仉春華，孫紅杰，馮福綠，安曉雯

（大連民族大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，遼寧 大連 116600）

0 引言

抗生素是一類由微生物或高等動植物在代謝過程中產(chǎn)生的或由人工合成的、能夠干擾其他生活細胞發(fā)育功能的化合物.進入機體內(nèi)的抗生素約50%～90%以代謝產(chǎn)物或原藥形式通過代謝物排入環(huán)境[1].抗生素在環(huán)境中長期低濃度殘留，能誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生抗藥性[2]，降解產(chǎn)物還會使細胞產(chǎn)生遺傳毒性[3]，抗生素的環(huán)境殘留問題已引起廣泛關(guān)注.

喹諾酮類抗生素（Fluoroquinolone antibiotics，F(xiàn)Qs）是人工合成的廣譜抗菌藥，是近年來中國廣泛用于人畜疾病治療的抗生素之一，也是中國水環(huán)境中高檢出率和高檢出濃度的抗生素[4-8]，城市污水廠排水被認為是抗生素進入環(huán)境的主要途徑[9].傳統(tǒng)活性污泥法是目前應(yīng)用最廣泛的城市污水處理工藝，抗生素在活性污泥工藝中的遷移行為及去除效果也日益受到關(guān)注.抗生素在污水處理廠去除及轉(zhuǎn)化途徑包括吸附、生物降解、揮發(fā)和水解等作用.HUANG[10]等認為FQs 進入傳統(tǒng)城市污水廠后幾乎不被生物利用；GOLET[11]等采用質(zhì)量衡算法研究了污水處理工藝中喹諾酮類抗生素的去除效率，認為喹諾酮類抗生素的去除（去除率＞80%）主要是污泥的吸附作用；AI[12]等研究喹諾酮類抗生素在傳統(tǒng)城市污水處理廠各處理單元的歸趨，認為生物降解并不顯著，污泥吸附是喹諾酮類抗生素在污水處理廠的主要歸宿；陳瓊[13]等研究鄱陽湖濱湖底泥吸附環(huán)丙沙星和恩諾沙星2 種喹諾酮類抗生素的吸附行為，認為濱湖底泥對2 種FQs 有較好吸附作用，pH 為5 時吸附率均達90%以上.盡管喹諾酮類抗生素由于活性污泥的吸附作用，顯示一定的去除效率，但目前針對不同喹諾酮類抗生素在活性污泥上吸附行為和特征的研究還鮮有報道.本文以第二代典型喹諾酮類抗生素環(huán)丙沙星（Ciprofloxacin，CIP）和氧氟殺星（Ofloxacin，OFL）為目標污染物進行吸附研究，旨在比較不同的喹諾酮類抗生素在活性污泥上的吸附行為和賦存特征，進一步了解喹諾酮類抗生素在活性污泥上的遷移行為，為研究喹諾酮類抗生素在活性污泥處理工藝中的行為及歸趨提供科學(xué)依據(jù).

1 實驗部分

1.1 材料與儀器

（1）材料

環(huán)丙沙星（CAS 號：85721-33-1，純度＞98%）、氧氟沙星（CAS 號：82419-36-1，純度＞98%）均購于Sigma-Aldrich 公司，性質(zhì)[14-15]見表1；甲醇、乙腈（HPLC 級，德國Burdick and Jackson 公司）；磷酸、三乙胺（HPLC 級，美國TEDIA 公司）；Milli-Q 超純水；其他試劑均為分析純.

表1 CIP 及OFL 的性質(zhì)Tab.1 characteristics of CIP and OFL

實驗所用活性污泥取自某污水處理廠生化池.曝氣8 h，靜置沉降去掉上清液，用去離子水洗滌3次，過濾后冷凍干燥.

（2）儀器

高效液相色譜儀：Agilent1100 型，紫外檢測器，色譜柱（250 mm×4.6 mm，5 μm）；冷凍干燥機（Thermo Scientific 公司）；pH 計（德國賽多利斯公司）；AL204-IC 電子天平（瑞士梅特勒-托利多公司）.

1.2 分析方法

采用高效液相色譜分析法.CIP 色譜條件：流動相A（0.025 mol/L 磷酸溶液，pH=2.5）與流動相B（乙腈）為50:50，流速1.0 mL/min，進樣量10 μL，柱溫40 ℃，檢測波長278 nm.OFL 色譜條件：流動相A（甲醇）與流動相B（水（含質(zhì)量濃度0.5%的三乙胺），pH=4.0）為30:70，流速1.0 mL/min，進樣量10 μL，柱溫為室溫；檢測波長293 nm.線性范圍為0.30～50 mg/L（R2＞0.999），檢測下限分別為0.052 mg/L（CIP）和0.043 mg/L（OFL）.

