王校旗，劉紅妹

(蘭州交通大學 化學與生物工程學院，甘肅 蘭州 730070)

抗炎性藥物具有良好的消炎、解熱和止痛等作用. 越來越多的抗炎性藥物作用于人體，參與疾病的治療，人們把此類藥物稱為“非甾類抗炎性藥物”(NSAIDs). NSAIDs的化學分類[1]包括兩大組：非選擇性COX(cyclooxygenases)抑制劑和選擇性COX-2(cyclooxygenases)抑制劑[2](如表1所列). 盡管其結(jié)構(gòu)差異很大，但NSAIDs均具有共同的下丘腦溫度調(diào)節(jié)復位機制，可以抑制環(huán)氧合酶(COX-1和COX-2)的合成，具有解熱、抗炎和止痛作用，也被稱為非麻醉止痛藥或阿司匹林類藥物. 大多數(shù)NSAIDs都是酸性化合物，pKa在3～5范圍內(nèi)，酸性基團抑制COX的活性并使其失活，主要作用于葡糖苷酸. 值得注意的是，在其抑制選擇性的基礎(chǔ)上，所有這些藥物都有潛在的副作用如肝毒性、造血和腎臟疾病、過敏反應(yīng)[3-4]，主要副作用涉及粘膜的化學刺激和由抑制前列腺素(PG)的合成進而引起胃腸潰瘍(GI)[5]. 長期使用NSAIDs對人體健康造成不良影響，如胃腸潰瘍、再生障礙性貧血、心血管危險、血小板聚集抑制和腎功能病變等[6-7].

表1 NSAIDs及其代謝產(chǎn)物的化學分類、名稱和結(jié)構(gòu)Table 1 Chemical classification, names, structures, and metabolites of NSAIDs

續(xù)表1

給藥后NSAIDs只有一小部分作用于人體，其余作為母體化合物和代謝產(chǎn)物的混合物被排出體外[8]. 如世界上廣泛使用的抗炎藥物布洛芬，只有少量參與疾病的治療，15%被人體轉(zhuǎn)化為母體化合物排出，26%作為羥基布洛芬排出，43%作為羧基布洛芬排出[9]. 此外，這些生物活性化合物的殘留物也可以通過不同的傳輸途徑進入環(huán)境，如制藥廠制藥過程中廢水的排放[10]. 由于它們自身親水性和穩(wěn)定性，NSAIDs傾向于保留在水相中且不被污水處理廠(STP)完全除去，它們及其代謝物經(jīng)常在地表水中被檢測出來. 在一些STP流出物中發(fā)現(xiàn)萘普生質(zhì)量濃度高達1.5 μg/L，布洛芬高達85 μg/L[11]，而且雙氯芬酸的去除率較低，僅為15%～69%[12-13]. 所以，在面對NSAIDs分離檢測及其去除的問題上，研究人員依然任重而道遠.

1 NSAIDs分離檢測技術(shù)

生物樣品具有復雜性、涉及大量潛在干擾物和目標分析物濃度低等特點，因此直接進行分析比較困難[14]. 為了克服這些缺點，許多研究工作集中在設(shè)計有效的提取程序上.

