孔慧敏, 楊四福, 遲寶明, 程 奕

(1.中國(guó)地震局工程力學(xué)研究所， 哈爾濱 150080； 2.防災(zāi)科技學(xué)院， 三河 065201； 3.成都理工大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院， 成都 610059； 4.東平湖管理局梁山黃河河務(wù)局， 濟(jì)寧 272600)

抗生素在傳統(tǒng)污水處理工藝中難以完全去除，隨著出水進(jìn)入地表水，經(jīng)補(bǔ)給排泄對(duì)地下水甚至飲用水造成污染；部分抗生素由于不合理的污水灌溉和排放、污泥施肥等進(jìn)入土壤環(huán)境中，經(jīng)淋濾滲漏進(jìn)入地下水環(huán)境。近十年來(lái)，中國(guó)鄱陽(yáng)湖[1]、溫榆河[2]、清河[3]及太榆退水渠[4]等地表水體，蔬菜種植基地[5]、畜牧養(yǎng)殖區(qū)[6]、 垃圾場(chǎng)周邊[7]等區(qū)域的地下水體、土壤[8]及底泥[9]，甚至飲用水水源地[10]和貴州高原濕地[11]中均檢測(cè)到不同類型的抗生素，使水體產(chǎn)生抗性基因，產(chǎn)生環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[12]。其中喹諾酮類是中國(guó)水環(huán)境中主要的抗生素類污染物之一，主要來(lái)源于養(yǎng)殖廢水、醫(yī)療廢水、污水灌溉等。大部分污水中的抗生素通過(guò)污泥吸附作用進(jìn)行去除，但是由于污水或污泥的不合理處置，抗生素進(jìn)入自然環(huán)境后又會(huì)在土壤、地表水、沉積物中重新分配，發(fā)生吸附、水解、光降解和微生物降解等一系列的轉(zhuǎn)化[12]，使抗生素的含量、存在形態(tài)、生態(tài)毒性發(fā)生相應(yīng)變化?？股卦谒h(huán)境中降解主要受pH、溫度、水分[13]、抗生素種類[14-16]、介質(zhì)粒徑[16-18]、光照條件[19]、氧化還原條件[20]和初始濃度[12]等因素的影響。

由于分子類型的復(fù)雜性，pH對(duì)于抗生素的光降解影響沒(méi)有統(tǒng)一的規(guī)律[19]，介質(zhì)顆粒及抗生素初始濃度都會(huì)通過(guò)影響介質(zhì)中微生物活性影響抗生素降解效率，與抗生素的類型密切相關(guān)。陳瓊等[9]研究發(fā)現(xiàn)底泥對(duì)環(huán)丙沙星和恩諾沙星兩種喹諾酮類抗生素的吸附過(guò)程符合擬二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，在pH=5時(shí)吸附率達(dá)到90%；段文臻[21]在尋找新的吸附材料去除水環(huán)境中的喹諾酮類抗生素。在建立高效液相色譜-質(zhì)譜法(high performance liquid chromatography mass spectrometry, HPLC-MS)測(cè)試喹諾酮類抗生素的基礎(chǔ)上，通過(guò)實(shí)驗(yàn)分析介質(zhì)粒徑、初始pH、初始濃度對(duì)氧氟沙星(ofloxacin，Ofl)和加替沙星(gatifloxacin，Gat)兩種典型喹諾酮類抗生素在水環(huán)境中的吸附及降解行為的影響，旨在探討水環(huán)境中喹諾酮類抗生素的環(huán)境行為特征，為進(jìn)一步研究水環(huán)境中喹諾酮類抗生素污染的污染防治提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜聯(lián)用儀(島津-AB QTRAP 4500)；C18色譜柱(內(nèi)徑長(zhǎng)為2.0 mm×100 mm)；全自動(dòng)固相萃取儀(Labtech SPE1000)；水浴氮吹儀(HSC-12A)；萃取柱(500 mg，6 mL)；凈化柱(500 mg，6 mL)；加替沙星和氧氟沙星標(biāo)準(zhǔn)品(HPLC)；甲酸、乙腈、甲醇均為色譜純(美國(guó)Fisher公司)，實(shí)驗(yàn)用水為超純水。

1.2 色譜、質(zhì)譜及固相萃取條件

流動(dòng)相采用0.1%甲酸水溶液(A液)、0.1%甲酸乙腈水溶液(B液)；流動(dòng)相pH=2.63；柱溫65 ℃；進(jìn)樣體積3 μL，流速0.4 mL/min。采用梯度洗脫程序：0～1.49 min，15% B液→1.50～1.99 min，45% B液→2.0～3.99 min，95% B液→4.0～4.99 min，15% B液。

