天然水体中颗粒物对抗生素的吸附
水土壤环境中抗生素污染现状及吸附行为研究进展
综上所述，水土壤环境中的抗生素污染是一个全球性的问题，需要引起足够的 重视。对抗生素吸附行为的研究有助于我们更好地理解其在环境中的行为和归 趋，为解决这一问题提供了科学依据。未来，我们需要进一步加强这一领域的 研究，以应对这一全球性的挑战。
参考内容
一、引言
近年来，抗生素污染问题在全球范围内日益严重，它对环境和人类健康的潜在 威胁逐渐被人们所认识。在这个背景下，对鄱阳湖水环境中的抗生素污染特征 进行深入研究，对于保护该地区的水生态环境和人类健康具有重要意义。本研 究将重点探讨鄱阳湖水环境中抗生素的污染特征，以及典型抗生素在湿地环境 中的吸附和降解规律。
三、鄱阳湖水环境抗生素污染特 征
通过实地调查和实验分析，我们发现鄱阳湖水体中的抗生素检出含量总体较低， 检出浓度均在ng/L级。从检出频率或检出浓度看，四环素类抗生素、磺胺类抗 生素和大环内酯类抗生素是鄱阳湖水体主要抗生素检出类型。其中，土霉素无标抗生素的检出浓度处于中等或低于平均水平。
水土壤环境中抗生素污染现状 及吸附行为研究进展
目录
01 一、水土壤环境中的 抗生素污染现状
03 三、未来研究方向
02
二、抗生素的吸附行 为研究进展
04 参考内容
随着人类活动的不断增加，抗生素污染已经成为全球范围内的一个重要问题。 抗生素在水土壤环境中的存在和吸附行为对生态环境和人类健康产生了深远的 影响。本次演示将就这一问题进行探讨，概述当前的研究进展。
一、水土壤环境中的抗生素污染 现状
抗生素的大量使用和排放是导致水土壤环境污染的主要原因之一。通过废水处 理系统、农业和医疗废物的排放，抗生素进入水土壤环境，对生态系统产生严 重影响。
1、水体中的抗生素污染
水体中的抗生素主要来源于城市污水、制药厂和医院废水等。这些废水中的抗 生素不能完全被处理系统去除，导致其在水体中残留并逐渐累积。此外，人类 和动物的排泄物也可能含有一定量的抗生素，这些抗生素也会通过水生生物的 吸收和富集进入水体。
自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展
自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展引言抗生素是一类广泛应用于人类和动物医学领域的重要药物，对于保护人类和动物的健康起到了重要的作用。
然而，随着抗生素的广泛使用，其在自然水环境中的污染问题也逐渐引起了人们的关注。
本文将探讨自然水环境中抗生素的污染现状、来源及其可能造成的危害，并总结近年来的研究进展。
一、自然水环境中抗生素的污染现状自然水环境中抗生素的污染问题已经成为一个全球性的环境问题。
研究表明，水体中通常可以检测到多种类型的抗生素，包括β-内酰胺类、四环素类、磺胺类、氨基糖苷类等，其中β-内酰胺类抗生素的浓度最高。
抗生素的浓度和种类在不同地区和水体中存在差异，主要受到排放源的影响。
目前，许多国家和地区的自然水环境中都存在抗生素的污染问题。
在中国的各个河流和湖泊中都可以检测到抗生素的存在，其中以农业和养殖活动为主的地区受到的污染程度较高。
同时，在一些发展中国家，由于环境监管的不健全，抗生素的污染问题更加严重。
二、自然水环境中抗生素的来源抗生素在自然水环境中的来源主要包括人类和动物的排泄物、农业和养殖活动的废水以及医疗废水。
人类和动物排泄物中含有未被吸收的抗生素和其代谢产物，通过粪便和尿液的排泄进入到自然水环境中。
此外，农业和养殖活动中使用的大量抗生素也会随着废水的排放进入到自然水体中。
医疗废水中的抗生素主要来自于治疗和预防用药的废水排放。
这些源头的排放导致了抗生素在水环境中的广泛分布。
三、自然水环境中抗生素的危害自然水环境中抗生素的存在对生态环境和人类健康都可能造成潜在危害。
首先，抗生素在水体中的存在可能对水生生物产生毒性影响，对水生生物的生长、繁殖和免疫功能产生不利影响，甚至可能导致物种的灭绝。
其次，抗生素的存在还可能促进细菌的耐药性发展。
水环境中存在的微生物可能通过水中的抗生素浓度低但持续存在的压力下逐渐形成抗药性，这对于人类和动物的健康将带来严重的隐患。
四、研究进展近年来，越来越多的研究关注自然水环境中抗生素的污染问题，并取得了一些重要的研究进展。
简述水环境中胶体颗粒物的几种吸附作用
简述水环境中胶体颗粒物的几种吸附作用
水环境中的胶体颗粒物可以通过吸附作用与水中的其他物质进行相互作用。
以下是几种常见的吸附作用：
1. 吸附作用：胶体颗粒物可以吸附水中的溶解物质。
它们具有很大的比表面积和较强的吸附能力，可以吸附水中的有机物、无机离子和微生物等。
这种吸附作用可以降低水中的污染物浓度，提高水质。
