可溶性有機物對土霉素在土壤中吸附—解吸的影響

曹志磊 俞花美 葛成軍 羅吉偉 黃鵬 趙媛媛 李佳桐

摘 要 利用廢棄木薯渣分別于350、550、750 ℃溫度下制得3種不同生物質炭，并以這3種生物質炭為前驅物提取可溶性有機物（DOM）。將土霉素（OTC）作為污染物，研究DOM對土霉素在土壤中吸附-解吸的影響。結果表明：來源于木薯渣生物質炭的DOM均能降低土霉素在土壤中的吸附量，促進土霉素在土壤中的解吸作用；隨著DOM濃度、炭化和外界溫度的升高，土霉素在土壤中的吸附量逐漸減少，并且易從土壤中解吸出來。DOM降低了土霉素在土壤中的吸附能力，而且增強了土霉素在土壤中的解吸能力，從而可能增強土霉素在土壤中的遷移能力。若在土霉素污染較為嚴重的地區施用有機物料，可能會促進土壤中土霉素的遷移，并對地下水及周邊環境造成威脅。

關鍵詞 生物質炭；可溶性有機物；土霉素；吸附；解吸

中圖分類號 S151 文獻標識碼 A

Abstract Three kinds of Biochar were prepared using cassava peel at 350 ℃， 550 ℃ and 750 ℃. The dissolved organic matter （DOM） was extracted from the three kinds of biochar.The effect of DOM on the adsorption-desorption Behavior of oxytetracycline （OTC） in soil system was studied. DOM from cassava peel biochar could reduce the adsorption capacity of OTC in soil and promote the desorption of OTC in soil. With the increase of DOM concentration， carbonization and external temperature， the adsorption capacity of OTC in soil gradually decreased， and OTC much easily desorbed from soil. DOM reduced the adsorption capacity of OTC in soil and enhanced the desorption capacity of OTC in soil， which would enhance the transport of OTC in soil. If the use of organic materials in areas where OTC pollution is more severe may promote the transport of OTC in soil， and poses a threat to groundwater and the surrounding environment.

Key words biochar； dissolved organic matter； oxytetracycline； adsorption； desorption

doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2018.04.034

土霉素（Oxytetracycline，OTC）是20世紀40年代發現的四環素類抗生素，是一種廣譜抗菌藥物。自被發現以來，土霉素不僅常作為藥物用于人類和動物的疾病預防和治療，同時也作為飼料添加劑應用于養殖業中促進畜禽的生長。在中國，2003年土霉素的產量約為10 000 t，占世界總產量的65%[1]，并且土霉素在中國的產量和用量還在不斷地上升。由于畜禽養殖業中土霉素的濫用，使畜禽糞便中殘留大量的土霉素及其代謝產物。大量未經有效處理且含有土霉素殘留的畜禽糞便作為有機肥施于農田，是土壤環境中土霉素的主要來源之一[2]。近年來，在水體[4]、土壤[5]及動植物體內[6-7]均檢測出不同程度的土霉素[8]。土霉素及其代謝產物進入土壤環境后會隨時間累積，對土壤微生物造成潛在的不利影響[3]。更為嚴重的是土霉素在動植物體內累積，通過食物鏈放大作用可能威脅人類的健康。

可溶性有機物（Dissolved Organic Matter，DOM）是指能通過0.45 μm濾膜的水溶性有機物質?？扇苄杂袡C物的組分十分復雜，并且不同來源的可溶性有機物的組分也有較大差異，可溶性有機物既含有低分子量的游離氨基酸、碳水化合物和有機酸等，還含有大分子量的酶、氨基糖、腐殖質等[9]。雖然可溶性有機物占土壤有機質的比例不高，但卻是土壤的重要組成部分，作為一種天然的絡合劑和吸附載體，可通過疏水分配、離子交換、氫鍵等作用影響土壤中污染物的環境行為和生物有效性[10]。

