Identifiering av läkemedel i vattenmiljön med HPLC-ESI-Q-TOF-MS och eliminering av erytromycin genom foto-inducerad nedbrytning

Environment
 

Summary

Vi presenterar ett protokoll för icke-riktad analys med tiden för flygningen masspektrometri som ett perfekt verktyg för att identifiera läkemedel i vatten. Vi visar tillämpningen av UV-bestrålning för deras eliminering. Analys där bestrålning, sammansatta isolering, identifiering och kinetiska modellering av nedbrytning profiler illustreras.

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

Övervakning av läkemedel i hela vattnets kretslopp blir allt viktigare för vattenmiljön och så småningom för människors hälsa. Riktade och icke-riktad analys är dagens innebär valfrihet. Även om riktad analys som vanligen utförs med hjälp av en trippel quadrupole masspektrometer kan vara mer känsliga, endast föreningar som tidigare valts kan identifieras. Mest kraftfulla icke öronmärkt analysen utförs genom flygtiden masspektrometrar (TOF-MS) utökad av en quadrupole massa analyzer (Q), som används i denna studie. Föregås av fast fas utvinning och högpresterande vätskekromatografi (HPLC), tillåter den icke-riktade strategin för att upptäcka alla joniseringsbara ämnen med hög känslighet och selektivitet. Dra full nytta av Q-TOF-MS instrumentet, tandem masspektrometri (MS/MS) experiment påskynda och underlätta identifieringen medan en riktade MS metod förbättrar känsligheten utan förlitar sig på referensstandarder för identifikation. Identifiering av fyra läkemedel från Rhen flodvatten demonstreras. Floden Rhen har sitt ursprung i Tomasee, Graubünden, Schweiz och flöden in i norrhavet, nära södra Bight, Nederländerna. Dess längd uppgår till 1232.7 km. Eftersom det är av främsta intresse att effektivt eliminera läkemedel från vattnets kretslopp, demonstreras effekt UV-C bestrålning på en laboratorieskala. Denna metod tillåter snabb nedbrytning av läkemedel, som exemplarily visas för makrolidantibiotikumet erytromycin. Koncentration-tid diagram erhålls för modersubstansen och deras Fotonedbrytning produkter och använder metoden ovan HPLC-Q-TOF-MS. Efter att ekvationerna för första ordningens sekventiell reaktioner, tillåter computational montering bestämning av kinetiska parametrar, som kan bidra till att förutsäga bestrålning tider och förhållanden när potentiellt betraktas som fjärde etappen inom rening av avloppsvatten.

Introduction

Läkemedel finns regelbundet i vattenmiljön1,2,3,4,5. En viktig källa är spillvatten från avloppsvatten behandling växter (Reningsverket)6,7,8,9. Förekomst av läkemedel i den hela vattnets kretslopp har undersökts exemplarily i Turia River Basin10. Bland annat antibiotika utgör en särskilt farlig klass av läkemedel, eftersom de ofta passerar det biologiska steget i reningsverk oförändrade och kan orsaka bakteriell motstånd i miljö11,12,13 . Makrolider utgör en klass av antibiotika läkemedel som används både i mänskliga och veterinärmedicin. Deras företrädare hittades i koncentration upp till 1 µg/L i spillvatten14,15,16,17,18,19. En av dem är erytromycin (Ery)20,21. I vatten, erytromycin åtföljs ofta av anhydroerythromycin en (Ery A - H2O), en dehydrate22,23. Vatten eliminering från erytromycin är på grund av sura instabilitet. Förhållandet mellan erytromycin kontra anhydroerythromycin beror på pH24,25,26,27.

Kemiskt, makrolider innehåller en macrocylic lakton som olika socker beståndsdelarna bifogas, t.ex., desosamine, cladinose eller mycaminose. Eftersom makrolider är kemiskt modifierade naturliga produkter från jäsningsprocesser, finns de ofta som blandningar. Arten kallas A, B, C, osv., skiljer sig i socker substituenterna. De socker beståndsdelarna och sin ställning på lakton ansvarar för verkningsmekanismen av makrolider28,29. För att minimera miljöfara, är det önskvärt att helt mineralize läkemedel innan den akvatiska miljö27,30,31,32.

