JoVE Logo
저자
연락처

로그인

기사 소개

  • 요약
  • 초록
  • 서문
  • 프로토콜
  • 결과
  • 토론
  • 공개
  • 감사의 말
  • 자료
  • 참고문헌
  • 재인쇄 및 허가

요약

우리는 바다에서 의약품 식별을 완벽 한 도구로 시간의 비행 질량 분석을 사용 하 여 비-타겟 분석을 위한 프로토콜을 제시. 우리는 그들의 제거에 대 한 UV 방사선의 응용 프로그램을 보여 줍니다. 방사선, 복합 절연, 식별 및 저하 프로필의 운동 모델링 분석 그림입니다.

초록

제약 물 주기를 모니터링 하는 것은 수생 환경에 대 한 고 결국 인간의 건강에 대 한 점점 더 중요 해지고 있다. 및 대상 비 타겟 분석은 오늘날의 수단 선택 합니다. 비록 일반적으로 도움으로 실시 하는 분석 대상 트리플 4 극 자 질량 분석기 더 민감한 있을 수 있습니다, 그리고 이전에 선택한 유일한 화합물을 확인할 수 있습니다. 가장 강력한 비 타겟 분석이이 연구에 사용 되는 사중 극 자 질량 분석기 (Q)에 의해 비행 질량 분석기 (MS TOF) 확장의 시간을 통해 수행 됩니다. 고체 상 추출 및 고성능 액체 크로마토그래피 (HPLC) 앞, 비 대상 접근 높은 감도와 선택도 모든 ionizable 물질 감지 수 있습니다. Q-TOF-MS 악기의 전체 활용, 탠덤 질량 분석 (MS/MS) 실험 가속 하 고 타겟된 MS 메서드는 감도 향상 하지만 식별 용 기준에 의존 식별을 용이 하 게. 라인 강 물에서 4 개의 제약의 식별은 설명 했다. 라인 강 Tomasee, 그 리슨, 스위스와 북 해의 남쪽 후미, 네덜란드 근처에 흐름에에서 기인한 다. 그것의 길이 1232.7 킬로미터에 도달 한다. 이후 효과적으로 물 주기에서 제약을 제거 하기 위해 주요 관심, 효과 UV C 방사선 실험실 규모에 시연입니다. 이 메서드는 exemplarily macrolide 항생제 리스로 마이 신에 대 한 표시 되는 의약품의 빠른 저하 수 있습니다. 위의 질문, HPLC, MS, TOF 메서드를 사용 하 여 농도-시간 다이어그램 부모 약물 및 그들의 photodegradation 제품에 대 한 가져옵니다. 처음 주문 순차적 반응에 대 한 방정식을 설정한 후 계산 피팅 수 조사 시간과 4 단계 내에서 잠재적으로 간주 될 때 예측 하는 데 도움이 될 수 있습니다 운동 매개 변수 결정 폐수 처리입니다.

서문

제약은 정기적으로 수생 환경1,2,3,,45에서 발견 된다. 중요 한 소스는 배출물 폐수 처리 식물 (폐수처리 장)6,7,,89에서. 의약품의 발생은 물 주기에 걸쳐 공부 하고있다 exemplarily Turia 강 분 지10. 다른 가운데, 항생제 대표 약물, 이후 그들은 종종 WWTPs의 생물학 단계 통과의 특정 위험한 클래스 불변과 환경11,12,13 세균성 저항을 일으킬 수 있습니다. . Macrolides는 인간 및 동물 용 의약품에 적용 되는 항 생 약의 종류를 구성 합니다. 그들의 대표는 배출물14,15,16,17,,1819에 1 µ g/L까지 농도에서 발견 됐다. 그들 중 하나에 리스로 마이 신 (Ery)20,21입니다. 바다에 리스로 마이 신은 종종 동반 anhydroerythromycin는 (Ery A-H2O), dehydrate22,23여. 리스로 마이 신에서 물 제거 산 불안정 때문 이다. 리스로 마이 신 anhydroerythromycin 대의 비율 pH24,25,,2627에 따라 달라 집니다.

