环丙沙星在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附特性

黄 燕, 白英臣, 王 彬*, 刘 畅, 刘 伟, 梁馨予, 王启铭, 谌 书

1.西南科技大学环境与资源学院, 四川 绵阳 621010 2.中国环境科学研究院, 环境基准与风险评估国家重点实验室, 北京 100012 3.西南科技大学, 固体废物处理与资源化教育部重点实验室, 四川 绵阳 621010

抗菌类药物因其能防治人类及动物由病菌引起的疾病，成为世界上使用最广泛和滥用最严重的药物之一[1]. 每年约70%的抗菌药物用于防治牲畜疾病和加快其生长发育，然而抗菌药物一般不能被牲畜全部吸收，约80%的原药通过尿液和粪便代谢出体外，并通过人类活动进入土壤环境中[2-4]. 邰义萍等[5]在东莞农田土壤中检测出多种抗生素，其中以喹诺酮类抗生素污染最为严重，浓度高达mgkg级. 抗菌药物进入土壤后将对土壤生态系统造成负面影响，从而威胁到人类的健康[6]. 因此，土壤中抗菌药物含量的检测以及其风险评估是当前研究焦点之一.

环丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)又名环丙氟哌酸或适普灵，具有抗菌谱广、半衰期长、药物快速发展的特点，是一种广泛应用的第三代喹诺酮类广谱抗生菌药物[7-8]. 而吸附作为CIP进入土壤环境的第一步，对其后的迁移、降解行为有重要的影响[9]. 目前，国内外已经逐步开展了抗菌药物在土壤中吸附机制的探索. 研究发现，CIP在潮土中的吸附过程可分为快速吸附和慢速平衡2个阶段[10]，且Freundlich等温吸附模型能够较好地拟合其吸附等温过程. 蒋煜峰等[8]在黄土对CIP的吸附行为研究中发现，其吸附过程是混乱度减少、自发进行的放热反应，主要吸附机制为CIP分子中氨基的阳离子交换作用. 现有研究多为阐明某一初始浓度下CIP在土壤中的吸附机制和影响因素，而忽视了初始浓度也是影响CIP在土壤吸附过程中的重要因素[11]；同时，也有研究[12]表明，土壤理化性质与组成的不同将会导致CIP的吸附行为存在较大差异. 川西北高原牧区土壤类型丰富，且牧区养殖规模大，兽药用量高，亚高山草甸土和沼泽土是该地区广泛分布的典型土壤类型，有机质含量差异较大. 然而关于亚高山草甸土和沼泽土对CIP的吸附特性研究较少，尤其是探究两种土壤对CIP吸附特性的差异更是鲜有报道，因而研究CIP在两种土壤上的吸附迁移行为具有重要的意义.

因此，该研究选取CIP为喹诺酮类代表性药物，在实验室条件下以OECD Guideline 106批平衡方法[13]为基础，研究其在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附动力学、等温吸附特性和吸附热力学特性，同时探讨了pH以及初始质浓度对CIP吸附行为的影响，初步明确了两种土壤在不同CIP初始浓度下的吸附机制和两种土壤类型对CIP吸附的差异性，以期为控制CIP在两种土壤中的环境风险提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 材料和仪器

供试土壤选取若尔盖草地的亚高山草甸土和沼泽土，采样地点位于自四川省阿坝州红原县阿木乡和瓦切镇. 两种土壤样品均为0～20 cm的混合土样，去除土样中的杂草、石子等杂物，避光自然风干，过100目(0.15 mm)筛后避光储存备用. 供试土壤基本理化性质见表1.

主要试剂：环丙沙星(GR，西格玛奥德里奇贸易有限公司)；乙腈(色谱纯，德国默克医药公司)；三乙胺(色谱纯，西格玛奥德里奇贸易有限公司)；叠氮化钠(AR，成都市科隆化学品有限公司)；其他化学试剂均为分析纯；试验用水为超纯水(美国Millipore公司).

主要仪器：Agilent1260型高效液相色谱仪(美国Agilent公司)；TDL-40B型低速台式离心机(上海安亭科学仪器厂)；TSQ-280型水浴恒温振荡器(上海精宏试验设备有限公司)；PHS-3C型pH计(上海梅特勒-托利多)；KH5200型超声波清洗器(昆山禾创超声仪器有限公司).

