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随着人民生活水平的提高，消费者对食品的营养卫生和使用安全保障方面提出了更高要求，水产品进入了绿色水产品阶段[1]. 我国是世界水产养殖大国，产量占世界水产养殖总量的60%以上，抗生素、中草药和生物制品等渔药作为用于水产方面来保障水环境动植物安全生长的药物，被广泛用于水产养殖业[2]. 适当的渔药使用可以有效防控鱼病发生，促进动物的生长发育[3]. 但实际中滥用现象造成药物残留，易产生耐药菌株，破坏水生物微生态平衡[4]，导致水产品质量安全难以保障. 人体若长期食用含药物残留的动物性食品或接触残留环境，可能会引起变态反应、内分泌紊乱等健康问题[5]. 为达到绿色水产品要求，我国大力提倡健康养殖模式，养殖过程中不滥用防治药物，做好渔药残留监测工作，推动水产养殖业绿色可持续发展[6]. 目前循环水养殖系统因高效、节水、节能、减排的优点而成为最有前途的养殖模式之一，对渔业绿色可持续发展有着突出贡献，且现阶段循环水的健康养殖将是水产养殖产业绿色高质量发展及实现绿色水产品的重要途径. 因此，建立海水循环水养殖系统中渔药的快速、高效检测方法具有重要意义.
由于水体中药物残留浓度一般在纳克到微克每升数量级之间[7-8]，且种类繁多，残留机制复杂，目前缺乏统一的国家标准用于环境样品中多类、多种药物的同步检测技术. 根据养殖水体特点，常用的水样前处理技术有固相萃取（SPE）、液液萃取、分散液液微萃取等[9]. 但都存在一些不足，传统的固相萃取存在有机试剂使用量大、耗时长、分析工作繁琐等缺点[10]. 已有的检测技术主要包括酶联免疫分析法、微生物检测法、毛细管电泳法和色谱法和质谱联用技术[11-14]，前三种方法的特异性不够高，只能达到定性筛查，以及对同种类、小数量环境样品中抗生素含量的定量分析. 由于养殖水体中是多种渔药同时存在的情况，所以将色谱与质谱技术联用可以提高渔药定性、定量分析的可靠性、准确性及灵敏度，在药物检测中应用最广[15]. 近些年，随着分析仪器的不断升级与更新，在线固相萃取与液相色谱-串联质谱联用已成为一项相对成熟的检测技术[16-17]. 该技术通过六通阀将SPE柱与液相色谱-质谱（LC-MS/MS）相联接，将目标物富集到在线固相萃取柱上，目标组分通过柱切换阀从萃取柱转移到分析柱，实现了样品处理和分析的一体化[18]，智能化程度高，稳定性好，大大节省了人力、物力和财力.
本研究将在线固相萃取和液相色谱串联质谱技术结合，建立了海水循环水养殖系统中大环内酯类（macrolides）、磺胺类（sulfonamides）、喹诺酮类（fluoroquinolones）、四环素类（tetracyclines）和孔雀石绿（malachite green）等15种常用药物的同时定量分析方法，并成功应用于实际样品测定. 该方法可为深入了解我国海水循环水养殖系统中抗生素的赋存水平及评估其环境生态风险提供参考依据，为水产品的绿色发展带来技术支持.
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目标物主要选择循环水养殖系统中常见的药物进行残留检测，依据《绿色食品 鱼》NY/T 842-2012中兽药残留限量及必检项目[19]，选择磺胺甲基异恶唑、氧氟沙星、诺氟沙星、磺胺二甲嘧啶、金霉素、恩诺沙星、四环素、脱水红霉素、磺胺嘧啶、克拉霉素、磺胺噻唑、土霉素、孔雀石绿、磺胺甲基嘧啶、隐色孔雀石绿等15种药物为目标分析物.
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1290 II超高效液相色谱仪（含四元泵、二元泵、自动进样器、柱温箱（带两位六通阀））、6470A三重四极杆质谱仪（配有喷射流电喷雾离子源）（美国Agilent公司）；离心机3K15（德国Sigma公司）.
标准品：磺胺甲基异恶唑（sulfamethoxazole）、氧氟沙星 （ofloxacin）、脱水红霉素（anhydro erythromycin A）、磺胺噻唑（sulfathiazole）、诺氟沙星 （norfloxacin）、磺胺甲基嘧啶（sulfamerazine）、恩诺沙星（enrofloxacin）、磺胺二甲嘧啶（sulfamethazine）、磺胺嘧啶（sulfadiazine）均购自美国Sigma公司；克拉霉素（clarithromycin）、四环素（tetracycline）、土霉素（oxytetracycline）均购自上海TCI公司；金霉素（chlortetracycline）购自德国Dr.Ehrenstorfer公司；孔雀石绿（malachite green）、隐色孔雀石绿（leucomalachite green）均购自北京BePure公司. 纯度均高于95％，可达到定量分析要求.
实验用水为屈臣氏蒸馏水，甲酸购自上海麦克林生化科技有限公司，甲醇（色谱纯）和乙腈（色谱纯）由美国Sigma公司提供.
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分别准确称取15种标准品，用甲醇溶解制成浓度为100.00 ng·mL−1的单标储备液，置于−20 ℃冰箱中保存. 使用时取一定量单标储备液，用甲醇稀释成不同浓度的混合标准工作液.
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水样经酸化后进行On-line SPE-LC-MS/MS分析. 四元泵输送0.1%甲酸水溶液（样品加载流动相A），以流速1.5 mL·min−1，将0.9 mL样品加载到Agilent PLRP-S（2.1 mm×12.5 mm，15 µm）在线富集柱，进行在线萃取. 在线固相萃取两位六通阀切换示意图如图1所示. 梯度上样程序见表1.
运行流路：样品加载阶段，六通阀1、6位相通，样品通过自动取样器从四元泵送到固相萃取柱。进入固相萃取柱后，目标分析物在柱上富集，富集流动相对SPE柱上杂质进行清洗，完成样品加载，固相萃取流路液体流入废液，二元泵流路液体过分析柱平衡. 洗脱分析阶段，六通阀5 min时切换到1、2位相通，将富集柱从样品富集通道切换到色谱分离通道，目标物通过二元泵推送的流动相从固相萃取柱洗脱到分析柱，用于色谱分离和质谱检测。15 min时六通阀再切换到1、6 位相通. 6—9 min时通过四元泵推送有机相纯甲醇（样品加载流动相B）对固相萃取柱进行去残与活化，为下次检测做准备。
液相色谱分离条件：Zorbax Eclipse plus C18（2.1 mm×50 mm, 1.8 µm）为色谱柱；柱温：25 ℃；流动相A（水，含0.1%甲酸）；流动相B（甲醇和乙腈，1:1，含0.1%甲酸）；进样量：900 µL；流速：0.25 mL·min−1；运行时间15 min，后运行：4 min. 梯度洗脱程序见表2.