2. 吸附剂：胶体颗粒物可以作为吸附剂，用于去除水中的污染物。
通过吸附作用，胶体颗粒物可以吸附水中的悬浮颗粒、重金属离子、有机物等。
这种吸附作用可以将污染物从水中去除，净化水质。
3. 垂附作用：胶体颗粒物可以在水体中的固体表面上垂附。
它们可以通过静电作用、茵曼力等力矩相互作用，将胶体颗粒物吸附在固体表面上。
这种垂附作用可以将胶体颗粒物从水中去除，减少水体的浑浊度。
4. 离子交换作用：胶体颗粒物表面具有带电荷的功能基团，可以与水中的离子发生离子交换作用。
这种离子交换作用可以改善水体中的离子平衡，净化水质。
总之，水环境中的胶体颗粒物可以通过吸附作用与水中的其他物质进行相互作用，对水质起到净化作用。
《2024年抗生素的环境归宿与生态效应研究进展》范文
《抗生素的环境归宿与生态效应研究进展》篇一一、引言随着现代医学的飞速发展，抗生素的广泛应用已经极大地改善了人类的生活质量。
然而，抗生素的使用也引发了一系列的环境和生态问题。
本文将探讨抗生素在环境中的归宿、传播及其对生态系统的潜在影响，以及目前关于抗生素环境效应的研究进展。
二、抗生素的环境归宿1. 排放途径抗生素的环境归宿主要取决于其排放途径。
一方面，人类医疗和畜牧业产生的抗生素废水是主要来源之一。
另一方面，含有抗生素的药物和饲料添加剂在自然环境中的降解也会释放抗生素。
2. 迁移与转化抗生素进入环境后，会通过水体、土壤和大气等途径进行迁移。
在水体中，抗生素可能被吸附到悬浮颗粒物或沉积物中，进而在河流、湖泊等水域中迁移。
在土壤中，抗生素会通过渗透、挥发等过程在土壤中迁移。
同时，抗生素还会在微生物的作用下发生转化，生成新的化合物。
三、抗生素的生态效应1. 微生物群落的影响抗生素对微生物群落具有显著的抑制作用，可能导致微生物群落的组成和结构发生变化。
这种变化可能影响生态系统的功能，如碳、氮等元素的循环。
2. 抗性基因的传播抗生素的使用促进了抗性基因的产生和传播。
这些抗性基因可能通过水体、土壤等途径传播到其他生物体中，甚至可能传播到人类病原体中，从而对人类健康构成潜在威胁。
3. 对非靶标生物的影响抗生素对非靶标生物（如水生生物、土壤生物等）也可能产生负面影响。
例如，某些抗生素可能对水生生物的生殖、生长和发育产生不良影响。
四、研究进展近年来，关于抗生素的环境归宿与生态效应的研究取得了重要进展。
研究者们通过实验和模型等方法，深入探讨了抗生素在环境中的迁移、转化及其对生态系统的影响机制。
此外，一些新的研究方法和技术也被应用于抗生素环境效应的研究中，如高通量测序技术、宏基因组学等。
五、未来展望未来，我们需要进一步加强对抗生素环境归宿与生态效应的研究。
首先，需要深入探讨抗生素在环境中的迁移、转化及其与生态系统的相互作用机制。
抗生素抗性基因在水环境中的分布、传播扩散与去除研究进展
抗生素抗性基因在水环境中的分布、传播扩散与去除研究进展抗生素抗性基因在水环境中的分布、传播扩散与去除研究进展引言：抗生素被广泛应用于医疗、农业和养殖等领域，显著提高了人类的生活质量和健康水平。
然而，长期和滥用的抗生素使用已经导致了抗生素抗性基因的广泛存在，不仅在医院、耕地和养殖场等土壤环境中，也在水环境中发现了这些基因。
水环境被认为是抗生素抗性基因传播扩散的重要途径之一。
本文将探讨抗生素抗性基因在水环境中的分布情况、传播扩散机制以及去除研究的最新进展。
一、抗生素抗性基因在水环境中的分布情况1.1 抗生素抗性基因的来源抗生素抗性基因在水环境中的来源主要包括人类和动物的粪便、污水处理厂的排放、养殖业废水以及抗生素制造工业的废水等。
这些来源导致了大量抗生素及其代谢产物以及抗生素抗性基因进入水环境，从而使得水环境中抗生素抗性基因的存在成为可能。
1.2 抗生素抗性基因的分布研究表明，抗生素抗性基因在水环境中广泛存在。
不同类型的水体中，如海洋、湖泊、河流、地下水等，都可以检测到不同类型的抗生素抗性基因。
此外，水环境中的不同部位，如水体、沉积物、水处理系统等，也存在着不同类型的抗生素抗性基因。
研究发现，一些特定的抗生素抗性基因，在一些特殊环境中会表现出较高的繁殖和存活能力。
二、抗生素抗性基因在水环境中的传播扩散机制2.1 水体中的传播途径水环境中抗生素抗性基因的传播主要通过水体中的微生物进行。
微生物介导的水体中抗生素抗性基因的传播主要有两种方式：水平传播和垂直传播。
水平传播是指不同菌株之间抗生素抗性基因的传递，可能通过共享质粒、转座子等介导。
垂直传播是指抗生素抗性基因在同一菌株中的传递，通常通过突变和选择的方式实现。
2.2 利用水体中的扩散途径水环境中抗生素抗性基因的扩散主要依赖于水流、水动物以及漂浮颗粒物等介质的存在。
这些介质可将抗生素抗性基因迁移到不同的区域，从而使其在水环境中广泛传播。
