不同鈣離子濃度下銅對磺胺嘧啶在土壤中的吸附/解吸特征*

呂十全 胡樹翔 榮方旭 高心雨 巢 亮 劉愛菊#

(1.山東理工大學(xué)農(nóng)業(yè)工程與食品科學(xué)學(xué)院,山東 淄博 255091;2.山東理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,山東 淄博 255091)

磺胺類抗生素是最常用的抗生素之一,其在養(yǎng)殖業(yè)的使用量僅次于四環(huán)素類抗生素。由于磺胺類抗生素的化學(xué)性質(zhì),絕大部分會以代謝產(chǎn)物或者動物排泄物的形式排出體外,以不同的方式進入土壤環(huán)境[1],這些污染物可能通過作物或地下水進入食物鏈,危害生態(tài)和人類健康。近年來,國內(nèi)外諸多學(xué)者對這些新興污染物在土壤環(huán)境中的殘留問題進行了研究[2-5]。

Cu、Zn等微量元素作為生長調(diào)節(jié)劑也在畜禽養(yǎng)殖業(yè)中有著廣泛應(yīng)用,是導(dǎo)致土壤重金屬、抗生素復(fù)合污染問題的重要原因之一。土壤重金屬、抗生素復(fù)合污染問題引起國內(nèi)外環(huán)境學(xué)者的廣泛關(guān)注。研究結(jié)果表明,許多具有多個可電離功能團的磺胺嘧啶(SDZ)可與Cu2+發(fā)生絡(luò)合,并重點研究了絡(luò)合作用對其吸附的促進作用[6]773。也有研究表明,Cu2+的存在顯著增加了磺胺類抗生素的吸附,形成三元磺胺類抗生素-Cu-土壤配合物,從而加速了土壤對抗生素的吸附作用[7-8]。此外,LIU等[6]776研究表明,土壤的基本特征主要影響磺胺類抗生素在土壤中的吸附和轉(zhuǎn)運行為,在pH<5.0時,由于靜電競爭,抑制了對泥炭和土壤的吸附;而在pH>5.0時,由于磺胺類抗生素-Cu-土壤復(fù)合物或Cu橋的形成,增加了抗生素的吸附。ZHANG等[9]對農(nóng)用土壤中的磺胺類藥物的吸附量和解吸特性進行了研究,結(jié)果表明土壤中溶解性有機物對土壤的影響很大。由于土壤成分和特性的復(fù)雜性,導(dǎo)致了多種因素對抗生素的吸附和遷移產(chǎn)生了一定的影響。此外,還發(fā)現(xiàn)土壤pH、有機質(zhì)以及共存陽離子對土壤中抗生素的吸收和遷移具有一定的作用[10-11]。且有學(xué)者提出,作為主要土壤交換性陽離子,Ca2+不但可以大量存在于土壤中,而且可以與其他抗生素如土霉素結(jié)合,形成新的復(fù)合物,從而影響土壤的吸附性能[12]553。Ca2+與Cu2+作為同價離子,且二者均具有與抗生素化合物絡(luò)合配位能力,因而土壤溶液中Ca2+勢必會影響Cu2+與SDZ之間的相互作用機制,進而影響SDZ在土壤中的吸附和遷移行為。

本試驗研究了不同Ca2+濃度的土壤背景溶液中,Cu2+共存對SDZ在土壤中的吸附/解吸特征,并結(jié)合吉布斯自由能變化量(ΔG),運用傅里葉紅外光譜(FTIR)分析揭示了SDZ在土壤中的吸附機制,為土壤中抗生素及重金屬綜合污染特性的評價提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與試劑

SDZ,分析純;甲醇,色譜純;其他試劑均為分析純,試驗用水均為超純水。樣品取自山東淄博張店區(qū)的農(nóng)田土壤(0～20 cm),經(jīng)風(fēng)干、研磨,并過2 mm篩后備用。選用土壤的pH為7.5,有機質(zhì)為12.5 mg/g,陽離子交換量為20.4 cmol/kg,電導(dǎo)率為111 μS/cm,土壤質(zhì)地為壤土,Cu為24.12 mg/kg,Zn為81.5 mg/kg,測定方法參照文獻[13]。

