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

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

זיהוי של תרופות בסביבה המימית באמצעות HPLC-ESI-Q-תוף-MS וחיסול של אריתרומיצין דרך צילום-Induced השפלה

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

Summary

אנו מציגים פרוטוקול לניתוח שאינן ממוקדות באמצעות שעת הטיסה ספקטרומטר מסה כמו הכלי המושלם כדי לזהות תרופות במים. נדגים את היישום של הקרנת UV לחיסול שלהם. ניתוח מעורבים הקרנה, מתחם בידוד, זיהוי, דגמי קינטי של הפרופילים השפלה מודגם.

Abstract

ניטור תרופות במהלך מחזור מים הופך להיות חשוב יותר ויותר על הסביבה התת-מימית ובסופו של דבר לבריאות האדם. ממוקד, ניתוח שאינו ממוקד אמצעי של היום הבחירה. למרות ממוקד ניתוח שנערך בדרך כלל עם העזרה של פאול משולשת ספקטרומטר מסה עשויים להיות רגישים יותר, ניתן לזהות רק תרכובות שבחרת בעבר. הניתוח שאינן ממוקדות החזקים ביותר מתבצע דרך שעת הטיסה ספקטרומטרים המוני (תוף-MS) מורחב על ידי מנתח המוני פאול (Q), משמש במחקר זה. לפניו מיצוי מעבדתי, ביצועים גבוהים כרומטוגרפיה נוזלית (HPLC), הגישה שאינן ממוקדות מאפשר לזהות את כל חומרים ionizable עם רגישות גבוהה, סלקטיביות. ניצול מלא של המכשיר Q-תוף-MS, ספקטרומטר מסה tandem (MS/MS) ניסויים להאיץ וכדי להקל על הזיהוי בזמן שיטה MS יישוב משפר את הרגישות אך מסתמך על סטנדרטים למטרות זיהוי. הזיהוי של ארבע תרופות מן המים נהר הריין הוא הפגין. נהר הריין מקורו ב- Tomasee, Graubünden, שוויץ, הנשפך לים הצפוני, ליד מפרץ בדרום, הולנד. אורכו מסתכם ק מ 1232.7. מאז זה עניין עיקרי לחסל ביעילות התרופות של מחזור המים, הקרנה UV-C האפקט הוכח בקנה מידה מעבדה. שיטה זו מאפשרת השפלה מהיר של תרופות, אשר מוצג exemplarily עבור האריתרומיצין לאנטיביוטיקה המקרולידים. שימוש בשיטת HPLC-Q-תוף-MS לעיל, דיאגרמות ריכוז-הזמן מתקבלים עבור התרופה האב ומוצרים photodegradation שלהם. לאחר הקמת את המשוואות לתגובות רציפים מסדר ראשון, התאמה חישובית מאפשר קביעת פרמטרים קינטי, אשר עשוי לעזור כדי לחזות הקרנה פעמים ואת התנאים כאשר פוטנציאל נחשב השלב הרביעי בתוך טיפול בשפכים.

Introduction

תכשירים רפואיים נמצאים באופן קבוע הסביבה הימית1,2,3,4,5. מקור חשוב הם מי קולחין שפכים טיפול צמחים (WWTP)6,7,8,9. המופע של תרופות ב לאורך כל מחזור המים נחקר exemplarily אגן נהר Turia10. בין היתר, אנטיביוטיקה מייצגים שיעור מסוכנים מסוים של תרופות, מאז הם לעיתים קרובות לעבור את השלב הביולוגי של WWTPs מזויפת, עלולה לגרום resistances חיידקי סביבה11,12,13 . Macrolides מהווים מחלקה של תרופות אנטיביוטיות המוחלות האדם והן ברפואה וטרינרית. נציגיהם נמצאו ריכוז עד 1 µg/L מי קולחין14,15,16,17,18,19. אחד מהם הוא אריתרומיצין (ערבויות)20,21. במים, אריתרומיצין מלווה לעיתים קרובות על-ידי anhydroerythromycin (ערבויות א – H2O),22,dehydrate23. חיסול מים מ אריתרומיצין הוא יציבות חומצה. היחס של אריתרומיצין לעומת anhydroerythromycin תלויה pH24,25,26,27.