三、抗生素抗性基因在水环境中的去除研究进展3.1 生物处理方法生物处理方法是目前最常用的去除抗生素抗性基因的方法之一。
抗生素环境行为及其环境效应研究进展
抗生素环境行为及其环境效应研究进展抗生素环境行为及其环境效应研究进展引言抗生素是一类用于治疗细菌感染的药物，在医疗领域发挥着重要的作用。
然而，随着抗生素的广泛应用，抗生素在环境中的存在和传播成为一个新兴的环境问题。
抗生素环境行为及其环境效应研究是当前环境科学领域的一个热点研究方向。
本文旨在综述抗生素在环境中的行为和环境效应，以及相关研究的进展。
抗生素在环境中的行为抗生素在环境中的行为主要涉及其来源、输送、迁移和转化等方面。
抗生素主要来源于人类和动物的排泄物、工业废水以及农田施用的农药等。
这些抗生素源头释放到环境中，进入水体和土壤中，引发了抗生素的环境行为。
水体是抗生素环境行为的重要载体之一。
研究发现，抗生素通过排泄物直接进入水体，或通过污水处理厂处理后释放入环境。
水体中的抗生素主要以游离态存在，也有部分以生物附着态存在，并进一步被微生物降解。
抗生素在水体中的迁移受到水体流动和环境因素的影响，一部分抗生素可以通过附着颗粒物沉积到河床和湖底等沉积物中，而另一部分抗生素则会通过水流径流到下游水域。
土壤是抗生素的另一个重要媒介，主要来源于施用抗生素的农田。
抗生素在土壤中的迁移主要受土壤类型、有机质含量和土壤水分等因素的影响。
研究发现，土壤中的有机质和黏土颗粒等对抗生素具有吸附作用，降低了抗生素在土壤中的迁移能力。
然而，抗生素在土壤中的降解速度较慢，长期施用可能导致土壤中的抗生素积累，进一步增加环境风险。
抗生素在环境中的转化是指抗生素从一种形态转变为另一种形态的过程。
抗生素的转化通常由微生物、光照和化学反应等因素驱动。
其中，微生物降解是抗生素转化的主要途径。
一些细菌和真菌具有对抗生素的降解能力，通过产酶分解抗生素的化学结构，进而降解抗生素。
抗生素在环境中的环境效应抗生素在环境中的存在不仅对水体、土壤和生物体产生直接的环境效应，还对环境中的微生物、生态系统和人类健康产生潜在的影响。
抗生素直接释放到水体和土壤中，可能导致水体和土壤的微生物群落结构和功能发生变化。
《2024年自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展》范文
《自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展》篇一一、引言近年来，随着抗生素的广泛使用和人类活动的不断扩张，自然水环境中抗生素的污染问题日益凸显。
抗生素污染不仅对水生生态系统造成潜在威胁，还可能对人类健康产生长期影响。
本文将就自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害进行深入研究，并探讨当前的研究进展。
二、自然水环境中抗生素的污染现状当前，全球范围内的自然水环境中普遍存在抗生素污染现象。
河流、湖泊、地下水等水体中均检测到抗生素的存在。
这些抗生素主要来源于人类医疗、畜牧业、水产养殖、污水处理等多个领域。
由于抗生素的持久性和生物累积性，其在自然水环境中的污染问题日益严重。
三、抗生素污染的来源1. 医疗废水：医院等医疗机构排放的废水中含有大量未使用完的抗生素，这些抗生素随着废水排入自然水体，造成污染。
2. 畜牧业和水产养殖：畜牧业和水产养殖业中大量使用抗生素以预防和治疗动物疾病，导致抗生素通过动物粪便和养殖废水排入自然水体。
3. 城市生活污水：城市生活污水中含有一定量的抗生素，这些抗生素随污水排放进入自然水体。
4. 工业废水：部分工业生产过程中使用抗生素作为添加剂或防腐剂，这些含有抗生素的工业废水未经处理直接排放到自然水体中。
四、抗生素污染的危害1. 对水生生态系统的破坏：抗生素会破坏水生生态系统的微生物平衡，降低水体的自净能力，导致其他有害物质的积累。
2. 抗药性基因的传播：抗生素污染促进了抗药性基因的产生和传播，这些抗药性基因可能对人类健康构成潜在威胁。
3. 对水生生物的毒性：部分抗生素对水生生物具有毒性作用，可能导致水生生物的死亡或生长异常。
4. 对人类健康的潜在影响：通过食物链，抗生素和抗药性基因可能进入人体，对人类健康产生潜在影响。
五、研究进展针对自然水环境中抗生素的污染问题，国内外学者进行了大量研究。
目前，研究主要集中在以下几个方面：1. 污染现状与分布规律：通过实地采样和实验室分析，了解不同地区、不同类型水体中抗生素的污染现状和分布规律。
水环境中颗粒物的吸附作用及特点
水环境中颗粒物的吸附作用及特点(1)概述吸附作用在环境中是一个十分普遍的现象。
对水体而言，吸附作用对水中物质的迁移、反应、降解、积累以及生物对物质的有效利用等均极为重要。
