![1
Tính cấp thiết của đề tài
MỞ ĐẦU
Kháng sinh đóng vai trò vô cùng quan trọng, nhờ có kháng sinh mà con người đã
thoát khỏi nhiều bệnh tật hiểm nghèo, còn với động vật chúng không chỉ được dùng trong
phòng và điều trị bệnh tật mà còn dùng để kích thích tăng trưởng. Tuy nhiên với sự hạn
chế về hiểu biết và nhận thức, kháng sinh được xem là thần dược, nên con người đã sử
dụng kháng sinh quá mức, với lượng tiêu thụ hàng năm trên thế giới khoảng 100.000 đến
200.000 tấn [58]. Kháng sinh sau khi đi vào cơ thể người sẽ có khoảng 30 - 90% các chất
được đào thải qua phân hoặc nước tiểu [161]. Đối với động vật khoảng 50 - 90% lượng
dùng sẽ được đào thải, trong đó thành phần thuốc ban đầu là 9 - 30% tùy thuộc vào hình
thức sử dụng thuốc, tuổi và loài động vật [57]. Trong môi trường tự nhiên một số kháng
sinh dễ dàng bị phân hủy như penicillin, nhưng một số nhóm lại khó bị phân hủy như
fluoroquinolones và tetracyclines, do đó chúng tồn tại lâu, lan truyền trong môi trường
hoặc có thể được tích lũy trong sinh vật và trầm tích. Nhiều nghiên cứu đã phát hiện thấy
sự có mặt của kháng sinh trong môi trường nước (nước thải, nước mặt, nước ngầm và nước
uống), trong phân thải của động vật, trong đất, trong trầm tích và trong động vật thủy sinh
có những nơi nồng độ lên đến vài trăm mg/L hoặc mg/kg trọng lượng khô.
Kháng sinh tồn lưu trong môi trường, thậm chí ở nồng độ thấp chưa gây ảnh hưởng
tức thời tới sinh vật, nhưng sự tiếp xúc lâu dài của sinh vật với kháng sinh và các chất
chuyển hóa của chúng có thể dẫn đến sự tích tụ trong các mô và gây tác động trực tiếp
hoặc gián tiếp đến quần thể sinh vật. Đặc biệt là sự tiếp xúc lâu dài với kháng sinh sẽ dẫn
đến sự tiến hóa của các vi khuẩn gây bệnh và vi khuẩn thông thường, sự biến đổi di truyền
và chuyển giao kháng thuốc kháng sinh (ARGs). Đây là vấn đề được các nhà khoa học trên
thế giới cũng như Việt Nam quan tâm, nó đã được Tổ chức Y tế Thế giới xếp là một trong
ba mối đe dọa nghiêm trọng nhất đối với sức khoẻ cộng đồng trong thế kỷ 21. Trong số các
nhóm ô nhiễm hóa học mới nổi, kháng sinh được xếp vào nhóm nguy cơ ưu tiên.
Sulfonamides (SAs), trimethoprim (TRI) và quinolones (QNs) là những kháng sinh phổ
rộng, chúng được sử dụng phổ biến trong y học ở người, thú y và nuôi trồng thuỷ sản,
nhằm mục đích ngăn ngừa hoặc điều trị nhiễm khuẩn [90, 150]. Chúng được sử dụng rộng
rãi ở Việt Nam bởi giá thành rẻ, có khả năng chống lại một số bệnh nhiễm khuẩn thông
thường và có hiệu quả cao trong việc thúc đẩy tăng trưởng ở động vật. Các kháng sinh này
có thời gian bán hủy dài nên chúng đã được phát hiện thấy ở nồng độ cao trong nhiều môi
trường khác nhau trên thế giới như Trung quốc, Địa Trung Hải, Ý, Việt Nam. Do đó luận
án đã lựa chọn kháng sinh SAs, QNs và TRI làm đối tượng nghiên cứu.
Hà Nội với mạng lưới các hồ dày đặc, chúng tạo nên cảnh quan đặc trưng của thành
phố và góp phần không nhỏ trong việc điều hòa khí hậu vùng. Bên cạnh đó các sông hồ Hà
Nội được đánh giá là rất phong phú và đa dạng về các chủng loại sinh vật, nơi đây tập
trung hàng trăm nghìn các nguồn gen quí hiếm của đất nước. Nhưng theo kết quả báo cáo](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-14-320.jpg)
![2
về hồ Hà Nội năm 2015 cho thấy trong 30 hồ nghiên cứu có 6 hồ ô nhiễm rất nặng, 8 hồ ô
nhiễm nặng và 11 hồ có dấu hiệu ô nhiễm [8], mà nguyên nhân chính là do các hồ thường
xuyên tiếp nhận nước thải. Các nguồn nước thải này gồm nước thải bệnh viện, nước thải
sinh hoạt và một phần nước thải chăn nuôi chưa được xử lý hoặc xử lý không triệt để nên
đã và đang là nguy cơ ô nhiễm kháng sinh trong các hồ. Chính vì vậy nghiên cứu đã tiến
hành đánh giá dư lượng một số chất kháng sinh trong nước, trầm tích, cá rô phi đen
(Oreochromis mossambicus) và ốc nhồi (Pila polita) trong một số hồ Hà Nội.
Mục tiêu nghiên cứu của luận án
- Tối ưu hóa quy trình phân tích đồng thời ba nhóm kháng sinh quinolones, sulfonamides
và trimethoprim trong nước, trầm tích và cá rô phi.
- Xác định hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại hồ Tây, hồ
Trúc Bạch, hồ Thủ Lệ, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở.
- Bước đầu đánh giá sự nguy hại của kháng sinh với sinh vật trong nước, trầm tích.
- Đề xuất phương pháp xử lý nước thải có chứa kháng sinh và các chất dược phẩm khác.
Đối tượng và phương pháp nghiên cứu
- Đối tượng nghiên cứu là hàm lượng kháng sinh SAs, QNs và TRI trong nước, trầm
tích, cá rô phi và ốc tại 5 hồ của Hà Nội
- Sử dụng phương pháp nghiên cứu thực nghiệm tại hiện trường (lấy mẫu, bảo quản
mẫu, khảo sát hiện trạng các hồ), trong phòng thí nghiệm (xử lý mẫu và phân tích
trên sắc ký lóng hai lần khối phổ LC/MS/MS) để xác định hàm lượng kháng sinh
trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại 5 hồ của Hà Nội; sử dụng phương pháp
thống kê để xử lý số liệu phân tích; phương pháp kế thừa các số liệu thu thập được
trong các tài liệu và các kết quả đã được nghiên cứu; phương pháp đánh giá dựa
trên các số liệu thực nghiệm đo được để rút ra các kết luận.
Ý nghĩa khoa học và thực tiễn
- Đã ứng dụng sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS) để phân tích hàm lượng kháng
sinh họ quinolones, sulfonamides và trimethoprim.
- Đánh giá được hiện trạng ô nhiễm kháng sinh trong 5 hồ Hà Nội, trên cơ sở đó xác định
nguyên nhân và đề xuất một số biện pháp giảm thiểu nồng độ kháng sinh vào hồ.
- Bước đầu nghiên cứu khả năng tích tụ kháng sinh trong ốc và cá rô phi qua hệ số tích
lũy sinh học để đưa ra các khuyến cáo với người dân trong sử dụng ốc và cá rô ở các hồ
có nguồn nước thải vào làm thực phẩm.
- Dự đoán được loại kháng sinh có nguy cơ ảnh hưởng mạnh tới quần thể sinh trong năm
hồ Hà Nội thông qua thương số nguy hại HQ.
Những điểm mới của luận án
- Đây là nghiên cứu đầu tiên ở Việt Nam đưa ra những kết quả về ô nhiễm một số họ
kháng sinh QNs, SAs, TRI trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc ở các hồ Hà Nội.
- Đã đưa ra kết quả dự báo về mức độ ảnh hưởng của các kháng sinh QNs, SAs, TRI đối
với quần thể sinh vật trong nước và trầm tích của 5 hồ Hà Nội.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-15-320.jpg)
![3
CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
1.1. Tổng quanvề thuốc kháng sinh
Kháng sinh được phát hiện đầu tiên vào năm 1928 do Alexander Flemming, sau này
các nhà khoa học đã nghiên cứu sâu hơn và ứng dụng chúng trong phòng và điều trị bệnh.
Năm 1942 Waksman đã đưa ra khái niệm đầu tiên về kháng sinh “Một chất kháng sinh hay
một hợp chất có tính kháng sinh là một chất do các vi sinh vật sản xuất ra, có khả năng ức
chế sự phát triển hoặc thậm chí tiêu diệt các vi khuẩn khác”. Hiện nay kháng sinh không
chỉ được chiết tách từ động vật hoặc thực vật mà còn được tổng hợp, vì vậy giới y học đã
đưa ra một khái niệm kháng sinh hoàn chỉnh hơn “Thuốc kháng sinh là những chất có
nguồn gốc vi sinh vật, được bán tổng hợp hoặc tổng hợp hóa học. Với liều thấp có tác dụng
kìm hãm hoặc tiêu diệt vi sinh vật gây bệnh” [6].
Cơ chế tác động của kháng sinh là ức chế quá trình tổng hợp của vi khuẩn (vỏ); ức
chế chức năng của màng tế bào; ức chế quá trình sinh tổng hợp protein; ức chế quá trình
tổng hợp acid nucleic; ức chế tổng hợp acid folic (kháng chuyển hóa) [26, 85].
Có nhiều cách phân loại kháng sinh khác nhau tùy theo mục đích nghiên cứu và cách
sử dụng nhưng phổ biến hơn cả là dựa vào cấu tạo hóa học. Dựa vào cấu trúc hóa học
kháng sinh được chia thành 9 nhóm sau [6]: Kháng sinh -lactam; Kháng sinh
aminoglycosid (gọi tắt là aminosid); Kháng sinh tetracyclin; Nhóm phenicol; Kháng sinh
macrolid; Kháng sinh lincosamid; Kháng sinh peptid; Kháng sinh quinolones; Nhóm Co –
trimoxazol. Ở Việt Nam, trong các nhóm kháng sinh sử dụng cho người thì -lactam được
sử dụng nhiều nhất chiếm tới 87,5% tổng lượng kháng sinh kế đến là ST-mixture 5,7%,
SAx và QNs là 2 họ kháng sinh tồn dư nhiều nhất trong thực phẩm [16]. Trong môi trường
các kháng sinh họ -lactam dễ bị phân hủy còn các kháng sinh sulfonamides, quinolones
và TRI có độ bền cao. Vì vậy nghiên cứu đã lựa chọn kháng sinh TRI và một số kháng sinh
họ QNs (CIP, ENR, NOR, OFL), SAs (SMX, SMZ, STZ, SMR) để đánh giá nồng độ trong
nước, trầm tích và động vật thủy sinh của các hồ Hà Nội.
1.1.2. Thuốc kháng sinh họ sulfornamides và trimethoprim
Kháng sinh họ sulfonamides (SAs) là những kháng sinh nằm trong nhóm Co –
trimoxazol, có tác nhân kháng khuẩn tổng hợp. Các dẫn xuất của sulfanilamide không chỉ
được sử dụng chủ yếu trong nuôi trồng thủy sản và chăn nuôi thâm canh mà còn được
dùng để chữa bệnh cho con người. Trước kia sulfonamides là một trong những họ kháng
khuẩn tiêu thụ nhiều nhất trên thế giới, đứng thứ hai sau kháng sinh họ tetracycline được
sử dụng trong thú y ở các nước Châu Âu với lượng tiêu thụ khoảng 11-23% [97]. Hiện nay
nhiều loại vi khuẩn trước đây nhạy cảm với SAs nhưng đã kháng lại thuốc và việc tìm ra
những kháng sinh hiệu quả hơn đã làm giảm bớt sự hữu dụng của các sulfonamides. Ở các
nước phát triển sulfonamides ít được sử dụng trên người, nhưng ở các quốc gia phát triển](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-16-320.jpg)
![4
như Việt Nam chúng vẫn được sử dụng thường xuyên do giá thành rẻ (Macrolides là 1-3
USD/viên, trong khi sulfonamides là 2 cent/viên tại Việt Nam) [131].
Sulfonamides bài tiết ra từ người và động vật dưới dạng hóa chất ban đầu hoặc các
chất chuyển hóa chủ yếu là N-acetyl hóa (với acetyl hóa xảy ra ở nhóm amin thơm) [150].
Chúng cũng như các kháng sinh khác khi tồn dư trong môi trường gây ra các vấn đề sức
khỏe nghiêm trọng ở người như có khả năng gây dị ứng, tạo các phản ứng độc hại, sinh ra
các vi khuẩn kháng thuốc hay SAs còn được dự báo là chất có nguy cơ gây ung thư [141].
Cấu trúc phân tử của kháng sinh họ sulfornamides tương tự như axít p-aminobenzoic
(PABA) gồm có một nhóm amin (-NH2) và một nhóm sulfonamide (-SO2NH-) [26]. Do đó
chúng là những chất lưỡng tính với đặc điểm của axit yếu và kiềm yếu, giá trị pKa1 trong
khoảng từ 2 đến 2,5 và pKa2 từ 5 đến 8, tương ứng với nhận proton ở nhóm anilin và khử
proton của nhóm sulfonylamido. Như vậy SAs tích điện dương khi môi trường axit (pH
<2), trung tính khi pH từ 2 đến dưới 5, điện tích âm ở pH trên 5 [150]. Tính chất của một
số kháng sinhh SAs:
Sulfathiazole (STZ) tan ít trong nước, methylen cloride, khó tan trong ethanol 96%
và chloroform, tan trong dung kiềm và dung dịch axít vô cơ loãng. Nó ổn định, không
tương thích với các tác nhân oxy hóa mạnh, nhạy cảm với nhiệt, không khí và ánh sáng
trong thời gian lưu trữ lâu dài. Ngày nay, thỉnh thoảng STZ vẫn còn được sử dụng kết hợp
với sulfabenzamide và sulfacetamise để điều trị cho gia súc nhưng không còn được sử
dụng trong con người.
Sulfamethazine (SMZ) khó tan trong ethanol 96%, tan nhiều trong nước, aceton và
dung dịch axít vô cơ loãng, độ tan tăng lên khi tăng pH. Nó bị phân hủy 20% sau 180 ngày
trong trầm tích [19].
Sulfamethoxazole (SMX) tan trong nước và ít tan chloroform, ethanol 96%, tan tự do
trong aceton, dung dịch kiềm và axít loãng. Ở các quốc gia đang phát triển nó thường được
sử dụng để điều trị bệnh ở người và khi đào thải ra bên ngoài có khoảng 15% SMX ở dạng
ban đầu [29]. Kháng sinh SMX tồn lưu lâu trong môi trường, có thời gian bán hủy là trên
365 ngày [146]
Sulfamerazine (SMR) là một sulfonamid thường được sử dụng trong thuốc thú y, để
điều trị và ngăn ngừa bệnh truyền nhiễm như tiêu hóa và hô hấp nhiễm trùng và thúc đẩy
tăng trưởng của vật nuôi và cá [85]. Sulfamerazine bị hấp thụ mạnh trong tubuli thận và
lượng bài tiết qua nước tiểu là rất ít, nên khả năng đào thải ra của sulfamerazine là rất
chậm. Vì vậy các nghiên cứu hiện nay đã được chỉ định để điều tra tác động của
sulfamerazine về gan, thận và huyết thanh học [136].
Trong thực tế, một số sulfonamides thường được kết hợp với diaminopyrimidines
tổng hợp (nhóm Co – trimoxazol ) như baquiloprim, ormetoprim đặc biệt là trimethoprim
để làm giảm độc tính và tăng khả năng hoạt động. Kháng sinh TRI là chất tĩnh khuẩn khi
dùng một mình, khi phối hợp với sulfonamides cho tác dụng sát khuẩn, nó rất ít tan trong
nước (độ tan trong nước khoảng 0,04%), tan tốt trong ethanol, tan vừa trong methanol. Nó](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-17-320.jpg)
![5
được sử dụng rộng rãi trong điều trị nhiễm trùng đường hô hấp, nhiễm trùng đường tiểu
nặng và nhiễm khuẩn đường ruột [130]. Trimethoprim chuyển hóa ở gan và thải trừ qua
thận khoảng 50% ở dạng hoạt chất ban đấu [146]. Nó có độ bền tương đối cao với thời
gian bán hủy trong môi trường 20 – 100 ngày [146], loại bỏ không đáng kể trong hệ thống
xử lý nước thải, vì vậy đây cũng là một chất đáng lo ngại đối với môi trường sinh thái.
Bảng 1.1. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của kháng sinh họ SAs và TRI [19, 129, 135, 136]
Tên kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý
Sulfathiazole
4-amino-N-(1,3-thiazol-2-yl)
benzenesulfonamide
Công thức hóa học: C9H9N3O2S2
(M =255,319)
Độ hòa tan trong nước: 373mg/L
pKa1=2,01-2,08;pKa2=7,07-7,50
logKow = 0,05
Sulfamethazine
4-amino-N-(4,6-
dimethylpyrimidin-2-yl)
benzenesulfonamide.
Công thức hóa học: C12H14N4O2S
(M=278,34 g/mol)
Độ hòa tan: 1500 mg/L
pKa1=2,65; pKa2=7,65
log Kow=0,89
Sulfamethoxazole
4-amino-N-(5-methylisoxazol-
3-yl)-benzenesulfonamide.
Công thức hóa học: C10H11N3O3S;
(M=253,279 g/mol )
Độ hòa tan trong nước 1382 mg/L
pKa1=1,4±0,1;pKa2=6,4±0,5
logKow = 0,89
Sulfamerazine
4-methyl-2-
sulfanilamidopyrimidine4
Công thức hóa học: C11H12N4O2S
(M=264,30358 g/mol)
Độ hòa tan trong nước: 202 mg/L
pKa1=1,58-2,22; pKa2=6,77-7,15
logKow =0,14;](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-18-320.jpg)
![6
Tên kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý
Trimethoprim
5-(3,4,5-trithoxybenzyl)
pyrimidine-2,4-diamane
Công thức hóa học: C14H18N4O3
(M = 290,3 g/mol)
Độ hòa tan trong nước 400 mg/L
pKa1 = 3,23; pKa2 =6,76
Log Kow=0,91
1.1.3. Thuốc kháng sinh họ quinolones
Kháng sinh họ quinolones (QNs) không có nguồn gốc tự nhiên, được điều chế bằng
phương pháp tổng hợp. Hoạt động của chúng được dựa trên sự ức chế sự hoạt động của các
enzyme DNA gyrase hoặc topoisomerase II, topoisomerase IV trong vi khuẩn [66, 67, 68].
Cơ chế này cũng có thể ảnh hưởng đến nhân bản tế bào ở động vật có vú. Nghiên cứu gần
đây đã chứng minh sự tương quan giữa khả năng gây độc tế bào động vật có vú của các
quinolones và cảm ứng của micronuclei, nhưng cơ chế gây độc như thế nào thì vẫn chưa
được biết. Ngoài ra chúng còn có khả năng gây sẩy thai khi sử dụng cho động vật mang
thai, rối loạn phát triển sương, sụn (gót asin ở người).
Trong cấu trúc phân tử, các kháng sinh quinolones thế hệ thứ nhất gồm chủ yếu là
axít oxolinic và axít nalidixic (chứa nhóm cacboxyl) nên các hợp chất có tính axít, có hiệu
lực chống lại các vi khuẩn gram âm. Còn đối các kháng sinh QNs thế hệ thứ hai trong phân
tử có chứa một nguyên tử flo ở vị trí C-3 và một nhóm piperazinyl ở vị trí C-7 nên có tính
bazơ, chúng có khả năng chống lại các vi khuẩn gram dương và gram âm [106]. Như vậy,
QNs có thể được chia thành hai nhóm theo tính chất axít-bazơ. Quinolones có tính axít giá
trị pKa trong khoảng từ 6,0 đến 6,9 và ở môi trường axít chúng ở dạng trung tính. Ngược
lại, các quinolones piperazinyl có hai hằng số phân ly pKa1 và pKa2 nằm trong khoảng 5,5 -
6,3 và 7,6 - 8,5, tương ứng [26]. Trong môi trường axít fluoroquinolone tồn tại ở dạng
cation, đó là điều quan trọng để giữ chúng trong các cột chiết, còn các quinolone có tính
axit không tích điện trong dung dịch và ít được giữ lại trên cột C18. Trong môi trường
kiềm, dạng anion của cả hai nhóm quinolones được giữ lại trong cột HLB kém hơn so với
dạng cation, zwitterionic và trung tính, nhưng chúng có thể được giữ lại trên cột SAX tốt.
Điều này quan trọng để thực hiện quá trình chiết mẫu ở môi trường axit mạnh, xa giá trị
pKa của các chất kháng sinh và đảm bảo dạng tồn tại của chúng theo ý muốn. Tuy nhiên ở
môi trường axit quá mạnh thì không thích hợp cho quá trình làm giàu mẫu [46].
Các kháng sinh QNs hấp thụ không hoàn toàn trong cơ thể sinh vật và con người,
nên sau khi sử dụng chúng sẽ bị đào thải ra ngoài qua đường nước tiểu và phân dưới dạng
ban đầu từ 30 – 85% [63]. Trong môi trường tự nhiên, kháng sinh QNs tương đối bền](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-19-320.jpg)
![7
nhiệt, ít bị thủy phân và khó bị phân hủy bởi sinh vật nhưng bị phân hủy bởi ánh sáng tử
ngoại ( <330nm) [45], một số chất không bền trong không khí ẩm, thời gian bán hủy
trong nước tinh khiết đối với CIP và NOR là 90 phút và 105 phút tương ứng. Tuy nhiên,
trong trầm tích floquinonol tương đối ổn định do chúng có thể bị hấp phụ lên các hạt rắn,
như axít oxolinic và flumequine có thể được giữ lại trong trầm tích từ 9,5 - 15 và 3,6 - 6,4
ngày tương ứng [131]. Trong môi trường pH từ 6 đến 8 chúng hòa tan trong nước ít nhưng
tan tốt trong chất béo và dung môi hữu cơ, do đó có thể thâm nhập vào các mô [54]. Trong
hệ thống xử lý nước thải, fluoroquinolones được loại bỏ một lượng lớn (79-87%) do chúng
có khả năng hấp phụ mạnh và liên kết với bùn thải [48]. Mặc dù hoạt tính của thuốc kháng
sinh có thể bị giảm khi hấp phụ trên đất sét và các chất humic nhưng chưa có nghiên cứu
nào công bố về vấn đề này. Tính chất của một số kháng sinh quinolones:
Norfloxacin là một kháng sinh phổ rộng hoạt động với cả vi khuẩn gram dương và vi
khuẩn gram âm. Nó thường được sử dụng để chữa các bệnh về đường tiết niệu thông
thường như viêm bàng quang, viêm bể thận, viêm tuyến tiền liệt, …, viêm dạ dày-ruột non
cấp. Kháng sinh NOR bài tiết qua đường nước tiểu dưới dạng ban đầu là 30%, thời gian
bán hủy trong môi trường 101 – 364 ngày [146]
Enrofloxacin (ENR) hấp thu nhanh chóng từ đường tiêu hóa và thâm nhập vào tất cả
các mô của cơ thể. Nó được dùng rộng rãi trong chăn nuôi, nuôi trồng thủy sản, không sử
dụng trên người [123]. Việc sử dụng kháng sinh này cho thực vật (rau, cỏ) sẽ làm cho cơ
thể của con người rất dễ bị nhờn thuốc.
Ciprofloxacin (CIP) tan tốt trong dung dịch axít acetic loãng, tan một phần trong
nước ở pH = 7, tan rất ít trong ethanol, methylen chloride. Nó được sử dụng phổ biến trong
y học ở con người trên toàn thế giới và được phép sử dụng trong thú y. Trong nuôi trồng
thủy sản CIP được sử dụng để dự phòng và có xu hướng ngày càng tăng đặc biệt là ở các
quốc gia như Chile, Trung Quốc [61]. Khi đi vào cơ thể người qua đường uống thì có
khoảng 40 - 50% đào thải dưới dạng không đổi qua nước tiểu nhờ lọc ở cầu thận và bài tiết
ở ống thận, khoảng 75% liều tiêm tĩnh mạch đào thải dưới dạng không đổi qua nước tiểu
và 15% theo phân. Theo kết quả nghiên cứu của Esther Turiel và cộng sự (2004) cho thấy
thời gian bán hủy của CIP phụ thuộc nhiều vào điều kiện môi trường, trong môi trường
nước tinh khiết có ánh sáng là 90 ngày, trong nước sông có ánh sáng là 275 ngày [46]
Ofoxacin là thuốc kháng sinh diệt khuẩn phổ rộng, có tác dụng mạnh hơn
ciprofloxacin, đào thải qua đường nước tiểu ở dạng ban đầu là 75% và thời gian bán hủy
trong môi trường 101 – 364 ngày [146].](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-20-320.jpg)
![8
Bảng 1.2. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của các kháng sinh họ quinolones [26, 61, 110, 129, 139]
Kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý
Norfloxacin
1-Ethyl-6-fluoro1,4-dihydro-
4oxo-7-(1-piperazinyl)-3-
quinolinecarboxylic acid
Công thức hóa học:C16H18FN3O3
(M=319,33 g/mol)
Độ hòa tan: 178.000 mg/L
pKa1=6,22; pKa2 = 8,38
logKOW = -1,03
Enrofloxacin
1-Cyclopropyl-7-(4-ethy-1-
piperazinyl)-6-fluoro-1,4-dihydro-
4-oxo-3-quinolinecarboxylic acid
Công thức hóa học: C19H22FN3O3
(M = 359,4 g/mol)
Độ hòa tan: 849,7 mg/L
pKa1 = 5 và pKa2 = 8-9
logKOW=1,10
Ciprofloxacin
1-Cyclopropyl-6-6fluoro-1,4-
dihydro-4-oxo-7-1-piperazinyl3-
quinolinecarboxylic acid
Công thức hóa học: C17H18FN3O3
(M = 331,346 gam/mol)
Độ hòa tan: 30.000 mg/L
pKa1 = 5,76; pKa2 = 8,68
logKOW = 0,28
Ofloxacin
(±)9-Fluoro-2,3-dihyro-3-methyl-
10-94-methyl-1-piperazinyl)-
7oxo-7H-pyrido[1,2,3-de]1,4-
benzorazine-6-carboxylic acid
Công thức hóa học: C18H20FN3O4
(M = 361,38 gam/mol)
Độ hòa tan: 28300 mg/L
pKa1=5,97; pKa2= 8,28
logKOW = 0,35](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-21-320.jpg)
![9
1.2. Tổng quanvề hồ Hà Nội và động vật thủy sinh
1.2.1. Tổng quan về năm hồ Hà Nội
Theo báo cáo về hồ Hà Nội năm 2015 cho biết năm 2010 Hà Nội có 120 hồ và ao
trong nội thành, nhưng đến năm 2015 số hồ còn lại là 112 với tổng diện tích là 6.959.305
m2 [8]. Các hồ ở Hà Nội có chức năng chủ yếu là điều tiết dòng chảy, thoát lũ, xử lý sơ bộ
nước thải, cải thiện điều kiện vệ sinh môi trường, tạo cảnh quan văn hóa cũng như không
gian nuôi trồng thủy sản. Theo nhận xét của các chuyên gia, hiện nay lưu lượng nước thải
chảy vào các hồ đã vượt quá khả năng tự làm sạch dẫn đến tình trạng ô nhiễm, phú dưỡng,
đã và đang dẫn đến sự suy thoái chất lượng nước, thiếu ôxy, gia tăng lớp bùn đáy hồ và đe
dọa tới sự đa dạng sinh thái của hồ. Chính vì các hồ Hà Nội có vai trò đặc biệt quan trọng
và nguy cơ ô nhiễm cao nên nghiên cứu đã chọn hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh,
hồ Thủ Lệ và hồ Yên Sở để đánh giá.
1/ Hồ Tây
Hồ Tây nằm ở phía Tây Bắc Hà Nội, thuộc quận Tây Hồ. Theo các kết quả điều tra,
khảo sát, diện tích hồ Tây hiện nay vào khoảng 526,16 ha, chu vi 18.967 m, chỗ rộng nhất
là 3724 m, chỗ hẹp nhất là 2618 m, mực nước hồ thay đổi theo mùa, chênh lệch giữa mùa
mưa và mùa khô là 0,8 m. Nguyên nhân chính gây ô nhiễm nước hồ là do một lượng lớn
nước thải của thành phố đổ trực tiếp vào hồ từ các cống xả được thể hiện ở bảng 1.3.
Bảng 1.3. Tên các cống thải và lưu lượng nước thải vào hồ Tây [18]
STT Cống thải
Lượng nước thải vào hồ
Lưu lượng mùa kiệt
(m3/ngày)
Lưu lượng mùa kiệt
(m3/s)
1 Cống Tàu Bay 2592 0,030
2 Cống Cây Sy 10282 0,119
3 Cống Đõ 3268 0,042
4 Nhà nghỉ Quảng Bá 173 0,002
5 Khách sạn Tây Hồ 335 0,004
6 Khách sạn Thắng Lợi 320 0,004
7 Cống Trích Sài 518 0,006
2/ Hồ Trúc Bạch
Hồ Trúc Bạch nằm cách hồ Tây bởi đường Thanh Niên, thuộc phường Quán Thánh,
quận Ba Đình, Hà Nội, là một thắng cảnh của Hà Nội. Hồ có chiều dài lớn nhất khoảng
400m và chiều rộng lớn nhất khoảng 300m, có vai trò điều hòa nước thải của thành phố.
Xung quanh hồ có khoảng 12 cống thải vào có kích thước φ ≥300 mm, trong đó lớn nhất là
hai cống của mương Ngũ Xã, tổng lượng nước trung bình đổ vào hồ khoảng 10.000
m3/ngày đêm từ các phố: Phó Đức Chính, Châu Long, Ngũ Xã, Phạm Hồng Thái, Đặng
Dung, Nguyễn Trường Tộ, Nguyễn Biểu, Trấn Vũ…(nguồn từ trạm xử nước thải Trúc](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-22-320.jpg)
![11
thì ốc bò lên sát mặt nước rồi đưa vòi ra thu lấy thức ăn hoặc treo mình lên trên mặt nước
rồi thu thức ăn. Mùa khô/lạnh ốc đóng nắp, vùi bùn một phần hoặc toàn bộ cơ thể dưới mặt
bùn 5 - 20 cm, khi có nước ngập thì trồi lên sinh sống và phát triển ở môi trường
nước. Tuổi thọ trung bình của ốc từ 3 đến 4 năm. Kích thước tối đa ốc nhồi cái đạt 6 - 7 cm
(chiều cao), 5 - 6 vòng, ốc nhồi đực 4 - 5 cm (chiều cao), 3 - 5 vòng soắn [11].
Có nhiều loại cá rô phi khác nhau nhưng được chia thành ba giống là Tilapia,
Sarotherodon và Oreochromis, trong các hồ Hà Nội lại tồn tại nhiều cá rô phi đen
Oreochromis mossambicus (cá rô phi cỏ). Khi còn nhỏ, cá rô phi ăn sinh vật phù du (tảo và
động vật nhỏ) là chủ yếu (cá 20 ngày tuổi, kích thước khoảng 18 mm), cá trưởng thành ăn
mùn bả hữu cơ lẫn các tảo lắng ở đáy ao, ăn ấu trùng, côn trùng, thực vật thuỷ sinh. Trong
tự nhiên cá thường ăn từ tầng đáy có mức sâu từ 1 – 2 m. Cá rô phi thuộc loài cá sống ở
tầng giữa, ăn tạp, nguồn dinh dưỡng đa dạng. Nó có thể sống được trong ao, đầm có màu
nước đậm, mật độ tảo dày, có hàm lượng chất hữu cơ cao, thiếu oxy. Cá rô phi đực khi
nuôi trong môi trường thuận lợi có thể đạt khối lượng 200 gam trong 3 đến 4 tháng nuôi,
400 gam trong 5 đến 6 tháng, 700 gam trong 8 đến 9 tháng, kích thước cá cái thường chỉ
bằng ½ cá đực khi ở cùng độ tuổi [3].
1.3. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh
1.3.1. Hiện trạng sử dụng kháng thuốc sinh trên thế giới
1.3.1.1. Kháng sinh sử dụng cho người
Theo kết quả nghiên cứu cho thấy các nước có thu nhập cao có xu hướng sử dụng
nhiều thuốc kháng sinh trên đầu người hơn các quốc gia có thu nhập thấp và trung bình,
nhưng lượng tiêu thụ kháng sinh hàng năm hầu như ổn định hoặc giảm. Kết quả khảo sát ở
71 quốc gia có thu nhập thấp và trung bình từ giữa năm 2000 đến năm 2010 cho thấy
lượng kháng sinh sử dụng đã tăng lên 30% trong đó penicillin và cephalosporin chiếm gần
60% tổng tiêu thụ trong năm 2010 [60]. Quốc gia tiêu thụ thuốc kháng sinh nhiều nhất
trong năm 2010 là Ấn Độ với 13 tỷ SU (standard units) tiếp đến là Trung Quốc 10 tỷ SU
và Hoa Kỳ 7 tỷ SU. Tuy nhiên, nếu tính theo bình quân đầu người thì Hoa Kỳ là dẫn đầu
với 22 SU/Người, Ấn Độ 11 SU/Người, Trung Quốc 7 SU/Người [60]. Việc tiêu thụ kháng
sinh dùng cho người cũng chịu ảnh hưởng lớn bởi thời tiết, ở Bắc Mỹ và Tây Âu lượng
tiêu thụ lớn nhất là từ tháng 12 đến tháng 2 năm sau, các quốc gia Nam Mỹ vào tháng 6 và
tháng 7, còn ở các vùng nhiệt đới là tháng 8 và tháng 9 [60].
Người ta ước tính có khoảng 80% thuốc kháng sinh được sử dụng bên ngoài bệnh
viện, ở các quốc gia đang phát triển tỷ lệ kháng sinh bán không theo đơn là rất cao, như ở
Saudi Arabia là 78% và Syria là 87-97%, còn Hoa Kỳ và Liên minh Châu Âu khoảng từ 19
- 90% [60]. Tỷ lệ kê đơn thuốc không phù hợp trong bệnh viện ở quốc gia đang phát triển
là tương đối cao như ở Nepal khoảng 10-42%, Việt Nam con số này chiếm khoảng một
phần ba số bệnh viện, còn ở các quốc gia phát triển như Mỹ trong năm 2010 cũng có tới](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-24-320.jpg)
![12
2010
2000
56% bệnh nhân ở 323 bệnh viện sử dụng kháng phổ rộng trong thời gian điều trị [60]. Hình
1.2 biểu diễn lượng kháng sinh tiêu thụ ở một số quốc gia.
Hình 1.1. Tổnglượng kháng sinhtiêu thụ ởmộtsố quốc gianăm2000và 2010[60]
1.3.1.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp
Tỷ lệ sử dụng kháng sinh trong sản xuất nông nghiệp đã tăng lên hàng năm do nhu
cầu điều trị và phòng ngừa bệnh ở động vật. 50% các quốc gia trên thế giới, sử dụng kháng
sinh ban đầu không bắt nguồn từ việc điều trị mà nhằm đích dự phòng (như giảm thiểu lây
nhiễm và lây lan của dịch bệnh) và thúc đẩy tăng trưởng [23]. Năm 2010, tổng lượng
kháng sinh tiêu thụ toàn cầu trong chăn nuôi là khoảng 63.200 tấn, chiếm gần hai phần ba
lượng kháng sinh được sản xuất hàng năm trên toàn thế giới [60] và hầu hết các loại thuốc
kháng sinh được sử dụng trong nông nghiệp thì cũng được sử dụng cho người. Kết quả
thống kê cho thấy ở Mỹ năm 2009 có khoảng 11.200 tấn thuốc kháng sinh được sử dụng
làm chất kích thích tăng trưởng cho gia súc và gia cầm, năm 2011 có khoảng ba phần tư
các trại chăn nuôi dùng ít nhất một kháng sinh cho kích thích tăng trưởng, phòng hoặc
chữa bệnh. Tại Hàn Quốc năm 2004 có 14.791 kg SMX và 7.575 kg TRI đã được dùng
trong chăn nuôi gia súc [122, 165]. Trung Quốc là quốc gia tiêu thu nhiều kháng sinh nhất
trong chăn nuôi tiếp đến là Hoa Kỳ, Brazil, Đức, và Ấn Độ [60].
Hiện nay ở các quốc gia phát triển như Mỹ, Liên Minh Châu Âu, Nhật Bản đã đưa ra
những quy định rất nghiêm ngặt trong sử dụng kháng sinh và dư lượng các kháng sinh
trong các sản phẩm nông nghiệp. Ở EU có bảy kháng sinh quinolones (danofloxacin,
difloxacin, enrofloxacin, flumequine, marbofloxacin, axít oxolinic, và sarafloxacin) được
sử dụng trong sản xuất thực phẩm động vật (trừ động vật có trứng được dùng cho người)
và nuôi trồng thủy sản. Tại Mỹ có hai kháng sinh fluoroquinolones được sử dụng là
enrofloxacin cho lợn, bò sữa (dưới 20 tháng tuổi) và bò thịt (không bao gồm bê) và
danofloxacin cho bò thịt (không bao gồm bê), dư lượng sulfonamides cho phép là không
phát hiện được đối với sulfamerazine trong mô cá hồi, sulfathiazole và
sulfaethoxypyridazine trong mô và ở mức 100 mg/kg cho bảy sulfonamides trong trâu, bò,
lợn, gia cầm và/hoặc mô cá ăn được.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-25-320.jpg)
![13
1.3.2. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh ở Việt Nam
1.3.2.1. Kháng sinh dùng trong điều trị bệnh ở người
Kháng sinh là nhóm thuốc đặc hiệu, được sử dụng để điều trị những bệnh nhiễm
khuẩn do vi khuẩn gây ra, nhưng chỉ cần đau đầu, sổ mũi hoặc đau họng là nhiều người
không ngần ngại mua ngay thuốc kháng sinh để uống, không cần sự chỉ dẫn của thầy thuốc
hay bất kỳ lời khuyến cáo nào. Hiệu thuốc là địa chỉ đầu tiên người bệnh tìm đến khi đau
ốm với mục đích tiết kiệm thời gian và chi phí. Hiện nay trên thị trường Việt Nam có
khoảng 39.016 hiệu thuốc, hầu hết thuốc bán không có đơn thuốc kèm theo [14]. Người
bệnh chỉ cần mô tả triệu chứng bệnh, người bán với kiến thức hạn chế về y, dược sẽ đưa ra
các hướng dẫn lựa chọn. Theo số liệu nghiên cứu năm 2003, 78% kháng sinh được mua tại
các nhà thuốc tư nhân mà không cần đơn, 67% khách hàng tham khảo tư vấn của nhân viên
bán thuốc, 11% tự quyết định về việc sử dụng kháng sinh, chỉ có 27% số nhân viên bán
thuốc có kiến thức về sử dụng kháng sinh và vi khuẩn kháng kháng sinh [81]. Mặc dù Luật
Dược được ban hành năm 2005 có ghi rõ: “Nghiêm cấm bán lẻ thuốc kê đơn không có đơn
thuốc” nhưng người bệnh vẫn có thể mua thuốc kháng sinh và nhiều loại thuốc khác trực
tiếp từ các nhà thuốc và quầy thuốc bán lẻ.
Ở các quốc gia phát triển, bệnh nhân thường được xét nghiệm để định danh vi khuẩn
trước khi bác sĩ kê toa thuốc kháng sinh. Nhưng ở Việt Nam, nhiều bệnh viện tuyến trên và
hầu hết các bệnh viện tuyến quận huyện trở xuống đều không thực hiện các xét nghiệm,
bác sĩ sử dụng kháng sinh trong điều trị cho bệnh nhân dựa trên kinh nghiệm là chính,
thuốc kháng sinh vẫn là loại thuốc được sử dụng hàng đầu. Một số loại kháng sinh dùng
phổ biến trong 15 bệnh viện ở Việt Nam được thể hiện trong hình 1.2 cho thấy mặc dù
bệnh viện Chợ Rẫy và Bạch Mai là hai bệnh viện có tổng chi phí cho thuốc kháng sinh là
lớn nhất nhưng tính lượng kháng sinh sử dụng trong 100 ngày trên một giường bệnh là ở
mức thấp mà cao nhất là bệnh viện Bình Định kế đến là bệnh viện Thanh Nhàn. Theo
nghiên cứu của Truong Anh Thu và cộng sự (2012) thấy 67,4% bệnh nhân nhập viện được
dùng kháng sinh và 30,8% không đúng chỉ định, con số này cao hơn nhiền so với các quốc
gia khác như ở Malaysia (4,0%), Thổ Nhĩ Kỳ (14,0%) và Hồng Kông (20,0%) [145].
Kết quả của việc sử dụng kháng sinh quá mức không chỉ khiến người bệnh thiệt hại
về kinh tế mà có thể đẩy bệnh nhân tới tình trạng vô phương cứu chữa do xuất hiện các vi
khuẩn kháng kháng sinh. Ngoài ra nó còn là nguyên nhân gián tiếp gây ra sự tồn lưu kháng
sinh trong môi trường, do kháng sinh chỉ bị hấp thụ một phần trong cơ thể. Hàm lượng
kháng sinh CIP và NOR đo được trong nước thải bệnh viện tại 6 bệnh viện lớn của Hà Nội
lên đến 25,5 μg/L, 15,2 μg/L theo thứ tự [1], SMX và TRI trong nước thải từ các kênh rạch
của Hà Nội ra sông Hồng 612,00 – 4.330 ng/L; 23,00 – 1.808 ng/L theo thứ tự [117]. Tổng
hàm lượng kháng sinh trong nước thải đô thị tại Việt nam cao hơn nhiều so với các nước
khác trong khu vực đông Nam Á: Việt Nam – 3220 ng/L, Philippin – 1576 ng/L, Indonesia
– 607 ng/L [22].](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-26-320.jpg)
![14
Hình 1.2.Tổngkhángsinh sử dụng tại 15 bệnh viện Việt Namnăm2008 [13]
1.3.2.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp
Việt Nam cũng như các quốc gia khác, kháng sinh sử dụng trong chăn nuôi và nuôi
trồng thủy sản với mục đích phòng, trị bệnh và kích thích tăng trưởng. Hiện nay quy mô
sản xuất nông nghiệp của Việt Nam vẫn còn nhỏ lẻ, nên việc kiếm soát sử dụng kháng sinh
trong người dân là rất khó khăn. Việc lựa chọn kháng sinh và quyết định liều dùng trong
chăn nuôi chủ yếu dựa trên kinh nghiệm của chủ hộ chiếm 44%, hướng dẫn của bác sỹ thú
y là 33% và hướng dẫn của nhà sản xuất 17% [14]. Kết quả khảo sát tại 30 trang trại chăn
nuôi lợn thịt và 30 trang trại chăn nuôi gà thịt của tỉnh Hưng Yên, Hà Tây (cũ) cho thấy
100% các trang trại này sử dụng kháng sinh với mục đích trị bệnh [14]. Trong thức ăn chăn
nuôi người ta cũng phát hiện thấy nhiều loại kháng sinh khác nhau và hàm lượng lớn. Kết
quả thông kê cho thấy để nuôi một kg thịt lợn và thịt gà sống thì cần phải cho vào thức ăn
chăn nuôi 286,6 mg và 77,4 mg kháng sinh tương ứng [109]. Hay trong 1462 mẫu thức ăn
thì có 55,4% mẫu thức ăn cho lợn, 42,2% mẫu thực ăn cho gà, 18,9% mẫu thức ăn cho
chim cút là bị nhiễm kháng sinh [108]. Kháng sinh sử dụng không đúng cách sẽ tồn dư
trong thực phẩm, vì vậy người ta đã phát hiện thấy tỷ lệ cao các mẫu thực phẩm dương tính
với kháng sinh như thịt gà - 17,3%, thịt lợn - 8,8% thịt bò - 7,4% [108]. Ngoài ra chúng sẽ
được đào vào môi trường theo nước tiểu hoặc phân. Kết quả phân tích kháng sinh trong
nước thải tại các trạng trại nuôi lợn ở Hà Nội và đồng bằng sông Mê Kông cho thấy nồng
độ kháng sinh SMX và TRI gần như không phát hiện thấy, nhưng kháng sinh
sulfamethazine là rất cao (Hà Nội: 6,78 - 6662,00 ng/L, đồng bằng sông Mê Kông: 18.512
- 19.153 ng /L) [117]. Vậy có thể thấy SMX và TRI không sử dụng trong chăn nuôi lợn,
nhưng SMZ là kháng sinh sử dụng nhiều trong nuôi lợn.
Theo đánh giá của tổ chức Lương thực và Nông nghiệp của Liên hợp quốc (FAO),
Việt Nam là quốc gia sản xuất thủy sản thứ 3 trên thế giới. Nuôi trồng thủy sản được xem
là một công cụ xóa đói giảm nghèo ở Viêt Nam, như việc sử dụng kháng sinh thiếu hiểu
biết, thiếu bền vững đã và đang dẫn người nông dân trở nên trắng tay. Kết quả khảo sát 94](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-27-320.jpg)
![15
trang trại nuôi cá, tôm nước ngọt ở Việt Nam cho thấy có 68 trang trại (72,3%) sử dụng ít
nhất một kháng sinh ở bất cứ lúc nào trong chu trình sản xuất [39]. Tại đồng bằng sông
Cửu Long, nơi tập trung các trang trại nuôi cá, tôm lớn nhất cả nước để phục vụ cho xuất
khẩu vẫn phát hiện thấy kháng sinh, như tại trang trại nuôi cá ở An Giang và Cần Thơ năm
2011 và 2012 đã phát hiện thấy SMX, TRI và ENR trong nước với nồng độ 12 – 21 ng/L
[34]. Trước kia kháng sinh Oxytetracycline là loại được sử dụng phổ biến nhất, nhưng
trong năm trở lại đây kháng sinh họ quinolones và sulfonamides kết hợp với trimethoprim
lại được sử dụng nhiều hơn. Trong nuôi trồng thủy sản kháng sinh được sử dụng theo
phương thức hòa trực tiếp vào nguồn nước nuôi hoặc trộn vào thức ăn. Người ta ước tính
khoảng 0,15 kg thuốc kháng sinh đã được sử dụng cho mỗi tấn cá nuôi, đồng thời các trang
trại nuôi cá đã xả nước thải trực tiếp ra sông (63%), và kênh chính (19%) [34]. Kết quả
phân tích kháng sinh trong nước nuôi trồng thủy sản tại một trang trại của Việt Nam là:
OFL – 255 ppb, NOR – 41,1 ppb, CIP – 162 ppb [117]. Năm 2015, Margot Andrieu và
cộng sự đã phát hiện thấy sự nguy hại của kháng sinh CIP và ENR trong nước và trầm tích
của ao nuôi cá ở đồng bằng sông Cửu Long đối với vi khuẩn Cyanobacteria (giá trị HQ>1)
[86].
Nhận thấy những tác hại to lớn do việc sử dụng kháng sinh thiếu hiểu biết, thiếu ý
thức của người dân, năm 2017 chính phủ đã ban hành nghị định số: 39/2017/NĐ-CP về
quản lý thức ăn chăn nuôi, thủy sản. Nghị định đã đưa ra những quy định rất nghiêm ngặt
về sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản, như từ năm 2018 Việt Nam
cấm sử dụng kháng sinh trong thức ăn thủy sản, thức ăn chăn nuôi chứa kháng sinh nhằm
mục đích phòng bệnh cho gia súc, gia cầm non được phép lưu hành đến hết năm 2020.
1.4. Ô nhiễm thuốc kháng sinh và ảnh hưởng đến môi trường
sinh thái
1.4.1. Thuốc kháng sinh trong môi trường
Con người và động vật hấp thụ không hoàn toàn các hợp chất kháng sinh, do đó
chúng sẽ đi vào môi trường qua đường nước tiểu, phân ở dạng ban đầu và dạng chất
chuyển hóa. Kết quả nghiên cứu cho thấy có những trường hợp 80% thuốc kháng sinh
dùng đường uống cho gia súc sau khi đi vào cơ thể động vật không thay đổi mà vẫn giữa
nguyên dạng ban đầu trong nguồn thải [24], như tetracycline 75-80%, lincosamide 60%,
macrolides 50-90% [23]. Trong môi trường kháng sinh có thể tồn tại ổn định và lâu dài, sự
tồn tại phụ thuộc vào độ bền của chúng với ánh sáng, khả năng hấp phụ, tốc độ phân hủy
và sự hòa tan trong nước. Kháng sinh có tính hấp phụ mạnh, thường có xu hướng tích lũy
trong đất hoặc trầm tích (như tetracylin, floquinonol) và ngược lại nhưng dược phẩm có
tính linh động cao (như SAs), ít bị phân hủy thì thường có xu hướng thấm vào nước ngầm
và được vận chuyển cùng với nước ngầm hay theo các đường thoát nước chảy tràn vào
nước mặt [106, 119].](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-28-320.jpg)
![16
1.4.1.1. Kháng sinhtrong môi trường nước
Kháng sinh xâm nhập vào môi trường nước ngầm và nước mặt là từ quá trình thẩm
thấu các nguồn thải vào đất, rửa trôi hoặc chảy tràn. Đối với các quốc gia phát triển, cơ sở
hạ tầng tốt, thì nguồn nước thải vào sông, hồ, biển thường được loại bỏ đáng kể kháng
sinh. Nồng độ kháng sinh trong nước mặt ở các quốc gia này thường chỉ vài chục ng/L,
như sông Arno và sông Po ở miền trung và miền bắc Italy nồng độ <25,4 ng/L [47]; sông
Cache La Poudre ở Mỹ < 17,9 ng/L [154]; trong nước biển tại vịnh Victoria – Hồng Kông
< 50 ng/L [64]. Ở các quốc gia đang phát triển như Việt Nam, trình độ hiểu biết và ý thức
sử dụng kháng sinh còn hạn chế, cộng thêm cơ sở hạ tầng chưa hoàn chỉnh nên nước thải
sinh hoạt, nước thải y tế, nước thải trong chăn nuôi phần lớn không được xử lý mà đổ
thẳng trực tiếp vào các sông và hồ, vì vậy nồng độ kháng sinh trong các nguồn nước tiếp
nhận thường cao. Kết quả phân tích kháng sinh trong nước tại các khu vực thượng lưu,
trung lưu và hạ lưu của các kênh dẫn nước thải chính ở thành phố Hà Nội ra sông Hồng có
nồng độ SMX: 612 - 4330 ng/L; SMZ: 16,1 - 66,2 ng/L; TRI: 23 - 1808 ng/L [117]; Kháng
sinh nhóm macrolites, sulfonamides và trimethoprim đã phát hiện trong nước mặt, nước
thải chăn nuôi lợn tại lưu vực sông Mêkông với nồng độ từ 15 đến 328 ng/L [132]; Hàm
lượng kháng sinh trong nước của sông Huangpu – Thượng Hải - Trung Quốc < 313 ng/L
[82]. Hiện nay nguồn nước ngọt ngày càng cạn kiệt nên một số quốc gia đã sử dụng nước
mặt có tiếp nhận nước thải làm nguồn cung cấp nước sinh hoạt, vì vậy nguy cơ dược phẩm
nói chung và kháng sinh nói riêng đi vào cơ thể người là rất cao.
Trong nước mặt dưới tác dụng của các điều kiện tự nhiên, kháng sinh sẽ được
chuyển hóa theo các con đường khác nhau, như phân hủy dưới tác dụng của ánh sáng mặt
trời, kết hợp với các chất khác có trong môi trường hoặc được tích lũy trong động thực vật
thủy sinh và trầm tích hay tồn dư trong môi trường nước. Kháng sinh sulfonamides trong
nước hồ Baiyangdian - Trung Quốc đã phát hiện thấy ở nồng độ từ 0,86 đến 1563 ng/L
[151]; Ở các cửa sông hoặc bên trong dòng sông Seine của Pháp đã phát hiện thấy ít nhất
một lần 17 loại thuốc kháng sinh thuộc 4 nhóm quinolones, sulfonamides, nitroimidazoles
và diaminopyrimidines [49]. Trong nước ngầm mật độ vi sinh vật thấp và các điều kiện
oxy hóa khử nói chung là nghèo, nếu các chất kháng sinh đi vào được chúng có thể bị biến
đổi không hoàn toàn hoặc chuyển hóa thành các chất độc hại hơn, hay thậm chí không thay
đổi trong nước ngầm trong thời gian dài, nên có những nơi phát hiện thấy nồng độ kháng
sinh họ SAs trong nước ngầm gần khu chôn lấp chất thải rắn lên tới từ 10 μg/L đến 1 mg/L
[119].
1.4.1.2. Sự tích tụ kháng sinh trong sinh vật, trong đất và trầm tích
Nhiều nghiên cứu cho thấy kháng sinh có khả năng tích tụ trong cơ thể sinh vật, như
kết quả phân tích 231 mẫu thịt gà và bò lấy tại các siêu thị ở Ankara của Thổ Nhĩ kỳ đã
phát hiện thấy 51,1% mẫu nhiễm kháng sinh QNs [33]. Hay ở Việt Nam các sản phẩm thủy
sản xuất khẩu được kiểm soát rất chặt chẽ từ khâu nuôi trồng đến khi xuất khẩu nhưng](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-29-320.jpg)
![17
nhiều lô sản phẩm xuất khẩu vẫn phát hiện thấy kháng sinh như tháng 8/2011 cơ quan
kiểm tra chất lượng thực phẩm Canada (CFIA) vẫn phát hiện thấy dư lượng kháng sinh
ENR trong một số lô hàng cá tra, cá basa vượt quá 0,6 µg/kg. Do kháng sinh có khả năng
tích tụ trong sinh vật nên các nước trong liên minh Châu Âu (EU) đã ngừng sử dụng kháng
sinh trong chăn nuôi từ năm 2006, Mỹ và Thái Lan sẽ ngừng sử dụng kháng sinh trong
chăn nuôi từ năm 2017, còn Việt Nam theo dự kiến sẽ ngừng sử dụng vào năm 2018. Dự
lượng kháng sinh không chỉ phát hiện thấy trong các sinh vật nuôi mà còn có trong sinh vật
sống hoang dã, như ở các loài cá sống hoang dã xung quang các trang trại nuôi cá hồi đã
phát hiện thấy dư lượng các kháng sinh tetracycline và quinolones [52]; trong thực vật và
động vật của hồ Baiyangdian ở miền bắc Trung Quốc dự lượng kháng sinh QNs và SAs có
những mẫu lên đến 6310 μg/kg khối lượng khô [151].
Kháng sinh được sử dụng nhiều trong điều trị, phòng bệnh và kích thích tăng trưởng
trong chăn nuôi, vì vậy không nghi ngờ khi tìm thấy sự tồn dư kháng sinh và các chất
chuyển hóa của chúng trong phân và đất của các cánh đồng có sử dụng chất thải động vật
làm phân bón. Kháng sinh enrofloxacin là kháng sinh sử dụng chủ yếu trong chăn nuôi,
CIP là chất chuyển hóa chính của nó được sử dụng trong cả người và nông nghiệp đã phát
hiện thấy trong chất thải gia cầm và đất canh tác ở nồng độ 8,3 mg/kg và 0,37 mg/kg theo
thứ tự [105]; kết quả nghiên cứu phân heo ở Áo, Trung Quốc, Đức, Thụy Sĩ, và Hoa Kỳ đã
phát hiện thấy 11 kháng sinh sulfonamides và nồng độ ENR trong chất thải gia cầm ở
Trung Quốc, Ai Cập, Áo lên đến 1421 mg/kg, 31 mg/kg và 8 mg/kg theo thứ tự [23]; ở tây
bắc nước Đức đối với đất cát có độ sâu từ 0 – 30 cm và phân lỏng hàm lượng kháng sinh là
27 μg/kg (OTC), 443 μg/kg (TC), 93 μg/kg (CTC) và 4,5 μg/kg (SMZ) [116].
Thuốc kháng sinh tồn tại trong nước thì cũng có thể được tích tụ vào trần tích bằng
cách trao đổi ion, tạo phức với ion kim loại hoặc tương tác với các chất ưa nước khác. Cơ
chế hấp phụ kháng sinh vào trong trầm tích ngoài phụ thuộc vào bản chất của kháng sinh
và trầm tích, nó còn phụ thuộc vào quá trình tạo phức của kháng sinh với các ion kim loại
như Fe3+, Al3+, …. Các hợp chất humic có trong bùn cũng có thể làm thay đổi tính chất bề
mặt và khả năng hấp phụ cũng như phản ứng của các kháng sinh, kết quả này đã được quan
sát thấy trong phản ứng hấp phụ của kháng sinh tetracycline lên oxit nhôm dưới ảnh hưởng
của axít humic [56]. Chính sự liên kết với các hạt rắn hoặc tạo phức của kháng sinh mà có
thể làm giảm khả năng nhận biết chúng trong môi trường, cũng như làm giảm hoạt tính
kháng khuẩn [77]. Nhiều nghiên cứu cho thấy các kháng sinh fluoroquinolone có khả năng
hấp thụ mạnh trong pha rắn, do đó chúng khó bị phân hủy bởi sinh vật và tồn tại trong môi
trường đất, trầm tích và bùn lâu hơn [105]. Quá trình hấp phụ kháng sinh từ pha nước vào
pha rắn được đặc trưng bởi hệ số hấp phụ Kd, ngoài ra nó còn có thể được đánh giá qua hệ
số phân bố octanole- nước (KOW). Nếu giá trị logKow <2,5 thì tiềm năng hấp phụ thấp (ví
dụ như tetracycline, sulfonamides, aminoglycosides), giá trị 2,5 < logKow <4,0 (ví dụ β-
lactam, macrolides) tiềm năng hấp phụ là vừa, nếu Kow> 4,0 (ví dụ: glycopeptides) tiềm
năng hấp phụ cao. Tuy nhiên, phải nhấn mạnh rằng sự dự đoán khả năng hấp phụ của các](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-30-320.jpg)
![18
kháng sinh vào chất rắn hoặc trầm tích chủ yếu vẫn dựa vào sự không phân cực của các
hợp chất, trong khi dự báo tính phân cực hay không phân cực của các hợp chất thường là
không chính xác, như ciprofloxacin (fluoroquinolone) có Kow =1,8 nhưng khả năng hấp
phụ vào trầm tích lên đến 80% [85]. Kháng sinh trong trầm tích không chỉ phát hiện trong
các ao hồ nuôi nhân tạo như ở Nam Định từ 426,31 mg/kg đến 2615,96 mg/kg bùn ướt [1],
mà còn thấy trong trầm tích của các sông hồ tự nhiên. Trong hồ Baiyangdian ở miền bắc
Trung Quốc đã phát hiện thấy hàm lượng kháng sinh QNs, TRI và SAs trong trầm tích của với
nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 255 μg/kg bùn khô [151], sông Naerincheon ở Hàn
Quốc nồng độ của kháng sinh SAs từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 0,73 μg/kg[161].
1.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh trong môi trường
Tốc độ phát triển ngày càng tăng của các vi khuẩn kháng kháng sinh, đang là mối đe
dọa lớn tới sức khỏe con người, do đó kháng sinh ngày càng được quan tâm về sự hiện
diện, sự bền bỉ và số phận của chúng. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng ở nồng độ thấp,
thuốc kháng sinh có thể thuận lợi cho sự phát triển của các vi khuẩn kháng kháng sinh và ở
một mức độ nhất định có thể tăng cường sức đề kháng của vi sinh vật kháng thuốc [73].
Kết quả nghiên cứu ở Kenya đã phát hiện thấy vi khuẩn Neisseria gonorrhoea trước đây
nhạy cảm với penicillin, nhưng nay đã đề kháng với thuốc này [60]. Theo số liệu báo cáo
của 15 bệnh viện trực thuộc Bộ Y tế, bệnh viện đa khoa của Hà Nội, Hải Phòng, Huế, Đà
Nẵng, Hồ Chí Minh,… về sử dụng kháng sinh và kháng kháng sinh ở Việt Nam giai đoạn
2008 – 2009 cho thấy: năm 2009, 30 – 70% vi khuẩn gram âm đã kháng với kháng sinh
nhóm cephalosporin thế hệ 3 và thế hệ 4, gần 40 – 60% vi khuẩn kháng với nhóm
aminoglycosid và fluoroquinolon [14]. Trong một số nghiên cứu về sông hồ ở Mỹ cho thấy
đã tìm thấy các vi khuẩn kháng kháng sinh SAs và TRI [79]. Chính vì vậy việc phát triển
và lan rộng các vi khuẩn kháng kháng sinh, các gen kháng thuốc đang được coi là một
trong ba mối đe dọa toàn cầu đối với sức khỏe con người và môi trường sinh thái được tổ
chức Y tế Thế giới xếp hạng [32].
Kháng sinh có trong các hệ thống xử lý nước thải sẽ ức chế sự tăng trưởng của các vi
sinh vật và phá vỡ toàn bộ cấu trúc của các cộng đồng vi khuẩn trong môi trường đó. Do
đó chúng có thể ảnh hưởng tới việc phân hủy các chất hữu cơ và loại bỏ các hợp chất nitơ
độc hại có trong nước. Điều này xảy ra là do các kháng sinh trong nước thải đã ảnh hưởng
đến quá trình oxy hóa sinh học được sử dụng trong các hệ thống xử lý nước thải, như
kháng sinh ofloxacin và sulfamethoxazole có khả năng ức chế hoạt động của vi khuẩn nitrit
hóa [43]; dược phẩm có trong nước sẽ gây ức chế nhẹ đối với nhóm vi khuẩn Acetoclastic
methanogenes, đây là nhóm vi khuẩn có ý nghĩa quan trọng trong quá trình phân hủy yếm
khí [53]. Trong môi trường nước tự nhiên kháng sinh phá vỡ chu trình vi khuẩn quan trọng
của hệ sinh thái thủy sinh như vi khuẩn nitrat hóa và vi khuẩn khử nitơ [24], ảnh hưởng tới
động vật không xương sống, cá và đặc biệt là tảo. Điều này được thể hiện trong các nghiên
cứu gần đây về giá trị EC50 của ofloxacin, sulfamethoxazole, flumequine hoặc](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-31-320.jpg)
![19
oxytetracycline, ... trên các sinh vật đại diện (vi khuẩn, tảo và động vật không xương sống)
cho thấy chúng có thể có những tác động có hại hoặc thậm chí rất độc (Kháng sinh
ofloxacin là độc với vi khuẩn Pseudomonas putida (EC50 = 0,010 mg/L), sulfamethoxazole
độc với tảo Synechococcus leopolensis (EC50 = 0,0268 mg/L) [30]). Hay trong nghiên cứu
của Brittana.Wilson và cộng sự (2003) cho thấy nếu trong nước có chứa dư lượng kháng
sinh ciprofloxacin thì nó có khả năng ảnh hưởng cả về cấu trúc và chức năng của cộng
đồng tảo trong nước ngọt tự nhiên [32]. Vậy có thể nói rằng sự xuất hiện của kháng sinh
trong môi trường nước sẽ có nguy cơ gây ảnh hưởng tới môi trường sinh thái, do chúng có
khả năng làm thay đổi hệ sinh thái và đặt ra một mối đe dọa lớn và ngày càng tăng về sự
thành công của y học hiện đại.
Việc sử dụng kháng sinh trong nông nghiệp chăn nuôi thiếu hiểu biết, thiếu kiểm
soát không chỉ làm gia tăng các chủng vi khuẩn kháng thuốc gây bệnh trong động vật mà
còn có khả năng tác động đến sức khỏe con người [112, 137], do các gen kháng và/hoặc vi
khuẩn kháng kháng sinh có thể chuyển từ động vật sang người. Ngoài ra, vi khuẩn có thể
phát triển kháng chéo giữa các kháng sinh dùng trong thú y với những cấu trúc tương tự
như sử dụng độc quyền trong y học của con người. Thêm nữa một số kháng sinh có khả
năng tích tụ trong cơ thể sinh vật sau đó đi vào cơ thể con người qua đường thực phẩm
hoặc do con người sử dụng trực tiếp sẽ gây ra các bệnh như độc tủy xương (bone marrow
toxicity), thiếu máu bất sản và gây ung thư [137].
Đất sau một thời gian sử dụng thường bị thoái hóa, con người đã cải tạo bằng cách sử
dụng phân chuồng, bùn thải hoặc nước thải để bổ sung các chất dinh dưỡng cho đất, vì vậy
đất có thể là một điểm nóng cho các ảnh hưởng của kháng sinh đến cộng đồng vi khuẩn
trong đó. Trong đất hoạt động của các vi khuẩn diễn ra mạnh nên đã kích thích quá trình
trao đổi di truyền, điều này có thể nâng cao sự phát triển của các vi khuẩn kháng thuốc, hay
cấu trúc cộng đồng vi khuẩn có thể thay đổi khi tiếp xúc với thuốc kháng sinh. Các vi
khuẩn kháng thuốc trong đất sẽ đi vào nước ngầm, nước mặt và tác động đến con người.
Hay các nhóm sinh vật phát triển mạnh trong đất như nấm hoặc vi khuẩn, và một số loại
sinh vật đơn độc sẽ bị thu hẹp lại [160].
1.5. Đánh giá nguy hạimôi trường
1.5.1. Tích lũy sinh học
Tích lũy sinh học (bioaccumulation) là tổng hợp của hai quá trình tích tụ sinh học
(bioconcentration) và phóng đại sinh học (biomagnification). Tích tụ sinh học là các hóa
chất từ nước được hấp thụ bởi các sinh vật thủy sinh thông qua da hoặc bề mặt hô hấp.
Phóng đại sinh học là sự tích tụ các chất độc qua các bậc dinh dưỡng trong chuỗi thức ăn.
Vì vậy, sự tích lũy sinh học (bioaccumulation) là các hóa chất đi vào và giữ lại trong sinh
vật từ hai đường: trực tiếp từ môi trường (qua da hoặc bề mặt hô hấp) và gián tiếp qua thức
ăn [74]. Tích lũy sinh học cũng là sự hấp thu cạnh tranh của các chất vào sinh vật từ quá
trình hô hấp, từ chế độ ăn uống với việc loại bỏ hóa chất ra khỏi sinh vật qua quá trình trao](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-32-320.jpg)
![20
đổi hô hấp, đào thải qua phân, biến đổi sinh học do quá trình trao đổi chất của các hợp chất
gốc và pha loãng tăng trưởng. Đại lượng đặc trưng cho khả năng tích lũy sinh học của sinh
vật là hệ số tích lũy sinh học (BAF).
Sự tích lũy sinh học các độc chất môi trường chịu ảnh hưởng bởi nhiều yếu tố, trước
hết là tính bền vững trong môi trường của độc chất, các chất dễ dàng bị đào thải ra khỏi
môi trường thì khả năng tích lũy sinh học yếu. Tiềm năng tích lũy sinh học các hóa chất
còn liên quan tới sự hòa tan trong lipid của các chất. Tính tan trong lipid cũng là một nhân
tố quyết định cho khả năng tích lũy sinh học của một chất. Tuy nhiên, các chất có ái lực
với lipid thường có xu hướng hấp phụ vào trầm tích, vì thế làm cho chúng ít sẵn sàng cho
việc tích lũy sinh học. Sinh vật thủy có thể tích lũy sinh học các hóa chất có ái lực với lipid
và đạt đến nồng độ cao hơn nồng độ chất đó có trong môi trường. Sự hấp thu các chất hòa
tan trong lipid từ môi trường phụ thuộc chủ yếu vào thành phần lipid của các cơ quan, bởi
vì lipid của cơ thể là nơi đầu tiên lưu lại hóa chất. Vậy có thể thấy rằng sự tích lũy sinh học
làm chậm quá trình biểu hiện độc tính của hóa chất, do lúc đầu độc chất được tích lũy trong
lipid, nhưng vẫn di chuyển đến mục tiêu. Khi lipid được sử dụng thì hóa chất này mới biểu
hiện độc tính.
1.5.2. Độc tính sinh học và thương số nguy hại
Hầu hết các dược phẩm sau khi đi vào cơ thể người và động vật một phần sẽ được
đào thải qua phân, nước tiểu mà vẫn giữ nguyên tính chất ban đầu, một phần sẽ bị chuyển
hóa. Quá trình chuyển hóa chia thành hai gia đoạn: Giai đoạn thứ nhất là quá trình oxy hóa,
khử hoặc thủy phân, giai đoạn tiếp theo là quá trình kết hợp với các chất khác như axit
glucornic, sulfat, axit axetic hoặc axit amin [65]. Các quá trình này sẽ tạo thành các chất
chuyển hóa phân cực được bài tiết qua đường nước tiểu và có hoạt tính dược lý không
đáng kể. Vì vậy dược phẩm được xem là những chất ô nhiễm hóa học mới nổi và nhận
được sự quan tâm ngày càng lớn trên thế giới. Trong số các dược phẩm, kháng sinh là chất
nhận được sự quan tâm nhất, bởi số lượng tiêu thụ lớn và sinh ra vi khuẩn kháng kháng
sinh.
Do những ảnh hưởng to lớn của kháng sinh đối với môi trường nên đã có một lượng
lớn các nghiên cứu được thực hiện để đánh giá sự xuất hiện và số phận môi trường của các
kháng sinh đối với sinh vật thủy sinh. Kết quả phân tích hàm lượng kháng sinh quinolones
trong các sông hồ tự nhiên phần lớn nằm trong khoảng từ ng/L đến μg/L (sông Po của
Italy: CIP – 8,8 ng/L; Ofl – 10,9 ng/L [47], sông Huangpu của Trung Quốc QNs nhỏ hơn
giới hạn phát hiện [82]), so với giá trị EC50 đo được trên một số loài sinh nhậy cảm trong
nước (V.fischeri, P.subcapitata, L.minor, D.magna) là >3,75 mg/L [111] thì nhỏ hơn
nhiều; giá trị EC50 của của kháng sinh SMX là >74,2 mg/L đối với các sinh vật (vi khuẩn
V.fischeri, động vật không xương sống D.magna, cá O.latipe) [165], trong khí đó nồng độ
SMX đo được ở các sông tự nhiên luôn nhỏ hơn mg/L (sông Ebro ở miền tây nam Tây Ban
Nha SMX – 89,8 ng/L [103], sông Arc ở miền nam nước Pháp SMX không phát hiện thấy](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-33-320.jpg)
![21
[69]). Như vậy có thể thấy nồng độ kháng sinh trong môi trường nước tự nhiên thấp hơn
rất nhiều so với ngưỡng ảnh hưởng cấp tính đến sinh vật. Nhưng kết quả cũng cho thấy
kháng sinh không chỉ tồn tại trong một thời gian ngắn mà chúng liên tục được đưa vào môi
trường từ hoạt động của con người. Điều đó có nghĩa là các sinh vật thủy sinh nuôi cũng
như sinh vật thủy sinh hoang dã luôn sống trong môi trường nhiễm kháng sinh, do đó
chúng sẽ liên tục bị phơi nhiễm kháng sinh. Dư lượng các kháng sinh trong môi trường có
thể ở nồng độ rất thấp, không thể phát hiện ra hoặc chưa gây ảnh hưởng tới sinh vật ngay
tại thời điểm đó hay tốc độ tích lũy trong cơ thể sinh vật diễn ra rất chậm nhưng đến một
lúc nào đó nồng độ tích lũy đủ lớn trong sinh vật thì chúng sẽ tác động đến quần thể sinh
vật đó. Như trong một số nghiên cứu về ảnh hưởng của kháng sinh đối với vi khuẩn Lam
và cộng đồng vi sinh vật không quang hợp cho thấy ở ngưỡng nồng độ thấp hơn so tiêu
chuẩn loài chúng đã bị tác động [158, 162]. Vì vậy, cần có những nghiên cứu được thực
hiện để đánh giá các tác dụng phụ tiềm năng của thuốc kháng sinh vào các chức năng sinh
thái và vào cấu trúc của cộng đồng sinh vật thủy sinh.
Ngay từ năm 1980, Cục Quản lý Thực phẩm và Dược phẩm Hoa Kỳ (FDA) đã yêu cầu
đánh giá rủi ro môi trường đối với các loại thuốc dùng cho con người và thú y lên các sinh
vật thủy sinh và các sinh vật trên cạn trước khi sản phẩm được bán trên thị trường, một quy
định tương tự cũng được áp dụng ở EU vào năm 1997. Theo hướng dẫn của tổ chức Châu
Âu về đánh giá các sản phẩm dược phẩm (EMEA) năm 2006, quá trình đánh giá rủi ro sinh
thái gồm có 2 giai đoạn: Giai đoạn I là đánh giá sự phơi nhiễm môi trường để ước tính
nồng độ môi trường được dự đoán (PEC) và các yếu tố ảnh hưởng đến tính độc hay dược
lý lên các quần thể sinh vật của hóa chất trong môi trường, chẳng hạn như độc di truyền
(genotoxicity), độc thần kinh, immunotoxicity, độc tính tế bào, hoặc sự rối loạn nội tiết
trong các bộ phận (endocrine disrupting events). Giai đoạn II là mô tả các đặc tính rủi ro,
đó là phân tích dự đoán hoặc quan sát những ảnh hưởng lên hệ sinh thái liên quan đến việc
đánh giá các điểm kết thúc. Đặc tính rủi ro môi trường có thể được hiển thị bằng nhiều
cách khác nhau như định tính (có hoặc không có rủi ro), bán định lượng (rủi ro yếu, trung
bình hoặc cao) hoặc rủi ro theo xác suất (rủi ro là x%). Mô tả đặc tính rủi ro môi trường
theo phương pháp bán định lượng có thể dựa trên thương số nguy hại HQ. Theo nhận định
của Carlsson và cộng sự (2006) cho thấy việc sử dụng thương số nguy hại HQ trong đánh
giá độc tính sinh thái thích hợp hơn là sử dụng dữ liệu độc cấp tính. Bởi vì dựa vào đại
lượng này ta có thể phát hiện ra các tác động sinh thái có ý nghĩa đối với các hợp chất thử
nghiệm [139]. Hiện nay dữ liệu về các hóa chất nguy hại đặc biệt là các hóa chất mới nổi
còn rất ít, thêm nữa là những hạn chế về sự chắc chắn của các phương pháp sử dụng để
đánh giá nguy hại cấp tính. Vì vậy, nhiều nghiên cứu đã sử dụng thương số nguy hại để
đánh giá mức độ nguy hại của kháng sinh trong các môi trường khác nhau. Như trong
nghiên cứu của Margot Andrieu và cộng sự (2015) đã sử dụng thương số nguy hại HQ để
đánh giá mức độ nguy hại của kháng sinh ENR và CIP đối với quần thể sinh vật trong
trạng trại nuôi cá tra ở đồng bằng sông Mê Kông của Việt Nam, kết quả cho thấy cả hai](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-34-320.jpg)
![22
kháng sinh này đều ảnh hưởng mạnh tới vi khuẩn Cyanobacteria trong trầm tích và nước
(HQ > 1,39) [86]; Thương số nguy hại HQ được sử dụng để đánh giả ảnh hưởng của kháng
sinh QNs, SAs đối với quần thể sinh vật (tảo, thực vật, động vật không xương sống và cá)
trong một số sông ở Bắc Kinh – Trung Quốc, kết quả cho thấy tảo là loài bị ảnh hưởng
nhiều nhất (HQ>1,189), cá, thực vật và động vật không xương sống ít bị ảnh hưởng [153].
Vì vậy nghiên cứu cũng sử dụng thương số nguy hại HQ để đánh giá ảnh hưởng của kháng
sinh tới quần thể sinh vật trong nước và trầm tích. Thương số nguy hại HQ theo hướng dẫn
của tổ chức Châu Âu về đánh giá các sản phẩm dược phẩm (EMEA) năm 2006 được tính
là tỷ số giữa nồng độ môi trường được dự đoán (PEC) với nồng độ không gây tác động
được dự đoán (PNEC). Nồng độ dự đoán môi trường (PEC) tính theo công thức [92, 30]:
(μg/L) (1.1)
Trong đó:
DOSEai (mg/người/ngày): Liều tối đa hàng ngày của các hóa chất được sử dụng
cho một người
Fpen (%): Hệ số xâm nhập được tính bằng tỷ lệ số người được điều trị mỗi ngày
(thường lấy 1%).
WASTEWinhab (L/người/ngày): Số lượng nước thải trên đầu người mỗi ngày
(thường lấy là 200).
Dilution: hệ số pha loãng (pha loãng nước thải vào nước mặt thường lấy là 10).
Tuy nhiên việc xác định giá trị HQ dựa trên nồng độ môi trường được dự đoán (PEC)
là chưa thực sự phù hợp vì nó không xét đến quá trình di chuyển của chất và quá trình phân
hủy chất trong tự nhiên [147]. Vì vậy giá trị HQ đã được tính là tỷ số giữa nồng độ chất ô
nhiễm đo được (MEC) tại hiện trường với nồng độ không gây tác động được dự đoán
(PNEC) như công thức 1.2 [165, 166]
(1.2)
Trong đó: - MEC: Nồng độ chất ô nhiễm trong môi trường nước (đất).
- PNEC: Nồng độ không gây tác động được dự đoán
Giá trị PNEC được xác định dựa trên cơ sở sau [127]:
Khi chỉ có dữ liệu về nồng độ ảnh hưởng 50%/ Nồng độ gây chết 50% (EC50 / LC50)
thì việc tính toán PNEC được lấy bằng cách xác đinh giá trị EC50/LC50 của vi khuẩn, tảo,
động vật không xương sống, cá theo hướng dẫn của tổ chức OECD (Organization for
Economic Cooperation and Development) về phương pháp xác định độc tính sinh thái, lựa
chọn giá trị nhỏ nhất, sau đó chia cho một hệ số đánh giá là 1000.
Nếu có các dữ liệu về nồng độ ảnh hưởng không quan sát được (NOEC) cho một, hai
hoặc ba mức dinh dưỡng thì giá trị PNEC được tính bằng giá trị NOEC chia cho hệ số
đánh giá là 100, 50 hoặc 10 tương ứng.
Hiện nay phần lớn các nghiên cứu đều sử dụng cách tính giá trị PNEC theo phương
pháp thứ nhất, mặc dù hệ số đánh giá đã làm giảm mức độ không chắc chắn trong ngoại](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-35-320.jpg)
![23
suy các số liệu thực nghiệm trên một số loài so với thực tế. Vì vậy trong nghiên cứu cũng
lựa chọn các giá trị nồng độ không gây tác động được dự đoán (PNECnước) theo công thức
sau [151, 165]:
PNECnước = (1.3)
- AF: Hệ số đánh giá (lấy là 1000).
1.6. Các phương pháploạibỏ kháng sinh
Việc loại bỏ không hiệu quả kháng sinh trong các hệ thống xử lý thông thường và
những ảnh hưởng nghiêm trọng của chúng tới môi trường sinh thái, đã và đang trở thành
một thách thức với các nhà khoa học. Trong tự nhiên kháng sinh có thể tự loại bỏ khỏi môi
trường nước bằng cách hấp phụ lên bề mặt chất rắn lơ lửng, sau đó xa lắng xuống trầm
tích. Sự hấp phụ bị ảnh hưởng lớn bởi các tương tác tĩnh điện giữa các hợp chất mang điện
tích dương và các sinh vật mang điện tích âm [25]. Ngoài ra một số kháng sinh còn có khả
năng tạo phức với kim loại như tetracylin, quinolones nên nó cũng có tác dụng trong loại
bỏ kháng sinh khỏi môi trường nước. Vì vậy trong các hệ thống xử lý nước thải kháng sinh
tetracycline có thể bị loại bỏ đến 74% [71], quinolones có thể bị loại bỏ trên 80% ở quá
trình bùn hoạt tính [1]. Phân hủy sinh học cũng là một yếu tố làm suy giảm nồng độ kháng
sinh, nhưng không phải chất nào cũng bị loại bỏ bởi quá trình này. Như trong nghiên cứu
về khả năng loại bỏ TRI trong các hệ thống xử lý nước thải bằng sinh học cho thấy, TRI
chỉ có thể bị loại bỏ bởi vi khuẩn nitrat hóa [25], nồng độ kháng sinh SMX trước và sau hệ
thống xử nước thải bằng phương pháp sinh học tại Bắc Kinh – Trung Quốc là 496 ng/L và
235 ng/L theo thứ tự [152]. Vậy có thể thấy nếu trong công nghệ xử lý nước thải chỉ sử
dụng quá trình lắng và sinh học thì loại bỏ không triệt để kháng sinh trong nước.
Vì vậy để loại bỏ hiệu quả kháng sinh nói riêng và dược phẩm nói chung khỏi môi
trường, các công nghệ xử lý tiên tiến sử dụng như phản ứng oxy hóa (O3/H2O2, O3/UV,
H2O2/UV, Fenton (Fe2+
/H2O2), phản ứng quang hóa sử dụng TiO2, clo hóa), chiếu tia UV,
sử dụng các màng siêu lọc, hấp phụ lên than hoạt tính đã được bổ sung vào sau quá trình
xử lý sinh học. Trong nước thải thường chứa các chất ô nhiễm khó phân hủy, hàm lượng
cặn lớn, vì vậy phương pháp oxy hóa tiên tiến là thích hợp nhất. Các kết quả nghiên cứu
trước cho thấy phương pháp AOPs có thể loại bỏ hoàn toàn 560 mg/L ofloxacin trong 2
phút [76]. Kết quả này cũng được chứng minh trong hệ thống xử lý nước tại nhà máy xử lý
nước thải Urumqi và Shihezi ở Tân Cương Trung Quốc [71], nhà máy xử lý nước thải tại
Bắc kinh – Trung Quốc [152], nhà máy xử lý nước thải ở miền tây – Nam Phi [121]. Cơ
chế của phản ứng AOPs là sự hình thành các gốc OH● theo phản ứng 1.4-1.12.
Phản ứng ozon hóa:
3O3 + OH-
+ H+
→ 2OH●
+ 4O2 (1.4)
Phản ứng ozon kết hợp với hydroperoxit (O3/H2O2 – peroxone)](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-36-320.jpg)
![25
nước tốt, ngược lại giá trị logKow cao thì có tính kỵ nước. Đối với những chất lưỡng tính
như kháng sinh thì còn phải xét đến hằng số phân ly axit (pKa).
Ảnh hưởng của nền mẫu là một trong những vấn đề chính trong phân tích, việc xử lý
mẫu sẽ giúp loại bỏ được phần lớn các chất gây nhiễu tiềm năng, làm giàu chất phân tích
và có thể chuyển chất phân tích về một dạng thích hợp hơn. Các phương pháp được sử
dụng để chiết và làm sạch kháng sinh trong các mẫu môi trường là chiết lỏng – lỏng (LLE),
chiết pha rắn (SPE), phân tán mẫu pha rắn (MSPD), chiết lỏng áp cao (PLE), trong bản
luận án lựa chọn hai phương pháp là chiết lỏng – lỏng và chiết pha rắn để xử lý mẫu.
1. Xử lý mẫu bằng phương pháp chiết pha rắn (SPE)
Nguyên tắc của chiết pha rắn là quá trình phân bố các chất giữa hai pha, trong đó
chất mẫu ở dạng lỏng (pha nước hoặc hữu cơ), còn chất chiết ở dạng rắn, là những hạt nhỏ
và xốp có đường kính từ 25 – 70 µm.
Sự lựa chọn chất hấp phụ là điểm quan trọng trong chiết pha rắn, vì nó có thể quyết
định tính chọn lọc, mối quan hệ và khả năng lưu giữ. Việc quyết định chất hấp phụ lại phụ
thuộc rất nhiều vào chất phân tích, thành phần các chất có trong mẫu [101]. Các loại cột
chiết thường sử dụng trong chiết pha rắn là cột C18, HLB, cột trao đổi cation hỗn hợp
(MCX), cột trao đổi anion hỗn hợp (MAX), cột SAX, cột SCX, cột Strata®-X, cột Floresil.
Như cột HLB đã được sử dụng để tách 14 kháng sinh QNs trong cá với hiệu suất thu hồi từ
65 - 86% ở nồng độ thêm chuẩn là 50 và 100 µg/kg [51], cột Strata-X được dùng để chiết
và làm giàu kháng sinh QNs, SAs và TRI trong mẫu nước thải với độ thu hồi trên 50%
[129]. Phần lớn các nghiên cứu khảo sát về các loại cột cho thấy các kháng sinh hấp thụ tốt
trên cột HLB do nó có độ thu hồi cao khoảng 70 – 120%, nên nó thường được sử dụng để
chiết kháng sinh trong các mẫu môi trường [103, 126, 150].
2. Xử lý mẫu bằng phương pháp chiết lỏng – lỏng (LLE)
Nguyên tắc của phương pháp chiết lỏng – lỏng là dựa trên sự phân bố của chất phân
tích vào hai pha lỏng (hai dung môi) không trộn lẫn vào nhau (trong hai dung môi, có một
dung môi chứa chất phân tích) được để trong một dụng cụ chiết như phễu chiết, bình chiết.
Hiệu quả của dung môi chiết phụ thuộc vào ái lực của chất tan với dung môi chiết (KD), tỷ
pha (V) và số lần chiết (n). Trong một số trường hợp có thể thay đổi giá trị KD theo yêu cầu
bằng cách điều chỉnh pH của mẫu để ngăn chặn sự ion hóa của các axit hoặc bazơ, tạo các
cặp ion với các chất tan ion hóa, tạo phức kỵ nước với các ion kim loại, thêm các muối
trung tính vào nước để giảm độ hòa tan của các chất hữu cơ. Có hai phương pháp chiết:
Chiết pha tĩnh và chiết dòng chảy liên tục.
1.7.2. Các phương pháp phân tích kháng sinh
1.7.2.1. Phươngpháp ELISA
ELISA (Enzyme-Linked ImmunoSorbent Assay) hay EIA (Enzyme ImmunoAssay)
là một kỹ thuật sinh hóa dựa trên sự kết hợp đặc hiệu giữa kháng nguyên và kháng thể,](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-38-320.jpg)
![26
trong đó kháng thể được gắn với một enzyme. Khi cho thêm cơ chất thích hợp (thường là
nitrophenol phosphate) vào phản ứng, enzyme sẽ thủy phân cơ chất thành một chất có màu.
Sự xuất hiện màu chứng tỏ đã xảy ra phản ứng đặc hiệu giữa kháng thể với kháng nguyên
và thông qua cường độ màu để nhận biết được nồng độ kháng nguyên hay kháng thể cần
phát hiện.
Nhược điểm lớn nhất của phương pháp là sự liên kết không rõ ràng giữa chất phân
tích mục tiêu và kháng thể, vì vậy dễ bị ảnh hưởng của nền mẫu. Do các hợp chất hóa học
như protein, chất béo, dung môi,… có trong mẫu có thể ảnh hưởng tới sự gắn kết của
kháng thể vào chất phân tích . Ngoài ra phương pháp ELISA không phân biệt được riêng rẽ
từng kháng sinh của một lớp mà cung cấp một ước tính bán định lượng của "tổng" dư
lượng phát hiện [26]. Vì vậy, phương pháp ELISA chỉ là một phương pháp bán định lượng,
có độ chọn lọc cũng như độ nhạy thấp. Nhưng phương pháp này có ưu điểm là nhanh
chóng, đơn giản, chi phí thấp do không cần có quá trình xử lý mẫu. Hiện nay phương pháp
ELISA được sử dụng rộng rãi trong nhiều lĩnh vực nghiên cứu như y học, nông nghiệp và
đặc biệt là được sử dụng để đánh giá nhanh chất lượng thực phẩm, không dùng để đánh giá
dư lượng kháng sinh trong các mẫu môi trường. Phương pháp ELISA đã sử dụng để xác
định tetracycline trong mô động vật lấy tại sông Mê Kông và sông Hồng của Việt Nam với
giới hạn phát hiện 20 μg/kg [39].
1.7.2.2. Phương pháp von - ampe
Phương pháp phân tích cực phổ hay phương pháp phân tích vôn-ampe là phương
pháp dựa vào việc nghiên cứu đường cong von – ampe (đường cong phân cực) biểu diễn sự
phụ thuộc của cường độ dòng điện vào điện thế khi điện phân đặc biệt, trong đó có một
điện cực có diện tích bề mặt bé. Quá trình khử (hay oxi hóa) các ion chủ yếu xảy ra trên vi
điện cực, xây dựng đồ thị I = f(E) (I là cường độ dòng điện chạy qua mạch, E là điện thế
đặt vào 2 cực của bình điện phân). Quá trình phân tích theo phương pháp von-ampe hoà
tan gồm 2 giai đoạn là làm giàu và hòa tan.
Phương pháp von - ampe có ưu điểm trong phân tích các chất hữu cơ, dược phẩm
bao gồm những chất có hoạt tính điện hóa có khả năng hấp phụ trên bề mặt điện cực giọt
thủy ngân, các chất không có hoạt tính điện hóa trực tiếp trên điện cực giọt cũng có thể xác
định bằng cách gắn với các nhóm như nitro, nitroso… hoặc thủy phân tạo thành chất mới
có hoạt tính điện hóa. Phương pháp cực phổ sóng vuông đã được ứng dụng để xác định
hàm lượng kháng sinh erythromycin A trong tôm càng xanh và cá rô phi ở khu vực sông
Mê Kông với giới hạn phát hiện của phương pháp (LOD) là 0,52 µg/kg và 0,57 μg/kg
tương ứng [101].
1.7.2.3. Phương pháp điện di maoquản (CE)
Nguyên tắc của kỹ thuật điện di mao quản (CE) là dựa trên cơ sở tính chất điện di (sự
di chuyển) của các phân tử chất tan (các ion chất tan, chất phân tích) trong ống mao quản](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-39-320.jpg)
![27
(đường kính 30 - 200 μm) trên nền dung dịch chất điện ly và chất đệm pH thích hợp, dưới
tác dụng của một từ trường xác định được cung cấp bởi một nguồn cao thế một chiều ( 10
– 50 KV) đặt vào hai đầu mao quản.
Phương pháp CE có ưu điểm là lượng mẫu phân tích nhỏ, tốc độ phân tích nhanh,
thao tác đơn giản hơn nhiều so với kỹ thuật phân tích HPLC. Dung dịch pha động cũng
như mẫu phân tích thường được pha trong nước cất khử ion (nước deion) và sử dụng rất ít.
Cột tách là ống mao quản nhỏ, rẻ, cho hiệu suất tách cao, dễ tái sinh hơn nhiều so với
phương pháp HPLC. Ngoài ra CE có thể phân tích định lượng cùng một lúc hàng trăm chất
chỉ một lượng nhỏ mẫu [143]
Nhược điểm của phương pháp là do tế bào dòng chảy (flowcell) nằm ngay trên mao
quản nên độ nhạy của phương pháp thấp hơn nhiều so với các phương pháp khác. Máy làm
việc ở vùng có điện áp rất cao nên phải cẩn trọng khi làm việc. Lượng mẫu sử dụng nhỏ là
một ưu điểm của phương pháp cũng đồng thời là nhược điểm của nó. Khi lượng mẫu nhỏ
dẫn đến sai số lớn khi phân tích hàm lượng lớn do hệ số pha loãng cao. Đối với mẫu có
hàm lượng nhỏ, khi tăng thời gian bơm mẫu thì gây ra hiện tượng doãng pic, hiệu suất tách
không cao. Thời gian lưu của dung dịch phụ thuộc rất nhiều vào thành phần đệm, dung
dịch điện ly vì vậy đòi hỏi phải cẩn thận và tỉ mỉ [143].
Phương pháp này thường được áp dụng để phân tích các mẫu mà không thể xác định
được bằng sắc ký khí hoặc sắc ký lỏng, do giới hạn phát hiện cao nên thích hợp trong phân
tích các chất kháng sinh trong dược phẩm. CE đã được ứng dụng trong một số các nghiên
cứu, như xác định bốn kháng sinh họ aminoglycosides trong mẫu sữa với giới hạn xác định
là từ 0,5 đến 1,5 µg/kg bằng derector huỳnh quang [143].
1.7.2.4. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC)
Sắc ký lỏng hiệu năng cao là một phương pháp hóa lý dựa vào ái lực khác nhau của
các chất giữa hai pha luôn tiếp xúc với nhau. Pha động là chất lỏng chảy qua cột với một
tốc độ nhất định dưới áp suất cao còn pha tĩnh là chất nhồi cột làm nhiệm vụ tách hỗn hợp
chất phân tích, đó là những chất rắn, xốp và kích thước hạt rất nhỏ, từ 3 - 7 μm. Một số loại
detector dùng trong HPLC như: Detector quang phổ hấp thụ phân tử (UV-VIS), detector
huỳnh quang (RF), detector độ dẫn, detector mảng diot (DAD), detector khối phổ (MS).
Trong những năm gần đây, phương pháp HPLC với cột tách pha đảo đã đóng một vai
trò vô cùng quan trọng trong việc tách và phân tích các chất trong mọi lĩnh vực khác nhau,
nhất là trong việc tách và phân tích lượng vết các chất. Như trong nghiên cứu của Dương
Hồng Anh và cộng sự (2008) sử dụng HPLC với đầu dò huỳnh quang để xác định các
kháng sinh QNs trong nước thải bệnh viện [1]. Ngoài ra HPLC với đầu dò huỳnh quang
còn được sử dụng để xác định 14 kháng sinh quinolones trong cá [51]. Đối với phân tích
hàm lượng vết, detector khối phổ (MS) là một sự lựa chọn ưu tiên do có thể phát hiện và
phân tích chất trong các đối tượng phức tạp.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-40-320.jpg)
![30
CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
2.1. Đối tượng nghiên cứu
Đối tượng nghiên cứu là môi trường nước, trầm tích, cá rô phi đen (Oreochromis
mossambicus) và ốc nhồi Pila polita của năm hồ của Hà Nội gồm hồ Tây, hồ Trúc Bạch,
hồ Thủ Lệ, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở. Những thông tin về diện tích hồ, số cống thải và
thoát nước chính của các hồ nghiên cứu thể hiện ở bảng 2.1.
Bảng 2.1. Diện tích,cống tiêu và thoát nước của 5 hồ Hà Nội [8]
STT Tên các hồ Diện tích (ha)
Số cống thải và
thoát chính
1 Hồ Yên Sở 137 -
2 Hồ Tây 516 12
3 Hồ Trúc Bạch 18,47 3
4 Hồ Thủ Lệ 6,85 3
5 Hồ Ngọc Khánh 3,74 5
Hồ Tây là hồ tự nhiên lớn nhất Hà Nội với dung lượng chứa là 10,4 triệu m3, độ sâu
trung bình 1,5-2,0 m. Phân bố độ sâu của hồ như sau: cách bờ 1-2 m, nông nhất là 0,6 - 0,7
m; sâu nhất là 1,5-1,7 m; cách bờ 15-20 m nông nhất là 1,2-1,3 m; sâu nhất là 2,0-2,4 m;
cách bờ từ 100m; từ 2,4 đến 2,8 m [18]. Tầng đáy hồ là lớp bùn dày 0,2 - 1,5 m, tại các
vùng có cống thải lớp bùn đáy dày hơn so với các vùng khác. Kết quả phân tích hồ Tây
tháng 6 năm 2014: pH = 8,7; SS = 49 mg/L; COD = 147 mg/L.
