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(zhì)炭，并以這3種生物質(zhì)炭為前驅(qū)物提取可溶性有機(jī)物（DOM）。將土霉素（OTC）作為污染物，研究DOM對(duì)土霉素在土壤中吸附-解吸的影響。結(jié)果表明：來(lái)源于木薯渣生物質(zhì)炭的DOM均能降低土霉素在土壤中的吸附量，促進(jìn)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(lái)。DOM降低了土霉素在土壤中的吸附能力，而且增強(qiáng)了土霉素在土壤中的解吸能力，從而可能增強(qiáng)土霉素在土壤中的遷移能力。若在土霉素污染較為嚴(yán)重的地區(qū)施用有機(jī)物料，可能會(huì)促進(jìn)土壤中土霉素的遷移，并對(duì)地下水及周邊環(huán)境造成威脅。

關(guān)鍵詞 生物質(zhì)炭；可溶性有機(jī)物；土霉素；吸附；解吸

中圖分類號(hào) S151 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)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(jì)40年代發(fā)現(xiàn)的四環(huán)素類抗生素，是一種廣譜抗菌藥物。自被發(fā)現(xiàn)以來(lái)，土霉素不僅常作為藥物用于人類和動(dòng)物的疾病預(yù)防和治療，同時(shí)也作為飼料添加劑應(yīng)用于養(yǎng)殖業(yè)中促進(jìn)畜禽的生長(zhǎng)。在中國(guó)，2003年土霉素的產(chǎn)量約為10 000 t，占世界總產(chǎn)量的65%[1]，并且土霉素在中國(guó)的產(chǎn)量和用量還在不斷地上升。由于畜禽養(yǎng)殖業(yè)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(chǎn)物。大量未經(jīng)有效處理且含有土霉素殘留的畜禽糞便作為有機(jī)肥施于農(nóng)田，是土壤環(huán)境中土霉素的主要來(lái)源之一[2]。近年來(lái)，在水體[4]、土壤[5]及動(dòng)植物體內(nèi)[6-7]均檢測(cè)出不同程度的土霉素[8]。土霉素及其代謝產(chǎn)物進(jìn)入土壤環(huán)境后會(huì)隨時(shí)間累積，對(duì)土壤微生物造成潛在的不利影響[3]。更為嚴(yán)重的是土霉素在動(dòng)植物體內(nèi)累積，通過(guò)食物鏈放大作用可能威脅人類的健康。

可溶性有機(jī)物（Dissolved Organic Matter，DOM）是指能通過(guò)0.45 μm濾膜的水溶性有機(jī)物質(zhì)。可溶性有機(jī)物的組分十分復(fù)雜，并且不同來(lái)源的可溶性有機(jī)物的組分也有較大差異，可溶性有機(jī)物既含有低分子量的游離氨基酸、碳水化合物和有機(jī)酸等，還含有大分子量的酶、氨基糖、腐殖質(zhì)等[9]。雖然可溶性有機(jī)物占土壤有機(jī)質(zhì)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(luò)合劑和吸附載體，可通過(guò)疏水分配、離子交換、氫鍵等作用影響土壤中污染物的環(huán)境行為和生物有效性[10]。

近年來(lái)，諸多學(xué)者研究了不同來(lái)源（綠肥、污泥、秸稈等）的DOM對(duì)土壤中污染物（重金屬、農(nóng)藥、多環(huán)芳烴等）環(huán)境行為的影響，并且不同來(lái)源的DOM對(duì)土壤中污染物環(huán)境行為的影響并不相同，甚至是相反的[11-16]。目前，關(guān)于DOM對(duì)抗生素環(huán)境行為的影響鮮見報(bào)道。因此，本研究從生物質(zhì)炭中提取DOM，并分析DOM對(duì)土霉素在土壤中吸附-解吸行為的影響，為評(píng)價(jià)土霉素在土壤環(huán)境中的行為歸趨及其綜合污染防治提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

木薯渣（生物炭的前驅(qū)材料），收集自海南省?？谑兴N售攤位；土霉素（純度>98%），購(gòu)自德國(guó)Ehrenstofer公司；試驗(yàn)土壤采自海南省澄邁縣永發(fā)鎮(zhèn)水稻耕地，土層深度為0～20 cm。土壤經(jīng)自然風(fēng)干后，研磨過(guò)20目篩備用，其基本理化性質(zhì)詳見表1。

主要儀器設(shè)備：SX2-4-10高溫箱形電爐（上海博訊實(shí)業(yè)有限公司醫(yī)療設(shè)備廠），H2050R臺(tái)式高速離心機(jī)（湖南湘儀實(shí)驗(yàn)室儀器開發(fā)有限公司），NRV-211恒溫振蕩搖床（上海南榮實(shí)驗(yàn)室設(shè)備有限公司），UPI-I-10T優(yōu)普超純制水器（四川優(yōu)普超純科技有限公司），Waters Alliance 2695（配備Waters 2487 紫光檢測(cè)器），高效液相色譜儀（美國(guó)Waters公司）。

