饮用水中重金属、抗生素去除方法

2017-03-15 08:55:37 1

  1 引言

  天然水体中的颗粒物不仅本身是饮用水的重要污染物,而且常常作为载体把水中微量、痕量的污染物,如重金属、类金属、农药、有毒化学品等的60%~90%吸附或粘附在其表面上,一同在环境中迁移及发生各种界面化学反应和生态环境效应.水体颗粒物包含着饮用水标准中规定的主要指标物质和饮用水处理过程需要去除的重要对象,在现代水体污染机理研究、水体污染监测、水体污染控制及水处理工艺中受到了高度重视.

  抗生素类药品是目前应用最广泛的药物之一,除了用于人类治疗,还普遍用于家禽饲养、水产养殖和食品加工等.大量研究表明,抗生素越来越多地在世界范围内的水环境体系中出现,并逐渐成为环境科学研究领域中的热点问题美国2008年公布的一项调查报告显示,24个大城市的饮用水含有抗生素等多种药物成分,至少4100万人在日常生活中饮用这种存在安全隐患的水.我国是抗生素药物的生产和使用大国,据统计,我国年产抗生素原料约为 2.1×105 t,不能被人体或者动物完全吸收的抗生素以代谢物的形式随粪便和尿液排出,以持久性有机污染物的形式存在于环境中,对人类的健康造成不利影响,从而引起循环污染.

  不同种类抗生素在颗粒物上的吸附行为各不相同.目前对于单一种类抗生素在颗粒物上的吸附研究不断增多,但水中抗生素种类繁多,考察多组分抗生素在水体颗粒物上的吸附更为重要.关于物质在颗粒物上的竞争吸附研究主要集中在重金属领域,许多国内外学者对重金属在土壤上的吸附行为进行了较为深入的研究,发现不同金属离子在土壤表面存在竞争吸附,并分析研究了竞争吸附的作用机理及各种影响因素,如pH值、离子强度、有机质含量等.关于抗生素在颗粒物上的竞争吸附研究还比较少.在研究五氯苯酚(PCP)在水体颗粒物上的吸附和解析时发现,多种有机污染物的共存会影响有机物在颗粒物上的吸附行为及其生物生态效应,极性的苯酚和非极性的六氯代苯(HCB)存在条件下,颗粒物对PCP的吸附量减小.颗粒物的性质会影响其对抗生素的吸附,抗生素自身的结构和性质也会对吸附产生一定影响.土壤中的溶解有机质存在大量羧基、羟基、羰基等多种活性功能团,如带负电的官能团羧基为带正电的抗生素离子提供可能的吸附位点,它们之间可以通过氢键作用而被吸附,或通过金属离子桥接作用而被吸附.但覆盖有溶解有机质的无机矿物可能屏蔽矿物表面的吸附位点,而使抗生素吸附减弱.

  有研究发现,不同粒径的颗粒物在天然水体中的分布不同,对抗生素的吸附能力也不同.一方面,水体中小颗粒物(粒径<1 μm)的百分含量较高,加之其广大的比表面积,会大量吸附水体中残留的抗生素,然而传统饮用水处理标准中却没有针对小颗粒物去除效果的相关标准;另一方面,粒径越小,颗粒物越难以去除,其表面吸附的抗生素也会随之残留在水体中,对饮用水安全产生影响.基于此,本文进行了天然水体颗粒物对4种典型抗生素(罗红霉素(ROX)、青霉素G(PG)、甲氧苄啶(TMP)、萘啶酸(NAL))的吸附平衡实验,研究它们两两之间的竞争吸附特征,并分粒径测定不同大小颗粒物上的抗生素含量,以期对饮用水水质标准和处理工艺的改善提供借鉴.

  2 材料与方法

  2.1 仪器与材料

  超高效液相色谱-三重串联四级杆质谱联用仪(美国Agilent公司),VAC ELUT SPS 24固相萃取仪(美国Agilent公司),单模微波合成仪(屹尧科技,NOVA-2S),恒温振荡器(美国 CRYSTAL),SB 25-12DTDN超声波清洗仪(宁波新芝生物科技股份有限公司),N-EVAP氮吹仪(美国Organomation),OASIS HLB固相萃取柱(6 cc/500 mg,美国Waters),SAX阴离子交换小柱(3 cc/200 mg,美国Agilent),ZORBAX Eclipse C18 柱(3.5 μm,2.1 mm×100 mm,美国Agilent),滤膜(聚碳酸酯,1 μm,美国Whatman),切向流过滤仪(KrosFlo,含0.05 μm膜组件),pH测定仪(美国Hach).