采用正離子大氣壓離子源，多反應(yīng)監(jiān)測(cè)模式，離子源溫度450 ℃，質(zhì)譜條件如表1所示。

表1 質(zhì)譜條件Table 1 MS conditions

固相萃取選擇完全進(jìn)樣，保留目標(biāo)物模式；依次用0.1%甲酸的甲醇、純水、50%乙腈磷酸緩沖液活化萃取柱；含0.1%甲酸的甲醇淋洗，6 mL，流速3 mL/min，氣體干燥時(shí)間45 s；0.1%甲酸的甲醇洗脫，組分收集10 mL；更換凈化柱，重復(fù)萃取程序；水浴氮吹濃縮至1 mL，水浴溫度55 ℃；0.22 μm有機(jī)系濾膜過(guò)濾，HPLC-MS方法檢測(cè)。

1.3 線性范圍及檢出限

按照優(yōu)化的液相及質(zhì)譜條件，Ofl和Gat出峰時(shí)間分別為1.00、1.31 min，分離較好。使用0.01、1、5、10、20、50、80、100 μg/L的 Ofl和Gat混合標(biāo)準(zhǔn)溶液制作標(biāo)準(zhǔn)曲線，3倍S/N(信噪比)值確定檢出限，10倍S/N確定定量限。表2為Ofl和Gat標(biāo)準(zhǔn)曲線的線性范圍、相關(guān)系數(shù)、回歸方程、檢出限及定量限。

表2 線性范圍、相關(guān)系數(shù)、檢出限及定量限Table 2 Regression equation， correlation coefficient, detection limit and quantitative limit

對(duì)比相關(guān)抗生素基于液相質(zhì)譜檢測(cè)分析研究中檢出限和線性相關(guān)系數(shù)，如吳建等[22]對(duì)14種喹諾酮類抗生素的檢測(cè)中，線性范圍為50～1 000 ng/L，檢出限為20 ng/L，線性相關(guān)系數(shù)r=0.998；孫廣大等[23]對(duì)環(huán)境樣品中四環(huán)素和喹諾酮類抗生素研究中線性范圍為0.4～1 000 μg/L，檢出限為0.4 ng/L，線性相關(guān)系數(shù)r=0.999 9。本文方法的線性相關(guān)系數(shù)r>0.99，檢出限為10 ng/L。

1.4 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

抗生素進(jìn)入水環(huán)境后，在土壤包氣帶或河流底泥等環(huán)境介質(zhì)發(fā)生表面吸附作用和降解，減少抗生素向水環(huán)境中的遷移，介質(zhì)粒徑大小會(huì)直接影響表面吸附作用的程度，水環(huán)境pH、抗生素初始濃度會(huì)影響降解率，因此設(shè)計(jì)介質(zhì)粒徑、初始pH、初始濃度作為變量的室內(nèi)實(shí)驗(yàn)，在25 ℃條件下，模擬3種影響因素下水環(huán)境中Ofl和Gat的去除效率，并進(jìn)行空白對(duì)照試驗(yàn)。

選取粒徑范圍分別為0.5～2 mm(粗砂)、0.25～0.5 mm(中砂)、0.06～0.25 mm(細(xì)砂)的石英砂，有機(jī)碳含量極少，避免了有機(jī)碳對(duì)吸附和降解過(guò)程的影響。配制濃度為10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 μg/L的Ofl和Gat混合溶液(用磷酸緩沖緩沖溶液調(diào)整pH=7.5)，分別稱取20 g粗砂、中砂、細(xì)砂裝入棕色磨口瓶中，分別加入50 mL不同濃度的Ofl和Gat混合溶液，避光靜置240 h，離心后取上清液，用0.22 μm有機(jī)系濾膜過(guò)濾后測(cè)試。同時(shí)進(jìn)行一組不加介質(zhì)的空白實(shí)驗(yàn)。

配制初始濃度為20 μg/L的Ofl和Gat混合標(biāo)準(zhǔn)溶液各50 mL，用磷酸緩沖鹽液調(diào)整pH分別為5.29、5.59、5.91、6.24、6.47、6.64、6.81、6.98、7.17、7.38、7.73和8.04，三組重復(fù)實(shí)驗(yàn)，避光靜置240 h，用0.22 μm有機(jī)系濾膜過(guò)濾后測(cè)試。

