Identifikation af lægemidler i det akvatiske miljø ved hjælp af HPLC-ESI-Q-TOF-MS og afskaffelse af Erythromycin gennem foto-induceret nedbrydning

Environment
 

Summary

Vi præsenterer en protokol for ikke-målrettet analyse ved hjælp af tid for flyvning massespektrometri som et perfekt værktøj til at identificere lægemidler i farvande. Vi demonstrere anvendelsen af UV-bestråling for deres afskaffelse. Analyse involverer bestråling, sammensatte isolering, identifikation og kinetic modellering af nedbrydning profiler er illustreret.

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

Overvågning af lægemidler i hele vandkredsløbet stadig vigtigere for vandmiljøet og til sidst for menneskers sundhed. Målrettet og ikke-øremærket analyse er dagens valg. Selv om målrettet analyse, der normalt foretages ved hjælp af en tredobbelt Quadrupol massespektrometer kan være mere følsomme, eneste forbindelser tidligere valgte kan identificeres. Den mest magtfulde ikke-målrettet analyse udføres gennem tiden af flyvning massespektrometre (TOF-MS) udvidet af en Quadrupol masse analyzer (Q), som anvendes i denne undersøgelse. Forud for faste fase udvinding og højtydende væskekromatografi (HPLC), den ikke-målrettet tilgang gør det muligt for at registrere alle ionizable stoffer med høj følsomhed og selektivitet. Drage fuld fordel af Q-TOF-MS instrument, tandem massespektrometri (MS/MS) eksperimenter fremskynde og lette identifikationen, mens en målrettet MS metode forbedrer følsomheden men afhængig referencestandarder til identifikationsformål. Identifikation af fire lægemidler fra Rhinen river vand er påvist. Rhinen stammer i Tomasee, Graubünden i Schweiz og løber ind i Nordsøen nær sydlige bugt, Holland. Dens længde beløb til 1232.7 km. Da det primære interesse til effektivt at fjerne lægemidler fra vandkredsløbet, demonstreret effekt UV-C bestråling på laboratorie plan. Denne metode giver mulighed for hurtig nedbrydning af lægemidler, som er eksemplarisk vist for makrolider antibiotika erythromycin. Ved hjælp af ovenstående HPLC-Q-TOF-MS metoden, er koncentration-time diagrammer opnået for den overordnede stof og deres fotonedbrydning produkter. Efter oprettelse af ligningerne for første-ordens sekventielle reaktioner, computational montering giver mulighed for bestemmelse af kinetiske parametre, som kan bidrage til at forudsige bestråling gange og betingelser, når potentielt betragtes som fjerde etape inden for spildevandsrensning.

Introduction

Lægemidler er regelmæssigt fundet i vandmiljøet1,2,3,4,5. En vigtig kilde er spildevand fra spildevand behandling planter (renseanlæg)6,7,8,9. Forekomsten af lægemidler i den hele vandkredsløbet har undersøgt eksemplarisk i Turia River Basin10. Blandt andre antibiotika udgør en særlig farlige klasse af lægemidler, da de ofte passerer den biologiske fase af personækvivalent uændret og kan forårsage bakteriel resistens i miljøet11,12,13 . Makrolider er en klasse af antibiotika narkotika, der er anvendt både menneskelige og veterinærmedicin. Deres repræsentanter blev fundet i koncentrationer op til 1 µg/L i spildevand14,15,16,17,18,19. En af dem er erythromycin (Ery)20,21. I farvande, erythromycin er ofte ledsaget af anhydroerythromycin et (Ery A - H2O), en dehydrate22,23. Vand elimination fra erythromycin er på grund af syre ustabilitet. Forholdet mellem erythromycin vs anhydroerythromycin afhænger af pH24,25,26,27.

Kemisk, makrolider indeholder en macrocylic lakton hvilke forskellige sukker fraspaltning er knyttet, fx., desosamine, cladinose eller mycaminose. Da Makrolider er kemisk modificerede naturlige produkter fra gæringen processer, findes de ofte som blandinger. Arterne, der kaldes A, B, C, osv., adskiller sig i sukker substituenter. Sukker fraspaltning og deres position på lacton er ansvarlig for virkningsmekanisme af makrolider28,29. For at minimere miljørisiko, er det ønskeligt at helt mineralize lægemidler før indtastning af vandmiljøet27,30,31,32.

