外源溶解性有機質(zhì)對獸藥土霉素在黃壤中吸附—解吸行為的影響

范菲菲　朱健　韋時宏

摘要：為了探討外源溶解性有機質(zhì)對獸藥土霉素在黃壤中吸附-解吸行為的影響，采用批量平衡方法，研究了不同濃度的外源溶解性有機質(zhì)對黃壤中土霉素吸附與解吸的影響及機制。結(jié)果表明，線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型均可較好地擬合不同濃度外源溶解性有機質(zhì)對含有土霉素的黃壤的吸附與解吸曲線，決定系數(shù)（R2）為0.946 8～0.999 8；無論添加哪種外源溶解性有機物質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量均隨液相中土霉素濃度的升高而增加，并且不存在解吸遲滯行為。

關(guān)鍵詞：外源溶解性有機質(zhì)；土霉素；黃壤；吸附-解吸

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2015）01-0053-06

溶解性有機質(zhì)[1]又叫水溶性有機質(zhì)（Dissolved organic matter，DOM）是指有機物料用水浸提后，能通過0.45 μm濾膜，具有不同結(jié)構(gòu)及分子大小的有機物（如小分子的游離氨基酸、碳水化合物、有機酸及大分子的酶、氨基糖、多酚和腐殖質(zhì)等）。它不僅影響氮（N）、硫（S）和磷（P）等營養(yǎng)元素的生物有效性及污染物（重金屬、持久性有機物、農(nóng)藥等）的遷移能力[2-4]，而且還是礦物風化、成土過程以及微生物代謝、土壤有機質(zhì)分解和轉(zhuǎn)化等過程的重要影響因素。有研究[5，6]表明，DOM進入土壤后，可以通過靜電吸附、配位體交換、絡(luò)合作用、疏水作用、熵值效應(yīng)、氫鍵作用和陽離子鍵橋作用等方式與土壤膠體結(jié)合，從而被土壤吸附和固定、并在一定的條件下又重新釋放出來，因而對有機污染物在土壤中的吸附、遷移、生物有效性等環(huán)境行為有著重要的影響。

土霉素[7，8]是20世紀40年代發(fā)現(xiàn)的，是廣泛應(yīng)用于畜禽養(yǎng)殖生產(chǎn)中的四環(huán)素類抗生素之一。由于其在畜禽體內(nèi)利用率低，大多以藥物原型排出體外，再隨畜禽糞便的施用進入耕作土壤，影響土壤微生物生態(tài)鏈并誘發(fā)耐藥菌，對土壤環(huán)境及人類健康產(chǎn)生嚴重危害，成為環(huán)境污染的潛在隱患。吸附-解吸行為是獸藥土霉素在土壤環(huán)境中遷移和轉(zhuǎn)化的重要過程，對減少土霉素對土壤環(huán)境的危害起著重要的作用。目前，對土霉素在土壤中吸附-解吸行為的研究主要集中在土霉素在土壤參考黏粒、鐵鋁氧化物、腐殖質(zhì)、黏粒-腐殖質(zhì)復(fù)合體上的吸附和解吸行為，以及pH、陽離子交換量（CEC）對吸附、解吸的影響[9-13]，而關(guān)于溶解性有機物質(zhì)對土霉素在土壤上的吸附與解吸的作用方面還鮮見報道。

黃壤是中國南方山區(qū)的主要土壤類型，主要分布于貴州、四川等省。貴州省黃壤面積703.8萬hm2，占全國黃壤總面積的30.27%，其中旱耕地黃壤464.8萬hm2，占全省旱耕地面積的46.2%，是貴州主要旱糧和多種經(jīng)營用地，農(nóng)作物主產(chǎn)玉米、馬鈴薯、小麥以及茶葉，是農(nóng)民收入的主要來源。有資料[14]表明，目前貴州省有很多養(yǎng)殖場，僅貴陽市就有大型養(yǎng)殖場1 000家，這些畜禽養(yǎng)殖場為了減少牲畜的發(fā)病率，大量使用金霉素、恩諾沙星、土霉素、慶大霉素、環(huán)丙沙星等抗生素，這些抗生素未經(jīng)過處理直接通過畜禽排泄物進入環(huán)境中，會對生態(tài)環(huán)境、動植物以及人體健康造成潛在的危害。因此，本研究選用四環(huán)素類抗生素中的一種——土霉素為研究對象，研究不同來源的外源溶解性有機物質(zhì)（腐殖酸、有機肥、檸檬酸）對黃壤中土霉素吸附與解吸的影響，以期為準確有效評估土霉素對黃壤地區(qū)的環(huán)境及其人體健康危害的風險提供理論依據(jù)，為保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全提供技術(shù)支撐和保障，進而推進貴州省農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 主要儀器 安捷倫1100型高效液相色譜儀；Speedisk Column H2O-Philic DVB萃取小柱：3 mL，100 mg填料；色譜柱：Aglient ZORBAX SB-C18 （3.5 μm，4.6 mm×150 mm）；