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离子源：ESI源、电喷雾正离子模式；毛细管电压：4000 kV；鞘气（99.999%）；流速：11 L·min−1；鞘气温度：340 ℃；干燥气温度：300 ℃；干燥气流速：7 L·min−1；雾化器压力：241 kPa；多反应离子监测（MRM）模式对各目标物智能化分段采集质谱检测. 15种药物质谱参数见表3.
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2021年6月，采集山东省烟台市某水产公司2个海水循环水养殖系统的15个点位水样，该系统由养殖池、微滤机、生物净化池和杀菌处理器等部分组成，流程图如图2所示. 15个点位分别为牙鲆养殖系统的源水、进水、养殖水、尾水、微滤机和1—4级生物净化池；珍珠龙胆石斑鱼养殖系统的进水、养殖水、尾水、微滤机和1、2级生物净化池. 15个检测点位分别采集200 mL水样，将采集样品置于棕色玻璃瓶中，低温环境运输回实验室−20 ℃保存，1周之内完成所有水样检测工作.
处理：取5 mL水样置于10 mL离心管中，加入20 µL甲酸进行酸化，摇匀，10000 r·min−1离心8 min，取2 mL上清液置于Agilent进样瓶中，冷藏保存准备上机检测.
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实验考察样品酸化处理对在线富集目标物的影响，研究表明，因为红霉素结构中存在多个羟基和一个羰基，酸性条件下不稳定，易发生分子内的脱水环合[20]，容易降解转化为脱水红霉素，所以添加脱水红霉素为研究对象. 诺氟沙星在酸性条件下可以达到较好的保留效果，通过样品酸化可达到最优检测效果. 比较添加相对海水体积0.1%、0.2%、0.3%、0.4%甲酸对诺氟沙星富集效果的影响发现，加入相对海水体积0.4%的甲酸，诺氟沙星富集效果最佳，同时，考虑磺胺类抗生素在酸化后易降解，所以进行分批加酸，单次加酸3—5个样品，保证磺胺类抗生素不降解，诺氟沙星能很好保留，确保所有目标物都可达到较好富集效果.
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固相萃取分为离线和在线两种模式[21]. 为了简化繁琐操作程序，减少分析物的损失，提高分析的精确度，实现自动化分析目的，采用在线固相萃取技术，通过控制阀位切换，自动依次完成目标物在SPE富集柱上的富集、净化和洗脱，并将全部目标物直接送入分析仪器. Agilent PLRP-S富集柱填料为刚性聚（苯乙烯/二乙烯基苯）颗粒，适用于小分子、合成生物分子和大分子的纯化[22]，15种目标药物为酸碱两性化合物，使用该富集柱能够在很宽极性范围内对极性和非极性物质有较好的吸附能力，质谱响应较高，重现性好，所以本实验选用Agilent PLRP-S（2.1 mm×12.5 mm，15 µm）为在线富集柱.
富集流动相的选择也很重要. 首先，以纯水为富集流动相，发现多种目标物质由于不溶于水在富集柱上无法留存，说明目标物质在纯水中被电离，与杂质一起流入废液. 所以考虑流动相为酸性溶液，确保目标物质在酸性条件下变为分子状态，更好富集. 比较了0.01%、0.1%、0.2%不同浓度甲酸对目标物的富集效率，结果表明，富集流动相为0.1%甲酸水溶液，萃取效率最高.
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研究表明，液相色谱检测分析抗生素时，抗生素在C18柱上能较好保留，且超高效液相色谱仪器选用粒径小于2 µm的分析柱[23]，所以选择Zorbax Eclipse plus C18（2.1 mm×50 mm, 1.8 µm）作为分析柱. 由于孔雀石绿和隐性孔雀石绿为弱碱性三苯甲烷化合物，适当调节流动相的pH值可以抑制弱碱的解离，改善峰形，提高分离度[24]，且磺胺类、四环素类、喹诺酮类抗生素以分子状态存在需满足酸性溶液条件，调节流动相pH值常用甲酸、醋酸、磷酸和草酸[25]. 与乙酸相比甲酸更利于喹诺酮类药物的电离，所以本分析流动相水相选用体积分数为0.1％甲酸水溶液，可以提高离子化效率，能够较好生成[M+H]+，在与分析柱作用下得到好的保留与分离效果；有机相可以促进目标物在ESI模式下产生足够丰度的离子，满足定性、定量分析要求，甲醇可以改善峰形，乙腈可以提高分离度[26]，在乙腈、甲醇体积比为1：1的条件下目标物峰形、响应值和分离度达到最佳，所以有机相选用0.1％（V/V）甲酸的乙腈-甲醇（1:1，V/V）溶液.
流动相流速同时影响分离度，如果流速过快，目标物无法达到完全分离，流速太慢会造成峰展宽. 研究表明，流速为0.25 mL·min−1时，目标物能较好的分离，因此，选择流速为0.25 mL·min−1. 通过调节不同梯度洗脱比例，结果发现，采用表2列出的梯度洗脱程序，所有目标物能得到较好的分离. 15种目标物的总离子流色谱图见图3.
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采用电喷雾电离源、多反应监测（MRM）模式优化质谱参数. 在LC-MS/MS离子生成过程中，由于目标物分子结构的特征基团容易生成带正电荷的离子，所以目标物均使用正离子（ESI+）检测模式. 将15种目标化合物分别配置成单标溶液直接注入质谱仪，进行全扫描，在ESI+条件下准确找出[M+H]+响应最高的特征离子峰作为该物质的母离子，在MRM模式下，优化影响母离子和子离子丰度的两个主要参数，破碎电压和碰撞能量，得到最优破碎电压，通过调整碰撞能量，碰撞母离子以获得二次碎裂产生的子离子，信号最强的作为定量离子，信号次强的子离子为定性离子，进一步优化各离子对碰撞能量，使得所选母离子和子离子组成的特征离子的丰度和比例最佳，得到最终质谱参数.
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在空白人工海水基质中加入待测物标准溶液，配制成质量浓度分别为1、2、4、10、40、100 ng·L−1的15种目标物的混合标准工作液，以样品质量浓度（x，ng·L−1）对应响应组分的定量离子对峰面积（y），绘制标准曲线. 结果表明，在1—100 ng·L−1范围内，线性关系良好. 以信噪比（S/N）≥3求得各化合物的检出限，以信噪比（S/N）≥10求得各化合物的定量限. 15种目标物的线性相关系数R2≥0.99，方法检出限范围为 0.02—2.00 ng·L−1，定量限范围为 0.06—6.00 ng·L−1. 详细结果见表4.
在不含待测组分的海水中添加一定量的混合标准液，进行加标回收试验，考察方法的回收率和精密度. 添加低、中、高浓度的目标物混合标准工作液，浓度分别为10.0、50.0、100.0 ng·L−1，按照1.5方法对样品进行处理，在1.4条件下进行分析检测，在每个加标浓度下制备6个平行样品，目标物在每个加标浓度下的平均加标回收率范围分别为78.6%—110.5%，71.2%—95.3%，75.4%—97.8%，相对标准偏差（RSD）分别为7.8%—9.7%，6.3%—9.2%，5.4%—9.3%.
