閆聰聰，符博敏，羅吉偉，黃 鵬，葛成軍，俞花美

（海南大學(xué)熱帶農(nóng)林學(xué)院 資源與環(huán)境學(xué)院，?？?570228）

隨著集約化畜禽養(yǎng)殖業(yè)的不斷發(fā)展，抗生素作為飼料防病添加劑而被廣泛應(yīng)用于養(yǎng)殖業(yè)中。其中四環(huán)素類抗生素的生產(chǎn)和使用量占據(jù)世界第二，而在中國則排名第一[1]。土霉素（Oxytetracycline，OTC）作為四環(huán)素類廣譜抗菌劑，由于價格低廉、副作用小、使用方便、在預(yù)防動物疾病和促進生長方面有較好的效果等優(yōu)點，在水產(chǎn)養(yǎng)殖和畜禽養(yǎng)殖業(yè)中得到了廣泛應(yīng)用。據(jù)報道，我國土霉素產(chǎn)量在2003年達(dá)到了10 000 t，占到世界土霉素總產(chǎn)量的65%，而且其產(chǎn)量和用量還會保持快速增長的趨勢[2]。抗生素的生產(chǎn)和使用對人類健康的保障和畜牧業(yè)的發(fā)展起到積極作用[3]。然而，隨著抗生素使用量的逐年增大，抗生素類藥物的污染問題引起了廣泛關(guān)注[4－6]。研究表明，人類或動物服用的抗生素只有少部分殘留在體內(nèi)，而大部分以原有的結(jié)構(gòu)或其代謝產(chǎn)物的形式通過排便進入環(huán)境[7]。據(jù)報道，在河流、地下水以及地表水中都發(fā)現(xiàn)了土霉素的殘留。這些殘留于環(huán)境中的土霉素可以通過飲用水、畜禽產(chǎn)品等途徑進入食物鏈，導(dǎo)致人體內(nèi)產(chǎn)生相應(yīng)的抗生素耐藥性。每年有大量的土霉素通過各種渠道（如污水灌溉、田間徑流、糞便施肥等）進入土壤和水體環(huán)境，由于長期不斷地施入和暴露，土霉素對微生物抗性、動植物毒性以及通過食物鏈生物放大作用對人類健康已產(chǎn)生嚴(yán)重威脅[8－10]。

生物質(zhì)炭（Biochar）是生物質(zhì)在低溫（＜700℃）、限氧條件下的熱解炭化產(chǎn)物[11]。它是一種化學(xué)性質(zhì)相對穩(wěn)定的多孔性物質(zhì)，具有較大的比表面積、發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)和存在芳香族化合物等特性，同時表面含有羧基、羰基、酚羥基等含氧官能團，因此可作為一種高效的吸附功能材料[12－13]。研究表明，生物質(zhì)炭對抗生素、多環(huán)芳烴和殺蟲劑等有機污染物具有較強的吸附能力，并能降低有機污染物在環(huán)境中的遷移能力和生物有效性[14－18]。制備生物質(zhì)炭的原材料可以是農(nóng)業(yè)廢棄物（如甘蔗渣、木薯渣、秸稈），也可以是城市垃圾或畜畜糞便等。目前，國內(nèi)外關(guān)于介質(zhì)和功能材料對土霉素的去除研究頗多，但以生物質(zhì)炭為吸附劑，土霉素為目標(biāo)污染物的文獻較少，尤其是以菠蘿皮渣為原材料制備的生物質(zhì)炭對土壤中土霉素的去除效應(yīng)及毒性影響未見報道。筆者前期研究表明，菠蘿皮渣生物質(zhì)炭對土霉素具有較好的吸附效果[18]。但考慮到在實際環(huán)境中各種陽離子與污染物共存，并且許多研究表明外來離子會對土壤等介質(zhì)吸附有機污染物產(chǎn)生影響，這些離子可能與土霉素的吸附位點結(jié)合，從而影響生物質(zhì)炭對土霉素的吸附行為。另外，由于土霉素分子結(jié)構(gòu)特性，其能夠與陽離子形成2∶1的復(fù)合體，也可能會造成土霉素環(huán)境行為的變化[19]。鑒于此，本試驗采用OECD Guideline 106批量平衡方法，研究不同Ca2+強度和不同陽離子類型對3種菠蘿皮渣生物質(zhì)炭吸附土霉素的影響，以期為廢水中抗生素的去除研究提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1 供試生物質(zhì)材料