מבחינה כימית, macrolides להכיל macrocylic לקטון לסוכר שונים אשר מחוברים moieties, למשל., desosamine, cladinose או mycaminose. מאז macrolides עוברות שינוי כימי מוצרים טבעיים של תהליכי תסיסה, הם לעיתים קרובות קיימים כמו תערובות. המין הנקרא A, B, C, וכו ‘., נבדלים substituents הסוכר. מצב הפעולה של macrolides28,29אחראים moieties סוכר את והמיקום שלהם-לקטון. על מנת למזער מפגע סביבתי, זה רצוי לחלוטין mineralize התרופות לפני הכניסה את הסביבה הימית27,30,31,32.

החלק הראשון של המחקר עוסק הגילוי של תרופות על פני המים, וזה חשוב לניטור מי קולחין ומים פתוח. כדי לחפש מגוון רחב של חומרים לא מזוהים בטווח מיקרוגרם של מטריצות שונות, שאינן ממוקדות ניתוח הוא שיטת הבחירה20,33,34,35. בכרומטוגרפיה נוזלית, מיוחד, בעל ביצועים גבוהים (HPLC) ספקטרומטריית electrospray יינון פאול שעת הטיסה ספקטרומטר מסה (HPLC-ESI-Q-תוף-MS) הוכח של ערך יוצא דופן בשל ירידה לפרטים שלה רגישות. לאחר הזיהוי של החומר, רגישות יכול עוד להיות מורחב באמצעות MS יישוב גישה עם פאול המופעלים במצב בחירה ולא אנרגיית התנגשות בתוך התא התנגשות מוגדר כאפס. לפיכך, יונים מגיעים לא מפוצלים הגלאי TOF.

המוקד השני של עבודה זו היא חיסול של אריתרומיצין. עבור חיסול של התרופות, משמשים תהליכי חמצון מתקדם כביכול (AOPs), למשל., המופעלת על ידי הקרנה עם UV אור36,37,38. חיוני ההשפלה היא היווצרות של רדיקלים הידרוקסיל מן המים על ידי VUV / הקרנה UVC בעקבות הציוד 1.

H2O + hν(< 200 ננומטר) ← H2O * ← H. + . הו (1)

הידרוקסיל רדיקלים בעלי פוטנציאל חמצון גבוהה של 2.8 V, אשר תורמת באופן חיובי ההשפלה של36,חומרים37.

. הנה, ההשפלה של אריתרומיצין באמצעות ואקום/UVC-הקרנת UV במים מתוארת השפעות ה-pH התחשבות. היווצרות של מוצרים מסוכנים אף יותר הוא האמין להיות חיסרון השימוש39,AOPs40. לכן, חשוב להאיר. עד מינרליזציה מלאה של התרופות. להעריך טוב יותר את הזמן הקרנה, מודל קינטי של התגובה, את קבועי קצב התגובה, מחצית החיים נקבעים עבור התרופה הראשונית והן עבור photodegradates שלה. למטרה זו, זמן-ריכוז (c-t) מגרש היו נגזר מדידות HPLC-ESI-Q-תוף-MS, לעומת מודלים קינטיקה כימית באמצעות MATLAB. קינטיקה השפלה המשיך לפי מסדר ראשון, photodegradates תוארו כמו מוצרי ביניים של27,41רצופים או עוקבות תגובה להמשך טיפול.