1.1.2 主要試劑 土霉素（Oxytetracycline Hydrochloride，OTC），分子式：C22H24N2O9，相對分子質(zhì)量：496.90，純度≥98%，購于德國默克公司；甲醇、乙腈均為色譜純（美國Fisher公司）；其他試劑均為分析純；試驗用水為Millipore超純水。

1.1.3 供試土壤 黃壤采自貴州黃壤土壤肥力與肥料效益監(jiān)測基地，該土壤為未受土霉素等抗生素污染的農(nóng)田耕層（0～20 cm）土壤，土壤采集后，風干，過2 mm篩備用。土壤基本理化性狀見表1。

1.2 方法

1.2.1 腐殖酸以及有機肥中可溶性有機質(zhì)的提取制備方法 分別稱取一定量的商品有機肥、腐殖酸若干份，按水物比5∶1（V∶m）混合，在200 r/min 的水平振蕩機上振蕩12 h后，在12 500 r/min 的高速離心機上低溫（4 ℃）離心30 min，上清液立即用0.45 μm無菌微孔濾膜過濾，濾液于4 ℃低溫保存，備用（不超過1周）[15，16]。

1.2.2 試驗方法

1﹚土壤中土霉素含量的檢測方法。采用Na2EDTA-Mcllvaine作為提取液，在2 g土壤中加入提取液15 mL，超聲提取3次，每次加入提取液5 mL，超聲時間為8 min，提取液采用DVB固相萃取小柱純化、無水甲醇洗脫和氮氣流濃縮。待測液中的土霉素采用HPLC進行測定，測定條件為：流動相為乙腈和0.01 mol/L磷酸二氫鈉（pH為2.5，體積比10∶90），柱溫為25 ℃，流速為1.2 mL/min，檢測波長350 nm[17]。

2）等溫吸附與解吸試驗。吸附過程為：等溫吸附試驗參照OECD guideline 106 批平衡方法（OECD， 2 000）進行，稱取過2 mm篩的土壤0.200 0 g，放入50 mL棕色玻璃離心管，按照水土比100∶1加入20 mL以1.5 mmol/L的NaN3 、0.01 mol/L CaCl2溶液和不同濃度的外源溶解性物質(zhì)的溶液配制的土霉素溶液，土霉素含量分別為1.0、2.0、10、20、40、80、100 mg/L，溶液中外源溶解性有機質(zhì)濃度分別為200、400、800 mg/L。在25 ℃恒溫條件下200 r/min振蕩24 h，以4 000 r/min離心10 min，取上清液，過0.45 μm有機濾膜，按上述方法測定濾液中土霉素的濃度，以上處理均做3個重復(fù)，以未含土霉素的處理作為空白，未含土壤的處理作為對照。解吸過程為：在吸附試驗結(jié)束后，離心倒出上清液，加入20 mL 0.01 mol/L的CaCl2溶液，在25 ℃恒溫條件下200 r/min振蕩24 h，以4 000 r/min離心10 min，取上清液，過0.45 μm有機濾膜，按上述方法測定濾液中土霉素的濃度，以上處理均做3個重復(fù)，未含土壤的20 mL的0.01 mol/L的CaCl2溶液為空白[18，19]。endprint

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析 試驗數(shù)據(jù)采用Origin 8.0軟件進行統(tǒng)計分析，使用Sigmaplot 9.0進行圖表制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 腐殖酸源溶解性有機質(zhì)對土霉素在黃壤中的吸附與解吸的影響