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为评价方法的有效性，使用该方法对山东省烟台市某水产公司中牙鲆养殖车间9个点位水样、珍珠龙胆石斑鱼养殖车间6个点位水样进行15种目标药物种类和浓度检测，结果如表5、表6所示.
牙鲆养殖水体中除了CTC、MG、LMG未检出外，其余12种药物均有不同程度的检出. 药物检出浓度范围为<LOD—392.03 ng·L−1，其中最高值出现在源水中的OTC，达到392.03 ng·L−1. 12种药物检出率为44.4%—100.0%. OTC、OFL、NOR、TC、ENR、ERY-H2O和MG在循环水中100.0%检出. 检出率高于50.0%的有10种，低于50.0%的有3种. 根据检测数据可知，1—4级生物净化系统中83.3%的目标物含量呈减少趋势，考虑到循环水养殖系统中的生物净化池的吸附、降解作用使抗生素得到部分去除，对SDZ、SMR、SMZ的去除效果达到50.0%以上，SMR达到97.4%.
珍珠龙胆石斑鱼养殖水体中共检出9种药物，STZ、SMR、CTC、CLR、MG、LMG未检出. 药物检出浓度范围为低于检出限至101.52 ng·L−1，其中最高值出现在尾水中的OTC含量为101.52 ng·L−1. 比较6月份检出数据，石斑鱼水样中目标物含量整体低于牙鲆水样. 9种药物检出率为66.6 %—100.0 %. 该系统中对OTC、OFL、NOR、ENR的去除效果达到50.0%以上，最高为NOR的去除效果达到85.0%.
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我国对抗生素等药物的研究较晚，目前还没有完整的风险评估方法来评估实际水样中药物的风险，根据欧盟环境风险分析指导（TGD），目前多采用风险商（RQ）方法来评价[27]，计算公式如（1）
其中，PNEC——抗生素预测无效质量浓度，ng·L−1； MEC——水体中抗生素最大质量浓度， ng·L−1；对风险等级进行划分，将RQ值分为4个等级：RQ<0.01（无风险）；0.01<RQ<0.1（低风险）；0.1<RQ<1（中风险）；RQ>1（高风险）[28]. 用于风险评价的抗生素PNEC数据如表7所示.
目标药物风险评估计算结果如表8所示，牙鲆养殖系统与珍珠龙胆石斑鱼养殖系统中被检出药物的RQ值在5.12×10−9—6.04×10−4，均小于0.01，表明目标药物在该水体中所造成的生态风险处于无风险等级或可忽略的水平，对水环境的基本没有影响，该水体的抗生素污染并不严重，但由于抗生素难降解，在沉积物中可能富集，因此抗生素的应用和检测应引起重视.
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研究建立了循环水养殖水体中15种药物的在线固相萃取技术与液质联用相结合的同步检测方法，并成功用于某水产限公司循环水养殖水体中药物残留的调查. 实践表明，样品经简单酸化处理后可直接进行上机检测，能够自动完成样品的在线净化富集，实现样品处理和分析一体化，操作便捷，检测效率提高，能满足实验室对循环水养殖系统药物残留物检测技术的要求. 该方法还可深入扩展，用于检测更多种类药物. 为国家药物统一检测标准的确立提供可行性方法.
在线固相萃取-液相色谱-串联质谱法同时检测海水养殖水体中15种药物
Simultaneous determination of 15 drugs in mariculture water by on-line solid phase extraction liquid chromatography-tandem mass spectrometry
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摘要: 采用在线固相萃取-液相色谱-串联质谱联用（On-line SPE-LC-MS/MS）技术，建立海水循环水养殖系统中磺胺类（磺胺甲基异恶唑、磺胺噻唑、磺胺嘧啶、磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲嘧啶）、大环内酯类（克拉霉素、脱水红霉素）、喹诺酮类（恩诺沙星、氧氟沙星、诺氟沙星）、四环素类（金霉素、四环素、土霉素）13种抗生素及孔雀石绿、隐色孔雀石绿共15种药物的同时检测方法，为循环水养殖海水中部分有机污染物的检验鉴定提供依据. 采用0.1％（V/V）甲酸水溶液和0.1％（V/V）甲酸的乙腈-甲醇（1∶1，V/V）溶液为分析流动相，水样经简单酸化处理后直接进样0.9 mL进行On-line SPE-LC-MS/MS检测，经在线固相萃取柱富集后，经过梯度洗脱分离，串联质谱多反应监测模式进行定性、定量分析测定. 结果表明，15种目标化合物在1—100 ng·L−1范围内均具有良好的线性响应，方法检出限范围为0.02—1.00 ng·L−1，定量限范围为0.06—3.00 ng·L−1. 采用该方法对山东省烟台市某水产公司2个海水循环水养殖系统的15个点位水样进行了检测. 研究表明，在线固相萃取技术实现了样品处理和分析一体化，在一般液相色谱分析基础上缩短了时间，达到常规实验条件下的高通量分析，此方法高效、灵敏、操作简便，可用于海水循环水养殖系统中15种药物的种类和质量浓度的同步测定.Abstract: A method for the simultaneous determination of thirteen kinds of antibiotics, malachite green and leucomalachite green in seawater recirculating aquaculture system was established using on-line solid phase extraction and liquid chromatography-tandem mass spectrometry (On-line SPE-LC-MS/MS), the antibiotics included sulfonamides (sulfamethoxazole, sulfathiazole, sulfadiazine, sulfamerazine, sulfamethazine), macrolides (clarithromycin, anhydro erythromycin A), quinolones (enrofloxacin, ofloxacin, norfloxacin), tetracyclines (chlortetracycline, tetracycline, terramycin). This method could provide a basis for the detection and identification of some organic pollutants in recirculating aquaculture seawater. 0.1% (V/V) formic acid and 0.1% (V/V) formic acid in acetonitrile-methanol (1:1, V/V) solution were used as the mobile phase. After treated with simple acidification, 0.9 mL sample was directly injected for on-line SPE-LC-MS/MS detection. The sample was enriched by on-line solid phase extraction column and separated by gradient elute, then the qualitative and quantitative analysis was carried out by tandem mass spectrometry multi-reaction monitoring (MRM) mode. The results showed that fifteen kinds of target compounds all had good linear response in the range of 1—100 ng·L−1. The method detection limits were 0.02—1.00 ng·L−1 and the method quantification limits were 0.06—3.00 ng·L−1. This method was applied to the analysis of fifteen water samples from two recirculating aquaculture systems of an aquaculture company in Yantai city, Shandong Province. The study showed that the on-line solid phase extraction technology realized the integration of sample processing and analysis, shortened analysis time on the basis of conventional liquid chromatography, and realized high-throughput analysis under conventional experimental conditions. This method was efficient, sensitive and easy to operate, and it was suitable for the simultaneous determination of fifteen drugs in recirculating aquaculture system.
