黃 燕, 白英臣, 王 彬*, 劉 暢, 劉 偉, 梁馨予, 王啟銘, 諶 書

1.西南科技大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院, 四川 綿陽 621010 2.中國環(huán)境科學(xué)研究院, 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點實驗室, 北京 100012 3.西南科技大學(xué), 固體廢物處理與資源化教育部重點實驗室, 四川 綿陽 621010

抗菌類藥物因其能防治人類及動物由病菌引起的疾病，成為世界上使用最廣泛和濫用最嚴(yán)重的藥物之一[1]. 每年約70%的抗菌藥物用于防治牲畜疾病和加快其生長發(fā)育，然而抗菌藥物一般不能被牲畜全部吸收，約80%的原藥通過尿液和糞便代謝出體外，并通過人類活動進入土壤環(huán)境中[2-4]. 邰義萍等[5]在東莞農(nóng)田土壤中檢測出多種抗生素，其中以喹諾酮類抗生素污染最為嚴(yán)重，濃度高達mgkg級. 抗菌藥物進入土壤后將對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成負(fù)面影響，從而威脅到人類的健康[6]. 因此，土壤中抗菌藥物含量的檢測以及其風(fēng)險評估是當(dāng)前研究焦點之一.

環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)又名環(huán)丙氟哌酸或適普靈，具有抗菌譜廣、半衰期長、藥物快速發(fā)展的特點，是一種廣泛應(yīng)用的第三代喹諾酮類廣譜抗生菌藥物[7-8]. 而吸附作為CIP進入土壤環(huán)境的第一步，對其后的遷移、降解行為有重要的影響[9]. 目前，國內(nèi)外已經(jīng)逐步開展了抗菌藥物在土壤中吸附機制的探索. 研究發(fā)現(xiàn)，CIP在潮土中的吸附過程可分為快速吸附和慢速平衡2個階段[10]，且Freundlich等溫吸附模型能夠較好地擬合其吸附等溫過程. 蔣煜峰等[8]在黃土對CIP的吸附行為研究中發(fā)現(xiàn)，其吸附過程是混亂度減少、自發(fā)進行的放熱反應(yīng)，主要吸附機制為CIP分子中氨基的陽離子交換作用. 現(xiàn)有研究多為闡明某一初始濃度下CIP在土壤中的吸附機制和影響因素，而忽視了初始濃度也是影響CIP在土壤吸附過程中的重要因素[11]；同時，也有研究[12]表明，土壤理化性質(zhì)與組成的不同將會導(dǎo)致CIP的吸附行為存在較大差異. 川西北高原牧區(qū)土壤類型豐富，且牧區(qū)養(yǎng)殖規(guī)模大，獸藥用量高，亞高山草甸土和沼澤土是該地區(qū)廣泛分布的典型土壤類型，有機質(zhì)含量差異較大. 然而關(guān)于亞高山草甸土和沼澤土對CIP的吸附特性研究較少，尤其是探究兩種土壤對CIP吸附特性的差異更是鮮有報道，因而研究CIP在兩種土壤上的吸附遷移行為具有重要的意義.

因此，該研究選取CIP為喹諾酮類代表性藥物，在實驗室條件下以O(shè)ECD Guideline 106批平衡方法[13]為基礎(chǔ)，研究其在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附動力學(xué)、等溫吸附特性和吸附熱力學(xué)特性，同時探討了pH以及初始質(zhì)濃度對CIP吸附行為的影響，初步明確了兩種土壤在不同CIP初始濃度下的吸附機制和兩種土壤類型對CIP吸附的差異性，以期為控制CIP在兩種土壤中的環(huán)境風(fēng)險提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料和儀器

供試土壤選取若爾蓋草地的亞高山草甸土和沼澤土，采樣地點位于自四川省阿壩州紅原縣阿木鄉(xiāng)和瓦切鎮(zhèn). 兩種土壤樣品均為0～20 cm的混合土樣，去除土樣中的雜草、石子等雜物，避光自然風(fēng)干，過100目(0.15 mm)篩后避光儲存?zhèn)溆? 供試土壤基本理化性質(zhì)見表1.

