天然水體中的顆粒物不僅本身是飲用水的重要污染物，而且常常作為載體把水中微量、痕量的污染物，如重金屬、類金屬、農藥、有毒化學品等的60%~90%吸附或粘附在其表面上，一同在環境中遷移及發生各種界面化學反應和生態環境效應.水體顆粒物包含著飲用水標準中規定的主要指標物質和飲用水處理過程需要去除的重要對象，在現代水體污染機理研究、水體污染監測、水體污染控制及水處理工藝中受到了高度重視.
抗生素類藥品是目前應用最廣泛的藥物之一，除了用于人類治療，還普遍用于家禽飼養、水產養殖和食品加工等.大量研究表明，抗生素越來越多地在世界范圍內的水環境體系中出現，并逐漸成為環境科學研究領域中的熱點問題美國2008年公布的一項調查報告顯示，24個大城市的飲用水含有抗生素等多種藥物成分，至少4100萬人在日常生活中飲用這種存在安全隱患的水.我國是抗生素藥物的生產和使用大國，據統計，我國年產抗生素原料約為 2.1×105 t，不能被人體或者動物完全吸收的抗生素以代謝物的形式隨糞便和尿液排出，以持久性有機污染物的形式存在于環境中，對人類的健康造成不利影響，從而引起循環污染.
不同種類抗生素在顆粒物上的吸附行為各不相同.目前對于單一種類抗生素在顆粒物上的吸附研究不斷增多，但水中抗生素種類繁多，考察多組分抗生素在水體顆粒物上的吸附更為重要.關于物質在顆粒物上的競爭吸附研究主要集中在重金屬領域，許多國內外學者對重金屬在土壤上的吸附行為進行了較為深入的研究，發現不同金屬離子在土壤表面存在競爭吸附，并分析研究了競爭吸附的作用機理及各種影響因素，如pH值、離子強度、有機質含量等.關于抗生素在顆粒物上的競爭吸附研究還比較少.在研究五氯苯酚(PCP)在水體顆粒物上的吸附和解析時發現，多種有機污染物的共存會影響有機物在顆粒物上的吸附行為及其生物生態效應，極性的苯酚和非極性的六氯代苯(HCB)存在條件下，顆粒物對PCP的吸附量減小.顆粒物的性質會影響其對抗生素的吸附，抗生素自身的結構和性質也會對吸附產生一定影響.土壤中的溶解有機質存在大量羧基、羥基、羰基等多種活性功能團，如帶負電的官能團羧基為帶正電的抗生素離子提供可能的吸附位點，它們之間可以通過氫鍵作用而被吸附，或通過金屬離子橋接作用而被吸附.但覆蓋有溶解有機質的無機礦物可能屏蔽礦物表面的吸附位點，而使抗生素吸附減弱.
有研究發現，不同粒徑的顆粒物在天然水體中的分布不同，對抗生素的吸附能力也不同.一方面，水體中小顆粒物(粒徑<1 μm)的百分含量較高，加之其廣大的比表面積，會大量吸附水體中殘留的抗生素，然而傳統飲用水處理標準中卻沒有針對小顆粒物去除效果的相關標準;另一方面，粒徑越小，顆粒物越難以去除，其表面吸附的抗生素也會隨之殘留在水體中，對飲用水安全產生影響.基于此，本文進行了天然水體顆粒物對4種典型抗生素(羅紅霉素(ROX)、青霉素G(PG)、甲氧芐啶(TMP)、萘啶酸(NAL))的吸附平衡實驗，研究它們兩兩之間的競爭吸附特征，并分粒徑測定不同大小顆粒物上的抗生素含量，以期對飲用水水質標準和處理工藝的改善提供借鑒.
2 材料與方法
2.1 儀器與材料
超高效液相色譜-三重串聯四級桿質譜聯用儀(美國Agilent公司)，VAC ELUT SPS 24固相萃取儀(美國Agilent公司)，單模微波合成儀(屹堯科技，NOVA-2S)，恒溫振蕩器(美國 CRYSTAL)，SB 25-12DTDN超聲波清洗儀(寧波新芝生物科技股份有限公司)，N-EVAP氮吹儀(美國Organomation)，OASIS HLB固相萃取柱(6 cc/500 mg，美國Waters)，SAX陰離子交換小柱(3 cc/200 mg，美國Agilent)，ZORBAX Eclipse C18 柱(3.5 μm，2.1 mm×100 mm，美國Agilent)，濾膜(聚碳酸酯，1 μm，美國Whatman)，切向流過濾儀(KrosFlo，含0.05 μm膜組件)，pH測定儀(美國Hach).