  本文选取四大类抗生素中的典型代表进行研究,包括:青霉素类的青霉素G(Penicilline G potassium salt,PG)、喹诺酮类的萘啶酸(Nalidixic acid,NAL)、磺胺类的甲氧苄啶(Trimethoprim,TMP)和大环内酯类的罗红霉素(Roxithromycin,ROX).各试剂标准及来源如下:抗生素标准品购自德国Dr.Ehrenstorfer、西玛通(100 μg · mL-1 in Methanol,美国 Accust and ard),Caffeine-13C3(100 μg · mL-1 in Methanol,剑桥同位素实验室),甲醇与乙腈(色谱纯,美国Fisher),乙二胺四乙酸二钠(优级纯,美国Sigma),醋酸与醋酸铵(CNW,上海安谱科学仪器有限公司).

  2.2 前处理过程

  微波萃取条件:微波萃取常用于土壤、沉积物中多环芳烃、农药残留的测定及重金属形态分析等方面样品的前处理.有研究表明,颗粒物上吸附的抗生素也可以用微波萃取进行富集和浓缩.本文采用的微波萃取条件为:萃取剂为20 mL甲醇,萃取温度60 ℃,萃取时间20 min.萃取后将样品在10000 r · min-1条件下离心10 min,重复3次;再经氮吹仪浓缩,1 mL流动相(40%水相,60%有机相)溶解,0.22 μm有机膜过滤后装入进样瓶.

  固相萃取:取500 mL样品,用稀硫酸调节其pH至3~4,加入0.2 g Na2EDTA以螯合水样中的Ca2+、Mg2+等二价离子,用滤膜过滤,然后过SAX-HLB萃取系统.依次用5 mL甲醇、5 mL纯水活化固相萃取柱;洗脱液为8 mL甲醇和乙腈混合液(体积比为1 ∶ 4);氮吹后用初始流动相定容至1 mL;最后用HPLC-MS/MS对样品进行测定.固相萃取的加标回收率为92.38%~105.45%.

  2.3 色谱与质谱的测定条件

  本文采用HPLC-MS方法对抗生素进行测定,可实现抗生素的有效分离.ZORBAX Eclipse C18柱(3.5 μm,2.1 mm×100 mm,美国 Agilent);流动相中水相为0.3%甲酸,有机相为甲醇与乙腈比例为1 ∶ 1的混合溶液,梯度洗脱过程如下:0~1 min,10%有机相;1~5.5 min,10%~80%有机相;5.5~10 min,80%~100%有机相;10~11.5 min,100%有机相;11.5~15.5 min,100%~10%有机相;15.5~18 min,10%有机相.测定过程中Gas Flow 保持在9 L · min-1,柱温箱温度为30 ℃,进样量为10 μL,进样带洗针,流速为0.3 mL · min-1.

  2.4 实验过程

  原水处理:实验所用原水为取自天津某饮用水厂饮用水源水.首先用切向流过滤仪0.05 μm膜组件对原水中的颗粒物进行浓缩,然后将浓缩后的颗粒加入到浓度为4 mol · L-1的NaOH溶液中,在60 ℃的环境中水浴4 h,取出后在120 ℃条件下烘干3 h,以去除颗粒上吸附的其他有机污染物.用能谱仪和纳米粒度仪对处理前后的样品进行分析可知,其组成元素相似,各元素相对含量相差不大,故将处理后的颗粒样品稀释到原浓度进行实验.

  吸附平衡实验:吸附实验参照OECD guideline 106批平衡方法进行.取4种目标抗生素各1000 ng分别投加到1 L水样中,置于25 ℃恒温水浴槽中避光振荡7 h.取500 mL处理后的水样先经过1 μm的膜过滤,对截留颗粒(>1 μm)进行微波萃取;同时将滤过液通过0.05 μm的膜组件,将该截留颗粒(0.05~1 μm)加入甲醇溶解后进行微波萃取;抗生素的总投加量减去两次测得的颗粒物吸附量即为水相中的抗生素含量.研究两种抗生素的竞争吸附关系时,向1 L水样中同时投加两种抗生素各1000 ng,处理过程如前所述.滤过液用固相萃取进行前处理,所有样品最后均用高效液相色谱-质谱联用仪器(HPLC-MS/MS)进行检测.

