喹诺酮类抗生素在水环境中降解和吸附影响因素

2021-02-24孔慧敏杨四福迟宝明

科学技术与工程 2021年3期

孔慧敏, 杨四福, 迟宝明, 程奕

(1.中国地震局工程力学研究所，哈尔滨 150080； 2.防灾科技学院，三河 065201； 3.成都理工大学环境与土木工程学院，成都 610059； 4.东平湖管理局梁山黄河河务局，济宁 272600)

抗生素在传统污水处理工艺中难以完全去除，随着出水进入地表水，经补给排泄对地下水甚至饮用水造成污染；部分抗生素由于不合理的污水灌溉和排放、污泥施肥等进入土壤环境中，经淋滤渗漏进入地下水环境。近十年来，中国鄱阳湖[1]、温榆河[2]、清河[3]及太榆退水渠[4]等地表水体，蔬菜种植基地[5]、畜牧养殖区[6]、垃圾场周边[7]等区域的地下水体、土壤[8]及底泥[9]，甚至饮用水水源地[10]和贵州高原湿地[11]中均检测到不同类型的抗生素，使水体产生抗性基因，产生环境风险[12]。其中喹诺酮类是中国水环境中主要的抗生素类污染物之一，主要来源于养殖废水、医疗废水、污水灌溉等。大部分污水中的抗生素通过污泥吸附作用进行去除，但是由于污水或污泥的不合理处置，抗生素进入自然环境后又会在土壤、地表水、沉积物中重新分配，发生吸附、水解、光降解和微生物降解等一系列的转化[12]，使抗生素的含量、存在形态、生态毒性发生相应变化。抗生素在水环境中降解主要受pH、温度、水分[13]、抗生素种类[14-16]、介质粒径[16-18]、光照条件[19]、氧化还原条件[20]和初始浓度[12]等因素的影响。

由于分子类型的复杂性，pH对于抗生素的光降解影响没有统一的规律[19]，介质颗粒及抗生素初始浓度都会通过影响介质中微生物活性影响抗生素降解效率，与抗生素的类型密切相关。陈琼等[9]研究发现底泥对环丙沙星和恩诺沙星两种喹诺酮类抗生素的吸附过程符合拟二级动力学方程，在pH=5时吸附率达到90%；段文臻[21]在寻找新的吸附材料去除水环境中的喹诺酮类抗生素。在建立高效液相色谱-质谱法(high performance liquid chromatography mass spectrometry, HPLC-MS)测试喹诺酮类抗生素的基础上，通过实验分析介质粒径、初始pH、初始浓度对氧氟沙星(ofloxacin，Ofl)和加替沙星(gatifloxacin，Gat)两种典型喹诺酮类抗生素在水环境中的吸附及降解行为的影响，旨在探讨水环境中喹诺酮类抗生素的环境行为特征，为进一步研究水环境中喹诺酮类抗生素污染的污染防治提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 仪器与试剂

液相色谱串联质谱联用仪(岛津-AB QTRAP 4500)；C18色谱柱(内径长为2.0 mm×100 mm)；全自动固相萃取仪(Labtech SPE1000)；水浴氮吹仪(HSC-12A)；萃取柱(500 mg，6 mL)；净化柱(500 mg，6 mL)；加替沙星和氧氟沙星标准品(HPLC)；甲酸、乙腈、甲醇均为色谱纯(美国Fisher公司)，实验用水为超纯水。

1.2 色谱、质谱及固相萃取条件

流动相采用0.1%甲酸水溶液(A液)、0.1%甲酸乙腈水溶液(B液)；流动相pH=2.63；柱温65 ℃；进样体积3 μL，流速0.4 mL/min。采用梯度洗脱程序：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。

采用正离子大气压离子源，多反应监测模式，离子源温度450 ℃，质谱条件如表1所示。

表1 质谱条件Table 1 MS conditions

固相萃取选择完全进样，保留目标物模式；依次用0.1%甲酸的甲醇、纯水、50%乙腈磷酸缓冲液活化萃取柱；含0.1%甲酸的甲醇淋洗，6 mL，流速3 mL/min，气体干燥时间45 s；0.1%甲酸的甲醇洗脱，组分收集10 mL；更换净化柱，重复萃取程序；水浴氮吹浓缩至1 mL，水浴温度55 ℃；0.22 μm有机系滤膜过滤，HPLC-MS方法检测。

