土壤中磺胺甲口惡唑吸附-解吸反應(yīng)

藍志鵬, 童 鑫, 黃 宇, 楊杰文

(仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院,廣東 廣州 510225)

磺胺甲口惡唑(SMX)具有療效顯著、成本低廉、廣譜性強等優(yōu)點,被廣泛應(yīng)用于畜禽疾病治療中[1],在中國的使用量高達313 t[2]。SMX在畜禽體內(nèi)無法完全代謝,30%～90%以母體分子或代謝物的形式隨糞尿排出體外[3]。未經(jīng)處理的畜禽糞便用作肥料還田時,將導(dǎo)致其中殘留的SMX進入土壤,有研究結(jié)果表明,中國農(nóng)田土壤中SMX的檢出率和殘留量均較高[4-6]。進入土壤中的SMX存在潛在風(fēng)險,如:誘導(dǎo)產(chǎn)生抗性基因[7-10]、影響土壤微生物群落正常功能[11-12]、毒害非目標生物[13]以及通過作物或地下水進入食物鏈[14-15],這將威脅生態(tài)環(huán)境和人體健康[16-17]。

吸附-解吸反應(yīng)對SMX在土壤中的環(huán)境行為和生物風(fēng)險效應(yīng)有決定性影響,因為該反應(yīng)控制著SMX在土壤固-液兩相中分配的相對數(shù)量[18]。SMX的辛醇水分配系數(shù)僅為0.89,因而在雨水沖刷、浸泡和滲濾的作用下容易在土壤中向下垂直遷移至地下水。一般而言,土壤中SMX吸附-解吸反應(yīng)與土壤pH值、共存離子和有機質(zhì)等因素密切相關(guān)。有研究結(jié)果表明,SMX的吸附系數(shù)與土壤pH值呈負相關(guān),與土壤有機碳含量、水解性酸度和交換性酸度呈正相關(guān)[19-20]。隨著離子強度的增加,SMX在土壤中的吸附量先增大后減小。反應(yīng)熱力學(xué)試驗和傅里葉變換紅外光譜分析結(jié)果證實土壤中SMX的吸附反應(yīng)為自發(fā)的物理、化學(xué)吸附過程,主要通過氫鍵、靜電相互作用等方式與固體表面結(jié)合[21]。類似研究結(jié)果還表明,土壤有機質(zhì)含量越高,對同屬磺胺類抗生素的磺胺氯噠嗪和磺胺甲嘧啶的吸附量越大,而磺胺甲嘧啶被解吸的數(shù)量則越低[22],總體上看,土壤組分的復(fù)雜性導(dǎo)致直接探測SMX與土壤表面相互作用的機制十分困難,但通過比較組分和性質(zhì)差異較大的土壤對SMX的吸附結(jié)果,并借助有機探針分子的競爭吸附作用,仍可得到一些相對微觀的機理。此外,現(xiàn)有研究側(cè)重于吸附反應(yīng),對土壤表面吸附態(tài)SMX的解吸特性了解相對較少。

基于以上分析,本研究擬以菜園土和磚紅壤(這2種土壤的有機質(zhì)含量差異較大,有利于探明有機質(zhì)對土壤中SMX吸附-解吸反應(yīng)的影響)為試驗對象,研究上述土壤中SMX的吸附動力學(xué)與吸附量,探究pH值、離子強度、陪伴離子的影響,在此基礎(chǔ)上,研究2種土壤中SMX的解吸差異,揭示土壤對SMX的吸附機制,以期為了解SMX的環(huán)境行為和生態(tài)風(fēng)險提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

SMX標準品購自西格瑪奧德里奇(上海)貿(mào)易有限公司。試驗用水為電阻率大于18 MΩ·cm的超純水。乙腈和甲醇為色譜純,其他化學(xué)試劑均為分析純。試驗土壤為菜園土和磚紅壤0～20 cm土層樣品,分別采自廣東省韶關(guān)市曲江區(qū)馬壩鎮(zhèn)石堡村和廣東省湛江市徐聞縣曲界鎮(zhèn)紅星農(nóng)場十七隊。所有土樣經(jīng)風(fēng)干、去除植物殘體和石礫后研磨過100目篩,充分混勻,密封避光保存。為排除微生物對試驗結(jié)果的影響,土樣經(jīng)高壓滅菌消毒。此外,用H2O2氧化法去除土壤有機質(zhì)。用超純水將滅菌土壤潤濕,加入30% H2O2,攪拌混勻狀態(tài)下,75 ℃水浴加熱氧化,若泡沫消失,則繼續(xù)加入30%H2O2直至無泡沫產(chǎn)生,煮沸去除殘余H2O2后,冷凍干燥后備用。滅菌原狀土和去除有機質(zhì)后土壤的理化性質(zhì)見表1。