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稀土元素 （REEs） 由于其特殊的物理和化学性质，过去的几十年中在地球化学、农业、冶金、电子、激光、核工业和超导体领域中的广泛使用[1-4]. 近年来REEs在越来越多的环境基质中被检测到[5-6]. 据报道，土壤中的REEs含量为 30.8—327.5 ng·kg−1，地表水中的REEs含量为0.17—160.06 μg·L−1 [7-12]. 沉积物和生物体中的REEs分别为 0.0002—9850 mg·kg−1 和 1.95—7.05 mg·kg−1 dw（干重）[13]. 有研究表明，环境基质中的REEs可以通过食物链进入人体[14-15]，产生潜在的健康风险. 中国拥有全球最丰富的 REEs 资源，占全球97%的 REEs 供应量[16-17]，这可能会导致中国与其他国家相比具有更高的 REEs 污染水平和潜在风险. 因此，研究中国稀土元素膳食暴露特征具有重要意义和代表性.
REEs的广泛使用不仅会污染环境，而且会在生物体积累. 已有毒理学研究表明REEs主要的靶器官包括脑、肝、肾、甲状腺和甲状旁腺[8]. 据报道，脑中高浓度的 Gd会引起神经毒性[18]，其他REEs还会降低大脑的智力水平，最终导致记忆力减退[19]. 此外，REEs 还可以在人体骨骼中积累并最终导致基因毒性[20]. REEs还可以穿过胎盘和血脑屏障，进而在胎儿体内蓄积，从而导致出生缺陷[21]. 已有研究表明在有神经管缺陷的新生儿中发现的 Ce 和 La 的累积水平更高[22]. 在中国矿区，居民血液中REEs含量和当地土壤中 REEs浓度显著相关[23]，表明在受污染的土壤中生长的植物能够积累REEs，REEs进一步通过食物网进入人体.
目前，国内对稀土元素的研究大多集中在矿区土壤、饮用水和农作物中[24-26]. 据报道，中国最大的重稀土生产区江西赣州，其尾矿土壤的稀土元素水平高达 3179 mg·kg−1 [27]，溪水高达 4.46 mg·L−1，农田土壤高达 928 mg·kg−1 [28]. 在中国最大的轻稀土产区包头市，其水体和底泥中的稀土总浓度分别为3.8 mg·L−1和30461 mg·kg−1，远高于华北地区河流的平均值[21]. 此外，矿区蔬菜中的REEs含量为 1.24–2.03 mg·kg−1 [29-31]. 但是与居民健康直接相关的市售食品中稀土元素含量的研究较少. 对中国个别城市食品中稀土元素的调查表明，非矿区蔬菜中的REEs含量为 0.37—1162 μg·kg−1 [32-33].
本研究采集大型农贸市场、超市中具有代表性和适时性的常见蔬菜食品，调查了中国沿海地区日常食用蔬菜中REEs的残留水平和分布特征. 研究成果将有助于了解中国沿海地区居民通过蔬菜摄入REEs的含量，评估人类和生态系统面临的健康风险. 将获得的数据与全国各地其他研究的结果进行比较，也将有助于研究所调查环境中REEs随时间和地点的变化趋势.
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 仪器与试剂
本实验所用到的高通量微波消解仪（MASTER40）及配套的微机控温加热板（ECH-20）购自上海新仪微波化学科技有限公司，电感耦合等离子体质谱仪（8900 Triple Quadrupole ICP-MS）购自安捷伦科技公司. 本实验用水为Millipore 净水系统 （Millipore D 24 UV）制备的超纯水. 优级纯硝酸（≥65%）和过氧化氢（30%）分别购自CNW（德国）和国药集团化学试剂有限公司. 三文鱼认证标准物质（GBW10210）购自坛墨质检. 此外，含有16种稀土元素的混合标准溶液购自安捷伦科技有限公司（Agilent ICP-MS-CAL-1-1）.
1.2 样品采集
采样点位置如图1所示. 采样点的详细信息参考先前的研究[34]. 2018年4—9月，在我国沿海地区主要城市（大连、营口、秦皇岛、天津、青岛、苏州、舟山、上海、福州、泉州和广州）的超市和零售店，根据随机抽样原则采集本地出产且居民当季常食用的蔬菜类共105份，其中北方沿海地区47份，南方沿海地区58份，不同类别的蔬菜样本量如表1 所示. 采集的蔬菜覆盖居民经常食用的叶类蔬菜、根茎类蔬菜、瓜果类蔬菜、豆类蔬菜以及食用菌5大类. 采集的样品用聚乙烯真空袋包装，并立即用低温冰盒运输至实验室，并保存在–20 ℃冰箱直至进一步分析.
图 1 中国沿海主要城市的采样地点及区域分布示意图Figure 1. Sampling locations and regional distribution of major cities in coastal areas of China表 1 不同类别蔬菜品种及样本量Table 1. Sample species and sizes of different types of vegetables样品类别Sample 蔬菜品种及采样量Vegetables categories and sample volume 采集地点Sampling location 叶类蔬菜Leafy vegetables 菠菜Spinacia oleracea L.（3）、上海青Brassica chinensis L.（8）、卷心菜Brassica oleracea L.（4）、生菜Lactuca sativa var. ramosa Hort.（3）、娃娃菜Brassica campestris L.（3）、白菜Brassica pekinensis （Lour. ） Rupr.（1）、红苋菜Amaranthus mangostanus L.（2）、油麦菜Lactuca sativa var. longifoliaf. Lam（2）、芥菜Brassica juncea（1）和菜心Brassica campestris L. ssp. chinensis var.utilis Tsen et Lee（1） 大连、营口、青岛、苏州、上海、舟山、福州、广州 根茎类蔬菜Root stem vegetables 胡萝卜Daucus carota var. sativa Hoffm.（3）、洋葱Allium cepa L.（5）、白萝卜Raphanus sativus（4）、蒜薹Allium sativum L.（2）、山药Dioscoreae Rhizoma（1）、大蒜Allium sativum L.（1）、大葱Allium. fistulosum L.var.gigantum Makino（1）、藕Nelumbo nucifera Gaertn（1）、芹菜Apium graveolens L.（1）和毛茭白Zizania latifolia （Griseb. ） Stapf（1） 大连、营口、天津、青岛、苏州、上海、舟山 瓜果类蔬菜Melon vegetables 西红柿Lycopersicon esculentum（6）、茄子Solanum melongena L.（7）、黄瓜Cucumis sativus L.（6）、丝瓜Luffa aegyptiaca Miller（2）、甜椒Capsicum frutescens L. （syn. C. annuum L. ）var. grossum Bailey.（4）、冬瓜Benincasa hispida （Thunb. ） Cogn.（1）、尖椒Capsicum frutescens L.（1）、西葫芦Cucurbita pepo L.（2）、苦瓜Momordica charantia L.（1）、秋葵Abelmoschus esculentus （L. ） Moench（1）和西蓝花Brassica oleracea var. italica Plenck（1） 大连、天津、青岛、苏州、上海、舟山、福州、广州 豆类蔬菜Legume vegetables 芸豆Phaseolus vulgaris（5）、扁豆Lablab purpureus （Linn. ） Sweet（1）、荷兰豆Pisum sativum L.（2）、豇豆Vigna unguiculata （Linn.） Walp.（2）、甜豌豆Lathyrus odoratus（1）、油豆角Phaseolus vulgaris Linn.（1） 营口、秦皇岛、天津、青岛、上海、舟山、泉州 食用菌Fungi vegetables 香菇Lentinula edodes（5）、花菇Lentinus edodes （Berk.）Sing（1）、杏鲍菇Pleurotus eryngii Quel.（3）、鸡腿菇Copyinds comatus （MUII. Fr）Gray（1）、口蘑Tricholoma gambosum（1）、金针菇F. velutipes（1）和白玉菇Hypsizygus marmoreus （Peck） H.E.Bigelow（1） 营口、秦皇岛、青岛、苏州、上海、舟山、泉州 | Show Table
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1.3 样品处理与仪器分析
采集的蔬菜样品丢弃不可食用部分后，先用自来水冲洗以去除表面黏附的泥土，再用超纯水冲洗. 然后按食品类别将同一采样区域的每个样品中可食用部分混合制备同类蔬菜的混合样品，所有混合样品匀浆后冷冻干燥，共获得10个混合蔬菜样品.