Macrolides는 macrocylic lactone는 다양 한 설탕을 moieties 연결, 예를 포함 하는 화학적., desosamine, cladinose 또는 mycaminose. Macrolides 화학적으로 발효 과정에서 천연 제품 수정, 이후 그들은 종종 혼합물으로 존재 한다. 종 나 A, B, C, 등., 설탕 치환 기 다. 설탕 moieties와 그들의 위치는 lactone macrolides28,29의 행동의 모드에 대 한 책임이 있습니다. 환경 위험을 최소화 하기 위해 완전히 수생 환경27,30,,3132에 들어가기 전에 제약을 형성할에 바람직합니다.

이 연구의 첫 번째 부분 물 표면에 제약의 탐지 배출물 및 오픈 바다 모니터링에 대 한 중요 한 거래. 다양 한 다른 행렬에서 그램 범위에서 정체 불명된 물질에 대 한 검색, 분석 대상 비 선택20,33,,3435의 방법입니다. 특히, 고성능 액체 크로마토그래피 (HPLC) 분무 이온화 4 중 극에서 시간의 비행 질량 분석 (HPLC-ESI-Q-TOF-MS)은 특이성 및 감도 특별 한 가치의 입증 되었습니다. 감도 수 더 물질의 식별 확장할는 사중 극 자 접근 선택 모드에서 운영 하는 타겟된 MS를 사용 하 여 고 셀 내에 충돌 충돌 에너지를 0으로 설정. 따라서, 이온 비 조각에 도착 TOF 검출기.

이 작품의 두 번째 초점에 리스로 마이의 제거 이다. 소위 고급 산화 공정 (AOPs) 사용 되는 의약품의 제거에 대 한 예., UV 빛36,,3738와 방사선 조사에 의해 시작. 저하에 대 한 필수적인 VUV에 의해 물에서 수 산 기 급진 파의 형성은 UVC 방사선 다음 식 1 /.

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

수 산 기 급진 파 물질36,37의 저하에 기여 하는 긍정적으로 2.8 V의 높은 산화 잠재력을 소유한 다.

여기, 리스로 마이 신은 진공 자외선/UVC-조사 물에을 사용 하 여 저하 pH의 영향을 고려 설명 합니다. 더욱 위험한 제품의 형성 AOPs39,40을 사용 하 여 단점이 될 여겨진다. 따라서, 그것은 제약의 완전 한 강화까지 비추는 중요 하다. 더 나은 예상 방사선 조사 시간, 반응의 운동 모델 반응 속도 상수 및 절반 생활 초기 약물 및 그것의 photodegradates 결정 됩니다. 이 목적에 농도-시간 (c t) 플롯 HPLC ESI Q TOF MS 측정에서 파생 되었고 MATLAB를 사용 하 여 화학 속도 론 모델에 비해. 속도 저하의 첫 번째 순서에 따라 진행 하 고는 photodegradates 연속 또는 후속 후속 반응27,41의 중간 제품으로 설명 했다.

프로토콜

1. 시료 준비: 고체 상 추출

  1. 샘플의 준비에 대 한 물 약 1 리터를 수집 합니다.
  2. 거친 입자를 제거 하는 2 μ m의 기 공 크기와 블루 밴드 필터를 통해 샘플을 필터링 합니다.
  3. 메탄올과 초순의 3 mL 3 mL를 사용 하 여 SPE 카트리지 equilibrate
  4. SPE 카트리지에 여과 액 (1 리터)을 적용 하 고 적당 한 진공, 예를 사용 하 여 흐름 속도 증가., 다이어 프 램 펌프.
    참고: 여러 SPE 카트리지는 병렬로 실행할 수 있습니다.
  5. 초순의 3 mL과 샘플을 씻으십시오.
  6. 메탄올의 3 mL와 함께 카트리지 솔에서 analytes elute
  7. 로터리 증발 기를 사용 하 여 건조 3 mL eluate 집중.
  8. 초순의 1 mL에 잔류물을 디졸브.
  9. 주사기 필터를 통해 솔루션을 필터 및 HPLC ESI Q TOF MS에 의해 비 타겟 분석에 대 한 유리병에 보관.

