活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附特征

仉春华，孙红杰，冯福绿，安晓雯

（大连民族大学 环境与资源学院，辽宁 大连 116600）

0 引言

抗生素是一类由微生物或高等动植物在代谢过程中产生的或由人工合成的、能够干扰其他生活细胞发育功能的化合物.进入机体内的抗生素约50%～90%以代谢产物或原药形式通过代谢物排入环境[1].抗生素在环境中长期低浓度残留，能诱导微生物产生抗药性[2]，降解产物还会使细胞产生遗传毒性[3]，抗生素的环境残留问题已引起广泛关注.

喹诺酮类抗生素（Fluoroquinolone antibiotics，FQs）是人工合成的广谱抗菌药，是近年来中国广泛用于人畜疾病治疗的抗生素之一，也是中国水环境中高检出率和高检出浓度的抗生素[4-8]，城市污水厂排水被认为是抗生素进入环境的主要途径[9].传统活性污泥法是目前应用最广泛的城市污水处理工艺，抗生素在活性污泥工艺中的迁移行为及去除效果也日益受到关注.抗生素在污水处理厂去除及转化途径包括吸附、生物降解、挥发和水解等作用.HUANG[10]等认为FQs 进入传统城市污水厂后几乎不被生物利用；GOLET[11]等采用质量衡算法研究了污水处理工艺中喹诺酮类抗生素的去除效率，认为喹诺酮类抗生素的去除（去除率＞80%）主要是污泥的吸附作用；AI[12]等研究喹诺酮类抗生素在传统城市污水处理厂各处理单元的归趋，认为生物降解并不显著，污泥吸附是喹诺酮类抗生素在污水处理厂的主要归宿；陈琼[13]等研究鄱阳湖滨湖底泥吸附环丙沙星和恩诺沙星2 种喹诺酮类抗生素的吸附行为，认为滨湖底泥对2 种FQs 有较好吸附作用，pH 为5 时吸附率均达90%以上.尽管喹诺酮类抗生素由于活性污泥的吸附作用，显示一定的去除效率，但目前针对不同喹诺酮类抗生素在活性污泥上吸附行为和特征的研究还鲜有报道.本文以第二代典型喹诺酮类抗生素环丙沙星（Ciprofloxacin，CIP）和氧氟杀星（Ofloxacin，OFL）为目标污染物进行吸附研究，旨在比较不同的喹诺酮类抗生素在活性污泥上的吸附行为和赋存特征，进一步了解喹诺酮类抗生素在活性污泥上的迁移行为，为研究喹诺酮类抗生素在活性污泥处理工艺中的行为及归趋提供科学依据.

1 实验部分

1.1 材料与仪器

（1）材料

环丙沙星（CAS 号：85721-33-1，纯度＞98%）、氧氟沙星（CAS 号：82419-36-1，纯度＞98%）均购于Sigma-Aldrich 公司，性质[14-15]见表1；甲醇、乙腈（HPLC 级，德国Burdick and Jackson 公司）；磷酸、三乙胺（HPLC 级，美国TEDIA 公司）；Milli-Q 超纯水；其他试剂均为分析纯.

表1 CIP 及OFL 的性质Tab.1 characteristics of CIP and OFL

实验所用活性污泥取自某污水处理厂生化池.曝气8 h，静置沉降去掉上清液，用去离子水洗涤3次，过滤后冷冻干燥.

（2）仪器

高效液相色谱仪：Agilent1100 型，紫外检测器，色谱柱（250 mm×4.6 mm，5 μm）；冷冻干燥机（Thermo Scientific 公司）；pH 计（德国赛多利斯公司）；AL204-IC 电子天平（瑞士梅特勒-托利多公司）.

1.2 分析方法

采用高效液相色谱分析法.CIP 色谱条件：流动相A（0.025 mol/L 磷酸溶液，pH=2.5）与流动相B（乙腈）为50:50，流速1.0 mL/min，进样量10 μL，柱温40 ℃，检测波长278 nm.OFL 色谱条件：流动相A（甲醇）与流动相B（水（含质量浓度0.5%的三乙胺），pH=4.0）为30:70，流速1.0 mL/min，进样量10 μL，柱温为室温；检测波长293 nm.线性范围为0.30～50 mg/L（R2＞0.999），检测下限分别为0.052 mg/L（CIP）和0.043 mg/L（OFL）.