1.2 试验方法

1.2.1CIP溶液配制

标准储备液：准确称取一定量的CIP固体粉末，用背景溶液配置浓度为200 mgL的标准储备溶液.

1.2.2吸附动力学试验

试验参照OECD guideline106批平衡方法[13]进行. 将沼泽土、亚高山草甸土分别称取(0.020 0±0.000 5)、(0.150 0±0.000 5)g于15 mL棕色小瓶中，分别加入60、80、100 mgL的CIP背景溶液，在25 ℃下以150 rmin的频率在振荡箱中恒温避光振荡，分别在1 min、5 min、10 min、15 min、30 min、1 h、2 h、4 h、6 h、12 h、18 h、24 h、48 h、72 h、96 h时间点取样，取样后静置20 min，取上清液，过0.45 μm滤膜后，置于液相小瓶中，利用高效液相色谱仪(HPLC)检测CIP的出峰面积，用吸附前后溶液中CIP浓度之差计算得到土壤对CIP的吸附量.

1.2.3等温吸附试验

按照1.2.2节称取一定量的沼泽土和亚高山草甸土样品加到15 mL棕色小瓶中，分别加入含有背景溶液的60、80、100、120、140 mgL CIP溶液15 mL，在25 ℃下振荡48 h，吸附平衡后，取样后按照1.2.2节方法操作.

1.2.4吸附热力学试验

按照1.2.3节的OECD guideline106批量平衡方法[13]进行试验，同样称取一定量的沼泽土和亚高山草甸土样品加到15 mL棕色小瓶中，分别加入含有背景溶液的60、80、100、120 mgL CIP溶液15 mL，在振荡箱温度为15、25、35 ℃下分别振荡48 h，吸附平衡后，取样后静置20 min，取上清液，过0.45 μm滤膜后，置于液相小瓶中，利用HPLC来检测CIP的浓度.

1.2.5背景溶液不同pH对吸附的影响

以上处理均做3个重复，同时设置空白对照(不含土壤的CIP溶液).

1.3 色谱条件

色谱条件：高效液相色谱柱C18反相柱(4.6 mm×150 mm，5 μm)；流动相为乙腈与0.3%的三乙胺，体积比为15∶85；柱温为30 ℃；紫外检测波长为273 nm；流速为1.0 mLmin；进样量为50 μL；停留时间2.905 min.

1.4 数据分析方法

为了探讨CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附过程，采用准二级动力学方程、Elovich和双常数方程分别对试验数据进行拟合，表达式如(1)～(3)所示.

准二级动力学方程：

(1)

Elovich方程：

qt=a+blnt

(2)

双常数方程：

lnqt=a+blnt

(3)

式中：qt为t时刻土壤对CIP的吸附量，μgg；qe为吸附平衡时的吸附量，μgg；k为二级反应吸附速率常数，g(μg·h)；a为吸附常数；b为与吸附能力有关的常数.

为描述亚高山草甸土和沼泽土中CIP的吸附热力学特征，采用Langmuir、Freundlich等温吸附模型和线性模型对试验数据进行拟合，表达式如(4)～(6)所示.

Langmuir等温吸附模型：

(4)

Freundlich等温吸附模型：

(5)

线性模型：

qe=KdCe+C0

(6)

式中：qmax表示吸附剂在平衡时以及土壤理论饱和的吸附量，μgg；KL为吸附表面强度常数，与吸附键能有关，其大小与吸附剂的吸附能力强度成正比；Ce为平衡时溶液中CIP的浓度，mgL；C0为平衡浓度为0 mgL时土壤中吸附质量浓度，mgL；Kf为吸附容量，其值越大，代表土壤对CIP的吸附容量越大，但不能反映最大吸附量；Kd为线性模型的吸附常数；1n表示吸附机制的差异和非线性程度，n≠1时吸附量与吸附质浓度有关.

不同温度条件下CIP在两种土壤中的吸附等温线用Freundlich和Langmuir等温吸附模型进行拟合，热力学方程参数采用Gibbs自由能变公式进行计算〔见式(7)～(9)〕.