主要試劑：環(huán)丙沙星(GR，西格瑪奧德里奇貿(mào)易有限公司)；乙腈(色譜純，德國默克醫(yī)藥公司)；三乙胺(色譜純，西格瑪奧德里奇貿(mào)易有限公司)；疊氮化鈉(AR，成都市科隆化學(xué)品有限公司)；其他化學(xué)試劑均為分析純；試驗用水為超純水(美國Millipore公司).

主要儀器：Agilent1260型高效液相色譜儀(美國Agilent公司)；TDL-40B型低速臺式離心機(上海安亭科學(xué)儀器廠)；TSQ-280型水浴恒溫振蕩器(上海精宏試驗設(shè)備有限公司)；PHS-3C型pH計(上海梅特勒-托利多)；KH5200型超聲波清洗器(昆山禾創(chuàng)超聲儀器有限公司).

1.2 試驗方法

1.2.1CIP溶液配制

標(biāo)準(zhǔn)儲備液：準(zhǔn)確稱取一定量的CIP固體粉末，用背景溶液配置濃度為200 mgL的標(biāo)準(zhǔn)儲備溶液.

1.2.2吸附動力學(xué)試驗

試驗參照OECD guideline106批平衡方法[13]進行. 將沼澤土、亞高山草甸土分別稱取(0.020 0±0.000 5)、(0.150 0±0.000 5)g于15 mL棕色小瓶中，分別加入60、80、100 mgL的CIP背景溶液，在25 ℃下以150 rmin的頻率在振蕩箱中恒溫避光振蕩，分別在1 min、5 min、10 min、15 min、30 min、1 h、2 h、4 h、6 h、12 h、18 h、24 h、48 h、72 h、96 h時間點取樣，取樣后靜置20 min，取上清液，過0.45 μm濾膜后，置于液相小瓶中，利用高效液相色譜儀(HPLC)檢測CIP的出峰面積，用吸附前后溶液中CIP濃度之差計算得到土壤對CIP的吸附量.

1.2.3等溫吸附試驗

按照1.2.2節(jié)稱取一定量的沼澤土和亞高山草甸土樣品加到15 mL棕色小瓶中，分別加入含有背景溶液的60、80、100、120、140 mgL CIP溶液15 mL，在25 ℃下振蕩48 h，吸附平衡后，取樣后按照1.2.2節(jié)方法操作.

1.2.4吸附熱力學(xué)試驗

按照1.2.3節(jié)的OECD guideline106批量平衡方法[13]進行試驗，同樣稱取一定量的沼澤土和亞高山草甸土樣品加到15 mL棕色小瓶中，分別加入含有背景溶液的60、80、100、120 mgL CIP溶液15 mL，在振蕩箱溫度為15、25、35 ℃下分別振蕩48 h，吸附平衡后，取樣后靜置20 min，取上清液，過0.45 μm濾膜后，置于液相小瓶中，利用HPLC來檢測CIP的濃度.

1.2.5背景溶液不同pH對吸附的影響

以上處理均做3個重復(fù)，同時設(shè)置空白對照(不含土壤的CIP溶液).

1.3 色譜條件

色譜條件：高效液相色譜柱C18反相柱(4.6 mm×150 mm，5 μm)；流動相為乙腈與0.3%的三乙胺，體積比為15∶85；柱溫為30 ℃；紫外檢測波長為273 nm；流速為1.0 mLmin；進樣量為50 μL；停留時間2.905 min.

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

為了探討CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附過程，采用準(zhǔn)二級動力學(xué)方程、Elovich和雙常數(shù)方程分別對試驗數(shù)據(jù)進行擬合，表達式如(1)～(3)所示.

準(zhǔn)二級動力學(xué)方程：

(1)

Elovich方程：

qt=a+blnt

(2)

雙常數(shù)方程：

lnqt=a+blnt

(3)

式中：qt為t時刻土壤對CIP的吸附量，μgg；qe為吸附平衡時的吸附量，μgg；k為二級反應(yīng)吸附速率常數(shù)，g(μg·h)；a為吸附常數(shù)；b為與吸附能力有關(guān)的常數(shù).