本試驗制備生物質(zhì)炭的原材料菠蘿皮渣收集自海南省?？谑懈魉?。

1.1.2 藥品或試劑

土霉素標(biāo)準(zhǔn)品（純度＞98%，分子質(zhì)量：460.43 g·mol－1）購自德國 DR.Ehrenstofer 公司；KCl、CaCl2、ZnCl2、AlCl3和NaN3均為分析純；其他有機溶劑均為色譜級；試驗用水由優(yōu)普超純水制造系統(tǒng)提供。

1.1.3 儀器設(shè)備

高效液相色譜儀（Waters Alliance 2695）；恒溫培養(yǎng)搖床（NRV－211）；優(yōu)普系列超純水器（UPH－I－10T）。

1.2 實驗方法

1.2.1 生物質(zhì)炭的制備

菠蘿皮渣自然風(fēng)干后，經(jīng)高速旋轉(zhuǎn)破碎機碾成粉末備用。將菠蘿渣基粉末填充于瓷坩堝中，加蓋密封置于馬弗爐中，使其在200℃條件下預(yù)炭化2 h，再分別升溫至350、500、650℃保持熱解炭化3 h，待自然冷卻至室溫后取出。根據(jù)熱解溫度分別標(biāo)記為BL350、BL500和BL650，并研磨過平均粒徑為0.15 mm篩，置于干燥器中密封貯存?zhèn)溆?。供試生物質(zhì)炭基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試菠蘿皮渣生物質(zhì)炭基本理化性質(zhì)[18]Table 1 Physiochemical properties of the tested pineapple residue biochars[18]

1.2.2 不同離子強度的影響

參照OECD Guideline106批平衡方法[20]，分別稱取0.100 0 g BL350、BL500和BL650于50 mL聚丙烯塑料離心管中，按照統(tǒng)一固液比（1∶100）加入10 mL含不同濃度的CaCl2（0.01、0.03、0.05、0.08、0.10 mol·L－1）的不同濃度的土霉素溶液（土霉素的濃度梯度為2、5、10、15、20 mg·L－1，其中加入 0.01 mol·L－1NaN3以抑制細(xì)菌活動）。在恒溫25℃下于200 r·min－1恒溫培養(yǎng)搖床振蕩24 h，取樣并經(jīng)0.45 μm水系濾膜過濾后，采用高效液相色譜儀（HPLC）檢測濾液中殘留的土霉素濃度。以上處理均3個重復(fù)。由吸附前后溶液中土霉素濃度之差計算得到生物質(zhì)炭的吸附量。

1.2.3 陽離子類型的影響

將上述試驗中的 CaCl2更換為 0.01 mol·L－1的KCl、ZnCl2或 AlCl3溶液（含 0.01 mol·L－1NaN3），分別于恒溫25℃和200 r·min－1條件下振蕩24 h后，測定土霉素在生物質(zhì)炭上的吸附量。

1.2.4 土霉素的測定

土霉素測定的高效液相色譜（HPLC）操作條件：配置2487紫外檢測器，Gemini C18色譜柱（150 mm×4.6 mm I.D.，5 μm），Gemini C18 保護柱（4.0 mm×3.0 mm I.D.）；流速 1 mL·min－1；柱溫 30 ℃；檢測波長 355 nm；流動相A為乙腈，B為0.5%磷酸水溶液，A∶B=15∶85；進樣量為20 μL。該色譜條件下土霉素的保留時間為3.5 min。