Nối thông với hồ Tây là hồ Trúc Bạch có độ sâu trung bình khoảng 2 mét, mực nước
sâu nhất vào mùa khô là 5,8 mét, mùa mưa 6,2 mét. Bên cạnh hồ Trúc Bạch là hệ thống xử
lý nước thải công suất 2.300 m3/ngày đêm xử lý nước thải trước khi vào hồ. Năm 2010,
nước hồ đã được xử lý theo công nghệ hiện đại kết hợp với sử dụng chế phẩm, nhưng kết
quả phân tích nước hồ Trúc Bạch tháng 6 năm 2014 cho thấy một số giá trị vượt quá quy
chuẩn quốc gia về chất lượng nước mặt QCVN 08 : 2008/BTNMT (pH =8,1; SS = 78
mg/L; BOD = 79 mg/L; COD = 162 mg/L).
Hồ Thủ Lệ nằm trong công viên Thủ Lệ có dung lượng chứa là 420.000 m3, công
suất điều tiết dòng chảy là 192.000 m3, độ sâu trung bình 3,0 mét. Các chỉ số phân tích
tháng 6 năm 2014: pH = 8,1; SS = 9,5 mg/L; COD = 93,6 mg/L).
Hồ Ngọc Khánh là một trong những hồ điều hòa giữa trung tâm thủ đô có độ sâu
trung bình khoảng 2 m, năm 2009 hồ đã tiến hành cải tạo nhưng chất lượng nước chỉ được
cải thiệt một thời gian sau đó bị ô nhiễm trở lại, do các nguồn thải vào hồ không được ngăn
chặn. Kết quả phân tích chất lượng nước hồ tháng 6 năm 2014 (pH = 7,8; SS = 26 mg/L;
COD = 367 mg/L) cho thấy hàm lượng COD trong nước đã vượt quá quy chuẩn kỹ thuật
quốc gia về chất lượng nước mặt nhiều lần.
Hồ Yên Sở thuộc quận Hoàng Mai, Hà Nội là hệ thống gồm năm hồ, trong đó có hai
hồ chính là hồ số 1 và hồ số 2 ở phía Bắc bên ngoài công viên; hồ 3, 4 và 5 nằm trung tâm,](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-43-320.jpg)
![33
các nghiên cứu trước về đáng giá hàm lượng kháng sinh trong hồ [62, 70, 151, 164]. Bảng
2.2. tổng hợp số lượng mẫu lấy ở các hồ Hà Nội.
Bảng 2.2. Bảng tổng hợp số mẫu lấy tại năm hồ Hà Nội
STT Tên hồ
Số lượng mẫu
Nước Trầm tích Cá rô phi Ốc
1 Hồ Tây 144 108 10
2 Hồ Trúc Bạch 59 44 14 12
3 Hồ Thủ Lệ 30 10
4 Hồ Ngọc Khánh 30 10
5 Hồ Yên Sở 30 10
Mẫu nước các hồ được lấy và bảo quản theo Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 5994 -
1995, TCVN 6663-3 : 2008, TCVN 6663-1:2011 và các tài liệu tham khảo [70, 151, 164].
Để xây dựng kế hoạch lấy mẫu, nghiên cứu đã tiến hành lấy mẫu sơ bộ ở các hồ, phân tích
hàm lượng kháng sinh trong các mẫu sau đó sử dụng cộng thức kiểm định Fisher để tính
sai số mắc phải của các kết quả phân tích, so sánh với sai số tối đa cho phép của quá trình
lấy mẫu là dưới 10% nếu kết quả chưa đạt yêu cầu thì tính lại số lượng mẫu lấy theo công
thức Manly. Phần lớn các điểm lấy mẫu trong hồ có độ sâu <3 m nên nghiên cứu chỉ tiến
hàng đánh giá sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo không gian (chiều ngang) và thời gian
còn độ sâu của các điểm lấy mẫu dao động từ 20 – 50 cm tùy thuộc vào độ sâu của hồ tại
thời điểm đó. Theo các kết quả tham khảo của các nghiên cứu trước cho thấy nồng độ
kháng sinh trong các mẫu nước có sự biến động rất lớn theo mùa, Hà Nội có bốn mùa khác
nhau, vì vậy nghiên cứu lấy mẫu từ tháng 1 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015 với tần suất 2
tháng một lần tại các điểm đã được lựa trong hồ (thời gian và tọa độ các điểm lấy mẫu liệt
kê trong phần phụ lục 1). Mẫu nước lấy tại hồ Ngọc Khánh (HNK), hồ Thủ Lệ (HTL), hồ
Yên Sở (HYS) được lấy theo phương pháp tổ hợp diện tích, hồ chia làm ba khu vực khác
nhau, mỗi khu vực được lấy ở nhiều điểm khác nhau, cùng độ sâu sau đó trộn lại thành một
mẫu như thể hiện ở hình 2.5. Hồ Tây (HT), hồ Trúc Bạch (HTB) được lấy mẫu theo
phương pháp đơn, đường tròn đồng tâm, vào tháng 3/2014, tháng 9/2014, tháng 1/2015,
tháng 3/2015 và tháng 6/2015 số lượng mỗi lần lấy là 18 mẫu đối với hồ Tây và 7 mẫu đối
với hồ Trúc Bạch thể hiện ở hình 2.6, các tháng còn lại số lượng mỗi lần lấy là 9 mẫu đối
với hồ Tây và 4 mẫu đối với hồ Trúc Bạch. Riêng năm 2016 và 2017 các mẫu lấy ở hồ
Trúc Bạch được lấy theo phương pháp tổ hợp, có bốn đợt lấy mẫu là vào tháng 10, ngày 01
và 28 tháng 12 năm 2016, tháng 1 năm 2017. Ngoài ra để đánh giá nguyên nhân ô nhiễm
kháng sinh trong các hồ của Hà Nội, nghiên cứu còn tiến hành lấy mẫu nước thải ra ở gần
cống Mộc của sông Tô Lịch đối diện số 253 phố Giáp Nhất, cống thải ra ở gần cầu số 2
của sông Kim Ngưu đối diện với số 190 Kim Ngưu từ tháng 01 đến tháng 9 năm 2014. Các
mẫu chứa trong chai thủy tinh sạch, sẫm mẫu, được lọc sơ bộ trên màng lọc sợi thủy tinh](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-46-320.jpg)
![34
Hồ Trúc Bạch
Hồ Tây
0,7 μm để loại các hạt có kích thước lớn có thể gây tắc cột và bảo quản mẫu trong tủ lạnh ở
nhiệt độ 40C. Tiến hành phân tích mẫu trong vòng 48 giờ sau khi lấy mẫu.
Hồ Ngọc Khánh Hồ Thủ Lệ Hồ Yên Sở
Hình 2.5. Vị trí lấy mẫu nước ở hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ Lệ và hồ Yên Sở
Hình 2.6. Vị trí lấy mẫu nước và trầmtích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch
Mẫu trầm tích được lấy dựa trên tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 6663-13:2000 và các
tài liệu tham khảo [122, 123]. Các mẫu trầm tích được lấy đồng thời với thời điểm lấy mẫu
nước với tần suất 2 tháng một lần và được lấy tại hồ Tây (HT) và hồ Trúc Bạch (HTB) từ
tháng 5 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015. Vị trí lấy mẫu trầm tích trùng với vị trí lấy mẫu
nước và xung quanh các điểm đó cách khoảng 2 mét lấy thêm 4 mẫu nữa, trộn đều, lấy
khoảng 0,5 kg mẫu vào túi nilong, đem về phòng bảo quản ở nhiệt độ -20oC. Độ dày lớp trầm
tích từ 10 – 15 cm.
Các mẫu cá, ốc được lấy dựa trên tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 5992:1995 và các tài
liệu tham khảo [62, 70, 114]. Cá rô phi được lấy cùng ngày với mẫu nước tại 5 hồ: hồ](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-47-320.jpg)
![35
Ngọc Khánh (HNK), hồ Thủ Lệ (HTL), hồ Tây (HT), hồ Trúc Bạch (HTB), hồ Yên Sở
(HYS) từ tháng 1 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015, riêng hồ Trúc Bạch mẫu cá được lấy
thêm bốn đợt nữa trùng với ngày lấy mẫu ốc, ốc được lấy ở hồ Trúc Bạch vào tháng
1/2014, tháng 3/2014, tháng 10/2016, ngày 01/12/2016, ngày 28/12/2016, tháng 1/2017
cùng ngày lấy mẫu nước. Các mẫu cá được lấy bằng cách dùng lưới đánh bắt, vị trí quăng
lưới cách bờ khoảng 10 m, tránh vùng có nhiều rác và đánh bắt ở nhiều điểm khác nhau
trên hồ, lựa chọn những con có chiều dài từ 10 - 25 cm, nặng từ 0,4 - 0,6 kg (tương đương
với tuổi của cá trên 8 tháng), mỗi lần lấy mẫu từ 5 đến 10 con. Cá sau khi lấy về tiến hành
rửa sạch đánh hết vảy, lọc lấy thịt, nghiền mịn, sau đó đem đi phân tích hoặc bảo quản ở
nhiệt độ lạnh sâu -200C. Mẫu ốc được lấy bằng cách dùng vợt sục vào bùn dưới đáy hồ ở
độ sâu khoảng 0,5 – 1 m, lấy ở nhiều điểm khác nhau, sau đó chia thành hai loại ốc: ốc có
kích thước nhỏ là những con ốc có kích thước chiều cao 3-3,5 cm, vòng xoắn 3 – 4 (tương
đương với tuổi 4 – 6 tháng), ốc có kích thước lớn là những con ốc có chiều cao 4 – 5,5 cm,
vòng xoắn 3 - 5 vòng (tương đương với tuổi >8 tháng), mỗi lần lấy từ 20 đến 30 con xung
quang hồ, lấy phần thịt, nghiền mịn và bảo quản ở -20oC.
Các mẫu nước, trầm tích, cá rô phi được xử lý và phân tích theo quy trình ở mục
2.4.2 đến 2.4.4, riêng mẫu ốc được phân tích dựa theo quy trình tham khảo [35] là cân 5
gam ốc đã nghiền nhỏ vào ống Falcon polypropylene 250 mL, thêm 20 mL dung dịch axit
metaphosphoric 0,3% - acetonitril (1: 1, v/v), 0,2 gam Na2EDTA, đồng nhất trong khoảng
1 phút, để yên 30 phút, lắc đều trong khoảng 10 phút, sau đó ly tâm trong 10 phút ở tốc độ
6000 vòng/phút tách lấy phần dung dịch cho vào bình quả lê 100 mL. Thêm tiếp 2x10 mL
dung dịch axit metaphosphoric 0,3% - acetonitril (1: 1, v/v) vào ống Falcon, trộn đều, để
yên, lắc và ly tâm tách lấy phần dung dịch phía trên cho vào bình quả lê. Loại bỏ hoàn toàn
acetonitrile trong bình quả lê bằng máy quay chân không ở 280 bar, nhiệt độ 450C. Thêm
nước vào bình quả lê đến 100ml, cho dung dịch đi qua cột HLB đã hoạt hóa (4ml MeOH
và 4ml nước), chiết kháng sinh ra khỏi cột bằng 6 mL acetonitril. Thổi khô bằng khí nitơ,
thêm acetonitril 10% (0,1% axit focmic) đến vạch 1 mL, lọc qua màng lọc 0,2 µm và xác
định trên LC/MS/MS.
2.4. Tối ưu hóa quy trình phân tích đồng thời kháng sinh
quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong nước, trầm
tích và cá rô phi
2.4.1. Khảo sát điều kiện tối ưu cho sắc ký lỏng hai lần khối phổ
(LC/MS/MS)
Hiện nay có rất nhiều phương pháp khác nhau để xác định hàm lượng kháng sinh
trong các mẫu môi trường như ELISA, điện di, von-ampe, sắc ký lỏng hiệu năng cao
detector huỳnh quang, …, nhưng phương pháp cho độ tin cậy nhất là sắc ký lỏng hai lần](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-48-320.jpg)
![36
khối phổ (LC/MS/MS). Để xác định được đồng thời các kháng sinh và thu được cường độ
tín hiệu cao trên LC/MS/MS thì cần phải lựa chọn được các điều kiện tối ưu cho thiết bị.
Trong công thức cấu tạo của các kháng sinh QNS, SAS và TRI có chứa nhiều nhóm
amin, các nhóm này dễ nhận proton H+ trong môi trường axit để hình thành ion [M+H]+, vì
vậy lựa chọn chế độ ion hóa dương (positive) . Do đó ion mẹ của các kháng sinh nghiên
cứu sẽ có tỉ khối m/z lớn hơn khối lượng phân tử 1 đơn vị.
Hình 2.7. Sắc đồ khối phổ ion mẹ của kháng sinh ciprofloxacin
Xác định ion mẹ của các kháng sinh QNS, SAS và TRI sử dụng dung dịch chuẩn đơn
nồng độ 1 mg/L pha trong dung môi methanol và nước với tỉ lệ thể tích MeOH:H2O =
20:80. Dung dịch chuẩn được bơm trực tiếp bằng xi lanh, sau đó được đẩy vào buồng ion
hoá nhờ một vòng mẫu 5µL và dòng dung môi pha động (ACN:FA 0,2% = 50:50) với tốc
độ 250 µL/phút. Đầu dò khối phổ TSQ Quantum đặt ở chế độ quét scan Q1MS với dải quét
phổ m/z 170 – m/z 450, khí N2 có tác dụng thổi và làm khô, khí agon được sử dụng làm
khí va chạm, các phân tử kháng sinh sẽ bị ion hóa thành nhiều mảnh như thể hiện ở hình
2.7. Do vậy, cần phải loại bỏ các mảnh đồng phân của chúng bằng cách áp một điện thế
12V vào đầu skimmer (skimmer offset voltage). Kết quả ion mẹ của các kháng sinh nghiên
cứu thể hiện trong bảng 2.3.
CIP-332](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-49-320.jpg)
![37
Bảng 2.3. Thời gian lưu, thông số khối phổ của các kháng sinh họ SAs, QNsvà TRI
Tên chất
Thời
gian lưu
(Phút)
Ion mẹ
(m/z)
Ion con định lượng
(Năng lượng)
m/z (eV)
Ion con định tính
(Năng lượng)
m/z (eV)
Sulfathiazole 6,91 256 256→156 (12) 256→108 (20)
Sulfamethazine 8,48 279,1 279,1→186 (16) 279,1→124 (20)
Sulfamethoxazole 8,77 254 254→156 (13) 254→108,2 (20)
Sulfamerazine 6,55 265 265→156 (14) 265→108 (18)
Trimethoprim 8,34 291,2 291,2→230,1 (21) 291,2→123 (22)
Ciprofloxacin 8,61 332,2 332,2→288 (15) 332,2→230,8 (33)
Norfloxacin 8,62 320,2 320,2→275,6 (15) 320, 2→302,3 (22)
Ofloxacin 8,53 362 362→261(28) 362→318 (20)
Enrofloxacin 8,33 360 360→342 (20) 360→245 (28)
Từ ion mẹ của kháng sinh khi bị bắn phá lần hai sẽ cho những ion con đặc trưng, các
ion con này được sử dụng để phân tích định tính và định lượng chất đó. Các ion con của
kháng sinh họ QNS, SAs, TRI được xác định bằng cách đặt thông số của máy ở chế độ
quét ion con (Scan Product), bắn phá ion mẹ của các kháng sinh nghiên cứu, sau đó quét
phổ của các ion con. Kết quả quét phổ ion con các kháng sinh cho thấy từ ion mẹ của các
kháng sinh tạo ra nhiều mảnh ion khác nhau, như trên hình 2.8 cho thấy từ ion mẹ của TRI
đã hình thành các ion con có tỷ lệ m/z là [M-H2O+H]+
(m/z 275), [M+H-CH2O]+
(m/z 261)
và [M+H-CH2O=CH3O]+
(m/z 230), …. Theo tiêu chuẩn của châu Âu 2002/657/EC đối
với sắc ký LC/MS/MS chỉ cần chọn hai ion con có cường độ tín hiện lớn nhất làm mảnh
định lượng và mảnh định tính. Vì vậy nghiên cứu đã sử dụng chế độ quét tự động để xác
định năng lượng bắn phá và ion con định tính và ion con định lượng của các kháng sinh
nghiên cứu. Kết quả xác định ion con của các kháng sinh nghiên cứu thể hiện ở bảng 2.3.
Hình 2.8. Sắc đồ khối phổ ion con của kháng sinh TRI](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-50-320.jpg)
![38
Các thông số tối ưu cho sắc kỹ lỏng hai lần khối phổ LC/MS/MS được dựa trên
nghiên cứu của Nguyễn Trọng Trúc và cộng sự (2010) [12], sách hướng dẫn sử dụng thiết
bị của hãng Thermo như sau:
Thông số cho nguồn ion hoá ESI:
Chế độ ion hóa: Positive (+)
Điện thế ion hoá (Spray Voltage): 4000 V
Áp suất khí bay hơi (sheath gas pressure): 35 psi
Áp suất khí bổ trợ (aux gas pressure): 5 psi
Nhiệt độ mao quản (Capillary Temperature): 2700C
Điện thế tube lens: 114 V
Khí bổ trợ Ar: 1.5mTorr
Thông số cho khối phổ:
Độ rộng của phổ Q1: 0,7 Da.
Độ rộng của phổ Q2: 1 Da
Tốc độ quét: 0,25 s
Chế độ sắc ký lỏng:
Cột Hypersil Gold C18, 3 µm, 150x2.1 mm
Tốc độ dòng: 250 µL/phút
Thể tích bơm mẫu: 10 µL.
Ngoài ra để tăng khả năng phát hiện, khả năng phân tách của các kháng sinh và có
thể phân tích đồng thời nhiều họ kháng sinh một lúc, nghiên cứu đã tiến hành khảo sát
dung môi sử dụng làm pha động và điều kiện chạy pha động.
2.4.2. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu nước xác định đồng thời các kháng
sinh
Hàm lượng kháng sinh trong các mẫu nước hồ thường rất thấp, vào khoảng từ vài
chục ng/L đến vài trăm ng/L, vì vậy cần phải tiến hành xử lý, làm giàu mẫu trước khi phân
tích trên thiết bị LC/MS/MS để có thể thu được hiệu suất thu hồi cao nhất, loại bỏ các tạp
chất gây ảnh hưởng đến kết quả phân tích. Quy trình phân tích kháng sinh họ QNs, SAs,
TRI trong nước đã được nhiều nhà khoa học nghiên cứu và công bố [26, 104], mỗi tác giả
đưa ra những điều kiện xử lý và sử dụng các loại hóa chất khác nhau, hiệu suất thu hồi
khác nhau, giới hạn định lượng và định tính khác nhau. Trên cơ sở các quy trình phân tích
kháng sinh trong nước đã được công bố (như hình 2.9), nghiên cứu đã tiến hành khảo sát
lại một số bước cho phù hợp với điều kiện phòng thí nghiệm. Các bước tiến hành khảo sát
gồm:](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-51-320.jpg)
![39
Hình 2.9. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh QNs, SAs, TRI trong nước
1/ Thể tích mẫu chiết.
2/ Giá trị pH của mẫu chiết.
3/ Thẩm định lại phương pháp phân tích thông qua các chỉ số: khoảng tuyến tính của
đường chuẩn, độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo, giới hạn phát
hiện (MDL) và giới hạn định lượng (MQL) của phương pháp.
2.4.3. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu trầm tích xác định đồng thời các
kháng sinh
Kháng sinh tồn tại trong trầm tích thường khó phân tích hơn so với các môi trường
khác, do trong trầm tích chứa nhiều các tạp chất khác nhau đặc biệt là các tạp chất khó
phân hủy và kim loại. Đã có nhiều công trình nghiên cứu công bố về quy trình xác định
kháng sinh trong trầm tích [31, 151], mỗi công trình đều sử dụng các loại hóa chất, tỷ lệ
khác nhau và hiệu suất thu hồi, giới hạn phát hiện, giới hạn định lượng khác nhau. Trên cơ
sở các nghiên cứu đó (như qui trình phân tích ở hình 2.10), tác giả đã tiến hành khảo sát lại
các điều kiện cho phù hợp với phòng thí nghiêm gồm:](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-52-320.jpg)
![40
Hình 2.10. Sơđồphântích đồng thờikháng sinhQNs, SAs, TRItrong trầmtích
1/ Khảo sát trạng thái của mẫu.
2/Khảo sát dung môi chiết.
3/ Khảo sát ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh.
4/ Thẩm định phương pháp thông qua các chỉ số: Khoảng tuyến tính của đường
chuẩn, ảnh hưởng của nền mẫu, độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo,
MDL, MQL.
2.4.4. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu cá rô phi xác định đồng thời các
kháng sinh
Dư lượng kháng sinh trong các sản phẩm thực từ lâu đã được nhiều quốc gia trên thế
giới quan tâm, song song với chúng là những quy trình chuẩn về phân tích một kháng sinh
hoặc một họ kháng sinh cũng được đưa ra như Bộ sức khỏe và phúc lợi gia đình của Ấn
Độ, cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ. Nhưng trong nghiên cứu đánh giá môi trường, số
lượng mẫu phân tích thường rất lớn, nếu tiến hành phân tích từng kháng sinh hoặc một họ
kháng sinh thì thời gian phân tích lâu, chi phí phân tích tăng lên và không tận dụng được
ưu điểm của thiếp bị LC/MS/MS. Hiện nay đã có những công trình nghiên cứu công bố về
xác định đồng thời dư lượng kháng sinh họ SAs, QNs, TRI trong cá nói riêng và trong
động vật nói chung [89, 125, 151], mỗi quy trình sử dụng các loại hóa chất khác nhau, tổ](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-53-320.jpg)
![42
sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh thường tiến hành dựng lại đường chuẩn và
các mẫu đều được phân tích lặp lại 3 lần để đánh giá độ ổn định của thiết bị.
Kháng sinh khi ở trong môi trường nước chịu tác động của nhiều yếu tố khác nhau
như môi trường nước, điều kiện khí hậu, …. Để đánh giá nguyên nhân gây ô nhiễm kháng
sinh, quy luật phân bố kháng sinh theo không gian và thời gian trong nước và trầm tích của
các hồ Hà Nội, nghiên cứu đã tiến hành lấy mẫu ở các vị trí và thời gian khác nhau trong
hồ, các vị trí cống xả từ hộ gia đình ra sông Tô Lịch và sông Kim Ngưu. Từ các kết quả
phân tích kháng sinh, kết hợp với các số liệu về thời tiết (nhiệt độ, lượng mưa trung bình
trong tháng), kết quả khảo sát về tình hình nuôi cá ở các hồ đưa ra các kết luận về nguyên
nhân gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ, quy luật phân bố kháng sinh.
2.6. Đánh giá sự nguy hạicủa kháng sinh
2.6.1. Xác định hệ số tích tụ kháng sinh trong trầm tích và động vật thủy
sinh của hồ Hà Nội
Kháng sinh khi tồn tại trong nước hồ thì chúng có khả năng bị hấp phụ vào trầm tích
và được đặc trưng bằng hệ số hấp phụ Kd. Các giá trị Kd có thể được xác định trực tiếp
bằng thực tế và được đo bằng tỷ số giữa nồng độ chất hấp phụ trong trầm tích với nồng độ
chất trong nước ở trạng thái cân bằng theo công thức [151]:
(2.1)
Trong đó: Cs –Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích (ng/Kg)
Cw – Nồng độ trung bình của hợp chất hòa tan trong nước (ng/L)
Động vật thủy sinh thường xuyên bị phơi nhiễm trong môi trường có kháng sinh, do
đó chúng sẽ bị tích lũy sinh học. Đại lượng đặc trưng cho khả năng tích lũy sinh học là hệ
số tích lũy sinh học (BAF). Hệ số tích lũy sinh học BAF là tỷ số giữa nồng độ của một hóa
chất tích lũy trong một sinh vật (từ thực phẩm và tiếp xúc trực tiếp) với nồng độ trong môi
trường xung quanh theo công thức [74, 100]:
BAF = (2.2)
Trong đó: CB – Nồng độ kháng sinh trong sinh vật (ng/kg)
CWT – Nồng độ kháng sinh trong nước (ng/L)
Vì vậy nghiên cứu tiến hành phân tích hàm lượng kháng sinh trong trầm tích, trong
nước, trong cá rô phi và trong ốc của 5 hồ Hà Nội, sau đó sử dụng công thức 2.1 và 2.2 để
xác định khả năng tích tụ kháng sinh trong trầm tích và trong động vật thủy sinh của hồ.
2.6.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật
Kháng sinh tồn dư trong môi trường có thể gây ảnh hưởng cấp tính và mãn tính tới
quần thể sinh vật sống trong môi trường đó. Nhưng theo các kết quả nghiên cứu trước cho
thấy nồng độ kháng sinh trong môi trường nước sông, hồ tự nhiên thường từ ng/L đến
µg/L, do đó nguy cơ gây ra ảnh hưởng cấp tính là rất khó xảy ra. Vì vậy nghiên cứu đã tiến
hành đánh giá ảnh hưởng của kháng sinh dựa trên giá trị EC50 và thương số nguy hại HQ.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-55-320.jpg)
![43
Giá trị EC50 được lấy dựa trên các tài liệu tham khảo trước còn giá trị HQ được tính bằng
tỷ số giữa nồng độ chất ô nhiễm trung vị đo được trong môi trường với nồng độ dự báo
ngưỡng (theo công thức 1.1). Các giá trị nồng độ không gây tác động được dự đoán trong
nước (PNECw) được lấy từ các nguồn tài liệu tham khảo, còn giá trị nồng độ không gây tác
động được dự đoán trong trầm tích (PNECs) được tính theo công thức [166]:
PNECrắn = PNECnước .Kd (2.3)
Từ các kết quả nghiên cứu về kháng sinh trong 5 hồ Hà Nội, đề xuất các biện pháp
quản lý và kỹ thuật nhằm hạn chế kháng sinh xâm nhậm vào hồ.
2.7. Thẩm định phươngpháp
Thống kê toán học là một phương pháp giúp đưa ra những khẳng định có tính khách
quan về các kết quả phân tích, vì vậy các số liệu phân tích sử dụng để đánh giá phải dùng
thống kê để làm cơ sở so sánh. Trong nghiên cứu này, phương pháp thông kê đã được ứng
dụng để đánh giá phương pháp phân tích qua các chỉ số độ lệch chuẩn tương đối, độ thu
hồi, độ lặp lại, ảnh hưởng của chất gây nhiễu, độ không đảm bảo của phương pháp, giới
hạn phát hiện và giới hạn định lượng.
1/ Độ lệch chuẩn tương đối (RSD)
Độ lệch chuẩn tương đối (RSD) là tỷ số giữa độ lệch chuẩn và giá trị trung bình. Nó
thường được biểu thị bằng phần nghìn (nhân với 1000 ppt) hay phổ biến hơn là phần trăm
độ lệch chuẩn tương đối (nhân với 100%). Đại lượng này được dùng để đo độ chụm của
phép phân tích [15].
(2.4)
S- Độ lệch chuẩn
S = (2.5)
- Giá trị trung bình của kết quả phân tích.
n- Số lần phân tích lặp lại.
xi- Giá trị đo được của các lần phân tích
2/ Độ thu hồi
Độ thu hồi được dùng để chỉ phần chất cần phân tích được tách ra khỏi nền mẫu cũng
có nghĩa là phần chất có thể định lượng được. Trong quá trình xử lý mẫu, tách, chiết và
phần tích không thể biết chính xác chất phân tích đã được tách ra hết chưa và không có
cách nào để biết đã xác định được chính xác bao nhiêu % các chất có trong mẫu. Vì vậy,
hiệu suất thu hồi được xác định bằng cách thêm một lượng chất cần phân tích biết trước
vào nền mẫu, trộn đều. Nếu giả thiết rằng nền mẫu thực được thêm chất chuẩn vào có cùng
đặc tính phân tích với nền mẫu thực cần phân tích thì hiệu suất thu hồi được tính như sau [29]:](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-56-320.jpg)
![44
(2.6)
Độ thu hồi chấp nhận được theo tiêu chuẩn của Châu Âu: 50% - 120% (lượng thêm
chuẩn <1 µg/kg); 70% -110% (lượng thêm chuẩn 1 -10 µg/kg); 80% -110% (lượng thêm
chuẩn > 10 µg/kg) [113].
3/ Ảnh hưởng của nền mẫu (Matrix effects -ME)
Trong các mẫu phân tích dù đã được xử lý nhưng vẫn còn chứa một lượng nhất định
các chất khác, các chất này là một trong những nguyên nhân gây ảnh hưởng đến kết quả
phân tích. Chúng có thể làm cho kết quả phân tích mang sai số dương hoặc âm, do đó
chúng ta không thể kiểm soát được. Vì vậy trong nghiên cứu tiến hành đánh giá ảnh hưởng
của chất gây nhiễu dựa trên việc so sánh kết quả phân tích nồng độ chất chuẩn trên nền
nước cất với nền mẫu, theo công thức [70, 88, 128]:
(2.7)
Trong đó: Am+S – Diện tích pic của mẫu thêm chuẩn
Am – Diện tích pic của mẫu không thêm chuẩn
Ao – Diện tích pic của chất chuẩn trên nền dung môi
4/ Giới hạn phát hiện của phương pháp (MDL)
Giới hạn phát hiện của phương pháp là nồng độ mà tại đó giá trị xác định được lớn
hơn độ không đảm bảo đo của phương pháp. Đây là nồng độ thấp nhất của chất phân tích
trong mẫu có thể phát hiện được nhưng chưa thể định lượng được (đối với phương pháp
định lượng) [15].
Cách xác định MDL: Xây dựng đường chuẩn dựng trên nền mẫu trắng với nồng độ
tại và trên điểm có tín hiệu lớn hơn 10 lần so với cường độ nhiễu của chất cần phân tích
(y=ax + b), làm lặp lại mỗi nồng độ ba lần. Giới hạn phát hiện được tính theo công thức:
MDL =3,3xSb/a (2.8)
Trong đó: Sb - Độ lệch chuẩn của tín hiệu
a - Độ dốc của đường chuẩn
7/ Giới hạn định lượng của phương pháp (MQL)
Giới hạn định lượng của phương pháp là nồng độ tối thiểu của một chất có trong mẫu
thử mà ta có thể định lượng bằng phương pháp khảo sát và cho kết quả có độ chụm mong
muốn [15].
Cách xác định: Xây dựng đường chuẩn dựng trên nền mẫu trắng với nồng độ tại và
trên điểm có tín hiệu lớn hơn 10 lần so với cường độ nhiễu của chất cần phân tích (y=ax +
b), làm lặp lại mỗi nồng độ ba lần. Giới hạn định lượng tính theo công thức:
MQL =10xSb/a (2.9)](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-57-320.jpg)
![45
CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
3.1. Tối ưu hóa quy trình phân tích kháng sinh quinolones,
sulfonamidesvà trimethoprim trongnước,trầm tích và cá
3.1.1. Khảo sát pha động sử dụng cho LC/MS/MS
Pha động là thông số đầu tiên ảnh hưởng tới việc xác định đồng thời nhiều nhóm
kháng sinh. Thành phần các chất, loại dung môi sử dụng trong pha động sẽ ảnh hưởng tới
khả năng phân tách, hình dạng của pic và tín hiệu phát hiện kháng sinh. Pha động thường
được sử dụng trong phân tích kháng sinh họ SAS, QNS, TRI là dung dịch methanol
(MeOH) và nước (H2O), dung dịch axetonitrile (ACN) và nước (H2O), hỗn hợp của
methanol với axetonitrile và nước có điều chỉnh pH bằng các axit như axit acetic, axit
formic, axit trifluoroacetic, muối amoni axetat nhằm tăng hiệu quả tách của các sắc đồ
[35]. Để lựa chọn pha động thích hợp, các kháng sinh nghiên cứu được tiến hành phân tích
trong điều kiện pha động là methnol với axit focmic hoặc axetonitrile với axit focmic. Kết
quả phân tích hỗn hợp kháng sinh ở nồng độ 25 µg/L thể hiện ở hình 3.1 và phụ lục 2 cho
thấy tất cả các sắc đồ sử dụng pha động là methanol hay axetonitrile đều cho hình ảnh pic
cân đối, sắc nét, nhưng cường độ tín hiệu của các kháng sinh nghiên cứu phân tích trên pha
động là axetonitrile – axit focmic cao hơn so với phân tích trên pha động là methanol – axit
focmic đặc biệt là đối với kháng sinh họ QNS và TRI. Vì vậy dung môi axetonitrile được
lựa chọn làm pha động thứ nhất.
Hình 3.1. Đồ thịbiểu diễncườngđộ tín hiệucủa khángsinh họQNS,SAS,TRIởđiều kiệnphađộng
khác nhau với nồng độ chất chuẩn là 25 µg/L
Các kháng sinh quinolones ở dạng ion lưỡng tính khi phân tích trong môi trường
trung tính, nếu xác định bằng cột sắc ký C18, thì chân píc thường bị doãng do các nhóm
bazơ của quinolones tương tác mạnh với nhóm Si-OH trên cột C18, làm cho các QNS bị
lưu giữa lâu trên cột. Để khắc phục hiện tượng này, pha động được điều chỉnh về môi
trường axit nhằm ion hoá các nhóm bazơ và giảm bớt hoạt tính của nhóm Si-OH trên cột.
Đối với kháng sinh SAs tùy thuộc vào giá trị pH của môi trường mà các nhóm amin được](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-58-320.jpg)
![46
đính vào các vị trí khác nhau, chúng tích điện dương khi pH <3, trung tính khi pH từ 3-6 và
tích điện âm khi pH >6 [26]. Vì vậy việc điều chỉnh pH của pha động sẽ có tác dụng duy trì
hoặc thay đổi hình thức của các chất tan, do đó kiểm soát sự phân bố các chất giữa pha
động và pha tĩnh. Nhiều nghiên cứu trước sử dụng axit focmic để điều chỉnh pH cho hiệu
quả tách tốt và cường độ tín hiệu cao [21, 41], nên dung dịch axit focmic 0,2% (v/v) được
chọn là pha động thứ hai.
Thời gian lưu, hình dạnh của pic và độ nhạy của các kháng sinh cũng bị ảnh hưởng
bởi chế độ pha động (lượng axetonitrile qua cột). Kết quả khảo sát lượng ACN qua cột cho
thấy, khi lượng ACN qua cột giảm thì thời gian lưu tăng và ngược lại. Thời gian lưu tăng
sẽ làm tăng độ phân giải, giảm hiện tượng ion lạ che lấp ion cần phân tích, tuy nhiên sẽ
làm doãng chân pic và giảm cường độ. Bên cạch đó, do cột sắc ký sử dụng là C18 nên
không thể sử dụng tỉ lệ ACN quá thấp, vì lượng nước nhiều qua cột sẽ làm giảm tuổi thọ
cột theo khuyến cáo của nhà sản xuất. Từ các kết quả khảo sát lựa chọn chế độ gradien pha
động như trong bảng 3.1.
Bảng 3.1. Chế độ chạy gradien pha động đối với kháng sinh QNs, SAs và TRI
Thời gian
(phút)
Pha động A
(axit focmic 0,2%)
Pha động B
(Axetonitrit)
Tốc độ dòng
(µL/phút)
0 90 10 250
4 90 10 250
7 10 90 250
9 10 90 250
13 90 10 250
18 90 10 250
3.1.2. Quy trình xử lý mẫu nước hồ xác định đồngthời các khángsinh
Mục đích chính khi xây dựng quy trình phân tích một hoặc một nhóm kháng sinh là
tăng hiệu suất thu hồi. Nhưng trong phân tích đồng thời nhiều lớp kháng sinh, do tính chất
hóa học và lý học của chúng khác nhau (như giá trị pKa, độ phân cực, độ hòa tan, độ ổn
định, …), nên song song với việc tìm ra được điều kiện thu hồi cao còn phải quan tâm đến
việc xác định được tất cả các kháng sinh đó. Do đó hạn chế chủ yếu của phương pháp phân
tích đồng thời nhiều lớp kháng sinh là tìm ra được một qui trình chiết hiệu quả và có thể
tách đồng thời nhiều chất với những tính chất hóa lý khác nhau. Các yếu tố được khảo sát
trong qui trình chiết đồng thời nhiều kháng sinh ra khỏi mẫu nước là thể tích mẫu, pH của
mẫu, phương pháp chiết.
3.1.2.1. Tối ưu hóa quá trình chiết
1/ Thể tích mẫu chiết
Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy hàm lượng kháng sinh trong nước mặt thấp
thường vài ng/L đến vài chục ng/L, dao động rất lớn theo từ loại nước, từ vùng và vị trí lấy
mẫu, như nước sông Mê Kông ở Việt Nam: SMX từ 20 – 174 ng/L; SMZ từ 7 - 44 ng/L;](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-59-320.jpg)
![47
TRI từ 9 – 41 ng/L [132], sông Arc của Pháp [69]: CIP từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến
9,66 ng/L; SMX không phát hiện thấy, hồ Zizhuyuan ở Bắc Kinh – Trung Quốc [37]: NOR
– 6,27 ng/L; OFL – 7,00 ng/L; SMX – 4,39 ng/L, vì vậy nghiên cứu đã tiến hành khảo sát
thể tích mẫu chiết.
Hình 3.2. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiếtđến
cường độ tín hiệu kháng sinh SAs,TRI
Hình 3.3. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiếtđến
cường độ tín hiệu kháng sinh QNs
Quá trình khảo sát lượng mẫu nước được tiến hành tương tự như trình bày ở hình 2.9
trong đó thể tích của mẫu được thay đổi từ 100 đến 2000 ml và thêm hỗn hợp chất chuẩn
các kháng sinh nghiên cứu nồng độ 0,1 µg/L. Kết quả khảo sát thể hiện trên hình 3.2 và 3.3
cho thấy khi thể tích chiết mẫu tăng thì cường độ phát hiện kháng sinh trong mẫu tăng
nhưng độ nhiễu đường nền cũng tăng theo dẫn đến tuổi thọ của cột sắc ký giảm, thời gian
phân tích kéo dài. Bên cạnh đó nghiên cứu cũng cho thấy khi thể tích chiết lớn hơn
1000mL thì lượng kháng sinh trong mẫu lại bị giảm, nguyên nhân có thể là là do cột đã đạt
trạng thái quá bão hòa nên xảy ra hiện tượng rửa ngược. Vì vậy thể tích chiết thích hợp
được lựa chọn là 500 ml.
2/ Giá trị pH mẫu chiết
Các dược phẩm nghiên cứu có độ phân cực khác nhau và phần lớn là những chất
lưỡng tính (giá trị logKow, pKa được thể hiện ở bảng 1.1, 1.2), vì vậy việc lựa chọn pH của
mẫu chiết là rất quan trọng. Ở môi trường pH khác nhau trạng thái tồn tại của các kháng
sinh trong nước là khác nhau, do đó sẽ ảnh hưởng đến việc lưu giữ kháng sinh trong cột
chiết. Các nghiên cứu trước cho thấy khi pH của mẫu ở môi trường axit yếu thì sự hấp phụ
các kháng sinh QNS, SAS, TRI trong cột HLB là tốt nhất [169], nên trong nghiên cứu tiến
hành khảo sát giá trị pH của môi trường từ 2 đến 6.
Quá trình khảo sát ảnh hưởng của pH đến mẫu chiết tiến hành tương tự như trên chỉ
khác là lấy 500mL mẫu, thêm hỗn hợp chất chuẩn các kháng sinh nghiên cứu nồng độ 0,1
µg/L và điều chỉnh pH của mẫu dao động từ 2 đến 6. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của pH
tới hiệu suất thu hồi kháng sinh SAs thể hiện trên hình 3.4 cho thấy khi giá trị pH trong
mẫu từ 3 – 4 cho hiệu suất thu hồi kháng sinh cao nhất, ở pH thấp (pH 2,5) hay pH > 4
hiệu suất thu hồi của kháng sinh SAS giảm mạnh. Điều này có thể là do các kháng sinh
nhóm SAS khi pH của môi trường axit mạnh (pH 2,5) thì tích điện dương còn khi pH môi
trường lớn hơn 5 bắt đầu tích điện âm [129, 140], vì vậy giá trị pH của mẫu ở môi trường](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-60-320.jpg)
![48
axit yếu sẽ cho hiệu quả chiết kháng sinh SAs là tốt nhất. Đối với kháng sinh họ QNS và
TRI thể hiện ở hình 3.5 cho thấy ở pH > 4 hiệu suất thu hồi bắt đầu giảm dần nhưng tốc độ
giảm chậm còn ở pH 3 hiệu suất thu hồi giảm mạnh. Điều này là do ở môi trường axit
yếu nhóm cacboxylic trong phân tử của các kháng sinh QNS không bị phân ly mà lại có sự
tương tác mạnh với các cấu trúc kỵ nước của cột HLB [169] nên hấp phụ mạnh trong cột
HLB. Trimethoprim cũng được đặc trưng bởi hai giá trị pKa tương ứng với sự proton hóa
của hai nguyên tử nitơ trong dị vòng nên độ thu hồi lớn nhất khi pH của môi trường từ 3,5
đến 4,5, kết quả này trùng hợp với các nghiên cứu trước [95, 129]. Vì vậy giá trị pH được
lựa chọn để phân tích đồng thời các kháng sinh nghiên cứu là 3,5 - 4.
Hình 3.4. Ảnh hưởng của pHmẫu tớihiệu suất
thu hồi kháng sinh họ SAS
3/ Lựa chọn phương pháp chiết
Hình 3.5. Ảnh hưởng của pHmẫu tớihiệu suất
thu hồi kháng sinh họ QNS và TRI
Sự lựa chọn phương pháp chiết phụ thuộc nhiều vào loại mẫu, bản chất của chất phân
tích và chất nền. Đối với mẫu nước có các chất phân cực khác nhau, quá trình phân cực là
phức tạp nên chiết pha rắn (SPE) là sự lựa chọn thích hợp nhất [129]. Vì vậy nghiên cứu
lựa chọn chiết pha rắn để phân tích kháng sinh trong các mẫu nước. Lựa chọn chất hấp phụ
là một điểm quan trọng trong chiết pha rắn (SPE), nó ảnh hưởng đến sự chọn lọc, hiệu suất
của phương pháp. Các nghiên cứu trước cho thấy có thể tác kháng sinh ra khỏi mẫu nước
bằng nhiều loại cột khác nhau như cột polyme Oasis HLB, polymeric PLRP-s, silic
Hysphere C18 EC, SAX, Strata-X, … nhưng phần lớn các kết quả nghiên cứu cho thấy
tách kháng sinh ra khỏi mẫu nước bằng cột HLB sẽ cho kết quả tốt nhất. Bởi vì cột HLB
được nhồi từ các hạt N-vinyl pyrrolidone and lipophilic divinylbenzene theo một tỷ lệ nhất
định nên có thể loại bỏ các chất hữu cơ tự nhiên chủ yếu là các hợp chất humic điện tích
âm và axit fulvic trong mẫu môi trường, thích hợp với các hợp chất phân cực, nên cho hiệu
suất chiết cao [98, 120]. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn cột chiết là Water Oasis HLB.
3.1.2.2. Thẩm định phương pháp phân tích
1/ Độ tuyến tính của đường chuẩn
Các chất nền trong mẫu thường làm cho cường độ tín hiệu phân tích thay đổi, vì vậy
để giảm ảnh hưởng của các chất nền, người ta thường tiến hành dựng đường chuẩn trên
nền mẫu trắng, thêm chất nội chuẩn hoặc chất đồng hành. Trong nghiên cứu lựa chọn](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-61-320.jpg)
![49
phương pháp thêm chuẩn trên nền mẫu trắng. Lấy 500mL mẫu trắng, thêm hỗn hợp chuẩn
kháng sinh ở nồng độ từ 0,1 đến 200 ng/L. Dựa vào phụ lục 4 và tiêu chuẩn của Liên minh
Châu Âu 2002/657/EC cho thấy tùy từng kháng sinh mà khoảng tuyến tính là khác nhau,
như kháng sinh SMX điểm cận dưới là 1 ng/L và cận trên là 100 ng/L nhưng kháng sinh
OFL cận dưới là 2 ng/L và cận trên là 200 ng/L. Kết quả được tổng hợp ở bảng 3.2.
Bảng 3.2. Khoảng tuyến tính,phương trình đường chuẩn và hệ số tương quan của các kháng sinh
SAs, TRI và QNs trên nền mẫu nước
Kháng sinh
Khoảng tuyết tính
(ng/L)
Phương trình đường chuẩn R2
Sulfamethoxazole 1,0 - 100 y = 4542,3x - 2821,1 0,9959
Sulfamethazine 2,0 - 175 y = 6483,6x - 3348,8 0,9969
Sulfathizole 2,0 - 175 y = 5537,1x + 4126,6 0,9999
Sulfamerazine 2,0 - 200 y = 2182,4x - 1213,1 0,9993
Trimethoprim 0,5 - 100 y = 13139,0x + 1309,9 0,9983
Ciprofloxacin 2,0 - 200 y = 2035,8x - 1858,3 0,9996
Enrofloxacin 2,0 - 200 y = 1840,7x + 226,7 0,9996
Ofloxacin 2,0 - 200 y - 1145,5x + 318,0 0,9982
Norfloxacin 2,0 - 200 y = 2593,5x - 1447,6 0,9998
2/ Xác định độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối
Lấy 500mL mẫu trắng mỗi lần thí nghiệm, thêm hỗn hợp chất chuẩn với hàm lượng
2 ng/L, 50 ng/L và 100 ng/L, làm lặp lại n=10 lần với từng nồng độ, dựa vào công thức từ
2.4 đến 2.6 tính độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối (RSD), kết quả thể hiện ở bảng 3.3.
Đối với các kháng sinh nghiên cứu độ thu hồi thấp nhất là kháng sinh CIP 67,2% tại nồng
độ 2 ng/L và cao nhất là kháng sinh TRI 91,2% tại nồng độ 100 ng/L. Theo tiêu chuẩn của
Liên minh Châu Âu 2002/657/EC [113] khi phân tích các mẫu thêm chuẩn ở nồng độ <1
µg/kg độ thu hồ chấp nhận được là từ 50 đến 120%, vậy kết quả tính độ thu hồi của các
kháng sinh nghiên cứu tại khoảng nồng độ khảo sát đạt tiêu chuẩn. Độ lệch chuẩn tương
đối thấp nhất là kháng sinh OFL 2,1% tại nồng độ 50 ng/L và cao nhất là kháng sinh STZ
12,3% ở nồng độ 2 ng/L, theo tiêu chuẩn của AOAC [15] độ thu hồi của các kết quả phân
tích nằm trong khoảng giới hạn cho phép.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-62-320.jpg)
![52
thường được tiến hành loại bỏ các vi sinh vật và enzim bằng cách khử trùng (chiếu xạ hoặc
hấp khử trùng) [106] hay làm khô để loại bỏ hoàn toàn nước tự do trong mẫu, giảm khả
năng hoạt động của các sinh vật và enzim. Các nghiên cứu trước đã sử dụng hai phương
pháp làm khô là phơi bùn ở điều kiện tự nhiên trong bóng râm [133, 140] và làm đông khô
[72] sau đó tiến hành phân tích. Ngoài ra một số các nghiên cứu đã tiến hành phân tích trực
tiếp mẫu bùn ướt [93]. Trong nghiên cứu tiến hành khảo sát theo hai phương pháp là làm
khô ở điều kiện tự nhiên và lấy nguyên mẫu bùn ướt đi phân tích.
Cân 10 gam mẫu bùn ướt vào các ống thí nghiệm, thêm 100 ng hỗn hợp chất chuẩn
vào hai ống, một ống đem đi phơi khô ở điều kiện thoát mát, không có ánh sáng chiếu vào
sau đó mới chiết, một ống tiến hành chiết luôn, các bước tiến hành chiết giống như sơ đồ
hình 2.10. Kết quả thể hiện ở bảng 3.5 cho thấy khi tiến hành phân tích trầm tích ở dạng
ướt hiệu suất thu hồi kháng sinh cao hơn so với tiến hành phân tích trần tích ở dạng phơi
khô, đặc biệt là đối với các kháng sinh họ QNs và TRI. Điều này có thể do khi tiến hành
phơi trầm tích ở điều kiện tự nhiên trong bóng râm thời gian khô của các mẫu trầm tích lâu
thường là 7 ngày, do đó các phản ứng sinh hóa và các phản ứng hóa học khác vẫn diễn ra
đã làm cho các kháng sinh bị phân hủy, chuyển hóa. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn quy trình
xử lý mẫu trầm tích ở dạng ướt.
Bảng 3.5. Hiệu suất thu hồi của kháng sinh ở trạng thái mẫu trầm tích khác nhau
STT Kháng sinh
Mẫu trầm tích khô Mẫu trầm tích ướt
Hiệu suất TB
(%, n=3)
RSD
(%, n =3)
Hiệu suất TB
(%, n=3)
RSD
(%, n =3)
1 SMX 50,2 1,6 75,8 4,3
2 STZ 46,8 3,1 64,7 7,9
3 SMZ 56,8 1,4 71,9 5,6
4 SMR 61,9 5,8 77,9 9,1
5 TRI 31,9 4,9 69,1 5,6
6 NOR 41,0 2,0 106,1 10,4
7 CIP 51,0 0,7 114,2 9,8
8 OFL 51,4 1,4 86,7 7,4
10 ENR 43,79 6,7 57,5 8,8
2/ Khảo sát dung môi chiết
Một trong những khó khăn khi xác định kháng sinh trong các mẫu trầm tích là phá
vỡ được mối liên kết của kháng sinh với các chất có trong trầm tích, chuyển các hợp chất
kháng sinh từ pha rắn sang pha lỏng trước khi làm sạch. Hiện nay để chiết kháng sinh từ
pha rắn sang pha lỏng người ta thường sử dụng hai phương pháp là chiết lỏng áp lực (PLE)
[142] và chiết siêu âm (USE) [115], các kết quả nghiên cứu cho thấy phương pháp chiết
lỏng áp lực có hiệu suất thu hồi cao hơn so với chiết siêu âm nhưng giá trị lớn hơn không
nhiều, thời gian phân tích lâu hơn, hơn nữa phương pháp chiết lỏng áp lực đòi hỏi phải có](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-65-320.jpg)
![53
thiết bị chuyên dụng để nâng áp suất của quá trình phá mẫu lên trên 100 Bar. Do đó nghiên
cứu lựa chọn phương pháp chiết siêu âm.
Các dung môi có thể sử dụng để chiết kháng sinh trong mẫu trầm tích ở pha rắn sang
pha lỏng là diclometan, axeton, axetonitri, methanol, nước…, và thường bổ sung thêm đệm
axit để tăng hiệu quả của quá trình tách. Trong các kết quả nghiên cứu cho thấy của mỗi
nhà khoa học lại sử dụng một dung môi và đệm khác nhau để tách kháng sinh trong trầm
tích và hiệu suất thu hồi cũng khác nhau, như nghiên cứu của Sung-Chul Kim và các cộng
sự (2007) chỉ sử dụng dung môi nước với môi trường đệm Mcllvaine (pH = 4) và dung
dịch Na2EDTA để tách kháng sinh ra khỏi mẫu trầm tích, hiệu suất thu hồi đối với kháng
sinh họ SAs là 62,4 - 108,9% [140]. Trong nghiên cứu của Tang Cai-Ming và cộng sự
(2009) sử dụng hỗn hợp dung dịch ACE:MeOH:H2O (1:1:1, v/v, pH =2) hiệu suất thu hồi
SAs là 19,4 - 52,6% và TRI là 9,4%; hỗn hợp dung môi ACN+MeOH+H2O (1:1:1, v/v,
pH =2) hiệu suất thu hồi SAs là 28,7 – 62,2%, TRI là 22,3%; hỗn hợp dung môi MeOH -
H2O (1:1, v/v, pH =2) hiệu suất thu hồi 74,8 - 92,6%, TRI là 92,2% [142]. Nghiên cứu của
Pablo Gago-Ferrero và cộng sự (2015) với dung dịch MeOH:H2O (1;1, v/v, pH = 2,5) hiệu
suất thu hồi của QNs là 50 - 107% [27]. Nghiên cứu của Ji-Feng Yang và cộng sự (2010)
cho rằng sử dụng dung môi MeOH với đệm citric để chiết kháng sinh QNs hiệu suất không
cao so với sử dụng dung dịch ACN:đệm citric (1:1,v/v, pH =4) và kết quả thu được là SAs:
76,9 - 108%, QNs; 75 - 160% [72]. Vì vậy nghiên cứu tiến hành khảo sát ảnh hưởng của
các dung dịch khác nhau đến hiệu suất chiết kháng sinh.
Hình 3.7. Ảnh hưởng của dung môi tới hiệu suất thu hồi kháng sinh
Cân 10 gam mẫu bùn ướt, thêm 100 ng hỗn hợp chất chuẩn, tiến hành chiết mẫu
tương tự như sơ đồ 2.8 chỉ khác là thay đổi các dung môi chiết khác nhau, kết quả khảo sát
quá trình tách kháng sinh khỏi bùn được thể hiện ở hình 3.7 cho thấy hiệu suất thu hồi
kháng sinh trong dung môi nước là thấp nhất, hiệu suất thu hồi kháng sinh trong dung dịch
MeOH: đệm citrat (1:1, v/v; pH =4,0) đối với kháng sinh họ SAs và TRI trên 64,7%, QNs
là trên 57,5% nhìn chung là cao hơn so với các dung môi và đệm khác. Vì vậy nghiên cứu](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-66-320.jpg)
![54
lựa chọn dung dịch MeOH:đệm citrat (1:1, v/v; pH =4,0) để chiết đồng thời các kháng sinh
nghiên cứu.
3/ Ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh trong trầm tích
Một số các nghiên cứu cho thấy kháng sinh rất nhạy cảm với các axit mạnh, bazơ
mạnh, chúng dễ dàng bị phân hủy, vì vậy sử dụng dung dịch đệm axit yếu sẽ cho hiệu suất
chiết mẫu tốt nhất [72, 140]. Do đó trong nghiên cứu tiến hành khảo sát ảnh hưởng của pH
tới hiệu suất chiết kháng sinh trong trầm tích bằng dung dịch đệm citrat có giá trị pH là
2,5; 4,0 và 7.
Hình 3.8. Ảnh hưởng của pHtớihiệu suấtchiếtkhángsinh SAs,TRIvà QNstrong mẫu trầmtích
Kết quả trên hình 3.8 cho thấy khi pH của đệm thay đổi từ 2,5 đến 7,0 thì hiệu suất
chiết của kháng sinh SAs thay đổi không nhiều và đạt hiệu suất lớn nhất là ở pH = 4,0, còn
đối với kháng sinh TRI khi pH tăng thì hiệu suất thu hồi kháng sinh giảm đi rõ rệt và đạt
hiệu suất lớn nhất ở pH = 2,5. Nhưng đối với kháng sinh QNs khi pH tăng thì hiệu suất thu
hồi kháng sinh tăng theo và đạt giá trị cao nhất khi ở pH = 4,0, sau đó giảm rất nhanh khi
giá trị pH trong mẫu ở môi trường trung tính. Vì vậy, giá trị pH thích hợp đệm của là 4,0.
3.1.3.2. Thẩm định phương pháp
1/ Khoảng tuyến tính của đường chuẩn
Xác định khoảng tuyến tính của đường chuẩn bằng cách thêm chuẩn vào mẫu trầm
tích với nồng độ từ 0,25 đến 100 μg/L, phân tích lặp lại ba lần. Khoảng tuyến tính được
chấp nhận khi hệ số tương quan R2>0,98, tín hiệu của các điểm chuẩn được chấp nhận khi
tỷ số giữa tín hiệu so với độ nhiễu đường nền (S/N) lớn hơn 10, độ lệch giữa giá trị thực
với kết quả tính toán từ đường chuẩn phải nhỏ hơn 20%, có ít nhất 6 điểm trên đường
chuẩn [83].
Kết quả phân tích cho thấy khi nồng độ hỗn hợp chất chuẩn cho vào 0,25 μg/L không
có kháng sinh nghiên cứu cứu nào xuất hiện tín hiệu nhưng bắt đầu từ 0,5 μg/L có 2 kháng](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-67-320.jpg)
![56
2/ Ảnh hưởng của nền mẫu và độ thu hồi
Kết quả thể hiện ở bảng 3.7 cho thấy hiệu suất thu hồi của tất cả các kháng sinh
nghiên cứu ở nồng độ 10 μg/L và 50 μg/L đều trên 70%, cao nhất là ở kháng sinh NOR tại
nồng độ 10 μg/L độ thu hồi lên tới 113,4% và thấp nhất là kháng sinh STZ ở nồng độ 10
μg/L đạt 73,8%. Độ thu hồi của NOR và CIP đạt trên 100% có thể là do lỗi của phương
pháp hoặc do sự không đồng nhất của mẫu trầm tích mà đã được các nghiên cứu trước báo
cáo trong các mẫu bùn [75]. Ở nồng độ 10 μg/L và 50 μg/L độ lệch chuẩn tương đối của
các kháng sinh dao động từ 1,6 đến 8,4%. Như đã đề cập ở trên một trong những hạn chế
lớn nhất của LC/MS/MS là sự ức chế hay sự dâng cao của đường nền khi trong mẫu phân
tích có chứa nhiều chất ô nhiễm. Những chất này có trong mẫu có thể che đỉnh chất phân
tích bằng cách tăng cường độ tín hiệu ban đầu hoặc có thể làm giảm hiệu quả ion hóa của
các chất phân tích [88, 129], do đó làm giảm khả năng phát hiện, độ chính xác và độ tin
cậy của phương pháp. Kết quả ảnh hưởng của nền mẫu cho thấy có 2 kháng sinh NOR và
CIP là bị ảnh hưởng của nền mẫu dương còn các kháng sinh nghiên cứu khác chịu ảnh
hưởng của nền mẫu âm. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì kháng sinh ENR là chịu ảnh
hưởng lớn nhất của nền mẫu lên đến -20,6% và thấp nhất là kháng sinh CIP 5,7%. Các kết
quả nghiên cứu trước cho thấy để giảm ảnh của nền mẫu, phương pháp hữu hiệu nhất là sử
dụng chất nội chuẩn, nhưng một vấn đề đặt ra là các chất nội chuẩn có giá thành rất cao,
không được bán phổ biến và không phải kháng sinh nào cũng có chất nội chuẩn, vì vậy
trong nghiên cứu sử dụng phương pháp thêm chuẩn vào trong nền mẫu cũng có khả năng
hạn chế được đáng kể ảnh hưởng của nền mẫu đến kết quả phân tích.
Bảng 3.7. Hiệu suất thu hồi,độ lệch chuẩn tương đối, ảnh hưởng của nền mẫu,độ không đảmbảo
đo của kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích
Kháng
sinh
10 μg/L (n = 10) 50 μg/L (n = 10) Ảnh hưởng
nền mẫu
(%)
U
(%)
Độ thu hồi
(%)
RSD
(%)
Độ thu hồi
(%)
RSD
(%)
SMX 79,6 5,8 89,1 6,5 -16,2 12,3
STZ 73,8 8,4 87,5 3,1 -19,2 12,6
SMZ 76,6 7,0 81,3 2,0 -17,4 10,3
SMR 85,4 3,0 74,1 4,3 -17,9 7,4
TRI 82,0 2,3 80,4 4,1 -18,5 6,6
NOR 113,4 1,6 105,5 4,8 11,6 7,3
CIP 107,7 2,3 108,4 7,7 5,7 11,4
OFL 81,5 3,0 81,8 5,5 -13,7 8,9
ENR 75,1 4,6 84,1 6,0 -20,6 10,7](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-69-320.jpg)
![58
protein, chất béo, … các chất này gây ảnh hưởng tới kết quả phân tích. Vì vậy khi xác định
hàm lượng vết kháng sinh trong các mẫu sinh vật người ta thường tiến hành xác định từng
kháng sinh hoặc một họ kháng sinh. Nếu mỗi lần phân tích chỉ xác định một hoặc một
nhóm khác sinh thì sẽ mất nhiều thời gian, chi phí phân tích cao nên đã có những công
trình nghiên cứu xác định đồng thời nhiều họ kháng sinh như M. Gbylik và cộng sự
(2013), Jian Wang và cộng sự (2012), Marilena E. Dasenaki và cộng sự (2010) [70, 89,
96], nhưng mỗi nghiên cứu đưa ra một quy trình phân tích khác nhau, đánh giá phương
pháp phân tích khác nhau. Dựa trên các tài liệu tham khảo nghiên cứu đã tiến hành tối ưu
hóa quy trình xử lý mẫu bằng phương pháp chiết lỏng lỏng, sử dụng phương pháp thêm
chuẩn xác định đồng thời kháng sinh họ quinolones, sulfonamides, trimethoprim.
1/ Khảo sát điều kiệndung môi chiết
Phân tích đồng thời nhiều họ kháng sinh sẽ gặp khó khăn hơn so với xác định một
hoặc một họ kháng sinh, do chúng có sự khác nhau về tính chất hóa lý (như pKa, độ phân
cực, khả năng hòa tan, độ ổn định, …). Các nghiên cứu trước đó cho thấy kháng sinh họ
sulfonamides, quinolones, trimethoprim tan ít trong các dung môi không phân cực và có
thể tan tốt trong các dung môi có tính phân cực như MeOH, ACN, ethyl acetate (EtOAc),
dichloromethane (DCM), vì vậy chúng thường được sử dụng để tách kháng sinh ra khỏi
mẫu sinh vật [89]. Các nghiên cứu trước cũng cho thấy ACN ngoài khả năng hòa tan tốt
kháng sinh còn có thể kết tủa protein trong các mẫu sinh vật, làm mẫu chiết sạch hơn, vì
vậy sử dụng ACN làm dung môi chiết sẽ cho hiệu suất thu hồi kháng sinh QNs, SAs, TRI
tốt nhất. Như kết quả chiết kháng sinh trong cá rô bằng dung dịch ACN có bổ sung axit
focmic 1% cho hiệu suất thu hồi SAS và QNS là 85 - 104% [36]; kết quả chiết kháng sinh
trong QNs trong thịt gà, thịt và thận lợn, thịt cá sử dụng dung môi ACN cho hiệu suất chiết
từ 58 - 90%. Do đó nghiên cứu đã lựa chọn dung môi ACN để chiết kháng sinh trong cá.
Hình 3.11. Ảnhhưởng của môitrường axittớihiệu suấtthu hồikháng sinhtrongcá rô phi
Giá trị pH của mẫu cũng là một trong nhưng yếu tố ảnh hưởng lớn đến hiệu quả
chiết, do chúng có thể làm thay đổi dạng chất phân tích trong dung môi, vì vậy điều chỉnh](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-71-320.jpg)
![59
pH của mẫu về môi trường axit có thể làm giảm sự tương tác của các hợp chất phân tích
với các chất có trong mẫu [89]. Trong nghiên cứu đã tiến hành khảo sát ảnh hưởng của
nồng độ axit focmic đến quá trình chiết mẫu.
Cân 5gam mẫu cá trắng (không nhiễm các kháng sinh nghiên cứu) vào ống ly tâm
polypropylene 50 mL, thêm hỗn hợp chất chuẩn kháng sinh ở nồng 10 µg/kg, thêm 3x10ml
dung môi chiết ACN có bổ sung thêm axit focmic nồng độ từ 0,1 đến 1,5% theo thể tích,
sau đó tiến hành tương tự như sơ đồ 2.11. Kết quả thể hiện ở hình 3.11 cho thấy đối với
các kháng sinh họ SAS và TRI khi nồng độ axit focmic tăng hiệu suất thu hồi kháng sinh
tăng lên và khi nồng độ axit focmic là 1% thì hiệu xuất thu hồi của các kháng sinh là cao
nhất dao động từ 75,5 đến 88,5% tùy từng kháng sinh, nhưng khi lượng axit focmic cho
vào vượt quá 1% thì hiệu suất thu hồi kháng sinh SAs và TRI lại giảm xuống do các kháng
sinh này bắt đầu tích điện dương. Đối với kháng sinh họ QNS khi pH môi trường giảm hiệu
suất thu hồi kháng sinh tăng lên và đạt giá trị lớn nhất là từ 79,7 đến 104,7% tùy từng
kháng sinh, sau đó bắt đầu giảm khi lượng axit focmic cho vào vượt quá 0,5%. Vậy lượng
hóa chất cho vào chiết là 10 mL ACN có bổ sung thêm từ 0,5 đến 1% axit focmic.
2/ Khảo sát điều kiện loại chất béo
Các nghiên cứu cho thấy khi mẫu phân tích có chứa các chất như muối, protein, chất
béo, carbohydrate, đường, …vv sẽ ảnh hưởng đến quá trình ion hóa kháng sinh, làm thay
đổi cường độ tín hiệu của các chất phân tích [128]. Dung dịch ACN (1% axit focmic)
không chỉ tách các kháng sinh nghiên cứu mà còn hòa tan cả chất béo, vì vậy cần phải loại
chất béo trước khi phân tích. Để loại bỏ chất béo có trong mẫu ta có thể sử dụng phương
pháp lạnh đông bằng cách hạ nhiệt độ của mẫu xuống dưới -20oC trong khoảng thời gian
30 phút, các hạt lipit sẽ bị kết tủa lại sau đó tiến hành lọc ngay để loại bỏ. Ngoài ra có thể
sử dụng dung môi hexan để loại bỏ [36, 62]. Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy loại
chất béo bằng phương pháp lạnh đông hiệu suất thu hồi từ 30 đến 50% tùy từng kháng
sinh, còn loại chất béo bằng phương pháp sử dụng hexan hiệu suất thu hồi từ 65 đến 86%
nên trong nghiên cứu sử dụng hexan để loại bỏ lipit.
Bảng 3.9. Khảo sát dung dịch hòa tan cặn và loại bỏ chất béo
Tên
chất
Hiệu suất thu hồi (%)
Tên
chất
Hiệu suất thu hồi (%)
Nước
FA
0,1%
ACN
10%
ACN
10%+
FA 0,1%
Nước
FA
0,1%
ACN
10%
ACN
10%+
FA 0,1%
SMX 35,7 48,6 60,5 80,6 NOR 20,2 43,6 84,3 100,9
STZ 37,0 47,9 55,2 75,2 OFL 28,8 54,2 85,5 89,2
SMR 40,9 49,7 50,8 80,4 ENR 23,7 49,3 70,6 76,2
SMZ 34,4 44,6 67,2 89,4 CIP 30,6 45,4 81,4 78,7
TRI 50,2 56,8 73,5 86,7](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-72-320.jpg)
![60
Để tăng khả năng hòa tan cặn và tăng hiệu quả loại bỏ lipit trong mẫu, nghiên cứu
tiến hành khảo sát các dung môi thích hợp để hòa tan cặn. Cân 5 gam mẫu cá trắng đã
nghiền nhỏ, thêm 10 µg/kg hỗn hợp chất chuẩn, tiến hành xử lý mẫu tương tự như trên chỉ
khác là thay đổi các dung dịch hòa tan cặn khác nhau, kết quả thể hiện ở bảng 3.9 cho thấy
khi hòa tan cặn trong môi trường nước cho hiệu suất thu hồi là thấp nhất, đặc biệt là các
kháng sinh họ QNS. Hiệu suất thu hồi kháng sinh lớn nhất là khi hòa tan cặn trong dung
dịch ACN 10% (0,1% axit focmic), vì vậy lựa chọn dung dịch này để hòa tan cặn và loại
bỏ chất béo.
3.1.4.2. Thẩm định phương pháp phân tích
1/ Xác định khoảng tuyến tính của đường chuẩn
Để giảm ảnh hưởng của nền mẫu đến kết quả phân tích kháng sinh, tiến hành dựng
đường chuẩn trên nền mẫu cá không nhiễm kháng sinh ở nồng độ từ 0,1 đến 10 µg/kg.
Theo tiêu chuẩn của Liên minh Châu Âu 2002/657/EC [113] đường chuẩn phải thỏa mãn
điều kiện hệ số hồi quy R2 >0.99; độ lệch giữa các điểm so với tính toán <20%. Kết quả
phân tích cho thấy khoảng tuyến tính của đường chuẩn là từ 0,25 – 10,00 µg/kg như trong
bảng 3.10 và phụ lục 7.
Bảng 3.10. Khoảng tuyến tính, phương trình đường chuẩn, bình phương hệ số tương quan và ảnh
hưởng nền mẫu của các kháng sinh nghiên cứu trên nền mẫu cá
Kháng
sinh
Khoảng
tuyến tính
(μg/kg)
Phương trình đường chuẩn R2
Ảnh hưởng
nền mẫu
(%)
SMX 0,50 – 10,00 y = 29933,36x – 688,52 0,9984 -20,4
STZ 0,50 – 10,00 y = 42244,24x – 3246,88 0,9990 -20,9
SMZ 0,50 – 10,00 y = 52473,08x + 12235,71 0,9989 17,9
SMR 1,00 – 10,00 y = 15876,63x – 8477,88 0,9968 -18,3
TRI 0,25 – 10,00 y = 21851,20x – 7542,24 0,9994 -5,8
NOR 0,50 – 10,00 y = 20095,10x – 4810,54 0,9972 18,8
CIP 1,00 – 10,00 y = 14728,42x – 7050,37 0,9998 -7,6
OFL 1,00 – 10,00 y = 9442,11x – 422,76 0,9985 -11,1
ENR 0,50 – 10,00 y = 16212,39x + 233,95 0,9983 -15,1
2/ Ảnh hưởng của nền mẫu ( Matrix effects)
Sự có mặt của các ion lạ trong mẫu là một trở ngại lớn đối với derector khối phổ khi
ion hóa các chất được thực hiện ở chế độ phun điện tử (electrospray interfaces), đặc biệt là
với các mẫu phức tạp như mẫu sinh vật [36]. Các ảnh hưởng này có thể làm tăng hoặc
giảm cường độ tín hiệu của chất phân tích, để giảm ảnh hưởng của đường nền có thể thực](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-73-320.jpg)
![61
hiện bằng cách tăng cường quá trình làm sạch mẫu hoặc điều chỉnh các thông số trên sắc
ký khối phổ nhưng chỉ khắc phục được một phần [148]. Việc sử dụng nội chuẩn (IS) trong
phân tích ngoài loại trừ được sai số do quá trình chiết gây ra còn có thể loại bỏ được các
ảnh hưởng do nền mẫu. Nhưng việc sử dụng chất nội chuẩn nào trong phần tích đồng thời
nhiều kháng sinh là lựa chọn rất khó khăn và giá thành của một chất nội chuẩn rất cao, vì
vậy nghiên cứu lựa chọn phương pháp thêm chuẩn trên nền mẫu để xác định kháng sinh.
Đánh giá ảnh hưởng của nền mẫu lên các kháng sinh nghiên cứu bằng cách so sánh
diện tích pic của chất chuẩn ở nồng độ 10 µg/kg trên mẫu cá trắng với diện tích pic của
kháng sinh phân tích pha trên nền dung dịch (methanol/nước, 20:80, v/v) theo công thức
2.7. Kết quả thể hiện trên bảng 3.10 cho thấy ảnh hưởng của nền mẫu tới nồng độ kháng
sinh dao động từ 5,8 đến 20,9%, nghĩa là hàm lượng lipit và protein trong mẫu có ảnh
hưởng tới kết quả phân tích kháng sinh. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì có 2 kháng
sinh bị ảnh hưởng của nền mẫu dương và 7 kháng sinh bị ảnh hưởng của nền mẫu âm, STZ
bị ảnh hưởng mạnh nhất (-20.9%), kháng sinh TRI bị ảnh hưởng ít nhất (-5.8%). Kết quả
cũng cho thấy ảnh hưởng của nền mẫu tới nồng độ kháng sinh ở môi trường trầm tích và
môi trường sinh vật là gần tương tự nhau, nhưng SAs bị ảnh hưởng của nền mẫu sinh vật
lớn hơn so với nền mẫu trầm tích, QNs và TRI thì ngược lại.
3/ Xác định độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối ( RSD%)
Cân 5 gam mẫu cá trắng vào các ống ly tâm polypropylene 50mL, thêm chuẩn ở
nồng độ 1 μg/kg; 5 μg/kg và 10 μg/kg, chiết mẫu tương tự như sơ đồ 2.11, làm lặp lại 10
lần. Kết quả thể hiện ở bảng 3.11 cho thấy độ thu hồi của SMX: 70,0 – 79,8%; STZ: 68,6-
75,4%; SMZ: 103,8 - 109,1%; SMR: 81,9 - 92,9%; TRI: 78,6-89, 8%; NOR: 98,7-108,3%;
CIP: 82,6 - 94,0%; OFL: 87,8-113,6%; ENR: 68,2-82,4%. Hiệu suất thu hồi thấp nhất là
của kháng sinh ENR 68,2% và cao nhất là kháng sinh OFL 113,6% cùng ở nồng độ 1
μg/kg, độ lệch chuẩn tương đối nằm trong khoảng từ 3,4 đến 11,7%. Nếu so sánh với tiêu
chuẩn 2002/657/EC của Liên minh châu Âu [113] các giá trị đều đạt tiêu chuẩn.
Bảng 3.11. Bảng tổng hợp độ thu hồi,độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảmbảo đo của kháng
sinh SAs, QNs, TRI thêmchuẩn trên nền mẫu cá trắng nồng độ 1 μg/kg; 5 μg/kg; 10 μg/kg
Kháng sinh
1 μg/kg (n=10) 5 μg/kg (n=10) 10 μg/kg (n=10)
U
(%)
Độ thu hồi
(%)
RSD
(%)
Độ thu hồi
(%)
RSD
(%)
Độ thu hồi
(%)
RSD
(%)
SMX 70,0 9,0 79,8 6,4 75 5,0 14,1
STZ 68,6 5,8 75,5 3,4 75,2 5,4 10,0
SMZ 106,0 6,9 109,1 7,4 103,8 11,0 17,3
SMR 92,9 4,6 81,9 4,9 87,0 6,3 10,6
TRI 78,6 8,6 83,2 4,4 89,8 3,9 12,1
NOR 98,7 6,0 106,5 5,0 108,3 7,7 12,6](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-74-320.jpg)
![62
CIP 94,0 5,7 88,4 5,2 82,6 11,7 16,2
OFL 113,6 6,8 87,9 7,0 87,8 3,8 12,1
ENR 68,2 9,8 76,6 7,2 82,4 6,3 15,8
Tiêu chuẩn
2002/657/EC
50-120% <20% 70-110% <20% 70-110% <20%
4/ Xác định MDL, MQL của phương pháp
Xác định giá trị MDL, MQL bằng phương pháp đường chuẩn ba điểm. Cân 5 gam
mẫu cá trắng đã đồng nhất vào ống ly tâm 50 mL, thêm chuẩn nồng độ 0,25 đến 2 µg/kg
tùy từng kháng sinh vào mỗi ống (làm lặp lại 3 lần mỗi nồng độ). Kết quả tính toán cho
thấy giá trị MDL từ 0,04 đến 0,44 µg/kg; MQL từ 0,14 đến 1,32 µg/kg đối với tất cả các
kháng sinh nghiên cứu thể hiện ở bảng 3.12. Giá trị này thấp hơn nhiều so với giá trị MRLs
được thiết lập bởi Liên Minh Châu Âu [38].
Bảng 3.12. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định
kháng sinh trong cá
Kháng sinh SMX STZ SMZ SMR TRI NOR CIP OFL ENR
MDL (µg/kg) 0,19 0,18 0,09 0,39 0,04 0,27 0,29 0,44 0,23
MQL (µg/kg) 0,58 0,54 0,28 1,18 0,14 0,82 0,89 1,32 0,70
Tổng hợp quy trình phân tích kháng sinh trong cá thể hiện trong hình 3.12, quy trình
này sẽ được ứng dụng để xác định cá rô phi trong năm hồ Hà Nội nghiên cứu.
Hình 3.12. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh trong cá](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-75-320.jpg)
![65
3.2. Hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích và động vật
thủy sinh ở năm hồ của Hà Nội
3.2.1. Hàm lượng kháng sinh trong nước hồ
Như đã đề cập ở trên kháng sinh có trong các nguồn nước thải chỉ bị loại bỏ một
phần bởi các quá trình sinh học hoặc các quá trình khác, phần còn lại vẫn tồn tại trong môi
trường nước nên chúng có khả năng lan truyền xa hơn và tích tụ vào sinh vật, các hạt rắn lơ
lửng, trầm tích với nồng độ cao. Nhiều nghiên cứu đã phát hiện thấy hàm lượng kháng sinh
trong các nguồn nước thải trước và sau xử lý [135], trong nước mặt [50, 82, 135], nước
ngầm [40] và thậm chí cả trong nguồn nước uống với nồng độ có những nơi lên đến vài
trăm mg/L. Hà Nội với mạng lưới sông hồ dày đặc, chúng có ý nghĩa vô cùng quan trọng
trong phát triển kinh tế, tạo cảnh quan và môi trường sinh thái của Hà Nội, nhưng một
trong những chức năng chính của hồ Hà Nội hiện nay là điều tiết dòng chảy, thoát lũ, xử lý
sơ bộ nước thải, do đó việc phát hiện thấy kháng sinh trong các hồ nghiên cứu với nồng độ
từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến <2 µg/L là thích hợp. Trong đó kháng sinh có nồng độ
lớn nhất trong các hồ: SMX - 1619,35 ng/L, STZ - 13,78 ng/L ở hồ Yên Sở; SMZ - 30,19
ng/L ở hồ Thủ Lệ; TRI - 118,00 ng/L, CIP - 823,55 ng/L, OFL - 430,11 ng/L ở hồ Ngọc
Khánh; ENR - 16,88 ng/L, NOR - 79,00 ng/L ở hồ Tây; SMR - 16,34 ng/L ở hồ Trúc
Bạch.
Trong các kháng sinh QNs nghiên cứu thì CIP và OFL được phát hiện trong nước
của 5 hồ Hà Nội với nồng độ lớn nhất, có những mẫu lên đến 823,55 ng/L; 430,11 ng/L
theo thứ tự và tần suất từ 55,6 – 100%. Ciprofloxacin và ofloxacin là hai kháng sinh được
sử dụng cho người, chúng cũng được tìm thấy với nồng độ cao trong nước thải sinh hoạt,
nước thải bệnh viện ở các quốc gia như Việt Nam CIP: 1,1 – 25,8 μg/L [1]; Trung Quốc
OFL: 1190 – 1384 ng/L; CIP: 78 – 120 ng/L; Thụy Điển OFL: 19 – 287 ng/L; Phần Lan
OFL 18 – 350 ng/L; CIP: 163 – 4230 ng/L [1, 20]. Ngoài ra kháng sinh CIP còn được sử
dụng nhiều trong nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam, vì vậy nó đã được phát hiện thấy trong
các nguồn thải ra ở các ao nuôi cá tra của Việt Nam nồng độ có những lúc lên đến 250
ng/L [86]. So sánh với nồng độ phân tích tại hai cửa xả lớn từ các hộ gia đình ra sông Tô
Lịch và sông Kim Ngưu (CIP: 1662,26 – 9804,17 ng/L; OFL: 70,45 – 930,48 ng/L) cho
thấy nồng độ kháng sinh đã có sự suy giảm đáng kể đặc biệt là kháng sinh CIP. Nguyên
nhân của hiện tượng này là do kháng sinh QNs có thể loại bỏ đến 80% trong các hệ thống
xử nước [2], không nhạy cảm với phản ứng thủy phân [77] nhưng nhạy cảm với phản ứng
quang phân (có thể làm giảm nồng độ kháng sinh trong nước đến 50%) [28, 85,139] và dễ
bị hấp phụ vào các hạt rắn [84]. Theo kết quả nghiên cứu của Andreu Rico và cộng sự
(2014) ở nồng độ này các kháng sinh QNs chưa gây ảnh hưởng cấp tính tới cấu trúc, chức
năng của một số quần thể sinh vật thủy sinh như vi khuẩn, tảo, độngvật khôngsươngsống[86].
So sánh nồng độ kháng sinh CIP và OFL ở 5 hồ nghiên cứu của Hà Nội với các sông
hồ khác trên thế giới tiếp nhận những nguồn thải sau xử lý hoặc nhưng nơi có dòng chảy
lớn thì nồng độ của các kháng sinh QNs lớn hơn nhiều đặc biệt là ở hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc
Kháng và hồ Yên Sở. Như trong nghiên cứu của về nước sông Onyar đi qua thành phố
Girona trước khi chảy vào sông Ter của Tây Ban Nha hay nước hồ chứa Foix nằm ở thành](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-78-320.jpg)
![66
phố Barcelona – Tây Ban Nha nồng độ OFL là 33 ng/L còn các kháng sinh QNs khác đều
nhỏ hơn 9 ng/L [94]; nước sông Seine ở thành phố Pari của Pháp nơi tập trung mật độ dân
số lớn, nơi tiếp nhận trực tiếp các nguồn nước thải sinh hoạt của người dân trong khu vực
và sông Charmoise của Pháp nơi tiếp nhận dòng nước thải của nhà máy xử lý nước
Fontenay-Les-Briis cho thấy nồng độ kháng sinh QNs nhỏ hơn 37 ng/L [120]; hàm lượng
kháng sinh trong sông Hoàng Phố là sông lớn nhất của Thượng Hải, nơi hàng ngày tiếp
nhận khoảng 6.370.000 m3 nước thải gồm cả nước thải chăn nuôi và nước thải sinh hoạt thì
nồng độ kháng sinh QNs không phát hiện thấy [82]. Từ các kết quả trên cho thấy hàm
lượng kháng sinh CIP và OFL từ các nguồn thải chưa qua xử lý của các hộ dân xung quanh
đổ trực tiếp vào hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở là rất lớn.
Các hồ của Hà Nội cũng là nơi tiếp nhận các nguồn thải trước và sau xử lý ở các cơ
sở khám chữa bệnh, trong nghiên cứu cho thấy nồng độ kháng NOR trong hồ tương đối
thấp dao động từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 79,00 ng/L và tần suất < 57,1%, nhưng
theo nghiên cứu về nước thải trước và sau xử lý tại 6 bệnh viện lớn của Hà Nội cho thấy
nồng độ kháng sinh NOR là từ 0,9 – 17 µg/L [1], điều này có thể là do hiện nay kháng sinh
này chỉ sử dụng trong nông nghiệp và dễ bị chuyển hóa bởi các điều kiện tự nhiên như hấp
phụ, phân hủy quang hóa. Kháng sinh được phát hiện với nồng độ và tần suất thấp nhất
trong QNs là ENR, nguyên nhân có thể là do ENR chỉ dùng trong nông nghiệp và nó cũng
là kháng sinh dễ bị phân hủy bởi phản ứng quang hóa trong môi trường nước. Bên cạnh đó
kháng sinh này khi đi vào cơ thể động vật phần lớn bị chuyển hóa thành CIP trước khi đào
thải ra ngoài môi trường [159]. Vì vậy trong các nghiên cứu tiếp theo ENR và NOR ít được
đề cập đến.
Kết quả phân tích kháng sinh SMX trong nước của năm hồ Hà Nội cho thấy nồng độ
là rất lớn từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 1619,35 ng/L và 100% các mẫu thu thập đều
phát hiện thấy là hợp lý, vì các hồ này hàng ngày vẫn tiếp nhận một lượng lớn nước thải
chưa qua xử lý, mà SMX là kháng sinh sử dụng phổ biến cho người ở Việt nam [131].
Nồng độ kháng sinh SMX ở nhiều điểm trong các hồ (như hồ Yên Sở tháng 11/2014 là
1048 ng/L; hồ Ngọc Kháng tháng 5/2015 là 182 ng/L) là tương đương với nước thải từ các
kênh dẫn của Hà Nội ra sông Hồng (612,00 - 4330 ng/L) và nước thải chăn nuôi chưa qua
xử lý là 2,38 – 914,00 ng/L [117]. Kết quả này một lần nữa khẳng định hồ Yên sở, hồ
Ngọc Khánh là những hồ tiếp nhận một lượng rất lớn các nước thải chưa qua xử lý vào hồ.
Kháng sinh SMX cũng được phát hiện thấy nồng độ cao ở nhiều sông hồ tiếp nhận các
nguồn thải trên thế giới, như sông Liao River ở Trung Quốc 173,2 ng/L, sông Hàn ở Hàn
Quốc 82 ng/L, sông Rio grande ở Mexico 300 ng/L [87, 165]. Điều này có thể do
sulfamethoxazole khi đi vào cơ thể có khoảng 15% lượng thuốc đào thải ra ngoài không
thay đổi [49], có độ linh động cao, có xu hướng hòa tan trong nước. Thêm nữa kháng sinh
SMX được đánh giá là tương đối bền, với thời gian bán hủy 480 ngày, thậm chí không bị
suy thoái quang hóa trong nước biển [124], trong hệ thống xử lý phân lợn ở điều kiện yếm
khí thời gian phân hủy hoàn toàn SMX là 34 ngày [23] và trong thiết bị xử lý đơn giản
SMX bị loại bỏ không đáng kể.
Hàm lượng kháng sinh TRI đo được trong nước của các hồ Hà Nội dao động từ nhỏ
hơn giới hạn phát hiện đến 293,00 ng/L và 100,0% các mẫu đều phát hiện thấy. Đây là](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-79-320.jpg)
![67
kháng sinh được sử dụng nhiều ở các quốc gia trên thế giới, nên nó được phát hiện thấy ở
hầu hết các nguồn nước thải như nước thải đô thị ở Canada với nồng độ tối đa 0,71 mg/L
[64], nước thải bệnh viện Josep Trueta – Catalonia - Tây Ban Nha 216 ng/L [95]. Nguyên
nhân kháng sinh TRI thường được phát hiện trong nước ở nồng độ lớn có thể là do nó có
tính linh động, ít hấp phụ lên các hạt rắn [64], khó bị phân hủy sinh học [49], chỉ bị loại bỏ
bởi vi khuẩn nitrat hóa trong vòng ba ngày [64], như trong hệ thống xử lý phân lợn ở điều
kiện yếm khí thời gian phân hủy hoàn toàn TRI là 34 ngày [23]. Vì vậy trong hệ thống xử
lý, TRI bỏ không đáng kể đã được báo cáo bởi Paxeus và cộng (2004), Lindberg và cộng
sự (2005), Gobel và cộng sự (2007) [49]. Kháng sinh này thường phối kết hợp với các
kháng sinh SAs, đặc biệt là với SMX theo tỷ lệ 1:5 để tăng hoạt tính và được sử dụng
nhiều cho người cũng như vật nuôi. Nhưng tỷ lệ giữa nồng độ SMX và TRI phát hiện trong
nước tại các hồ lại có sự thay đổi đáng kể theo từng vị trí trong hồ và theo từng hồ, điều
này có thể do quá trình chuyển hóa của hai kháng sinh trong môi trường là khác nhau. Đối
với ba kháng sinh STZ, SMZ và SMR, tần suất xuất hiện cũng như nồng độ phát hiện là rất
thấp, kết quả này cũng phù hợp với nghiên cứu tại đồng bằng Sông Cửu Long của Việt
Nam và sông Tamagawa của Nhật Bản [117]. Cả ba kháng sinh này hiện nay chỉ dùng
trong nông nghiệp và lượng tiêu thụ cũng rất nhỏ nên trong các nghiên cứu tiếp theo chúng ít
được đề cập đến.
Kết quả khảo sát hiện trạng 5 hồ nghiên cứu cho thấy cả năm hồ hàng ngày vẫn tiếp
nhận trực tiếp một lượng lớn nước thải chưa qua xử lý từ các kênh dẫn nước thải của sông
Tô Lịch, sông Kim Ngưu, sông Sét, sông Lừ và các cống thải của hộ dân xung quanh hồ.
Theo kết quả nghiên cứu cho thấy nước thải từ các kênh dẫn nước của thành phố Hà Nội
chảy ra sông Hồng có nồng độ kháng sinh trong nước rất lớn với SMX: 612,00 – 4330,00
ng/L; TRI: 23,00 – 1808,00 ng/L [117], vậy có thể khẳng định đây là một trong những
nguyên nhân chính gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ. Nguồn nước thải chảy vào hồ từ các
kênh dẫn là sự hòa trộn chủ yếu của nước thải sinh hoạt và nước thải y tế, trong đó nước
thải sinh hoạt của các hộ dân là nguyên nhân chính ô nhiễm kháng sinh QNs, SAs và TRI.
Vì kết quả phân tích cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước thải sinh hoạt từ hai cống
chảy vào sông Kim Ngưu và sông Tô Lịch của Hà Nội là rất lớn dao động SMX: 206,79 –
556,69 ng/L; TRI: nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 66,35 ng/L; CIP: 329,45 – 9840,17
ng/L; OFL: 7,45 – 904,37 ng/L, còn hàm lượng kháng sinh trong nước thải bệnh viện tại
Hà Nội ra các kênh dẫn nước là thấp, do hệ thống xử lý có thể loại bỏ tới 80% hàm kháng
sinh QNs [1] và kháng sinh SAs, TRI là những kháng sinh ít sử dụng trong bệnh viện.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-80-320.jpg)
![70
Theo Anke Göbel và cộng sự (2004) thì kháng sinh SAs và TRI không bị loại bỏ
trong các hệ thống xử lý nước thải đơn giản, nồng độ SMX, TRI trước và sau xử lý gần
như không đổi ( 3435,8 ng/L và 3440,1 ng/L; 1686,1 ng/L và 1706,3 ng/L theo thứ
tự) [27], kết quả tương tự cũng được ghi nhận trong nghiên cứu của Lindberg và cộng sự
(2005) [49], nhưng nó có thể bị loại bỏ khi sử dụng các công nghệ xử lý nước thải hiện đại
như trong nhà máy xử lý nước thải Bắc Kinh – Trung quốc sử dụng công nghệ siêu lọc và
ozon hóa để xử lý nước thải đô thị, nồng độ kháng sinh SMX từ 496 ng/L đã giảm xuống
20,2 ng/L, SMZ từ 7,95 ng/L xuống 0,39 ng/L, SAs từ 6080 ng/L xuống 43,2 ng/L [152].
Hiện nay Hà Nội đã có một số trạm xử lý nước thải trước khi chảy vào hồ như trạm xử lý
Trúc Bạch công suất 2300 m3/ngày đêm, nhà máy xử lý nước thải Yên Sở 200.000
m3/ngày đêm, … với công nghệ xử lý như hiện nay thì cả hai trạm này chỉ có khả năng loại
các chất kháng sinh có tính hấp phụ cao vào bùn hoạt tính như QNs, không loại bỏ được
các chất kháng sinh có tính linh động như SAs, TRI, điều này đã được thể hiện qua kết quả
phân tích kháng sinh SAs và TRI trong hai hồ rất lớn (SMX: 104,29 – 1619,35 ng/L; TRI:
52,57 – 69,00 ng/L). Do đó đây cũng là một nguồn đáng kể đưa kháng sinh vào hồ Trúc
Bạch và hồ Yên Sở.
Nguyên nhân ô nhiễm kháng sinh trong các hồ cũng có thể đến từ việc nuôi thả cá, vì
hàm lượng kháng sinh trong nước thải ra tại các hồ nuôi thả cá là rất lớn như tại trang trại
nuôi cá tra ở đồng bằng sông Mê Kông nồng độ kháng sinh ENR và CIP trong nước thải có
thể lên đến 680 ng/L và 250ng/L theo thứ tự [86]. Kết quả khảo sát cho thấy bốn trong năm
hồ nghiên cứu (hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh, hồ Yên sở) là có tiến hành nuôi thả
cá, nhưng phần lớn các hồ để cho cá phát triển tự nhiên, không sử dụng các chất kích thích
tăng trưởng, lượng thức ăn cho vào hồ ít hơn rất nhiều so với các hồ nuôi nhân tạo mà tận
dụng nguồn thức ăn tự nhiên của hồ. Vì vậy, ta có thể khẳng định lượng kháng sinh vào hồ
từ nguồn nuôi trồng thủy sản là không đáng kể. Ngoài ra với cơ sở hạ tầng yếu kém, khi
mưa to nước và bùn thải từ các cống rãng sẽ được cuốn trôi cùng với nước mưa vào các hồ
cũng là nguyên nhân làm tăng hàm lượng kháng sinh trong hồ.
Nồng độ kháng sinh trong nước của năm hồ Hà Nội nhỏ hơn 2 μg/L, ở nồng độ này
theo nghiên cứu của Halling-Sorensen và cộng sự (1998) về độc tính của kháng sinh trong
nước đối với sinh vật thủy sinh thì chưa gây ra độc cấp tính [49], nhưng không có nghĩa là
các kháng sinh ở nồng độ thấp trong môi trường nước là không ảnh hưởng tới sinh vật thủy
sinh. Vì phần lớn các nghiên cứu mới chỉ tiến hành đánh giá tác động của các kháng sinh
trong một thời gian ngắn (khoảng vài giờ, vài ngày, hoặc vài tuần), đo điểm cuối (nghĩa là
gây chết hoặc bất động) và khoảng không gian tiến hành thí nghiệm hẹp. Ngoài ra theo các
kết quả nghiên cứu cho thấy các sông hồ có tiếp nhận các nguồn nước thải thì ngoài kháng
sinh được phát hiện ra, người ta còn tìm thấy hàng trăm các hóa chất dược phẩm khác, các
chất này có thể làm tăng độc tính của hóa chất và chúng liên tục được đưa vào. Vì vậy các
thí nghiệm này có thể không đánh giá chính xác tác động môi trường đối với hệ sinh thái
thuỷ sinh thường xuyên tiếp nhận các hợp chất dược phẩm vào môi trường và thực tế sự
phơi nhiễm kháng sinh trong môi trường xảy ra trong một khoảng thời gian dài, không gian
rộng lớn. Thêm nữa sự phát triển và lây lan của các vi khuẩn kháng kháng sinh cũng là một](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-83-320.jpg)
![71
mối đe dọa đến hệ sinh thái và sức khỏe con người, các vi khuẩn kháng kháng sinh sẽ
chuyển từ vi khuẩn này sang vi khuẩn khác nhau theo các cơ chế khác nhau và kết quả là
sẽ xuất hiện các vi khuẩn kháng sinh trong hệ sinh thái thủy sinh (Marti và cộng sự, 2014;
Skariyachan và cộng sự, 2015) [154]. Như vậy, rủi ro môi trường của các loại thuốc kháng
sinh cần phải được đánh giá để hiểu được những tác dụng bất lợi của chúng
3.2.2. Hàm lượng kháng sinh trong trầm tích
Kết quả phân tích 108 mẫu trầm tích của hồ Tây được thu thập từ tháng 5 năm 2014
đến tháng 6 năm 2015 cho thấy kháng sinh trong trầm tích của hồ có sự dao động rất lớn
theo cả thời gian và không gian, các kháng sinh phát hiện thấy trong nước ở nồng độ lớn
thì cũng tìm thấy trong trầm tích. Kết quả trong bảng 3.17 cho thấy các kháng sinh nghiên
cứu trong trầm tích của hồ Tây có nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 10,69 μg/kg
bùn khô, trong đó các kháng sinh QNs có khả năng tích tụ trong trầm tích cao hơn so với
các kháng sinh SAs và TRI. Điều này đã được nhiều nghiên cứu chứng minh là do trong
phân tử các kháng sinh QNs có chứa các càng, chúng có khả năng gắn kết dễ dàng với các
cation có trong trầm tích nên làm tăng khả năng hấp phụ và làm chậm quá trình phân hủy
sinh học [151]. Vì vậy hiện nay trên thế giới các nhà khoa học đã cảnh báo việc sử dụng
bùn hoạt tính, chất thải từ động vật làm phân bón sẽ là một nguy cơ gây ô nhiễm kháng
sinh và các vi khuẩn kháng kháng sinh vào đất.