為描述亞高山草甸土和沼澤土中CIP的吸附熱力學(xué)特征，采用Langmuir、Freundlich等溫吸附模型和線性模型對試驗數(shù)據(jù)進行擬合，表達式如(4)～(6)所示.

Langmuir等溫吸附模型：

(4)

Freundlich等溫吸附模型：

(5)

線性模型：

qe=KdCe+C0

(6)

式中：qmax表示吸附劑在平衡時以及土壤理論飽和的吸附量，μgg；KL為吸附表面強度常數(shù)，與吸附鍵能有關(guān)，其大小與吸附劑的吸附能力強度成正比；Ce為平衡時溶液中CIP的濃度，mgL；C0為平衡濃度為0 mgL時土壤中吸附質(zhì)量濃度，mgL；Kf為吸附容量，其值越大，代表土壤對CIP的吸附容量越大，但不能反映最大吸附量；Kd為線性模型的吸附常數(shù)；1n表示吸附機制的差異和非線性程度，n≠1時吸附量與吸附質(zhì)濃度有關(guān).

不同溫度條件下CIP在兩種土壤中的吸附等溫線用Freundlich和Langmuir等溫吸附模型進行擬合，熱力學(xué)方程參數(shù)采用Gibbs自由能變公式進行計算〔見式(7)～(9)〕.

Gibbs方程：

ΔGθ=ΔHθ-TΔSθ

(7)

Gibbs-Helm holtz方程：

ΔGθ=-RT×lnK

(8)

(9)

式中：ΔGθ為標(biāo)準(zhǔn)吸附自由能變，kJmol；ΔHθ為標(biāo)準(zhǔn)吸附焓變，kJmol；ΔSθ為標(biāo)準(zhǔn)吸附熵變，J(K·mol)；R為氣體常數(shù)，8.314 J(K·mol)；T為絕對溫度，K；K為吸附平衡常數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附動力學(xué)特性

不同初始濃度的CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附曲線如圖1所示. 結(jié)果表明，CIP在這兩種土壤中的吸附趨勢相似，吸附過程均包括3個階段——快吸附階段、慢吸附階段和平衡階段. 其中，0～6 h為快吸附階段，其吸附量隨時間的延長而迅速增加. 初始濃度為60、80、100 mgL的CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附量分別占吸附總量的91.68%、96.49%、96.98%和85.09%、87.58%、89.60%；6～48 h為慢速吸附階段，吸附量增加變得緩慢；當(dāng)吸附進行到48 h時，吸附量達到平衡，確定此時為吸附平衡時間. 這與蔣煜峰等[8]研究黃土對CIP的吸附過程相似. 在快吸附階段，由于土壤顆粒表面阻力較小，并因其具有較大的比表面積，為CIP提供了大量的吸附位點，使得CIP分子可在短時間內(nèi)被吸附到顆粒表面；在慢吸附階段，顆粒表面大部分吸附位點被占據(jù)，CIP受到較大微隙的阻礙，使其吸附速率減慢；吸附達到平衡后，顆粒吸附位點完全被占據(jù)，CIP濃度基本保持不變. 根據(jù)雙模式吸附模型理論[14]，在開始階段溶解相有機質(zhì)吸附CIP起主導(dǎo)作用，而后期CIP只能被孔隙填充相有機質(zhì)吸附，這可能是造成后期吸附較慢的主要原因.

通常條件下，污染物吸附過程的控制包括化學(xué)反應(yīng)、質(zhì)量轉(zhuǎn)移、微粒擴散等[10,15]. 該研究使用Elovich方程、準(zhǔn)二級動力學(xué)方程、雙常數(shù)方程對CIP在兩種土壤中的吸附動力學(xué)過程進行擬合，其相關(guān)特征參數(shù)如表2所示. 從R2可以看出，準(zhǔn)二級動力學(xué)方程(擬合曲線如圖1所示)R2均大于0.92，比Elovich方程和雙常數(shù)方程更適合描述CIP在兩種土壤上的吸附過程，且對3種模型進行差異性檢驗后均為差異極顯著水平.