本文選取四大類抗生素中的典型代表進行研究，包括：青霉素類的青霉素G(Penicilline G potassium salt，PG)、喹諾酮類的萘啶酸(Nalidixic acid，NAL)、磺胺類的甲氧芐啶(Trimethoprim，TMP)和大環內酯類的羅紅霉素(Roxithromycin，ROX).各試劑標準及來源如下：抗生素標準品購自德國Dr.Ehrenstorfer、西瑪通(100 μg · mL-1 in Methanol，美國 Accust and ard)，Caffeine-13C3(100 μg · mL-1 in Methanol，劍橋同位素實驗室)，甲醇與乙腈(色譜純，美國Fisher)，乙二胺四乙酸二鈉(優級純，美國Sigma)，醋酸與醋酸銨(CNW，上海安譜科學儀器有限公司).
2.2 前處理過程
微波萃取條件：微波萃取常用于土壤、沉積物中多環芳烴、農藥殘留的測定及重金屬形態分析等方面樣品的前處理.有研究表明，顆粒物上吸附的抗生素也可以用微波萃取進行富集和濃縮.本文采用的微波萃取條件為：萃取劑為20 mL甲醇，萃取溫度60 ℃，萃取時間20 min.萃取后將樣品在10000 r · min-1條件下離心10 min，重復3次;再經氮吹儀濃縮，1 mL流動相(40%水相，60%有機相)溶解，0.22 μm有機膜過濾后裝入進樣瓶.
固相萃取：取500 mL樣品，用稀硫酸調節其pH至3~4，加入0.2 g Na2EDTA以螯合水樣中的Ca2+、Mg2+等二價離子，用濾膜過濾，然后過SAX-HLB萃取系統.依次用5 mL甲醇、5 mL純水活化固相萃取柱;洗脫液為8 mL甲醇和乙腈混合液(體積比為1 ∶ 4);氮吹后用初始流動相定容至1 mL;最后用HPLC-MS/MS對樣品進行測定.固相萃取的加標回收率為92.38%~105.45%.
2.3 色譜與質譜的測定條件
本文采用HPLC-MS方法對抗生素進行測定，可實現抗生素的有效分離.ZORBAX Eclipse C18柱(3.5 μm，2.1 mm×100 mm，美國 Agilent);流動相中水相為0.3%甲酸，有機相為甲醇與乙腈比例為1 ∶ 1的混合溶液，梯度洗脫過程如下：0~1 min，10%有機相;1~5.5 min，10%~80%有機相;5.5~10 min，80%~100%有機相;10~11.5 min，100%有機相;11.5~15.5 min，100%~10%有機相;15.5~18 min，10%有機相.測定過程中Gas Flow 保持在9 L · min-1，柱溫箱溫度為30 ℃，進樣量為10 μL，進樣帶洗針，流速為0.3 mL · min-1.
2.4 實驗過程
原水處理：實驗所用原水為取自天津某飲用水廠飲用水源水.首先用切向流過濾儀0.05 μm膜組件對原水中的顆粒物進行濃縮，然后將濃縮后的顆粒加入到濃度為4 mol · L-1的NaOH溶液中，在60 ℃的環境中水浴4 h，取出后在120 ℃條件下烘干3 h，以去除顆粒上吸附的其他有機污染物.用能譜儀和納米粒度儀對處理前后的樣品進行分析可知，其組成元素相似，各元素相對含量相差不大，故將處理后的顆粒樣品稀釋到原濃度進行實驗.
吸附平衡實驗：吸附實驗參照OECD guideline 106批平衡方法進行.取4種目標抗生素各1000 ng分別投加到1 L水樣中，置于25 ℃恒溫水浴槽中避光振蕩7 h.取500 mL處理后的水樣先經過1 μm的膜過濾，對截留顆粒(>1 μm)進行微波萃取;同時將濾過液通過0.05 μm的膜組件，將該截留顆粒(0.05~1 μm)加入甲醇溶解后進行微波萃取;抗生素的總投加量減去兩次測得的顆粒物吸附量即為水相中的抗生素含量.研究兩種抗生素的競爭吸附關系時，向1 L水樣中同時投加兩種抗生素各1000 ng，處理過程如前所述.濾過液用固相萃取進行前處理，所有樣品最后均用高效液相色譜-質譜聯用儀器(HPLC-MS/MS)進行檢測.
