喹諾酮類抗生素在水環境中降解和吸附影響因素

孔慧敏, 楊四福, 遲寶明, 程 奕

(1.中國地震局工程力學研究所， 哈爾濱 150080； 2.防災科技學院， 三河 065201； 3.成都理工大學環境與土木工程學院， 成都 610059； 4.東平湖管理局梁山黃河河務局， 濟寧 272600)

抗生素在傳統污水處理工藝中難以完全去除，隨著出水進入地表水，經補給排泄對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、污泥施肥等進入土壤環境中，經淋濾滲漏進入地下水環境。近十年來，中國鄱陽湖[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]、畜牧養殖區[6]、 垃圾場周邊[7]等區域的地下水體、土壤[8]及底泥[9]，甚至飲用水水源地[10]和貴州高原濕地[11]中均檢測到不同類型的抗生素，使水體產生抗性基因，產生環境風險[12]。其中喹諾酮類是中國水環境中主要的抗生素類污染物之一，主要來源于養殖廢水、醫療廢水、污水灌溉等。大部分污水中的抗生素通過污泥吸附作用進行去除，但是由于污水或污泥的不合理處置，抗生素進入自然環境后又會在土壤、地表水、沉積物中重新分配，發生吸附、水解、光降解和微生物降解等一系列的轉化[12]，使抗生素的含量、存在形態、生態毒性發生相應變化。抗生素在水環境中降解主要受pH、溫度、水分[13]、抗生素種類[14-16]、介質粒徑[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。

由于分子類型的復雜性，pH對于抗生素的光降解影響沒有統一的規律[19]，介質顆粒及抗生素初始濃度都會通過影響介質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。陳瓊等[9]研究發現底泥對環丙沙星和恩諾沙星兩種喹諾酮類抗生素的吸附過程符合擬二級動力學方程，在pH=5時吸附率達到90%；段文臻[21]在尋找新的吸附材料去除水環境中的喹諾酮類抗生素。在建立高效液相色譜-質譜法(high performance liquid chromatography mass spectrometry, HPLC-MS)測試喹諾酮類抗生素的基礎上，通過實驗分析介質粒徑、初始pH、初始濃度對氧氟沙星(ofloxacin，Ofl)和加替沙星(gatifloxacin，Gat)兩種典型喹諾酮類抗生素在水環境中的吸附及降解行為的影響，旨在探討水環境中喹諾酮類抗生素的環境行為特征，為進一步研究水環境中喹諾酮類抗生素污染的污染防治提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

液相色譜串聯質譜聯用儀(島津-AB QTRAP 4500)；C18色譜柱(內徑長為2.0 mm×100 mm)；全自動固相萃取儀(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準品(HPLC)；甲酸、乙腈、甲醇均為色譜純(美國Fisher公司)，實驗用水為超純水。

1.2 色譜、質譜及固相萃取條件

流動相采用0.1%甲酸水溶液(A液)、0.1%甲酸乙腈水溶液(B液)；流動相pH=2.63；柱溫65 ℃；進樣體積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，多反應監測模式，離子源溫度450 ℃，質譜條件如表1所示。

表1 質譜條件Table 1 MS conditions

固相萃取選擇完全進樣，保留目標物模式；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，重復萃取程序；水浴氮吹濃縮至1 mL，水浴溫度55 ℃；0.22 μm有機系濾膜過濾，HPLC-MS方法檢測。

1.3 線性范圍及檢出限

按照優化的液相及質譜條件，Ofl和Gat出峰時間分別為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混合標準溶液制作標準曲線，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標準曲線的線性范圍、相關系數、回歸方程、檢出限及定量限。

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

對比相關抗生素基于液相質譜檢測分析研究中檢出限和線性相關系數，如吳建等[22]對14種喹諾酮類抗生素的檢測中，線性范圍為50～1 000 ng/L，檢出限為20 ng/L，線性相關系數r=0.998；孫廣大等[23]對環境樣品中四環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，線性相關系數r=0.999 9。本文方法的線性相關系數r>0.99，檢出限為10 ng/L。

1.4 實驗設計

抗生素進入水環境后，在土壤包氣帶或河流底泥等環境介質發生表面吸附作用和降解，減少抗生素向水環境中的遷移，介質粒徑大小會直接影響表面吸附作用的程度，水環境pH、抗生素初始濃度會影響降解率，因此設計介質粒徑、初始pH、初始濃度作為變量的室內實驗，在25 ℃條件下，模擬3種影響因素下水環境中Ofl和Gat的去除效率，并進行空白對照試驗。