2. HPLC ESI-Q-TOF-MS-타겟 대상된 분석, MS/MS 방법

  1. HPLC ESI Q TOF MS autosampler에 유리병을 전송.
  2. HPLC-ESI-Q-TOF-MS에 대 한 모든 관련 된 매개 변수 (표 1)을 설정 합니다.
    참고: 유한 충돌 에너지를 사용 하는 경우 , 즉., 충돌 에너지 (CE) ≠ 0, 이온 조각화 됩니다. 이 모드는 대상된 MS/MS 방법에 해당합니다.
  3. 측정을 시작 합니다.
  4. 결과 chromatograms 및 질량 스펙트럼 분석 합니다.

3. UV 방사선 조사 실험

  1. 항생제 화합물, 예를 들어, 리스로 마이 신 (750 mg/L), 최종 농도 20 mg/L에서 초순에 분해.
  2. 솔루션의 750 mL와 알루미늄 호 일에 싸서 1 L photoreactor를 입력 합니다.
  3. 원자로에 전력의 15 승을 제공 하는 램프를 소개 합니다.
  4. 500 rpm에서 자력을 적용 합니다.
  5. 3-4, 6-7 또는 8-9의 HCl (0.1 M) 또는 NH3 (0.1 M) 필요한 경우 dropwise 추가 하 여 원하는 값을 pH 값을 조정 합니다. pH 6-7 예를 들어 사용 됩니다.
  6. 주사기를 사용 하 여 0 시 샘플으로 반응 솔루션의 2 개 mL를가지고 고 2 mL 유리 유리병에 그것을 전송.
  7. UV 램프에 스위치와 elapsing 시간의 추적.
    참고: 10 분의 방사선 조사 시간 충분 한 많습니다. 원하는 경우에 photoreaction의 완전성, 두 번째 실험 시리즈 첫 번째 시리즈의 결과 사용 하 여 기록 해야 합니다.
    주의: UV 조사는 실명으로 이어질 수 있습니다.
  8. 솔루션에서 모든 30 2 mL 샘플을 그리는 첫 번째 5 분 동안 s. 그런 다음 걸릴 샘플 모든 60 실험의 끝까지 s. 2 mL 튜브에 샘플을 전송 합니다.
  9. -4 ° c.에 HPLC ESI Q TOF MS 분석까지 튜브를 저장
  10. 2 단계에서 설명한 방법으로 HPLC ESI Q TOF MS를 사용 하 여 16 샘플을 분석 합니다.

4. 활동 분석

  1. MATLAB R2016b의 커브 피팅 도구 상자와 같은 적당 한 소프트웨어를 준비 합니다.
  2. 첫번째 순서 활동에 따라 복합 부모 항생제의 사진 유발 저하의 시간 데이터 대 질량 영역에 맞도록 설비 242,43 을 참조 하십시오
    figure-protocol-2043(2)
    농도 figure-protocol-2118 첫 번째 반응 단계 A b에서 A, cA 1 의 속도 상수 k반응 시간 t 동안 실제 농도 educt의 초기 농도를 말합니다
  3. 질량-시간 곡선의 대 영역에 맞도록는 식 3, 4를 사용 하 여 degradates로 연속 또는 후속 후속 반응, 즉의 중간체로 기술 될 수 있다., 반응에 따라 B 또는 C 제품 모델 →B → C → d.
    figure-protocol-2442(3)
    figure-protocol-2514(4)
    농도 cB 와 cC B와 C는 중간체를 참조 그리고 k2k3 해당 속도 상수 B c C d. ~
  4. 데이터에 맞게 식 5를 사용 하 여 조사 시간 사진 제품의 저하를 관찰 하기에 충분 하지 않은 경우. 이 degradate는 속도 상수를 CD 농도와 최종 제품 D로 처리할 수 있습니다.
    figure-protocol-2860(5)
    1. B. 끝나는 반응 하는 경우 식 3, 대신 식 6를 사용 하 여 B의 농도 계산 C는 최종 제품, 식 7 식 4 대신에 따라 C의 농도 계산 합니다.
      figure-protocol-3024(6)
      figure-protocol-3096(7)
  5. 식 8를 사용 하 여 반감기 t1/2의 결정에 대 한.
    figure-protocol-3242(8)

결과

단단한 단계 적 출 결과로 노란 어두운 녹색 솔루션을 포함 하는 염 록 소의 존재를 표시 하는 모든 경우에서 얻은 물질 (그림 1). 의약품이 물 샘플에 포함 된 그들의 농도부터 보이는 채색 이어질 하지 것 이라고 하 고 그들의 흡 광도 일반적으로 너무 낮은 것. 대신, 제약의 HPLC와 고해상도 질량 분석을 사용 하 여 분석할 필요가 있다.

