周志強，劉 琛，楊紅薇，鮮青松，唐翔宇

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生物質(zhì)炭對磺胺類抗生素在坡耕地紫色土中吸附-解吸及淋溶過程的影響①

周志強1,2，劉 琛2，楊紅薇1*，鮮青松2，唐翔宇2

(1 西南交通大學地球科學與環(huán)境工程學院，成都 611756；2 中國科學院水利部成都山地災害與環(huán)境研究所，成都 610041)

吸附–解吸是影響抗生素類污染物在土壤中遷移轉(zhuǎn)化及生物有效性的重要過程，本文以川中丘陵區(qū)坡耕地紫色土為研究對象，通過批量平衡實驗和柱實驗研究生物質(zhì)炭施用(投加量0 (B0)、39.75 t/hm2(B1)和198.75 t/hm2(B2))及田間老化作用(夏季干濕交替)對3種典型磺胺類抗生素(磺胺嘧啶(SD)、磺胺二甲基嘧啶(SM2)及磺胺甲惡唑(SMZ))在紫色土中的吸附–解吸和淋溶行為的影響。結(jié)果表明：在幾種處理中，3種磺胺類抗生素吸附強弱的順序都表現(xiàn)為SD>SMZ>SM2；與B0處理相比，添加生物質(zhì)炭能增加土壤對3種抗生素的吸附能力，其中SM2的吸附顯著增加(<0.05)，但這種促進作用在經(jīng)過老化過程后有所減弱。在解吸過程中，3種抗生素的Freundlich常數(shù)K大小順序為SD>SMZ>SM2，表明SD在土壤中吸附容量最大且不易解吸，其次是SMZ和SM2；相應的遲滯系數(shù)大小順序為SD

紫色土；生物質(zhì)炭；磺胺類抗生素；吸附-解吸；干濕交替。

磺胺類抗生素是一種使用十分廣泛的抗生素，常用于農(nóng)業(yè)作物蟲害的預防和畜牧業(yè)的牲畜疾病治療[1]。我國是畜牧業(yè)大國，抗生素使用量居世界第一。據(jù)統(tǒng)計，2013年我國抗生素使用量為16.2萬t，其中養(yǎng)殖業(yè)占52%；西南地區(qū)的抗生素使用量為1.83萬t，占全國總量的11.3%，其中磺胺類抗生素的使用量為1 390 t，占全國該類抗生素使用總量的17.6%[2]?？股剡M入動物體內(nèi)后大部分會以原藥或代謝產(chǎn)物的形式經(jīng)糞尿排出體外，進入土壤和地下水環(huán)境[3]。此外，畜禽糞便的農(nóng)田施用及養(yǎng)殖業(yè)廢水的隨意排放或灌溉利用也是抗生素進入土壤環(huán)境的重要途徑[4-5]。目前，我國多地已有天然環(huán)境中檢出磺胺類抗生素的報道。李彥文等[6]調(diào)查了廣州、深圳等地菜地和污水廠進水幾種磺胺抗生素污染情況，結(jié)果表明，磺胺類單個化合物檢出率為 25.81% ~ 93.50% , 總含量在33.3 ~ 321.4mg/kg之間，污水廠進水磺胺濃度為2.26 ~ 12.12 ng/L。洪蕾潔等[7]對上海市黃浦江部分河段江水、崇明島地表水及地下水進行測定，磺胺抗生素檢出濃度范圍為13.3 ~ 241.5 ng/L。