Bảng 3.17. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây
Kháng
sinh
Nồng độ (μg/kg) Tần suất
(%)
Min Max Mean
SMX < MDL 0,81 < 0,07 38,3
STZ < MDL < MDL < MDL 0,0
SMZ < MDL <MQL < MDL 28,2
SMR < MDL < MDL < MDL 0,0
TRI < MDL 2,45 0,22 36,2
CIP < MDL 10,69 1,04 43,0
ENR < MDL 3,99 0,04 25,4
OFL < MDL 6,48 0,30 28,0
NOR < MDL 5,10 0,33 27,9
Min – Giá trị bé nhất Max – Giá trị lớn nhất
Mean – Giá trị trung bình
Trong các kháng sinh nghiên cứu thì CIP là phát hiện với tần suất và nồng độ lớn
nhất trong trầm tích, có những nơi nồng độ lên đến 10,69 μg/kg bùn khô. ENR, NOR, STZ
và SMR như đã đề cập ở trên là những kháng sinh được sử dụng phổ biến nhất trong chăn
nuôi và nuôi trồng thủy sản nên nồng độ phát hiện trong trầm tích là rất nhỏ, đặc biệt là hai](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-84-320.jpg)
![72
kháng sinh STZ và SMR không phát hiện thấy ở tất cả các vị trí, do chúng được sử dụng
trong chăn nuôi cũng rất hạn chế [4]. So sánh nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ
Tây với hai hồ lớn của Trung Quốc như hồ Taihu là hồ nước ngọt lớn thứ ba ở Trung Quốc
với diện tích bao phủ là 2338 km2 (NOR: 28,4 µg/kg, OFL : 52,8 µg/kg, CIP: 25,3 µg/kg,
SMX: 49,3 µg/kg, TRI: 39,3 µg/kg), hồ Baiyangdian là hồ nước ngọt tự nhiên lớn nhất
miền bắc Trung Quốc có tổng diện tích bề mặt 366 km2 (NOR: 1140 µg/kg, CIP: 46 µg/kg,
OFL: 362 µg/kg; SMX: 7,86 µg/kg), cả hai hồ này đều nhận trực tiếp các nguồn thải sinh
hoạt, nông nghiệp, thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây là thấp hơn khoảng
từ 3 đến 200 lần [151, 167].
Bảng 3.18. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch
Kháng sinh
Nồng độ (μg/kg) Tần suất
(%)
Min Max Mean
SMX < MDL 7,33 1,79 74,3
STZ < MDL < MDL < MDL 0,0
SMZ < MDL < MDL < MDL 0,0
SMR < MDL 1,45 0,06 34,9
TRI < MDL 5,26 0,88 59,7
CIP < MDL 23,81 1,33 67,9
ENR < MDL <MQL < MDL 26,0
OFL < MDL 10,31 0,70 48,8
NOR < MDL 2,92 < MDL 38,7
Nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá hàm lượng kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc
Bạch, với 44 mẫu trầm tích được lấy từ tháng 5 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015, kết quả
thể hiện ở bảng 3.18 cho thấy mặc dù diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nhưng cũng như hồ Tây
hàm lượng kháng sinh trong trầm tích của hồ có sự dao động rất lớn theo cả thời gian và vị
trí lấy mẫu, các kháng sinh phát hiện trong nước thì cũng tìm thấy trong trầm tích với nồng
độ từ không phát hiện thấy đến 23,81 μg/kg bùn khô. Nếu đánh giá theo từng vị trí lấy mẫu
thì nồng độ kháng sinh QNs ở nhiều điểm cao hơn nhiều so với kháng sinh SMX (có
những nơi nồng độ CIP lên đến 23,81 μg/kg, OFL là 10,31 μg/kg), nhưng tính theo giá trị
trung bình thì nồng độ kháng sinh SMX trong trầm tích hồ Trúc Bạch là lớn nhất (SMX –
1,79 μg/kg). Kết quả này có một sự mẫu thuẫn với quy luật đó là các kháng sinh có khả
năng hấp phụ tốt trong pha rắn như QNs thì thường có nồng độ trong trầm tích lớn hơn so
với các kháng sinh có xu hướng tan trong nước như SAs và TRI, đã được khẳng định trong
nghiên cứu ở cửa sông Dương Tử [58], sông Naerincheon của Hàn Quốc [161]. Sự khác
biệt nay có thể là do diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nhưng hàng ngày tiếp nhận một lượng lớn
nước chưa qua xử lý từ hai cống xả của mương Ngũ Xã và các hộ dân xung quanh, nước từ](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-85-320.jpg)
![73
hai cống này chứa hàm lượng cao các kháng sinh (vào mùa khô nồng độ kháng sinh SMX
– 1212,09 ng/L; TRI – 130,31 ng/L; CIP – 2689,20 ng/L; OFL – 1587,77 ng/L) và chất rắn
lơ lửng cao là những điều kiện thuận lợi để kháng sinh xa lắng xuống hồ nhanh hơn.
Kháng sinh SMX cũng là kháng sinh có tần suất phát hiện lớn nhất trong hồ Trúc Bạch
74,3%, tiếp đến là kháng sinh CIP 67,9%. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì STZ và
SMZ là không phát hiện thấy ở tất cả vị trí. So sánh kết quả phân tích kháng sinh trong
trầm tích hồ Trúc Bạch với hồ Baiyangdian ở miền nam Trung Quốc cho thấy nồng độ
kháng sinh QNs trong trầm tích của Baiyangdian lớn hơn mặc dù nồng độ kháng sinh này
trong nước của hồ này lại thấp hơn [151]. Điều đó cho thấy sự tích tụ kháng sinh trong
trầm tích không chỉ phụ thuộc vào nồng độ kháng sinh trong nước mà còn phụ thuộc vào
các yếu tố khác như thời tiết, hàm lượng cặn lơ lửng trong hồ, ….
Hình 3.13. Nồngđộ trung vịcủacác khángsinh trong trầmtích hồ Tây vàhồ Trúc Bạch
So sánh nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây với hồ Trúc Bạch được thể
hiện trong hình 3.13 cho thấy nồng độ kháng sinh trong trầm tích hai hồ nghiên cứu nếu
tính theo giá trị trung bình thì hàm lượng kháng sinh trong trầm tích hồ Tây nhìn chung
thấp hơn so với hồ Trúc Bạch, đặc biệt là kháng sinh SMX và TRI (nhỏ hơn từ 4 đến 25
lần). Nguyên nhân của hiện tượng này có thể là do lượng nước thải chứa kháng sinh nồng
độ cao hàng ngày đổ vào hồ Trúc Bạch trên một đơn vị mét vuông lớn hơn nhiều so với hồ
Tây, do đó trầm tích hồ Tây lấy lên phần lớn là có màu nâu ít mùi còn trầm tích hồ Trúc
Bạch gần như tất cả 7 điểm lấy mẫu đều có mầu đen và mùi hôi rất rõ. Thêm nữa kháng
sinh SMX và TRI có khả năng khuếch tán xa trong nước, khó bị phân hủy [134], còn các
kháng sinh QNs có xu hướng hấp phụ trong trầm tích, diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nên quá
trình khuếch tán chất ô nhiễm ra toàn bộ hồ nhanh hơn. Nhưng nếu tách riêng từng điểm để
đánh giá hàm lượng kháng sinh thì kết quả cho thấy một số vị trí lấy mẫu của hồ Tây hàm
lượng kháng sinh SAs, QNs và TRI trong trầm tích cao hơn so với hồ Trúc Bạch như ở khu
vực cống xả gần vườn hoa Lý Tự Trọng (cống Tàu Bay) nồng độ kháng sinh vào tháng 11
SMX - 0,75 μg/kg; NOR - 2,00 μg/kg; CIP - 3,79 μg/kg; OFL - 1,137 μg/kg trong khi ở
cùng thời điểm đó nồng độ các kháng sinh trong hồ Trúc Bạch là thấp hơn (trừ SMX, TRI
và CIP ở vị trí lấy mẫu số 1,2,4), thể hiện ở phụ lục 12.P1 và 12.P3.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-86-320.jpg)
![74
Kết quả khảo sát thể hiện trong bảng 3.15 đến bảng 3.18 cho thấy tần suất phát hiện
kháng sinh trong trầm tích của các hồ thấp hơn so với tần suất phát hiện trong nước và nhìn
chung khi nồng độ kháng sinh trong nước cao thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích cũng
cao. Điều đó cho thấy có mối tương quan giữa nồng độ kháng sinh trong nước với trong
trầm tích. Mối tương quan giữa nồng độ kháng sinh trong nước và trầm tích đã được một
số nhà khoa học nghiên cứu, như kết quả khảo sát của Sheng-Fu Yang và cộng sự (2012)
cho thấy các kháng sinh SAs có su hướng tích tụ trong pha rắn trong khoảng 2 ngày đầu
sau đó giảm giảm mạnh do bị phân hủy sinh học [134], còn các kháng sinh QNs là những
chất có độ bền sinh học cao, cấu tạo phân tử dạng càng nên chúng dễ tạo phức với các kim
loại có trong trầm tích hoặc hấp phụ vào các chất rắn lơ lửng, vì vậy theo thời gian nồng độ
kháng sinh trong nước sẽ giảm và nồng độ kháng sinh trong trầm tích sẽ tăng lên. Tuy
nhiên kháng sinh trong môi trường tự nhiên không chỉ đơn thuần là quá trình chuyển hóa
từ pha này sang pha khác mà nó còn chịu tác động của nhiều yếu tố khác như chế độ thủy
động, cường độ ánh sáng, quần thể sinh vật trong môi trường, bản chất của kháng sinh
hoặc chất hấp phụ, …. Do đó mối tương quan giữa kháng sinh trong nước với kháng sinh
trầm tích của các đối tượng nghiên cứu khác nhau sẽ là khác nhau. Kết quả về mối quan hệ
giữa nồng độ kháng sinh trong nước và trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch thể hiện trên
hình 3.14 và 3.15 cho thấy khi nồng độ kháng sinh trong nước thay đổi thì nồng độ kháng
sinh trong trầm tích cũng biến đổi theo nhưng có sự khác biệt rất lớn giữa hồ Tây và Hồ
Trúc Bạch. Trong hồ Tây mối quan hệ giữa hai đại lượng này là không rõ ràng (R2 =
0,0648), nhưng trong hồ Trúc Bạch giữa hai đại lượng này mối quan hệ tuyến tính là tương
đối cao (R2 = 0,6642). Sự khác biệt này có thể do hồ Tây có diện tích lớn nên các chất ô
nhiễm được pha loãng nhiều, quá trình khuếch tán chất ô nhiễm sang các vị trí khác lâu
hơn do đó chênh lệch nồng độ kháng sinh giữa các điểm là rất lớn mà kết quả lại thể hiện
trên giá trị trung bình nên không biểu diễn được mối quan hệ giữa nồng độ kháng sinh
trong nước với trầm tích. Còn tại hồ Trúc Bạch có diện tích nhỏ nên chất ô nhiễm khuếch
tán sang các vị trí khác nhanh hơn, hàm lượng cặn lơ lửng trong hồ lớn tạo điều kiện cho
kháng sinh xa lắng xuống trầm tích. Vì vậy, có thể khẳng định rằng đối với những hồ có
diện tích nhỏ, tiếp nhận lượng lớn các nguồn nước thải chưa xử lý hoặc nước thải xử lý
không triệt để kháng sinh thì nồng độ kháng sinh trong nước lớn sẽ dẫn đến sự tích tụ
nhiều trong trầm tích. Những hồ có diện tích lớn và tỷ lệ giữa lượng nước thải vào so với
dung tích chứa của hồ bé thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích không hoàn toàn chỉ phụ
thuộc vào nồng độ kháng sinh trong nước mà còn phụ thuộc vào chế độ thủy động, điều
kiện thời tiết.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-87-320.jpg)
![75
Hình 3.14. Mốiquanhệ giữa nồngđộ khángsinh
trong nước với trầmtích của hồ Tây
Hình 3.15. Mốiquanhệ giữa tổng nồngđộkháng
sinh trong nước với trầmtích của HTB
3.2.3. Hàm lượng kháng sinh trong động vật thủy sinh
Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy quần thể sinh thái trong các hồ Hà Nội là
phong phú và đa dạng, chúng có ý nghĩa rất lớn trong quá trình tự làm sạch nguồn nước và
là chỉ thị môi trường nước [11]. Nhưng dưới tác động của các nguồn thải đã và đang làm
cho hệ sinh thái của các hồ suy giảm đáng kể, như kết quả nghiên cứu về quần thể sinh vật
hồ Tây từ năm 2007 đến năm 2011 cho thấy trong ngành tảo lục số lượng giảm từ 70 loài
xuống còn trên 20 loài, số lượng cá chết ngày càng tăng vào các tháng mùa khô đặc biệt là
trai và ốc giảm đáng kể [11]. Nhiều nghiên cứu của các nhà khoa học trên thế giới gần đây
cho thấy kháng sinh cũng là một trong những nguyên nhân gây ảnh hưởng tới quần thể
sinh thái. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự tích tụ kháng sinh trong cá rô phi và
ốc. Kết quả phân tích 5 kháng sinh trong các mẫu cá rô phi phi đen (Oreochromis
mossambicus) và ốc nhồi Pila polita của hồ Trúc Bạch ở bảng 3.19 cho thấy nồng độ
kháng sinh dao động từ không phát hiện thấy đến 15,13 g/kg, trong đó kháng sinh ít phát
hiện thấy là NOR và kháng sinh phát hiện với tấn suất lớn và nồng độ cao là OFL, có
những mẫu nồng độ OFL lên đến 15,13 g/kg. Trong 5 kháng sinh nghiên cứu thì có SMX
và TRI tích tụ trong các mẫu sinh vật thủy sinh phần lớn nhỏ hơn 1 g/kg, các kháng sinh
CIP và OFL thường tích tụ trong động vật thủy sinh ở nồng độ cao. Điều này là hợp lý, vì
các sinh vật thủy sinh nghiên cứu sống chủ yếu ở tầng đáy và ăn các chất hữu cơ thối rữa ở
tầng đáy, mà theo kết quả nghiên cứu cho thấy sự tích tụ kháng sinh SAs và TRI trong
trầm tích là thấp, còn các kháng sinh QNs thì ngược lại có khả năng tích tụ mạnh trong
trầm tích. Kết quả phân tích kháng sinh trong mô cá rô phi ở các hồ thể hiện ở bảng 3.19,
3.21 và phụ lục 13.P1 cho thấy nồng độ kháng sinh CIP và OFL trong mô nhìn chung lớn
hơn so kháng sinh SMX và TRI, điều này có thể là do cơ chế chuyển hóa của các kháng
sinh trong động vật. Các kháng sinh QNs sau khi đi vào cơ thể từ hệ thống tiêu hóa chúng
sẽ dễ dàng được hấp thụ nhanh vào mô và vào trong tế bào, sau đó đi vào máu và phân bổ
khắp cơ thể, có nồng độ cao ở những nơi bị nhiễm khuẩn (các dịch cơ thể, các mô), nói
chung kháng sinh dễ khuyếch tán vào các tế bào trong phần lớn các mô hơn và đào thải
qua thận hơn là là tích tụ trong gan. Các kháng sinh SMX và TRI được tích tụ trong gan](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-88-320.jpg)
![76
cao hơn so với trong mô, do các kháng sinh này sau khi đi vào máu được phân bố khắp cơ
thể sẽ chuyển hóa trong gan sau đó đào thải chủ yếu qua thận [6, 76]. So sánh sự tích tụ
kháng sinh giữa cá rô phi và ốc, kết quả cho thấy khả năng tích tụ kháng sinh QNs và TRI
trong các mô của ốc lớn hơn so với trong cá nhưng khả năng tích tụ SMX của cá lại cao
hơn so với ốc. Kết quả này là phù hợp, vì môi trường sống của cá rô phi là ở tầng giữa và
là động vật ăn tạp nên thường kiếm ăn ở các khu vực có cống thải vào, ở các vị trí đó
thường có nồng độ kháng sinh SMX cao hơn so với kháng sinh QNs và TRI. Ốc sống vùi
mình trong bùn và ăn các chất hữu cơ thối rữa ở tầng đáy nên tích tụ các hợp chất có nhiều
trong trầm tích như kháng sinh QNs. Đây là một điều mà người Việt Nam chúng ta đáng
lưu tâm khi sử dụng ốc và các động vật thủy sinh có vỏ làm thực phẩm, vấn đề này đã
được các nhà khoa học trên thế giới nghiên cứu và đưa ra những cảng báo về khả năng tích
tụ các chất độc hại trong chúng.
Bảng 3.19. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi, ốc của hồ Trúc Bạch
Kháng
sinh
Cá rô phi (n = 14) Ốc (n = 12)
Min
(g/kg)
Max
(g/kg)
Median
(g/kg)
TS
(%)
Min
(g/kg)
Max
(g/kg)
Median
(g/kg)
TS
(%)
SMX <MDL 2,00 <MQL 83,3 <MDL 1,85 0,67 83,3
TRI <MDL 1,44 <MQL 83,3 0,57 2,45 0,94 100
NOR <MDL 1,31 <MQL 66,7 <MDL 4,90 <MQL 83,3
CIP <MQL 3,29 1,10 83,3 1,21 7,04 3,76 100
OFL <MQL 8,07 2,32 83,3 5,54 15,13 11,23 100
Median – Giá trị trung vị
Kết quả thể hiện trên bảng 3.19 cho thấy khả năng tích tụ kháng sinh trong ốc lớn
hơn nhiều so với khả năng tích tụ kháng sinh trong cá rô phi, vì vậy nghiên cứu đã tiến
hành đánh giá khả năng tích tụ kháng sinh theo thời gian của trong ốc. Kết quả thể hiện
trong bảng 3.20 cho thấy nồng độ kháng sinh trong ốc có kích thước nhỏ OHTBN (chiều
cao 3 - 3,5 cm và vòng xoắn 3 – 4) gần tương đương so với nồng độ kháng sinh trong ốc có
kích thước lớn OHTBL (chiều cao 4 – 5,5 cm; vòng xoắn 3 – 5 vòng). Nghĩa là kháng sinh
không có khả năng tích tụ lại trong ốc giống như kim loại nặng hoặc một số chất ô nhiễm
khác đã được nghiên cứu mà chúng sẽ bị đào thải hoặc chuyển hóa thành các chất khác.
Bảng 3.20. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh trong ốc theo thời gian
Thời gian
OHTBL (µg/kg) OHTBN (µg/kg)
SMX TRI CIP OFL SMX TRI CIP OFL
T01/2014 <MDL 0,82 2,56 7,04 <MQL 0,67 2,08 7,44
T03/2014 <MQL 0,72 1,21 10,59 <MDL 0,64 1,25 9,44
T10/2016 0,59 1,06 2,05 5,57 <MQL 0,57 2,11 5,54
T12/2016 0,87 1,02 6,78 14,90 0,93 0,90 6,23 13,28
T01/2017 1,67 2,45 4,97 14,49 0,85 2,09 3,62 14,35](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-89-320.jpg)
![77
Nghiên cứu cũng tiến hành phân tích kháng sinh trong cá rô phi của 4 hồ còn lại, kết
quả thể hiện trên bảng 3.21 cho thấy 100% mẫu cá tại hồ Yên sở bị nhiễm kháng sinh
SMX, CIP và OFL với nồng độ từ 0,81 đến 2,03 μg/kg, hồ Tây, hồ Thủ Lệ và hồ Trúc
Bạch có hai kháng sinh không phát hiện thấy trong các mẫu cá rô phi, hồ Ngọc Kháng có
một kháng sinh STZ không phát hiện thấy. Hàm lượng kháng sinh trong cá ở các hồ dao
động SMX: <MDL – 2,53 µg/kg; TRI: <MDL – 0,79 µg/kg; NOR: <MDL – 3,39 µg/kg;
CIP: <MDL – 4,06 µg/kg; OFL: <MDL – 3,60 µg/kg. Trong 9 kháng sinh nghiên cứu thì
có 3 kháng sinh STZ, SMR và ENR nồng độ và tần suất phát hiện trong cá là rất thấp, điều
này là hợp lý vì những kháng sinh này cũng gần như không phát hiện thấy trong nước của
các hồ. Trong 5 hồ nghiên cứu thì tổng hàm lượng các kháng sinh nghiên cứu trong cá rô
phi của hồ Trúc Bạch là lớn nhất 3,33 µg/kg và nhỏ nhất là hồ Thủ Lệ 0,78 µg/kg, nồng độ
này thấp hơn so với dư lượng kháng sinh cho phép trong các sản phẩm thực phẩm của Liên
Minh Châu Âu thể hiện ở phần phụ lục 13.P2, nhưng đánh giá về mặt sinh thái môi trường
thì cần phải nghiên cứu thêm. So sánh nồng độ kháng sinh trong cá rô phi, ốc của các hồ
Hà Nội với nồng độ kháng sinh trong động vật thủy sinh của hồ Baiyangdian (CIP - 4,17
µg/kg; NOR - 23,8 µg/kg; ENR - 3,08 µg/kg; OLF - 1,08 µg/kg; STZ - 0,88; SMX - 0,15
µg/kg), là một hồ nước ngọt tự nhiên lớn nhất miền bắc Trung Quốc [151] cho thấy trừ
OFL còn tất cả các kháng sinh khác nồng độ thấp hơn so với động vật thủy sinh của hồ
Baiyangdian mặc dùng hàm lượng kháng sinh trong nước của hai hồ là như nhau. Điều đó
chứng tỏ sự tích tụ kháng sinh trong sinh vật không chỉ phụ thuộc vào hàm lượng kháng
sinh trong nước còn phụ thuộc vào các yếu tố khác.
Bảng 3.21. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi tại hồ Ngọc Khánh,hồ Thủ lệ, hồ Yên Sở và hồ Tây
của Hà Nội
Kháng sinh
Các hồ
Thông số SMX TRI NOR CIP OFL Tổng
Hồ Ngọc Khánh
(n = 10)
Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL
Max (μg/kg) 1,23 0,79 1,07 1,53 3,6 8,22
TB (μg/kg) 0,42 0,2 0,11 0,54 1,04 2,31
TS (%) 80 80 40 90 90
Hồ Thủ Lệ
(n = 10)
Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL
Max (μg/kg) 2,53 0,5 1,08 1,85 1,87 7,83
TB (μg/kg) 0,35 0,05 0,06 0,23 0,09 0,78
TS (%) 90 70 50 60 40
Hồ Yên Sở
(n = 10)
Min (μg/kg) 0,81 <MDL <MDL <MQL 0,52
Max (μg/kg) 1,8 0,27 1,78 4,06 2,68 10,59
TB (μg/kg) 1,05 0,09 0,36 0,96 0,85 3,31
TS (%) 100 60 80 100 100
Hồ Tây
(n = 10)
Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MQL <MDL
Max (μg/kg) 0,75 0,41 3,39 2,42 2,69 9,66
TB (μg/kg) 0,22 0,06 0,39 0,38 0,56 1,61
TS (%) 80 70 60 60 70](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-90-320.jpg)
![78
Min - Giá trị nhỏ nhất TB - Giá trị trung bình
Max - Giá trị lớn nhất TS - Tần suất
Hàng năm các hồ Hà Nội vẫn tiến hành khai thác các nguồn thủy sản cung cấp cho
người dân thành phố, cá rô phi và ốc là những thủy sản được người dân thủ đô thường
xuyên sử dụng. So sánh kết quả phân tích với tiêu chuẩn cho phép về dư lượng kháng sinh
trong các sản phẩm thủy sản của Liên minh Châu Âu (REGULATIONS COMMISSION
REGULATION (EU) No 37/2010) cho thấy dư lượng kháng sinh trong các mẫu động vật
thủy sinh vẫn nằm trong giới hạn cho phép, nghĩa là vẫn an toàn về thực phẩm đối với
kháng sinh, nhưng so sánh với tiêu chuẩn của Cơ quan Thanh tra Thực phẩm Canada
(CFIA) thể hiện ở phụ lục 13.P2, thì một số mẫu vượt quá tiêu chuẩn cho phép đặc biệt là
ốc. Thêm nữa trong các hồ có tiếp nhận nước thải, không chỉ có các kháng sinh nghiên cứu
mà có thể có hàng trăm các hóa chất khác nhau, chúng có thể cộng kết với nhau làm tăng
độc tính, vì vậy cần có những nghiên cứu thêm để đưa ra các cảnh báo về an toàn thực
phẩm.
Hình 3.16. Mốiquanhệ giữa tổngnồngđộ kháng sinhtrong nướcvà trong cácủa HTL
Kết quả thể hiện trên hình 3.16, 3.17 và phụ lục 8 cho thấy nồng độ kháng sinh trong
nước ảnh hưởng tới khả năng tích tụ kháng sinh trong các mô cá rô phi, với hệ số tương
quan R2>0,66. Đó có thể do tập tính sinh sống của cá rô phi là động vật ăn tạp, thường tìm
kiếm thức ăn ở các cống thải vào, nơi có nồng độ cao kháng sinh nên nguy cơ cá rô phi bị
phơi nhiễm là rất lớn. Kháng sinh đi vào cơ thể của cá qua da, qua quá trình hô hấp và qua
các nguồn thức ăn, khi đi vào cơ thể một phần sẽ được tích tụ trong gan hoặc mô, một phần
bị chuyển hóa thành chất khác và một phần được đào thải ra bên ngoài, như kết quả khảo
sát trên cá tra cho thấy sau 7 ngày nồng độ kháng sinh ENR trong cá đã giảm từ 1347
μg/kg xuống 158 μg/kg và chuyển hóa thành CIP là 6,23 μg/kg [16]. Trong 5 hồ nghiên
cứu thì hồ Tây là có mối quan hệ thấp nhất (R2 = 0,6603), đó có thể do kết quả so sánh dựa
trên tổng nồng độ trung bình của các kháng sinh trong nước với kháng sinh trong cá mà](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-91-320.jpg)
![80
3.3. Sự phân bố nồng độ kháng sinh theo không gian và thời gian
3.3.1 Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước hồ
Theo kết quả báo cáo về hồ Hà Nội năm 2015 cho thấy 5 hồ nghiên cứu mặc dù đã
được kè toàn bộ xung quanh bờ, nhưng một số hồ vẫn chưa tách được hoàn toàn nguồn
nước thải đổ vào, vì vậy nguy cơ ô nhiễm kháng sinh là rất lớn. Trong số 5 hồ nghiên cứu,
hồ Tây và hồ Trúc Bạch được lựa chọn để đánh giá sự phân bố nồng độ kháng sinh theo
không gian. Kết quả khảo sát cho thấy xung quanh hồ Tây có hàng chục các cống xả thải
vào hồ nhưng các số liệu thể hiện trên hình 3.19 và phụ lục 9.P1 đến 9.P4 cho thấy ở
những khu vực có lượng nước thải nhỏ thì nồng độ kháng sinh ít có sự tăng đột biến còn ở
những khu vực có lượng nước thải vào lớn thì nồng độ kháng sinh trong nước lớn hơn
nhiều so với các khu vực khác như ở vị trí lấy mẫu 1, 15, 17. Đây là những vị trí lấy mẫu ở
gần các cống xả nước thải Tàu Bay, cống Đõ và cống Trích Sài với lượng thải là 2592
m3/ngày, 3268 m3/ngày, 518 m3/ngày, tương ứng [11], nên nước ở khu vực này thường có
màu đen mùi hôi thối. Điều này cho thấy nước thải từ các cống xả là nguyên nhân chính
gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ Tây. Với tốc độ đô thị hóa và mật độ dân số quanh khu
vực hồ không ngừng tăng lên nhanh chóng như hiện nay sẽ kéo theo lượng nước thải sinh
hoạt tăng lên đáng kể là nguy cơ tiềm ẩn gây ô nhiễm các chất cũng như kháng sinh trong
nước hồ. Vị trí ít ô nhiễm kháng sinh nhất là khu vực giữa hồ, phía bên đường Quảng An
và Quảng Bá nồng độ kháng sinh dao động chủ yếu từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến vài
ng/L. Điều này là phù hợp, vì ở những vị trí này kháng sinh gần như không được đưa vào
từ các nguồn thải mà được phân bố vào nhờ quá trình khuếch tán.
Hình 3.19. Đồ thịbiểudiễnsựbiến đổitổngnồngđộ kháng sinhtrongnước theo vịtrílấy mẫu của
hồ Tây vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015
Kết quả tương tự cũng được ghi nhận ở hồ Trúc Bạch thể hiện ở hình 3.20 và phụ lục
8.P1 đến 8.P4, vị trí bị ô nhiễm kháng sinh nhất là ở gần hai cống xả nước thải chưa qua xử
lý từ mương Ngũ Xã (vị trí lấy mẫu số 2 và 4) vào hồ, nồng độ kháng sinh trong nước tại
hai vị trí này dao động từ 7,19 ng/L đến 211,67 ng/L. Khu vực ít ô nhiễm kháng sinh nhất](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-93-320.jpg)
![81
là ở vị trí số 7, nằm ở vị trí gần giữa hồ, nồng độ kháng sinh ở khu vực này dao động từ
nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 29,46 ng/L. Mặc dù hồ Tây và hồ Trúc Bạch được nối
thông với nhau bằng hai cống xả lớn (cống Cây Si) nhưng sự biến đổi nồng độ của từng
kháng sinh trong hai hồ là khác nhau. Nồng độ kháng sinh CIP trong nước hồ Tây vào
tháng mùa mưa (tháng 9/2014 và tháng 6/2015) nhìn chung ở mọi vị trí cao hơn so với các
kháng sinh khác nhưng vào tháng mùa khô (tháng 11/2014 và tháng 3/2015) lượng kháng
sinh CIP ở mức nồng độ mức trung bình mà nồng độ cao nhất ở các vị trí là kháng sinh
SMX. Trong khi đó ở hồ Trúc Bạch nồng độ kháng sinh OFL cao hơn so với các kháng
sinh ở hầu hết các vị trí vào cả mùa mưa lẫn mùa khô. Vậy có thấy rằng lượng nước từ hồ
Trúc Bạch chảy sang hồ Tây ảnh hưởng không nhiều tới chất lượng nước hồ Tây (về kháng
sinh).
Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước không chỉ chịu ảnh hưởng của lượng
nước thải vào, mà còn chịu ảnh hưởng lớn của điều kiện thời tiết. Thời tiết thay đổi đột
ngột sẽ làm tăng nguy cơ mắc các bệnh về đường hô hấp, nhiệt độ nóng ẩm cao làm tăng
tốc độ phát triển của các loại vi khuẩn gây bệnh và gây ra sự chuyển hóa kháng sinh trong
nước nhờ phản ứng quang phân và phân hủy sinh học [159]. Tất cả các điều đó sẽ dẫn đến
lượng kháng sinh tiêu thụ tăng cao hoặc làm thay đổi nồng độ kháng sinh trong nước. Vì
vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự thay đổi nồng độ kháng sinh trong nước theo mùa.
Hình 3.20. Đồ thịbiểudiễnsựbiến đổitổngnồngđộ kháng sinhtrongnước theo vịtrílấy mẫu của
hồ Trúc Bạch vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015
Kết quả khảo sát hàm lượng kháng sinh trong nước hồ Tây ở bảng phụ lục 9.P1 –
9.P4 cho thấy, vào các tháng mùa khô (tháng 11/2014 và tháng 3/2015) nồng độ kháng
sinh trong nước phần lớn nhỏ hơn 10 ng/L trừ SMX còn vào các tháng mùa mưa (tháng
9/2014 và tháng 6/2015) nó có thể chia thành hai thời kỳ, đó là vào tháng 9/2014 nồng độ
kháng sinh nhìn chung lớn hơn so với mùa khô nhưng không đáng kể còn vào tháng
6/2015 nồng độ kháng sinh trong hồ tăng lên rõ rệt. Đó có thể do vào tháng 9 lượng mưa ở
Hà nội thấp nên nhiều cống xả của hồ Tây được đóng lại, nước thải chảy vào hồ không
đáng kể nên nồng độ kháng sinh trong hồ không lớn, còn vào tháng 6 ở Hà Nội thường
xuyên có những trận mưa lớn nên các cống thải vào hồ Tây được mở ra tạo điều kiện cho](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-94-320.jpg)
![82
kháng sinh đi vào trong hồ lớn. Đối với hồ Trúc Bạch cơ chế vận hành các cống thải vào
hồ khác so với hồ Tây, hồ Trúc Bạch luôn tiếp nhận khoảng 10.000 m3/ngày đêm trong đó
có khoảng 2000 m3 đã qua hệ thống xử lý của trạm xử lý Trúc Bạch được đặt ngay cạnh
hồ, nên sự biến động kháng sinh theo mùa trái ngược với hồ Tây, vào mùa mưa nồng độ
kháng sinh trong hồ thấp hơn so với mùa khô (bảng phụ lục 9.P5 – 9.P8). Trong các kháng
sinh nghiên cứu, kháng sinh có nồng độ cao nhất ở hồ Tây là CIP vào tháng mùa mưa (CIP
– 21,01 ng/L), ở hồ Trúc Bạch là OFL vào tháng mùa khô (OFL – 110,97 ng/L). Kết quả
này trùng hợp với nghiên cứu về sông, hồ ở Bắc Kinh của Trung Quốc nơi tiếp nhận các
nguồn nước thải chưa qua xử lý và nước thải đã được xử lý nhưng loại bỏ không đáng kể
kháng sinh cho thấy vào các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh (tháng sáu - 390 ng/L,
tháng chín - 449 ng/L) giảm hơn so với các tháng mùa khô (tháng mười – 755 ng/L) [153];
nước sông Sen của Pháp nơi tiếp nhận một lượng lớn nước thải từ các nhà máy xử lý đã
loại bỏ đáng kể hàm lượng kháng sinh trong nước thì nồng độ kháng sinh vào các tháng
mùa khô lại thấp hơn so với các tháng mùa mưa [49].
Hình 3.21. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của Hồ Tây](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-95-320.jpg)
![84
qua xử lý từ các hộ dân xung quanh và khu vực lân cận nồng độ kháng sinh lớn nhất được
phát hiện vào các tháng mùa khô (Tháng 3/2014 và tháng 1/2015) do nước thải không
được pha loãng và dung tích nước trong hồ ít. Nhưng ở hồ ít tiếp nhận nước thải (hồ Thủ
Lệ) và tiếp nhận các nguồn nước đã qua xử lý (hồ Yên Sở) như thể hiện ở hình 3.23 và phụ
lục 10 thì các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh lại cao hơn. Điều này xảy ra là do khi
lượng mưa trong thành phố lớn, chúng sẽ hòa loãng các nguồn nước thải từ các cống rãnh
sau đó chảy tràn vào các hồ chứa. Hiện tượng này cũng được ghi nhận ở sông Seine của
Pháp, đó là vào các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh ở sông cao hơn so với các tháng
mùa khô [49]. Trong 5 hồ nghiên cứu, hồ Ngọc Kháng là hồ có tổng hàm lượng kháng sinh
trong các tháng cao hơn so với các hồ khác, như thể hiện ở hình 3.24 cho thấy tổng nồng
độ kháng sinh trong hồ có những tháng lên đến trên 1000 ng/L (như tháng 3/2014 là
1089,39 ng/L, tháng 1/2015 là 1104,5 ng/L). Điều này là rất phù hợp vì hồ Ngọc Kháng là
nơi tiếp nhận một lượng lớn nước thải sinh hoạt chưa qua xử lý, nước hồ thường có màu
đen, mùi hôi thối và có những hôm cá chết nổi trắng cả một vùng. Vì vậy khi trời ít mưa,
lượng nước thải đổ vào hồ lớn sẽ làm tăng nồng độ kháng sinh trong hồ. Hồ có tổng hàm
lượng kháng sinh trong các tháng nhìn chung thấp hơn so với các hồ khác là hồ Tây, mặc
dù nơi đây cũng tiếp nhận một lượng lớn nguồn nước thải chưa qua xử lý nhưng do diện
tích hồ lớn nên đã xảy ra quá trình khuếch tán, pha loãng kháng sinh.
Hình 3.25.Mốiquanhệ giữa nhiệtđộ vànồng độtừng kháng sinhtrong nướchồ Tây
Theo kết quả nghiên cứu của Ola Svahn và cộng sự (2015) cho thấy các kháng sinh
nghiên cứu SAs, QNs, TRI có độ bền nhiệt tương đối cao, ở nhiệt độ dưới 100oC ít bị ảnh
hưởng, chúng chỉ bị ảnh hưởng mạnh khi nhiệt độ vượt quá 100oC [114]. Nhưng theo
nghiên cứu của Fatima Tamtam và cộng sự (2008) [49], Thuy H.T và cộng sự (2011) [62]
cho thấy nhiệt độ và cường độ ánh sáng là những yếu tố ảnh hưởng rất mạnh tới nồng độ
kháng sinh trong nước, còn trong nghiên cứu của Castiglioni và cộng sự (2006) trong 6 nhà
máy xử lý nước thải ở Ý cho thấy hiệu quả loại bỏ kháng sinh SMX mùa hè cao hơn so với
mùa đông (71% và 17% tương ứng) [118]. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá ảnh](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-97-320.jpg)
![85
hưởng của nhiệt độ tới nồng độ kháng sinh trong nước, kết quả trên hình 3.25 cho thấy mối
quan hệ giữa nhiệt độ và kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL là không rõ ràng như nghiên
cứu của Robinson và cộng sự (2005), Thuy H.T và cộng sự (2011), Fatima Tamtam và
cộng sự (2008). Các nghiên cứu này cho thấy vào mùa đông nhiệt độ thấp và giờ nắng ít
làm cho các phản ứng sinh hóa và các phản ứng quang hóa xảy ra chậm hơn so với mùa hè
nên nồng độ kháng sinh sẽ giảm ít hơn [49, 62]. Đó có thể do nồng độ kháng sinh từ các
nguồn thải đưa vào trong nước hồ lớn hơn so với tốc độ phân hủy của chúng. Bên cạnh đó
với khí hậu nhiệt đới gió mùa của Hà Nội, mùa đông nhiệt độ ngoài trời không quá thấp
như các nước hàn đới, mùa hè nhiệt độ và độ ẩm cao tạo điều kiện cho các vi khuẩn gây
bệnh phát triển mạnh nên lượng kháng sinh tiêu thụ vào mùa hè tăng hơn hơn so với mùa
đông. Nếu so sánh mối quan hệ giữa tổng lượng kháng sinh trong nước của các hồ với
nhiệt độ được thể hiện ở hình 3.26 và phụ lục 11.P1 đến 11.P4 cho thấy khi nhiệt độ thay
đổi thì nồng độ kháng sinh trong hồ cũng biến động theo như mối quan hệ tuyến tính giữa
hai đại lượng này rất thấp R2 < 0,42, trong đó thấp nhất là ở hồ Tây R2 = 0,0237 và cao
nhất là ở hồ Trúc Bạch R2 = 0,4187. Vậy có thể khẳng định rằng nhiệt độ không khí không
ảnh hưởng trực tiếp tới nồng độ kháng sinh nước mà nó là điều kiện để các phản ứng sinh
hóa trong nước xảy ra và thuận lợi cho vi khuẩn gây bệnh phát triển. Đây chính là nguyên
nhân dẫn đến một số kháng sinh trong các hồ không biến đổi theo quy luật.
Hình 3.26. Mốiquanhệ giữa nhiệtđộ vớitổngnồngđộ kháng sinhtrong nướchồ Tây
Lượng mưa cũng là một yếu tố ảnh hưởng mạnh tới sự biến đổi nồng độ kháng sinh
trong nước, mối quan hệ giữa lượng mưa với hàm lượng kháng sinh trong hồ Tây thể hiện
ở hình 3.27 cho thấy khi lượng mưa thay đổi thì nồng độ kháng sinh trong nước hồ cũng
biến đổi theo, nhưng sự giao động của các kháng sinh trong hồ khác nhau. Đối với kháng
sinh SMX nồng độ lớn nhất là khi lượng mưa ở mức trung bình, khi lượng mưa lớn hoặc
thấp nồng độ kháng sinh có xu hướng giảm, CIP lại cho kết quả ngược lại, hai kháng sinh](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-98-320.jpg)
![86
còn lại biến đổi theo qui luật không rõ ràng. Điều này có thể là do bản chất của kháng sinh
và quá trình điều tiết dòng thải ở hồ Tây và nồng độ kháng sinh trong nước thải. Kết quả
tương tự đã được ghi nhận trong nghiên cứu về ảnh hưởng của điều kiện thủy văn tới hàm
lượng kháng sinh trong nước sông Sen cho thấy khi có các trận mưa lớn thì nồng độ kháng
sinh SMX trong nước sông lại tăng lên, còn đối với NOR khi lượng nước trong sông thấp
thì nồng độ kháng sinh lại tăng [49].
Hình 3.27. Mốiquanhệ giữa nồngđộ các kháng sinhtrong nướchồ Tây vớilượng mưa
Nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá ảnh hưởng của lượng mưa tới nồng độ kháng
sinh trong nước HTB, HTL, HNK, HYS được thể hiện phụ lục 11.P5 đến 11.P8, kết quả
cho thấy mối quan hệ giữa hai đại lượng này không rõ ràng. Như trong hồ Thủ Lệ vào
tháng 1/2014 lượng mưa thấp nhất, theo đúng quy luật thì nồng độ kháng sinh trong nước
phải lớn nhưng nó chỉ đúng với kháng sinh SMX còn kháng sinh TRI và CIP gần như
không phát hiện thấy. Trong thức tế hai kháng sinh SMX và TRI thường hay kết hợp với
nhau khi sử dụng nên về lý thuyết khi nồng độ SMX tăng thì TRI cũng phải tăng theo, điều
này có thể là do TRI bị hấp phụ vào các chất rắn lơ lửng trong nước hoặc xa lắng xuống
trầm tích khi ở nhiệt độ thấp. Ba kháng sinh TRI, CIP và OFL lại có xu hướng tăng nồng
độ khi lượng mưa tăng, TRI đạt nồng độ cao nhất ở lượng mưa 237 mm/tháng, CIP, OFL
nồng độ cao nhất ở lượng mưa là 229 mm/tháng. Hay kết quả phân tích kháng sinh trong
nước hồ Ngọc Kháng cho thấy các tháng có lượng mưa lớn thì nồng độ kháng sinh trong
nước giảm. Kết quả này là trùng hợp với nghiên cứu của Yi Luo và cộng sự (2011) về ảnh
hưởng của điều kiện thời tiết tới hàm lượng kháng sinh trong nước [163], nghĩa là các
kháng sinh trong hồ Ngọc Khánh đã bị tác động mạnh bởi các hoạt động của sinh vật sống
trong hồ, phản ứng quang phân và chế độ pha loãng nguồn nước. Từ các kết quả nghiên
cứu trên cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước không chỉ phụ thuộc vào một yếu tố mà
đó là sự tổ hợp của nhiều yếu tố theo các hướng khác nhau và tính không đồng nhất của
chúng trong các hồ tự nhiên, nên khi tách riêng từng trường hợp để đánh giá sẽ là rất khó
có thể tìm ra được quy luật.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-99-320.jpg)
![87
3.3.2. Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong trầm tích
Thông tin về tính chất vật lý và hóa học của kháng sinh như hệ số hấp thụ octanol-
nước, các hằng số phân ly, áp suất hơi nước, … có thể giúp dự đoán một hợp chất có khả
năng tồn tại trong nước, trong pha rắn hay tích tụ trong sinh vật. Như để đánh giá chính
xác khả năng hấp phụ của các kháng sinh vào trong trầm tích thì phải dựa vào kết quả thực
nghiệm. Kết quả tính hệ số hấp phụ Kd của kháng sinh trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc
được thể hiện trong bảng 3.22 cho thấy sự hấp phụ kháng sinh vào trầm tích là khác nhau
giữa các hồ và các kháng sinh. Điều đó cho thấy có nhiều yếu tố ảnh tới sự tích tụ kháng
sinh trong trầm tích như môi trường nước (độ mặn, độ pH, …), bản chất của trầm tích
(thành phần chất hữu cơ, các kim loại nặng và kích thước của các hạt trầm tích) và điều
kiện thời tiết thay đổi. Trong môi trường kháng sinh có sự thay đổi về tính chất hóa học và
cơ chế hấp phụ là khác nhau. Như kháng sinh họ SAs khi ở pH =2-3 các nhóm amin (-
NH2
+
) sẽ bị phân ly, tồn tại ở dạng cation khi đó khả năng hấp phụ sẽ cao hơn nhiều, khi
pH của môi trường từ 5 -11 các nhóm sulfonamide (-SO2NH-) sẽ bị phân ly nên kháng sinh
tồn tại ở dạng anion và khả năng hấp phụ của kháng sinh là kém nhất [138].
Bảng 3.22. Hệ số octanol - nước (KOW),hệ số hấp phụ (Kd) của các kháng sinh nghiên cứu trong
trầm tích hồ Tây và hồ Trúc Bạch
Kháng
sinh
LogKOW
Hồ Tây Hồ Trúc Bạch
Cs
(ng/kg)
Cw
(ng/L)
Kd
(L/kg)
Cs
(ng/kg)
Cw
(ng/L)
Kd
(L/kg)
SMX 0,89[157]
< MQL 16,75 - 1792,30 24,66 72,68
STZ 0,05[144]
< MDL nd - < MDL < MDL -
SMZ 0,89[139]
< MDL 2,31 - < MDL < MDL -
SMR 0,14[102]
< MDL < MDL - < MQL 3,52 -
TRI 0,91[113]
219,97 5,17 42,55 1055,53 23,22 45,46
CIP 0,28[113]
1035,49 13,64 75,92 1261,74 39,00 32,35
ENR 1,1[144]
< MDL 1,67 - < MDL 16,18 -
OFL 0,35[144]
298,88 11,36 26,31 400,08 60,34 6,63
NOR -1,03[110]
326,70 9,95 32,83 < MDL 18,38 -
KOW – Hệ số octanol nước
CS – Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích
Cw – Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong nước
Kd – Hệ số hấp phụ
“-“ – Không có kết quả
Trong hồ Tây các kháng sinh QNs và TRI có hệ số hấp phụ cao hơn nhiều so với các
kháng sinh SAs và cao nhất là CIP 75,92 L/kg, kết quả này trùng hợp với nghiên cứu của](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-100-320.jpg)
![88
Tolls J (2001) và Wenhui Li và cộng sự (2012) về khả năng sa lắng của các hợp chất QNs
và TRI [151]. Tuy nhiên trong hồ Trúc Bạch hệ số hấp phụ Kd của các kháng sinh lại
ngược lại Kd của QNs thấp hơn so với kháng sinh SMX, mặc dù giá trị pH đo được của hồ
Trúc Bạch và hồ Tây đều nằm trong môi trường kiềm yếu 7,1 – 8,1 và 7,6 – 8,8 tương ứng.
Theo kết quả nghiên cứu về ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ của các kháng sinh
SAs trong trầm tích thì ở giá trị pH này khả năng thấp phụ trong trầm tích là kém nhất
[138]. Sự khác biệt này có thể là do quá trình hấp phụ không chỉ phụ thuộc vào tương tác
kỵ nước mà còn phụ thuộc vào kích thước hạt trầm tích, bản chất của các kháng sinh, quá
trình trao đổi cation, tính bắc cầu của cation, bề mặt phức, và liên kết hydro [32]. Kết quả
này đã được chứng minh ở hồ Baiyangdian - miền bắc Trung quốc với giá trị Kd của là
OFL – 2280; CIP-264; SMX-1,15 [151]. Trong các kháng sinh QNs và TRI thì khả năng
hấp phụ trong trầm tích của OFL là kém nhất, đó có thể là do khả năng hòa tan của OFL
trong nước là cao (độ hòa tan của OFL 28300 mg/L), kết quả tương tự cũng được nghiên
cứu bởi Sudarshan T.Kurwadkar và cộng sự [138]. Trong hồ Tây cả bốn kháng sinh SAs,
hồ Trúc Bạch có ba kháng sinh STZ, SMR và SMZ giá trị Kd không xác định được do
nồng độ trong nước và trầm tích nhỏ hơn giới hạn phát hiện.
Ảnh hưởng theo mùa tới khả năng tích tụ kháng sinh trong trầm tích hồ Tây thể hiện
ở bảng 3.23 và hình 3.28 cho thấy cả 9 kháng sinh nghiên cứu đều có sự biến đổi theo mùa,
trong đó CIP là chịu tác động lớn nhất theo mùa. Nhìn chung nồng độ kháng sinh trong
trầm tích của hồ Tây vào các tháng mùa mưa thường lớn hơn các tháng mùa khô, như vào
tháng 6/2015 lượng mưa là 241,1 mm/tháng nồng độ kháng sinh CIP đo được là 21,32
μg/kg bùn khô, hay tháng 7/2014 lượng mưa đo được là 357,3 mm/tháng nồng độ kháng
sinh NOR lại là cao nhất so với các tháng, trong khi đó vào tháng 1/2015 lượng mưa là
25,5 mm nhưng nồng độ kháng sinh CIP là thấp nhất 0,18 μg/kg. Điều này có thể là do
cách vận hành hồ hiện nay chỉ mở các cống thải khi có mưa ở mức trung bình và hệ thống
thoát nước của Hà Nội còn yếu kém nên khi mưa quá lớn đã xảy ra sự cuốn trôi rác thải
sinh hoạt ở mặt đất, nước thải sinh hoạt có chứa kháng sinh từ các khu vực xung quanh và
bùn lắng đọng trong các cống rãng xuống hồ làm tăng lượng kháng sinh vào hồ, hơn nữa
các chất rắn lơ lửng trong hồ tăng lên tạo điều kiện thuận lợi cho các chất kháng sinh hấp
phụ vào và xa lắng xuống đáy hồ. Kết quả cũng cho thấy nồng độ kháng sinh trong trầm
tích của hồ Tây ở các khu vực ít chịu tác động của con người như ở khu vực giữa hồ, khu
vực Quảng An, Quảng Bá, xóm chùa và Nghi Tàm nồng độ kháng sinh là thấp, nhiều vị trí
không phát hiện thấy. Nồng độ kháng sinh cao nhất thường rơi vào các vị trí lấy mẫu gần
cống xả như cống Trích Sài, cống Tàu Bay, khu vực gần phủ Tây Hồ, …như vị trí lấy mẫu
số 15 gần khu vực cống Tàu Bay nồng độ kháng sinh CIP trong trầm tích vào tháng 6/2015
lên đến 21,32 μg/Kg.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-101-320.jpg)
![92
nhỏ hơn nhiều so với hồ Trúc Bạch trừ tháng 5/2015, đặc biệt là vào tháng 7/2014 và tháng
6/2015 tổng lượng kháng sinh trong hồ Trúc Bạch lên đến 8,37 µg/kg và 8,64 µg/kg theo
thứ tự. Kết quả này phù hợp với thực tế là trong khi vào ngày 31/10/2016 cá tại hồ Tây
chết hàng loạt nhưng số cá chết trong hồ Trúc Bạch là không đáng kể. Điều đó cho thấy
lượng nước trao đổi giữa hồ Tây và hồ Trúc Bạch là không lớn và nguồn kháng sinh đưa
vào từ hai cống xả của mương Ngũ Xã là rất lớn.
Hình 3.30. Tổng nồngđộkhángsinh trongtrầmtích hồ Tây và hồ TrúcBạch
3.4. Đánh giá sự nguy hạicủa kháng sinh
3.4.1. Ảnh hưởng của kháng sinh đối với quần thể sinh vật trong nước
So sánh kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của các hồ Hà Nội với giá
trị EC50 ở bảng 3.23 được tổng hợp từ các nghiên cứu trước cho thấy các giá trị này đều
nhỏ hơn nghĩa là ở nồng độ này các kháng sinh chưa gây ảnh hưởng tới vi khuẩn, tảo, động
vật không xương sống và cá trong hồ. Đây là những sinh vật nhạy cảm nhất trong môi
trường nước và đã được tổ chức đánh giá y học Châu Âu (EMEA) qui định trong đánh giá
rủi ro môi trường. Tuy nhiên một số nghiên cứu gần đây cho thấy ở nồng độ này chúng vẫn
có nguy cơ gây ảnh hưởng tới môi trường sinh thái thủy sinh [55, 77], như nồng độ CIP
>120 ng/L có khả năng ảnh hưởng đáng kể đến tảo [49]. Hay kết quả nghiên cứu nước nuôi
tôm ven biển ở Việt Nam cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước là rất thấp nhưng vẫn
phát hiện thấy tỷ lệ mắc cao các vi khuẩn kháng kháng sinh đặc biệt là vi khuẩn SMX
[117]. Bên cạnh đó các giá trị EC50 xác định được trong các nghiên cứu là những giá trị
trong phòng thí nghiêm và thực hiện riêng lẻ đối với từng kháng sinh, nhưng trong môi
trường tự nhiên tồn tại hàng trăm các loại kháng sinh và các chất ô nhiễm khác nhau, các
chất này có thể ảnh hưởng cộng kết làm tăng độc tính đối với môi trường hoặc có thể gây
ra nguy cơ gián tiếp bằng cách tăng các chủng vi khuẩn kháng kháng sinh [147]. Một số
kháng sinh có tính chất hóa lý gần giống nhau, nhất là các kháng sinh trong một nhóm,
chúng có cơ chế tác động tương tự nhau nên mức độ nguy hại đối với sinh vật thủy sinh sẽ
tăng [55, 77]. Ngoài ra một lượng lớn kháng sinh sau khi sử dụng sẽ được thải bỏ ra ngoài](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-105-320.jpg)
![93
môi trường qua nước tiểu, phân dưới dạng chất chuyển hóa và các chất có gắn thêm các
nhóm không hoạt tính vào phân tử kháng sinh, như sulfamethoxazole chuyển hóa thành N-
acetylsulfamethoxazole, chất này thậm chí còn phát hiện trong nước mặt ở Anh cao hơn cả
SMX [49], do đó có thể xảy ra sự tái kích hoạt của các chất chuyển hóa trong nước. Mặc
dù nồng độ kháng sinh đo được trong nước của các hồ <2 µg/L nhưng sự tiếp xúc của các
sinh vật thủy sinh đối với các kháng sinh có thể cao hơn, vì trong nghiên cứu đã không tính
đến các chất bị hấp phụ lên chất rắn lơ lửng. Theo báo cáo của Loffler và cộng sự (2003),
Simon và cộng sự (2005) cho thấy một số chất kháng sinh có khả năng hấp phụ rất mạnh
vào các chất lơ lửng như quinolones, tetracylines [49].
Các kết quả nghiên cứu trước và bảng tổng hợp giá trị EC50 (bảng 3.25) cho thấy độc
cấp tính của các loài là khác nhau và chúng không ổn định theo thời gian, vì vậy thương số
nguy hại (HQ) là một biện pháp hữu ích mà có thể được sử dụng để mô tả những nguy hại
sinh thái tiềm năng của một tác nhân gây ra. Như thể hiện trong bảng 3.26 và phụ lục
14.P1 cho thấy thương số nguy hại của các kháng sinh trong 5 hồ nghiên cứu nằm trong
khoảng từ 0,0002 đến 15,1180, lớn nhất là kháng sinh CIP trong hồ Ngọc Khánh và bé
nhất là kháng sinh TRI trong hồ Thủ Lệ. Theo tài liệu hướng dẫn về đánh giá rủi ro của
Liên Minh châu Âu năm 2006 nếu HQ ≥ 1 sinh thái có nguy cơ bị ảnh hưởng lớn, 0,01 <
HQ <0,1 nguy cơ ảnh hưởng thấp, khi 0,1 < HQ <1 nguy cơ ảnh hưởng trung bình [78,
168]. So sánh kết quả thể hiện trên hình 3.31 với hướng dẫn về đánh giá rủi ro của Ủy ban
châu Âu năm 2006 cho thấy nước hồ Tây, hồ Thủ Lệ có CIP; hồ Trúc có hai kháng sinh
(CIP và OFL); hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở 3 kháng sinh (SMX, CIP, OFL) có giá trị
HQw >1 nên sinh thái trong nước ở các hồ có nguy cơ bị ảnh hưởng lớn, vì vậy cần có
những nghiên cứu sâu hơn nữa. Điều này là phù hợp với nghiên cứu Underwood và cộng
sự (2011) cho thấy SMX ở nồng độ thấp trong nước nhưng vẫn có khả năng sinh ra các vi
khuẩn kháng kháng sinh và ảnh hưởng đến quá trình chuyển hóa của vi khuẩn nitrat và các
vi khuẩn khác [131]. Các kháng sinh STZ, SMZ, NOR và TRI có giá trị HQw <0,01 nên có
thể bỏ qua. So sánh giá trị HQw của kháng sinh nghiên cứu với một số sông hồ trên thế giới
nhưng trong nghiên cứu của Sujung Park và cộng sự (2009) SMX (HQw = 13,4) và STZ
(HQw = 1,3) [139], Wenhui Li và cộng sự (2015) tại các sông và hồ của vùng ngoại ô Bắc
Kinh – Trung Quốc SMX (HQw =21,67), SMZ (HQw = 1,189), CIP (HQw = 24,3), OFL
(HQw = 47,14) [153], cho thấy các giá trị HQw đều thấp hơn đặc biệt là so với sông hồ ở
Trung Quốc.
Trong nghiên cứu có sử dụng các số liệu về ngộ độc cấp tính EC50 của một số các
nghiên cứu trước đó được tiến hành trong điều kiện phòng thí nghiệm để tính giá trị PNEC,
điều này sẽ có những hạn chế trong việc đánh giá hậu quả sinh thái thực sự của những
thuốc kháng sinh. Do đó, để đánh giá chính xác tính rủi ro sinh thái tiềm năng của kháng
sinh cần phải tiến hành khảo sát tại môi trường tự nhiên.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-106-320.jpg)
![Bảng 3.25. Giá trị EC50 (mg/L) ở vi khuẩn, tảo, động vật không xương sống và cá của các kháng sinh họ QNs, SAs và TRI
Kháng sinh
Tảo Vi khuẩn ĐV không xương sống Cá
EC50 Loài EC50 Loài EC50 Loài EC50/LC50 Loài
SMX 0,146[139]
P.subcapitata
(96h)
23,3[139]
V. fischeri
(30 phút)
177,6[139]
D. magna
(96h)
>1000[165]
B. rerio
STZ 3,552[139] L. gibba
(7 ngày)
>1000[139] V. fischeri
(15 phút)
78,9[139] D. magna
(96h)
>100[139] L.macrochirus
(48h)
SMZ 1,277[139] L. gibba
(7 ngày)
344,7[165] V. fischeri
(15 phút)
147,5[139] D. magna
(96h)
>100[153]
(48h)
SMR - - - - 277[19] D. magna
(48h)
123,1[165]
-
TRI 80,3[139] S.capricornutum
(72h)
176,7[139] V. fischeri
(15 phút)
147,8[139] D. magna
(48h)
>100[165]
B. rerio
NOR 80[147]
P.subcapitata 0,29[147]
Cyanobacteria 1449[147]
D. magna - -
CIP 2,97[92]
P. subcapitata 0,05[147]
Cyanobacteria 71[86] M. macrocopa
(48h)
>100[111] B.rerio
(72h)
OFL 4,74[147]
P. subcapitata 0,021[147]
Cyanobacteria 76,58[30]
D. magna
(48h)
>1000[153]
-
ENR 3,1[147] P. subcapitata
(72h)
0,049[86] Cyanobacteria >10[147] D. magna
(24h)
>10[147] L.macrochirus
(96h)
94](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-107-320.jpg)
![95
Bảng 3.26. Thương số nguy hại của các kháng sinh nghiên cứu trong nước HT và HTB
Kháng
sinh
EC50/LOECa
(mg/L)
AFb
PNECw
c
(µg/L)
Hồ Tây Hồ Trúc Bạch
MECw
e
(µg/L)
HQw
d
MECw
(µg/L)
HQw
SMX 0,03[139]
1000 0,03[139]
0,01248 0,4160 0,01961 0,6537
STZ 0,1[139]
1000 0,1[139]
<MDL - <MDL -g
SMZ 1,277[139]
1000 1,277[139]
0,00219 0,0017 <MDL -
SMR - - - <MDL - 0,00312 -
TRI 16[92]
1000 16[92]
0,00594 0,0004 0,02432 0,0015
CIP 0,005[92] 1000 0,005[92] 0,01158 2,3160 0,03457 6,9140
ENR 0,049[139]
1000 0,049[139]
0,00171 0,0349 0,02239 0,4569
OFL 0,021[147]
1000 0,021[147]
0,01186 0,5648 0,06317 3,0081
NOR 0,29[147]
1000 0,29[147]
0,01094 0,0377 0,01993 0,0687
a – Giá trị EC50 trung bình thấp nhất;
b – Hệ số đánh giá tiêu chuẩn thích hợp
c - Nồng độ không gây tác động dự đoán trong nước;
d – Thương số nguy hại trong nước
e - Nồng độ trung vị của chất ô nhiễm trong môi trường nước;
g – Không có giá trị
Hình 3.31. Thương số nguy hại trong nước của các kháng sinh ở hồ Hà Nội](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-108-320.jpg)
![96
3.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật trong trầm tích
Phần lớn các nghiên cứu về đánh giá rủi ro sinh thái của kháng sinh thường tập trung
chủ yếu vào môi trường nước mà ít đề cập đến trầm tích. Như một số nghiên cứu gần đây cho
thấy kháng sinh tồn tại trong trầm tích vẫn có khả năng ảnh hưởng trực tiếp tới sinh vật thủy
sinh hoặc thông qua chuỗi thức ăn ảnh hưởng gián tiếp tới các sinh vật khác. Vì vậy nghiên
cứu đã tiến hành đánh giá ảnh hưởng của kháng sinh trong trầm tích tới quần thể sinh vật qua
thương số nguy hại HQ. Kết quả tính toán HQs trong trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch
được thể hiện ở bảng 3.27 và hình 3.32 cho thấy hồ Tây có một kháng sinh CIP, hồ Trúc Bạch
có hai kháng sinh là CIP và OFL có giá trị HQ>1 có nguy cơ ảnh hưởng lớn tới sinh thái trong
trầm tích của hồ. Điều này cho thấy việc sử dụng kháng sinh CIP và OFL ở Việt Nam cần có
những khảo sát và đánh giá thêm. Trong hồ Tây có hai kháng sinh SMX và OFL, hồ Trúc
Bạch có một kháng sinh SMX có giá trị 0,1 < HQ < 1 có nguy cơ ảnh hưởng ở mức độ vừa
phải tới môi trường sinh thái. Việc dự báo ảnh hưởng của kháng sinh trong trầm tích tới quần
thể sinh vật chỉ là tương đối, vì một số kháng sinh có xu hướng liên kết mạnh với các chất có
trong trầm tích làm cho hoạt tính sinh học của chúng giảm mạnh. Để đưa ra những dự báo
chính xác về các rủi ro sinh thái, tăng sự hiểu biết khoa học về các tác động tiềm năng của
kháng sinh trong trầm tích thì cần phải có những điều tra nghiên cứu thêm nữa về hoạt tính
sinh học của kháng sinh ở trong trầm tích.
Bảng 3.27. Thương số nguy hại (HQs) của các kháng sinh trong trầm tích HT, HTB
Kháng
sinh
PNECw
(µg/L)
Hồ Trúc Bạch Hồ Tây
PNECs
(µg/kg)
MECs
(µg/kg)
HQs
PNECs
(µg/kg)
MECs
(µg/kg)
HQs
SMX 0,03[139]
2,18 1,71 0,7834 0,20 0,10 0,5177
STZ 0,1[139]
0,00 <MDL - 0,00 <MDL -
SMZ 1,277[139]
0,00 <MDL - 37,42 0,10 0,0027
SMR - - 0,11 - - <MDL -
TRI 16[92]
727,33 1,02 0,0014 680,76 0,21 0,0003
CIP 0,005[92] 0,16 0,92 5,6898 0,38 1,17 3,0907
ENR 0,049[139]
0,01 <MDL - 2,57 0,06 0,0230
OFL 0,021[147]
0,03 0,08 2,4145 0,64 0,41 0,6334
NOR 0,29[147]
1,71 0,05 0,0286 10,30 0,40 0,0389
PNECw – Nồng độ không gây tác động dự đoán trong nước
PNECs – Nồng độ không gây tác động dự đoán trong trầm tích
MECs – Nồng độ trung vị của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích
HQs – Thương số nguy hại trong trầm tích](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-109-320.jpg)
![97
“-“ – Không có kết quả
Hình 3.32. Thương số nguy hạitrong trầmtích củacác khángsinh ởhồ Tây và hồTrúc Bạch
3.4.3. Sự tích tụ sinh học của kháng sinh trong động vật thủy sinh
Sự tích tụ các hóa chất trong sinh vật được đánh giá là một mối lo ngại đối với động vật
hoang dã và sức khỏe con người, do đó tích lũy sinh học là một tiêu chí quan trọng trong đánh
giá rủi ro hóa chất. Thông tin về khả năng tích lũy sinh học của dược phẩm trong sinh vật và
thực phẩm còn rất hạn chế, vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự tích lũy sinh học của
kháng sinh trong ốc và cá rô phi. Kết quả tính toán hệ số tích lũy sinh học ở bảng 3.28 cho
thấy giá trị BAF của các sinh vật thủy sinh nghiên cứu dao động từ 2,6 đến 140,6. Trong đó
ốc là sinh vật có khả năng tích tụ nhiều kháng sinh nhất đặc biệt là các kháng sinh có nhiều
trong trầm tích như QNs, điều này phù hợp với các nghiên cứu trước về khả năng tích tụ các
chất ô nhiễm có trong trầm tích của ốc. Trong mô cá rô phi thì khả năng tích tụ kháng sinh
TRI là thấp nhất (trừ hồ Ngọc Khánh) và khả năng tích tụ lớn các kháng sinh CIP và OFL, đó
là do quá trình chuyển hóa kháng sinh trong cơ thể của động vật. So sánh kết quả tích tụ sinh
học của các kháng sinh trong động vật thủy sinh với tiêu chuẩn về đánh giá rủi ro của Châu
Âu ( BAF>2000 được coi là tích tụ sinh học và BAF>5000 coi là rất tích tụ sinh học [155])
thì tất cả các chất kháng sinh nghiên cứu chưa được xếp vào các chất hóa học có khả năng
tích tụ sinh học.
Đánh giá về khả năng tích tụ sinh học của các kháng sinh theo thời gian thể hiện ở phụ
lục 14.P2 đến 14.P5 cho thấy tất cả các mẫu cá và ốc được lấy có khối lượng và kích thước
tương tự nhau nghĩa là thời gian sống trong môi trường gần tương đương nhau nhưng hệ số
tích tụ sinh học (BAF) ở các thời điểm lại khác nhau. Điều này phù hợp với nghiên cứu của S.
Mane và cộng sự (2011), theo S. Mane và cộng sự (2011) yếu tố chính ảnh hưởng đến khả
năng sinh học, tích lũy sinh học và độc tính của các hợp chất là trạng thái bị ion hóa [136],
các hợp chất trung tính nói chung có khả năng lũy sinh học cao hơn, vì chúng ưa mỡ, có thể](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-110-320.jpg)
![98
khuếch tán qua màng tế bào một cách nhanh chóng và dễ dàng hơn so với các dạng ion hóa
tương ứng của chúng.
Bảng 3.28. Hệ số tích tụ sinh học trung bình (BAF) của các kháng sinh
Mẫu
BAF
SMX TRI CIP OFL
Cá rô HT 11,9 13,5 29,7 46,0
Cá rô HTB 21,4 6,0 35,2 29,6
Ốc HTB 12,7 36,7 140,6 96,2
Cá rô HNK 12,3 28,9 2,6 4,8
Cá rô HTL 15,3 8,6 9,5 93,6
Cá rô HYS 20,9 3,9 12,5 5,8
Trong bảng 1.1 và 1.2 cho thấy giá trị LogKow của các kháng sinh nghiên cứu đều nhỏ
hơn một, nghĩa là các kháng sinh này tan tốt trong nước và khả năng tích tụ trong sinh vật là
kém [77]. Do đó nếu dựa vào giá trị Kow để đánh giá khả năng tích tụ trong động vật thủy sinh
thì kháng sinh TRI (logKow = 0,91) là có khả năng tích tụ lớn nhất, thấp nhất là NOR (logKow
= -1,03). Nhưng kết quả trong bảng 3.28 cho thấy kháng sinh OFL là có khả năng tích tụ lớn
nhất và TRI là có khả năng tích tụ kém nhất. Thêm nữa cùng một loại kháng sinh, môi trường
sống là như nhau nhưng kết quả tích tụ sinh học của các loài là khác nhau, như trong hồ Trúc
Bạch hệ số tích lũy sinh học bé nhất của cá rô phi là TRI (BAF = 6,0), như đối với ốc của hồ
Trúc Bạch lại là kháng sinh SMX (BAF = 12,7). Điều đó cho thấy hệ số tích lũy sinh học của
kháng sinh phụ thuộc vào nhiều yếu tố như bản chất của chất phân tích (logKow, pKa), môi
trường nước, loài sinh vật… mà đã được các nghiên cứu trước khẳng định (Kümmerer và
cộng sự -2009; Wenjing Fu và cộng sự -2009; Williams và cộng sự -2005) [77, 155, 156] .
Cá Ốc
Hình 3.33. Mốiquan hệgiữa logBAFtrongcá rô phivà ốcvớilogKowcủa các kháng sinhởHTB
Theo nghiên cứu của Wenjing Fu và cộng sự (2009) cho thấy hệ số tích lũy sinh học
(BAF) có mối quan hệ tuyến tính với giá trị Kow theo phương trình log BAF = a·log KOW + b
[155], nhưng kết quả thể hiện trên hình 3.33, 3.34 và phụ lục 14.P6 đến 14.P8 cho thấy mối
quan hệ giữa hai đại lượng này còn tùy thuộc vào từng loài và môi trường nước. Trong 5 hồ
nghiên cứu thì chỉ có hồ Ngọc Khánh là hai đại lượng này có mối quan hệ tuyến tính đi lên,](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-111-320.jpg)
![99
nghĩa là khi hệ số octanol-nước tăng thì hệ số tích tụ sinh học kháng sinh trong cá cũng tăng
theo với R2 = 0,881. Kết quả này tương tự như nghiên cứu của Wenjing Fu và cộng sự (2009)
đối với các chất có tính bazơ yếu hệ số tương quan R2 = 0,80 [155]. Đối với HTB, HTL và
HT mối quan hệ giữa hệ số tích lũy sinh học trong cá rô phi và ốc với hệ số octanol-nước là tỷ
lệ nghịch với R2>0,6, còn ở HYS mối quan hệ giữa hai đại lượng này không rõ ràng. Điều này
đã được Williams và cộng sự (2005) cho rằng một số các dược phẩm có cả hai đặc tính ưa mỡ
và ưa nước nên không thể biểu diễn được mối quan hệ giữa logBAF với logKow [156]. Ngoài
ra cá rô phi là động vật ăn tạp thường sống ở những khu vực có nguồn nước chứa nhiều các
chất hữu cơ (gần các cống xả nước thải) nơi đó thường có hàm lượng kháng sinh cao hơn rất
nhiều lần so với các khu vực khác trong hồ, nhưng khi tính giá trị BAF lại dựa trên giá trị
trung bình của kháng sinh trong các hồ, vì vậy điều này cũng có thể là nguyên nhân dẫn đến
mối quan hệ giữa BAF và logKow có sự sai lệch so với tính toán lý thuyết. Vậy có thể khẳng
định rằng hệ số Kow chỉ là một trong những thông số để dự đoán khả năng tích tụ kháng sinh
trong động vật thủy sinh, muốn đánh giá chính xác được khả năng tích tụ của chúng cần tiến
hành thực nghiệm.
Hình 3.34. Mốiquanhệ giữa logBAFtrongcá rô phivớilogKowcủacáckhángsinh ởHNK
3.5. Đề xuất các giải pháp giảm thiểu ô nhiễm kháng sinh trong các
hồ Hà Nội
3.5.1. Giải pháp quản lý
Như đã đề cập ở trên nguyên nhân chính ô nhiễm kháng sinh trong các hồ của Hà Nội là
từ các nguồn nước thải sinh hoạt của người dân Thành phố. Ở nồng độ này theo kết quả tính
toán cho thấy kháng sinh CIP và OFL đã có nguy cơ ảnh hưởng mạnh tới quần thể sinh vật
trong nước và trầm tích. Vậy tại sao người dân lại sử dụng nhiều kháng sinh CIP và OFL
trong điều trị bệnh tật đến như vậy, điều này có thể do quan niệm của một số người kể cả
trong nước cũng như trên thế giới cho rằng kháng sinh QNs là kháng sinh nhân tạo, không có
trong tự nhiên nên trong cơ thể của vi khuẩn không thể có các gen kháng quinolones và đã
lạm dụng các thuốc khi kê đơn. Quan niệm này là sai lầm vì ngay từ những năm 80 của thế kỷ](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-112-320.jpg)
![100
trước đã phát hiện thấy các vi khuẩn kháng kháng sinh QNs và hiện nay có nhiều công trình
công bố đã phát hiện thấy vi khuẩn kháng kháng sinh QNs trong các. môi trường khác nhau
như nghiên cứu của Robicsek và cộng sự (2006) [131]. Vì vậy nhiều nhà nghiên cứu trên thế
giới đã đưa ra giả thiết rằng các hồ tự nhiên là nơi chứa các vi khuẩn và gen kháng kháng
sinh. Thêm nữa người dân Việt Nam thường có thói quen chỉ đi khám một lần, các lần sau
thấy hiện tượng tương tự thì thường dùng đơn thuốc cũ để mua thuốc và việc mua kháng sinh
tại các hiệu thuốc quá dễ dàng. Do đó để hạn chế sự ô nhiễm kháng sinh CIP và OFL trong
nước của các hồ Hà Nội cần phải tuyên truyền, khuyến cáo và nâng cao nhận thức của người
dân trong vấn đề sử dụng kháng sinh, các cơ quan quản lý cần thường xuyên kiểm tra giám sát
các cửa hàng bán thuốc, đưa ra các quy định chặt chẽ hơn và có hình thức xử phạt nặng các
cửa hàng thuốc bán kháng sinh không đúng quy định.
Hiện nay chính phủ đã đưa ra những quy định về cấm sử dụng một số chất kháng sinh
trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản, không cho phép nhập khẩu những nguồn thức ăn chăn
nuôi có chứa chất kháng sinh làm chất kích thích tăng trưởng. Nhưng công tác quản lý chưa
chặt chẽ, chế tài sử phạt không đủ mạnh, quy mô sản xuất nông nghiệp còn nhỏ lẻ nên việc
kiểm soát sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản còn nhiều hạn chế. Như
đã đề cập ở trên cho thấy hiện trạng sử dụng kháng sinh của người dân trong chăn nuôi và
nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam còn tùy tiện, thiếu hiểu biết nên nguy cơ tích tụ kháng sinh
trong các sản phẩm chăn nuôi và thủy sản là rất cao. Từ các nguồn thực phẩm, kháng sinh sẽ
đi vào cơ thể người, sau đó đào thải ra ngoài môi trường. Vì vậy bên cạnh những quy định về
sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản chính phủ cần đưa ra những biện
pháp quản lý, chế tài sử phạt đủ mạnh để có thể kiểm soát người dân sử dụng kháng sinh
trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản. Thêm nữa tổ chức các lớp huấn luyện và tuyên truyền
đối với người dân sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và thủy sản.
Theo kết quả nghiên cứu của về sáu bệnh viện lớn của Hà Nội cho thấy nồng độ kháng
sinh CIP, ENR trong nước thải y tế của 6 bệnh viện là từ 1,1 – 25,8 μg/L, hàm lượng sau xử
lý vẫn còn cao 1,5 – 3,7 μg/L [1], đây cũng là những nguồn nước mà các hồ Hà Nội vẫn tiếp
nhận. Theo quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về nước thải y tế QCVN 28:2010/BTNMT không có
mục nào quy định về hàm lượng các dược phẩm nói chung và kháng sinh nói riêng trong nước
thải y tế, do đó nguy cơ ô nhiễm kháng sinh trong nước hồ từ các nguồn nước thải y tế là rất
lớn. Vì vậy để hạn chế lượng kháng sinh cũng như dược phẩm vào hồ thì chính phủ cần phải
bổ sung thêm các quy định về hàm lượng các dược phẩm trong quy chuẩn kỹ thuật quốc gia
về nước thải y tế hoặc là ngăn chặn hoàn toàn không cho nguồn nước này chảy vào hồ.
Kết quả phân tích hàm lượng kháng sinh trong nước và trầm tích của một số ao nuôi trồng
thủy sản ở Việt Nam là rất cao, có những nơi nồng độ lên 6060 ng/L [62] và 2590 µg/kg theo
thứ tự [86], do đó có thể khẳng định rằng nuôi trồng thủy sản cũng là một nguyên nhân ô
nhiễm kháng sinh vào hồ. Hiện nay nhiều hồ của Hà Nội vẫn được sử dụng để nuôi trồng thủy
sản cung cấp thực phẩm cho người dân thành phố như hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Yên Sở, hồ
Ngọc Khánh …, vì vậy thành phố nên cấm việc nuôi thả cá nhằm mục đích kinh doanh. Khi](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-113-320.jpg)
![102
nghị cần phải kiểm soát chất lượng nước thải y tế không chỉ theo quy chuẩn loại B về nước
thải y tế (QCVN 28:2010/BTNMT) mà còn phải quan tâm cả hàm lượng các hóa chất dược
phẩm. Theo kết quả điều tra được thể hiện ở phụ lục 16 cho thấy hệ thống xử lý nước thải tại
các bệnh viện của Hà Nội hiện nay chủ yếu là công nghệ màng lọc sinh học kết hợp với khử
trùng bằng clo. Thông thường để đảm bảo hiệu quả của quá trình khử trùng, ta điều chỉnh
lượng clo cho vào sao cho hàm lượng clo dư còn lại trong nước thải sau khi tiếp xúc sấp sỉ 1,5
mg/L, mà theo nghiên cứu của Bing Li và cộng sự (2013) cho thấy để loại bỏ triệt để kháng
sinh trong nước thải thì lượng clo dư có trong nước vào khoảng 5 – 15 mg/L [32]. Điều đó
cho thấy hệ thống xử lý nước thải y tế hiện nay loại bỏ không hiệu quả kháng sinh. Để đảm
bảo các hóa chất dược phẩm đi vào hệ thống thoát nước chung của thành phố ở hàm lượng
không đáng kể, nghiên cứu đề nghị các hệ thống xử lý nước thải tại bệnh viện cần lắp thêm bể
ôxy hóa tiên tiến sử dụng các hóa chất như O3/H2O2, O3/UV, H2O2/UV, Fenton (Fe2+
/H2O2)
như hình 3.35.
Hóa chất
Nước
thải
Nước
ra
Song chắn Bể điều hòa Xử lý sinh Bể lọc Bể oxy hóa
Hình 3.35. Sơđồ cảitạohệ thống xửlý nước thảiđô thịvà nước thảiy tế của thànhphốHà Nội
Hiện nay Hà Nội đã xây dựng một số hệ thống xử lý nước thải tập trung được thống kê
ở phụ lục 15, kết quả cho thấy số lượng nước được xử lý theo thiết kế mới chỉ đạt 60% tổng
lượng nước thải ra của thành phố (500.000 m3/ngày), đó là chưa kể phần lớn các hệ thống xử
lý đều vận hành dưới công suất thiết kế rất nhiều. Vì vậy thành phố cần xây dựng thêm các
trạm xử lý nước thải tập trung và tạo điều kiện về cơ sở hạ tầng để hệ thống xử lý có thể vận
hành hết công suất tối đa nhằm giảm lượng nước thải chưa qua xử lý đổ vào các sông hồ của
Hà Nội. Theo nghiên cứu của các nhà khoa học cho thấy nếu chỉ xử lý nước thải đô thị bằng
phương pháp sinh học mà không kết hợp với các quá trình khác như hệ thống xử lý nước thải
ở Hà Nội thì chỉ loại bỏ được các chất hóa học nói chung và kháng sinh nói riêng dễ phân hủy
sinh học và có khả năng hấp phụ vào chất rắn như tetracyclin, QNs, loại bỏ không hiệu quả
các chất khó phân hủy sinh học, có tính hòa tan cao như SAs, TRI [1, 27, 56]. Trong hệ thống
xử lý nước thải ở Bắc Kinh Trung Quốc theo phương pháp sinh học kết hợp với siêu lọc và
ozon hóa hiệu quả khử QNs: 59,5%; 97,5%. SAs: 8,2%; 93,2% theo thứ tự [152]; tại ba nhà
máy xử lý nước thải đô thị ở Tân Cương Trung Quốc xử lý nước thải bằng phương pháp sinh
học kết hợp với ozon hóa, clo hóa và chiếu tia cực tím hiệu quả loại bỏ: QNs: 69,0%; 47,4%;
62,5%, SAs: 74,4%; 70,0%; 61,6% theo thứ tự [71], tại ba nhà máy xử lý nước thải ở miền
Tây Nam Phi sử dụng phương pháp sinh học kết hợp với siêu lọc, khử trùng bằng tia cực tím
và clo hóa kết quả cho thấy hiệu quả loại bỏ là QNs – 31%, 2%, 21%; SMX – 56%, 4%, 34%](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-115-320.jpg)
![103
theo thứ tự [121]. Vì vậy tác giả có kiến nghị là đối với những hệ thống xử lý nước thải đô thị
của Hà Nội đã đi vào hoạt động thì vẫn giữ nguyên các phương pháp xử lý sinh học của hệ
thống, còn bể khử trùng nên cải tạo lại để chuyển thành bể oxy hóa tiên tiến (AOPs) ở giai
đoạn cuối của quá trình xử lý. Các phương pháp oxy hóa tiến tiến (AOPs) có thể là O3/H2O2,
O3/UV, H2O2/UV, Fenton (Fe2+
/H2O2), phản ứng quang hóa sử dụng TiO2. Sơ đồ tổng quát
quy trình xử lý nước thải chứa kháng sinh và dược phẩm khác được mô tả như hình 3.35.
Nguyên lý hoạt động của hệ thống: Nước thải sau khi được xử lý bằng phương pháp
sinh học (A2O, CAS, SBR, …) đạt tiêu chuẩn loại A hoặc B về Quy chuẩn kỹ thuật nước thải
công nghiệp trên địa bàn Thủ đô Hà Nội (QCTĐHN 02:2014/BTNMT) sẽ được đưa vào bể
lọc để loại bỏ tiếp một phần các căn lơ lửng trước khi đi vào bể oxy hóa tiến tiến. Tại bể oxy
hóa tiên tiến các gốc OH• được tạo thành sẽ chuyển hóa các chất hữu cơ khó phân hủy như
kháng sinh trước khi thải ra ngoài.
Theo kết quả khảo sát cho thấy những hệ thống xử lý nước thải tập trung của Hà Nội đã
phát huy tác dụng đáng kể trong việc bảo vệ môi trường, những chúng vẫn còn có một số hạn
chế nhất định và hiện nay Hà Nội vẫn còn thiếu nhiều nhà máy xử lý nước thải tập trung. Vì
vậy, nghiên cứu đề xuất một hệ thống xử lý nước thải nhằm khắc phục một số hạn chế của các
hệ xử lý. Nguyên tắc đề xuất quy trình xử lý là dựa trên những qui trình công nghệ đã được
vận dụng thực tế ở Hà Nội như sau:
- Theo kết quả khảo sát cho thấy hiện nay ở Việt nam áp dụng 6 công nghệ chính trong
các nhà máy xử lý nước thải đô thị gồm công nghệ bùn hoạt tính truyền thống (CAS), công
nghệ bể phản ứng sinh học hoạt động theo mẻ (SBR), công nghệ bùn hoạt tính yếm khí –
thiếu khí – hiếu khí kết hợp (A2O), công nghệ mương oxy hóa (OD), lọc sinh học kiểu nhỏ
giọt (TF), công nghệ Hồ (gồm hồ hiếu khí, yếm khí hay ổn định, sục khí, tùy nghi). Trong số
này, CAS, SBR, A2O là công nghệ phổ biến nhất, đặc biệt là công nghệ bể phản ứng theo mẻ
(SBR). Các kết quả tổng hợp trong bảng phụ lục 15.1 cho thấy, phương pháp SBR có giá
thành xử lý thấp nhất, chiếm ít diện tích đất, hiệu quả xử lý cao nên công nghệ này phù hợp
với điều kiện ở Hà Nội. Vì vậy các hệ thống xử lý nước thải tập trung của Thành phố xây
dựng mới nên áp dụng công nghệ dựa trên phương pháp SBR.
- Trong bảng phụ lục 15.2 cho thấy tỷ lệ BOD:TN:TP trong nước thải đô thị của thành
phố Hà Nội là không cân xứng để có thể xử lý bằng phương pháp sinh học, do hàm lượng hữu
cơ quá thấp. Để hạn chế việc bổ sung nguồn cacbon từ bên ngoài cho xử lý tổng nitơ, ta nên
tăng cường các quá trình thiếu khí và hạn chế quá trình hiếu khí xảy ra ở giai đoạn đầu (nghĩa
là tăng cường các phản ứng có sự tham gia của NO3
-
theo phản ứng 3.1 để có thể sử dụng tối
đa nguồn cacbon cho các quá trình khử nitơ thay vì chỉ khử BOD thuần túy). Vì nitơ trong
nước thải đô thị của Hà Nội chủ yếu là ở dạng nitơ hữu cơ và amoni, do đó quá trình xử lý
nitơ diễn ra đầu tiên là amoniac hóa và nitrat hóa để chuyển NH4
+
và nitơ hữu cơ thành NO3
-
sau đó mới đến quá trình khử nitrat hóa. Vì vậy ở giai đoạn đầu của quá trình xử lý nếu thực
hiện thiếu khí và yếm khí sẽ không đủ hàm lượng NO2
-
và NO3
-
trong nước cho vi sinh vật sử
dụng. Trong bể hiếu khí xảy ra phản ứng từ 3.2 và 3.4 nên hàm lượng NO3
-
sẽ tăng lên, do đó
quy trình sẽ cho một phần nước thải lẫn bùn hoạt tính ở ngăn hiếu khí hồi lưu trở lại ngăn lựa](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-116-320.jpg)
![104
VSV
chọn để bổ sung thêm hàm lượng NO3
-
và bùn hoạt tính. Việc tăng mật độ vi sinh vật trong
ngặn lựa chọn cũng làm cho hàm lượng nitơ trong nước thải được loại bỏ nhiều hơn.
C10H19O3N + 10NO3
-
5N2 + 10CO2 + 3 H2O + NH3 + 10OH-
(3.1)
2C10H19O3N + 20O2
VSV 15CO2 + NH3 + C5H7NO2 + 14H2O (3.2)
NH4
+
+ 1,863O2 + 0,098CO2
C10H19O3N + O2
Trong đó:
VSV
VSV
0,0196C5H7O2N + 0,98NO3
-
+ 0,0941H2O
+ 1,98H+ (3.3)
CO2 + H2O + H+
+ NO3
-
+ C5H7O2N (3.4)
C10H19O3N được giả thiết là công thức hóa học gần đúng của các chất hữu cơ trong
nước thải.
C5H7O2N giả thiết là công thức hóa học gần đúng của tế bào vi sinh vật
- Như đã đề cập ở trên các hệ thống xử lý nước thải hiện nay của Hà Nội loại bỏ không
hiệu quả kháng sinh nói riêng và dược phẩm nói chung, vì vậy trong hệ thống đề nghị lắp
thêm bể oxy hóa. Theo các kết quả nghiên cứu trước cho thấy sử dụng ozôn kết hợp với tia
cực tím sẽ cho hiệu quả loại bỏ kháng sinh cao trong các phương pháp oxy hóa tiến tiến [152,
149]. Do đó trong quy trình này đề xuất lắp thêm bể oxy hóa bằng O3/UV. Sơ đồ hệ thống
được mô tả trong hình 3.36.
Mô tả vận hành hệ thống xử lý nước thải tại Hà Nội đề nghị:
- Nước thải từ các hệ thống sông và kê mương của Hà Nội sẽ đi qua song chắn rác nhằm
loại bỏ các chất rắn có kích thước lớn trước khi đi vào bề điều hòa. Đối với những trạm xử lý
có nguồn nước thải ổn định thì không cần xây dựng thêm bể điều hòa.
- Nước thải được đưa vào ngăn lựa chọn chiếm khoảng 15% thể tích của bể. Tại đây nước
thải được chảy theo đường zích zắc, chúng sẽ có tác dụng đảo trộn nước thải với bùn hồi lưu
từ ngăn sục khí. Quá trình hồi lưu bùn có tác dụng tăng mật độ sinh vật nên hạn chế được vi
khuẩn dạng sơi phát triển, tăng hàm lượng NO3
-
trong nước thải đầu vào. Trong ngăn lựa chọn
sẽ xảy ra quá trình thiếu khí nên các hợp chất nitơ và một phần các chất hữu cơ sẽ được loại
bỏ. Do trong ngăn lựa chọn không có quá trình khuấy trộn mạnh hoặc sục oxy nên cuối ngăn
sẽ xảy ra quá trình yếm khí tạo điều kiện cho các vi khuẩn yếm khí phát triển để khử photpho
trong nước. Sau khi qua ngăn lựa chọn nước thải tự chảy vào ngăn sục khí. Tại đây sẽ diễn ra
các quá trình loại bỏ C, nitrat hóa và P được tích lũy tế bào. Sau một thời gian hệ thống sẽ
ngừng cấp nước thải và sục khí, các chất rắn lơ lửng lắng xuống và được tháo ra ở dưới đáy.
Trong bể diễn ra quá trình chuyển đổi từ hiếu khí sang thiếu khí ở ngăn sục khí và từ thiếu khí
sang yếm khí ở ngăn lựa chọn, do đó các hợp chất của cacbon và nitơ tiếp tục được loại bỏ.
- Nếu hàm lượng chất rắn lơ lửng trong nước cao sẽ gây ra hiện tượng bám cặn trên đèn
UV và gây cản trở các phản ứng quang hóa của O3/UV do sự tán xạ, hấp thụ ánh sáng. Vì vậy
nước từ bể sinh học sẽ được bơm sang bể keo tụ để tiếp tục loại bỏ các chất rắn lơ lửng, sau
đó đi qua bể lọc trước khi đi vào bể oxy hóa.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-117-320.jpg)
![105
- Trong bể oxy hóa khí O3, tia cực tím (bước sóng khoảng 254 nm) được sục và chiếu liên
tục vào trong nước. Dưới tác dụng của tia UV các phân tử O3 sẽ bị oxy hóa để hình thành các
gốc tự do hydroxyl (OH•) theo phản ứng 3.5 và 3.6. Trong nước thải cả ozon và gốc OH● đều
có khả năng loại bỏ các chất ô nhiễm, nhưng khả năng oxy hóa của gốc OH● cao hơn từ 106 –
109 lần so với phân tử ozon do thế khử của chúng là 2,07 V và 2,8 V theo thứ tự [76]. Ngoải
ra trong nước phân tử ozon phản ứng với các chất là có tính chọc lọc, nó chỉ phản ứng với các
phân tử hữu cơ có liên kết đôi, vòng thơm hoặc các chất có nhóm chức lưu huỳnh, photpho,
nitơ và oxy. Phản ứng của nhóm OH● với các chất là không có tính chọn lọc, chúng oxy hóa
tất cả các chất cả vô cơ lẫn hữu cơ thông qua việc lấy đi nguyên tử hidro và phản ứng các gốc
với nhau (radical-radical reactions), phản ứng thêm và bớt điện tử, cuối cùng khoáng hóa
hoàn toàn các chất hữu cơ. Để tạo điệu kiện cho quá trình hình thành gốc OH● nên môi trường
được điều chỉnh về môi trường kiềm yếu (pH > 8,8) [149]. Nước thải đạt yêu cầu sẽ được
thải ra ngoài. Sau một thời gian sử dụng, đèn UV có thể bị bám một lượng lớn cặn làm giảm
hiệu quả của quá trình xử lý, vì vậy cần phải định kỳ bảo dưỡng hệ thống.
hυ
O3 O2 + O(1
D) (3.5)
λ= 254 nm
O(1
D) + H2O H2O2 2HO•
(3.6)](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-118-320.jpg)
![124
DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ CỦA LUẬN ÁN
[1] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2012) Hiện trạng sử dụng kháng sinh và
sự tồn dư kháng sinh trong môi trường nước ở Việt Nam. Tạp chí Khoa học & Công
nghệ trường Đại học Công Nghiệp Hà Nội, 13, pp. 61-65.
[2] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2013) Dư lượng kháng sinh
chloramphenicol trong tôm ở một số chợ của Hà Nội. Tạp chí Khoa học & Công nghệ
trường Đại học Công Nghiệp Hà Nội, 15, pp. 39-42.
[3] Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải, Phạm Thị Thanh Yên (2014) Sự xuất hiện và
phân bố của các kháng sinh trong một số hồ, sông Kim Ngưu và sông Tô Lịch ở Hà
Nội. Tạp chí Hóa Học, 52(6A), pp. 48 – 53.
[4] Phạm Thị Thanh Yên, Huỳnh Trung Hải, Nguyễn Quang Trung (2014) Xác định đồng
thời kháng sinh họ quinolons, penicillins và trimethoprim trong cá bằng sắc ký lỏng
hai lần khối phổ. Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Khoa học Tự nhiên và Công nghệ,
30(6S), pp. 246-254.
[5] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải (2015) Nghiên cứu xác
định kháng sinh sulfathiazole, sulfamethazine, sulfamethoxazole, sulfamerazine trong
nước mặt bằng sắc ký lòng hai lần khối phổ. Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học,
20(2), pp. 20 – 29.
[6] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2016) Occurrence of antibiotics in lake
in Hanoi. Hội thảo Korra 25th birthday internation symposium proceeding Biomass
world and up-cycle, Ngày 21-22 tháng 7/2016, Tại trường đại học Jungwon – Hàn
Quốc.