1.2.5 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 20.0、Excel 2010和Origin 8.0軟件對試驗數(shù)據(jù)進行分析和圖表繪制，并利用Freundlich模型和Langmuir模型對吸附過程進行擬合[21]。

式中：qe是土霉素在單位質(zhì)量生物質(zhì)炭上的吸附量，mg·kg－1；Ce為平衡液中吸附質(zhì)的濃度，mg·L－1；Kf為生物質(zhì)炭吸附強度和容量常數(shù)，與土霉素吸附速率呈正相關(guān)；n為Freundlich方程常數(shù)，表征吸附質(zhì)與吸附劑之間的親和力。

式中：qe為生物質(zhì)炭對土霉素吸附量，mg·kg－1；KL為平衡液中土霉素的濃度，mg·L－1；Qm是土霉素的最大吸附量，mg·kg－1；KL為吸附常數(shù)。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同離子強度對生物質(zhì)炭吸附土霉素的影響

平衡溶液中土霉素的濃度隨CaCl2濃度的變化趨勢如圖1所示。隨著平衡溶液中CaCl2濃度的增大，土霉素殘留濃度也增加。對數(shù)據(jù)分別進行線性、對數(shù)、平方、三次方以及指數(shù)函數(shù)擬合。結(jié)果表明，在不同土霉素濃度以及不同生物質(zhì)炭情況下，離子強度與平衡溶液中土霉素濃度均以對數(shù)擬合效果為最佳，這說明在土霉素的吸附過程中，隨著CaCl2濃度的升高，吸附過程是非線性變化的，而對數(shù)擬合效果最佳的結(jié)果表明，隨著離子強度的增大，其對吸附的影響逐漸趨于緩和。并且可能在某一范圍內(nèi)，CaCl2濃度的變化對土霉素的吸附影響較其他范圍大。

圖1 不同CaCl2濃度下3種生物質(zhì)炭中土霉素吸附平衡溶液濃度Figure 1 Oxytetracycline concentration of adsorption solution in the three biochars on different CaCl2concentration

從圖 1 中可見，在低濃度下（≤5 mg·L－1）土霉素的生物質(zhì)炭吸附受CaCl2濃度的影響不大，而當(dāng)土霉素濃度較高時（＞5 mg·L－1），CaCl2濃度的變化對生物質(zhì)炭吸附土霉素的影響較大。這一點從土霉素的生物質(zhì)炭吸附系數(shù)Kd值的變化可以體現(xiàn)出來（表2）。由于平衡溶液中土霉素的殘留濃度和生物質(zhì)炭的吸附量能直接體現(xiàn)土霉素的吸附變化，因此Kd值更能直觀地表現(xiàn)出其吸附變化趨勢。

Kd為生物質(zhì)炭吸附系數(shù)，表示生物質(zhì)炭對土霉素的吸附量與平衡溶液中土霉素濃度之比。由表2可知，在同一離子強度下，隨著土霉素濃度的增加，其在3種生物質(zhì)炭的Kd值逐漸減小，但這一趨勢是非線性的，這與之前得到的土霉素吸附是非線性過程的結(jié)論一致[18]。同樣地，當(dāng)土霉素濃度一定時，Kd值隨CaCl2濃度的升高也逐漸減小，且減小的趨勢也呈非線性。對3種生物質(zhì)炭中各相鄰CaCl2濃度處理間的Kd值進行配對樣本T檢驗，結(jié)果顯示，BL350和BL500 在 CaCl2濃度為 0.01 mol·L－1和 0.03 mol·L－1間存在顯著差異（0.01＜P＜0.05），BL650 在 CaCl2濃度為 0.03 mol·L－1和 0.05 mol·L－1間存在顯著差異（0.01＜P＜0.05），再對比 0.08 mol·L－1和 0.10 mol·L－1范圍，Kd值不存在顯著差異，這表明隨著CaCl2濃度的增加，離子濃度對土霉素吸附的影響逐步減小，與之前結(jié)論一致。另外BL650在0.01 mol·L－1和0.03 mol·L－1之間不存在顯著差異，可能原因是BL650的比表面積較其他兩種生物質(zhì)炭大，從而對土霉素的吸附能力較強，低濃度的CaCl2對其吸附的影響與其吸附能力相比較可以忽略。

