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

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

Идентификации фармацевтических препаратов в водной среде с помощью ВЭЖХ ЭСИ Q-TOF-MS и ликвидации эритромицина через фото-деградации

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

Summary

Мы представляем собой протокол для не являющихся объектом анализа с использованием время полета масс-спектрометрии как идеальный инструмент для идентификации фармацевтических препаратов в водах. Мы демонстрируем применение УФ-облучения для их ликвидации. Иллюстрированный анализ с участием облучения, составные изоляции, идентификации и кинетического моделирования деградации профилей.

Abstract

Контроль фармацевтических препаратов на протяжении всего цикла воды становится все более важным для водной среды и в конечном итоге для здоровья человека. Целевые и нецелевые анализа являются сегодняшние средства выбора. Хотя Целевой анализ обычно проводится с помощью тройной квадрупольный масс-спектрометр может быть более чувствительным, могут быть определены только соединений ранее выбранных. Самый мощный-Целевой анализ через время полета, масс-спектрометров (TOF-МС) продлил осуществляется квадрупольного масс-анализатор (Q), используемый в данном исследовании. Предшествует добычи твердой фазы и высокой производительности жидкостной хроматографии (ВЭЖХ),-целевой подход позволяет обнаружить все ionizable вещества с высокой чувствительности и избирательности. В полной мере воспользоваться инструментом Q-TOF-MS, тандемные масс-спектрометрия (МС/МС) эксперименты ускорить и облегчить идентификацию, в то время как целевой метод МС повышает чувствительность, но полагается на эталонных стандартов для целей идентификации. Показано определение четырех препаратов от воды реки Рейн. Река Рейн берет свое начало в Tomasee, Граубюнден, Швейцария и впадает в Северное море, вблизи Южной бухте, Нидерланды. Его длина составляет 1232.7 км. Так как это основной интерес для эффективного устранения Фармацевтика от круговорота воды, эффект облучения УФ-C продемонстрирована на лабораторных установках. Этот метод позволяет быстро деградации фармацевтических препаратов, который образцово показан для Эритромицин антибиотиков макролидов. С помощью описанного выше метода ВЭЖХ-Q-TOF-MS, концентрация время схемы получены родитель наркотиков и их продуктов фотодеградации. После создания уравнений первого порядка последовательных реакций, вычислительные фитинга позволяет определить кинетических параметров, которые могут помочь предсказать время облучения и условия, когда потенциально рассматривается как четвертый этап в рамках сточных вод.

Introduction

Фармацевтика регулярно встречаются в водной среде1,2,3,4,5. Важным источником являются стоки из сточных вод лечения растений (КОС)6,,78,9. Возникновение фармацевтических препаратов в течение воды цикла была изучена образцово в бассейне реки Турия10. Среди прочего антибиотики представляют определенный класс опасных наркотиков, поскольку они часто проходят стадии биологических очистных сооружений в неизмененном виде и может привести к бактериальной сопротивлений в среду11,12,13 . Макролиды представляют класс антибиотиков, которые применяются как в человеческом, так и в ветеринарии. Их представители были найдены в концентрации до 1 мкг/Л в стоки14,,1516,,1718,19. Одним из них является эритромицин (Ery)20,21. В водах, часто сопровождается эритромицина, anhydroerythromycin (Ery A – H2O),22,dehydrate23. Из-за кислотных нестабильности является ликвидация воды от эритромицина. Отношение эритромицин против anhydroerythromycin зависит от рН24,25,,2627.

Химически, макролиды содержат macrocylic лактон, к которой различные сахара прикреплены постановление, например., desosamine, cladinose или mycaminose. Поскольку группы макролидов химически изменяются натуральные продукты из процессов заквашивания, они часто существуют как смеси. Этот вид называют A, B, C, и т.д., отличаются в сахар фторсодержащими заместителями. Постановление сахара и их положение в лактон отвечают за действия макролидов28,29. Для того, чтобы свести к минимуму опасность для окружающей среды, желательно полностью минерализации фармацевтических препаратов перед входом в водной среды27,30,,3132.

Первая часть этого исследования посвящена обнаружения фармацевтической в поверхностных водах, который имеет важное значение для мониторинга сточных вод и открытых водах. Для поиска различных неизвестных веществ в диапазоне микрограмм в разных матрицах,-Целевой анализ является методом выбора20,33,34,35. В частности, высокопроизводительной жидкостной хроматографии (ВЭЖХ) электроспрей ионизации квадрупольного время полета масс-спектрометрии (ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS) доказано чрезвычайный стоимости из-за своей специфичности и чувствительности. После того, как идентификация вещества, чувствительность можно далее продлеваться с помощью целенаправленных MS подход с квадрупольным действовали в режиме выбора и энергию столкновения в столкновении ячейке равным нулю. Следовательно ионы приходим нефрагментированные TOF детектор.