圖1 25 ℃下不同濃度CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附動力學(xué)曲線Fig.1 Adsorption kinetics curves of ciprofloxacin on subalpine meadow soil and marsh soil at 25 ℃

準(zhǔn)二級動力學(xué)模型反映出整個吸附過程包含容積擴散、膜擴散、顆粒內(nèi)擴散和溶質(zhì)表面吸附[16]等，且整個過程中化學(xué)吸附和物理吸附同時存在. 通過利用Elovich方程和雙常數(shù)方程對亞高山草甸土和沼澤土的CIP吸附過程進行擬合發(fā)現(xiàn)，不同CIP初始濃度下的R2均小于1，吸附過程不呈線性，且不經(jīng)過原點. 由此可以推斷，CIP在兩種土壤中的吸附過程非常復(fù)雜，顆粒內(nèi)擴散和膜擴散是吸附過程的主要限速步驟[8,17]，這與已有研究中提出的“膜擴散或顆粒內(nèi)擴散是主要限速步驟”的結(jié)論[10]相一致.

準(zhǔn)二級動力學(xué)模型中k代表吸附速率常數(shù)，k越大，說明土壤對CIP的吸附速率也越快. 從表2可以看出，吸附速率常數(shù)k隨CIP初始濃度的增加而降低，這是因為CIP濃度升高導(dǎo)致溶質(zhì)分子間的碰撞幾率增加，從而延長了CIP與吸附劑活性點位結(jié)合的時間[18]. 此外，當(dāng)CIP初始濃度相同時，亞高山草甸土的k值大于沼澤土，原因可能是，吸附開始時，亞高山草甸土的pH(5.25)比沼澤土(5.55)更接近于吸附最佳pH(5)，導(dǎo)致沼澤土中CIP的羧基基團與氫氧根離子結(jié)合更多，呈現(xiàn)帶負(fù)電荷的離子形態(tài)(CIP-)，與土壤表面的負(fù)電荷相互排斥力增大，吸附速率更低[19].

表2 CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附動力學(xué)模型擬合參數(shù)

2.2 CIP在兩種土壤上的等溫吸附特性

CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附等溫試驗用Langmuir、Freundlich等溫吸附模型和線性模型進行擬合，結(jié)果如圖2、表3所示. 結(jié)果表明，F(xiàn)reundlich等溫吸附模型和線性模型的R2相近且均高于Langmuir等溫吸附模型，但線性模型中C0出現(xiàn)負(fù)值，因而采用Freundlich等溫吸附模型描述CIP在兩種土壤中的吸附過程更為合理. 擬合結(jié)果顯示，CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附均屬于非均勻多分子層吸附，其主導(dǎo)機制為表面吸附和分配作用[20]，同時吸附過程受吸附劑表面能和CIP異質(zhì)性的影響. 1n反映吸附的非線性程度以及吸附機制的差異，1n越趨近于1，表示吸附線性程度越強. 1n受吸附劑顆粒表面點位、吸附質(zhì)與吸附劑間的靜電斥力、吸附質(zhì)與其他分子間競爭吸附位點等因素的影響[21-23]. 由圖2和表3可知，CIP吸附的1n接近于1，同時根據(jù)1n與等溫吸附線的形狀關(guān)系[24]得出，該研究中吸附等溫線屬于“L”型. 該線型產(chǎn)生的原因[25]可能是：當(dāng)CIP濃度較低時，土壤與CIP分子間作用力較強，而當(dāng)CIP濃度增至一定程度時，水分子與CIP分子間作用力占主導(dǎo)地位，土壤產(chǎn)生的吸附減弱. 這與CIP在兩種土壤中的吸附動力學(xué)過程一致，即隨CIP濃度的增加，k值逐漸減小.