2.2 吸附模型參數(shù)

不同離子強度下，采用Freundlich模型和Langmuir模型均能較好地擬合3種生物質(zhì)炭對土霉素的吸附過程。兩種吸附模型參數(shù)lgKf、1/n、Qm的值見表3。

lgKf表示生物質(zhì)炭對土霉素的吸附容量。通過相關(guān)性分析可知，生物質(zhì)炭的lgKf值與CaCl2濃度之間呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。由表3可知，3種生物質(zhì)炭吸附土霉素的1/n值均有差別，說明其吸附機理略有差異，且當(dāng)離子強度一定時，BL500的1/n值最大，說明BL500相較于其他兩種生物質(zhì)炭的非線性程度弱。當(dāng)離子強度增大時，1/n值都有不同程度的減少，說明CaCl2濃度的增加對生物質(zhì)炭的吸附機理存在影響。3種生物質(zhì)炭的最大吸附量Qm值均有變化，且隨著CaCl2濃度的增加最終趨于穩(wěn)定。

表2 不同CaCl2濃度下土霉素（OTC）在3種生物質(zhì)炭中的Kd值（L·kg－1）Table 2 Kdvalues of OTC in three biochars on different CaCl2concentration（L·kg－1）

表3 不同CaCl2濃度下的吸附模型參數(shù)Table 3 Adsorption parameters for two models on different CaCl2concentration

2.3 陽離子類型對土霉素吸附的影響

圖 2 為 4 種 0.01 mol·L－1不同陽離子（KCl、ZnCl2、CaCl2和AlCl3）條件下土霉素在3種生物質(zhì)炭中的吸附等溫線。由圖可知，不同陽離子對土霉素在生物質(zhì)炭上的吸附影響存在差異。

通常情況下，污染物的吸附過程可以通過不同的吸附等溫線進行描述，本研究采用Freundlich和Langmuir模型對其吸附等溫線進行定量描述。按上述兩種方程進行計算，分別得到了土霉素在4種不同介質(zhì)條件下和3種生物質(zhì)炭中的吸附相關(guān)參數(shù)，擬合參數(shù)見表4。根據(jù)得到的等溫吸附方程的擬合相關(guān)系數(shù)可知Freundlich方程和Langmuir方程均能較好地擬合吸附過程，其平均R2值分別為0.922 1和0.946 3，表明生物質(zhì)炭對土霉素的吸附包括單分子層吸附和多分子層吸附作用。其中Freundlich方程的擬合參數(shù)lgKf值表征吸附劑的吸附能力，lgKf值越大表明吸附能力越強。本研究中，土霉素在3種生物質(zhì)炭中的lgKf在2.367 5～3.173 2之間，這說明在4種不同介質(zhì)條件下，3種生物質(zhì)炭對土霉素的吸附容量較大。另外，在同一陽離子介質(zhì)中，3種生物質(zhì)炭對土霉素的lgKf值表現(xiàn)為 BL650＞BL500＞BL350，這與前人研究結(jié)果一致，主要是生物質(zhì)炭比表面積增大和芳香性增強造成的[15]。