蔬菜样品采用微波消解法进行前处理，步骤如下：取冻干后的蔬菜样品约 0.3 g（精度为 0.001 g）于聚四氟乙烯消解罐中. 先加入 8 mL HNO3进行预消解，预消解完成后在缓慢加入 2 mL H2O2，加盖密封后置于微波消解仪中进行消解. 微波消解程序如下：先在 10 min内将温度加热到 150 ℃，然后升至 180 ℃并保持 20 min. 消解完成后，将消解罐直接移到加热板上，在100 ℃下赶酸. 赶酸结束后，将消解液转移到容量瓶中，用超纯水洗涤消解罐3—4次，洗涤液一并移入容量瓶中，用超纯水稀释至 25 mL. 最后，用 0.45 µm 尼龙膜过滤，4 ℃保存用于仪器分析. 在每批消解样品的同时跟平行对照和空白对照. 稀土元素采用电感耦合等离子体质谱仪测定，测定结果以干重为单位，数据处理时除以相应的干重占比以转化为鲜重时的浓度.
1.4 质量保证与质量控制
消解罐在实验前一天于浓度为22%的硝酸中浸泡一夜，再用超纯水冲洗晾干后用于样品消解，实验所用到的玻璃和聚四氟器皿均采用该方法清洗. 此外，通过测定平行样品、空白样品以及菠菜标准物质（GBW10015a）进行实验内部质量控制. 待测元素的标准曲线范围为0.01—10 μg·L−1，标准曲线中各元素的相关系数均大于0.9998. 本次实验菠菜标准物质中稀土元素的回收率为85.4% —108.2%. 样品空白连续测定6次，计算其3倍标准偏差得到方法检出限（LOD）. Y、La、Ce、Pr、Nd、Sm、Eu、Gd、Tb、Dy、Ho、Er和Yb的LOD分别为0.0019、0.0007、0.0016、0.0020、0.0017、0.0010、0.0015、0.0015、0.0010、0.0015、0.0009、0.0012、0.0019 μg·kg−1. 当检测元素的浓度低于 LOD（精确到±0.001 μg·kg−1）时，使用 LOD 的一半进行计算. 当某元素在所有样品中的检出率小于50%时，该元素视为未检出，不参与计算.
1.5 健康风险评价
蔬菜中的REEs主要经饮食摄入，本研究采用美国环保局推荐的健康风险评估方法US EPA（1989） [35]对蔬菜中REEs经饮食摄入对人体可能造成的健康风险进行评价. 并根据公式（1）计算其每日允许摄入量（EDI）.
EDI=Cn×CRBW (1) 式中，EDI为稀土元素日摄入量，单位为μg·（kg·d）−1；Cn蔬菜样品中可食部分中稀土元素的含量，单位为μg·kg−1 fw；CR为蔬菜日消耗量，单位kg·d−1，根据国家统计局2021年公布的数据，对于北方沿海地区居民，CR取304 g·d−1，对于南方沿海地区居民，CR取279 g·d−1；BW为成年人平均体重，本研究中BW取标准体重60 kg.
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 蔬菜样品中稀土元素的分馏模式
采用球粒陨石模型对不同种类蔬菜样品中REEs的浓度进行标准化，以获得我国东部沿海地区蔬菜样品中稀土元素的分馏模式，如图2所示. 从总体上看，5种蔬菜样品中REEs的分馏模式一致（均向右倾斜），表明不同蔬菜样品中REEs具有相似的分馏特征. 其中，LREEs（La to Eu）所在的曲线部分较陡，HREEs（Gd to Yb）所在的曲线部分较为平缓，表明LREEs和HREEs之间存在明显的分异. 我国沿海地区蔬菜样品中LREEs和HREEs的分布特征见表2. 具体来看，5种蔬菜样品中LREEs和HREEs含量的平均值分别为14.4 μg·kg−1 fw和2.2 μg·kg−1 fw，表明蔬菜样品中LREEs占比极大. 此外，沿海地区的LREE/HREE值在根茎类蔬菜和瓜果类蔬菜中具有显著不同，南方沿海地区的LREE/HREE值约为北方沿海地区的2倍.
图 2 蔬菜样品中稀土元素的球粒陨石标准化分配模式Figure 2. Distribution model of rare earth elements in vegetables after standardized with chondrite表 2 我国沿海地区蔬菜样品中轻稀土元素和重稀土元素含量Table 2. Contents of LREEs and HREEs in vegetable samples from coastal areas of China样品名称Samples ΣREE/（μg·kg−1 fw） LREEs HREEs LREE/HREE 北方沿海 叶类蔬菜 55.16 45.84 9.32 4.92 根茎类蔬菜 6.50 5.87 0.63 9.35 瓜果类蔬菜 2.72 2.36 0.36 6.53 豆类蔬菜 4.41 3.79 0.63 6.03 食用菌 13.84 12.10 1.74 6.97 南方沿海 叶类蔬菜 21.69 18.15 3.54 5.12 根茎类蔬菜 11.14 10.60 0.54 19.71 瓜果类蔬菜 28.28 26.28 2.00 13.13 豆类蔬菜 16.67 14.25 2.42 5.89 食用菌 5.88 5.11 0.76 6.69 | Show TableDownLoad:
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据王祖伟等[36]的研究报道，我国土壤中LREE/HREE值大于6，表明土壤对LREEs的富集能力更强. 蔬菜样品中LREE/HREE的平均值为8.43，并且具有与土壤中REEs一致的分馏规律，表明蔬菜样品中REEs累积水平很可能受生长地土壤环境的影响. 我国沿海地区的LREE/HREE值在根茎类蔬菜和瓜果类蔬菜中具有显著不同，可能是由于我国南方和北方耕作制度与土壤性质有明显差异所导致的，南北方气候的差异导致北方沿海地区种植的作物大多为一年一熟，而南方沿海地区种植的作物大多为一年二至三熟. 长期耕种，导致土壤酸化，使得土壤中大量REEs由不可利用态转化为可利用态，进而被农作物吸收，可能是造成该现象的主要原因.