質量控制：為消除實驗過程中的人為干擾，以超純水和加入相同濃度抗生素的超純水分別作兩個空白對照.前者超純水中未檢測出抗生素，說明實驗過程中無人為污染;后者抗生素回收率為92%~107%，說明實驗過程中抗生素未降解.
3 結果與討論
4種抗生素單獨存在和兩兩存在于水體顆粒物上的吸附情況如表 1所示.由表 1可知，4種抗生素兩兩之間的競爭吸附大部分存在相互抑制作用，但萘啶酸(NAL)和甲氧芐啶(TMP)對羅紅霉素(ROX)和青霉素(PG)在小顆粒上的吸附有一定促進作用.
表1 不同粒徑顆粒物對抗生素的吸附
3.1 萘啶酸與青霉素的競爭吸附
圖 1所示為萘啶酸(NAL)與青霉素G(PG)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.通過對比水相剩余量可知，當萘啶酸和青霉素G同時存在時，固體顆粒對青霉素G的吸附能力大于對萘啶酸的吸附能力.與抗生素單獨存在相比，萘啶酸的水相剩余量顯著增大，而青霉素G的水相剩余量則基本維持不變.可見，青霉素G的存在很大程度地抑制了顆粒對萘啶酸的吸附，但顆粒對其自身的吸附量影響甚微.這同時說明單一物質存在時，即使吸附達到平衡，顆粒上的吸附位點卻未飽和，顆粒的吸附能力并未達到最大.
圖1 萘啶酸與青霉素G二元競爭吸附
在競爭吸附條件下，小顆粒對萘啶酸的吸附受到了抑制，而對青霉素G的吸附得到了增強.大顆粒對二者的吸附量均有所下降，因此，在大粒徑范圍，二者彼此抑制，但青霉素G對萘啶酸的抑制作用更強，萘啶酸對青霉素G的抑制作用稍弱.盡管如此，大顆粒整體吸附量卻由377.08 ng上升至410.58 ng，增長率為8.88%.原因是與小顆粒不同，大顆粒上的吸附位點在單一物質存在時并未達到飽和，當物質種類增加時，總體吸附量及吸附能力都有所增加.
總之，萘啶酸與青霉素G二者同時存在時，顆粒對其吸附整體上呈現互相抑制的狀態，且青霉素G對萘啶酸的抑制作用更強.
3.2 萘啶酸與羅紅霉素競爭吸附
圖 2所示為萘啶酸(NAL)與羅紅霉素(ROX)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.從水相中抗生素的含量來看，兩種物質同時存在時，顆粒對萘啶酸的吸附量低于對羅紅霉素的吸附量.兩種條件下，萘啶酸的水相剩余量增長率接近100%，羅紅霉素水相剩余量卻與之相反.與青霉素G類似，羅紅霉素的存在抑制了顆粒對萘啶酸的吸附，而萘啶酸的存在卻在一定程度上增強了顆粒對羅紅霉素的吸附.有研究表明，萘啶酸所屬的喹諾酮類抗生素由于含有對吸附貢獻較大的—COOH，其Kd值較高，因此，比其他抗生素的吸附量要高.然而由于羅紅霉素中含有大量—OH，能與萘啶酸中的—COOH反應，二者復合后減少了在顆粒上的吸附位點，從而嚴重影響了萘啶酸在顆粒上的吸附量.
圖2 萘啶酸與羅紅霉素二元競爭吸附
單一物質存在時，小顆粒對羅紅霉素和萘啶酸的平衡吸附量均大于大顆粒.競爭吸附條件下，小顆粒對萘啶酸的吸附量減小，而對羅紅霉素的吸附量卻不降反增.二者的競爭作用抑制了小顆粒對萘啶酸的吸附，并增強了對羅紅霉素的吸附.整體來看，小顆粒對二者的總吸附量增加了50.17%，與抗生素總體濃度的增長量一致，再一次印證小顆粒強大的吸附能力.
大顆粒的吸附情況與小顆粒不同，對羅紅霉素的吸附量基本保持不變，但對萘啶酸的吸附量卻發生了大幅變化，降幅接近80%.整體來看，大顆粒對二者的吸附總量變化不大.由此可見，大顆粒的吸附能力遠不及小顆粒物，且吸附平衡時吸附量已接近飽和.