Den första delen av denna studie behandlar detektion av läkemedel i ytvatten, vilket är viktigt för övervakning både utsläpp och öppet vatten. För att söka efter en mängd oidentifierade ämnen i intervallet mikrogram i olika matriser, är icke-riktad analys metoden för val20,33,34,35. I synnerhet, högpresterande vätskekromatografi (HPLC) elektrospray jonisering quadrupole bevisats tid för flygning masspektrometri (HPLC-ESI-Q-TOF-MS) av extra värde på grund av dess specificitet och känslighet. Efter identifiering av ämnet, känslighet kan ytterligare förlängas med hjälp av riktade MS strategi med quadrupole drivs i markeringsläge och kollision energin inom cellen kollision anges till noll. Därför anländer joner icke-fragmenterade TOF detektorn.

Den andra fokuserar på detta arbete och eliminering av erytromycin. För eliminering av läkemedel, så kallade avancerade oxidering processer (Outcome) används, t.ex., Startad av bestrålning med UV ljus36,37,38. Viktigt för nedbrytningen är bildandet av hydroxylradikaler från vatten genom VUV / UVC-bestrålning följande ekv 1.

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

Hydroxylradikaler besitter en hög oxidation potential av 2,8 V, vilket positivt bidrar till nedbrytningen av de ämne36,37.

Nedbrytningen av erytromycin med dammsugare UV/UVC-bestrålning i vatten beskrivs här, med beaktande av påverkan av pH. Bildandet av ännu mer farliga produkter tros vara en nackdel med att använda Outcome39,40. Det är därför viktigt att bestråla tills fullständig mineralisering av läkemedelsföretagen. För att bättre uppskatta den bestrålning tiden, den kinetiska modellen av reaktionen, bestäms de reaktion konstanterna och halv-liv både för inledande drogen och dess photodegradates. Till detta ändamål var koncentration-tid (c-t) handlingen härrör från HPLC-ESI-Q-TOF-MS mätningar och jämfört med kemisk kinetik modeller med hjälp av MATLAB. Kinetiken för nedbrytningen fortsatte enligt första ordningens och photodegradates beskrevs som mellanprodukter i en följd eller efterföljande uppföljande reaktion27,41.

Protocol

1. provberedning: Fast fas utvinning

  1. Samla ca 1 L vatten för beredning av proverna.
  2. Filtrera urvalet över ett blått band filter med en porstorlek på 2 µm ta bort grova partiklar.
  3. Temperera den SPE bläckpatron använder 3 mL metanol och 3 mL av ultrarent vatten.
  4. Tillämpa filtratet (1 L) på SPE patronen och öka flödeshastigheten med en måttlig dammsugare, t.ex., en membranpump.
    Obs: Flera SPE patroner kan köras parallellt.
  5. Tvätta provet med 3 mL av ultrarent vatten.
  6. Eluera analyter från den patronen sorbate med 3 mL metanol.
  7. Koncentrera sig 3 mL eluatet torka med en roterande indunstare.
  8. Lös upp restmaterialet i 1 mL av ultrarent vatten.
  9. Filtrera lösningen genom ett spruta filter och lagra dem i en injektionsflaska för icke öronmärkt analys av HPLC-ESI-Q-TOF-MS.

2. HPLC-ESI-Q-TOF-MS metod för icke öronmärkt och riktad analys och MS/MS

  1. Överföra injektionsflaskan till den HPLC-ESI-Q-TOF-MS autosampler.
  2. Ställa in alla relevanta parametrar (tabell 1) för den HPLC-ESI-Q-TOF-MS.
    Obs: Om en ändlig kollision energi används, dvs., kollision energi (CE) ≠ 0, joner ska fragmenteras. Detta läge motsvarar den rikta MS/MS-metoden.
  3. Starta mätningen.
  4. Analysera den resulterande kromatogram och masspektrum.