비 대상 분석, HPLC-ESI-Q-TOF-석사 각 화합물 이온에 대 한 정확한 질량을 얻을 수 있도록 하는 뛰어난 대량 정확도 때문에 사용 되었다. 수행된 분석의 질량 발견 크로마 컬럼에 분리 과정에 기록 된 각 질량 스펙트럼의 가장 강렬한 절정을 표시 하는 기본 피크 크로마 (BPC)으로 표현 되었다. 그림 2 에 표시 된 예제에서는 강 라인에서에서 물 샘플의 BPC를 선물 한다.

BPC는 이상의 25 봉우리 반영 하는 다른 m/z 값, 따라서 다른 화합물의 7는 BPC에 표시 된 포함. 물질 알 수 없는 선험적으로했기 때문에, 그들의 식별 하는 첫 번째 단계는 일반적으로 분자 공식 파생의 구성 되어 있습니다. 이것 동위 원소 패턴 환경 샘플에서 낮은 샘플 농도로 인해 모든 경우에 관찰 하지 수 있지만 정확한 질량과 동위 패턴 TOF 감지에 의해 제공을 통해 수행 됩니다. 약 630 화합물, 포함 된 독일 환경 기관 (부서)에 의해 환경에서 같은 공공 데이터베이스의 도움으로 후보자의 작은 그룹의 예비 식별 종종 성공적 이다. 마지막 증거에 대 한 상업적으로 유효한 기준 비교를 수행할 수 있습니다 또는 MS/MS 조각화 패턴 (그림 3) 간주 될 수 있습니다.

이 작품에서는, 보존 기간 기준 표준을 비교 독일 물 표면에서 매우 자주 발견 하는 의약품의 식별에 대 한 차지 했다. 이러한 물질 metoprolol, β 차단제, carbamazepine, 진통제, 그리고는 macrolide 항생제에 리스로 마이 A와 그것의 유래 anhydroerythromycin A. 리스로 마이 신 역할을 더이 연구에서 조사 하는 예제를 포함 합니다. 공부 라인 강 샘플이 했다 7.6의 pH와 16.5 ° C의 평균 온도 이 pH에 anhydroerythromycin 것도 물 샘플에 예상 된다. 상세한 분석에 대 한 추출된 이온 chromatograms (EICs) 물 샘플의 기준 (그림 4)와 비교 되었다.

비교는 metoprolol, carbamazepine와 anhydroerythromycin에 대 한 보존 기간 및 관찰된 analytes 사이 좋은 계약을 보여 줍니다. 참조 표준 anhydroerythromycin의 EIC 표시 두 봉우리, 따라서 두 화합물 탈수 리스로 마이 신의 두 가지 사이트에서 발생 했다. 그러나, 단 하나 anhydroerythromycin 이성질체 라인 강 샘플에서 확인 되었다. 리스로 마이 신은 자체 추적에만 했다. 따라서, 아니 MS/MS 스펙트럼을 얻을 수 있습니다. 항생제와 그 dehydrate 정확한 질량 표 2에 주어진 다. EIC, 따라서 m/z 값 및 유지 시간, metoprolol, carbamazepin를 사용 하 여 라인 강 샘플에 리스로 마이 신 및 anhydroerythromycin을 확인 될 수 있는.

수생 환경에 관하여 폐수 처리 공장을 통해 전달 하 고 입력 물 표면에서 제약을 방지 하기 위해 중요 하다. 효율적인 제거를 위한 탐구에서 다른 pH 값에 UV C 방사선 실험 실행 되었다 리스로 마이 신에 대 한 예를 들어. 농도-시간 (c t) 다이어그램 질량-지역 대 시간을 사용 하 여 기록 된 플롯 EICs에서 파생 된. 저하는 방정식 2에 따라 설명 했다. 리스로 마이 신은 후자의 두이 성체 리스로 마이 신은 A와 B와 A, anhydroerythromycin의 구성 됩니다. 리스로 마이 신은 A와 그들의 계산에 맞는 c t 곡선 그림 5에 나와 있습니다. PH 7에서 가속된 저하 관찰 되었다. 이 모든 4 개의 화합물, 표시 되지 않는 데이터에 적용 됩니다. 결과적으로 중립 pH의 주위에 리스로 마이의 사진 유발 저하 밖으로 실행 되어야 한다. 라인 강 강 샘플의 경우 pH 조정 필요 했다.