主要試劑：無(wú)水氯化鈣、疊氮化鈉、甲醇等（分析純），甲醇、乙腈等（色譜純），試驗(yàn)用水由優(yōu)普超純制水系統(tǒng)提供。

1.2 方法

1.2.1 生物質(zhì)炭的制備方法 將收集的木薯渣風(fēng)干，用高速旋轉(zhuǎn)破碎機(jī)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(yù)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(guò)100目篩，干燥密封保存?zhèn)溆?。根?jù)熱解炭化的溫度將生物質(zhì)炭分別標(biāo)記為MS350、MS550、MS750。

1.2.2 可溶性有機(jī)物的提取 將生物質(zhì)炭（過(guò)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(nèi)，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(tái)式高速離心機(jī)上離心20 min，上清液過(guò)0.45 μm濾膜，濾液中的有機(jī)物即可視為可溶性有機(jī)物。將可溶性有機(jī)物置于4 ℃條件下保存，不得超過(guò)2周。

1.2.3 吸附動(dòng)力學(xué) 用3種不同來(lái)源的可溶性有機(jī)物母液配置10 mg/L的土霉素-可溶性有機(jī)物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液為背景基礎(chǔ)電解質(zhì)溶液），并使溶液中可溶性有機(jī)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(jī)物溶液和0.1 g過(guò)20目篩的土樣置于50 mL離心管內(nèi)，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(shí)取樣，樣品取出后立即在高速離心機(jī)上以12 000 r/min離心15 min，過(guò)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(jìn)行測(cè)定。用吸附前后溶液中土霉素的濃度之差計(jì)算出土壤對(duì)土霉素的吸附量。未加可溶性有機(jī)物和土霉素的處理為對(duì)照組。以上處理均做3個(gè)重復(fù)。

采用偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型（式1）、Elovich模型（式2）、顆粒內(nèi)徑擴(kuò)散模型（式3）這3種模型對(duì)添加DOM后土霉素在土壤中的吸附機(jī)理進(jìn)行擬合分析[18]。3種模型的公式分別為：

式中，qt為t時(shí)刻土壤對(duì)土霉素的吸附量（mg/kg），qe為平衡吸附量（mg/kg），k2為偽二級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)（kg·mg-1·h-1）；a為吸附初始速度相關(guān)常數(shù)，b為吸附活化能相關(guān)常數(shù)，kp為內(nèi)擴(kuò)散速率常數(shù)（kg·g-1·h-1/2），c為土壤厚度和邊界的相關(guān)常數(shù)。

1.2.4 吸附-解吸等溫線 （1）吸附試驗(yàn)：用3種不同來(lái)源的可溶性有機(jī)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(jī)物溶液（以0.01 mol/L CaCl2和0.5 g/L NaN3溶液為背景基礎(chǔ)電解質(zhì)溶液），并使溶液中可溶性有機(jī)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(jī)物溶液和0.1 g過(guò)20目篩的土樣置于50 mL離心管內(nèi)，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(jī)上以8 000 r/min離心10 min，過(guò)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(jìn)行測(cè)定。用吸附前后溶液中土霉素的濃度之差計(jì)算出土壤對(duì)土霉素的吸附量。未加可溶性有機(jī)物和土霉素的處理為對(duì)照組。以上處理均做3個(gè)重復(fù)。

（2）解吸試驗(yàn)：吸附試驗(yàn)完成后離心棄去上清液，加入10 mL背景基礎(chǔ)電解質(zhì)溶液，然后繼續(xù)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(jī)上以8 000 r/min離心10 min，過(guò)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(jìn)行測(cè)定。

采用Freundlich模型對(duì)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(jìn)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(shí)溶液中土霉素的濃度（mg/L）；Kf為土壤吸附強(qiáng)度和容量常數(shù)；n為 Freundich方程常數(shù)。

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

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

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

2 結(jié)果與分析

2.1 吸附動(dòng)力學(xué)

由圖1可知，添加DOM后的土霉素在土壤中的吸附過(guò)程主要包括快速吸附、緩慢吸附和吸附平衡3個(gè)階段。在最初的4 h（快速吸附階段），土壤對(duì)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(dá)到吸附平衡。據(jù)此，后續(xù)試驗(yàn)的吸附試驗(yàn)的平衡時(shí)間統(tǒng)一設(shè)置為24 h。該現(xiàn)象是由于溶液的土霉素在被吸附的過(guò)程中，產(chǎn)生的濃度梯度促使吸附驅(qū)動(dòng)力的增加，而且由于土壤中的吸附位點(diǎn)有限，當(dāng)吸附位點(diǎn)被占據(jù)完后，最終會(huì)達(dá)到吸附飽和狀態(tài)。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(xiàn)為1/2<1/4<1/16