1.1 GC的分離檢測技術(shù)

因為氣相色譜儀成本低廉，可在實驗室內(nèi)廣泛應(yīng)用，因此，最初文獻報道中，大多數(shù)用于分析藥物殘留的方法都是GC-MS聯(lián)用. 伴隨著固相萃取(SPE)和固相微萃取(SPME)技術(shù)的發(fā)展，此類技術(shù)也應(yīng)用于抗炎藥物的分析. Moeder等[15]開發(fā)了固相微萃取程序，隨后進行GC-MS分析，監(jiān)測廢水中一系列極性、生物活性的物質(zhì)，并且研究布洛芬的對映選擇性代謝. 文中選擇使用的SPME具有比SPE更快的速度、更小的樣品體積、完全無溶劑、易于自動化和高富集因子、在氣相色譜熱注射器中提取分析物具有更好的熱解吸性等優(yōu)點. 然而，在實際樣品中，大量有機物質(zhì)可能阻塞纖維表面，進而影響SPME的分析. 其另一個缺點是高的檢出限(LODs)，NSAIDs化合物的極性導致寬的色譜峰. 在此基礎(chǔ)上，Ollers等[16]提出GC-MS多殘留的方法，用于同時分析環(huán)境水樣中的中性、酸性藥物和農(nóng)藥. 文中使用新的吸附劑Oasis HLB，實現(xiàn)了一步式固相萃取的定量回收. 此法雖然降低了檢出限，但萃取過程中加入用于干燥洗脫液的硫酸鈉，需要仔細小心的去除，避免在將樣品注入GC系統(tǒng)時堵塞針頭. 為了克服NSAIDs藥物極性的問題，Rodrí Guez等[17]用N-甲基-N-(叔丁基二甲基甲硅烷基)三氟乙酰胺(MTBSTFA)作為重氮甲烷的替代物來進行衍生化，同時測定污水中5種NSAIDs藥物. MTBSTFA除了具有更高的熱穩(wěn)定性和水解穩(wěn)定性之外，另一個優(yōu)點是增加分析物的分子量，從而提高了色譜分離和MS檢測性能. 不僅如此，Koutsouba等[18]描述在希臘不同城市污水中分析雙氯芬酸、布洛芬和其他極性藥物的方法. 文中使用SPE(C18)回收目標分析物，用五氟芐基溴衍生化后進行GC-MS檢測. 此法能夠在質(zhì)量濃度為560 ng/L情況下分析鑒定所有樣品中的雙氯芬酸. Weigel等[19]測定了7種不同的聚合物SPE吸附劑，以便從中性pH的水中提取酸性、中性和堿性分析物，除羧基-布洛芬外，所有的分析物在使用Oasis HLB后獲得高的回收率. 方法在較低的pH下，實現(xiàn)了目標物的定量回收. 此外，所有污水樣和海水中都檢測到布洛芬及其羧基和羥基代謝物，總質(zhì)量濃度高達7.7 ng/L，

1.2 LC的分離檢測技術(shù)

2011年，Jedziniak等[20]開發(fā)用于檢測廣泛范圍的NSAIDs的LC-MS-MS方法，所有NSAIDs在Phenomenex Luna C8(2)柱上得到分離. 文中使用LC-MS-MS陰離子(酸性NSAID)和陽離子(安乃近代謝物)模式進行分析，在乙酸銨的存在下，用乙腈從牛奶樣品中提取分析物. 實驗室重現(xiàn)性在7%～28%的范圍內(nèi)，精確度范圍為71%～116%. 這也是首次能夠檢測牛奶中雙氯芬酸殘留，且低于最大殘留量0.1 μg/kg(MRL)的方法.

1.3 ESI分離檢測技術(shù)應(yīng)用

電噴射離子化(ESI)技術(shù)的快速發(fā)展，也被試圖應(yīng)用于NSAIDs的檢測中. Farré等[24]描述一種通過SPE-LC-ESI-MS進行毒性研究和化學分析的組合方法，應(yīng)用于加泰羅尼亞(西班牙東北部)的地表水和廢水樣品. 文中在離子抑制模式下進行色譜分離，在陰離子模式下檢測分析物，與LC-MS和GC-MS方法進行了比較，發(fā)現(xiàn)它們具有良好的一致性，區(qū)別是LC-MS無需對極性化合物進行衍生，便可直接分析. 同時，Miao等[25]提出SPE-LC-ESI-MS-MS方法測定STP廢水中的酸性藥物，在負離子模式下進行檢測，用一個多反應(yīng)監(jiān)測(MRM)轉(zhuǎn)換進行量化，使得能夠在STP流出物中檢測ng/L水平酸性藥物. 其中乙酸銨作為離子對試劑，雖然它提高了負離子模式下的ESI性能，但卻由于流動相添加劑濃度較高(20 mmol/L)導致ES信號弱化. 此外，Hilton和Thomas[26]使用SPE-LC-ESI-MS方法分析污水和地表水中13種藥物及其代謝產(chǎn)物. 文中在MRM模式下對雙氯芬酸和甲滅酸進行定量分析，在選擇離子監(jiān)測(SIM)模式下對布洛芬和乙酰氨基酚定量分析，通過降低過量的乙酸銨濃度(40 mmol/L)來獲得較低的LODs. 方法用于檢測英國排放的污水和地表水，檢測到兩種水質(zhì)中甲芬酸和雙氯芬酸的質(zhì)量濃度在65～1 100 ng/L，并且污水中檢測到布洛芬的質(zhì)量濃度高達3 800 ng/L.

