可溶性有机物对土霉素在土壤中吸附—解吸的影响

曹志磊 俞花美 葛成军 罗吉伟 黄鹏 赵媛媛 李佳桐

摘 要 利用废弃木薯渣分别于350、550、750 ℃温度下制得3种不同生物质炭，并以这3种生物质炭为前驱物提取可溶性有机物（DOM）。将土霉素（OTC）作为污染物，研究DOM对土霉素在土壤中吸附-解吸的影响。结果表明：来源于木薯渣生物质炭的DOM均能降低土霉素在土壤中的吸附量，促进土霉素在土壤中的解吸作用；随着DOM浓度、炭化和外界温度的升高，土霉素在土壤中的吸附量逐渐减少，并且易从土壤中解吸出来。DOM降低了土霉素在土壤中的吸附能力，而且增强了土霉素在土壤中的解吸能力，从而可能增强土霉素在土壤中的迁移能力。若在土霉素污染较为严重的地区施用有机物料，可能会促进土壤中土霉素的迁移，并对地下水及周边环境造成威胁。

关键词 生物质炭；可溶性有机物；土霉素；吸附；解吸

中图分类号 S151 文献标识码 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世纪40年代发现的四环素类抗生素，是一种广谱抗菌药物。自被发现以来，土霉素不仅常作为药物用于人类和动物的疾病预防和治疗，同时也作为饲料添加剂应用于养殖业中促进畜禽的生长。在中国，2003年土霉素的产量约为10 000 t，占世界总产量的65%[1]，并且土霉素在中国的产量和用量还在不断地上升。由于畜禽养殖业中土霉素的滥用，使畜禽粪便中残留大量的土霉素及其代谢产物。大量未经有效处理且含有土霉素残留的畜禽粪便作为有机肥施于农田，是土壤环境中土霉素的主要来源之一[2]。近年来，在水体[4]、土壤[5]及动植物体内[6-7]均检测出不同程度的土霉素[8]。土霉素及其代谢产物进入土壤环境后会随时间累积，对土壤微生物造成潜在的不利影响[3]。更为严重的是土霉素在动植物体内累积，通过食物链放大作用可能威胁人类的健康。

可溶性有机物（Dissolved Organic Matter，DOM）是指能通过0.45 μm滤膜的水溶性有机物质。可溶性有机物的组分十分复杂，并且不同来源的可溶性有机物的组分也有较大差异，可溶性有机物既含有低分子量的游离氨基酸、碳水化合物和有机酸等，还含有大分子量的酶、氨基糖、腐殖质等[9]。虽然可溶性有机物占土壤有机质的比例不高，但却是土壤的重要组成部分，作为一种天然的络合剂和吸附载体，可通过疏水分配、离子交换、氢键等作用影响土壤中污染物的环境行为和生物有效性[10]。

近年来，诸多学者研究了不同来源（绿肥、污泥、秸秆等）的DOM对土壤中污染物（重金属、农药、多环芳烃等）环境行为的影响，并且不同来源的DOM对土壤中污染物环境行为的影响并不相同，甚至是相反的[11-16]。目前，关于DOM对抗生素环境行为的影响鲜见报道。因此，本研究从生物质炭中提取DOM，并分析DOM对土霉素在土壤中吸附-解吸行为的影响，为评价土霉素在土壤环境中的行为归趋及其综合污染防治提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 材料

木薯渣（生物炭的前驱材料），收集自海南省海口市水果销售摊位；土霉素（纯度>98%），购自德国Ehrenstofer公司；试验土壤采自海南省澄迈县永发镇水稻耕地，土层深度為0～20 cm。土壤经自然风干后，研磨过20目筛备用，其基本理化性质详见表1。

主要仪器设备：SX2-4-10高温箱形电炉（上海博讯实业有限公司医疗设备厂），H2050R台式高速离心机（湖南湘仪实验室仪器开发有限公司），NRV-211恒温振荡摇床（上海南荣实验室设备有限公司），UPI-I-10T优普超纯制水器（四川优普超纯科技有限公司），Waters Alliance 2695（配备Waters 2487 紫光检测器），高效液相色谱仪（美国Waters公司）。