[7] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải (2016) Đánh giá sự
xuất hiện và rủi ro tiềm năng của các kháng sinh quinonoles, sulfonamides và
trimethoprim đối với môi trường nước và trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch. Tạp
chí Hóa Học, 54(5), pp. 620 – 625.](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-137-320.jpg)
![11
13-16 giờ /19/09/2014 13-16 giờ /21/06/2015
13 HYS51
20,967796 105,852241
27
HYS10
1
20,968157 105,852844
20,967892 105853645 20,967930 105,853724
20,967296 105,855890 20,966716 105,855319
20,966546 105,857064 20,966549 105,856735
14 HYS52
20,969573 105,855005
29
HYS10
2
20,969591
5
105,854692
20,969409 105,856651 20,969540 105,856391
20,967289 105,857761 20,967811 105,857435
20,966948 105,85904 20,968111 105,859146
15 HYS53
20,969221 105,859530
30
HYS10
3
20,970551 105,858490
20,971816 105,855867 20,971138 105,856912
20,973214 105856246 20,973086 105,856317
20,973585 105,858140 20,973467 105,857870
2. Sắc đồ khảo sát dung môi chạy pha động
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 7.92 NL: 1.33E 2
AA: 4492 TIC F: + c ESI sid=12. 00
100
SN: 8 SRM ms2
254. 00 0@ cid3 5. 0 0
80
[107. 80 0- 10 8. 8 00] MS
Genesis hh10ks_ 0, 5 ppb
60
40
20
0
RT: 7.91 NL: 4.25E 2
AA: 14883 TIC F: + c ESI sid=12. 00
100
SN: 138 SRM ms2
254. 00 0@ cid1 6. 0 0
80
[155. 50 0- 15 6. 5 00] MS
Genesis hh10ks_ 0, 5 ppb
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Time (min)
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 7.02 NL: 6.71E 2
AA: 23772 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0
100
SN: 32 SRM ms2
256. 00 0@ cid1 2. 0 0
80
[155. 50 0- 15 6. 5 00] MS
Genesis hh10ks _0, 5p pb
60
40
20
0
RT: 7.02 NL: 2.72E 2
AA: 8750 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0
100
SN: 36
RT: 9.52 SRM ms2
AA: 14093 256.000@cid24.00
80 SN: 5 [107. 50 0- 10 8. 5 00] MS
Genesis hh10ks _0, 5p pb
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Tim e (min)
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 7.69 NL: 1.04E 3
AA: 43040 TIC F: + c ESI sid=12. 00
100
SN: 384 SRM ms2
279. 00 0@ cid1 6. 0 0
80
[185. 50 0- 18 6. 5 00] MS
Genesis hh10ks_0, 5p pb
60
40
20
0
RT: 7.69 NL: 5.38E 2
AA: 19176 TIC F: + c ESI sid=12. 00
100
SN: 41 SRM ms2
279. 00 0@ cid2 6. 0 0
80
[123. 50 0- 12 4. 5 00] MS
Genesis hh10ks_0, 5p pb
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Tim e (min)
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 7.49 NL: 1.54E 3
AA: 56121 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0
100
SN: 71 SRM ms2
291. 00 0@ cid2 3. 0 0
80
[229. 50 0- 23 0. 5 00] MS
Genesis hh10ks _0, 5p pb
60
40
20
0
RT: 7.50 NL: 8.25E 2
AA: 27181 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0
100
SN: 80 SRM ms2
291. 00 0@ cid3 2. 0 0
80
[122. 50 0- 12 3. 5 00] MS
Genesis hh10ks _0, 5p pb
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Tim e (min)](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-148-320.jpg)
![12
Hình 2.P1. Sắcđồ phântích kháng sinhhọ QNS, SAS,TRItrên pha độnglà axetonitri– axitfocmic
0,2% với nồng độ chất chuẩn0,5ppb
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 7.35 NL: 5.67E1
AA: 1259 TIC F: + c ESI sid=12.00
100
SN: 3 SRM ms2
254.000@cid35 .0 0
80
[107.800-108 .8 00] MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1 409 14 07 19
60 RT: 9 .3 7 40
AA: 315
40 SN: 4
20
0
RT: 7.35 NL: 3.35E2
AA: 11764 TIC F: + c ESI sid=12.00
100
SN: 72 SRM ms2
254.000@cid16 .0 0
80
[155.500-156 .5 00] MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1 409 14 07 19
60 40
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Time (min)
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 3.80 NL: 4.63E2
AA: 16776 TIC F: + c ESI sid=12.00
100
SN: 105 SRM ms2
256.000@cid 12 .0 0
80
[155.500-1 56. 5 00] MS
Genesis
0,5ppb_9ks5 _1 4 09 14 07 19
60 40
40
20
0
RT: 3.80 NL: 2.19E2
AA: 7706 TIC F: + c ESI sid=12.00
100
SN: 47 SRM ms2
256.000@cid 24 .0 0
80
[107.500-1 08. 5 00] MS
Genesis
0,5ppb_9ks5 _1 4 09 14 07 19
60 40
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Time (min)
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
RT: 5.11 NL: 6.30E 2
AA: 23221 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0
100 SN: 166 SRM ms2
279.000@cid16.00
80
[185.500-186.500]MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1409140719
60 40
40
20
0
RT: 5.04 NL: 2.30E 2
AA: 8222 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0
100 SN: 65 SRM ms2
279.000@cid26.00
80
[123.500-124.500]MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1409140719
60 40
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Tim e (min)
RT:0.00 - 15.06 SM:15G
RT:4.03 NL:6.03E2
AA: 21983 TIC F:+ c ESIsid=12.00
100 SN:492 SRM ms2
291.000@cid23.00
80
[229.500-230.500]MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1409140719
60 40
40
20
0
RT:4.03 NL:3.56E2
AA: 13184 TIC F:+ c ESIsid=12.00
100 SN:140 SRM ms2
291.000@cid32.00
80
[122.500-123.500]MS
Genesis
0,5ppb_9ks5_1409140719
60 40
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Time (min)
RT:0.00 - 15.06 SM:15G
RT: 4.75 NL: 2.10E 1
AA: 642 TIC F: + c ESI
100
SN: 3 RT: 12.64 sid=1 2. 0 0 SRM ms2
AA: 245 320.000@cid16.00
80 SN: 5 [275.500-276.500]MS
Genesis 0,5ppb _9 ks5
60
40
20
0
RT: 9.50 NL: 1.62E 1
AA: 726 TIC F: + c ESI
RT: 5.31 SN: 3 sid=1 2. 0 0 SRM ms2
100 AA: 235 RT: 13.53 320.000@cid22.00
RT: 2.34 SN: 5 AA: 345 [232.500-233.500]MS
80 AA: 205 SN: 15 Genesis 0,5ppb _9 ks5
SN: 7
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Tim e (min)
RT:0.00 - 15.06 SM:15G
RT:8.52 NL:1.22E1
AA: 171 TIC F: + c ESI
100
SN: 3 sid=12.00SRMms2
RT:5.14 332.000@cid17.00
RT:0.39 AA: 157 RT:12.22 [287.500-288.500] MS
80 AA:53.36 SN: 6 AA: 104 Genesis 0,5ppb_9ks5
SN: 8 SN: 6
60
40
20
0
NL:3.19E1
RT:2.89
TIC F: + c ESI
AA: 1098
100 SN: 6 sid=12.00 SRM ms2
RT:6.19 332.000@cid34.00
80 AA: 680 [230.300-231.300] MS
SN: 10 Genesis 0,5ppb_9ks5
60
40
20
0
0 2 4 6 8 10 12 14
Time (min)
Hình 2.P2.Sắcđồ phântích khángsinh họQNS,SAS,TRItrên pha động là methanol– axitfocmic
0,2% với nồng độ chất chuẩn độ 1ppb
3. Xác định thời gian lưu của các kháng sinh nghiên cứu
RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G
100
RT: 7.64
AA: 3295
SN: 11
80
NL: 9.37E 1
TIC F: + c ESI sid=12. 00
SRM ms2
320.000@cid16.00
[275. 50 0- 27 6. 5 00] MS
Genesis hh10ks_0, 5p pb
100
RT: 10.86
MA: 8503
SN: 7
80
NL: 2.55E 2
TIC F: + c ESI sid=12. 0 0
SRM ms2
332.000@cid17.00
[287.500-288.500]M
S
hh10ks_0,5ppb
RT: 7.72
60 60 MA: 2572
SN: 3
40 40
20
1.84
0.79
6.03
20
8.68
3.05 4.25 4.90 13.27 14.00
0 0
100
RT: 7.57
MA: 483
SN: 4
9.34
NL: 2.01E 1
TIC F: + c ESI sid=12. 00
SRM ms2
320.000@cid22.00
[232. 50 0- 23 3. 5 00] MS
hh10ks_0,5ppb
100
RT: 7.72
AA: 2629
SN: 35
80 11.35 80
NL: 7.92E 1
TIC F: + c ESI sid=12. 0 0
SRM ms2
332.000@cid34.00
[230.300-231.300]M
S
Genesis hh10ks _0, 5p pb
60 5.96
60
40
2.17 3.95
RT: 10.22
AA: 910
SN: 36
0.81 3.22 4.91 13.04 40
20 20
0
0 2 4 6 8
Time (min)
10 12 14 0
0 2 4 6 8
Time (min)
10 12 14](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-149-320.jpg)
![34
15. Một số các thông số về các trạm xử lý nước thải ở Hà Nội
Bảng 15.1.Côngsuất, phươngpháp xửlý, chiphívậnhành của mộtsố nhà máy xửlý nước thảiởHà Nội
[9]
STT
Nhà máy xử
lý nước thải
Công suất
(m3/ngày)
Phương
pháp xử lý
Chi phí vận
hành
(Đồng/m3)
Tiêu chuẩn áp dụng
1 Hồ Tây 33000 SBR 2200
2 Trúc Bạch 2300 A2O 12695 TCVN5945-2005, B
3 Bảy Mẫu 13300 CAS 7827
4
Bắc Thăng
Long - Vân Trì
42000 CAS 7827 QCVN40-2011, A
5 Kim Liên 3700 CAS 9813 TCVN5945-2005, B
6 Yên Sở 210000 SBR 1686 QCVN40-2011, B
Bảng 15.2.Đặc điểmmộtsố nguồnnước đầu vào của các hệ thống xử lý nước thải tại Hà Nội [10]
STT Thông số
Đầu vào của một số nguồn nước thải
Yên
Sở
Sông Cầu
Bây
Trúc
Bạch
Bắc
Thăng
Long
Kim
Liên
Nước thải
thu gom
chung
1 COD (mg/L) 132 175 193 135 145 147
2 BOD (mg/L) 45 84,4 168 85 115 87
3 SS (mg/L) 51 186 89 65 85 39
4 TN- N (mg/L) 34 48,3 41,6 38 40 4
5 NH4
+
- N (mg/L) 28 34,8 - - 18 -
6 TP – P (mg/L) 7,2 3,8 6,2 5,4 6,5 -
7 NO3
-
- N (mg/L) - - - - 0,2 0,2](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-174-320.jpg)
![Bảng 15.3.Mộtsố thôngsố theo thiếtkế và thực tế vậnhành trongnước đầuvàocủacác nhà máy xửlý nước thảiHà Nội[10]
STT
Nhà máy xử lý
nước thải
Thiết kế (mg/L) Thực tế vận hành (mg/L)
COD BOD5 TN TP
COD
:BOD
BOD
:TN
BOD
:TP
COD BOD5 TN TP
COD
:BOD
BOD
:TN
BOD
:TP
1 Hồ Tây 480 240 44 5 2,00 5,45 48,00 98 78 32 5,0 1,26 2,44 15,60
2 Trúc Bạch 225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 155 78 34 6,5 2,00 2,28 11,90
3 Bảy Mẫu 400 200 40 15 2 5,00 13,30 141 79 48 6 1,81 1,64 13,10
4
Bắc Thăng
Long Vân Trì
225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 135 85 38 5,4 1,59 2,24 15,70
5 Kim Liên 225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 145 73 40 6,5 2,00 1,81 11,20
6 Yên Sở 500 250 40 6 2 6,25 41,70 132 76 47 5,5 1,74 1,62 13,80
35](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-175-320.jpg)
![36
16. Thông tin về hệ thống xử lý nước thải của một số bệnh viện lớn ở Hà Nội [Error!
Reference source not found., 10]
STT Tên bệnh viện
Số dường
bệnh
Công suất
thiết kế
(m3/Ngày/Đêm)
Phương pháp
xử lý
Thời gian
bắt đầu hoạt
động
1
Bệnh viện Xanh
Pôn
700 100
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2008
2
Bệnh viện Phụ sản
TƯ
700 700
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2011
3
Trung tâm YTDP
Hà Nội
- -
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2011
4
Bệnh viện Việt
Đức
1050 900
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2009
5
Bệnh viện phụ sản
Hà Nội
600 400
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2010
6
Bệnh viện Bạch
Mại
1900 800 Aeroten
7
Bệnh viện Thanh
Nhàn
540 600
Aeroten kết hợp
lọc sinh học
2006
17. Vị trí năm hồ Hà Nội nghiên cứu](https://image.slidesharecdn.com/nghiencuudanhgiaduluongmotsochatkhangsinhtrongnuocvadongvatthuysinh-80442-220610092117-4b2376a5/85/Nghien-c-u-danh-gia-d-l-ng-m-t-s-ch-t-khang-sinh-trong-n-c-va-d-ng-v-t-th-y-sinh-trong-m-t-s-h-Ha-N-i-176-320.jpg)
Nghiên cứu đánh giá dư lượng một số chất kháng sinh trong nước và động vật thủy sinh trong một số hồ Hà Nội
- 1. Hà Nội– 2017 BỘ GIÁO DỤC VÀ ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI PHẠM THỊ THANH YÊN NGHIÊN CỨU ĐÁNH GIÁ DƯ LƯỢNG MỘT SỐ CHẤT KHÁNG SINH TRONG NƯỚC VÀ ĐỘNG VẬT THỦY SINH TRONG MỘT SỐ HỒ HÀ NỘI MÃ TÀI LIỆU: 80442 ZALO: 0917.193.864 Dịch vụ viết bài điểm cao :luanvantrust.com LUẬN ÁN TIẾN SĨ KỸ THUẬT MÔI TRƯỜNG
- 2. Hà Nội– 2017 BỘ GIÁO DỤC ĐÀO TẠO TRƯỜNG ĐẠI HỌC BÁCH KHOA HÀ NỘI Phạm Thị Thanh Yên NGHIÊN CỨU ĐÁNH GIÁ DƯ LƯỢNG MỘT SỐ CHẤT KHÁNG SINH TRONG NƯỚC VÀ ĐỘNG VẬT THỦY SINH TRONG MỘT SỐ HỒ HÀ NỘI Chuyên ngành: Kỹ thuật môi trường Mã số: 62520320 HƯỚNG DẪN KHOA HỌC: 1. GS.TS Huỳnh Trung Hải 2. PGS.TS Nguyễn Quang Trung
- 3. LỜI CAM ĐOAN Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi dưới sự hướng dẫn khoa học của GS.TS Huỳnh Trung Hải và PGS.TS Nguyễn Quang Trung. Các số liệu, kết quả được nêu trong luận án là trung thực và chưa từng được cá nhân hay tổ chức khoa học nào công bố trên bất kỳ công trình nào khác trong và ngoài nước. Hà Nội, ngày …… tháng ……. Năm 2017 Giáo viên hướng dẫn I GS.TS Huỳnh Trung Hải Giáo viên hướng dẫn II PGS.TS Nguyễn Quang Trung Tác giả Phạm Thị Thanh Yên
- 4. Lời cảm ơn Với lòng biết ơn sâu sắc, tôi xin chân thành cảm ơn GS.TS Huỳnh Trung Hải, PGS.TS Nguyễn Quang Trung đã hướng dẫn và giúp đỡ tôi trong suốt quá trình thực hiện luận án. Tôi xin trân trọng cảm ơn các thầy cô Viện Khoa học và Công nghệ Môi trường - trường Đại học Bách Khoa Hà Nội đã tạo điều kiện thuận lợi, đóng góp nhiều ý kiến trong quá trình thực hiện luận án. Tôi xin chân thành cảm ơn Th.S Nguyễn Thanh Thảo, anh chị em tại phòng Độc Chất Học Môi Trường – Viện Công Nghệ Môi Trường – Viện Hàn Lâm Khoa Học và Công Nghệ Việt Nam đã tạo điều kiện và giúp đỡ về trang thiết bị, chuyên môn kỹ thuật trong quá trình thực hiện các nghiên cứu. Tôi xin chân thành cảm ơn PGS.TS Nguyễn Thị Phương Thảo đã hướng dẫn và đưa ra những ý kiến đóng góp trong quá trình thực hiện luận án. Tôi xin chân thành cảm ơn Ban giám hiệu, các phòng ban, khoa Công nghệ Hóa trường Đại học Công nghiệp Hà Nội đã tạo điều kiện thuận lợi, giúp đỡ và động viên tôi trong quá trình thực hiện luận án. Cuối cùng tôi xin bày tỏ lòng biết ơn tới người thân trong gia đình, bạn bè đã luôn động viên, giúp đỡ tôi hoàn thành luận án. Hà Nội, ngày …. tháng …. năm 2017 Phạm Thị Thanh Yên
- 5. I MỤC LỤC MỤC LỤC...............................................................................................................................i DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT..........................................................IV DANH MỤC BẢNG BIỂU................................................................................................. VI DANH MỤC CÁC HÌNH ẢNH VÀ ĐỒ THỊ ..................................................................VIII MỞ ĐẦU ............................................................................................................................... 1 CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU ....................................................... 3 1.1.Tổng quan về thuốc kháng sinh ................................................................................... 3 1.1.2. Thuốc kháng sinh họ sulfornamides và trimethoprim................................................. 3 1.1.3. Thuốc kháng sinh họ quinolones................................................................................. 6 1.2. Tổng quan về hồ Hà Nội và động vật thủy sinh......................................................... 9 1.2.1. Tổng quan về năm hồ Hà Nội...................................................................................... 9 1.2.2. Động vật thủy sinh..................................................................................................... 10 1.3. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh....................................................................... 11 1.3.1. Hiện trạng sử dụng kháng thuốc sinh trên thế giới.................................................... 11 1.3.1.1. Kháng sinh sử dụng cho người............................................................................... 11 1.3.1.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp.................................................................. 12 1.3.2. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh ở Việt Nam .................................................... 13 1.3.2.1. Kháng sinh dùng trong điều trị bệnh ở người......................................................... 13 1.3.2.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp.................................................................. 14 1.4. Ô nhiễm thuốc kháng sinh và ảnh hưởng đến môi trường sinh thái ..................... 15 1.4.1. Thuốc kháng sinh trong môi trường.......................................................................... 15 1.4.1.1. Kháng sinh trong môi trường nước ........................................................................ 16 1.4.1.2. Sự tích tụ kháng sinh trong sinh vật, trong đất và trầm tích................................... 16 1.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh trong môi trường............................................................ 18 1.5. Đánh giá nguy hại môi trường................................................................................... 19 1.5.1. Tích lũy sinh học ....................................................................................................... 19 1.5.2. Độc tính sinh học và thương số nguy hại.............................................................. 20 1.6. Các phương pháp loại bỏ kháng sinh ....................................................................... 23 1.7. Phân tích kháng sinh.................................................................................................. 24 1.7.1. Kỹ thuật xử lý mẫu.................................................................................................... 24 1.7.2. Các phương pháp phân tích kháng sinh..................................................................... 25 1.7.2.1. Phương pháp ELISA............................................................................................... 25 1.7.2.2. Phương pháp von - ampe........................................................................................ 26 1.7.2.3. Phương pháp điện di mao quản (CE) ..................................................................... 26 1.7.2.4. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC)................................................... 27 1.7.2.5. Phương pháp sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS) ...................................... 28 CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU................................................................. 30
- 6. II 2.1. Đối tượng nghiên cứu................................................................................................. 30 2.2. Hóa chất, dụng cụ và thiết bị ..................................................................................... 31 2.2.1. Hóa chất ..................................................................................................................... 31 2.2.2. Dụng cụ và thiết bị thí nghiệm.................................................................................... 32 2.3. Lấy mẫu, bảo quản và xử lý mẫu............................................................................... 32 2.4. Tối ưu hóa quy trình phân tích đồng thời kháng sinh quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong nước, trầm tích và cá rô phi....................................................... 35 2.4.1. Khảo sát điều kiện tối ưu cho sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS)................ 35 2.4.2. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu nước xác định đồng thời các kháng sinh................. 38 2.4.3. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu trầm tích xác định đồng thời các kháng sinh........... 39 2.4.4. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu cá rô phi xác định đồng thời các kháng sinh........... 40 2.5. Hàm lượng và sự phân bố kháng sinh quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong các hồ của Hà Nội............................................................................................... 41 2.6. Đánh giá sự nguy hại của kháng sinh........................................................................ 42 2.6.1. Xác định hệ số tích tụ kháng sinh trong trầm tích và động vật thủy sinh của hồ Hà Nội................................................................................................................................... 42 2.6.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật....................................................... 42 2.7. Thẩm định phương pháp............................................................................................ 43 CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN....................................................................... 45 3.1. Tối ưu hóa quy trình phân tích kháng sinh quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong nước, trầm tích và cá.................................................................. 45 3.1.1. Khảo sát pha động sử dụng cho LC/MS/MS ............................................................. 45 3.1.2. Quy trình xử lý mẫu nước hồ xác định đồng thời các kháng sinh................................ 46 3.1.2.1. Tối ưu hóa quá trình chiết ........................................................................................ 46 3.1.2.2. Thẩm định phương pháp phân tích.......................................................................... 48 3.1.3. Quy trình xử lý mẫu trầm tích xác định đồng thời các kháng sinh............................. 51 3.1.3.1. Tối ưu hóa quá trình chiết ....................................................................................... 51 3.1.3.2. Thẩm định phương pháp......................................................................................... 54 3.1.4. Quy trình xử lý mẫu cá xác định đồng thời kháng sinh.............................................. 57 3.1.4.1. Tối ưu hóa quá trình chiết kháng sinh..................................................................... 57 3.1.4.2. Thẩm định phương pháp phân tích......................................................................... 60 3.1.5. Kết quả phân tích mẫu đối chứng............................................................................... 64 3.2. Hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh ở năm hồ của Hà Nội ............................................................................................................................ 65 3.2.1. Hàm lượng kháng sinh trong nước hồ ....................................................................... 65 3.2.2. Hàm lượng kháng sinh trong trầm tích....................................................................... 71 3.2.3. Hàm lượng kháng sinh trong động vật thủy sinh........................................................ 75 3.3. Sự phân bố nồng độ kháng sinh theo không gian và thời gian............................... 80
- 7. III 3.3.1 Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước hồ .......................................................... 80 3.3.2. Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong trầm tích........................................................ 87 3.4. Đánh giá sự nguy hại của kháng sinh....................................................................... 92 3.4.1. Ảnh hưởng của kháng sinh đối với quần thể sinh vật trong nước ............................. 92 3.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật trong trầm tích.............................. 96 3.4.3. Sự tích tụ sinh học của kháng sinh trong động vật thủy sinh .................................... 97 3.5. Đề xuất các giải pháp giảm thiểu ô nhiễm kháng sinh trong các hồ Hà Nội......... 99 3.5.1. Giải pháp quản lý....................................................................................................... 99 3.5.2. Giải pháp kỹ thuật.................................................................................................... 101 KẾT LUẬN ....................................................................................................................... 107 TÀI LIỆU THAM KHẢO ................................................................................................. 109 DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ CỦA LUẬN ÁN............................. 124 PHỤ LỤC ..........................................................................................................................132
- 8. IV DANH MỤC CÁC KÝ HIỆU VÀ CHỮ VIẾT TẮT STT Ký hiệu Tên tiếng Anh Tên tiếng Việt 1 A2O Anaerobic Anoxic Oxic Công nghệ gồm 3 quá trình yếm khí, thiết khí, hiếu khí 2 AF Assessment factor Hệ số đánh giá 3 AOPs Advanced oxidation processes Phương pháp oxy hóa tiến tiến 4 BAF Bioaccumulation factor Hệ số tích lũy sinh học 5 BOD5 Biological Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa sinh học sau 5 ngày 6 CAS Convetional Activated Sludge Công nghệ xử lý sinh học bùn hoạt tính truyền thống dạng liên tục 7 CE Capillary electrophoresis Điện di mao quản 8 CIP Ciprofloxacin Ciprofloxacin 9 EC50 Effective concentration Nồng độ ảnh hưởng 50% 10 EMEA European Medicines Evaluation Agency Tổ chức đánh giá y học Châu Âu 11 ENR Enrofloxacin Enrofloxacin 12 COD Chemical Oxygen Demand Nhu cầu oxy hóa hóa học 13 FDA Food and Drug Administration Cục Quản lý Thực phẩm và Dược phẩm Hoa Kỳ 14 HNK Hồ Ngọc Khánh 15 HQ Hazard quotients Thương số nguy hại 16 HT Hồ Tây 17 HTB Hồ Trúc Bạch 18 HTL Hồ Thủ Lệ 19 HYS Hồ Yên Sở 20 KOW Octanol - water partition coefficient Hệ số phân bố octanol - nước 21 LC50 Lethal concentration Nồng độ gây chết 50% 22 LC/MS/MS Liquid chromatography tandem mass spectrometry Sắc ký lỏng hai lần khối phổ 23 LLE Liquid–liquid extraction Chiết lỏng – lỏng 24 m/z Mass to charge ratio Tỷ số giữa khối lượng trên điện tích 25 MEC Measured environmental concentration Nồng độ chất ô nhiễm đo được
- 9. V STT Ký hiệu Tên tiếng Anh Tên tiếng Việt 26 MDL Method detection limits Giới hạn phát hiện của phương pháp 27 MQL Method quantification limits Giới hạn định lượng của phương pháp MRL Maximum residue limit Giới hạn dư lượng tối đa 28 MSPD Matrix solid-phase dispersion Phân tán mẫu pha rắn 29 Nd Not detected Không phát hiện thấy 30 NOEC No observed effect concentration Nồng độ ảnh hưởng không quan sát được 31 NOR Norfloxacin Norfloxacin 32 OFL Ofloxacin Ofloxacin 33 OHTBL Ốc hồ Trúc Bạch cỡ lớn 34 OHTBN Ốc hồ Trúc Bạch cỡ nhỏ 35 PEC Predicted environmental concentration Nồng độ môi trường được dự đoán 36 PLE Pressurised liquid extraction Chiết lỏng áp cao 37 PNEC Predicted no effect concentration Nồng độ không gây tác động được dự đoán 38 QNS Quinolones Nhóm kháng sinh quinolone 39 R2 Correlation coefficients Hệ số tương quan 40 RSD Relative standard deviation Độ lệch chuẩn tương đối 41 SAS Sulfonamides Nhóm kháng sinh sulfonamide 42 SMR Sulfamerazine Sulfamerazine` 43 SMX Sulfamethoxazole Sulfamethoxazole 44 SMZ Sulfamethazine Sulfamethazine 45 SBR Sequencing Batch Reactor Bể phản ứng sinh học hoạt động theo mẻ 46 SPE Solid phase extraction Chiết pha rắn 47 STZ Sulfathiazole Sulfamethiazole 48 TN Nồng độ N tổng số (nitơ Kjeldahl) 49 TP Nồng độ photpho tổng số 50 TRI Trimethoprim Trimethoprim 51 USE Ultrasonic-assisted extraction Chiết siêu âm 52 U Measurement uncertainty Độ không đảm bảo đo của phương pháp 53 VSV Vi sinh vật
- 10. VI DANH MỤC BẢNG BIỂU Bảng 1.1. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của kháng sinh họ SAs và TRI ........................... 5 Bảng 1.2. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của các kháng sinh họ quinolones ....................... 8 Bảng 1.3. Tên các cống thải và lưu lượng nước thải vào hồ Tây.......................................... 9 Bảng 2.1. Diện tích,cống tiêu và thoát nước của 5 hồ Hà Nội............................................ 30 Bảng 2.2. Bảng tổng hợp số mẫu lấy tại năm hồ Hà Nội.................................................... 33 Bảng 2.3. Thời gian lưu, thông số khối phổ của các kháng sinh họ SAs, QNs và TRI....... 37 Bảng 3.1. Chế độ chạy gradien pha động đối với kháng sinh QNs, SAs và TRI................ 46 Bảng 3.2. Khoảng tuyến tính, phương trình đường chuẩn và hệ số tương quan của các kháng sinh SAs, TRI và QNs trên nền mẫu nước........................................................... 49 Bảng 3.3. Độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo của các kháng sinh trong nước....................................................................................................................... 50 Bảng 3.4. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong nước............................................................................................. 50 Bảng 3.5. Hiệu suất thu hồi của kháng sinh ở trạng thái mẫu trầm tích khác nhau............. 52 Bảng 3.6. Khoảng tuyến tính, phương trình đường chuẩn và hệ số tương quan của kháng sinh SAs, TRI và QNs trên nền trầm tích........................................................................ 55 Bảng 3.7. Hiệu suất thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, ảnh hưởng của nền mẫu, độ không đảm bảo đo của kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích.................................................. 56 Bảng 3.8. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong trầm tích....................................................................................... 57 Bảng 3.9. Khảo sát dung dịch hòa tan cặn và loại bỏ chất béo........................................... 59 Bảng 3.10. Khoảng tuyến tính, phương trình đường chuẩn, bình phương hệ số tương quan và ảnh hưởng nền mẫu của các kháng sinh nghiên cứu trên nền mẫu cá ....................... 60 Bảng 3.11. Bảng tổng hợp độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo của kháng sinh SAs, QNs, TRI thêm chuẩn trên nền mẫu cá trắng nồng độ 1 μg/kg; 5 μg/kg; 10 μg/kg........................................................................................................................... 61 Bảng 3.12. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong cá................................................................................................. 62 Bảng 3.13. Kết quả phân tích đối chứng tổng nồng độ kháng sinh trong nước, cá, trầm tích và ốc................................................................................................................................ 63 Bảng 3.14. Sự chênh lệch giữa nồng độ kháng sinh NCS phân tích với nồng độ kháng sinh đo ở phòng thí nghiêm khác............................................................................................ 64 Bảng 3.15. Bảng tổng hợp nồng độ và tần suất phát hiện kháng sinh CIP, ENR, OFL, NOR trong các hồ Hà Nội........................................................................................................ 68 Bảng 3.16. Bảng tổng hợp nồng độ kháng sinh và tần suất phát hiện SMX, STZ, SMZ, SMR, TRI trong các hồ................................................................................................... 69 Bảng 3.17. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây............................................... 71
- 11. VII Bảng 3.18. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch........................................... 72 Bảng 3.19. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi, ốc của hồ Trúc Bạch............................... 76 Bảng 3.20. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh trong ốc theo thời gian................................... 76 Bảng 3.21. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi tại hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ lệ, hồ Yên Sở và hồ Tây của Hà Nội...................................................................................................... 77 Bảng 3.22. Hệ số octanol - nước (KOW), hệ số hấp phụ (Kd) của các kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc Bạch......................................................................... 87 Bảng 3.23. Nồng độ kháng sinh trong mẫu trầm tích lấy vào tháng 6 năm 2015 tại hồ Tây (μg/kg)............................................................................................................................. 90 Bảng 3.24. Nồng độ kháng sinh nghiên cứu trong mẫu bùn lấy tháng 6 năm 2015 tại hồ Trúc Bạch (μg/kg bùn khô)............................................................................................. 91 Bảng 3.25. Giá trị EC50 (mg/L) ở vi khuẩn, tảo, động vật không xương sống và cá của các kháng sinh họ QNs, SAs và TRI..................................................................................... 94 Bảng 3.26. Thương số nguy hại của các kháng sinh nghiên cứu trong nước HT và HTB .95 Bảng 3.27. Thương số nguy hại (HQs) của các kháng sinh trong trầm tích HT, HTB........ 96 Bảng 3.28. Hệ số tích tụ sinh học trung bình (BAF) của các kháng sinh............................ 98
- 12. VIII DANH MỤC CÁC HÌNH ẢNH VÀ ĐỒ THỊ Hình 1.1. Tổng lượng kháng sinh tiêu thụ ở một số quốc gia năm 2000 và 2010.............. 12 Hình 1.2.Tổng kháng sinh sử dụng tại 15 bệnh viện Việt Nam năm 2008......................... 14 Hình 2.1. Công thức cấu tạo của vật liệu làm cột Oasis HLB............................................. 31 Hình 2.2. Cột chiết pha rắn Water Oasis® PlusHLB........................................................... 31 Hình 2.3. Cột chiết pha rắn Water Oasis HLB 6cc, 200mg................................................ 31 Hình 2.4. Thiết bị LC/MS-MS TSQ Quantum Access của hãng Thermo........................... 32 Hình 2.5. Vị trí lấy mẫu nước ở hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ Lệ và hồ Yên Sở ..................... 34 Hình 2.6. Vị trí lấy mẫu nước và trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch........................... 34 Hình 2.7. Sắc đồ khối phổ ion mẹ của kháng sinh ciprofloxacin......................................... 36 Hình 2.8. Sắc đồ khối phổ ion con của kháng sinh TRI..................................................... 37 Hình 2.9. Sơ đồ xác định đồng thời kháng sinh QNs, SAs, TRI trong nước...................... 39 Hình 2.10. Quy trình phân tích kháng sinh trong trầm tích................................................. 40 Hình 2.11. Sơ đồ xác định đồng thời kháng sinh QNs, SAs, TRI trong động vật thủy sinh ............................................................................................................................. 41 Hình 3.1. Đồ thị biểu diễn cường độ tín hiệu của kháng sinh họ QNS, SAS, TRI ở điều kiện pha động khác nhau với nồng độ chất chuẩn là 25 µg/L...................................... 45 Hình 3.2. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiết đến cường độ tín hiệu kháng sinh SAs, TRI 47 Hình 3.3. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiết đến cường độ tín hiệu kháng sinh QNs ....... 47 Hình 3.4. Ảnh hưởng của pH mẫu tới hiệu suất thu hồi kháng sinh họ SAS ..................... 48 Hình 3.5. Ảnh hưởng của pH mẫu tới hiệu suất thu hồi kháng sinh họ QNS và TRI......... 48 Hình 3.6. Quy trình phân tích kháng sinh trong nước hồ.................................................... 51 Hình 3.7. Ảnh hưởng của dung môi tới hiệu suất thu hồi kháng sinh................................. 53 Hình 3.8. Ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh SAs, TRI và QNs trong mẫu trầm tích............................................................................................................... 54 Hình 3.9. Sắc đồ phân tích kháng sinh SMX và TRI trong trầm tích nồng độ 0,5 μg/L..... 55 Hình 3.10. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh SAs, QNs, TRI trong trầm tích............. 57 Hình 3.11. Ảnh hưởng của môi trường axit tới hiệu suất thu hồi kháng sinh trong cá rô phi ............................................................................................................................. 58 Hình 3.12. Quy trình phân tích kháng sinh trong cá........................................................... 62 Hình 3.13. Nồng độ trung vị của các kháng sinh trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc Bạch73 Hình 3.14. Mối quan hệ giữa nồng độ kháng sinh trong nước với trầm tích của hồ Tây.... 75 Hình 3.15. Mối quan hệ giữa tổng nồng độ kháng sinh trong nước với trầm tích của HTB ............................................................................................................................. 75 Hình 3.16. Mối quan hệ giữa tổng nồng độ kháng sinh trong nước và trong cá của HTL .78 Hình 3.17. Mối quan hệ giữu tổng kháng sinh trong nước với kháng sinh trong cá và ốc của HTB...............................................................................................................79
- 13. IX Hình 3.18. Mối quan hệ giữu tổng kháng sinh trong trầm tích với kháng sinh trong cá và ốc của HTB.......................................................................................................... 79 Hình 3.19. Đồ thị biểu diễn sự biến đổi tổng nồng độ kháng sinh trong nước theo vị trí lấy mẫu của hồ Tây vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015.......................... 80 Hình 3.20. Đồ thị biểu diễn sự biến đổi tổng nồng độ kháng sinh trong nước theo vị trí lấy mẫu của hồ Trúc Bạch vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015............... 81 Hình 3.21. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của Hồ Tây............................. 82 Hình 3.22. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của hồ Trúc Bạch.................... 83 Hình 3.23. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của hồ Thủ Lệ......................... 83 Hình 3.24. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của hồ Ngọc Khánh................ 83 Hình 3.25. Mối quan hệ giữa nhiệt độ và nồng độ từng kháng sinh trong nước hồ Tây..... 84 Hình 3.26. Mối quan hệ giữa nhiệt độ với tổng nồng độ kháng sinh trong nước hồ Tây... 85 Hình 3.27. Mối quan hệ giữa nồng độ các kháng sinh trong nước hồ Tây với lượng mưa 86 Hình 3.28. Sự biến đổi kháng sinh trong trầm tích hồ Tây theo thời gian........................... 89 Hình 3.29. Sự biến đổi kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch theo thời gian................ 91 Hình 3.30. Tổng nồng độ kháng sinh trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc Bạch.................. 92 Hình 3.31. Thương số nguy hại trong nước của các kháng sinh ở hồ Hà Nội.................... 95 Hình 3.32. Thương số nguy hại trong trầm tích của các kháng sinh ở hồ Tây và hồ Trúc Bạch..................................................................................................................... 97 Hình 3.33. Mối quan hệ giữa logBAF trong cá rô phi và ốc với logKow của các kháng sinh ở HTB.................................................................................................................. 98 Hình 3.34. Mối quan hệ giữa logBAF trong cá rô phi với logKow của các kháng sinh ở HNK.................................................................................................................... 99 Hình 3.35. Sơ đồ cải tạo hệ thống xử lý nước thải đô thị của thành phố Hà Nội............. 102 Hình 3.36. Sơ đồ hệ thống xử lý nước thải đô thị tại Hà Nội........................................... 106
- 14. 1 Tính cấp thiết của đề tài MỞ ĐẦU Kháng sinh đóng vai trò vô cùng quan trọng, nhờ có kháng sinh mà con người đã thoát khỏi nhiều bệnh tật hiểm nghèo, còn với động vật chúng không chỉ được dùng trong phòng và điều trị bệnh tật mà còn dùng để kích thích tăng trưởng. Tuy nhiên với sự hạn chế về hiểu biết và nhận thức, kháng sinh được xem là thần dược, nên con người đã sử dụng kháng sinh quá mức, với lượng tiêu thụ hàng năm trên thế giới khoảng 100.000 đến 200.000 tấn [58]. Kháng sinh sau khi đi vào cơ thể người sẽ có khoảng 30 - 90% các chất được đào thải qua phân hoặc nước tiểu [161]. Đối với động vật khoảng 50 - 90% lượng dùng sẽ được đào thải, trong đó thành phần thuốc ban đầu là 9 - 30% tùy thuộc vào hình thức sử dụng thuốc, tuổi và loài động vật [57]. Trong môi trường tự nhiên một số kháng sinh dễ dàng bị phân hủy như penicillin, nhưng một số nhóm lại khó bị phân hủy như fluoroquinolones và tetracyclines, do đó chúng tồn tại lâu, lan truyền trong môi trường hoặc có thể được tích lũy trong sinh vật và trầm tích. Nhiều nghiên cứu đã phát hiện thấy sự có mặt của kháng sinh trong môi trường nước (nước thải, nước mặt, nước ngầm và nước uống), trong phân thải của động vật, trong đất, trong trầm tích và trong động vật thủy sinh có những nơi nồng độ lên đến vài trăm mg/L hoặc mg/kg trọng lượng khô. Kháng sinh tồn lưu trong môi trường, thậm chí ở nồng độ thấp chưa gây ảnh hưởng tức thời tới sinh vật, nhưng sự tiếp xúc lâu dài của sinh vật với kháng sinh và các chất chuyển hóa của chúng có thể dẫn đến sự tích tụ trong các mô và gây tác động trực tiếp hoặc gián tiếp đến quần thể sinh vật. Đặc biệt là sự tiếp xúc lâu dài với kháng sinh sẽ dẫn đến sự tiến hóa của các vi khuẩn gây bệnh và vi khuẩn thông thường, sự biến đổi di truyền và chuyển giao kháng thuốc kháng sinh (ARGs). Đây là vấn đề được các nhà khoa học trên thế giới cũng như Việt Nam quan tâm, nó đã được Tổ chức Y tế Thế giới xếp là một trong ba mối đe dọa nghiêm trọng nhất đối với sức khoẻ cộng đồng trong thế kỷ 21. Trong số các nhóm ô nhiễm hóa học mới nổi, kháng sinh được xếp vào nhóm nguy cơ ưu tiên. Sulfonamides (SAs), trimethoprim (TRI) và quinolones (QNs) là những kháng sinh phổ rộng, chúng được sử dụng phổ biến trong y học ở người, thú y và nuôi trồng thuỷ sản, nhằm mục đích ngăn ngừa hoặc điều trị nhiễm khuẩn [90, 150]. Chúng được sử dụng rộng rãi ở Việt Nam bởi giá thành rẻ, có khả năng chống lại một số bệnh nhiễm khuẩn thông thường và có hiệu quả cao trong việc thúc đẩy tăng trưởng ở động vật. Các kháng sinh này có thời gian bán hủy dài nên chúng đã được phát hiện thấy ở nồng độ cao trong nhiều môi trường khác nhau trên thế giới như Trung quốc, Địa Trung Hải, Ý, Việt Nam. Do đó luận án đã lựa chọn kháng sinh SAs, QNs và TRI làm đối tượng nghiên cứu. Hà Nội với mạng lưới các hồ dày đặc, chúng tạo nên cảnh quan đặc trưng của thành phố và góp phần không nhỏ trong việc điều hòa khí hậu vùng. Bên cạnh đó các sông hồ Hà Nội được đánh giá là rất phong phú và đa dạng về các chủng loại sinh vật, nơi đây tập trung hàng trăm nghìn các nguồn gen quí hiếm của đất nước. Nhưng theo kết quả báo cáo
- 15. 2 về hồ Hà Nội năm 2015 cho thấy trong 30 hồ nghiên cứu có 6 hồ ô nhiễm rất nặng, 8 hồ ô nhiễm nặng và 11 hồ có dấu hiệu ô nhiễm [8], mà nguyên nhân chính là do các hồ thường xuyên tiếp nhận nước thải. Các nguồn nước thải này gồm nước thải bệnh viện, nước thải sinh hoạt và một phần nước thải chăn nuôi chưa được xử lý hoặc xử lý không triệt để nên đã và đang là nguy cơ ô nhiễm kháng sinh trong các hồ. Chính vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá dư lượng một số chất kháng sinh trong nước, trầm tích, cá rô phi đen (Oreochromis mossambicus) và ốc nhồi (Pila polita) trong một số hồ Hà Nội. Mục tiêu nghiên cứu của luận án - Tối ưu hóa quy trình phân tích đồng thời ba nhóm kháng sinh quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong nước, trầm tích và cá rô phi. - Xác định hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Thủ Lệ, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở. - Bước đầu đánh giá sự nguy hại của kháng sinh với sinh vật trong nước, trầm tích. - Đề xuất phương pháp xử lý nước thải có chứa kháng sinh và các chất dược phẩm khác. Đối tượng và phương pháp nghiên cứu - Đối tượng nghiên cứu là hàm lượng kháng sinh SAs, QNs và TRI trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại 5 hồ của Hà Nội - Sử dụng phương pháp nghiên cứu thực nghiệm tại hiện trường (lấy mẫu, bảo quản mẫu, khảo sát hiện trạng các hồ), trong phòng thí nghiệm (xử lý mẫu và phân tích trên sắc ký lóng hai lần khối phổ LC/MS/MS) để xác định hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại 5 hồ của Hà Nội; sử dụng phương pháp thống kê để xử lý số liệu phân tích; phương pháp kế thừa các số liệu thu thập được trong các tài liệu và các kết quả đã được nghiên cứu; phương pháp đánh giá dựa trên các số liệu thực nghiệm đo được để rút ra các kết luận. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn - Đã ứng dụng sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS) để phân tích hàm lượng kháng sinh họ quinolones, sulfonamides và trimethoprim. - Đánh giá được hiện trạng ô nhiễm kháng sinh trong 5 hồ Hà Nội, trên cơ sở đó xác định nguyên nhân và đề xuất một số biện pháp giảm thiểu nồng độ kháng sinh vào hồ. - Bước đầu nghiên cứu khả năng tích tụ kháng sinh trong ốc và cá rô phi qua hệ số tích lũy sinh học để đưa ra các khuyến cáo với người dân trong sử dụng ốc và cá rô ở các hồ có nguồn nước thải vào làm thực phẩm. - Dự đoán được loại kháng sinh có nguy cơ ảnh hưởng mạnh tới quần thể sinh trong năm hồ Hà Nội thông qua thương số nguy hại HQ. Những điểm mới của luận án - Đây là nghiên cứu đầu tiên ở Việt Nam đưa ra những kết quả về ô nhiễm một số họ kháng sinh QNs, SAs, TRI trong nước, trầm tích, cá rô phi và ốc ở các hồ Hà Nội. - Đã đưa ra kết quả dự báo về mức độ ảnh hưởng của các kháng sinh QNs, SAs, TRI đối với quần thể sinh vật trong nước và trầm tích của 5 hồ Hà Nội.
- 16. 3 CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU 1.1. Tổng quanvề thuốc kháng sinh Kháng sinh được phát hiện đầu tiên vào năm 1928 do Alexander Flemming, sau này các nhà khoa học đã nghiên cứu sâu hơn và ứng dụng chúng trong phòng và điều trị bệnh. Năm 1942 Waksman đã đưa ra khái niệm đầu tiên về kháng sinh “Một chất kháng sinh hay một hợp chất có tính kháng sinh là một chất do các vi sinh vật sản xuất ra, có khả năng ức chế sự phát triển hoặc thậm chí tiêu diệt các vi khuẩn khác”. Hiện nay kháng sinh không chỉ được chiết tách từ động vật hoặc thực vật mà còn được tổng hợp, vì vậy giới y học đã đưa ra một khái niệm kháng sinh hoàn chỉnh hơn “Thuốc kháng sinh là những chất có nguồn gốc vi sinh vật, được bán tổng hợp hoặc tổng hợp hóa học. Với liều thấp có tác dụng kìm hãm hoặc tiêu diệt vi sinh vật gây bệnh” [6]. Cơ chế tác động của kháng sinh là ức chế quá trình tổng hợp của vi khuẩn (vỏ); ức chế chức năng của màng tế bào; ức chế quá trình sinh tổng hợp protein; ức chế quá trình tổng hợp acid nucleic; ức chế tổng hợp acid folic (kháng chuyển hóa) [26, 85]. Có nhiều cách phân loại kháng sinh khác nhau tùy theo mục đích nghiên cứu và cách sử dụng nhưng phổ biến hơn cả là dựa vào cấu tạo hóa học. Dựa vào cấu trúc hóa học kháng sinh được chia thành 9 nhóm sau [6]: Kháng sinh -lactam; Kháng sinh aminoglycosid (gọi tắt là aminosid); Kháng sinh tetracyclin; Nhóm phenicol; Kháng sinh macrolid; Kháng sinh lincosamid; Kháng sinh peptid; Kháng sinh quinolones; Nhóm Co – trimoxazol. Ở Việt Nam, trong các nhóm kháng sinh sử dụng cho người thì -lactam được sử dụng nhiều nhất chiếm tới 87,5% tổng lượng kháng sinh kế đến là ST-mixture 5,7%, SAx và QNs là 2 họ kháng sinh tồn dư nhiều nhất trong thực phẩm [16]. Trong môi trường các kháng sinh họ -lactam dễ bị phân hủy còn các kháng sinh sulfonamides, quinolones và TRI có độ bền cao. Vì vậy nghiên cứu đã lựa chọn kháng sinh TRI và một số kháng sinh họ QNs (CIP, ENR, NOR, OFL), SAs (SMX, SMZ, STZ, SMR) để đánh giá nồng độ trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh của các hồ Hà Nội. 1.1.2. Thuốc kháng sinh họ sulfornamides và trimethoprim Kháng sinh họ sulfonamides (SAs) là những kháng sinh nằm trong nhóm Co – trimoxazol, có tác nhân kháng khuẩn tổng hợp. Các dẫn xuất của sulfanilamide không chỉ được sử dụng chủ yếu trong nuôi trồng thủy sản và chăn nuôi thâm canh mà còn được dùng để chữa bệnh cho con người. Trước kia sulfonamides là một trong những họ kháng khuẩn tiêu thụ nhiều nhất trên thế giới, đứng thứ hai sau kháng sinh họ tetracycline được sử dụng trong thú y ở các nước Châu Âu với lượng tiêu thụ khoảng 11-23% [97]. Hiện nay nhiều loại vi khuẩn trước đây nhạy cảm với SAs nhưng đã kháng lại thuốc và việc tìm ra những kháng sinh hiệu quả hơn đã làm giảm bớt sự hữu dụng của các sulfonamides. Ở các nước phát triển sulfonamides ít được sử dụng trên người, nhưng ở các quốc gia phát triển
- 17. 4 như Việt Nam chúng vẫn được sử dụng thường xuyên do giá thành rẻ (Macrolides là 1-3 USD/viên, trong khi sulfonamides là 2 cent/viên tại Việt Nam) [131]. Sulfonamides bài tiết ra từ người và động vật dưới dạng hóa chất ban đầu hoặc các chất chuyển hóa chủ yếu là N-acetyl hóa (với acetyl hóa xảy ra ở nhóm amin thơm) [150]. Chúng cũng như các kháng sinh khác khi tồn dư trong môi trường gây ra các vấn đề sức khỏe nghiêm trọng ở người như có khả năng gây dị ứng, tạo các phản ứng độc hại, sinh ra các vi khuẩn kháng thuốc hay SAs còn được dự báo là chất có nguy cơ gây ung thư [141]. Cấu trúc phân tử của kháng sinh họ sulfornamides tương tự như axít p-aminobenzoic (PABA) gồm có một nhóm amin (-NH2) và một nhóm sulfonamide (-SO2NH-) [26]. Do đó chúng là những chất lưỡng tính với đặc điểm của axit yếu và kiềm yếu, giá trị pKa1 trong khoảng từ 2 đến 2,5 và pKa2 từ 5 đến 8, tương ứng với nhận proton ở nhóm anilin và khử proton của nhóm sulfonylamido. Như vậy SAs tích điện dương khi môi trường axit (pH <2), trung tính khi pH từ 2 đến dưới 5, điện tích âm ở pH trên 5 [150]. Tính chất của một số kháng sinhh SAs: Sulfathiazole (STZ) tan ít trong nước, methylen cloride, khó tan trong ethanol 96% và chloroform, tan trong dung kiềm và dung dịch axít vô cơ loãng. Nó ổn định, không tương thích với các tác nhân oxy hóa mạnh, nhạy cảm với nhiệt, không khí và ánh sáng trong thời gian lưu trữ lâu dài. Ngày nay, thỉnh thoảng STZ vẫn còn được sử dụng kết hợp với sulfabenzamide và sulfacetamise để điều trị cho gia súc nhưng không còn được sử dụng trong con người. Sulfamethazine (SMZ) khó tan trong ethanol 96%, tan nhiều trong nước, aceton và dung dịch axít vô cơ loãng, độ tan tăng lên khi tăng pH. Nó bị phân hủy 20% sau 180 ngày trong trầm tích [19]. Sulfamethoxazole (SMX) tan trong nước và ít tan chloroform, ethanol 96%, tan tự do trong aceton, dung dịch kiềm và axít loãng. Ở các quốc gia đang phát triển nó thường được sử dụng để điều trị bệnh ở người và khi đào thải ra bên ngoài có khoảng 15% SMX ở dạng ban đầu [29]. Kháng sinh SMX tồn lưu lâu trong môi trường, có thời gian bán hủy là trên 365 ngày [146] Sulfamerazine (SMR) là một sulfonamid thường được sử dụng trong thuốc thú y, để điều trị và ngăn ngừa bệnh truyền nhiễm như tiêu hóa và hô hấp nhiễm trùng và thúc đẩy tăng trưởng của vật nuôi và cá [85]. Sulfamerazine bị hấp thụ mạnh trong tubuli thận và lượng bài tiết qua nước tiểu là rất ít, nên khả năng đào thải ra của sulfamerazine là rất chậm. Vì vậy các nghiên cứu hiện nay đã được chỉ định để điều tra tác động của sulfamerazine về gan, thận và huyết thanh học [136]. Trong thực tế, một số sulfonamides thường được kết hợp với diaminopyrimidines tổng hợp (nhóm Co – trimoxazol ) như baquiloprim, ormetoprim đặc biệt là trimethoprim để làm giảm độc tính và tăng khả năng hoạt động. Kháng sinh TRI là chất tĩnh khuẩn khi dùng một mình, khi phối hợp với sulfonamides cho tác dụng sát khuẩn, nó rất ít tan trong nước (độ tan trong nước khoảng 0,04%), tan tốt trong ethanol, tan vừa trong methanol. Nó
- 18. 5 được sử dụng rộng rãi trong điều trị nhiễm trùng đường hô hấp, nhiễm trùng đường tiểu nặng và nhiễm khuẩn đường ruột [130]. Trimethoprim chuyển hóa ở gan và thải trừ qua thận khoảng 50% ở dạng hoạt chất ban đấu [146]. Nó có độ bền tương đối cao với thời gian bán hủy trong môi trường 20 – 100 ngày [146], loại bỏ không đáng kể trong hệ thống xử lý nước thải, vì vậy đây cũng là một chất đáng lo ngại đối với môi trường sinh thái. Bảng 1.1. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của kháng sinh họ SAs và TRI [19, 129, 135, 136] Tên kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý Sulfathiazole 4-amino-N-(1,3-thiazol-2-yl) benzenesulfonamide Công thức hóa học: C9H9N3O2S2 (M =255,319) Độ hòa tan trong nước: 373mg/L pKa1=2,01-2,08;pKa2=7,07-7,50 logKow = 0,05 Sulfamethazine 4-amino-N-(4,6- dimethylpyrimidin-2-yl) benzenesulfonamide. Công thức hóa học: C12H14N4O2S (M=278,34 g/mol) Độ hòa tan: 1500 mg/L pKa1=2,65; pKa2=7,65 log Kow=0,89 Sulfamethoxazole 4-amino-N-(5-methylisoxazol- 3-yl)-benzenesulfonamide. Công thức hóa học: C10H11N3O3S; (M=253,279 g/mol ) Độ hòa tan trong nước 1382 mg/L pKa1=1,4±0,1;pKa2=6,4±0,5 logKow = 0,89 Sulfamerazine 4-methyl-2- sulfanilamidopyrimidine4 Công thức hóa học: C11H12N4O2S (M=264,30358 g/mol) Độ hòa tan trong nước: 202 mg/L pKa1=1,58-2,22; pKa2=6,77-7,15 logKow =0,14;
- 19. 6 Tên kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý Trimethoprim 5-(3,4,5-trithoxybenzyl) pyrimidine-2,4-diamane Công thức hóa học: C14H18N4O3 (M = 290,3 g/mol) Độ hòa tan trong nước 400 mg/L pKa1 = 3,23; pKa2 =6,76 Log Kow=0,91 1.1.3. Thuốc kháng sinh họ quinolones Kháng sinh họ quinolones (QNs) không có nguồn gốc tự nhiên, được điều chế bằng phương pháp tổng hợp. Hoạt động của chúng được dựa trên sự ức chế sự hoạt động của các enzyme DNA gyrase hoặc topoisomerase II, topoisomerase IV trong vi khuẩn [66, 67, 68]. Cơ chế này cũng có thể ảnh hưởng đến nhân bản tế bào ở động vật có vú. Nghiên cứu gần đây đã chứng minh sự tương quan giữa khả năng gây độc tế bào động vật có vú của các quinolones và cảm ứng của micronuclei, nhưng cơ chế gây độc như thế nào thì vẫn chưa được biết. Ngoài ra chúng còn có khả năng gây sẩy thai khi sử dụng cho động vật mang thai, rối loạn phát triển sương, sụn (gót asin ở người). Trong cấu trúc phân tử, các kháng sinh quinolones thế hệ thứ nhất gồm chủ yếu là axít oxolinic và axít nalidixic (chứa nhóm cacboxyl) nên các hợp chất có tính axít, có hiệu lực chống lại các vi khuẩn gram âm. Còn đối các kháng sinh QNs thế hệ thứ hai trong phân tử có chứa một nguyên tử flo ở vị trí C-3 và một nhóm piperazinyl ở vị trí C-7 nên có tính bazơ, chúng có khả năng chống lại các vi khuẩn gram dương và gram âm [106]. Như vậy, QNs có thể được chia thành hai nhóm theo tính chất axít-bazơ. Quinolones có tính axít giá trị pKa trong khoảng từ 6,0 đến 6,9 và ở môi trường axít chúng ở dạng trung tính. Ngược lại, các quinolones piperazinyl có hai hằng số phân ly pKa1 và pKa2 nằm trong khoảng 5,5 - 6,3 và 7,6 - 8,5, tương ứng [26]. Trong môi trường axít fluoroquinolone tồn tại ở dạng cation, đó là điều quan trọng để giữ chúng trong các cột chiết, còn các quinolone có tính axit không tích điện trong dung dịch và ít được giữ lại trên cột C18. Trong môi trường kiềm, dạng anion của cả hai nhóm quinolones được giữ lại trong cột HLB kém hơn so với dạng cation, zwitterionic và trung tính, nhưng chúng có thể được giữ lại trên cột SAX tốt. Điều này quan trọng để thực hiện quá trình chiết mẫu ở môi trường axit mạnh, xa giá trị pKa của các chất kháng sinh và đảm bảo dạng tồn tại của chúng theo ý muốn. Tuy nhiên ở môi trường axit quá mạnh thì không thích hợp cho quá trình làm giàu mẫu [46]. Các kháng sinh QNs hấp thụ không hoàn toàn trong cơ thể sinh vật và con người, nên sau khi sử dụng chúng sẽ bị đào thải ra ngoài qua đường nước tiểu và phân dưới dạng ban đầu từ 30 – 85% [63]. Trong môi trường tự nhiên, kháng sinh QNs tương đối bền
- 20. 7 nhiệt, ít bị thủy phân và khó bị phân hủy bởi sinh vật nhưng bị phân hủy bởi ánh sáng tử ngoại ( <330nm) [45], một số chất không bền trong không khí ẩm, thời gian bán hủy trong nước tinh khiết đối với CIP và NOR là 90 phút và 105 phút tương ứng. Tuy nhiên, trong trầm tích floquinonol tương đối ổn định do chúng có thể bị hấp phụ lên các hạt rắn, như axít oxolinic và flumequine có thể được giữ lại trong trầm tích từ 9,5 - 15 và 3,6 - 6,4 ngày tương ứng [131]. Trong môi trường pH từ 6 đến 8 chúng hòa tan trong nước ít nhưng tan tốt trong chất béo và dung môi hữu cơ, do đó có thể thâm nhập vào các mô [54]. Trong hệ thống xử lý nước thải, fluoroquinolones được loại bỏ một lượng lớn (79-87%) do chúng có khả năng hấp phụ mạnh và liên kết với bùn thải [48]. Mặc dù hoạt tính của thuốc kháng sinh có thể bị giảm khi hấp phụ trên đất sét và các chất humic nhưng chưa có nghiên cứu nào công bố về vấn đề này. Tính chất của một số kháng sinh quinolones: Norfloxacin là một kháng sinh phổ rộng hoạt động với cả vi khuẩn gram dương và vi khuẩn gram âm. Nó thường được sử dụng để chữa các bệnh về đường tiết niệu thông thường như viêm bàng quang, viêm bể thận, viêm tuyến tiền liệt, …, viêm dạ dày-ruột non cấp. Kháng sinh NOR bài tiết qua đường nước tiểu dưới dạng ban đầu là 30%, thời gian bán hủy trong môi trường 101 – 364 ngày [146] Enrofloxacin (ENR) hấp thu nhanh chóng từ đường tiêu hóa và thâm nhập vào tất cả các mô của cơ thể. Nó được dùng rộng rãi trong chăn nuôi, nuôi trồng thủy sản, không sử dụng trên người [123]. Việc sử dụng kháng sinh này cho thực vật (rau, cỏ) sẽ làm cho cơ thể của con người rất dễ bị nhờn thuốc. Ciprofloxacin (CIP) tan tốt trong dung dịch axít acetic loãng, tan một phần trong nước ở pH = 7, tan rất ít trong ethanol, methylen chloride. Nó được sử dụng phổ biến trong y học ở con người trên toàn thế giới và được phép sử dụng trong thú y. Trong nuôi trồng thủy sản CIP được sử dụng để dự phòng và có xu hướng ngày càng tăng đặc biệt là ở các quốc gia như Chile, Trung Quốc [61]. Khi đi vào cơ thể người qua đường uống thì có khoảng 40 - 50% đào thải dưới dạng không đổi qua nước tiểu nhờ lọc ở cầu thận và bài tiết ở ống thận, khoảng 75% liều tiêm tĩnh mạch đào thải dưới dạng không đổi qua nước tiểu và 15% theo phân. Theo kết quả nghiên cứu của Esther Turiel và cộng sự (2004) cho thấy thời gian bán hủy của CIP phụ thuộc nhiều vào điều kiện môi trường, trong môi trường nước tinh khiết có ánh sáng là 90 ngày, trong nước sông có ánh sáng là 275 ngày [46] Ofoxacin là thuốc kháng sinh diệt khuẩn phổ rộng, có tác dụng mạnh hơn ciprofloxacin, đào thải qua đường nước tiểu ở dạng ban đầu là 75% và thời gian bán hủy trong môi trường 101 – 364 ngày [146].
- 21. 8 Bảng 1.2. Bảng tổng hợp tính chất hóa lý của các kháng sinh họ quinolones [26, 61, 110, 129, 139] Kháng sinh Công thức cấu tạo Tính chất hóa lý Norfloxacin 1-Ethyl-6-fluoro1,4-dihydro- 4oxo-7-(1-piperazinyl)-3- quinolinecarboxylic acid Công thức hóa học:C16H18FN3O3 (M=319,33 g/mol) Độ hòa tan: 178.000 mg/L pKa1=6,22; pKa2 = 8,38 logKOW = -1,03 Enrofloxacin 1-Cyclopropyl-7-(4-ethy-1- piperazinyl)-6-fluoro-1,4-dihydro- 4-oxo-3-quinolinecarboxylic acid Công thức hóa học: C19H22FN3O3 (M = 359,4 g/mol) Độ hòa tan: 849,7 mg/L pKa1 = 5 và pKa2 = 8-9 logKOW=1,10 Ciprofloxacin 1-Cyclopropyl-6-6fluoro-1,4- dihydro-4-oxo-7-1-piperazinyl3- quinolinecarboxylic acid Công thức hóa học: C17H18FN3O3 (M = 331,346 gam/mol) Độ hòa tan: 30.000 mg/L pKa1 = 5,76; pKa2 = 8,68 logKOW = 0,28 Ofloxacin (±)9-Fluoro-2,3-dihyro-3-methyl- 10-94-methyl-1-piperazinyl)- 7oxo-7H-pyrido[1,2,3-de]1,4- benzorazine-6-carboxylic acid Công thức hóa học: C18H20FN3O4 (M = 361,38 gam/mol) Độ hòa tan: 28300 mg/L pKa1=5,97; pKa2= 8,28 logKOW = 0,35
- 22. 9 1.2. Tổng quanvề hồ Hà Nội và động vật thủy sinh 1.2.1. Tổng quan về năm hồ Hà Nội Theo báo cáo về hồ Hà Nội năm 2015 cho biết năm 2010 Hà Nội có 120 hồ và ao trong nội thành, nhưng đến năm 2015 số hồ còn lại là 112 với tổng diện tích là 6.959.305 m2 [8]. Các hồ ở Hà Nội có chức năng chủ yếu là điều tiết dòng chảy, thoát lũ, xử lý sơ bộ nước thải, cải thiện điều kiện vệ sinh môi trường, tạo cảnh quan văn hóa cũng như không gian nuôi trồng thủy sản. Theo nhận xét của các chuyên gia, hiện nay lưu lượng nước thải chảy vào các hồ đã vượt quá khả năng tự làm sạch dẫn đến tình trạng ô nhiễm, phú dưỡng, đã và đang dẫn đến sự suy thoái chất lượng nước, thiếu ôxy, gia tăng lớp bùn đáy hồ và đe dọa tới sự đa dạng sinh thái của hồ. Chính vì các hồ Hà Nội có vai trò đặc biệt quan trọng và nguy cơ ô nhiễm cao nên nghiên cứu đã chọn hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ Lệ và hồ Yên Sở để đánh giá. 1/ Hồ Tây Hồ Tây nằm ở phía Tây Bắc Hà Nội, thuộc quận Tây Hồ. Theo các kết quả điều tra, khảo sát, diện tích hồ Tây hiện nay vào khoảng 526,16 ha, chu vi 18.967 m, chỗ rộng nhất là 3724 m, chỗ hẹp nhất là 2618 m, mực nước hồ thay đổi theo mùa, chênh lệch giữa mùa mưa và mùa khô là 0,8 m. Nguyên nhân chính gây ô nhiễm nước hồ là do một lượng lớn nước thải của thành phố đổ trực tiếp vào hồ từ các cống xả được thể hiện ở bảng 1.3. Bảng 1.3. Tên các cống thải và lưu lượng nước thải vào hồ Tây [18] STT Cống thải Lượng nước thải vào hồ Lưu lượng mùa kiệt (m3/ngày) Lưu lượng mùa kiệt (m3/s) 1 Cống Tàu Bay 2592 0,030 2 Cống Cây Sy 10282 0,119 3 Cống Đõ 3268 0,042 4 Nhà nghỉ Quảng Bá 173 0,002 5 Khách sạn Tây Hồ 335 0,004 6 Khách sạn Thắng Lợi 320 0,004 7 Cống Trích Sài 518 0,006 2/ Hồ Trúc Bạch Hồ Trúc Bạch nằm cách hồ Tây bởi đường Thanh Niên, thuộc phường Quán Thánh, quận Ba Đình, Hà Nội, là một thắng cảnh của Hà Nội. Hồ có chiều dài lớn nhất khoảng 400m và chiều rộng lớn nhất khoảng 300m, có vai trò điều hòa nước thải của thành phố. Xung quanh hồ có khoảng 12 cống thải vào có kích thước φ ≥300 mm, trong đó lớn nhất là hai cống của mương Ngũ Xã, tổng lượng nước trung bình đổ vào hồ khoảng 10.000 m3/ngày đêm từ các phố: Phó Đức Chính, Châu Long, Ngũ Xã, Phạm Hồng Thái, Đặng Dung, Nguyễn Trường Tộ, Nguyễn Biểu, Trấn Vũ…(nguồn từ trạm xử nước thải Trúc
- 23. 10 Bạch), vì vậy mà nước hồ đã bị ô nhiễm nặng nề. Năm 2005 trạm xử lý nước thải Trúc Bạch công suất 2.300 m3/ngày đêm đã đi vào hoạt động nhưng chỉ xử lý được 1/5 tới 1/3 lượng nước thải đổ ra hồ từ hai cống thải của mương Ngũ Xã nên nước hồ vẫn bị ô nhiễm. 3/ Hồ Thủ Lệ Hồ Thủ Lệ là một trong những hồ đẹp của thủ đô Hà Nội, nằm trong khuôn viên công viên Thủ Lệ. Nước chảy vào hồ từ nhiều nguồn, trong đó nước thải vào hồ nhiều nhất là cống thải bắt nguồn từ làng Thủ Lệ, nước mưa theo cống rãnh địa bàn lân cận chảy xuống hồ, nước thải từ khu vườn thú với lượng phân và thức ăn của hàng ngàn cá thể sinh vật cũng chưa được ngăn chặn đã làm cho hồ Thủ lệ ngày càng ô nhiễm. 4/ Hồ Ngọc Khánh Theo kết quả điều tra khảo sát của Sở tài nguyên và Môi trường Hà Nội cho thấy, hồ Ngọc Khánh có nhiều cửa xả nhỏ của các hộ dân sống quanh hồ xả vào. Ngoài ra, hồ có một cửa lưu thông lớn nhất nằm phía bên đường Nguyễn Chí Thanh, nơi để nước chảy từ trong hồ ra và khi trời mưa lớn nước trên đường Nguyễn Chí Thanh đổ ngược vào. Từ tháng 6/2015 hồ đã được cải tạo, các nguồn nước thải chỉ chảy vào hồ khi có mưa lớn trên 15 phút, nhưng theo quan sát cho thấy xung quang hồ vẫn có các mạch nước thải rò rỉ vào, điều này sẽ là những nguy cơ làm cho nước hồ tái ô nhiễm. 5/ Hồ Yên Sở Hồ Yên Sở hoặc đầm Yên Sở thuộc quận Hoàng Mai, thành phố Hà Nội, gồm có 5 hồ nối thông với nhau có vai trò điều tiết khí hậu, trữ nước nhằm chống ngập úng cho thành phố và điều hòa lưu lượng nước thải của thành phố Hà Nội. Đây là vùng rốn nước của thành phố và có các đường cống nối thông với sông Sét, sông Kim Ngưu chứa đầy nước thải đổ về. Vì vậy, cứ mưa to là nước ô nhiễm từ sông Sét và Kim Ngưu lại chảy tràn vào, mang theo các chất ô nhiễm như xác súc vật, rác thải, túi ni-lông chảy vào hồ. Chính điều này đã làm cho hệ thống hồ trở nên bị ô nhiễm nặng, tù đọng với chất thải và phát ra mùi hôi thối khó chịu. Năm 2014 hồ Yên sở đã được cải tạo xong, với việc đưa vào vận hành nhà máy xử lý nước thải Yên Sở lớn nhất Hà Nội góp phần hoàn chỉnh mạng lưới thoát nước chung của thành phố. 1.2.2. Động vật thủy sinh Hà Nội có hơn 100 hồ tự nhiên với diện tích mặt nước từ vài đến hàng trăm héc ta, ngoài chức năng tạo nên cảnh quan, điều hòa khí hậu, các hồ còn là nơi lưu trữ sự đa dạng sinh thái của thủ đô. Tuy nhiên, do sự phát triển nhanh nhưng thiếu bền vững của Thành phố nên các chất ô nhiễm trong đó có kháng sinh đã đi vào hồ, tích tụ trong động vật thủy sinh, trầm tích và gây ảnh hưởng ngày càng nghiêm trọng đối với sinh vật thủy sinh. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn ốc và cá rô phi để đánh giá khả năng tích tụ kháng sinh. Ốc nhồi Pila polita là loài động vật thân mềm thuộc lớp chân bụng, sống trong môi trường nước ngọt. Khi ăn mùn bã hữu cơ có kích thước nhỏ chìm dưới đáy, ốc sẽ bò trên nền đáy và đưa vòi miệng ra thu lấy thức ăn, đối với các loại thức ăn tinh nổi trên mặt nước
- 24. 11 thì ốc bò lên sát mặt nước rồi đưa vòi ra thu lấy thức ăn hoặc treo mình lên trên mặt nước rồi thu thức ăn. Mùa khô/lạnh ốc đóng nắp, vùi bùn một phần hoặc toàn bộ cơ thể dưới mặt bùn 5 - 20 cm, khi có nước ngập thì trồi lên sinh sống và phát triển ở môi trường nước. Tuổi thọ trung bình của ốc từ 3 đến 4 năm. Kích thước tối đa ốc nhồi cái đạt 6 - 7 cm (chiều cao), 5 - 6 vòng, ốc nhồi đực 4 - 5 cm (chiều cao), 3 - 5 vòng soắn [11]. Có nhiều loại cá rô phi khác nhau nhưng được chia thành ba giống là Tilapia, Sarotherodon và Oreochromis, trong các hồ Hà Nội lại tồn tại nhiều cá rô phi đen Oreochromis mossambicus (cá rô phi cỏ). Khi còn nhỏ, cá rô phi ăn sinh vật phù du (tảo và động vật nhỏ) là chủ yếu (cá 20 ngày tuổi, kích thước khoảng 18 mm), cá trưởng thành ăn mùn bả hữu cơ lẫn các tảo lắng ở đáy ao, ăn ấu trùng, côn trùng, thực vật thuỷ sinh. Trong tự nhiên cá thường ăn từ tầng đáy có mức sâu từ 1 – 2 m. Cá rô phi thuộc loài cá sống ở tầng giữa, ăn tạp, nguồn dinh dưỡng đa dạng. Nó có thể sống được trong ao, đầm có màu nước đậm, mật độ tảo dày, có hàm lượng chất hữu cơ cao, thiếu oxy. Cá rô phi đực khi nuôi trong môi trường thuận lợi có thể đạt khối lượng 200 gam trong 3 đến 4 tháng nuôi, 400 gam trong 5 đến 6 tháng, 700 gam trong 8 đến 9 tháng, kích thước cá cái thường chỉ bằng ½ cá đực khi ở cùng độ tuổi [3]. 1.3. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh 1.3.1. Hiện trạng sử dụng kháng thuốc sinh trên thế giới 1.3.1.1. Kháng sinh sử dụng cho người Theo kết quả nghiên cứu cho thấy các nước có thu nhập cao có xu hướng sử dụng nhiều thuốc kháng sinh trên đầu người hơn các quốc gia có thu nhập thấp và trung bình, nhưng lượng tiêu thụ kháng sinh hàng năm hầu như ổn định hoặc giảm. Kết quả khảo sát ở 71 quốc gia có thu nhập thấp và trung bình từ giữa năm 2000 đến năm 2010 cho thấy lượng kháng sinh sử dụng đã tăng lên 30% trong đó penicillin và cephalosporin chiếm gần 60% tổng tiêu thụ trong năm 2010 [60]. Quốc gia tiêu thụ thuốc kháng sinh nhiều nhất trong năm 2010 là Ấn Độ với 13 tỷ SU (standard units) tiếp đến là Trung Quốc 10 tỷ SU và Hoa Kỳ 7 tỷ SU. Tuy nhiên, nếu tính theo bình quân đầu người thì Hoa Kỳ là dẫn đầu với 22 SU/Người, Ấn Độ 11 SU/Người, Trung Quốc 7 SU/Người [60]. Việc tiêu thụ kháng sinh dùng cho người cũng chịu ảnh hưởng lớn bởi thời tiết, ở Bắc Mỹ và Tây Âu lượng tiêu thụ lớn nhất là từ tháng 12 đến tháng 2 năm sau, các quốc gia Nam Mỹ vào tháng 6 và tháng 7, còn ở các vùng nhiệt đới là tháng 8 và tháng 9 [60]. Người ta ước tính có khoảng 80% thuốc kháng sinh được sử dụng bên ngoài bệnh viện, ở các quốc gia đang phát triển tỷ lệ kháng sinh bán không theo đơn là rất cao, như ở Saudi Arabia là 78% và Syria là 87-97%, còn Hoa Kỳ và Liên minh Châu Âu khoảng từ 19 - 90% [60]. Tỷ lệ kê đơn thuốc không phù hợp trong bệnh viện ở quốc gia đang phát triển là tương đối cao như ở Nepal khoảng 10-42%, Việt Nam con số này chiếm khoảng một phần ba số bệnh viện, còn ở các quốc gia phát triển như Mỹ trong năm 2010 cũng có tới
- 25. 12 2010 2000 56% bệnh nhân ở 323 bệnh viện sử dụng kháng phổ rộng trong thời gian điều trị [60]. Hình 1.2 biểu diễn lượng kháng sinh tiêu thụ ở một số quốc gia. Hình 1.1. Tổnglượng kháng sinhtiêu thụ ởmộtsố quốc gianăm2000và 2010[60] 1.3.1.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp Tỷ lệ sử dụng kháng sinh trong sản xuất nông nghiệp đã tăng lên hàng năm do nhu cầu điều trị và phòng ngừa bệnh ở động vật. 50% các quốc gia trên thế giới, sử dụng kháng sinh ban đầu không bắt nguồn từ việc điều trị mà nhằm đích dự phòng (như giảm thiểu lây nhiễm và lây lan của dịch bệnh) và thúc đẩy tăng trưởng [23]. Năm 2010, tổng lượng kháng sinh tiêu thụ toàn cầu trong chăn nuôi là khoảng 63.200 tấn, chiếm gần hai phần ba lượng kháng sinh được sản xuất hàng năm trên toàn thế giới [60] và hầu hết các loại thuốc kháng sinh được sử dụng trong nông nghiệp thì cũng được sử dụng cho người. Kết quả thống kê cho thấy ở Mỹ năm 2009 có khoảng 11.200 tấn thuốc kháng sinh được sử dụng làm chất kích thích tăng trưởng cho gia súc và gia cầm, năm 2011 có khoảng ba phần tư các trại chăn nuôi dùng ít nhất một kháng sinh cho kích thích tăng trưởng, phòng hoặc chữa bệnh. Tại Hàn Quốc năm 2004 có 14.791 kg SMX và 7.575 kg TRI đã được dùng trong chăn nuôi gia súc [122, 165]. Trung Quốc là quốc gia tiêu thu nhiều kháng sinh nhất trong chăn nuôi tiếp đến là Hoa Kỳ, Brazil, Đức, và Ấn Độ [60]. Hiện nay ở các quốc gia phát triển như Mỹ, Liên Minh Châu Âu, Nhật Bản đã đưa ra những quy định rất nghiêm ngặt trong sử dụng kháng sinh và dư lượng các kháng sinh trong các sản phẩm nông nghiệp. Ở EU có bảy kháng sinh quinolones (danofloxacin, difloxacin, enrofloxacin, flumequine, marbofloxacin, axít oxolinic, và sarafloxacin) được sử dụng trong sản xuất thực phẩm động vật (trừ động vật có trứng được dùng cho người) và nuôi trồng thủy sản. Tại Mỹ có hai kháng sinh fluoroquinolones được sử dụng là enrofloxacin cho lợn, bò sữa (dưới 20 tháng tuổi) và bò thịt (không bao gồm bê) và danofloxacin cho bò thịt (không bao gồm bê), dư lượng sulfonamides cho phép là không phát hiện được đối với sulfamerazine trong mô cá hồi, sulfathiazole và sulfaethoxypyridazine trong mô và ở mức 100 mg/kg cho bảy sulfonamides trong trâu, bò, lợn, gia cầm và/hoặc mô cá ăn được.
- 26. 13 1.3.2. Hiện trạng sử dụng thuốc kháng sinh ở Việt Nam 1.3.2.1. Kháng sinh dùng trong điều trị bệnh ở người Kháng sinh là nhóm thuốc đặc hiệu, được sử dụng để điều trị những bệnh nhiễm khuẩn do vi khuẩn gây ra, nhưng chỉ cần đau đầu, sổ mũi hoặc đau họng là nhiều người không ngần ngại mua ngay thuốc kháng sinh để uống, không cần sự chỉ dẫn của thầy thuốc hay bất kỳ lời khuyến cáo nào. Hiệu thuốc là địa chỉ đầu tiên người bệnh tìm đến khi đau ốm với mục đích tiết kiệm thời gian và chi phí. Hiện nay trên thị trường Việt Nam có khoảng 39.016 hiệu thuốc, hầu hết thuốc bán không có đơn thuốc kèm theo [14]. Người bệnh chỉ cần mô tả triệu chứng bệnh, người bán với kiến thức hạn chế về y, dược sẽ đưa ra các hướng dẫn lựa chọn. Theo số liệu nghiên cứu năm 2003, 78% kháng sinh được mua tại các nhà thuốc tư nhân mà không cần đơn, 67% khách hàng tham khảo tư vấn của nhân viên bán thuốc, 11% tự quyết định về việc sử dụng kháng sinh, chỉ có 27% số nhân viên bán thuốc có kiến thức về sử dụng kháng sinh và vi khuẩn kháng kháng sinh [81]. Mặc dù Luật Dược được ban hành năm 2005 có ghi rõ: “Nghiêm cấm bán lẻ thuốc kê đơn không có đơn thuốc” nhưng người bệnh vẫn có thể mua thuốc kháng sinh và nhiều loại thuốc khác trực tiếp từ các nhà thuốc và quầy thuốc bán lẻ. Ở các quốc gia phát triển, bệnh nhân thường được xét nghiệm để định danh vi khuẩn trước khi bác sĩ kê toa thuốc kháng sinh. Nhưng ở Việt Nam, nhiều bệnh viện tuyến trên và hầu hết các bệnh viện tuyến quận huyện trở xuống đều không thực hiện các xét nghiệm, bác sĩ sử dụng kháng sinh trong điều trị cho bệnh nhân dựa trên kinh nghiệm là chính, thuốc kháng sinh vẫn là loại thuốc được sử dụng hàng đầu. Một số loại kháng sinh dùng phổ biến trong 15 bệnh viện ở Việt Nam được thể hiện trong hình 1.2 cho thấy mặc dù bệnh viện Chợ Rẫy và Bạch Mai là hai bệnh viện có tổng chi phí cho thuốc kháng sinh là lớn nhất nhưng tính lượng kháng sinh sử dụng trong 100 ngày trên một giường bệnh là ở mức thấp mà cao nhất là bệnh viện Bình Định kế đến là bệnh viện Thanh Nhàn. Theo nghiên cứu của Truong Anh Thu và cộng sự (2012) thấy 67,4% bệnh nhân nhập viện được dùng kháng sinh và 30,8% không đúng chỉ định, con số này cao hơn nhiền so với các quốc gia khác như ở Malaysia (4,0%), Thổ Nhĩ Kỳ (14,0%) và Hồng Kông (20,0%) [145]. Kết quả của việc sử dụng kháng sinh quá mức không chỉ khiến người bệnh thiệt hại về kinh tế mà có thể đẩy bệnh nhân tới tình trạng vô phương cứu chữa do xuất hiện các vi khuẩn kháng kháng sinh. Ngoài ra nó còn là nguyên nhân gián tiếp gây ra sự tồn lưu kháng sinh trong môi trường, do kháng sinh chỉ bị hấp thụ một phần trong cơ thể. Hàm lượng kháng sinh CIP và NOR đo được trong nước thải bệnh viện tại 6 bệnh viện lớn của Hà Nội lên đến 25,5 μg/L, 15,2 μg/L theo thứ tự [1], SMX và TRI trong nước thải từ các kênh rạch của Hà Nội ra sông Hồng 612,00 – 4.330 ng/L; 23,00 – 1.808 ng/L theo thứ tự [117]. Tổng hàm lượng kháng sinh trong nước thải đô thị tại Việt nam cao hơn nhiều so với các nước khác trong khu vực đông Nam Á: Việt Nam – 3220 ng/L, Philippin – 1576 ng/L, Indonesia – 607 ng/L [22].
- 27. 14 Hình 1.2.Tổngkhángsinh sử dụng tại 15 bệnh viện Việt Namnăm2008 [13] 1.3.2.2. Kháng sinh sử dụng trong nông nghiệp Việt Nam cũng như các quốc gia khác, kháng sinh sử dụng trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản với mục đích phòng, trị bệnh và kích thích tăng trưởng. Hiện nay quy mô sản xuất nông nghiệp của Việt Nam vẫn còn nhỏ lẻ, nên việc kiếm soát sử dụng kháng sinh trong người dân là rất khó khăn. Việc lựa chọn kháng sinh và quyết định liều dùng trong chăn nuôi chủ yếu dựa trên kinh nghiệm của chủ hộ chiếm 44%, hướng dẫn của bác sỹ thú y là 33% và hướng dẫn của nhà sản xuất 17% [14]. Kết quả khảo sát tại 30 trang trại chăn nuôi lợn thịt và 30 trang trại chăn nuôi gà thịt của tỉnh Hưng Yên, Hà Tây (cũ) cho thấy 100% các trang trại này sử dụng kháng sinh với mục đích trị bệnh [14]. Trong thức ăn chăn nuôi người ta cũng phát hiện thấy nhiều loại kháng sinh khác nhau và hàm lượng lớn. Kết quả thông kê cho thấy để nuôi một kg thịt lợn và thịt gà sống thì cần phải cho vào thức ăn chăn nuôi 286,6 mg và 77,4 mg kháng sinh tương ứng [109]. Hay trong 1462 mẫu thức ăn thì có 55,4% mẫu thức ăn cho lợn, 42,2% mẫu thực ăn cho gà, 18,9% mẫu thức ăn cho chim cút là bị nhiễm kháng sinh [108]. Kháng sinh sử dụng không đúng cách sẽ tồn dư trong thực phẩm, vì vậy người ta đã phát hiện thấy tỷ lệ cao các mẫu thực phẩm dương tính với kháng sinh như thịt gà - 17,3%, thịt lợn - 8,8% thịt bò - 7,4% [108]. Ngoài ra chúng sẽ được đào vào môi trường theo nước tiểu hoặc phân. Kết quả phân tích kháng sinh trong nước thải tại các trạng trại nuôi lợn ở Hà Nội và đồng bằng sông Mê Kông cho thấy nồng độ kháng sinh SMX và TRI gần như không phát hiện thấy, nhưng kháng sinh sulfamethazine là rất cao (Hà Nội: 6,78 - 6662,00 ng/L, đồng bằng sông Mê Kông: 18.512 - 19.153 ng /L) [117]. Vậy có thể thấy SMX và TRI không sử dụng trong chăn nuôi lợn, nhưng SMZ là kháng sinh sử dụng nhiều trong nuôi lợn. Theo đánh giá của tổ chức Lương thực và Nông nghiệp của Liên hợp quốc (FAO), Việt Nam là quốc gia sản xuất thủy sản thứ 3 trên thế giới. Nuôi trồng thủy sản được xem là một công cụ xóa đói giảm nghèo ở Viêt Nam, như việc sử dụng kháng sinh thiếu hiểu biết, thiếu bền vững đã và đang dẫn người nông dân trở nên trắng tay. Kết quả khảo sát 94
- 28. 15 trang trại nuôi cá, tôm nước ngọt ở Việt Nam cho thấy có 68 trang trại (72,3%) sử dụng ít nhất một kháng sinh ở bất cứ lúc nào trong chu trình sản xuất [39]. Tại đồng bằng sông Cửu Long, nơi tập trung các trang trại nuôi cá, tôm lớn nhất cả nước để phục vụ cho xuất khẩu vẫn phát hiện thấy kháng sinh, như tại trang trại nuôi cá ở An Giang và Cần Thơ năm 2011 và 2012 đã phát hiện thấy SMX, TRI và ENR trong nước với nồng độ 12 – 21 ng/L [34]. Trước kia kháng sinh Oxytetracycline là loại được sử dụng phổ biến nhất, nhưng trong năm trở lại đây kháng sinh họ quinolones và sulfonamides kết hợp với trimethoprim lại được sử dụng nhiều hơn. Trong nuôi trồng thủy sản kháng sinh được sử dụng theo phương thức hòa trực tiếp vào nguồn nước nuôi hoặc trộn vào thức ăn. Người ta ước tính khoảng 0,15 kg thuốc kháng sinh đã được sử dụng cho mỗi tấn cá nuôi, đồng thời các trang trại nuôi cá đã xả nước thải trực tiếp ra sông (63%), và kênh chính (19%) [34]. Kết quả phân tích kháng sinh trong nước nuôi trồng thủy sản tại một trang trại của Việt Nam là: OFL – 255 ppb, NOR – 41,1 ppb, CIP – 162 ppb [117]. Năm 2015, Margot Andrieu và cộng sự đã phát hiện thấy sự nguy hại của kháng sinh CIP và ENR trong nước và trầm tích của ao nuôi cá ở đồng bằng sông Cửu Long đối với vi khuẩn Cyanobacteria (giá trị HQ>1) [86]. Nhận thấy những tác hại to lớn do việc sử dụng kháng sinh thiếu hiểu biết, thiếu ý thức của người dân, năm 2017 chính phủ đã ban hành nghị định số: 39/2017/NĐ-CP về quản lý thức ăn chăn nuôi, thủy sản. Nghị định đã đưa ra những quy định rất nghiêm ngặt về sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản, như từ năm 2018 Việt Nam cấm sử dụng kháng sinh trong thức ăn thủy sản, thức ăn chăn nuôi chứa kháng sinh nhằm mục đích phòng bệnh cho gia súc, gia cầm non được phép lưu hành đến hết năm 2020. 1.4. Ô nhiễm thuốc kháng sinh và ảnh hưởng đến môi trường sinh thái 1.4.1. Thuốc kháng sinh trong môi trường Con người và động vật hấp thụ không hoàn toàn các hợp chất kháng sinh, do đó chúng sẽ đi vào môi trường qua đường nước tiểu, phân ở dạng ban đầu và dạng chất chuyển hóa. Kết quả nghiên cứu cho thấy có những trường hợp 80% thuốc kháng sinh dùng đường uống cho gia súc sau khi đi vào cơ thể động vật không thay đổi mà vẫn giữa nguyên dạng ban đầu trong nguồn thải [24], như tetracycline 75-80%, lincosamide 60%, macrolides 50-90% [23]. Trong môi trường kháng sinh có thể tồn tại ổn định và lâu dài, sự tồn tại phụ thuộc vào độ bền của chúng với ánh sáng, khả năng hấp phụ, tốc độ phân hủy và sự hòa tan trong nước. Kháng sinh có tính hấp phụ mạnh, thường có xu hướng tích lũy trong đất hoặc trầm tích (như tetracylin, floquinonol) và ngược lại nhưng dược phẩm có tính linh động cao (như SAs), ít bị phân hủy thì thường có xu hướng thấm vào nước ngầm và được vận chuyển cùng với nước ngầm hay theo các đường thoát nước chảy tràn vào nước mặt [106, 119].