2.2 不同种类蔬菜中稀土元素含量
本研究对蔬菜样品中15种稀土元素进行了检测，其中Tm和Lu在所测蔬菜水果中未检出，因此在实验数据中未列出. 不同种类蔬菜中稀土元素的含量如图3所示，北方沿海地区（ΣREE 为16.53 μg·kg−1 fw）与南方沿海地区（ΣREE 为16.73 μg·kg−1 fw）5种蔬菜样品中稀土元素残留水平相当. 其中，北方沿海地区叶类蔬菜REEs水平最高（ΣREE为55.16 μg·kg−1 fw），南方沿海瓜类蔬菜REEs最高（ΣREE为28.28 μg·kg−1 fw）. 北方沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量由高至低依次为叶类蔬菜>食用菌>根茎类蔬菜>豆类蔬菜>瓜果类蔬菜，南方沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量由高至低依次为瓜果类蔬菜>叶类蔬菜>豆类蔬菜>根茎类蔬菜>食用菌. 此外，从表2所列的数据可以计算出2018年我国沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量范围为2.72—55.16 μg·kg−1 fw，平均含量为 16.63 μg·kg−1 fw，整体处于较低水平. 其中叶菜类的稀土元素平均含量最高，为38.43 μg·kg−1 fw，其次是瓜果类蔬菜（15.50 μg·kg−1 fw）、豆类蔬菜（10.54 μg·kg−1 fw）和食用菌（9.86 μg·kg−1 fw），含量最低的是根茎类蔬菜（8.82 μg·kg−1 fw）.
图 3 不同蔬菜样品中稀土元素的含量Figure 3. Concentrations of rare earth elements from north and south coastal regions与2014第四次中国总膳食研究[37]的结果相比（蔬菜中稀土元素平均值为45.8 μg·kg−1 fw），表明REEs在蔬菜样品中的残留水平呈减少趋势. 与近年来已有研究报道的蔬菜中稀土元素水平相比，本研究所测的稀土元素水平低于福州市[32]（141 μg·kg−1 fw）、包头市[29]（390 μg·kg−1 fw）和自贡市（37 μg·kg−1 fw）[33]当地出产蔬菜中稀土元素的水平，也低于我国在2009－2010年开展的四省两市蔬菜样品中稀土含量水平（稀土元素均值为280 μg·kg−1 fw）[38]，表明我国沿海地区食品中稀土含量水平相对比较低. 此外，将本次测得稀土元素水平与稀土矿区附近相比较，发现本研究所测的稀土元素水平也明显低于鄂西北地区[30]（100 μg·kg−1 fw、赣南地区[31]（843 μg·kg−1 fw）、山东地区[39]（1555 μg·kg−1 fw）和江西[40]等地（3007 μg·kg−1 fw）. 矿区土壤中稀土元素含量较高可能是导致该区蔬菜中稀土元素含量高的原因之一.
5种蔬菜对稀土元素的富集程度差异较大，这与蔬菜的生长环境以及自身对环境中稀土元素的吸收转运能力有关. 叶类蔬菜中稀土元素含量最高可能是由于其对稀土元素有与重金属相似的富集作用[39]，即通过地下部分从土壤中吸收稀土元素以及地上部分从空气颗粒物中吸附稀土元素. 另外，叶类蔬菜同其他种类蔬菜相比具有更大的比表面积，稀土微肥的大量喷洒使用，使其更容易吸收更多的微肥而使得REEs含量增高. 根茎类蔬菜同其他种类蔬菜相比具有更大的地下面积有利于其从土壤中吸收稀土元素，但其稀土元素的含量最低，说明从土壤中吸收并转运稀土元素并非蔬菜样品中稀土元素的主要来源.
2.3 蔬菜样品中稀土元素的分布特征
蔬菜样品中稀土元素的分布特征如图4所示，尽管沿海地区蔬菜样品中轻稀土元素均占主要比例（北方：86.68%，南方：88.85%），但是北方沿海地区和南方沿海地区不同蔬菜样品中LREEs与HREEs的分布模式差异较大，其中北方沿海地区叶类蔬菜中轻稀土和重稀土含量均具有较高水平，而南方沿海地区轻稀土含量最高的蔬菜是瓜果类蔬菜，重稀土含量最高的蔬菜是叶类蔬菜. 由图5可知，LREEs中含量最高的元素为Ce，占稀土元素构成的51.09%；其次是La，所占比例为24.24%，2者占稀土元素的比例为75.33%. 总体上看，叶类蔬菜和食用菌的稀土元素分布模式南北方差异较小，瓜果类蔬菜和豆类蔬菜的稀土元素分布模式南北方差异也较小，而根茎类蔬菜南北差异较大.
图 4 沿海地区蔬菜样品中13种稀土元素的含量Figure 4. Concentrations of thirteen rare earth elements from north and south coastal regions
图 5 不同种类蔬菜样品中稀土元素的相对含量Figure 5. Concentrations proportions of rare earth elements from north and south coastal regions根据魏复盛等[41]对中国土壤中15种稀土元素含量的报道，全国土壤中稀土元素的累积水平ΣREE为179.1 mg·kg−1，其中La的含量为37.4 mg·kg−1，Ce的含量为64.7 mg·kg−1，La和Ce累计占ΣREE的57%以上. 蔬菜样品中稀土元素的分布特征与我国土壤的稀土构成基本一致，表明稀土元素特别是轻稀土更容易通过生物作用而富集在蔬菜等农作物体内，从而造成La和Ce在蔬菜样品中含量远高于其他元素. 从蔬菜样品的稀土元素构成中可以明显看出我国沿海地区LREEs水平显著高于HREEs，可能是由于LREEs是稀土农用的常用元素，使得更多的LREEs通过人为的方式进入到环境中，从而参与到蔬菜对稀土元素的吸收转运过程. 此外，相关性分析结果显示食品中轻、重稀土元素之间均具有正相关性（r=0.93），说明轻、重稀土元素之间具有协同促进的作用. 不同类别蔬菜中金属的累积分布特征存在明显差异，这可能与蔬菜本身特点及生长环境相关.