1.3 實驗方法

吸附實驗均在恒溫振蕩器中避光、160 r/min 振蕩進行.所用活性污泥為冷凍干燥后的污泥，每組實驗均加入0.01 mol/L 的NaN3溶液，抑制微生物活動.分析樣品均在4 000 r/min 下離心10 min，上清液經(jīng)0.45 μm 濾膜過濾后進行分析.

（1）吸附動力學(xué)

于具塞錐形瓶中加入活性污泥1.000 g，分別加入初始濃度為 100 μmol/L 的 CIP、OFL 溶液100 mL.30 ℃下振蕩吸附，在0.25 h、1 h、2 h、3 h、4 h、6 h、8 h、10 h、12 h、24 h、36 h、48 h、60 h、72 h 取樣，分析溶液中CIP、OFL 質(zhì)量濃度.

（2）吸附等溫線

參照（1）實驗方法，在30 ℃下振蕩吸附.平衡后，取樣分析溶液中CIP 和OFL 質(zhì)量濃度.

（3）吸附熱力學(xué)

參照（1）實驗方法，分別在20、30、40 ℃下振蕩吸附.平衡后，取樣分析溶液中CIP、OFL 質(zhì)量濃度.

（4）pH 值影響

參照（1）實驗，用0.01 mol/L HCl 或NaOH 調(diào)節(jié)具塞錐形瓶中溶液的pH 分別為3、4、5、6、7、8、9、10、11.30 ℃下振蕩吸附，平衡后，取樣分析溶液中CIP、OFL 質(zhì)量濃度.

1.4 模型及公式

準一級吸附動力學(xué)模型為

準二級吸附動力學(xué)模型為

顆粒內(nèi)擴散模型為

Freundlich 吸附等溫線為

Langmuir 吸附等溫線為

Gibbs 方程為

Gibbs-Helmholtz 方程為

固液分配系數(shù)為

式中，k1為準一級動力學(xué)模型速率常數(shù)，h-1；k2為準二級動力學(xué)模型速率常數(shù)，g·(mg·h)-1；kp為顆粒內(nèi)擴散模型的速率常數(shù)，g·(mg·h0.5)-1；1/n為與吸附強度有關(guān)的Frenudlich 常數(shù)；kF為與吸附量有關(guān)的Frenudlich 常數(shù)，mg·g-1·(L·mg-1)1/n；kL為與吸附能有關(guān)Langmuir 平衡常數(shù)，L·mg-1；qt為t時刻抗生素在污泥上的吸附量，mg·g-1；qe為平衡吸附量，mg·g-1；c為與厚度及邊界層有關(guān)的常數(shù)；ce和c0分別為抗生素吸附平衡及起始質(zhì)量濃度，mg·L-1；V為吸附溶液的體積，L；qmax為最大吸附量，mg·g-1；ΔGθ為吸附標準自由能改變量，kJ·mol-1；ΔHθ為標準吸附熱，kJ·mol-1；ΔSθ為吸附標準熵變值，J·mol-1；R為氣體摩爾常數(shù)；T為絕對溫度，K；K為平衡吸附常數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 吸附動力學(xué)

為闡述活性污泥對2 種喹諾酮類抗生素的吸附過程，用式（1）、式（2）擬合實驗結(jié)果，見圖1、圖2 及表2，圖1 中y為ln(qe-qt).準一級和準二級吸附動力學(xué)模型分別描述了單因子控制和多因子控制的吸附過程.

表2 CIP 及OFL 吸附動力學(xué)擬合相關(guān)參數(shù)Tab.2 kinetic parameters of CIP and OFL adsorption on activated sludge

圖1 活性污泥吸附CIP 和OFL 的準一級動力學(xué)模型Fig.1 pseudo-first order kinetics model of CIP and OFL adsorptionon activated sludge

圖2 活性污泥吸附CIP 和OFL 的準二級動力學(xué)模型Fig.2 pseudo-second order kinetics model of CIP and OFL adsorption on activated sludge