Den første del af denne undersøgelse omhandler påvisning af farmaceutiske i overfladevand, som er vigtige for overvågning af både spildevand og åbne farvande. For at søge efter en bred vifte af uidentificerede stoffer i rækken mikrogram i forskellige matricer, er ikke-målrettet analyse metoden til valg20,33,34,35. I særlige, high-performance væskekromatografi (HPLC) electrospray Ionisation Quadrupol er tid for flyvning massespektrometri (HPLC-ESI-Q-TOF-MS) blevet bevist af ekstraordinær værdi på grund af dets specificitet og sensitivitet. Efter identifikation af stof, følsomhed kan yderligere udvides ved hjælp af målrettede MS tilgang med Quadrupol drives i Vælg mode og kollisionen energi inden for cellen kollision sat til nul. Dermed ankommer ioner ikke-fragmenteret på TOF detektor.

Andet fokus for dette arbejde er afskaffelsen af erythromycin. Afskaffelsen af lægemidler, anvendes såkaldte avancerede oxidations processer (AOPs), fx., startet af bestråling med UV lys36,37,38. Afgørende for nedbrydningen er dannelsen af hydroxylradikaler fra vand ved VUV / UVC-bestrålingen følgende eq. 1.

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

Hydroxylradikaler besidder en høj oxidation potentiale på 2,8 V, som positivt bidrager til forringelsen af stoffer36,37.

Her, er nedbrydningen af erythromycin ved hjælp af vakuum UV/UVC-bestråling i vand beskrevet under hensyn til påvirkninger af pH. Dannelsen af endnu mere farlige produkter menes at være en ulempe ved at bruge AOPs39,40. Det er således vigtigt at bestråle indtil fuldstændig mineralisering af de farmaceutiske produkter. For at bedre anslå bestråling tid, den kinetiske model af reaktionen, er reaktion sats konstanter og halv-liv bestemt både for det oprindelige stof og dets photodegradates. Til dette formål, var koncentrationen-tid (c-t) plot afledt af HPLC-ESI-Q-TOF-MS målinger og i forhold til kemiske kinetik modeller ved hjælp af MATLAB. Kinetik af nedbrydningen fortsatte efter første-ordens, og photodegradates blev beskrevet som et mellemprodukt i et sammenhængende eller efterfølgende opfølgning reaktion27,41.

Protocol

1. Prøvetilberedning: Faste fase udvinding

  1. Indsamle ca 1 L vand til forberedelse af prøverne.
  2. Filtrer prøven over en blå band filter med en porestørrelse på 2 µm fjerne grove partikler.
  3. Reagensglasset SPE patronen ved hjælp af 3 mL methanol og 3 mL i ultrarent vand.
  4. Anvende filtratet (1 L) på SPE patron og øge flow hastighed ved hjælp af et moderat vakuum, fx., en membranpumpe.
    Bemærk: Flere SPE patroner kan køres parallelt.
  5. Vask prøve med 3 mL i ultrarent vand.
  6. Elueres analysander fra patron kaliumsorbat med 3 mL methanol.
  7. Koncentrere sig 3 mL eluat tørre ved hjælp af en rotationsfordamper.
  8. Remanensen opløses i 1 mL i ultrarent vand.
  9. Opløsningen filtreres gennem et filter, sprøjte og gem dem i et hætteglas til ikke-målrettet analyse af HPLC-ESI-Q-TOF-MS.

2. HPLC-ESI-Q-TOF-MS metoden til ikke-øremærket og målrettet analyse, og MS/MS

  1. Overføre hætteglasset til HPLC-ESI-Q-TOF-MS autosampler.
  2. Angiv alle relevante parametre (tabel 1) til HPLC-ESI-Q-TOF-MS.
    Bemærk: Hvis en finite kollisionen energi er brugt, dvs., kollisionen energi (CE) ≠ 0, ioner vil være fragmenteret. Denne tilstand svarer til metoden målrettede MS/MS.
  3. Start måling.
  4. Analysere de resulterende kromatogrammer og massespektre.

