翁郁馨，杨慧婷，陈辉辉**，许 妍，谷孝鸿，金 苗，毛志刚，曾庆飞

(1:东南大学土木工程学院,南京 210096) (2：中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京 210008) (3：中国科学院大学,北京 100049)

药物活性化合物是一类数量巨大、种类繁多、生物活性复杂，且具有潜在生态毒性的新污染物[1-2]. 药物活性化合物被摄入后可在生物体内代谢形成代谢产物，其中部分活性代谢产物也可作为生产药物发挥稳定疗效，为患者康复提供新的治疗选择[1-2]. 药物的大量使用，致使诸多药物活性化合物及其代谢产物在自然环境中广泛赋存[2-3]. 已有研究表明，部分药物活性化合物及其代谢产物可能对非靶标生物产生生殖毒性、神经毒性等毒理学效应[4]，造成潜在的生态系统和人体健康风险[5].

精神类药物是药物活性化合物的重要类别，能直接作用于中枢神经系统，干扰神经物质分泌，主要分为抗抑郁药、抗癫痫药及抗精神病药物等[6]. 给药后，精神类药物在生物体内被羟基化或与葡萄苷酸、硫酸盐等结合形成代谢产物，最终以母体及代谢产物的形式随尿液和粪便排出体外，进入环境[7]. 这些代谢产物具有与母体相同或相似的靶向生物活性，难以被水中微生物降解，可能表现出不同的生态毒性效应[4, 8]. 随着经济社会发展，人们对精神健康愈发关注，精神类药物的使用量持续增长，而随之引起的环境问题也逐步受到重视[9]. 目前关于精神类药物及其代谢产物污染水平的研究多集中在城市污水处理厂及医院污水处理厂废水中[10-11]，地表水作为污染物的“汇”，近年来也有药物赋存的相关报道. 美国和西班牙等多国的河流、湖泊中都有精神类药物及其代谢产物检出，浓度范围在ND(未检出)～2997 ng/L之间[12-13]. Liu等[14]在上海黄浦江检出了阿米替林等15种精神类药物，检出浓度为0.1～75 ng/L. 金苗等[9]在太湖流域湖泊表层水体中也检出了卡马西平、环氧卡马西平等11种精神类药物及其代谢产物的赋存，浓度范围为0.8～77.60 ng/L. 表明精神类药物及其代谢产物在环境水样中的普遍存在，且介于ng/L～μg/L之间. 相较于精神类药物母体而言，国内对于地表水中精神类药物代谢产物的研究相对较少. 系统展开精神类药物及其代谢产物的污染状况分析，对于准确评价此类物质的生态风险具有重要意义.

高宝邵伯湖包括宝应湖、高邮湖和邵伯湖3个独立的湖泊，三湖自北向南沿京杭大运河呈串珠状排列，辖于江苏和安徽两省. 宝应湖位于淮安市金湖县东部，是封闭型河道式浅水湖泊，宝应县的备用饮用水源地[15]. 高邮湖是全国第六大、江苏省第三大淡水湖，位于淮河下游区，是淮河入江水道，属于大型过水性湖泊[16]. 邵伯湖处于高邮湖下游，湖泊类型与高邮湖相似，过水性特征比高邮湖更为显著[16]. 高宝邵伯湖区域工业发达，人口稠密，作为周边城镇重要的农业、渔业、生活用水来源，湖泊的水质与沿湖居民的健康息息相关，目前缺乏关于该区域湖泊水体精神类药物及其代谢产物污染情况的报道. 因此本研究选择宝应湖、高邮湖及邵伯湖为研究对象，分析了抗抑郁药物、抗癫痫药物和抗精神病药物3类21种精神类药物及其代谢产物在湖泊表层水体的污染水平及分布特征；并采用风险商值法评估精神类药物及其代谢产物在该地区的生态风险，以期为高宝邵伯湖精神类药物及其代谢产物的污染管控提供数据支持.