1.3 实验方法

吸附实验均在恒温振荡器中避光、160 r/min 振荡进行.所用活性污泥为冷冻干燥后的污泥，每组实验均加入0.01 mol/L 的NaN3溶液，抑制微生物活动.分析样品均在4 000 r/min 下离心10 min，上清液经0.45 μm 滤膜过滤后进行分析.

（1）吸附动力学

于具塞锥形瓶中加入活性污泥1.000 g，分别加入初始浓度为 100 μmol/L 的 CIP、OFL 溶液100 mL.30 ℃下振荡吸附，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 取样，分析溶液中CIP、OFL 质量浓度.

（2）吸附等温线

参照（1）实验方法，在30 ℃下振荡吸附.平衡后，取样分析溶液中CIP 和OFL 质量浓度.

（3）吸附热力学

参照（1）实验方法，分别在20、30、40 ℃下振荡吸附.平衡后，取样分析溶液中CIP、OFL 质量浓度.

（4）pH 值影响

参照（1）实验，用0.01 mol/L HCl 或NaOH 调节具塞锥形瓶中溶液的pH 分别为3、4、5、6、7、8、9、10、11.30 ℃下振荡吸附，平衡后，取样分析溶液中CIP、OFL 质量浓度.

1.4 模型及公式

准一级吸附动力学模型为

准二级吸附动力学模型为

颗粒内扩散模型为

Freundlich 吸附等温线为

Langmuir 吸附等温线为

Gibbs 方程为

Gibbs-Helmholtz 方程为

固液分配系数为

式中，k1为准一级动力学模型速率常数，h-1；k2为准二级动力学模型速率常数，g·(mg·h)-1；kp为颗粒内扩散模型的速率常数，g·(mg·h0.5)-1；1/n为与吸附强度有关的Frenudlich 常数；kF为与吸附量有关的Frenudlich 常数，mg·g-1·(L·mg-1)1/n；kL为与吸附能有关Langmuir 平衡常数，L·mg-1；qt为t时刻抗生素在污泥上的吸附量，mg·g-1；qe为平衡吸附量，mg·g-1；c为与厚度及边界层有关的常数；ce和c0分别为抗生素吸附平衡及起始质量浓度，mg·L-1；V为吸附溶液的体积，L；qmax为最大吸附量，mg·g-1；ΔGθ为吸附标准自由能改变量，kJ·mol-1；ΔHθ为标准吸附热，kJ·mol-1；ΔSθ为吸附标准熵变值，J·mol-1；R为气体摩尔常数；T为绝对温度，K；K为平衡吸附常数.

2 结果与讨论

2.1 吸附动力学

为阐述活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附过程，用式（1）、式（2）拟合实验结果，见图1、图2 及表2，图1 中y为ln(qe-qt).准一级和准二级吸附动力学模型分别描述了单因子控制和多因子控制的吸附过程.

表2 CIP 及OFL 吸附动力学拟合相关参数Tab.2 kinetic parameters of CIP and OFL adsorption on activated sludge

图1 活性污泥吸附CIP 和OFL 的准一级动力学模型Fig.1 pseudo-first order kinetics model of CIP and OFL adsorptionon activated sludge

图2 活性污泥吸附CIP 和OFL 的准二级动力学模型Fig.2 pseudo-second order kinetics model of CIP and OFL adsorption on activated sludge