- 29. 16 1.4.1.1. Kháng sinhtrong môi trường nước Kháng sinh xâm nhập vào môi trường nước ngầm và nước mặt là từ quá trình thẩm thấu các nguồn thải vào đất, rửa trôi hoặc chảy tràn. Đối với các quốc gia phát triển, cơ sở hạ tầng tốt, thì nguồn nước thải vào sông, hồ, biển thường được loại bỏ đáng kể kháng sinh. Nồng độ kháng sinh trong nước mặt ở các quốc gia này thường chỉ vài chục ng/L, như sông Arno và sông Po ở miền trung và miền bắc Italy nồng độ <25,4 ng/L [47]; sông Cache La Poudre ở Mỹ < 17,9 ng/L [154]; trong nước biển tại vịnh Victoria – Hồng Kông < 50 ng/L [64]. Ở các quốc gia đang phát triển như Việt Nam, trình độ hiểu biết và ý thức sử dụng kháng sinh còn hạn chế, cộng thêm cơ sở hạ tầng chưa hoàn chỉnh nên nước thải sinh hoạt, nước thải y tế, nước thải trong chăn nuôi phần lớn không được xử lý mà đổ thẳng trực tiếp vào các sông và hồ, vì vậy nồng độ kháng sinh trong các nguồn nước tiếp nhận thường cao. Kết quả phân tích kháng sinh trong nước tại các khu vực thượng lưu, trung lưu và hạ lưu của các kênh dẫn nước thải chính ở thành phố Hà Nội ra sông Hồng có nồng độ SMX: 612 - 4330 ng/L; SMZ: 16,1 - 66,2 ng/L; TRI: 23 - 1808 ng/L [117]; Kháng sinh nhóm macrolites, sulfonamides và trimethoprim đã phát hiện trong nước mặt, nước thải chăn nuôi lợn tại lưu vực sông Mêkông với nồng độ từ 15 đến 328 ng/L [132]; Hàm lượng kháng sinh trong nước của sông Huangpu – Thượng Hải - Trung Quốc < 313 ng/L [82]. Hiện nay nguồn nước ngọt ngày càng cạn kiệt nên một số quốc gia đã sử dụng nước mặt có tiếp nhận nước thải làm nguồn cung cấp nước sinh hoạt, vì vậy nguy cơ dược phẩm nói chung và kháng sinh nói riêng đi vào cơ thể người là rất cao. Trong nước mặt dưới tác dụng của các điều kiện tự nhiên, kháng sinh sẽ được chuyển hóa theo các con đường khác nhau, như phân hủy dưới tác dụng của ánh sáng mặt trời, kết hợp với các chất khác có trong môi trường hoặc được tích lũy trong động thực vật thủy sinh và trầm tích hay tồn dư trong môi trường nước. Kháng sinh sulfonamides trong nước hồ Baiyangdian - Trung Quốc đã phát hiện thấy ở nồng độ từ 0,86 đến 1563 ng/L [151]; Ở các cửa sông hoặc bên trong dòng sông Seine của Pháp đã phát hiện thấy ít nhất một lần 17 loại thuốc kháng sinh thuộc 4 nhóm quinolones, sulfonamides, nitroimidazoles và diaminopyrimidines [49]. Trong nước ngầm mật độ vi sinh vật thấp và các điều kiện oxy hóa khử nói chung là nghèo, nếu các chất kháng sinh đi vào được chúng có thể bị biến đổi không hoàn toàn hoặc chuyển hóa thành các chất độc hại hơn, hay thậm chí không thay đổi trong nước ngầm trong thời gian dài, nên có những nơi phát hiện thấy nồng độ kháng sinh họ SAs trong nước ngầm gần khu chôn lấp chất thải rắn lên tới từ 10 μg/L đến 1 mg/L [119]. 1.4.1.2. Sự tích tụ kháng sinh trong sinh vật, trong đất và trầm tích Nhiều nghiên cứu cho thấy kháng sinh có khả năng tích tụ trong cơ thể sinh vật, như kết quả phân tích 231 mẫu thịt gà và bò lấy tại các siêu thị ở Ankara của Thổ Nhĩ kỳ đã phát hiện thấy 51,1% mẫu nhiễm kháng sinh QNs [33]. Hay ở Việt Nam các sản phẩm thủy sản xuất khẩu được kiểm soát rất chặt chẽ từ khâu nuôi trồng đến khi xuất khẩu nhưng
- 30. 17 nhiều lô sản phẩm xuất khẩu vẫn phát hiện thấy kháng sinh như tháng 8/2011 cơ quan kiểm tra chất lượng thực phẩm Canada (CFIA) vẫn phát hiện thấy dư lượng kháng sinh ENR trong một số lô hàng cá tra, cá basa vượt quá 0,6 µg/kg. Do kháng sinh có khả năng tích tụ trong sinh vật nên các nước trong liên minh Châu Âu (EU) đã ngừng sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi từ năm 2006, Mỹ và Thái Lan sẽ ngừng sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi từ năm 2017, còn Việt Nam theo dự kiến sẽ ngừng sử dụng vào năm 2018. Dự lượng kháng sinh không chỉ phát hiện thấy trong các sinh vật nuôi mà còn có trong sinh vật sống hoang dã, như ở các loài cá sống hoang dã xung quang các trang trại nuôi cá hồi đã phát hiện thấy dư lượng các kháng sinh tetracycline và quinolones [52]; trong thực vật và động vật của hồ Baiyangdian ở miền bắc Trung Quốc dự lượng kháng sinh QNs và SAs có những mẫu lên đến 6310 μg/kg khối lượng khô [151]. Kháng sinh được sử dụng nhiều trong điều trị, phòng bệnh và kích thích tăng trưởng trong chăn nuôi, vì vậy không nghi ngờ khi tìm thấy sự tồn dư kháng sinh và các chất chuyển hóa của chúng trong phân và đất của các cánh đồng có sử dụng chất thải động vật làm phân bón. Kháng sinh enrofloxacin là kháng sinh sử dụng chủ yếu trong chăn nuôi, CIP là chất chuyển hóa chính của nó được sử dụng trong cả người và nông nghiệp đã phát hiện thấy trong chất thải gia cầm và đất canh tác ở nồng độ 8,3 mg/kg và 0,37 mg/kg theo thứ tự [105]; kết quả nghiên cứu phân heo ở Áo, Trung Quốc, Đức, Thụy Sĩ, và Hoa Kỳ đã phát hiện thấy 11 kháng sinh sulfonamides và nồng độ ENR trong chất thải gia cầm ở Trung Quốc, Ai Cập, Áo lên đến 1421 mg/kg, 31 mg/kg và 8 mg/kg theo thứ tự [23]; ở tây bắc nước Đức đối với đất cát có độ sâu từ 0 – 30 cm và phân lỏng hàm lượng kháng sinh là 27 μg/kg (OTC), 443 μg/kg (TC), 93 μg/kg (CTC) và 4,5 μg/kg (SMZ) [116]. Thuốc kháng sinh tồn tại trong nước thì cũng có thể được tích tụ vào trần tích bằng cách trao đổi ion, tạo phức với ion kim loại hoặc tương tác với các chất ưa nước khác. Cơ chế hấp phụ kháng sinh vào trong trầm tích ngoài phụ thuộc vào bản chất của kháng sinh và trầm tích, nó còn phụ thuộc vào quá trình tạo phức của kháng sinh với các ion kim loại như Fe3+, Al3+, …. Các hợp chất humic có trong bùn cũng có thể làm thay đổi tính chất bề mặt và khả năng hấp phụ cũng như phản ứng của các kháng sinh, kết quả này đã được quan sát thấy trong phản ứng hấp phụ của kháng sinh tetracycline lên oxit nhôm dưới ảnh hưởng của axít humic [56]. Chính sự liên kết với các hạt rắn hoặc tạo phức của kháng sinh mà có thể làm giảm khả năng nhận biết chúng trong môi trường, cũng như làm giảm hoạt tính kháng khuẩn [77]. Nhiều nghiên cứu cho thấy các kháng sinh fluoroquinolone có khả năng hấp thụ mạnh trong pha rắn, do đó chúng khó bị phân hủy bởi sinh vật và tồn tại trong môi trường đất, trầm tích và bùn lâu hơn [105]. Quá trình hấp phụ kháng sinh từ pha nước vào pha rắn được đặc trưng bởi hệ số hấp phụ Kd, ngoài ra nó còn có thể được đánh giá qua hệ số phân bố octanole- nước (KOW). Nếu giá trị logKow <2,5 thì tiềm năng hấp phụ thấp (ví dụ như tetracycline, sulfonamides, aminoglycosides), giá trị 2,5 < logKow <4,0 (ví dụ β- lactam, macrolides) tiềm năng hấp phụ là vừa, nếu Kow> 4,0 (ví dụ: glycopeptides) tiềm năng hấp phụ cao. Tuy nhiên, phải nhấn mạnh rằng sự dự đoán khả năng hấp phụ của các
- 31. 18 kháng sinh vào chất rắn hoặc trầm tích chủ yếu vẫn dựa vào sự không phân cực của các hợp chất, trong khi dự báo tính phân cực hay không phân cực của các hợp chất thường là không chính xác, như ciprofloxacin (fluoroquinolone) có Kow =1,8 nhưng khả năng hấp phụ vào trầm tích lên đến 80% [85]. Kháng sinh trong trầm tích không chỉ phát hiện trong các ao hồ nuôi nhân tạo như ở Nam Định từ 426,31 mg/kg đến 2615,96 mg/kg bùn ướt [1], mà còn thấy trong trầm tích của các sông hồ tự nhiên. Trong hồ Baiyangdian ở miền bắc Trung Quốc đã phát hiện thấy hàm lượng kháng sinh QNs, TRI và SAs trong trầm tích của với nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 255 μg/kg bùn khô [151], sông Naerincheon ở Hàn Quốc nồng độ của kháng sinh SAs từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 0,73 μg/kg[161]. 1.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh trong môi trường Tốc độ phát triển ngày càng tăng của các vi khuẩn kháng kháng sinh, đang là mối đe dọa lớn tới sức khỏe con người, do đó kháng sinh ngày càng được quan tâm về sự hiện diện, sự bền bỉ và số phận của chúng. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra rằng ở nồng độ thấp, thuốc kháng sinh có thể thuận lợi cho sự phát triển của các vi khuẩn kháng kháng sinh và ở một mức độ nhất định có thể tăng cường sức đề kháng của vi sinh vật kháng thuốc [73]. Kết quả nghiên cứu ở Kenya đã phát hiện thấy vi khuẩn Neisseria gonorrhoea trước đây nhạy cảm với penicillin, nhưng nay đã đề kháng với thuốc này [60]. Theo số liệu báo cáo của 15 bệnh viện trực thuộc Bộ Y tế, bệnh viện đa khoa của Hà Nội, Hải Phòng, Huế, Đà Nẵng, Hồ Chí Minh,… về sử dụng kháng sinh và kháng kháng sinh ở Việt Nam giai đoạn 2008 – 2009 cho thấy: năm 2009, 30 – 70% vi khuẩn gram âm đã kháng với kháng sinh nhóm cephalosporin thế hệ 3 và thế hệ 4, gần 40 – 60% vi khuẩn kháng với nhóm aminoglycosid và fluoroquinolon [14]. Trong một số nghiên cứu về sông hồ ở Mỹ cho thấy đã tìm thấy các vi khuẩn kháng kháng sinh SAs và TRI [79]. Chính vì vậy việc phát triển và lan rộng các vi khuẩn kháng kháng sinh, các gen kháng thuốc đang được coi là một trong ba mối đe dọa toàn cầu đối với sức khỏe con người và môi trường sinh thái được tổ chức Y tế Thế giới xếp hạng [32]. Kháng sinh có trong các hệ thống xử lý nước thải sẽ ức chế sự tăng trưởng của các vi sinh vật và phá vỡ toàn bộ cấu trúc của các cộng đồng vi khuẩn trong môi trường đó. Do đó chúng có thể ảnh hưởng tới việc phân hủy các chất hữu cơ và loại bỏ các hợp chất nitơ độc hại có trong nước. Điều này xảy ra là do các kháng sinh trong nước thải đã ảnh hưởng đến quá trình oxy hóa sinh học được sử dụng trong các hệ thống xử lý nước thải, như kháng sinh ofloxacin và sulfamethoxazole có khả năng ức chế hoạt động của vi khuẩn nitrit hóa [43]; dược phẩm có trong nước sẽ gây ức chế nhẹ đối với nhóm vi khuẩn Acetoclastic methanogenes, đây là nhóm vi khuẩn có ý nghĩa quan trọng trong quá trình phân hủy yếm khí [53]. Trong môi trường nước tự nhiên kháng sinh phá vỡ chu trình vi khuẩn quan trọng của hệ sinh thái thủy sinh như vi khuẩn nitrat hóa và vi khuẩn khử nitơ [24], ảnh hưởng tới động vật không xương sống, cá và đặc biệt là tảo. Điều này được thể hiện trong các nghiên cứu gần đây về giá trị EC50 của ofloxacin, sulfamethoxazole, flumequine hoặc
- 32. 19 oxytetracycline, ... trên các sinh vật đại diện (vi khuẩn, tảo và động vật không xương sống) cho thấy chúng có thể có những tác động có hại hoặc thậm chí rất độc (Kháng sinh ofloxacin là độc với vi khuẩn Pseudomonas putida (EC50 = 0,010 mg/L), sulfamethoxazole độc với tảo Synechococcus leopolensis (EC50 = 0,0268 mg/L) [30]). Hay trong nghiên cứu của Brittana.Wilson và cộng sự (2003) cho thấy nếu trong nước có chứa dư lượng kháng sinh ciprofloxacin thì nó có khả năng ảnh hưởng cả về cấu trúc và chức năng của cộng đồng tảo trong nước ngọt tự nhiên [32]. Vậy có thể nói rằng sự xuất hiện của kháng sinh trong môi trường nước sẽ có nguy cơ gây ảnh hưởng tới môi trường sinh thái, do chúng có khả năng làm thay đổi hệ sinh thái và đặt ra một mối đe dọa lớn và ngày càng tăng về sự thành công của y học hiện đại. Việc sử dụng kháng sinh trong nông nghiệp chăn nuôi thiếu hiểu biết, thiếu kiểm soát không chỉ làm gia tăng các chủng vi khuẩn kháng thuốc gây bệnh trong động vật mà còn có khả năng tác động đến sức khỏe con người [112, 137], do các gen kháng và/hoặc vi khuẩn kháng kháng sinh có thể chuyển từ động vật sang người. Ngoài ra, vi khuẩn có thể phát triển kháng chéo giữa các kháng sinh dùng trong thú y với những cấu trúc tương tự như sử dụng độc quyền trong y học của con người. Thêm nữa một số kháng sinh có khả năng tích tụ trong cơ thể sinh vật sau đó đi vào cơ thể con người qua đường thực phẩm hoặc do con người sử dụng trực tiếp sẽ gây ra các bệnh như độc tủy xương (bone marrow toxicity), thiếu máu bất sản và gây ung thư [137]. Đất sau một thời gian sử dụng thường bị thoái hóa, con người đã cải tạo bằng cách sử dụng phân chuồng, bùn thải hoặc nước thải để bổ sung các chất dinh dưỡng cho đất, vì vậy đất có thể là một điểm nóng cho các ảnh hưởng của kháng sinh đến cộng đồng vi khuẩn trong đó. Trong đất hoạt động của các vi khuẩn diễn ra mạnh nên đã kích thích quá trình trao đổi di truyền, điều này có thể nâng cao sự phát triển của các vi khuẩn kháng thuốc, hay cấu trúc cộng đồng vi khuẩn có thể thay đổi khi tiếp xúc với thuốc kháng sinh. Các vi khuẩn kháng thuốc trong đất sẽ đi vào nước ngầm, nước mặt và tác động đến con người. Hay các nhóm sinh vật phát triển mạnh trong đất như nấm hoặc vi khuẩn, và một số loại sinh vật đơn độc sẽ bị thu hẹp lại [160]. 1.5. Đánh giá nguy hạimôi trường 1.5.1. Tích lũy sinh học Tích lũy sinh học (bioaccumulation) là tổng hợp của hai quá trình tích tụ sinh học (bioconcentration) và phóng đại sinh học (biomagnification). Tích tụ sinh học là các hóa chất từ nước được hấp thụ bởi các sinh vật thủy sinh thông qua da hoặc bề mặt hô hấp. Phóng đại sinh học là sự tích tụ các chất độc qua các bậc dinh dưỡng trong chuỗi thức ăn. Vì vậy, sự tích lũy sinh học (bioaccumulation) là các hóa chất đi vào và giữ lại trong sinh vật từ hai đường: trực tiếp từ môi trường (qua da hoặc bề mặt hô hấp) và gián tiếp qua thức ăn [74]. Tích lũy sinh học cũng là sự hấp thu cạnh tranh của các chất vào sinh vật từ quá trình hô hấp, từ chế độ ăn uống với việc loại bỏ hóa chất ra khỏi sinh vật qua quá trình trao
- 33. 20 đổi hô hấp, đào thải qua phân, biến đổi sinh học do quá trình trao đổi chất của các hợp chất gốc và pha loãng tăng trưởng. Đại lượng đặc trưng cho khả năng tích lũy sinh học của sinh vật là hệ số tích lũy sinh học (BAF). Sự tích lũy sinh học các độc chất môi trường chịu ảnh hưởng bởi nhiều yếu tố, trước hết là tính bền vững trong môi trường của độc chất, các chất dễ dàng bị đào thải ra khỏi môi trường thì khả năng tích lũy sinh học yếu. Tiềm năng tích lũy sinh học các hóa chất còn liên quan tới sự hòa tan trong lipid của các chất. Tính tan trong lipid cũng là một nhân tố quyết định cho khả năng tích lũy sinh học của một chất. Tuy nhiên, các chất có ái lực với lipid thường có xu hướng hấp phụ vào trầm tích, vì thế làm cho chúng ít sẵn sàng cho việc tích lũy sinh học. Sinh vật thủy có thể tích lũy sinh học các hóa chất có ái lực với lipid và đạt đến nồng độ cao hơn nồng độ chất đó có trong môi trường. Sự hấp thu các chất hòa tan trong lipid từ môi trường phụ thuộc chủ yếu vào thành phần lipid của các cơ quan, bởi vì lipid của cơ thể là nơi đầu tiên lưu lại hóa chất. Vậy có thể thấy rằng sự tích lũy sinh học làm chậm quá trình biểu hiện độc tính của hóa chất, do lúc đầu độc chất được tích lũy trong lipid, nhưng vẫn di chuyển đến mục tiêu. Khi lipid được sử dụng thì hóa chất này mới biểu hiện độc tính. 1.5.2. Độc tính sinh học và thương số nguy hại Hầu hết các dược phẩm sau khi đi vào cơ thể người và động vật một phần sẽ được đào thải qua phân, nước tiểu mà vẫn giữ nguyên tính chất ban đầu, một phần sẽ bị chuyển hóa. Quá trình chuyển hóa chia thành hai gia đoạn: Giai đoạn thứ nhất là quá trình oxy hóa, khử hoặc thủy phân, giai đoạn tiếp theo là quá trình kết hợp với các chất khác như axit glucornic, sulfat, axit axetic hoặc axit amin [65]. Các quá trình này sẽ tạo thành các chất chuyển hóa phân cực được bài tiết qua đường nước tiểu và có hoạt tính dược lý không đáng kể. Vì vậy dược phẩm được xem là những chất ô nhiễm hóa học mới nổi và nhận được sự quan tâm ngày càng lớn trên thế giới. Trong số các dược phẩm, kháng sinh là chất nhận được sự quan tâm nhất, bởi số lượng tiêu thụ lớn và sinh ra vi khuẩn kháng kháng sinh. Do những ảnh hưởng to lớn của kháng sinh đối với môi trường nên đã có một lượng lớn các nghiên cứu được thực hiện để đánh giá sự xuất hiện và số phận môi trường của các kháng sinh đối với sinh vật thủy sinh. Kết quả phân tích hàm lượng kháng sinh quinolones trong các sông hồ tự nhiên phần lớn nằm trong khoảng từ ng/L đến μg/L (sông Po của Italy: CIP – 8,8 ng/L; Ofl – 10,9 ng/L [47], sông Huangpu của Trung Quốc QNs nhỏ hơn giới hạn phát hiện [82]), so với giá trị EC50 đo được trên một số loài sinh nhậy cảm trong nước (V.fischeri, P.subcapitata, L.minor, D.magna) là >3,75 mg/L [111] thì nhỏ hơn nhiều; giá trị EC50 của của kháng sinh SMX là >74,2 mg/L đối với các sinh vật (vi khuẩn V.fischeri, động vật không xương sống D.magna, cá O.latipe) [165], trong khí đó nồng độ SMX đo được ở các sông tự nhiên luôn nhỏ hơn mg/L (sông Ebro ở miền tây nam Tây Ban Nha SMX – 89,8 ng/L [103], sông Arc ở miền nam nước Pháp SMX không phát hiện thấy
- 34. 21 [69]). Như vậy có thể thấy nồng độ kháng sinh trong môi trường nước tự nhiên thấp hơn rất nhiều so với ngưỡng ảnh hưởng cấp tính đến sinh vật. Nhưng kết quả cũng cho thấy kháng sinh không chỉ tồn tại trong một thời gian ngắn mà chúng liên tục được đưa vào môi trường từ hoạt động của con người. Điều đó có nghĩa là các sinh vật thủy sinh nuôi cũng như sinh vật thủy sinh hoang dã luôn sống trong môi trường nhiễm kháng sinh, do đó chúng sẽ liên tục bị phơi nhiễm kháng sinh. Dư lượng các kháng sinh trong môi trường có thể ở nồng độ rất thấp, không thể phát hiện ra hoặc chưa gây ảnh hưởng tới sinh vật ngay tại thời điểm đó hay tốc độ tích lũy trong cơ thể sinh vật diễn ra rất chậm nhưng đến một lúc nào đó nồng độ tích lũy đủ lớn trong sinh vật thì chúng sẽ tác động đến quần thể sinh vật đó. Như trong một số nghiên cứu về ảnh hưởng của kháng sinh đối với vi khuẩn Lam và cộng đồng vi sinh vật không quang hợp cho thấy ở ngưỡng nồng độ thấp hơn so tiêu chuẩn loài chúng đã bị tác động [158, 162]. Vì vậy, cần có những nghiên cứu được thực hiện để đánh giá các tác dụng phụ tiềm năng của thuốc kháng sinh vào các chức năng sinh thái và vào cấu trúc của cộng đồng sinh vật thủy sinh. Ngay từ năm 1980, Cục Quản lý Thực phẩm và Dược phẩm Hoa Kỳ (FDA) đã yêu cầu đánh giá rủi ro môi trường đối với các loại thuốc dùng cho con người và thú y lên các sinh vật thủy sinh và các sinh vật trên cạn trước khi sản phẩm được bán trên thị trường, một quy định tương tự cũng được áp dụng ở EU vào năm 1997. Theo hướng dẫn của tổ chức Châu Âu về đánh giá các sản phẩm dược phẩm (EMEA) năm 2006, quá trình đánh giá rủi ro sinh thái gồm có 2 giai đoạn: Giai đoạn I là đánh giá sự phơi nhiễm môi trường để ước tính nồng độ môi trường được dự đoán (PEC) và các yếu tố ảnh hưởng đến tính độc hay dược lý lên các quần thể sinh vật của hóa chất trong môi trường, chẳng hạn như độc di truyền (genotoxicity), độc thần kinh, immunotoxicity, độc tính tế bào, hoặc sự rối loạn nội tiết trong các bộ phận (endocrine disrupting events). Giai đoạn II là mô tả các đặc tính rủi ro, đó là phân tích dự đoán hoặc quan sát những ảnh hưởng lên hệ sinh thái liên quan đến việc đánh giá các điểm kết thúc. Đặc tính rủi ro môi trường có thể được hiển thị bằng nhiều cách khác nhau như định tính (có hoặc không có rủi ro), bán định lượng (rủi ro yếu, trung bình hoặc cao) hoặc rủi ro theo xác suất (rủi ro là x%). Mô tả đặc tính rủi ro môi trường theo phương pháp bán định lượng có thể dựa trên thương số nguy hại HQ. Theo nhận định của Carlsson và cộng sự (2006) cho thấy việc sử dụng thương số nguy hại HQ trong đánh giá độc tính sinh thái thích hợp hơn là sử dụng dữ liệu độc cấp tính. Bởi vì dựa vào đại lượng này ta có thể phát hiện ra các tác động sinh thái có ý nghĩa đối với các hợp chất thử nghiệm [139]. Hiện nay dữ liệu về các hóa chất nguy hại đặc biệt là các hóa chất mới nổi còn rất ít, thêm nữa là những hạn chế về sự chắc chắn của các phương pháp sử dụng để đánh giá nguy hại cấp tính. Vì vậy, nhiều nghiên cứu đã sử dụng thương số nguy hại để đánh giá mức độ nguy hại của kháng sinh trong các môi trường khác nhau. Như trong nghiên cứu của Margot Andrieu và cộng sự (2015) đã sử dụng thương số nguy hại HQ để đánh giá mức độ nguy hại của kháng sinh ENR và CIP đối với quần thể sinh vật trong trạng trại nuôi cá tra ở đồng bằng sông Mê Kông của Việt Nam, kết quả cho thấy cả hai
- 35. 22 kháng sinh này đều ảnh hưởng mạnh tới vi khuẩn Cyanobacteria trong trầm tích và nước (HQ > 1,39) [86]; Thương số nguy hại HQ được sử dụng để đánh giả ảnh hưởng của kháng sinh QNs, SAs đối với quần thể sinh vật (tảo, thực vật, động vật không xương sống và cá) trong một số sông ở Bắc Kinh – Trung Quốc, kết quả cho thấy tảo là loài bị ảnh hưởng nhiều nhất (HQ>1,189), cá, thực vật và động vật không xương sống ít bị ảnh hưởng [153]. Vì vậy nghiên cứu cũng sử dụng thương số nguy hại HQ để đánh giá ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật trong nước và trầm tích. Thương số nguy hại HQ theo hướng dẫn của tổ chức Châu Âu về đánh giá các sản phẩm dược phẩm (EMEA) năm 2006 được tính là tỷ số giữa nồng độ môi trường được dự đoán (PEC) với nồng độ không gây tác động được dự đoán (PNEC). Nồng độ dự đoán môi trường (PEC) tính theo công thức [92, 30]: (μg/L) (1.1) Trong đó: DOSEai (mg/người/ngày): Liều tối đa hàng ngày của các hóa chất được sử dụng cho một người Fpen (%): Hệ số xâm nhập được tính bằng tỷ lệ số người được điều trị mỗi ngày (thường lấy 1%). WASTEWinhab (L/người/ngày): Số lượng nước thải trên đầu người mỗi ngày (thường lấy là 200). Dilution: hệ số pha loãng (pha loãng nước thải vào nước mặt thường lấy là 10). Tuy nhiên việc xác định giá trị HQ dựa trên nồng độ môi trường được dự đoán (PEC) là chưa thực sự phù hợp vì nó không xét đến quá trình di chuyển của chất và quá trình phân hủy chất trong tự nhiên [147]. Vì vậy giá trị HQ đã được tính là tỷ số giữa nồng độ chất ô nhiễm đo được (MEC) tại hiện trường với nồng độ không gây tác động được dự đoán (PNEC) như công thức 1.2 [165, 166] (1.2) Trong đó: - MEC: Nồng độ chất ô nhiễm trong môi trường nước (đất). - PNEC: Nồng độ không gây tác động được dự đoán Giá trị PNEC được xác định dựa trên cơ sở sau [127]: Khi chỉ có dữ liệu về nồng độ ảnh hưởng 50%/ Nồng độ gây chết 50% (EC50 / LC50) thì việc tính toán PNEC được lấy bằng cách xác đinh giá trị EC50/LC50 của vi khuẩn, tảo, động vật không xương sống, cá theo hướng dẫn của tổ chức OECD (Organization for Economic Cooperation and Development) về phương pháp xác định độc tính sinh thái, lựa chọn giá trị nhỏ nhất, sau đó chia cho một hệ số đánh giá là 1000. Nếu có các dữ liệu về nồng độ ảnh hưởng không quan sát được (NOEC) cho một, hai hoặc ba mức dinh dưỡng thì giá trị PNEC được tính bằng giá trị NOEC chia cho hệ số đánh giá là 100, 50 hoặc 10 tương ứng. Hiện nay phần lớn các nghiên cứu đều sử dụng cách tính giá trị PNEC theo phương pháp thứ nhất, mặc dù hệ số đánh giá đã làm giảm mức độ không chắc chắn trong ngoại
- 36. 23 suy các số liệu thực nghiệm trên một số loài so với thực tế. Vì vậy trong nghiên cứu cũng lựa chọn các giá trị nồng độ không gây tác động được dự đoán (PNECnước) theo công thức sau [151, 165]: PNECnước = (1.3) - AF: Hệ số đánh giá (lấy là 1000). 1.6. Các phương pháploạibỏ kháng sinh Việc loại bỏ không hiệu quả kháng sinh trong các hệ thống xử lý thông thường và những ảnh hưởng nghiêm trọng của chúng tới môi trường sinh thái, đã và đang trở thành một thách thức với các nhà khoa học. Trong tự nhiên kháng sinh có thể tự loại bỏ khỏi môi trường nước bằng cách hấp phụ lên bề mặt chất rắn lơ lửng, sau đó xa lắng xuống trầm tích. Sự hấp phụ bị ảnh hưởng lớn bởi các tương tác tĩnh điện giữa các hợp chất mang điện tích dương và các sinh vật mang điện tích âm [25]. Ngoài ra một số kháng sinh còn có khả năng tạo phức với kim loại như tetracylin, quinolones nên nó cũng có tác dụng trong loại bỏ kháng sinh khỏi môi trường nước. Vì vậy trong các hệ thống xử lý nước thải kháng sinh tetracycline có thể bị loại bỏ đến 74% [71], quinolones có thể bị loại bỏ trên 80% ở quá trình bùn hoạt tính [1]. Phân hủy sinh học cũng là một yếu tố làm suy giảm nồng độ kháng sinh, nhưng không phải chất nào cũng bị loại bỏ bởi quá trình này. Như trong nghiên cứu về khả năng loại bỏ TRI trong các hệ thống xử lý nước thải bằng sinh học cho thấy, TRI chỉ có thể bị loại bỏ bởi vi khuẩn nitrat hóa [25], nồng độ kháng sinh SMX trước và sau hệ thống xử nước thải bằng phương pháp sinh học tại Bắc Kinh – Trung Quốc là 496 ng/L và 235 ng/L theo thứ tự [152]. Vậy có thể thấy nếu trong công nghệ xử lý nước thải chỉ sử dụng quá trình lắng và sinh học thì loại bỏ không triệt để kháng sinh trong nước. Vì vậy để loại bỏ hiệu quả kháng sinh nói riêng và dược phẩm nói chung khỏi môi trường, các công nghệ xử lý tiên tiến sử dụng như phản ứng oxy hóa (O3/H2O2, O3/UV, H2O2/UV, Fenton (Fe2+ /H2O2), phản ứng quang hóa sử dụng TiO2, clo hóa), chiếu tia UV, sử dụng các màng siêu lọc, hấp phụ lên than hoạt tính đã được bổ sung vào sau quá trình xử lý sinh học. Trong nước thải thường chứa các chất ô nhiễm khó phân hủy, hàm lượng cặn lớn, vì vậy phương pháp oxy hóa tiên tiến là thích hợp nhất. Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy phương pháp AOPs có thể loại bỏ hoàn toàn 560 mg/L ofloxacin trong 2 phút [76]. Kết quả này cũng được chứng minh trong hệ thống xử lý nước tại nhà máy xử lý nước thải Urumqi và Shihezi ở Tân Cương Trung Quốc [71], nhà máy xử lý nước thải tại Bắc kinh – Trung Quốc [152], nhà máy xử lý nước thải ở miền tây – Nam Phi [121]. Cơ chế của phản ứng AOPs là sự hình thành các gốc OH● theo phản ứng 1.4-1.12. Phản ứng ozon hóa: 3O3 + OH- + H+ → 2OH● + 4O2 (1.4) Phản ứng ozon kết hợp với hydroperoxit (O3/H2O2 – peroxone)
- 37. 24 H2O2 → HO2 - + H+ (1.5) HO2 - + O3 → HO2 ● + O3 - (1.6) O3 + H2O2 → 2OH● + 3O2 (1.7) Hệ Fenton (H2O2/Fe2+ ) Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + OH- + HO● (1.8) Hydroperoxit – bức xạ (H2O2/UV) H2O2 HO2 - + H+ (1.9) hυ H2O2 HO• + O•- (1.10) λ= 254 nm Gốc tự do hydroxyl (OH●) là chất oxy hóa mạnh, không chọn lọc, nó phản ứng nhanh với hầu hết các chất hữu cơ. Tốc độ phản ứng của nó phụ thuộc vào bản chất của chất hữu cơ. Có hai kiểu phản ứng tương tác của gốc OH● với hợp chất hữu cơ là gốc OH● rút nguyên tử H từ nước giống như các alken hoặc alcohol hoặc có thể cộng vào chất ô nhiễm như trong trường hợp của olefin hoặc các hợp chất vòng thơm. Phản ứng phổ biến là phản ứng rút nguyên tử hydro để kích hoạt một chuỗi oxy hóa: RH + HO● → H2O + R● (1.13) 2HO → H2O2 (1.14) R● + H2O2 → ROH + HO● (1.15) R● + O2 → ROO● (1.16) ROO● + RH → ROOH + R● (1.17) Sự tấn công của gốc tự do HO● khi có mặt của oxy sẽ khơi mào một dãy phản ứng phức tạp dẫn đến vô cơ hóa hợp chất hữu cơ. Nitơ trong các hợp chất hữu cơ thường bị oxy hóa thành nitrat hoặc nitơ tự do, lưu huỳnh thành SO4 2- , …. 1.7. Phân tích kháng sinh 1.7.1. Kỹ thuật xử lý mẫu Mặc dù các phương pháp phân tích công cụ hiện đại đã và đang phát triển mạnh mẽ, nhưng việc xác định trực tiếp hàm lượng vết các chất trong mẫu phân tích là rất khó, vì vậy cần có quá trình xử lý mẫu. Những tương tác trong quá trình xử lý mẫu được xác định dựa trên tính chất vật lý và tính chất hóa học của cả chất phân tích và nền mẫu, điều này cũng ảnh hưởng đến khả năng áp dụng các kỹ thuật xử lý mẫu và phương pháp phân tích cũng như hiệu quả, độ chụm của chúng. Do đó, tính chất hóa lý của các chất ban đầu trong mẫu là điều kiện để lựa chọn phương pháp xử lý và dung môi chiết. Như để xác định dung môi chiết ta phải dựa vào giá trị Kow, các chất có giá trị logKow thấp thì khả năng hòa tan trong
- 38. 25 nước tốt, ngược lại giá trị logKow cao thì có tính kỵ nước. Đối với những chất lưỡng tính như kháng sinh thì còn phải xét đến hằng số phân ly axit (pKa). Ảnh hưởng của nền mẫu là một trong những vấn đề chính trong phân tích, việc xử lý mẫu sẽ giúp loại bỏ được phần lớn các chất gây nhiễu tiềm năng, làm giàu chất phân tích và có thể chuyển chất phân tích về một dạng thích hợp hơn. Các phương pháp được sử dụng để chiết và làm sạch kháng sinh trong các mẫu môi trường là chiết lỏng – lỏng (LLE), chiết pha rắn (SPE), phân tán mẫu pha rắn (MSPD), chiết lỏng áp cao (PLE), trong bản luận án lựa chọn hai phương pháp là chiết lỏng – lỏng và chiết pha rắn để xử lý mẫu. 1. Xử lý mẫu bằng phương pháp chiết pha rắn (SPE) Nguyên tắc của chiết pha rắn là quá trình phân bố các chất giữa hai pha, trong đó chất mẫu ở dạng lỏng (pha nước hoặc hữu cơ), còn chất chiết ở dạng rắn, là những hạt nhỏ và xốp có đường kính từ 25 – 70 µm. Sự lựa chọn chất hấp phụ là điểm quan trọng trong chiết pha rắn, vì nó có thể quyết định tính chọn lọc, mối quan hệ và khả năng lưu giữ. Việc quyết định chất hấp phụ lại phụ thuộc rất nhiều vào chất phân tích, thành phần các chất có trong mẫu [101]. Các loại cột chiết thường sử dụng trong chiết pha rắn là cột C18, HLB, cột trao đổi cation hỗn hợp (MCX), cột trao đổi anion hỗn hợp (MAX), cột SAX, cột SCX, cột Strata®-X, cột Floresil. Như cột HLB đã được sử dụng để tách 14 kháng sinh QNs trong cá với hiệu suất thu hồi từ 65 - 86% ở nồng độ thêm chuẩn là 50 và 100 µg/kg [51], cột Strata-X được dùng để chiết và làm giàu kháng sinh QNs, SAs và TRI trong mẫu nước thải với độ thu hồi trên 50% [129]. Phần lớn các nghiên cứu khảo sát về các loại cột cho thấy các kháng sinh hấp thụ tốt trên cột HLB do nó có độ thu hồi cao khoảng 70 – 120%, nên nó thường được sử dụng để chiết kháng sinh trong các mẫu môi trường [103, 126, 150]. 2. Xử lý mẫu bằng phương pháp chiết lỏng – lỏng (LLE) Nguyên tắc của phương pháp chiết lỏng – lỏng là dựa trên sự phân bố của chất phân tích vào hai pha lỏng (hai dung môi) không trộn lẫn vào nhau (trong hai dung môi, có một dung môi chứa chất phân tích) được để trong một dụng cụ chiết như phễu chiết, bình chiết. Hiệu quả của dung môi chiết phụ thuộc vào ái lực của chất tan với dung môi chiết (KD), tỷ pha (V) và số lần chiết (n). Trong một số trường hợp có thể thay đổi giá trị KD theo yêu cầu bằng cách điều chỉnh pH của mẫu để ngăn chặn sự ion hóa của các axit hoặc bazơ, tạo các cặp ion với các chất tan ion hóa, tạo phức kỵ nước với các ion kim loại, thêm các muối trung tính vào nước để giảm độ hòa tan của các chất hữu cơ. Có hai phương pháp chiết: Chiết pha tĩnh và chiết dòng chảy liên tục. 1.7.2. Các phương pháp phân tích kháng sinh 1.7.2.1. Phươngpháp ELISA ELISA (Enzyme-Linked ImmunoSorbent Assay) hay EIA (Enzyme ImmunoAssay) là một kỹ thuật sinh hóa dựa trên sự kết hợp đặc hiệu giữa kháng nguyên và kháng thể,
- 39. 26 trong đó kháng thể được gắn với một enzyme. Khi cho thêm cơ chất thích hợp (thường là nitrophenol phosphate) vào phản ứng, enzyme sẽ thủy phân cơ chất thành một chất có màu. Sự xuất hiện màu chứng tỏ đã xảy ra phản ứng đặc hiệu giữa kháng thể với kháng nguyên và thông qua cường độ màu để nhận biết được nồng độ kháng nguyên hay kháng thể cần phát hiện. Nhược điểm lớn nhất của phương pháp là sự liên kết không rõ ràng giữa chất phân tích mục tiêu và kháng thể, vì vậy dễ bị ảnh hưởng của nền mẫu. Do các hợp chất hóa học như protein, chất béo, dung môi,… có trong mẫu có thể ảnh hưởng tới sự gắn kết của kháng thể vào chất phân tích . Ngoài ra phương pháp ELISA không phân biệt được riêng rẽ từng kháng sinh của một lớp mà cung cấp một ước tính bán định lượng của "tổng" dư lượng phát hiện [26]. Vì vậy, phương pháp ELISA chỉ là một phương pháp bán định lượng, có độ chọn lọc cũng như độ nhạy thấp. Nhưng phương pháp này có ưu điểm là nhanh chóng, đơn giản, chi phí thấp do không cần có quá trình xử lý mẫu. Hiện nay phương pháp ELISA được sử dụng rộng rãi trong nhiều lĩnh vực nghiên cứu như y học, nông nghiệp và đặc biệt là được sử dụng để đánh giá nhanh chất lượng thực phẩm, không dùng để đánh giá dư lượng kháng sinh trong các mẫu môi trường. Phương pháp ELISA đã sử dụng để xác định tetracycline trong mô động vật lấy tại sông Mê Kông và sông Hồng của Việt Nam với giới hạn phát hiện 20 μg/kg [39]. 1.7.2.2. Phương pháp von - ampe Phương pháp phân tích cực phổ hay phương pháp phân tích vôn-ampe là phương pháp dựa vào việc nghiên cứu đường cong von – ampe (đường cong phân cực) biểu diễn sự phụ thuộc của cường độ dòng điện vào điện thế khi điện phân đặc biệt, trong đó có một điện cực có diện tích bề mặt bé. Quá trình khử (hay oxi hóa) các ion chủ yếu xảy ra trên vi điện cực, xây dựng đồ thị I = f(E) (I là cường độ dòng điện chạy qua mạch, E là điện thế đặt vào 2 cực của bình điện phân). Quá trình phân tích theo phương pháp von-ampe hoà tan gồm 2 giai đoạn là làm giàu và hòa tan. Phương pháp von - ampe có ưu điểm trong phân tích các chất hữu cơ, dược phẩm bao gồm những chất có hoạt tính điện hóa có khả năng hấp phụ trên bề mặt điện cực giọt thủy ngân, các chất không có hoạt tính điện hóa trực tiếp trên điện cực giọt cũng có thể xác định bằng cách gắn với các nhóm như nitro, nitroso… hoặc thủy phân tạo thành chất mới có hoạt tính điện hóa. Phương pháp cực phổ sóng vuông đã được ứng dụng để xác định hàm lượng kháng sinh erythromycin A trong tôm càng xanh và cá rô phi ở khu vực sông Mê Kông với giới hạn phát hiện của phương pháp (LOD) là 0,52 µg/kg và 0,57 μg/kg tương ứng [101]. 1.7.2.3. Phương pháp điện di maoquản (CE) Nguyên tắc của kỹ thuật điện di mao quản (CE) là dựa trên cơ sở tính chất điện di (sự di chuyển) của các phân tử chất tan (các ion chất tan, chất phân tích) trong ống mao quản
- 40. 27 (đường kính 30 - 200 μm) trên nền dung dịch chất điện ly và chất đệm pH thích hợp, dưới tác dụng của một từ trường xác định được cung cấp bởi một nguồn cao thế một chiều ( 10 – 50 KV) đặt vào hai đầu mao quản. Phương pháp CE có ưu điểm là lượng mẫu phân tích nhỏ, tốc độ phân tích nhanh, thao tác đơn giản hơn nhiều so với kỹ thuật phân tích HPLC. Dung dịch pha động cũng như mẫu phân tích thường được pha trong nước cất khử ion (nước deion) và sử dụng rất ít. Cột tách là ống mao quản nhỏ, rẻ, cho hiệu suất tách cao, dễ tái sinh hơn nhiều so với phương pháp HPLC. Ngoài ra CE có thể phân tích định lượng cùng một lúc hàng trăm chất chỉ một lượng nhỏ mẫu [143] Nhược điểm của phương pháp là do tế bào dòng chảy (flowcell) nằm ngay trên mao quản nên độ nhạy của phương pháp thấp hơn nhiều so với các phương pháp khác. Máy làm việc ở vùng có điện áp rất cao nên phải cẩn trọng khi làm việc. Lượng mẫu sử dụng nhỏ là một ưu điểm của phương pháp cũng đồng thời là nhược điểm của nó. Khi lượng mẫu nhỏ dẫn đến sai số lớn khi phân tích hàm lượng lớn do hệ số pha loãng cao. Đối với mẫu có hàm lượng nhỏ, khi tăng thời gian bơm mẫu thì gây ra hiện tượng doãng pic, hiệu suất tách không cao. Thời gian lưu của dung dịch phụ thuộc rất nhiều vào thành phần đệm, dung dịch điện ly vì vậy đòi hỏi phải cẩn thận và tỉ mỉ [143]. Phương pháp này thường được áp dụng để phân tích các mẫu mà không thể xác định được bằng sắc ký khí hoặc sắc ký lỏng, do giới hạn phát hiện cao nên thích hợp trong phân tích các chất kháng sinh trong dược phẩm. CE đã được ứng dụng trong một số các nghiên cứu, như xác định bốn kháng sinh họ aminoglycosides trong mẫu sữa với giới hạn xác định là từ 0,5 đến 1,5 µg/kg bằng derector huỳnh quang [143]. 1.7.2.4. Phương pháp sắc ký lỏng hiệu năng cao (HPLC) Sắc ký lỏng hiệu năng cao là một phương pháp hóa lý dựa vào ái lực khác nhau của các chất giữa hai pha luôn tiếp xúc với nhau. Pha động là chất lỏng chảy qua cột với một tốc độ nhất định dưới áp suất cao còn pha tĩnh là chất nhồi cột làm nhiệm vụ tách hỗn hợp chất phân tích, đó là những chất rắn, xốp và kích thước hạt rất nhỏ, từ 3 - 7 μm. Một số loại detector dùng trong HPLC như: Detector quang phổ hấp thụ phân tử (UV-VIS), detector huỳnh quang (RF), detector độ dẫn, detector mảng diot (DAD), detector khối phổ (MS). Trong những năm gần đây, phương pháp HPLC với cột tách pha đảo đã đóng một vai trò vô cùng quan trọng trong việc tách và phân tích các chất trong mọi lĩnh vực khác nhau, nhất là trong việc tách và phân tích lượng vết các chất. Như trong nghiên cứu của Dương Hồng Anh và cộng sự (2008) sử dụng HPLC với đầu dò huỳnh quang để xác định các kháng sinh QNs trong nước thải bệnh viện [1]. Ngoài ra HPLC với đầu dò huỳnh quang còn được sử dụng để xác định 14 kháng sinh quinolones trong cá [51]. Đối với phân tích hàm lượng vết, detector khối phổ (MS) là một sự lựa chọn ưu tiên do có thể phát hiện và phân tích chất trong các đối tượng phức tạp.
- 41. 28 1.7.2.5. Phương pháp sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS) Sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS-MS) gồm một máy sắc ký lỏng hiệu năng cao được ghép nối tiếp với một thiết bị hai lần khối phổ MS-MS thông qua buồng ion hóa ESI (electron spray ionization). Buồng ion hóa bao gồm đầu ion hóa ESI Probe và buồng truyền dẫn ion-Ion Optic. Đây là bộ phận có nhiệm vụ ion hóa và truyền dẫn các ion của chất phân tích từ cột sắc ký vào các tứ cực, loại bỏ các chất bẩn và dung môi. Thông số quan trọng nhất của buồng ion hóa là nhiệt độ của ống mao quản (capillary temperature), nhiệt độ này có tác dụng hóa hơi dung môi, giảm sự hình thành các giọt dung môi trong buồng phân tích, do đó tăng cường tín hiệu đến detector. Mẫu phân tích sau khi xử lý loại bỏ các chất gây nhiễu đường nền, được bơm vào LC/MS/MS, dựa vào ái lực của cấu tử giữa pha tĩnh thường là chất rắn và pha động (lỏng) mà mỗi cấu tử sẽ được rửa giải ra khỏi cột theo thứ tự khác nhau. Cấu tử ra khỏi cột được đưa vào đầu dò MS và ở đây cấu tử được ion hóa, phân mảnh và được phát hiện dựa trên thông số m/z. Ưu điểm của phương pháp: Các chất kháng sinh được tách và làm sạch khỏi nền mẫu sinh học trên cột sắc ký lỏng pha đảo. Với sự phát triển của công nghệ, thiết bị sắc ký lỏng có thể chạy ở áp suất lớn và sử dụng cột sắc ký lỏng với kích thước hạt nhỏ (cỡ 3 µm) cho độ phân giải cao, giúp tách tốt các chất kháng sinh và cho độ nhạy tốt hơn. Đầu dò hai lần khối phổ có độ nhạy cao và có thể xác định hàm lượng kháng sinh đến giới hạn 0,1 µg/kg. Đầu dò hai lần khối phổ có độ chọn lọc cao và có thể sử dụng các ion mẹ, ion con để định tính chính xác nhất hàm lượng chất kháng sinh trong mẫu. Với những ưu điểm vượt trội như trên nên hiện nay phương pháp sắc ký lỏng ghép nối hai lần khối phổ (LC/MS/MS) được sử dụng phổ biến nhất trong xác định hàm lượng kháng sinh và được các tổ chức trên thế giới coi là phương pháp chuẩn trong xác kháng sinh. Vì vậy, nghiên cứu đã chọn thiết bị sắc ký lỏng hai lần khối phổ để phân tích kháng sinh họ QNs, SAs, TRI trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh của 5 hồ Hà Nội. Qua phần tổng quan các nghiên cứu trong nước và trên thế giới cho thấy một số vấn đề tồn tại cần nghiên cứu: - Hiện nay ở Việt Nam cũng như trên thế giới chưa có một một qui trình chuẩn về phân tích đồng thời nhiều họ kháng sinh trong nước, sinh vật và trầm tích. Đã có nhiều nghiên cứu khoa học đưa ra các quy trình phân tích đồng thời các kháng sinh trong các môi trường, nhưng mỗi tác giả lại sử dụng một hóa chất khác nhau và đưa ra kết quả thẩm định khác nhau. Đây là một trở ngại lớn cho người nghiên cứu khi muốn chọn một qui trình phân tích phù hợp với điều kiện phòng thí nghiệm. Vì vậy trong nghiên cứu này đã tiến hành tối ưu hóa quy trình phân tích kháng sinh trong nước, trầm tích và cá. - Các nghiên cứu cho thấy kháng sinh tồn tại trong tất cả các môi trường (nước, sinh vật, trầm tích, đất) và thường ở nồng độ rất thấp (ng/L hoặc ng/kg) nhưng chúng vẫn có khả năng gây tác động tới môi trường sinh thái. Ở Việt Nam, chưa có một công trình nào nghiên cứu về kháng sinh trong môi trường nước hồ tự nhiên, phần lớn các nghiên cứu tập trung đánh giá ô nhiễm kháng sinh trong nước thải từ các trang trại nuôi, nước thải bệnh
- 42. 29 viện hoặc nước thải ở một số vị trí sông tiếp nhận các nguồn thải. Trong nghiên cứu này sẽ tiến hành đánh giá sự phân bố kháng sinh trong nước, trầm tích cá và ốc của các hồ Hà Nội. - Nhiều sông hồ trên thế giới đã được các nhà khoa học nghiên cứu về mức độ ô nhiễm kháng sinh và đưa ra những rủi ro sinh thái do kháng sinh gây ra, nhưng ở Việt Nam chưa có một công trình nghiên cứu nào về những rủi ro sinh thái do kháng sinh gây ra với các sinh vật thủy sinh sống trong các hồ tự nhiên. Trong nghiên cứu sẽ tiến hành đánh giá mức độ nguy hại của kháng sinh họ QNs, SAs và TRI đối với quần thể sinh vật trong môi trường nước và trầm tích.
- 43. 30 CHƯƠNG 2. PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU 2.1. Đối tượng nghiên cứu Đối tượng nghiên cứu là môi trường nước, trầm tích, cá rô phi đen (Oreochromis mossambicus) và ốc nhồi Pila polita của năm hồ của Hà Nội gồm hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Thủ Lệ, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở. Những thông tin về diện tích hồ, số cống thải và thoát nước chính của các hồ nghiên cứu thể hiện ở bảng 2.1. Bảng 2.1. Diện tích,cống tiêu và thoát nước của 5 hồ Hà Nội [8] STT Tên các hồ Diện tích (ha) Số cống thải và thoát chính 1 Hồ Yên Sở 137 - 2 Hồ Tây 516 12 3 Hồ Trúc Bạch 18,47 3 4 Hồ Thủ Lệ 6,85 3 5 Hồ Ngọc Khánh 3,74 5 Hồ Tây là hồ tự nhiên lớn nhất Hà Nội với dung lượng chứa là 10,4 triệu m3, độ sâu trung bình 1,5-2,0 m. Phân bố độ sâu của hồ như sau: cách bờ 1-2 m, nông nhất là 0,6 - 0,7 m; sâu nhất là 1,5-1,7 m; cách bờ 15-20 m nông nhất là 1,2-1,3 m; sâu nhất là 2,0-2,4 m; cách bờ từ 100m; từ 2,4 đến 2,8 m [18]. Tầng đáy hồ là lớp bùn dày 0,2 - 1,5 m, tại các vùng có cống thải lớp bùn đáy dày hơn so với các vùng khác. Kết quả phân tích hồ Tây tháng 6 năm 2014: pH = 8,7; SS = 49 mg/L; COD = 147 mg/L. Nối thông với hồ Tây là hồ Trúc Bạch có độ sâu trung bình khoảng 2 mét, mực nước sâu nhất vào mùa khô là 5,8 mét, mùa mưa 6,2 mét. Bên cạnh hồ Trúc Bạch là hệ thống xử lý nước thải công suất 2.300 m3/ngày đêm xử lý nước thải trước khi vào hồ. Năm 2010, nước hồ đã được xử lý theo công nghệ hiện đại kết hợp với sử dụng chế phẩm, nhưng kết quả phân tích nước hồ Trúc Bạch tháng 6 năm 2014 cho thấy một số giá trị vượt quá quy chuẩn quốc gia về chất lượng nước mặt QCVN 08 : 2008/BTNMT (pH =8,1; SS = 78 mg/L; BOD = 79 mg/L; COD = 162 mg/L). Hồ Thủ Lệ nằm trong công viên Thủ Lệ có dung lượng chứa là 420.000 m3, công suất điều tiết dòng chảy là 192.000 m3, độ sâu trung bình 3,0 mét. Các chỉ số phân tích tháng 6 năm 2014: pH = 8,1; SS = 9,5 mg/L; COD = 93,6 mg/L). Hồ Ngọc Khánh là một trong những hồ điều hòa giữa trung tâm thủ đô có độ sâu trung bình khoảng 2 m, năm 2009 hồ đã tiến hành cải tạo nhưng chất lượng nước chỉ được cải thiệt một thời gian sau đó bị ô nhiễm trở lại, do các nguồn thải vào hồ không được ngăn chặn. Kết quả phân tích chất lượng nước hồ tháng 6 năm 2014 (pH = 7,8; SS = 26 mg/L; COD = 367 mg/L) cho thấy hàm lượng COD trong nước đã vượt quá quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về chất lượng nước mặt nhiều lần. Hồ Yên Sở thuộc quận Hoàng Mai, Hà Nội là hệ thống gồm năm hồ, trong đó có hai hồ chính là hồ số 1 và hồ số 2 ở phía Bắc bên ngoài công viên; hồ 3, 4 và 5 nằm trung tâm,
- 44. 31 hạ lưu sông Kim Ngưu, phía Nam bên trong công viên, các hồ này được nối thông với nhau. Nơi đây tiếp nhận hơn 50% nước thải của Hà Nội, độ sâu trung bình của hồ từ 2,5 – 3 m. Trong nghiên cứu lựa chọn hồ số 2 để tiến hành đánh giá kháng sinh trong hồ, vì đây là hồ có diện tích lớn nhất và nằm tiếp giáp với sông Sét và sông Kim Ngưu. Kết quả phân tích nước hồ số 2 tháng 6 năm 2014: pH = 9,1; SS = 37 mg/L; COD = 224 mg/L. 2.2. Hóa chất, dụng cụ và thiết bị 2.2.1. Hóa chất Các dung môi sử dụng để xử lý mẫu và chạy sắc ký lỏng hai lần khối phổ là những dung môi có độ tinh khiết cao chuyên dùng để phân tích và chạy máy sắc ký gồm: Methanol (CH3OH), acetonitrile (ACN) thuộc loại chạy sắc kí của hãng JT.Baker – Mỹ, nước đã được deion hóa đến 18,2 MΩ dùng để chạy sắc ký và xử lý mẫu, hexan, axit focmic, axeton là các hóa chất tinh khiết dùng trong phân tích của hãng Merck –Đức. Các hóa chất tinh thể dùng để xử lý mẫu gồm axit citric (C6H8O7.H2O), trinatri citrate dihydrate (C6H5O5Na3.2H2O), Na2EDTA, NaOH là các hóa chất tinh khiết dùng trong phân tích của hãng Merck – Đức. Chất chuẩn kháng sinh gồm sulfathiazole (STZ), sulfamethazine (SMZ), sulfamethoxazole (SMX), sulfamerazine (SMR), ciprofloxacin (CIP), norfloxacin (NOR), enrofloxacin (ENR), ofloxacin (OFL), trimethoprim (TRI) - Kanto Chemical Co – Nhật Bản có độ tinh khiết >98%. Khí N2 tinh khiết đến 99,9%; khí argon 99,999% của hãng Messer Cột chiết pha rắn: Trong nghiên cứu sử dụng cột Oasis HLB của hãng Water Oasis. Cột chiết pha rắn HLB của hãng Water Oasis có chất nhồi cột được làm từ vật liệu copolymer poly (divinylbenzene-co-N-vinylpyrrolidone) có cả hai đặc tính ưa nước và ưa mỡ nên có thể sử dụng để chiết cả hai hợp chất phân cực và ít phân cực. Công thức cấu tạo của vật liệu nhồi cột và hình ảnh của cột nhồi được thể hiện ở hình 2.1 đến hình 2.3. Các loại cột chiết pha rắn HLB sử dụng: - Cột chiết pha rắn ngắn Water Oasis® PlusHLB, trong mỗi cột có chứa 225 mg chất hấp thụ với kích thước hạt 60 m, mã (186000132) được sử dụng để xử lý mẫu bùn. - Cột chiết pha rắn Oasis HLB 6 cc, 200 mg chất hấp thụ mỗi cột, kích thước hạt 30 µm mã (WAT106202) được sử dụng để xử lý mẫu nước. Hình 2.1. Công thức cấu tạo của vậtliệu làmcộtOasis HLB Hình 2.2. Cộtchiếtpha rắn WaterOasis®PlusHLB Hình 2.3. Cột chiết pha rắn WaterOasis HLB6cc, 200mg Chuẩn bị dung dịch chuẩn:
- 45. 32 Các chất chuẩn đơn được pha ở nồng 1000 mg/L trong môi trường methanol, riêng đối với các chất chuẩn thuộc họ quinolons khó tan trong môi trường methanol nên hòa tan trong dung dịch methanol chứa 1% amoni. Tất cả được bảo quản ở -200C sử dụng trong 6 tháng. Dung dịch làm việc: Trộn hỗn hợp các chất chuẩn đơn pha ở trên, pha chất chuẩn trong dung dịch methanol 20% có chứa axit focmic 0,1%, dung dịch được bảo quản ở 40C, sử dụng trong một tuần. Các nồng độ dung dịch chuẩn, được chuẩn bị thường xuyên với dải nồng độ từ 0,1 đến 450 g/L. 2.2.2. Dụng cụ và thiết bị thí nghiệm Các dụng cụ thủy tinh thông thường như pipet, puret, bình định mức, bình tam giác, cốc đong các loại, phễu, vial, ... được rửa sạch và tráng bằng dung môi hexan, axeton, methanol. Thiết bị sắc ký lỏng hai lần khối phổ LC/MS/MS của hãng Thermo TSQ Quantum Access – Mỹ (hình 2.4). Hình 2.4. Thiết bị LC/MS-MS TSQ Quantum Access của hãng Thermo Các thiết bị thông thường gồm: tủ sấy, tủ nung, máy lắc, pipet tự động, cân phân tích 4 số - 224R VIBRA SHINKO DENSHI - Nhật Bản, máy thổi khí nitơ – Thermo, máy cô cất chân không - BUCHI – Thụy Sỹ, bộ chiết pha rắn SPC10-C – Chratec, máy trộn Vortex mixer – Velp-Scienfitica, máy đồng hóa mẫu – Ultra Turrax T25-IKA, máy li tâm Rotofix 32 – Hettich, bể siêu âm - Elma S60/H – Đức, màng lọc sợi thủy tinh đường kính lỗ 0,7 μm và 0,2 μm của hãng Whatman–Mainstone-Anh Quốc, thiết bị lấy mẫu nước, mẫu trầm tích và mẫu sinh vật - Wildco-Mỹ. 2.3. Lấy mẫu,bảo quản và xử lý mẫu Toàn bộ quá trình phân tích bao gồm năm bước: lấy mẫu, chuẩn bị mẫu, tách sắc ký, phát hiện và xử lý số liệu phân tích. Trong các bước này quan trọng nhất là lấy mẫu và chuẩn bị mẫu, vì các bước này dễ dẫn đến sai số và chiếm khoảng hơn 80% thời gian phân tích. Để xác định ô nhiễm kháng sinh trong nước, động vật thủy sinh và trầm tích của các hồ Hà Nội, trong nghiên cứu sử phương pháp lấy mẫu theo quy chuẩn Việt Nam và một số
- 46. 33 các nghiên cứu trước về đáng giá hàm lượng kháng sinh trong hồ [62, 70, 151, 164]. Bảng 2.2. tổng hợp số lượng mẫu lấy ở các hồ Hà Nội. Bảng 2.2. Bảng tổng hợp số mẫu lấy tại năm hồ Hà Nội STT Tên hồ Số lượng mẫu Nước Trầm tích Cá rô phi Ốc 1 Hồ Tây 144 108 10 2 Hồ Trúc Bạch 59 44 14 12 3 Hồ Thủ Lệ 30 10 4 Hồ Ngọc Khánh 30 10 5 Hồ Yên Sở 30 10 Mẫu nước các hồ được lấy và bảo quản theo Tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 5994 - 1995, TCVN 6663-3 : 2008, TCVN 6663-1:2011 và các tài liệu tham khảo [70, 151, 164]. Để xây dựng kế hoạch lấy mẫu, nghiên cứu đã tiến hành lấy mẫu sơ bộ ở các hồ, phân tích hàm lượng kháng sinh trong các mẫu sau đó sử dụng cộng thức kiểm định Fisher để tính sai số mắc phải của các kết quả phân tích, so sánh với sai số tối đa cho phép của quá trình lấy mẫu là dưới 10% nếu kết quả chưa đạt yêu cầu thì tính lại số lượng mẫu lấy theo công thức Manly. Phần lớn các điểm lấy mẫu trong hồ có độ sâu <3 m nên nghiên cứu chỉ tiến hàng đánh giá sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo không gian (chiều ngang) và thời gian còn độ sâu của các điểm lấy mẫu dao động từ 20 – 50 cm tùy thuộc vào độ sâu của hồ tại thời điểm đó. Theo các kết quả tham khảo của các nghiên cứu trước cho thấy nồng độ kháng sinh trong các mẫu nước có sự biến động rất lớn theo mùa, Hà Nội có bốn mùa khác nhau, vì vậy nghiên cứu lấy mẫu từ tháng 1 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015 với tần suất 2 tháng một lần tại các điểm đã được lựa trong hồ (thời gian và tọa độ các điểm lấy mẫu liệt kê trong phần phụ lục 1). Mẫu nước lấy tại hồ Ngọc Khánh (HNK), hồ Thủ Lệ (HTL), hồ Yên Sở (HYS) được lấy theo phương pháp tổ hợp diện tích, hồ chia làm ba khu vực khác nhau, mỗi khu vực được lấy ở nhiều điểm khác nhau, cùng độ sâu sau đó trộn lại thành một mẫu như thể hiện ở hình 2.5. Hồ Tây (HT), hồ Trúc Bạch (HTB) được lấy mẫu theo phương pháp đơn, đường tròn đồng tâm, vào tháng 3/2014, tháng 9/2014, tháng 1/2015, tháng 3/2015 và tháng 6/2015 số lượng mỗi lần lấy là 18 mẫu đối với hồ Tây và 7 mẫu đối với hồ Trúc Bạch thể hiện ở hình 2.6, các tháng còn lại số lượng mỗi lần lấy là 9 mẫu đối với hồ Tây và 4 mẫu đối với hồ Trúc Bạch. Riêng năm 2016 và 2017 các mẫu lấy ở hồ Trúc Bạch được lấy theo phương pháp tổ hợp, có bốn đợt lấy mẫu là vào tháng 10, ngày 01 và 28 tháng 12 năm 2016, tháng 1 năm 2017. Ngoài ra để đánh giá nguyên nhân ô nhiễm kháng sinh trong các hồ của Hà Nội, nghiên cứu còn tiến hành lấy mẫu nước thải ra ở gần cống Mộc của sông Tô Lịch đối diện số 253 phố Giáp Nhất, cống thải ra ở gần cầu số 2 của sông Kim Ngưu đối diện với số 190 Kim Ngưu từ tháng 01 đến tháng 9 năm 2014. Các mẫu chứa trong chai thủy tinh sạch, sẫm mẫu, được lọc sơ bộ trên màng lọc sợi thủy tinh
- 47. 34 Hồ Trúc Bạch Hồ Tây 0,7 μm để loại các hạt có kích thước lớn có thể gây tắc cột và bảo quản mẫu trong tủ lạnh ở nhiệt độ 40C. Tiến hành phân tích mẫu trong vòng 48 giờ sau khi lấy mẫu. Hồ Ngọc Khánh Hồ Thủ Lệ Hồ Yên Sở Hình 2.5. Vị trí lấy mẫu nước ở hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ Lệ và hồ Yên Sở Hình 2.6. Vị trí lấy mẫu nước và trầmtích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch Mẫu trầm tích được lấy dựa trên tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 6663-13:2000 và các tài liệu tham khảo [122, 123]. Các mẫu trầm tích được lấy đồng thời với thời điểm lấy mẫu nước với tần suất 2 tháng một lần và được lấy tại hồ Tây (HT) và hồ Trúc Bạch (HTB) từ tháng 5 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015. Vị trí lấy mẫu trầm tích trùng với vị trí lấy mẫu nước và xung quanh các điểm đó cách khoảng 2 mét lấy thêm 4 mẫu nữa, trộn đều, lấy khoảng 0,5 kg mẫu vào túi nilong, đem về phòng bảo quản ở nhiệt độ -20oC. Độ dày lớp trầm tích từ 10 – 15 cm. Các mẫu cá, ốc được lấy dựa trên tiêu chuẩn Việt Nam TCVN 5992:1995 và các tài liệu tham khảo [62, 70, 114]. Cá rô phi được lấy cùng ngày với mẫu nước tại 5 hồ: hồ
- 48. 35 Ngọc Khánh (HNK), hồ Thủ Lệ (HTL), hồ Tây (HT), hồ Trúc Bạch (HTB), hồ Yên Sở (HYS) từ tháng 1 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015, riêng hồ Trúc Bạch mẫu cá được lấy thêm bốn đợt nữa trùng với ngày lấy mẫu ốc, ốc được lấy ở hồ Trúc Bạch vào tháng 1/2014, tháng 3/2014, tháng 10/2016, ngày 01/12/2016, ngày 28/12/2016, tháng 1/2017 cùng ngày lấy mẫu nước. Các mẫu cá được lấy bằng cách dùng lưới đánh bắt, vị trí quăng lưới cách bờ khoảng 10 m, tránh vùng có nhiều rác và đánh bắt ở nhiều điểm khác nhau trên hồ, lựa chọn những con có chiều dài từ 10 - 25 cm, nặng từ 0,4 - 0,6 kg (tương đương với tuổi của cá trên 8 tháng), mỗi lần lấy mẫu từ 5 đến 10 con. Cá sau khi lấy về tiến hành rửa sạch đánh hết vảy, lọc lấy thịt, nghiền mịn, sau đó đem đi phân tích hoặc bảo quản ở nhiệt độ lạnh sâu -200C. Mẫu ốc được lấy bằng cách dùng vợt sục vào bùn dưới đáy hồ ở độ sâu khoảng 0,5 – 1 m, lấy ở nhiều điểm khác nhau, sau đó chia thành hai loại ốc: ốc có kích thước nhỏ là những con ốc có kích thước chiều cao 3-3,5 cm, vòng xoắn 3 – 4 (tương đương với tuổi 4 – 6 tháng), ốc có kích thước lớn là những con ốc có chiều cao 4 – 5,5 cm, vòng xoắn 3 - 5 vòng (tương đương với tuổi >8 tháng), mỗi lần lấy từ 20 đến 30 con xung quang hồ, lấy phần thịt, nghiền mịn và bảo quản ở -20oC. Các mẫu nước, trầm tích, cá rô phi được xử lý và phân tích theo quy trình ở mục 2.4.2 đến 2.4.4, riêng mẫu ốc được phân tích dựa theo quy trình tham khảo [35] là cân 5 gam ốc đã nghiền nhỏ vào ống Falcon polypropylene 250 mL, thêm 20 mL dung dịch axit metaphosphoric 0,3% - acetonitril (1: 1, v/v), 0,2 gam Na2EDTA, đồng nhất trong khoảng 1 phút, để yên 30 phút, lắc đều trong khoảng 10 phút, sau đó ly tâm trong 10 phút ở tốc độ 6000 vòng/phút tách lấy phần dung dịch cho vào bình quả lê 100 mL. Thêm tiếp 2x10 mL dung dịch axit metaphosphoric 0,3% - acetonitril (1: 1, v/v) vào ống Falcon, trộn đều, để yên, lắc và ly tâm tách lấy phần dung dịch phía trên cho vào bình quả lê. Loại bỏ hoàn toàn acetonitrile trong bình quả lê bằng máy quay chân không ở 280 bar, nhiệt độ 450C. Thêm nước vào bình quả lê đến 100ml, cho dung dịch đi qua cột HLB đã hoạt hóa (4ml MeOH và 4ml nước), chiết kháng sinh ra khỏi cột bằng 6 mL acetonitril. Thổi khô bằng khí nitơ, thêm acetonitril 10% (0,1% axit focmic) đến vạch 1 mL, lọc qua màng lọc 0,2 µm và xác định trên LC/MS/MS. 2.4. Tối ưu hóa quy trình phân tích đồng thời kháng sinh quinolones, sulfonamides và trimethoprim trong nước, trầm tích và cá rô phi 2.4.1. Khảo sát điều kiện tối ưu cho sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS) Hiện nay có rất nhiều phương pháp khác nhau để xác định hàm lượng kháng sinh trong các mẫu môi trường như ELISA, điện di, von-ampe, sắc ký lỏng hiệu năng cao detector huỳnh quang, …, nhưng phương pháp cho độ tin cậy nhất là sắc ký lỏng hai lần
- 49. 36 khối phổ (LC/MS/MS). Để xác định được đồng thời các kháng sinh và thu được cường độ tín hiệu cao trên LC/MS/MS thì cần phải lựa chọn được các điều kiện tối ưu cho thiết bị. Trong công thức cấu tạo của các kháng sinh QNS, SAS và TRI có chứa nhiều nhóm amin, các nhóm này dễ nhận proton H+ trong môi trường axit để hình thành ion [M+H]+, vì vậy lựa chọn chế độ ion hóa dương (positive) . Do đó ion mẹ của các kháng sinh nghiên cứu sẽ có tỉ khối m/z lớn hơn khối lượng phân tử 1 đơn vị. Hình 2.7. Sắc đồ khối phổ ion mẹ của kháng sinh ciprofloxacin Xác định ion mẹ của các kháng sinh QNS, SAS và TRI sử dụng dung dịch chuẩn đơn nồng độ 1 mg/L pha trong dung môi methanol và nước với tỉ lệ thể tích MeOH:H2O = 20:80. Dung dịch chuẩn được bơm trực tiếp bằng xi lanh, sau đó được đẩy vào buồng ion hoá nhờ một vòng mẫu 5µL và dòng dung môi pha động (ACN:FA 0,2% = 50:50) với tốc độ 250 µL/phút. Đầu dò khối phổ TSQ Quantum đặt ở chế độ quét scan Q1MS với dải quét phổ m/z 170 – m/z 450, khí N2 có tác dụng thổi và làm khô, khí agon được sử dụng làm khí va chạm, các phân tử kháng sinh sẽ bị ion hóa thành nhiều mảnh như thể hiện ở hình 2.7. Do vậy, cần phải loại bỏ các mảnh đồng phân của chúng bằng cách áp một điện thế 12V vào đầu skimmer (skimmer offset voltage). Kết quả ion mẹ của các kháng sinh nghiên cứu thể hiện trong bảng 2.3. CIP-332
- 50. 37 Bảng 2.3. Thời gian lưu, thông số khối phổ của các kháng sinh họ SAs, QNsvà TRI Tên chất Thời gian lưu (Phút) Ion mẹ (m/z) Ion con định lượng (Năng lượng) m/z (eV) Ion con định tính (Năng lượng) m/z (eV) Sulfathiazole 6,91 256 256→156 (12) 256→108 (20) Sulfamethazine 8,48 279,1 279,1→186 (16) 279,1→124 (20) Sulfamethoxazole 8,77 254 254→156 (13) 254→108,2 (20) Sulfamerazine 6,55 265 265→156 (14) 265→108 (18) Trimethoprim 8,34 291,2 291,2→230,1 (21) 291,2→123 (22) Ciprofloxacin 8,61 332,2 332,2→288 (15) 332,2→230,8 (33) Norfloxacin 8,62 320,2 320,2→275,6 (15) 320, 2→302,3 (22) Ofloxacin 8,53 362 362→261(28) 362→318 (20) Enrofloxacin 8,33 360 360→342 (20) 360→245 (28) Từ ion mẹ của kháng sinh khi bị bắn phá lần hai sẽ cho những ion con đặc trưng, các ion con này được sử dụng để phân tích định tính và định lượng chất đó. Các ion con của kháng sinh họ QNS, SAs, TRI được xác định bằng cách đặt thông số của máy ở chế độ quét ion con (Scan Product), bắn phá ion mẹ của các kháng sinh nghiên cứu, sau đó quét phổ của các ion con. Kết quả quét phổ ion con các kháng sinh cho thấy từ ion mẹ của các kháng sinh tạo ra nhiều mảnh ion khác nhau, như trên hình 2.8 cho thấy từ ion mẹ của TRI đã hình thành các ion con có tỷ lệ m/z là [M-H2O+H]+ (m/z 275), [M+H-CH2O]+ (m/z 261) và [M+H-CH2O=CH3O]+ (m/z 230), …. Theo tiêu chuẩn của châu Âu 2002/657/EC đối với sắc ký LC/MS/MS chỉ cần chọn hai ion con có cường độ tín hiện lớn nhất làm mảnh định lượng và mảnh định tính. Vì vậy nghiên cứu đã sử dụng chế độ quét tự động để xác định năng lượng bắn phá và ion con định tính và ion con định lượng của các kháng sinh nghiên cứu. Kết quả xác định ion con của các kháng sinh nghiên cứu thể hiện ở bảng 2.3. Hình 2.8. Sắc đồ khối phổ ion con của kháng sinh TRI
- 51. 38 Các thông số tối ưu cho sắc kỹ lỏng hai lần khối phổ LC/MS/MS được dựa trên nghiên cứu của Nguyễn Trọng Trúc và cộng sự (2010) [12], sách hướng dẫn sử dụng thiết bị của hãng Thermo như sau: Thông số cho nguồn ion hoá ESI: Chế độ ion hóa: Positive (+) Điện thế ion hoá (Spray Voltage): 4000 V Áp suất khí bay hơi (sheath gas pressure): 35 psi Áp suất khí bổ trợ (aux gas pressure): 5 psi Nhiệt độ mao quản (Capillary Temperature): 2700C Điện thế tube lens: 114 V Khí bổ trợ Ar: 1.5mTorr Thông số cho khối phổ: Độ rộng của phổ Q1: 0,7 Da. Độ rộng của phổ Q2: 1 Da Tốc độ quét: 0,25 s Chế độ sắc ký lỏng: Cột Hypersil Gold C18, 3 µm, 150x2.1 mm Tốc độ dòng: 250 µL/phút Thể tích bơm mẫu: 10 µL. Ngoài ra để tăng khả năng phát hiện, khả năng phân tách của các kháng sinh và có thể phân tích đồng thời nhiều họ kháng sinh một lúc, nghiên cứu đã tiến hành khảo sát dung môi sử dụng làm pha động và điều kiện chạy pha động. 2.4.2. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu nước xác định đồng thời các kháng sinh Hàm lượng kháng sinh trong các mẫu nước hồ thường rất thấp, vào khoảng từ vài chục ng/L đến vài trăm ng/L, vì vậy cần phải tiến hành xử lý, làm giàu mẫu trước khi phân tích trên thiết bị LC/MS/MS để có thể thu được hiệu suất thu hồi cao nhất, loại bỏ các tạp chất gây ảnh hưởng đến kết quả phân tích. Quy trình phân tích kháng sinh họ QNs, SAs, TRI trong nước đã được nhiều nhà khoa học nghiên cứu và công bố [26, 104], mỗi tác giả đưa ra những điều kiện xử lý và sử dụng các loại hóa chất khác nhau, hiệu suất thu hồi khác nhau, giới hạn định lượng và định tính khác nhau. Trên cơ sở các quy trình phân tích kháng sinh trong nước đã được công bố (như hình 2.9), nghiên cứu đã tiến hành khảo sát lại một số bước cho phù hợp với điều kiện phòng thí nghiệm. Các bước tiến hành khảo sát gồm:
- 52. 39 Hình 2.9. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh QNs, SAs, TRI trong nước 1/ Thể tích mẫu chiết. 2/ Giá trị pH của mẫu chiết. 3/ Thẩm định lại phương pháp phân tích thông qua các chỉ số: khoảng tuyến tính của đường chuẩn, độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo, giới hạn phát hiện (MDL) và giới hạn định lượng (MQL) của phương pháp. 2.4.3. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu trầm tích xác định đồng thời các kháng sinh Kháng sinh tồn tại trong trầm tích thường khó phân tích hơn so với các môi trường khác, do trong trầm tích chứa nhiều các tạp chất khác nhau đặc biệt là các tạp chất khó phân hủy và kim loại. Đã có nhiều công trình nghiên cứu công bố về quy trình xác định kháng sinh trong trầm tích [31, 151], mỗi công trình đều sử dụng các loại hóa chất, tỷ lệ khác nhau và hiệu suất thu hồi, giới hạn phát hiện, giới hạn định lượng khác nhau. Trên cơ sở các nghiên cứu đó (như qui trình phân tích ở hình 2.10), tác giả đã tiến hành khảo sát lại các điều kiện cho phù hợp với phòng thí nghiêm gồm:
- 53. 40 Hình 2.10. Sơđồphântích đồng thờikháng sinhQNs, SAs, TRItrong trầmtích 1/ Khảo sát trạng thái của mẫu. 2/Khảo sát dung môi chiết. 3/ Khảo sát ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh. 4/ Thẩm định phương pháp thông qua các chỉ số: Khoảng tuyến tính của đường chuẩn, ảnh hưởng của nền mẫu, độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo, MDL, MQL. 2.4.4. Tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu cá rô phi xác định đồng thời các kháng sinh Dư lượng kháng sinh trong các sản phẩm thực từ lâu đã được nhiều quốc gia trên thế giới quan tâm, song song với chúng là những quy trình chuẩn về phân tích một kháng sinh hoặc một họ kháng sinh cũng được đưa ra như Bộ sức khỏe và phúc lợi gia đình của Ấn Độ, cơ quan bảo vệ môi trường Hoa Kỳ. Nhưng trong nghiên cứu đánh giá môi trường, số lượng mẫu phân tích thường rất lớn, nếu tiến hành phân tích từng kháng sinh hoặc một họ kháng sinh thì thời gian phân tích lâu, chi phí phân tích tăng lên và không tận dụng được ưu điểm của thiếp bị LC/MS/MS. Hiện nay đã có những công trình nghiên cứu công bố về xác định đồng thời dư lượng kháng sinh họ SAs, QNs, TRI trong cá nói riêng và trong động vật nói chung [89, 125, 151], mỗi quy trình sử dụng các loại hóa chất khác nhau, tổ
- 54. 41 hợp các nhóm kháng sinh khác nhau, giới hạn phát hiện, giới hạn định lượng và hiệu suất thu hồi cũng khác nhau. Để thuận tiện cho việc thực nghiệm, nghiên cứu đã tiến hành khảo sát lại các điều kiện xử lý mẫu dựa trên quy trình phân tích ở hình 2.11 gồm: 1/ Khảo sát điều kiện dung môi chiết. 2/ Khảo sát điều kiện loại chất béo. 3/ Thẩm định phương pháp phân tích thông qua các chỉ số: Ảnh hưởng của nền mẫu, khoảng tuyến tính của đường chuẩn, độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, dộ không đảm bảo đo, MDL, MQL. Hình 2.11.Sơđồ phântích đồngthờikhángsinh QNs,SAs, TRItrong động vậtthủy sinh 2.5. Hàm lượng và sự phân bố kháng sinh quinolones, sulfonamidesvà trimethoprim trong các hồ của Hà Nội Kháng sinh tồn dư trong môi trường nước thì cũng có khả năng tích tụ trong trầm tích, động vật thủy sinh, vì vậy để đánh giá toàn diện về mức độ ô nhiễm kháng sinh trong 5 hồ của Hà Nội, nghiên cứu đã tiến hành lấy mẫu ở cả ba môi trường để xác định nồng độ kháng sinh. Các mẫu môi trường sau khi thu thập tại HT, HTB, HTL, HNK và HYS từ tháng 1 năm 2014 đến tháng 01 năm 2017 được đem đi phân tích theo quy trình đã khảo sát để xác định nồng độ kháng sinh QNs, SAs, TRI. Tất cả các bước trong quy trình phân tích như lấy mẫu, bảo quản mẫu, xử lý mẫu và phân tích trên sắc ký lỏng hai lần khối phổ đều được thực hiện theo như kế hoạch đã lập ra. Trong mỗi đợt lấy mẫu phân tích kháng
- 55. 42 sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh thường tiến hành dựng lại đường chuẩn và các mẫu đều được phân tích lặp lại 3 lần để đánh giá độ ổn định của thiết bị. Kháng sinh khi ở trong môi trường nước chịu tác động của nhiều yếu tố khác nhau như môi trường nước, điều kiện khí hậu, …. Để đánh giá nguyên nhân gây ô nhiễm kháng sinh, quy luật phân bố kháng sinh theo không gian và thời gian trong nước và trầm tích của các hồ Hà Nội, nghiên cứu đã tiến hành lấy mẫu ở các vị trí và thời gian khác nhau trong hồ, các vị trí cống xả từ hộ gia đình ra sông Tô Lịch và sông Kim Ngưu. Từ các kết quả phân tích kháng sinh, kết hợp với các số liệu về thời tiết (nhiệt độ, lượng mưa trung bình trong tháng), kết quả khảo sát về tình hình nuôi cá ở các hồ đưa ra các kết luận về nguyên nhân gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ, quy luật phân bố kháng sinh. 2.6. Đánh giá sự nguy hạicủa kháng sinh 2.6.1. Xác định hệ số tích tụ kháng sinh trong trầm tích và động vật thủy sinh của hồ Hà Nội Kháng sinh khi tồn tại trong nước hồ thì chúng có khả năng bị hấp phụ vào trầm tích và được đặc trưng bằng hệ số hấp phụ Kd. Các giá trị Kd có thể được xác định trực tiếp bằng thực tế và được đo bằng tỷ số giữa nồng độ chất hấp phụ trong trầm tích với nồng độ chất trong nước ở trạng thái cân bằng theo công thức [151]: (2.1) Trong đó: Cs –Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích (ng/Kg) Cw – Nồng độ trung bình của hợp chất hòa tan trong nước (ng/L) Động vật thủy sinh thường xuyên bị phơi nhiễm trong môi trường có kháng sinh, do đó chúng sẽ bị tích lũy sinh học. Đại lượng đặc trưng cho khả năng tích lũy sinh học là hệ số tích lũy sinh học (BAF). Hệ số tích lũy sinh học BAF là tỷ số giữa nồng độ của một hóa chất tích lũy trong một sinh vật (từ thực phẩm và tiếp xúc trực tiếp) với nồng độ trong môi trường xung quanh theo công thức [74, 100]: BAF = (2.2) Trong đó: CB – Nồng độ kháng sinh trong sinh vật (ng/kg) CWT – Nồng độ kháng sinh trong nước (ng/L) Vì vậy nghiên cứu tiến hành phân tích hàm lượng kháng sinh trong trầm tích, trong nước, trong cá rô phi và trong ốc của 5 hồ Hà Nội, sau đó sử dụng công thức 2.1 và 2.2 để xác định khả năng tích tụ kháng sinh trong trầm tích và trong động vật thủy sinh của hồ. 2.6.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật Kháng sinh tồn dư trong môi trường có thể gây ảnh hưởng cấp tính và mãn tính tới quần thể sinh vật sống trong môi trường đó. Nhưng theo các kết quả nghiên cứu trước cho thấy nồng độ kháng sinh trong môi trường nước sông, hồ tự nhiên thường từ ng/L đến µg/L, do đó nguy cơ gây ra ảnh hưởng cấp tính là rất khó xảy ra. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá ảnh hưởng của kháng sinh dựa trên giá trị EC50 và thương số nguy hại HQ.
- 56. 43 Giá trị EC50 được lấy dựa trên các tài liệu tham khảo trước còn giá trị HQ được tính bằng tỷ số giữa nồng độ chất ô nhiễm trung vị đo được trong môi trường với nồng độ dự báo ngưỡng (theo công thức 1.1). Các giá trị nồng độ không gây tác động được dự đoán trong nước (PNECw) được lấy từ các nguồn tài liệu tham khảo, còn giá trị nồng độ không gây tác động được dự đoán trong trầm tích (PNECs) được tính theo công thức [166]: PNECrắn = PNECnước .Kd (2.3) Từ các kết quả nghiên cứu về kháng sinh trong 5 hồ Hà Nội, đề xuất các biện pháp quản lý và kỹ thuật nhằm hạn chế kháng sinh xâm nhậm vào hồ. 2.7. Thẩm định phươngpháp Thống kê toán học là một phương pháp giúp đưa ra những khẳng định có tính khách quan về các kết quả phân tích, vì vậy các số liệu phân tích sử dụng để đánh giá phải dùng thống kê để làm cơ sở so sánh. Trong nghiên cứu này, phương pháp thông kê đã được ứng dụng để đánh giá phương pháp phân tích qua các chỉ số độ lệch chuẩn tương đối, độ thu hồi, độ lặp lại, ảnh hưởng của chất gây nhiễu, độ không đảm bảo của phương pháp, giới hạn phát hiện và giới hạn định lượng. 1/ Độ lệch chuẩn tương đối (RSD) Độ lệch chuẩn tương đối (RSD) là tỷ số giữa độ lệch chuẩn và giá trị trung bình. Nó thường được biểu thị bằng phần nghìn (nhân với 1000 ppt) hay phổ biến hơn là phần trăm độ lệch chuẩn tương đối (nhân với 100%). Đại lượng này được dùng để đo độ chụm của phép phân tích [15]. (2.4) S- Độ lệch chuẩn S = (2.5) - Giá trị trung bình của kết quả phân tích. n- Số lần phân tích lặp lại. xi- Giá trị đo được của các lần phân tích 2/ Độ thu hồi Độ thu hồi được dùng để chỉ phần chất cần phân tích được tách ra khỏi nền mẫu cũng có nghĩa là phần chất có thể định lượng được. Trong quá trình xử lý mẫu, tách, chiết và phần tích không thể biết chính xác chất phân tích đã được tách ra hết chưa và không có cách nào để biết đã xác định được chính xác bao nhiêu % các chất có trong mẫu. Vì vậy, hiệu suất thu hồi được xác định bằng cách thêm một lượng chất cần phân tích biết trước vào nền mẫu, trộn đều. Nếu giả thiết rằng nền mẫu thực được thêm chất chuẩn vào có cùng đặc tính phân tích với nền mẫu thực cần phân tích thì hiệu suất thu hồi được tính như sau [29]:
- 57. 44 (2.6) Độ thu hồi chấp nhận được theo tiêu chuẩn của Châu Âu: 50% - 120% (lượng thêm chuẩn <1 µg/kg); 70% -110% (lượng thêm chuẩn 1 -10 µg/kg); 80% -110% (lượng thêm chuẩn > 10 µg/kg) [113]. 3/ Ảnh hưởng của nền mẫu (Matrix effects -ME) Trong các mẫu phân tích dù đã được xử lý nhưng vẫn còn chứa một lượng nhất định các chất khác, các chất này là một trong những nguyên nhân gây ảnh hưởng đến kết quả phân tích. Chúng có thể làm cho kết quả phân tích mang sai số dương hoặc âm, do đó chúng ta không thể kiểm soát được. Vì vậy trong nghiên cứu tiến hành đánh giá ảnh hưởng của chất gây nhiễu dựa trên việc so sánh kết quả phân tích nồng độ chất chuẩn trên nền nước cất với nền mẫu, theo công thức [70, 88, 128]: (2.7) Trong đó: Am+S – Diện tích pic của mẫu thêm chuẩn Am – Diện tích pic của mẫu không thêm chuẩn Ao – Diện tích pic của chất chuẩn trên nền dung môi 4/ Giới hạn phát hiện của phương pháp (MDL) Giới hạn phát hiện của phương pháp là nồng độ mà tại đó giá trị xác định được lớn hơn độ không đảm bảo đo của phương pháp. Đây là nồng độ thấp nhất của chất phân tích trong mẫu có thể phát hiện được nhưng chưa thể định lượng được (đối với phương pháp định lượng) [15]. Cách xác định MDL: Xây dựng đường chuẩn dựng trên nền mẫu trắng với nồng độ tại và trên điểm có tín hiệu lớn hơn 10 lần so với cường độ nhiễu của chất cần phân tích (y=ax + b), làm lặp lại mỗi nồng độ ba lần. Giới hạn phát hiện được tính theo công thức: MDL =3,3xSb/a (2.8) Trong đó: Sb - Độ lệch chuẩn của tín hiệu a - Độ dốc của đường chuẩn 7/ Giới hạn định lượng của phương pháp (MQL) Giới hạn định lượng của phương pháp là nồng độ tối thiểu của một chất có trong mẫu thử mà ta có thể định lượng bằng phương pháp khảo sát và cho kết quả có độ chụm mong muốn [15]. Cách xác định: Xây dựng đường chuẩn dựng trên nền mẫu trắng với nồng độ tại và trên điểm có tín hiệu lớn hơn 10 lần so với cường độ nhiễu của chất cần phân tích (y=ax + b), làm lặp lại mỗi nồng độ ba lần. Giới hạn định lượng tính theo công thức: MQL =10xSb/a (2.9)
- 58. 45 CHƯƠNG 3. KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN 3.1. Tối ưu hóa quy trình phân tích kháng sinh quinolones, sulfonamidesvà trimethoprim trongnước,trầm tích và cá 3.1.1. Khảo sát pha động sử dụng cho LC/MS/MS Pha động là thông số đầu tiên ảnh hưởng tới việc xác định đồng thời nhiều nhóm kháng sinh. Thành phần các chất, loại dung môi sử dụng trong pha động sẽ ảnh hưởng tới khả năng phân tách, hình dạng của pic và tín hiệu phát hiện kháng sinh. Pha động thường được sử dụng trong phân tích kháng sinh họ SAS, QNS, TRI là dung dịch methanol (MeOH) và nước (H2O), dung dịch axetonitrile (ACN) và nước (H2O), hỗn hợp của methanol với axetonitrile và nước có điều chỉnh pH bằng các axit như axit acetic, axit formic, axit trifluoroacetic, muối amoni axetat nhằm tăng hiệu quả tách của các sắc đồ [35]. Để lựa chọn pha động thích hợp, các kháng sinh nghiên cứu được tiến hành phân tích trong điều kiện pha động là methnol với axit focmic hoặc axetonitrile với axit focmic. Kết quả phân tích hỗn hợp kháng sinh ở nồng độ 25 µg/L thể hiện ở hình 3.1 và phụ lục 2 cho thấy tất cả các sắc đồ sử dụng pha động là methanol hay axetonitrile đều cho hình ảnh pic cân đối, sắc nét, nhưng cường độ tín hiệu của các kháng sinh nghiên cứu phân tích trên pha động là axetonitrile – axit focmic cao hơn so với phân tích trên pha động là methanol – axit focmic đặc biệt là đối với kháng sinh họ QNS và TRI. Vì vậy dung môi axetonitrile được lựa chọn làm pha động thứ nhất. Hình 3.1. Đồ thịbiểu diễncườngđộ tín hiệucủa khángsinh họQNS,SAS,TRIởđiều kiệnphađộng khác nhau với nồng độ chất chuẩn là 25 µg/L Các kháng sinh quinolones ở dạng ion lưỡng tính khi phân tích trong môi trường trung tính, nếu xác định bằng cột sắc ký C18, thì chân píc thường bị doãng do các nhóm bazơ của quinolones tương tác mạnh với nhóm Si-OH trên cột C18, làm cho các QNS bị lưu giữa lâu trên cột. Để khắc phục hiện tượng này, pha động được điều chỉnh về môi trường axit nhằm ion hoá các nhóm bazơ và giảm bớt hoạt tính của nhóm Si-OH trên cột. Đối với kháng sinh SAs tùy thuộc vào giá trị pH của môi trường mà các nhóm amin được
- 59. 46 đính vào các vị trí khác nhau, chúng tích điện dương khi pH <3, trung tính khi pH từ 3-6 và tích điện âm khi pH >6 [26]. Vì vậy việc điều chỉnh pH của pha động sẽ có tác dụng duy trì hoặc thay đổi hình thức của các chất tan, do đó kiểm soát sự phân bố các chất giữa pha động và pha tĩnh. Nhiều nghiên cứu trước sử dụng axit focmic để điều chỉnh pH cho hiệu quả tách tốt và cường độ tín hiệu cao [21, 41], nên dung dịch axit focmic 0,2% (v/v) được chọn là pha động thứ hai. Thời gian lưu, hình dạnh của pic và độ nhạy của các kháng sinh cũng bị ảnh hưởng bởi chế độ pha động (lượng axetonitrile qua cột). Kết quả khảo sát lượng ACN qua cột cho thấy, khi lượng ACN qua cột giảm thì thời gian lưu tăng và ngược lại. Thời gian lưu tăng sẽ làm tăng độ phân giải, giảm hiện tượng ion lạ che lấp ion cần phân tích, tuy nhiên sẽ làm doãng chân pic và giảm cường độ. Bên cạch đó, do cột sắc ký sử dụng là C18 nên không thể sử dụng tỉ lệ ACN quá thấp, vì lượng nước nhiều qua cột sẽ làm giảm tuổi thọ cột theo khuyến cáo của nhà sản xuất. Từ các kết quả khảo sát lựa chọn chế độ gradien pha động như trong bảng 3.1. Bảng 3.1. Chế độ chạy gradien pha động đối với kháng sinh QNs, SAs và TRI Thời gian (phút) Pha động A (axit focmic 0,2%) Pha động B (Axetonitrit) Tốc độ dòng (µL/phút) 0 90 10 250 4 90 10 250 7 10 90 250 9 10 90 250 13 90 10 250 18 90 10 250 3.1.2. Quy trình xử lý mẫu nước hồ xác định đồngthời các khángsinh Mục đích chính khi xây dựng quy trình phân tích một hoặc một nhóm kháng sinh là tăng hiệu suất thu hồi. Nhưng trong phân tích đồng thời nhiều lớp kháng sinh, do tính chất hóa học và lý học của chúng khác nhau (như giá trị pKa, độ phân cực, độ hòa tan, độ ổn định, …), nên song song với việc tìm ra được điều kiện thu hồi cao còn phải quan tâm đến việc xác định được tất cả các kháng sinh đó. Do đó hạn chế chủ yếu của phương pháp phân tích đồng thời nhiều lớp kháng sinh là tìm ra được một qui trình chiết hiệu quả và có thể tách đồng thời nhiều chất với những tính chất hóa lý khác nhau. Các yếu tố được khảo sát trong qui trình chiết đồng thời nhiều kháng sinh ra khỏi mẫu nước là thể tích mẫu, pH của mẫu, phương pháp chiết. 3.1.2.1. Tối ưu hóa quá trình chiết 1/ Thể tích mẫu chiết Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy hàm lượng kháng sinh trong nước mặt thấp thường vài ng/L đến vài chục ng/L, dao động rất lớn theo từ loại nước, từ vùng và vị trí lấy mẫu, như nước sông Mê Kông ở Việt Nam: SMX từ 20 – 174 ng/L; SMZ từ 7 - 44 ng/L;
- 60. 47 TRI từ 9 – 41 ng/L [132], sông Arc của Pháp [69]: CIP từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 9,66 ng/L; SMX không phát hiện thấy, hồ Zizhuyuan ở Bắc Kinh – Trung Quốc [37]: NOR – 6,27 ng/L; OFL – 7,00 ng/L; SMX – 4,39 ng/L, vì vậy nghiên cứu đã tiến hành khảo sát thể tích mẫu chiết. Hình 3.2. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiếtđến cường độ tín hiệu kháng sinh SAs,TRI Hình 3.3. Ảnh hưởng của thể tích mẫu chiếtđến cường độ tín hiệu kháng sinh QNs Quá trình khảo sát lượng mẫu nước được tiến hành tương tự như trình bày ở hình 2.9 trong đó thể tích của mẫu được thay đổi từ 100 đến 2000 ml và thêm hỗn hợp chất chuẩn các kháng sinh nghiên cứu nồng độ 0,1 µg/L. Kết quả khảo sát thể hiện trên hình 3.2 và 3.3 cho thấy khi thể tích chiết mẫu tăng thì cường độ phát hiện kháng sinh trong mẫu tăng nhưng độ nhiễu đường nền cũng tăng theo dẫn đến tuổi thọ của cột sắc ký giảm, thời gian phân tích kéo dài. Bên cạnh đó nghiên cứu cũng cho thấy khi thể tích chiết lớn hơn 1000mL thì lượng kháng sinh trong mẫu lại bị giảm, nguyên nhân có thể là là do cột đã đạt trạng thái quá bão hòa nên xảy ra hiện tượng rửa ngược. Vì vậy thể tích chiết thích hợp được lựa chọn là 500 ml. 2/ Giá trị pH mẫu chiết Các dược phẩm nghiên cứu có độ phân cực khác nhau và phần lớn là những chất lưỡng tính (giá trị logKow, pKa được thể hiện ở bảng 1.1, 1.2), vì vậy việc lựa chọn pH của mẫu chiết là rất quan trọng. Ở môi trường pH khác nhau trạng thái tồn tại của các kháng sinh trong nước là khác nhau, do đó sẽ ảnh hưởng đến việc lưu giữ kháng sinh trong cột chiết. Các nghiên cứu trước cho thấy khi pH của mẫu ở môi trường axit yếu thì sự hấp phụ các kháng sinh QNS, SAS, TRI trong cột HLB là tốt nhất [169], nên trong nghiên cứu tiến hành khảo sát giá trị pH của môi trường từ 2 đến 6. Quá trình khảo sát ảnh hưởng của pH đến mẫu chiết tiến hành tương tự như trên chỉ khác là lấy 500mL mẫu, thêm hỗn hợp chất chuẩn các kháng sinh nghiên cứu nồng độ 0,1 µg/L và điều chỉnh pH của mẫu dao động từ 2 đến 6. Kết quả khảo sát ảnh hưởng của pH tới hiệu suất thu hồi kháng sinh SAs thể hiện trên hình 3.4 cho thấy khi giá trị pH trong mẫu từ 3 – 4 cho hiệu suất thu hồi kháng sinh cao nhất, ở pH thấp (pH 2,5) hay pH > 4 hiệu suất thu hồi của kháng sinh SAS giảm mạnh. Điều này có thể là do các kháng sinh nhóm SAS khi pH của môi trường axit mạnh (pH 2,5) thì tích điện dương còn khi pH môi trường lớn hơn 5 bắt đầu tích điện âm [129, 140], vì vậy giá trị pH của mẫu ở môi trường
- 61. 48 axit yếu sẽ cho hiệu quả chiết kháng sinh SAs là tốt nhất. Đối với kháng sinh họ QNS và TRI thể hiện ở hình 3.5 cho thấy ở pH > 4 hiệu suất thu hồi bắt đầu giảm dần nhưng tốc độ giảm chậm còn ở pH 3 hiệu suất thu hồi giảm mạnh. Điều này là do ở môi trường axit yếu nhóm cacboxylic trong phân tử của các kháng sinh QNS không bị phân ly mà lại có sự tương tác mạnh với các cấu trúc kỵ nước của cột HLB [169] nên hấp phụ mạnh trong cột HLB. Trimethoprim cũng được đặc trưng bởi hai giá trị pKa tương ứng với sự proton hóa của hai nguyên tử nitơ trong dị vòng nên độ thu hồi lớn nhất khi pH của môi trường từ 3,5 đến 4,5, kết quả này trùng hợp với các nghiên cứu trước [95, 129]. Vì vậy giá trị pH được lựa chọn để phân tích đồng thời các kháng sinh nghiên cứu là 3,5 - 4. Hình 3.4. Ảnh hưởng của pHmẫu tớihiệu suất thu hồi kháng sinh họ SAS 3/ Lựa chọn phương pháp chiết Hình 3.5. Ảnh hưởng của pHmẫu tớihiệu suất thu hồi kháng sinh họ QNS và TRI Sự lựa chọn phương pháp chiết phụ thuộc nhiều vào loại mẫu, bản chất của chất phân tích và chất nền. Đối với mẫu nước có các chất phân cực khác nhau, quá trình phân cực là phức tạp nên chiết pha rắn (SPE) là sự lựa chọn thích hợp nhất [129]. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn chiết pha rắn để phân tích kháng sinh trong các mẫu nước. Lựa chọn chất hấp phụ là một điểm quan trọng trong chiết pha rắn (SPE), nó ảnh hưởng đến sự chọn lọc, hiệu suất của phương pháp. Các nghiên cứu trước cho thấy có thể tác kháng sinh ra khỏi mẫu nước bằng nhiều loại cột khác nhau như cột polyme Oasis HLB, polymeric PLRP-s, silic Hysphere C18 EC, SAX, Strata-X, … nhưng phần lớn các kết quả nghiên cứu cho thấy tách kháng sinh ra khỏi mẫu nước bằng cột HLB sẽ cho kết quả tốt nhất. Bởi vì cột HLB được nhồi từ các hạt N-vinyl pyrrolidone and lipophilic divinylbenzene theo một tỷ lệ nhất định nên có thể loại bỏ các chất hữu cơ tự nhiên chủ yếu là các hợp chất humic điện tích âm và axit fulvic trong mẫu môi trường, thích hợp với các hợp chất phân cực, nên cho hiệu suất chiết cao [98, 120]. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn cột chiết là Water Oasis HLB. 3.1.2.2. Thẩm định phương pháp phân tích 1/ Độ tuyến tính của đường chuẩn Các chất nền trong mẫu thường làm cho cường độ tín hiệu phân tích thay đổi, vì vậy để giảm ảnh hưởng của các chất nền, người ta thường tiến hành dựng đường chuẩn trên nền mẫu trắng, thêm chất nội chuẩn hoặc chất đồng hành. Trong nghiên cứu lựa chọn
- 62. 49 phương pháp thêm chuẩn trên nền mẫu trắng. Lấy 500mL mẫu trắng, thêm hỗn hợp chuẩn kháng sinh ở nồng độ từ 0,1 đến 200 ng/L. Dựa vào phụ lục 4 và tiêu chuẩn của Liên minh Châu Âu 2002/657/EC cho thấy tùy từng kháng sinh mà khoảng tuyến tính là khác nhau, như kháng sinh SMX điểm cận dưới là 1 ng/L và cận trên là 100 ng/L nhưng kháng sinh OFL cận dưới là 2 ng/L và cận trên là 200 ng/L. Kết quả được tổng hợp ở bảng 3.2. Bảng 3.2. Khoảng tuyến tính,phương trình đường chuẩn và hệ số tương quan của các kháng sinh SAs, TRI và QNs trên nền mẫu nước Kháng sinh Khoảng tuyết tính (ng/L) Phương trình đường chuẩn R2 Sulfamethoxazole 1,0 - 100 y = 4542,3x - 2821,1 0,9959 Sulfamethazine 2,0 - 175 y = 6483,6x - 3348,8 0,9969 Sulfathizole 2,0 - 175 y = 5537,1x + 4126,6 0,9999 Sulfamerazine 2,0 - 200 y = 2182,4x - 1213,1 0,9993 Trimethoprim 0,5 - 100 y = 13139,0x + 1309,9 0,9983 Ciprofloxacin 2,0 - 200 y = 2035,8x - 1858,3 0,9996 Enrofloxacin 2,0 - 200 y = 1840,7x + 226,7 0,9996 Ofloxacin 2,0 - 200 y - 1145,5x + 318,0 0,9982 Norfloxacin 2,0 - 200 y = 2593,5x - 1447,6 0,9998 2/ Xác định độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối Lấy 500mL mẫu trắng mỗi lần thí nghiệm, thêm hỗn hợp chất chuẩn với hàm lượng 2 ng/L, 50 ng/L và 100 ng/L, làm lặp lại n=10 lần với từng nồng độ, dựa vào công thức từ 2.4 đến 2.6 tính độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối (RSD), kết quả thể hiện ở bảng 3.3. Đối với các kháng sinh nghiên cứu độ thu hồi thấp nhất là kháng sinh CIP 67,2% tại nồng độ 2 ng/L và cao nhất là kháng sinh TRI 91,2% tại nồng độ 100 ng/L. Theo tiêu chuẩn của Liên minh Châu Âu 2002/657/EC [113] khi phân tích các mẫu thêm chuẩn ở nồng độ <1 µg/kg độ thu hồ chấp nhận được là từ 50 đến 120%, vậy kết quả tính độ thu hồi của các kháng sinh nghiên cứu tại khoảng nồng độ khảo sát đạt tiêu chuẩn. Độ lệch chuẩn tương đối thấp nhất là kháng sinh OFL 2,1% tại nồng độ 50 ng/L và cao nhất là kháng sinh STZ 12,3% ở nồng độ 2 ng/L, theo tiêu chuẩn của AOAC [15] độ thu hồi của các kết quả phân tích nằm trong khoảng giới hạn cho phép.