例如，一些元素进入海洋的数量本来是很大的，但研究表明极大部分并没有留在海水中，而是转移到海底沉积物中。
这个现象实质上主要就是吸附作用的结果，主要是因为天然水体中含有大量的胶体状颗粒物质，它们的比表面积很大，而且表面常带有电荷，具有很强的表面活性，对金属离子和其他物质会产生良好的吸附作用。
krauskopf曾仿照天然过程采用类似海水中的胶体悬浮体水合氧化铁、水合氧化锰等和一些有机物质作为吸附剂进行了实验，实验结果证实海水中元素含量很低的原因主要是吸附作用所致。
①不同的吸附剂对不同的金属有不同的吸附力；②zn、cu、pb 等金属的吸附作用很强烈，而ag、cr等则相对较弱；③增加吸附剂或改变金属离子的浓度可以改变吸附率（括号中数字）；④总体看，水合氧化锰是最好的吸附剂。
（2）吸附等温式吸附是指一容夜中的溶质在界面层浓度升高的现象。
水体中颗粒物对溶质的吸附是一个动态平衡过程．定固定的温度条件下，当吸附达到平衡时，颗粒物表面上的吸附量（g）与溶液中溶质平衡浓度（c）之间的关系，可用吸附等温线来表达。
水体中常见的吸附等温线有三类：henry型freundlich型、langmuir型，简称为h型、f型、l型。
h型等温线为直线型，其等温式为：g=kc式中k——分配系数。
等温式表明，溶质以固定的比例在吸附剂和溶液之间分配。
h型等温式为：g＝kc1/n式中k、n——特性常数。
若两侧取对数，则有：1gg=1gk+1/nlgc。
以igg对1gc作图可得一直线。
lgk为截距，因此，r值是c=1的吸附量，它可以大致表示吸附能力的强弱。
1/n为斜率，它表示吸附量随浓度增长的强度哀鉴里线不能给出饱和吸附量。
使用该公式时应注意该公式只适用于浓度不大不小的溶液。
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望随着人口增长和工业化进程的不断加快，水体污染日益严重。
其中，抗生素污染也是一种十分常见的污染问题。
抗生素是一种常见的药物，在人畜养殖和医疗卫生领域中使用广泛。
但是，随着抗生素使用量的增长，抗生素污染的问题就开始日益突显。
抗生素污染不仅会对水体生态系统造成危害，还会引起公众的健康关注。
因此，如何有效处理水体中的抗生素污染成为重要问题。
本文将对水体中抗生素污染的处理方法进行综述，并展望未来的发展方向。
一、传统的物理法、化学法处理方式1.1 活性炭吸附法活性炭是一种常见的吸附材料，其表面具有大量的孔道，可以有效吸附水体中的有机污染物。
研究表明，活性炭对抗生素的吸附效果较为明显。
然而，这种方法存在使用成本较高的问题，同时也会产生大量的废弃物。
1.2 紫外光氧化法紫外光氧化法是一种利用紫外光和氧化剂来降解有机污染物的方法。
研究表明，紫外光氧化法可以有效降解水体中的抗生素，但是其存在能耗较高、处理效率不稳定等问题。
氧化还原法是一种通过调整水体的氧化还原电位来达到降解有机污染物的方法。
研究发现，该方法对于降解水体中的抗生素有一定的效果，但是其具有操作复杂、需要配合其他方法使用等缺点。
二、新型的处理方法2.1 生物降解法生物降解法是一种利用微生物降解有机物的方法。
研究表明，该方法可以有效降解水体中的抗生素，并且具有成本低、对水体生态系统影响小等优点。
当前，国内外对于生物降解法的研究也在不断深入，同时，一些微生物基因工程技术的应用也为生物降解法提供了新的可能性。
2.2 纳米材料技术随着纳米材料技术的不断发展，纳米材料在水处理方面的应用也越来越受到关注。
研究表明，纳米材料可以通过吸附、催化等方式降解水体中的抗生素。
同时，纳米材料的应用不仅可以提高污染物的处理效率，还可以减少处理过程中的环境污染。
2.3 高级氧化处理技术高级氧化处理技术是一种利用强氧化剂对污染物进行处理的方法。
现在，常见的高级氧化处理技术主要包括氧气高级氧化、臭氧处理、过氧化氢等。
水环境中抗生素污染现状及环境效应研究进展
水环境中抗生素污染现状及环境效应研究进展摘要：随着抗生素的广泛应用和滥用，水环境中出现了广泛的抗生素污染。
本文综述了水环境中抗生素污染的现状及其对环境的效应研究进展，包括抗生素在水体中的来源、分布特征、迁移和转化过程，以及对水生生物和水体生态系统的影响。
同时，对于抗生素污染治理措施也进行了讨论。
关键词：抗生素；污染现状；环境效应；污染治理引言水环境是人类生活和社会经济发展的重要组成部分，然而，近年来随着抗生素的广泛应用和滥用，水环境中抗生素污染问题日益严重。
抗生素是一类广谱抗菌药物，能够有效治疗和预防多种细菌感染疾病，然而，其过量使用和不合理使用导致了抗生素在水环境中的大规模排放，引发了一系列的环境和健康问题。
1. 水环境中抗生素污染的现状1.1 来源抗生素在水体中的来源主要包括人类和动物的排泄物、医疗废水、畜禽养殖废水以及农田施用的抗生素等。