吸附-解吸是污染物在土壤中重要的固-液界面過程，該過程將決定抗生素在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化行為及其在生物體中的殘留特征，其中涉及的影響因素主要包括土壤理化性質(zhì)、抗生素的性質(zhì)及使用劑量[8]。例如，土壤的酸堿性能決定磺胺類抗生素是以陽離子、中性分子還是陰離子的形態(tài)存在，進而影響抗生素在土壤中的吸附機理和吸附容量。Parket 等[9]研究發(fā)現(xiàn)，當土壤pH在4 ~ 8之間時，磺胺通過靜電作用附著在土壤表層的吸附點位上，其吸附潛力與土壤pH呈反比。土壤有機質(zhì)是影響污染物在土壤中遷移的另一個重要因素，表現(xiàn)為土壤從水相中吸持疏水性有機物，因此污染物會首先吸附到土壤有機質(zhì)中[10]。許多研究發(fā)現(xiàn)，土壤對抗生素的吸附量與土壤有機質(zhì)含量呈正比，但另一方面，腐殖酸等物質(zhì)能通過改變土壤表面性能而與污染物競爭吸附點位，從而減少土壤對抗生素的吸附。此外，土壤有機質(zhì)中的可溶性成分(溶解有機物)是污染物在土壤中遷移的重要載體，可促使抗生素從土壤顆粒中解吸而進入水環(huán)境[11]。

生物質(zhì)炭是生物質(zhì)(主要是秸稈、果殼等)在無氧或低氧高溫熱解條件下得到的多孔性炭質(zhì)材料，目前被作為土壤改良劑而廣泛使用，同時又具有一定的污染修復功能。有關(guān)生物質(zhì)炭對包括抗生素在內(nèi)的有機污染物的土壤環(huán)境行為研究受到越來越多的關(guān)注，Mahtabet 等[12]認為生物質(zhì)炭能通過含氧官能團、靜電引力等去除無機和極性有機污染物。Verheijen 等[13]綜合許多研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭對疏水性有機污染物的親和力是有機質(zhì)的10 ~ 1 000倍，生物質(zhì)炭能去除土壤和沉積物中 80% ~ 90% 的痕量疏水性有機污染物。Anushkaet 等[14]利用蒸汽活化植物的方式制備生物質(zhì)炭，并發(fā)現(xiàn)該生物質(zhì)炭的加入能明顯提高水中磺胺二甲基嘧啶的去除率。但對生物質(zhì)炭老化作用對有機污染物的土壤環(huán)境行為的影響評估及機理分析仍比較缺乏。

紫色土是長江上游最重要的耕地資源之一，以四川盆地最為集中。紫色土由紫色泥頁巖發(fā)育而成，具有土層淺薄、大孔隙豐富、入滲率高等特點[15]。這些特征導致污染物容易在紫色土中通過優(yōu)先流發(fā)生淋失遷移，而有關(guān)抗生素在紫色土中的吸附-解吸過程及生物質(zhì)炭的施用效應研究相當缺乏。綜上，本文以坡耕地紫色土為對象，通過室內(nèi)批量平衡實驗和土柱淋溶實驗，研究生物質(zhì)炭添加及田間老化作用對3種典型磺胺類抗生素(磺胺嘧啶(SD)、磺胺二甲基嘧啶(SM2)及磺胺甲惡唑(SMZ))在紫色土中的吸附-解吸和遷移行為的影響，為該類污染物在紫色土中的遷移行為及生物質(zhì)炭應用研究提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

實驗所用儀器包括HPLC-UV高效液相色譜儀(Agilent1200，Eclipse plus C18色譜柱(4.6 mm × 150 mm))、恒溫震蕩床(上海智城分析儀器制造有限公司)、VISIPRERTMDL固相萃取儀(SUPELCO公司)、RE-5299旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器(鞏義市英峪高科儀器廠)、pH計(上海梅特勒-托利多儀器有限公司)、蠕動泵(LongerPump公司)、全自動收集器(上海滬西分析儀器廠有限公司)、超純水系統(tǒng)(美國Millipore公司)等。

3種目標污染物包括磺胺嘧啶(Sulfadiazine，SD)、磺胺二甲基嘧啶(Sulfamethazine, SM2)、磺胺甲惡唑 (Sulfamethoxazole, SMZ) (純度≥99.5%，Sigma公司)，其主要性質(zhì)參數(shù)見表1。所用試劑中甲醇、乙腈為色譜純，NaOH、甲酸為分析純。實驗用水為MiliQ超純水。