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

主要仪器：超高效液相质谱-三重四极杆串联质谱仪，ACQUITY H-class UPLC，Xevo TQD(美国沃特世公司)，配有超高效液相ACQUITY UPLC BEH C18(2.1 mm×100 mm，1.7 μm)色谱柱；6 mL/200 mg Oasis HLB 固相萃取小柱(美国沃特世公司)；超纯水设备(美国密理博公司)；真空固相萃取装置(美国色谱科公司).

主要试剂：甲醇、乙腈(色谱纯，德国默克公司)；甲酸(质谱纯，东京化成工业株式会社).

图1 高宝邵伯湖采样点位示意Fig.1 Sampling sites in Lakes Gaoyou, Baoying and Shaobo

标准样品：抗抑郁药物及代谢产物氟西汀、舍曲林、阿米替林、吗氯贝胺、去甲氟西汀、去甲替林；卡马西平代谢产物环氧卡马西平；抗精神病药物氯丙嗪，购自多伦多研究化学品公司. 抗抑郁药物氟伏沙明、西酞普兰、文拉法辛、度洛西汀、艾司西酞普兰、多塞平；抗癫痫药物及代谢产物卡马西平、奥卡西平、拉莫三嗪、反式10,11-二氢-10,11-二羟基卡马西平(DiOH-卡马西平)、10-羟基卡马西平；抗精神病药物及代谢产物利培酮、帕潘立酮，购自百灵威公司，纯度均大于98%. 药物信息及ESI-MS/MS方法参数见附表Ⅰ.

标准溶液的配制：精确称取定量精神类药物标准品，利用甲醇溶解配制成1 mg/mL标准储备液后低温保存，并用甲醇将标准储备液稀释成100 μg/L的混合标准溶液，逐级稀释成不同浓度的标准液备用.

1.2 样品采集与前处理

于2020年4月，分别在宝应湖、高邮湖和邵伯湖出入湖河口、湖湾、湖心等区域均匀布置采样点位18个，其中S1～S3号位于邵伯湖，S4～S15号位于高邮湖，S16～S18号位于宝应湖(图1). 参考《湖泊调查技术规程》[17]，使用不锈钢采样器在水面40 cm以下采集1 L水样，样品储存在棕色玻璃瓶中，冷藏保存并尽快送回实验室，在24 h内完成样品处理和分析.

参照金苗等[9]建立的方法，采用GF/C滤膜(孔径1.2 μm)对水样进行抽滤. 用6 mL甲醇和 6 mL纯水依次淋洗活化HLB萃取柱. 以1 mL/min的稳定流速上样，富集抽干后用6 mL超纯水淋洗，继续抽真空干燥30 min，最后用10 mL体积比2%的甲酸甲醇溶液洗脱，收集洗脱液后氮吹至全干，用甲醇复溶至1 mL并转移至样品瓶，待仪器分析.

1.3 仪器分析条件

超高效液相色谱条件：利用色谱柱层析分离，色谱柱柱温设定40℃；样品进样体积为5 μL；流速：0.4 mL/min. 流动相A为0.1%甲酸水溶液；流动相B为乙腈. 采用梯度洗脱程序：0 min，5% B；0.5 min, 5% B；6 min，70% B；7 min，95% B；7.1 min 5% B.

质谱条件：电喷雾离子源正模式(ESI+)，毛细管电压为2.0 kV，采用多反应监测模式(MRM)对21种目标精神类药物进行定性和定量分析. 设定离子源温度为150℃，脱溶剂温度为450℃，脱溶剂气为高纯氦气，气体流量为800 L/h，锥孔气流量为50 L/h，碰撞气为氩气.

1.4 质量保证与控制

选取浓度梯度为1、5、10、20、50、100、200 μg/L的混合标准溶液绘制标准曲线，拟合度良好，所有精神类药物及其代谢产物的相关系数R2均大于0.99. 目标化合物在地表水中的检出限以3倍信噪比计算，检出限在1.2～56.3 ng/L之间，方法定量限以10倍信噪比计算，定量限在3.5～168.9 ng/L之间(附表Ⅱ)[9]. 以1 L空白水样为基质，采用加标回收法，分别在低(加标5 μg/L)、中(加标50 μg/L)、高(加标100 μg/L)3种不同浓度水平下考察精神类药物及其代谢产物的回收率和相对标准偏差，21种目标化合物的加标回收率为65.7%～105.5%，相对标准偏差均小于5%，基质效均在±20%以内，符合质控要求.