Второй фокус этой работы является ликвидация эритромицин. Для ликвидации фармацевтических препаратов, используются так называемые передовых окислительных процессов (AOPs), например., начал путем облучения УФ света36,,3738. Важное значение для деградации является формирование гидроксильных радикалов от воды VUV / UVC облучения после уравнение 1.

H2O + hν(< 200 Нм) → H2O * → H. + . ДА (1)

Гидроксильных радикалов обладают высокий окислительный потенциал 2.8 V, который положительно способствует деградации веществ36,37.

Здесь деградация эритромицина с помощью вакуума УФ/UVC-облучения в воде описано влияние pH с учетом. Формирование еще более опасных продуктов считается недостатком использования переходящего39,40. Таким образом важно облучить до полной минерализации фармацевтических препаратов. Чтобы лучше оценить время облучения, кинетическая модель реакции, константы скорости реакции и половина жизнь определяются как для первоначального наркотиков, так и для его photodegradates. С этой целью концентрация время участок (c-t) были производным от ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS измерений и по сравнению с химической кинетики моделей с использованием MATLAB. Кинетика деградации провел по данным первого порядка, и photodegradates были описаны как промежуточные продукты подряд или последующих последующей реакции27,41.

Protocol

1. Пробоподготовка: Твердой фазы добыча Соберите около 1 Л воды для подготовки образцов. Образец фильтра над синей полосой фильтр с размером пор 2 мкм для удаления грубых частиц. Сбалансировать картридж SPE, с использованием 3 мл метанола и 3 мл ультрачистая вода. Применить фильтрата (1 Л) на SPE картриджа и увеличить скорость потока, используя умеренное вакууме, например., мембранного насоса.Примечание: Несколько SPE картриджи могут выполняться параллельно. Вымойте образца с 3 мл ультрачистая вода. Элюировать аналитов от сорбат картридж с 3 мл метанола. Концентрат 3 мл элюата высохнуть, используя роторный испаритель. Растворяют остатки в 1 мл сверхчистой воды. Через шприц фильтр фильтр решение и хранить их в пробирку для не являющихся объектом анализа ВЭЖХ-ESI-Q-TOF-MS. 2. ВЭЖХ ЭСИ Q-TOF-MS метод нецелевые и целенаправленного анализа и МС/МС Передать флакона Автоматический пробоотборник ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS. Установите все соответствующие параметры (Таблица 1) для ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS.Примечание: Если используется конечное столкновений энергия, т.е., будет фрагментироваться столкновения энергии (CE) ≠ 0, ионы. Этот режим соответствует методу целевых МС/МС. Старт измерения. Анализировать результирующие хроматограммы и массовых спектров. 3. УФ облучения эксперименты Растворите антибиотик соединения, например, Эритромицин (750 мг/Л), в ультрачистая вода в конечной концентрации 20 мг/Л. Заполните 1 Л photoreactor, завернутые в фольгу, с 750 мл раствора. Ввести лампа, обеспечивая 15 Вт мощности в реактор. Примените магнитную мешалку на 500 об/мин. Отрегулируйте значение пэ-аша нужное значение 3-4, 6-7 или 8-9 по каплям добавления HCl (0,1 М) или NH-3 (0,1 М) при необходимости. в качестве примера используется pH 6-7. Возьмите 2 мл раствора реакции как образец в момент времени 0, с помощью шприца и перевести его в стеклянный флакон 2 мл. УФ лампа и отслеживать уходящего времени.Примечание: Облучение раз 10 мин часто достаточно. Если требуемой полноты фотореакционного второй серии эксперимента может потребоваться быть записаны с использованием результатов первой серии.Предупреждение: УФ излучение может привести к слепоте. Нарисуйте образец 2 мл из раствора каждые 30 s в течение первых 5 мин. Затем, взять образец каждые 60 s до конца эксперимента. Передача образцов в 2 мл флаконах. Хранить флаконов до анализа ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-МС-4 ° c. Анализ 16 образцов, используя методы, описанные в шаге 2 ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS. 4. Кинетика анализ Подготовьте подходящего программного обеспечения таких как панели кривой MATLAB R2016b. Соответствовать области массы против времени данных фото-деградации родительского антибиотика соединения согласно кинетика первого порядка, увидеть уравнение 242,43(2)Концентрация относится к начальной концентрации educt A, cA до фактической концентрации за время реакции t с скорость константа k1 с самого первого шага реакции A в B. Соответствовать области массы против кривые времени degradates с помощью эквалайзера 3 и 4, как они могут быть описаны как промежуточные подряд или последующих последующей реакции, т.е., продукт B или C согласно реакции модель →B → C → D.(3)(4)Концентрации cB и cC относятся к интермедиатов, B и C; и k2k3 соответствующие константы скорости B, c, C-D. Используйте эквалайзер 5 в соответствии с данными, если время облучения не было достаточно для наблюдения за деградацией фото продукт. Этот degradate может рассматриваться как конечный продукт D с концентрацией CD для получения константы скорости.(5) Рассчитать концентрацию B с помощью эквалайзера 6 вместо eq. 3, если реакция заканчивается с б. Если C конечный продукт, рассчитайте концентрацию C согласно eq. 7 вместо уравнение 4.(6)(7) Используйте эквалайзер 8 для определения полураспада т1/2.(8)