表1 原狀及去除有機質(zhì)處理后土壤理化性質(zhì)

1.2 試驗方法

1.2.1 吸附動力學(xué) 吸附動力學(xué)反應(yīng)在用鋁箔包裹的玻璃瓶中進行,體系總體積為200 ml,內(nèi)含20 g土壤樣品、2.00 mg/L SMX和0.01 mol/L NaCl背景電解質(zhì)。首先,將土壤樣品與已知體積超純水在120 r/min轉(zhuǎn)速條件下預(yù)先平衡24 h,在此期間添加預(yù)定體積的稀HCl或NaOH使懸浮液pH值維持在5.00±0.05。隨后,向上述體系加入一定體積SMX與NaCl混合工作液以啟動反應(yīng)(體系pH值同樣保持在5.00)。用注射器分別在0.25 h、1.00 h、4.00 h、12.00 h、24.00 h、48.00 h、72.00 h、96.00 h抽取約2 ml懸浮液,經(jīng)0.22 μm聚醚砜過濾器過濾后,測定濾液中SMX的質(zhì)量濃度。

1.2.2 等溫吸附反應(yīng)與溶液因素影響 等溫吸附反應(yīng)在用鋁箔包裹的玻璃離心管中以室溫條件進行。分別向玻璃離心管內(nèi)加入2.0 g土壤、20.0 ml工作液(內(nèi)含0.01 mol/L NaCl和0.5 mg/L、1.0 mg/L、2.0 mg/L、5.0 mg/L、8.0 mg/L、10.0 mg/L SMX),通過添加預(yù)定體積的稀HCl或NaOH調(diào)整pH。反應(yīng)體系用旋轉(zhuǎn)混勻儀在30 r/min轉(zhuǎn)速下混勻72 h后達到吸附平衡,再在3 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心10 min以分離固-液兩相。小心將離心管中的上清液傾倒完全,經(jīng)0.22 μm聚醚砜濾膜過濾后,測定其pH值和SMX的質(zhì)量濃度。

本研究還進一步考察了pH值、離子強度、Cu2+濃度、芳香胺濃度等溶液因素以及去除有機質(zhì)對土壤吸附SMX的影響。在研究pH值和離子強度的影響時,pH值范圍為3.5～7.0,3種NaCl背景電解質(zhì)濃度分別為0.01 mol/L、0.10 mol/L、0.50 mol/L。具體步驟是:稱取2.0 g土壤樣品于離心管中,加入20.0 ml內(nèi)含某種濃度NaCl和2 mg/L SMX的工作液,再用稀HCl或NaOH將體系pH值控制在預(yù)定范圍,吸附平衡時間及固-液兩相分離方法按等溫吸附反應(yīng)的方法進行。在研究Cu2+、芳香胺等陪伴離子濃度的影響時,Cu2+的濃度設(shè)定為2.0 mmol/L或5.0 mmol/L,苯胺、4-苯胺磺酸這2種芳香胺的質(zhì)量濃度均設(shè)定為5 mg/L,試驗步驟與研究pH值和離子強度的試驗步驟基本相同,不同的是所加工作溶液還含有設(shè)定濃度的陪伴離子。按相同固液比和SMX質(zhì)量濃度,參考上述步驟研究不同pH值條件下,去除有機質(zhì)的土壤對SMX的吸附。

1.2.3 等溫解吸反應(yīng) 等溫吸附反應(yīng)結(jié)束后,小心去除離心管內(nèi)上清液,向土壤殘渣中加入20.0 ml 0.01 mol/L CaCl2進行解吸試驗。反應(yīng)體系在25 ℃下用旋轉(zhuǎn)混勻儀平衡72 h后,3 000 r/min離心10 min,上清液用0.22 μm聚醚砜過濾器過濾,用于測定SMX的質(zhì)量濃度。

1.3 分析方法

用1260 Infinity II HPLC系統(tǒng)[安捷倫科技(中國)有限公司產(chǎn)品]測定SMX的質(zhì)量濃度,該系統(tǒng)配備ThermoFisher Scientific反相C18柱(150.0 mm×4.6 mm,5 μm,Hypersil GOLDTM)和紫外線檢測器。流動相由30%乙腈和70% 0.01 mol/L乙酸組成。流速1.0 ml/min,柱溫為30 ℃,進樣量為10 μl,波長為265 nm。