生物質(zhì)炭購于河南商丘三利新能源有限公司，是由農(nóng)作物混合秸稈在500 ℃無氧條件下燒制而成，生物質(zhì)炭的pH為9.5，含碳量為471.9 g/kg，含氮量為11.6 g/kg，比表面積為56.29 m2/g，孔隙平均直徑為6.21 nm。

表1 三種磺胺類抗生素的基本性質(zhì)

1.2 供試土壤

土壤采自四川省綿陽市鹽亭縣中國科學院紫色土農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗站的坡耕地小區(qū)，采樣為0 ~ 15 cm耕作層土壤的3點混合樣。對照土壤pH為8.6，有機碳含量為3.9 g/kg，CEC為21.21 cmol/kg，砂粒、粉粒和黏粒含量分別為36%、40% 和24%。田間試驗小區(qū)面積為100 m2，施炭量分別為0 (B0)、39.75 t/hm2(B1) 和198.75 t/hm2(B2)(含炭量為0、10和50 g/kg)。將生物質(zhì)炭按樣方法均勻撒在土壤表面，經(jīng)犁耕均勻混入耕層土壤，再經(jīng)過半年(2015年5—11月)田間自然干濕交替過程。土樣經(jīng)自然風干后研磨過60目篩(粒徑0.25 μm)。同時，在室內(nèi)制備添加新鮮生物質(zhì)炭的土壤混合樣(投加量分別為10 g/kg (C1) 和50 g/kg (C2)，粒徑0.25 μm)，與田間施炭土作對比，以考察老化作用的影響。實驗前土樣在122 ℃、0.115 MPa壓力下連續(xù)濕熱滅菌2 h。

1.3 吸附–解吸實驗

本文采用批量平衡實驗方法[16]：準確稱取1.0 g土壤樣品于離心管中，分別加入10 ml濃度分別為1.0、5.0、10、15、20、25 mg/L的抗生素溶液(含10 mmol/L CaCl2及0.1 g/L NaN3滅菌；每個濃度設(shè)3個平行)，并稱量帶蓋離心管(含土)重量(0)，于25 ℃、180 r/min恒溫震蕩24 h(預實驗確定平衡時間為16 h)。待反應結(jié)束后，在4 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心10 min，取上清液后稱量離心管重量(1)，經(jīng)過濾、凈化等預處理后測定抗生素濃度。

吸附過程完成后，為避免提取上清液時帶來的容積誤差，在上清液提取后向離心管中加入(1-0)ml、不含抗生素的10 mmol/L CaCl2溶液，再次恒溫振蕩，進行解吸實驗，操作步驟同吸附過程。

1.4 原狀土柱淋溶實驗

原狀土柱采用不銹鋼環(huán)刀(厚度2 mm，內(nèi)徑15 cm，高20 cm)在施炭量分別為 0 (B0) 和39.75 t/hm2(B1)的田間試驗小區(qū)的耕層土壤中取出，土柱實際高度為15 cm。惰性離子Br-由于不與土壤反應，可作為水流示蹤劑，用于考察土壤中的水分運動特征。實驗前，將土柱置于盆中，使蒸餾水(含0.1 g/L NaN3)的水面不高于土柱底部3 cm，通過毛細管上升作用自下向上飽和土柱。用4 ~ 6倍孔隙體積(即4.8 ~ 7.2 L)蒸餾水(含0.1 g/L NaN3)淋溶土柱，當流速在7.36 ml/min左右(相當于降水量25 mm/h)時，出水流量與進水流量基本一致，視為土柱達到物理化學狀態(tài)平衡。土柱平衡后，立刻開始淋溶實驗(入流溶液含50 mg/L Br-、1.0 mg/L抗生素和0.1 g/L NaN3抗菌劑)，出流流速穩(wěn)定在7.36 ml/min，直到污染物發(fā)生穿透。然后，在3個孔隙體積(入流溶液3.6 L)開始降雨(含0.1 g/L NaN3的蒸餾水，模擬降雨量約25 mm/h，直到6個孔隙體積(入流溶液7.2 L)后停止實驗。土柱出流管與自動收集器連接，設(shè)置參數(shù)使其每隔5 min收集出流液50 ml。將樣品進行預處理并分析檢測，以出流液體積為橫坐標，抗生素濃度為縱坐標，繪制土柱的吸附-解吸淋溶曲線。