2.4 膳食暴露量评估
基于蔬菜中稀土元素的残留水平计算了我国沿海地区居民膳食暴露量，如表3所示. 东部沿海地区居民每日通过食用蔬菜摄入稀土的平均含量为0.41 μg·（kg·d）−1，其中北方沿海日均摄入稀土元素的总量为0.42 μg·（kg·d）−1，南方沿海每日平均摄入稀土元素的总量为0.39 μg·（kg·d）−1. 叶类蔬菜对稀土膳食贡献率最大，其次是瓜果类蔬菜，这两者膳食贡献率超过了65.08%，根茎类蔬菜的膳食贡献率很小，仅占10.49%. 北方沿海地区15种稀土元素每日摄入量的范围为0.001—0.178 μg·（kg·d）−1；南方沿海地区5种蔬菜样品的稀土元素日摄入稀土元素的范围为0.001—0.167 μg·（kg·d）−1；其中，Ce的摄入量最大，在北方和南方沿海地区，分别为0.178 μg·（kg·d）−1和0.167 μg·（kg·d）−1；其次是La，分别为0.075 μg·（kg·d）−1和0.109 μg·（kg·d）−1. 其他元素的日均摄入量相对较低. 已有研究表明居民稀土元素摄入70 μg·（kg·d）−1为安全剂量，亚临床损害剂量的临界值为100—110 μg·（kg·d）−1[42]. 我国沿海地区居民每日平均摄入稀土元素的总量为0.41 μg·（kg·d）−1，远低于不安全剂量和亚临床损害剂量. 与周新等[30]（7.54 μg·（kg·d）−1）、袁丽娟等[31]（10.36 μg·（kg·d）−1）对矿区的研究结果相比，也显著低于矿区稀土元素的EDI值，矿区因开采矿物带来的稀土元素的摄入风险较高.
表 3 我国东部沿海地区蔬菜中稀土元素水平以及日摄入值估算（EDI）Table 3. EDI contribution in vegetable samples from coastal areas of China元素Elements 浓度范围/（μg·kg−1 fw）Concentration range 平均浓度/（μg·kg−1 fw）Average concentration EDI（以体重计）/（μg·（kg·d）−1） 北方沿海 南方沿海 YLaCePrNdSmEuGdTbDyHoErYb 0.23—5.440.28—10.551.35—21.860.07—2.340.25—8.820.35—1.920.02—0.370.07—1.420.00—0.200.02—1.100.00—0.190.02—0.540.01—0.42 1.30±1.63.83±3.67.10±6.40.60±0.72.14±2.60.67±0.50.09±0.10.35±0.40.05±0.10.24±0.30.04±0.10.12±0.20.09±0.1 0.037 0.075 0.178 0.017 0.062 0.020 0.003 0.010 0.001 0.008 0.001 0.004 0.003 0.027 0.109 0.167 0.012 0.043 0.013 0.002 0.007 0.001 0.004 0.001 0.002 0.002 ∑REE 2.72—55.16 16.63±15.8 0.42 0.39 | Show TableDownLoad:
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我国沿海地区五大类蔬菜食品中稀土元素含量水平低于我国其他地区，居民每日通过蔬菜摄入稀土元素的平均值远低于稀土元素摄入的安全剂量，表明正常饮食情况下居民通过食物摄入的稀土量是安全的，但对于食物高消费人群，低耐受的儿童群体等通过饮食的稀土摄入情况还需要进一步的研究. 稀土的暴露途径除了食品以外还有水、环境等，因而我国沿海地区居民的稀土摄入是否安全还需结合水、环境等的污染情况做出综合评价.
3. 结论（Conclusion）
我国沿海地区5种蔬菜样品中REEs的分馏模式一致，并与土壤中稀土元素的分馏模式相似，表明不同蔬菜样品中REEs具有相似的分馏特征，且很可能受生长地土壤环境的影响. 蔬菜样品中LREEs和HREEs含量的平均值分别为14.44 μg·kg−1 fw和2.19 μg·kg−1 fw，表明LREEs占总稀土元素含量的比重极大. 此外，不同种类的蔬菜对稀土元素的富集程度呈现较大差异，其中叶类蔬菜对稀土元素的富集最为显著，提示人们需加强对叶类蔬菜中稀土元素污染水平进行监测并对稀土微肥的使用进行管控. 基于蔬菜中稀土元素的残留水平计算的我国沿海地区居民膳食暴露量显示，东部沿海地区居民每日通过食用蔬菜摄入稀土的平均含量远低于不安全剂量和亚临床损害剂量，表明中国东部沿海地区日常蔬菜摄入对 REEs 的健康风险是可以接受的.
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图 1 在线固相萃取六通阀切换示意图
Figure 1. Switch schematic diagram of six-way valve for on-line SPE system
图 2 循环水养殖系统流程图（①—⑨为采样位置）
Figure 2. Flow chart of recirculating aquaculture system（①—⑨ is the sampling positions）
表 1 上样泵梯度程序
Table 1. Loading pump gradient program
时间/min Time 流动相A/% Mobile phase A 流动相B/% Mobile phase B 流速/（mL·min−1）Current speed 0 100 0 1.5 5 100 0 1.5 6 0 100 1.5 9 0 100 1.5 10 100 0 1.5 15 100 0 1.5
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表 2 分析泵梯度程序
Table 2. Analysis of pump gradient procedures
时间/minTime 流动相A /%Mobile phase A 流动相B /%Mobile phase B 流速/（mL·min−1）Current speed 0 80 20 0.25 5 80 20 0.25 8 75 25 0.25 11 40 60 0.25 13 10 90 0.25 15 0 100 0.25
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表 3 15种目标药物的质谱参数
Table 3. MS parameters of 15 target drugs
化合物Compound 保留时间Retention time 离子源模式Ion source mode 母离子 Parention m/z 碎裂电压/V Fragmentation voltage 子离子Daughterion m/z 碰撞能量/eVCollisionenergy 磺胺嘧啶（Sulfadiazine, SDZ） 6.65 + 250.9 100 92.1* 33 155.9 13 磺胺噻唑（Sulfathiazole, STZ） 6.81 + 256 105 156* 13 92 29 磺胺甲基嘧啶（Sulfamerazine, SMR） 7.10 + 265 115 92* 33 156 17 磺胺二甲基嘧啶（Sulfamethazine, SMZ） 7.60 + 278.9 120 185.9* 17 92.0 33 土霉素（Oxytetracycline, OTC） 7.41 + 461.1 115 426.1* 21 443.1 11 氧氟沙星（Ofloxacin, OFL） 7.36 + 362.0 140 318.1* 21 261 29 诺氟沙星（Norfloxacin, NOR） 7.47 + 320.0 130 302.1* 25 276.1 17 四环素（Tetracycline, TET） 7.73 + 445.1 120 410.1* 20 154 22 恩诺沙星（Enrofloxacin, ENR） 8.17 + 360.1 130 316.1* 21 342.1 25 磺胺甲基异恶唑（Sulfamethoxazole, SMX） 9.46 + 254.0 104 92.0* 29 155.9 17 金霉素（Chlortetracycline, CTC） 9.85 + 479 135 444* 22 462 16 克拉霉素（Clarithromycin, CLR） 12.01 + 748.4 165 158* 29 590.3 21 孔雀石绿（Malachite Green, MG） 12.14 + 329.2 160 314.2* 38 285.1 42 隐色孔雀石绿（Leucomalachite Green, LMG） 12.17 + 331.2 160 239.1* 30 223.1 55 脱水红霉素（Anhydro Erythromycin A，ERY-H2O） 11.67 + 716.4 150 158.1* 25 558.4 9 *定量碎片离子. quantitative fragment ion.