1.4 數(shù)據(jù)處理

SMX的吸附量按公式(1)計算:

(1)

式中:q為土壤對SMX的吸附量(mg/kg);C0為體系中SMX的初始質(zhì)量濃度(mg/L);Ct為反應(yīng)時間t時刻溶液中SMX的質(zhì)量濃度(mg/L);V為體系溶液的體積(L);m為體系中土壤的質(zhì)量(kg)。

SMX的解吸量按公式(2)計算:

(2)

式中:qdes為解吸達到平衡時SMX的解吸量(mg/kg);qe(des)為解吸平衡時溶液中SMX的質(zhì)量濃度(mg/L);qe(ads)為吸附達到平衡時溶液中SMX的質(zhì)量濃度(mg/L);V1為解吸達到平衡時溶液的體積(L);V2為解吸試驗前土壤保留的溶液體積(L);m為體系中土壤的質(zhì)量(kg)。

采用擬二級動力學(xué)方程對土壤吸附SMX的反應(yīng)動力學(xué)進行擬合,方程如下:

(3)

式中:t為吸附反應(yīng)時間(h);qt為反應(yīng)時間t時刻土壤對SMX的吸附量(mg/kg);qe為吸附平衡時土壤對SMX吸附量(mg/kg);K2為擬二級速率常數(shù)[g/(mg·min)]。

表2 菜園土和磚紅壤吸附SMX的擬二級動力學(xué)方程擬合結(jié)果

采用Freundlich模型擬合SMX在土壤中的吸附解吸等溫線,方程如下:

(4)

式中:Qe為平衡時土壤對SMX的吸附量(mg/kg);Ce為平衡時溶液中SMX的質(zhì)量濃度(mg/L);Kf為Freundlich模型中代表吸附容量的常數(shù)(L/mg);n為Freundlich模型中代表吸附強度的常數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 吸附反應(yīng)動力學(xué)

圖1顯示,菜園土和磚紅壤對SMX的吸附速率在初始反應(yīng)時較高(1 h內(nèi)的吸附量分別達到平衡吸附量的69.4%和84.3%),隨后逐漸降低。在反應(yīng)初始階段,土壤表面活性吸附位點比較充裕,SMX可被快速吸附至土壤表面。隨著反應(yīng)進行,吸附位點逐漸飽和,且吸附阻力增加,SMX吸附速率逐漸降低,最終在72 h基本達到吸附平衡。上述菜園土和磚紅壤中的SMX吸附動力學(xué)特征與黃土、紅土體系中的相同[23]。同時,菜園土和磚紅壤這2種土壤中的SMX吸附動力學(xué)均可用擬二級動力學(xué)方程進行擬合(R2>0.920)(表2)。

圖1 菜園土和磚紅壤中磺胺甲口惡唑(SMX)的吸附反應(yīng)動力學(xué)Fig.1 Adsorption kinetics of sulfamethoxazole (SMX) in vegetable soil and latosol

2.2 吸附等溫線

吸附等溫線有助于了解吸附反應(yīng)平衡后污染物在土壤固-液兩相中的分配比例。圖2顯示,在本研究設(shè)定的SMX質(zhì)量濃度范圍內(nèi),2種土壤對SMX的吸附量整體隨平衡質(zhì)量濃度的增加而增加,且未達到土壤飽和吸附量。表3顯示,本研究所得吸附等溫線符合Freundlich模型(R2>0.970),2種土壤的Kf(Freundlich模型中代表吸附容量的常數(shù))值均較低(菜園土為3.821～10.134 L/mg;磚紅壤為1.083～2.674 L/mg),這表明SMX與土壤表面結(jié)合位點的相互作用較弱。一般而言,1/n(n為Freundlich模型中代表吸附強度的常數(shù))值小于1意味著土壤表面SMX吸附位點是非均勻的,即:SMX先占據(jù)土壤中的易吸附位點,并隨著吸附位點數(shù)量減少而逐漸降低吸附速率。同時,SMX辛醇水分配系數(shù)較低,且不具有強有機絡(luò)合劑所特有的五環(huán)或六環(huán)結(jié)構(gòu)[24],這將導(dǎo)致土壤對SMX的結(jié)合能力較弱。此外,由于磚紅壤和菜園土在理化性質(zhì)尤其是有機質(zhì)含量方面的差異,也使得SMX的Kf值在2種土壤中明顯不同。有研究結(jié)果表明,有機質(zhì)和蒙脫石均對磺胺類抗生素吸附過程有貢獻,但在質(zhì)量相同的情況下有機質(zhì)對磺胺類抗生素的親和力高于蒙脫石[25]。菜園土和磚紅壤對SMX的最大吸附量分別為31.7 mg/kg和9.3 mg/kg,菜園土對SMX的最大吸附量是磚紅壤的3.41倍,這意味著有機質(zhì)是土壤吸附SMX的重要載體。