1.4 CEZ分離檢測技術(shù)的應(yīng)用

毛細管區(qū)帶電泳(CZE)技術(shù)的發(fā)展被應(yīng)用于NSAIDs的分離檢測中. Macià等[27]使用SPE毛細管區(qū)帶電泳聯(lián)合二極管陣列檢測(DAD)作為HPLC替代方法，用于分離水樣中的NSAIDs. 為了提高CZE靈敏度，使用電滲流量泵(LVSEP)，運用大容量樣品堆疊柱內(nèi)預濃縮，將樣品引入水中毛細管中，向運行緩沖液中加入電滲流調(diào)節(jié)劑甲醇，在反向電位下除去樣品基質(zhì)，陰離子分析物由于不能轉(zhuǎn)化極性而被分離. 該方法在線濃縮藥物并保持高分辨率，檢出限在ng/L范圍.

現(xiàn)階段研究出現(xiàn)了一些新的NSAIDs藥物檢測技術(shù). Rau等[28]開發(fā)一種無標簽光學生物傳感器，用于測定牛奶中的雙氯芬酸. 文中采用反射干涉光譜作為檢測方法，緩沖液中開發(fā)使用免疫傳感器，并優(yōu)化相關(guān)靈敏度、選擇性、穩(wěn)定性和再現(xiàn)性. 該研究將測定方法應(yīng)用于復雜牛奶基質(zhì)中，結(jié)合抑制試驗，在緩沖液中檢測到雙氯芬酸，檢測限為284.2 μg/L，定量限為493.3 μg/L. 通過對比回收率，證明其片內(nèi)及片間良好重復性，利用優(yōu)化表面改性和評估方法，可以成功規(guī)避基質(zhì)效應(yīng).

綜上所述，NSAIDs分離檢測方法包括LC-MS-MS、SPME-GC-MS、SPE-GC/LC-MS、L-L-L-SPE-LC、LC-MS、SPE-LC-ESI-MS、PIF-LC和毛細管電泳等技術(shù). 這些分析技術(shù)都可用，其中與GC聯(lián)用的分析技術(shù)最常用. 但是由于大多數(shù)NSAIDs具有酸性基團和較強的極性，分析物只能在衍生化后，變?yōu)闃O性較弱或更易揮發(fā)物質(zhì)，才能用于GC分析，比較耗時，且常規(guī)分析中存在大量樣品衍生化困難、可重復性很小的問題，所以分析痕量物質(zhì)，GC通常不會作為首選方法. LC-MS技術(shù)聯(lián)合大氣壓力電離(API)接口(電噴霧，大氣壓力化學電離和大氣壓光電離)和不同類型分析儀，是一種功能多樣和性能良好的環(huán)境分析技術(shù)，可以替代GC-MS技術(shù)，唯一缺點是采購和維護的成本高昂. 另外，毛細管電泳技術(shù)，例如CZE、微乳液電動毛細管色譜(MEEKC)和膠束電動毛細管色譜(MEKC)已被證實適用于NSAIDs分析[29-32]. 由于其具有高效率、快速分析以及與MS檢測聯(lián)合的優(yōu)點，有望成為良好的檢測技術(shù)，但是其缺點在痕量水平分析中，對分析物具有低的檢測能力，受限于毛細管中樣品體積的量和在線UV檢測中有限光程長度.

由于目標分析物具有復雜性和低濃度的特性，且分離檢測技術(shù)已趨于成熟，許多研究都注重在分析物預濃縮上，而SPE[33]和SPME[34]正是預濃縮良好的應(yīng)用方法. SPE是近年發(fā)展起來的樣品預處理技術(shù)，由液固萃取和液相色譜技術(shù)相結(jié)合而來，主要用于樣品的分離、純化和濃縮，與傳統(tǒng)液液萃取法相比較可以提高分析物的回收率，更有效的將分析物與干擾組分分離，減少樣品預處理過程，操作簡單、省時、省力. SPME是從SPE中延伸出來的預處理技術(shù)，它克服傳統(tǒng)樣品前處理技術(shù)的缺陷，集采樣、萃取、濃縮、進樣于一體的優(yōu)點，大大加快分析檢測速度. 應(yīng)用SPE和SPME時，都涉及宏觀或微觀納米材料作為吸附和預濃縮介質(zhì)的探究，所以尋找新的、合適的介質(zhì)材料對NSAIDs吸附處理是目前最重要的任務(wù).