Protocol

1. הכנה לדוגמה: מיצוי מעבדתי לאסוף כ 1 ליטר מים עבור הכנת הדגימות. לסנן את הדגימה מעל מסנן הפס הכחול עם גודל הנקבוביות של 2 מיקרומטר, כדי להסיר חלקיקי גס. Equilibrate את מיכל הדיו SPE באמצעות 3 מ”ל של מתנול, 3 מ ל מים הנדסה גנטית. להחיל את פילטרט של (1 ליטר) לתוך הדיו SPE ולהגביר את מהירות הזרימה באמצעות שואב אבק מתון, למשל., משאבה הסרעפת.הערה: מספר המחסניות SPE ניתן להפעיל במקביל. לשטוף את הדגימה עם 3 מ ל מים הנדסה גנטית. Elute את analytes מן מחסנית sorbate עם 3 מ”ל של מתנול. לרכז את eluate 3 מ ל יבש באמצעות המאדה. להמיס את השאריות של 1 מ”ל של מים הנדסה גנטית. לסנן את הפתרון דרך מסנן מזרק ואחסן אותם בבקבוקון לניתוח שאינן ממוקדות על ידי HPLC-ESI-Q-תוף-MS. 2. HPLC-ESI-Q-תוף-MS שיטת שאינו ממוקד וניתוח ממוקד, MS/MS להעביר את המבחנה תעשיה HPLC-ESI-Q-תוף-MS. להגדיר כל הפרמטרים הרלוונטיים (טבלה 1) עבור HPLC-ESI-Q-תוף-MS.הערה: אם נעשה שימוש של אנרגיית התנגשות סופית, כלומר., בשל התנגשות אנרגיה (CE) 0, יונים לפיצול. מצב זה מתאים לשיטת MS/MS יישוב. להתחיל את המדידה. לנתח את chromatograms שנוצר ואת המוני ספקטרה. 3. UV הקרנה ניסויים להמיס המתחם לאנטיביוטיקה, למשל, אריתרומיצין (750 מ”ג/ליטר), במים הנדסה גנטית-ריכוז סופי של 20 מ ג/ליטר. למלא את photoreactor 1 ליטר, עטוף בנייר אלומיניום, עם 750 מ של הפתרון. מציגים את המנורה מתן 15 W בכוח לתוך הכור. להחיל את פלב-500 סל ד. התאם את ערך ה-pH הערך הרצוי 3-4, 6-7 או 8-9 על ידי תוספת dropwise של HCl (0.1 M) או NH3 (0.1 M) במידת הצורך. ה-pH 6-7 משמש כדוגמה. לקחת 2 מ”ל של הפתרון התגובה כדוגמה בזמן 0 באמצעות מזרק והעבר אותו לתוך בקבוקון זכוכית 2 מ”ל. להדליק את מנורת UV, לשמור על מעקב אחר של הזמן elapsing.הערה: מועדי הקרנה 10 דקות הם לעתים קרובות מספיק. אם השלמות של photoreaction רצוי, סדרה בניסוי השני ייתכן שתצטרך להקליטו באמצעות התוצאות של הסדרה הראשונה.התראה: הקרנת UV עלול להוביל לעיוורון. לצייר מדגם 2 mL מהפתרון כל 30 s במהלך הראשון 5 דקות. . אז, קח דגימה כל 60 s עד סוף הניסוי. להעביר את הדגימות לתוך מבחנות 2 מ”ל. לאחסן את הבקבוקונים עד HPLC-ESI-Q-תוף-MS ניתוח ב-4 ° c לנתח את הדגימות 16 באמצעות HPLC-ESI-Q-תוף-MS בשיטות המתוארות בשלב 2. 4. קינטיקה ניתוח להכין תוכנה מתאימה כגון-פריסטלטיות בארגז הכלים של MATLAB R2016b. מתאים לאזור בנפח גדול לעומת נתוני זמן צילום-induced השפלה של אנטיביוטיקה האב מורכבים על פי קינטיקה מסדר ראשון, לראות את הציוד 242,43(2)הריכוז מתייחס הריכוז ההתחלתי של educt A, cA לריכוז בפועל מעל ה-זמן התגובה t עם קצב קבוע k1 מהצעד הראשון התגובה א’ לנקודה ב’. שתתאים לשטח המסה לעומת הזמן עקומות של degradates באמצעות הציוד 3 ו-4, כפי שהם יכולים להיות מתואר intermediates רצופים או עוקבות המשך לתגובה, כלומר., מוצר ב’ או ג’ על פי התגובה דגם ד → C →B ←(3)(4)ריכוז cB ו- cC להפנות intermediates B ו- C; ו- k2,k3 כדי הקבועים שיעור המקביל B ל- C, C עד ד’. השתמש הציוד 5 כדי להתאים לנתונים, אם הזמן הקרנה לא הספיק להתבונן ההשפלה של צילום-מוצר. זה degradate יכולים להיות מטופלים כמו המוצר הסופי D עם ריכוז CD להשגת קצב קבועים.(5) חשב את ריכוז B באמצעות הציוד 6 במקום הציוד 3, אם התגובה מסתיימת ב- B. אם C הוא המוצר הסופי, לחשב את הריכוז של C לפי הציוד 7 במקום הציוד 4.(6)(7) השתמש הציוד 8 הקביעה של מחצית החיים t1/2.(8)

