1 引言
天然水体环境中最基本的颗粒物体系是以粘土矿物微粒为骨架，通过聚集作用形成的土壤团粒.微粒由于具有较大的比表面积，因而能够吸附金属水合氧化物并与水中存在的一些有机高分子通过架桥作用发生团聚.这种聚集体还可以吸附结合水中的重金属和离子、化学品等微污染物.
自1929年青霉素问世以来，抗生素在全世界范围内得到了广泛使用.美国在一项针对139条河流的水质状况的研究表明，在河水中检测出95种有机物，其中，31种常用抗生素中氟喹诺酮类、磺胺类、大环内酯类的最大值浓度能够达到1.9 μg · L-1.在德国 Baden-Wuttemberg 地区 108个地下水样品中，共检测出 60种药物，有 8 种药物在至少3个样品中被检出，其浓度最高可达 1100 ng · L-1，检出率最高达 20%.我国在香港维多利亚港与珠江中检测多种抗生素，含量分别在70~489 ng · L-1与13~69 ng · L-1之间.
环境中抗生素药物的长期存在，可能导致环境微生物群落结构发生改变，甚至可能破坏生态系统原有正常的新陈代谢模式，导致水体或土壤性质发生变化.磺胺类抗生素及氟喹诺酮类抗生素对水体中的绿藻有负面影响，而且可能经由植物吸收等途径进入食物链，对人体健康构成潜在的威胁.青霉素、磺胺类药物等易使人产生过敏和变态反应.
当前，关于抗生素的吸附研究主要集中在土壤和底泥等对抗生素的吸附方面.研究了26个土壤的理化性质对土壤吸附抗生素的影响.利用超声波提取的方法测定了底泥中的14种抗生素，得出养殖场附近的河流底泥中抗生素如土霉素含量能够达到9287.5 μg · kg-1.等检测了海河底泥中的12种抗生素的含量，其中，磺胺泰哒嗪的含量高达481.85 ng · g-1.
水体中抗生素种类繁多，它们在水处理工艺中的去除效果相差很大，可能是受到抗生素分子特性和物化性质的影响.目前，很少有人从分子角度对这些抗生素的去除、抗生素的物理化学性质及饮用水工艺进行结合分析.研究抗生素从进入自然水体到处于平衡状态的过程中，各种抗生素的固、液相分配问题，对饮用水或者污水中的抗生素去除方法研究具有指导意义.因此，本文分析了水体中颗粒物对7种典型抗生素的吸附特征，通过环境扫描电镜测定颗粒物的表面结构及元素组成，并采用高效液相色谱与质谱串联(HPLC-MS/MS)的检测方法对抗生素进行测定.
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)，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(聚四氟乙烯，0.22 μm、0.45 μm，47 mm，美国Pall;玻璃纤维，0.7 μm，47 mm，美国Whatman).
本文以河底沉积物及天然水体中检出率较高的几类人及兽用抗生素为研究对象，包括磺胺类：磺胺嘧啶(Sulfadiazine，SDZ)、磺胺甲噁唑(Sulfamethoxazole，SMX)、磺胺甲基嘧啶(Sulfamerazine，SMZ);甲氧苄啶(Trimethoprim，TMP);大环内酯类：罗红霉素(Roxithromycin，ROX);喹诺酮类：氧氟苄啶(Ofloxacin，OFL)、恩诺沙星(Enrofloxacin，ENR)等，其标准品均购自德国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 颗粒物样品的制备
实验中使用的环境扫描电镜型号为XL-30 TMP，它配有常规的二次电子检测器，气体二次电子检测器及X射线元素分析能谱仪，可以对固体、粉末、金属、非金属样品进行表面形貌及元素分析.将一定量的天然水用0.22 μm滤膜进行过滤，得到颗粒物样品用于进行颗粒物形态和成分分析.由于很难将天然水中的颗粒物从滤膜上完全分离下来，因此，在连续实验中使用的颗粒物取自河边的土壤.通过对两种颗粒物样品的环境扫描电镜结果进行比较可知，两种颗粒物的组成元素相似，各种元素的相对含量相差不大.颗粒物样品在使用之前需要进行处理：将颗粒物样品加入到浓度为4 mol · L-1的NaOH溶液中水浴加热4 h，取出在120 ℃条件下烘干3 h.处理的颗粒物样品进行环境扫描电镜分析和吸附试验.