由表2 可知，準二級動力學(xué)模型比準一級動力學(xué)模型能更好地描述活性污泥對CIP、OFL 的吸附過程（R2值分別為 0.993 4、0.995 5）；活性污泥對OFL 的吸附速率大于CIP，而對CIP 的吸附容量更大.但是由于準二級動力學(xué)模型涵蓋了表面吸附、外部液膜擴散以及顆粒內(nèi)擴散等多個吸附過程[16]，不能反映吸附過程的具體動力學(xué)機制.由圖1 可知，t與ln(qe-qt)成直線關(guān)系，但未通過坐標原點，說明活性污泥對CIP 和OFL 的吸附過程不屬于液膜擴散控制過程.為進一步明確吸附過程的限速步驟及機理，采用式（3）顆粒內(nèi)擴散模型對實驗數(shù)據(jù)進行擬合，結(jié)果見圖3 和表3.活性污泥對2 種喹諾酮類抗生素的吸附過程均分為3 個階段：第1 階段的kp1均大于kp2和kp3，表明初始階段的表面吸附速率較快，而第2、3 階段的污泥顆粒內(nèi)部擴散速率逐漸變慢（kp3＜kp2）.這是因為隨著邊界層效應(yīng)的增加（c3＞c2），抗生素從污泥顆粒外部傳質(zhì)到內(nèi)部吸附點位速率的控制作用逐漸被加強.對CIP 和OFL 來說，在表面吸附階段，由于c1,CIP＜c1,OFL，活性污泥對CIP 的吸附速率大于OFL；而在顆粒內(nèi)部擴散階段，由于c2,CIP＞c2,OFL、c3,CIP＞c3,OFL，OFL 在顆粒內(nèi)部擴散速度大于CIP.HO[17]等認為，當t0.5與q成直線關(guān)系且通過原點時，物質(zhì)在顆粒內(nèi)擴散過程為吸附速率的唯一控制步驟.由于擬合曲線均未過原點，可以推斷：顆粒內(nèi)擴散不是限制吸附速率的主要因素，顆粒內(nèi)擴散和液膜擴散過程對CIP 和OFL 在活性污泥上的吸附過程都有影響，吸附過程受兩者聯(lián)合控制[18].

表3 CIP 及OFL 吸附動力學(xué)擬合相關(guān)參數(shù)Tab.3 Kinetic parameters of CIP and OFL adsorption on activated sludge

圖3 活性污泥吸附CIP 和OFL 的顆粒內(nèi)擴散模型Fig.3 intra-particlediffusionmodel of CIP and OFL adsorption on activated sludge

2.2 吸附等溫線

分別用式（4）和式（5）的Freundlich 和Langmuir吸附等溫線對CIP 和OFL 的吸附等溫線實驗數(shù)據(jù)進行擬合，以闡明活性污泥對2 種喹諾酮類抗生素的吸附特征.Frenudlich和Langmuir吸附等溫線均能較好地描述OFL 的吸附過程，但CIP 的吸附過程更符合Frenudlich 吸附等溫線，見表3.Frenudlich吸附等溫線的1/n值與吸附強度有關(guān)，1/n越小吸附作用越強.通常認為1/n＜1 時為優(yōu)惠吸附，1/n=1 時為線性吸附，1/n＞1 時為非優(yōu)惠吸附.CIP 和OFL 的1/n值均小于1，屬于優(yōu)惠吸附[19]，說明2 種喹諾酮類抗生素對活性污泥有較強的親和力.kF與吸附容量有關(guān)，kF值越大，吸附容量qe越大，吸附劑與吸附質(zhì)之間結(jié)合能力越強.CIP 和OFL 的kF值分別為6.929 5 和1.114 8，表明CIP 比OFL 更容易被活性污泥吸附.Frenudlich 吸附等溫線描述的是非均勻表面的吸附，而Langmuir 吸附等溫線假設(shè)吸附劑的表面是均勻的.雖然Frenudlich 和Langmuir 吸附等溫線均能描述OFL 的吸附過程，然而活性污泥表面是非均質(zhì)，因此Frenudlich 吸附等溫線更適合描述OFL 和CIP 在活性污泥上的吸附特征，發(fā)生的可能是多層甚至更復(fù)雜的吸附過程.

表3 活性污泥對CIP 和OFL 的吸附等溫線和相關(guān)參數(shù)Tab.3 Isothermal and thermodynamic parameters of CIP and adsorptionon activated sludge

圖4 活性污泥對CIP 及OFL 的吸附等溫Fig.4 adsorption isotherms of CIP and OFL adsorptionon activated sludge

2.3 吸附熱力學(xué)

為說明活性污泥與CIP 和OFL 間吸附作用機理，分別用式（6）和式（7）計算在20 ℃、30 ℃和40 ℃下吸附熱力學(xué)參數(shù).由表4 可知，CIP、OFL的ΔGθ、ΔHθ均為負值，說明活性污泥對CIP、OFL的吸附是自發(fā)、放熱過程，升高溫度不利于污泥對CIP、OFL 的吸附.|ΔGθ|CIP＞|ΔGθ|OFL，與OFL 相比活性污泥對CIP 的吸附更穩(wěn)定，吸附能力更強，這與吸附等溫線的推斷相一致.ΔSθ為負值，表明吸附達到平衡時體系自由度減小，這是由于CIP、OFL 吸附在污泥上，降低了固液相界面的混亂度.根據(jù)OEPEN[20]等對各種吸附作用力（如范德華力、氫鍵、疏水鍵力、偶極矩力、化學(xué)吸附等）引起的吸附熱變化范圍的總結(jié)，CIP 和OFL 的|ΔHθ|分別為10.17、12.39 kJ/mol，說明CIP 和OFL 在活性污泥上的吸附作用力主要集中在分子間，無化學(xué)鍵力和配位基交換力等強作用力.