總之，萘啶酸與羅紅霉素兩種物質的競爭吸附與青霉素G相似，呈現“單向抑制”狀態：羅紅霉素很大程度地抑制了顆粒對萘啶酸的吸附，但萘啶酸卻對羅紅霉素的吸附影響不大.大顆粒、小顆粒在單一物質存在時均未達到飽和，隨著抗生素濃度的增大，顆粒吸附量也隨之增大，其中，小顆粒的吸附量與抗生素濃度的增加量相當，大顆粒的吸附能力在前后無明顯變化，可見小顆粒的吸附能力遠大于大顆粒.
3.3 萘啶酸與甲氧芐啶競爭吸附
圖 3所示為萘啶酸(NAL)與甲氧芐啶(TMP)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.對比兩種條件下抗生素的水相剩余量可知，競爭吸附達到平衡時，甲氧芐啶、萘啶酸的水相剩余量均有所增加.所以，二者在吸附過程中是相互抑制的，且甲氧芐啶對萘啶酸的抑制作用更強.這可能是因為甲氧芐啶中含有—NH2，而萘啶酸中含有—COOH，二者發生反應，相互作用后減少了吸附位點，從而降低了顆粒對二者的吸附.競爭吸附時，固體顆粒對抗生素的吸附總量增長了19.69%，明顯小于抗生素的增長量.
圖3 萘啶酸與甲氧芐啶二元競爭吸附
小顆粒對萘啶酸和甲氧芐啶的吸附量均有所減少，兩者之間的相互抑制作用十分明顯.但小顆粒的吸附總量卻呈現上升趨勢，增長率為15.17%，這說明小顆粒的吸附并未達飽和.但小顆粒總吸附量的增加量遠小于抗生素的增加量，說明二者是相互抑制的.
大顆粒的吸附作用也呈現相似規律，對甲氧芐啶和萘啶酸的吸附量均下降，萘啶酸降幅大于甲氧芐啶，二者競爭吸附時大顆粒的吸附量相當.從總吸附量來看，大顆粒吸附量由264.48 ng升至334.40 ng，增幅26.05%，大于小顆粒的增幅，小于抗生素濃度的增幅.
與前兩種情況萘啶酸單方面受到明顯抑制的現象不同，甲氧芐啶與萘啶酸二者出現了雙向抑制的現象，大、小顆粒對二者的吸附能力相似，且萘啶酸受抑制程度強于甲氧芐啶.大小顆粒吸附總量均有不同程度的增長，且大顆粒增長率大于小顆粒增長率，二者都小于抗生素濃度的增長.
3.4 甲氧芐啶與羅紅霉素競爭吸附
圖 4所示為甲氧芐啶(TMP)與羅紅霉素(ROX)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.從水相剩余量角度來看，甲氧芐啶的水相剩余量大幅增加，而羅紅霉素的水相剩余量幾乎未發生變化.受羅紅霉素影響，甲氧芐啶在固液間的Kd值變小.從結構上看，羅紅霉素屬于大環內酯類抗生素，單位質量的活性基團—OH、—C O較少，吸附能力較弱;而甲氧芐啶只含苯胺基和酰胺基兩個離子型官能團，在顆粒上的吸附作用也較弱.但是，羅紅霉素的分子量較大，單個分子上的活性基團較多，能占據更多的吸附位點，所以，顆粒對甲氧芐啶的吸附就相應地受到了抑制.
圖4 甲氧芐啶與羅紅霉素二元競爭吸附
小顆粒對二者的吸附變化明顯，尤其是羅紅霉素.在羅紅霉素單一存在時，小顆粒、大顆粒對其吸附量相當，但當二者同時存在時，小顆粒對羅紅霉素的吸附量明顯大于大顆粒的吸附量，總體上呈現出小顆粒吸附量增長，大顆粒吸附量減少的現象.甲氧芐啶則不同，大、小顆粒對其吸附量均下降.小顆粒總體吸附量大于抗生素總量的增長，出現這一現象的原因可能是，一方面羅紅霉素的競爭能力強于甲氧芐啶，使得羅紅霉素的吸附量大幅增加;另一方面小顆粒物的吸附能力強于大顆粒，部分抗生素的吸附位點由大顆粒轉移至小顆粒.與小顆粒不同，大顆粒的吸附量只有微小的提升.二者的競爭吸附再一次證實小顆粒強大的吸附能力，并且吸附量增加程度甚至超過了抗生素總量的增加幅度.