2 結(jié)果與討論

2.1 介質(zhì)粒徑對(duì)去除率的影響

向不同粒徑的石英砂中分別加入10～100 μg/L的初始濃度的混合溶液(pH=7.5)，避光降解240 h后，Ofl和Gat去除率結(jié)果如表3所示。

表3 不同初始濃度及粒徑下Ofl和Gat去除率Table 3 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration and different grain size

在不添加石英砂的情況下，10～100 μg/L初始濃度的Ofl和Gat的平均降解效率分別為57.61%和59.08%，且隨著初始濃度無(wú)明顯變化，與不同粒徑的石英砂混合后，由于表面吸附作用，在一定程度上提高了Ofl和Gat在水環(huán)境中的去除率，其中，粗砂和中砂的吸附能力較強(qiáng)，細(xì)砂的吸附能力相對(duì)較弱。

與粗砂、中砂、細(xì)砂3種粒徑石英砂混合后，Ofl和Gat去除率平均值如圖1所示，Ofl的平均去除率分別為90.38%、75.08%和68.06%，Gat的平均去除率為92.87%、79.63%和78.77%。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，與不同粒徑石英砂混合后的兩種抗生素的平均去除率排序?yàn)榇稚?中砂>細(xì)砂，Gat的去除率大于Ofl的去除效率。

圖1 3種介質(zhì)粒徑下Ofl和Gat去除率平均值對(duì)比Fig.1 Removal efficiency of Ofl and Gat in three medium size

石英砂顆粒除了表面吸附部分抗生素以外，還通過(guò)改變介質(zhì)接觸的表面積和顆粒表面的氧濃度影響微生物對(duì)抗生素的降解效率。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，在顆粒粒徑為0.25～2 mm內(nèi)，石英砂粒徑越大，兩種抗生素的去除率越高，是由于在固定化顆粒內(nèi)，氧濃度隨著顆粒半徑的增加而增加，含氧量的增大會(huì)加強(qiáng)化學(xué)氧化過(guò)程，且增強(qiáng)微生物的活性，因此提高了降解率，該作用影響大于比表面積差異影響下的表面吸附作用，因此提升了與粗砂混合的抗生素的整體去除率。

2.2 等溫吸附方程

在不添加石英砂的情況下，10～100 μg/L的初始濃度范圍內(nèi)的Ofl和Gat的降解效率隨著濃初始濃度無(wú)明顯變化。因此，用不同初始濃度和扣除不添加介質(zhì)的平均降解濃度后，進(jìn)行等溫吸附曲線擬合，粗砂和中砂介質(zhì)中吸附曲線擬合不顯著，而在細(xì)砂介質(zhì)中，Ofl和Gat在10～100 μg/L的低濃度范圍內(nèi)的吸附曲線符合Freundlich方程(圖2)。

圖2 細(xì)砂介質(zhì)中Ofl和Gat的等溫吸附曲線Fig.2 Isothermal equation of Ofl and Gat in fine sand

擬合方程式為

S=KCn

(1)

式(1)中：S為單位質(zhì)量吸附劑的吸附量，μg/kg；C為平衡時(shí)溶液的濃度，μg/L；K、n為吸附常數(shù)。擬合參數(shù)結(jié)果如表4所示。

表4 Ofl和Gat等溫吸附方程擬合參數(shù)

2.3 pH值對(duì)降解率的影響

不添加介質(zhì)，不同pH條件下，20 μg/L的Ofl和Gat溶液降解率結(jié)果如表5所示。

表5 不同pH條件下Ofl和Gat降解率Table 5 Degradation efficiency of Ofl and Gat under different pH

不同pH條件下Ofl和Gat降解率如圖3所示。Ofl降解率在pH 5.29～7.38隨著pH的增高逐漸增大，呈線性相關(guān)，y=17.865x-75.775(r=0.974 2),在pH=7.38時(shí)降解率最高，為58.58%；Gat降解率在pH 5.29～7.73隨著pH的增高逐漸增大，呈線性相關(guān)，y=19.584x-91.427(r=0.974 2)，在pH=7.73時(shí)降解率最高，為63.81%。

圖3 不同pH條件下Ofl和Gat的平均降解率Fig.3 Average degradation efficiency of Ofl and Gat with different pH

Ofl和Gat在液相中通常有陽(yáng)離子、陰離子和兩性離子3種存在形態(tài)，且存在形態(tài)受溶液的pH影響，外界pH可影響化合物的官能團(tuán)，不同的pH條件可使其質(zhì)子化(AH)或去質(zhì)子化(A)的化學(xué)構(gòu)性。以O(shè)fl為例，pKa1為6.1，pKa2為8.3[24](pKa為解離常數(shù))，當(dāng)pH<6時(shí)，以陽(yáng)離子形態(tài)存在，當(dāng)68時(shí)，則主要以陰離子形態(tài)存在。