3. UV-bestrålning experiment

  1. Lös den antibiotiska föreningen, t.ex. erytromycin (750 mg/L), i ultrarent vatten på 20 mg/L slutlig koncentration.
  2. Fyll den 1 L photoreactor, insvept i aluminiumfolie, med 750 mL av lösningen.
  3. Införa lampan ger 15 W maktens in i reaktorn.
  4. Applicera den magnetisk omröraren på 500 rpm.
  5. Justera pH-värdet till önskat värde 3-4, 6-7 eller 8-9 genom droppvis tillsätta HCl (0,1 M) eller NH3 (0,1 M) vid behov. pH 6-7 används som ett exempel.
  6. Ta 2 mL reaktion lösning som prov vid tidpunkt 0 med en spruta och överför det till en 2 mL injektionsflaska av glas.
  7. Slå på UV-lampan och håll koll på elapsing tiden.
    Obs: Bestrålning gånger 10 min är ofta tillräckligt. Om fullständigheten av är önskas, kan en andra experiment-serien behöva registreras med hjälp av resultaten av den första serien.
    Försiktighet: UV-bestrålning kan leda till blindhet.
  8. Rita ett 2 mL prov från lösningen varje 30 s under de första 5 min. Ta sedan ett prov varje 60 s fram till slutet av experimentet. Över proverna till 2 mL injektionsflaskor.
  9. Lagra flaskorna tills HPLC-ESI-Q-TOF-MS analys vid-4 ° C.
  10. Analysera de 16 prover med HPLC-ESI-Q-TOF-MS med de metoder som beskrivs i steg 2.

4. kinetik analys

  1. Bered en lämplig programvara såsom verktygslådan kurva-montering av MATLAB R2016b.
  2. Passar mass-området vs. tidsdata av foto-inducerad nedbrytningsprocessen i den överordnade antibiotikummen sammansatta enligt första ordningens kinetik, se ekv 242,43
    Equation 1(2)
    Koncentrationen Equation 2 refererar till den ursprungliga koncentrationen av educt A, cA i faktiska koncentrationen över reaktionstid t med hastighet konstant k1 från det första reaktion steget A till B.
  3. Passar det mass-området vs. tid kurvor av de resterna med hjälp av ekv 3 och 4, som de kan beskrivas som intermediärer för en sammanhängande eller efterföljande uppföljande reaktion, dvs., produkt B eller C enligt reaktionen modell en →B → C → D.
    Equation 3(3)
    Equation 4(4)
    Koncentrationerna cB och cC hänvisar till intermediärer B och C; och k2,k3 till de motsvarande hastighetskonstanterna B till C, C och D.
  4. Använd ekv 5 för att passa data, om bestrålning tiden inte var tillräckligt att konstatera nedbrytningen av en foto-produkt. Denna degradate kan behandlas som slutprodukten D med koncentrationen CD att få konstanter.
    Equation 6(5)
    1. Beräkna koncentrationen av B med eq. 6 istället för ekv 3, om reaktionen avslutas med B. Om C är den slutliga produkten, beräkna koncentrationen av C enligt ekv 7 istället för ekv 4.
      Equation 7(6)
      Equation 8(7)
  5. Använd eq. 8 för bestämning av halveringstider t1/2.
    Equation 10(8)

Representative Results

Följd av den fasta fasen extraktionen, erhölls en gulaktig till mörkgrön lösning i alla fall, vilket indikerar att klorofyll-innehållande substanser (figur 1). Läkemedel som ingår i detta vattenprov inte skulle leda till synliga coloration sedan deras koncentration och deras absorbans generellt skulle vara för låg. Istället, förekomst av pharmaceuticals behöver analyseras med HPLC och högupplösande masspektrometri.

I icke-riktad analys användes en HPLC-ESI-Q-TOF-MS på grund av dess enastående massa precision som gör det möjligt för att erhålla korrekt massan för varje sammansatt Jon. Mass-upptäckt kromatogrammet för utförs analysen var representerade som en bas peak kromatogrammet (BPC), som visar den mest intensiva toppen av varje masspektrum noterats i kursen kromatografisk separation. Exemplet i figur 2 presenterar BPC av vattenprov från floden Rhen.