Photodegradates는 제약의 확인 된 모든 3 개의 pH 값도 했다. 해당 구조 제안서와이 photodegradates에 대 한 개요는 표 3에서 제공 됩니다. Photodegradates, m/z와 제품의 운동 분석에 대 한 예를 들어 720 역할을 =. Photodegradates 자주 반응 중간체로 기술 될 수 있다. 따라서, photodegradates는 aconsecutive 및 후속 후속 반응을 설명 했다. 중간체의 결과 유형 사이 결정 결정 (R2) 계수 및 잔여 평균 제곱 오류 (RMSE) 기준으로 촬영 했다 적당 한 소프트웨어와 함께 계산 하는 적합의 미 덕을 기반으로 합니다. 사실은 리스로 마이 신은 산 불안정, degradates 현재 사전 조사 했다 방사선 조사 시 발생할 것 이다. 식 3 및 4에 효과 유한 시작 농도 이었다. 따라서, 요소는 방정식에 추가 되었습니다. 맞는 계산 공식에 따라 3, 4 및 그림 6 실험 데이터를 보여준다.

중간의이 예제 뒤에 지 수 감퇴 자형 상승 농도 증가 보여주었다. 이것은 중간 후속 후속 반응에 대 한 지표 이다. 연속 반응 중급 자형 증가 표시 되지 않습니다. 통계 품질 매개 변수는 또한 이후의 후속 반응 모델 적합의 약간 우수한 계약을 가리킨다. 결정 R2 연속 반응의 계수 0.9898 이었고 따라서 0.9976 되 고 이후 후속 반응 보다 낮은. 따라서, 시험된 photoproduct 후속 후속 반응의 중간으로 해석 되었다. K 값 계산 적합도에서 발생, 반감기 계산된 다음 식 5. 모든 관련 된 운동 매개 변수는 표 3에서 수집 됩니다.

가장 빠른 저하는 pH 7, pH 9, pH 3 (그림 5)에 대 한 느린 저하 발견 하는 동안 뒤에서 관찰 되었다. 또한 형성 하는 photoproducts의 적용이 찾는. 3 photodegradates는 관찰 되었다. 그들의 m/z 값 750.46 Ery f, Ery c 720.45와 192.12 DPEry192, 리스로 마이 신 구조 (그림 7)의 glycosidically 바인딩된 설탕에 해당 했다. photoproduct의 저하 없이 수 수 관찰 DPEry192에 대 한 pH에서 3과 9 Ery f pH 9에서. 이러한 경우에, 조사 시간 중간 제품의 총 저하 관찰 하 긴 충분 하지 않았다. 그럼에도 불구 하 고, 형성 속도 상수 방정식 5, 해당 하는 최종 제품을 사용 하 여 결정 될 수 있습니다.