此外，不同陽離子存在下，土霉素在BL350上的吸附 lgKf值變化趨勢為 Zn2+＞K+＞Al3+＞Ca2+；在 BL500和 BL650 中，lgKf值的變化趨勢為 Zn2+＞Ca2+＞K+＞Al3+。經(jīng)過方差分析顯示，K+與Al3+之間存在顯著差異（P＜0.05），而 Zn2+與 K+、Al3+之間存在極顯著差異（P＜0.01），其余均未達(dá)到顯著性差異水平（P＞0.05），這可能跟陽離子在與土霉素競爭生物質(zhì)炭上吸附位點時的差異有關(guān)。研究表明，Ca2+與抗生素的吸附位點可能不重疊[22]，因此以Ca2+介質(zhì)為對照，在3種生物質(zhì)炭中，Zn2+對生物質(zhì)炭的吸附能力都有不同程度的增強，而Al3+對BL350吸附土霉素的能力有所增強，這可能是由于金屬離子的水解作用造成的。有研究報道，Al3+在pH=6時大部分以Al（OH）－4存在，只有少部分以Al（OH）3的形式存在[23]，Al3+可作為“橋”為土霉素增加吸附位點。Freundlich方程的擬合參數(shù)1/n代表生物質(zhì)炭對土霉素的吸附強度，由表4可知，1/n在0.484 1～1.0011之間，除了土霉素在BL650的AlCl3介質(zhì)中1/n趨近于1外，其他條件下1/n＜1，屬于“L型”等溫線。土霉素在BL650的AlCl3介質(zhì)中1/n接近1，表明土霉素在其上的吸附趨于線性。4種陽離子介質(zhì)中，KCl存在下的1/n值最小，說明以KCl為介質(zhì)使得土霉素吸附等溫線的“L型”更加明顯。

圖2 不同陽離子對生物質(zhì)炭吸附土霉素的影響Figure 2 Effects of different cations on adsorption of OTC to biochars

表4 不同陽離子影響下土霉素在3種生物質(zhì)炭中的吸附參數(shù)Table 4 Adsorption parameters of OTC in three biochars under the existence of different cations

3 結(jié)論

（1）在土霉素低濃度范圍內(nèi)，生物質(zhì)炭對土霉素的吸附受離子強度變化的影響不大，而隨著土霉素濃度升高，其受離子強度變化影響增大。

（2）不同Ca2+濃度條件下，3種生物質(zhì)炭對土霉素的吸附過程均符合Freundlich和Langmuir模型。隨平衡溶液中CaCl2濃度的升高，生物質(zhì)炭對土霉素的吸附容量（lgKf）逐漸減小，且lgKf值與CaCl2濃度之間呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。

（3）4種不同陽離子條件下，土霉素在3種生物質(zhì)炭中的吸附過程均符合Freundlich和Langmuir模型。3種生物質(zhì)炭對土霉素具有強烈的吸附作用，lgKf值范圍為2.367 5～3.173 2，其吸附機制屬于物理吸附。

（4）不同陽離子間的競爭吸附能力存在差異，Zn2+的存在對3種生物質(zhì)炭的吸附能力都有不同程度的增強，而Al3+對BL350吸附土霉素的能力有所增強。與其他陽離子相比，K+的存在更能降低溶液中土霉素在生物質(zhì)炭上的吸附強度（1/n）。

參考文獻：

[1]Cheng G.Interaction of tetracycline with aluminum and iron hydrous oxides[J].Environment Science&Technology,2005,39（8）：2660－2667.

[2]Richardson B J,Lam P K,Martin M.Emerging chemicals of concern：Pharmaceuticals and personal care products（PPCPs）in Asia,with particular reference to Southern China[J].Marine Pollution Bulletin,2005,50（9）：913.

[3]Sun J T,Zeng Q T,Tsang D,et al.Antibiotics in the agricultural soils fromthe Yangtze River Delta,China[J].Chemosphere,2017,189：301－308.

[4]Wang F H,Qiao M,Lv Z E,et al.Impact of reclaimed water irrigation on antibiotic resistance in public parks,Beijing,China[J].Environment Pollution,2014,184（1）：247－253.

[5]Wang F H,Qiao M,Su J Q,et al.High throughput profiling of antibiotic resistance genes in urban park soils with reclaimed water irrigation[J].Environment Science&Technology,2014,48（16）：9079－9085.

[6]Hou J,Wan W,Mao D,et al.Occurrence and distribution of sulfonamides,tetracyclines,quinolones,macrolides,and nitrofurans in livestock manure and amended soils of Northern China[J].Environmental Science&Pollution Research International,2015,22（6）：4545－4554.