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(細砂)的石英砂，有機碳含量極少，避免了有機碳對吸附和降解過程的影響。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整pH=7.5)，分別稱取20 g粗砂、中砂、細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有機系濾膜過濾后測試。同時進行一組不加介質的空白實驗。

配制初始濃度為20 μg/L的Ofl和Gat混合標準溶液各50 mL，用磷酸緩沖鹽液調整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8.04，三組重復實驗，避光靜置240 h，用0.22 μm有機系濾膜過濾后測試。

2 結果與討論

2.1 介質粒徑對去除率的影響

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在水環境中的去除率，其中，粗砂和中砂的吸附能力較強，細砂的吸附能力相對較弱。

與粗砂、中砂、細砂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%。實驗結果表明，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為粗砂>中砂>細砂，Gat的去除率大于Ofl的去除效率。

圖1 3種介質粒徑下Ofl和Gat去除率平均值對比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，還通過改變介質接觸的表面積和顆粒表面的氧濃度影響微生物對抗生素的降解效率。實驗結果表明，在顆粒粒徑為0.25～2 mm內，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，氧濃度隨著顆粒半徑的增加而增加，含氧量的增大會加強化學氧化過程，且增強微生物的活性，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的初始濃度范圍內的Ofl和Gat的降解效率隨著濃初始濃度無明顯變化。因此，用不同初始濃度和扣除不添加介質的平均降解濃度后，進行等溫吸附曲線擬合，粗砂和中砂介質中吸附曲線擬合不顯著，而在細砂介質中，Ofl和Gat在10～100 μg/L的低濃度范圍內的吸附曲線符合Freundlich方程(圖2)。

圖2 細砂介質中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為單位質量吸附劑的吸附量，μg/kg；C為平衡時溶液的濃度，μg/L；K、n為吸附常數。擬合參數結果如表4所示。

表4 Ofl和Gat等溫吸附方程擬合參數

2.3 pH值對降解率的影響

不添加介質，不同pH條件下，20 μg/L的Ofl和Gat溶液降解率結果如表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，y=17.865x-75.775(r=0.974 2),在pH=7.38時降解率最高，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，y=19.584x-91.427(r=0.974 2)，在pH=7.73時降解率最高，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在液相中通常有陽離子、陰離子和兩性離子3種存在形態，且存在形態受溶液的pH影響，外界pH可影響化合物的官能團，不同的pH條件可使其質子化(AH)或去質子化(A)的化學構性。以Ofl為例，pKa1為6.1，pKa2為8.3[24](pKa為解離常數)，當pH<6時，以陽離子形態存在，當68時，則主要以陰離子形態存在。

實驗所得Ofl和Gat最優降解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，得電子官能團羧基，故在中性偏弱堿性的環境下降解效率高。另外，過高或過低的pH都會限制微生物的活性，導致降解率降低。

2.4 初始濃度對去除率的影響

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平均去除率的關系Fig.4 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration

如圖4所示，初始濃度對兩種抗生素去除率影響明顯，初始濃度為10～60 μg/L時，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，Ofl和Gat的平均去除率達到最大，分別為81.49%和86.52%。

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

圖5 細砂介質不同初始濃度與Ofl和Gat去除率的關系Fig.5 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration in fine sand

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

3 結論

(1)通過模擬水環境中不同粒徑石英砂介質對Ofl和Gat兩種抗生素的去除率實驗，確定在顆粒粒徑0.25～2 mm的范圍內，介質粒徑越小，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，降解效率達到最大，分別為58.58%和63.81%，天然水環境的pH利于抗生素的降解自凈。

(3)在細砂中，在細砂介質中的吸附符合Freundlich方程，初始濃度對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時達到峰值，分別為77.30%和85.10%，繼而緩慢降低，因此在顆粒較細的河流底泥中，過高或過低的初始濃度均不利于抗生素的吸附和降解。

(4)下一步擬開展介質有機質含量、氧化還原條件和極端pH條件等因素對水環境中抗生素的吸附和降解行為的實驗研究，為水環境中抗生素污染治理和風險評價提供理論參考。