Representative Results

כתוצאה של החילוץ מעבדתי, צהבהב פתרון ירוק כהה היה מתקבל בכל המקרים, אשר מצביעות על הימצאות המכילים כלורופיל חומרים (איור 1). תכשירים רפואיים הכלולים במדגם מים זה לא יוביל הגיוון גלוי מאז הריכוז שלהם, ספיגת שלהם בדרך כלל יהיה נמוך מדי. במקום זאת, המופע של תרופות צריך להיות מנותח באמצעות HPLC וספקטרומטר מסה ברזולוציה גבוהה. בניתוח שאינו ממוקד, HPLC-ESI-Q-תוף-MS שימש בגלל שלה דיוק מסת מעולה המאפשר להשיג את המסה מדויק עבור כל יון מורכב. Chromatogram מזוהה מסה של ניתוח שבוצעו היה מיוצג כפי chromatogram שיא הבסיס (BPC), אשר מציג את הפסגה האינטנסיבי ביותר של כל ספקטרום המונית שנרשם בקורס ההפרדה כרומטוגרפי. הדוגמה באיור 2 מציג את BPC של דגימת מים מנהר הריין (rhine). BPC הכילה יותר מאשר עשרים וחמש פסגות המשקפים ערכים שונים מ/z, תרכובות שונות ולכן, מתוכן 7 סומנו ב- BPC. מאז החומרים היו לא ידוע א-פריורי, הצעד הראשון הזיהוי שלהם מורכב בדרך כלל שתנבע הנוסחה המולקולרית. זו מושגת דרך מדויקת המוני ודפוס איזוטרופי שסופקו על-ידי זיהוי תוף, למרות התבנית איזוטרופי לא ייבחנו בכל המקרים בשל דגימה נמוכים הריכוזים בדגימות איכות הסביבה. עם העזרה של מסד הנתונים הציבורי, כגון תרופות בסביבה על ידי הגרמני הסביבה סוכנות (UBA) המכילה כ- 630 תרכובות, זיהוי ראשוני של קבוצה קטנה של מועמדים לעתים קרובות מוצלחת. כהוכחה הסופי, ניתן לבצע השוואה לסטנדרטים הפניה זמינים מסחרית או MS/MS פיצול דפוסים עשויים להיחשב (איור 3). בעבודה זאת, השוואה לסטנדרטים לגבי זמן השמירה היוו הזיהוי של תרופות נמצאו לעיתים קרובות גרמני פני המים. חומרים אלו כוללים metoprolol, β-חוסם, קרבמזפין, מקבל, ו האריתרומיצין לאנטיביוטיקה המקרולידים A שלה anhydroerythromycin derivate שא אריתרומיצין משמש דוגמה נוספת לחקור במחקר זה. המדגם נהר הריין למד היה pH של 7.6 ואת הטמפרטורה הממוצעת של 16.5 מעלות צלזיוס. ב- pH הזה, anhydroerythromycin גם יהיה צפוי להיות נוכח דגימת מים. לניתוח נתונים היסטוריים, chromatograms שחולצו יון (EICs) של דגימת מים הושוו עם הסטנדרטים הפניה (איור 4). מההשוואה עולה הסכם טוב בין את משך הזמן metoprolol, קרבמזפין, anhydroerythromycin את analytes הנצפה. EIC של anhydroerythromycin תקן הפניה מוצגות שתי הפסגות, ומכאן שתי תרכובות איפה התייבשות התרחש בשני אתרים נפרדים של אריתרומיצין. ובכל זאת, איזומר אחד בלבד anhydroerythromycin זוהה במדגם נהר הריין (rhine). אריתרומיצין עצמו היה רק נוכח עקבות. לכן, אין ספקטרום MS/MS יכולה להיות מושגת. ההמונים מדויק האנטיביוטיקה, dehydrate שלה ניתנות בטבלה מס ‘ 2. שימוש EIC, ולכן ערך מ/z בזמן השמירה, metoprolol, carbamazepin, אריתרומיצין ו anhydroerythromycin יכול להיות מזוהה במדגם נהר הריין (rhine). ביחס לסביבה הימית, חשוב למנוע תרופות מ עובר טיפול בשפכים והזנת פני המים. בחיפוש אחר הדחה יעילה, ניסויים הקרנה UV-C-ערכי pH שונים בוצעו עבור אריתרומיצין כדוגמה. דיאגרמות ריכוז-זמן (c-t) הוקלטו באמצעות מסה-אזור לעומת זמן חלקות נגזר EICs. ההשפלה תוארה בהתאם למשוואה. אריתרומיצין מורכבת אריתרומיצין A ו- B, anhydroerythromycin A, עם שני isomers של האחרונים. העקומות סי-טי של אריתרומיצין A, את הזעם שלהם חישובית מוצגים באיור5. ב- pH 7, נצפתה ירידה בביצועי מואצת. זה חל על כל ארבע התרכובות למד, הנתונים מוצגים. כתוצאה מכך, צילום-induced השפלה של אריתרומיצין צריכה להתבצע סביב ה-pH נייטרלי. במקרה של הדוגמה נהר הריין, התאמת pH לא היה נדרש. Photodegradates של התרופות