JoVE Journal > Environment
Summary
Abstract
Introduction
Protocol
Results
Discussion
Disclosures
Acknowledgements
Materials
References
Deutsch

Automatically Generated
Please note that all translations are automatically generated. Click here for the English version.
Environment

Kennzeichnung von Arzneimitteln in die aquatische Umwelt mittels HPLC-ESI-Q-TOF-MS und Beseitigung von Erythromycin durch Foto-induzierte Degradation

Published: August 01, 2018
doi:
10.3791/57434
, ,
1Niederrhein University of Applied Sciences, 2University Duisburg-Essen

Summary

Wir präsentieren Ihnen ein Protokoll für ungezielte Analyse mit Zeit des Fluges Massenspektrometrie als ein perfektes Werkzeug, um Arzneimittel in Gewässern zu identifizieren. Wir demonstrieren die Anwendung der UV-Bestrahlung für deren Beseitigung. Analyse mit Bestrahlung, zusammengesetzte Isolierung, Identifizierung und kinetische Modellierung der Abbau Profile wird dargestellt.

Abstract

Überwachung von Arzneimitteln in den Wasserkreislauf wird immer wichtiger für die aquatische Umwelt und schließlich für die menschliche Gesundheit. Gezielte und nicht gezielte Analyse sind heute das Mittel der Wahl. Obwohl gezielte Untersuchung, die in der Regel mit Hilfe von einem triple Quadrupol Massenspektrometer empfänglicher sein kann, erkennen Sie nur Verbindungen, die zuvor ausgewählt. Die mächtigste ungezielte Analyse erfolgt durch die Zeit des Fluges Massenspektrometer (TOF-MS) verlängert von einem Quadrupol-Masse-Analysator (Q), wie in dieser Studie verwendet. Festphasenextraktion und Hochleistungs-Flüssigkeitschromatographie (HPLC) vorangestellt, die ungezielte Ansatz erlaubt es, um alle ionizable Substanzen mit hoher Empfindlichkeit und Selektivität zu erkennen. Unter voller Ausnutzung der Q-TOF-MS Instrument, tandem-Massenspektrometrie (MS/MS) Experimente beschleunigen und erleichtern die Identifizierung, während eine gezielte MS-Methode die Empfindlichkeit erhöht, sondern stützt sich auf Referenzstandards zu Identifizierungszwecken. Die Identifizierung von vier Arzneimitteln aus Rhein Flusswasser wird demonstriert. Der Rhein entspringt im Tomasee, Graubünden, Schweiz und mündet in die Nordsee in der Nähe von Southern Bight, Niederlande. Seine Länge beträgt 1232,7 km. Da es von erstklassigen Interesse für Arzneimittel aus den Wasserkreislauf effektiv zu beseitigen ist, wird die Effekt UV-C-Bestrahlung im Labormaßstab demonstriert. Diese Methode ermöglicht schnelle Abbau von Arzneimitteln, die exemplarisch für die Makrolid-Antibiotikum Erythromycin angezeigt wird. Mit der oben genannten HPLC-Q-TOF-MS-Methode sind Konzentration-Zeit-Diagramme für die übergeordneten Droge und deren Photodegradation Produkte erhalten. Nach der Gründung der Gleichungen für die sequentielle Reaktionen erster Ordnung, ermöglicht rechnerische Anpassung die Bestimmung der kinetischen Parameter, die Bestrahlung Zeiten und Bedingungen, wenn potenziell als vierte Stufe innerhalb Vorhersagen helfen könnte Abwasserbehandlung.

Introduction

Arzneimittel werden regelmäßig in die aquatische Umwelt1,2,3,4,5gefunden. Eine wichtige Quelle sind Abwässer aus Abwasser Behandlung Pflanzen (Ara)6,7,8,9. Das Auftreten von Arzneimitteln in der in den Wasserkreislauf ist exemplarisch in der Turia Flussbecken10untersucht worden. Unter anderem Antibiotika stellen eine bestimmte gefährliche Klasse von Medikamenten, da sie oft die biologische Stufe der Kläranlagen bestehen unverändert und kann dazu führen, dass bakterielle Resistenzen in der Umwelt11,12,13 . Makrolide sind eine Klasse von Antibiotika, die sowohl in der Human-als auch in der Veterinärmedizin angewendet werden. Ihre Vertreter fanden in Konzentration bis 1 µg/L in Abwässer14,15,16,17,18,19. Einer von ihnen ist Erythromycin (Ery)20,21. In Gewässern, Erythromycin ist oft begleitet von Anhydroerythromycin A (Ery A – H2O), ein dehydrieren22,23. Wasser-Beseitigung von Erythromycin ist durch saure Instabilität. Das Verhältnis von Erythromycin vs. Anhydroerythromycin hängt von der pH24,25,26,27.