1.5 风险评估

为明确高宝邵伯湖水环境中精神类药物对水生生态系统可能造成的危害，基于风险商(risk quotient，RQ)对环境中精神类药物的生态风险进行定量化评估[18]，风险商定义为环境浓度除以预测无影响浓度，计算公式为：

RQ=MEC/PNEC

(1)

PNEC=LC50(EC50、NOEC)/AF

(2)

式中，MEC(measured environmental concentration)为环境中精神类药物实际测定浓度，ng/L；PNEC(predicted no effect concentration)为预测无效应浓度，ng/L，由于计算毒性的不确定性和部分数据缺乏，依据欧盟风险评价技术指南[18]，采取评价因子AF估算3个营养级别(藻类、无脊椎动物、鱼类)的PNEC.PNEC为半致死效应浓度(LC50或EC50)和无观察效应浓度(NOEC)等与评价因子AF的比值，若已知至少一种生物的急性数据(LC50或EC50)，AF值取1000；若已知一种生物(无脊椎动物或鱼类)的慢性NOEC数据，AF取100；若已知代表不同营养级的2种生物或3种生物的慢性NOEC数据，AF分别取50和10[18]. 当0.01

2 结果与讨论

2.1 高宝邵伯湖表层水体中精神类药物及其代谢产物的污染水平

3个湖泊表层水体中共检出3类20种精神类药物及其代谢产物，药物在各点位的具体浓度见附表Ⅲ.奥卡西平在各个点位均未被检出，可能是因为奥卡西平被使用后，几乎全部(96%～98%)被吸收利用并转化为活性代谢产物[19]. 表1显示精神类药物及代谢产物检出总浓度范围为1.4～224.5 ng/L，药物检出率在22.2%～100%之间. 其中，利培酮的检出浓度最高，总浓度达224.5 ng/L. 卡马西平的代谢产物环氧卡马西平检出浓度最低，总浓度为1.4 ng/L. 氟西汀、氯丙嗪、度洛西汀、阿米替林、文拉法辛、艾司西酞普兰、去甲替林、拉莫三嗪、卡马西平、10-羟基卡马西平、利培酮、帕潘立酮等12种精神类药物的检出率高达100%. 环氧卡马西平检出率最低，仅为22.2%. 结果表明，高宝邵伯湖水体环境中存在精神类药物的污染.