實(shí)驗(yàn)所得Ofl和Gat最優(yōu)降解pH=7.17～7.73，屬于中性偏弱堿性，主要是由于喹諾酮類抗生素分子中含有帶正電荷的氮原子和二甲基組，得電子官能團(tuán)羧基，故在中性偏弱堿性的環(huán)境下降解效率高。另外，過(guò)高或過(guò)低的pH都會(huì)限制微生物的活性，導(dǎo)致降解率降低。

2.4 初始濃度對(duì)去除率的影響

將濃度為10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 μg/L的Ofl和Gat混合溶液與3種粒徑石英砂混合(表3)，降解240 h后,三種介質(zhì)中Ofl和Gat平均去除率平均值如圖4所示。

圖4 不同初始濃度與Ofl和Gat平均去除率的關(guān)系Fig.4 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration

如圖4所示，初始濃度對(duì)兩種抗生素去除率影響明顯，初始濃度為10～60 μg/L時(shí)，Ofl和Gat的去除率隨著初始濃度的增加而增大，初始濃度為60 μg/L時(shí)，Ofl和Gat的平均去除率達(dá)到最大，分別為81.49%和86.52%。

由表3可知，與粗砂和中砂混合后，初始濃度對(duì)去除率影響不顯著，而與細(xì)砂混合后，初始濃度對(duì)去除率影響明顯，如圖5所示， 初始濃度為10～60 μg/L時(shí)，Ofl和Gat的去除率隨著初始濃度的增加而顯著增大；初始濃度為60 μg/L時(shí)，Ofl和Gat的去除率達(dá)到最大，分別為77.30%和85.10%，初始濃度為60～100 μg/L時(shí)，抗生素的去除率隨著初始濃度的增加而逐漸減少。因此初始濃度對(duì)于Ofl和Gat的去除率與介質(zhì)粒徑有關(guān)。

圖5 細(xì)砂介質(zhì)不同初始濃度與Ofl和Gat去除率的關(guān)系Fig.5 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration in fine sand

初始濃度對(duì)Ofl和Gat去除率的影響主要是通過(guò)影響介質(zhì)中微生物活性及其呼吸作用[12]，濃度過(guò)高，會(huì)減緩吸附速率，且微生物的活性會(huì)受到抑制，降低吸附量和降解率，進(jìn)而影響整體去除率。但是對(duì)于粒徑較大的石英砂，表面氧含量高，對(duì)微生物活性的促進(jìn)作用較為明顯，因此受初始濃度控制不明顯。而對(duì)于細(xì)粒石英砂，表面含氧量少，過(guò)高的初始濃度對(duì)微生物活性有明顯抑制作用，對(duì)降解影響較為明顯，進(jìn)而抑制整體去除率。

3 結(jié)論

(1)通過(guò)模擬水環(huán)境中不同粒徑石英砂介質(zhì)對(duì)Ofl和Gat兩種抗生素的去除率實(shí)驗(yàn)，確定在顆粒粒徑0.25～2 mm的范圍內(nèi)，介質(zhì)粒徑越小，Ofl和Gat兩種抗生素的降解效率越低，因此，在入滲能力和透氣性較好的粗顆粒介質(zhì)中，更有利于抗生素的降解和吸附。

(2)Ofl和Gat的pH分別為7.38和7.73時(shí)，降解效率達(dá)到最大，分別為58.58%和63.81%，天然水環(huán)境的pH利于抗生素的降解自凈。

(3)在細(xì)砂中，在細(xì)砂介質(zhì)中的吸附符合Freundlich方程，初始濃度對(duì)去除率的影響較為明顯，隨著初始濃度的增加而增大，在初始濃度為60 μg/L時(shí)達(dá)到峰值，分別為77.30%和85.10%，繼而緩慢降低，因此在顆粒較細(xì)的河流底泥中，過(guò)高或過(guò)低的初始濃度均不利于抗生素的吸附和降解。

(4)下一步擬開(kāi)展介質(zhì)有機(jī)質(zhì)含量、氧化還原條件和極端pH條件等因素對(duì)水環(huán)境中抗生素的吸附和降解行為的實(shí)驗(yàn)研究，為水環(huán)境中抗生素污染治理和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)提供理論參考。