1.5 抗生素分析檢測方法

樣品首先通過0.45 μm有機系濾膜過濾，并取5 ml濾液進行固相萃取(SPE小柱型號：Agilent Bond Elut Plexa)。固相萃取過程為：6 ml甲醇活化，流速3 ml/min；進樣5 ml，流速1 ml/min；6 ml乙腈洗脫，流速3 ml/min。洗脫液經(jīng)氮吹干后用甲醇-水流動相定容，移至進樣瓶中待測。

抗生素采用高效液相色譜檢測，儀器參數(shù)為：流動相為甲醇-水(體積比= 25/75，甲酸含量為1 ml/L)，流速0.8 ml/min；色譜柱：柱溫30 ℃，UV檢測波長270 nm；進樣量20 μl、針清洗后進樣(甲醇洗針)。

3種抗生素的檢測限為0.05 mg/L，標準曲線的線性范圍為0.1 ~ 30 mg/L(2≥0.999)；SD、SM2和SMZ的加標濃度為0.2 ~ 25 mg/L(2≥0.99)，加標回收率分別為72% ~ 83%、75% ~ 88%和74% ~ 86%。

1.6 數(shù)據(jù)分析

本文采用Freundlich非線性等溫吸附模型對數(shù)據(jù)進行擬合，該模型經(jīng)驗性地描述了固體表面的目標物吸附量(Q, mg/kg)與平衡溶液中目標物濃度(C, mg/L)之間的關(guān)系，公式如下：

式中：K為吸附容量常數(shù)；為吸附親和力值。

另外，遲滯系數(shù)是Freundlich解吸等溫線(1/des)與吸附等溫線(1/ads)的比值，用于描述解吸遲滯，公式如下：

2 結(jié)果與討論

2.1 抗生素在紫色土中的吸附–解吸特征

圖1和圖2分別為不同初始濃度下，對照(B0處理)、兩個不同投加量下添加新鮮生物炭(10 g/kg (C1) 和50 g/kg (C2))及田間施炭老化后(39.75 t/hm2(B1) 和198.75 t/hm2(B2))的紫色土對3種目標抗生素的吸附和解吸規(guī)律。在所有處理中，即不論施炭或老化與否，3種抗生素在紫色土中吸附量的大小關(guān)系均為：SD > SMZ > SM2?；前房股氐男螒B(tài)及吸附機理與pH密切相關(guān)：當pH < pKa1時，磺胺以陽離子為主，與土壤顆粒表面所帶負電荷存在靜電引力，吸附機理以陽離子交換為主，在土壤中的吸附容量較高；當pKa1< pH < pKa2時，磺胺以中性分子形態(tài)為主，能夠通過疏水性分配原理與土壤有機質(zhì)作用；當pH > pKa2時，磺胺則以陰離子形態(tài)為主[17]。所測平衡溶液pH在7.2 ~ 7.5之間，新鮮加炭土的pH稍高于老化炭土和對照處理，在此pH范圍內(nèi)，SD、SMZ主要以陰離子形態(tài)存在于溶液中，且SD的離子化程度低于SMZ，因而帶負電的土壤顆粒對SD的吸附量大于SMZ，且分配作用也可能同為二者的主要吸附機制。SM2盡管主要以中性分子存在，但水溶性遠大于SD、SMZ，而ow值遠小于SD、SMZ，因此，SM2不易通過分配作用吸附在土壤有機質(zhì)中，吸附量也最低。