3. UV-bestråling eksperimenter

  1. Opløse den antibiotiske sammensatte, fx erythromycin (750 mg/L), i ultrarent vand på 20 mg/L endelige koncentration.
  2. Fyld 1 L photoreactor, pakket ind i aluminiumsfolie, med 750 mL af opløsningen.
  3. Indføre lampen giver 15 W strøm ind i reaktoren.
  4. Anvende magnetomrører på 500 rpm.
  5. Juster pH-værdien til den ønskede værdi 3-4, 6-7 eller 8-9 ved dråbevis tilsætning af HCl (0,1 M) eller NH3 (0,1 M) hvis det er nødvendigt. pH 6-7 bruges som eksempel.
  6. Tag 2 mL af opløsningen, reaktion som prøve på tidspunkt 0 ved hjælp af en sprøjte og overføre det til en 2 mL hætteglas.
  7. Tænd for UV-lampe og holde styr på den elapsing tid.
    Bemærk: Bestråling gange 10 min. er ofte tilstrækkelig. Hvis fuldstændigheden af photoreaction ønskes, muligvis en anden eksperiment serie skal registreres ved hjælp af resultaterne af den første serie.
    Advarsel: UV-bestråling kan føre til blindhed.
  8. Tegne en 2 mL prøve fra løsningen hver 30 s i løbet af de første 5 min. Derefter tage en prøve hver 60 s indtil slutningen af forsøget. Overføre prøverne til 2 mL hætteglas.
  9. Gemme hætteglassene indtil HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse på-4 ° C.
  10. Analysere de 16 prøver ved hjælp af HPLC-ESI-Q-TOF-MS med metoderne beskrevet i trin 2.

4. kinetik analyse

  1. Forberede en passende programmel kurvetilpasning værktøjskassen af MATLAB R2016b.
  2. Passer til masse-området vs tidsdata af den overordnede antibiotikum sammensatte efter første ordre kinetik foto-induceret nedbrydning, se eq. 242,43
    Equation 1(2)
    Koncentration Equation 2 henviser til den oprindelige koncentration af educt A, cA til de faktiske koncentration over reaktionstiden t med sats konstant k1 fra den første reaktion trin A til B.
  3. Passer til masse-området vs tid kurver af den degradates brug af eq. 3 og 4, som de kan betegnes som mellemprodukter i en fortløbende eller efterfølgende opfølgning reaktion, dvs., produkt B eller C efter reaktionen model en →B → C → D.
    Equation 3(3)
    Equation 4(4)
    Koncentrationerne cB og cC henviser til mellemprodukter B og C; og k2k3 til de tilsvarende sats konstanter B til C, C-D.
  4. Bruge eq. 5 til at passe dataene, hvis bestråling tid ikke var tilstrækkelig til at observere forringelsen af en foto-produkt. Denne degradate kan betragtes som endelige produkt D med koncentration CD at opnå sats konstanter.
    Equation 6(5)
    1. Beregne koncentrationen af B ved hjælp af eq. 6 i stedet for eq. 3, hvis reaktionen slutter med B. Hvis C er det endelige produkt, skal du beregne koncentrationen af C ifølge eq. 7 i stedet for eq. 4.
      Equation 7(6)
      Equation 8(7)
  5. Bruge eq. 8 til bestemmelse af den halve liv t1/2.
    Equation 10(8)

Representative Results

Som følge af den faste fase udvinding, en gullig til mørk grøn løsning blev opnået i alle tilfælde, som viste tilstedeværelsen af klorofyl-holdige stoffer (figur 1). Lægemidler indeholdt i denne vandprøve ville ikke føre til synlige farvning siden deres koncentration og deres absorbans vil generelt være for lavt. I stedet, forekomsten af lægemidler skal analyseres ved hjælp af HPLC og høj opløsning massespektrometri.

I ikke-målrettet analyse, blev en HPLC-ESI-Q-TOF-MS brugt på grund af sin fremragende masse præcision giver mulighed for at opnå den nøjagtige masse for hver sammensatte ion. Mass-opdaget kromatogrammet af den udførte analyse var repræsenteret som en basistoppen kromatogrammet (BPC), som viser den mest intense top i hver masse spektrum indspillet i løbet den chromatografiske separation. Eksemplet vist i figur 2 præsenterer BPC af en vandprøve fra Rhinen.