Gibbs方程：

ΔGθ=ΔHθ-TΔSθ

(7)

Gibbs-Helm holtz方程：

ΔGθ=-RT×lnK

(8)

(9)

式中：ΔGθ为标准吸附自由能变，kJmol；ΔHθ为标准吸附焓变，kJmol；ΔSθ为标准吸附熵变，J(K·mol)；R为气体常数，8.314 J(K·mol)；T为绝对温度，K；K为吸附平衡常数.

2 结果与讨论

2.1 CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附动力学特性

不同初始浓度的CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附曲线如图1所示. 结果表明，CIP在这两种土壤中的吸附趋势相似，吸附过程均包括3个阶段——快吸附阶段、慢吸附阶段和平衡阶段. 其中，0～6 h为快吸附阶段，其吸附量随时间的延长而迅速增加. 初始浓度为60、80、100 mgL的CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附量分别占吸附总量的91.68%、96.49%、96.98%和85.09%、87.58%、89.60%；6～48 h为慢速吸附阶段，吸附量增加变得缓慢；当吸附进行到48 h时，吸附量达到平衡，确定此时为吸附平衡时间. 这与蒋煜峰等[8]研究黄土对CIP的吸附过程相似. 在快吸附阶段，由于土壤颗粒表面阻力较小，并因其具有较大的比表面积，为CIP提供了大量的吸附位点，使得CIP分子可在短时间内被吸附到颗粒表面；在慢吸附阶段，颗粒表面大部分吸附位点被占据，CIP受到较大微隙的阻碍，使其吸附速率减慢；吸附达到平衡后，颗粒吸附位点完全被占据，CIP浓度基本保持不变. 根据双模式吸附模型理论[14]，在开始阶段溶解相有机质吸附CIP起主导作用，而后期CIP只能被孔隙填充相有机质吸附，这可能是造成后期吸附较慢的主要原因.

通常条件下，污染物吸附过程的控制包括化学反应、质量转移、微粒扩散等[10,15]. 该研究使用Elovich方程、准二级动力学方程、双常数方程对CIP在两种土壤中的吸附动力学过程进行拟合，其相关特征参数如表2所示. 从R2可以看出，准二级动力学方程(拟合曲线如图1所示)R2均大于0.92，比Elovich方程和双常数方程更适合描述CIP在两种土壤上的吸附过程，且对3种模型进行差异性检验后均为差异极显著水平.

图1 25 ℃下不同浓度CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附动力学曲线Fig.1 Adsorption kinetics curves of ciprofloxacin on subalpine meadow soil and marsh soil at 25 ℃

准二级动力学模型反映出整个吸附过程包含容积扩散、膜扩散、颗粒内扩散和溶质表面吸附[16]等，且整个过程中化学吸附和物理吸附同时存在. 通过利用Elovich方程和双常数方程对亚高山草甸土和沼泽土的CIP吸附过程进行拟合发现，不同CIP初始浓度下的R2均小于1，吸附过程不呈线性，且不经过原点. 由此可以推断，CIP在两种土壤中的吸附过程非常复杂，颗粒内扩散和膜扩散是吸附过程的主要限速步骤[8,17]，这与已有研究中提出的“膜扩散或颗粒内扩散是主要限速步骤”的结论[10]相一致.

准二级动力学模型中k代表吸附速率常数，k越大，说明土壤对CIP的吸附速率也越快. 从表2可以看出，吸附速率常数k随CIP初始浓度的增加而降低，这是因为CIP浓度升高导致溶质分子间的碰撞几率增加，从而延长了CIP与吸附剂活性点位结合的时间[18]. 此外，当CIP初始浓度相同时，亚高山草甸土的k值大于沼泽土，原因可能是，吸附开始时，亚高山草甸土的pH(5.25)比沼泽土(5.55)更接近于吸附最佳pH(5)，导致沼泽土中CIP的羧基基团与氢氧根离子结合更多，呈现带负电荷的离子形态(CIP-)，与土壤表面的负电荷相互排斥力增大，吸附速率更低[19].