figure-results-4174
그림 1 . SPE (왼쪽) 후 라인 강에서 샘플의 비교 및 초순 water(right) 치료. 녹색 채색은 지표에 대 한 엽록소를 포함 하는 물질. 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-4554
그림 2 . SPE HPLC ESI Q TOF 양 측정 후 물 샘플의 채널당 모든 chromatograms 가장 높은 피크를 정상화 했다. 설명 m/z 값 해당 MS 스펙트럼으로 표시 됩니다. 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-4958
그림 3 . Q-TOF-MS 스펙트럼 리스로 마이 신 A의 (아래)와 이온 m/z의 MS/MS 스펙트럼 = 734.4689 (맨 위). 스펙트럼 30 eV의 적용된 충돌 에너지에 리스로 마이 신은 A 동위 패턴 및 파편의 유사 분자 이온을 표시. 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-5392
그림 4 . Metoprolol (A), (B) carbamazepine, 리스로 마이 신 (C) A와 (D) anhydroerythromycin A 라인 강 샘플 (블루)와 참조 화합물 (레드)에서 초순 EICs 정규화. 참조 화합물 및 물 샘플에서 의약품의 그들의 보존 시간 같습니다. Metoprolol (A) 및 anhydroerythromycin (D)의 신호 대 잡음 비율 carbamazepine (B)와 추적에서 서만 존재 했다 나타내는 리스로 마이 신 (C) 보다 높다. 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-5961
그림 5 . 리스로 마이 신은 A pH 3 (빨간색), pH 7 (녹색) 및 pH 9 (파란색)에서 photodegradation의 농도-시간 곡선을 정규화. 솔루션은 10 분 동안 조사 했다. PH 7에 리스로 마이 신은 샘플에서 완전히 제거 되었다. 농도-시간 곡선 1 차 운동 방정식을 사용 하 여 기술 될 수 있었다. 운동 속도 상수 했다 0.10 (pH 3), 0.59 (pH 7) = 0.21 (pH 9). 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-6491
그림 6 . M/z와에 리스로 마이의 photoprodegradates의 농도-시간 곡선의 맞는 비교 pH 9에서 720 = 다음 식 3 (A) 및 (B) 4. 연속 반응 (A) 적합의 미 덕: R2 = 0.9898, RMSE = 4.645E + 04, 그리고 후속의 후속 반응 (B): R2 = 09976, RMSE = 2.366E + 04. 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

figure-results-7002
그림 7 . 리스로 마이 신 A, 리스로 마이 신 B 및 anhydroerythromycin 및 그들의 photdegradation 제품의 구조. 이 그림은 Voigt 외에서 수정 되었습니다. 27. 제품과 UVC 방사선의 10 분 후에 형성 되었다 HPLC-Q-TOF-MS와 MS/씨를 사용 하 여 식별 이 그림의 더 큰 버전을 보려면 여기를 클릭 하십시오.

액체 착 색 인쇄기
열:반대 위상 C-18
열:CoreShell 열;
열:50 m m x 2.1 m m 크기, 2.6 μ m 입자 크기
열 온도40 ° C
사출 볼륨:5 Μ L
흐름:0.3 mL/min
이동할 단계:A 용 매: 물 포함 0.1% 개미 산 성
0.1% 개미 산을 포함 하는 용 매 b: 메탄올
그라데이션 프로그램:
시간 /min011011.111.212
A:B 용 매 비율99:1과과1:991:9999:1
질량 분석
출처:듀얼 AJS ESI (긍정적인 모드)
가스 및 소스
가스 온도:300 ° C
가스 건조:8.0 L/분
분무기:14 psig
칼 집 가스 온도:300 ° C
칼 집 가스 흐름:8 L/분
대량 범위:100-1000 m/z
수집 속도:1 스펙트럼/s
수집 시간:1000 ms/스펙트럼
일시적 / 스펙트럼10014
타겟된 MS 방법에 대 한
충돌 에너지 (CE):0 eV
선호 하는 대량-테이블734.4685
MS/ms (일반적으로 자동 MS/MS 모드)
충돌 에너지 (CE):30 eV
절대 임계값3000 건의
상대 임계값0.01%
대량 범위:100-100 m/z
수집 속도:1 스펙트럼/s
수집 시간:1000 ms/스펙트럼
일시적 / 스펙트럼9964
대상으로 MS/MS 방법에 대 한
선호 하는 대량-테이블734.4685

표 1입니다. 조건 및 물 행렬에 의약품의 HPLC ESI Q TOF MS 분석에 사용 되는 매개 변수. 그것은 컬럼에 실행 두 분석 사이의 순수 초순 샘플 실행을 통해 또는 위해 모든 물질을 elute 컬럼에 메서드의 런타임 확장을 통해 사이 헹 구는 단계를 소개 하는 것이 좋습니다.

figure-results-10415
표 2입니다. 제약 이론 그들의 보존 기간으로 라인 강 샘플에서 발견 하 고 관찰 [M + H]+ 및 그들의 구조. ESI 모드에 긍정적인 설정 있도록 [M + H]+-이온 감지 했다. 보존 기간 최소한 일반적인 실험 알려진 이유로 달라질 수 있습니다.