圖1 各初始濃度下磺胺類抗生素在不同施炭處理紫色土中的吸附

圖2 各初始濃度下磺胺類抗生素在不同施炭處理紫色土中的解吸

老化對生物質(zhì)炭施加效應的影響較大。與B0處理相比，土壤中添加新鮮的生物質(zhì)炭后3種抗生素的吸附量都有所增加，其中SM2的增量尤為明顯(< 0.05)，而SD和SMZ的增量未達到顯著水平(>0.05)。另一方面，除B2處理中的SM2吸附量顯著增加外(<0.05)，其余施炭后經(jīng)老化處理的土壤對3種抗生素的吸附量都總體低于B0處理，但差異未達到顯著水平(>0.05)。生物質(zhì)炭的性質(zhì)在老化過程中發(fā)生變化，對污染物吸附的影響表現(xiàn)為兩個相反的作用：一方面，生物質(zhì)炭是多孔介質(zhì)，在老化過程中可吸附大量有機、無機物質(zhì)，部分吸附點位被占據(jù)，從而降低了對目標污染物的吸持；另一方面，在干濕交替作用下，生物質(zhì)炭表面具有豐富的化學官能團可能進一步增強，如文獻中報道的羧基結(jié)構(gòu)的顯著增加，可與污染物之間具有更強的親和力，從而促進吸附[18]。這兩種作用中占主導的一方將決定老化炭對污染物吸附的影響最終表現(xiàn)為促進還是抑制。上述機理已在一些研究中報道，如Lin 等[19]發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭在老化過程中因氧化還原反應而生成羧基、苯酚基等官能團，促進了生物質(zhì)炭顆粒在土壤礦物上的吸附；牛亞茹等[20]研究發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭顯著提高了土壤有機質(zhì)含量，王光飛等[21]也發(fā)現(xiàn)同樣現(xiàn)象，且生物質(zhì)炭添加量與有機質(zhì)含量增加成正比，這都可能促進生物質(zhì)炭對有機質(zhì)的吸附。本文中，可推斷由于吸附點位被占據(jù)而造成的吸附減弱機制可能占主導作用，導致了老化炭土的吸附能力低于對照和新鮮炭土。然而在高投加量下，生物質(zhì)炭提供了更多的官能團，由于SM2主要以中性分子存在，這種減弱機制的影響程度則會降低，甚至出現(xiàn)加強現(xiàn)象。

與吸附過程相比，不同施炭處理的紫色土對3種磺胺抗生素的解吸與吸附過程的固-液兩相平衡關(guān)系隨污染物初始濃度的變化規(guī)律基本相似，表明了對施炭紫色土而言，吸附量越大，解吸后土壤中的結(jié)合殘留量也越高。

2.2 吸附–解吸等溫線的Freundlich模型擬合

Freundlich模型常用來擬合非均質(zhì)吸附行為，它假設(shè)吸附是在異質(zhì)性表面發(fā)生的，是一個多層吸附過程。本文中添加了生物質(zhì)炭的土壤屬非均質(zhì)體系，對比了其他模型的擬合結(jié)果，F(xiàn)reundlich模型對吸附過程的擬合效果最佳。如表2所示，該模型對3種磺胺類抗生素在不同施炭處理的紫色土中吸附等溫線擬合的相關(guān)性較好，均達到極顯著水平(2>0.81，<0.01)。Liu 等[22]在研究小麥秸稈生物質(zhì)炭對SD、SM2和SMZ的吸附實驗中發(fā)現(xiàn)，無論土壤加炭與否，3種磺胺的吸附-解吸等溫線都符合Freundlich模型；加炭引起的吸附K值和值的變化可能因土壤類型不同而改變。從表2可以看出，無論生物質(zhì)炭老化與否，炭添加量與K值成正比；在土壤中添加新鮮生物質(zhì)炭能增加土壤對污染物的吸附容量，其中SD最明顯。以上現(xiàn)象表明生物質(zhì)炭在老化過程中吸附點位被占據(jù)，降低了對目標污染物的吸持，這導致老化炭降低了對SD的吸附容量；另一方面，生物質(zhì)炭表面的化學官能團在老化過程中發(fā)生改變，可能加強了與污染物的親和力，這導致了老化炭土整體上增加對SM2和SMZ的吸附K值。相應的吸附值的大小順序為SD < SMZ < SM2，表明土壤對3種磺胺的親和力為SD > SMZ > SM2[23]。此外，B0處理和B1處理的SM2吸附1/≈ 1，而C1處理、C2處理和B2處理的1/<1，表明SM2在B0處理和B1處理中的吸附作用力相對單一，而在其他幾種土壤上SM2與土壤有機質(zhì)及生物質(zhì)炭還存在其他作用機制，如土壤有機質(zhì)中的極性基團(酚羥基和羧基等)及土壤孔隙內(nèi)壁表面能夠與磺胺類抗生素通過氫鍵和范德華力作用鍵合[24]。模型值的大小與SM2在各處理土壤中實際吸附量的高低(圖1)相一致，即SM2在B0處理和B1處理上的吸附最弱，而在C1處理、C2處理和B2處理中的吸附相對更強[25]。對于SD和SMZ兩種抗生素，相應的1/>1，表明各處理下的紫色土對這兩種抗生素的親和能力都較強。