2.3 标准曲线及抗生素样品的制备
准确称取上述7种抗生素标准品各0.0100 g，溶解到50 mL甲醇中，配制成浓度为200 mg · L-1的标准储备液.分别取一定量的单标储备液混合，用甲醇稀释成浓度为10 mg · L-1的混标储备液.Simeton用甲醇稀释至10 mg · L-1.用初始流动相将混合标准液稀释成混合标准溶液(10、20、50、100、500、1000 μg · L-1).称取Na2EDTA、柠檬酸、Na2HPO4配制McIlvaine溶液;柠檬酸钠和柠檬酸溶液配制成柠檬酸缓冲液，调节样品的pH为4.7左右.
水样在进行固相萃取之前，要将样品的pH调至3~4左右，加入0.4 g Na2EDTA 以螯合水样中的诸如Ca2+和Mg2+的二价离子，并且用滤膜过滤，然后过SAX-HLB萃取系统(固相萃取柱预先用5 mL甲醇、5 mL纯水活化).固相萃取之后，用7 mL洗脱液(甲醇与乙腈比例为1 ∶ 4)洗脱，氮吹至近干，加入10 μL(10 mg · L-1)内标物Simeton，用初始流动相定容至1 mL.最后用高效液相色谱-质谱联用仪器(HPLC-MS/MS)对样品进行测定.
1 L超纯水中加入浓度为1 mg · L-1的混合标准溶液800 μL，作为待测水样.水样中加入100 μL(1 mg · L-1)替代物Caffeine-C13，加入0.4 g Na2EDTA，然后进入SAX-HLB萃取系统.萃取后的HLB小柱分别使用不同的洗脱液进行洗脱，对比各种洗脱液对目标抗生素的回收率.回收率(D)计算公式如下：
式中，C1为加标试样中测定浓度(ng · L-1)，C0为加标浓度(ng · L-1).
2.4 色谱与质谱的测定条件
ZORBAX EclipseC18柱(3.5 μm，2.1 mm×100 mm，美国Agilent);流动相中的无机相为0.3%甲酸，有机相为甲醇与乙腈比例为1 ∶ 1的混合溶液.A为有机相，B为无机相.梯度洗脱的过程为：0~1 min，10% A;1~6 min，10%~88% A;9.5~11.5 min，100% A;11.5~15.5 min，100%~10% A;15.5~19 min，10% A.测定过程中Gas Flow保持在10 L · min-1，柱温箱温度为25 ℃，进样量为10 μL，进样带洗针，流速为0.3 mL · min-1.
2.5 连续吸附实验
反应器为恒温水浴槽，保证反应体系的温度在25 ℃左右.反应器中加入20 L水，向水中加入抗生素使其浓度约为800 ng · L-1左右，开始搅拌使反应器中的溶液混合均匀，此时取样进行测定，记为反应的初始值.根据原水中颗粒物浓度，向水中投入0.416 g颗粒物，开始进行连续吸附反应，实验在避光条件下进行，保持pH为7.0左右.实验初始阶段，每隔10 min取样进行测定，1 h之后，每隔0.5 h取样进行测定.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 原水中颗粒物的特性研究
实验中对天然水体中的颗粒物进行了表面形态的扫描，并对颗粒物的元素组成进行了测定.图 1为天然水体中颗粒物样品的环境扫描电镜分析的放大图像.由图 1a可知，水体中的颗粒物粒径不同，粒径大的颗粒物数量较少;从图 1b可以看出，原水中颗粒物大多是不规则的球体，颗粒物的微观形状有球状、线状、片状和不规则形状，而且长短也有区别.各个单体还可以聚集成絮状、链状、分枝状等.不同形状的颗粒物会影响颗粒物的特性和功能.颗粒物表面凹凸不平而且具有孔隙结构，使颗粒物能够充分地与抗生素接触，并且能够大量的吸附抗生素.