- 63. 50 Bảng 3.3. Độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảm bảo đo của các kháng sinh trong nước Kháng sinh 2 ng/L (n=10) 50 ng/L (n=10) 100 ng/L (n=10) U (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Sulfamethoxazole 67,6 4,8 71,9 4,8 83,2 2,4 8,4 Sulfamethazine 68,3 12,3 81,7 5,4 85,9 4,9 16,6 Sulfamethizole 70,2 9,1 73,3 3,3 83,5 2,3 11,5 Sulfamerazine 71,6 5,0 81,1 5,0 84,8 3,5 9,1 Trimethoprim 73,4 7,4 79,7 4,0 91,2 3,0 10,3 Ciprofloxacin 67,2 5,5 85,4 3,8 88,9 2,9 8,3 Enrofloxacin 84,9 6,8 88,3 11,0 84,5 4,5 15,8 Ofloxacin 80,5 8,9 83,4 2,1 73,8 7,6 19,4 Norfloxacin 85,9 10,6 75,4 2,2 74,8 4,1 13,4 3/ Xác định giới hạn phát hiện và giới hạn định lượng của phương pháp Xác định MDL và MQL theo phương pháp đường chuẩn 3 điểm với nồng độ từ 0,5 đến 5 ng/L tùy thuộc vào từng kháng sinh. Lấy 500mL mẫu trắng (mẫu đã loại bỏ hết kháng sinh bằng cách cho qua cột chiết HLB), axit hóa, thêm chuẩn, tiến hành phân tích lặp lại ba lần, xây dựng ba đường chuẩn tương ứng. Dựa vào phương trình từ 2.8, 2.9 tính giới hạn phát hiện của phương pháp (MDL) và giới hạn định lượng của phương pháp (MQL), kết quả thể hiện ở bảng 3.4 với giá trị MDL và MQL của các kháng sinh nằm trong khoảng từ 0,16 – 0,84 ng/L; 0,48 – 3,45 ng/L tương ứng. Bảng 3.4. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong nước Kháng sinh STZ SMZ SMX SMR TRI CIP NOR OFL ENR MDL (ng/L) 0,84 0,51 0,16 0,27 0,17 0,39 1,14 0,77 0,58 MQL (ng/L) 2,54 1,56 0,48 0,81 0,52 1,17 3,45 2,32 1,77 Từ các kết quả khả sát xác định được quy trình phân tích kháng sinh như thể hiện ở hình 3.6, quy trình được ứng dụng để phân tích kháng sinh trong nước của năm hồ Hà Nội.
- 64. 51 Hình 3.6. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh trong nước hồ 3.1.3. Quy trình xử lý mẫu trầm tích xác định đồng thời các kháng sinh Phân tích đồng thời kháng sinh trong các mẫu môi trường rắn như đất, bùn thải từ các hệ thống xử lý và trầm tích của sông hồ đã được nghiên cứu nhưng ở mức độ thấp hơn nhiều so với môi trường nước, đó là do sự phức tạp của chúng. Tính phức tạp không chỉ thể hiện ở những khó khăn trong tính chất hóa lý khác nhau của các họ kháng sinh như ở môi trường nước mà còn từ xử lý loại bỏ ảnh hưởng của nền mẫu đến kết quả phân tích. Tuy nhiên, việc đánh giá nồng độ kháng sinh trong các mẫu trầm tích là quan trọng, vì qua đó đánh giá khả năng tích tụ của các kháng sinh trong trầm tích, kiểm soát bùn thải có được phép sử dụng làm phân bón không và ảnh hưởng của chúng đối với quần thể sinh vật sống trong trầm tích. Kỹ thuật xử lý mẫu trầm tích gồm hai quá trình, đầu tiên là tách kháng sinh từ pha rắn sang pha lỏng dưới tác dụng của quá trình cơ học, siêu âm hoặc chiết soclet kết hợp với dung môi. Quá trình thứ hai tách và làm giàu kháng sinh từ các dung môi, thường sử dụng các cột chiết pha rắn. Trong nghiên cứu sẽ tiến hành khảo sát các điều kiện để tách kháng sinh từ pha rắn vào pha lỏng. 3.1.3.1. Tối ưu hóa quá trình chiết 1/ Khảo sát trạng thái của mẫu Bùn sau khi lấy về tồn tại ở dạng sệt chứa hàm lượng nước cao, có nhiều vi sinh vật và enzim có thể làm biến đổi các chất phân tích trong mẫu. Vì vậy trước khi phân tích, mẫu
- 65. 52 thường được tiến hành loại bỏ các vi sinh vật và enzim bằng cách khử trùng (chiếu xạ hoặc hấp khử trùng) [106] hay làm khô để loại bỏ hoàn toàn nước tự do trong mẫu, giảm khả năng hoạt động của các sinh vật và enzim. Các nghiên cứu trước đã sử dụng hai phương pháp làm khô là phơi bùn ở điều kiện tự nhiên trong bóng râm [133, 140] và làm đông khô [72] sau đó tiến hành phân tích. Ngoài ra một số các nghiên cứu đã tiến hành phân tích trực tiếp mẫu bùn ướt [93]. Trong nghiên cứu tiến hành khảo sát theo hai phương pháp là làm khô ở điều kiện tự nhiên và lấy nguyên mẫu bùn ướt đi phân tích. Cân 10 gam mẫu bùn ướt vào các ống thí nghiệm, thêm 100 ng hỗn hợp chất chuẩn vào hai ống, một ống đem đi phơi khô ở điều kiện thoát mát, không có ánh sáng chiếu vào sau đó mới chiết, một ống tiến hành chiết luôn, các bước tiến hành chiết giống như sơ đồ hình 2.10. Kết quả thể hiện ở bảng 3.5 cho thấy khi tiến hành phân tích trầm tích ở dạng ướt hiệu suất thu hồi kháng sinh cao hơn so với tiến hành phân tích trần tích ở dạng phơi khô, đặc biệt là đối với các kháng sinh họ QNs và TRI. Điều này có thể do khi tiến hành phơi trầm tích ở điều kiện tự nhiên trong bóng râm thời gian khô của các mẫu trầm tích lâu thường là 7 ngày, do đó các phản ứng sinh hóa và các phản ứng hóa học khác vẫn diễn ra đã làm cho các kháng sinh bị phân hủy, chuyển hóa. Vì vậy nghiên cứu lựa chọn quy trình xử lý mẫu trầm tích ở dạng ướt. Bảng 3.5. Hiệu suất thu hồi của kháng sinh ở trạng thái mẫu trầm tích khác nhau STT Kháng sinh Mẫu trầm tích khô Mẫu trầm tích ướt Hiệu suất TB (%, n=3) RSD (%, n =3) Hiệu suất TB (%, n=3) RSD (%, n =3) 1 SMX 50,2 1,6 75,8 4,3 2 STZ 46,8 3,1 64,7 7,9 3 SMZ 56,8 1,4 71,9 5,6 4 SMR 61,9 5,8 77,9 9,1 5 TRI 31,9 4,9 69,1 5,6 6 NOR 41,0 2,0 106,1 10,4 7 CIP 51,0 0,7 114,2 9,8 8 OFL 51,4 1,4 86,7 7,4 10 ENR 43,79 6,7 57,5 8,8 2/ Khảo sát dung môi chiết Một trong những khó khăn khi xác định kháng sinh trong các mẫu trầm tích là phá vỡ được mối liên kết của kháng sinh với các chất có trong trầm tích, chuyển các hợp chất kháng sinh từ pha rắn sang pha lỏng trước khi làm sạch. Hiện nay để chiết kháng sinh từ pha rắn sang pha lỏng người ta thường sử dụng hai phương pháp là chiết lỏng áp lực (PLE) [142] và chiết siêu âm (USE) [115], các kết quả nghiên cứu cho thấy phương pháp chiết lỏng áp lực có hiệu suất thu hồi cao hơn so với chiết siêu âm nhưng giá trị lớn hơn không nhiều, thời gian phân tích lâu hơn, hơn nữa phương pháp chiết lỏng áp lực đòi hỏi phải có
- 66. 53 thiết bị chuyên dụng để nâng áp suất của quá trình phá mẫu lên trên 100 Bar. Do đó nghiên cứu lựa chọn phương pháp chiết siêu âm. Các dung môi có thể sử dụng để chiết kháng sinh trong mẫu trầm tích ở pha rắn sang pha lỏng là diclometan, axeton, axetonitri, methanol, nước…, và thường bổ sung thêm đệm axit để tăng hiệu quả của quá trình tách. Trong các kết quả nghiên cứu cho thấy của mỗi nhà khoa học lại sử dụng một dung môi và đệm khác nhau để tách kháng sinh trong trầm tích và hiệu suất thu hồi cũng khác nhau, như nghiên cứu của Sung-Chul Kim và các cộng sự (2007) chỉ sử dụng dung môi nước với môi trường đệm Mcllvaine (pH = 4) và dung dịch Na2EDTA để tách kháng sinh ra khỏi mẫu trầm tích, hiệu suất thu hồi đối với kháng sinh họ SAs là 62,4 - 108,9% [140]. Trong nghiên cứu của Tang Cai-Ming và cộng sự (2009) sử dụng hỗn hợp dung dịch ACE:MeOH:H2O (1:1:1, v/v, pH =2) hiệu suất thu hồi SAs là 19,4 - 52,6% và TRI là 9,4%; hỗn hợp dung môi ACN+MeOH+H2O (1:1:1, v/v, pH =2) hiệu suất thu hồi SAs là 28,7 – 62,2%, TRI là 22,3%; hỗn hợp dung môi MeOH - H2O (1:1, v/v, pH =2) hiệu suất thu hồi 74,8 - 92,6%, TRI là 92,2% [142]. Nghiên cứu của Pablo Gago-Ferrero và cộng sự (2015) với dung dịch MeOH:H2O (1;1, v/v, pH = 2,5) hiệu suất thu hồi của QNs là 50 - 107% [27]. Nghiên cứu của Ji-Feng Yang và cộng sự (2010) cho rằng sử dụng dung môi MeOH với đệm citric để chiết kháng sinh QNs hiệu suất không cao so với sử dụng dung dịch ACN:đệm citric (1:1,v/v, pH =4) và kết quả thu được là SAs: 76,9 - 108%, QNs; 75 - 160% [72]. Vì vậy nghiên cứu tiến hành khảo sát ảnh hưởng của các dung dịch khác nhau đến hiệu suất chiết kháng sinh. Hình 3.7. Ảnh hưởng của dung môi tới hiệu suất thu hồi kháng sinh Cân 10 gam mẫu bùn ướt, thêm 100 ng hỗn hợp chất chuẩn, tiến hành chiết mẫu tương tự như sơ đồ 2.8 chỉ khác là thay đổi các dung môi chiết khác nhau, kết quả khảo sát quá trình tách kháng sinh khỏi bùn được thể hiện ở hình 3.7 cho thấy hiệu suất thu hồi kháng sinh trong dung môi nước là thấp nhất, hiệu suất thu hồi kháng sinh trong dung dịch MeOH: đệm citrat (1:1, v/v; pH =4,0) đối với kháng sinh họ SAs và TRI trên 64,7%, QNs là trên 57,5% nhìn chung là cao hơn so với các dung môi và đệm khác. Vì vậy nghiên cứu
- 67. 54 lựa chọn dung dịch MeOH:đệm citrat (1:1, v/v; pH =4,0) để chiết đồng thời các kháng sinh nghiên cứu. 3/ Ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh trong trầm tích Một số các nghiên cứu cho thấy kháng sinh rất nhạy cảm với các axit mạnh, bazơ mạnh, chúng dễ dàng bị phân hủy, vì vậy sử dụng dung dịch đệm axit yếu sẽ cho hiệu suất chiết mẫu tốt nhất [72, 140]. Do đó trong nghiên cứu tiến hành khảo sát ảnh hưởng của pH tới hiệu suất chiết kháng sinh trong trầm tích bằng dung dịch đệm citrat có giá trị pH là 2,5; 4,0 và 7. Hình 3.8. Ảnh hưởng của pHtớihiệu suấtchiếtkhángsinh SAs,TRIvà QNstrong mẫu trầmtích Kết quả trên hình 3.8 cho thấy khi pH của đệm thay đổi từ 2,5 đến 7,0 thì hiệu suất chiết của kháng sinh SAs thay đổi không nhiều và đạt hiệu suất lớn nhất là ở pH = 4,0, còn đối với kháng sinh TRI khi pH tăng thì hiệu suất thu hồi kháng sinh giảm đi rõ rệt và đạt hiệu suất lớn nhất ở pH = 2,5. Nhưng đối với kháng sinh QNs khi pH tăng thì hiệu suất thu hồi kháng sinh tăng theo và đạt giá trị cao nhất khi ở pH = 4,0, sau đó giảm rất nhanh khi giá trị pH trong mẫu ở môi trường trung tính. Vì vậy, giá trị pH thích hợp đệm của là 4,0. 3.1.3.2. Thẩm định phương pháp 1/ Khoảng tuyến tính của đường chuẩn Xác định khoảng tuyến tính của đường chuẩn bằng cách thêm chuẩn vào mẫu trầm tích với nồng độ từ 0,25 đến 100 μg/L, phân tích lặp lại ba lần. Khoảng tuyến tính được chấp nhận khi hệ số tương quan R2>0,98, tín hiệu của các điểm chuẩn được chấp nhận khi tỷ số giữa tín hiệu so với độ nhiễu đường nền (S/N) lớn hơn 10, độ lệch giữa giá trị thực với kết quả tính toán từ đường chuẩn phải nhỏ hơn 20%, có ít nhất 6 điểm trên đường chuẩn [83]. Kết quả phân tích cho thấy khi nồng độ hỗn hợp chất chuẩn cho vào 0,25 μg/L không có kháng sinh nghiên cứu cứu nào xuất hiện tín hiệu nhưng bắt đầu từ 0,5 μg/L có 2 kháng
- 68. 55 sinh là SMX và TRI xuất hiện tín hiệu nhưng thể hiện ở hình 3.9 và từ 0,75 μg/L cường độ tín hiệu của tất cả các kháng nghiên cứu đều xuất hiện. Phương trình đường chuẩn các kháng sinh nghiên cứu thể hiện ở bảng 3.6 cho thấy tất cả đều có R2≥0,99, độ lệch giữa giá trị tính với giá trị thực <19,8%, vậy khoảng tuyến tính của đường chuẩn là từ 0,5 đến 100 µg/L tùy từng kháng sinh. Hình 3.9. Sắcđồ phântích khángsinhSMXvà TRItrongtrầmtích nồngđộ 0,5μg/L Bảng 3.6. Khoảng tuyến tính,phương trình đường chuẩn và hệ số tương quan của kháng sinh SAs, TRI và QNs trên nền trầmtích Kháng sinh Khoảng tuyến tính (µg/L) Phương trình đường chuẩn R2 SMX 0,75 -100 y = 9416,59x + 45,43 0,9993 STZ 1,0 – 100 y = 13822,54x - 5872,69 0,9997 SMZ 1,0 -100 y = 10995,51x + 623,77 0,9999 SMR 1,0 -100 y = 4068,85x - 631,17 0,9986 TRI 0,5 – 100 y = 27173,09x - 907,92 0,9994 NOR 1,5 -100 y = 5314,85x + 118,50 0,9996 CIP 1,5 -100 y = 5031,18x – 850,73 0,9999 OFL 1,0 – 100 y = 2644,76x - 571,69 0,9980 ENR 1,0 -100 y = 4950,85x - 1548,33 0,9998
- 69. 56 2/ Ảnh hưởng của nền mẫu và độ thu hồi Kết quả thể hiện ở bảng 3.7 cho thấy hiệu suất thu hồi của tất cả các kháng sinh nghiên cứu ở nồng độ 10 μg/L và 50 μg/L đều trên 70%, cao nhất là ở kháng sinh NOR tại nồng độ 10 μg/L độ thu hồi lên tới 113,4% và thấp nhất là kháng sinh STZ ở nồng độ 10 μg/L đạt 73,8%. Độ thu hồi của NOR và CIP đạt trên 100% có thể là do lỗi của phương pháp hoặc do sự không đồng nhất của mẫu trầm tích mà đã được các nghiên cứu trước báo cáo trong các mẫu bùn [75]. Ở nồng độ 10 μg/L và 50 μg/L độ lệch chuẩn tương đối của các kháng sinh dao động từ 1,6 đến 8,4%. Như đã đề cập ở trên một trong những hạn chế lớn nhất của LC/MS/MS là sự ức chế hay sự dâng cao của đường nền khi trong mẫu phân tích có chứa nhiều chất ô nhiễm. Những chất này có trong mẫu có thể che đỉnh chất phân tích bằng cách tăng cường độ tín hiệu ban đầu hoặc có thể làm giảm hiệu quả ion hóa của các chất phân tích [88, 129], do đó làm giảm khả năng phát hiện, độ chính xác và độ tin cậy của phương pháp. Kết quả ảnh hưởng của nền mẫu cho thấy có 2 kháng sinh NOR và CIP là bị ảnh hưởng của nền mẫu dương còn các kháng sinh nghiên cứu khác chịu ảnh hưởng của nền mẫu âm. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì kháng sinh ENR là chịu ảnh hưởng lớn nhất của nền mẫu lên đến -20,6% và thấp nhất là kháng sinh CIP 5,7%. Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy để giảm ảnh của nền mẫu, phương pháp hữu hiệu nhất là sử dụng chất nội chuẩn, nhưng một vấn đề đặt ra là các chất nội chuẩn có giá thành rất cao, không được bán phổ biến và không phải kháng sinh nào cũng có chất nội chuẩn, vì vậy trong nghiên cứu sử dụng phương pháp thêm chuẩn vào trong nền mẫu cũng có khả năng hạn chế được đáng kể ảnh hưởng của nền mẫu đến kết quả phân tích. Bảng 3.7. Hiệu suất thu hồi,độ lệch chuẩn tương đối, ảnh hưởng của nền mẫu,độ không đảmbảo đo của kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích Kháng sinh 10 μg/L (n = 10) 50 μg/L (n = 10) Ảnh hưởng nền mẫu (%) U (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) SMX 79,6 5,8 89,1 6,5 -16,2 12,3 STZ 73,8 8,4 87,5 3,1 -19,2 12,6 SMZ 76,6 7,0 81,3 2,0 -17,4 10,3 SMR 85,4 3,0 74,1 4,3 -17,9 7,4 TRI 82,0 2,3 80,4 4,1 -18,5 6,6 NOR 113,4 1,6 105,5 4,8 11,6 7,3 CIP 107,7 2,3 108,4 7,7 5,7 11,4 OFL 81,5 3,0 81,8 5,5 -13,7 8,9 ENR 75,1 4,6 84,1 6,0 -20,6 10,7
- 70. 57 3/ Xác định giới hạn phát hiện và giới hạn định lượng của phương pháp Giá trị MDL và MQL được xác định theo phương pháp đường chuẩn và được tính bằng tỷ số giữa độ lệch chuẩn và độ dốc của đường chuẩn. Kết quả thể hiện ở bảng 3.8, cho thấy giới hạn phát hiện (MDL) của các kháng sinh nghiên cứu là từ 0,06 đến 0,63 μg/L, giới hạn định lượng (MQL) từ 0,17 đến 1,91 μg/L. Bảng 3.8. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong trầm tích Kháng sinh SMX STZ SMZ SMR TRI NOR CIP OFL ENR MDL (μg/L) 0,25 0,34 0,60 0,34 0,06 0,54 0,21 0,60 0,63 MQL (μg/L) 0,76 1,03 1,81 1,04 0,17 1,64 0,63 1,81 1,91 Tổng hợp lại quy trình phân tích kháng sinh trong trầm tích được thực hiện như hình 3.10. Qui trình này được ứng dụng để phân tích kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch. Hình 3.10. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh trong trầmtích 3.1.4. Quy trình xử lý mẫu cá xác định đồng thời kháng sinh 3.1.4.1. Tối ưu hóa quá trình chiết kháng sinh Một trong những hạn chế khi xác định dư lượng kháng sinh trong các mẫu sinh vật là quá trình xử lý mẫu, do trong mẫu sinh vật thường chứa hàm lượng cao các chất như
- 71. 58 protein, chất béo, … các chất này gây ảnh hưởng tới kết quả phân tích. Vì vậy khi xác định hàm lượng vết kháng sinh trong các mẫu sinh vật người ta thường tiến hành xác định từng kháng sinh hoặc một họ kháng sinh. Nếu mỗi lần phân tích chỉ xác định một hoặc một nhóm khác sinh thì sẽ mất nhiều thời gian, chi phí phân tích cao nên đã có những công trình nghiên cứu xác định đồng thời nhiều họ kháng sinh như M. Gbylik và cộng sự (2013), Jian Wang và cộng sự (2012), Marilena E. Dasenaki và cộng sự (2010) [70, 89, 96], nhưng mỗi nghiên cứu đưa ra một quy trình phân tích khác nhau, đánh giá phương pháp phân tích khác nhau. Dựa trên các tài liệu tham khảo nghiên cứu đã tiến hành tối ưu hóa quy trình xử lý mẫu bằng phương pháp chiết lỏng lỏng, sử dụng phương pháp thêm chuẩn xác định đồng thời kháng sinh họ quinolones, sulfonamides, trimethoprim. 1/ Khảo sát điều kiệndung môi chiết Phân tích đồng thời nhiều họ kháng sinh sẽ gặp khó khăn hơn so với xác định một hoặc một họ kháng sinh, do chúng có sự khác nhau về tính chất hóa lý (như pKa, độ phân cực, khả năng hòa tan, độ ổn định, …). Các nghiên cứu trước đó cho thấy kháng sinh họ sulfonamides, quinolones, trimethoprim tan ít trong các dung môi không phân cực và có thể tan tốt trong các dung môi có tính phân cực như MeOH, ACN, ethyl acetate (EtOAc), dichloromethane (DCM), vì vậy chúng thường được sử dụng để tách kháng sinh ra khỏi mẫu sinh vật [89]. Các nghiên cứu trước cũng cho thấy ACN ngoài khả năng hòa tan tốt kháng sinh còn có thể kết tủa protein trong các mẫu sinh vật, làm mẫu chiết sạch hơn, vì vậy sử dụng ACN làm dung môi chiết sẽ cho hiệu suất thu hồi kháng sinh QNs, SAs, TRI tốt nhất. Như kết quả chiết kháng sinh trong cá rô bằng dung dịch ACN có bổ sung axit focmic 1% cho hiệu suất thu hồi SAS và QNS là 85 - 104% [36]; kết quả chiết kháng sinh trong QNs trong thịt gà, thịt và thận lợn, thịt cá sử dụng dung môi ACN cho hiệu suất chiết từ 58 - 90%. Do đó nghiên cứu đã lựa chọn dung môi ACN để chiết kháng sinh trong cá. Hình 3.11. Ảnhhưởng của môitrường axittớihiệu suấtthu hồikháng sinhtrongcá rô phi Giá trị pH của mẫu cũng là một trong nhưng yếu tố ảnh hưởng lớn đến hiệu quả chiết, do chúng có thể làm thay đổi dạng chất phân tích trong dung môi, vì vậy điều chỉnh
- 72. 59 pH của mẫu về môi trường axit có thể làm giảm sự tương tác của các hợp chất phân tích với các chất có trong mẫu [89]. Trong nghiên cứu đã tiến hành khảo sát ảnh hưởng của nồng độ axit focmic đến quá trình chiết mẫu. Cân 5gam mẫu cá trắng (không nhiễm các kháng sinh nghiên cứu) vào ống ly tâm polypropylene 50 mL, thêm hỗn hợp chất chuẩn kháng sinh ở nồng 10 µg/kg, thêm 3x10ml dung môi chiết ACN có bổ sung thêm axit focmic nồng độ từ 0,1 đến 1,5% theo thể tích, sau đó tiến hành tương tự như sơ đồ 2.11. Kết quả thể hiện ở hình 3.11 cho thấy đối với các kháng sinh họ SAS và TRI khi nồng độ axit focmic tăng hiệu suất thu hồi kháng sinh tăng lên và khi nồng độ axit focmic là 1% thì hiệu xuất thu hồi của các kháng sinh là cao nhất dao động từ 75,5 đến 88,5% tùy từng kháng sinh, nhưng khi lượng axit focmic cho vào vượt quá 1% thì hiệu suất thu hồi kháng sinh SAs và TRI lại giảm xuống do các kháng sinh này bắt đầu tích điện dương. Đối với kháng sinh họ QNS khi pH môi trường giảm hiệu suất thu hồi kháng sinh tăng lên và đạt giá trị lớn nhất là từ 79,7 đến 104,7% tùy từng kháng sinh, sau đó bắt đầu giảm khi lượng axit focmic cho vào vượt quá 0,5%. Vậy lượng hóa chất cho vào chiết là 10 mL ACN có bổ sung thêm từ 0,5 đến 1% axit focmic. 2/ Khảo sát điều kiện loại chất béo Các nghiên cứu cho thấy khi mẫu phân tích có chứa các chất như muối, protein, chất béo, carbohydrate, đường, …vv sẽ ảnh hưởng đến quá trình ion hóa kháng sinh, làm thay đổi cường độ tín hiệu của các chất phân tích [128]. Dung dịch ACN (1% axit focmic) không chỉ tách các kháng sinh nghiên cứu mà còn hòa tan cả chất béo, vì vậy cần phải loại chất béo trước khi phân tích. Để loại bỏ chất béo có trong mẫu ta có thể sử dụng phương pháp lạnh đông bằng cách hạ nhiệt độ của mẫu xuống dưới -20oC trong khoảng thời gian 30 phút, các hạt lipit sẽ bị kết tủa lại sau đó tiến hành lọc ngay để loại bỏ. Ngoài ra có thể sử dụng dung môi hexan để loại bỏ [36, 62]. Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy loại chất béo bằng phương pháp lạnh đông hiệu suất thu hồi từ 30 đến 50% tùy từng kháng sinh, còn loại chất béo bằng phương pháp sử dụng hexan hiệu suất thu hồi từ 65 đến 86% nên trong nghiên cứu sử dụng hexan để loại bỏ lipit. Bảng 3.9. Khảo sát dung dịch hòa tan cặn và loại bỏ chất béo Tên chất Hiệu suất thu hồi (%) Tên chất Hiệu suất thu hồi (%) Nước FA 0,1% ACN 10% ACN 10%+ FA 0,1% Nước FA 0,1% ACN 10% ACN 10%+ FA 0,1% SMX 35,7 48,6 60,5 80,6 NOR 20,2 43,6 84,3 100,9 STZ 37,0 47,9 55,2 75,2 OFL 28,8 54,2 85,5 89,2 SMR 40,9 49,7 50,8 80,4 ENR 23,7 49,3 70,6 76,2 SMZ 34,4 44,6 67,2 89,4 CIP 30,6 45,4 81,4 78,7 TRI 50,2 56,8 73,5 86,7
- 73. 60 Để tăng khả năng hòa tan cặn và tăng hiệu quả loại bỏ lipit trong mẫu, nghiên cứu tiến hành khảo sát các dung môi thích hợp để hòa tan cặn. Cân 5 gam mẫu cá trắng đã nghiền nhỏ, thêm 10 µg/kg hỗn hợp chất chuẩn, tiến hành xử lý mẫu tương tự như trên chỉ khác là thay đổi các dung dịch hòa tan cặn khác nhau, kết quả thể hiện ở bảng 3.9 cho thấy khi hòa tan cặn trong môi trường nước cho hiệu suất thu hồi là thấp nhất, đặc biệt là các kháng sinh họ QNS. Hiệu suất thu hồi kháng sinh lớn nhất là khi hòa tan cặn trong dung dịch ACN 10% (0,1% axit focmic), vì vậy lựa chọn dung dịch này để hòa tan cặn và loại bỏ chất béo. 3.1.4.2. Thẩm định phương pháp phân tích 1/ Xác định khoảng tuyến tính của đường chuẩn Để giảm ảnh hưởng của nền mẫu đến kết quả phân tích kháng sinh, tiến hành dựng đường chuẩn trên nền mẫu cá không nhiễm kháng sinh ở nồng độ từ 0,1 đến 10 µg/kg. Theo tiêu chuẩn của Liên minh Châu Âu 2002/657/EC [113] đường chuẩn phải thỏa mãn điều kiện hệ số hồi quy R2 >0.99; độ lệch giữa các điểm so với tính toán <20%. Kết quả phân tích cho thấy khoảng tuyến tính của đường chuẩn là từ 0,25 – 10,00 µg/kg như trong bảng 3.10 và phụ lục 7. Bảng 3.10. Khoảng tuyến tính, phương trình đường chuẩn, bình phương hệ số tương quan và ảnh hưởng nền mẫu của các kháng sinh nghiên cứu trên nền mẫu cá Kháng sinh Khoảng tuyến tính (μg/kg) Phương trình đường chuẩn R2 Ảnh hưởng nền mẫu (%) SMX 0,50 – 10,00 y = 29933,36x – 688,52 0,9984 -20,4 STZ 0,50 – 10,00 y = 42244,24x – 3246,88 0,9990 -20,9 SMZ 0,50 – 10,00 y = 52473,08x + 12235,71 0,9989 17,9 SMR 1,00 – 10,00 y = 15876,63x – 8477,88 0,9968 -18,3 TRI 0,25 – 10,00 y = 21851,20x – 7542,24 0,9994 -5,8 NOR 0,50 – 10,00 y = 20095,10x – 4810,54 0,9972 18,8 CIP 1,00 – 10,00 y = 14728,42x – 7050,37 0,9998 -7,6 OFL 1,00 – 10,00 y = 9442,11x – 422,76 0,9985 -11,1 ENR 0,50 – 10,00 y = 16212,39x + 233,95 0,9983 -15,1 2/ Ảnh hưởng của nền mẫu ( Matrix effects) Sự có mặt của các ion lạ trong mẫu là một trở ngại lớn đối với derector khối phổ khi ion hóa các chất được thực hiện ở chế độ phun điện tử (electrospray interfaces), đặc biệt là với các mẫu phức tạp như mẫu sinh vật [36]. Các ảnh hưởng này có thể làm tăng hoặc giảm cường độ tín hiệu của chất phân tích, để giảm ảnh hưởng của đường nền có thể thực
- 74. 61 hiện bằng cách tăng cường quá trình làm sạch mẫu hoặc điều chỉnh các thông số trên sắc ký khối phổ nhưng chỉ khắc phục được một phần [148]. Việc sử dụng nội chuẩn (IS) trong phân tích ngoài loại trừ được sai số do quá trình chiết gây ra còn có thể loại bỏ được các ảnh hưởng do nền mẫu. Nhưng việc sử dụng chất nội chuẩn nào trong phần tích đồng thời nhiều kháng sinh là lựa chọn rất khó khăn và giá thành của một chất nội chuẩn rất cao, vì vậy nghiên cứu lựa chọn phương pháp thêm chuẩn trên nền mẫu để xác định kháng sinh. Đánh giá ảnh hưởng của nền mẫu lên các kháng sinh nghiên cứu bằng cách so sánh diện tích pic của chất chuẩn ở nồng độ 10 µg/kg trên mẫu cá trắng với diện tích pic của kháng sinh phân tích pha trên nền dung dịch (methanol/nước, 20:80, v/v) theo công thức 2.7. Kết quả thể hiện trên bảng 3.10 cho thấy ảnh hưởng của nền mẫu tới nồng độ kháng sinh dao động từ 5,8 đến 20,9%, nghĩa là hàm lượng lipit và protein trong mẫu có ảnh hưởng tới kết quả phân tích kháng sinh. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì có 2 kháng sinh bị ảnh hưởng của nền mẫu dương và 7 kháng sinh bị ảnh hưởng của nền mẫu âm, STZ bị ảnh hưởng mạnh nhất (-20.9%), kháng sinh TRI bị ảnh hưởng ít nhất (-5.8%). Kết quả cũng cho thấy ảnh hưởng của nền mẫu tới nồng độ kháng sinh ở môi trường trầm tích và môi trường sinh vật là gần tương tự nhau, nhưng SAs bị ảnh hưởng của nền mẫu sinh vật lớn hơn so với nền mẫu trầm tích, QNs và TRI thì ngược lại. 3/ Xác định độ thu hồi, độ lệch chuẩn tương đối ( RSD%) Cân 5 gam mẫu cá trắng vào các ống ly tâm polypropylene 50mL, thêm chuẩn ở nồng độ 1 μg/kg; 5 μg/kg và 10 μg/kg, chiết mẫu tương tự như sơ đồ 2.11, làm lặp lại 10 lần. Kết quả thể hiện ở bảng 3.11 cho thấy độ thu hồi của SMX: 70,0 – 79,8%; STZ: 68,6- 75,4%; SMZ: 103,8 - 109,1%; SMR: 81,9 - 92,9%; TRI: 78,6-89, 8%; NOR: 98,7-108,3%; CIP: 82,6 - 94,0%; OFL: 87,8-113,6%; ENR: 68,2-82,4%. Hiệu suất thu hồi thấp nhất là của kháng sinh ENR 68,2% và cao nhất là kháng sinh OFL 113,6% cùng ở nồng độ 1 μg/kg, độ lệch chuẩn tương đối nằm trong khoảng từ 3,4 đến 11,7%. Nếu so sánh với tiêu chuẩn 2002/657/EC của Liên minh châu Âu [113] các giá trị đều đạt tiêu chuẩn. Bảng 3.11. Bảng tổng hợp độ thu hồi,độ lệch chuẩn tương đối, độ không đảmbảo đo của kháng sinh SAs, QNs, TRI thêmchuẩn trên nền mẫu cá trắng nồng độ 1 μg/kg; 5 μg/kg; 10 μg/kg Kháng sinh 1 μg/kg (n=10) 5 μg/kg (n=10) 10 μg/kg (n=10) U (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) Độ thu hồi (%) RSD (%) SMX 70,0 9,0 79,8 6,4 75 5,0 14,1 STZ 68,6 5,8 75,5 3,4 75,2 5,4 10,0 SMZ 106,0 6,9 109,1 7,4 103,8 11,0 17,3 SMR 92,9 4,6 81,9 4,9 87,0 6,3 10,6 TRI 78,6 8,6 83,2 4,4 89,8 3,9 12,1 NOR 98,7 6,0 106,5 5,0 108,3 7,7 12,6
- 75. 62 CIP 94,0 5,7 88,4 5,2 82,6 11,7 16,2 OFL 113,6 6,8 87,9 7,0 87,8 3,8 12,1 ENR 68,2 9,8 76,6 7,2 82,4 6,3 15,8 Tiêu chuẩn 2002/657/EC 50-120% <20% 70-110% <20% 70-110% <20% 4/ Xác định MDL, MQL của phương pháp Xác định giá trị MDL, MQL bằng phương pháp đường chuẩn ba điểm. Cân 5 gam mẫu cá trắng đã đồng nhất vào ống ly tâm 50 mL, thêm chuẩn nồng độ 0,25 đến 2 µg/kg tùy từng kháng sinh vào mỗi ống (làm lặp lại 3 lần mỗi nồng độ). Kết quả tính toán cho thấy giá trị MDL từ 0,04 đến 0,44 µg/kg; MQL từ 0,14 đến 1,32 µg/kg đối với tất cả các kháng sinh nghiên cứu thể hiện ở bảng 3.12. Giá trị này thấp hơn nhiều so với giá trị MRLs được thiết lập bởi Liên Minh Châu Âu [38]. Bảng 3.12. Giới hạn phát hiện của phương pháp, giới hạn định lượng của phương pháp xác định kháng sinh trong cá Kháng sinh SMX STZ SMZ SMR TRI NOR CIP OFL ENR MDL (µg/kg) 0,19 0,18 0,09 0,39 0,04 0,27 0,29 0,44 0,23 MQL (µg/kg) 0,58 0,54 0,28 1,18 0,14 0,82 0,89 1,32 0,70 Tổng hợp quy trình phân tích kháng sinh trong cá thể hiện trong hình 3.12, quy trình này sẽ được ứng dụng để xác định cá rô phi trong năm hồ Hà Nội nghiên cứu. Hình 3.12. Sơ đồ phân tích đồng thời kháng sinh trong cá
- 76. Bảng 3.13. Kết quả phân tích đối chứng tổng nồng độ kháng sinh trong nước, cá, trầmtích và ốc Mẫu Vị trí Kết quả phân tích NCS tiến hành Trung tâm NC&CGCN Viện Hóa học 23/03/14 21/09/14 20/01/15 08/01/17 23/03/14 21/09/14 20/01/15 08/01/17 Nước (ng/L) HT 18,98 132,27 58,70 68,21 19,33 134,33 58,45 68,08 HTB 399,42 82,90 250,56 271,14 281,61 80,58 248,06 273,31 HTL 28,98 67,79 73,66 98,65 25,77 68,92 74,11 99,04 HNK 1085,17 79,64 984,59 873,35 1078,55 79,53 965,38 886,38 HYS 299,04 266,55 48,75 253,78 289,53 264,91 48,12 249,99 Cá rô phi (µg/kg) CHT 4,95 <MQL 4,77 <MQL CHYS 2,72 0,90 0,83 3,62 0,94 0,81 CHTB 2,43 1,35 2,42 <MQL Trầm tích (µg/kg) THT 3,32 0,24 4,58 3,75 0,21 4,61 THTB 7,27 3,74 2,71 7,42 3,71 2,88 Ốc (µg/kg) OCHTBL 23,58 23,56 OHTBN 20,91 20,90 63
- 77. 64 3.1.5. Kết quả phân tích mẫu đối chứng Nghiên cứu đã tiến hành so sánh phương pháp phân tích đã tối ưu hóa với phương pháp phân tích khác được tiến hành tại phòng thí nghiệm trọng điểm về An toàn thực phẩm và môi trường của Trung tâm Nghiên cứu - Chuyển giao công nghệ - Viện Hàn Lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam và phòng Hóa sinh môi trường - Viện Hóa học – Viện Hàn Lâm Khoa học và Công nghệ Việt Nam thực hiện trên thiết bị sắc ký lỏng hai lần khối phổ (LC/MS/MS). Kết quả thể hiện ở bảng 3.13 - 3.14 và phụ lục 18 cho thấy sự chênh lệch giữa tổng nồng độ kháng sinh do nghiên cứu sinh tiến hành trong môi trường nước, cá rô phi, trầm tích và ốc với các phòng thí nghiệm của Trung tâm Nghiên cứu và Chuyển giao công nghệ và Viện Hóa học là từ 0,0 đến 33,1%. Sự chênh lệch lớn nhất là kết quả phân tích kháng sinh trong cá của hồ Yên Sở lấy mẫu ngày 23/03/2014, nguyên nhân của sự chênh lệch này là do giới hạn phát hiện của hai nơi khác nhau. Bảng 3.14. Sự chênh lệch giữa nồng độ kháng sinh NCS phân tích với nồng độ kháng sinh đo ở phòng thí nghiêm khác Mẫu Vị trí Độ chênh lệch (%) Ngày 23/03/14 Ngày 21/09/14 Ngày 20/01/15 Ngày 08/01/17 Nước (ng/L) HT -1,8 -1,6 0,4 0,2 HTB 29,5 2,8 1,0 -0,8 HTL 11,1 -1,7 -0,6 -0,4 HNK 0,6 0,1 2,0 -1,5 HYS 3,2 0,6 1,3 1,5 Cá rô phi (µg/kg) CHT 3,6 CHYS -33,1 -4,4 2,4 CHTB 0,4 Trầm tích (µg/kg) THT -13,0 12,5 -0,7 THTB -2,1 0,8 -6,3 Ốc (µg/kg) OCHTBL 0,1 OHTBN 0,0
- 78. 65 3.2. Hàm lượng kháng sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh ở năm hồ của Hà Nội 3.2.1. Hàm lượng kháng sinh trong nước hồ Như đã đề cập ở trên kháng sinh có trong các nguồn nước thải chỉ bị loại bỏ một phần bởi các quá trình sinh học hoặc các quá trình khác, phần còn lại vẫn tồn tại trong môi trường nước nên chúng có khả năng lan truyền xa hơn và tích tụ vào sinh vật, các hạt rắn lơ lửng, trầm tích với nồng độ cao. Nhiều nghiên cứu đã phát hiện thấy hàm lượng kháng sinh trong các nguồn nước thải trước và sau xử lý [135], trong nước mặt [50, 82, 135], nước ngầm [40] và thậm chí cả trong nguồn nước uống với nồng độ có những nơi lên đến vài trăm mg/L. Hà Nội với mạng lưới sông hồ dày đặc, chúng có ý nghĩa vô cùng quan trọng trong phát triển kinh tế, tạo cảnh quan và môi trường sinh thái của Hà Nội, nhưng một trong những chức năng chính của hồ Hà Nội hiện nay là điều tiết dòng chảy, thoát lũ, xử lý sơ bộ nước thải, do đó việc phát hiện thấy kháng sinh trong các hồ nghiên cứu với nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến <2 µg/L là thích hợp. Trong đó kháng sinh có nồng độ lớn nhất trong các hồ: SMX - 1619,35 ng/L, STZ - 13,78 ng/L ở hồ Yên Sở; SMZ - 30,19 ng/L ở hồ Thủ Lệ; TRI - 118,00 ng/L, CIP - 823,55 ng/L, OFL - 430,11 ng/L ở hồ Ngọc Khánh; ENR - 16,88 ng/L, NOR - 79,00 ng/L ở hồ Tây; SMR - 16,34 ng/L ở hồ Trúc Bạch. Trong các kháng sinh QNs nghiên cứu thì CIP và OFL được phát hiện trong nước của 5 hồ Hà Nội với nồng độ lớn nhất, có những mẫu lên đến 823,55 ng/L; 430,11 ng/L theo thứ tự và tần suất từ 55,6 – 100%. Ciprofloxacin và ofloxacin là hai kháng sinh được sử dụng cho người, chúng cũng được tìm thấy với nồng độ cao trong nước thải sinh hoạt, nước thải bệnh viện ở các quốc gia như Việt Nam CIP: 1,1 – 25,8 μg/L [1]; Trung Quốc OFL: 1190 – 1384 ng/L; CIP: 78 – 120 ng/L; Thụy Điển OFL: 19 – 287 ng/L; Phần Lan OFL 18 – 350 ng/L; CIP: 163 – 4230 ng/L [1, 20]. Ngoài ra kháng sinh CIP còn được sử dụng nhiều trong nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam, vì vậy nó đã được phát hiện thấy trong các nguồn thải ra ở các ao nuôi cá tra của Việt Nam nồng độ có những lúc lên đến 250 ng/L [86]. So sánh với nồng độ phân tích tại hai cửa xả lớn từ các hộ gia đình ra sông Tô Lịch và sông Kim Ngưu (CIP: 1662,26 – 9804,17 ng/L; OFL: 70,45 – 930,48 ng/L) cho thấy nồng độ kháng sinh đã có sự suy giảm đáng kể đặc biệt là kháng sinh CIP. Nguyên nhân của hiện tượng này là do kháng sinh QNs có thể loại bỏ đến 80% trong các hệ thống xử nước [2], không nhạy cảm với phản ứng thủy phân [77] nhưng nhạy cảm với phản ứng quang phân (có thể làm giảm nồng độ kháng sinh trong nước đến 50%) [28, 85,139] và dễ bị hấp phụ vào các hạt rắn [84]. Theo kết quả nghiên cứu của Andreu Rico và cộng sự (2014) ở nồng độ này các kháng sinh QNs chưa gây ảnh hưởng cấp tính tới cấu trúc, chức năng của một số quần thể sinh vật thủy sinh như vi khuẩn, tảo, độngvật khôngsươngsống[86]. So sánh nồng độ kháng sinh CIP và OFL ở 5 hồ nghiên cứu của Hà Nội với các sông hồ khác trên thế giới tiếp nhận những nguồn thải sau xử lý hoặc nhưng nơi có dòng chảy lớn thì nồng độ của các kháng sinh QNs lớn hơn nhiều đặc biệt là ở hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Kháng và hồ Yên Sở. Như trong nghiên cứu của về nước sông Onyar đi qua thành phố Girona trước khi chảy vào sông Ter của Tây Ban Nha hay nước hồ chứa Foix nằm ở thành
- 79. 66 phố Barcelona – Tây Ban Nha nồng độ OFL là 33 ng/L còn các kháng sinh QNs khác đều nhỏ hơn 9 ng/L [94]; nước sông Seine ở thành phố Pari của Pháp nơi tập trung mật độ dân số lớn, nơi tiếp nhận trực tiếp các nguồn nước thải sinh hoạt của người dân trong khu vực và sông Charmoise của Pháp nơi tiếp nhận dòng nước thải của nhà máy xử lý nước Fontenay-Les-Briis cho thấy nồng độ kháng sinh QNs nhỏ hơn 37 ng/L [120]; hàm lượng kháng sinh trong sông Hoàng Phố là sông lớn nhất của Thượng Hải, nơi hàng ngày tiếp nhận khoảng 6.370.000 m3 nước thải gồm cả nước thải chăn nuôi và nước thải sinh hoạt thì nồng độ kháng sinh QNs không phát hiện thấy [82]. Từ các kết quả trên cho thấy hàm lượng kháng sinh CIP và OFL từ các nguồn thải chưa qua xử lý của các hộ dân xung quanh đổ trực tiếp vào hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở là rất lớn. Các hồ của Hà Nội cũng là nơi tiếp nhận các nguồn thải trước và sau xử lý ở các cơ sở khám chữa bệnh, trong nghiên cứu cho thấy nồng độ kháng NOR trong hồ tương đối thấp dao động từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 79,00 ng/L và tần suất < 57,1%, nhưng theo nghiên cứu về nước thải trước và sau xử lý tại 6 bệnh viện lớn của Hà Nội cho thấy nồng độ kháng sinh NOR là từ 0,9 – 17 µg/L [1], điều này có thể là do hiện nay kháng sinh này chỉ sử dụng trong nông nghiệp và dễ bị chuyển hóa bởi các điều kiện tự nhiên như hấp phụ, phân hủy quang hóa. Kháng sinh được phát hiện với nồng độ và tần suất thấp nhất trong QNs là ENR, nguyên nhân có thể là do ENR chỉ dùng trong nông nghiệp và nó cũng là kháng sinh dễ bị phân hủy bởi phản ứng quang hóa trong môi trường nước. Bên cạnh đó kháng sinh này khi đi vào cơ thể động vật phần lớn bị chuyển hóa thành CIP trước khi đào thải ra ngoài môi trường [159]. Vì vậy trong các nghiên cứu tiếp theo ENR và NOR ít được đề cập đến. Kết quả phân tích kháng sinh SMX trong nước của năm hồ Hà Nội cho thấy nồng độ là rất lớn từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 1619,35 ng/L và 100% các mẫu thu thập đều phát hiện thấy là hợp lý, vì các hồ này hàng ngày vẫn tiếp nhận một lượng lớn nước thải chưa qua xử lý, mà SMX là kháng sinh sử dụng phổ biến cho người ở Việt nam [131]. Nồng độ kháng sinh SMX ở nhiều điểm trong các hồ (như hồ Yên Sở tháng 11/2014 là 1048 ng/L; hồ Ngọc Kháng tháng 5/2015 là 182 ng/L) là tương đương với nước thải từ các kênh dẫn của Hà Nội ra sông Hồng (612,00 - 4330 ng/L) và nước thải chăn nuôi chưa qua xử lý là 2,38 – 914,00 ng/L [117]. Kết quả này một lần nữa khẳng định hồ Yên sở, hồ Ngọc Khánh là những hồ tiếp nhận một lượng rất lớn các nước thải chưa qua xử lý vào hồ. Kháng sinh SMX cũng được phát hiện thấy nồng độ cao ở nhiều sông hồ tiếp nhận các nguồn thải trên thế giới, như sông Liao River ở Trung Quốc 173,2 ng/L, sông Hàn ở Hàn Quốc 82 ng/L, sông Rio grande ở Mexico 300 ng/L [87, 165]. Điều này có thể do sulfamethoxazole khi đi vào cơ thể có khoảng 15% lượng thuốc đào thải ra ngoài không thay đổi [49], có độ linh động cao, có xu hướng hòa tan trong nước. Thêm nữa kháng sinh SMX được đánh giá là tương đối bền, với thời gian bán hủy 480 ngày, thậm chí không bị suy thoái quang hóa trong nước biển [124], trong hệ thống xử lý phân lợn ở điều kiện yếm khí thời gian phân hủy hoàn toàn SMX là 34 ngày [23] và trong thiết bị xử lý đơn giản SMX bị loại bỏ không đáng kể. Hàm lượng kháng sinh TRI đo được trong nước của các hồ Hà Nội dao động từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 293,00 ng/L và 100,0% các mẫu đều phát hiện thấy. Đây là
- 80. 67 kháng sinh được sử dụng nhiều ở các quốc gia trên thế giới, nên nó được phát hiện thấy ở hầu hết các nguồn nước thải như nước thải đô thị ở Canada với nồng độ tối đa 0,71 mg/L [64], nước thải bệnh viện Josep Trueta – Catalonia - Tây Ban Nha 216 ng/L [95]. Nguyên nhân kháng sinh TRI thường được phát hiện trong nước ở nồng độ lớn có thể là do nó có tính linh động, ít hấp phụ lên các hạt rắn [64], khó bị phân hủy sinh học [49], chỉ bị loại bỏ bởi vi khuẩn nitrat hóa trong vòng ba ngày [64], như trong hệ thống xử lý phân lợn ở điều kiện yếm khí thời gian phân hủy hoàn toàn TRI là 34 ngày [23]. Vì vậy trong hệ thống xử lý, TRI bỏ không đáng kể đã được báo cáo bởi Paxeus và cộng (2004), Lindberg và cộng sự (2005), Gobel và cộng sự (2007) [49]. Kháng sinh này thường phối kết hợp với các kháng sinh SAs, đặc biệt là với SMX theo tỷ lệ 1:5 để tăng hoạt tính và được sử dụng nhiều cho người cũng như vật nuôi. Nhưng tỷ lệ giữa nồng độ SMX và TRI phát hiện trong nước tại các hồ lại có sự thay đổi đáng kể theo từng vị trí trong hồ và theo từng hồ, điều này có thể do quá trình chuyển hóa của hai kháng sinh trong môi trường là khác nhau. Đối với ba kháng sinh STZ, SMZ và SMR, tần suất xuất hiện cũng như nồng độ phát hiện là rất thấp, kết quả này cũng phù hợp với nghiên cứu tại đồng bằng Sông Cửu Long của Việt Nam và sông Tamagawa của Nhật Bản [117]. Cả ba kháng sinh này hiện nay chỉ dùng trong nông nghiệp và lượng tiêu thụ cũng rất nhỏ nên trong các nghiên cứu tiếp theo chúng ít được đề cập đến. Kết quả khảo sát hiện trạng 5 hồ nghiên cứu cho thấy cả năm hồ hàng ngày vẫn tiếp nhận trực tiếp một lượng lớn nước thải chưa qua xử lý từ các kênh dẫn nước thải của sông Tô Lịch, sông Kim Ngưu, sông Sét, sông Lừ và các cống thải của hộ dân xung quanh hồ. Theo kết quả nghiên cứu cho thấy nước thải từ các kênh dẫn nước của thành phố Hà Nội chảy ra sông Hồng có nồng độ kháng sinh trong nước rất lớn với SMX: 612,00 – 4330,00 ng/L; TRI: 23,00 – 1808,00 ng/L [117], vậy có thể khẳng định đây là một trong những nguyên nhân chính gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ. Nguồn nước thải chảy vào hồ từ các kênh dẫn là sự hòa trộn chủ yếu của nước thải sinh hoạt và nước thải y tế, trong đó nước thải sinh hoạt của các hộ dân là nguyên nhân chính ô nhiễm kháng sinh QNs, SAs và TRI. Vì kết quả phân tích cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước thải sinh hoạt từ hai cống chảy vào sông Kim Ngưu và sông Tô Lịch của Hà Nội là rất lớn dao động SMX: 206,79 – 556,69 ng/L; TRI: nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 66,35 ng/L; CIP: 329,45 – 9840,17 ng/L; OFL: 7,45 – 904,37 ng/L, còn hàm lượng kháng sinh trong nước thải bệnh viện tại Hà Nội ra các kênh dẫn nước là thấp, do hệ thống xử lý có thể loại bỏ tới 80% hàm kháng sinh QNs [1] và kháng sinh SAs, TRI là những kháng sinh ít sử dụng trong bệnh viện.
- 81. 68 Bảng 3.15. Bảng tổng hợp nồng độ và tần suất phát hiện kháng sinh CIP, ENR, OFL, NOR trong các hồ Hà Nội Tên hồ CIP ENR OFL NOR Mina (ng/L) Maxb (ng/L) TSc (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) HT (n = 144) <MDL 55,27 59,5 <MDL 16,88 38,3 <MDL 43,11 64,7 <MDL 79,00 27,0 HTB (n = 59) <MQL 98,56 100,0 <MDL 73,01 75,4 8,58 211,67 100,0 <MDL 48,88 57,1 HTL (n = 30) <MDL 34,38 55,6 <MDL <MDL 0,0 <MDL 11,79 55,6 <MDL 64,70 34,6 HNK (n = 30) <MQL 823,55 100,0 <MDL 2,61 9,1 17,28 430,11 100,0 <MDL 11,76 18,3 HYS (n = 30) <MDL 568,40 57,2 <MDL 2,50 50,0 <MQL 242,91 100,0 <MDL 20,76 57,1 a: Giá trị nhỏ nhất b: Giá trị lớn nhất c: Tần suất xuất hiện kháng sinh trong hồ
- 82. 69 Bảng 3.16. Bảng tổng hợp nồng độ kháng sinh và tần suất phát hiện SMX, STZ, SMZ, SMR, TRI trong các hồ Tên hồ SMX STZ SMZ SMR TRI Mina (ng/L) Maxb (ng/L) TSc (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) Min (ng/L) Max (ng/L) TS (%) HT (n=144) <MQL 89,70 100,0 <MDL <MDL 0,0 <MDL 34,82 8,1 <MDL <MDL 0,0 <MQL 26,41 100,0 HTB (n = 59) 2,31 104,29 100,0 <MDL <MQL 4,9 <MDL <MQL 6,4 <MDL 16,34 18,3 8,98 69,00 100,0 HTL (n =30) 2,65 83,38 100,0 <MDL <MDL 0,0 <MDL 30,19 11,2 <MDL <MDL 0,0 <MQL 48,17 100,0 HNK (n = 30) 6,15 362,47 100,0 <MDL <MDL 0,0 <MDL 4,28 9,1 <MDL 2,31 9,1 1,20 118,00 100,0 HYS (n = 30) 10,00 1619,35 100,0 <MDL 13,78 14,3 <MDL 6,91 14,3 <MDL 2,41 73,5 <MQL 52,57 100,0
- 83. 70 Theo Anke Göbel và cộng sự (2004) thì kháng sinh SAs và TRI không bị loại bỏ trong các hệ thống xử lý nước thải đơn giản, nồng độ SMX, TRI trước và sau xử lý gần như không đổi ( 3435,8 ng/L và 3440,1 ng/L; 1686,1 ng/L và 1706,3 ng/L theo thứ tự) [27], kết quả tương tự cũng được ghi nhận trong nghiên cứu của Lindberg và cộng sự (2005) [49], nhưng nó có thể bị loại bỏ khi sử dụng các công nghệ xử lý nước thải hiện đại như trong nhà máy xử lý nước thải Bắc Kinh – Trung quốc sử dụng công nghệ siêu lọc và ozon hóa để xử lý nước thải đô thị, nồng độ kháng sinh SMX từ 496 ng/L đã giảm xuống 20,2 ng/L, SMZ từ 7,95 ng/L xuống 0,39 ng/L, SAs từ 6080 ng/L xuống 43,2 ng/L [152]. Hiện nay Hà Nội đã có một số trạm xử lý nước thải trước khi chảy vào hồ như trạm xử lý Trúc Bạch công suất 2300 m3/ngày đêm, nhà máy xử lý nước thải Yên Sở 200.000 m3/ngày đêm, … với công nghệ xử lý như hiện nay thì cả hai trạm này chỉ có khả năng loại các chất kháng sinh có tính hấp phụ cao vào bùn hoạt tính như QNs, không loại bỏ được các chất kháng sinh có tính linh động như SAs, TRI, điều này đã được thể hiện qua kết quả phân tích kháng sinh SAs và TRI trong hai hồ rất lớn (SMX: 104,29 – 1619,35 ng/L; TRI: 52,57 – 69,00 ng/L). Do đó đây cũng là một nguồn đáng kể đưa kháng sinh vào hồ Trúc Bạch và hồ Yên Sở. Nguyên nhân ô nhiễm kháng sinh trong các hồ cũng có thể đến từ việc nuôi thả cá, vì hàm lượng kháng sinh trong nước thải ra tại các hồ nuôi thả cá là rất lớn như tại trang trại nuôi cá tra ở đồng bằng sông Mê Kông nồng độ kháng sinh ENR và CIP trong nước thải có thể lên đến 680 ng/L và 250ng/L theo thứ tự [86]. Kết quả khảo sát cho thấy bốn trong năm hồ nghiên cứu (hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Ngọc Khánh, hồ Yên sở) là có tiến hành nuôi thả cá, nhưng phần lớn các hồ để cho cá phát triển tự nhiên, không sử dụng các chất kích thích tăng trưởng, lượng thức ăn cho vào hồ ít hơn rất nhiều so với các hồ nuôi nhân tạo mà tận dụng nguồn thức ăn tự nhiên của hồ. Vì vậy, ta có thể khẳng định lượng kháng sinh vào hồ từ nguồn nuôi trồng thủy sản là không đáng kể. Ngoài ra với cơ sở hạ tầng yếu kém, khi mưa to nước và bùn thải từ các cống rãng sẽ được cuốn trôi cùng với nước mưa vào các hồ cũng là nguyên nhân làm tăng hàm lượng kháng sinh trong hồ. Nồng độ kháng sinh trong nước của năm hồ Hà Nội nhỏ hơn 2 μg/L, ở nồng độ này theo nghiên cứu của Halling-Sorensen và cộng sự (1998) về độc tính của kháng sinh trong nước đối với sinh vật thủy sinh thì chưa gây ra độc cấp tính [49], nhưng không có nghĩa là các kháng sinh ở nồng độ thấp trong môi trường nước là không ảnh hưởng tới sinh vật thủy sinh. Vì phần lớn các nghiên cứu mới chỉ tiến hành đánh giá tác động của các kháng sinh trong một thời gian ngắn (khoảng vài giờ, vài ngày, hoặc vài tuần), đo điểm cuối (nghĩa là gây chết hoặc bất động) và khoảng không gian tiến hành thí nghiệm hẹp. Ngoài ra theo các kết quả nghiên cứu cho thấy các sông hồ có tiếp nhận các nguồn nước thải thì ngoài kháng sinh được phát hiện ra, người ta còn tìm thấy hàng trăm các hóa chất dược phẩm khác, các chất này có thể làm tăng độc tính của hóa chất và chúng liên tục được đưa vào. Vì vậy các thí nghiệm này có thể không đánh giá chính xác tác động môi trường đối với hệ sinh thái thuỷ sinh thường xuyên tiếp nhận các hợp chất dược phẩm vào môi trường và thực tế sự phơi nhiễm kháng sinh trong môi trường xảy ra trong một khoảng thời gian dài, không gian rộng lớn. Thêm nữa sự phát triển và lây lan của các vi khuẩn kháng kháng sinh cũng là một
- 84. 71 mối đe dọa đến hệ sinh thái và sức khỏe con người, các vi khuẩn kháng kháng sinh sẽ chuyển từ vi khuẩn này sang vi khuẩn khác nhau theo các cơ chế khác nhau và kết quả là sẽ xuất hiện các vi khuẩn kháng sinh trong hệ sinh thái thủy sinh (Marti và cộng sự, 2014; Skariyachan và cộng sự, 2015) [154]. Như vậy, rủi ro môi trường của các loại thuốc kháng sinh cần phải được đánh giá để hiểu được những tác dụng bất lợi của chúng 3.2.2. Hàm lượng kháng sinh trong trầm tích Kết quả phân tích 108 mẫu trầm tích của hồ Tây được thu thập từ tháng 5 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015 cho thấy kháng sinh trong trầm tích của hồ có sự dao động rất lớn theo cả thời gian và không gian, các kháng sinh phát hiện thấy trong nước ở nồng độ lớn thì cũng tìm thấy trong trầm tích. Kết quả trong bảng 3.17 cho thấy các kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích của hồ Tây có nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 10,69 μg/kg bùn khô, trong đó các kháng sinh QNs có khả năng tích tụ trong trầm tích cao hơn so với các kháng sinh SAs và TRI. Điều này đã được nhiều nghiên cứu chứng minh là do trong phân tử các kháng sinh QNs có chứa các càng, chúng có khả năng gắn kết dễ dàng với các cation có trong trầm tích nên làm tăng khả năng hấp phụ và làm chậm quá trình phân hủy sinh học [151]. Vì vậy hiện nay trên thế giới các nhà khoa học đã cảnh báo việc sử dụng bùn hoạt tính, chất thải từ động vật làm phân bón sẽ là một nguy cơ gây ô nhiễm kháng sinh và các vi khuẩn kháng kháng sinh vào đất. Bảng 3.17. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây Kháng sinh Nồng độ (μg/kg) Tần suất (%) Min Max Mean SMX < MDL 0,81 < 0,07 38,3 STZ < MDL < MDL < MDL 0,0 SMZ < MDL <MQL < MDL 28,2 SMR < MDL < MDL < MDL 0,0 TRI < MDL 2,45 0,22 36,2 CIP < MDL 10,69 1,04 43,0 ENR < MDL 3,99 0,04 25,4 OFL < MDL 6,48 0,30 28,0 NOR < MDL 5,10 0,33 27,9 Min – Giá trị bé nhất Max – Giá trị lớn nhất Mean – Giá trị trung bình Trong các kháng sinh nghiên cứu thì CIP là phát hiện với tần suất và nồng độ lớn nhất trong trầm tích, có những nơi nồng độ lên đến 10,69 μg/kg bùn khô. ENR, NOR, STZ và SMR như đã đề cập ở trên là những kháng sinh được sử dụng phổ biến nhất trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản nên nồng độ phát hiện trong trầm tích là rất nhỏ, đặc biệt là hai
- 85. 72 kháng sinh STZ và SMR không phát hiện thấy ở tất cả các vị trí, do chúng được sử dụng trong chăn nuôi cũng rất hạn chế [4]. So sánh nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây với hai hồ lớn của Trung Quốc như hồ Taihu là hồ nước ngọt lớn thứ ba ở Trung Quốc với diện tích bao phủ là 2338 km2 (NOR: 28,4 µg/kg, OFL : 52,8 µg/kg, CIP: 25,3 µg/kg, SMX: 49,3 µg/kg, TRI: 39,3 µg/kg), hồ Baiyangdian là hồ nước ngọt tự nhiên lớn nhất miền bắc Trung Quốc có tổng diện tích bề mặt 366 km2 (NOR: 1140 µg/kg, CIP: 46 µg/kg, OFL: 362 µg/kg; SMX: 7,86 µg/kg), cả hai hồ này đều nhận trực tiếp các nguồn thải sinh hoạt, nông nghiệp, thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây là thấp hơn khoảng từ 3 đến 200 lần [151, 167]. Bảng 3.18. Nồng độ kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch Kháng sinh Nồng độ (μg/kg) Tần suất (%) Min Max Mean SMX < MDL 7,33 1,79 74,3 STZ < MDL < MDL < MDL 0,0 SMZ < MDL < MDL < MDL 0,0 SMR < MDL 1,45 0,06 34,9 TRI < MDL 5,26 0,88 59,7 CIP < MDL 23,81 1,33 67,9 ENR < MDL <MQL < MDL 26,0 OFL < MDL 10,31 0,70 48,8 NOR < MDL 2,92 < MDL 38,7 Nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá hàm lượng kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch, với 44 mẫu trầm tích được lấy từ tháng 5 năm 2014 đến tháng 6 năm 2015, kết quả thể hiện ở bảng 3.18 cho thấy mặc dù diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nhưng cũng như hồ Tây hàm lượng kháng sinh trong trầm tích của hồ có sự dao động rất lớn theo cả thời gian và vị trí lấy mẫu, các kháng sinh phát hiện trong nước thì cũng tìm thấy trong trầm tích với nồng độ từ không phát hiện thấy đến 23,81 μg/kg bùn khô. Nếu đánh giá theo từng vị trí lấy mẫu thì nồng độ kháng sinh QNs ở nhiều điểm cao hơn nhiều so với kháng sinh SMX (có những nơi nồng độ CIP lên đến 23,81 μg/kg, OFL là 10,31 μg/kg), nhưng tính theo giá trị trung bình thì nồng độ kháng sinh SMX trong trầm tích hồ Trúc Bạch là lớn nhất (SMX – 1,79 μg/kg). Kết quả này có một sự mẫu thuẫn với quy luật đó là các kháng sinh có khả năng hấp phụ tốt trong pha rắn như QNs thì thường có nồng độ trong trầm tích lớn hơn so với các kháng sinh có xu hướng tan trong nước như SAs và TRI, đã được khẳng định trong nghiên cứu ở cửa sông Dương Tử [58], sông Naerincheon của Hàn Quốc [161]. Sự khác biệt nay có thể là do diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nhưng hàng ngày tiếp nhận một lượng lớn nước chưa qua xử lý từ hai cống xả của mương Ngũ Xã và các hộ dân xung quanh, nước từ
- 86. 73 hai cống này chứa hàm lượng cao các kháng sinh (vào mùa khô nồng độ kháng sinh SMX – 1212,09 ng/L; TRI – 130,31 ng/L; CIP – 2689,20 ng/L; OFL – 1587,77 ng/L) và chất rắn lơ lửng cao là những điều kiện thuận lợi để kháng sinh xa lắng xuống hồ nhanh hơn. Kháng sinh SMX cũng là kháng sinh có tần suất phát hiện lớn nhất trong hồ Trúc Bạch 74,3%, tiếp đến là kháng sinh CIP 67,9%. Trong các kháng sinh nghiên cứu thì STZ và SMZ là không phát hiện thấy ở tất cả vị trí. So sánh kết quả phân tích kháng sinh trong trầm tích hồ Trúc Bạch với hồ Baiyangdian ở miền nam Trung Quốc cho thấy nồng độ kháng sinh QNs trong trầm tích của Baiyangdian lớn hơn mặc dù nồng độ kháng sinh này trong nước của hồ này lại thấp hơn [151]. Điều đó cho thấy sự tích tụ kháng sinh trong trầm tích không chỉ phụ thuộc vào nồng độ kháng sinh trong nước mà còn phụ thuộc vào các yếu tố khác như thời tiết, hàm lượng cặn lơ lửng trong hồ, …. Hình 3.13. Nồngđộ trung vịcủacác khángsinh trong trầmtích hồ Tây vàhồ Trúc Bạch So sánh nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây với hồ Trúc Bạch được thể hiện trong hình 3.13 cho thấy nồng độ kháng sinh trong trầm tích hai hồ nghiên cứu nếu tính theo giá trị trung bình thì hàm lượng kháng sinh trong trầm tích hồ Tây nhìn chung thấp hơn so với hồ Trúc Bạch, đặc biệt là kháng sinh SMX và TRI (nhỏ hơn từ 4 đến 25 lần). Nguyên nhân của hiện tượng này có thể là do lượng nước thải chứa kháng sinh nồng độ cao hàng ngày đổ vào hồ Trúc Bạch trên một đơn vị mét vuông lớn hơn nhiều so với hồ Tây, do đó trầm tích hồ Tây lấy lên phần lớn là có màu nâu ít mùi còn trầm tích hồ Trúc Bạch gần như tất cả 7 điểm lấy mẫu đều có mầu đen và mùi hôi rất rõ. Thêm nữa kháng sinh SMX và TRI có khả năng khuếch tán xa trong nước, khó bị phân hủy [134], còn các kháng sinh QNs có xu hướng hấp phụ trong trầm tích, diện tích hồ Trúc Bạch nhỏ nên quá trình khuếch tán chất ô nhiễm ra toàn bộ hồ nhanh hơn. Nhưng nếu tách riêng từng điểm để đánh giá hàm lượng kháng sinh thì kết quả cho thấy một số vị trí lấy mẫu của hồ Tây hàm lượng kháng sinh SAs, QNs và TRI trong trầm tích cao hơn so với hồ Trúc Bạch như ở khu vực cống xả gần vườn hoa Lý Tự Trọng (cống Tàu Bay) nồng độ kháng sinh vào tháng 11 SMX - 0,75 μg/kg; NOR - 2,00 μg/kg; CIP - 3,79 μg/kg; OFL - 1,137 μg/kg trong khi ở cùng thời điểm đó nồng độ các kháng sinh trong hồ Trúc Bạch là thấp hơn (trừ SMX, TRI và CIP ở vị trí lấy mẫu số 1,2,4), thể hiện ở phụ lục 12.P1 và 12.P3.
- 87. 74 Kết quả khảo sát thể hiện trong bảng 3.15 đến bảng 3.18 cho thấy tần suất phát hiện kháng sinh trong trầm tích của các hồ thấp hơn so với tần suất phát hiện trong nước và nhìn chung khi nồng độ kháng sinh trong nước cao thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích cũng cao. Điều đó cho thấy có mối tương quan giữa nồng độ kháng sinh trong nước với trong trầm tích. Mối tương quan giữa nồng độ kháng sinh trong nước và trầm tích đã được một số nhà khoa học nghiên cứu, như kết quả khảo sát của Sheng-Fu Yang và cộng sự (2012) cho thấy các kháng sinh SAs có su hướng tích tụ trong pha rắn trong khoảng 2 ngày đầu sau đó giảm giảm mạnh do bị phân hủy sinh học [134], còn các kháng sinh QNs là những chất có độ bền sinh học cao, cấu tạo phân tử dạng càng nên chúng dễ tạo phức với các kim loại có trong trầm tích hoặc hấp phụ vào các chất rắn lơ lửng, vì vậy theo thời gian nồng độ kháng sinh trong nước sẽ giảm và nồng độ kháng sinh trong trầm tích sẽ tăng lên. Tuy nhiên kháng sinh trong môi trường tự nhiên không chỉ đơn thuần là quá trình chuyển hóa từ pha này sang pha khác mà nó còn chịu tác động của nhiều yếu tố khác như chế độ thủy động, cường độ ánh sáng, quần thể sinh vật trong môi trường, bản chất của kháng sinh hoặc chất hấp phụ, …. Do đó mối tương quan giữa kháng sinh trong nước với kháng sinh trầm tích của các đối tượng nghiên cứu khác nhau sẽ là khác nhau. Kết quả về mối quan hệ giữa nồng độ kháng sinh trong nước và trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch thể hiện trên hình 3.14 và 3.15 cho thấy khi nồng độ kháng sinh trong nước thay đổi thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích cũng biến đổi theo nhưng có sự khác biệt rất lớn giữa hồ Tây và Hồ Trúc Bạch. Trong hồ Tây mối quan hệ giữa hai đại lượng này là không rõ ràng (R2 = 0,0648), nhưng trong hồ Trúc Bạch giữa hai đại lượng này mối quan hệ tuyến tính là tương đối cao (R2 = 0,6642). Sự khác biệt này có thể do hồ Tây có diện tích lớn nên các chất ô nhiễm được pha loãng nhiều, quá trình khuếch tán chất ô nhiễm sang các vị trí khác lâu hơn do đó chênh lệch nồng độ kháng sinh giữa các điểm là rất lớn mà kết quả lại thể hiện trên giá trị trung bình nên không biểu diễn được mối quan hệ giữa nồng độ kháng sinh trong nước với trầm tích. Còn tại hồ Trúc Bạch có diện tích nhỏ nên chất ô nhiễm khuếch tán sang các vị trí khác nhanh hơn, hàm lượng cặn lơ lửng trong hồ lớn tạo điều kiện cho kháng sinh xa lắng xuống trầm tích. Vì vậy, có thể khẳng định rằng đối với những hồ có diện tích nhỏ, tiếp nhận lượng lớn các nguồn nước thải chưa xử lý hoặc nước thải xử lý không triệt để kháng sinh thì nồng độ kháng sinh trong nước lớn sẽ dẫn đến sự tích tụ nhiều trong trầm tích. Những hồ có diện tích lớn và tỷ lệ giữa lượng nước thải vào so với dung tích chứa của hồ bé thì nồng độ kháng sinh trong trầm tích không hoàn toàn chỉ phụ thuộc vào nồng độ kháng sinh trong nước mà còn phụ thuộc vào chế độ thủy động, điều kiện thời tiết.
- 88. 75 Hình 3.14. Mốiquanhệ giữa nồngđộ khángsinh trong nước với trầmtích của hồ Tây Hình 3.15. Mốiquanhệ giữa tổng nồngđộkháng sinh trong nước với trầmtích của HTB 3.2.3. Hàm lượng kháng sinh trong động vật thủy sinh Các kết quả nghiên cứu trước cho thấy quần thể sinh thái trong các hồ Hà Nội là phong phú và đa dạng, chúng có ý nghĩa rất lớn trong quá trình tự làm sạch nguồn nước và là chỉ thị môi trường nước [11]. Nhưng dưới tác động của các nguồn thải đã và đang làm cho hệ sinh thái của các hồ suy giảm đáng kể, như kết quả nghiên cứu về quần thể sinh vật hồ Tây từ năm 2007 đến năm 2011 cho thấy trong ngành tảo lục số lượng giảm từ 70 loài xuống còn trên 20 loài, số lượng cá chết ngày càng tăng vào các tháng mùa khô đặc biệt là trai và ốc giảm đáng kể [11]. Nhiều nghiên cứu của các nhà khoa học trên thế giới gần đây cho thấy kháng sinh cũng là một trong những nguyên nhân gây ảnh hưởng tới quần thể sinh thái. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự tích tụ kháng sinh trong cá rô phi và ốc. Kết quả phân tích 5 kháng sinh trong các mẫu cá rô phi phi đen (Oreochromis mossambicus) và ốc nhồi Pila polita của hồ Trúc Bạch ở bảng 3.19 cho thấy nồng độ kháng sinh dao động từ không phát hiện thấy đến 15,13 g/kg, trong đó kháng sinh ít phát hiện thấy là NOR và kháng sinh phát hiện với tấn suất lớn và nồng độ cao là OFL, có những mẫu nồng độ OFL lên đến 15,13 g/kg. Trong 5 kháng sinh nghiên cứu thì có SMX và TRI tích tụ trong các mẫu sinh vật thủy sinh phần lớn nhỏ hơn 1 g/kg, các kháng sinh CIP và OFL thường tích tụ trong động vật thủy sinh ở nồng độ cao. Điều này là hợp lý, vì các sinh vật thủy sinh nghiên cứu sống chủ yếu ở tầng đáy và ăn các chất hữu cơ thối rữa ở tầng đáy, mà theo kết quả nghiên cứu cho thấy sự tích tụ kháng sinh SAs và TRI trong trầm tích là thấp, còn các kháng sinh QNs thì ngược lại có khả năng tích tụ mạnh trong trầm tích. Kết quả phân tích kháng sinh trong mô cá rô phi ở các hồ thể hiện ở bảng 3.19, 3.21 và phụ lục 13.P1 cho thấy nồng độ kháng sinh CIP và OFL trong mô nhìn chung lớn hơn so kháng sinh SMX và TRI, điều này có thể là do cơ chế chuyển hóa của các kháng sinh trong động vật. Các kháng sinh QNs sau khi đi vào cơ thể từ hệ thống tiêu hóa chúng sẽ dễ dàng được hấp thụ nhanh vào mô và vào trong tế bào, sau đó đi vào máu và phân bổ khắp cơ thể, có nồng độ cao ở những nơi bị nhiễm khuẩn (các dịch cơ thể, các mô), nói chung kháng sinh dễ khuyếch tán vào các tế bào trong phần lớn các mô hơn và đào thải qua thận hơn là là tích tụ trong gan. Các kháng sinh SMX và TRI được tích tụ trong gan
- 89. 76 cao hơn so với trong mô, do các kháng sinh này sau khi đi vào máu được phân bố khắp cơ thể sẽ chuyển hóa trong gan sau đó đào thải chủ yếu qua thận [6, 76]. So sánh sự tích tụ kháng sinh giữa cá rô phi và ốc, kết quả cho thấy khả năng tích tụ kháng sinh QNs và TRI trong các mô của ốc lớn hơn so với trong cá nhưng khả năng tích tụ SMX của cá lại cao hơn so với ốc. Kết quả này là phù hợp, vì môi trường sống của cá rô phi là ở tầng giữa và là động vật ăn tạp nên thường kiếm ăn ở các khu vực có cống thải vào, ở các vị trí đó thường có nồng độ kháng sinh SMX cao hơn so với kháng sinh QNs và TRI. Ốc sống vùi mình trong bùn và ăn các chất hữu cơ thối rữa ở tầng đáy nên tích tụ các hợp chất có nhiều trong trầm tích như kháng sinh QNs. Đây là một điều mà người Việt Nam chúng ta đáng lưu tâm khi sử dụng ốc và các động vật thủy sinh có vỏ làm thực phẩm, vấn đề này đã được các nhà khoa học trên thế giới nghiên cứu và đưa ra những cảng báo về khả năng tích tụ các chất độc hại trong chúng. Bảng 3.19. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi, ốc của hồ Trúc Bạch Kháng sinh Cá rô phi (n = 14) Ốc (n = 12) Min (g/kg) Max (g/kg) Median (g/kg) TS (%) Min (g/kg) Max (g/kg) Median (g/kg) TS (%) SMX <MDL 2,00 <MQL 83,3 <MDL 1,85 0,67 83,3 TRI <MDL 1,44 <MQL 83,3 0,57 2,45 0,94 100 NOR <MDL 1,31 <MQL 66,7 <MDL 4,90 <MQL 83,3 CIP <MQL 3,29 1,10 83,3 1,21 7,04 3,76 100 OFL <MQL 8,07 2,32 83,3 5,54 15,13 11,23 100 Median – Giá trị trung vị Kết quả thể hiện trên bảng 3.19 cho thấy khả năng tích tụ kháng sinh trong ốc lớn hơn nhiều so với khả năng tích tụ kháng sinh trong cá rô phi, vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá khả năng tích tụ kháng sinh theo thời gian của trong ốc. Kết quả thể hiện trong bảng 3.20 cho thấy nồng độ kháng sinh trong ốc có kích thước nhỏ OHTBN (chiều cao 3 - 3,5 cm và vòng xoắn 3 – 4) gần tương đương so với nồng độ kháng sinh trong ốc có kích thước lớn OHTBL (chiều cao 4 – 5,5 cm; vòng xoắn 3 – 5 vòng). Nghĩa là kháng sinh không có khả năng tích tụ lại trong ốc giống như kim loại nặng hoặc một số chất ô nhiễm khác đã được nghiên cứu mà chúng sẽ bị đào thải hoặc chuyển hóa thành các chất khác. Bảng 3.20. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh trong ốc theo thời gian Thời gian OHTBL (µg/kg) OHTBN (µg/kg) SMX TRI CIP OFL SMX TRI CIP OFL T01/2014 <MDL 0,82 2,56 7,04 <MQL 0,67 2,08 7,44 T03/2014 <MQL 0,72 1,21 10,59 <MDL 0,64 1,25 9,44 T10/2016 0,59 1,06 2,05 5,57 <MQL 0,57 2,11 5,54 T12/2016 0,87 1,02 6,78 14,90 0,93 0,90 6,23 13,28 T01/2017 1,67 2,45 4,97 14,49 0,85 2,09 3,62 14,35
- 90. 77 Nghiên cứu cũng tiến hành phân tích kháng sinh trong cá rô phi của 4 hồ còn lại, kết quả thể hiện trên bảng 3.21 cho thấy 100% mẫu cá tại hồ Yên sở bị nhiễm kháng sinh SMX, CIP và OFL với nồng độ từ 0,81 đến 2,03 μg/kg, hồ Tây, hồ Thủ Lệ và hồ Trúc Bạch có hai kháng sinh không phát hiện thấy trong các mẫu cá rô phi, hồ Ngọc Kháng có một kháng sinh STZ không phát hiện thấy. Hàm lượng kháng sinh trong cá ở các hồ dao động SMX: <MDL – 2,53 µg/kg; TRI: <MDL – 0,79 µg/kg; NOR: <MDL – 3,39 µg/kg; CIP: <MDL – 4,06 µg/kg; OFL: <MDL – 3,60 µg/kg. Trong 9 kháng sinh nghiên cứu thì có 3 kháng sinh STZ, SMR và ENR nồng độ và tần suất phát hiện trong cá là rất thấp, điều này là hợp lý vì những kháng sinh này cũng gần như không phát hiện thấy trong nước của các hồ. Trong 5 hồ nghiên cứu thì tổng hàm lượng các kháng sinh nghiên cứu trong cá rô phi của hồ Trúc Bạch là lớn nhất 3,33 µg/kg và nhỏ nhất là hồ Thủ Lệ 0,78 µg/kg, nồng độ này thấp hơn so với dư lượng kháng sinh cho phép trong các sản phẩm thực phẩm của Liên Minh Châu Âu thể hiện ở phần phụ lục 13.P2, nhưng đánh giá về mặt sinh thái môi trường thì cần phải nghiên cứu thêm. So sánh nồng độ kháng sinh trong cá rô phi, ốc của các hồ Hà Nội với nồng độ kháng sinh trong động vật thủy sinh của hồ Baiyangdian (CIP - 4,17 µg/kg; NOR - 23,8 µg/kg; ENR - 3,08 µg/kg; OLF - 1,08 µg/kg; STZ - 0,88; SMX - 0,15 µg/kg), là một hồ nước ngọt tự nhiên lớn nhất miền bắc Trung Quốc [151] cho thấy trừ OFL còn tất cả các kháng sinh khác nồng độ thấp hơn so với động vật thủy sinh của hồ Baiyangdian mặc dùng hàm lượng kháng sinh trong nước của hai hồ là như nhau. Điều đó chứng tỏ sự tích tụ kháng sinh trong sinh vật không chỉ phụ thuộc vào hàm lượng kháng sinh trong nước còn phụ thuộc vào các yếu tố khác. Bảng 3.21. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi tại hồ Ngọc Khánh,hồ Thủ lệ, hồ Yên Sở và hồ Tây của Hà Nội Kháng sinh Các hồ Thông số SMX TRI NOR CIP OFL Tổng Hồ Ngọc Khánh (n = 10) Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL Max (μg/kg) 1,23 0,79 1,07 1,53 3,6 8,22 TB (μg/kg) 0,42 0,2 0,11 0,54 1,04 2,31 TS (%) 80 80 40 90 90 Hồ Thủ Lệ (n = 10) Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL Max (μg/kg) 2,53 0,5 1,08 1,85 1,87 7,83 TB (μg/kg) 0,35 0,05 0,06 0,23 0,09 0,78 TS (%) 90 70 50 60 40 Hồ Yên Sở (n = 10) Min (μg/kg) 0,81 <MDL <MDL <MQL 0,52 Max (μg/kg) 1,8 0,27 1,78 4,06 2,68 10,59 TB (μg/kg) 1,05 0,09 0,36 0,96 0,85 3,31 TS (%) 100 60 80 100 100 Hồ Tây (n = 10) Min (μg/kg) <MDL <MDL <MDL <MQL <MDL Max (μg/kg) 0,75 0,41 3,39 2,42 2,69 9,66 TB (μg/kg) 0,22 0,06 0,39 0,38 0,56 1,61 TS (%) 80 70 60 60 70
- 91. 78 Min - Giá trị nhỏ nhất TB - Giá trị trung bình Max - Giá trị lớn nhất TS - Tần suất Hàng năm các hồ Hà Nội vẫn tiến hành khai thác các nguồn thủy sản cung cấp cho người dân thành phố, cá rô phi và ốc là những thủy sản được người dân thủ đô thường xuyên sử dụng. So sánh kết quả phân tích với tiêu chuẩn cho phép về dư lượng kháng sinh trong các sản phẩm thủy sản của Liên minh Châu Âu (REGULATIONS COMMISSION REGULATION (EU) No 37/2010) cho thấy dư lượng kháng sinh trong các mẫu động vật thủy sinh vẫn nằm trong giới hạn cho phép, nghĩa là vẫn an toàn về thực phẩm đối với kháng sinh, nhưng so sánh với tiêu chuẩn của Cơ quan Thanh tra Thực phẩm Canada (CFIA) thể hiện ở phụ lục 13.P2, thì một số mẫu vượt quá tiêu chuẩn cho phép đặc biệt là ốc. Thêm nữa trong các hồ có tiếp nhận nước thải, không chỉ có các kháng sinh nghiên cứu mà có thể có hàng trăm các hóa chất khác nhau, chúng có thể cộng kết với nhau làm tăng độc tính, vì vậy cần có những nghiên cứu thêm để đưa ra các cảnh báo về an toàn thực phẩm. Hình 3.16. Mốiquanhệ giữa tổngnồngđộ kháng sinhtrong nướcvà trong cácủa HTL Kết quả thể hiện trên hình 3.16, 3.17 và phụ lục 8 cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước ảnh hưởng tới khả năng tích tụ kháng sinh trong các mô cá rô phi, với hệ số tương quan R2>0,66. Đó có thể do tập tính sinh sống của cá rô phi là động vật ăn tạp, thường tìm kiếm thức ăn ở các cống thải vào, nơi có nồng độ cao kháng sinh nên nguy cơ cá rô phi bị phơi nhiễm là rất lớn. Kháng sinh đi vào cơ thể của cá qua da, qua quá trình hô hấp và qua các nguồn thức ăn, khi đi vào cơ thể một phần sẽ được tích tụ trong gan hoặc mô, một phần bị chuyển hóa thành chất khác và một phần được đào thải ra bên ngoài, như kết quả khảo sát trên cá tra cho thấy sau 7 ngày nồng độ kháng sinh ENR trong cá đã giảm từ 1347 μg/kg xuống 158 μg/kg và chuyển hóa thành CIP là 6,23 μg/kg [16]. Trong 5 hồ nghiên cứu thì hồ Tây là có mối quan hệ thấp nhất (R2 = 0,6603), đó có thể do kết quả so sánh dựa trên tổng nồng độ trung bình của các kháng sinh trong nước với kháng sinh trong cá mà
- 92. 79 diện tích hồ Tây lớn nên chênh lệch nồng độ kháng sinh giữa các khu vực trong hồ rất lớn, công thêm tập tính sinh sống của cá rô phi thường sống ở những khu vực có nguồn ô nhiễm kháng sinh cao nên không thể hiện được hết. Hồ có mối tương quan cao nhất là hồ Thủ Lệ (R2 = 0,8898). Khác với cá rô phi, ốc là động vật thân mềm, thường sống vùi mình trong bùn, ăn các hợp chất hữu cơ có trong trầm tích nên nồng độ kháng sinh trong nước ảnh hưởng ít tới khả năng tích tụ (R2 = 0,5192), nhưng nồng độ kháng sinh trong trầm tích lại có ảnh hưởng lớn tới khả năng tích tụ (R2 = 0,8543), kết quả thể hiện trên hình 3.17 và 3.18. Vậy có thể khẳng định rằng môi trường sống, tập tính sinh sống của sinh vật ảnh hưởng rất lớn tới khả năng tích tụ kháng sinh trong cơ thể sinh vật. Hình 3.17. Mốiquanhệ giữutổngkháng sinh trong nước với kháng sinh trong cá và ốc của HTB Hình 3.18.Mốiquanhệ giữu tổng kháng sinhtrong trầmtích vớikhángsinh trongcá và ốc của HTB
- 93. 80 3.3. Sự phân bố nồng độ kháng sinh theo không gian và thời gian 3.3.1 Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước hồ Theo kết quả báo cáo về hồ Hà Nội năm 2015 cho thấy 5 hồ nghiên cứu mặc dù đã được kè toàn bộ xung quanh bờ, nhưng một số hồ vẫn chưa tách được hoàn toàn nguồn nước thải đổ vào, vì vậy nguy cơ ô nhiễm kháng sinh là rất lớn. Trong số 5 hồ nghiên cứu, hồ Tây và hồ Trúc Bạch được lựa chọn để đánh giá sự phân bố nồng độ kháng sinh theo không gian. Kết quả khảo sát cho thấy xung quanh hồ Tây có hàng chục các cống xả thải vào hồ nhưng các số liệu thể hiện trên hình 3.19 và phụ lục 9.P1 đến 9.P4 cho thấy ở những khu vực có lượng nước thải nhỏ thì nồng độ kháng sinh ít có sự tăng đột biến còn ở những khu vực có lượng nước thải vào lớn thì nồng độ kháng sinh trong nước lớn hơn nhiều so với các khu vực khác như ở vị trí lấy mẫu 1, 15, 17. Đây là những vị trí lấy mẫu ở gần các cống xả nước thải Tàu Bay, cống Đõ và cống Trích Sài với lượng thải là 2592 m3/ngày, 3268 m3/ngày, 518 m3/ngày, tương ứng [11], nên nước ở khu vực này thường có màu đen mùi hôi thối. Điều này cho thấy nước thải từ các cống xả là nguyên nhân chính gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ Tây. Với tốc độ đô thị hóa và mật độ dân số quanh khu vực hồ không ngừng tăng lên nhanh chóng như hiện nay sẽ kéo theo lượng nước thải sinh hoạt tăng lên đáng kể là nguy cơ tiềm ẩn gây ô nhiễm các chất cũng như kháng sinh trong nước hồ. Vị trí ít ô nhiễm kháng sinh nhất là khu vực giữa hồ, phía bên đường Quảng An và Quảng Bá nồng độ kháng sinh dao động chủ yếu từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến vài ng/L. Điều này là phù hợp, vì ở những vị trí này kháng sinh gần như không được đưa vào từ các nguồn thải mà được phân bố vào nhờ quá trình khuếch tán. Hình 3.19. Đồ thịbiểudiễnsựbiến đổitổngnồngđộ kháng sinhtrongnước theo vịtrílấy mẫu của hồ Tây vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015 Kết quả tương tự cũng được ghi nhận ở hồ Trúc Bạch thể hiện ở hình 3.20 và phụ lục 8.P1 đến 8.P4, vị trí bị ô nhiễm kháng sinh nhất là ở gần hai cống xả nước thải chưa qua xử lý từ mương Ngũ Xã (vị trí lấy mẫu số 2 và 4) vào hồ, nồng độ kháng sinh trong nước tại hai vị trí này dao động từ 7,19 ng/L đến 211,67 ng/L. Khu vực ít ô nhiễm kháng sinh nhất
- 94. 81 là ở vị trí số 7, nằm ở vị trí gần giữa hồ, nồng độ kháng sinh ở khu vực này dao động từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 29,46 ng/L. Mặc dù hồ Tây và hồ Trúc Bạch được nối thông với nhau bằng hai cống xả lớn (cống Cây Si) nhưng sự biến đổi nồng độ của từng kháng sinh trong hai hồ là khác nhau. Nồng độ kháng sinh CIP trong nước hồ Tây vào tháng mùa mưa (tháng 9/2014 và tháng 6/2015) nhìn chung ở mọi vị trí cao hơn so với các kháng sinh khác nhưng vào tháng mùa khô (tháng 11/2014 và tháng 3/2015) lượng kháng sinh CIP ở mức nồng độ mức trung bình mà nồng độ cao nhất ở các vị trí là kháng sinh SMX. Trong khi đó ở hồ Trúc Bạch nồng độ kháng sinh OFL cao hơn so với các kháng sinh ở hầu hết các vị trí vào cả mùa mưa lẫn mùa khô. Vậy có thấy rằng lượng nước từ hồ Trúc Bạch chảy sang hồ Tây ảnh hưởng không nhiều tới chất lượng nước hồ Tây (về kháng sinh). Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước không chỉ chịu ảnh hưởng của lượng nước thải vào, mà còn chịu ảnh hưởng lớn của điều kiện thời tiết. Thời tiết thay đổi đột ngột sẽ làm tăng nguy cơ mắc các bệnh về đường hô hấp, nhiệt độ nóng ẩm cao làm tăng tốc độ phát triển của các loại vi khuẩn gây bệnh và gây ra sự chuyển hóa kháng sinh trong nước nhờ phản ứng quang phân và phân hủy sinh học [159]. Tất cả các điều đó sẽ dẫn đến lượng kháng sinh tiêu thụ tăng cao hoặc làm thay đổi nồng độ kháng sinh trong nước. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự thay đổi nồng độ kháng sinh trong nước theo mùa. Hình 3.20. Đồ thịbiểudiễnsựbiến đổitổngnồngđộ kháng sinhtrongnước theo vịtrílấy mẫu của hồ Trúc Bạch vào T9/2014, T11/2014, T3/2015 và T6/2015 Kết quả khảo sát hàm lượng kháng sinh trong nước hồ Tây ở bảng phụ lục 9.P1 – 9.P4 cho thấy, vào các tháng mùa khô (tháng 11/2014 và tháng 3/2015) nồng độ kháng sinh trong nước phần lớn nhỏ hơn 10 ng/L trừ SMX còn vào các tháng mùa mưa (tháng 9/2014 và tháng 6/2015) nó có thể chia thành hai thời kỳ, đó là vào tháng 9/2014 nồng độ kháng sinh nhìn chung lớn hơn so với mùa khô nhưng không đáng kể còn vào tháng 6/2015 nồng độ kháng sinh trong hồ tăng lên rõ rệt. Đó có thể do vào tháng 9 lượng mưa ở Hà nội thấp nên nhiều cống xả của hồ Tây được đóng lại, nước thải chảy vào hồ không đáng kể nên nồng độ kháng sinh trong hồ không lớn, còn vào tháng 6 ở Hà Nội thường xuyên có những trận mưa lớn nên các cống thải vào hồ Tây được mở ra tạo điều kiện cho
- 95. 82 kháng sinh đi vào trong hồ lớn. Đối với hồ Trúc Bạch cơ chế vận hành các cống thải vào hồ khác so với hồ Tây, hồ Trúc Bạch luôn tiếp nhận khoảng 10.000 m3/ngày đêm trong đó có khoảng 2000 m3 đã qua hệ thống xử lý của trạm xử lý Trúc Bạch được đặt ngay cạnh hồ, nên sự biến động kháng sinh theo mùa trái ngược với hồ Tây, vào mùa mưa nồng độ kháng sinh trong hồ thấp hơn so với mùa khô (bảng phụ lục 9.P5 – 9.P8). Trong các kháng sinh nghiên cứu, kháng sinh có nồng độ cao nhất ở hồ Tây là CIP vào tháng mùa mưa (CIP – 21,01 ng/L), ở hồ Trúc Bạch là OFL vào tháng mùa khô (OFL – 110,97 ng/L). Kết quả này trùng hợp với nghiên cứu về sông, hồ ở Bắc Kinh của Trung Quốc nơi tiếp nhận các nguồn nước thải chưa qua xử lý và nước thải đã được xử lý nhưng loại bỏ không đáng kể kháng sinh cho thấy vào các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh (tháng sáu - 390 ng/L, tháng chín - 449 ng/L) giảm hơn so với các tháng mùa khô (tháng mười – 755 ng/L) [153]; nước sông Sen của Pháp nơi tiếp nhận một lượng lớn nước thải từ các nhà máy xử lý đã loại bỏ đáng kể hàm lượng kháng sinh trong nước thì nồng độ kháng sinh vào các tháng mùa khô lại thấp hơn so với các tháng mùa mưa [49]. Hình 3.21. Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo thời gian của Hồ Tây
- 96. 83 Hình 3.22. Sựbiếnđổinồngđộkhángsinh theo thờigiancủahồ TrúcBạch Sự biến đổi nồng độ kháng sinh theo mùa ở các vị trí khác nhau của một hồ cũng có thể khác nhau. Như hồ Tây tại các vị trí lấy mẫu ít chịu tác động của nguồn thải như vị trí số 4 và 11 thì tổng nồng độ kháng sinh lớn nhất là vào các tháng mùa mưa và có sự dao động rất lớn theo thời gian, còn tại các vị trí lấy mẫu số 8 và 17 gần các cống xả thải thì nồng độ kháng sinh lớn nhất lại vào các tháng mùa khô và sự dao động nồng độ kháng sinh theo thời gian là không lớn (hình 3.21). Qui luật này chỉ đúng với những hồ có diện tích lớn như hồ Tây còn hồ Trúc Bạch diện tích nhỏ, lượng nước thải chưa xử lý vào hồ lớn thì sự biến động nồng độ kháng sinh ở vị trí lấy mẫu xa nguồn thải (7) và ở vị trí lấy mẫu gần nguồn thải (2) là tương tự nhau, nồng độ kháng sinh lớn nhất là vào các tháng mùa khô (hình 3.22). Điều này có thể giải thích là do hồ Trúc Bạch có diện tích nhỏ nên quá trình khuếch tán các chất ô nhiễm từ các nguồn thải đến các vị trí khác nhau diễn ra nhanh hơn, còn hồ Tây diện tích lớn hơn rất nhiều nên quá trình khuếch tán kháng sinh từ khu vực ô nhiễm sang các khu vực ít ô nhiễm chỉ diễn ra mạnh khi lượng nước đổ vào hồ lớn. Hình 3.23. Sựbiếnđổinồngđộ khángsinh theo thời gian của hồ Thủ Lệ Hình 3.24. Sựbiếnđổinồngđộkhángsinh theo thời gian của hồ Ngọc Khánh Ngoài ra nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá ảnh hưởng của mùa mưa và mùa khô tới sự biến thiên nồng độ kháng sinh trong 3 hồ (HTL, HNK, HYS), kết quả thể hiện trên hình 3.24 cho thấy hồ Ngọc Khánh thường xuyên tiếp nhận một lượng lớn nước thải chưa
- 97. 84 qua xử lý từ các hộ dân xung quanh và khu vực lân cận nồng độ kháng sinh lớn nhất được phát hiện vào các tháng mùa khô (Tháng 3/2014 và tháng 1/2015) do nước thải không được pha loãng và dung tích nước trong hồ ít. Nhưng ở hồ ít tiếp nhận nước thải (hồ Thủ Lệ) và tiếp nhận các nguồn nước đã qua xử lý (hồ Yên Sở) như thể hiện ở hình 3.23 và phụ lục 10 thì các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh lại cao hơn. Điều này xảy ra là do khi lượng mưa trong thành phố lớn, chúng sẽ hòa loãng các nguồn nước thải từ các cống rãnh sau đó chảy tràn vào các hồ chứa. Hiện tượng này cũng được ghi nhận ở sông Seine của Pháp, đó là vào các tháng mùa mưa nồng độ kháng sinh ở sông cao hơn so với các tháng mùa khô [49]. Trong 5 hồ nghiên cứu, hồ Ngọc Kháng là hồ có tổng hàm lượng kháng sinh trong các tháng cao hơn so với các hồ khác, như thể hiện ở hình 3.24 cho thấy tổng nồng độ kháng sinh trong hồ có những tháng lên đến trên 1000 ng/L (như tháng 3/2014 là 1089,39 ng/L, tháng 1/2015 là 1104,5 ng/L). Điều này là rất phù hợp vì hồ Ngọc Kháng là nơi tiếp nhận một lượng lớn nước thải sinh hoạt chưa qua xử lý, nước hồ thường có màu đen, mùi hôi thối và có những hôm cá chết nổi trắng cả một vùng. Vì vậy khi trời ít mưa, lượng nước thải đổ vào hồ lớn sẽ làm tăng nồng độ kháng sinh trong hồ. Hồ có tổng hàm lượng kháng sinh trong các tháng nhìn chung thấp hơn so với các hồ khác là hồ Tây, mặc dù nơi đây cũng tiếp nhận một lượng lớn nguồn nước thải chưa qua xử lý nhưng do diện tích hồ lớn nên đã xảy ra quá trình khuếch tán, pha loãng kháng sinh. Hình 3.25.Mốiquanhệ giữa nhiệtđộ vànồng độtừng kháng sinhtrong nướchồ Tây Theo kết quả nghiên cứu của Ola Svahn và cộng sự (2015) cho thấy các kháng sinh nghiên cứu SAs, QNs, TRI có độ bền nhiệt tương đối cao, ở nhiệt độ dưới 100oC ít bị ảnh hưởng, chúng chỉ bị ảnh hưởng mạnh khi nhiệt độ vượt quá 100oC [114]. Nhưng theo nghiên cứu của Fatima Tamtam và cộng sự (2008) [49], Thuy H.T và cộng sự (2011) [62] cho thấy nhiệt độ và cường độ ánh sáng là những yếu tố ảnh hưởng rất mạnh tới nồng độ kháng sinh trong nước, còn trong nghiên cứu của Castiglioni và cộng sự (2006) trong 6 nhà máy xử lý nước thải ở Ý cho thấy hiệu quả loại bỏ kháng sinh SMX mùa hè cao hơn so với mùa đông (71% và 17% tương ứng) [118]. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá ảnh
- 98. 85 hưởng của nhiệt độ tới nồng độ kháng sinh trong nước, kết quả trên hình 3.25 cho thấy mối quan hệ giữa nhiệt độ và kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL là không rõ ràng như nghiên cứu của Robinson và cộng sự (2005), Thuy H.T và cộng sự (2011), Fatima Tamtam và cộng sự (2008). Các nghiên cứu này cho thấy vào mùa đông nhiệt độ thấp và giờ nắng ít làm cho các phản ứng sinh hóa và các phản ứng quang hóa xảy ra chậm hơn so với mùa hè nên nồng độ kháng sinh sẽ giảm ít hơn [49, 62]. Đó có thể do nồng độ kháng sinh từ các nguồn thải đưa vào trong nước hồ lớn hơn so với tốc độ phân hủy của chúng. Bên cạnh đó với khí hậu nhiệt đới gió mùa của Hà Nội, mùa đông nhiệt độ ngoài trời không quá thấp như các nước hàn đới, mùa hè nhiệt độ và độ ẩm cao tạo điều kiện cho các vi khuẩn gây bệnh phát triển mạnh nên lượng kháng sinh tiêu thụ vào mùa hè tăng hơn hơn so với mùa đông. Nếu so sánh mối quan hệ giữa tổng lượng kháng sinh trong nước của các hồ với nhiệt độ được thể hiện ở hình 3.26 và phụ lục 11.P1 đến 11.P4 cho thấy khi nhiệt độ thay đổi thì nồng độ kháng sinh trong hồ cũng biến động theo như mối quan hệ tuyến tính giữa hai đại lượng này rất thấp R2 < 0,42, trong đó thấp nhất là ở hồ Tây R2 = 0,0237 và cao nhất là ở hồ Trúc Bạch R2 = 0,4187. Vậy có thể khẳng định rằng nhiệt độ không khí không ảnh hưởng trực tiếp tới nồng độ kháng sinh nước mà nó là điều kiện để các phản ứng sinh hóa trong nước xảy ra và thuận lợi cho vi khuẩn gây bệnh phát triển. Đây chính là nguyên nhân dẫn đến một số kháng sinh trong các hồ không biến đổi theo quy luật. Hình 3.26. Mốiquanhệ giữa nhiệtđộ vớitổngnồngđộ kháng sinhtrong nướchồ Tây Lượng mưa cũng là một yếu tố ảnh hưởng mạnh tới sự biến đổi nồng độ kháng sinh trong nước, mối quan hệ giữa lượng mưa với hàm lượng kháng sinh trong hồ Tây thể hiện ở hình 3.27 cho thấy khi lượng mưa thay đổi thì nồng độ kháng sinh trong nước hồ cũng biến đổi theo, nhưng sự giao động của các kháng sinh trong hồ khác nhau. Đối với kháng sinh SMX nồng độ lớn nhất là khi lượng mưa ở mức trung bình, khi lượng mưa lớn hoặc thấp nồng độ kháng sinh có xu hướng giảm, CIP lại cho kết quả ngược lại, hai kháng sinh
- 99. 86 còn lại biến đổi theo qui luật không rõ ràng. Điều này có thể là do bản chất của kháng sinh và quá trình điều tiết dòng thải ở hồ Tây và nồng độ kháng sinh trong nước thải. Kết quả tương tự đã được ghi nhận trong nghiên cứu về ảnh hưởng của điều kiện thủy văn tới hàm lượng kháng sinh trong nước sông Sen cho thấy khi có các trận mưa lớn thì nồng độ kháng sinh SMX trong nước sông lại tăng lên, còn đối với NOR khi lượng nước trong sông thấp thì nồng độ kháng sinh lại tăng [49]. Hình 3.27. Mốiquanhệ giữa nồngđộ các kháng sinhtrong nướchồ Tây vớilượng mưa Nghiên cứu cũng tiến hành đánh giá ảnh hưởng của lượng mưa tới nồng độ kháng sinh trong nước HTB, HTL, HNK, HYS được thể hiện phụ lục 11.P5 đến 11.P8, kết quả cho thấy mối quan hệ giữa hai đại lượng này không rõ ràng. Như trong hồ Thủ Lệ vào tháng 1/2014 lượng mưa thấp nhất, theo đúng quy luật thì nồng độ kháng sinh trong nước phải lớn nhưng nó chỉ đúng với kháng sinh SMX còn kháng sinh TRI và CIP gần như không phát hiện thấy. Trong thức tế hai kháng sinh SMX và TRI thường hay kết hợp với nhau khi sử dụng nên về lý thuyết khi nồng độ SMX tăng thì TRI cũng phải tăng theo, điều này có thể là do TRI bị hấp phụ vào các chất rắn lơ lửng trong nước hoặc xa lắng xuống trầm tích khi ở nhiệt độ thấp. Ba kháng sinh TRI, CIP và OFL lại có xu hướng tăng nồng độ khi lượng mưa tăng, TRI đạt nồng độ cao nhất ở lượng mưa 237 mm/tháng, CIP, OFL nồng độ cao nhất ở lượng mưa là 229 mm/tháng. Hay kết quả phân tích kháng sinh trong nước hồ Ngọc Kháng cho thấy các tháng có lượng mưa lớn thì nồng độ kháng sinh trong nước giảm. Kết quả này là trùng hợp với nghiên cứu của Yi Luo và cộng sự (2011) về ảnh hưởng của điều kiện thời tiết tới hàm lượng kháng sinh trong nước [163], nghĩa là các kháng sinh trong hồ Ngọc Khánh đã bị tác động mạnh bởi các hoạt động của sinh vật sống trong hồ, phản ứng quang phân và chế độ pha loãng nguồn nước. Từ các kết quả nghiên cứu trên cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước không chỉ phụ thuộc vào một yếu tố mà đó là sự tổ hợp của nhiều yếu tố theo các hướng khác nhau và tính không đồng nhất của chúng trong các hồ tự nhiên, nên khi tách riêng từng trường hợp để đánh giá sẽ là rất khó có thể tìm ra được quy luật.