pH 3pH 3pH 7pH 7pH 7pH 7pH 7pH 7pH 9pH 9pH 9pH 9
제품k1 [분-1]t1/2 [분] (k1)k1 [분-1]k2 [분-1]k3 [민-1]t1/2 [분] (k1)t1/2 [분] (k2)t1/2 [분] (k3)k1 [분-1]k2 [분-1]t1/2 [분] (k1)t1/2 [분] (k2)
Ery A0.16.810.59--1.18--0.21-3.37-
Ery B0.0514.230.66--1.04--0.22-3.21-
Ery-H2Oa0.116.530.59--1.17--0.19-3.72-
Ery-H2산부인과0.154.761.11--0.63--0.21-3.35-
Ery F관찰 되지 않는-0.890.35-0.781.98-1.09*-0.64-
Ery C결정 되지-0.745.270.780.940.130.890.170.184.043.92
DPEry1920.35*1.97관찰 되지 않는-----0.30*-2.34-
* 더 저하 관찰

테이블 3입니다. 운동 속도 상수 및 해당 반감기 리스로 마이 신 및 그것의 photodegradates Voigt에서 적응의 저하의 외. 27 . 리스로 마이 신 A, 리스로 마이 신 B 및 anhydroerythromycin의 두 가지 형태 리스로 마이 신에 의하여 이루어져 있다. 3 photodegradates는 관찰 되었다. 거기 라고 하 Ery F, Ery C와 DEry192.

토론

이 보고서에서 제시 하는 비 대상 분석의 예 시연 HPLC ESI Q TOF MS, MS를 사용 하 여 표면 물에 의약품의 식별/MS와 비교 마지막 증거로 표준 참조. TOF MS를 사용 하 여 비-타겟 분석의 힘은 주어진된 보유 시간 및 임시 분자 공식의 예측에 이르게 높은 대량 정확도에 있는 모든 이온의 검출을 기반으로 합니다. TOF 질량 분석기에 대 안으로, 궤도 이온 트랩의 응용 물44오염 물질 분석에 대 한 설명 하고있다. 분자 공식 예측은 신속 하 게 선택 기준에 시작 지점으로 사용 되었다. 미리 선택 된 이온만 사중 극 자 필터 통과 이후 Q TOF MS 악기의 대상된 MS 방법의 응용 프로그램 특정 화합물의 검출을 허용. 일반적으로 타겟된 분석 물 분석45에 또한 트리플 4 극 자 질량 분석기를 사용 하 여 수행 됩니다. 경 음악 결점으로 인해 이론적 질량에서 편차에 대 한 보상, 표준 참조와 크로마 비교 수행 수도 있습니다. 대상으로 MS/MS 방법 식별 분석에 대 한 선택할 수 있습니다. 여기, 이온 선택, 조각 및 그들의 조각을 발견. MS/MS MS 보다 덜 민감하기 때문에, 조사 물 샘플에서 의약품의 농도를 의미 있는 조각 너무 낮은 되었습니다. 그러나, 파편 검출 되는 경우 더 높은 신뢰와 화합물 식별할 수 있습니다. 부족 한 감도 큰 초기 물 샘플 볼륨을 집중 하 여 극복할 수 있습니다. 또한, 측정 잠재적인 생 분해46,47,,4849때문에 샘플링 후 가능한 한 빨리 밖으로도 수행 되어야 합니다. 그렇지 않으면, 샘플 제외 복합 저하 또는 반응-20 ° C에서 저장 되어야 한다.

때로는 같은 m/z 값이 다른 보존 시간에 나타납니다. 그 때문에 성체 다른 분석 기법 필요 수 있습니다. 그것은 또한 그 아무 화합물 수 감지,는 반드시 그들의 부재를 증명 하지 않습니다 발생할 수 있습니다. 그들은 단지 폼 이온 수 또는 탐지의 한계 아래 발생. 물의 종류는 또한 의약품의 존재에 영향을 미치는 연습. 제약 회사는 폐수 처리 식물48,50,51,,5253에서 거의 소스 물과 지 하 수 물와 배출물을 입력합니다.