图 1 天然水体中颗粒物扫描结果(a.100倍，b.5000倍)
如表 1所示，利用环境扫描电镜对颗粒物进行元素分析，结果表明，两种颗粒物中含量最多的元素为O元素，因为大多数元素的存在形式都是氧化物;颗粒物中含有的矿质元素种类较多，其中，Si、Al元素的含量尤其多，说明原水颗粒物的主要类型为粘土矿物;Na、Mg的含量比较少.水体颗粒物中最常见的矿物是硅、铝等的氧化物和氢氧化物，如Al2O3、SiO2等，它们在水中不论是晶体或是无定形状态都在表面吸附着配位水，经过解离而形成大量羟基(—OH)官能团，构成烃基化的表面.通过相中颗粒物样品的对比可知，两种样品的元素种类相同，存在形式相同，含量相差不大.上述分析结果与关于我国东部主要河流颗粒物的元素组成和粘土矿物的相对组成统计调查基本一致.
表1 颗粒物中各种元素的含量
3.2 抗生素测定条件及洗脱液的优化
色谱测定条件的优化过程主要为优化流动相，流动相分为有机相和无机相.图 2中横坐标为时间，纵坐标为峰的响应值.图 2a中有机相为甲醇，无机相为0.1%甲酸;图 2b中有机相为1 ∶ 1的甲醇与乙腈的混合液，无机相为0.3%的甲酸.图 2a显示，各种物质的峰没有完全分离，有些峰发生了重合现象，SDZ的峰宽大于1 min，实验过程中每次测定过程会出现延后现象，重现性较差.从图 2b中可以发现，各种抗生素的峰图分离较好，分离度R均大于1.5，各种物质的峰实现较好的分离，SDZ的峰较宽，峰宽接近0.7 min，可以用于定量，测定过程中同一个样品连续3次进样测定的重现性较好，相差不过3%.采用优化后的方法做7种抗生素校正曲线.实验结果表明：在1~1000 μg · L-1的浓度范围内，各种抗生素的可决系数均大于0.996(表 2).3倍信噪比为样品的定性检出限，10倍信噪比为定量下限.配制100、200和800 μg · L-1的标准溶液，分别连续进样，计算峰面积的相对标准偏差(RSD)均小于2%，重现性较好，可以作为定量曲线.
图 2 7种抗生素标准样品色谱图
表2 抗生素的校正曲线
目前，抗生素环境样品前处理过程中使用的固相萃取小柱多为Waters公司的HLB 系列小柱.在实验中，我们选用不同的洗脱液对样品进行洗脱，如图 3所示，使用纯甲醇进行洗脱时，各种抗生素的回收率一般维持在70%左右，而且各种抗生素的回收率相差并不是很明显;随着混合溶液中乙腈含量的增加，洗脱效果基本是呈上升趋势的;当甲醇的含量为20%时，各种抗生素的洗脱效果都很相近，变化幅度很小，所以甲醇含量为20%的洗脱液更适合.当使用纯乙腈进行洗脱时，有些抗生素的洗脱效果已经超过了100%，说明这个时候的洗脱液容易掺杂杂质，对测定过程产生干扰.因此，甲醇含量为20%、乙腈含量为80%为最佳配比的洗脱液.
图 3 不同洗脱液的回收率
3.3 不同滤膜对抗生素吸附的影响
实验中选择两种不同材质(聚四氟乙烯和玻璃纤维)的滤膜分别测定其使用过程对抗生素测定的影响.如图 4所示，滤膜的使用会对抗生素的测定产生影响.其中，聚四氟乙烯滤膜会对抗生素的浓度产生比较大的影响，除SMZ外，滤膜对其他抗生素的影响程度基本相差不大.玻璃纤维滤膜对各种抗生素的影响相差比较大，但相对于聚四氟乙烯滤膜来说，玻璃纤维滤膜对浓度的影响对比较小.因此，为了能够更加精确地对抗生素进行定量，本实验中选择玻璃纤维膜作为滤膜.
图 4(Fig. 4)
图 4 两种滤膜对测定结果的影响
3.4 抗生素的吸附动力学
抗生素类药物在环境中的迁移转化等过程都与抗生素物质的物理化学性质相关.表 3为实验中几种抗生素的物理化学性质.