表4 活性污泥吸附CIP 和OFL 的熱力學(xué)參數(shù)Tab.4 thermodynamic parameters of CIP and adsorptionon activated sludge

2.4 pH 值影響

辛醇-水分配系數(shù)KOW（Octanol-Water Partition Coefficient）和解離常數(shù)pKa（Dissociation Constant）是評價抗生素吸附性質(zhì)的重要參數(shù).通常認為lgKOW＜2.5 時，疏水作用吸附勢較低[21].CIP 和OFL在活性污泥上的吸附作用力主要集中在分子間，以疏水分配作用和靜電力為主.由表1 可知，CIP 和OFL 的lgKOW分別為0.28 和-0.39，疏水分配作用較弱.CIP 和OFL 帶有可電離的官能團，受到環(huán)境pH 的影響會呈現(xiàn)兩性離子的特點，可以推斷出2種喹諾酮類抗生素在活性污泥上的吸附主要受靜電力影響，而不是疏水分配作用.

為研究pH 值對2 種喹諾酮類抗生素吸附性能的影響，量化抗生素的吸附性質(zhì)，同時反映吸附親和力的強弱，通過實驗以及式（8）、式（9）確定不同 pH 值下固液分配系數(shù)Kd（distribution coefficient），結(jié)果見圖5.

圖5 不同pH 值的CIP 及OFL 的固液分配系數(shù)Fig.5 distribution coefficients of CIP and OFL at a function of pH

一般認為，Kd＜0.5L·g-1時，抗生素優(yōu)先選擇留在液相中，生物降解/轉(zhuǎn)化是主要去除途徑[22].CIP和OFL 的Kd值均大于0.8，見圖5，說明吸附是主要去除途徑.CIP 和OFL 的分子結(jié)構(gòu)中均有H3N-（質(zhì)子受體）和-COOH（質(zhì)子供體）兩個可離子化的官能團，在不同pH 下可分別與溶液中的H+和OH-結(jié)合，以陽離子、兼性離子或陰離子形態(tài)存在，CIP和OPL 不同存在形態(tài)對其Kd值有明顯影響.

由圖5 可知，pH 在3～7 時，隨著pH 的增加，CIP+、OFL+所占的比例不斷減少，兼性離子比例不斷提高，以陽離子吸附為主的吸附作用逐漸減弱，Kd值逐漸較小；由于pKa1，CIP（5.90）＜pKa1，OFL（6.13），CIP 更容易質(zhì)子化，易與表面負帶電荷的活性污泥發(fā)生靜電作用，導(dǎo)致Kd,CIP＞Kd,OFL.當pH＞7 時，CIP±、OFL±、CIP-、OFL-的比例不斷增大，CIP-、OFL-與活性污泥產(chǎn)生靜電排斥作用，阻礙吸附作用的發(fā)生，使Kd降低；由于pKa2，OFL（8.21）＜pKa2，CIP（8.89），OFL 更容易去質(zhì)子化而易被活性污泥吸附.由此可以推斷，高pH 值時存在大量的OH-，降低了活性污泥對CIP 和OFL 的吸附，陽離子吸附是2 種喹諾酮類抗生素在活性污泥上的主要吸附機制.

3 結(jié)論

（1）準二級動力學(xué)方程能較好地擬合活性污泥對2 種喹諾酮類抗生素的吸附過程，CIP 的吸附速率大于OFL，吸附過程主要受顆粒內(nèi)擴散和膜擴散共同影響.

（2）Freundlich 吸附等溫線能較好地描述活性污泥對2 種喹諾酮類抗生素的吸附特征，活性污泥對CIP 的吸附作用比OFL 更強；活性污泥對2種喹諾酮類抗生素的吸附過程是自發(fā)、放熱、熵減過程，活性污泥吸附CIP、OFL 的ΔHθ值為-10.17和-12.39 kJ/mol，吸附作用力主要為分子間力.

（3）活性污泥吸附CIP 和OFL 主要吸附機理為陽離子吸附.pH＜7 時，隨著溶液pH 的升高，Kd逐漸降低；pH≥7 時，Kd快速降低.pH 值對活性污泥吸附CIP、OFL 的吸附能力有明顯影響.