היו גם ערכי pH בשלושת שזוהה. סקירה כללית של אלה photodegradates עם ההצעות מבנה התואם נתונה בטבלה 3. לניתוח קינטי של photodegradates, המוצר עם m/z = 720 משמש כדוגמה. Photodegradates יכול להיות מתואר לעתים קרובות תגובת ביניים. לכן, photodegradates מתוארים במונחים של aconsecutive ותגובה להמשך טיפול עוקבות. ההחלטה בין סוגי intermediates שנוצר מבוסס על מטיב ההתאמה מחושב בעזרת תוכנה מתאימה, איפה מקדם הדטרמינציה (R2) שיורית בריבוע אומר השגיאה (RMSE) נלקחו כקריטריון. בשל העובדה כי אריתרומיצין הוא חומצה-יציבה, degradates כפי תתרחש על הקרנה היו כוהנים נוכח הקרנה. האפקט שנוצר על משוואות 3 ו- 4 היה ריכוז המוצא סופיים. לפיכך, מקדם הוסיפו את המשוואות. איור 6 מציגה נתוני הניסוי, מתאים מחושב על פי משוואה 3 ו- 4. זו דוגמה של ביניים הפגינו את עליית ריכוז עלייה sigmoidal ואחריו של דעיכה מעריכית. . זה מעיד על תגובה העוקבים להמשך טיפול ביניים. ביניים תגובת רצופים אינה מראה את העלייה sigmoidal. מדדי איכות סטטיסטית גם ציין ההסכם מעט מעולה של התאמה לפי המודל עוקבות תגובה להמשך טיפול. המקדם של נחישות R2 התגובה ברציפות 0.9898, ובכך נמוך מזה של התגובה מעקב העוקבים להיות 0.9976. לכן, photoproduct שנבדקו היה מתפרש כביניים של תגובת מעקב עוקבות. ערכי k-נבעה גם את התאמת חישובית, זמן מחצית החיים היה במשוואה הבאה מחושב 5. כל הפרמטרים הרלוונטיים קינטי נאספים בטבלה3. השפלה המהירה ביותר נצפתה ב- pH 7, ואחריו pH 9, בעוד השפלה האיטית ביותר נמצאה עבור pH 3 (איור 5). ממצא זה גם להחיל את היווצרות והשפלות של photoproducts. נצפו שלושה photodegradates. הערכים מ/z שלהם היו המתאים 750.46 Ery F, 720.45 ל- Ery C ו- 192.12 כדי DPEry192, סוכר glycosidically מאוגד של המבנה אריתרומיצין (איור 7). אין השפלה של photoproduct יכול להיות שנצפו DPEry192 ב- pH 3 ו 9 ו עבור ערבויות F ב- pH 9. במקרים אלה, הפעם הקרנה לא היה מספיק זמן להתבונן השפלה הכולל של המוצר ביניים. ובכל זאת, הקבוע קצב היווצרות יכול להיקבע על-ידי שימוש במשוואה 5, המתאים תוצר סופי. איור 1 . השוואה של דגימות מן נהר הריין לאחר SPE (משמאל) וטיפול הנדסה גנטית water(right). צבע ירוק הוא מעיד על חומרים המכילים כלורופיל. אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 2 . BPC של דגימת מים לאחר SPE נמדד עם HPLC-ESI-Q-תוף-גב’ כל chromatograms היו מנורמל אל הפסגה הגבוהה ביותר. המחשה m/z-ערכים כפי שהתקבל מן הספקטרום MS התואם מסומנים. אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 3 . Q-תוף-MS הספקטרום של אריתרומיצין A (למטה) ו- MS/MS הספקטרום של יון ז/ז = 734.4689 (למעלה). הספקטרום להראות את יון ומעין מולקולרית של אריתרומיצין A עם דפוס איזוטרופי שלו, שברי אנרגיה שימושית התנגשות של 30 eV. אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 4 . מנורמל EICs של metoprolol (א), (ב) קרבמזפין, אריתרומיצין (ג) א (ד) anhydroerythromycin A במדגם נהר הריין (כחול) ו במים הנדסה גנטית של תרכובות עזר (אדום). הטיימס השמירה של תרכובות הפניה לבין אלה של התרופות במדגם מים זהים. יחס אות לרעש של metoprolol (א) ו- anhydroerythromycin (ד) הם גבוהים מאלה של קארבאמזפין (ב) ו אריתרומיצין (ג), המציינת שהאחרון נכחו רק ב עקבות. אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 5 . מנורמל עקומות הריכוז-זמן של photodegradation של אריתרומיצין A ב pH 3 (אדום), pH 7 (ירוק) ו- pH 9 (כחול). פתרונות היו מוקרן במשך 10 דקות. ב- pH 7, אריתרומיצין הוסר לחלוטין