主要试剂：无水氯化钙、叠氮化钠、甲醇等（分析纯），甲醇、乙腈等（色谱纯），试验用水由优普超纯制水系统提供。

1.2 方法

1.2.1 生物质炭的制备方法 将收集的木薯渣风干，用高速旋转破碎机将其碾碎成粉末，然后将木薯渣粉末置于瓷坩埚中加盖密封；将装满木薯渣粉末的瓷坩埚放入高温箱形电炉中，200 ℃条件下预炭化2 h，再分别升温至350、550、750 ℃保持热解炭化3 h[17]，待冷却后将生物炭取出，研磨后过100目筛，干燥密封保存备用。根据热解炭化的温度将生物质炭分别标记为MS350、MS550、MS750。

1.2.2 可溶性有机物的提取 将生物质炭（过100目筛）和超纯水按照1：20（g/mL）的固液比混合置于离心管内，加盖。于25 ℃、200 r/min的条件在恒温振荡摇床上振荡24 h，再以4 ℃、12 000 r/min的条件在台式高速离心机上离心20 min，上清液过0.45 μm滤膜，滤液中的有机物即可视为可溶性有机物。将可溶性有机物置于4 ℃条件下保存，不得超过2周。

1.2.3 吸附动力学 用3种不同来源的可溶性有机物母液配置10 mg/L的土霉素-可溶性有机物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液为背景基础电解质溶液），并使溶液中可溶性有机物的浓度稀释为母液的1/2、1/4、1/16。按照固液比1：100将10 mL土霉素-可溶性有机物溶液和0.1 g过20目筛的土样置于50 mL离心管内，加盖。然后以25 ℃、200 r/min的条件在恒温振荡摇床上避光振荡，并分别在0.5、1、2、4、8、12、24、36、48 h时取样，样品取出后立即在高速离心机上以12 000 r/min离心15 min，过0.45 μm滤膜，滤液中土霉素的浓度采用高效液相色谱仪（HPLC）进行测定。用吸附前后溶液中土霉素的浓度之差计算出土壤对土霉素的吸附量。未加可溶性有机物和土霉素的处理为对照组。以上处理均做3个重复。

采用伪二级动力学模型（式1）、Elovich模型（式2）、颗粒内径扩散模型（式3）这3种模型对添加DOM后土霉素在土壤中的吸附机理进行拟合分析[18]。3种模型的公式分别为：

式中，qt为t时刻土壤对土霉素的吸附量（mg/kg），qe为平衡吸附量（mg/kg），k2为伪二级反应速率常数（kg·mg-1·h-1）；a为吸附初始速度相关常数，b为吸附活化能相关常数，kp为内扩散速率常数（kg·g-1·h-1/2），c为土壤厚度和边界的相关常数。

1.2.4 吸附-解吸等温线 （1）吸附试验：用3种不同来源的可溶性有机物母液分别配置8种不同浓度（2、5、10、20、30、50、80 mg/L）的土霉素-可溶性有机物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液为背景基础电解质溶液），并使溶液中可溶性有机物的浓度稀释为母液的1/2、1/4、1/16。按照1：100的固液比将10 mL土霉素-可溶性有机物溶液和0.1 g过20目筛的土样置于50 mL离心管内，加盖。以25 ℃、200 r/min的条件在恒温振荡摇床上避光振荡24 h，样品取出后立即在高速离心机上以8 000 r/min离心10 min，过0.45 μm滤膜，滤液中土霉素的浓度采用高效液相色谱仪（HPLC）进行测定。用吸附前后溶液中土霉素的浓度之差计算出土壤对土霉素的吸附量。未加可溶性有机物和土霉素的处理为对照组。以上处理均做3个重复。

（2）解吸试验：吸附试验完成后离心弃去上清液，加入10 mL背景基础电解质溶液，然后继续以25 ℃、200 r/min的条件在恒温振荡摇床上避光振荡24 h。样品取出后立即在高速离心机上以8 000 r/min离心10 min，过0.45 μm滤膜，滤液中土霉素的浓度采用高效液相色谱仪（HPLC）进行测定。