Chemisch, Makrolide enthalten eine Macrocylic-lacton, welche verschiedene Zucker Moieties beigefügt sind, zB., Desosamine, Cladinose oder Mycaminose. Da Makrolide Naturprodukte aus Fermentationsprozessen chemisch verändert wurden, existieren sie oft als Mischungen. Die Spezies bezeichnet A, B, C, etc.., in der Zucker-Substituenten unterscheiden. Der Zucker Moieties und ihre Position an der lacton sind verantwortlich für die Wirkungsweise von Makroliden28,29. Um die Gefahr für die Umwelt zu minimieren, ist es wünschenswert, die vollständig die Arzneimittel vor dem Eintritt in die aquatische Umwelt27,30,31,32mineralisieren.

Der erste Teil dieser Studie beschäftigt sich mit der Erkennung von Pharma in Oberflächengewässern, die ist wichtig für die Überwachung der Abwässer und offenen Gewässern. Zur Suche nach einer Vielzahl von unbekannten Stoffen im Mikrogramm-Bereich in verschiedenen Matrizen ist Nichtziel-Analyse die Methode der Wahl20,33,34,35. In bestimmten, Hochleistungs-Flüssigkeitschromatographie (HPLC) Electrospray Ionisierung Quadrupol ist Zeit der Flug Massenspektrometrie (HPLC-ESI-Q-TOF-MS) von außerordentlichem Wert aufgrund seiner Spezifität und Sensitivität nachgewiesen worden. Nach der Identifikation des Stoffs, Empfindlichkeit kann weiter verlängert werden mit der gezielten MS Ansatz mit dem Quadrupol in Auswahlmodus betrieben und die Aufprallenergie innerhalb der Kollision Zelle auf NULL gesetzt. Daher kommen Ionen nicht fragmentiert am TOF-Detektor.

Der zweite Schwerpunkt dieser Arbeit ist die Beseitigung von Erythromycin. Für die Beseitigung der Arzneimittel, so genannte erweiterte Oxidationsverfahren (AOPs) verwendet werden, zB., begann durch Bestrahlung mit UV Licht36,37,38. Wichtig für den Abbau ist die Bildung von Hydroxyl-radikale aus dem Wasser durch VUV / UVC Bestrahlung nach GL. 1.

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

Hydroxyl-Radikale besitzen ein hohes Oxidationspotential von 2,8 V, trägt positiv zum Abbau der Substanzen36,37.

Hier wird der Abbau von Erythromycin mit Vakuum UV/UVC-Bestrahlung im Wasser beschrieben unter Berücksichtigung der Einflüsse des pH-Werts. Die Bildung von noch mehr gefährliche Produkte ist vermutlich ein Nachteil bei der Verwendung von AOPs39,40. Daher ist es wichtig, bis vollständige Mineralisierung der Arzneimittel zu bestrahlen. Um besser abschätzen zu können die polymerisationszeit die kinetischen Modell der Reaktion sind die Geschwindigkeitskonstanten der Reaktion und die Halbwertszeiten sowohl für das erste Medikament seiner Photodegradates bestimmt. Zu diesem Zweck wurden Konzentrationszeit (c-t) Grundstück von HPLC-ESI-Q-TOF-MS-Messungen abgeleitet und im Vergleich zu chemischen Kinetik Modellen mit MATLAB. Die Kinetik des Abbaus verlief nach erster Ordnung, und die Photodegradates wurden als Zwischenprodukte von einem aufeinanderfolgenden oder weiteren Follow-up-Reaktion27,41beschrieben.