人类和动物排泄的尿液和粪便中的抗生素残留成分经过下水道排放到水体中，医疗废水中含有大量的抗生素和代谢产物，经过污水处理厂处理后，部分抗生素未能去除而进入环境中。
而畜禽养殖废水和农田施用的抗生素直接通过径流或渗漏进入水体。
1.2 分布特征抗生素在水体中的分布特征受到多种因素的影响，包括抗生素的性质和种类、环境因素以及水体本身的特性等。
研究发现，不同抗生素在水体中的分布存在差异，有些抗生素在水体中分布广泛，而有些抗生素则分布较局限。
不同地区和水体类型中抗生素的浓度差异较大。
2. 抗生素在水环境中的迁移和转化过程抗生素在水环境中的迁移和转化过程主要受到降解、吸附和生物转化等因素的影响。
抗生素在水体中可以受到光照、温度、pH值等环境因素的影响而发生降解。
同时，抗生素也可以通过与水体中的颗粒物和有机物发生吸附而降低其活性。
此外，水中的微生物能够对抗生素进行生物转化，将其转化为无活性的代谢产物。
3. 抗生素对水生生物和水体生态系统的影响近年来，越来越多的研究表明，水环境中的抗生素污染对水生生物和水体生态系统造成了一系列的影响。
水体中抗生素的检测及去除方法研究综述
水体中抗生素的检测及去除方法研究综述水体中抗生素的检测及去除方法研究综述摘要：随着抗生素的广泛应用，水体中出现了抗生素污染的问题，对人类健康和环境造成了一定的风险。
因此，本文主要综述了水体中抗生素的检测方法和去除方法的研究进展。
检测方法包括物理化学检测方法和生物学检测方法，如高效液相色谱法、质谱法、生物传感器等。
去除方法主要包括物理方法和化学方法，如吸附、膜分离、氧化还原等。
该综述旨在提供水体中抗生素的监测及治理的技术支持。
1. 引言随着现代农业和兽医领域的快速发展，抗生素的使用量不断增加。
这种广泛的抗生素使用不仅对人类健康造成了一定威胁，也对环境造成了一定的压力。
由于抗生素在人体和动物体内的排泄和处理，以及抗生素生产过程中的排放，抗生素残留和污染已成为水体中的重要环境问题。
2. 水体中抗生素的检测方法2.1 物理化学检测方法高效液相色谱法（HPLC）是目前最常用的水体中抗生素检测方法之一。
其原理是利用色谱柱对有机化合物进行分离，并通过检测信号强度来定量分析抗生素的浓度。
质谱法（MS）是一种结合了质谱分析和色谱分析的方法，具有高灵敏度和高准确性的优点。
此外，还有元素分析、核磁共振等物理化学方法。
2.2 生物学检测方法生物传感器是一种利用生物活性材料将目标分子转化为一个可检测信号的装置。
该方法可实现对水体中抗生素的快速、准确和灵敏的检测。
常见的生物传感器包括基于酶、抗体、细胞等。
3. 水体中抗生素的去除方法3.1 物理方法吸附是一种常见的物理去除方法，通过吸附剂吸附抗生素分子，从而将其从水体中去除。
常用的吸附剂有活性炭、聚合物吸附剂等。
膜分离是另一种常用的物理去除方法，通过利用半透膜对抗生素进行分离，从而实现去除的目的。
3.2 化学方法氧化还原是一种有效的化学去除方法，通过氧化还原反应将抗生素氧化为无毒的物质。
氧化剂常用的有臭氧、过氧化氢等。
此外，还有催化氧化、高级氧化等方法。
4. 结论随着抗生素污染问题的日益严重，对水体中抗生素的检测和去除方法的研究也越来越受关注。
《2024年自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展》范文
《自然水环境中抗生素的污染现状、来源及危害研究进展》篇一一、引言随着人类社会的快速发展和抗生素的广泛使用，自然水环境中抗生素污染问题逐渐显现并成为环保领域的焦点问题之一。
本文将重点讨论自然水环境中抗生素的污染现状、主要来源及危害，并对当前相关研究进展进行总结。
二、自然水环境中抗生素的污染现状近年来，随着抗生素在医疗、农业、水产养殖等领域的广泛应用，大量抗生素通过废水排放、雨水冲刷、农业活动等途径进入自然水环境。
研究表明，全球各大河流、湖泊、海洋等自然水体中均检测到抗生素的存在。
这些抗生素在自然水环境中难以降解，长期积累可能导致生态系统的破坏和生物多样性的丧失。
三、抗生素污染的主要来源1. 医疗废水：医院、诊所等医疗机构在使用抗生素过程中产生的废水是抗生素污染的重要来源。
这些废水中含有大量的抗生素残留物，未经有效处理直接排放到自然水体中。
2. 农业活动：农业生产中大量使用抗生素饲料添加剂，导致含有抗生素的畜禽粪便随雨水冲刷进入河流、湖泊等水体。
3. 水产养殖：水产养殖业为提高养殖密度和预防疾病，大量使用抗生素，造成养殖废水中的抗生素含量较高。
4. 城市污水：城市生活污水中也含有一定量的抗生素，主要通过城市污水处理厂进行处理，但部分未达标排放的污水仍会对自然水环境造成污染。