由圖2可知，隨著CIP初始濃度的逐漸增加，兩種土壤中CIP的吸附量也逐漸增加. 原因可能有兩個：①溶液中CIP分子比例逐漸增加，推動了吸附反應(yīng)的進行，降低了液-固兩相間的沖擊阻力；②CIP分子增多，加大了CIP與顆粒表面吸附位點結(jié)合的機會. 該試驗中兩種土壤的lgKf值在4.00～6.45之間，相比CIP在鹽堿土(1.678～1.719)[26]、黃土(0.474～0.529)[8]中的數(shù)值要大得多，這可能是由鹽堿土與黃土中有機質(zhì)含量較低所致. 一般情況下，lgKf越大，表明土壤對CIP的吸附能力越強. 由表3可知，沼澤土吸附CIP的lgKf值(5.708)高于亞高山草甸土(4.940)，即亞高山草甸土對CIP的吸附能力弱于沼澤土. 較高的有機質(zhì)含量和陽離子交換量(CEC)促進了CIP在沼澤土中的吸附[27]，亞高山草甸土對CIP的吸附能力弱于沼澤土，說明CIP在亞高山草甸土中的遷移能力較沼澤土更強.

圖2 CIP在亞高山草甸土和沼澤土兩種土壤中的吸附等溫線及擬合曲線Fig.2 Adsorption isotherm and fitting curve of CIP on subalpine meadow soil and marsh soil

表3 不同溫度下的吸附模擬方程參數(shù)

2.3 CIP在兩種土壤上的熱力學(xué)特征

根據(jù)圖3可知，溫度對CIP的吸附行為有明顯影響. 隨著溫度的升高，亞高山草甸土和沼澤土對CIP的吸附量逐漸減小，說明溫度升高反而不利于吸附. 通過對比25 ℃與35 ℃下的吸附結(jié)果發(fā)現(xiàn)，亞高山草甸土和沼澤土對CIP的吸附量分別降低了3.9%～6.3%和4.5%～6.8%.

圖3 不同溫度下CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的平衡吸附量Fig.3 Equilibrium adsorption capacity of CIP on subalpine meadow soil and marsh soil at different temperatures

由表3可知，F(xiàn)reundlich等溫吸附模型對CIP在亞高山草甸土和沼澤土的吸附擬合效果較好，其R2在 0.992 9～0.999 9 之間. 擬合結(jié)果表明，當(dāng)溫度從15 ℃升至35 ℃時，亞高山草甸土和沼澤土的lgKf值分別下降了0.58和0.31，說明溫度的升高對CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附產(chǎn)生了負(fù)影響，影響了CIP在吸附劑上的吸附[28-30].

由擬合結(jié)果可知，亞高山草甸土和沼澤土對CIP的吸附等溫線更符合Freundlich等溫吸附模型，故取吸附平衡常數(shù)為Kf，以1T為橫坐標(biāo)、lgKf為縱坐標(biāo)繪圖，線性擬合后得到吉布斯自由能(ΔGθ)、熵變(ΔSθ)和焓變(ΔHθ)，結(jié)果如表4所示. 結(jié)果表明，ΔGθ和ΔHθ均小于0，說明兩種土壤對CIP的吸附均是自發(fā)進行的放熱反應(yīng). 根據(jù)各種吸附作用力引起的吸附焓變化范圍的總結(jié)[31]發(fā)現(xiàn)，ΔGθ值在-20～0 kJmol之間時，吸附以物理吸附為主，其吸附機理可能包括偶極矩力、范德華力和氫鍵[6]. 此外，ΔSθ大于0，表明熵增加，吸附過程增加了反應(yīng)系統(tǒng)的混亂度.

2.4 不同初始pH對吸附的影響

從圖4可以看出，隨著背景溶液pH的升高，兩種土壤對CIP的吸附量均呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢. 在pH=5、CIP初始濃度為120 mgL時，亞高山草甸土和沼澤土吸附量達到最大，分別為 5 917.03 和 43 113.79 μgg，該結(jié)果說明pH對沼澤土對CIP的吸附具有較大的影響.