2 NSAIDs分離吸附材料

許多處理方法對廢水或污水處理廠流出物中的NSAIDs進行處理. 包括凝結(jié)絮凝[35]、生物膜反應(yīng)堆中生物降解[36]、高級氧化過程[37]、如臭氧化、光解或光催化[38]、吸附[39-41]. 上述方法中，吸附是最有效、最有希望的處理方法，它具有許多優(yōu)點：(1)可以處理痕量污染物；(2)吸附效率高；(3)易于設(shè)計和操作；(4)不受基質(zhì)毒性影響；(5)適用于批次和連續(xù)處理過程；(6)吸附劑可再生重復使用；(7)處理成本較低[42].

2.1 MOF材料的應(yīng)用

金屬有機骨架(metal-organic frameworks，MOFs)的發(fā)現(xiàn)可以說是一個里程碑式的存在，越來越多的研究人員對其進行各種相關(guān)物理化學研究. 簡單來說，MOF是一類新型多孔材料，由金屬和有機配體自組裝形成，其組成和結(jié)構(gòu)豐富多樣，且由于比表面積大、熱穩(wěn)定性好、孔道結(jié)構(gòu)有序、孔徑可調(diào)控、在孔內(nèi)和表面可進行官能團修飾等諸多特性，決定這類材料可作為潛在吸附劑對水體環(huán)境污染物進行處理(如圖1所示). 如Wang等[43]描述了一種磁性固相萃取(MSPE)與超高性能液相色譜-串聯(lián)質(zhì)譜(UPLC-MS/MS)聯(lián)用的方法，定量測定污水和環(huán)境水樣中8種非甾類抗炎藥. 文中直接使用Fe3O4/MIL-101(Cr)磁性納米復合物分析不需預處理的50 mL水樣. 在最佳條件下，UPLC-MS/MS檢測結(jié)果如下：(1)線性校準圖，通常從0.1(0.2、0.05、0.02)到50 μg/L范圍，它取決于化合物本身；(2)檢測限在3～60 ng/L；(3)回收率為81.2%～116.8%，相應(yīng)標準差為0.4%～10.8%. 同時， Zhang等[44]描述一種簡便無模板“溶膠-冷凍”的方法，成功制備具有三維(3D)結(jié)構(gòu)石墨烯氣凝膠(GA)支撐的金屬有機骨架復合物. 合成混合氣凝膠中，MOF顆粒均勻分散在3D石墨烯片相互連接的大孔骨架中，結(jié)合SPE，對環(huán)境水樣中5種NSAIDs藥物進行分析，結(jié)果獲得較高的回收率、低LODs和高精度. 而且合成的MIL-101@石墨烯混合氣凝膠可用在基質(zhì)輔助激光解吸/離子化飛行時間質(zhì)譜(MALDI-TOF-MS)中，分析蛋白質(zhì)選擇性富集和脫鹽，顯示出對核糖核酸酶A(RNaseA)選擇性富集，同時排除混合基質(zhì)樣品中細胞色素C(Cyt C)和溶菌酶(Lyz)，這可能是因為蛋白質(zhì)與MIL-101中帶正電的CUS之間的靜電排斥作用.