四、抗生素污染的危害1. 对人体健康的影响：自然水环境中的抗生素可能通过饮水、食物链等途径进入人体，对人体健康造成潜在威胁。
长期摄入低剂量的抗生素可能导致耐药菌株的出现和传播，增加治疗难度。
2. 对生态系统的破坏：抗生素对水生生物具有毒性和致畸作用，可能影响其生长、繁殖和行为。
此外，抗生素还可能改变微生物群落结构，破坏生态平衡。
3. 对生物多样性的影响：抗生素的长期积累可能导致水生生物种群结构的改变，降低生物多样性。
此外，耐药菌株的传播也可能影响其他物种的生存。
五、研究进展1. 监测技术：随着科技的发展，越来越多的先进技术应用于抗生素污染的监测，如高效液相色谱、质谱等技术，提高了检测的准确性和灵敏度。
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展
磺胺类抗生素污染现状及其环境行为的研究进展磺胺类抗生素是一类广泛应用于兽药和人类药物的抗生素，具有广谱、低毒性和价格低廉等特点，已经成为治疗呼吸道感染、尿路感染等常见疾病的重要药物之一。
然而，磺胺类抗生素的广泛使用也导致了其在环境中的污染问题。
近年来，磺胺类抗生素在水体、土壤和农田等环境介质中的存在和迁移行为成为了研究的热点之一。
研究表明，磺胺类抗生素污染主要来源于畜禽养殖和人类用药。
农场和养殖场的废水直接排放到水体中，其中含有大量的磺胺类抗生素。
此外，人类用药后，残留在尿液中的磺胺类抗生素也会通过污水系统进入环境。
由于磺胺类抗生素在环境中的半衰期较长，且纯化处理系统无法有效去除，因此这些抗生素很容易积累并在环境中长期存在。
环境行为是研究磺胺类抗生素污染的关键问题之一。
研究发现，磺胺类抗生素在水体中的迁移主要受到溶解度、吸附作用、降解和生物转化等因素的影响。
在不同环境条件下，磺胺类抗生素的浓度和迁移速率存在很大的差异。
在土壤中，磺胺类抗生素主要通过吸附作用和微生物降解等途径进行迁移。
而在水体中，其溶解度较高，易被水体中的有机物和颗粒物吸附而沉积。
研究还发现，磺胺类抗生素的环境行为与环境因素密切相关。
例如pH值、温度和水体有机质含量等因素对磺胺类抗生素的溶解度和吸附作用起着重要影响。
此外，土壤微生物的种类和数量也影响着磺胺类抗生素的降解速率。
一些研究表明，土壤微生物可以通过降解磺胺类抗生素中的芳香环和侧链等方式来降解这类抗生素。
针对磺胺类抗生素污染的治理措施主要包括预防控制和污染修复两个方面。
预防控制方面，需要加强对畜禽养殖和人类用药中磺胺类抗生素的管理和监管，并推广使用环境友好型抗生素。
另外，改善污水处理设施的处理效果，加强对农田和水体等区域的监测也是重要的措施。
在污染修复方面，研究人员正在开发一些生物修复和化学修复技术，以降解和去除环境中的磺胺类抗生素。
总之，磺胺类抗生素的污染在现代社会中愈发严重，对环境和人类健康产生了一定的影响。
去除水中抗生素的方法
去除水中抗生素的方法引言：随着人们对水质安全的关注度不断提高，对水中抗生素的排放和污染也引起了广泛关注。
抗生素在水中的存在可能对人类健康和环境造成潜在风险。
因此，研究和开发去除水中抗生素的方法变得至关重要。
本文将介绍几种常用的去除水中抗生素的方法。
一、物理方法1. 吸附：吸附是通过将含有抗生素的水与吸附剂接触，利用吸附剂的表面吸附作用将抗生素吸附在吸附剂上，从而实现去除的过程。
常用的吸附剂有活性炭、陶瓷颗粒、氧化铁等。
吸附剂的选择应根据抗生素的性质和水质条件进行合理选择。
2. 过滤：过滤是将含有抗生素的水通过滤材，如滤纸、滤网、滤芯等，将抗生素颗粒物或溶解于水中的抗生素分子拦截下来，从而实现去除的过程。
过滤方法适用于粒径较大的抗生素颗粒物去除。
二、化学方法1. 氧化还原反应：通过添加氧化剂或还原剂，使抗生素发生氧化还原反应，从而使其转化为无毒或低毒的物质。
常用的氧化剂有高锰酸钾、过氧化氢等，常用的还原剂有亚硫酸氢钠等。
2. 光解反应：利用紫外光、可见光或其他特定波长的光源，使抗生素分子发生光解反应，从而分解为无毒或低毒的物质。
光解反应可以有效去除水中抗生素，但需要光源的能量和光解剂的合理选择。
三、生物方法1. 微生物降解：利用特定的微生物，如细菌、真菌等，对抗生素进行降解。
微生物具有高效降解抗生素的能力，可以将抗生素分解为无毒的物质，从而达到去除抗生素的目的。
微生物降解方法可以应用于水处理系统中，但需要合理控制微生物的生长条件和环境因素。
2. 植物吸收：部分植物对抗生素具有吸收作用，可以通过植物对水中抗生素的吸收来实现去除的目的。
植物吸收方法简单易行，可以应用于小型水处理系统或自然湿地中。
四、高级氧化技术高级氧化技术是指利用强氧化剂和/或高能量的光源，如臭氧、过氧化氢、紫外光等，使抗生素分子发生氧化反应，从而分解为无毒或低毒的物质。