由表2 可知，准二级动力学模型比准一级动力学模型能更好地描述活性污泥对CIP、OFL 的吸附过程（R2值分别为 0.993 4、0.995 5）；活性污泥对OFL 的吸附速率大于CIP，而对CIP 的吸附容量更大.但是由于准二级动力学模型涵盖了表面吸附、外部液膜扩散以及颗粒内扩散等多个吸附过程[16]，不能反映吸附过程的具体动力学机制.由图1 可知，t与ln(qe-qt)成直线关系，但未通过坐标原点，说明活性污泥对CIP 和OFL 的吸附过程不属于液膜扩散控制过程.为进一步明确吸附过程的限速步骤及机理，采用式（3）颗粒内扩散模型对实验数据进行拟合，结果见图3 和表3.活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附过程均分为3 个阶段：第1 阶段的kp1均大于kp2和kp3，表明初始阶段的表面吸附速率较快，而第2、3 阶段的污泥颗粒内部扩散速率逐渐变慢（kp3＜kp2）.这是因为随着边界层效应的增加（c3＞c2），抗生素从污泥颗粒外部传质到内部吸附点位速率的控制作用逐渐被加强.对CIP 和OFL 来说，在表面吸附阶段，由于c1,CIP＜c1,OFL，活性污泥对CIP 的吸附速率大于OFL；而在颗粒内部扩散阶段，由于c2,CIP＞c2,OFL、c3,CIP＞c3,OFL，OFL 在颗粒内部扩散速度大于CIP.HO[17]等认为，当t0.5与q成直线关系且通过原点时，物质在颗粒内扩散过程为吸附速率的唯一控制步骤.由于拟合曲线均未过原点，可以推断：颗粒内扩散不是限制吸附速率的主要因素，颗粒内扩散和液膜扩散过程对CIP 和OFL 在活性污泥上的吸附过程都有影响，吸附过程受两者联合控制[18].

表3 CIP 及OFL 吸附动力学拟合相关参数Tab.3 Kinetic parameters of CIP and OFL adsorption on activated sludge

图3 活性污泥吸附CIP 和OFL 的颗粒内扩散模型Fig.3 intra-particlediffusionmodel of CIP and OFL adsorption on activated sludge

2.2 吸附等温线

分别用式（4）和式（5）的Freundlich 和Langmuir吸附等温线对CIP 和OFL 的吸附等温线实验数据进行拟合，以阐明活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附特征.Frenudlich和Langmuir吸附等温线均能较好地描述OFL 的吸附过程，但CIP 的吸附过程更符合Frenudlich 吸附等温线，见表3.Frenudlich吸附等温线的1/n值与吸附强度有关，1/n越小吸附作用越强.通常认为1/n＜1 时为优惠吸附，1/n=1 时为线性吸附，1/n＞1 时为非优惠吸附.CIP 和OFL 的1/n值均小于1，属于优惠吸附[19]，说明2 种喹诺酮类抗生素对活性污泥有较强的亲和力.kF与吸附容量有关，kF值越大，吸附容量qe越大，吸附剂与吸附质之间结合能力越强.CIP 和OFL 的kF值分别为6.929 5 和1.114 8，表明CIP 比OFL 更容易被活性污泥吸附.Frenudlich 吸附等温线描述的是非均匀表面的吸附，而Langmuir 吸附等温线假设吸附剂的表面是均匀的.虽然Frenudlich 和Langmuir 吸附等温线均能描述OFL 的吸附过程，然而活性污泥表面是非均质，因此Frenudlich 吸附等温线更适合描述OFL 和CIP 在活性污泥上的吸附特征，发生的可能是多层甚至更复杂的吸附过程.

表3 活性污泥对CIP 和OFL 的吸附等温线和相关参数Tab.3 Isothermal and thermodynamic parameters of CIP and adsorptionon activated sludge

图4 活性污泥对CIP 及OFL 的吸附等温Fig.4 adsorption isotherms of CIP and OFL adsorptionon activated sludge

2.3 吸附热力学

为说明活性污泥与CIP 和OFL 间吸附作用机理，分别用式（6）和式（7）计算在20 ℃、30 ℃和40 ℃下吸附热力学参数.由表4 可知，CIP、OFL的ΔGθ、ΔHθ均为负值，说明活性污泥对CIP、OFL的吸附是自发、放热过程，升高温度不利于污泥对CIP、OFL 的吸附.|ΔGθ|CIP＞|ΔGθ|OFL，与OFL 相比活性污泥对CIP 的吸附更稳定，吸附能力更强，这与吸附等温线的推断相一致.ΔSθ为负值，表明吸附达到平衡时体系自由度减小，这是由于CIP、OFL 吸附在污泥上，降低了固液相界面的混乱度.根据OEPEN[20]等对各种吸附作用力（如范德华力、氢键、疏水键力、偶极矩力、化学吸附等）引起的吸附热变化范围的总结，CIP 和OFL 的|ΔHθ|分别为10.17、12.39 kJ/mol，说明CIP 和OFL 在活性污泥上的吸附作用力主要集中在分子间，无化学键力和配位基交换力等强作用力.