圖1 MOF材料結(jié)構(gòu)圖Fig.1 Structure diagrams of MOF material

2.2 碳材料的應(yīng)用

碳材料包括石墨烯和活性碳等，類似MOF，石墨烯和生物碳具有很大的比表面積和較多的介孔位點，可作為吸附劑，廣泛應(yīng)用于污染水體處理過程中(如圖2所示). Banerjee等[45]使用氧化石墨烯納米片作為吸附劑，對水溶液中的布洛芬(IBP)高效吸附提取. 試驗起始IBP的質(zhì)量濃度為6 mg/L，吸附劑劑量為1.00 g/L，溶液pH為6，攪拌速度為180 rpm，處理時間為60 min，溫度在 308 K，結(jié)果顯示IBP去除率高達98.17%，產(chǎn)生的相關(guān)系數(shù)最高值符合Langmuir吸附等溫線模型. 動力學研究表明，該過程以二級動力學為指導. 熱力學研究表明，石墨烯氧化物納米片對布洛芬吸附是自發(fā)的吸熱過程，表明氧化石墨烯是一種有效的吸附劑. 同時， Jung等[46]基于各種混合“合并下水道溢流”(CSO)條件下，描述一種活性生物炭和硫酸鋁作為吸附劑對乙酰氨基酚和萘普生凝結(jié)吸附的方法. 由于活性生物碳的碳質(zhì)結(jié)構(gòu)和表面特性，對乙酰氨基酚和萘普生吸附后，通過核磁共振分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)生物炭比商業(yè)活性碳表現(xiàn)出良好的吸附性能，活性生物碳去除率分別為94.1%和97.7%，商業(yè)活性碳去除率分別為81.6%和94.1%. 相比于吸附乙酰氨基酚，活性碳對萘普生有更高的吸附親和力，因為萘普生可以占據(jù)更多的活性吸附位點. 類似的Bahamon等[47]描述一種使用活性碳(ACs)去除環(huán)境水樣中IBP的方法. 該法基于宏觀標準蒙特卡洛(GCMC)分子模擬方法，建立一種物理規(guī)律模型，來揭示活性碳與布洛芬之間的相互作用原理. 文中基于隨機填充彎曲碳薄片，使用具有不同數(shù)量環(huán)、缺陷和極性-氧化位點芳族烴分子單元納米多孔碳，開發(fā)新的碳素材料分子模型. 該模型能夠成功預測藥物吸附性能，模擬吸附容量與試驗報告值高度一致. 同時，Iovino等[48]通過建模分析，對活性碳上吸附IBP機理進行相關(guān)研究. 文中通過批量試驗研究IBP濃度、pH和溫度對平衡吸附性能影響. 試驗數(shù)據(jù)分析集中在pH和溫度對溶液中IBP解離等級的影響上，其中存在電離的IBP([A-])，也存在非電離形式的IBP([HA]). 結(jié)果顯示，活性碳對非離子化IBP吸附能力最高，在較低pH和較高溫度下， IBP解離度較低，可以觀察到吸附能力總體增加. pH的影響也與活性炭pHPZC有關(guān)，當IBP解離度較高且溶液pH高于pHPZC時，帶負電荷的活性炭表面和帶負電荷的IBP之間排斥作用增大，顯著降低活性碳對總IBP吸附能力.

圖2 活性碳和石墨烯的結(jié)構(gòu)圖Fig.2 Structures of activated carbon and graphene

2.3 硅類材料的應(yīng)用

研究人員致力于各種吸附材料的開發(fā)研究，硅類材料就是其中一種. 由于其特殊的物理化學性質(zhì)，硅類材料受到了廣泛關(guān)注. Jana等[49]使用聚氨酯泡沫廢料(PUFW)和預陶瓷聚合物新型復合方法，制備開孔SiC泡沫. 與陶瓷漿料常規(guī)復制導致中空支柱方法相反，預陶瓷聚合物可以均勻地膨脹在聚氨酯泡沫結(jié)構(gòu)中，在熱解過程中形成致密支柱. 文中研究其對NSAIDs藥物及其代謝物液相吸附，結(jié)果表明吸附效率隨接觸時間的增加而增加，吸附現(xiàn)象由慢動力控制. Gaán等[50]使用不同比例酮洛芬(KET)作為模板分子，氨基官能化SBA-15作為載體，合成兩種分子印跡介孔二氧化硅(MIS)，即SBA-15-MIS-1和SBA-15-MIS-2. 試驗結(jié)果表明，SBA-15-MIS-1對KET、萘普生和卡洛芬吸附回收率在50%至60%之間，幾乎相等，而維達洛芬在同樣條件下有最低的回收率，可能是因為該化合物結(jié)構(gòu)與其他NSAIDs藥物結(jié)構(gòu)都不相同. 相比之下，SBA-15-MIS-2對KET具有更好選擇性，對于其他NSAIDs藥物的回收率都低于52%. 這種高選擇性歸因于介孔二氧化硅中印跡空穴效應(yīng)，它可以提高吸附選擇性，因此，SBA-15-MIS-2型吸附劑具有更好的分子識別能力、高選擇性、良好的應(yīng)用前景.