高级氧化技术具有高效去除抗生素的能力，但操作复杂，设备投资较高。
水环境中抗生素的吸附处理研究报告进展
“环境化学〞结课论文〔2015--2016学年度第二学期〕水环境中抗生素的吸附处理研究进展院系名称化学与生命科学学院专业环境科学与工程学生明月周亮学号3641指导教师绍贵摘要近年来，抗生素被大量应用在临床及畜禽和水产养殖，用于疾病的预防治疗及有机体的生长促进。
但抗生素机体吸收差，水溶性强，常以活性形式(母体或代产物)随人和畜禽排泄、水产养殖及制药废水排放持续进入环境，最终残留于土壤和水体。
抗生素在环境中的持久性残留和蓄积可导致微生物菌群耐药等诸多生态毒性，严重影响人类安康和生态平衡。
目前，在国外各类水体中经常能检出ng／L--ųg／L污染级别的抗生素残留。
抗生素由于其特殊的抑菌或灭菌性能，可生化性极差，传统的水和废水处理技术一般无法对其有效去除。
为控制其污染，有效的抗生素去除方法日益受到国外广泛关注。
目前关于水中抗生素去除方法的研究主要集中在高级氧化法、吸附法、膜别离技术及组合工艺等。
其中基于自由基氧化的高级氧化技术得到广泛关注，工艺一般选用03、H202，结合光照，或组合金属及半导体光催化剂来实现，但该方法不仅本钱高，条件苛刻，且在降解抗生素的过程中很难实现矿化，降解产生的中间代物常表现出比母体抗生素更强的生态毒性，应用受到限制。
而吸附法，作为一种非破坏手段，常表现出低本钱、易操作、污染物脱除率高且无高毒性代物风险等优点，成为环境污染物治理技术中最具应用前景的方法之一，而如何设计开发低本钱高性能的吸附剂成为吸附处理水环境中抗生素类污染物的关键。
开展新型高效经济吸附剂的研究，将对环境保护和人类的可持续开展具有非常重要的现实意义。
关键词：抗生素吸附活性炭污染治理类石墨烯1.1引文伴随人类社会的不断开展，环境污染问题在全球围日益加剧，其中水污染问题已成为人类经济可持续开展的重要制约因素。
1999年Daughton等提出药品及个人护理用品(Pharmaceuticals and Personal Care Products，PPCPs)的环境污染和生态毒性问题，这类具有生物活性的新型污染物逐渐引起国外的广泛关注。
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望抗生素是指一类具有抑制或杀灭细菌生长的药物，广泛应用于临床医学、养殖业和农业等领域。
因为抗生素的过度使用和滥用，导致了抗生素在水体中的污染问题，给水生态环境和人类健康带来了不可忽视的威胁。
针对水体中抗生素的处理方法的研究逐渐成为环境科学的热点之一。
本文将就水体中抗生素的处理方法的研究进展和展望进行综述。
当前，水体中抗生素的处理主要包括物理方法、化学方法和生物方法。
物理方法主要包括活性炭吸附、超滤、电化学降解等。
活性炭吸附是一种常用的抗生素处理方法，可以有效去除水体中的抗生素。
超滤是一种通过微孔滤膜分离物质的方法，对于大分子量的抗生素有较好的去除效果。
电化学降解是利用电化学原理，通过电解产生的氧化剂去除水体中的抗生素。
化学方法主要包括氧化、还原和酸碱中和等。
氧化方法是一种常用的抗生素处理方法，可以将抗生素氧化成无毒或难降解的物质。
还原方法则是将氧化物还原成原来的抗生素。
酸碱中和方法是通过调节水体的pH值来改变抗生素的溶解度，从而达到去除抗生素的目的。
生物方法主要包括生物吸附、生物降解和生物转化等。
生物吸附是利用微生物细胞表面的吸附剂去除抗生素。
生物降解是通过微生物降解酶将抗生素降解成无毒物质。
生物转化是利用微生物将抗生素转化成有用的物质。
目前，水体中抗生素处理方法的研究进展取得了一定的成果。
研究人员通过活性炭吸附、超滤和电化学降解等物理方法，成功地去除了水体中的抗生素。
化学方法方面，氧化方法取得了一些突破，如利用高级氧化技术可以将抗生素降解成无毒物质。
在生物方法方面，生物吸附和生物降解技术在去除抗生素方面也取得了一定的进展。
水体中抗生素处理方法仍存在一些问题和挑战。
当前研究主要集中在单一方法的研究和应用，缺乏多种方法的结合运用。
目前研究还缺乏对抗生素处理过程中的中间产物和降解产物的研究，这些产物可能对环境和生态系统具有潜在的影响。
抗生素的种类繁多，不同种类的抗生素对不同的处理方法的敏感性不同，因此需要针对不同种类的抗生素进行更加细致的研究。
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望
水体中抗生素处理方法的研究进展与展望随着全球抗生素的使用量不断增加，水体中抗生素污染已成为一个备受关注的环境问题。
抗生素在水体中的存在不仅会对水生物造成很大的影响，还可能对人类健康产生潜在威胁。
水体中抗生素的处理方法成为了环境科学研究领域的一个重要课题。