BPC innehöll mer än tjugofem toppar återspeglar olika m/z-värden, därav olika föreningar, varav sju markerades i BPC. Eftersom ämnena var okänd en priori, består första steget till deras identifiering vanligen av härleda formeln. Detta sker genom korrekt massa och isotopiska mönster som tillhandahålls av TOF upptäckt, även om det isotopiska mönstret inte kan observeras i alla fall på grund av låg prov koncentrationer i miljöprover. Med hjälp av offentlig databas, exempelvis läkemedel i miljön av den tyska miljö byrån (UBA) innehållande cirka 630 föreningar, är en preliminär identifiering av en liten grupp kandidater ofta framgångsrik. För ett slutligt bevis, antingen jämförelsen till kommersiellt tillgängliga referensstandarder kan utföras eller MS/MS fragmentering mönster kan övervägas (figur 3).

I detta arbete stod jämförelsen till standarder avseende retentionstiden för identifiering av läkemedel mycket ofta finns i tyska ytvatten. Dessa ämnen inkluderar metoprolol, en β-blockerare, karbamazepin, smärtstillande medel, och makrolidantibiotikumet erytromycin A och dess derivat anhydroerythromycin A. erytromycin tjänar som exempel ytterligare undersökts i denna studie. Studerade Rhine floden provet hade ett pH på 7,6 och en medeltemperatur på 16,5 ° C. Vid detta pH, skulle anhydroerythromycin också förväntas vara i vatten provet. För detaljerad analys jämfördes de extraherade ion kromatogram (EIC) av vatten provet med referensstandarder (figur 4).

Jämförelsen visar bra avtal mellan retentionstiden för metoprolol, karbamazepin och anhydroerythromycin och den observerade analyter. EIC av den referens standard anhydroerythromycin visas två toppar, alltså två föreningar där uttorkning hade inträffat på två olika platser av erytromycin. Ännu, bara en anhydroerythromycin isomer identifierades i Rhine floden provet. Erytromycin själv fanns endast i spår. Därför kunde ingen MS/MS spektrum erhållas. I tabell 2ges korrekt massorna för antibiotikumet och dess dehydrate. Med hjälp av EIC, således m/z värdet och retention, metoprolol, carbamazepin, kunde erytromycin och anhydroerythromycin identifieras i Rhine floden provet.

Med avseende på vattenmiljön är det viktigt att förhindra att läkemedel från passerar genom reningsverken och ange ytvatten. I strävan efter en effektiv eliminering, UV-C bestrålning experiment vid olika pH värden utfördes för erytromycin som exempel. Koncentration-tid (c-t) diagram inspelades med mass-området vs. tid tomter härrör från EIC. Nedbrytningen beskrevs enligt ekvation 2. Erytromycin består av erytromycin A och B och anhydroerythromycin A, med två isomerer av den senare. C-t kurvorna av erytromycin A och deras computational passar visas i figur 5. Vid pH 7 observerades accelererad nedbrytning. Detta gäller alla fyra föreningar studerade, data som inte visas. Foto-inducerad nedbrytning av erytromycin bör följaktligen genomföras runt neutralt pH. När det gäller Rhine floden provet behövde inte pH justering.

Photodegradates av läkemedel var också identifierade på alla tre pH-värden. En översikt över dessa photodegradates med sin motsvarande struktur förslag ges i tabell 3. För kinetiska analys av photodegradates, produkten med m/z = 720 tjänar som ett exempel. Photodegradates kan ofta beskrivas som reaktion intermediärer. Därför beskrevs photodegradates i termer av aconsecutive och efterföljande uppföljande reaktion. Beslutet mellan de resulterande typerna av intermediärer bygger på godhet passform beräknas med lämplig programvara, där determinationskoefficienten (R2) och den resterande mean-squared fel (RMSE) togs som kriterier. På grund av att erytromycin är syra-instabila, resterna som skulle uppstå vid bestrålning var närvarande tidigare att bestrålning. Den resulterande effekten på ekvationer 3 och 4 var en ändlig start koncentration. Därför lades en faktor till ekvationerna. Figur 6 visar experimentella data och passar beräknas enligt ekvation 3 och 4.