[7]Hu X G,Zhou Q X,Luo Y.Occurrence and source analysis of typical veterinary antibiotics in manure,soil,vegetables and groundwater from organic vegetable bases,Northern China[J].Environmental Pollution,2010,158（9）：2992－2998.

[8]姚建華,牛德奎,李兆君,等.抗生素土霉素對小麥根際土壤酶活性和微生物生物量的影響[J].中國農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,43（4）：721－728.YAO Jian－h(huán)ua,NIU De－kui,LI Zhao－jun,et al.Effects of antibiotics oxytetracycline on soil enzyme activities and microbial biomass in wheat rhizosphere[J].Scientia Agricultua Sinica,2010,43（4）：721－728.

[9]Campbell D A,Pantazis P,Kelly M S.Impact and residence time of oxytetracycline in the sea urchin,Psammechinus miliaris,a potential aquaculture species[J].Aquaculture,2001,202（1/2）：73－87.

[10]馬瑞陽,閆聰聰,符博敏,等.生物質(zhì)炭對土霉素脅迫下小白菜種子萌發(fā)的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報,2017,12（3）：564－571.MA Rui－yang,YAN Cong－cong,FU Bo－min,et al.Effects of biochar on seed germination of cabbage under the stress of oxytetracycline[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2017,12（3）：564－571.

[11]Wu W X,Yang M,Feng Q B,et al.Chemical characterization of rice straw－derived biochar for soil amendment[J].Biomass&Bioenergy,2012,47（4）:268-276.

[12]Liang B,Lehnann J,Solomon D,et al.Black carbon increases cation exchange capacity in soils[J].Soil Science Society of America Journal,2006,70（5）：1719-1730.

[13]Rebecca R.Rethinking biochar[J].Environmental Science&Technology,2007,41（17）：5932-5933.

[14]Karakoyun N,Kubilay S,Aktas N,et al.Hydrogel-biochar composites for effective organic contaminant removal from aqueous media[J].Desalination,2011,280（1）：319-325.

[15]Oleszczuk P,Hale S E,Lehmann J,et al.Activated carbon and biochar amendments decrease pore-water concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs） in sewage sludge[J].Bioresource Technology,2012,111：84-91.

[16]Yu X Y,Mu C L,Gu C,et al.Impact of woodchip biochar amendment on the sorption and dissipation of pesticide acetamiprid in agricultural soils[J].Chemosphere,2011,85（8）：1284-1289.

[17]Ji L L,Liu F L,Xu Z Y,et al.Adsorption of pharmaceutical antibiotics on template-synthesized ordered micro-and mesoporous carbons[J].Environmental Science&Technology,2010,44（8）：3116-3122.

[18]Fu B M,Ge C J,Yue L,et al.Characterization of biochar derived from pineapple peel waste and its application for sorption of oxytetracycline from aqueous solution[J].Bioresources,2016,11（4）：9017-9035.

[19]Oka H,Ito Y,Matsumoto H.Chromatographic analysis of tetracycline antibioticsinfoods[J].JournalofChromatographyA,2000,882（2）：109-133.

[20]OECD.OECD guidelines for testing of chemicals,Test guideline106：Adsorption/desorption using a batch equilibrium method[M].Revised draft document.Paris：OECD,2000：1-45.

[21]劉新程,董元華,劉惠君.陽離子與金霉素在土壤中競爭吸附的研究[J].土壤學(xué)報,2010,47（4）：781-785.LIU Xin-cheng,DONG Yuan-hua,LIU Hui-jun.Competitive absorption of chlortrtracycline by cation in typical soils of China[J].Acta Pedologica Sinica,2010,47（4）：781-785.

[22]Zhang D,Pan B,Wu M,et al.Adsorption of sulfamethoxazole on functionalized carbon nanotubes as affected by cations and anions[J].Environmental Pollution,2011,159（10）：2616-2621.

[23]Pei Z G,Yang S,Li L Y,et al.Effects of copper and aluminum on the adsorption of sulfathiazole and tylosin on peat and soil[J].Environmental Pollution,2014,184（1）：579-585.