以超純水為基礎(chǔ),配制0.01、0.05、0.10 mol/L氯化鈣溶液作為土壤背景溶液;以甲醇為原料,制備100 mg/L的SDZ貯備液;用CuCl2·2H2O配制Cu2+為1 000 mg/L的氯化銅貯備液。

1.2 等溫吸附/解吸試驗

本試驗參考 OECD guideline 106批次平衡法[14],精確稱取1.000 g土壤于50 mL聚丙烯塑料離心管中,按照水土比20 mL∶1 g,分別在0.01、0.05、0.10 mol/L的氯化鈣背景溶液的基礎(chǔ)上,加入適量的SDZ貯備液,使土壤懸濁液中SDZ的初始質(zhì)量濃度梯度為0.5、1.0、2.0、4.0、6.0、8.0、10.0 mg/L。在25 ℃、250 r/min下振蕩48 h(經(jīng)動力學(xué)預(yù)試驗證明,48 h已達到吸附平衡),振蕩結(jié)束后,在4 000 r/min的離心機中進行5 min的離心,過0.45 μm濾膜后取1.5 mL的上清液,再用高效液相色譜-紫外法(HPLC-UV)檢測SDZ的濃度。每一次試驗處理重復(fù)3次。解吸過程是將上述反應(yīng)48 h后的土壤試樣進行分離,然后將上清液倒出,再加入一定濃度的氯化鈣溶液,在25 ℃、250 r/min下,置于振蕩器上振蕩48 h,將試樣在4 000 r/min下離心5 min,用0.45 μm濾膜將上清液過濾,然后取1.5 mL的試樣進行檢測。

在Cu2+與SDZ共存的吸附試驗中,添加一定量的氯化銅儲備液,使土壤懸濁液中Cu2+的質(zhì)量濃度分別為200、500 mg/L,其他條件及吸附過程同上述試驗方法。解吸過程是選取上述反應(yīng)48 h后的土壤樣品,超純水洗滌3次后離心分離,添加與吸附試驗相同Cu2+濃度的氯化鈣溶液,在25 ℃、250 r/min下振蕩48 h,然后離心、過濾、測定溶液中抗生素濃度,每個試驗重復(fù)處理3次。

1.3 FTIR分析

將土壤懸浮液中SDZ的質(zhì)量濃度增加到100.0 mg/L,吸附振蕩試驗同上,達到平衡后進行離心,取離心獲得土壤固相組分進行干燥處理。按照FTIR分析的樣品預(yù)處理要求,將適量干燥后的土壤樣品與溴化鉀混合研磨后,采用傅里葉變換紅外光譜儀(Nicolet5700,Thermo,美國),以空白土壤作為對照,在1 000～4 000 cm-1的掃描范圍內(nèi),掃描16次,分辨率為4 cm-1。

1.4 數(shù)據(jù)計算和處理

SDZ吸附量計算見式(1):

Y=V(C0-Ce)/M

(1)

式中:Y為SDZ的吸附量,mg/kg;V為土壤溶液的體積,L;C0和Ce分別為溶液中平衡吸附試驗開始和平衡時SDZ的質(zhì)量濃度,mg/L;M為背景溶液中加入的土壤稱重量,kg。

采用Langmuir模型方程[15]對SDZ的吸附過程進行擬合,方程見式(2):

qt=KdQmCe/(1+KdCe)

(2)

式中:qt為時間t時SDZ在土壤中的吸附量,mg/kg;Kd為Langmuir吸附特征常數(shù),L/mg;Qm為土壤對SDZ的飽和吸附容量,mg/kg。

采用Freundlich模型方程[16]對SDZ的吸附過程進行擬合,方程見式(3):

(3)

式中:KF為Freundlich吸附特征常數(shù),mg1-n·Ln/kg;n為非線性系數(shù)。

ΔG的計算[17]見式(4):