Protocol

(1) Probenvorbereitung: Festphasenextraktion Etwa 1 L Wasser für die Vorbereitung der Proben zu sammeln. Filtern Sie die Probe über ein blaues Band-Filter mit einer Porengröße von 2 µm, grobe Partikel zu entfernen. Equilibrate der SPE Patrone mit 3 mL Methanol und 3 mL Reinstwasser. Wenden Sie das Filtrat (1 L) auf die SPE Patrone und erhöhen die Strömungsgeschwindigkeit mit moderaten Vakuum, zB., eine Membranpumpe.Hinweis: Mehrere SPE Kartuschen können parallel ausgeführt werden. Waschen Sie die Probe mit 3 mL Reinstwasser. Eluieren Sie Analyten aus der Patrone Kaliumsorbat mit 3 mL Methanol. Konzentrieren Sie 3 mL Eluat Trocknen mit einem drehverdampfer. Den Rückstand in 1 mL hochreines Wasser auflösen. Filtern Sie die Lösung durch eine Spritze Filter und speichern Sie sie in ein Fläschchen für die ungezielte Analyse durch HPLC-ESI-Q-TOF-MS. (2) HPLC-ESI-Q-TOF-MS-Methode für ungezielte und gezielte Analyse und MS/MS Übertragen Sie das Fläschchen auf der HPLC-ESI-Q-TOF-MS Autosampler. Legen Sie alle relevanten Parameter (Tabelle 1) für die HPLC-ESI-Q-TOF-MS.Hinweis: Wenn eine endliche Kollision Energie verwendet wird, d. h.., Kollision Energie (CE) ≠ 0, Ionen fragmentiert werden. Dieser Modus entspricht die gezielte MS/MS-Methode. Starten Sie die Messung. Die daraus resultierende Chromatogramme und Massenspektren zu analysieren. (3) UV-Bestrahlung-Experimente Die antibiotische Substanz, z. B. Erythromycin (750 mg/L), Reinstwasser bei 20 mg/L Endkonzentration auflösen. Füllen Sie die 1 L Photoreactor, eingewickelt in Alufolie, mit 750 mL der Lösung. Stellen Sie die Lampe bietet 15 W der Macht in den Reaktor. Gelten Sie Magnetrührer mit 500 u/min. Stellen Sie den pH-Wert auf den gewünschten Wert 3-4, 6-7 oder 8-9 durch tropfenweise Zugabe von HCl (0,1 M) oder NH3 (0,1 M) bei Bedarf. pH 6-7 wird als Beispiel verwendet. 2 mL der Reaktionslösung als Probe zum Zeitpunkt 0 mit einer Spritze zu nehmen und in eine 2 mL-Glasflasche zu übertragen. Schalten Sie die UV-Lampe und nachzuverfolgen Sie die ablaufende Zeit.Hinweis: Bestrahlung Zeiten von 10 min sind oft ausreichend. Vollständigkeit der Photoreaktion gewünscht, müssen eine zweite Experiment-Serie mit den Ergebnissen der ersten Serie aufgezeichnet werden.Achtung: UV-Bestrahlung kann zur Erblindung führen. Zeichnen Sie einer 2 mL Probe aus der Lösung alle 30 s während der ersten 5 min. Dann nehmen Sie eine Probe alle 60 s bis zum Ende des Experiments. Übertragen Sie die Proben in 2 mL Fläschchen. Speichern Sie die Fläschchen bis zur HPLC-ESI-Q-TOF-MS-Analyse bei-4 ° C. Die 16 Proben mit HPLC-ESI-Q-TOF-MS mit der in Schritt 2 beschriebenen Methoden zu analysieren. 4. Kinetik Analyse Bereiten Sie eine geeignete Software wie z. B. die Kurvenanpassung Toolbox von MATLAB R2016b. Passen die Masse-Bereich vs. Zeitdaten der Foto-induzierte Degradation des übergeordneten Antibiotikums Verbindung nach ersten Auftrag Kinetik, siehe GL. 242,43(2)Die Konzentration bezieht sich auf die Ausgangskonzentration der das Edukt A, cA , um die tatsächliche Konzentration über die Reaktionszeit t mit der Rate Konstante k1 aus der ersten Reaktionsschritt A nach B. Masse-Bereich vs. Zeitkurven der passen die degradates mit GL. 3 und 4, da sie als Zwischenprodukte in Folge oder weiteren Follow-up-Reaktion, dhbezeichnet werden können., Produkt B oder C nach der Reaktion Modell →B → C → d(3)(4)Die Konzentrationen cB und cC beziehen sich auf die Zwischenprodukte B und C; und k2,k3 , um die entsprechenden Geschwindigkeitskonstanten B, C, C, D. Verwenden Sie EQ. 5 an die Daten anzupassen, wenn die Bestrahlungszeit nicht ausreichte, um den Abbau von einem Fotoprodukt zu beobachten. Diese Degradate kann als Endprodukt D mit der Konzentration CD Geschwindigkeitskonstanten erhalten behandelt werden.(5) Berechnen Sie die Konzentration von B mit GL. 6 anstelle von GL. 3, wenn die Reaktion mit B endet. Wenn C das Endprodukt ist, berechnen Sie die Konzentration von C gemäß Gleichung 7 anstelle von GL. 4.(6)(7) Verwenden Sie für die Bestimmung der Halbwertszeit t1/2GL. 8.(8)