如圖1A所示，無論是否添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量均隨液相中土霉素濃度的升高而增加，但是添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)的濃度不同，其對土霉素的吸附程度有很大差異，吸附量大小順序為腐殖酸源溶解性有機質(zhì)添加濃度為200 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)添加濃度為800 mg/L、未添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)添加濃度為400 mg/L，這可能是當腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度較低時，其與土霉素的共吸附促進吸附介質(zhì)對土霉素的吸持，當腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度增加，其對土霉素的增溶作用顯著，有利于土霉素從吸附介質(zhì)上解吸下來，從而使黃壤對土霉素的吸附量減少，此結(jié)論與Kulshrestha等[20]關(guān)于不同來源的DOM對OTC在黏土礦物表面吸附影響的結(jié)論是一致的。

解吸結(jié)果見圖1B，隨著溶液中土霉素濃度的增加，黃壤對土霉素的解吸量大小順序為腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、未添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)。這與黃壤對土霉素吸附量大小的順序大致相似，從而說明添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)，其對土霉素在黃壤中的吸附解吸行為有抑制作用。

由表2可知，線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型都可以較好地擬合腐殖酸源溶解性有機質(zhì)不同添加水平對土霉素在黃壤上的吸附和解吸曲線，決定系數(shù)（R2）為0.963 36～0.999 18。

在吸附過程中，不同濃度腐殖酸源溶解性有機質(zhì)存在下，n值均小于1，屬于“S”形等溫吸附線，表明了土霉素在黃壤上的吸附是發(fā)生在非均質(zhì)吸附劑表面和致密有機質(zhì)上的吸附，溶質(zhì)分子先占據(jù)能量最高的點位，然后再依次占據(jù)能量較低的點位[21]。且最大吸附量Qm值的大小順序為腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、沒有添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)；吸附強度Kf值的大小順序為腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、沒有添加腐殖酸源溶解性有機質(zhì)、腐殖酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L，這表明加入不同濃度的腐殖酸源溶解性有機質(zhì)后，黃壤對土霉素的吸附量和吸附強度均有所增加，因此，可以通過加入腐殖酸源溶解性有機質(zhì)的方式加大土霉素在黃壤中的吸附量，減少土霉素在土壤環(huán)境中的殘留量，從而減小土霉素對環(huán)境的污染程度。

2.2 有機肥源溶解性有機質(zhì)對土霉素在黃壤上吸附與解吸的影響

由圖2A吸附結(jié)果所示，無論是否添加有機肥源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量均隨液相中土霉素濃度的升高而增加，在低濃度時無論是否添加有機肥源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量差異不大，這是由于土壤的表面吸附點位足夠吸附溶液中的土霉素，但是，隨著溶液中土霉素濃度的增加，黃壤對土霉素的吸附量大小順序為沒有添加有機肥源溶解性有機質(zhì)、有機肥源溶解性有機質(zhì)添加濃度為200 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)添加濃度為400 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)添加濃度為800 mg/L。

解吸結(jié)果見圖2B，隨著溶液中土霉素濃度的增加，黃壤對土霉素的解吸量大小順序為有機肥源溶解性有機質(zhì)添加濃度為200 mg/L、有機肥溶解性有機質(zhì)添加濃度為400 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)添加濃度為800 mg/L、未添加有機肥源溶解性有機質(zhì)，以上結(jié)果表明，沒有添加有機肥源溶解性有機質(zhì)的黃壤對土霉素的吸附量最大，解吸量卻最小，因此，添加有機肥源溶解性有機質(zhì)能夠在一定程度上減少土壤中土霉素的含量，有利于降低其生態(tài)環(huán)境風險。

由表3可知，線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型都可以較好地擬合不同濃度有機肥源溶解性有機質(zhì)對土霉素在紅壤上吸附和解吸的曲線，決定系數(shù)（R2）為0.936 4～0.999 8。

在吸附過程中，有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L時，n值大于1，屬于“L”形等溫吸附線，表明了開始時土霉素很快地被大量吸附，當吸附劑上大部分活性吸附位點被土霉素占據(jù)后，就趨于緩慢；有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度分別為400 mg/L和800 mg/L時，n值小于1，屬于“S”形等溫吸附線，意味著固體（即吸附劑）對溶劑中土霉素具有較強的親和性，隨著土霉素濃度的增加，愈易被吸附[22]。最大吸附量Qm值的大小順序為有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、沒有添加有機肥源溶解性有機質(zhì)；吸附強度Kf值的大小順序為有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、沒有添加有機肥源溶解性有機質(zhì)，這表明加入不同濃度的有機肥源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量和吸附強度均有所增加，溶解性有機質(zhì)濃度低時吸附量大，而有機肥源溶解性有機質(zhì)濃度高時對土霉素吸附強度高，均比沒有添加的吸附效果好，從而說明加入有機肥源溶解性有機質(zhì)有利于黃壤對土霉素的吸附。