表4 活性污泥吸附CIP 和OFL 的热力学参数Tab.4 thermodynamic parameters of CIP and adsorptionon activated sludge

2.4 pH 值影响

辛醇-水分配系数KOW（Octanol-Water Partition Coefficient）和解离常数pKa（Dissociation Constant）是评价抗生素吸附性质的重要参数.通常认为lgKOW＜2.5 时，疏水作用吸附势较低[21].CIP 和OFL在活性污泥上的吸附作用力主要集中在分子间，以疏水分配作用和静电力为主.由表1 可知，CIP 和OFL 的lgKOW分别为0.28 和-0.39，疏水分配作用较弱.CIP 和OFL 带有可电离的官能团，受到环境pH 的影响会呈现两性离子的特点，可以推断出2种喹诺酮类抗生素在活性污泥上的吸附主要受静电力影响，而不是疏水分配作用.

为研究pH 值对2 种喹诺酮类抗生素吸附性能的影响，量化抗生素的吸附性质，同时反映吸附亲和力的强弱，通过实验以及式（8）、式（9）确定不同 pH 值下固液分配系数Kd（distribution coefficient），结果见图5.

图5 不同pH 值的CIP 及OFL 的固液分配系数Fig.5 distribution coefficients of CIP and OFL at a function of pH

一般认为，Kd＜0.5L·g-1时，抗生素优先选择留在液相中，生物降解/转化是主要去除途径[22].CIP和OFL 的Kd值均大于0.8，见图5，说明吸附是主要去除途径.CIP 和OFL 的分子结构中均有H3N-（质子受体）和-COOH（质子供体）两个可离子化的官能团，在不同pH 下可分别与溶液中的H+和OH-结合，以阳离子、兼性离子或阴离子形态存在，CIP和OPL 不同存在形态对其Kd值有明显影响.

由图5 可知，pH 在3～7 时，随着pH 的增加，CIP+、OFL+所占的比例不断减少，兼性离子比例不断提高，以阳离子吸附为主的吸附作用逐渐减弱，Kd值逐渐较小；由于pKa1，CIP（5.90）＜pKa1，OFL（6.13），CIP 更容易质子化，易与表面负带电荷的活性污泥发生静电作用，导致Kd,CIP＞Kd,OFL.当pH＞7 时，CIP±、OFL±、CIP-、OFL-的比例不断增大，CIP-、OFL-与活性污泥产生静电排斥作用，阻碍吸附作用的发生，使Kd降低；由于pKa2，OFL（8.21）＜pKa2，CIP（8.89），OFL 更容易去质子化而易被活性污泥吸附.由此可以推断，高pH 值时存在大量的OH-，降低了活性污泥对CIP 和OFL 的吸附，阳离子吸附是2 种喹诺酮类抗生素在活性污泥上的主要吸附机制.

3 结论

（1）准二级动力学方程能较好地拟合活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附过程，CIP 的吸附速率大于OFL，吸附过程主要受颗粒内扩散和膜扩散共同影响.

（2）Freundlich 吸附等温线能较好地描述活性污泥对2 种喹诺酮类抗生素的吸附特征，活性污泥对CIP 的吸附作用比OFL 更强；活性污泥对2种喹诺酮类抗生素的吸附过程是自发、放热、熵减过程，活性污泥吸附CIP、OFL 的ΔHθ值为-10.17和-12.39 kJ/mol，吸附作用力主要为分子间力.

（3）活性污泥吸附CIP 和OFL 主要吸附机理为阳离子吸附.pH＜7 时，随着溶液pH 的升高，Kd逐渐降低；pH≥7 时，Kd快速降低.pH 值对活性污泥吸附CIP、OFL 的吸附能力有明显影响.