ΔG=-RTlnKOM

(4)

式中:R為氣體常量,8.314 J/(mol·K) ;T為熱力學(xué)溫度,本研究取298 K;KOM為有機質(zhì)吸附常數(shù)。

KOM計算見式(5):

KOM=(KF/WOM)×100%

(5)

式中:WOM是測定土壤有機質(zhì)質(zhì)量濃度,mg/kg。

滯后系數(shù)(HI)計算見式(6):

HI=nD/nS

(6)

式中:nD為解吸反應(yīng)的Freundlich擬合參數(shù);nS為吸附反應(yīng)的Freundlich擬合參數(shù)。

用 Origin 9.0、Excel 2010完成數(shù)據(jù)的分析與繪圖。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同二元組合下SDZ的等溫吸附/解吸

土壤中的離子濃度對土壤吸附SDZ有很大的影響[18]?，F(xiàn)有的研究結(jié)果顯示,陽離子可以與SDZ競爭吸附位點,或形成具有較高親水性的配合物,從而抑制對SDZ的吸附,或者通過與SDZ的配合,使其更容易被吸收[19-20]。圖1(a)、(b)、(c)顯示了Cu2+共存條件下在不同Ca2+強度下對土壤吸附SDZ的影響。結(jié)果表明,在0.01 mol/L Ca2+背景溶液中,Cu2+的加入顯著促進了土壤對SDZ的吸附。分析其原因,Cu2+可以起到土壤和抗生素的“橋”作用,從而提高土壤對抗生素的吸附能力[21-23],也就是說,抗生素可以在Cu2+的位點上吸附,隨著累積的吸附作用會促進土壤對抗生素的吸附能力[24]。此外,Cu2+的添加使土壤鐵、鋁氧化物表面氧原子發(fā)生極化,從而使H+被釋放,然后使土壤pH下降,進而降低了土壤對SDZ的排斥力,加速土壤對SDZ的吸附[25]。但是Ca2+濃度的提高會減弱Cu2+對SDZ的吸附能力,其原因可能與靜電競爭吸附效應(yīng)有關(guān),與SDZ相比,Ca2+帶正電荷易與帶負電的土壤結(jié)合,并在較高的活性位置上占有較多的吸附位點,從而降低了土壤對 SDZ的吸附[26]。

不同Ca2+濃度下Cu2+共存對SDZ土壤解吸的影響見圖1(d)、(e)、(f)。在所有試驗處理中,土壤對SDZ的解吸量隨SDZ濃度的增加而增加。究其原因,與SDZ在土壤顆粒上的吸附機制及相應(yīng)位點類型有關(guān)。即當(dāng)SDZ濃度較低時,土壤對SDZ的吸附主要以專性吸附為主,SDZ具有高能的結(jié)合位點,其他離子難以取代;當(dāng)土壤飽和后,其專性吸附位點數(shù)下降,且以非專性吸附為主,且對SDZ的吸附能力下降,SDZ在土壤中的穩(wěn)定性下降,從而容易解吸,解吸量也相應(yīng)提高[27]。而Cu2+的加入促進了土壤SDZ的解吸,且Cu2+濃度的增加,更顯著地促進了SDZ的解吸。原因可能是Cu2+的靜電吸附導(dǎo)致土壤活性吸附位點減少,進而使SDZ解吸下來[28]。由此可知,對于土壤中吸附的SDZ,Cu2+的介入可促進抗生素SDZ從土壤中解吸,增加其在土壤的遷移擴散的風(fēng)險。但是,土壤溶液中Ca2+濃度的增加則抑制了SDZ土壤解吸過程,分析其原因,低離子強度下SDZ在土壤中的吸附量較高,一部分SDZ占據(jù)低能位點,導(dǎo)致其更容易從土壤中脫附,而高離子強度下SDZ的吸附量較低,SDZ占據(jù)大量高能位點,不易被解吸下來[29]。

圖1 不同二元組合下SDZ的吸附/解吸等溫線Fig.1 Adsorption/desorption isotherms of SDZ in different binary combinations