Detta exempel på en intermediär visade koncentrationen ökar med en sigmoidal uppgång följt av en exponentiell förruttnelse. Detta är vägledande för en senare uppföljning reaktion mellanliggande. En rad reaktion mellanliggande visar inte sigmoidal ökningen. Statistiska parametrar anges också avtalet något överlägsen passform enligt efterföljande uppföljande reaktion modell. Koefficienten för bestämning R2 på varandra följande reaktion var 0.9898 och därmed lägre än efterföljande uppföljande reaktionen att vara 0.9976. Därför tolkades den undersökta substansen däggdjursceller som mellanliggande av en senare uppföljning reaktion. K-värdena resulterade från den computational passformen samt, halveringstiden var beräknat följande ekvation 5. Alla relevanta kinetiska parametrar samlas i tabell 3.

Den snabbaste nedbrytningen observerades vid pH 7, följt av pH 9, medan den långsammaste nedbrytningen hittades för pH 3 (figur 5). Detta konstaterande även tillämpas på bildning och nedbrytning av ljusprodukter. Tre photodegradates observerades. Deras m/z-värden var 750.46 motsvarande Ery F, 720.45 till Ery C och 192.12 till DPEry192, en glycosidically bunden socker av erytromycin struktur (figur 7). Ingen nedbrytning av den substansen däggdjursceller kunde observeras för DPEry192 vid pH 3 och 9 samt för Ery F vid pH 9. I dessa fall var bestrålning tiden inte tillräckligt länge för att iaktta total nedbrytning av mellanprodukten. Dock kunde den bildande konstanten bestämmas med hjälp av ekvation 5, som motsvarar till en slutprodukt.

Figure 1
Figur 1 . Jämförelse av proverna från floden Rhen efter SPE (vänster) och ultrarena water(right) behandling. Grön färgning är vägledande för klorofyll-innehållande ämnen. Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 2
Figur 2 . BPC av vattenprov efter SPE mätt med HPLC-ESI-Q-TOF-MS. Alla kromatogram var normaliserade till högsta topp. Belysande m/z-värdena är som erhålls från motsvarande MS spektrumet markerade. Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 3
Figur 3 . Q-TOF-MS spektrum av erytromycin A (nederst) och MS/MS spektrumet av ion m/z = 734.4689 (överst). Spektra visar kvasi molekylära jonen av erytromycin A med sitt isotopiska mönster och fragment i en tillämpad kollision energi av 30 eV. Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 4
Figur 4 . Normaliserade EIC a metoprolol, (B) karbamazepin, (C) erytromycin A och d anhydroerythromycin A i ett Rhine floden prov (blå) och i ultrarent vatten från referens sammansättningar (röd). Retentionstiderna för föreningarna som referens och de av läkemedelsföretagen i vatten provet är desamma. De signal-brus-förhållanden av metoprolol (A) och anhydroerythromycin (D) är högre än karbamazepin (B) och erytromycin (C), vilket tyder på det senare fanns endast i spår. Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 5
Figur 5 . Normaliserade koncentration-tid kurvor av nedbrytning av erytromycin A pH 3 (röd), pH 7 (grön) och pH 9 (blå). Lösningar var bestrålade i 10 min. Vid pH 7, togs erytromycin helt bort från provet. Koncentration-tid kurvorna kan beskrivas med första ordningens kinetiska ekvationer. De kinetiska konstanterna var 0,10 (pH 3), 0,59 (pH 7) och = 0.21 (pH 9). Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 6
Figur 6 . Jämförelse av passar av koncentration-tid kurvor av photoprodegradates av erytromycin med m/z = 720 vid pH 9 följande ekvationer 3 a och 4 B. Godhet av passformen av de på varandra följande reaktion (A): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, och den efterföljande uppföljande reaktion (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. Klicka här för att se en större version av denna siffra.

Figure 7
Figur 7 . Struktur av erytromycin A, erytromycin B och anhydroerythromycin och photdegradation produkter. Denna siffra har ändrats från Voigt et al. 27. produkterna som bildades efter 10 min av UVC-bestrålning och identifieras med hjälp av HPLC-Q-TOF-MS och MS/MS. vänligen klicka här för att visa en större version av denna siffra.