- 100. 87 3.3.2. Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong trầm tích Thông tin về tính chất vật lý và hóa học của kháng sinh như hệ số hấp thụ octanol- nước, các hằng số phân ly, áp suất hơi nước, … có thể giúp dự đoán một hợp chất có khả năng tồn tại trong nước, trong pha rắn hay tích tụ trong sinh vật. Như để đánh giá chính xác khả năng hấp phụ của các kháng sinh vào trong trầm tích thì phải dựa vào kết quả thực nghiệm. Kết quả tính hệ số hấp phụ Kd của kháng sinh trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc được thể hiện trong bảng 3.22 cho thấy sự hấp phụ kháng sinh vào trầm tích là khác nhau giữa các hồ và các kháng sinh. Điều đó cho thấy có nhiều yếu tố ảnh tới sự tích tụ kháng sinh trong trầm tích như môi trường nước (độ mặn, độ pH, …), bản chất của trầm tích (thành phần chất hữu cơ, các kim loại nặng và kích thước của các hạt trầm tích) và điều kiện thời tiết thay đổi. Trong môi trường kháng sinh có sự thay đổi về tính chất hóa học và cơ chế hấp phụ là khác nhau. Như kháng sinh họ SAs khi ở pH =2-3 các nhóm amin (- NH2 + ) sẽ bị phân ly, tồn tại ở dạng cation khi đó khả năng hấp phụ sẽ cao hơn nhiều, khi pH của môi trường từ 5 -11 các nhóm sulfonamide (-SO2NH-) sẽ bị phân ly nên kháng sinh tồn tại ở dạng anion và khả năng hấp phụ của kháng sinh là kém nhất [138]. Bảng 3.22. Hệ số octanol - nước (KOW),hệ số hấp phụ (Kd) của các kháng sinh nghiên cứu trong trầm tích hồ Tây và hồ Trúc Bạch Kháng sinh LogKOW Hồ Tây Hồ Trúc Bạch Cs (ng/kg) Cw (ng/L) Kd (L/kg) Cs (ng/kg) Cw (ng/L) Kd (L/kg) SMX 0,89[157] < MQL 16,75 - 1792,30 24,66 72,68 STZ 0,05[144] < MDL nd - < MDL < MDL - SMZ 0,89[139] < MDL 2,31 - < MDL < MDL - SMR 0,14[102] < MDL < MDL - < MQL 3,52 - TRI 0,91[113] 219,97 5,17 42,55 1055,53 23,22 45,46 CIP 0,28[113] 1035,49 13,64 75,92 1261,74 39,00 32,35 ENR 1,1[144] < MDL 1,67 - < MDL 16,18 - OFL 0,35[144] 298,88 11,36 26,31 400,08 60,34 6,63 NOR -1,03[110] 326,70 9,95 32,83 < MDL 18,38 - KOW – Hệ số octanol nước CS – Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích Cw – Nồng độ trung bình của hợp chất nghiên cứu trong nước Kd – Hệ số hấp phụ “-“ – Không có kết quả Trong hồ Tây các kháng sinh QNs và TRI có hệ số hấp phụ cao hơn nhiều so với các kháng sinh SAs và cao nhất là CIP 75,92 L/kg, kết quả này trùng hợp với nghiên cứu của
- 101. 88 Tolls J (2001) và Wenhui Li và cộng sự (2012) về khả năng sa lắng của các hợp chất QNs và TRI [151]. Tuy nhiên trong hồ Trúc Bạch hệ số hấp phụ Kd của các kháng sinh lại ngược lại Kd của QNs thấp hơn so với kháng sinh SMX, mặc dù giá trị pH đo được của hồ Trúc Bạch và hồ Tây đều nằm trong môi trường kiềm yếu 7,1 – 8,1 và 7,6 – 8,8 tương ứng. Theo kết quả nghiên cứu về ảnh hưởng của pH đến khả năng hấp phụ của các kháng sinh SAs trong trầm tích thì ở giá trị pH này khả năng thấp phụ trong trầm tích là kém nhất [138]. Sự khác biệt này có thể là do quá trình hấp phụ không chỉ phụ thuộc vào tương tác kỵ nước mà còn phụ thuộc vào kích thước hạt trầm tích, bản chất của các kháng sinh, quá trình trao đổi cation, tính bắc cầu của cation, bề mặt phức, và liên kết hydro [32]. Kết quả này đã được chứng minh ở hồ Baiyangdian - miền bắc Trung quốc với giá trị Kd của là OFL – 2280; CIP-264; SMX-1,15 [151]. Trong các kháng sinh QNs và TRI thì khả năng hấp phụ trong trầm tích của OFL là kém nhất, đó có thể là do khả năng hòa tan của OFL trong nước là cao (độ hòa tan của OFL 28300 mg/L), kết quả tương tự cũng được nghiên cứu bởi Sudarshan T.Kurwadkar và cộng sự [138]. Trong hồ Tây cả bốn kháng sinh SAs, hồ Trúc Bạch có ba kháng sinh STZ, SMR và SMZ giá trị Kd không xác định được do nồng độ trong nước và trầm tích nhỏ hơn giới hạn phát hiện. Ảnh hưởng theo mùa tới khả năng tích tụ kháng sinh trong trầm tích hồ Tây thể hiện ở bảng 3.23 và hình 3.28 cho thấy cả 9 kháng sinh nghiên cứu đều có sự biến đổi theo mùa, trong đó CIP là chịu tác động lớn nhất theo mùa. Nhìn chung nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây vào các tháng mùa mưa thường lớn hơn các tháng mùa khô, như vào tháng 6/2015 lượng mưa là 241,1 mm/tháng nồng độ kháng sinh CIP đo được là 21,32 μg/kg bùn khô, hay tháng 7/2014 lượng mưa đo được là 357,3 mm/tháng nồng độ kháng sinh NOR lại là cao nhất so với các tháng, trong khi đó vào tháng 1/2015 lượng mưa là 25,5 mm nhưng nồng độ kháng sinh CIP là thấp nhất 0,18 μg/kg. Điều này có thể là do cách vận hành hồ hiện nay chỉ mở các cống thải khi có mưa ở mức trung bình và hệ thống thoát nước của Hà Nội còn yếu kém nên khi mưa quá lớn đã xảy ra sự cuốn trôi rác thải sinh hoạt ở mặt đất, nước thải sinh hoạt có chứa kháng sinh từ các khu vực xung quanh và bùn lắng đọng trong các cống rãng xuống hồ làm tăng lượng kháng sinh vào hồ, hơn nữa các chất rắn lơ lửng trong hồ tăng lên tạo điều kiện thuận lợi cho các chất kháng sinh hấp phụ vào và xa lắng xuống đáy hồ. Kết quả cũng cho thấy nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây ở các khu vực ít chịu tác động của con người như ở khu vực giữa hồ, khu vực Quảng An, Quảng Bá, xóm chùa và Nghi Tàm nồng độ kháng sinh là thấp, nhiều vị trí không phát hiện thấy. Nồng độ kháng sinh cao nhất thường rơi vào các vị trí lấy mẫu gần cống xả như cống Trích Sài, cống Tàu Bay, khu vực gần phủ Tây Hồ, …như vị trí lấy mẫu số 15 gần khu vực cống Tàu Bay nồng độ kháng sinh CIP trong trầm tích vào tháng 6/2015 lên đến 21,32 μg/Kg.
- 102. 89 Hình 3.28. Sự biến đổi kháng sinh trong trầmtích hồ Tây theo thời gian Nghiên cứu cũng tiến hành phân tích ảnh hưởng của lượng thải và mùa tới nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Trúc Bạch, kết quả thể hiện trong bảng 3.24 và phụ lục 12.P1 cho thấy nồng độ kháng sinh trong trầm tích ở trí trí lấy mẫu số 2 và 4 (gần cống xả vào của mương Ngũ Xá) của hồ Trúc Bạch có mức độ ô nhiễm nhất, có những lúc nồng độ CIP trong nước ở vị trí lấy mẫu số 2 lên đến 23,81 μg/Kg bùn khô. Ở hai vị trí lấy mẫu này nước và trầm tích thường xuyên có màu đen, mùi hôi, hàm lượng COD đo được trong nước hồ tại vị trí lấy mẫu số 2 và 4 là 192 mg/L và 185,6 mg/L, hàm lượng hữu cơ trong trầm tích là 23,50% và 17,93% tương ứng.
- 103. Bảng 3.23. Nồng độ kháng sinh trong mẫu trầmtích lấy vào tháng 6 năm2015 tại hồ Tây (μg/kg) Mẫu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) SMX STZ SMZ TRI NOR CIP OFL SRM ENR BHT1 0,57 <MDL <MDL 1,79 1,97 3,01 <MDL <MDL <MQL BHT2 <MDL <MDL <MDL <MQL <MDL 2,52 <MDL <MDL <MDL BHT3 0,39 <MDL <MDL <MDL 1,89 <MDL <MDL <MDL <MDL BHT4 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MQL BHT5 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL 1,12 <MQL <MDL <MDL BHT6 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL 4,09 <MDL <MDL <MDL BHT7 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL BHT8 <MDL <MDL <MQL 1,78 <MQL 1,34 <MQL <MDL <MDL BHT9 <MDL <MDL <MDL <MQL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL BHT10 0,79 <MDL 0,82 <MQL <MDL 1,01 0,99 <MDL 2,89 BHT11 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MQL BHT12 <MQL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL BHT13 0,33 <MDL 0,98 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL BHT14 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL BHT15 0,38 <MDL <MQL 1,04 2,10 21,32 6,48 <MDL 3,50 BHT16 <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MQL 0,97 <MDL <MQL BHT17 0,39 <MDL <MDL 0,27 <MQL 1,39 2,67 <MDL <MQL BHT18 <MQL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL 90
- 104. 91 Bảng 3.24. Nồng độ kháng sinh nghiên cứu trong mẫu bùn lấy tháng 6 năm2015 tại hồ Trúc Bạch (μg/kg bùn khô) Mẫu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) BHTB1 BHTB2 BHTB3 BHTB4 BHTB5 BHTB6 BHTB7 SMX <MQL 1,53 0,49 0,77 <MDL <MDL <MDL STZ <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL SMZ <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL TRI 0,39 5,26 <MQL 3,00 <MDL <MDL 0,28 NOR <MDL 2,92 <MDL <MQL <MDL <MDL <MDL CIP <MQL 23,81 4,29 2,41 <MDL 1,68 <MDL OFL 1,48 10,32 <MDL <MQL <MDL <MDL <MDL SRM <MDL 0,79 <MDL 1,10 <MDL <MDL <MDL ENR <MDL <MQL <MDL <MQL <MDL <MDL <MDL Kết quả trong hình 3.29 cho thấy theo thời gian nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Trúc Bạch cũng có sự dao động lớn nhưng quy luật không rõ ràng. Như tháng 7/2014 lượng mưa là 357 mm/tháng và nhiệt độ 29,5oC nồng độ kháng sinh SMX trong trầm tích là lớn nhất 3,79 µg/kg bùn khô và nồng độ của CIP là 1,01 µg/kg bùn khô, nhưng tháng 6/2015 lượng mưa tương đối lớn 241,1 mm/tháng và nhiệt độ là 30,29oC nồng độ của CIP lại là lớn nhất 4,60 µg/kg bùn khô và nồng độ của SMX là rất thấp 0,40 µg/kg bùn khô. Vì vậy có thể thấy rằng bên cạnh yếu tố thời tiết còn các yếu tố khác cũng ảnh hưởng mạnh tới sự hấp phụ kháng sinh trong trầm tích. Hình 3.29. Sựbiếnđổikhángsinh trongtrầmtích hồ Trúc Bạchtheothờigian Mặc dù giữa hồ Tây và hồ Trúc Bạch được nối thông với nhau bằng một cống lớn (cống Cây Si) trên đường Thanh Niên nhưng kết quả thể hiện trên hình 3.30 cho thấy tổng nồng độ kháng sinh trong trầm tích ở hai hồ là rất khác nhau và sự biến đổi giữa các tháng ở hai hồ cũng khác nhau. Tồng nồng độ kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây ở các tháng
- 105. 92 nhỏ hơn nhiều so với hồ Trúc Bạch trừ tháng 5/2015, đặc biệt là vào tháng 7/2014 và tháng 6/2015 tổng lượng kháng sinh trong hồ Trúc Bạch lên đến 8,37 µg/kg và 8,64 µg/kg theo thứ tự. Kết quả này phù hợp với thực tế là trong khi vào ngày 31/10/2016 cá tại hồ Tây chết hàng loạt nhưng số cá chết trong hồ Trúc Bạch là không đáng kể. Điều đó cho thấy lượng nước trao đổi giữa hồ Tây và hồ Trúc Bạch là không lớn và nguồn kháng sinh đưa vào từ hai cống xả của mương Ngũ Xã là rất lớn. Hình 3.30. Tổng nồngđộkhángsinh trongtrầmtích hồ Tây và hồ TrúcBạch 3.4. Đánh giá sự nguy hạicủa kháng sinh 3.4.1. Ảnh hưởng của kháng sinh đối với quần thể sinh vật trong nước So sánh kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của các hồ Hà Nội với giá trị EC50 ở bảng 3.23 được tổng hợp từ các nghiên cứu trước cho thấy các giá trị này đều nhỏ hơn nghĩa là ở nồng độ này các kháng sinh chưa gây ảnh hưởng tới vi khuẩn, tảo, động vật không xương sống và cá trong hồ. Đây là những sinh vật nhạy cảm nhất trong môi trường nước và đã được tổ chức đánh giá y học Châu Âu (EMEA) qui định trong đánh giá rủi ro môi trường. Tuy nhiên một số nghiên cứu gần đây cho thấy ở nồng độ này chúng vẫn có nguy cơ gây ảnh hưởng tới môi trường sinh thái thủy sinh [55, 77], như nồng độ CIP >120 ng/L có khả năng ảnh hưởng đáng kể đến tảo [49]. Hay kết quả nghiên cứu nước nuôi tôm ven biển ở Việt Nam cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước là rất thấp nhưng vẫn phát hiện thấy tỷ lệ mắc cao các vi khuẩn kháng kháng sinh đặc biệt là vi khuẩn SMX [117]. Bên cạnh đó các giá trị EC50 xác định được trong các nghiên cứu là những giá trị trong phòng thí nghiêm và thực hiện riêng lẻ đối với từng kháng sinh, nhưng trong môi trường tự nhiên tồn tại hàng trăm các loại kháng sinh và các chất ô nhiễm khác nhau, các chất này có thể ảnh hưởng cộng kết làm tăng độc tính đối với môi trường hoặc có thể gây ra nguy cơ gián tiếp bằng cách tăng các chủng vi khuẩn kháng kháng sinh [147]. Một số kháng sinh có tính chất hóa lý gần giống nhau, nhất là các kháng sinh trong một nhóm, chúng có cơ chế tác động tương tự nhau nên mức độ nguy hại đối với sinh vật thủy sinh sẽ tăng [55, 77]. Ngoài ra một lượng lớn kháng sinh sau khi sử dụng sẽ được thải bỏ ra ngoài
- 106. 93 môi trường qua nước tiểu, phân dưới dạng chất chuyển hóa và các chất có gắn thêm các nhóm không hoạt tính vào phân tử kháng sinh, như sulfamethoxazole chuyển hóa thành N- acetylsulfamethoxazole, chất này thậm chí còn phát hiện trong nước mặt ở Anh cao hơn cả SMX [49], do đó có thể xảy ra sự tái kích hoạt của các chất chuyển hóa trong nước. Mặc dù nồng độ kháng sinh đo được trong nước của các hồ <2 µg/L nhưng sự tiếp xúc của các sinh vật thủy sinh đối với các kháng sinh có thể cao hơn, vì trong nghiên cứu đã không tính đến các chất bị hấp phụ lên chất rắn lơ lửng. Theo báo cáo của Loffler và cộng sự (2003), Simon và cộng sự (2005) cho thấy một số chất kháng sinh có khả năng hấp phụ rất mạnh vào các chất lơ lửng như quinolones, tetracylines [49]. Các kết quả nghiên cứu trước và bảng tổng hợp giá trị EC50 (bảng 3.25) cho thấy độc cấp tính của các loài là khác nhau và chúng không ổn định theo thời gian, vì vậy thương số nguy hại (HQ) là một biện pháp hữu ích mà có thể được sử dụng để mô tả những nguy hại sinh thái tiềm năng của một tác nhân gây ra. Như thể hiện trong bảng 3.26 và phụ lục 14.P1 cho thấy thương số nguy hại của các kháng sinh trong 5 hồ nghiên cứu nằm trong khoảng từ 0,0002 đến 15,1180, lớn nhất là kháng sinh CIP trong hồ Ngọc Khánh và bé nhất là kháng sinh TRI trong hồ Thủ Lệ. Theo tài liệu hướng dẫn về đánh giá rủi ro của Liên Minh châu Âu năm 2006 nếu HQ ≥ 1 sinh thái có nguy cơ bị ảnh hưởng lớn, 0,01 < HQ <0,1 nguy cơ ảnh hưởng thấp, khi 0,1 < HQ <1 nguy cơ ảnh hưởng trung bình [78, 168]. So sánh kết quả thể hiện trên hình 3.31 với hướng dẫn về đánh giá rủi ro của Ủy ban châu Âu năm 2006 cho thấy nước hồ Tây, hồ Thủ Lệ có CIP; hồ Trúc có hai kháng sinh (CIP và OFL); hồ Ngọc Khánh và hồ Yên Sở 3 kháng sinh (SMX, CIP, OFL) có giá trị HQw >1 nên sinh thái trong nước ở các hồ có nguy cơ bị ảnh hưởng lớn, vì vậy cần có những nghiên cứu sâu hơn nữa. Điều này là phù hợp với nghiên cứu Underwood và cộng sự (2011) cho thấy SMX ở nồng độ thấp trong nước nhưng vẫn có khả năng sinh ra các vi khuẩn kháng kháng sinh và ảnh hưởng đến quá trình chuyển hóa của vi khuẩn nitrat và các vi khuẩn khác [131]. Các kháng sinh STZ, SMZ, NOR và TRI có giá trị HQw <0,01 nên có thể bỏ qua. So sánh giá trị HQw của kháng sinh nghiên cứu với một số sông hồ trên thế giới nhưng trong nghiên cứu của Sujung Park và cộng sự (2009) SMX (HQw = 13,4) và STZ (HQw = 1,3) [139], Wenhui Li và cộng sự (2015) tại các sông và hồ của vùng ngoại ô Bắc Kinh – Trung Quốc SMX (HQw =21,67), SMZ (HQw = 1,189), CIP (HQw = 24,3), OFL (HQw = 47,14) [153], cho thấy các giá trị HQw đều thấp hơn đặc biệt là so với sông hồ ở Trung Quốc. Trong nghiên cứu có sử dụng các số liệu về ngộ độc cấp tính EC50 của một số các nghiên cứu trước đó được tiến hành trong điều kiện phòng thí nghiệm để tính giá trị PNEC, điều này sẽ có những hạn chế trong việc đánh giá hậu quả sinh thái thực sự của những thuốc kháng sinh. Do đó, để đánh giá chính xác tính rủi ro sinh thái tiềm năng của kháng sinh cần phải tiến hành khảo sát tại môi trường tự nhiên.
- 107. Bảng 3.25. Giá trị EC50 (mg/L) ở vi khuẩn, tảo, động vật không xương sống và cá của các kháng sinh họ QNs, SAs và TRI Kháng sinh Tảo Vi khuẩn ĐV không xương sống Cá EC50 Loài EC50 Loài EC50 Loài EC50/LC50 Loài SMX 0,146[139] P.subcapitata (96h) 23,3[139] V. fischeri (30 phút) 177,6[139] D. magna (96h) >1000[165] B. rerio STZ 3,552[139] L. gibba (7 ngày) >1000[139] V. fischeri (15 phút) 78,9[139] D. magna (96h) >100[139] L.macrochirus (48h) SMZ 1,277[139] L. gibba (7 ngày) 344,7[165] V. fischeri (15 phút) 147,5[139] D. magna (96h) >100[153] (48h) SMR - - - - 277[19] D. magna (48h) 123,1[165] - TRI 80,3[139] S.capricornutum (72h) 176,7[139] V. fischeri (15 phút) 147,8[139] D. magna (48h) >100[165] B. rerio NOR 80[147] P.subcapitata 0,29[147] Cyanobacteria 1449[147] D. magna - - CIP 2,97[92] P. subcapitata 0,05[147] Cyanobacteria 71[86] M. macrocopa (48h) >100[111] B.rerio (72h) OFL 4,74[147] P. subcapitata 0,021[147] Cyanobacteria 76,58[30] D. magna (48h) >1000[153] - ENR 3,1[147] P. subcapitata (72h) 0,049[86] Cyanobacteria >10[147] D. magna (24h) >10[147] L.macrochirus (96h) 94
- 108. 95 Bảng 3.26. Thương số nguy hại của các kháng sinh nghiên cứu trong nước HT và HTB Kháng sinh EC50/LOECa (mg/L) AFb PNECw c (µg/L) Hồ Tây Hồ Trúc Bạch MECw e (µg/L) HQw d MECw (µg/L) HQw SMX 0,03[139] 1000 0,03[139] 0,01248 0,4160 0,01961 0,6537 STZ 0,1[139] 1000 0,1[139] <MDL - <MDL -g SMZ 1,277[139] 1000 1,277[139] 0,00219 0,0017 <MDL - SMR - - - <MDL - 0,00312 - TRI 16[92] 1000 16[92] 0,00594 0,0004 0,02432 0,0015 CIP 0,005[92] 1000 0,005[92] 0,01158 2,3160 0,03457 6,9140 ENR 0,049[139] 1000 0,049[139] 0,00171 0,0349 0,02239 0,4569 OFL 0,021[147] 1000 0,021[147] 0,01186 0,5648 0,06317 3,0081 NOR 0,29[147] 1000 0,29[147] 0,01094 0,0377 0,01993 0,0687 a – Giá trị EC50 trung bình thấp nhất; b – Hệ số đánh giá tiêu chuẩn thích hợp c - Nồng độ không gây tác động dự đoán trong nước; d – Thương số nguy hại trong nước e - Nồng độ trung vị của chất ô nhiễm trong môi trường nước; g – Không có giá trị Hình 3.31. Thương số nguy hại trong nước của các kháng sinh ở hồ Hà Nội
- 109. 96 3.4.2. Ảnh hưởng của kháng sinh tới quần thể sinh vật trong trầm tích Phần lớn các nghiên cứu về đánh giá rủi ro sinh thái của kháng sinh thường tập trung chủ yếu vào môi trường nước mà ít đề cập đến trầm tích. Như một số nghiên cứu gần đây cho thấy kháng sinh tồn tại trong trầm tích vẫn có khả năng ảnh hưởng trực tiếp tới sinh vật thủy sinh hoặc thông qua chuỗi thức ăn ảnh hưởng gián tiếp tới các sinh vật khác. Vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá ảnh hưởng của kháng sinh trong trầm tích tới quần thể sinh vật qua thương số nguy hại HQ. Kết quả tính toán HQs trong trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch được thể hiện ở bảng 3.27 và hình 3.32 cho thấy hồ Tây có một kháng sinh CIP, hồ Trúc Bạch có hai kháng sinh là CIP và OFL có giá trị HQ>1 có nguy cơ ảnh hưởng lớn tới sinh thái trong trầm tích của hồ. Điều này cho thấy việc sử dụng kháng sinh CIP và OFL ở Việt Nam cần có những khảo sát và đánh giá thêm. Trong hồ Tây có hai kháng sinh SMX và OFL, hồ Trúc Bạch có một kháng sinh SMX có giá trị 0,1 < HQ < 1 có nguy cơ ảnh hưởng ở mức độ vừa phải tới môi trường sinh thái. Việc dự báo ảnh hưởng của kháng sinh trong trầm tích tới quần thể sinh vật chỉ là tương đối, vì một số kháng sinh có xu hướng liên kết mạnh với các chất có trong trầm tích làm cho hoạt tính sinh học của chúng giảm mạnh. Để đưa ra những dự báo chính xác về các rủi ro sinh thái, tăng sự hiểu biết khoa học về các tác động tiềm năng của kháng sinh trong trầm tích thì cần phải có những điều tra nghiên cứu thêm nữa về hoạt tính sinh học của kháng sinh ở trong trầm tích. Bảng 3.27. Thương số nguy hại (HQs) của các kháng sinh trong trầm tích HT, HTB Kháng sinh PNECw (µg/L) Hồ Trúc Bạch Hồ Tây PNECs (µg/kg) MECs (µg/kg) HQs PNECs (µg/kg) MECs (µg/kg) HQs SMX 0,03[139] 2,18 1,71 0,7834 0,20 0,10 0,5177 STZ 0,1[139] 0,00 <MDL - 0,00 <MDL - SMZ 1,277[139] 0,00 <MDL - 37,42 0,10 0,0027 SMR - - 0,11 - - <MDL - TRI 16[92] 727,33 1,02 0,0014 680,76 0,21 0,0003 CIP 0,005[92] 0,16 0,92 5,6898 0,38 1,17 3,0907 ENR 0,049[139] 0,01 <MDL - 2,57 0,06 0,0230 OFL 0,021[147] 0,03 0,08 2,4145 0,64 0,41 0,6334 NOR 0,29[147] 1,71 0,05 0,0286 10,30 0,40 0,0389 PNECw – Nồng độ không gây tác động dự đoán trong nước PNECs – Nồng độ không gây tác động dự đoán trong trầm tích MECs – Nồng độ trung vị của hợp chất nghiên cứu trong trầm tích HQs – Thương số nguy hại trong trầm tích
- 110. 97 “-“ – Không có kết quả Hình 3.32. Thương số nguy hạitrong trầmtích củacác khángsinh ởhồ Tây và hồTrúc Bạch 3.4.3. Sự tích tụ sinh học của kháng sinh trong động vật thủy sinh Sự tích tụ các hóa chất trong sinh vật được đánh giá là một mối lo ngại đối với động vật hoang dã và sức khỏe con người, do đó tích lũy sinh học là một tiêu chí quan trọng trong đánh giá rủi ro hóa chất. Thông tin về khả năng tích lũy sinh học của dược phẩm trong sinh vật và thực phẩm còn rất hạn chế, vì vậy nghiên cứu đã tiến hành đánh giá sự tích lũy sinh học của kháng sinh trong ốc và cá rô phi. Kết quả tính toán hệ số tích lũy sinh học ở bảng 3.28 cho thấy giá trị BAF của các sinh vật thủy sinh nghiên cứu dao động từ 2,6 đến 140,6. Trong đó ốc là sinh vật có khả năng tích tụ nhiều kháng sinh nhất đặc biệt là các kháng sinh có nhiều trong trầm tích như QNs, điều này phù hợp với các nghiên cứu trước về khả năng tích tụ các chất ô nhiễm có trong trầm tích của ốc. Trong mô cá rô phi thì khả năng tích tụ kháng sinh TRI là thấp nhất (trừ hồ Ngọc Khánh) và khả năng tích tụ lớn các kháng sinh CIP và OFL, đó là do quá trình chuyển hóa kháng sinh trong cơ thể của động vật. So sánh kết quả tích tụ sinh học của các kháng sinh trong động vật thủy sinh với tiêu chuẩn về đánh giá rủi ro của Châu Âu ( BAF>2000 được coi là tích tụ sinh học và BAF>5000 coi là rất tích tụ sinh học [155]) thì tất cả các chất kháng sinh nghiên cứu chưa được xếp vào các chất hóa học có khả năng tích tụ sinh học. Đánh giá về khả năng tích tụ sinh học của các kháng sinh theo thời gian thể hiện ở phụ lục 14.P2 đến 14.P5 cho thấy tất cả các mẫu cá và ốc được lấy có khối lượng và kích thước tương tự nhau nghĩa là thời gian sống trong môi trường gần tương đương nhau nhưng hệ số tích tụ sinh học (BAF) ở các thời điểm lại khác nhau. Điều này phù hợp với nghiên cứu của S. Mane và cộng sự (2011), theo S. Mane và cộng sự (2011) yếu tố chính ảnh hưởng đến khả năng sinh học, tích lũy sinh học và độc tính của các hợp chất là trạng thái bị ion hóa [136], các hợp chất trung tính nói chung có khả năng lũy sinh học cao hơn, vì chúng ưa mỡ, có thể
- 111. 98 khuếch tán qua màng tế bào một cách nhanh chóng và dễ dàng hơn so với các dạng ion hóa tương ứng của chúng. Bảng 3.28. Hệ số tích tụ sinh học trung bình (BAF) của các kháng sinh Mẫu BAF SMX TRI CIP OFL Cá rô HT 11,9 13,5 29,7 46,0 Cá rô HTB 21,4 6,0 35,2 29,6 Ốc HTB 12,7 36,7 140,6 96,2 Cá rô HNK 12,3 28,9 2,6 4,8 Cá rô HTL 15,3 8,6 9,5 93,6 Cá rô HYS 20,9 3,9 12,5 5,8 Trong bảng 1.1 và 1.2 cho thấy giá trị LogKow của các kháng sinh nghiên cứu đều nhỏ hơn một, nghĩa là các kháng sinh này tan tốt trong nước và khả năng tích tụ trong sinh vật là kém [77]. Do đó nếu dựa vào giá trị Kow để đánh giá khả năng tích tụ trong động vật thủy sinh thì kháng sinh TRI (logKow = 0,91) là có khả năng tích tụ lớn nhất, thấp nhất là NOR (logKow = -1,03). Nhưng kết quả trong bảng 3.28 cho thấy kháng sinh OFL là có khả năng tích tụ lớn nhất và TRI là có khả năng tích tụ kém nhất. Thêm nữa cùng một loại kháng sinh, môi trường sống là như nhau nhưng kết quả tích tụ sinh học của các loài là khác nhau, như trong hồ Trúc Bạch hệ số tích lũy sinh học bé nhất của cá rô phi là TRI (BAF = 6,0), như đối với ốc của hồ Trúc Bạch lại là kháng sinh SMX (BAF = 12,7). Điều đó cho thấy hệ số tích lũy sinh học của kháng sinh phụ thuộc vào nhiều yếu tố như bản chất của chất phân tích (logKow, pKa), môi trường nước, loài sinh vật… mà đã được các nghiên cứu trước khẳng định (Kümmerer và cộng sự -2009; Wenjing Fu và cộng sự -2009; Williams và cộng sự -2005) [77, 155, 156] . Cá Ốc Hình 3.33. Mốiquan hệgiữa logBAFtrongcá rô phivà ốcvớilogKowcủa các kháng sinhởHTB Theo nghiên cứu của Wenjing Fu và cộng sự (2009) cho thấy hệ số tích lũy sinh học (BAF) có mối quan hệ tuyến tính với giá trị Kow theo phương trình log BAF = a·log KOW + b [155], nhưng kết quả thể hiện trên hình 3.33, 3.34 và phụ lục 14.P6 đến 14.P8 cho thấy mối quan hệ giữa hai đại lượng này còn tùy thuộc vào từng loài và môi trường nước. Trong 5 hồ nghiên cứu thì chỉ có hồ Ngọc Khánh là hai đại lượng này có mối quan hệ tuyến tính đi lên,
- 112. 99 nghĩa là khi hệ số octanol-nước tăng thì hệ số tích tụ sinh học kháng sinh trong cá cũng tăng theo với R2 = 0,881. Kết quả này tương tự như nghiên cứu của Wenjing Fu và cộng sự (2009) đối với các chất có tính bazơ yếu hệ số tương quan R2 = 0,80 [155]. Đối với HTB, HTL và HT mối quan hệ giữa hệ số tích lũy sinh học trong cá rô phi và ốc với hệ số octanol-nước là tỷ lệ nghịch với R2>0,6, còn ở HYS mối quan hệ giữa hai đại lượng này không rõ ràng. Điều này đã được Williams và cộng sự (2005) cho rằng một số các dược phẩm có cả hai đặc tính ưa mỡ và ưa nước nên không thể biểu diễn được mối quan hệ giữa logBAF với logKow [156]. Ngoài ra cá rô phi là động vật ăn tạp thường sống ở những khu vực có nguồn nước chứa nhiều các chất hữu cơ (gần các cống xả nước thải) nơi đó thường có hàm lượng kháng sinh cao hơn rất nhiều lần so với các khu vực khác trong hồ, nhưng khi tính giá trị BAF lại dựa trên giá trị trung bình của kháng sinh trong các hồ, vì vậy điều này cũng có thể là nguyên nhân dẫn đến mối quan hệ giữa BAF và logKow có sự sai lệch so với tính toán lý thuyết. Vậy có thể khẳng định rằng hệ số Kow chỉ là một trong những thông số để dự đoán khả năng tích tụ kháng sinh trong động vật thủy sinh, muốn đánh giá chính xác được khả năng tích tụ của chúng cần tiến hành thực nghiệm. Hình 3.34. Mốiquanhệ giữa logBAFtrongcá rô phivớilogKowcủacáckhángsinh ởHNK 3.5. Đề xuất các giải pháp giảm thiểu ô nhiễm kháng sinh trong các hồ Hà Nội 3.5.1. Giải pháp quản lý Như đã đề cập ở trên nguyên nhân chính ô nhiễm kháng sinh trong các hồ của Hà Nội là từ các nguồn nước thải sinh hoạt của người dân Thành phố. Ở nồng độ này theo kết quả tính toán cho thấy kháng sinh CIP và OFL đã có nguy cơ ảnh hưởng mạnh tới quần thể sinh vật trong nước và trầm tích. Vậy tại sao người dân lại sử dụng nhiều kháng sinh CIP và OFL trong điều trị bệnh tật đến như vậy, điều này có thể do quan niệm của một số người kể cả trong nước cũng như trên thế giới cho rằng kháng sinh QNs là kháng sinh nhân tạo, không có trong tự nhiên nên trong cơ thể của vi khuẩn không thể có các gen kháng quinolones và đã lạm dụng các thuốc khi kê đơn. Quan niệm này là sai lầm vì ngay từ những năm 80 của thế kỷ
- 113. 100 trước đã phát hiện thấy các vi khuẩn kháng kháng sinh QNs và hiện nay có nhiều công trình công bố đã phát hiện thấy vi khuẩn kháng kháng sinh QNs trong các. môi trường khác nhau như nghiên cứu của Robicsek và cộng sự (2006) [131]. Vì vậy nhiều nhà nghiên cứu trên thế giới đã đưa ra giả thiết rằng các hồ tự nhiên là nơi chứa các vi khuẩn và gen kháng kháng sinh. Thêm nữa người dân Việt Nam thường có thói quen chỉ đi khám một lần, các lần sau thấy hiện tượng tương tự thì thường dùng đơn thuốc cũ để mua thuốc và việc mua kháng sinh tại các hiệu thuốc quá dễ dàng. Do đó để hạn chế sự ô nhiễm kháng sinh CIP và OFL trong nước của các hồ Hà Nội cần phải tuyên truyền, khuyến cáo và nâng cao nhận thức của người dân trong vấn đề sử dụng kháng sinh, các cơ quan quản lý cần thường xuyên kiểm tra giám sát các cửa hàng bán thuốc, đưa ra các quy định chặt chẽ hơn và có hình thức xử phạt nặng các cửa hàng thuốc bán kháng sinh không đúng quy định. Hiện nay chính phủ đã đưa ra những quy định về cấm sử dụng một số chất kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản, không cho phép nhập khẩu những nguồn thức ăn chăn nuôi có chứa chất kháng sinh làm chất kích thích tăng trưởng. Nhưng công tác quản lý chưa chặt chẽ, chế tài sử phạt không đủ mạnh, quy mô sản xuất nông nghiệp còn nhỏ lẻ nên việc kiểm soát sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản còn nhiều hạn chế. Như đã đề cập ở trên cho thấy hiện trạng sử dụng kháng sinh của người dân trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam còn tùy tiện, thiếu hiểu biết nên nguy cơ tích tụ kháng sinh trong các sản phẩm chăn nuôi và thủy sản là rất cao. Từ các nguồn thực phẩm, kháng sinh sẽ đi vào cơ thể người, sau đó đào thải ra ngoài môi trường. Vì vậy bên cạnh những quy định về sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản chính phủ cần đưa ra những biện pháp quản lý, chế tài sử phạt đủ mạnh để có thể kiểm soát người dân sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và nuôi trồng thủy sản. Thêm nữa tổ chức các lớp huấn luyện và tuyên truyền đối với người dân sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi và thủy sản. Theo kết quả nghiên cứu của về sáu bệnh viện lớn của Hà Nội cho thấy nồng độ kháng sinh CIP, ENR trong nước thải y tế của 6 bệnh viện là từ 1,1 – 25,8 μg/L, hàm lượng sau xử lý vẫn còn cao 1,5 – 3,7 μg/L [1], đây cũng là những nguồn nước mà các hồ Hà Nội vẫn tiếp nhận. Theo quy chuẩn kỹ thuật Quốc gia về nước thải y tế QCVN 28:2010/BTNMT không có mục nào quy định về hàm lượng các dược phẩm nói chung và kháng sinh nói riêng trong nước thải y tế, do đó nguy cơ ô nhiễm kháng sinh trong nước hồ từ các nguồn nước thải y tế là rất lớn. Vì vậy để hạn chế lượng kháng sinh cũng như dược phẩm vào hồ thì chính phủ cần phải bổ sung thêm các quy định về hàm lượng các dược phẩm trong quy chuẩn kỹ thuật quốc gia về nước thải y tế hoặc là ngăn chặn hoàn toàn không cho nguồn nước này chảy vào hồ. Kết quả phân tích hàm lượng kháng sinh trong nước và trầm tích của một số ao nuôi trồng thủy sản ở Việt Nam là rất cao, có những nơi nồng độ lên 6060 ng/L [62] và 2590 µg/kg theo thứ tự [86], do đó có thể khẳng định rằng nuôi trồng thủy sản cũng là một nguyên nhân ô nhiễm kháng sinh vào hồ. Hiện nay nhiều hồ của Hà Nội vẫn được sử dụng để nuôi trồng thủy sản cung cấp thực phẩm cho người dân thành phố như hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Yên Sở, hồ Ngọc Khánh …, vì vậy thành phố nên cấm việc nuôi thả cá nhằm mục đích kinh doanh. Khi
- 114. 101 sử dụng các hồ có tiếp nhận nguồn nước ô nhiễm vào nuôi trồng thủy sản bên cạnh nguy cơ ô nhiễm kháng sinh và các chất khác còn có nguy cơ ảnh hưởng tới sức khỏe của người dân. Thành phố đã đầu tư nguồn kinh phí lớn nhằm cải tạo và nâng cấp các hồ của Hà Nội, nhưng không có sự ủng hộ, góp sức của người dân thì chúng sẽ bị tái ô nhiễm trở lại sau một thời gian cải tạo. Vì vậy cần có những tuyên truyền giáo dục cho người dân thấy được tác hại của ô nhiễm kháng sinh và vai trò của các hồ để có được sự ủng hộ đóng góp của người dân. 3.5.2. Giải pháp kỹ thuật Các hồ Hà Nội hiện nay được sử dụng vào mục đích tạo cảnh quan, điều hòa nước mưa và nước thải của thành phố nhưng đã không phát huy được hết tác dụng của chúng, thành phố vẫn bị ngập úng vào những ngày có mưa lớn, mức độ ô nhiễm trong hồ vẫn luôn ở tình trạng báo động. Mặc dù trong những năm gần đây thành phố đã đầu tư một nguồn kính phí rất lớn nhằm đưa các hồ Hà Nội trở về đúng vai trò của chúng, nhưng quy hoạch không đồng bộ, vận hành hồ không khoa học, kết nối giữa hồ với hệ thống tiêu kém, cải tạo hồ không toàn diện là những nguyên nhân làm cho nhiều hồ vẫn trong tình trạng bị ô nhiễm các chất nói chung và kháng sinh nói riêng. Để giảm thiểu ô nhiễm kháng sinh trong các hồ Hà Nội nghiên cứu đề xuất một số biện pháp sau: Để tránh hiện tượng tái ô nhiễm trở lại như ở hồ Trúc Bạch, cần tiến hành cải tạo hồ một cách toàn diện, bên cạch việc xử lý nước hồ, trồng các cây thủy sinh trên hồ, tăng hàm lượng DO thì còn phải ngặn chặn hoàn toàn các nguồn thải trực tiếp vào hồ, tiến hành nạo vét hết lớp bùn đã lưu cữu từ lâu trong hồ. Một số hồ Hà Nội sau khi cải tạo đã xây dựng các cửa van điều tiết dòng vào và ra khỏi hồ, chúng đã phát huy tác dụng đáng kể trong việc ngăn chặn các chất ô nhiễm đi vào hồ nhưng cần đóng mở hợp lý để điều tiết tốt nhất như sử dụng van tự động trong việc vận hành đóng mở cửa cống. Hầu hết các hồ Hà Nội đều liên kết trực tiếp với hệ thống tiêu bằng đường cống hoặc kênh dẫn mà không có cống điều tiết nên dòng chảy vào và ra khỏi hồ là tự nhiên và không được kiểm soát. Vì vậy cần xây dựng các hệ thống tiêu liên kết với nhau giữa các hồ, không nên hành vận hành đơn lẻ từng hồ trong hệ thống. Hiện nay 100% các con sông chảy trong nội thành Hà Nội như sông Tô Lịch, Kim Ngưu, … đã bị ô nhiễm nghiêm trọng, điều đáng báo động ở đây là các con sông này vẫn được đấu nối với các cống xả vào hồ, nên nguy cơ gây ô nhiễm kháng sinh trong hồ. Vì vậy để hạn chế kháng sinh vào hồ ta cũng cần phải tiến hành cải tạo các con sông, đây là những con sông có ý nghĩa lịch sử với Hà Nội nên khi cải tạo chúng ta phải quan tân tới vấn đề bảo tồn giá trị của chúng. Qua các tài liệu tham khảo cho thấy các con sông này có đặc điểm gần giống như sông Cheonggyecheon ở thành phố Seoul – Hàn Quốc trước kia, vì vậy ta nên học theo cách xử lý của Hàn Quốc. Nghĩa là xây dựng các cống thoát song song với các con sông để thu gom nước thải của thành phố. Sông chỉ tiếp nhận các nguồn nước đã được xử lý đạt tiêu chuẩn loại B về Quy chuẩn kỹ thuật nước thải công nghiệp trên địa bàn Thủ đô Hà Nội (QCTĐHN 02:2014/BTNMT) hoặc nước từ các cống chảy vào khi trời mưa to. Nước thải trong các kênh rạch của Hà Nội là sự hòa trộn của nhiều loại nước thải trong đó bao gồm cả nước thải từ các bệnh viện và các trung tâm y tế, đây là những nguồn nước độc hại chứa hàm lượng cao dược phẩm nói chung và kháng sinh nói riêng. Vì vậy nghiên cứu đề
- 115. 102 nghị cần phải kiểm soát chất lượng nước thải y tế không chỉ theo quy chuẩn loại B về nước thải y tế (QCVN 28:2010/BTNMT) mà còn phải quan tâm cả hàm lượng các hóa chất dược phẩm. Theo kết quả điều tra được thể hiện ở phụ lục 16 cho thấy hệ thống xử lý nước thải tại các bệnh viện của Hà Nội hiện nay chủ yếu là công nghệ màng lọc sinh học kết hợp với khử trùng bằng clo. Thông thường để đảm bảo hiệu quả của quá trình khử trùng, ta điều chỉnh lượng clo cho vào sao cho hàm lượng clo dư còn lại trong nước thải sau khi tiếp xúc sấp sỉ 1,5 mg/L, mà theo nghiên cứu của Bing Li và cộng sự (2013) cho thấy để loại bỏ triệt để kháng sinh trong nước thải thì lượng clo dư có trong nước vào khoảng 5 – 15 mg/L [32]. Điều đó cho thấy hệ thống xử lý nước thải y tế hiện nay loại bỏ không hiệu quả kháng sinh. Để đảm bảo các hóa chất dược phẩm đi vào hệ thống thoát nước chung của thành phố ở hàm lượng không đáng kể, nghiên cứu đề nghị các hệ thống xử lý nước thải tại bệnh viện cần lắp thêm bể ôxy hóa tiên tiến sử dụng các hóa chất như O3/H2O2, O3/UV, H2O2/UV, Fenton (Fe2+ /H2O2) như hình 3.35. Hóa chất Nước thải Nước ra Song chắn Bể điều hòa Xử lý sinh Bể lọc Bể oxy hóa Hình 3.35. Sơđồ cảitạohệ thống xửlý nước thảiđô thịvà nước thảiy tế của thànhphốHà Nội Hiện nay Hà Nội đã xây dựng một số hệ thống xử lý nước thải tập trung được thống kê ở phụ lục 15, kết quả cho thấy số lượng nước được xử lý theo thiết kế mới chỉ đạt 60% tổng lượng nước thải ra của thành phố (500.000 m3/ngày), đó là chưa kể phần lớn các hệ thống xử lý đều vận hành dưới công suất thiết kế rất nhiều. Vì vậy thành phố cần xây dựng thêm các trạm xử lý nước thải tập trung và tạo điều kiện về cơ sở hạ tầng để hệ thống xử lý có thể vận hành hết công suất tối đa nhằm giảm lượng nước thải chưa qua xử lý đổ vào các sông hồ của Hà Nội. Theo nghiên cứu của các nhà khoa học cho thấy nếu chỉ xử lý nước thải đô thị bằng phương pháp sinh học mà không kết hợp với các quá trình khác như hệ thống xử lý nước thải ở Hà Nội thì chỉ loại bỏ được các chất hóa học nói chung và kháng sinh nói riêng dễ phân hủy sinh học và có khả năng hấp phụ vào chất rắn như tetracyclin, QNs, loại bỏ không hiệu quả các chất khó phân hủy sinh học, có tính hòa tan cao như SAs, TRI [1, 27, 56]. Trong hệ thống xử lý nước thải ở Bắc Kinh Trung Quốc theo phương pháp sinh học kết hợp với siêu lọc và ozon hóa hiệu quả khử QNs: 59,5%; 97,5%. SAs: 8,2%; 93,2% theo thứ tự [152]; tại ba nhà máy xử lý nước thải đô thị ở Tân Cương Trung Quốc xử lý nước thải bằng phương pháp sinh học kết hợp với ozon hóa, clo hóa và chiếu tia cực tím hiệu quả loại bỏ: QNs: 69,0%; 47,4%; 62,5%, SAs: 74,4%; 70,0%; 61,6% theo thứ tự [71], tại ba nhà máy xử lý nước thải ở miền Tây Nam Phi sử dụng phương pháp sinh học kết hợp với siêu lọc, khử trùng bằng tia cực tím và clo hóa kết quả cho thấy hiệu quả loại bỏ là QNs – 31%, 2%, 21%; SMX – 56%, 4%, 34%
- 116. 103 theo thứ tự [121]. Vì vậy tác giả có kiến nghị là đối với những hệ thống xử lý nước thải đô thị của Hà Nội đã đi vào hoạt động thì vẫn giữ nguyên các phương pháp xử lý sinh học của hệ thống, còn bể khử trùng nên cải tạo lại để chuyển thành bể oxy hóa tiên tiến (AOPs) ở giai đoạn cuối của quá trình xử lý. Các phương pháp oxy hóa tiến tiến (AOPs) có thể là O3/H2O2, O3/UV, H2O2/UV, Fenton (Fe2+ /H2O2), phản ứng quang hóa sử dụng TiO2. Sơ đồ tổng quát quy trình xử lý nước thải chứa kháng sinh và dược phẩm khác được mô tả như hình 3.35. Nguyên lý hoạt động của hệ thống: Nước thải sau khi được xử lý bằng phương pháp sinh học (A2O, CAS, SBR, …) đạt tiêu chuẩn loại A hoặc B về Quy chuẩn kỹ thuật nước thải công nghiệp trên địa bàn Thủ đô Hà Nội (QCTĐHN 02:2014/BTNMT) sẽ được đưa vào bể lọc để loại bỏ tiếp một phần các căn lơ lửng trước khi đi vào bể oxy hóa tiến tiến. Tại bể oxy hóa tiên tiến các gốc OH• được tạo thành sẽ chuyển hóa các chất hữu cơ khó phân hủy như kháng sinh trước khi thải ra ngoài. Theo kết quả khảo sát cho thấy những hệ thống xử lý nước thải tập trung của Hà Nội đã phát huy tác dụng đáng kể trong việc bảo vệ môi trường, những chúng vẫn còn có một số hạn chế nhất định và hiện nay Hà Nội vẫn còn thiếu nhiều nhà máy xử lý nước thải tập trung. Vì vậy, nghiên cứu đề xuất một hệ thống xử lý nước thải nhằm khắc phục một số hạn chế của các hệ xử lý. Nguyên tắc đề xuất quy trình xử lý là dựa trên những qui trình công nghệ đã được vận dụng thực tế ở Hà Nội như sau: - Theo kết quả khảo sát cho thấy hiện nay ở Việt nam áp dụng 6 công nghệ chính trong các nhà máy xử lý nước thải đô thị gồm công nghệ bùn hoạt tính truyền thống (CAS), công nghệ bể phản ứng sinh học hoạt động theo mẻ (SBR), công nghệ bùn hoạt tính yếm khí – thiếu khí – hiếu khí kết hợp (A2O), công nghệ mương oxy hóa (OD), lọc sinh học kiểu nhỏ giọt (TF), công nghệ Hồ (gồm hồ hiếu khí, yếm khí hay ổn định, sục khí, tùy nghi). Trong số này, CAS, SBR, A2O là công nghệ phổ biến nhất, đặc biệt là công nghệ bể phản ứng theo mẻ (SBR). Các kết quả tổng hợp trong bảng phụ lục 15.1 cho thấy, phương pháp SBR có giá thành xử lý thấp nhất, chiếm ít diện tích đất, hiệu quả xử lý cao nên công nghệ này phù hợp với điều kiện ở Hà Nội. Vì vậy các hệ thống xử lý nước thải tập trung của Thành phố xây dựng mới nên áp dụng công nghệ dựa trên phương pháp SBR. - Trong bảng phụ lục 15.2 cho thấy tỷ lệ BOD:TN:TP trong nước thải đô thị của thành phố Hà Nội là không cân xứng để có thể xử lý bằng phương pháp sinh học, do hàm lượng hữu cơ quá thấp. Để hạn chế việc bổ sung nguồn cacbon từ bên ngoài cho xử lý tổng nitơ, ta nên tăng cường các quá trình thiếu khí và hạn chế quá trình hiếu khí xảy ra ở giai đoạn đầu (nghĩa là tăng cường các phản ứng có sự tham gia của NO3 - theo phản ứng 3.1 để có thể sử dụng tối đa nguồn cacbon cho các quá trình khử nitơ thay vì chỉ khử BOD thuần túy). Vì nitơ trong nước thải đô thị của Hà Nội chủ yếu là ở dạng nitơ hữu cơ và amoni, do đó quá trình xử lý nitơ diễn ra đầu tiên là amoniac hóa và nitrat hóa để chuyển NH4 + và nitơ hữu cơ thành NO3 - sau đó mới đến quá trình khử nitrat hóa. Vì vậy ở giai đoạn đầu của quá trình xử lý nếu thực hiện thiếu khí và yếm khí sẽ không đủ hàm lượng NO2 - và NO3 - trong nước cho vi sinh vật sử dụng. Trong bể hiếu khí xảy ra phản ứng từ 3.2 và 3.4 nên hàm lượng NO3 - sẽ tăng lên, do đó quy trình sẽ cho một phần nước thải lẫn bùn hoạt tính ở ngăn hiếu khí hồi lưu trở lại ngăn lựa
- 117. 104 VSV chọn để bổ sung thêm hàm lượng NO3 - và bùn hoạt tính. Việc tăng mật độ vi sinh vật trong ngặn lựa chọn cũng làm cho hàm lượng nitơ trong nước thải được loại bỏ nhiều hơn. C10H19O3N + 10NO3 - 5N2 + 10CO2 + 3 H2O + NH3 + 10OH- (3.1) 2C10H19O3N + 20O2 VSV 15CO2 + NH3 + C5H7NO2 + 14H2O (3.2) NH4 + + 1,863O2 + 0,098CO2 C10H19O3N + O2 Trong đó: VSV VSV 0,0196C5H7O2N + 0,98NO3 - + 0,0941H2O + 1,98H+ (3.3) CO2 + H2O + H+ + NO3 - + C5H7O2N (3.4) C10H19O3N được giả thiết là công thức hóa học gần đúng của các chất hữu cơ trong nước thải. C5H7O2N giả thiết là công thức hóa học gần đúng của tế bào vi sinh vật - Như đã đề cập ở trên các hệ thống xử lý nước thải hiện nay của Hà Nội loại bỏ không hiệu quả kháng sinh nói riêng và dược phẩm nói chung, vì vậy trong hệ thống đề nghị lắp thêm bể oxy hóa. Theo các kết quả nghiên cứu trước cho thấy sử dụng ozôn kết hợp với tia cực tím sẽ cho hiệu quả loại bỏ kháng sinh cao trong các phương pháp oxy hóa tiến tiến [152, 149]. Do đó trong quy trình này đề xuất lắp thêm bể oxy hóa bằng O3/UV. Sơ đồ hệ thống được mô tả trong hình 3.36. Mô tả vận hành hệ thống xử lý nước thải tại Hà Nội đề nghị: - Nước thải từ các hệ thống sông và kê mương của Hà Nội sẽ đi qua song chắn rác nhằm loại bỏ các chất rắn có kích thước lớn trước khi đi vào bề điều hòa. Đối với những trạm xử lý có nguồn nước thải ổn định thì không cần xây dựng thêm bể điều hòa. - Nước thải được đưa vào ngăn lựa chọn chiếm khoảng 15% thể tích của bể. Tại đây nước thải được chảy theo đường zích zắc, chúng sẽ có tác dụng đảo trộn nước thải với bùn hồi lưu từ ngăn sục khí. Quá trình hồi lưu bùn có tác dụng tăng mật độ sinh vật nên hạn chế được vi khuẩn dạng sơi phát triển, tăng hàm lượng NO3 - trong nước thải đầu vào. Trong ngăn lựa chọn sẽ xảy ra quá trình thiếu khí nên các hợp chất nitơ và một phần các chất hữu cơ sẽ được loại bỏ. Do trong ngăn lựa chọn không có quá trình khuấy trộn mạnh hoặc sục oxy nên cuối ngăn sẽ xảy ra quá trình yếm khí tạo điều kiện cho các vi khuẩn yếm khí phát triển để khử photpho trong nước. Sau khi qua ngăn lựa chọn nước thải tự chảy vào ngăn sục khí. Tại đây sẽ diễn ra các quá trình loại bỏ C, nitrat hóa và P được tích lũy tế bào. Sau một thời gian hệ thống sẽ ngừng cấp nước thải và sục khí, các chất rắn lơ lửng lắng xuống và được tháo ra ở dưới đáy. Trong bể diễn ra quá trình chuyển đổi từ hiếu khí sang thiếu khí ở ngăn sục khí và từ thiếu khí sang yếm khí ở ngăn lựa chọn, do đó các hợp chất của cacbon và nitơ tiếp tục được loại bỏ. - Nếu hàm lượng chất rắn lơ lửng trong nước cao sẽ gây ra hiện tượng bám cặn trên đèn UV và gây cản trở các phản ứng quang hóa của O3/UV do sự tán xạ, hấp thụ ánh sáng. Vì vậy nước từ bể sinh học sẽ được bơm sang bể keo tụ để tiếp tục loại bỏ các chất rắn lơ lửng, sau đó đi qua bể lọc trước khi đi vào bể oxy hóa.
- 118. 105 - Trong bể oxy hóa khí O3, tia cực tím (bước sóng khoảng 254 nm) được sục và chiếu liên tục vào trong nước. Dưới tác dụng của tia UV các phân tử O3 sẽ bị oxy hóa để hình thành các gốc tự do hydroxyl (OH•) theo phản ứng 3.5 và 3.6. Trong nước thải cả ozon và gốc OH● đều có khả năng loại bỏ các chất ô nhiễm, nhưng khả năng oxy hóa của gốc OH● cao hơn từ 106 – 109 lần so với phân tử ozon do thế khử của chúng là 2,07 V và 2,8 V theo thứ tự [76]. Ngoải ra trong nước phân tử ozon phản ứng với các chất là có tính chọc lọc, nó chỉ phản ứng với các phân tử hữu cơ có liên kết đôi, vòng thơm hoặc các chất có nhóm chức lưu huỳnh, photpho, nitơ và oxy. Phản ứng của nhóm OH● với các chất là không có tính chọn lọc, chúng oxy hóa tất cả các chất cả vô cơ lẫn hữu cơ thông qua việc lấy đi nguyên tử hidro và phản ứng các gốc với nhau (radical-radical reactions), phản ứng thêm và bớt điện tử, cuối cùng khoáng hóa hoàn toàn các chất hữu cơ. Để tạo điệu kiện cho quá trình hình thành gốc OH● nên môi trường được điều chỉnh về môi trường kiềm yếu (pH > 8,8) [149]. Nước thải đạt yêu cầu sẽ được thải ra ngoài. Sau một thời gian sử dụng, đèn UV có thể bị bám một lượng lớn cặn làm giảm hiệu quả của quá trình xử lý, vì vậy cần phải định kỳ bảo dưỡng hệ thống. hυ O3 O2 + O(1 D) (3.5) λ= 254 nm O(1 D) + H2O H2O2 2HO• (3.6)
- 119. Nước thải vào Sục khí Bùn hồi lưu Hóa chất UV Bùn thải Ozôn hóa Nước thải ra BỂ ĐIỀU HÒA Bùn thải BỂ SINH HỌC Bùn thải BỂ KEO TỤ BỂ LỌC BỂ OXY HÓA Hình 3.36. Sơđồ hệthống xửlý nước thảiđô thịtạiHà Nội 106
- 120. 107 KẾT LUẬN Qua nghiên cứu đánh giá dư lượng một số chất kháng sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh tại hồ Tây, hồ Trúc Bạch, hồ Thủ Lệ, hồ Ngọc Kháng và hồ Yên Sở của Hà Nội có thể rút ra một số kết luận sau: 1/ Đánh giá được hiện trạng, nguyên nhân ô nhiễm và mối tương quan giữa nồng độ kháng sinh trong môi trường nước, trầm tích, cá rô phi và ốc tại 5 hồ của Hà Nội: Kết quả nghiên cứu cho thấy cả 5 hồ của Hà Nội đều phát hiện kháng sinh trong nước với nồng độ từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 1619,35 ng/L, tần suất phát hiện từ 0 - 100%. Trong đó kháng sinh có nồng và tấn suất phát hiện cao là SMX, TRI, CIP và OFL, Kháng sinh phát hiện thấp trong các hồ là STZ, SMZ, SMR. Kết quả nghiên cứu cũng cho thấy nguyên nhân chính ô nhiễm kháng sinh trong các hồ Hà Nội là từ nước thải sinh hoạt chưa qua xử lý, nước thải ra từ các trạm xử lý nước tập trung của thành phố. Hàm lượng kháng sinh trong trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch dao động rất lớn theo cả thời gian và không gian, từ nhỏ hơn giới hạn phát hiện đến 23,81 µg/kg với tần suất phát hiện từ 0 – 74,3%, trong đó kháng sinh ciprofloxacin là có nồng độ lớn nhất và nồng độ nhỏ nhất là STZ. Hệ số hấp phụ (Kd) của các kháng sinh dao động từ 0 - 75,92 L/kg, kháng sinh họ quinolones có xu hướng tích tụ trong trầm tích. Hàm lượng kháng sinh trong nước và trong trầm tích của hồ Trúc Bạch là có mối quan hệ tuyến tính. Đã phát hiện thấy kháng sinh trong các mẫu cá rô phi đen (Oreochromis mossambicus) và ốc nhồi Pila polita với nồng độ từ không phát hiện thấy đến 15,13 µg/kg, vẫn nằm trong giới hạn cho phép về dư lượng kháng sinh trong các sản phẩm thủy sản sử dụng làm thực phẩm của Liên minh Châu Âu. Kháng sinh không có khả năng tích tụ lâu trong mô cá rô phi và ốc. Hàm lượng kháng sinh trong nước tỷ lệ thuận với nồng độ kháng sinh trong mô cá, còn hàm lượng kháng sinh trong trầm tích tỷ lệ thuận với hàm lượng kháng sinh ốc. 2/ Đánh giá được sự phân bố nồng độ kháng sinh trong 5 hồ theo không gian và thời gian: Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong nước theo không gian của hồ Tây và hồ Trúc Bạch bị ảnh hưởng lớn bởi các nguồn xả, chế độ thủy động của hồ và dung tích hồ. Những hồ tiếp nhận một lượng lớn nước thải mà có diện tích nhỏ thì nồng độ kháng sinh lớn nhất là vào mùa khô như hồ Trúc Bạch và hồ Ngọc Khánh, những hồ diện tích nhỏ nhưng tiếp nhận lượng nước thải thấp (hồ Thủ Lệ) hay hồ tiếp nhận lượng nước thải lớn đã qua xử lý như hồ Yên Sở thì nồng độ kháng sinh lớn nhất vào mùa mưa. Sự phân bố nồng độ kháng sinh trong trầm tích phụ thuộc vào nồng độ kháng sinh trong nước, bản chất của kháng sinh, chế độ thủy động của hồ, chất rắn lơ lửng trong hồ và bản chất của trầm tích. Ciprofoloxacin là kháng sinh có sự biến động mạnh nhất trong trầm tích theo thời gian ở hồ Tây và hồ Trúc Bạch. 3/ Đánh giá về sự nguy hại của kháng sinh đối với môi trường hồ:
- 121. 108 Kết quả phân tích cho thấy nồng độ kháng sinh trong nước của 5 hồ của Hà Nội chưa gây ảnh hưởng cấp tính tới quần thể sinh vật trong nước, nhưng ciprofloxacin, ofloxacin có nguy cơ gây ảnh hưởng mạnh tới động vật thủy sinh trong nước và trầm tích của các hồ Hà Nội (HQ > 1). Hệ số tích lũy sinh học (BAF) của các kháng sinh trong cá rô phi và ốc dao động từ 2,6 đến 140,6 chưa được xem là những chất có khả năng tích tụ sinh học. Ciprofloxacin, ofloxacin có xu hướng tích tụ trong thịt cá và ốc hơn so với trimethoprim và sulfamethoxazole. Dựa vào hệ số Kow chỉ có thể dự đoán đúng một phần khả năng tích tụ kháng sinh trong động vật thủy sinh, muốn đánh giá chính xác cần phải tiến thực nghiệm. 4/ Từ các kết quả nghiên cứu, đã đưa ra một số biện pháp hạn chế mức độ ô nhiễm các chất trong hồ nói chung và kháng sinh nói riêng: Giải pháp quản lý: Tuyên truyền giáo dục người dân trong sử dụng kháng sinh và có ý thức bảo vệ môi trường hồ, cần đưa thêm qui định về giới hạn nồng độ các hóa chất dược phẩm trong nước thải. Giải pháp kỹ thuật: Cần tiến hành cải tạo hồ và hệ thống kênh dẫn trong thành phố một cách đồng bộ và toàn diện; Cần phải xây dựng những trạm xử lý nước thải đô thị theo phương pháp bể phản ứng theo mẻ (SBR) có lắp thêm bể oxy hóa bằng O3/UV để loại bỏ hiệu quả kháng sinh; Đối với các hệ thống xử lý nước thải đô thị và nước thải y tế đang hoạt động thì cần lắp thêm thiết bị oxy hóa tiên tiến để có thể loại bỏ hiệu quả kháng sinh. Kiến nghị Để tính thương số nguy hại (HQ) trong nghiên cứu đã sử dụng nồng độ không gây tác động được dự đoán (PNEC) của các nghiên cứu trước, mà giá trị này được lấy dựa trên các nghiên cứu tại phòng thí nghiệm, do đó sẽ dẫn đến sai lệch. Muốn đánh giá tổng thể và chính xác về kháng sinh trong nước, trầm tích và động vật thủy sinh cần có những nghiên cứu sâu hơn nữa. Nước thải sinh hoạt cần được thu gom và xử lý phù hợp trước khi đưa vào hồ. Để xây dựng được một công nghệ xử lý nước thải chứa hóa chất dược phẩm độc hại hiệu quả trong xử lý cũng như giá thành thấp cần có những nghiên cứu nghiên cứu khảo sát sâu hơn.
- 122. 109 Tiếng việt TÀI LIỆU THAM KHẢO 1. Bùi Thị Mại Hương (2017) Tồn dư kháng sinh và vi khuẩn kháng thuốc trong chuỗi thực phẩm tại Việt Nam: Thực trạng và đề xuất một số giải pháp. Hội thảo kháng thuốc và sức khỏe môi trường, Tổ chức Sức khỏe Thế Giới. 2. Dương Hồng Anh, Phạm Hùng Việt (2016) Tổng quan các nghiên cứu về sự có mặt của dư lượng một số nhóm dược phẩm trong môi trường nước Việt Nam và những rủi ro liên quan tới hệ sinh thái. Hội nghị Công nghệ Phân tích và Công nghệ Môi trường hướng tới tăng cường Chất lượng Cuộc sống. 3. Dương Nhật Long, Nguyễn Anh Tuấn, Lam Mỹ Lan (2014) Kỹ thuật nuôi cá nước ngọt. NXB Đại học Cần Thơ. 4. Dương Thị Toan, Nguyễn Văn Lưu (2015) Tình hình sử dụng kháng sinh trong chăn nuôi lợn thịt ở một số trại chăn nuôi trên địa bàn tỉnh Bắc Giang. Tạp chí Khoa học và Phát triển, 13(5), pp.717-722. 5. Lưu Thị Lan Hương (2014) Đánh giá hiện trạng và đề xuất một số biện pháp bảo tồn đa dạng sinh học của hồ Tây, Hà Nội. Hội thảo Bảo tồn, phát triển và phát huy giá trị hồ Tây-Danh thắng Quốc Gia Hà Nội, pp. 115-127. 6. Mai Tất Tố, Vũ Thị Trâm, Đào Thị Vui, Lê Phan Tuấn (2006) Dược lý học tập 2. Trung tâm thông tin thư viện Đại học Dược Hà Nội. 7. Ngân hàng Thế giới (2013) Đánh giá hoạt động quản lý nước thải đô thị tại Việt Nam. Public Disclosure Authorized. 8. Nguyễn Ngọc Lý (2015) Báo cáo hồ Hà Nội 2015. Liên hiệp các hội khoa học và kỹ thuật Việt Nam-Trung tâm nghiên cứu Môi trường và Cộng đồng. NXB Phụ Nữ. 9. Nguyễn Phương Quý (2015) Nghiên cứu, đánh giá một số chất ô nhiễm chủ yếu trong sông Cầu Bây – Hà Nội, đề xuất giải pháp xử lý nước thải phù hợp. Luận án tiến sĩ kỹ thuật, trường Đại học Thủy Lợi. 10.Nguyễn Thanh Hà, Nguyễn Huy Nga (2015) Hướng dẫn áp dụng công nghệ xử lý nước thải y tế. Nhà xuất bản y học Hà Nội. 11.Nguyễn Thị Thu Thủy (2012) Diễn biến đa dạng thành phần loài sinh vật của hệ sinh thái hồ Tây. Luận văn thạc sỹ sinh thái học, trường đại học Khoa học Tự nhiện – đại học Quốc Gia Hà Nội. 12.Nguyễn Trọng Trúc, Nguyễn Quang Trung (2010) Báo cáo tổng kết đề tài áp dụng thiết bị sắc ký khối phổ để phân tích dư lượng thuốc kháng sinh trong nước nuôi trồng và các sản phẩn thủy sản. Đề tài cấp Viện Khoa học và Công nghệ Việt Nam. 13.Nguyễn Văn Kính (2009) Báo cáo sử dụng kháng sinh và kháng kháng sinh tại 15 bệnh viện Việt Nam năm 2008-2009. Hợp tác toàn cầu về kháng kháng sinh – GARP- Việt Nam.
- 123. 110 14.Nguyễn Văn Kính (2010) Phân tích thực trạng sử dụng kháng sinh và kháng kháng sinh ở Việt Nam. Nhóm nghiên cứu quốc gia GARP-Việt Nam (NWG). 15. Trần Cao Sơn, Phạm Xuân Đà, Lê Thị Hồng Hảo, Nguyễn Thành Trung (2010) Thẩm định phương pháp trong phân tích hóa học và vi sinh vật. NXB KH&KT. 16.Trần Minh Phú, Đào Thị Hồng Sen, Đỗ Thị Thanh Hương, Trần Thị Thanh Hiền (2008) Xác định thời gian tồn lưu enrofloxacin trên cá tra (Pangasianodon hypophthalmus). Tạp chí Khoa học, 2008 (2), pp. 215 – 218. 17.Trần Thái Bái, Nguyễn Văn Khang (1998) Động vật không xương sống. NXB giáo dục. 18. UBND thành phố Hà Nội (2010) Kỷ yếu hội thảo cải tạo môi trường các hồ Hà Nội. Tiếng Anh 19.Adrienne J.Bartlett, V.K. Balkrishnan, J. Toito and L.R. Brown (2013) Toxicity of four sulfonamide antibiotics to the freshwater amphipod hyalella azteca. Environmental Toxicology and Chemistry, 32(4), pp. 866–875. 20.AiJia, Yi Wan, Yang Xiao, Jianying Hu (2012) Occurrence and fate of quinolone and fluoroquinolone antibiotics in a municipal sewage treatment plant. Water research 46, pp. 387 - 394. 21.Alejandro J. Ramirez, Mohammad A. Mottaleb, Bryan W. Brooks, and C. Kevin Chambliss (2007) Analysis of Pharmaceuticals in Fish Using Liquid Chromatography- Tandem Mass Spectrometry. Anal. Chem, 79, pp. 3155 - 3163. 22.Akiko Shimizu, Hideshige Takada, Tatsuya Koike, Ayako Takeshita, Mahua Saha, Rinawati, Norihide Nakada, Ayako Murata, Tokuma Suzuki, Satoru Suzuki, Nguyen H. Chiem, Bui Cach Tuyen, Pham Hung Viet, Maria Auxilia Siringan, Charita Kwan, Mohamad P. Zakaria, Alissara Reungsang (2013) Ubiquitous occurrence of sulfonamides in tropical Asian waters. Science of the Total Environment, 452–453, pp. 108–115. 23.Amanda Van Epps & Lee Blaney (2016) Antibiotic Residues in Animal Waste: Occurrence and Degradation in Conventional Agricultural Waste Management Practices. Curr Pollution Rep, 2, pp.135–155. 24.Amir Sapkota, Amy R. Sapkota, Margaret Kucharski, Janelle Burke, Shawn McKenzie, Polly Walker, Robert Lawrence (2008) Review article Aquaculture practices and potential human health risks: Current knowledge and future priorities. Environment International, 34. 2008, pp. 1215–1226. 25.Amisha D. Shah (2008) Antibiotics in Water Treatment: The Role of Water Quality Conditions on their Fate and Removal during Chlorination and Nanofiltration. octor of Philosophy in the School of Civil and Environmental Engineering.
- 124. 111 26.Andreia Alexandra Ribeiro Freitas (2015) Development and Validation of Analytical Methodologies for the Determination of Antibiotics in Food of Animal Origin for Human Consumption. Universidade de Coimbra. 27.Anke Gobel, Angela Thomsen, Christa S. McArdell, Alfredo C. Alder Walter Giger, Nicole Theiß, Dirk Lofflerb, Thomas A. Ternes (2005) Extraction and determination of sulfonamides, macrolides, and trimethoprim in sewage sludge. Journal of Chromatography A, 1085, pp. 179–189 28.Babić S, Periša M, Škorić I (2013) Photolytic degradation of norfloxacin, enrofloxacin and ciprofloxacin in various aqueous media. Chemosphere, 91 (11), pp. 1635–1642. 29.Baran, W, Adamek, E., Ziemiánska, J, Sobczak, A (2011) Effects of the presence of sulfonamides in the environment and their influence on human health. J. Hazard. Mater, 196, pp. 1–15. 30.Benoit Ferrari Raphael Mons, Bernard Vollat, Benoit Fraysse, Nicklas Paxéus, Roberto Lo Giudice, Antonino Pollio and Jeanne Garic (2004) Environmental risk assessment of six human pharmaceuticals: Are the current environmental risk assessment procedures sufficient for the protection of the the aquatic environment. Environmental Toxicology and Chemistry, 23(5), pp. 1344–1354. 31.Bianca Ferreira da Silva, Aleksandra Jelic, Rebeca López-Serna, Antonio A. Mozeto, Mira Petrovic, Damià Barceló (2011) Occurrence and distribution of pharmaceuticals in surface water, suspended solids and sediments of the Ebro river basin, Spain. Chemosphere, 85 (8), pp. 1331–1339. 32.Bing Li, Tong Zhang (2013) Different removal behaviours of multiple trace antibiotics in municipal wastewater chlorination. Water research, 47, pp. 2970-2982. 33.Buket Er, Fatma Kaynak Onurdağ, Burak Demirhan, Selda Özgen Özgacar, Aysel Bayhan Öktem and Ufuk Abbasoğlu (2013) Screening of quinolone antibiotic residues in chicken meat and beef sold in the markets of Ankara, Turkey. Poult Sci, 92(8), pp. 2212-2215. 34.Chau Nguyen Dang Giang, Zita Sebesvari, Fabrice Renaud, Ingrid Rosendahl, Quang Hoang Minh, and Wulf Amelung (2015) Occurrence and Dissipation of the Antibiotics Sulfamethoxazole, Sulfadiazine, Trimethoprim, and Enrofloxacin in the Mekong Delta, Vietnam. PLoS One, 10(7), pp. e0131855. 35.Chui-Shiang Chang, Wei-Hsien Wang and Chin-En Tsai (2008) Simultaneous Determination of Eleven Quinolones Antibacterial Residues in Marine Products and Animal Tissues by Liquid Chromatography with Fluorescence Detection. Journal of Food and Drug Analysis, 16( 6), pp. 87-96. 36.Chung-Wei Tsai, Chan-Shing Lin and Wei-Hsien Wang (2012) Multi-Residue Determination of Sulfonamide and Quinolone Residues in Fish Tissues by High
- 125. 112 Performance Liquid Chromatography-Tandem Mass Spectrometry (LC-MS/MS). Journal of Food and Drug Analysis, 20(3), pp. 674-680. 37.Chunhui Zhang, Jiawei Tang, Liangliang Wang, Xiangyu Gao, Xudan He (2015) Occurrence of Antibiotics in Water and Sediment from Zizhuyuan Lake. Pol. J. Environ. Stud, 24 (4), pp.1831-1836. 38.Commission regulation (EU) No 37/2010, of 22 December 2009, on pharmacologically active substances and their classification regarding maximum residue limits in foodstuffs of animal origin. 39.Dang Kim Pham, Jacqueline Chu, Nga Thuy Do, Francois Brose, Guy Degand, Philippe Delahaut, Edwin De Pauw, Caroline Douny, Kinh Van Nguyen, Ton Dinh Vu, Marie- Louise Scippo, and Heiman F. L. Wertheim (2015) Monitoring Antibiotic Use and Residue in Freshwater Aquaculture for Domestic Use in Vietnam. Ecohealth, 12(3),pp. 480–489. 40.Dasgupta and Tapas K. Sengupta (2015) Techniques and methods: Detection of antibiotics in environmental samples. The Battle Against Microbial Pathogens: Basic Science. Technological Advances and Educational Programs (A. Méndez-Vilas, Ed.). 41.Detlef A. Bohm & Carolin S. Stachel & Petra Gowik (2012) Validation of a multiresidue method for the determination of several antibiotic groups in honey by LC- MS/MS. Anal Bioanal Chem, 403, pp. 2943–2953. 42.D. G. Joaim Larsson (2014) Antibiotics in the environment. Upsala Journal of Medical Sciences, 119, pp. 108–112. 43.Dokianakis, S.N., Kornaros, M.E., Lyberatos, G (2004) On the effect of pharmaceuticals on bacterial nitrite oxidation. Water Sci. Technol, 50, pp. 341–346. 44.photoautotrophic aquatic organisms. Environmental Toxicology and Chemistry, 30(12), 45.Elena Martínez-Carballo, Carmen González-Barreiro, Sigrid Scharf, Oliver Gans (2007) Environmental monitoring study of selected veterinary antibiotics in animal manure and soils in Austria. Environmental Pollution, 148, pp. 570-579. 46.Esther Turiel, Antonio Martín-Esteban, Guy Bordin, Adela R. Rodríguez (2004) Stability of fluoroquinolone antibiotics in river water samples and in octadecyl silica solid-phase extraction cartridges. Anal Bioanal Chem, 380, pp. 123–128 47.Ettore Zuccato, Sara Castiglioni, Renzo Bagnati, Manuela Melis, Roberto Fanelli (2010) Source, occurrence and fate of antibiotics in the Italian aquatic environment. Journal of Hazardous Materials, 179, pp. 1042–1048. 48.Eva M. Golet , Irene Xifra , Hansruedi Siegrist , Alfredo C. Alder , and Walter Giger (2003) Environmental Exposure Assessment of Fluoroquinolone Antibacterial Agents from Sewage to Soil. Environ. Sci. Technol., 37(15), pp. 3243–3249. 49.Fatima Tamtam , Fabien Mercier, Barbara Le Bot, Joëlle Eurin, Quoc Tuc Dinh, Michel Clément, Marc Chevreuil (2008) Occurrence and fate of antibiotics in the Seine
- 126. 113 River in various hydrological conditions. Science of the total Environment, 393, pp. 84 - 95. 50.Feng-Yang Hu, Li-Min He, Jian-Wen Yang, Kui Bian, Zong-Nan Wang,Hai- Cui Yang, Ya-Hong Liu (2014) Determination of 26 veterinary antibiotics residues in water matrices by lyophilization in combination with LC–MS/MS. Journal of Chromatography B, 949– 950, pp. 79– 86. 51.Florentina Cañada-Cañada, anunciacion ESpiNoSa-MaNSilla, ana JiMéNEz GiróN and arsenio Muñoz dEla pEña (2012) Simultaneous Determination of the Residues of Fourteen Quinolones and Fluoroquinolones in Fish Samples using Liquid Chromatography with Photometric and Fluorescence Detection. Czech J. Food Sci, 30(1), pp. 74–82. 52.Fortt Z A, Cabello C F, Buschmann R A (2007) Residues of tetracycline and quinolones in wild fish living around a salmon aquaculture center in Chile. Rev ChilenaInfectol, 24(1), pp.14-18. 53.Fountoulakis, M., Drillia, P., Stamatelatou, K., Lyberatos, G (2004) Toxic effect of pharmaceuticals on methanogenesis. Water Sci. Technol, 50, pp. 335–440. 54.Gentili A., Perret D., Marchese S. (2005) Liquid chromatography-tandem mass spectrometry for performing confirmatory analysis of veterinary drugs in animal-food products. Trends Anal. Chem, 24, pp. 704–733. 55.Gonzalez-Pleiter, M., Gonzalo, S., Rodea-Palomares, I., Leganes, F., Rosal, R., Boltes, K Marco, E Fernandez-Pinas. (2013) Toxicity of five antibiotics and their mixtures towards photosynthetic aquatic organisms: Implications for environmental risk assessment. Water Research, 47, pp. 2050-2064. 56.Gu C., Karthikeyan K.G. (2008) Sorption of the antibiotic tetracycline to humic mineral complexes. J. Environ. Qual, 37, pp. 704–711. 57.Halling-Sorensen B, Nors Nielsen S, Lanzky PF, Ingerslev F, Holten Lutzhoft HC, Jorgensen SE (1998) Occurrence, fate and effects of pharmaceutical substances in the environment – a review. Chemosphere 36(2):357–393. 58.Hao Shi, Yi Yang, Min Liu, Caixia Yan, Haiying Yue, Junliang Zhou (2014) Occurrence and distribution of antibiotics in the surface sediments of the Yangtze Estuary and nearby coastal areas. Marine Pollution Bulletin, 83 (1), pp. 317-323. 59.Hatano, K. (2004) Simultaneous determination of quinolones in foods by LC/MS/MS. J. Food Hyg. Soc. Jpn, 45, pp. 239-244. (in Japanese). 60.Hellen Gelband, Molly Miller-Petrie, Suraj Pant, Sumanth Gandra, Jordan Levinson, Devara Barter, Andrea White and Ramanan Laxminarayan (2015) The state of the world’s antibiotics 2015. Center for Disease Dynamics, Economics & Policy, 2015. 61.Henrik Johansson, Lisa Janmar, Thomas Backhaus (2014) Toxicity of ciprofloxacin and sulfamethoxazole to marine periphytic algae and bacteria. Aquatic Toxicology, 156, pp. 248–258.
- 127. 114 62.Hoang Thi Thanh Thuy & Le Phi Nga & Tu Thi Cam Loan (2011) Antibiotic contaminants in coastal wetlands from Vietnamese shrimp farming. Environ. Sci. Pollut. Res, 18, pp. 835-841. 63.Hoang Thi Thanh Thuy & Tuan Dinh Nguyen (2013) The potential environmental risks of pharmaceuticals in Vietnamese aquatic systems: case study of antibiotics and synthetic hormones. Environ Sci Pollut Res, 20, pp.8132–8140. 64.H.W. Leung, T.B. Minh, M.B. Murphy, James C.W. Lam, M.K. So, Michael Martin, Paul K.S. Lamb, B.J. Richardson (2012) Distribution, fate and risk assessment of antibiotics in sewage treatment plants in Hong Kong, South China. Environment International, 42, pp.1–9. 65.I. M. Sebastine and R. J. Wakeman (2003) Consumption and environmental hazards pharmaceutical substances in the UK. Trans IChemE, 81, pp. 229 – 235. 66.J.A Hernández-Arteseros, J Barbosa, R Compañó (2002) Review Analysis of quinolone residues in edible animal products. Journal of Chromatography A, 945, pp. 1-24. 67.Jan wang, James D.Macneil, Jack F kay (2012) Chemical analysis of antibiotic residues in food. A John Wiley & Sons, INC., Publication. 68.Jennifer A. Goldman, Gregory L. Kearns (2011) Fluoroquinolone Use in Paediatrics: Focus on Safety and Place in Therapy. 18th Expert Committee on the Selection and Use of Essential Medicines. 69.J. Feitosa-Felizzola, S. Chiron (2009) Occurrence and distribution of selected antibiotics in a small Mediterranean stream (Arc River, Southern France). Journal of Hydrology, 364, pp. 50– 57. 70.Jian Wang & Piero R. Gardinali (2012) Analysis of selected pharmaceuticals in fish and the fresh water bodies directly affected by reclaimed water using liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Anal Bioanal , 404, pp. 2711–2720. 71.Jiang Liu, Jianjiang Lu, Yanbin Tong and Chao Li (2017) Occurrence and elimination of antibiotics in three sewage treatment plants with different treatment technologies in Urumqi and Shihezi, Xinjiang. Water Sci Technol,75(5-6), pp.1474-1484. 72.Ji-Feng Yang, Guang-Guo Ying, Jian-Liang Zhao, Ran Tao, Hao-Chang Su, Feng Chen (2010) Simultaneous determination of four classes of antibiotics in sediments of the Pearl Rivers using RRLC–MS/MS. Science of the Total Environment, 408, pp. 3424– 3432. 73.J.L. Martínez (2008) Antibiotics and antibiotic resistance genes in natural environments. Science, 321, pp. 365 - 367. 74.Jon A. Arot and Frank A.p.C. Gobas (2006) A review of bioconcentration factor (BCF) and bioaccumulation factor (BAF) assessments for organic chemicals in aquatic organisms. Environmental Reviews, 14(4), pp. 257-297.