2.2 不同二元組合下SDZ的等溫吸附/解吸擬合結(jié)果

在不同情況下,兩種擬合模型對土壤吸附SDZ的擬合均較好。Freundlich模型和Langmuir模型擬合相關(guān)系數(shù)(R2)分別>0.95、>0.90,相比之下,Freundlich等溫吸附模型擬合效果更好(見表1)。說明兩種擬合模型在有無Cu2+存在條件下,都可以很好地描述SDZ在土壤中的吸附,而且這種吸附是由多個分子層的非均勻吸附引起的。此外,n在0.80～0.97,接近于1,表明SDZ在土壤中的吸附接近線性,且其對表面吸附位點的占領(lǐng)是逐步進行的;由n可知,等溫吸附線為“L型”,此類型的等溫線受溶液中溶質(zhì)和水分子不同作用的影響[30]4264。Freundlich模型擬合中,KF越大代表土壤對抗生素的吸附能力越強。0.01 mol/L Ca2+條件下,Cu2+為500 mg/L時土壤對SDZ的KF最大;0.10 mol/L Ca2+條件下,無Cu2+添加的試驗處理土壤對SDZ的KF最小,這與吸附試驗的結(jié)果是一致的。而Langmuir模型的Kd的變化趨勢與Freundlich模型擬合結(jié)果基本一致。進一步證實Cu2+的存在有利于提高土壤對SDZ的固持能力,而Ca2+對SDZ的吸附有明顯的抑制作用。

利用 Freundlich模型擬合解吸所得的數(shù)據(jù),結(jié)果如表2所示。首先,與等溫吸附擬合的結(jié)果相似,Freundlich模型擬合所得R2較高(>0.92),說明在有無Cu2+存在條件下,該模型均可以很好地描述SDZ在土壤中的解吸特征。所以解吸過程受Cu2+的影響較小。此外,KF隨著Ca2+濃度的增加逐漸變小,進一步說明Ca2+的存在抑制了SDZ在土壤的解吸過程。其次,HI可以反映 SDZ與土壤之間的化學(xué)鍵合力的不可逆性[31]。通常,HI=1代表沒有滯后現(xiàn)象;在HI<1時為正滯后;當(dāng)HI>1時為負滯后。當(dāng)0.7

表1 不同二元組合下SDZ的吸附等溫線擬合參數(shù)和ΔGTable 1 The adsorption isotherm fitting parameters and ΔG for SDZ in different binary combinations

表2 不同二元組合下SDZ的解吸等溫線擬合參數(shù)Table 2 The desorption isotherm fitting parameters for SDZ in different binary combinations

2.3 SDZ在土壤中的吸附機制

從ΔG和FTIR分析的角度,揭示Ca2+和Cu2+共存條件下,土壤對SDZ的吸附機制。吸附質(zhì)的ΔG是一個很好的指標(biāo),可以根據(jù)它的變化來推測吸附特性[12]554。|ΔG|<40 kJ/mol,為物理吸附;|ΔG|>40 kJ/mol,為化學(xué)吸附。由表1可知,不同Ca2+濃度下,Cu2+共存時SDZ在土壤上吸附的ΔG在-20.051～-17.468 kJ/mol。其中,ΔG<0 kJ/mol,說明土壤對SDZ的吸附屬于自發(fā)的過程[33-34]。由各試驗處理的ΔG變化范圍可知,當(dāng)Cu2+存在時,Ca2+的濃度對SDZ的吸附作用幾乎可以忽略不計;同時,所有處理的|ΔG|均小于40 kJ/mol,所以土壤對SDZ的吸附主要是物理吸附。

由不同的作用力吸附熱的范圍不同(氫鍵2～40 kJ/mol,范德華力4～10 kJ/mol,離子交換40 kJ/mol,疏水鍵力5 kJ/mol,偶極力2～29 kJ/mol)可以推斷出不同Ca2+濃度下,Cu2+共存時土壤對SDZ的吸附可能存在氫鍵和偶極鍵力,進一步說明其吸附機制主要為物理吸附[35]。