表1 高宝邵伯湖表层水体中21种精神类药物及其代谢产物检出情况*

高宝邵伯湖共检出12种抗抑郁药物及其代谢产物，总浓度范围为8.5～44.6 ng/L，其中舍曲林检出浓度最高，浓度为ND～12.5 ng/L，检出率为94.44%. 作为一种典型的选择性5-羟色胺再摄取抑制剂，舍曲林被广泛应用于抗抑郁治疗[20]. 据统计，舍曲林位于我国精神类药物销售的前三位，年消费量达4.87 t[20]. Yuan等[11]对北京2家精神病医院污水处理厂的研究结果表明，传统污水处理厂采用的二级处理工艺对舍曲林的去除效果并不明显(去除率<56%)，这可能也是较多的舍曲林输入高宝邵伯湖的原因之一. 国内外相关研究报道表明，舍曲林是环境介质中主要检出的抗抑郁药物之一，例如Xie等[21]报道了太湖中舍曲林的浓度在ND～10 ng/L之间，与本研究检出浓度较为一致. 巴西Manaus河流也被报道有较高的舍曲林浓度，浓度范围为ND～164 ng/L[22]. 氟西汀同样属于选择性血清素再摄取抑制剂，是常用的抗抑郁处方药. 其代谢产物去甲氟西汀保留与母体相同药物活性的同时也具有水解和光解稳定性[23]. 研究显示，只有大约20%的氟西汀以去甲氟西汀的形式排出生物体外[24]，因此去甲氟西汀在高宝邵伯湖水体中的检出率及检出浓度均低于其母体化合物. 这与美国污水再生处理厂关联河道中检出结果相似，氟西汀和去甲氟西汀在Pecan Creek关联河道中的浓度分别为7～30和0.7～1.5 ng/L[25]. Wu等[26]报道了上海城市供水系统中精神类药物浓度，其中黄浦江水域氟西汀的浓度为0.1～1.1 ng/L，略低于本研究. 阿米替林是最常用的三环类抗抑郁药物，其活性代谢产物去甲替林与阿米替林药理活性相似，也是临床中经常使用的药物之一，两者在各采样点检出率均为100%[27]. 三环类药物既难以被水解也难被生物降解，可随污水处理厂尾水进入湖泊水体[27]. 与国外流域相比，高宝邵伯湖水体中阿米替林浓度水平较低. 在美国(37～290 ng/L)[13]、加拿大(0.87～128 ng/L)[28]城市污水中的阿米替林浓度远高于本次研究，Baker等[29]对英格兰地表水体调查发现阿米替林和去甲替林的浓度分别为0.5～72和0.8～19 ng/L，均高于本研究，这可能与不同国家精神类药物消耗的差异有关. 尽管抗抑郁类药物在高宝邵伯湖的检出浓度远低于英美等其他国家[29]，但其在自然水体中的赋存问题仍需给予关注.

检出的5种抗癫痫药物及其代谢产物的总浓度范围为9.3～31 ng/L，卡马西平是该类药物的典型代表.卡马西平在人体内可形成多种羟基化和环氧化代谢产物[30]，本研究共检测出卡马西平及其3种代谢产物，其中10-羟基卡马西平浓度最高，浓度范围为0.4～5.1 ng/L. 研究表明，卡马西平被服用以后，72%被人体吸收代谢，28%随粪便和尿液直接排出体外[31]. 大部分卡马西平在生物体内细胞色素P450酶的作用下环氧化为卡马西平环氧化物，接着转化为DiOH-卡马西平，只有较少部分的代谢途径是发生羟基化反应，生成10-羟基卡马西平等代谢产物[31]. 卡马西平的广泛生产和使用导致大量卡马西平及其代谢产物持续进入生态环境. 由于卡马西平及其代谢产物分子结构复杂且缺乏供电子基团，这些物质通常具有高持久性和抗生物降解性，常规污水处理工艺对其去除率有限[32]. 目前国内报道了大量卡马西平及其代谢产物在地表水中检测到的药物残留[2,33-34]. Liu等[4]针对太湖、白洋淀水体中药品和个人护理用品的研究显示，卡马西平在各采样点检出率达到100%，浓度范围为0.63～1.86 ng/L，与本研究检出结果相近. 而在东江流域药物活性化合物相关报道中，卡马西平检出率仅有50%，但中值浓度仍达1.25 ng/L[35]. 相较于国外其他水体，高宝邵伯湖抗癫痫药物及其代谢产物的赋存处于较低水平. Fang等[36]总结2010-2016年中国、欧洲及美国药物活性化合物相关调查，发现欧洲卡马西平检出浓度为2.6～1711.0 ng/L，远高于本研究，这也可以归因为不同国家地区卡马西平使用习惯有差异. 关于卡马西平及其代谢产物在环境中残留研究显示[37]，DiOH-卡马西平的残留浓度可能高于其母体，例如德国污水处理厂流出废水中DiOH-卡马西平和卡马西平的浓度分别为3.7和2.0 μg/L[38]. 本次研究中部分点位DiOH-卡马西平的浓度与其母体相当甚至更高. 然而卡马西平在高宝邵伯湖水体中的总检出浓度仍高于其代谢产物，有文献认为这可能是因为卡马西平在污水处理过程中会发生解偶联现象，部分代谢产物可再生形成母体化合物[37]. 虽然药理研究表明10-羟基卡马西平不是卡马西平的主要代谢产物[37]，然而高宝邵伯湖水体中10-羟基卡马西平检出浓度最高，该结果与其他水域报道的卡马西平及其代谢产物污染情况一致[37,39]. 奥卡西平是卡马西平的10-酮基类似物，临床上可作为卡马西平的替代物，其生物活性与卡马西平极其相似[37]. 虽然本次研究中未检测到奥卡西平，但由于10-羟基卡马西平也是奥卡西平的主要代谢产物，水体中的10-羟基卡马西平很可能有一部分来自奥卡西平的代谢. 湖泊水体中10-羟基卡马西平与奥卡西平的相关性还有待进一步调查研究.