1.3 线性范围及检出限

按照优化的液相及质谱条件，Ofl和Gat出峰时间分别为1.00、1.31 min，分离较好。使用0.01、1、5、10、20、50、80、100 μg/L的 Ofl和Gat混合标准溶液制作标准曲线，3倍S/N(信噪比)值确定检出限，10倍S/N确定定量限。表2为Ofl和Gat标准曲线的线性范围、相关系数、回归方程、检出限及定量限。

表2 线性范围、相关系数、检出限及定量限Table 2 Regression equation， correlation coefficient, detection limit and quantitative limit

对比相关抗生素基于液相质谱检测分析研究中检出限和线性相关系数，如吴建等[22]对14种喹诺酮类抗生素的检测中，线性范围为50～1 000 ng/L，检出限为20 ng/L，线性相关系数r=0.998；孙广大等[23]对环境样品中四环素和喹诺酮类抗生素研究中线性范围为0.4～1 000 μg/L，检出限为0.4 ng/L，线性相关系数r=0.999 9。本文方法的线性相关系数r>0.99，检出限为10 ng/L。

1.4 实验设计

抗生素进入水环境后，在土壤包气带或河流底泥等环境介质发生表面吸附作用和降解，减少抗生素向水环境中的迁移，介质粒径大小会直接影响表面吸附作用的程度，水环境pH、抗生素初始浓度会影响降解率，因此设计介质粒径、初始pH、初始浓度作为变量的室内实验，在25 ℃条件下，模拟3种影响因素下水环境中Ofl和Gat的去除效率，并进行空白对照试验。

选取粒径范围分别为0.5～2 mm(粗砂)、0.25～0.5 mm(中砂)、0.06～0.25 mm(细砂)的石英砂，有机碳含量极少，避免了有机碳对吸附和降解过程的影响。配制浓度为10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 μg/L的Ofl和Gat混合溶液(用磷酸缓冲缓冲溶液调整pH=7.5)，分别称取20 g粗砂、中砂、细砂装入棕色磨口瓶中，分别加入50 mL不同浓度的Ofl和Gat混合溶液，避光静置240 h，离心后取上清液，用0.22 μm有机系滤膜过滤后测试。同时进行一组不加介质的空白实验。

配制初始浓度为20 μg/L的Ofl和Gat混合标准溶液各50 mL，用磷酸缓冲盐液调整pH分别为5.29、5.59、5.91、6.24、6.47、6.64、6.81、6.98、7.17、7.38、7.73和8.04，三组重复实验，避光静置240 h，用0.22 μm有机系滤膜过滤后测试。

2 结果与讨论

2.1 介质粒径对去除率的影响

向不同粒径的石英砂中分别加入10～100 μg/L的初始浓度的混合溶液(pH=7.5)，避光降解240 h后，Ofl和Gat去除率结果如表3所示。

表3 不同初始浓度及粒径下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况下，10～100 μg/L初始浓度的Ofl和Gat的平均降解效率分别为57.61%和59.08%，且随着初始浓度无明显变化，与不同粒径的石英砂混合后，由于表面吸附作用，在一定程度上提高了Ofl和Gat在水环境中的去除率，其中，粗砂和中砂的吸附能力较强，细砂的吸附能力相对较弱。

与粗砂、中砂、细砂3种粒径石英砂混合后，Ofl和Gat去除率平均值如图1所示，Ofl的平均去除率分别为90.38%、75.08%和68.06%，Gat的平均去除率为92.87%、79.63%和78.77%。实验结果表明，与不同粒径石英砂混合后的两种抗生素的平均去除率排序为粗砂>中砂>细砂，Gat的去除率大于Ofl的去除效率。

图1 3种介质粒径下Ofl和Gat去除率平均值对比Fig.1 Removal efficiency of Ofl and Gat in three medium size

石英砂颗粒除了表面吸附部分抗生素以外，还通过改变介质接触的表面积和颗粒表面的氧浓度影响微生物对抗生素的降解效率。实验结果表明，在颗粒粒径为0.25～2 mm内，石英砂粒径越大，两种抗生素的去除率越高，是由于在固定化颗粒内，氧浓度随着颗粒半径的增加而增加，含氧量的增大会加强化学氧化过程，且增强微生物的活性，因此提高了降解率，该作用影响大于比表面积差异影响下的表面吸附作用，因此提升了与粗砂混合的抗生素的整体去除率。