通過以上分析不難看出，甲氧芐啶與羅紅霉素相同濃度同時存在時，羅紅霉素對甲氧芐啶有明顯的抑制作用，且羅紅霉素本身不受甲氧芐啶的影響.甲氧芐啶、羅紅霉素的競爭吸附能力均大于萘啶酸，同時，羅紅霉素大于甲氧芐啶.
3.5 甲氧芐啶與青霉素G競爭吸附
圖 5所示為甲氧芐啶(TMP)與青霉素G(PG)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.二者的水相剩余量均有所增加，且甲氧芐啶的增長率大于青霉素G的增長率.顆粒對青霉素G的吸附能力大于對甲氧芐啶的吸附能力，但整體上二者吸附總量均有所下降，競爭吸附時，二者相互抑制，且青霉素G對甲氧芐啶的抑制作用更強.
圖5 甲氧芐啶與青霉素G二元競爭吸附
青霉素G與其它3種物質不同，其小顆粒的吸附量小于大顆粒的吸附量，但競爭吸附過后，又呈現出相反的狀態.這說明一方面甲氧芐啶的存在加劇了小顆粒對青霉素G的吸附，另一方面競爭吸附時小顆粒的吸附增長率大于大顆粒.甲氧芐啶則與之相反，小顆粒對其吸附能力下降，青霉素G極大地抑制了小顆粒對甲氧芐啶的吸附.整體上，小顆粒的吸附量由321.98 ng上升至416.86 ng，增幅為29.47%，小顆粒的吸附能力增加，這也是導致青霉素G小顆粒吸附量大于大顆粒的原因之一.
同甲氧芐啶與羅紅霉素的競爭吸附相似，大顆粒對青霉素G和甲氧芐啶的吸附量均有明顯下降.大顆粒隨著抗生素種類及數量的增加，吸附總量降低，這是之前4種競爭吸附中未出現的現象.同時，這一現象直接導致了小顆粒對青霉素G的吸附量反超大顆粒.
整體上，甲氧芐啶與青霉素G二者互相抑制，青霉素G對甲氧芐啶的抑制作用更明顯，特別是對于大顆粒吸附能力來說.但是，甲氧芐啶的存在卻增強了小顆粒對青霉素G的吸附能力.
3.6 青霉素G與羅紅霉素競爭吸附
圖 6所示為青霉素G(PG)與羅紅霉素(ROX)單獨存在及共同存在于水中的吸附實驗結果.顆粒上的吸附總量有一定增加，增幅在所有6種競爭吸附中最小，這說明二者同時投加時相互抑制的現象比較明顯.具體到小顆粒的吸附能力及吸附量，二者降幅明顯且羅紅霉素降幅更大，競爭吸附平衡后二者吸附量相當.小顆粒吸附總量由309.20 ng上升至379.48 ng，漲幅為22.8%，依然存在吸附未達飽和的現象.結構上看，二者的活性基團不同，不會造成吸附位點的競爭，而且相互之間不發生復合反應，不影響抗生素本身的組成，但可能由于羅紅霉素分子量較大，占用空間較大，因此，產生了二者顆粒上的吸附量均減少但總量增多的結果.
圖6 青霉素G與羅紅霉素二元競爭吸附
相比于小顆粒，大顆粒的降幅更大，二者相互抑制現象尤其明顯，小顆粒吸附能力上羅紅霉素受抑制程度較大，大顆粒吸附能力上青霉素G受抑制情況更明顯.整體來看，固相吸附量降幅相當.故由此可以判斷二者競爭能力相當，且都大于甲氧芐啶和萘啶酸.
4 結論
1)水體顆粒物吸附單一抗生素達到平衡時，小顆粒、大顆粒上的吸附位點均未達到飽和.當投加兩種相同濃度的抗生素時，二者的吸附總量均有不同程度的增加.一般情況下，吸附量的增加程度小于抗生素總量的增加程度.
2)4種抗生素的二元競爭吸附結果顯示，羅紅霉素、青霉素G的競爭能力最強，甲氧芐啶次之，萘啶酸的競爭能力最弱.抗生素的結構會影響顆粒對其的吸附，極性或離子型基團越多，吸附量越大，當活性基團被破壞時，吸附量就會受到影響.
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