저하 실험에 대 한 방사선 소스 해야 될 특징 사전에 있기 때문에 광자 플럭스 또는 램프의 광자 fluence 속도 저하 및 저하의 메커니즘에 크게 기여. 초기 시도 VUV/UVC 램프에 대 한 아마 저압 수은 램프 충분 하다. 일반적으로, 과산화 수소, H2O2 의 추가 저하27,36,,3754를 가속 한다. 때 다른 램프, 예. UVA 램프 사용, 수 산 기 급진 파의 형성 보장 되어야 합니다, 예를 들어,., 이산화 티타늄 23,,2430, 의 추가 통해 31. 많은 화합물에 리스로 마이 신, 오 기 보다는 자체 제약의 사진-반응성 등27저하 유도 종입니다.

운동 매개 변수 결정에 대 한 대량 발견 chromatograms, 농도, 대표에 신호의 지역 조사 시간 대 플롯 됩니다. 데이터에 맞게, 그것은 적당 한 소프트웨어를 사용 하는 것이 좋습니다. 여기, MATLAB의 커브 피팅 도구 사용 되었다, 허용 하는 신속 하 게 계산 하 고 정확한 방정식 데이터. 운동 중간의 더 복잡 한 방정식에 의해 결정 됩니다. 맞는, 즉품질 파라미터., R2 와 RMSE, 또한 얻은 쉽게 했다.

이 연구는 감지 하 고 식별 제약 오염 물질과 초순에 리스로 마이 신의 photodegradation 강 수의 분석을 시연 했다. 표면 물 등 환경 바다에서 다른 저하 속도 및 속도 상수 humins 등의 물질을 흡수 하는 빛으로 인해 얻을 수 것 이다. 저자의 경험에 따르면 저하 자주 일어난다 더 천천히, 하지만 때로는 비교 요금41,56에서.

의약품, 특히 항생제, 해양 환경 및 결과 위험에서의 세계적인 문제는 여전히1성장을 계속 합니다. 다양 한 및 다양 한 화학 물질, 대사 산물, 그리고 degradates, 비 대상 분석 환경57에 그들의 발견에 대 한 가장 중요 한 분석 무기가 될 것입니다. 효과적인 제거, 폐수 처리 공장에서 새로운 단계 고급 산화 공정에 따라 설계 된 것으로 해야 합니다에 대 한는 UV 방사선의 일부가 될 수 있습니다.

공개

저자 아무 경쟁 금융 관심사를 선언합니다.

감사의 말

멜 라 니 Voigt Niederrhein 대학 응용의 과학의 Promotionskolleg에서 급 비에 대 한 감사입니다. 저자는 추가 재정 지원에 대 한 그들의 기관을 감사합니다.

자료

NameCompanyCatalog NumberComments
Methanol for liquid chromatography LiChrosolvMerck1060181000
formic acidFluka94318
HClRiedel-de Haen
NH3Riedel-de Haen
Simplicity 185 Water Purification SystemEMD Milliporefor producing MilliQ-water
ErythromycinBioChemica AppliChemA2275,0005
Filter Rotilabo-filter, Typ 113ARothAP78.1
SPE-Cartridges Oasis HLB 3cc (60mg)WatersWAT094226
BAKER SPE-12GJ.T. Baker
membrane pump PC3001 VarioPro Vacuubrand
rotary evaporator; Laborota 4000 efficientHeidolph Instruments
syringe, 2 mLTerumo
Nylon Syringe Filters Target2Thermo Scientific10301345
C-18 CoreShell column 50 mm x 2.1 mm dimensions, 2.6 μm particle sizeThermo Scientific
HPLC 1200Agilent
ESI-Q-ToF-MS 6530Agilent
photoreactor, UV Labor Reactor System 3Peschl Utraviolet GmbH
VUV/UVC-lamp, TNN 15/32, 15 WHeraeus
pH-meter, pHenomenal pH 1100Lvwr662-1657
magnetic stirrerHeidolph Instruments
MassHunter Workstation B.06.00Agilent
MATLAB R2016bMathworks

참고문헌

  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).

재인쇄 및 허가

JoVE'article의 텍스트 или 그림을 다시 사용하시려면 허가 살펴보기

허가 살펴보기

더 많은 기사 탐색

138Macrolide

This article has been published

Video Coming Soon

JoVE Logo

개인 정보 보호

이용 약관

정책

연락처

사서에게 추천하기

JoVE 뉴스레터

연구

교육

저자

사서

JoVE 소개

Copyright © 2025 MyJoVE Corporation. 판권 소유