BPC indeholdt mere end tyve-fem toppe afspejler forskellige m/z værdier, dermed forskellige forbindelser, hvoraf syv var markeret i BPC. Da stofferne var ukendt på forhånd, består det første skridt til deres identifikation normalt udlede Molekylær formel. Dette opnås gennem nøjagtige masse og isotopiske mønster af TOF påvisning, selv om den isotopiske mønster ikke kan observeres i alle tilfælde på grund af lav prøve koncentrationer i miljøprøver. Ved hjælp af offentlig database, som lægemidler i miljøet af tyske miljø agentur (UBA) indeholdende ca 630 forbindelser, er en foreløbig identifikation af en lille gruppe af kandidater ofte succesfulde. For et endeligt bevis, enten sammenligning til kommercielt tilgængelige referencestandarder kan udføres eller MS/MS opsplitning mønstre kan betragtes (figur 3).

I dette arbejde, sammenligning med standarder for retentionstid tegnede sig for identifikation af lægemidler meget ofte fundet i tyske overfladevand. Disse stoffer omfatter metoprolol, en β-blokker, carbamazepin, en smertestillende, og makrolide antibiotika erythromycin A og dens afledte anhydroerythromycin A. Erythromycin tjener som eksempel yderligere undersøgt i denne undersøgelse. Eksemplet studerede Rhin floden havde en pH på 7,6 og en gennemsnitlig temperatur på 16,5 ° C. Ved denne pH, vil anhydroerythromycin også forventes at være til stede i en vandprøve. For den detaljerede analyse, blev de udtrukne ion kromatogrammer (EIC) i eksemplet vand sammenlignet med referencestandarder (figur 4).

Sammenligningen viser god aftale mellem retentionstiden for metoprolol, carbamazepin og anhydroerythromycin og de observerede analysander. EIC of reference standard anhydroerythromycin vises to toppe, deraf to forbindelser hvor dehydrering havde fundet sted på to forskellige steder af erythromycin. Endnu, kun én anhydroerythromycin isomer var identificeret i eksemplet Rhinen river. Erythromycin, selv var kun til stede i spor. Derfor kunne ingen MS/MS spektrum opnås. De nøjagtige masserne for antibiotika og dens dehydrate er givet i tabel 2. Ved hjælp af EIC, dermed m/z værdi og opbevaring tid, metoprolol, carbamazepin, kunne erythromycin og anhydroerythromycin identificeres i Rhinen river prøve.

Med hensyn til vandmiljøet er det vigtigt at forhindre, at lægemidler fra passerer gennem renseanlæg og indtastning af overfladevand. I søgen efter en effektiv afskaffelse, blev UV-C bestråling eksperimenter på forskellige pH-værdier udført for erythromycin som eksempel. Koncentration-tid (c-t) diagrammer blev registreret ved hjælp af masse-område vs tid parceller afledt af centrene. Nedbrydningen blev beskrevet efter ligning 2. Erythromycin består af erythromycin A og B og anhydroerythromycin A, med to isomerer af sidstnævnte. C-t kurver af erythromycin A og deres beregningsmæssige passer er vist i figur 5. Ved pH 7, blev accelereret nedbrydning observeret. Dette gælder for alle fire forbindelser studerede, data, ikke vist. Som følge heraf bør der foretages foto-induceret nedbrydning af erythromycin, omkring neutral pH. I forbindelse med Rhinen river prøven var justering af pH ikke påkrævet.

Photodegradates af lægemidler blev også identificeret på alle tre pH værdier. En oversigt over disse photodegradates med deres tilsvarende struktur forslag er givet i tabel 3. Kinetic analyse af photodegradates, produkt med m/z = 720 tjener som et eksempel. Photodegradates kan ofte beskrives som reaktion mellemprodukter. Derfor, photodegradates blev beskrevet i form af aconsecutive og efterfølgende opfølgning reaktion. Beslutningen mellem de deraf følgende typer af mellemprodukter er baseret på godhed fit beregnet med passende software, hvor determinationskoefficienten (R2) og de resterende betyde-squared fejl (RMSE) blev taget som kriterium. At erythromycin er syre-ustabilt, degradates som ville forekomme ved bestråling var til stede før bestråling. Den resulterende effekt på ligninger 3 og 4 var en finite start koncentration. Derfor var en faktor føjet til ligninger. Figur 6 viser forsøgsdata og passer beregnes efter ligning 3 og 4.