近年來，諸多學者研究了不同來源（綠肥、污泥、秸稈等）的DOM對土壤中污染物（重金屬、農藥、多環芳烴等）環境行為的影響，并且不同來源的DOM對土壤中污染物環境行為的影響并不相同，甚至是相反的[11-16]。目前，關于DOM對抗生素環境行為的影響鮮見報道。因此，本研究從生物質炭中提取DOM，并分析DOM對土霉素在土壤中吸附-解吸行為的影響，為評價土霉素在土壤環境中的行為歸趨及其綜合污染防治提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 材料

木薯渣（生物炭的前驅材料），收集自海南省海口市水果銷售攤位；土霉素（純度>98%），購自德國Ehrenstofer公司；試驗土壤采自海南省澄邁縣永發鎮水稻耕地，土層深度為0～20 cm。土壤經自然風干后，研磨過20目篩備用，其基本理化性質詳見表1。

主要儀器設備：SX2-4-10高溫箱形電爐（上海博訊實業有限公司醫療設備廠），H2050R臺式高速離心機（湖南湘儀實驗室儀器開發有限公司），NRV-211恒溫振蕩搖床（上海南榮實驗室設備有限公司），UPI-I-10T優普超純制水器（四川優普超純科技有限公司），Waters Alliance 2695（配備Waters 2487 紫光檢測器），高效液相色譜儀（美國Waters公司）。

主要試劑：無水氯化鈣、疊氮化鈉、甲醇等（分析純），甲醇、乙腈等（色譜純），試驗用水由優普超純制水系統提供。

1.2 方法

1.2.1 生物質炭的制備方法 將收集的木薯渣風干，用高速旋轉破碎機將其碾碎成粉末，然后將木薯渣粉末置于瓷坩堝中加蓋密封；將裝滿木薯渣粉末的瓷坩堝放入高溫箱形電爐中，200 ℃條件下預炭化2 h，再分別升溫至350、550、750 ℃保持熱解炭化3 h[17]，待冷卻后將生物炭取出，研磨后過100目篩，干燥密封保存備用。根據熱解炭化的溫度將生物質炭分別標記為MS350、MS550、MS750。

1.2.2 可溶性有機物的提取 將生物質炭（過100目篩）和超純水按照1：20（g/mL）的固液比混合置于離心管內，加蓋。于25 ℃、200 r/min的條件在恒溫振蕩搖床上振蕩24 h，再以4 ℃、12 000 r/min的條件在臺式高速離心機上離心20 min，上清液過0.45 μm濾膜，濾液中的有機物即可視為可溶性有機物。將可溶性有機物置于4 ℃條件下保存，不得超過2周。

1.2.3 吸附動力學 用3種不同來源的可溶性有機物母液配置10 mg/L的土霉素-可溶性有機物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液為背景基礎電解質溶液），并使溶液中可溶性有機物的濃度稀釋為母液的1/2、1/4、1/16。按照固液比1：100將10 mL土霉素-可溶性有機物溶液和0.1 g過20目篩的土樣置于50 mL離心管內，加蓋。然后以25 ℃、200 r/min的條件在恒溫振蕩搖床上避光振蕩，并分別在0.5、1、2、4、8、12、24、36、48 h時取樣，樣品取出后立即在高速離心機上以12 000 r/min離心15 min，過0.45 μm濾膜，濾液中土霉素的濃度采用高效液相色譜儀（HPLC）進行測定。用吸附前后溶液中土霉素的濃度之差計算出土壤對土霉素的吸附量。未加可溶性有機物和土霉素的處理為對照組。以上處理均做3個重復。

采用偽二級動力學模型（式1）、Elovich模型（式2）、顆粒內徑擴散模型（式3）這3種模型對添加DOM后土霉素在土壤中的吸附機理進行擬合分析[18]。3種模型的公式分別為：

式中，qt為t時刻土壤對土霉素的吸附量（mg/kg），qe為平衡吸附量（mg/kg），k2為偽二級反應速率常數（kg·mg-1·h-1）；a為吸附初始速度相關常數，b為吸附活化能相關常數，kp為內擴散速率常數（kg·g-1·h-1/2），c為土壤厚度和邊界的相關常數。