FTIR圖譜如圖2所示。在3 400～3 500 cm-1的條件下,沒有吸附SDZ的土壤中,存在分子間氫氧鍵(—O—H)可伸縮吸收峰,并且在1 600 cm-1附近形成了羧基結(jié)構(gòu)的(—C=O)吸收峰。吸附SDZ的土壤也形成了類似的吸收峰。結(jié)果表明,與沒有吸附SDZ的土壤相比,土壤在低離子強度下吸附SDZ后,1 600 cm-1附近的羰基結(jié)構(gòu)(—C=O)的吸收峰發(fā)生了遷移,從1 645.87 cm-1遷移至1 641.58 cm-1,這種遷移屬于紅移。與其他處理相比,在SDZ-Cu共吸附處的紅移幅度顯著增大,說明羰基參與SDZ的吸附。認為 SDZ中羰基、羧基能與金屬離子形成絡(luò)合物,并能在土壤中吸附。同時,1 600 cm-1附近的收縮振動可能是由于氫鍵作用所致,或者SDZ存在某些中性分子,其苯環(huán)結(jié)構(gòu)與苯環(huán)、羧基結(jié)合,并與π-π共軛結(jié)合,由此形成吸附[30]4265;表明土壤對SDZ的吸附可以是氫鍵作用,也可以是π-π共軛鍵的結(jié)合[36-37]。在3 300～3 500 cm-1時,由于SDZ中—NH鍵的氫與土壤中的氧原子形成氫鍵[38],從而使吸收峰從3 413.53 cm-1遷移至3 421.69 cm-1,這種遷移屬于藍移[39]。

圖2 不同二元組合下吸附SDZ前后的FTIR圖譜Fig.2 FTIR patterns before and after adsorption of SDZ in different binary combinations

與SDZ單一吸附處理相比,土壤在0.01 mol/L Ca2+下吸附SDZ、Cu2+(500 mg/L)時,在1 600 cm-1附近出現(xiàn)紅移,在3 400～3 500 cm-1時出現(xiàn)了藍移。而當(dāng)土壤在0.05 mol/L Ca2+下吸附SDZ、Cu2+(500 mg/L)時,在1 600 cm-1附近、3 400～3 500 cm-1處吸收峰發(fā)生偏移,與0.01 mol/L Ca2+下的吸附特性類似,但偏移程度比較小,這可能是由于離子競爭削弱了Cu2+存在下土壤對SDZ吸附的促進效應(yīng)。

根據(jù)ΔG計算結(jié)果和FTIR分析表明,物理吸附是土壤對SDZ的主要吸附方式,伴隨著氫鍵效應(yīng)和絡(luò)合作用;Cu2+在土壤存在時,可以通過絡(luò)合作用形成Cu2+橋,從而加速土壤對SDZ的吸附。

3 結(jié) 論

(1) Cu2+共存時通過吸附形成配合物來減少土壤對SDZ的排斥,或通過橋鍵的方式提高土壤對SDZ的吸附能力。Ca2+與Cu2+的離子競爭,抑制了Cu2+對SDZ在土壤上吸附的促進作用;不同Ca2+濃度下,Cu2+共存時土壤中SDZ的解吸量隨著Cu2+濃度的升高而增加,這取決于SDZ在土壤中的吸附機制及位點類型。

(2) Freundlich模型比Langmuir模型能更準確地擬合不同Ca2+濃度下Cu2+共存時土壤對SDZ的吸附過程,這說明該吸附是一種多分子層的非均勻吸附。HI分析表明,不同Ca2+濃度下Cu2+共存時SDZ在土壤上的解吸過程均無明顯滯后現(xiàn)象。

(3) ΔG結(jié)果顯示,土壤對SDZ的吸附主要以物理吸附為主;FTIR分析表明,不同Ca2+濃度下,Cu2+共存時SDZ在土壤中的吸附伴隨著氫鍵效應(yīng)和絡(luò)合作用。