd-curven van de photoprodegradates van erythromycine met m/z = 720 bij pH 9 volgende vergelijkingen 3 (A) en (B) 4. Goedheid van de pasvorm van de opeenvolgende reactie (B): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, en van de daaropvolgende follow-up reactie (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Figure 7
Figuur 7 . Structuur van erythromycine A, erythromycine B en anhydroerythromycin en hun producten photdegradation. Dit cijfer is gewijzigd van Voigt et al. 27. de producten werden gevormd na 10 min van UVC-bestraling en geïdentificeerd met behulp van HPLC-Q-TOF-MS en MS/MS. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.

Vloeibare chromatografie
Kolom: omgekeerd-fase C-18
Kolom: CoreShell de kolom;
Kolom: 50 x 2.1 mm afmetingen, 2.6 micrometer deeltjesgrootte
Kolomtemperatuur 40 ° C
Geïnjecteerd volume: 5 ΜL
Stroom: 0.3 mL/min
Mobiele fase: Oplosmiddel A: water met 0,1% mierenzuur
Oplosmiddel B: methanol met 0,1% mierenzuur
Verloop programma:
Tijd /min 0 1 10 11.1 11.2 12
A:B oplosmiddelen verhouding 99:1 70:30 25:75 1:99 1:99 99:1
Massaspectrometrie
Bron: Dual AJS ESI (positieve modus)
Gas- en bron
Temperatuur: 300 ° C
Drogen van Gas: 8.0 L/min
Vernevelaar: 14 psig
Schede gastemperatuur: 300 ° C
Schede gasstroom: 8 L/min
De waaier van de massa: 100 - 1000 m/z
Overname tarief: 1 spectrum/s
Acquisitietijd: 1000 ms/spectrum
Voorbijgaande / spectrum 10014
Voor gerichte MS methode
Botsing energie (CE): 0 eV
De voorkeur van het massa - tabel 734.4685
Voor MS/MS (meestal MS/MS autowijze)
Botsing energie (CE): 30 eV
Absolute drempelwaarde 3000 graven
Relatieve drempel 0,01%
De waaier van de massa: 100 - 100 m/z
Overname tarief: 1 spectrum/s
Acquisitietijd: 1000 ms/spectrum
Voorbijgaande / spectrum 9964
Voor gerichte MS/MS methode
De voorkeur van het massa - tabel 734.4685

Tabel 1. Voorwaarden en parameters die worden gebruikt voor HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse van geneesmiddelen in water matrices. Het is raadzaam om een spoeldouche stap tussen de chromatografische loopt via een steekproef van zuiver ultrazuiver water tussen twee analyses uitgevoerd of via de bewerkingstijd van de chromatografische methode om Elueer alle stoffen uit te breiden.

Table 2
Tabel 2. Farmaceutica voorverpakkingen uit de steekproef river Rhine met hun retentietijd, theoretische en waargenomen [M + H]+ en de structuur ervan. De ESI-modus was ingesteld tot positief, zodat [M + H]+-ionen werden ontdekt. De retentietijd variëren minimaal voor gebruikelijke experimentele bekende redenen.

pH 3 pH 3 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 9 pH 9 pH 9 pH 9
Product k1 [min-1] t1/2 [min] (k-1) k1 [min-1] k2 [min-1] k3 [min-1] t1/2 [min] (k-1) t1/2 [min] (k-2) t1/2 [min] (k-3) k1 [min-1] k2 [min-1] t1/2 [min] (k-1) t1/2 [min] (k-2)
Ery 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 -
Ery een-H2Oa 0.11 6.53 0.59 - - 1.17 - - 0.19 - 3,72 -
Ery een-H2Ob 0,15 4.76 1.11 - - 0.63 - - 0.21 - 3.35 -
Ery F niet waargenomen - 0,89 0.35 - 0.78 1.98 - 1.09* - 0.64 -
Ery C niet bepaald - 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 niet waargenomen - - - - - 0.30* - 2.34 -
* Geen verdere afbraak waargenomen

Tabel 3. Kinetische snelheidsconstanten en bijbehorende half-leven van de afbraak van erytromycine en haar photodegradates aangepast van Voigt et al. 27 . Erythromycine bestaat uit erythromycine A, erythromycine B en twee vormen van anhydroerythromycin. Drie photodegradates werden waargenomen. Er worden genoemd Ery F, Ery C en DEry192.