- 128. 115 75.J. Radjenović & A. Jelić & M. Petrović & D. Barceló (2009) Determination of pharmaceuticals in sewage sludge by pressurized liquid extraction (PLE) coupled to liquid chromatography-tandem mass spectrometry (LC-MS/MS). Anal Bioanal Chem, 393, pp.1685–1695. 76.Keisuke Ikehata, Na eimeh Jodeiri Naghashkar, and Mohamed Gamal El-Din (2006) Degradation of Aqueous Pharmaceuticals by Ozonation and Advanced Oxidation processes : A Review. Science and Engineering, 28, pp. 353–414. 77.Klaus Kümmerer (2009) Antibiotics in the aquatic environment – A review – Part I. Chemosphere, 75, pp. 417–434 78.Kosma CI, Lambropoulou DA,Albanis TA (2013) Investigation of PPCPs in wastewater treatment plants in Greece: Occurrence, removal and environmental risk assessment. Sci Total Environ, 466(67), pp. 421-438. 79.K. Kümmerer (2004) Resistance in the environment. Journal of Antimicrobial. Chemotherapy, 54, pp. 311–320. 80.Lampang, K.N., Chongsuvivatwong, V., Kitikoon, V. (2007) Pattern and determinant of antibiotics used on broiler farms in Songkhla province, southern Thailand. Tropical Animal Health and Production, 39, pp. 355–361. 81.Larsson, M (2003) Antibiotic use and resistance: Assessing and improving utilisation and provision of antibiotics and other drugs in Vietnam. PhD Thesis. 82.Lei Jiang, Xialin Hu, Daqiang Yin, Hongchang Zhang, Zhenyang Yu (2011) Occurrence, distribution and seasonal variation of antibiotics in the Huangpu River, Shanghai, China. Chemosphere, 82, pp. 822–828. 83.Leon Barron, John Tobinb and Brett Paull (2008) Multi-residue determination of pharmaceuticals in sludge and sludge enriched soils using pressurized liquid extraction, solid phase extraction and liquid chromatography with tandem mass spectrometry. Journal of Environmental Monitoring, 10, pp. 353–361. 84. Linkega, Jingwen Chen, Xiaoxuanwei, Siyuzhang, Xialiang Qiao, Xiyun Cai and Qing Xie (2010) Aquatic Photochemistry of Fluoroquinolone Antibiotics:Kinetics, Pathways, and Multivariate Effects of Main Water Constituents. Environ. Sci. echnol, 44, pp. 2400– 2405. 85.Linyuan Guo & Xiaoman Jiang & Cailing Yang Haixia Zhang (2008) Analysis of sulfamerazine in pond water and several fishes by high-performance liquid chromatography using molecularly imprinted solid-phase extraction. Anal Bioanal Chem, 391, pp. 2291–2298. 86.Margot Andrieu, Andreu Rico, Tran Minh Phu, Do Thi Thanh Huong, Nguyen Thanh Phuong, Paul J. Van den Brink (2015) Ecological risk assessment of the antibiotic enrofloxacin applied to Pangasius catfish farms in the Mekong Delta, Vietnam. Chemosphere, 119, pp. 407–414.
- 129. 116 87.María Jesús García-Galán, M. Silvia Díaz-Cruz, and Damiá Barceló (2012) Occurrence and Fate of Sulfonamide Antibiotics in Surface Waters: Climatic Effects on Their Presence in the Mediterranean Region and Aquatic Ecosystem Vulnerability. The Handbook of Environmental Chemistry, 21, pp. pp 167-192 88.Marie-Virginie Salvia, Emmanuelle Vulliet, Laure Wiest, Robert Baudot, Cécile Cren- Olivé (2012) Development of a multi-residue method using acetonitrile-basedextraction followed by liquid chromatography–tandem mass spectrometry for the analysis of steroids and veterinary and human drugs at trace levels in soil. Journal of Chromatography A, 1245, pp. 122–133. 89.Marilena E. Dasenaki, Nikolaos S. Thomaidis (2010) Multi-residue determination of seventeen sulfonamides and five tetracyclines in fish tissue using a multi-stage LC–ESI– MS/MS approach based on advanced mass spectrometric techniques. Analytica Chimica Acta, 672. pp. 93–102. 90.Marni S, Mustafa A.M, and Marzura M.R (2011) Analysis of quinolones in poultry muscles using liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Malaysian Journal of Veterinary research, 2 (1), pp 1-15. 91.Melanie Lea Hedgespeth, Yelena Sapozhnikova, Paul Pennington, Allan Clum, Andy Fairey, Edward Wirth (2012) Pharmaceuticals and personal care products (PPCPs) in treated wastewater discharges into Charleston Harbor, South Carolina. Science of the Total Environment, 437, pp. 1–9. 92.Merete Grung, Torsten Kӓllqvist, Solveig Sakshaug, Svetlana Skurtveit, Kevin V. Thomas (2008) Environmental assessment of Norwegian priority pharmaceuticals based on the EMEA guideline. Ecotoxicology and environmental Safety, 71 (2), pp. 328–340. 93.Merike Lillenberg, Sergei Yurchenko, Karin Kipper, Koit Herodes, Viljar Pihl, Kalev Sepp, Rünno Lõhmus, Lembit Nei (2009) Simultaneous determination of fluoroquinolones, sulfonamides and tetracyclines in sewage sludge by pressurized liquid extraction and liquid chromatography electrospray ionization-mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1216, 5949–5954. 94.Meritxell Gros, Sara Rodríguez-Mozaz, Damià Barceló (2012) Fast and comprehensive multi-residue analysis of a broad range of human and veterinary pharmaceuticals and some of their metabolites in surface and treated waters by ultra- high-performance liquid chromatography coupled to quadrupole-linear ion trap tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1248, pp. 104–121. 95.Meritxell Grosa, Sara Rodríguez-Mozaza, Damià Barceló (2013) Rapid analysis of multiclass antibiotic residues and some of their metabolites in hospital, urban wastewater and river water by ultra-high-performance liquid chromatography coupled to quadrupole-linear ion trap tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1292, pp. 173– 188.
- 130. 117 96.M. Gbylik, A. Posyniak, K. Mitrowska, T. Bladek & J. Zmudzki (2013) Multi- residue determination of antibiotics in fish by liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Food Additives & Contaminants: Part A, 30(6), pp. 940–948. 97.Michael, L. Rizzo, C.S. McArdell, C.M. Manaia, C. Merlin, T. Schwartz, C. Dagot, D. Fatta-Kassinos (2013) Urban wastewater treatment plants as hotspots for the release of antibiotics in the environment: A review.ScienceofThe TotalEnvironment, 447,pp.957–995. 98.Michelle Shafrir & Dror Avisar (2012) Development Method for Extracting and Analyzing Antibiotic and Hormone Residues from Treated Wastewater Sludge and Composted Biosolids. Water Air & Soil Pollut, 223 (5), pp. 2571-2587. 99.Miguel González-Pleiter, Soledad Gonzalo, Ismael Rodea-Palomares, Francisco Leganés, Roberto Rosal, Karina Boltes, Eduardo Marco, Francisca Fernández-Piñas (2013) Toxicity of five antibiotics and their mixtures towards photosynthetic aquatic organisms: Implications for environmental risk assessment. Water rearch, 47, pp. 2050 – 2064. 100. Mike Crookes and Dave Brooke (2012) Estimation of fish bioconcentration factor (BAF) from depuration data. Environment Agency, Horizon House, Deanery Road, Bristol, BS1 5AH. 101. Minh, N. P, Lam, T. B. and Giao, N. T (2011) Simultaneous determination of erythromycin A in giant prawn and tilapia in Mekong region by stripping square wave voltammetry. International Food Research Journal, 18, pp. 387-395. 102. Mira Petrovíc, Maria Dolores Hernando, M. Silvia Díaz-Cruz, Damia Barceló (2005) Liquid chromatography–tandem mass spectrometry for the analysis of pharmaceutical residues in environmental samples: a review. Journal of Chromatography A, 1067, pp. 1– 14. 103. M. Jesús García-Galán & Teresa Garrido & Josep Fraile & Antoni Ginebreda & M. Silvia Díaz-Cruz & Damià Barceló (2011) Application of fully automated online solid phase extraction-liquid chromatography-electrospray-tandem mass pectrometry for the determination of sulfonamides and their acetylated metabolites in groundwater. Anal Bioanal Chem, 399, pp.795–806. 104. Mohsen Heidari, Maryam Kazemipour, Bijan Bina, Afshin Ebrahimi, Mehdi Ansari, Mohammad Ghasemian and Mohammad Mehdi Amin (2013) A Qualitative Survey of Five Antibiotics in a Water Treatment Plant in Central Plateau of Iran. Journal of Environmental and Public Health, 2013, pp. 1-9. 105. M. Ötker Uslu, A. Yediler, I. Akmehmet Balcioğlu, S. Schulte-Hostede (2008) Analysis and Sorption Behavior of Fluoroquinolones in Solid Matrices. Water Air Soil Pollut, 190, pp.55–63. 106. M. Silvia Díaz-Cruz, María J. López de Alda, Damià Barcelo (2003) Environmental behavior and analysis of veterinary and human drugs in soils, sediments and sludge. Trends in Analytical Chemistry, 22 (6), pp. 340-351.
- 131. 118 107. Nadezhda A. Stoilova & Andriana R. Surleva & Georgi Stoev (2013) Simultaneous Determination of Nine Quinolones in Food by Liquid Chromatography with Fluorescence Detection. Food Anal. Methods, 6, pp. 803–813. 108. Nguyen T. Nhung, Nguyen V. Cuong, Guy Thwaites and Juan Carrique-Mas (2016) Antimicrobial Usage and Antimicrobial Resistance in Animal Production in Southeast Asia: A Review. Antibiotics (Basel), 5(4) : 37. 109. Nguyen Van Cuong, Nguyen Thi Nhung, Nguyen Huu Nghia, Nguyen Thi Mai Hoa, Nguyen Vinh Trung, Guy Thwaites, and Juan Carrique-Mas (2016) Antimicrobial Consumption in Medicated Feeds in Vietnamese Pig and Poultry Production. Ecohealth, 13(3), pp. 490-498. 110. Niina Vieno (2007) Occurrence of pharmaceuticals in finnish sewage treatment plants, surface waters, and their elimination in drinking water treatment processes. Tampereen Teknillinen Yliopisto – Tampere university of technology – Tampere. 111. N. Martins, R. Pereira, N. Abrantes, J. Pereira, F. Gonc ¸alves, C. R. Marques (2012) Ecotoxicological effects of ciprofloxacin on freshwater species: data integration and derivation of toxicity thresholds for risk assessment. Ecotoxicology, 21, pp.1167–1176. 112. N. Vragović, D. Bažulić, E. Jakupović, N. Zdolec (2012). Dietary exposure assessment of streptomycin and tetracycline in food of animal origin on the Croatian market, Food Add. Contam. B 5, pp. 236-240. 113. Official Journal of the European Communities. Implementing Council Directive 96/23/EC concerning the performance of analytical methods and the interpretation of results. Commission Decision 2002/657/EC. 114. Ola Svahn and Erland Björklund (2015) Thermal stability assessment of antibiotics in moderate temperature and subcritical water using a pressurized dynamic flow- through system. International Journal of Innovation and Applied Studies, 11 ( 4), pp. 872-880. 115. Pablo Gago-Ferrero & Viola Borova & Marilena E. Dasenaki & Νikolaos S. Τhomaidis (2015) Simultaneous determination of 148 pharmaceuticals and illicit drugs in sewage sludge based on ultrasound-assisted extraction and liquid chromatography– tandem mass spectrometry. Anal Bioanal Chem, 407(15), pp. 4287-4297. 116. Pawelzick, H.T., H.öper, H., Nau, H., Hamscher, G (2004) A survey of the occurrence of various tetracyclines and sulfamethazine in sandy soils in northwestern Germany fertilized with liquid manure. In: SETAC Euro 14th Annual Meeting, Prague, Czech Republic, 18–22 April 2004. 117. Phan Thi Phuong Hoa, Satoshi Managaki, Norihide Nakada, Hideshige Takada, Akiko Shimizu, Duong Hong Anh, Pham Hung Viet, Satoru Suzuki (2011) Antibiotic contamination and occurrence of antibiotic-resistant bacteria in aquatic environments of northern Vietnam. Science of the Total Environment, 409, pp. 2894–2901.
- 132. 119 118. P. Verlicchi, M. Al Aukidy, E. Zambello (2012) Occurrence of pharmaceutical compounds in urban wastewater: Removal, mass load and environmental risk after a secondary treatment—A review. Science of the Total Environment, 429, pp.123–155. 119. Qian Sui, Xuqi Cao, Shuguang Lu, Wentao Zhao, Zhaofu Qiu, Gang Yu (2015) Occurrence, sources and fate of pharmaceuticals and personal care products in the groundwater: A review. Emerging Contaminants, 1, pp. 14–24. 120. Quoc Tuc Dinh, Fabrice Alliot, Elodie Moreau-Guigon , Joëlle Eurin, Marc Chevreuil, Pierre Labadie (2011) Measurement of trace levels of antibiotics in river water using on-line enrichment and triple-quadrupole LC–MS/MS. Talanta, 85, pp. 1238–1245. 121. Rahzia Hendricks, Edmund John Pool (2012) The effectiveness of sewage treatment processes to remove faecal pathogens and antibiotic residues. Journal of Environmental Science and Health, 47, pp. 289–297. 122. Ramirez AJ, Mottaleb MA, Brooks BW, Chambliss CK (2007) Analysis of pharmaceuticals in fish using liquid chromatographytandem mass spectrometry. Anal Chem, 79(8), pp. 3155–3163. 123. Rico, A., Phu, T.M., Satapornvanit, K., Min, J., Shahabuddin, A.M., Henriksson, P.J.G., Murray, F.J., Little, D.C., Dalsgaard, A., Van den Brink, P.J. (2013) Use of veterinary medicines, feed additives and probiotics in four major internationally traded aquaculture species farmed in Asia. Aquaculture, 412–413, pp. 231–243. 124. R. Moreno-González , S. Rodriguez-Mozaz, M. Gros, D. Barceló, V.M. León (2015) Seasonal distribution of pharmaceuticals in marine water and sediment from a mediterranean coastal lagoon (SE Spain). Environmental Research, 138, PP. 326–344. 125. Rocío Cazorla-Reyes1, Roberto Romero-González1, Antonia Garrido FrenichManuel Angel Rodríguez Maresca2, José Luis Martínez Vidal (2014) Simultaneous analysis of antibiotics in biological samples by ultrahigh performance liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Journal of Pharmaceutical and Biomedical Analysis, 89, pp. 203–212. 126. Rongyuan Liu, Pingli He1, Zhen Li, and Ruiguo Li (2011) Simultaneous Determination of 16 Sulfonamides in Animal Feeds by UHPLC–MS–MS. Journal of Chromatographic Science, 49, pp. 640-646. 127. Ruijie Zhang, Jianhui Tang, Jun Li, Qian Zheng, Di Liu, Yingjun Chen, Yongde Zou, Xiaoxiang Chen, Chunling Luo, Gan Zhang (2013) Antibiotics in the offshore waters of the Bohai Sea and the Yellow Sea in China: Occurrence, distribution and ecological risks. Environmental Pollution, 174. pp. 71-77. 128. Samanidou, V., Evaggelopuloa, E. and Trotzmuller, M. (2008) Multi-residue determination of seven quinolones antibiotics in gilthead seabream using liquid chromatography-tandem mass spectrometry. J. Chromatogr. A, 1203, pp. 115-123.
- 133. 120 129. Sandra Babić & Dragana Mutavdžić Pavlović & Danijela Ašperger & Martina Periša & Mirta Zrnčić Alka J. M. Horvat & Marija Kaštelan-Macan (2010) Determination of multi-class pharmaceuticals in wastewater by liquid chromatography–tandem mass spectrometry (LC–MS–MS). Anal Bioanal Chem, 398, pp. 1185–1194. 130. Sara C. Monteiro and Alistair B.A. Boxall (2010) Occurrence and Fate of Human Pharmaceuticals in the Environment. Rev Environ Contam Toxicol, 202, pp.53 -154. 131. Satoru Suzuki1 and Phan Thi Phuong Hoa (2012) Distribution of quinolones, sulfonamides, tetracyclines in aquatic environment and antibiotic resistance in indochina. Front Microbiol, v.3, PMC3283837. 132. Satoshi Managaki, Ayako Murata, Hideshige Takada, Bui Canh Tuyen and Nguyen H. Chiem (2007) Distribution of Macrolides, Sulfonamides, and Trimethoprim in Tropical Waters: Ubiquitous Occurrence of Veterinary Antibioticsin the Mekong Delta. Environ. Sci. Technol, 41, pp. 8004–8010. 133. Senka Terzic, Marijan Ahel (2011) Nontarget analysis of polar contaminants in freshwater sediments influenced by pharmaceutical industry using ultra-high-pressure liquid chromatographyequadrupole time-of-flight mass spectrometry. Environmental Pollution, 159, pp. 557-566. 134. Sheng-Fu Yang, Cheng-Fang Lin, Chien-Ju Wu, Kok-Kwang Ng, Angela Yu-Chen Lin, Pui-Kwan Andy Hong (2012) Fate of sulfonamide antibiotics in contact with activated sludge e Sorption and biodegradation. Water research, 4 6, pp. 1301 – 1308. 135. Smith S, Gieseker C, Reimschuessel R, Decker CS, Carson MC (2009) Simultaneous screening and confirmation of multiple classes of drug residues in fish by liquid chromatography-ion trap mass spectrometry. J Chromatogr A, 1216(46), pp. 8224– 8232. 136. S. Mane and P. B. Dandge (2011) Toxic effect of Sulfamerazine on Liver and Kidney of Male Albino Rat. Indian Streams Research Journal, 1(10), pp. 69-74. 137. S.P. Oliver, S.E. Murinda, B.M. Jayarai (2011) Impact of antibiotic use in adult dairy cows on antimicrobial resistance of veterinary and human pathogens: a comprehensive review. Foodborne Pathog. Dis, 8, pp. 337-355. 138. Sudarshan T. Kurwadar, Crig D. Adams, Michael T. Meyer and Dana W. Kolpin (2007) Effects of Sorbate Speciation on Sorption of Selected Sulfonamides in Three Loamy Soils. J. Agric. Food Chem, 55, pp.1370−1376. 139. Sujung Park, Kyungho Choi (2008) Hazard assessment of commonly used agricultural antibiotics on aquatic ecosystems. Ecotoxicology, 17, pp. 526–538. 140. Sung-Chul Kim, Kenneth Carlson (2007) Quantification of human and veterinary antibiotics in water and sediment using SPE/LC/MS/MS. Anal Bioanal Chem, 387, pp. 1301–1315.
- 134. 121 141. Swang, H.Y.Zhang, L.Wang, Z.J.Duan and I.Kennerdy (2006) Analysis of sulphonamide residues in edible animal products: A review. Food Additives and Contaminants, 23(4), pp. 362–384. 142. Tang Cai-Ming, Huang Qiu-Xin, Yu Yi-Yi, Peng Xian-Zhi (2009) Multiresidue Determination of Sulfonamides, Macrolides, Trimethoprim, and Chloramphenicol in Sewage Sludge and Sediment Using Ultrasonic Extraction Coupled with Solid Phase Extraction and Liquid Chromatography Tandem Mass Spectrometry. Chin J Anal Chem, 37(8), pp. 1119–1124. 143. Tara A. McGlinchey, Paul A. Rafter, Fiona Regan, Gillian P. McMahon (2008) Review: A review of analytical methods for the determination of aminoglycoside and macrolide residues in food matrices. Analytica chimica acta, 624, pp. 1–15. 144. Tolls, J. (2001) Sorption of veterinary pharmaceuticals in soils: A review. Environmental Science and Technology, 35, pp. 3397–3406. 145. Truong Anh Thu, Mahbubur Rahman, Susan Coffin, Harun-Or-Rashid, Junichi Sakamoto, Nguyen Viet Hung (2012) Major article Antibiotic use in Vietnamese hospitals: A multicenter point-prevalence study. American Journal of Infection Control, 40(9), pp. 840-844. 146. Ulrika Olofsson (2004) Fate of Human Antibiotics During Sewage Water Treatment. Kemiska Institutionen, Umeå Universitet, Miljökemi MKD04:07 / Teknisk Naturvetenskaplig Kemi. 147. Venkata Reddy Panditi (2013) Assessment of the occurrence and potential risks of antibiotics and theri metabolites in south Florida water using liquid chromatography tandem mass spectrometry. FIU Electronic Theses and Dissertations - Florida international university. 148. Victoria Samanidou, Evaggelia Evaggelopoulou, Martin Trötzmüller, Xinghua Guo, Ernst Lankmayr (2008) Multi-residue determination of seven quinolones antibiotics in gilthead seabream using liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1203, pp. 115–123. 149. Vo Thi Kim Quyen, Cao Ngoc Dan Thanh, Luu Vinh Phuc, Vo Thi Dieu Hien, Nguyen Nhu Sang, Tran Thanh Dai, Bui Xuan Thanh (2016) Enhancement of Antibiotic Removal in Membrane Permeate by Ozonation. Journal of Water Sustainability, 6 (3), pp.89–98. 150. Weilin L. Shelver, Heldur Hakk, Gerald L. Larsen, Thomas M. DeSutter, Francis X.M. Casey (2010) Development of an ultra-high-pressure liquid chromatography– tandem mass spectrometry multi-residue sulfonamide method and its application to water, manure slurry, and soils from swine rearing facilities. Journal of Chromatography A, 1217, pp. 1273–1282.
- 135. 122 151. Wenhui Li, Yali Shi, Lihong Gao, Jiemin Liu, Yaqi Cai (2012) Occurrence of antibiotics in water, sediments, aquatic plants, and animals from Baiyangdian Lake in North China. Chemosphere, 89.2012, pp. 1307–1315. 152. Wenhui Li, Yali Shi, Lihong Gao, Jiemin Liu, Yaqi Cai (2013) Occurrence and removal of antibiotics in a municipal wastewater reclamation plant in Beijing, China. Chemosphere, 92 (4), pp. 435–444. 153. Wenhui Li, Lihong Gao, Yali Shi,b Jiemin Liu and Yaqi Cai (2015) Occurrence, distribution and risks of antibiotics in urban surface water in Beijing, China. Environ. Sci. Processes Impacts, 17, pp.1611-1619. 154. Wenjing Deng, Na Li , Hailong Zheng, Huiying Lin (2016) Occurrence and risk assessment of antibiotics in river water in Hong Kong. Ecotoxicology and Environmental Safety, 125, PP.121–127. 155. Wenjing Fu, Antonio Franco and Stefan Trapp (2009) Method for estimating the bioconcentration factor of ionizable organic chemicals. Environmental Toxicology and Chemistry, 28 (7), pp. 1372–1379. 156. Williams RT (2005) Human pharmaceuticals: assessing the impacts on aquatic ecosystems. FL, USA: The Society of Environmental Toxicology and Chemistry. 157. W.M.A. Niessen (1998) Review Analysis of antibiotics by liquid chromatography– mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 812, pp. 53–75. 158. Wunder, D.B., Tan, D.T., LaPara, T.M., Hozalski, R.M (2013) The effects of antibiotic cocktails at environmentally relevant concentrations on the community composition and acetate biodegradation kinetics of bacterial biofilms. Chemosphere, 90, pp. 2261–2266. 159. Ximei Liangd, Baowei Chen, Xiangping Nie, Zhen Shi, Xiaoping Huang, Xiangdong Li (2013) The distribution and partitioning of common antibiotics in water and sediment of the Pearl River Estuary, South China. Chemosphere, 92, pp.1410–1416. 160. Yang QX, Zhang J, Zhu KF, Zhang H (2009) Influence of oxytetracycline on the structure and activity of microbial community in wheat rhizosphere soil. J Environ Sci (China), 21, pp. 954–959. 161. Yasser M. Awad, Sung-Chul Kim, Samy A. M. Abd El-Azeem, Kye-Hoon Kim, Kwon-Rae Kim, Kangjoo Kim, Choong Jeon, Sang Soo Lee, Yong Sik Ok (2014) Veterinary antibiotics contamination in water, sediment, and soil near a swine manure composting facility. Environ Earth Sci, 71, pp.1433-1440. 162. Yergeau, E., Sanschagrin, S., Waiser, M.J., Lawrence, J.R., Greer, C.W (2012) Subinhibitory concentrations of different pharmaceutical products affect the metatranscriptome of river biofilm communities cultivated in rotating annular reactors. Environmental Microbiology Reports, 4 (3), pp.350–359. 163. Yi Luo, Lin Xu, Michal Rysz, Yuqiu Wang, Hao Zhang, and Pedro J. J. Alvarez (2011) Occurrence and Transport of Tetracycline, Sulfonamide, Quinolone, and
- 136. 123 Macrolide Antibiotics in the Haihe River Basin, China. Environ. Sci. Technol, 45 (5), pp. 1827–1833. 164. Yimei Wei, Yuan Zhang, Jian Xu, Changsheng Guo, Lei Li, Wenhong Fan (2014) Simultaneous quantification of several classes of antibiotics in water, sediments, and fish muscles by liquid chromatography–tandem mass spectrometry. Environ. Sci. Eng, 8(3), pp. 357–371. 165. Younghee Kim, Kyungho Choi, Jinyong Jung, Sujung Park, Pan-Gyi Kim, Jeongim Park (2007) Aquatic toxicity of acetaminophen, carbamazepine, cimetidine, diltiazem and six major sulfonamides, and their potential ecological risks in Korea. Environment International, 33, pp. 370–375. 166. Yu Bin Ho, Mohamad Pauzi Zakaria, Puziah Abdul Latif, Nazamid Saari (2014) Environmental Risk Assessment for Veterinary Antibiotics and Hormone in Malaysian Agricultural Soil. Iranian J Publ Health, 43(3), pp. 67-71. 167. Yuyi Yang, Xinhua Cao, Hui Lin, Jun Wang (2016) Antibiotics and Antibiotic Resistance Genes in Sediment of Honghu Lake and East Dongting Lake, China. Microb Ecol, 72(4), pp.791-801. 168. Zhang R, Tang J, Li J, Zheng Q, Liu D, Chen Y, Zou Y, Chen X, Luo C, Zhang G (2013) Antibiotics in the offshore waters of the Bohai Sea and the Yellow Sea in China: Occurrence, distribution and ecological risks. Environ Pollut, 174, pp. 71-77. 169. Zhengqi Ye and Howard S. Weinberg (2007) Trace Analysis of Trimethoprim and Sulfonamide, Macrolide, Quinolone, and Tetracycline Antibiotics in Chlorinated Drinking Water Using Liquid Chromatography Electrospray Tandem Mass Spectrometry. Anal. Chem, 79, pp. 1135-1144.
- 137. 124 DANH MỤC CÁC CÔNG TRÌNH ĐÃ CÔNG BỐ CỦA LUẬN ÁN [1] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2012) Hiện trạng sử dụng kháng sinh và sự tồn dư kháng sinh trong môi trường nước ở Việt Nam. Tạp chí Khoa học & Công nghệ trường Đại học Công Nghiệp Hà Nội, 13, pp. 61-65. [2] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2013) Dư lượng kháng sinh chloramphenicol trong tôm ở một số chợ của Hà Nội. Tạp chí Khoa học & Công nghệ trường Đại học Công Nghiệp Hà Nội, 15, pp. 39-42. [3] Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải, Phạm Thị Thanh Yên (2014) Sự xuất hiện và phân bố của các kháng sinh trong một số hồ, sông Kim Ngưu và sông Tô Lịch ở Hà Nội. Tạp chí Hóa Học, 52(6A), pp. 48 – 53. [4] Phạm Thị Thanh Yên, Huỳnh Trung Hải, Nguyễn Quang Trung (2014) Xác định đồng thời kháng sinh họ quinolons, penicillins và trimethoprim trong cá bằng sắc ký lỏng hai lần khối phổ. Tạp chí Khoa học ĐHQGHN: Khoa học Tự nhiên và Công nghệ, 30(6S), pp. 246-254. [5] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải (2015) Nghiên cứu xác định kháng sinh sulfathiazole, sulfamethazine, sulfamethoxazole, sulfamerazine trong nước mặt bằng sắc ký lòng hai lần khối phổ. Tạp chí phân tích Hóa, Lý và Sinh học, 20(2), pp. 20 – 29. [6] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung (2016) Occurrence of antibiotics in lake in Hanoi. Hội thảo Korra 25th birthday internation symposium proceeding Biomass world and up-cycle, Ngày 21-22 tháng 7/2016, Tại trường đại học Jungwon – Hàn Quốc. [7] Phạm Thị Thanh Yên, Nguyễn Quang Trung, Huỳnh Trung Hải (2016) Đánh giá sự xuất hiện và rủi ro tiềm năng của các kháng sinh quinonoles, sulfonamides và trimethoprim đối với môi trường nước và trầm tích của hồ Tây và hồ Trúc Bạch. Tạp chí Hóa Học, 54(5), pp. 620 – 625.
- 138. 1 PHỤ LỤC 1. Bảng tổng hợp thời gian, tọa độ lấy mẫu nước Bảng 1.P1. Bảng tổng hợp tọa độ và thời gian lấy mẫu nước hồ Tây STT Ký hiệu mẫu Tọa độ STT Ký hiệu mẫu Tọa độ Kinh độ Vĩ độ Kinh độ Vĩ độ 8-11 giờ 30 phút/22/01/2014 1 HT11 21,047784 105,816671 5 HT110 21,060348 105,828327 2 HT15 21,071150 105,819228 6 HT113 21,049738 105,836116 3 HT16 21,062173 105,816629 7 HT115 21,044654 105,833234 4 HT18 21,054086 105,819249 8 HT116 21,048817 105,827056 9 HT117 21,045997 105,823418 8-11 giờ 30 phút/23/03/2014 19 HT21 21,047949 105,816654 28 HT210 21,060548 105,828993 20 HT22 21,058747 105,811453 29 HT211 21,05457 105,828584 21 HT23 21,069787 105,815673 30 HT212 21,050927 105,832973 22 HT24 21,066453 105,816591 31 HT213 21,049736 105,836240 23 HT25 21,071080 105,819408 32 HT214 21,048934 105,832457 24 HT26 21,062024 105,816336 33 HT215 21,045025 105,830086 25 HT27 21,058747 105,815383 34 HT216 21,048821 105,827298 26 HT28 21,054118 105,819143 35 HT217 21,045466 105,823907 27 HT29 21,055166 105,824400 36 HT218 21,050520 105,821897 8-11 giờ 30 phút/ 24/05/2014 37 HT31 21,048217 105,816735 41 HT310 21,060293 105,828510 38 HT35 21,071084 105,819063 42 HT313 21,049753 105,836509 39 HT36 21,062013 105,816525 43 HT315 21,044815 105,833528 40 HT38 21,054064 105,819834 44 HT316 21,048832 105827123 45 HT317 21,046018 105,823436 8-11 giờ 30 phút/20/07/2014 46 HT41 21,048408 105,817111 50 HT410 21,060174 105,828449 47 HT45 21,071150 105,819337 51 HT413 21,049795 105,836166 48 HT46 21,062041 105,816624 52 HT415 21,044839 105,833027 49 HT48 21,054038 105,819140 53 HT416 21,048861 105,826789 54 HT417 21,045217 105,823882 8-11 giờ 30 phút/20/09/2014 55 HT51 21,048678 105,816703 64 HT510 21,060252 105,828290 56 HT52 21,058721 105,811708 65 HT511 21,054574 105,828754
- 139. 2 57 HT53 21,069754 105,815561 66 HT512 21,050843 105,833101 58 HT54 21,066421 105,816581 67 HT513 21,049772 105,836291 59 HT55 21,071048 105,819214 68 HT514 21,048974 105,832494 60 HT56 21,062148 105,816742 69 HT515 21,044565 105,833110 61 HT57 21,058283 105,815371 70 HT516 21,048804 105,827669 62 HT58 21,054080 105,819197 71 HT517 21,045927 105,823649 63 HT59 21,055546 105,824479 72 HT518 21,050539 105,821023 8-11 giờ 30 phút/29/11/2014 73 HT61 21,047617 105,817164 77 HT610 21,060196 105,825466 74 HT65 21,071083 105,819366 78 HT613 21,049795 105,836229 75 HT66 21,062077 105,816449 79 HT615 21,044613 105,833212 76 HT68 21,054080 105,819242 80 HT616 21,048832 105,827345 81 HT617 21,045616 105,823699 8-11 giờ 30 phút/20/01/2015 82 HT71 21,048496 105,816238 91 HT210 21,060046 105,828033 83 HT72 21,058739 105,811771 92 HT211 21,054581 105,828488 84 HT73 21,069850 105,816326 93 HT212 21,050791 105,833465 85 HT74 21,066392 105,816491 94 HT213 21,049738 105,836196 86 HT75 21,07168 105,819729 95 HT214 21,048916 105,832165 87 HT76 21,062018 105,816597 96 HT215 21,04474 105,833484 88 HT77 21,058379 105,815295 97 HT216 21,048816 105,826910 89 HT78 21,054039 105,819637 98 HT217 21,046107 105,824078 90 HT79 21,055305 105,824191 99 HT218 21,050568 105,821585 8-11 giờ 30 phút/21/03/2015 100 HT81 21,048317 105,816499 109 HT810 21,060306 105,828157 101 HT82 21,058721 105,811835 110 HT811 21,054528 105,828525 102 HT83 21,069945 105,815918 111 HT812 21,050815 105,833131 103 HT84 21,066468 105,816479 112 HT813 21,049718 105,836406 104 HT85 21,070983 105,819315 113 HT814 21,49002 105,832251 105 HT86 21,062013 105,816164 114 HT815 21,044547 105,83302 106 HT87 21,058236 105,815167 115 HT816 21,048861 105,82704 107 HT88 21,054092 105,819242 116 HT817 21,045799 105,823779 108 HT89 21,055291 105,824221 117 HT818 21,050511 105,821483 8-11 giờ 30 phút/24/05/2015 118 HT91 21,048167 105,816712 122 HT910 21,059998 105,828493 119 HT95 21,070943 105,819394 123 HT913 21,049738 105,835983 120 HT96 21,062081 105,816092 124 HT915 21,044773 105,832817
- 140. 3 121 HT98 21,054086 105,819255 125 HT916 21,048804 105,826910 126 HT917 21,045586 105,824465 8-11 giờ 30 phút/21/06/2015 127 HT101 21,048107 105,816660 136 HT101 0 21,060311 105,828371 128 HT102 21,058734 105,811420 137 HT101 1 21,054566 105,828154 129 HT103 21,069707 105,815612 138 HT101 2 21,050862 105,833222 130 HT104 21,066230 105,816071 139 HT101 3 21,049767 105,835953 131 HT105 21,071084 105,818911 140 HT101 4 21,048945 105,832645 132 HT106 21,062040 105,816728 141 HT101 5 21,044773 105,833148 133 HT107 21,058355 105,815149 142 HT101 6 21,048861 105,826789 134 HT108 21,054049 105,819145 143 HT101 7 21,045957 105,823381 135 HT109 21,055348 105,824403 144 HT101 8 21,050534 105,821304
- 141. 4 Bảng 1.P2. Bảng tổng hợp tọa độ và thời gian lấy mẫu nước hồ Trúc Bạch STT Ký hiệu mẫu Tọa độ STT Ký hiệu mẫu Tọa độ Kinh độ Vĩ độ Kinh độ Vĩ độ 9-10 giờ 30 phút/22/01/2014 1 HTB11 21,045115 105,837416 3 HTB14 21,047778 105,840644 2 HTB12 21,044358 105,840093 4 HTB17 21,046674 105,838659 9-10 giờ 30 phút/23/03/2014 5 HTB21 21,045016 105,837633 11 HTB27 21,046635 105,838616 6 HTB22 21,044337 105,840045 9 HTB25 21,048207 105,839177 7 HTB23 21,045694 105,839292 10 HTB26 21,046337 105,837327 8 HTB24 21,047743 105,840695 9-10 giờ 30 phút/ 24/05/2014 12 HTB31 21,045085 105,837395 14 HTB34 21,047712 105,840634 13 HTB32 21,044318 105,840085 15 HTB37 21,046614 105,838678 9-10 giờ 30 phút/20/07/2014 16 HTB41 21,045045 105,837405 18 HTB44 21,047740 105,840689 17 HTB42 21,044318 105,840066 19 HTB47 21,046627 105,838679 8-11 giờ 30 phút/20/09/2014 20 HTB51 21,045077 105,837506 24 HTB55 21,048220 105,839110 21 HTB52 21,044402 105,840072 25 HTB56 21,046330 105,838737 4 22 HTB53 21,045703 105,839235 26 HTB57 21,046689 105,838633 23 HTB54 21,047784 105,840667 9-10 giờ 30 phút/29/11/2014 27 HTB61 21,045077 105,837513 29 HTB64 21,047749 105,840761 28 HTB62 21,044328 105,840033 30 HTB67 21,046645 105,838647 9-10 giờ 30 phút/20/01/2015 31 HTB71 21,045075 105,837588 35 HTB75 21,048271 105,839155 32 HTB72 21,044350 105,840009 36 HTB76 21,046347 105,837328 33 HTB73 21,045691 105,839410 37 HTB77 21,046642 105,838691 34 HTB74 21,047757 105,840734 9-10 giờ 30 phút/21/03/2015 38 HTB81 21,045005 105,837666 42 HTB85 21,048279 105,839207 39 HTB82 21,044318 105,840023 43 HTB86 21,046397 105,837382 40 HTB83 21,045699 105,839390 44 HTB87 21,046621 105,838634
- 142. 5 31 HTB84 21,047786 105,840700 9-10 giờ 30 phút/24/05/2015 45 HTB91 21,045012 105,837446 47 HTB94 21,047749 105,840690 46 HTB92 21,044289 105,840061 48 HTB97 21,046658 105,838321 9-10 giờ 30 phút/21/06/2015 49 HTB10 1 21,045110 105,837397 53 HTB10 5 21,048220 105,839083 50 HTB10 2 21,044323 105,840055 54 HTB10 6 21,046347 105,837328 51 HTB10 3 21,045697 105,839340 55 HTB10 7 21,046654 105,838632 52 HTB10 4 21,047767 105,840701 8-10 giờ/22/10/2016 56 HTB11 21,045129 105,837320 21,044350 105,839466 21,045532 105,839295 21,048401 105,39214 8-10 giờ/01/12/2016 57 HTB12 21,045317 105,837347 21,044395 105,840008 21,046138 105,838527 21,048000 105,839343 8 – 10 giờ/28/12/2016 58 HTB13 21,045677 105,837519 21,044395 105,839901 21,046458 105,838678 21,047780 105,840094 8 -10 giờ/15/01/2017 59 HTB14 21,045857 105,837583 21,044375 105,840266 21,046598 105,839085 21,047840 105,840480 Bảng 1.P3. Thời gian và vị trí lấy mẫu hồ Ngọc Khánh, hồ Thủ Lệ STT Ký hiệu mẫu Tọa độ STT Ký hiệu mẫu Tọa độ Kinh độ Vĩ độ Kinh độ Vĩ độ 8-10 giờ 30 phút/21/01/2014 1 HNK11 21,028645 105,811884 1 HTL11 21,030744 105,806052
- 143. 6 21,028320 105,811827 21,031178 105,805353 21,028451 105,811486 21,030639 105,804951 21,028348 105,811182 21,029650 105,806002 2 HNK12 21,028089 105,812943 2 HTL12 21,029717 105,806616 21,027854 105,810530 21,030201 105,808019 21,027757 105,811243 21,031027 105,808226 21,027884 105,811702 21,030820 105,807130 3 HNK13 21,027544 105,810503 3 HTL13 21,030113 105,808989 21,026949 105,810826 21,030252 105,810401 21,027137 105,811394 21,031043 105,810189 21,027420 105,810867 21,031094 105,809047 8-10 giờ 30 phút/22/03/2014 4 HNK21 21,028596 105,811391 4 HTL21 21,030677 105,806097 21,028380 105,811459 21,031094 105,805420 21,028330 105,811869 21,030584 105,805010 21,028642 105,811972 21,029650 105,806002 5 HNK22 21,027718 105,811493 5 HTL22 21,029881 105,806679 21,027997 105,811129 21,030062 105,807906 21,028093 105,810530 21,030925 105,808298 21,027852 105,810723 21,030631 105,806954 6 HNK23 21,027590 105,810488 6 HTL23 21,030264 105,809048 21,027293 105,810966 21,030357 105,810319 21,026946 105,811231 21,031094 105809877 21,027268 105,811410 21,030972 105,809065 8-10 giờ 30 phút/25/05/2014 7 HNK31 21,028603 105,811364 7 HTL31 21,030833 105,806052 21,028334 105,811455 21,031123 105,805533 21,028571 105,811998 21,030740 105,804906 21,028642 105,811618 21,029768 105,805962 8 HNK32 21,028019 105,810522 8 HTL32 21,029721 105,806715 21,027870 105,810963 21,029919 105,807852 21,027629 105,811455 21,030791 105,808357 21,027838 105,811690 21,030656 105,807405 9 HNK33 21,026925 105,811254 9 HTL33 21,030184 105,809214 21,027310 105,811209 21,030328 105,810121 21,027282 105,810541 21,031384 105,810243 21,027842 105,810401 21,030937 105,80965
- 144. 7 8-10 giờ 30 phút/21/07/2014 10 HNK41 21,028408 105,811812 10 HTL41 21,030749 105,805921 21,028281 105,811406 21,031039 105,805533 21,028539 105,811224 21,030369 105,804978 21,028667 105,811926 21,029713 105,80319 11 HNK42 21,027682 105,811637 11 HTL42 21,029902 105,806,760 21,027622 105,811133 21,030037 105,807987 21,028022 105,810844 21,030850 105,807960 21,027955 105,810427 21,030723 105,806896 12 HNK43 21,027792 105,810549 12 HTL43 21,030395 105,809074 21,027176 105,810750 21,030513 105,810193 21,026910 105,811307 21,031271 105,810355 21,027342 105,811087 21,031031 105,809061 8-10 giờ 30 phút/19/09/2014 13 HNK51 21,028208 105,811873 13 HTL51 21,030942 105,805971 21,028639 105,811900 21,031178 105,805389 21,028548 105,811466 21,030559 105,805010 21,028451 105,811141 21,029784 105,805930 14 HNK52 21,027948 105,810511 14 HTL52 21,029780 105,806783 21,028175 105,811152 21,030024 105,807635 21,02770 105,811466 21,030968 105,808023 21,027882 105,811730 21,030627 105,807135 15 HNK53 21,027342 105,810966 15 HTL53 21,030180 105,809381 21,027640 105,810427 21,030416 105,810396 21,027094 105,810780 21,031313 105,810008 21,026910 105,811186 21,030749 105,809029 8-10 giờ 30 phút/28/11/2014 16 HNK61 21,028220 105,811755 16 HTL61 21,030723 105,806223 21,028601 105,811967 21,031090 105,805470 21,028511 105,811476 21,030488 105,805100 21,028426 105,811173 21,029721 105,806165 17 HNK62 21,028030 105,810516 17 HTL62 21,029953 105,806832 21,028095 105,811138 21,030008 105,808014 21,027710 105,811493 21,030858 105,808280 21,027822 105,811723 21,030913 105,807302 18 HNK63 21,027739 105,810681 18 HTL63 21,030504 105,809106 21,027183 105,810833 21,030445 105,810053
- 145. 8 21,026971 105,811284 21,031178 105,81057 21,027215 105,810996 21,030875 105,809255 8-10 giờ 30 phút/21/01/2015 19 HNK71 21,028301 105,811828 19 HTL71 21,030854 105,806034 21,028671 105,812018 21,031081 105,8056,28 21,028581 105,811487 21,030412 105,805163 21,028378 105,811243 21,029851 105,805921 20 HNK72 21,027983 105,810554 20 HTL72 21,029902 105,807013 21,028103 105,811155 21,030071 105,808280 21,027632 105,811150 3 21,031018 105,807924 21,027900 105,811624 21,030652 105,807374 21 HNK73 21,027261 105,810786 21 HTL73 21,030163 105,809201 21,026875 105,811245 21,030555 105,810270 21,027141 105,810697 21,031094 105,810333 21,027665 105,810568 21,030938 105,808948 8-10 giờ 30 phút/22/03/2015 22 HNK81 21,028240 105,811922 22 HTL81 21,030601 105,806327 21,028674 105,811946 21,031123 105,805461 21,028531 105,811522 21,030627 105,804965 21,028456 105,811214 21,029588 105,806240 23 HNK82 21,027930 105,810586 23 HTL82 21,029864 105,806787 21,027940 105,811152 21,030421 105,808103 21,027564 105,8111506 21,030791 105,808100 21,027810 105,811707 21,030698 105,807144 24 HNK83 21,027700 105,810420 24 HTL83 21,030163 105,808989 21,027077 105,810799 21,030614 105,809674 21,026978 105,811326 21,031149 105,809760 21,027204 105,810951 21,030787 105,809106 8-10 giờ 30 phút/23/05/2015 25 HNK91 21,028108 105,811871 25 HTL91 21,030874 105,806239 21,028676 105,812016 21,031066 105,805560 21,028481 105,811460 21,030574 105,805300 21,028436 105,811326 21,029844 105,806007 26 HNK92 21,028043 105,810650 26 HTL92 21,0298642 105,8068194 21,027965 105,810996 21,030100 105,807921 21,027789 105,811316 21,030788 105,808000
- 146. 9 21,027760 105,811753 21,030812 105,80765 27 HNK93 21,027736 105,810503 27 HTL93 21,030249 105,809115 21,027088 105,810701 21,030518 105,810264 21,027361 105,811353 21,031331 105,810608 21,026888 105,811278 21,030849 105,809100 8-10 giờ 30 phút/23/06/2015 28 HNK10 1 21,028408 105,811176 28 HTL10 1 21,030905 105,806427 21,028634 105,811458 21,031112 105,805209 21,028398 105,811793 21,030577 105,805206 21,028671 105,811970 21,029781 105,805747 29 HNK10 2 21,027980 105,810610 29 HTL10 2 21,0,9797 105,806503 21,027900 105,811037 21,030211 105,80770 21,027668 105,811289 21,030941 105,807995 21,027849 105,811736 21,030647 105,807756 30 HNK10 3 21,027711 105,810506 30 HTL10 3 21,030220 105808716 21,027351 105,810889 21,030537 105,81144 21,026863 105,811904 21,031372 105,80966 21,027196 105,811477 21,030900 105,80940 Bảng 1.P3. Thời gian và vị trí lấy mẫu hồ Yên Sở STT Ký hiệu mẫu Tọa độ STT Ký hiệu mẫu Tọa độ Kinh độ Vĩ độ Kinh độ Vĩ độ 13-16 giờ /21/01/2014 13-16 giờ /29/011/2014 1 HYS11 20,967173 105,852518 16 HYS61 20,967072 105,852410 20,968082 105,854614 20,968416 105,854078 20,966414 105,855431 20,966891 105,855482 20,966772 105,857523 20,966248 105,857625 2 HYS12 20,969744 105,854608 17 HYS62 20,969616 105,854791 20,969857 105,856886 20,969574 105,856719 20,967590 105,857781 20,967335 105,857887 20,968631 105,859674 20,968294 105,8595566 3 HYS13 20,969777 105,859079 18 HYS63 20,969373 105,859241 20,971091 105,856607 20,971529 105,856083 20,972574 105,856679 20,972860 105,855939 20,973804 105,858411 20,974276 105,857743 13-16 giờ /22/03/2014 13-16 giờ /20/01/2015 4 HYS21 20,967544 105852266 19 HYS71 20,967106 105,852951
- 147. 10 20,968035 105,853900 20,968464 105,853415 20,966867 105,854972 20,966629 105,855354 20,966105 105,857217 20,966462 105,857543 5 HYS22 20,969846 105,854821 20 HYS72 20,969588 105,855035 20,969744 105,856067 20,969404 105,856158 20,967746 105,857766 20,967973 105,857751 20,968429 105,858844 20,967890 105,859024 6 HYS23 20,969693 105,859349 21 HYS73 20,970097 105,859024 20,971529 105,857040 20,971293 105,857148 20,972793 105,856119 20,972911 105,856661 20,974394 105,858249 20,973989 105,858104 13-16 giờ /25/05/2014 13-16 giờ /21/03/2015 7 HYS31 20,967780 105,852482 22 HYS81 20,968420 105,852518 20,968349 105,853543 20,967868 105,853823 20,967082 105,855610 20,966605 105,855584 20,966057 105,857472 20,966522 105,856911 8 HYS32 20,969390 105,855080 23 HYS82 20,969758 105,854534 20,969730 105,856719 20,969319 105,856764 20,967718 105,857993 20,967519 105,858267 20,967519 105,859024 20,967738 105859476 9 HYS33 20,970400 105,858609 24 HYS83 20,970131 105,858862 20,971007 105,857256 20,971395 105,856607 20,973456 105,856047 20,972911 105,856661 20,973939 105,857563 20,973703 105,858140 13-16 giờ /21/07/2014 13-16 giờ /24/05/2015 10 HYS41 20,967558 105,852752 25 HYS91 20,967225 105,852777 20,968178 105854742 20,967892 105,854334 20,967058 105,855533 20,966629 105,855839 20,966688 105,857460 20,966307 105,857511 11 HYS42 20,969701 105,855050 26 HYS92 20,969781 105,854429 20,968993 105,856749 20,969446 105,857053 20,967351 105,858646 20,967081 105,858573 20,968092 105,859115 20,968391 105,85900 12 HYS43 20,970232 105,859042 27 HYS93 20,970603 105,859042 20,971159 105,857148 20,970889 105856751 20,973349 105,855596 20,973551 105,855704 20,973821 105,858212 20,974090 105,858339
- 148. 11 13-16 giờ /19/09/2014 13-16 giờ /21/06/2015 13 HYS51 20,967796 105,852241 27 HYS10 1 20,968157 105,852844 20,967892 105853645 20,967930 105,853724 20,967296 105,855890 20,966716 105,855319 20,966546 105,857064 20,966549 105,856735 14 HYS52 20,969573 105,855005 29 HYS10 2 20,969591 5 105,854692 20,969409 105,856651 20,969540 105,856391 20,967289 105,857761 20,967811 105,857435 20,966948 105,85904 20,968111 105,859146 15 HYS53 20,969221 105,859530 30 HYS10 3 20,970551 105,858490 20,971816 105,855867 20,971138 105,856912 20,973214 105856246 20,973086 105,856317 20,973585 105,858140 20,973467 105,857870 2. Sắc đồ khảo sát dung môi chạy pha động RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 7.92 NL: 1.33E 2 AA: 4492 TIC F: + c ESI sid=12. 00 100 SN: 8 SRM ms2 254. 00 0@ cid3 5. 0 0 80 [107. 80 0- 10 8. 8 00] MS Genesis hh10ks_ 0, 5 ppb 60 40 20 0 RT: 7.91 NL: 4.25E 2 AA: 14883 TIC F: + c ESI sid=12. 00 100 SN: 138 SRM ms2 254. 00 0@ cid1 6. 0 0 80 [155. 50 0- 15 6. 5 00] MS Genesis hh10ks_ 0, 5 ppb 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Time (min) RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 7.02 NL: 6.71E 2 AA: 23772 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0 100 SN: 32 SRM ms2 256. 00 0@ cid1 2. 0 0 80 [155. 50 0- 15 6. 5 00] MS Genesis hh10ks _0, 5p pb 60 40 20 0 RT: 7.02 NL: 2.72E 2 AA: 8750 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0 100 SN: 36 RT: 9.52 SRM ms2 AA: 14093 [email protected] 80 SN: 5 [107. 50 0- 10 8. 5 00] MS Genesis hh10ks _0, 5p pb 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Tim e (min) RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 7.69 NL: 1.04E 3 AA: 43040 TIC F: + c ESI sid=12. 00 100 SN: 384 SRM ms2 279. 00 0@ cid1 6. 0 0 80 [185. 50 0- 18 6. 5 00] MS Genesis hh10ks_0, 5p pb 60 40 20 0 RT: 7.69 NL: 5.38E 2 AA: 19176 TIC F: + c ESI sid=12. 00 100 SN: 41 SRM ms2 279. 00 0@ cid2 6. 0 0 80 [123. 50 0- 12 4. 5 00] MS Genesis hh10ks_0, 5p pb 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Tim e (min) RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 7.49 NL: 1.54E 3 AA: 56121 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0 100 SN: 71 SRM ms2 291. 00 0@ cid2 3. 0 0 80 [229. 50 0- 23 0. 5 00] MS Genesis hh10ks _0, 5p pb 60 40 20 0 RT: 7.50 NL: 8.25E 2 AA: 27181 TIC F: + c ESI sid=1 2. 0 0 100 SN: 80 SRM ms2 291. 00 0@ cid3 2. 0 0 80 [122. 50 0- 12 3. 5 00] MS Genesis hh10ks _0, 5p pb 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Tim e (min)
- 149. 12 Hình 2.P1. Sắcđồ phântích kháng sinhhọ QNS, SAS,TRItrên pha độnglà axetonitri– axitfocmic 0,2% với nồng độ chất chuẩn0,5ppb RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 7.35 NL: 5.67E1 AA: 1259 TIC F: + c ESI sid=12.00 100 SN: 3 SRM ms2 254.000@cid35 .0 0 80 [107.800-108 .8 00] MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1 409 14 07 19 60 RT: 9 .3 7 40 AA: 315 40 SN: 4 20 0 RT: 7.35 NL: 3.35E2 AA: 11764 TIC F: + c ESI sid=12.00 100 SN: 72 SRM ms2 254.000@cid16 .0 0 80 [155.500-156 .5 00] MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1 409 14 07 19 60 40 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Time (min) RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 3.80 NL: 4.63E2 AA: 16776 TIC F: + c ESI sid=12.00 100 SN: 105 SRM ms2 256.000@cid 12 .0 0 80 [155.500-1 56. 5 00] MS Genesis 0,5ppb_9ks5 _1 4 09 14 07 19 60 40 40 20 0 RT: 3.80 NL: 2.19E2 AA: 7706 TIC F: + c ESI sid=12.00 100 SN: 47 SRM ms2 256.000@cid 24 .0 0 80 [107.500-1 08. 5 00] MS Genesis 0,5ppb_9ks5 _1 4 09 14 07 19 60 40 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Time (min) RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 5.11 NL: 6.30E 2 AA: 23221 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0 100 SN: 166 SRM ms2 [email protected] 80 [185.500-186.500]MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1409140719 60 40 40 20 0 RT: 5.04 NL: 2.30E 2 AA: 8222 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0 100 SN: 65 SRM ms2 [email protected] 80 [123.500-124.500]MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1409140719 60 40 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Tim e (min) RT:0.00 - 15.06 SM:15G RT:4.03 NL:6.03E2 AA: 21983 TIC F:+ c ESIsid=12.00 100 SN:492 SRM ms2 [email protected] 80 [229.500-230.500]MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1409140719 60 40 40 20 0 RT:4.03 NL:3.56E2 AA: 13184 TIC F:+ c ESIsid=12.00 100 SN:140 SRM ms2 [email protected] 80 [122.500-123.500]MS Genesis 0,5ppb_9ks5_1409140719 60 40 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Time (min) RT:0.00 - 15.06 SM:15G RT: 4.75 NL: 2.10E 1 AA: 642 TIC F: + c ESI 100 SN: 3 RT: 12.64 sid=1 2. 0 0 SRM ms2 AA: 245 [email protected] 80 SN: 5 [275.500-276.500]MS Genesis 0,5ppb _9 ks5 60 40 20 0 RT: 9.50 NL: 1.62E 1 AA: 726 TIC F: + c ESI RT: 5.31 SN: 3 sid=1 2. 0 0 SRM ms2 100 AA: 235 RT: 13.53 [email protected] RT: 2.34 SN: 5 AA: 345 [232.500-233.500]MS 80 AA: 205 SN: 15 Genesis 0,5ppb _9 ks5 SN: 7 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Tim e (min) RT:0.00 - 15.06 SM:15G RT:8.52 NL:1.22E1 AA: 171 TIC F: + c ESI 100 SN: 3 sid=12.00SRMms2 RT:5.14 [email protected] RT:0.39 AA: 157 RT:12.22 [287.500-288.500] MS 80 AA:53.36 SN: 6 AA: 104 Genesis 0,5ppb_9ks5 SN: 8 SN: 6 60 40 20 0 NL:3.19E1 RT:2.89 TIC F: + c ESI AA: 1098 100 SN: 6 sid=12.00 SRM ms2 RT:6.19 [email protected] 80 AA: 680 [230.300-231.300] MS SN: 10 Genesis 0,5ppb_9ks5 60 40 20 0 0 2 4 6 8 10 12 14 Time (min) Hình 2.P2.Sắcđồ phântích khángsinh họQNS,SAS,TRItrên pha động là methanol– axitfocmic 0,2% với nồng độ chất chuẩn độ 1ppb 3. Xác định thời gian lưu của các kháng sinh nghiên cứu RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G RT: 0.00 - 15.06 SM: 15G 100 RT: 7.64 AA: 3295 SN: 11 80 NL: 9.37E 1 TIC F: + c ESI sid=12. 00 SRM ms2 [email protected] [275. 50 0- 27 6. 5 00] MS Genesis hh10ks_0, 5p pb 100 RT: 10.86 MA: 8503 SN: 7 80 NL: 2.55E 2 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0 SRM ms2 [email protected] [287.500-288.500]M S hh10ks_0,5ppb RT: 7.72 60 60 MA: 2572 SN: 3 40 40 20 1.84 0.79 6.03 20 8.68 3.05 4.25 4.90 13.27 14.00 0 0 100 RT: 7.57 MA: 483 SN: 4 9.34 NL: 2.01E 1 TIC F: + c ESI sid=12. 00 SRM ms2 [email protected] [232. 50 0- 23 3. 5 00] MS hh10ks_0,5ppb 100 RT: 7.72 AA: 2629 SN: 35 80 11.35 80 NL: 7.92E 1 TIC F: + c ESI sid=12. 0 0 SRM ms2 [email protected] [230.300-231.300]M S Genesis hh10ks _0, 5p pb 60 5.96 60 40 2.17 3.95 RT: 10.22 AA: 910 SN: 36 0.81 3.22 4.91 13.04 40 20 20 0 0 2 4 6 8 Time (min) 10 12 14 0 0 2 4 6 8 Time (min) 10 12 14
- 150. 13 Hình 3.P1. Sắc đồ khảo sát thời gian lưu của kháng sinh STZ và SMZ Hình 3.P2. Sắc đồ khảo sát thời gian lưu của kháng sinh CIP và OFL Hình 3.P3. Sắc đồ khảo sát thời gian lưu của kháng sinh Enrofloxacin 4. Sắc đồ kháng sinh thêm chuẩn trên nên mẫu trắng nước
- 151. 14 Hình 4.P1. Sắc đồ phân tích kháng sinh SMX nồng độ 0,5 ng/L trên nên mẫu trắng nước Hình 4.P2. Sắc đồ phân tích kháng sinh STZ nồng độ 1 ng/L trên nên mẫu trắng nước Hình 4.P3. Sắc đồ phân tích kháng sinh SMZ nồng độ 1ng/L trên nên mẫu trắng nước Hình 4.P4. Sắc đồ phân tích kháng sinh TRI nồng độ 0,25 ng/L trên nên mẫu trắng nước
- 152. 15 Hình 4.P5. Sắc đồ phân tích kháng sinh NOR nồng độ 2 ng/L trên nên mẫu trắng Hình 4.P6. Sắc đồ phân tích kháng sinh CIP nồng độ 2 ng/L trên nên mẫu trắng nước Hình 4.P7. Sắc đồ phân tích kháng sinh OFL nồng độ 2 ng/L trên nên mẫu trắng nước
- 153. 16 Hình 4.P8. Sắc đồ phân tích kháng sinh SMZ thêmchuẩn ở nồng độ 2 ng/L trên nềnmẫu trắng 5. Đường chuẩn các kháng sinh trong nước Hình 5.P1. Đường chuẩn kháng sinh SAs và TRI trên nền mẫu nước Hình 5.P2. Đường chuẩn kháng sinh QNs trên nền mẫu nước
- 154. 17 6. Đường chuẩn kháng sinh trong trầm tích Hình 6.P1. Đồ thị đường chuẩn kháng sinh SAs và TRI trên nền mẫu trầm tích Hình 6.P2. Đồ thị đường chuẩn kháng sinh QNs trên nền mẫu trầmtích 7.Đường chuẩn kháng sinh trong cá Hình 7.P1. Sắc đồ phân tích TRI 0,25 μg/Kg trên nền mẫu cá
- 155. 18 Hình 7.P2. Sắc đồ phân tích NOR 0,25 μg/Kg trên nền mẫu cá Hình 7.P3. Sắc đồ phân tích OFL 1μg/Kg trên nên mẫu cá Hình 7.P4. Đườngchuẩnkháng sinhhọSAs và TRI trên nền mẫu cá Hình 7.P5. Đườngchuẩn khángsinh họQNS trên nền mẫu cá
- 156. 19 8. Mối quan hệ giữa nồng độ kháng sinh trong nước với nồng độ kháng sinh trong cá rô phi Hình 8.P1. Mối quan hệ giữa tổng nồng độ kháng sinh trong nước và trong cá của hồ Tây Hình 8.P2. Mối quan hệ giữu tổng kháng sinh trong nước và trong cá của hồ Ngọc Khánh Hình 8.P3. Mốiquanhệ giữu tổngkháng sinh trong nước và trong cá của hồ Yên Sở
- 157. 20 9. Ảnh hưởng của nguồn thải tới nồng độ kháng sinh trong hồ Bảng 9.P1.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, OFL, NOR theo vị trí lấy mẫucủa hồ Tây vào tháng 9/2014 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HT1 39,25 17,92 26,56 43,11 8,64 HT2 13,48 <MQL 10,79 10,51 <MDL HT3 3,00 6,00 40,00 <MDL <MDL HT4 2,54 5,89 30,12 <MDL nd HT5 3,00 nd 29 6,27 7,60 HT6 nd nd 12,46 6,18 nd HT7 <MDL nd <MQL nd nd HT8 7,89 5,08 26,91 10,67 4,39 HT9 4,00 <MDL 32,00 14,75 <MQL HT10 11,23 7,85 7,29 13,88 4,53 HT11 nd <MDL nd <MQL nd HT12 13,4 6,53 <MQL 7,51 nd HT13 20,14 5,64 8,43 10,7 4,35 HT14 nd <MQL nd nd nd HT15 21,11 7,36 15,38 16,33 5,10 HT16 <MDL 1,68 <MQL 9,96 <MQL HT17 29,41 13,28 37,21 35,14 4,20 HT18 <MQL <MDL 5,73 <MQL <MDL Bảng 9.P2.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, OFL, NOR theo vị trí lấy mẫucủa hồ Tây vào tháng 11/2014 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HT1 12,50 4,62 9,78 4,06 8,03 HT2 2,28 <MQL 3,63 <MDL 4,61 HT3 nd nd nd nd nd HT4 5,38 <MQL <MDL 7,89 <MQL HT5 16,21 8,34 10,09 5,99 3,64 HT6 <MQL nd <MQL 2,78 nd HT7 nd <MDL nd nd nd HT8 9,53 6,34 17,23 8,56 4,13
- 158. 21 HT9 <MQL 3,09 <MQL 7,86 nd HT10 19,70 15,34 29,18 16,07 <MQL HT11 nd nd nd <MQL nd HT12 3,69 <MQL nd 4,81 nd HT13 18,72 4,25 6,54 9,69 nd HT14 <MDL nd <MQL nd <MDL HT15 39,83 16,42 28,01 37,41 13,84 HT16 12,43 <MQL 4,82 <MQL nd HT17 35,44 16,94 21,05 31,26 23,00 HT18 10.16 nd 3.24 <MQL nd Bảng 9.P3.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, OFL, NOR theo vị trí lấy mẫucủa hồ Tây vào tháng 3/2015 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HT1 48,00 6,81 16,68 17,87 6,00 HT2 21,81 <MQL 4,25 21,37 <MQL HT3 33,22 nd <MQL <MQL nd HT4 <MQL <MDL <MDL 7,64 3,74 HT5 10,23 4,83 4,28 8,69 <MQL HT6 <MDL nd 3,92 <MQL nd HT7 nd nd <MQL nd nd HT8 19,58 10,09 9,31 13,92 nd HT9 8,93 <MQL 6,17 5,77 nd HT10 22,83 7,89 18,52 15,06 4,17 HT11 nd 3,51 1,86 nd nd HT12 <MDL <MDL 3,84 2,68 nd HT13 6,83 5,27 10,41 8,66 5,32 HT14 <MQL <MQL 4,58 <MQL nd HT15 89,7 13,93 9,18 19,40 21,00 HT16 8,25 nd nd 5,77 nd HT17 69,2 26,41 22,23 30,08 28,00 HT18 20,76 3,21 nd <MQL <MDL
- 159. 22 Bảng 9.P4.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, OFL, NOR theo vị trí lấy mẫu của hồ Tây vào tháng 6/ 2015 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HT1 21,65 nd 55,27 10,75 5,80 HT2 5,27 4,01 nd 8,33 79,00 HT3 nd 4,16 35,00 14,77 38,00 HT4 5,22 2,68 nd 9,78 15,00 HT5 3,11 nd 12,66 7,80 6,00 HT6 <MDL 3,10 23,02 8,18 6,62 HT7 2,41 nd nd nd 7,00 HT8 6,51 4,91 20,89 9,22 11,84 HT9 14,09 6,99 19,36 13,07 7,28 HT10 6,06 3,42 nd 6,84 nd HT11 9,19 nd 27,47 2,54 nd HT12 nd 4,74 27,54 13,42 8,82 HT13 2,45 5,62 24,85 15,41 16,43 HT14 1,58 3,18 16,85 5,23 7,19 HT15 22,65 11,56 39,91 42,02 nd HT16 26,83 8,10 13,88 13,13 nd HT17 31,39 4,81 38,96 18,34 37,00 HT18 7,84 6,10 22,57 14,70 37,50
- 160. 23 Bảng 9.P5.Nồng độ kháng sinh SMX, TRI, CIP, NOR, OFL theo tọa độ của hồ Trúc Bạch vào tháng 9 năm 2014 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HTB 1 10,03 9,74 24,97 20,65 14,58 HTB 2 17,19 69,00 98,56 53,66 39,00 HTB 3 13,44 24,78 21,42 13,13 15,00 HTB 4 20,82 23,14 51,95 39,14 48,88 HTB 5 9,10 10,83 18,29 12,31 <MQL HTB 6 14,52 20,81 <MQL 19,47 3,78 HTB 7 7,83 11,91 10,37 8,58 <MDL Bảng 9.P6.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, NOR, OFL theo vị trí lấy mẫu của hồ Trúc Bạch vào tháng 11 năm 2014 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HTB 1 2,31 20,89 <MQL 65,71 9,87 HTB 2 41,56 19,72 67,61 211,67 20,89 HTB 3 25,96 22,61 22,62 102,33 5,05 HTB 4 46,72 31,08 57,83 158,47 18,7 HTB 5 7,56 13,68 27,92 87,44 <MQL HTB 6 7,32 8,98 28,75 93,30 nd HTB 7 5,83 10,21 nd 57,85 nd Bảng 9.P7.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, NOR, OFL theo vị trí lấy mẫu của hồ Trúc Bạch vào tháng 3 năm 2015 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HTB 1 53,83 31,19 28,75 93,78 <MQL HTB 2 104,29 52,83 77,10 193,58 47,16 HTB 3 39,50 22,51 <MQL 48,85 21,19 HTB 4 96,23 67,18 81,27 103,49 34,09 HTB 5 29,41 16,34 15,73 36,49 10,82 HTB 6 34,35 28,41 nd 35,47 <MQL HTB 7 20,03 17,42 <MDL 29,46 <MDL
- 161. 24 Bảng 9.P8.Nồng độ kháng sinh SMX,TRI, CIP, NOR, OFL theo vị trí lấy mẫu của hồ Trúc Bạch vào tháng 6 năm 2015 Mẫu Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL NOR HTB 1 5,11 15,82 25,78 48,29 nd HTB 2 10,59 26,23 58,28 98,77 34,87 HTB 3 8,34 23,88 21,46 46,72 3,35 HTB 4 7,19 20,73 30,40 54,47 18,92 HTB 5 5,91 17,51 13,01 43,32 <MDL HTB 6 5,16 10,84 <MQL 32,87 <MDL HTB 7 3,57 10,97 nd 21,6 nd 10. Sự biến đổi kháng sinh theo thời gian của hồ Yên Sở Hình 10.P1. Sự biến đổi kháng sinh theo thời gian của hồ Yên Sở
- 162. 25 11. Ảnh hưởng của nhiệt độ, lượng mưa tới nồng độ kháng sinh trong nước Hình 11.P1. Mối quan hệ giữa nhiệt độ với tổng nồng độ kháng sinh trong hồ Ngọc Khánh Hình 11.P2. Mối quan hệ giữa nhiệt độ với tổng nồng độ kháng sinh trong hồ Thủ Lệ Hình 11.P3. Mối quan hệ giữa nhiệt độ với tổng nồng độ kháng sinh trong hồ Yên Sở
- 163. 26 Hình 11.P4. Mốiquan hệgiữa tổngnồngđộ củacáckháng sinh trong hồ Trúc Bạch với nhiệt độ Bảng 11.P5. Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa và nồng độ kháng sinh trong nước hồ Tây Thời gian Nhiệt độ (oC) Lượng mưa (mm/tháng) Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL T1/2014 17,7 0,7 7,26 6,49 15,72 5,73 T3/2014 19,9 68,6 56,22 7,86 <MDL 18,19 T5/2014 29,3 106,1 10,22 nd 12,43 4,76 T7/2014 29,5 357,0 35,13 2,61 nd 4,85 T9/2014 29,2 237,0 7,18 3,30 14,18 7,88 T11/2014 22,9 37,0 10,33 6,61 7,42 7,58 T1/2015 18,1 25,5 6,31 10,87 9,11 43,11 T3/2015 21,6 59,4 19,96 4,55 6,40 8,72 T5/2015 30,6 74,2 31,00 4,85 3,47 21,14 T6/2015 30,9 241,1 9,45 4,08 21,01 11,86
- 164. 27 Bảng 11.P6.Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa và nồng độ khánh sinh trong hồ Trúc Bạch Thời gian Nhiệt độ (oC) Lượng mưa (mm/tháng) Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL T1/2014 17,7 0,7 34,12 26,84 15,73 169,36 T3/2014 19,9 68,6 20,46 51,28 46,72 208,00 T5/2014 29,3 106,1 9,15 <MQL 16,78 176,28 T7/2014 29,5 357,0 <MQL <MQL 22,40 193,47 T9/2014 29,2 237,0 13,28 24,32 32,22 23,85 T11/2014 22,9 37,0 19,61 18,17 29,25 110,97 T1/2015 18,1 25,5 41,56 19,72 38,61 111,34 T3/2015 21,6 59,4 53,95 33,70 28,98 77,30 T5/2015 30,6 74,2 37,32 8,97 28,75 67,30 T6/2015 30,9 241,1 6,55 18,00 22,70 49,43 Bảng 11.P7.Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa và nồng độ khánh sinh trong hồ Thủ Lệ Thời gian Nhiệt độ (oC) Lượng mưa (mm/tháng) Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL T1/2014 17,7 0,7 83,38 <MQL <MQL 9,06 T3/2014 19,9 68,6 27,63 3,56 11,97 <MQL T5/2014 29,3 106,1 14,39 1,69 <MDL 10,82 T7/2014 29,5 357,0 34,17 20,12 27,09 4,76 T9/2014 29,2 237,0 23,00 18,17 28,55 2,00 T11/2014 22,9 37,0 18,58 4,89 nd nd T1/2015 18,1 25,5 49,15 nd <MQL 6,92 T3/2015 21,6 59,4 4,31 nd 9,36 8,76 T5/2015 30,6 74,2 12,65 5,93 27,00 11,06 T6/2015 30,9 241,1 35,47 7,77 34,38 11,79 Bảng 11.P8.Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa và nồng độkhánh sinh trong hồ Ngọc Khánh Thời gian Nhiệt độ (oC) Lượng mưa (mm/tháng) Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL T1/2014 17,7 0,7 45,00 18,00 <MQL 189,41 T3/2014 19,9 68,6 20,71 9,01 823,55 236,12 T5/2014 29,3 106,1 9,80 25,09 84,56 430,11 T7/2014 29,5 357,0 12,07 4,51 16,11 67,83 T9/2014 29,2 237,0 16,46 3,00 27,00 46,13
- 165. 28 T11/2014 22,9 37,0 8,28 1,20 <MDL 17,28 T1/2015 18,1 25,5 362,47 35,01 231,82 475,20 T3/2015 21,6 59,4 17,00 51,00 75,59 256,64 T5/2015 30,6 74,2 105,10 31,39 82,97 75,50 T6/2015 30,9 241,1 157,06 46,89 101,11 82,60 Bảng 11.P8.Bảng tổng hợp nhiệt độ, lượng mưa và nồng độ khánh sinh trong hồ Yên Sở Thời gian Nhiệt độ (oC) Lượng mưa (mm/tháng) Nồng độ kháng sinh (ng/L) SMX TRI CIP OFL T1/2014 17,7 0,7 170,16 52,57 <MQL 35,19 T3/2014 19,9 68,6 163,73 <MQL 46,24 <MQL T5/2014 29,3 106,1 148,84 9,14 568,4 211,74 T7/2014 29,5 357,0 64,28 11,03 35,96 46,8 T9/2014 29,2 237,0 92,53 20,26 75,23 114,87 T11/2014 22,9 37,0 38,71 5,78 46,17 87,94 T1/2015 18,1 25,5 46,25 17,05 nd nd T3/2015 21,6 59,4 161,94 24,57 <MQL 33,77 T5/2015 30,6 74,2 26,54 9,70 80,39 72,16 T6/2015 30,9 241,1 10,00 7,62 200,59 242,91 12. Các yếu tố ảnh hưởng tới nồng độ kháng sinh trong trầm tích Bảng 12.P1. Nồng độ kháng sinh trong mẫu trầmtích hồ Trúc Bạch lấy vào tháng 11/2014 (μg/kg bùn khô) Mẫu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) BHTB1 BHTB2 BHTB3 BHTB4 BHTB5 BHTB6 BHTB7 SMX 4,14 1,37 <MQL 3,89 <MDL nd nd STZ nd nd nd nd nd nd nd SMZ nd nd nd nd nd nd nd TRI 1,47 4,99 0,43 3,01 nd nd nd NOR <MDL <MQL nd <MQL nd nd nd CIP 2,48 6,63 <MQL <MQL nd nd nd OFL nd <MDL nd <MQL nd <MDL nd SRM nd <MDL nd 0,77 <MDL nd nd ENR <MDL <MDL nd nd nd nd nd
- 166. Bảng 12.P2.Nồng độ kháng sinh trong mẫu trầmtích lấy vào tháng 11 năm2014 tại hồ Tây (μg/Kg) Mẫu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) 254-SMX 256-STZ 279-SMZ 291-TRI 320-NOR 332-CIP 362-OFL 265-SRM ENR-360 BHT1 0,40 nd nd nd nd nd nd nd <MQL BHT2 nd nd nd nd nd 1,553 nd nd nd BHT3 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT4 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT5 <MDL nd 0,96 nd nd nd <MDL nd nd BHT6 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT7 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT8 nd nd nd nd nd <MDL <MDL nd nd BHT9 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT10 0,44 nd <MDL <MDL nd 1,50 0,90 nd nd BHT11 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT12 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT13 0,37 nd <MQL <MDL nd nd nd nd nd BHT14 nd nd nd nd nd nd nd nd nd BHT15 0,75 nd 0,87 0,30 2,00 3,79 1,14 nd <MDL BHT16 nd nd <MDL nd <MQL nd nd nd nd BHT17 <MQL nd <MQL <MDL <MQL 1,15 0,89 nd <MQL BHT18 nd nd nd nd nd nd nd nd nd 29
- 167. 27 Hình 12.P3.Sắc đồ phân tích kháng sinh SMX (a), STZ (b),SMZ (c),TRI (d), NOR (e), CIP (g), OFL (h), ENR (k) trong trầmtích hồ Tây k h g e d c b a
- 168. 28 13. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi Bảng 13.P1. Nồng độ kháng sinh trong cá rô phi theo thời gian tại hồ Trúc Bạch Mẫu Ngày tháng Nồng độ kháng sinh (µg/Kg) SMX TRI NOR CIP OFL Tổng KS CAHTB 1 T1/2014 nd 0,37 1,31 3,29 1,69 6,66 CAHTB 2 T3/2014 0,59 0,41 <MDL <MQL 8,07 9,07 CAHTB 3 T5/2014 0,75 <MDL 0,88 1,29 1,67 4,59 CAHTB 4 T7/2014 0,92 1,44 <MQL <MDL <MDL 2,36 CAHTB 5 T9/2014 0,58 <MQL 0,84 <MQL <MDL 1,43 CAHTB 6 T11/2014 2,00 0,36 <MQL <MDL <MQL 2,36 CAHTB 7 T1/2015 <MDL <MQL <MDL 2,42 <MQL 2,42 CAHTB 8 T3/2015 <MQL 0,46 <MQL <MQL 2,57 3,03 CAHTB 9 T5/2015 <MQL 0,15 <MQL <MQL 2,69 2,84 CAHTB 10 T6/2015 <MDL <MQL <MDL <MQL 1,37 1,37 CAHTB 11 T10/2016 <MQL <MDL <MQL 0,97 1,55 2,52 CAHTB 12 T12/2016 <MQL <MQL <MDL <MQL 1,35 1,35
- 169. 29 Bảng 13.P2.Tiêu chuẩncủamộtsố nước về nồngđộ kháng sinhtrong các sảnphẩmthủy sản Họ kháng sinh Tên chất Loài Bộ phận trên cơ thể MRL (µg/kg) Nước áp dụng Sulfonamides Tất cả Tất cả Tất cả 100 Châu Âu TRI Tất cả 50 Châu Âu SMR Tất cả N/A DTC Canada SMZ Tất cả N/A DTC Canada STZ Tất cả N/A DTC Canada SMX Tất cả N/A DTC Canada TRI Tất cả Mô động vật DTC Canada Quinolones Tổng ENR và CIP Mô động vật 100 Châu Âu CIP Tất cả N/A 1 Canada ENR Tất cả N/A 1 Canada MRL- Hàm lượng tối đa cho phép (Maximum Residue Limit) DTC – Phát hiện trên giới hạn báo cáo (Detected above the reporting limit) N/A – Không chấp nhận 14. Sự nguy hại của kháng sinh Bảng 14.P1. Thương số nguy hại của kháng sinh trong nước ở HTL, HNK, HYS Kháng sinh HTL HNK HYS MECw (µg/L) HQw MECw (µg/L) HQw MECw (µg/L) HQw SMX 0,02763 0,9210 0,04571 1,5237 0,16373 5,4577 STZ nd - nd - 0,00243 0,0243 SMZ nd - nd - 0,00338 0,0027 SMR nd - 0,00192 0,0000 0,00211 - TRI 0,00356 0,0002 0,03501 0,0022 0,00914 0,0006 CIP 0,01197 2,3940 0,07559 15,1180 0,04624 9,2480 ENR nd - 0,00237 0,0484 0,00233 0,0476 OFL 0,00692 0,3295 0,21641 10,3052 0,03377 1,6081 NOR 0,01000 0,0345 0,00350 0,0121 0,00365 0,0126
- 170. 30 Bảng 14.P2. Hệ số tích tụ sinh học (BAF) của kháng sinh SMX,TRI, CIPvà OFL trong cá của hồ Tây Kháng sinh Tháng BAF SMX TRI CIP OFL Tổng T1/2014 - 63,2 - - 11,6 T3/2014 10,1 - - - 58,0 T5/2014 - - - - - T7/2014 - - - - 48,5 T9/2014 - 70,7 67,3 - 34,2 T11/2014 65,5 - - - 51,4 T1/2015 - - - 39,3 38,6 T3/2015 37,5 - - - 17,2 T5/2015 - 28,0 289,6 68,6 38,4 T6/2015 - - - 226,8 43,3 Bảng 14.P2. Hệ số tích tụ sinh học (BAF) của kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL trong cá của HTB Kháng sinh Tháng BAF SMX TRI CIP OFL Tổng T1/2014 - 13,9 209,2 10,0 26,6 T3/2014 28,8 8,0 0,0 38,8 26,3 T5/2014 82,0 - 76,9 9,5 21,5 T7/2014 - - - - 10,3 T9/2014 44,0 - - - 12,9 T11/2014 101,8 20,0 7,3 - 12,7 T1/2015 5,3 - 62,7 - 11,5 T3/2015 - 13,5 - 33,3 14,4 T5/2015 - 16,5 - 40,0 19,2 T6/2015 - - - 27,6 12,9
- 171. 31 Bảng 14.P3. Hệ số tích tụ sinh học (BAF) của kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL trong cá của HNK Kháng sinh Tháng BAF SMX TRI CIP OFL Tổng T1/2014 - 1,5 - - 4,7 T3/2014 - - - 6,4 3,8 T5/2014 - 6,1 11,4 3,2 4,5 T7/2014 - - - - - T9/2014 38,3 263,3 - - 15,3 T11/2014 - - - - - T1/2015 1,6 - 3,9 7,6 4,6 T3/2015 72,6 5,6 - - 3,8 T5/2015 5,8 4,6 10,9 17,5 10,0 T6/2015 4,5 7,8 - 13,2 8,2 Bảng 14.P4. Hệ số tích tụ sinh học (BAF) của kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL trong cá của HTL Kháng sinh Tháng BAF SMX TRI CIP OFL Tổng T1/2014 30,3 - - - 25,8 T3/2014 21,5 44,9 - - 15,4 T5/2014 - - - - - T7/2014 - 12,5 68,4 - 22,2 T9/2014 24,4 3,5 - 935,5 33,9 T11/2014 - - - - - T1/2015 13,6 - - - 14,1 T3/2015 - - - - - T5/2015 46,5 25,3 - - 12,2 T6/2015 16,5 - 26,2 - 16,6
- 172. 32 Bảng 14.P5. Hệ số tích tụ sinh học (BAF) của kháng sinh SMX, TRI, CIP và OFL trong cá của HYS Kháng sinh Tháng BAF SMX TRI CIP OFL Tổng T1/2014 5,5 5,2 66,4 - 7,6 T3/2014 6,1 - - - 11,0 T5/2014 6,8 - 7,1 7,9 7,8 T7/2014 12,7 16,3 - - 5,5 T9/2014 9,2 10,2 12,0 23,3 14,8 T11/2014 21,4 - 20,5 - 14,8 T1/2015 19,5 - - - 9,3 T3/2015 11,1 7,7 - - 8,5 T5/2015 35,5 - 12,2 20,4 17,1 T6/2015 81,0 - 7,0 6,8 8,0 Hình 14.P6.Mốiquan hệgiữa logBAFtrongcá rô phi với logKow của các kháng sinh ở hồ Yên Sở
- 173. 33 Hình 14.P7.Mốiquan hệgiữa logBAFtrongcá rô phivớilogKowcủa các kháng sinhởhồ Tây Hình 14.P8.Mốiquan hệgiữa logBAFtrongcá rô phivớilogKowcủacáckhángsinhởhồ Thủ Lệ
- 174. 34 15. Một số các thông số về các trạm xử lý nước thải ở Hà Nội Bảng 15.1.Côngsuất, phươngpháp xửlý, chiphívậnhành của mộtsố nhà máy xửlý nước thảiởHà Nội [9] STT Nhà máy xử lý nước thải Công suất (m3/ngày) Phương pháp xử lý Chi phí vận hành (Đồng/m3) Tiêu chuẩn áp dụng 1 Hồ Tây 33000 SBR 2200 2 Trúc Bạch 2300 A2O 12695 TCVN5945-2005, B 3 Bảy Mẫu 13300 CAS 7827 4 Bắc Thăng Long - Vân Trì 42000 CAS 7827 QCVN40-2011, A 5 Kim Liên 3700 CAS 9813 TCVN5945-2005, B 6 Yên Sở 210000 SBR 1686 QCVN40-2011, B Bảng 15.2.Đặc điểmmộtsố nguồnnước đầu vào của các hệ thống xử lý nước thải tại Hà Nội [10] STT Thông số Đầu vào của một số nguồn nước thải Yên Sở Sông Cầu Bây Trúc Bạch Bắc Thăng Long Kim Liên Nước thải thu gom chung 1 COD (mg/L) 132 175 193 135 145 147 2 BOD (mg/L) 45 84,4 168 85 115 87 3 SS (mg/L) 51 186 89 65 85 39 4 TN- N (mg/L) 34 48,3 41,6 38 40 4 5 NH4 + - N (mg/L) 28 34,8 - - 18 - 6 TP – P (mg/L) 7,2 3,8 6,2 5,4 6,5 - 7 NO3 - - N (mg/L) - - - - 0,2 0,2
- 175. Bảng 15.3.Mộtsố thôngsố theo thiếtkế và thực tế vậnhành trongnước đầuvàocủacác nhà máy xửlý nước thảiHà Nội[10] STT Nhà máy xử lý nước thải Thiết kế (mg/L) Thực tế vận hành (mg/L) COD BOD5 TN TP COD :BOD BOD :TN BOD :TP COD BOD5 TN TP COD :BOD BOD :TN BOD :TP 1 Hồ Tây 480 240 44 5 2,00 5,45 48,00 98 78 32 5,0 1,26 2,44 15,60 2 Trúc Bạch 225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 155 78 34 6,5 2,00 2,28 11,90 3 Bảy Mẫu 400 200 40 15 2 5,00 13,30 141 79 48 6 1,81 1,64 13,10 4 Bắc Thăng Long Vân Trì 225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 135 85 38 5,4 1,59 2,24 15,70 5 Kim Liên 225 150 40 5 1,50 3,75 30,00 145 73 40 6,5 2,00 1,81 11,20 6 Yên Sở 500 250 40 6 2 6,25 41,70 132 76 47 5,5 1,74 1,62 13,80 35
- 176. 36 16. Thông tin về hệ thống xử lý nước thải của một số bệnh viện lớn ở Hà Nội [Error! Reference source not found., 10] STT Tên bệnh viện Số dường bệnh Công suất thiết kế (m3/Ngày/Đêm) Phương pháp xử lý Thời gian bắt đầu hoạt động 1 Bệnh viện Xanh Pôn 700 100 Aeroten kết hợp lọc sinh học 2008 2 Bệnh viện Phụ sản TƯ 700 700 Aeroten kết hợp lọc sinh học 2011 3 Trung tâm YTDP Hà Nội - - Aeroten kết hợp lọc sinh học 2011 4 Bệnh viện Việt Đức 1050 900 Aeroten kết hợp lọc sinh học 2009 5 Bệnh viện phụ sản Hà Nội 600 400 Aeroten kết hợp lọc sinh học 2010 6 Bệnh viện Bạch Mại 1900 800 Aeroten 7 Bệnh viện Thanh Nhàn 540 600 Aeroten kết hợp lọc sinh học 2006 17. Vị trí năm hồ Hà Nội nghiên cứu
- 177. 37 18. Bảng kết quả mẫu đối chứng Bảng 18.1. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của HT, HTB, HNK, HTL và HYS lấy ngày 23/3/2014 STT Chỉ tiêu Kết quả phân tích (ng/L) HT211 HTB21 HTL22 HNK21 HYS23 1 Sulfamethoxazole 7,82 17,19 18,43 24,75 189,24 2 Sulfamethiazole <MDL <MQL <MDL <MDL 2,59 3 Sulfamerazine <MDL <MQL <MDL 1,24 1,31 4 Sulfamethazine <MDL <MDL <MQL 3,68 <MQL 5 Trimethoprim 2,56 69,00 2,00 10,53 0,97 6 Ciprofloxacin 3,73 98,56 5,81 807,01 52,03 7 Ofloxacin 4,87 173,66 2,74 236,12 19,48 8 Norfloxacin <MQL 39,00 <MDL <MQL 31,47 9 Enrofloxacin <MDL 2,01 <MDL 1,84 1,95 Bảng 18.2. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của HT, HTB, HNK, HTL và HYS lấy ngày 21/09/2014 STT Chỉ tiêu Kết quả phân tích (ng/L) HT517 HTB51 HTL52 HNK53 HYS51 1 Sulfamethoxazole 29,41 10,03 11,07 15,04 76,24 2 Sulfamethiazole <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL
- 178. 38 3 Sulfamerazine <MDL <MDL <MDL <MDL <MQL 4 Sulfamethazine 4,68 <MDL <MDL <MDL <MDL 5 Trimethoprim 13,28 9,74 26,73 2,19 12,68 6 Ciprofloxacin 37,21 24,97 26,08 22,50 68,10 7 Ofloxacin 35,14 20,65 <MDL 39,91 100,77 8 Norfloxacin 4,2 14,58 3,91 <MDL 8,76 9 Enrofloxacin 8,35 2,73 <MDL <MDL <MQL Bảng 18.3. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của HT, HTB, HNK, HTL và HYS lấy ngày 20/01/2015 STT Chỉ tiêu Kết quả phân tích (ng/L) HT78 HTB73 HTL73 HNK71 HYS71 1 Sulfamethoxazole 13,66 41,56 58,46 325,10 19,15 2 Sulfamethiazole <MDL <MDL <MDL <MDL <MDL 3 Sulfamerazine <MDL 1,95 <MDL <MDL <MQL 4 Sulfamethazine 2,69 <MDL <MQL <MQL <MDL 5 Trimethoprim 7,42 19,72 <MQL 33,06 6,64 6 Ciprofloxacin 9,83 67,61 <MQL 209,87 <MQL 7 Ofloxacin 19,35 121,67 8,31 413,07 22.96 8 Norfloxacin 8,44 <MQL 6,89 3,49 <MQL 9 Enrofloxacin <MQL 3,91 <MDL 1,95 <MQL Bảng 18.4. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong nước của HT, HTB, HNK, HTL và HYS lấy ngày 08/01/2017 STT Chỉ tiêu Kết quả phân tích (ng/L) HT14 HTB14 HTL14 HNK14 HYS14 1 Sulfamethoxazole 4,76 57,18 49,70 301,23 174,63 2 Sulfamethiazole <MDL <MDL <MDL <MDl <MQL 3 Sulfamerazine <MDL 1,58 <MDL 0,87 <MQL 4 Sulfamethazine <MDL <MDL <MQL <MQL <MDL 5 Trimethoprim 8,38 27,14 29,64 153,42 <MQL 6 Ciprofloxacin 10,97 29,64 <MQL 154,07 17,31 7 Ofloxacin 44,10 153,42 9,44 260,97 47,06 8 Norfloxacin <MDL <MQL 9,87 2,79 13,00 9 Enrofloxacin <MDL 2,18 <MDL <MQL 1,78 Bảng 18.5. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong cá của HT và HYS lấy ngày 24/03/2014 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) CHT21 CHYS21
- 179. 39 1 Sulfamethoxazole 0,57 0,94 2 Sulfamethiazole <MDL <MQL 3 Sulfamerazine <MDL <MQL 4 Sulfamethazine <MDL <MQL 5 Trimethoprim <MQL <MDL 6 Ciprofloxacin 0,99 <MQL 7 Ofloxacin <MQL <MQL 8 Norfloxacin 3,39 1,78 9 Enrofloxacin <MQL <MDL Bảng 18.6. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong cá của HTB và HYS lấy ngày 20/01/2015 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) CHYS71 CHTB71 1 Sulfamethoxazole 0,90 <MDL 2 Trimethoprim <MDL <MQL 3 Ciprofloxacin <MQL 2,42 4 Ofloxacin <MQL <MQL 5 Norfloxacin <MQL <MDL Bảng 18.6. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong cá của HTB và HYS lấy ngày 08/01/2017 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) CHT 14 CHTB 14 CHYS 14 1 Sulfamethoxazole <MQL <MQL 0,83 2 Sulfamethiazole <MDL <MDL <MDL 3 Sulfamerazine <MDL <MDL <MDL 4 Sulfamethazine <MDL <MDL <MDL 5 Trimethoprim <MDL <MQL <MDL 6 Ciprofloxacin <MQL <MQL <MQL 7 Ofloxacin <MQL 1,35 <MQL 8 Norfloxacin <MQL <MDL <MQL 9 Enrofloxacin <MDL <MDL <MDL Bảng 18.7. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong trầmtích của HT và HTB lấy ngày 21/09/2014 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) THT51 THTB54 1 Sulfamethoxazole <MQL 2,63 2 Sulfamethiazole <MDL <MDL 3 Sulfamerazine <MDL 1,45 4 Sulfamethazine <MDL <MDL
- 180. 40 5 Trimethoprim 0,25 0,93 6 Ciprofloxacin 1,13 2,26 7 Ofloxacin <MQL <MDL 8 Norfloxacin 1,94 <MDL 9 Enrofloxacin <MDL <MDL Bảng 18.8. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong trầm tích của HT và HTB lấy ngày 20/01/2015 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) THT78 THTB74 1 Sulfamethoxazole <MDL 0,84 2 Trimethoprim 0,24 1,15 3 Ciprofloxacin <MQL <MQL 4 Ofloxacin <MQL 1,75 5 Norfloxacin <MDL <MDL Bảng 18.9. Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong trầm tích của HT và HTB lấy ngày 08/01/2017 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) THT14 THTB14 1 Sulfamethoxazole <MDL 0,67 2 Sulfamethiazole <MDL MDL 3 Sulfamerazine <MDL <MQL 4 Sulfamethazine <MDL MDL 5 Trimethoprim 0,22 0,18 6 Ciprofloxacin 0,72 0,64 7 Ofloxacin 3,64 1,22 8 Norfloxacin <MQL MQL 9 Enrofloxacin <MQL MQL Bảng 18.10.Kết quả phân tích nồng độ kháng sinh trong ốc của HT và HTB lấy ngày 08/01/2017 STT Chỉ tiêu Nồng độ kháng sinh (µg/kg) OCHTBL141 OCHTBL142 1 Sulfamethoxazole 1,67 0,85 2 Trimethoprim 2,45 2,09 3 Ciprofloxacin 4,97 3,62 4 Ofloxacin 14,49 14,35 5 Norfloxacin <MDL <MDL