检出的3种抗精神病药物及其代谢产物总浓度范围为26～224.5 ng/L，在检出的3类精神类药物中含量最高. 其中利培酮检出浓度最高，范围为0.1～64.1 ng/L，检出率为100%. 帕潘立酮在18个采样点中也均被检出. 由于利培酮平衡了疗效、安全性和成本效益，在抗精神病类药物占重要地位，是全世界儿童和青少年最常用的精神类药物[40]. 研究表明，病人使用利培酮一周后，70%的药物经尿液排泄，其中35%～45%为利培酮和活性代谢产物帕潘立酮结合的形式[41]. 2008年，帕潘立酮被国家食品药品监督管理局批准用于临床精神类疾病的急性或维持治疗，其疗效与利培酮无明显差异[42]. 虽然目前有关利培酮在地表水中赋存的研究较少，但根据欧盟风险评价技术指南[18]，长期处在低剂量利培酮暴露下可能对水生系统中的生物造成危害. 希腊爱琴海检测到的利培酮及其活性代谢产物帕潘立酮，浓度分别为3.2和11.8 ng/L[43]，远低于本研究，这可能与海水的稀释作用有关. 由于流域所在地区医院精神科临床医疗上，利培酮作为治疗精神分裂症最典型的药物被大量应用[44-45]，其污染问题值得持续关注.

2.2 高宝邵伯湖表层水体中精神类药物及其代谢产物的空间分布特征

从各采样点精神类药物及其代谢产物的浓度分布(图2)可知，不同采样点的精神类药物及其代谢产物的浓度存在一定的空间差异，呈现邵伯湖和高邮湖南部浓度较高，高邮湖北部和宝应湖较低的趋势. 其中高邮湖和邵伯湖相通，均为淮河流入长江水道的组成部分，同时分析；宝应湖作为封闭型湖泊单独分析[16]. 高邮湖、邵伯湖水体中精神类药物及其代谢产物的浓度在3.9～175.7 ng/L之间，湖泊周边居民主要以农业、养殖业为生，附近县市工业发达，水质受农业、渔业养殖、工业废水等多个潜在污染源的叠加影响[15-16]. 为评估高邮湖、邵伯湖精神类药物的空间分布，对处于两湖15个点位的精神类药物及其代谢产物进行聚类分析. 根据聚类分析树状图(图3)，15个点位可划分为4类，S1、S7点位单独成一类.

图2 高宝邵伯湖各采样点表层水体中21种精神类药物及其代谢产物浓度分布Fig.2 The concentration distribution of 21 psychotropic substances and their metabolites in surface water of Lakes Gaoyou, Baoying and Shaobo

图3 高邮湖、邵伯湖表层水体水中精神类药物及其代谢产物的空间分布Fig.3 Spatial distribution of psychotropic substances and their metabolites in surface water of Lake Gaoyou and Lake Shaobo