1.2.4 吸附-解吸等溫線 （1）吸附試驗：用3種不同來源的可溶性有機物母液分別配置8種不同濃度（2、5、10、20、30、50、80 mg/L）的土霉素-可溶性有機物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液為背景基礎電解質溶液），并使溶液中可溶性有機物的濃度稀釋為母液的1/2、1/4、1/16。按照1：100的固液比將10 mL土霉素-可溶性有機物溶液和0.1 g過20目篩的土樣置于50 mL離心管內，加蓋。以25 ℃、200 r/min的條件在恒溫振蕩搖床上避光振蕩24 h，樣品取出后立即在高速離心機上以8 000 r/min離心10 min，過0.45 μm濾膜，濾液中土霉素的濃度采用高效液相色譜儀（HPLC）進行測定。用吸附前后溶液中土霉素的濃度之差計算出土壤對土霉素的吸附量。未加可溶性有機物和土霉素的處理為對照組。以上處理均做3個重復。

（2）解吸試驗：吸附試驗完成后離心棄去上清液，加入10 mL背景基礎電解質溶液，然后繼續以25 ℃、200 r/min的條件在恒溫振蕩搖床上避光振蕩24 h。樣品取出后立即在高速離心機上以8 000 r/min離心10 min，過0.45 μm濾膜，濾液中土霉素的濃度采用高效液相色譜儀（HPLC）進行測定。

采用Freundlich模型對不同外界溫度條件下添加DOM后土霉素在土壤中的吸附-解吸特性進行描述[18]，公式為（式4）：

式中，qe為平衡吸t附量（mg/kg）；Ce為平衡時溶液中土霉素的濃度（mg/L）；Kf為土壤吸附強度和容量常數；n為 Freundich方程常數。

根據吸附-解吸等溫線Freundlich模型擬合參數1/n計算添加DOM后土壤對土霉素的解吸滯后系數（HI）[19]，公式為（式5）：

式中，1/nads為Freundich模型方程的吸附常數；1/ndes為Freundich模型方程的解吸常數。

1.2.5 土霉素的測定方法 色譜條件：色譜柱為Gemini C18，柱溫30 ℃，流動相為15/85（V/V）乙腈/0.5%磷酸水溶液，流速為1 mL/min，檢測波長為355 nm，進樣量為20 μL[20]。該色譜條件下土霉素的保留時間為6.3 min。

2 結果與分析

2.1 吸附動力學

由圖1可知，添加DOM后的土霉素在土壤中的吸附過程主要包括快速吸附、緩慢吸附和吸附平衡3個階段。在最初的4 h（快速吸附階段），土壤對土霉素的吸附量急劇增加；此后以緩慢的吸附速率直至24 h后，基本達到吸附平衡。據此，后續試驗的吸附試驗的平衡時間統一設置為24 h。該現象是由于溶液的土霉素在被吸附的過程中，產生的濃度梯度促使吸附驅動力的增加，而且由于土壤中的吸附位點有限，當吸附位點被占據完后，最終會達到吸附飽和狀態。隨著溶液中DOM濃度的增加，土霉素在土壤中的平衡吸附量逐漸減少，表現為1/2<1/4<1/16

采用偽二級動力學模型、Elovich模型、顆粒內徑擴散模型對添加DOM后土霉素在土壤中的吸附機理進行擬合分析，擬合結果見表2。由表2可知，偽二級動力學模型的相關系數（R2>0.999）高于Elovich模型和顆粒內徑擴散模型的相關系數，這表明該吸附過程由偽二級動力學模型擬合效果最優，也表明了添加DOM后土霉素在土壤中的吸附由多個過程控制，如在土壤顆粒周圍的液膜擴散、土壤顆粒內部的內擴散及土壤吸附位點的物理或化學擴散