Representative Results

В результате извлечения твердой фазы, желтоватого до темно зеленый решение было получено во всех случаях, которые указали присутствие хлорофилла содержащих веществ (рис. 1). Фармацевтика, содержащиеся в этом образце воды не приведет к видимым окраски с их концентрации и их поглощения, как правило, будет слишком низкой. Вместо этого возникновение фармацевтических препаратов необходимо проанализировать с помощью ВЭЖХ и высоким разрешением масс-спектрометрии. В-Целевой анализ ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-МС был использован из-за его выдающиеся массового точность позволяет получить точные массы для каждой составной Ион. Масса обнаружены хроматограммы анализа была представлена как базовый пик Хроматограмма (BPC), которая отображает наиболее интенсивных пик каждого массового спектра записано в курсе хроматографического разделения. Пример, показанный на рисунке 2 представлены БКК образца воды от реки Рейн. БКК содержал более чем двадцать пять пиков, отражающие различные m/z значения, поэтому различных соединений, семь из которых были отмечены в БКК. Поскольку вещества неизвестного априори, первый шаг к их идентификации обычно состоит из вытекающих молекулярную формулу. Это достигается путем точной массы и изотопные шаблон, предоставляемый TOF обнаружения, хотя изотопный шаблон может не соблюдаться во всех случаях из-за низкой образца концентрации в пробах окружающей среды. С помощью базы данных public, таких как фармацевтика в окружающей среде, Агентство окружающей среде Германии (ФАОСГ), содержащие примерно 630 соединений предварительное определение небольшой группы кандидатов часто является успешным. Для окончательного доказательства либо может выполняться сравнение для коммерчески доступных эталонных стандартов или моделей фрагментации МС/МС может считаться (рис. 3). В этой работе Сравнение стандартов в отношении удержания время приходилось идентификации фармацевтических препаратов, очень часто встречается в немецких поверхностных вод. Эти вещества включают метопролол, β-блокатор, карбамазепин, обезболивающего и макролидным антибиотикам эритромицин A и его производные anhydroerythromycin, A. эритромицин, служит примером, дальнейшее расследование в этом исследовании. Изучал образец реки Рейн был рН 7,6 и средняя температура 16,5 ° c. На этом рН anhydroerythromycin будет также ожидается присутствие в пробе воды. Для детального анализа извлечения ионов хроматограммы (ЕИЦ) образца воды были сопоставлены с эталонных стандартов (рис. 4). Сравнение показывает хорошее согласие между время удерживания для метопролол, карбамазепин и anhydroerythromycin и наблюдаемых аналитов. ЕИЦ стандартных anhydroerythromycin ссылка отображается две вершины, следовательно два соединения, где имели место обезвоживания на двух различных участках эритромицина. Тем не менее только один изомер anhydroerythromycin была определена в образце реки Рейн. Эритромицин, сам присутствовал только в трассировках. Таким образом могут быть получены без МС/МС спектра. Точных масс для антибиотика и его dehydrate приведены в таблице 2. С помощью EIC, таким образом время значение и удержания m/z, метопролола, назначения, эритромицин и anhydroerythromycin могут быть выявлены в образце реки Рейн. В отношении водной среды важно предотвратить Фармацевтика от проходящей через очистные сооружения и ввода поверхностных вод. В поисках эффективной ликвидации УФ-облучение эксперименты на различных РН проводились для Эритромицин как пример. Концентрация время (c-t) диаграммы были записаны с помощью масс области против время участки, полученных от ЕИЦ. Деградации был описан по формуле 2. Эритромицин состоит из эритромицин A и B и anhydroerythromycin A, с двух изомеров последнего. C-t кривых эритромицин A и их вычислительной подходит показаны на рисунке 5. В рН 7 был замечен ускоренной деградации. Это касается всех четырех соединений изучены, данные не отображаются. Как