Dette eksempel på et mellemprodukt vist koncentration stigning med en sigmoide anledning efterfulgt af en eksponentiel henfald. Dette er vejledende for en efterfølgende opfølgning reaktion mellemliggende. En sammenhængende reaktion mellemliggende viser ikke den sigmoide stigning. Statistiske parametre angives også lidt overlegne aftalen af fit ifølge den efterfølgende opfølgning reaktion model. Koefficient af bestemmelse Rasmussen2 på hinanden følgende reaktion var 0.9898 og dermed lavere end for den efterfølgende opfølgning reaktion bliver 0.9976. Derfor, den undersøgte photoproduct blev tolket som mellemliggende af en efterfølgende opfølgning reaktion. K-værdier resulterede fra den beregningsmæssige pasform samt, half-life var beregnet følgende ligning 5. Alle relevante kinetiske parametre er samlet i tabel 3.

Den hurtigste nedbrydning blev observeret ved pH 7, efterfulgt af pH 9, mens de langsomste nedbrydning blev fundet for pH 3 (figur 5). Denne konstatering også anvendes til dannelse og nedbrydning af photoproducts. Tre photodegradates blev observeret. Deres m/z værdier var 750.46 svarende til Ery F, 720.45 Ery C og 192.12 til DPEry192, en glycosidically bundet sukker af erythromycin struktur (figur 7). Ingen forringelse af photoproduct kunne observeres for DPEry192 ved pH 3 og 9 og for Ery F ved pH 9. I disse tilfælde var bestråling gang ikke tilstrækkelig lang tid til at observere samlede forringelse af mellemproduktet. Ikke desto mindre, den dannelse konstant kunne bestemmes ved hjælp af ligningen 5, hvilket svarer til et endeligt produkt.

Figure 1
Figur 1 . Sammenligning af prøver fra Rhinen efter SPE (venstre) og laves water(right) behandling. Den grønne farve er vejledende for klorofyl-holdige stoffer. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 2
Figur 2 . BPC af en vandprøve efter SPE målt med HPLC-ESI-Q-TOF-MS. Alle kromatogrammer var normaliseret til det højeste. Illustrative m/z-værdierne er som hidrørende fra den tilsvarende MS-spektrum markeret. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 3
Figur 3 . Q-TOF-MS spektrum af erythromycin A (nederst) og MS/MS-spektrum af ion m/z = 734.4689 (øverst). Spektrene Vis kvasi molekylarionen af erythromycin A med isotopiske mønster og fragmenter på en anvendt kollisionen energi af 30 eV. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 4
Figur 4 . Normaliseret EIC a metoprolol, b carbamazepin, c erythromycin A og d anhydroerythromycin A i en Rhinen river prøve (blå) og i ultrarent vand fra reference forbindelser (red). Retentionstiderne for referencestoffer og dem af lægemidler i vand stikprøven er de samme. Signal-støj-forhold af metoprolol (A) og anhydroerythromycin (D) er højere end de af carbamazepin (B) og erythromycin (C), som angiver den sidstnævnte fandtes kun i spor. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 5
Figur 5 . Normaliseret koncentration-tid kurver af fotonedbrydning af erythromycin A på pH 3 (rød), pH 7 (grøn) og pH 9 (blå). Løsninger var bestrålet i 10 min. Ved pH 7, blev erythromycin fuldstændig fjernet fra prøven. Koncentration-tid kurver kan beskrives ved hjælp af første-ordens kinetiske ligninger. Kinetic sats konstanter var 0,10 (pH 3), 0,59 (pH 7) og = 0,21 (pH 9). Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 6
Figur 6 . Sammenligning af anfald af koncentration-tid kurver af photoprodegradates af erythromycin med m/z = 720 på pH 9 efter ligninger 3 (A) og 4 (B). Godhed fit af på hinanden følgende reaktion (A): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, og den efterfølgende opfølgning reaktion (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Figure 7
Figur 7 . Struktur af erythromycin A, erythromycin B og anhydroerythromycin og deres produkter, photdegradation. Dette tal er blevet ændret fra Voigt mfl. 27. produkterne, der blev dannet efter 10 min af UVC-bestråling og identificeret ved hjælp af HPLC-Q-TOF-MS og MS/MS. venligst klik her for at se en større version af dette tal.