  质量控制:为消除实验过程中的人为干扰,以超纯水和加入相同浓度抗生素的超纯水分别作两个空白对照.前者超纯水中未检测出抗生素,说明实验过程中无人为污染;后者抗生素回收率为92%~107%,说明实验过程中抗生素未降解.

  3 结果与讨论

  4种抗生素单独存在和两两存在于水体颗粒物上的吸附情况如表 1所示.由表 1可知,4种抗生素两两之间的竞争吸附大部分存在相互抑制作用,但萘啶酸(NAL)和甲氧苄啶(TMP)对罗红霉素(ROX)和青霉素(PG)在小颗粒上的吸附有一定促进作用.

 表1 不同粒径颗粒物对抗生素的吸附

  3.1 萘啶酸与青霉素的竞争吸附

  图 1所示为萘啶酸(NAL)与青霉素G(PG)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.通过对比水相剩余量可知,当萘啶酸和青霉素G同时存在时,固体颗粒对青霉素G的吸附能力大于对萘啶酸的吸附能力.与抗生素单独存在相比,萘啶酸的水相剩余量显著增大,而青霉素G的水相剩余量则基本维持不变.可见,青霉素G的存在很大程度地抑制了颗粒对萘啶酸的吸附,但颗粒对其自身的吸附量影响甚微.这同时说明单一物质存在时,即使吸附达到平衡,颗粒上的吸附位点却未饱和,颗粒的吸附能力并未达到最大.

 图1 萘啶酸与青霉素G二元竞争吸附

  在竞争吸附条件下,小颗粒对萘啶酸的吸附受到了抑制,而对青霉素G的吸附得到了增强.大颗粒对二者的吸附量均有所下降,因此,在大粒径范围,二者彼此抑制,但青霉素G对萘啶酸的抑制作用更强,萘啶酸对青霉素G的抑制作用稍弱.尽管如此,大颗粒整体吸附量却由377.08 ng上升至410.58 ng,增长率为8.88%.原因是与小颗粒不同,大颗粒上的吸附位点在单一物质存在时并未达到饱和,当物质种类增加时,总体吸附量及吸附能力都有所增加.

  总之,萘啶酸与青霉素G二者同时存在时,颗粒对其吸附整体上呈现互相抑制的状态,且青霉素G对萘啶酸的抑制作用更强.

  3.2 萘啶酸与罗红霉素竞争吸附

  图 2所示为萘啶酸(NAL)与罗红霉素(ROX)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.从水相中抗生素的含量来看,两种物质同时存在时,颗粒对萘啶酸的吸附量低于对罗红霉素的吸附量.两种条件下,萘啶酸的水相剩余量增长率接近100%,罗红霉素水相剩余量却与之相反.与青霉素G类似,罗红霉素的存在抑制了颗粒对萘啶酸的吸附,而萘啶酸的存在却在一定程度上增强了颗粒对罗红霉素的吸附.有研究表明,萘啶酸所属的喹诺酮类抗生素由于含有对吸附贡献较大的—COOH,其Kd值较高,因此,比其他抗生素的吸附量要高.然而由于罗红霉素中含有大量—OH,能与萘啶酸中的—COOH反应,二者复合后减少了在颗粒上的吸附位点,从而严重影响了萘啶酸在颗粒上的吸附量.

 图2 萘啶酸与罗红霉素二元竞争吸附

  单一物质存在时,小颗粒对罗红霉素和萘啶酸的平衡吸附量均大于大颗粒.竞争吸附条件下,小颗粒对萘啶酸的吸附量减小,而对罗红霉素的吸附量却不降反增.二者的竞争作用抑制了小颗粒对萘啶酸的吸附,并增强了对罗红霉素的吸附.整体来看,小颗粒对二者的总吸附量增加了50.17%,与抗生素总体浓度的增长量一致,再一次印证小颗粒强大的吸附能力.

  大颗粒的吸附情况与小颗粒不同,对罗红霉素的吸附量基本保持不变,但对萘啶酸的吸附量却发生了大幅变化,降幅接近80%.整体来看,大颗粒对二者的吸附总量变化不大.由此可见,大颗粒的吸附能力远不及小颗粒物,且吸附平衡时吸附量已接近饱和.