следствие фото-деградации эритромицина должны осуществляться вокруг нейтральном pH. В случае образец реки Рейн корректировка уровня pH не требуется. Photodegradates фармацевтических препаратов также были определены на всех трех значений рН. В таблице 3 приводится обзор этих photodegradates с их соответствующие структуры предложения. Для кинетического анализа photodegradates, продукт с m/z = 720 служит в качестве примера. Часто Photodegradates можно назвать интермедиатов реакции. Таким образом photodegradates были описаны с точки зрения aconsecutive и последующих последующей реакции. Решение между результирующие типы промежуточных основана на Добро, fit, вычисляемый с соответствующим программным обеспечением, где коэффициент детерминации (2R) и остаточные среднего квадрата ошибки (СКО) были взяты в качестве критериев. С тем, что эритромицин кислоты неустойчивые, degradates как бы произойти после облучения были настоящего предварительного облучения. Результирующий эффект по формулам 3 и 4 был конечных начальной концентрации. Таким образом фактор был добавлен уравнений. Рисунок 6 показывает экспериментальных данных и помещается вычисленное по формуле 3 и 4. Этот пример промежуточного продемонстрировал увеличение концентрации с сигмоид ростом следуют экспоненциального распада. Это свидетельствует для последующих промежуточных последующей реакции. Промежуточные подряд реакции не увеличиваются сигмоид. Качества статистических параметров также указал немного выше соглашение fit согласно модели последующих последующей реакции. Коэффициент определения R2 последовательных реакции был 0.9898 и таким образом, ниже, чем последующие последующей реакции, будучи 0,9976. Таким образом рассмотрены photoproduct было истолковано как промежуточные последующих последующей реакции. K значения в результате вычислений подходит также, период полураспада вычисляемые следующее уравнение 5. Все соответствующие кинетические параметры собраны в таблице 3. Быстрая деградация наблюдалась при рН 7, следуют pH 9, тогда как медленная деградация был найден для рН 3 (рис. 5). Этот вывод также применяется для формирования и деградации фотопродуктов. Три photodegradates были замечены. Их значения m/z были 750.46 соответствующие Ery F, 720.45 до Ery C и 192.12 к DPEry192, glycosidically связанным сахар структуры Эритромицин (рис. 7). Не происходит ухудшения photoproduct можно было наблюдать для DPEry192 при рН 3 и 9 и для Ery F при pH 9. В этих случаях время облучения не было достаточно долго наблюдать за общей деградации промежуточного продукта. Тем не менее константа скорости формирования может определяться с помощью уравнения 5, что соответствует конечного продукта. Рисунок 1 . Сравнение образцов от реки Рейн после SPE (слева) и лечение высокочистые water(right). Зеленая окраска показателен для веществ, содержащих хлорофилл. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 2 . БКК образца воды после SPE измеряется с ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-г-жа Все хроматограммы были нормализованы на самый высокий пик. Иллюстративный m/z значения, полученные от соответствующих МС спектра помечены. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 3 . Q-TOF-МС спектра эритромицин A (внизу) и МС/МС спектр Ион m/z = 734.4689 (сверху). Спектры показывают квази молекулярной Ион эритромицина A с его изотопов шаблон и фрагменты в прикладной столкновения энергию 30 eV. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 4 . Нормированный ЕИЦ метопролола (A), (B) карбамазепина, (C) эритромицин A и (D) anhydroerythromycin A в образец реки Рейн (синий) и ультрачистая вода из ссылки соединений (красный). Время удержания ссылка соединений и лекарственных препаратов в образце воды являются одинаковыми. Соотношение сигнал шум метопролола (A) и anhydroerythromycin (D) выше, чем те, карбамазепин (B) и эритромицин (C), который указывает, что последние были представлены только в трассировках. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 5 . Нормированный концентрация время кривых фотодеградации эритромицин A на рН 3 (красный), pH 7 (зеленый) и рН 9 (голубой). Решения были облучены за 10 мин. При рН 7 эритромицин был полностью удален из образца. Концентрация время кривых можно описать с помощью кинетических уравнений первого порядка. Кинетическая скорость константы были 0,10 (рН 3), 0.59 (рН 7) и = 0,21 (рН 9). Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 6 . Сравнение подходит концентрация время кривых photoprodegradates эритромицина с m/z = 720 при pH 9 после уравнений 3 (A) и 4 (B). Добра fit подряд реакции (A): R2 = 0.9898, СКО = 4.645E + 04 и последующего последующей реакции (B): R2 = 09976, СКО = 2.366E + 04. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Рисунок 7 . Структура эритромицин A, эритромицин B и anhydroerythromycin и их продукции photdegradation. Эта цифра была изменена от Войт и др. 27. продукты были сформированы после 10 мин UVC-облучения и идентифицированы с помощью ВЭЖХ-Q-TOF-МС и МС/г-жа пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры. Жидкостная хроматография Колонка: Обратная фаза C-18 Колонка: CoreShell колонка; Колонка: размеры 50 x 2,1 мм, 2.6 размер частиц мкм Температура колонки 40 ° C Объем впрыска: 5 МКЛ Поток: 0,3 мл/мин Мобильные фаза: A: жидкостной воды содержащие 0,1% муравьиной кислоты Растворителем B: метанола, содержащие 0,1% муравьиной кислоты Градиент программа: Время мин. 0 1 10 11.1 11.2 12 : B растворителей коэффициент 99:1 70: 30 цвету 1:99 1:99 99:1 Масс-спектрометрия Источник: Двойной AJS ESI (положительный режим) Газ и источник Температура газа: 300 ° C Сушка газа: 8,0 Л/мин Ингалятор: 14 Ман. Оболочка температура газа: 300 ° C Оболочка потока газа: 8 Л/мин Диапазон масс: 100 – 1000 m/z Частота измерения: 1 спектра/s Время приобретения: 1000 мс/спектра Переходных / спектра 10014 Для целевого метода MS Энергия столкновения (CE): 0 eV Предпочитает массы – таблицы 734.4685 Для МС/МС (обычно режим auto МС/МС) Энергия столкновения (CE): 30 eV Абсолютный порог 3000 графов Относительный порог 0,01% Диапазон масс: 100 – 100 м/z Частота измерения: 1 спектра/s Время приобретения: 1000 мс/спектра Переходных / спектра 9964 Для целевого метода МС/МС Предпочитает массы – таблицы 734.4685 Таблицы 1. Условия и параметры, используемые для анализа ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-MS фармацевтических препаратов в воде матрицы. Рекомендуется ввести полоща шаг между хроматографического проходит через запуск образец чистой сверхчистой воды между двух анализов или продлении время выполнения хроматографического метода для элюировать все вещества. В таблице 2. Фармацевтика в образце река Рейн с их время удерживания, теоретические и наблюдается [M + H]+ их структуры и. ESI режим был установлен к положительным, так что [M + H]+-ионы были обнаружены. Время сохранения может варьироваться минимально для обычных экспериментальных известным причинам. рН 3 рН 3 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 7 pH 9 pH 9 pH 9 pH 9 Продукта k1 [min-1] t1/2 [мин] (1k) k1 [min-1] k2 [min-1] k3 [min-1] t1/2 [мин] (1k) t1/2 [мин] (2k) t1/2 [мин] (3k) k1 [min-1] k2 [min-1] t1/2 [мин] (1k) t1/2 [мин] (2k) 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-Oa2H 0,11 6.53 0,59 – – 1.17 – – 0.19 – 3.72 – Ery-Ob2H 0,15 4.76 1.11 – – 0,63 – – 0,21 – 3.35 – Ery F не наблюдается – 0,89 0,35 – 0.78 1,98 – 1.09* – 0,64 – Ery C не определено – 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 не наблюдается – – – – – 0.30* – 2.34 – * Не дальнейшее ухудшение наблюдается В таблице 3. Кинетическая скорость константы и соответствующий период полураспада деградации эритромицин и его photodegradates, адаптированный Войт и др. 27 . Эритромицин состоит из эритромицин A, эритромицин B и две формы anhydroerythromycin. Три photodegradates были замечены. Там называются Ery F, Ery C и DEry192.