表2 磺胺類抗生素在不同施炭紫色土中吸附-解吸過程的Freundlich模型擬合參數(shù)

等溫解吸過程的Freundlich擬合結(jié)果能反映抗生素發(fā)生解吸的難易程度以及在達到解吸平衡時土壤中相應的抗生素的結(jié)合殘留量。首先，如表2所示，模型對3種磺胺抗生素解吸擬合的相關(guān)性較好(2>0.78)。其中，SD和SMZ的解吸K值分別在60.26 ~ 127.35和24.60 ~ 53.33范圍，均遠大于各自相應的吸附K值，這表明解吸后土壤中SD和SMZ的結(jié)合殘留量仍較多，而SM2的解吸K值在2.59 ~ 10.94范圍，略高于相應的吸附K值，表明該抗生素的解吸程度較大，可逆性相對較強，而在土壤中的殘留量相對較少。

2.3 解吸過程的遲滯性

本文通過遲滯系數(shù)衡量解吸相對于吸附過程的遲滯程度。通常認為，當<1時，污染物與土壤結(jié)合作用力較強，解吸的遲滯現(xiàn)象明顯；而當>1時，則解吸較快，遲滯性小[26]。

表3 三種磺胺抗生素在不同施炭土壤中的遲滯系數(shù)H值

從表3可以看出， SM2的值最高且均大于1，這可能是因為SM2與土壤的吸持強度弱于SD、SMZ，且SM2的水溶性也大于SD、SMZ，因而在3種抗生素中SM2的解吸程度(吸附的可逆性)最高。施炭后經(jīng)老化處理土壤的值均大于空白土，這可能是由于生物質(zhì)炭在老化過程中可吸附大量有機、無機物質(zhì)，部分吸附點位被占據(jù)，有效吸附位點在老化過程中減少，從而使其與3種磺胺類抗生素的結(jié)合作用力低于空白土。然而，在添加新鮮生物質(zhì)炭的土壤中，SM2和SMZ的值低于空白和所有老化處理，表明新鮮生物質(zhì)炭表面對這兩種抗生素的吸持作用力比土壤基質(zhì)強。疏水性最強的SD的遲滯效應明顯強于SM2和SMZ，但是，添加新鮮生物質(zhì)炭的土壤中SD的值高于空白和所有老化處理，這可能是因為SD與源自新鮮生物質(zhì)炭的可溶性有機質(zhì)(含量比老化炭處理高，數(shù)據(jù)未在本文提供)結(jié)合而相對易于解吸脫附。

2.4 原狀土柱實驗

實驗中，前3.3個孔隙體積為進藥階段(50 mg/L Br-、1 mg/L抗生素、0.1 g/L NaN3的蒸餾水)，后3.3個孔隙體積為淋溶階段(0.1 g/L NaN3的蒸餾水)。