表3 抗生素的理化性质
连续实验的最初阶段，实验体系的浓度变化较快，设定每隔10 min取1次样，1 h之后每隔0.5 h取样，实验持续3 h，取样后立刻按照上述方法进行预处理，然后用HPLC-MS/MS进行测定.如图 5所示，在实验开始的20 min内，溶解态的抗生素浓度会快速降低;20 ~30 min内，抗生素的浓度不再减小，反而会有一部分上升，表明颗粒物在过量吸附了抗生素之后会进行解吸;试验30 min之后，磺胺类抗生素会达到吸附平衡，甲氧苄啶也会达到平衡状态，其余的几种抗生素会接着进行吸附，但吸附速率大幅降低;在2 h之内，所有抗生素都会达到吸附平衡.3种磺胺类抗生素的吸附曲线的变化规律相似：从初始值开始，前10 min与20 min的吸附速率相同，20 min时达到吸附的最大值;解吸过程进行的很快，而且解吸比较剧烈，解吸后浓度很稳定，吸附与解吸速率变化不明显，到达平衡时的吸附值与初始值相差不大.喹诺酮类抗生素ENR、OFL在吸附过程中的趋势与磺胺类不同，从初始值开始，前20 min的吸附速率明显比前10 min大，在20 min时吸附值最大，解吸10 min后没有到达很稳定的状态，在反应体系中吸附占优势，抗生素的浓度仍在降低，浓度变化不是很明显.ROX吸附曲线的变化趋势与喹诺酮类抗生素保持一致.
图 5 颗粒物对抗生素的吸附曲线(各个数据点为多次平行实验的平均值，相对标准偏差RSD为0.72%~2.12%)
由表 4可知，颗粒物对不同种类的抗生素的吸附能力不同.从平衡吸附量一列可以看出：磺胺类抗生素SDZ、SMZ、SMX及TMP的pKa值都在6.48~7.20之间，平衡吸附量为1619~4190 ng · g-1;ENR、OFL、ROX的pKa值在7.70~8.44之间，平衡吸附量为11323~15568 ng · g-1.通过实验可以发现，pKa值较大的抗生素的吸附量也会较大，而且pKa值越大，抗生素的吸附速率也随之增快.从平衡时的液相比例可以看出，pKa较大的抗生素大部分都吸附在颗粒物上，因此，水中的比例都远远小于pKa较小的颗粒物，如ENR在颗粒物表面的吸附量超过了总量的84.350%.天然水体pH一般为弱碱性，当抗生素的酸度系数pKa与水中pH值相当时，抗生素一般会以负离子状态存在.pKa值越大，抗生素分子以离子化形式存在的比例越低.认为混凝沉淀过程中 PPCPs 的去除率与其疏水性之间存在一定关系，Kow、pKa值越大，混凝对 PPCPs 的去除率越高研究也证明，pKa较大的抗生素更容易在混凝沉淀过程中被吸附在絮体表面，进而得到很好的去除.本文的实验结果印证了上述观点.
表4 连续吸附实验结果
综上所述，在饮用水处理工艺中，具有较大pKa值的抗生素由于会大量吸附在颗粒物表面，因此，可以通过去除颗粒物从而间接达到对抗生素较好的去除效果.而磺胺类等pKa值较小的抗生素只有很少的一部分被吸附，大部分都处于溶解态，因此，在水处理工艺中可以通过改变反应条件等方式有针对性地达到去除的目的.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)天然水体中颗粒物形状不规则，而且具有孔状结构，可以吸附水中的污染物.原水中颗粒物为含有Si、Al的粘土矿物，各种元素的存在形式为氧化物和氢氧化物.
2)连续吸附实验在20 min时到达吸附最大，2 h时吸附到达平衡.由吸附曲线可知，具有较大pKa的抗生素的吸附速率也随之增大，抗生素的平衡吸附量也与pKa值正相关，平衡时的吸附量由大到小的顺序为：OFL> ENR > ROX> TMP> SMX> SDZ> SMZ.
3)具有较大pKa的抗生素能够快速大量地吸附在颗粒物表面，在水处理过程中可以直接通过吸附反应得到去除.具有较小pKa的抗生素在颗粒物上的吸附量较少，在去除过程中需要对去除条件进行优化.