Væskekromatografi
Kolonne: omvendt-fase C-18
Kolonne: CoreShell kolonne;
Kolonne: 50 mm x 2,1 mm dimensioner, 2.6 μm partikelstørrelse
Kolonne temperatur 40 ° C
Injektionsvolumen: 5 ΜL
Flow: 0,3 mL/min
Mobil fase: Opløsningsmiddel A: vand indeholdende 0,1% myresyre
Opløsningsmiddel B: methanol som indeholder 0,1% myresyre
Gradient program:
Tid /min 0 1 10 11.1 11.2 12
A:B opløsningsmidler forholdet 99:1 70:30 25:75 1:99 1:99 99:1
Massespektrometri
Kilde: Dobbelt AJS ESI (positiv tilstand)
Gas og kilde
Gastemperatur: 300 ° C
Tørring Gas: 8,0 L/min
Forstøver: 14 psig
Kappe gastemperatur: 300 ° C
Kappe gasflow: 8 L/min
Masse sortiment: 100 - 1000 m/z
Erhvervelse sats: 1 spektrum/s
Erhvervelse tid: 1000 ms/spektrum
Forbigående / spektrum 10014
For målrettede MS metoden
Kollisionen energi (CE): 0 eV
Foretrukket masse - tabel 734.4685
For MS/MS (typisk auto MS/MS tilstand)
Kollisionen energi (CE): 30 eV
Absolut tærskel 3000 tæller
Relative tærskel 0,01%
Masse sortiment: 100 - 100 m/z
Erhvervelse sats: 1 spektrum/s
Erhvervelse tid: 1000 ms/spektrum
Forbigående / spektrum 9964
For målrettede MS/MS metoden
Foretrukket masse - tabel 734.4685

Tabel 1. Betingelser og parametre, der anvendes til HPLC-ESI-Q-TOF-MS analyse af lægemidler i vand matricer. Det er tilrådeligt at indføre en føres trin mellem de chromatografiske løber gennem kører en stikprøve af ren ultrarent vand mellem to analyser eller udvide operationstiden for den chromatografiske metode for at eluere alle stoffer.

Table 2
Tabel 2. Farmaceutiske produkter fundet i Rhinen river prøve med deres retentionstid, teoretiske og observeret [M + H]+ og deres struktur. ESI tilstanden blev sat til positiv, så [M + H]+-ioner blev opdaget. For retentionstid kan variere minimalt sædvanlige eksperimentelle kendte årsager.

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 ikke observeret - 0.89 0,35 - 0,78 1,98 - 1.09* - 0,64 -
Ery C ikke fastslået - 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 observeret - - - - - 0.30* - 2.34 -
* Ingen yderligere nedbrydning observeret

Tabel 3. Kinetic sats konstanter og tilsvarende halveringstider for nedbrydning af erythromycin og dens photodegradates tilpasset fra Voigt et al. 27 . Erythromycin består af erythromycin A, erythromycin B og to former for anhydroerythromycin. Tre photodegradates blev observeret. Der henvises til som Ery F, Ery C og DEry192.