目前，针对水体中抗生素的处理方法主要包括物理化学方法和生物方法两大类。
物理化学方法主要包括吸附、氧化、还原、光解等技术，生物方法主要包括生物降解和植物吸收等技术。
本文将着重介绍目前水体中抗生素处理方法的研究进展，并对未来的发展方向进行展望。
一、物理化学方法1. 吸附技术吸附技术是目前处理水体中抗生素的主要方法之一。
研究人员使用活性炭、氧化铁、氧化铝等吸附剂来将水体中的抗生素物质吸附到表面上，从而达到去除的目的。
这种方法具有成本低、效果好、运行简单等优点，已经被广泛应用在水体处理中。
2. 氧化技术氧化技术包括臭氧氧化、高级氧化等多种方法，主要通过氧化还原反应来降解水体中的抗生素物质。
这种方法具有处理效果好、速度快等优点，但是存在成本较高、产生二次污染等问题。
3. 光解技术光解技术是指利用紫外光、可见光等方式来降解水体中的有机物质，包括抗生素在内。
这种方法具有对水质的保护作用、操作简便等特点，但是需要较高的光照条件和设备投入。
二、生物方法1. 生物降解技术生物降解技术是指利用微生物来分解水体中的有机物质，包括抗生素在内。
研究人员通过筛选和改良微生物种类，利用其代谢活性来进行水质处理。
这种方法具有效果好、对环境无污染等优点，但是需要较长的处理时间和操作条件。
2. 植物吸收技术植物吸收技术是指将具有吸附和富集能力的植物引入到水体中，利用植物对抗生素的吸收作用来进行水质净化。
这种方法具有环保、成本低等优点，但是需要大面积的植物栽培和管理。
以上介绍了目前水体中抗生素处理方法的一些研究进展，但是在实际应用中仍存在一些问题和挑战。
现有的处理方法难以高效地去除水体中微量的抗生素物质，尤其是复合污染情况下的处理效果不佳。
去除水中抗生素的方法
去除水中抗生素的方法
随着现代农业、养殖业和医疗技术的进步，水体中的抗生素污染日益严重。
抗生素污染不仅会破坏水生生态环境，还会影响人类健康。
因此，去除水中抗生素已经成为一个紧迫的问题。
下面介绍一些去除水中抗生素的方法。
1. 活性炭吸附法：利用活性炭的吸附作用去除水中的抗生素。
活性炭是一种具有大量孔隙和表面积的吸附剂，可以有效地去除水中的有机物和微小颗粒。
2. 生物降解法：利用微生物的代谢作用将水中的抗生素降解成无害物质。
这种方法可以避免产生有毒残留物。
3. 紫外线处理法：利用紫外线的杀菌作用破坏水中的抗生素分子结构。
这种方法操作简单，但需要大量的能源和设备支持。
4. 氧化还原法：利用氧化还原反应将水中的抗生素分子氧化成无害物质。
这种方法需要添加氧化剂和还原剂，操作较为复杂。
以上是去除水中抗生素的几种方法，不同的方法适用于不同的水体环境和抗生素类型。
需要根据实际情况选择合适的方法去除水中的抗生素。
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水体颗粒物对有机物的吸附机理
水体中的颗粒物（如悬浮颗粒、沉积物）对有机物的吸附是通过物理和化学机制进行的。
以下是一些常见的吸附机理：
1. 物理吸附：物理吸附是由于颗粒物表面的物理结构和静电吸引力导致的吸附过程。
颗粒物表面通常具有孔隙、表面电荷和吸附位等特征，能够吸附有机物质。
物理吸附是一个可逆的过程，吸附量与有机物浓度和颗粒物表面积有关。
2. 化学吸附：化学吸附是指有机物与颗粒物表面发生化学反应形成化学键的吸附过程。
颗粒物表面的官能团（如羟基、羧基、胺基等）可以与有机物中的功能团（如羰基、氨基、羟基等）发生化学反应，形成共价键或离子键。
化学吸附通常比物理吸附更牢固，是一个不可逆的过程。
3. 表面沉积：颗粒物可以通过表面沉积作用使有机物附着在其表面。
这种机制是指有机物质悬浮在水体中，在颗粒物的表面上形成一层吸附层，类似于胶体颗粒的吸附。
表面沉积是一个动态平衡过程，受到溶液中有机物浓度、颗粒物表面特性和悬浮颗粒的浓度等因素的影响。
4. 配位吸附：在某些情况下，有机物质与颗粒物表面的金属离子形成配位键，从而发生吸附。
这种机制在含有金属离子的颗粒物中较为常见，例如铁氧化物和铝氧化物。
需要注意的是，不同的颗粒物和有机物具有不同的物理化学性质，吸附机理也会有所不同。
此外，溶液中的环境因素（如pH值、温度、离子强度等）也会对吸附机理和吸附强度产生影响。
因此，在具体的水体环境中，吸附机理需要综合考虑多种因素进行分析和解释。
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天然水体中颗粒物对抗生素的吸附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.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。