  总之,萘啶酸与罗红霉素两种物质的竞争吸附与青霉素G相似,呈现“单向抑制”状态:罗红霉素很大程度地抑制了颗粒对萘啶酸的吸附,但萘啶酸却对罗红霉素的吸附影响不大.大颗粒、小颗粒在单一物质存在时均未达到饱和,随着抗生素浓度的增大,颗粒吸附量也随之增大,其中,小颗粒的吸附量与抗生素浓度的增加量相当,大颗粒的吸附能力在前后无明显变化,可见小颗粒的吸附能力远大于大颗粒.

  3.3 萘啶酸与甲氧苄啶竞争吸附

  图 3所示为萘啶酸(NAL)与甲氧苄啶(TMP)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.对比两种条件下抗生素的水相剩余量可知,竞争吸附达到平衡时,甲氧苄啶、萘啶酸的水相剩余量均有所增加.所以,二者在吸附过程中是相互抑制的,且甲氧苄啶对萘啶酸的抑制作用更强.这可能是因为甲氧苄啶中含有—NH2,而萘啶酸中含有—COOH,二者发生反应,相互作用后减少了吸附位点,从而降低了颗粒对二者的吸附.竞争吸附时,固体颗粒对抗生素的吸附总量增长了19.69%,明显小于抗生素的增长量.

 图3 萘啶酸与甲氧苄啶二元竞争吸附

  小颗粒对萘啶酸和甲氧苄啶的吸附量均有所减少,两者之间的相互抑制作用十分明显.但小颗粒的吸附总量却呈现上升趋势,增长率为15.17%,这说明小颗粒的吸附并未达饱和.但小颗粒总吸附量的增加量远小于抗生素的增加量,说明二者是相互抑制的.

  大颗粒的吸附作用也呈现相似规律,对甲氧苄啶和萘啶酸的吸附量均下降,萘啶酸降幅大于甲氧苄啶,二者竞争吸附时大颗粒的吸附量相当.从总吸附量来看,大颗粒吸附量由264.48 ng升至334.40 ng,增幅26.05%,大于小颗粒的增幅,小于抗生素浓度的增幅.

  与前两种情况萘啶酸单方面受到明显抑制的现象不同,甲氧苄啶与萘啶酸二者出现了双向抑制的现象,大、小颗粒对二者的吸附能力相似,且萘啶酸受抑制程度强于甲氧苄啶.大小颗粒吸附总量均有不同程度的增长,且大颗粒增长率大于小颗粒增长率,二者都小于抗生素浓度的增长.

  3.4 甲氧苄啶与罗红霉素竞争吸附

  图 4所示为甲氧苄啶(TMP)与罗红霉素(ROX)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.从水相剩余量角度来看,甲氧苄啶的水相剩余量大幅增加,而罗红霉素的水相剩余量几乎未发生变化.受罗红霉素影响,甲氧苄啶在固液间的Kd值变小.从结构上看,罗红霉素属于大环内酯类抗生素,单位质量的活性基团—OH、—C O较少,吸附能力较弱;而甲氧苄啶只含苯胺基和酰胺基两个离子型官能团,在颗粒上的吸附作用也较弱.但是,罗红霉素的分子量较大,单个分子上的活性基团较多,能占据更多的吸附位点,所以,颗粒对甲氧苄啶的吸附就相应地受到了抑制.

 图4 甲氧苄啶与罗红霉素二元竞争吸附

  小颗粒对二者的吸附变化明显,尤其是罗红霉素.在罗红霉素单一存在时,小颗粒、大颗粒对其吸附量相当,但当二者同时存在时,小颗粒对罗红霉素的吸附量明显大于大颗粒的吸附量,总体上呈现出小颗粒吸附量增长,大颗粒吸附量减少的现象.甲氧苄啶则不同,大、小颗粒对其吸附量均下降.小颗粒总体吸附量大于抗生素总量的增长,出现这一现象的原因可能是,一方面罗红霉素的竞争能力强于甲氧苄啶,使得罗红霉素的吸附量大幅增加;另一方面小颗粒物的吸附能力强于大颗粒,部分抗生素的吸附位点由大颗粒转移至小颗粒.与小颗粒不同,大颗粒的吸附量只有微小的提升.二者的竞争吸附再一次证实小颗粒强大的吸附能力,并且吸附量增加程度甚至超过了抗生素总量的增加幅度.