采用Freundlich模型对不同外界温度条件下添加DOM后土霉素在土壤中的吸附-解吸特性进行描述[18]，公式为（式4）：

式中，qe为平衡吸t附量（mg/kg）；Ce为平衡时溶液中土霉素的浓度（mg/L）；Kf为土壤吸附强度和容量常数；n为 Freundich方程常数。

根据吸附-解吸等温线Freundlich模型拟合参数1/n计算添加DOM后土壤对土霉素的解吸滞后系数（HI）[19]，公式为（式5）：

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

1.2.5 土霉素的测定方法 色谱条件：色谱柱为Gemini C18，柱温30 ℃，流动相为15/85（V/V）乙腈/0.5%磷酸水溶液，流速为1 mL/min，检测波长为355 nm，进样量为20 μL[20]。该色谱条件下土霉素的保留时间为6.3 min。

2 结果与分析

2.1 吸附动力学

由图1可知，添加DOM后的土霉素在土壤中的吸附过程主要包括快速吸附、缓慢吸附和吸附平衡3个阶段。在最初的4 h（快速吸附阶段），土壤对土霉素的吸附量急剧增加；此后以缓慢的吸附速率直至24 h后，基本达到吸附平衡。据此，后续试验的吸附試验的平衡时间统一设置为24 h。该现象是由于溶液的土霉素在被吸附的过程中，产生的浓度梯度促使吸附驱动力的增加，而且由于土壤中的吸附位点有限，当吸附位点被占据完后，最终会达到吸附饱和状态。随着溶液中DOM浓度的增加，土霉素在土壤中的平衡吸附量逐渐减少，表现为1/2<1/4<1/16

采用偽二级动力学模型、Elovich模型、颗粒内径扩散模型对添加DOM后土霉素在土壤中的吸附机理进行拟合分析，拟合结果见表2。由表2可知，伪二级动力学模型的相关系数（R2>0.999）高于Elovich模型和颗粒内径扩散模型的相关系数，这表明该吸附过程由伪二级动力学模型拟合效果最优，也表明了添加DOM后土霉素在土壤中的吸附由多个过程控制，如在土壤颗粒周围的液膜扩散、土壤颗粒内部的内扩散及土壤吸附位点的物理或化学扩散

等[21-22]。

2.2 DOM对土霉素在土壤中吸附的影响

由图2～3可知，在不同外界温度条件下，加入DOM均能减少土壤中土霉素的吸附量，并且由于DOM来源、浓度和外界温度的不同，吸附曲线也呈现不同的变化趋势。采用Freundlich模型对不同外界温度条件下添加DOM后土霉素在土壤中的吸附特性进行描述，拟合结果见表3。根据模型的相关系数可知，在不同外界温度条件下，Freundlich方程均能较好的拟合吸附等温线。Freundlich模型拟合参数lgKf值越大，表明土壤对土霉素的持留作用越强。由表3可知，当生物质炭的炭化温度相同时，lgKf（CK）>lgKf（1/16）>lgKf（1/4）>lgKf（1/2），这表明DOM浓度越高，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也随之减少。当DOM稀释倍数相同时，lgKf（CK）>lgKf（MS350）>lgKf（MS550）>lgKf（MS750），这表明生物质炭的炭化温度越高，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也随之减少。在炭化温度和DOM稀释倍数相同时，lgKf（25 ℃）>lgKf（15 ℃），这表明外界温度越低，土霉素在土壤中的吸附能力越弱，并且吸附量也随之减少。

2.3 DOM对土霉素在土壤中解吸的影响

由图4、5及表4可知，不同外界温度条件下不同DOM均能促进土霉素在土壤中的解吸，并且促进作用随着DOM浓度、炭化和外界温度的升高而增强。这一结果与上述吸附试验结果相适应。根据模型的相关系数可知，在不同外界温度条件下Freundlich方程也能较好地拟合解吸等温线。