表4 CIP在亞高山草甸土和沼澤土兩種土壤上的 等溫吸附熱力學(xué)參數(shù)

對數(shù)據(jù)進行Freundlich和Langmuir等溫吸附模型擬合后發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)reundlich等溫吸附模型對不同pH條件下兩種土壤的CIP吸附行為擬合度更高，R2在 0.990 2～0.999 9 之間，lgKf隨著pH的升高呈先增后減的趨勢，擬合結(jié)果見表5. 當(dāng)pH=5時，亞高山草甸土和沼澤土的lgKf達到最大值，分別為4.725和6.754，這說明強酸性和堿性條件下均不利于土壤對CIP的吸附. 土壤的表面性質(zhì)對其吸附起決定作用，表面反應(yīng)性主要與表面電荷有關(guān)[12]. 由圖5可知，pH不同時，CIP在土壤中以陽離子態(tài)、陰離子態(tài)和兼性離子態(tài)這3種形態(tài)存在，CIP分子結(jié)構(gòu)中有—COOH和—NH3，能結(jié)合土壤溶液中的H+和OH-[6,32]. 當(dāng)pH<5時，溶液中過量的H+和溶液中共存的陽離子與CIP分子形成競爭，阻礙兩種土壤對CIP的吸附；隨著pH逐漸增加，H+濃度下降，H+和溶液中其他陽離子的競爭吸附作用減弱，兩種土壤對CIP的吸附量逐漸增大[8]；在溶液pH<6的酸性條件下，土壤表面存在大量負(fù)電荷，—NH3與H+結(jié)合后溶液中CIP以CIPH2+的陽離子態(tài)存在，CIPH2+形態(tài)容易通過陽離子交換作用、靜電引力、陽離子橋、表面絡(luò)合、π-π鍵等作用吸附在土壤上[32-33]；pH為6～8時，CIP以CIPH±的兼性離子態(tài)存在，其中的CIPH2+雖可與其土壤表面負(fù)電荷相結(jié)合，但吸附效果低于弱酸性環(huán)境條件；當(dāng)pH>8時，CIP中—COOH與OH-結(jié)合以CIP-的陰離子態(tài)為主，降低了土壤對CIP的吸附行為. 由此說明，兩種土壤對CIP的吸附作用均以陽離子交換吸附為主.

圖4 CIP在不同初始pH和初始濃度下的平衡吸附量Fig.4 Equilibrium adsorption capacity of CIP at different initial pH values and initial concentrations

表5 不同初始pH下CIP的等溫吸附擬合參數(shù)

圖5 不同pH下CIP的存在形態(tài)[8]Fig.5 Existence speciation of CIP at different pH[8]

3 結(jié)論

a) 亞高山草甸土和沼澤土對CIP的吸附平衡時間均為48 h，吸附分為快、慢兩個階段，其中，0～6 h為快速吸附，6～48 h為慢速吸附；吸附過程更符合準(zhǔn)二級吸附動力學(xué)模型，是化學(xué)吸附和物理吸附同時存在的復(fù)合吸附反應(yīng).

b) CIP在兩種土壤上的吸附適合采用Freundlich等溫吸附模型擬合，該吸附等溫線屬于“L”型. 溫度對CIP在亞高山草甸土和沼澤土中的吸附具有重要影響，隨著溫度升高，兩種土壤對CIP的吸附量逐漸降低. 焓變(ΔHθ)和吉布斯自由能(ΔGθ)均小于0，說明兩種土壤對CIP的吸附是自發(fā)進行的放熱反應(yīng)，此吸附以物理吸附為主. 此外，ΔSθ大于0，說明吸附過程增加了系統(tǒng)的混亂度.

c) CIP在兩種土壤上的吸附量均隨pH的增加呈現(xiàn)先增后減的趨勢. pH=5時，CIP分子大多以CIPH2+的陽離子態(tài)存在，吸附能力最大，強酸和堿性環(huán)境均不利于土壤對CIP的吸附.

d) CIP在兩種土壤上的吸附容量、吸附強度以及吸附速率存在很大差異，亞高山草甸土對CIP的吸附容量和吸附強度弱于沼澤土，但其吸附速率大于沼澤土.