  通过以上分析不难看出,甲氧苄啶与罗红霉素相同浓度同时存在时,罗红霉素对甲氧苄啶有明显的抑制作用,且罗红霉素本身不受甲氧苄啶的影响.甲氧苄啶、罗红霉素的竞争吸附能力均大于萘啶酸,同时,罗红霉素大于甲氧苄啶.

  3.5 甲氧苄啶与青霉素G竞争吸附

  图 5所示为甲氧苄啶(TMP)与青霉素G(PG)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.二者的水相剩余量均有所增加,且甲氧苄啶的增长率大于青霉素G的增长率.颗粒对青霉素G的吸附能力大于对甲氧苄啶的吸附能力,但整体上二者吸附总量均有所下降,竞争吸附时,二者相互抑制,且青霉素G对甲氧苄啶的抑制作用更强.

  图5 甲氧苄啶与青霉素G二元竞争吸附

  青霉素G与其它3种物质不同,其小颗粒的吸附量小于大颗粒的吸附量,但竞争吸附过后,又呈现出相反的状态.这说明一方面甲氧苄啶的存在加剧了小颗粒对青霉素G的吸附,另一方面竞争吸附时小颗粒的吸附增长率大于大颗粒.甲氧苄啶则与之相反,小颗粒对其吸附能力下降,青霉素G极大地抑制了小颗粒对甲氧苄啶的吸附.整体上,小颗粒的吸附量由321.98 ng上升至416.86 ng,增幅为29.47%,小颗粒的吸附能力增加,这也是导致青霉素G小颗粒吸附量大于大颗粒的原因之一.

  同甲氧苄啶与罗红霉素的竞争吸附相似,大颗粒对青霉素G和甲氧苄啶的吸附量均有明显下降.大颗粒随着抗生素种类及数量的增加,吸附总量降低,这是之前4种竞争吸附中未出现的现象.同时,这一现象直接导致了小颗粒对青霉素G的吸附量反超大颗粒.

  整体上,甲氧苄啶与青霉素G二者互相抑制,青霉素G对甲氧苄啶的抑制作用更明显,特别是对于大颗粒吸附能力来说.但是,甲氧苄啶的存在却增强了小颗粒对青霉素G的吸附能力.

  3.6 青霉素G与罗红霉素竞争吸附

  图 6所示为青霉素G(PG)与罗红霉素(ROX)单独存在及共同存在于水中的吸附实验结果.颗粒上的吸附总量有一定增加,增幅在所有6种竞争吸附中最小,这说明二者同时投加时相互抑制的现象比较明显.具体到小颗粒的吸附能力及吸附量,二者降幅明显且罗红霉素降幅更大,竞争吸附平衡后二者吸附量相当.小颗粒吸附总量由309.20 ng上升至379.48 ng,涨幅为22.8%,依然存在吸附未达饱和的现象.结构上看,二者的活性基团不同,不会造成吸附位点的竞争,而且相互之间不发生复合反应,不影响抗生素本身的组成,但可能由于罗红霉素分子量较大,占用空间较大,因此,产生了二者颗粒上的吸附量均减少但总量增多的结果.

 图6 青霉素G与罗红霉素二元竞争吸附

  相比于小颗粒,大颗粒的降幅更大,二者相互抑制现象尤其明显,小颗粒吸附能力上罗红霉素受抑制程度较大,大颗粒吸附能力上青霉素G受抑制情况更明显.整体来看,固相吸附量降幅相当.故由此可以判断二者竞争能力相当,且都大于甲氧苄啶和萘啶酸.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。

  4 结论

  1)水体颗粒物吸附单一抗生素达到平衡时,小颗粒、大颗粒上的吸附位点均未达到饱和.当投加两种相同浓度的抗生素时,二者的吸附总量均有不同程度的增加.一般情况下,吸附量的增加程度小于抗生素总量的增加程度.

  2)4种抗生素的二元竞争吸附结果显示,罗红霉素、青霉素G的竞争能力最强,甲氧苄啶次之,萘啶酸的竞争能力最弱.抗生素的结构会影响颗粒对其的吸附,极性或离子型基团越多,吸附量越大,当活性基团被破坏时,吸附量就会受到影响.

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