表2 CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附动力学模型拟合参数

2.2 CIP在两种土壤上的等温吸附特性

CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附等温试验用Langmuir、Freundlich等温吸附模型和线性模型进行拟合，结果如图2、表3所示. 结果表明，Freundlich等温吸附模型和线性模型的R2相近且均高于Langmuir等温吸附模型，但线性模型中C0出现负值，因而采用Freundlich等温吸附模型描述CIP在两种土壤中的吸附过程更为合理. 拟合结果显示，CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附均属于非均匀多分子层吸附，其主导机制为表面吸附和分配作用[20]，同时吸附过程受吸附剂表面能和CIP异质性的影响. 1n反映吸附的非线性程度以及吸附机制的差异，1n越趋近于1，表示吸附线性程度越强. 1n受吸附剂颗粒表面点位、吸附质与吸附剂间的静电斥力、吸附质与其他分子间竞争吸附位点等因素的影响[21-23]. 由图2和表3可知，CIP吸附的1n接近于1，同时根据1n与等温吸附线的形状关系[24]得出，该研究中吸附等温线属于“L”型. 该线型产生的原因[25]可能是：当CIP浓度较低时，土壤与CIP分子间作用力较强，而当CIP浓度增至一定程度时，水分子与CIP分子间作用力占主导地位，土壤产生的吸附减弱. 这与CIP在两种土壤中的吸附动力学过程一致，即随CIP浓度的增加，k值逐渐减小.

由图2可知，随着CIP初始浓度的逐渐增加，两种土壤中CIP的吸附量也逐渐增加. 原因可能有两个：①溶液中CIP分子比例逐渐增加，推动了吸附反应的进行，降低了液-固两相间的冲击阻力；②CIP分子增多，加大了CIP与颗粒表面吸附位点结合的机会. 该试验中两种土壤的lgKf值在4.00～6.45之间，相比CIP在盐碱土(1.678～1.719)[26]、黄土(0.474～0.529)[8]中的数值要大得多，这可能是由盐碱土与黄土中有机质含量较低所致. 一般情况下，lgKf越大，表明土壤对CIP的吸附能力越强. 由表3可知，沼泽土吸附CIP的lgKf值(5.708)高于亚高山草甸土(4.940)，即亚高山草甸土对CIP的吸附能力弱于沼泽土. 较高的有机质含量和阳离子交换量(CEC)促进了CIP在沼泽土中的吸附[27]，亚高山草甸土对CIP的吸附能力弱于沼泽土，说明CIP在亚高山草甸土中的迁移能力较沼泽土更强.

图2 CIP在亚高山草甸土和沼泽土两种土壤中的吸附等温线及拟合曲线Fig.2 Adsorption isotherm and fitting curve of CIP on subalpine meadow soil and marsh soil

表3 不同温度下的吸附模拟方程参数

2.3 CIP在两种土壤上的热力学特征

根据图3可知，温度对CIP的吸附行为有明显影响. 随着温度的升高，亚高山草甸土和沼泽土对CIP的吸附量逐渐减小，说明温度升高反而不利于吸附. 通过对比25 ℃与35 ℃下的吸附结果发现，亚高山草甸土和沼泽土对CIP的吸附量分别降低了3.9%～6.3%和4.5%～6.8%.

图3 不同温度下CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的平衡吸附量Fig.3 Equilibrium adsorption capacity of CIP on subalpine meadow soil and marsh soil at different temperatures

由表3可知，Freundlich等温吸附模型对CIP在亚高山草甸土和沼泽土的吸附拟合效果较好，其R2在 0.992 9～0.999 9 之间. 拟合结果表明，当温度从15 ℃升至35 ℃时，亚高山草甸土和沼泽土的lgKf值分别下降了0.58和0.31，说明温度的升高对CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附产生了负影响，影响了CIP在吸附剂上的吸附[28-30].

由拟合结果可知，亚高山草甸土和沼泽土对CIP的吸附等温线更符合Freundlich等温吸附模型，故取吸附平衡常数为Kf，以1T为横坐标、lgKf为纵坐标绘图，线性拟合后得到吉布斯自由能(ΔGθ)、熵变(ΔSθ)和焓变(ΔHθ)，结果如表4所示. 结果表明，ΔGθ和ΔHθ均小于0，说明两种土壤对CIP的吸附均是自发进行的放热反应. 根据各种吸附作用力引起的吸附焓变化范围的总结[31]发现，ΔGθ值在-20～0 kJmol之间时，吸附以物理吸附为主，其吸附机理可能包括偶极矩力、范德华力和氢键[6]. 此外，ΔSθ大于0，表明熵增加，吸附过程增加了反应系统的混乱度.