Representative Results

Als Ergebnis der Festphasenextraktion erhielt eine gelblich bis dunkel grüne Lösung in allen Fällen, die das Vorhandensein von Chlorophyll-haltigen Substanzen (Abbildung 1). Pharma in diese Wasserprobe enthaltenen führe nicht auf sichtbare Färbung seit ihre Konzentration und ihre Absorption wäre in der Regel zu niedrig. Stattdessen muss das Auftreten von Arzneimitteln mit HPLC und hochauflösende Massenspektrometrie analysiert werden. Ungezielte Analyse benutzte eine HPLC-ESI-Q-TOF-MS wegen seiner herausragenden Massengenauigkeit ermöglicht die genaue Masse für jedes zusammengesetzte Ion zu erhalten. Die Masse erkannt Chromatogramm der durchgeführten Analyse wurde dargestellt, wie eine base Peak Chromatogramm (BPC), die die intensivste Höhepunkt jedes Massenspektrum zeigt im Verlauf die chromatographische Trennung erfasst. Das Beispiel in Abbildung 2 dargestellte präsentiert die BPC eine Wasserprobe vom Rhein. Die BPC enthielt mehr als fünfundzwanzig Gipfeln spiegelt verschiedene m/Z Werte, daher verschiedene Verbindungen, von denen sieben in der BPC geprägt waren. Da die Stoffe a-prioriunbekannt waren, besteht der erste Schritt zu ihrer Identifizierung normalerweise die Summenformel ableiten. Dies geschieht durch genaue Masse und Isotopen Muster von TOF-Erkennung zur Verfügung gestellt, obwohl die isotopische Muster nicht in allen Fällen aufgrund der geringen Stichprobe Konzentrationen in Umweltproben beobachtet werden kann. Mit Hilfe der öffentlichen Datenbank, z. B. Arzneimittel in der Umwelt durch die deutschen Umweltbundesamtes (UBA), ca. 630 Verbindungen enthalten ist eine vorläufige Identifizierung von einer kleinen Gruppe von Kandidaten oft erfolgreich. Für einen endgültigen Beweis entweder im Vergleich zu handelsüblichen Referenzstandards durchgeführt werden kann oder MS/MS Fragmentierung Muster betrachtet werden können (Abbildung 3). Vergleich zu Standards in Bezug auf die Verweildauer entfielen in dieser Arbeit die Identifizierung von Arzneimitteln, die sehr häufig in deutschen Gewässern zu finden. Diese Stoffe gehören Metoprolol, β-Blocker, Carbamazepin, Analgetikum, und die Makrolid-Antibiotikum Erythromycin A und seine Ableitung Anhydroerythromycin A. Erythromycin dient als Beispiel, die in dieser Studie weiter untersucht. Die untersuchte Rhein River Probe hatte einen pH-Wert von 7,6 und einer durchschnittlichen Temperatur von 16,5 ° C. Bei diesem pH Anhydroerythromycin auch dürften in der Wasserprobe anwesend zu sein. Für die detaillierte Analyse wurden die extrahierten Ion Chromatogramme (EIC) der Wasserprobe mit Referenzstandards (Abbildung 4) verglichen. Der Vergleich zeigt gute Übereinstimmung zwischen die Retentionszeit für Metoprolol, Carbamazepin und Anhydroerythromycin und der beobachteten Analyten. Die EIC der Referenz-standard-Anhydroerythromycin angezeigt, zwei Spitzen, somit zwei Verbindungen wo Austrocknung an zwei unterschiedlichen Standorten von Erythromycin stattgefunden hatte. Jedoch wurde nur ein Anhydroerythromycin Isomer in der Rhein-River-Probe identifiziert. Erythromycin selbst war nur in Spuren vorhanden. Daher konnte kein MS/MS-Spektrum gewonnen werden. Die genaue Massen für das Antibiotikum und seine gelief sind in Tabelle 2angegeben. Mit EIC, also m/Z-Wert und Retention-Zeit, Metoprolol, Carbamazepin, konnten Erythromycin und Anhydroerythromycin in der Rhein-River-Probe identifiziert werden. In Bezug auf die aquatische Umwelt ist es wichtig, Pharmazeutika aus Kläranlagen auf der Durchreise und Eingabe von Oberflächenwasser zu verhindern. Auf der Suche nach einer effizienten Beseitigung wurden UV-C Strahlung Experimente bei verschiedenen pH-Werten als Beispiel für Erythromycin durchgeführt. Konzentration-Zeit (c-t)-Diagramme wurden mit Masse-Bereich vs. Zeit Grundstücke abgeleitet EIC. Der Abbau wurde nach Gleichung 2 beschrieben. Erythromycin besteht aus Erythromycin A und B und Anhydroerythromycin A, mit zwei Isomere der letzteren. Die c-t -Kurven von Erythromycin A und deren rechnerische passt sind in Abbildung 5dargestellt. Bei