对比图2和图4～5可知，添加DOM后土霉素在土壤中的吸附和解吸等温线有较大的差异，解吸等温线的线性趋势比吸附等温线要更为明显，说明该吸附和解吸过程非可逆，并且存在明显的滞后效应。由表4可知，在不同外界温度条件下，滞后系数（HI）大于0，这表明也添加DOM后土霉素在土壤中存在解吸滞后效应。当炭化温度相同时，HI（1/2）HI（25 ℃），这表明外界温度越高，滞后系数越小，土霉素越容易从土壤中解吸出来。

3 讨论

DOM能够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、羟基和氨基等官能团，这些基团和溶液中的土霉素发生作用形成稳定的复合物，可促进土霉素在溶液中的溶解性；另外，DOM可被土壤吸附，和土霉素竞争土壤表面的吸附位点，从而抑制土霉素在土壤中的吸附[23]。此外，已有研究结果表明，DOM由疏水组分和亲水组分组成，疏水组分越多，对污染物的亲和力越大，对土壤吸附污染物的抑制作用就越强[24-25]。在生物质炭制备过程中，随着炭化温度的升高，生物质炭的极性和亲水性逐渐减弱。因此，以生物质炭为前驱物提取DOM时，炭化温度越高，其提取的DOM中疏水组分占据的比例就越大，对土霉素在土壤中吸附的抑制效果就越强。DOM能够促进土霉素在土壤中的解吸作用，这可能是由于不同来源的DOM组分不同，DOM中疏水性组分或高分子量组分含量越高对土霉素的亲和力越强，大分子（>25 ku）的DOM比小分子（<1 ku）的DOM更容易与土霉素发生作用形成复合物，从而促进污染物从土壤中解吸出来[26-27]。

添加DOM后土霉素在土壤中的吸附-解吸过程具有明显的迟滞效应，这可能是由“微孔效应调节”造成的，即吸附过程中，污染物不断进入吸附剂的微孔中，造成微孔结构变形；解吸过程中，污染物分子脱离其附着的微孔，同时变形的微孔逐渐恢复到原形，此过程会产生迟滞作用，导致部分污染物分子不能释放出来[18-19]。另外还有一种观点，DOM的含量和组成也会影响吸附质对污染物的锁定能力，进而影响其解吸程度[28]。

本研究结果表明，伪二级动力学模型能较好地拟合添加DOM后土霉素在土壤中的动力学过程。DOM可降低土霉素在土壤中的吸附能力，增强土霉素在土壤中的解吸能力；并且其强度与生物质炭的炭化温度、DOM浓度及外界温度有关。若在土霉素污染较为严重的地区施用有机物物料，可能会促进土壤中土霉素的迁移，并对地下水及周边环境造成严重威胁。

参考文献

[1] Bruce J R，Paul K S L，Michael M. Emerging chemicals ofconcern：Pharmaceuticals and personal care products（PPCPs） in Asia，with particular reference to Southern China[J]. Marine Pollution Bulletin，2005，50（9）：913-920.

[2] Baguer A J，Jensen J，krogh P H. Effects of the antibiotics oxytetracycline an tylosin on soil fauna[J]. ChemosPhere，2000，40（7）：751-757.

[3] Du L，Liu W K. Occurrence，fate，and ecotoxicity of antibiotics in agro-ecosystems. A review[J]. Agronomy for Sustainable Development，2012，32（2）：309-327.

[4] 魏瑞成，葛 峰，陈 明，等. 江苏省畜禽养殖场水环境中四环类抗生素污染研究[J]. 农业环境科学学报，2010，29（6）：1 205-1 210.

[5] Hamscher G，Sczesny S，Abuqare A，et al. Substances with pharmacological effects including hormonally active sub-stances in the environment：identification of tetracyclines in soil fertilized with animal slurry[J]. Deutsche Tierarztliche Wochen-schrift，2000，107（8）：332-334.

[6] 姚 圆，莫测辉，李彦文，等. 固相萃取-高效液相色谱法分析蔬菜中四环素类抗生素[J]. 环境化学，2010，29（3）：536-541.

[7] 安清聪，张 曦，李琦华. 猪肉中四环素类抗生素残留的ELISA检测[J]. 畜牧与兽医，2005（6）：33-34.