高邮湖中监测点位S7未能与其他点位形成聚类，该点位精神类药物及其代谢产物总浓度为102.9 ng/L. S7处于闵桥镇东南方，闵桥镇人口较多，药物使用量大，且该城镇多为合流制排水，大部分生活污水未经处理直接排入水体[46]，成为精神类药物及代谢产物的重要来源. 高邮湖S10～S12点位也处于河口人口密集处，但精神类药物赋存水平相对较低，在5.2～16 ng/L之间. 这可能是因为汇入该流域的白塔河、川桥河、秦栏河3条淮河支流已经实施了系统的治理方案[46]，一系列综合防治措施可能减轻了精神类药物及其代谢产物的污染. S13～S15点位精神类药物及其代谢产物分布水平相似，是高邮湖湖区药物检出浓度最低的区域，浓度范围为3.5～5.3 ng/L. 该区域未连结其他河道，相对封闭，基本没有航运排放[47]. 为响应渔业可持续发展要求，S13～S15采样点区域主要发展放养式养殖产业，通过放养鲢鱼和鳙鱼修复渔区资源[47].该养殖模式严格禁止投加人工饲料或药物，因此精神类药物的使用量较低，这也为其它湖泊合理发展渔业提供了参考. 邵伯湖过水性特征显著，受上游高邮湖水质影响较大[16]. 高邮湖沿程汇入大量的工农业及生活污染物，下泄水体携带精神类药物及其代谢产物进入邵伯湖. S1～S3点位有各类排污口，邵伯湖周边种植面积广，同时接纳扬州城区污水，承受着较大环境污染压力. 主城区人类活动密集，精神类药物的使用频率和使用量相对较大. S1点位为邵伯湖出湖口，单独形成聚类，表明其精神类药物赋存状况与其他点位存在明显差异. S1点位周边接纳城镇污水处理厂出水，入湖污染负荷大，精神类药物及其代谢产物的赋存水平远高于其他监测点位，达到175.7 ng/L. 已有研究表明，传统污水处理厂并不能完全去除精神类药物[25]，污水处理厂及人类生活污水排水可认为是精神类药物及其代谢产物进入邵伯湖的主要途径. 高邮湖、邵伯湖整体流域面积大，水系庞杂，该区域的精神类药物污染问题还待进一步的研究.

S16～S18采样点位处于宝应湖，精神类药物及其代谢产物的浓度水平在6.4～34 ng/L之间. 宝应湖位于京杭大运河西侧，是宝应县备用水源之一，该湖通过隔堤与高邮湖隔断，基本属于封闭性湖泊[15]. 宝应湖周边区域人口稠密，农村生活污水接管率远低于邻近城镇. 大量农业面源污染物、生活污染物未经处理直接进入宝应湖. 污染物随水流迁移、蓄积导致S18点位精神类药物及代谢产物的浓度高于宝应湖其他点位.

2.3 高宝邵伯湖表层水体中精神类药物及其代谢产物的风险评估

目前国内缺乏针对精神类药物的环境质量标准，而药物对水生生物的生态毒性与水质标准的制定直接相关. 本研究通过污染物的预测无效应浓度PNEC评估药物生态风险水平，其中10-羟基卡马西平未查到相关毒性数据. 本研究针对其他20种精神类药物及代谢产物对不同营养级水生生物的NOEC、EC50或LC50值，筛选最敏感生物数据，计算风险商值，评估高宝邵伯湖水体精神类药物及其代谢产物对藻类、无脊椎动物和鱼类的生态风险. 其对应毒理数据见表2.

表2 不同精神类药物及其代谢产物对应最敏感生物毒理数据*

Tab.2 Most sensitive biotoxicological data for different psychotropic substances and their metabolites

化合物毒性数据/(μg/L)藻类无脊椎动物鱼类选择数据/(μg/L)评价终点评估因子PNEC/(ng/L)参考文献氟西汀0.660560.6NOEC1060[48]去甲氟西汀3166184726601847EC5010001847[49]舍曲林1501150150EC501000150[50]氟伏沙明98025770980EC501000980[50]西酞普兰3300301403300EC5010003300[50]艾司西酞普兰2680026800NOEC100268000[48]文拉法辛12520103101613010310EC50100010310[49]度洛西汀3703350370EC501000370[50]阿米替林2461034989246EC501000246[12]去甲替林45400256004930025600NOEC102560000[48]多塞平149040501490EC5010001490[51]吗氯贝胺199001990018400019900EC50100019900[52]卡马西平100.010.60.01NOEC101[8]环氧卡马西平100.010.60.01NOEC101[8]DiOH-卡马西平7070007110000206000206000EC501000206000[53]奥卡西平812203470387348812EC501000812[52]拉莫三嗪40000560008500040000EC50100040000[54]氯丙嗪380380LC501000380[55]利培酮60006000EC5010006000[56]帕潘立酮1800018000LC50100018000[54]