2.2 等温吸附方程

在不添加石英砂的情况下，10～100 μg/L的初始浓度范围内的Ofl和Gat的降解效率随着浓初始浓度无明显变化。因此，用不同初始浓度和扣除不添加介质的平均降解浓度后，进行等温吸附曲线拟合，粗砂和中砂介质中吸附曲线拟合不显著，而在细砂介质中，Ofl和Gat在10～100 μg/L的低浓度范围内的吸附曲线符合Freundlich方程(图2)。

图2 细砂介质中Ofl和Gat的等温吸附曲线Fig.2 Isothermal equation of Ofl and Gat in fine sand

拟合方程式为

S=KCn

(1)

式(1)中：S为单位质量吸附剂的吸附量，μg/kg；C为平衡时溶液的浓度，μg/L；K、n为吸附常数。拟合参数结果如表4所示。

表4 Ofl和Gat等温吸附方程拟合参数

2.3 pH值对降解率的影响

不添加介质，不同pH条件下，20 μg/L的Ofl和Gat溶液降解率结果如表5所示。

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

不同pH条件下Ofl和Gat降解率如图3所示。Ofl降解率在pH 5.29～7.38随着pH的增高逐渐增大，呈线性相关，y=17.865x-75.775(r=0.974 2),在pH=7.38时降解率最高，为58.58%；Gat降解率在pH 5.29～7.73随着pH的增高逐渐增大，呈线性相关，y=19.584x-91.427(r=0.974 2)，在pH=7.73时降解率最高，为63.81%。

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

Ofl和Gat在液相中通常有阳离子、阴离子和两性离子3种存在形态，且存在形态受溶液的pH影响，外界pH可影响化合物的官能团，不同的pH条件可使其质子化(AH)或去质子化(A)的化学构性。以Ofl为例，pKa1为6.1，pKa2为8.3[24](pKa为解离常数)，当pH<6时，以阳离子形态存在，当68时，则主要以阴离子形态存在。

实验所得Ofl和Gat最优降解pH=7.17～7.73，属于中性偏弱碱性，主要是由于喹诺酮类抗生素分子中含有带正电荷的氮原子和二甲基组，得电子官能团羧基，故在中性偏弱碱性的环境下降解效率高。另外，过高或过低的pH都会限制微生物的活性，导致降解率降低。

2.4 初始浓度对去除率的影响

将浓度为10、20、30、40、50、60、70、80、90、100 μg/L的Ofl和Gat混合溶液与3种粒径石英砂混合(表3)，降解240 h后,三种介质中Ofl和Gat平均去除率平均值如图4所示。

图4 不同初始浓度与Ofl和Gat平均去除率的关系Fig.4 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration

如图4所示，初始浓度对两种抗生素去除率影响明显，初始浓度为10～60 μg/L时，Ofl和Gat的去除率随着初始浓度的增加而增大，初始浓度为60 μg/L时，Ofl和Gat的平均去除率达到最大，分别为81.49%和86.52%。

由表3可知，与粗砂和中砂混合后，初始浓度对去除率影响不显著，而与细砂混合后，初始浓度对去除率影响明显，如图5所示，初始浓度为10～60 μg/L时，Ofl和Gat的去除率随着初始浓度的增加而显著增大；初始浓度为60 μg/L时，Ofl和Gat的去除率达到最大，分别为77.30%和85.10%，初始浓度为60～100 μg/L时，抗生素的去除率随着初始浓度的增加而逐渐减少。因此初始浓度对于Ofl和Gat的去除率与介质粒径有关。

图5 细砂介质不同初始浓度与Ofl和Gat去除率的关系Fig.5 Removal efficiency of Ofl and Gat with different initial concentration in fine sand

初始浓度对Ofl和Gat去除率的影响主要是通过影响介质中微生物活性及其呼吸作用[12]，浓度过高，会减缓吸附速率，且微生物的活性会受到抑制，降低吸附量和降解率，进而影响整体去除率。但是对于粒径较大的石英砂，表面氧含量高，对微生物活性的促进作用较为明显，因此受初始浓度控制不明显。而对于细粒石英砂，表面含氧量少，过高的初始浓度对微生物活性有明显抑制作用，对降解影响较为明显，进而抑制整体去除率。