מן המדגם. עקומות הריכוז-זמן יכול להיות מתוארת באמצעות משוואות מסדר ראשון קינטי. קבועי קצב קינטי היו 0.10 (pH 3), 0.59 (pH 7) = 0.21 (pH 9). אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 6 . השוואה של ההתקפים של עקומות הריכוז-זמן של photoprodegradates של אריתרומיצין עם m/z = 720 ב- pH 9 בעקבות משוואות 3 (א) ו- 4 (B). מטיב ההתאמה של התגובה רצופים (א): R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + תגובה להמשך טיפול, 04, ושל עוקבות (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. איור 7 . מבנה של אריתרומיצין A, אריתרומיצין B, anhydroerythromycin ומוצרים שלהם photdegradation. איור זה השתנה מ וויגט ואח. 27. המוצרים נוצרו לאחר 10 דקות של UVC-הקרנה וזיהה באמצעות HPLC-Q-תוף-MS ו- MS/גב’ אנא לחץ כאן כדי להציג גירסה גדולה יותר של הדמות הזאת. כרומטוגרפיה נוזלית טור: הפוך-פאזי C-18 טור: CoreShell עמודה; טור: מידות 50 מ”מ x 2.1 מ”מ, גודל החלקיקים μm 2.6 טור טמפרטורה 40 ° C נפח הזרקה: 5 ΜL תזרים: 0.3 mL/min שלב ניידים: ת: ממס מים המכילים חומצה פורמית 0.1% הממס ב’: מתנול המכיל חומצה פורמית 0.1% תוכנית מעבר צבע: /Min זמן 0 1 10 11.1 11.2 12 היחס A:B הממס 99:1 70:30 25:75 1:99 1:99 99:1 ספקטרומטר מסה מקור: AJS כפול ESI (מצב חיובי) גז ומקור טמפרטורת גז: 300 ° C ייבוש גז: 8.0 L/min מפוחים: 14 psig מעטפת גז טמפרטורה: 300 ° C נדן זרימת הגז: 8 L/min טווח המסה: 100 – 1000 מ’/z קצב רכישת: ספקטרום 1/s מועד הרכישה: 1000 ms/ספקטרום ארעי / ספקטרום 10014 עבור פעולת השירות MS יישוב אנרגיית התנגשות (לסה נ): 0 eV העדיפו מסה – טבלה 734.4685 עבור MS/MS (בדרך כלל MS/MS אוטומטי מצב) אנרגיית התנגשות (לסה נ): 30 eV הסף המוחלט ספירות 3000 סף היחסי 0.01% טווח המסה: 100 – מ 100/z קצב רכישת: ספקטרום 1/s מועד הרכישה: 1000 ms/ספקטרום ארעי / ספקטרום 9964 עבור פעולת השירות MS/MS יישוב העדיפו מסה – טבלה 734.4685 טבלה 1. תנאים ופרמטרים המשמש לניתוח HPLC-ESI-Q-תוף-MS של תרופות במטריצות מים. רצוי להציג את צעד השטיפה בין מדרונות כרומטוגרפי דרך הפעלת מדגם של מים טהורים הנדסה גנטית בין שני ניתוחים או הארכת זמן ריצה של השיטה כרומטוגרפי כדי elute כל חומרים. בטבלה 2. תרופות מצאו במדגם נהר הריין עם זמן השמירה שלהם, תיאורטית, נצפתה [M + H]+ והמבנה שלהם. מצב ESI נקבע ל חיובי, כך [M + H]+-יונים אותרו. משך הזמן עשוי להשתנות מינימלית מסיבות ידועות ניסיוני הרגיל. pH 3 pH 3 ה-pH 7 ה-pH 7 ה-pH 7 ה-pH 7 ה-pH 7 ה-pH 7 pH 9 pH 9 pH 9 pH 9 המוצר k1 [min-1] t1/2 [מינימום] (k1) k1 [min-1] k2 [min-1] k3 [min-1] t1/2 [מינימום] (k1) t1/2 [מינימום] (k2) t1/2 [מינימום] (k3) k1 [min-1] k2 [min-1] t1/2 [מינימום] (k1) t1/2 [מינימום] (k2) ערבויות A 0.1 6.81 0.59 – – 1.18 – – 0.21 – 3.37 – ערבויות B 0.05 14.23 0.66 – – 1.04 – – 0.22 – 3.21 – ערבויות א – Oa2H 0.11 6.53 0.59 – – 1.17 – – 0.19 – 3.72 צד – ערבויות Ob2א – H 0.15 4.76 1.11 – – 0.63 – – 0.21 – 3.35 – ערבויות F לא נצפו – 0.89 0.35 – 0.78 1.98 – 1.09* – 0.64 – ערבויות ג לא נקבע – 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 לא נצפו – – – – – 0.30* – 2.34 – * עוד השפלה שנצפו בטבלה 3. קבוע קצב קינטי, המתאימים מחצית החיים השפלה של אריתרומיצין ו שלה photodegradates מ וויגט et al. 27 . אריתרומיצין כולל אריתרומיצין A, אריתרומיצין B שתי צורות של anhydroerythromycin. נצפו שלושה photodegradates. יש מכונים Ery F, ערבויות C ו- DEry192.