[8] 赵 玲，刘玉芳，尹平河，等. 土霉素在土壤中的垂直迁移及其影响因素研究[J]. 农业环境科学学报，2012，31（8）：1 519-1 524.

[9] Kalbita K. Controls on the dynamics of dissolved organic matter in soils：A review[J]. Soil Sci，2000，165（ 4） ：277-304.

[10] Chiou C T，Malcolm R L，Brinton T I，et al. Water solubility enhancement of some organic pollutants and pesticides by dissolved humic and fulvic-acids [J]. Environ Sci Technol，1986，20（3）：502-508.

[11] 陳同斌，黄泽春，陈 煌. 废弃物中水溶性有机质对土壤吸附Cd的影响及其机制[J]. 环境科学学报，2002，22（2）：150-155.

[12] 李兴菊，王定勇，叶 展. 水溶性有机质对镉在土壤中吸附行为的影响[J]. 水土保持学报，2007，21（2）：159-162.

[13] Gao Y Z，Xiong W，Ling W T，et al. Impact of exotic and inherent dissolved organic matter on sorption of pH enanthrene by soils[J]. Journal of Hazardous Materials，2007，140（1）：138-144.

[14] 徐玉芬，吴平霄，党 志. 水溶性有机质对土壤中污染物环境行为影响的研究进展[J]. 矿物岩石地球化学通报，2007，26（3）：307-312.

[15] Barriuso E，Baer U，Caivet R. Dissolved organic matters andadsorption odesorption of dimefuron，atrazine and carbetamideby soils[J]. Environ Quall，1992，21（3）：359-367.

[16] 马爱军，周立祥，何任红. 水溶性有机物对草萘胺在土壤中吸附与迁移的影响[J]. 环境科学，2006，27（2）：356-360.

[17] 俞花美，陈 淼，邓 惠，等. 蔗渣基生物质炭的制备、表征及吸附性能[J]. 热带作物学报，2014，35（3）：595-620.

[18] 陈 淼，唐文浩，葛成军，等. 生物炭对环丙沙星在热带土壤中吸附行为的影响[J]. 热带作物学报，2015，36（12）：2 260-2 268.

[19] 岳 林，邢 巧，吴晓晨，等. 甘蔗渣基生物质炭对溶液中Cd（Ⅱ）的吸附解吸作用[J]. 江苏农业科学，2017，45（3）：216-220.

[20] Fu B M，Ge C J，Yue L，et al. Characterization of biochar derived from pineapple peel waste prepared and its application for sorption of oxytertracycline form aqueous solution[J]. Bioresources，2016，11（4）：9 017-9 035.

[21] 周尊隆，卢 媛，孙红文. 菲在不同性质黑炭上的吸附动力学和等温线研究[J]. 农业环境科学学报，2010，29（3）：476-480.

[22] 王小玲，马 杰，顾明华，等. 砷和磷在不同污染类型土壤中的竞争吸附动力学[J]. 生态环境学报，2015，24（4）：694-699.

[23] 吴文铸，占新华，周立祥. 水溶性有机物对土壤吸附-解吸菲的影响[J]. 环境科学，2007，28（2）：267-271.

[24] Akkanen J，Vogt R D，Kukkonen J V K. Essential characteristics of natural dissolved organic matter affecting the sorption of hydrophobic organic contaminants[J]. Aquatic Sciences，2004，66（2）：171-177.

[25] 郭 平，王 瑾，康春莉，等. 根系分泌物对五氯酚的增溶作用和影响机制[J]. 环境化学，2009，28（4）：519-523.

[26] 姜 蕾，贾林贤，林靖凌，等. 水溶性有机物对海南砖红壤中残留你壬基酚吸附-解吸及迁移行为的影响[J]. 热带作物学报，2016，37（4）：790-796.

[27] Cheng K Y，Wong J W C. Combined effect of nonionic surfactant Tween 80 and DOM on the behaviors of PAHs in soilwater system[J]. Chemosphere，2006，62（11）：1907-1916.

[28] 王志霞，葛小鹏，晏晓敏，等. 溶解性有机质对菲在沉积物上吸附与解吸性能的影响[J]. 中国环境科学，2012，32（1）：105-112.