Discussion

Het voorbeeld van een niet-gerichte analyse in dit verslag aangetoond dat de identificatie van farmaceutische producten in oppervlaktewater, met behulp van HPLC-ESI-Q-TOF-MS, MS/MS en vergelijking met verwijst naar normen als het definitieve bewijs. De kracht van niet-doelgerichte analyse met behulp van TOF-MS is gebaseerd op de detectie van alle ionen aanwezig zijn op een bepaalde retentietijd en de hoge massa nauwkeurigheid die tot de voorspelling van de voorlopige molecuulformule leidt. Als alternatief voor een TOF massa spectrometer, is de toepassing van een orbitale ion trap beschreven in water44p.a. verontreinigingen. De molecuulformule voorspelling werd snel selecteren referentie standaarden als uitgangspunt gebruikt. De toepassing van de gerichte MS methode van het instrument van het Q-TOF-MS toegestaan het opsporen van specifieke verbindingen, aangezien alleen vooraf geselecteerde ionen de vierpolige filter overgaan. In het algemeen wordt gerichte analyse uitgevoerd met behulp van triple vierpolige massaspectrometer ook in water analyse45. Om te compenseren voor de afwijking van de theoretische massa als gevolg van de onvolkomenheden van de instrumentale, misschien een chromatografische vergelijking met een referentie standaard worden uitgevoerd. De gerichte MS/MS methode kan ook worden gekozen voor identificatie analyse. Hier, ionen zijn geselecteerd, versnipperd en hun fragmenten gedetecteerd. Aangezien MS/MS minder gevoelig dan MS is, was de concentratie van de geneesmiddelen in de onderzochte watermonsters te laag om zinvolle fragmenten opleveren. Echter als fragmenten worden gedetecteerd, kunnen verbindingen worden geïdentificeerd met hogere vertrouwen. De ontoereikende gevoeligheid kan worden overwonnen door een grotere eerste water monstervolume concentreren. Bovendien, de meting moet worden uitgevoerd zo spoedig mogelijk na de monsterneming vanwege mogelijke biologische afbraak46,47,48,49. Anders moeten de monsters worden opgeslagen bij-20 ° C tot het uitsluiten van samengestelde afbraak- of reactieproducten.

Soms lijken de dezelfde m/z-waarden op verschillende retentietijden. Dit kan zijn als gevolg van dat de isomeren verschillende analytische technieken vereisen. Het kan ook voorkomen dat geen verbindingen mogelijk worden gedetecteerd door helemaal niet, die bewijst niet noodzakelijkerwijs hun afwezigheid. Ze kunnen gewoon niet formulier ionen of optreden onder de limiet van detectie. Het soort water oefent ook een invloed op de aanwezigheid van farmaceutische producten. Farmaceutische producten geef zelden bron water en grondwater ten opzichte van riolering, water en afvalwater uit afvalwater behandeling planten48,50,51,52,53.

Voor de afbraak-experimenten, moet de bron van bestraling van tevoren, aangezien de photon flux of foton fluentie tarief van de lamp aanzienlijk aan de afbraak en het mechanisme van aantasting bijdraagt worden gekenmerkt. Voor de eerste pogingen, een VUV/UVC lamp, volstaat waarschijnlijk een lagedruk kwik lamp. In het algemeen, versnelt de toevoeging van waterstof peroxide, H2O2, de afbraak27,36,,37,54. Wanneer een andere lamp, bijv., een UVA-lamp, wordt gebruikt, de vorming van hydroxyl radicalen moet worden gewaarborgd, bijv., door de toevoeging van titaandioxide 23,24,30, 31. voor veel stoffen, zoals erytromycine, OH radicalen in plaats van foto-reactiviteit van de farmaceutische zelf27zijn de soorten van afbraak-inducerende.

Voor de bepaling van de kinetische parameters, is het gebied van de signalen in de massa-gedetecteerd chromatogrammen, vertegenwoordigen concentratie, uitgezet tegen de tijd van de bestraling. Aanpassen aan de gegevens, is het raadzaam om geschikte software te gebruiken. Hier, was het hulpmiddel van de montage van de gebogen lijn van MATLAB gewend, waardoor snel berekenen en aanpassen aan de gegevens met de juiste vergelijkingen. De kinetische van de tussenproducten wordt bepaald door meer complexe vergelijkingen. De kwaliteitsparameters voor de pasvorm, dwz., R2 en RMSE, zijn gemakkelijk verkregen als goed.

Deze studie toonde de analyse van rivierwater op te sporen en te identificeren van farmaceutische verontreinigende stoffen en de fotodegradatie van erytromycine in ultrazuiver water. Milieu wateren, zoals oppervlaktewater, aantasting van de verschillende snelheden en snelheidsconstanten zou worden verkregen als gevolg van licht absorberende stoffen, zoals humins. Volgens de auteurs de ervaring plaatsvindt afbraak vaak meer langzaam, maar soms op vergelijkbare tarieven41,56.