2.4 其他吸附材料的應(yīng)用

研究人員利用蒙脫石優(yōu)異的吸收性和強的吸水膨脹性能，用來處理環(huán)境污染水體. Boukhalfa等[51]使用有機K10蒙脫石(MK10)作為吸附劑除去環(huán)境水樣中雙氯芬酸鈉(DS). 文中在K10蒙脫石中插入有機陽離子十六烷基三甲基溴化銨(C16)，制備有機K10蒙脫石-C16(MK10-C16)，吸附數(shù)據(jù)與Langmuir等溫線吻合良好. 試驗結(jié)果表明，有機K10蒙脫石顯示出對DS強的親和力，最大吸附量可達63.33 mg/g. 此外，Qurie等[52]使用陽離子表面活性劑十八烷基三甲基銨(ODTMA)和帶負電的粘土(蒙脫石)制備一種新型ODTMA-膠束-粘土配合物，其特點在于具有大量的正電荷和疏水位點，作為吸附劑去除環(huán)境水樣中抗炎藥及重金屬Cr(VI)，其中用砂和ODTMA-膠束-粘土配合物混合制成過濾柱進行試驗，完全去除了吸附的雙氯芬酸、萘普生和萘普生代謝物. 而且，在一般環(huán)境的pH和溫度下，ODTMA-膠束-粘土配合物將水樣中重金屬Cr(VI)也完全去除.

Hossein等[53]以磁性層狀雙氫氧化物(LDH)-多糖離子交聯(lián)聚合物為基礎(chǔ)，開發(fā)一種有效陰離子交換平臺，對雙氯芬酸進行吸附. 磁鐵礦CaAl-纖維素與表氯醇(EPH)和吡啶反應(yīng)，離子液體插入基體表面以增加對雙氯芬酸吸附效率. 試驗結(jié)果表明纖維素離聚物和層狀雙氫氧化物離聚物吸附能力比原纖維素和LDH高5和1.5倍，這可能是因為陰離子交換和離聚物Π-Π鍵之間相互作用. 纖維素表面上的離聚物密度較高，相對于LDH-離聚物顯示更高的吸附效率，而且纖維素-LDH離聚物顯示快速吸附動力學，可在2 min內(nèi)達到平衡，最大容量為268 mg/g. 該值高于單個纖維素離聚物和LDH離聚物，這是因為雙氯芬酸吸附中纖維素-LDH離聚物組分之間存在協(xié)同作用. 同時， Rahim等[54]通過兩步催化溶膠-凝膠法，制備一種新型溶膠-凝膠雜化的甲基三甲氧基硅烷-巰基丙基三甲氧基硅烷(MTMOS-MPTMS)復合物，分析測定水樣中雙氯芬酸鈉、酮洛芬和甲芬那酸. 在最佳吸附條件下，新型MTMOS-MPTMS顯示良好的線性范圍：1～550 g/L，良好的重復性：RSD為1.4%～6.0%，n= 3. 且S/N=3時，獲得較低檢測限：0.10～0.29 μg/L，S/N=10時，定量限為0.33～0.89 μg/L.

綜上所述，關(guān)于NSAIDs藥物吸附處理的多種材料效果都比較好，尤其是各種MOFs及各種石墨烯結(jié)構(gòu)物吸附量較大，這在于它們本身特殊物理化學性質(zhì)，如高比表面積、獨特的形態(tài)、化學結(jié)構(gòu)、良好的電學、熱力學性能和較高的機械強度，且石墨烯具有大的離域π電子系統(tǒng)，可以與抗炎藥物形成強相互作用. 但其也存在一些限制，比如成本較高、對NSAIDs藥物種類的選擇性較差. 所以在尋求新的吸附材料時，不僅要考慮材料的物理化學穩(wěn)定性和比表面積的的大小，還要考慮材料本身對NSAIDs選擇性的強弱，這也凸顯了無機納米、微米材料的重要性，也是在今后研究中尋求新吸附材料的重要支點. 所以在未來的研究中會著重在無機納米、微米材料中尋求到合適的吸附材料.

3 結(jié)論

非甾類抗炎性藥物作為一種新興的藥物污染物，且用量隨著生活節(jié)奏的加快會越來越大，進而會以食品安全問題和環(huán)境污染問題呈現(xiàn)在人們面前. 各種新型技術(shù)應(yīng)用于對其吸附處理上，其中固相(微)萃取以其簡便、高效、易于自動化等優(yōu)勢脫穎而出，但萃取材料本身的一些不足限制了該技術(shù)對非甾類藥物的進一步研究. 新型材料及其良好制備技術(shù)的不斷開發(fā)必然會推動材料本身對非甾類藥物高效、高選擇性吸附與分離分析的發(fā)展. 未來新型萃取材料的研發(fā)將成為對非甾類藥物處理的重點研究方向.

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