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表 4 目标物的线性方程、检出限、定量限
Table 4. Linear equation, method detection limit and quantification limit of target compound
化合物Compound 线性方程Linear equation 相关系数Correlation coefficient（R2） 检出限LOD /（ng·L−1） 定量限LOQ /（ng·L−1） 磺胺嘧啶（Sulfadiazine, SDZ） y=25.527x+18.273 0.9996 1.00 3.00 磺胺噻唑（Sulfathiazole, STZ） y=23.468x+17.751 0.9998 0.50 1.50 磺胺甲基嘧啶（Sulfamerazine, SMR） y=97.287x+73.169 0.9995 0.15 0.45 磺胺二甲基嘧啶（Sulfamethazine, SMZ） y=170.79x+40.775 0.9997 0.03 0.09 土霉素（Oxytetracycline, OTC） y=44.155x-14.424 0.9998 0.05 0.15 氧氟沙星（Ofloxacin, OFL） y=174.59x+160.71 0.9999 0.02 0.06 诺氟沙星（Norfloxacin, NOR） y=14.584x+2.6525 0.9972 1.00 3.00 四环素（Tetracycline, TC） y=56.62x-12.389 0.9999 1.00 3.00 恩诺沙星（Enrofloxacin, ENR） y=8.8106x-8.0198 0.9993 1.00 3.00 磺胺甲基异恶唑（Sulfamethoxazole, SMX） y=4.1178x+0.5746 0.9997 2.00 6.00 金霉素（Chlortetracycline, CTC） y=1.9264x-0.42 0.9992 1.00 3.00 克拉霉素（Clarithromycin, CLR） y=64.992x+120.85 0.9983 0.10 0.30 孔雀石绿（Malachite Green, MG） y=89.22x-25.492 0.9999 0.05 0.15 隐色孔雀石绿（Leucomalachite Green, LMG） y=13.782x+23.408 0.9994 1.00 3.00 脱水红霉素（Anhydro Erythromycin A，ERY-H2O） y=90.259x-283.68 0.9994 0.10 0.30
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表 5 2021年6月牙鲆养殖系统检测结果（ng·L−1）
Table 5. Detection results of Scophthalmus maximus culture system in June 2021
化合物Compound 源水Source water 进水Inlet 养殖水Aquaculture water 尾水Tailwater 微滤机Microfiltration machine 一级净化Primary purification 二级净化Secondary purification 三级净化Tertiary purification 四级净水Four stage purification 磺胺嘧啶 SDZ ND. 1.33 ND. ND. ND. 9.00 ND. ND. 2.68 磺胺噻唑STZ 3.41 2.33 0.86 ND. ND. 4.56 ND. ND. 0.76 磺胺甲基嘧啶 SMR ND. 0.23 ND. ND. ND. 0.59 ND. ND. 1.15 磺胺二甲基嘧啶SMZ 0.15 1.22 0.04 0.25 0.06 2.40 ND. ND. 2.47 土霉素OTC 392.03 152.86 130.05 96.74 305.21 148.50 107.05 126.98 138.66 氧氟沙星 OFL 10.88 3.39 2.42 1.16 9.57 13.21 1.91 2.20 4.77 诺氟沙星 NOR 32.52 28.91 16.6 13.99 13.64 54.74 25.59 22.65 20.80 四环素TC 8.96 4.59 3.49 3.32 4.39 6.11 1.49 5.62 4.75 恩诺沙星ENR 7.56 6.31 8.01 4.34 8.75 16.39 6.88 8.93 7.77 磺胺甲基异恶唑SMX 8.03 5.98 ND. ND. ND. 7.99 ND. ND. 7.94 金霉素 CTC ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. 克拉霉素 CLR ND. 5.52 1.15 1.14 1.14 2.03 ND. ND. 0.22 孔雀石绿MG ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. 隐色孔雀石绿LMG ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. ND. 脱水红霉素ERY-H2O 4.20 7.83 13.52 4.27 4.73 5.12 3.87 3.73 4.16 ND., 未检出. ND., not detected.
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表 6 2021年6月珍珠龙胆石斑鱼养殖系统检测结果（ng·L−1）
Table 6. Detection results of pearl Gentian grouper culture system in June 2021
化合物Compound 进水Inlet 养殖水Aquaculture water 尾水Tailwater 微滤机Microfiltrationmachine 一级净化Primary purification 二级净化Secondary purification 磺胺嘧啶 SDZ 12.40 10.35 5.41 2.67 6.61 7.00 磺胺噻唑STZ ND. ND. ND. ND. ND. ND. 磺胺甲基嘧啶 SMR ND. ND. ND. ND. ND. ND. 磺胺二甲基嘧啶SMZ 1.02 ND. 0.55 0.28 0.16 0.22 土霉素OTC 20.56 72.46 101.52 97.26 81.72 62.60 氧氟沙星 OFL 4.19 8.11 47.42 3.46 2.34 10.37 诺氟沙星 NOR 9.23 24.03 17.37 32.37 12.93 53.77 四环素TC 2.63 5.63 1.81 2.50 3.33 3.51 恩诺沙星ENR 4.01 29.99 90.53 50.82 40.12 26.60 磺胺甲基异恶唑SMX 5.26 ND. ND. ND. ND. ND. 金霉素 CTC ND. ND. ND. ND. ND. ND. 克拉霉素 CLR ND. ND. ND. ND. ND. ND. 孔雀石绿MG ND. ND. ND. ND. ND. ND. 隐色孔雀石绿LMG ND. ND. ND. ND. ND. ND. 脱水红霉素ERY-H2O 3.46 3.52 3.91 3.47 3.47 3.54 ND., 未检出, not detected.
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表 8 养殖系统的生态风险等级评估
Table 8. Ecological risk assessment of Flounder culture system
化合物 Compound RQ1 RQ2 风险等级 Risk level SDZ 3.46×10−7 4.77×10−7 无风险 SMZ 1.24×10−5 5.1×10−6 无风险 SMX 1.43×10−5 9.39×10−6 无风险 STZ 2.40×10−5 ND. 无风险 SMR 2.01×10−5 ND. 无风险 NOR 1.77×10−6 ND. 无风险 OFL 6.95×10−7 2.50×10−6 无风险 ENR 3.34×10−6 1.85×10−5 无风险 TC 2.52×10−8 1.58×10−8 无风险 OTC 4.41×10−8 1.14×10−8 无风险 CLR 5.52×10−9 ND. 无风险 ERY-H2O 6.04×10−5 1.75×10−5 无风险 ND., 未检出. RQ1, 牙鲆养殖系统Paralichthys olivaceus culture system. RQ2, 珍珠龙胆石斑鱼养殖系统. Epinephelus fuscoguttatus♀×Epinephelus lanceolatus♂ culture system.
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