2.4 不同初始pH对吸附的影响

从图4可以看出，随着背景溶液pH的升高，两种土壤对CIP的吸附量均呈现先增加后减小的趋势. 在pH=5、CIP初始浓度为120 mgL时，亚高山草甸土和沼泽土吸附量达到最大，分别为 5 917.03 和 43 113.79 μgg，该结果说明pH对沼泽土对CIP的吸附具有较大的影响.

表4 CIP在亚高山草甸土和沼泽土两种土壤上的 等温吸附热力学参数

对数据进行Freundlich和Langmuir等温吸附模型拟合后发现，Freundlich等温吸附模型对不同pH条件下两种土壤的CIP吸附行为拟合度更高，R2在 0.990 2～0.999 9 之间，lgKf随着pH的升高呈先增后减的趋势，拟合结果见表5. 当pH=5时，亚高山草甸土和沼泽土的lgKf达到最大值，分别为4.725和6.754，这说明强酸性和碱性条件下均不利于土壤对CIP的吸附. 土壤的表面性质对其吸附起决定作用，表面反应性主要与表面电荷有关[12]. 由图5可知，pH不同时，CIP在土壤中以阳离子态、阴离子态和兼性离子态这3种形态存在，CIP分子结构中有—COOH和—NH3，能结合土壤溶液中的H+和OH-[6,32]. 当pH<5时，溶液中过量的H+和溶液中共存的阳离子与CIP分子形成竞争，阻碍两种土壤对CIP的吸附；随着pH逐渐增加，H+浓度下降，H+和溶液中其他阳离子的竞争吸附作用减弱，两种土壤对CIP的吸附量逐渐增大[8]；在溶液pH<6的酸性条件下，土壤表面存在大量负电荷，—NH3与H+结合后溶液中CIP以CIPH2+的阳离子态存在，CIPH2+形态容易通过阳离子交换作用、静电引力、阳离子桥、表面络合、π-π键等作用吸附在土壤上[32-33]；pH为6～8时，CIP以CIPH±的兼性离子态存在，其中的CIPH2+虽可与其土壤表面负电荷相结合，但吸附效果低于弱酸性环境条件；当pH>8时，CIP中—COOH与OH-结合以CIP-的阴离子态为主，降低了土壤对CIP的吸附行为. 由此说明，两种土壤对CIP的吸附作用均以阳离子交换吸附为主.

图4 CIP在不同初始pH和初始浓度下的平衡吸附量Fig.4 Equilibrium adsorption capacity of CIP at different initial pH values and initial concentrations

表5 不同初始pH下CIP的等温吸附拟合参数

图5 不同pH下CIP的存在形态[8]Fig.5 Existence speciation of CIP at different pH[8]

3 结论

a) 亚高山草甸土和沼泽土对CIP的吸附平衡时间均为48 h，吸附分为快、慢两个阶段，其中，0～6 h为快速吸附，6～48 h为慢速吸附；吸附过程更符合准二级吸附动力学模型，是化学吸附和物理吸附同时存在的复合吸附反应.

b) CIP在两种土壤上的吸附适合采用Freundlich等温吸附模型拟合，该吸附等温线属于“L”型. 温度对CIP在亚高山草甸土和沼泽土中的吸附具有重要影响，随着温度升高，两种土壤对CIP的吸附量逐渐降低. 焓变(ΔHθ)和吉布斯自由能(ΔGθ)均小于0，说明两种土壤对CIP的吸附是自发进行的放热反应，此吸附以物理吸附为主. 此外，ΔSθ大于0，说明吸附过程增加了系统的混乱度.

c) CIP在两种土壤上的吸附量均随pH的增加呈现先增后减的趋势. pH=5时，CIP分子大多以CIPH2+的阳离子态存在，吸附能力最大，强酸和碱性环境均不利于土壤对CIP的吸附.

d) CIP在两种土壤上的吸附容量、吸附强度以及吸附速率存在很大差异，亚高山草甸土对CIP的吸附容量和吸附强度弱于沼泽土，但其吸附速率大于沼泽土.