Vätskekromatografi
Kolumn: omvänd fas C-18
Kolumn: CoreShell kolumn.
Kolumn: 50 x 2,1 mm dimensioner, 2.6 μm partikelstorlek
Kolonntemperatur 40 ° C
Injektionsvolym: 5 ΜL
Flöde: 0,3 mL/min
Mobil fas: Lösningsmedel A: vatten innehållande 0,1% myrsyra
Lösningsmedel B: metanol som innehåller 0,1% myrsyra
Gradient program:
Tid/min 0 1 10 11.1 11.2 12
A: b lösningsmedel baserat 99:1 70:30 25:75 1:99 1:99 99:1
Masspektrometri
Källa: Dubbla AJS ESI (positivt läge)
Gas och källa
Gastemperatur: 300 ° C
Snabbtorkande Gas: 8,0 L/min
Nebulisator: 14 psig
Skidan gastemperatur: 300 ° C
Skidan gasflöde: 8 L/min
Massa intervall: 100 - 1000 m/z
Förvärv hastighet: 1 spektrum/s
Förvärv tid: 1000 ms/spectrum
Övergående / spektrum 10014
För riktade MS metod
Kollision energi (CE): 0 eV
Program Mass - tabell 734.4685
För MS/MS (vanligtvis MS/MS autoläge)
Kollision energi (CE): 30 eV
Absolut tröskelvärde 3000 räknas
Relativ tröskel 0,01%
Massa intervall: 100 - 100 m/z
Förvärv hastighet: 1 spektrum/s
Förvärv tid: 1000 ms/spectrum
Övergående / spektrum 9964
För riktade MS/MS metod
Program Mass - tabell 734.4685

Tabell 1. Villkor och parametrar som används för HPLC-ESI-Q-TOF-MS-analys av läkemedel i vattnet matriser. Det är lämpligt att införa ett skölja steg mellan den kromatografiska går via kör ett prov av ren ultrarent vatten mellan två analyser eller utvidga bearbetningstiden av kromatografisk metod för att eluera alla ämnen.

Table 2
Tabell 2. Läkemedel i Rhine floden provet med sin retentionstid, teoretiska och observerade [M + H]+ och deras strukturerar. ESI-läget var satt till positiva, så att [M + H]+-joner upptäcktes. Retentionstiden kan variera minimalt för vanliga experimentella kända skäl.

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 k1 [min-1] t1/2 [min] (k1) k1 [min-1] k2 [min-1] k3 [min-1] t1/2 [min] (k1) t1/2 [min] (k2) t1/2 [min] (k3) k1 [min-1] k2 [min-1] t1/2 [min] (k1) t1/2 [min] (k2)
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 A – H2Oa 0,11 6,53 0,59 - - 1.17 - - 0,19 - 3,72 -
Ery A – H2Ob 0,15 4,76 1.11 - - 0,63 - - 0,21 - 3.35 -
Ery F inte observerats - 0,89 0,35 - 0,78 1,98 - 1.09* - 0,64 -
Ery C ej fastställt - 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 inte observerats - - - - - 0.30* - 2.34 -
* Ingen ytterligare nedbrytning observerats

Tabell 3. Kinetiska konstanter och motsvarande halveringstider för nedbrytning av erytromycin och dess photodegradates anpassad från Voigt o.a. 27 . Erytromycin består av erytromycin A, erytromycin B och två typer av anhydroerythromycin. Tre photodegradates observerades. Det kallas Ery F, Ery C och DEry192.