Discussion

Eksempel på en ikke-målrettet analyse, der præsenteres i denne rapport viste identifikation af lægemidler i overfladevand ved hjælp af HPLC-ESI-Q-TOF-MS, MS/MS og sammenligning med reference standarder som det endelige bevis. Styrken af ikke-målrettet analyse ved hjælp af TOF-MS er baseret på påvisning af alle ioner til stede på en given retentionstid og høj masse nøjagtighed, hvilket fører til forudsigelse af den tentative molekylformel. Som et alternativ til en TOF massespektrometer, er anvendelsen af en orbital ion trap blevet beskrevet for forurenende analyse i vand44. Molekylformel forudsigelse blev brugt som udgangspunkt til hurtigt for at vælge referencestandarder. Anvendelsen af metoden målrettede MS Q-TOF-MS instrumentets tilladt påvisning af specifikke forbindelser, da kun udvalgte ioner passere Quadrupol filter. Generelt udføres målrettet analyse ved hjælp af tredobbelt Quadrupol massespektrometer også i vand analyse45. For at kompensere for afvigelsen fra den teoretiske masse på grund af instrumentale ufuldkommenheder, kan et kromatografisk sammenligning med en referencestandard udføres. Den målrettede MS/MS metoden kan også vælges for identifikation analyse. Her, ioner er valgt, fragmenteret og deres fragmenter blev fundet. Da MS/MS er mindre følsomme end MS, var koncentration af lægemidler i de undersøgte vandprøver for lav til at give meningsfulde fragmenter. Hvis fragmenter opdages, kan forbindelser identificeres med højere tillid. Den tilstrækkelige følsomhed kan overvindes ved at koncentrere en større indledende vand sample volumen. Derudover skal målingen foretages snarest muligt efter prøveudtagningen på grund af potentielle bionedbrydning46,47,48,49. Ellers skal prøver opbevares ved-20 ° C til at udelukke sammensatte nedbrydnings- eller reaktionsprodukter.

Nogle gange vises de samme m/z værdier på forskellige retentionstider. Dette er muligvis skyldes at isomerer kræver forskellige analytiske teknikker. Det kan også forekomme, at ingen forbindelser kan påvises på alle, som ikke nødvendigvis bevise deres fravær. De kan bare ikke form ioner eller forekomme under detektionsgrænsen. Typen vand øvelser også en indflydelse på forekomsten af lægemidler. Pharmaceuticals Angiv sjældent kilden vand og grundvand i forhold til spildevand og spildevand fra spildevand behandling planter48,50,51,52,53.

For eksperimenter nedbrydning bør bestråling kilden karakteriseres på forhånd, da photon flux eller photon fluens sats af lampen bidrager væsentligt til nedbrydningen og nedbrydning mekanisme. I indledende forsøg, en VUV/UVC-lampen, er sandsynligvis en lavtryks kviksølv lampe tilstrækkelig. I almindelighed, accelererer tilsætning af hydrogenperoxid, H2O2, nedbrydning27,36,37,54. Når en anden lampe, fx., en UVA lampe, der bruges, dannelsen af hydroxylradikaler bør sikres, fx., gennem tilsætning af titandioxid 23,24,30, 31. for mange forbindelser, såsom erythromycin, OH radikaler i stedet for foto-reaktivitet af farmaceutiske, selv27er den nedbrydning-inducerende arter.

Til bestemmelse af kinetiske parametre, er området af signaler i de masse-opdaget kromatogrammer, der repræsenterer koncentration, afbildet versus bestråling tid. Passer til data, er det tilrådeligt at bruge passende software. Her, blev værktøjet kurve montering af MATLAB brugt, som er tilladt til hurtigt at beregne og passer data med de korrekte ligninger. Den kinetiske af mellemprodukter bestemmes af mere komplekse ligninger. Kvalitetsparametre for pasform, dvs., Rasmussen2 og RMSE, var let opnået så godt.

Denne undersøgelse viste analysen af flodvand til at opdage og identificere farmaceutiske stoffer og fotonedbrydning af erythromycin i ultrarent vand. Miljømæssige farvande, såsom vand, ville forringelse af forskellige hastigheder og sats konstanter kunne opnås på grund af lys absorberende stoffer som humins. Ifølge forfatternes erfaring finder nedbrydning ofte sted mere langsomt, men nogle gange på sammenlignelige priser41,56.

Den verdensomspændende problem af lægemidler, især antibiotika i vandmiljøet og de deraf følgende risici stadig fortsætte med at vokse1. På grund af den variation og mangfoldighed af kemikalier, metabolitter, og degradates heraf, ikke-målrettet analyse vil blive det vigtigste analytiske våben for deres opdagelse i miljøet57. Til effektiv fjernelse, Roman stadier i spildevandsrenseanlæg bliver nødt til at være designet baseret på avancerede oxidations processer, kan som UV-bestråling være en del af.

Disclosures

Forfatterne erklærer ikke konkurrerende finansielle interesser.

Acknowledgments

Melanie Voigt er taknemmelig for et stipendium fra Promotionskolleg af Niederrhein University of Applied Sciences. Forfatterne takke deres institution til yderligere finansiel 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

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