土霉素在黃壤的解吸過程中，解吸的Kf值均小于吸附的Kf值，這表明在解吸平衡后，已沒有土霉素殘留在土壤中，即在不同濃度的有機肥源溶解性有機質(zhì)存在下，土霉素在黃壤上的解吸過程不存在滯后現(xiàn)象。

2.3 檸檬酸源溶解性有機質(zhì)對土霉素在黃壤上的吸附與解吸的影響

由圖3A吸附結(jié)果可知，無論是否添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量均隨液相中土霉素濃度的升高而增加，但當土霉素濃度相同時，無論是否添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)，其對黃壤中土霉素的吸附程度差異不大。這表明，檸檬酸源溶解性有機質(zhì)通過化學、物理作用改變原來土壤有機質(zhì)性質(zhì)，并形成一種新的有機質(zhì)，這種新形成的有機質(zhì)結(jié)合位點活性較低，能通過其具有的特殊結(jié)構(gòu)在更深層次上“鎖住”土壤的活性位點，從而阻止土壤對土霉素的吸附。這與Drori等[23]研究的阿特拉津在回收廢水灌溉的土壤中的吸附與解吸行為中所得的結(jié)論相似。endprint

解吸結(jié)果見圖3B，隨著溶液中土霉素濃度的增加，黃壤對土霉素的解吸量大小順序為檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、未添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)，以上結(jié)果表明，添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)的黃壤對土霉素的解吸量卻比未添加檸檬酸的黃壤解吸量大，這意味著添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)有利于減少黃壤中土霉素的含量。

由表4可知，線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型都可以較好地擬合不同濃度檸檬酸源溶解性有機質(zhì)對土霉素在紅壤上的吸附和解吸曲線，決定系數(shù)（R2）為0.950 3～0.999 5。

在吸附過程中，不同濃度檸檬酸源溶解性有機質(zhì)存在下，n值均小于1，屬于“S”形等溫吸附線，表明了土霉素在黃壤上的吸附是發(fā)生在非均質(zhì)吸附劑表面和致密有機質(zhì)上的吸附，溶質(zhì)分子先占據(jù)能量最高的點位，然后再依次占據(jù)能量較低的點位。且最大吸附量Qm值的大小順序為檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、沒有添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L；吸附強度Kf值的大小順序為檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為800 mg/L、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為200 mg/L、檸檬酸源溶解性有機質(zhì)濃度為400 mg/L、沒有添加檸檬酸源溶解性有機質(zhì)，這表明加入不同濃度的檸檬酸源溶解性有機質(zhì)后，黃壤對土霉素的吸附量和吸附強度均有所增加，說明加入檸檬酸源溶解性有機質(zhì)有利于黃壤對土霉素的吸附。

土霉素在黃壤的解吸過程中，解吸的Kf值均小于吸附的Kf值，這表明土霉素在不同濃度的檸檬酸源溶解性有機質(zhì)作用下土霉素在黃壤上的解吸過程不存在滯后現(xiàn)象，這可能是加入檸檬酸源溶解性有機質(zhì)后其自身能提供大量的活性吸附位點，可以把被吸附劑包裹住的土霉素分子“解放”出來，從而降低解吸遲滯程度。

3 小結(jié)

本研究結(jié)果表明，線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型均可較好地擬合不同濃度外源溶解性有機物質(zhì)對含有土霉素的黃壤的吸附與解吸曲線，并且決定系數(shù)（R2）均較高。

同時，由于土壤的表面吸附點位足夠吸附溶液中的土霉素，因此，無論添加哪種外源溶解性有機質(zhì)，黃壤對土霉素的吸附量均隨液相中土霉素濃度的升高而增加。加入不同濃度外源溶解性有機質(zhì)后，增加了黃壤中土霉素的增溶作用，有利于土霉素從吸附介質(zhì)上解吸下來，使土霉素在黃壤中不存在解吸遲滯行為，從而減少了土霉素對土壤環(huán)境的危害，降低了土霉素對環(huán)境中生物產(chǎn)生的毒害效應(yīng)，對準確有效評估土霉素對環(huán)境及人類健康危害的風險有重要意義。

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