pH 7 wurde beschleunigten Abbau beobachtet. Dies gilt für alle vier Verbindungen untersucht, Daten nicht angezeigt. Infolgedessen sollte um pH-neutralen Foto-induzierte Degradation von Erythromycin durchgeführt werden. Im Falle der Rhein River Probe war pH-Einstellung nicht erforderlich. Photodegradates der Medikamente waren auch identifizierten an allen drei pH-Werte. Tabelle 3 enthält ein Überblick über diese Photodegradates mit ihren entsprechenden Struktur-Vorschläge. Für die kinetische Analyse des Photodegradates, das Produkt mit m/Z = 720 dient als Beispiel. Photodegradates können oft als Reaktion Zwischenprodukte beschrieben werden. Daher wurden die Photodegradates in Bezug auf Aconsecutive und anschließende Follow-up-Reaktion beschrieben. Die Entscheidung zwischen den entstehenden Zwischenprodukte basiert auf die Güte der Anpassung berechnet mit passender Software, wo der Bestimmungskoeffizient (R2) und der Mean-squared Restfehler (RMSE) als Kriterium aufgenommen wurden. Aufgrund der Tatsache, dass Erythromycin Säure-instabil ist, degradates wie bei der Bestrahlung auftreten würde anwesend vor Bestrahlung waren. Der daraus resultierende Effekt auf Gleichungen 3 und 4 war eine endliche ab Konzentration. Daher wurde ein Faktor der Gleichungen hinzugefügt. Abbildung 6 zeigt experimentelle Daten und passt berechnet nach Gleichung 3 und 4. In diesem Beispiel eines Zwischenprodukts demonstriert die Erhöhung der Konzentration mit einem sigmoidale Anstieg gefolgt von einer exponentiellen Zerfall. Dies ist bezeichnend für eine anschließende Follow-up-Reaktion zwischen. Ein Zwischenprodukt der aufeinander folgenden Reaktion zeigt nicht die Erhöhung der sigmoidale. Statistischen Qualitätsparameter zeigte auch die leicht überlegene Vereinbarung fit nach dem anschließenden Follow-up-Reaktionsmodell. Der Koeffizient der Entschlossenheit R2 der aufeinander folgenden Reaktion war 0.9898 und somit niedriger als die der die anschließende Follow-up-Reaktion wird 0.9976. Daher war der untersuchten Produkt als Zwischenprodukt einer anschließenden Follow-up-Reaktion interpretiert. Die k-Werte ergaben sich aus der rechnerischen Passform sowie, die Halbwertszeit war berechnete folgende Gleichung 5. Alle relevanten kinetische Parameter sind in Tabelle 3gesammelt. Der schnellste Abbau wurde beobachtet bei pH 7, gefolgt von pH 9, während die langsamste Verschlechterung für pH 3 (Abbildung 5) gefunden wurde. Diese Feststellung galt auch für die Bildung und den Abbau von der Photoproducts. Drei Photodegradates wurden beobachtet. Ihre m/Z-Werte waren 750.46 entsprechend Ery F, 720.45, Ery C und 192.12, DPEry192, ein glycosidically gebundenen Zucker der Erythromycin-Struktur (Abbildung 7). Keine Verschlechterung der das Produkt könnte für DPEry192 bei pH 3 und 9 und für Ery F werden bei pH 9 beobachtet. In diesen Fällen war die Bestrahlungszeit nicht ausreichend lange, totale Zerstörung des Zwischenprodukts zu beobachten. Dennoch könnte die Bildung Rate konstant mit Gleichung 5, das entspricht einem Endprodukt bestimmt werden. Abbildung 1 . Vergleich der Proben vom Rhein nach SPE (links) und hochreinen water(right). Die grüne Färbung ist bezeichnend für Substanzen, die Chlorophyll enthalten. Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 2 . BPC einer Wasserprobe nach SPE mit HPLC-ESI-Q-TOF-MS. gemessen Alle Chromatogramme wurden auf den höchsten Gipfel normalisiert. Illustrative m/Z-Werte kennzeichnen wir wie aus dem entsprechenden MS-Spektrum zu erhalten. Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 3 . Q-TOF-MS-Spektrum von Erythromycin A (unten) und MS/MS-Spektrum der Ionen m/Z = 734.4689 (oben). Der Spektren zeigen die quasi-Molekulare Ionen von Erythromycin A mit seinen Isotopen Muster und die Fragmente bei einer angewandten Kollision Energie von 30 eV. Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 4 . Normalisiert die EIC (A) Metoprolol, Carbamazepin (B), (C) Erythromycin A und (D) Anhydroerythromycin A in einer Rhein Fluss Probe (blau) und Reinstwasser aus Referenzverbindungen (rot). Die Retentionszeiten der Referenzverbindungen und diejenigen von Arzneimitteln in der Wasserprobe sind identisch. Das Signal-Rausch-Verhältnis von Metoprolol (A) und Anhydroerythromycin (D) sind höher als die von Carbamazepin (B) und Erythromycin (C), was darauf hindeutet, dass Letzteres nur in Spuren vorhanden waren. Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 5 . Konzentration-Zeit-Verläufe der Photodegradation von Erythromycin A bei pH 3 (rot), pH-Wert 7 (grün) und pH 9 (blau) normalisiert. Lösungen wurden 10 min. lang bestrahlt. Bei pH 7 war Erythromycin vollständig aus der Probe entfernt. Die Konzentration-Zeit-Verläufe könnte durch kinetische Gleichungen erster Ordnung beschrieben werden. Die kinetische Geschwindigkeitskonstanten waren 0,10 (pH 3), 0,59 (pH 7) und = 0,21 (pH 9). Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 6 . Vergleich der passt der Konzentrationszeit Kurven von der Photoprodegradates von Erythromycin mit m/Z = 720 bei pH 9 folgende Gleichungen 3 (A) und 4 (B). Das Bestimmtheitsmaß von aufeinander folgenden Reaktion (A): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, und der späteren Follow-up-Reaktion (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. Bitte klicken Sie hier für eine größere Version dieser Figur. Abbildung 7 . Struktur von Erythromycin A, Erythromycin B und Anhydroerythromycin und Photdegradation. Diese Zahl wurde von Voigt Et al.modifiziert. 27. die Produkte wurden nach 10 min der UVC-Bestrahlung gebildet und durch HPLC-Q-TOF-MS und MS/MS. identifiziert Klicken Sie bitte hier, um eine größere Version dieser Figur. Liquid Chromatography Spalte: umgekehrt-Phase C-18 Spalte: CoreShell Spalte; Spalte: Abmessungen 50 x 2,1 mm, 2,6 µm Partikelgröße Säulentemperatur 40 ° C Injektionsvolumen: 5 ΜL Durchfluss: 0,3 mL/min Mobile Phase: Lösungsmittel A: Wasser mit 0,1 % Ameisensäure Lösungsmittel B: Methanol mit 0,1 % Ameisensäure Gradient-Programm: Zeit/min 0 1 10 11.1 11.2 12 Umlenkern Lösungsmittel Verhältnis 99:1 70: 30 25: 75 1:99 1:99 99:1 Massenspektrometrie Quelle: Dual AJS ESI (positiv-Modus) Gas- und Quelle Gastemperatur: 300 ° C Trocknungsgas: 8,0 L/min Vernebler: 14 psig Gastemperatur Mantel: 300 ° C Scheide Gas Flow: 8 L/min Messe-Angebot: 100 – 1000 m/Z Abtastrate: 1 Spektrum/s Erfassungszeit: 1000 ms/Spektrum Transiente / Spektrum 10014 Für gezielte MS-Methode Aufprallenergie (CE): 0 eV Bevorzugte Masse – Tabelle 734.4685 Für MS/MS (in der Regel Auto-MS/MS-Modus) Aufprallenergie (CE): 30 eV Absolute Schwelle 3000 zählt Relative Schwelle 0,01 % Messe-Angebot: 100 – 100 m/Z Abtastrate: 1 Spektrum/s Erfassungszeit: 1000 ms/Spektrum Transiente / Spektrum 9964 Für gezielte MS/MS-Methode Bevorzugte Masse – Tabelle 734.4685 Tabelle 1. Voraussetzungen und Rahmenbedingungen für die HPLC-ESI-Q-TOF-MS-Analyse von Arzneimitteln in Wasser Matrizen verwendet. Es ist ratsam, einen Spülung Schritt zwischen die chromatographische läuft durch eine Stichprobe von reinen Reinstwasser zwischen zwei Analysen ausgeführt oder durch Verlängerung der Laufzeit der chromatographische Methode um alle Stoffe zu eluieren einzuführen. Tabelle 2: Pharma in den Rhein River Probe mit ihre Retentionszeit, theoretische gefunden und beobachtet [M + H]+ und deren Struktur. Der ESI-Modus eingestellt wurde zu positiv, so dass [M + H]+-Ionen wurden erkannt. Die Verweilzeit kann minimal üblichen experimentellen bekannten Gründen variieren. 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 nicht eingehalten – 0,89 0,35 – 0.78 1,98 – 1.09* – 0.64 – Ery C nicht bestimmt – 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 nicht eingehalten – – – – – 0.30* – 2.34 – * Keine weiteren Abbau beobachtet Tabelle 3. Kinetische Geschwindigkeitskonstanten und entsprechenden Halbwertszeit für den Abbau von Erythromycin und seine Photodegradates, adaptiert von Voigt Et Al. 27 . Erythromycin besteht aus Erythromycin A, Erythromycin B und zwei Formen des Anhydroerythromycin. Drei Photodegradates wurden beobachtet. Es werden als Ery F, Ery C und DEry192 bezeichnet.