Discussion

הדוגמה של ניתוח שאינו ממוקד שהוצגו בדוח הפגינו את הזיהוי של תרופות במים עיליים באמצעות HPLC-ESI-Q-תוף-MS, MS/MS והשוואה עם הפניה סטנדרטים כמו ההוכחה הסופית. הכוח של ניתוח שאינו ממוקד באמצעות תוף-MS מבוסס על זיהוי כל יונים נוכח בכל זמן נתון השמירה, רמת דיוק מסה גבוהה מה שמוביל התחזית של הנוסחה המולקולרית במצב tentative. כחלופה בספקטרומטר תוף, היישום של מלכודת יונים מסלולית תואר לניתוח מזהם ב מים44. התחזית נוסחה מולקולרית שימש כנקודת ההתחלה כדי לבחור במהירות את הפניה לתקנים. היישום של השיטה MS יישוב של Q-תוף-MS הכלי מותר הגילוי של תרכובות מסוימות, מאז רק שנבחרו מראש יונים להעביר את המסנן פאול. באופן כללי ניתוח ממוקד מתבצעת באמצעות ספקטרומטר מסה פאול טריפל גם בתוך המים ניתוח45. כדי לפצות על הסטייה מן המסה תיאורטי עקב פגמים פלייבק, השוואה כרומטוגרפי עם הפניה רגיל יכול להתבצע. השיטה MS/MS ממוקד עשוי להיבחר גם לניתוח זיהוי. . הנה, יונים נבחרו, מקוטעת וזוהה קטעים שלהם. מאז MS/MS הוא פחות רגיש יותר MS, הריכוז של התרופות בדגימות מים ובדוקים הייתה נמוכה מדי להניב שברים משמעותיים. עם זאת, אם קטעים מזוהים, ניתן לזהות תרכובות עם ביטחון עצמי גבוה יותר. ניתן יהיה להתגבר על הרגישות לא מספיקות על ידי ריכוז נפח גדול יותר של דגימת מים הראשונית. בנוסף, המדידה צריכה להתבצע בהקדם האפשרי לאחר דגימה בגלל פוטנציאל כילוי46,47,48,49. אחרת, דוגמאות צריך להיות מאוחסן ב-20 ° C כדי לא לכלול מתחם השפלה או תגובה.