根据已检测到的药物活性化合物浓度，计算出相应的RQ值，如图4所示. 在高宝邵伯湖表层水体中，舍曲林、去甲氟西汀、氟伏沙明、西酞普兰、艾司西酞普兰、文拉法辛、度洛西汀、阿米替林、去甲替林、多塞平、吗氯贝胺、DiOH-卡马西平、奥卡西平、拉莫三嗪、氯丙嗪、利培酮、帕潘立酮共计17种精神类药物及其代谢产物的RQ值在各点位均小于0.1，生态风险较低.氟西汀在部分采样点0.1≤RQ<1，存在中风险. 卡马西平在各采样点RQ均大于0.1，在点位S1、S7～S10的RQ≥1，表现为高风险，环氧卡马西平在S1点位表现为高风险，在S2、S7、S10点位表现为中风险，应予以关注.

图4 高宝邵伯湖地表水中精神类药物及其代谢产物的风险商Fig.4 RQ values of psychotropic substances and their metabolitesin Lakes Gaoyou, Baoying and Shaobo

大多数精神类药物会在生物体内进行羟基化、裂解等代谢反应形成代谢产物，这些代谢产物可能具有与母体相似或更高的生物活性[7]. 水环境中部分药物可能经过生物代谢形成，也可能作为生产药物进入水体，虽然本次研究中代谢产物的生态风险均低于母体，但不能排除部分代谢产物对生态环境造成的危害超过母体的可能性[57]. 尽管卡马西平及其代谢产物在高宝邵伯湖水体中的赋存水平较低，但因其较小的PNEC值，使得卡马西平及其代谢产物成为重要的生态风险因子. 在有关白洋淀药物活性化合物水体残留及风险研究中，卡马西平也表现出较高的生态风险[58]，与本次研究结果一致. 相关研究表明卡马西平及其代谢产物在环境中保持高生物活性，微生物降解和光催化降解过程缓慢[37]，易于在生物体内富集. 据报道，卡马西平在太湖浮游植物、浮游动物和底栖动物等水生生物食物链中均被检出，其在鱼类和贝类等生物残留最高达4.25 ng/g(dw)[34]. 在欧洲，卡马西平由于较高的生态风险，已被优先列入地表水有机污染物的监测名单[59]. 因此有必要进一步加强对精神类药物及其代谢产物生态风险的关注，并针对生态风险较高的重点药物进行优先管控.

3 结论

1)高邮湖、邵伯湖、宝应湖表层水体中共检出3类20种精神类药物及其代谢产物，浓度范围为1.4～224.5 ng/L，检出率范围为22.2%～100%. 检出浓度最高的精神类药物为利培酮(0.1～64.1 ng/L)，检出浓度最低的药物为卡马西平的代谢产物环氧卡马西平(ND～1.1 ng/L).

2)不同采样点位的精神类药物及其代谢产物存在空间差异. 总体上看，精神类药物及其代谢产物呈现邵伯湖浓度、高邮湖南部浓度高，高邮湖北部及宝应湖浓度较低的空间分布特征；其中点位S1、S7精神类药物及其代谢产物的赋存水平高于其他点位. 高宝邵伯湖水体中精神类药物及其代谢产物的来源主要与污水处理厂、农业及生活污水排放有关.

3)运用风险商值法分析了高宝邵伯湖水体中精神类药物及其代谢产物对生态系统的潜在风险，发现卡马西平及其代谢产物环氧卡马西平存在高风险，对于高宝邵伯湖生态系统的潜在威胁不容忽视，其对水生生物的毒性效应需要长期监控. 本次研究表明，在针对地表水中精神类药物的污染特征及风险评估的研究中，需同时关注其代谢产物.

4 附录

附表Ⅰ～Ⅲ见电子版(DOI:10.18307/2022.0615).