Discussion

Пример-целевой анализ, представленный в настоящем докладе продемонстрировано идентификации фармацевтических препаратов в поверхностных водах с помощью ВЭЖХ-ЭСИ-Q-TOF-МС, МС/МС и сравнение с справочных стандартов как окончательное доказательство. Сила-Целевой анализ с использованием TOF MS основан на обнаружение всех ионов на время данного хранения и высокая точность массы, которая приводит к предсказание предварительное молекулярную формулу. В качестве альтернативы TOF масс-спектрометр применение орбитального ловушки Иона был описан для анализа загрязняющих веществ в воде44. Молекулярная формула прогнозирования был использован как отправную точку для быстрого выбора эталонных стандартов. Применение метода целевых MS инструмент Q-TOF-MS позволило выявления конкретных соединений, поскольку только предварительно отобранных ионы проходят фильтр квадрупольного. В целом целевой анализ осуществляется с помощью тройной квадрупольный масс-спектрометр также в воде анализ45. Чтобы компенсировать отклонение от теоретической массы из-за инструментальная несовершенства, могут выполняться хроматографического сравнение со ссылкой на стандартный. Метод целевого МС/МС также может быть выбран для идентификации анализа. Здесь выбираются ионы, фрагментарный характер и их фрагменты обнаружено. Поскольку МС/МС менее чувствительны, чем MS, концентрация лекарственных препаратов в исследованных проб был слишком низким для того, чтобы принести значимые фрагменты. Однако если обнаружены фрагменты, соединения могут быть идентифицированы с больше доверия. Недостаточной чувствительности могут быть преодолены путем сосредоточения большего объема образца исходной воды. Кроме того измерение должно осуществляться как можно скорее после выборки из-за потенциальных биодеградации46,47,48,49. В противном случае образцы должны храниться при-20 ° C для исключения составные деградации или реакции.

Иногда же m/z значения появляются в различных удержания раз. Это возможно благодаря тому, что изомеры требуют различных аналитических методов. Это также может произойти, что без соединений могут быть обнаружены на всех, который не обязательно доказать их отсутствие. Они могут просто не формы ионов или происходят ниже предела обнаружения. Тип воды осуществляет также влияние на наличие лекарственных препаратов. Фармацевтические препараты редко введите источник воды и грунтовых вод по сравнению с сточных вод и стоков от сточных вод лечения растений48,50,51,52,53.

Для экспериментов деградации источник облучения должны характеризоваться заранее, так как поток фотонов или Фотон Флюенс скорость огня в значительной степени способствует деградации и механизм деградации. Для первоначальных попыток, VUV/коротковолновой УФ-лампы, вероятно низкого давления ртутная лампа является достаточным. В целом Добавление перекиси водорода, H2O2, ускоряет деградацию27,,3637,54. Когда другой лампа, например., УФ лампа, используется, должна обеспечиваться образование гидроксильных радикалов, например., путем добавления двуокиси титана 23,24,30, 31. для многих соединений, как эритромицин, радикалов OH вместо фото реактивности фармацевтической сам27являются виды вызывая деградации.

Для определения кинетических параметров области сигналов в массы обнаружены хроматограм, представляющий концентрацию, строится против времени облучения. В соответствии с данными, рекомендуется использовать подходящего программного обеспечения. Здесь инструмент кривая установки MATLAB был использован, что позволило быстро вычислить и размеру данных с правильным уравнения. Кинетические интермедиатов определяется более сложных уравнений. Параметры качества для fit, т.е., R2 и RMSE, легко были получены также.

Это исследование продемонстрировало анализ речной воды для обнаружения и идентификации фармацевтических загрязнителей и фотодеградации эритромицина в ультрачистая вода. В экологической вод, как поверхностных вод деградации различных скоростей и константы скорости будет получить из-за света поглощения веществ, таких как гумины. Согласно опыт авторов деградации часто происходит более медленно, но иногда в сопоставимые цены41,56.

Во всем мире проблема фармацевтических препаратов, особенно антибиотиков, в водной среде и результате опасности по-прежнему продолжают расти1. Из-за разнообразие и химических веществ, метаболитов и degradates их, не являющихся объектом анализа станет наиболее важных аналитических оружие для их открытия в среде57. Для эффективной ликвидации, Роман этапов в сточных вод будет необходимо разработать основанный на передовых окислительных процессов, который УФ облучение может быть частью.

Disclosures

The authors have nothing to disclose.

Acknowledgements

Мелани Voigt признательна за стипендию от Promotionskolleg Niederrhein университет прикладных наук. Авторы благодарят их учреждение для дальнейшей финансовой поддержки.

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