לעיתים מופיעים אותם ערכים מ/z במועדים שמירה שונה. זה עשוי להיות בשל כך isomers דורשים שונים בשיטות אנליטיות. זה יכול להתרחש גם כי אין תרכובות עלול להתגלות בכלל, אשר לא בהכרח מוכיח היעדרות שלהם. הם אולי לא טופס יונים או להתרחש מתחת לגבול של זיהוי. סוג מים תרגילים גם השפעה על הנוכחות של תרופות. תרופות נדירות הזן מקור מים ומי תהום לעומת מי קולחין ומי ביוב שפכים טיפול צמחים48,50,51,52,53.

על הניסויים השפלה, המקור הקרנה צריך להתאפיין מראש, מאז שטף הפוטונים או פוטון שיעור הכשרון של המנורה תורם משמעותית ההשפלה, המנגנון של השפלה. כנראה על ניסיונות הראשונית, מנורה VUV/UVC, מנורת כספית בלחץ נמוך הוא מספיק. באופן כללי, התוספת של חמצן, H2O2, מאיצה את השפלה27,36,37,54. כאשר מנורה שונים, למשל., מנורה UVA, משמש, היווצרות של רדיקלים הידרוקסיל צריך להבטיח, למשל., באמצעות התוספת של טיטניום דו-חמצני 23,24,30, 31. עבור תרכובות רבות, כגון אריתרומיצין, או רדיקלים ולא צילום-תגובתיות של התרופות עצמה27הם המינים בתדר השפלה.

עבור קביעת הפרמטרים קינטי, האזור של האותות ב chromatograms מזוהה מסה, המייצגת ריכוז, מותווים לעומת זמן הקרנה. כדי להתאים את הנתונים, מומלץ להשתמש בתוכנה מתאימה. כאן, הכלי עיקול התאמה של MATLAB שימשה, אשר מותר לחשב ובמהירות להתאים לנתונים עם המשוואות הנכונות. קינטי של-intermediates נקבעת לפי משוואות מורכבות יותר. הפרמטרים איכות עבור ההתאמה, כלומר., R2 ו- RMSE, כמו גם ברצון התקבלו.

מחקר זה הוכיח הניתוח של מי הנהר כדי לאתר ולזהות מזהמים התרופות, את photodegradation של אריתרומיצין במים הנדסה גנטית. במים סביבתיים, כגון מים עיליים, במהירויות שונות השפלה וקבועים קצב מתקבלת עקב קליטת חומרים, כגון humins האור. על פי הניסיון של המחברים, השפלה לעיתים קרובות מתרחש יותר לאט, אבל לפעמים ב41,המחירים דומים56.

הבעיה ברחבי העולם של תרופות, במיוחד אנטיביוטיקה, הסביבה התת-מימית, הסיכונים וכתוצאה מכך עדיין ממשיכות לגדול1. בשל מגוון ורב -גוניותה של כימיקלים, מטבוליטים, ו degradates הימנו, ניתוח שאינו ממוקד יהפכו כלי אנליטי החשוב ביותר לגילוי שלהם בתוך הסביבה57. עבור חיסול יעיל, הרומן שלבים לטיפול בשפכים יהיה עליך להיות מעוצב בהתבסס על תהליכי חמצון מתקדם, הקרנת UV אשר עשוי להיות חלק.

Disclosures

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

וויגט מלאני היא אסירת תודה על מלגה מן Promotionskolleg של מדעי Niederrhein האוניברסיטה של חלה. המחברים תודה שלהם במוסד לחולי הלאה מהקצבות.

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