Discussion

Beispiel für eine ungezielte Analyse in diesem Bericht vorgestellten demonstriert die Identifizierung von Arzneimitteln in Oberflächenwasser mit HPLC-ESI-Q-TOF-MS, MS/MS und Vergleich mit Referenz Standards als der endgültige Beweis. Die Stärke der ungezielte Analyse mit TOF-MS basiert auf der Erkennung aller Ionen an einer bestimmten Verweildauer und die Hohe Massengenauigkeit führt zu die Vorhersage der vorläufige Molekulare Formel. Als Alternative zu einem TOF Massenspektrometer wurde die Anwendung von einem orbital Ionenfallen für Schadstoff-Analysen im Wasser44beschrieben. Die Summenformel Vorhersage diente als Ausgangspunkt zum schnellen Referenzstandards auswählen. Die Anwendung der gezielten MS Methode des Q-TOF-MS Instruments erlaubt die Erkennung von bestimmten Verbindungen, da nur vorgewählte Ionen der Quadrupol-Filter übergeben. Im Allgemeinen wird die gezielte Analyse mit triple Quadrupol-Massenspektrometer auch in Wasser Analyse45durchgeführt. Um die Abweichung von der theoretischen Masse durch instrumentale Mängel auszugleichen, könnte ein chromatographischer Vergleich mit einer Referenz-standard durchgeführt werden. Die gezielte MS/MS-Methode kann auch zur Identifizierung Analyse gewählt werden. Hier werden Ionen ausgewählt, fragmentiert und deren Bruchstücke erkannt. Da MS/MS weniger empfindlich als MS ist, war die Konzentration von Arzneimitteln in den untersuchten Wasserproben zu niedrig, um sinnvolle Fragmente ergeben. Wenn Fragmente erkannt werden, können Verbindungen mit mehr Zuversicht identifiziert werden. Die unzureichende Sensitivität könnte durch die Konzentration einer größeren anfängliche Wasser Probenvolumen überwunden werden. Darüber hinaus sollte die Messung werden so bald wie möglich nach der Probenahme wegen möglicher Bioabbau46,47,48,49durchgeführt. Andernfalls sollten Proben bei-20 ° C, zusammengesetzte Abbau oder Reaktion auszuschließen gelagert werden.