Het wereldwijde probleem van geneesmiddelen, vooral antibiotica, in het aquatisch milieu en de daaruit voortvloeiende risico's nog steeds blijven groeien1. Als gevolg van de verscheidenheid en diversiteit van chemische stoffen, metabolieten, en visweefsel daarvan, niet-doelgerichte analyse zal worden de belangrijkste analytische wapen voor hun ontdekking in de omgeving-57. Voor de effectieve eliminatie, nieuwe fasen in waterzuiveringsinstallaties worden ontworpen op basis van geavanceerde oxidatie processen moeten zal, kan welke UV-bestraling deel uitmaken van.

Disclosures

De auteurs verklaren geen concurrerende financiële belangen.

Acknowledgments

Melanie Voigt is dankbaar voor een toelage van de Promotionskolleg van de Niederrhein University of Applied Sciences. De auteurs danken hun instelling voor verdere financiële steun.

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

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Kümmerer, K. Antibiotics in the aquatic environment - a review - part I. Chemosphere. 75, (4), 417-434 (2009).
  2. 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).
  3. Li, W. C. Occurrence, sources, and fate of pharmaceuticals in aquatic environment and soil. Environmental Pollution. 187, 193-201 (2014).
  4. Jones, O., Voulvoulis, N., Lester, J. N. Human pharmaceuticals in the aquatic environment a review. Environmental technology. 22, (12), 1383-1394 (2001).
  5. 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).
  6. 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).
  7. 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).
  8. 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).
  9. 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).
  10. 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).
  11. Martínez, J. L. Antibiotics and Antibiotic Resistance Genes in Natural Environments. Science Mag. 321, 365-368 (2008).
  12. World Health Organization Antimicrobial resistance - Global Report on Surveillance. Bulletin of the World Health Organization. World Health Organization. 61, (3), 383-394 (2014).
  13. 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).
  14. 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).
  15. 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).
  16. 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).
  17. 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).
  18. 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).
  19. 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).
  20. 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).
  21. 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).
  22. 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).
  23. 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).
  24. Zuckerman, J. M. Macrolides and ketolides: azithromycin, clarithromycin, telithromycin. Infectious Disease Clinics of North America. 18, (3), 621-649 (2004).
  25. 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).
  26. 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).
  27. 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).
  28. Delaforge, M., Jaouen, M., Mansuy, D. Dual effects of macrolide antibiotics on rat liver cytochrome P-450. Biochemical Pharmacology. 32, (15), 2309-2318 (1983).
  29. 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).
  30. 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).
  31. 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).
  32. 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).
  33. Malik, A. K., Blasco, C., Picó, Y. Liquid chromatography-mass spectrometry in food safety. Journal of chromatography. A. 1217, (25), 4018-4040 (2010).
  34. Hu, C., Xu, G. Mass-spectrometry-based metabolomics analysis for foodomics. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 52, 36-46 (2013).
  35. 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).
  36. Parsons, S. Advanced Oxidation Processes for Water and Wastewater Treatment. IWA Publishing. London. (2004).
  37. Oppenländer, T. Photochemical Purification of Water and Air: Advanced Oxidation Processes (AOPs): Principles, Reaction Mechanisms, Reactor Concepts (Chemistry). Wiley-Vch Verlag. Weinheim. (2003).
  38. 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).
  39. 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).
  40. 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).
  41. 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).
  42. Mauser, H. Formale Kinetik. Experimentelle Methoden der Physik und der Chemie. Bertelsmann-UniversitĂtsverlag. Düsseldorf. (1974).
  43. Connors, K. A. Chemical Kinetics The Study of Reaction Rates in Solution. VCH Verlagsgesellschaft. (1990).
  44. 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).
  45. 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).
  46. Yang, C., Hsiao, W., Chang, B. Chemosphere Biodegradation of sulfonamide antibiotics in sludge. Chemosphere. 150, 559-565 (2016).
  47. Gartiser, S., Urich, E., Alexy, R., Kümmerer, K. Ultimate biodegradation and elimination of antibiotics in inherent tests. Chemosphere. 67, (3), 604-613 (2007).
  48. 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).
  49. 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).
  50. 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).
  51. 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).
  52. Nikolaou, A., Meric, S., Fatta, D. Occurrence patterns of pharmaceuticals in water and wastewater environments. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 387, (4), 1225-1234 (2007).
  53. 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).
  54. Andreozzi, R., Caprio, V., Insola, A., Marotta, R. Advanced oxidation processes (AOP) for water purification and recovery. Catalysis Today. 53, 51-59 (1999).
  55. 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).
  56. 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).
  57. 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).

Comments

0 Comments


    Post a Question / Comment / Request

    You must be signed in to post a comment. Please or create an account.

    Usage Statistics