Discussion

Exempel på en icke-riktad analys presenteras i denna rapport visade identifiering av läkemedel i ytvatten med HPLC-ESI-Q-TOF-MS, MS/MS och jämförelse med referens standarder som det slutliga beviset. Styrkan i icke-riktad analys med TOF-MS bygger på detektion av alla joner närvarande vid en given retentionstiden och hög massa noggrannhet vilket leder till förutsägelse av formeln trevande. Som ett alternativ till en TOF masspektrometer, har tillämpningen av en orbital ion trap beskrivits för analys av föroreningar i vatten44. Molekylformel prognos användes som utgångspunkt för att snabbt välja referensstandarder. Tillämpningen av metoden riktade MS Q-TOF-MS instrumentets tillåtna påvisande av specifika föreningar, eftersom endast utvalda joner passera filtret quadrupole. I allmänhet utförs riktade analys med trippel quadrupole masspektrometer också i vatten analys45. För att kompensera för avvikelsen från den teoretiska massan på grund av diverse skavanker, kan en kromatografisk jämförelse med referens standard utföras. Den rikta MS/MS-metoden kan också väljas för identifiering analys. Här väljs joner, splittrad och deras fragmenten upptäcks. Eftersom MS/MS är mindre känsligt än MS, var koncentrationen av läkemedel i de undersökta vattenprov för låg för att ge meningsfull fragment. Dock om fragmenten upptäcks, kan föreningar identifieras med högre förtroende. Otillräcklig känslighet kan övervinnas genom att koncentrera en större initiala vatten provvolymen. Dessutom bör mätning utföras snarast efter provtagningen på grund av potentiell biologisk nedbrytbarhet46,47,48,49. Annars bör prov förvaras vid-20 ° C till utesluta sammansatta nedbrytnings- eller reaktionsprodukter.

Ibland visas samma m/z värden på olika retentionstiderna. Detta kan vara på grund av att isomererna kräver olika analystekniker. Det kan också inträffa att inga föreningar kan identifieras alls, vilket bevisar inte nödvändigtvis deras frånvaro. De kanske bara inte bilda joner eller inträffa under detektionsgränsen. Vilken typ av vatten utövar också en påverkan på förekomst av pharmaceuticals. Läkemedel ange sällan källa och grundvatten jämfört med avloppsvatten och spillvatten från avloppsvatten behandling växter48,50,51,52,53.

För nedbrytning experiment, ska bestrålning källan kännetecknas i förväg, eftersom de photon flux eller fotonen fluence andelen lampan avsevärt bidrar till nedbrytning och mekanismen av nedbrytning. För inledande försök, en VUV/UVC-lampan, räcker förmodligen en low-pressure kvicksilverlampa. I allmänhet, accelererar tillägg av väteperoxid, H2O2, den nedbrytning27,36,37,54. När en annan lampa, t.ex., en UVA-lampa, används, bildandet av hydroxylradikaler bör säkerställas, t.ex., genom tillsats av titandioxid 23,24,30, 31. för många föreningar, såsom erytromycin, OH-radikaler i stället för foto-reaktivitet av läkemedelsindustrin själva27är den nedbrytning-inducerande art.

För bestämning av de kinetiska parametrarna plottas området av signalerna i de mass-upptäckt kromatogram, som representerar koncentration, mot bestrålning tiden. För att passa data, är det lämpligt att använda lämplig programvara. Här, användes verktyget kurva montering av MATLAB, vilket tillät att snabbt beräkna och passar data med rätta ekvationer. Den kinetiska av intermediärer bestäms av mer komplexa ekvationer. Kvalitetsparametrar för passform, dvs., R2 och RMSE, erhölls lätt liksom.

Denna studie visade analysen av floden bevattnar att upptäcka och identifiera farmaceutiska föroreningar och nedbrytning av erytromycin i ultrarent vatten. I miljön vatten, såsom ytvatten, skulle olika nedbrytning hastigheter och hastighetskonstanterna erhållas på grund av ljusabsorberande ämnen såsom humins. Enligt författarnas erfarenhet sker nedbrytning ofta mer långsamt, men ibland på jämförbara priser41,56.

Det världsomfattande problemet av läkemedel, speciellt antibiotika, i vattenmiljön och de resulterande riskerna fortfarande växa1. På grund av den variation och mångfald av kemikalier, metaboliter, och resterna, icke-riktad analys blir det viktigaste analytiska vapnet för deras upptäckt i miljön57. För effektiv eliminering, romanen stadier i reningsverken måste utformas utifrån avancerade oxidering processer, kan som UV-strålning vara del av.

Disclosures

Författarna förklarar inget konkurrerande finansiella intressen.

Acknowledgments

Melanie Voigt är tacksam för ett stipendium från Promotionskolleg i Niederrhein University of Applied Sciences. Författarna vill tacka sin institution för ytterligare finansiellt stöd.

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