Manchmal erscheinen die gleichen m/Z-Werte bei unterschiedlichen Aufbewahrungszeiten. Dies ist möglicherweise aufgrund, dass die Isomere verschiedene analytische Techniken erfordern. Es kann auch vorkommen, dass keine Verbindungen möglicherweise überhaupt erkannt werden, die nicht unbedingt ihre Abwesenheit beweisen. Sie können einfach nicht Form Ionen oder unterhalb der Nachweisgrenze auftreten. Die Art des Wassers übt auch einen Einfluss auf das Vorhandensein von Arzneimitteln. Arzneimittel geben Sie selten Quellwasser und Grundwasser im Vergleich zu Abwasser und Abwasser von Abwasser Behandlung Pflanzen48,50,51,52,53.

Für die Abbau-Experimente sollte die Bestrahlung Quelle im Voraus geprägt sein, da das Photon Flux oder Photon Fluence Rate der Lampe erheblich zum Abbau und der Mechanismus der Schädigung beiträgt. Für erste Versuche, eine VUV/UVC Lampe reicht wahrscheinlich eine Niederdruck Quecksilber-Lampe. Im allgemeinen beschleunigt die Zugabe von Wasserstoffperoxid H2O2, den Abbau27,36,37,54. Wenn eine andere Lampe, zB. eine UVA-Lampe verwendet, die Bildung von Hydroxyl-radikale sollte sichergestellt werden, zB., durch die Zugabe von Titandioxid- 23,24,30, 31. aus vielen Verbindungen, wie z. B. Erythromycin, OH-radikale als Foto-Reaktivität der pharmazeutischen Industrie selbst27Arten sind die Abbau-induzierende.

Für die Ermittlung der kinetischen Parameter ist das Gebiet der Signale in die Masse erkannt Chromatogramme, Konzentration, vertreten im Vergleich zur Bestrahlungszeit aufgetragen. Um die Daten passen, ist es ratsam, entsprechende Software verwenden. Hier wurde die Kurve Fitting Tool von MATLAB verwendet ermöglichte es, um schnell berechnen und passen die Daten mit den korrekte Gleichungen. Die kinetische Zwischenprodukte komplexer Gleichungen bestimmt. Die Qualitätsparameter für die Passform, dh., R2 und RMSE, wurden ohne weiteres auch erhalten.

Diese Studie zeigte die Analyse von Flusswasser zur Detektion und Identifizierung von pharmazeutischen Schadstoffe und die Photodegradation von Erythromycin in Reinstwasser. In ökologischen Gewässern, wie z. B. Oberflächenwasser würden unterschiedliche Abbau Geschwindigkeiten und Geschwindigkeitskonstanten wegen lichtabsorbierende Stoffe wie Humins ermittelt werden. Nach Erfahrung der Autoren erfolgt Abbau oft mehr langsam, manchmal aber auch bei vergleichbaren Preisen41,56.

Das weltweite Problem von Arzneimitteln, insbesondere Antibiotika, in der aquatischen Umwelt und die daraus resultierenden Gefahren noch weiter1wachsen. Aufgrund der Vielzahl und Vielfalt von Chemikalien, Metaboliten, und degradates, ungezielte Analyse werden die wichtigsten analytischen Waffe für ihre Entdeckung in der Umgebung-57. Für die effektive Beseitigung, neue Stadien in Kläranlagen werden basierend auf fortgeschrittenen Oxidationsprozesse entworfen muss, kann die UV-Bestrahlung Teil sein.

Disclosures

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

Melanie Voigt freut sich über ein Stipendium in Höhe von Promotionskolleg an der Fachhochschule Niederrhein. Die Autoren danken ihrer Institution für weitere finanzielle Unterstützung.

Materials

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. , (2004).
  37. Oppenländer, T. . Photochemical Purification of Water and Air: Advanced Oxidation Processes (AOPs): Principles, Reaction Mechanisms, Reactor Concepts (Chemistry). , (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. , (1974).
  43. Connors, K. A. . Chemical Kinetics The Study of Reaction Rates in Solution. , (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).

Tags

HPLC-ESI-Q-TOF-MSPharmaceuticalsAquatic EnvironmentErythromycinPhoto-induced DegradationSolid Phase ExtractionFiltrationRotary EvaporationNon-targeted AnalysisUV IrradiationPhotoreactorPH AdjustmentTime-course Sampling

Play Video
PDF
DOI
DOWNLOAD MATERIALS LIST
Cite This Article
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).
Download Citation
Reprints and Permissions

View Video

✖

To prove you're not a robot, please enter the text in the image below

CAPTCHA Image
Play CAPTCHA Audio
Refresh Image