采用偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型、Elovich模型、顆粒內(nèi)徑擴(kuò)散模型對(duì)添加DOM后土霉素在土壤中的吸附機(jī)理進(jìn)行擬合分析，擬合結(jié)果見表2。由表2可知，偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型的相關(guān)系數(shù)（R2>0.999）高于Elovich模型和顆粒內(nèi)徑擴(kuò)散模型的相關(guān)系數(shù)，這表明該吸附過(guò)程由偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合效果最優(yōu)，也表明了添加DOM后土霉素在土壤中的吸附由多個(gè)過(guò)程控制，如在土壤顆粒周圍的液膜擴(kuò)散、土壤顆粒內(nèi)部的內(nèi)擴(kuò)散及土壤吸附位點(diǎn)的物理或化學(xué)擴(kuò)散

等[21-22]。

2.2 DOM對(duì)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(lái)源、濃度和外界溫度的不同，吸附曲線也呈現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)。采用Freundlich模型對(duì)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(jìn)行描述，擬合結(jié)果見表3。根據(jù)模型的相關(guān)系數(shù)可知，在不同外界溫度條件下，F(xiàn)reundlich方程均能較好的擬合吸附等溫線。Freundlich模型擬合參數(shù)lgKf值越大，表明土壤對(duì)土霉素的持留作用越強(qiáng)。由表3可知，當(dāng)生物質(zhì)炭的炭化溫度相同時(shí)，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(dāng)DOM稀釋倍數(shù)相同時(shí)，lgKf（CK）>lgKf（MS350）>lgKf（MS550）>lgKf（MS750），這表明生物質(zhì)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(shù)相同時(shí)，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(duì)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(jìn)土霉素在土壤中的解吸，并且促進(jìn)作用隨著DOM濃度、炭化和外界溫度的升高而增強(qiáng)。這一結(jié)果與上述吸附試驗(yàn)結(jié)果相適應(yīng)。根據(jù)模型的相關(guān)系數(shù)可知，在不同外界溫度條件下Freundlich方程也能較好地?cái)M合解吸等溫線。

對(duì)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(shì)比吸附等溫線要更為明顯，說(shuō)明該吸附和解吸過(guò)程非可逆，并且存在明顯的滯后效應(yīng)。由表4可知，在不同外界溫度條件下，滯后系數(shù)（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(yīng)。當(dāng)炭化溫度相同時(shí)，HI（1/2）HI（25 ℃），這表明外界溫度越高，滯后系數(shù)越小，土霉素越容易從土壤中解吸出來(lái)。

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(tuán)，這些基團(tuán)和溶液中的土霉素發(fā)生作用形成穩(wěn)定的復(fù)合物，可促進(jìn)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(jìng)爭(zhēng)土壤表面的吸附位點(diǎn)，從而抑制土霉素在土壤中的吸附[23]。此外，已有研究結(jié)果表明，DOM由疏水組分和親水組分組成，疏水組分越多，對(duì)污染物的親和力越大，對(duì)土壤吸附污染物的抑制作用就越強(qiáng)[24-25]。在生物質(zhì)炭制備過(guò)程中，隨著炭化溫度的升高，生物質(zhì)炭的極性和親水性逐漸減弱。因此，以生物質(zhì)炭為前驅(qū)物提取DOM時(shí)，炭化溫度越高，其提取的DOM中疏水組分占據(jù)的比例就越大，對(duì)土霉素在土壤中吸附的抑制效果就越強(qiáng)。DOM能夠促進(jìn)土霉素在土壤中的解吸作用，這可能是由于不同來(lái)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(duì)土霉素的親和力越強(qiáng)，大分子（>25 ku）的DOM比小分子（<1 ku）的DOM更容易與土霉素發(fā)生作用形成復(fù)合物，從而促進(jìn)污染物從土壤中解吸出來(lái)[26-27]。

添加DOM后土霉素在土壤中的吸附-解吸過(guò)程具有明顯的遲滯效應(yīng)，這可能是由“微孔效應(yīng)調(diào)節(jié)”造成的，即吸附過(guò)程中，污染物不斷進(jìn)入吸附劑的微孔中，造成微孔結(jié)構(gòu)變形；解吸過(guò)程中，污染物分子脫離其附著的微孔，同時(shí)變形的微孔逐漸恢復(fù)到原形，此過(guò)程會(huì)產(chǎn)生遲滯作用，導(dǎo)致部分污染物分子不能釋放出來(lái)[18-19]。另外還有一種觀點(diǎn)，DOM的含量和組成也會(huì)影響吸附質(zhì)對(duì)污染物的鎖定能力，進(jìn)而影響其解吸程度[28]。

本研究結(jié)果表明，偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型能較好地?cái)M合添加DOM后土霉素在土壤中的動(dòng)力學(xué)過(guò)程。DOM可降低土霉素在土壤中的吸附能力，增強(qiáng)土霉素在土壤中的解吸能力；并且其強(qiáng)度與生物質(zhì)炭的炭化溫度、DOM濃度及外界溫度有關(guān)。若在土霉素污染較為嚴(yán)重的地區(qū)施用有機(jī)物物料，可能會(huì)促進(jìn)土壤中土霉素的遷移，并對(duì)地下水及周邊環(huán)境造成嚴(yán)重威脅。

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