等[21-22]。

2.2 DOM對土霉素在土壤中吸附的影響

由圖2～3可知，在不同外界溫度條件下，加入DOM均能減少土壤中土霉素的吸附量，并且由于DOM來源、濃度和外界溫度的不同，吸附曲線也呈現不同的變化趨勢。采用Freundlich模型對不同外界溫度條件下添加DOM后土霉素在土壤中的吸附特性進行描述，擬合結果見表3。根據模型的相關系數可知，在不同外界溫度條件下，Freundlich方程均能較好的擬合吸附等溫線。Freundlich模型擬合參數lgKf值越大，表明土壤對土霉素的持留作用越強。由表3可知，當生物質炭的炭化溫度相同時，lgKf（CK）>lgKf（1/16）>lgKf（1/4）>lgKf（1/2），這表明DOM濃度越高，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也隨之減少。當DOM稀釋倍數相同時，lgKf（CK）>lgKf（MS350）>lgKf（MS550）>lgKf（MS750），這表明生物質炭的炭化溫度越高，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也隨之減少。在炭化溫度和DOM稀釋倍數相同時，lgKf（25 ℃）>lgKf（15 ℃），這表明外界溫度越低，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也隨之減少。

2.3 DOM對土霉素在土壤中解吸的影響

由圖4、5及表4可知，不同外界溫度條件下不同DOM均能促進土霉素在土壤中的解吸，并且促進作用隨著DOM濃度、炭化和外界溫度的升高而增強。這一結果與上述吸附試驗結果相適應。根據模型的相關系數可知，在不同外界溫度條件下Freundlich方程也能較好地擬合解吸等溫線。

對比圖2和圖4～5可知，添加DOM后土霉素在土壤中的吸附和解吸等溫線有較大的差異，解吸等溫線的線性趨勢比吸附等溫線要更為明顯，說明該吸附和解吸過程非可逆，并且存在明顯的滯后效應。由表4可知，在不同外界溫度條件下，滯后系數（HI）大于0，這表明也添加DOM后土霉素在土壤中存在解吸滯后效應。當炭化溫度相同時，HI（1/2）HI（25 ℃），這表明外界溫度越高，滯后系數越小，土霉素越容易從土壤中解吸出來。

3 討論

DOM能夠抑制土霉素在土壤中的吸附作用是由于DOM中含有大量的羧基、羥基和氨基等官能團，這些基團和溶液中的土霉素發生作用形成穩定的復合物，可促進土霉素在溶液中的溶解性；另外，DOM可被土壤吸附，和土霉素競爭土壤表面的吸附位點，從而抑制土霉素在土壤中的吸附[23]。此外，已有研究結果表明，DOM由疏水組分和親水組分組成，疏水組分越多，對污染物的親和力越大，對土壤吸附污染物的抑制作用就越強[24-25]。在生物質炭制備過程中，隨著炭化溫度的升高，生物質炭的極性和親水性逐漸減弱。因此，以生物質炭為前驅物提取DOM時，炭化溫度越高，其提取的DOM中疏水組分占據的比例就越大，對土霉素在土壤中吸附的抑制效果就越強。DOM能夠促進土霉素在土壤中的解吸作用，這可能是由于不同來源的DOM組分不同，DOM中疏水性組分或高分子量組分含量越高對土霉素的親和力越強，大分子（>25 ku）的DOM比小分子（<1 ku）的DOM更容易與土霉素發生作用形成復合物，從而促進污染物從土壤中解吸出來[26-27]。

添加DOM后土霉素在土壤中的吸附-解吸過程具有明顯的遲滯效應，這可能是由“微孔效應調節”造成的，即吸附過程中，污染物不斷進入吸附劑的微孔中，造成微孔結構變形；解吸過程中，污染物分子脫離其附著的微孔，同時變形的微孔逐漸恢復到原形，此過程會產生遲滯作用，導致部分污染物分子不能釋放出來[18-19]。另外還有一種觀點，DOM的含量和組成也會影響吸附質對污染物的鎖定能力，進而影響其解吸程度[28]。

本研究結果表明，偽二級動力學模型能較好地擬合添加DOM后土霉素在土壤中的動力學過程。DOM可降低土霉素在土壤中的吸附能力，增強土霉素在土壤中的解吸能力；并且其強度與生物質炭的炭化溫度、DOM濃度及外界溫度有關。若在土霉素污染較為嚴重的地區施用有機物物料，可能會促進土壤中土霉素的遷移，并對地下水及周邊環境造成嚴重威脅。

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