圖3 Br–和3種磺胺在兩種土柱中的穿透曲線

從圖中可以看出，Br–在B0和B1處理的兩個土柱中的穿透分別發(fā)生在1.5 ~ 3.7和1.8 ~ 3.5個孔隙體積，SD在兩個土柱中的穿透分別發(fā)生在1.8 ~ 3.7和1.9 ~ 3.6個孔隙體積，SM2在兩個土柱中的穿透分別發(fā)生在2.5 ~ 3.6和2.8 ~ 3.5 個孔隙體積，SMZ在兩個土柱中的穿透分別發(fā)生在2.0 ~ 3.7和2.2 ~ 3.6 個孔隙體積。Br–和3種磺胺抗生素在B1處理的土柱中的穿透要慢于B0處理土柱0.1 ~ 0.3 個孔隙體積，這說明了生物質(zhì)炭在一定程度上降低了污染物的浸出速率。Liu 等[22]報道過類似的研究結(jié)果，發(fā)現(xiàn)SD、SM2和SMZ在5 g/kg和10 g/kg生物質(zhì)炭土柱中的滯留時間比空白土柱多12% ~ 20%。在淋溶階段，污染物濃度降低趨勢在兩個生物質(zhì)炭土柱中相近，抑制效果不是很明顯；通過解吸過程的遲滯性發(fā)現(xiàn)，在3種抗生素中SM2的解吸程度(吸附的可逆性)最高，因而SM2在降水階段濃度降低趨勢最慢。

3 結(jié)論

1) 3種抗生素在紫色土中的吸附親和力強弱都表現(xiàn)為：磺胺嘧啶(SD)>磺胺甲惡唑(SMZ)>磺胺二甲基嘧啶(SM2)。

2) 土壤中添加新鮮的生物質(zhì)炭能促進3種抗生素的吸附，其中SM2的吸附顯著增加(<0.05)；加炭紫色土經(jīng)過干濕交替老化后對抗生素吸附的促進作用減弱，吸附量甚至低于對照土壤，差異不顯著(> 0.05)。

3) 3種抗生素的解吸過程的遲滯性大小為SD> SMZ>SM2。與添加新鮮生物質(zhì)炭的土壤相比，經(jīng)過田間老化處理后土壤中的SMZ 和SM2更易解吸。

4)生物質(zhì)炭的添加能夠降低污染物的浸出速率。

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Effects of Biochar Application on Sorption-Desorption Process and Leaching Behaviour of Sulfonamide Antibiotics

ZHOU Zhiqiang1,2, LIU Chen2, YANG Hongwei1*, XIAN Qinsong2, TANG Xiangyu2

(1 College of Geosciences and Environmental Engineering, Southwest Jiaotong University, Chengdu 611756, China; 2 Institute of Mountain Hazards and Environment, CAS, Chengdu 610041, China)

Sorption and desorption are an important process that will influence the behavior of transport, transform and bioavailability of antibiotics in soils. In this study, batch and column experiments were carried out to study the effects of biochar application on the sorption-desorption process and leaching behaviour of three typical sulfonamide antibiotics (Sulfadiazine, SD; Sulfamethazine, SM2; and Sulfamethoxazole, SMZ) in a sloping cropland purple soil which is distributed widely and abundantly in Sichuan hilly area. Biochar was applied to the tested soil with the amounts of 0 (B0), 39.75 t/hm2(B1) and 198.75 t/hm2(B2) respectively and went through a half-year dry-wet alternate aging process (from May to November). The results showed that the adsorption capacity of three sulfonamides followed the order of SD>SMZ>SM2; Compared with B0, addition of fresh biochar enhanced the adsorption of SD, SM2 and SMZ, among which the improvement for SM2 was significant (<0.05), but such effect became less obvious after the ageing process. As for the desorption process, the value of Freundlich coefficientKof three sulfonamides followed the order of SD>SMZ>SM2, indicating that SD had the highest adsorption capacity and lowest desorption capacity with SM2 inversely. The hysteresis coefficient () of three sulfonamides followed the order of SD

Purple soil; Biochar; Sulfonamides; Sorption and desorption; Alternation of drying and wetting

10.13758/j.cnki.tr.2018.02.019

國家自然科學基金青年科學基金項目(41301549)資助。

(790057478@qq.com)

周志強(1991—)，男，江蘇南通人，碩士研究生，主要研究方向為土壤有機污染及修復。E-mail：815465788@qq.com

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