圖2 菜園土(a)和磚紅壤(b)在不同pH值條件下對SMX的吸附等溫線Fig.2 Adsorption isotherm for SMX under various pH by the vegetable soil (a) and latosol (b)

表3 SMX的吸附-解吸等溫線擬合參數(shù)

2.3 pH值對土壤吸附SMX的影響

圖3顯示,pH值為3.5～7.0時,菜園土和磚紅壤對SMX的吸附率隨pH值增大而降低。在吸附等溫試驗中,SMX在菜園土中的吸附Kf值亦從pH值為4.1條件下的10.134 L/mg大幅度下降到pH值為5.9條件下的3.821 L/mg。一般而言,土壤吸附SMX機制主要有:①靜電引力;②氫鍵;③SMX結(jié)構(gòu)中的苯環(huán)與土壤有機質(zhì)結(jié)構(gòu)中的苯環(huán)之間的π-π共軛作用;④疏水性分布;⑤范德華力。其中,靜電引力和氫鍵的作用強度易受pH值的影響,這是因為溶液pH主要改變SMX離子形態(tài)和土壤表面電荷性質(zhì)。首先,在pH值為3.5～5.0時,SMX以中性形態(tài)為主(占總量的90%以上),而在pH值為6.0～7.0時,中性形態(tài)SMX百分比降至10%,陰離子形態(tài)(SMX-)增加到90%左右[21]。其次,隨著pH值升高,2種土壤表面負電荷數(shù)量將逐漸增加。由此可見,pH值越高,土壤表面對SMX的靜電斥力越強,SMX與土壤組分尤其是有機質(zhì)之間也越不易形成氫鍵,從而表現(xiàn)出土壤對SMX的吸附量隨pH值升高而降低的趨勢[19]。

圖3 離子強度和Cu2+對SMX在菜園土(a和b)和磚紅壤(c和d)中吸附的影響Fig.3 The influences of ionic strength and Cu2+ on the adsorption of SMX by the vegetable soil (a, b) and latosol (c, d)

2.4 陪伴離子對土壤吸附SMX的影響

除溶液pH值外,陪伴離子可通過以下機制對土壤中SMX的吸附反應(yīng)產(chǎn)生影響:①競爭吸附位點;②與SMX發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)而改變后者形態(tài);③改變表面電荷性質(zhì)。首先,從圖3可以看出,隨著背景電解質(zhì)NaCl濃度的升高,在所研究的pH值范圍內(nèi),2種土壤對SMX的吸附率均未發(fā)生較大變化。這間接說明靜電引力在SMX吸附反應(yīng)中所起的作用較小,其理由是Cl-是典型的靜電吸附陰離子,如果靜電引力在SMX吸附反應(yīng)中所起的作用較大,那么隨著NaCl濃度的增加,土壤對SMX的吸附率應(yīng)該降低,但試驗結(jié)果卻非如此。與此同時,提高背景電解質(zhì)濃度,將對固體表面的靜電場和庫倫勢能產(chǎn)生屏蔽效應(yīng),理論上也將導(dǎo)致SMX吸附量降低,但這也未被研究證實。

其次,加入Cu2+后,2種土壤對SMX的吸附率總體均有所上升,這個規(guī)律隨著pH值和Cu2+濃度的升高越發(fā)明顯。導(dǎo)致這種結(jié)果的原因主要是:①帶正電荷的Cu2+可與SMX形成離子對,由此使得溶液中SMX陰離子的比例降低,進而使得土壤表面對SMX的靜電斥力作用降低,有利于SMX向土壤表面接近;②Cu2+與土壤表面可發(fā)生專性吸附反應(yīng),并導(dǎo)致土壤表面正電荷數(shù)量增加,這也將有利于SMX與土壤表面結(jié)合;③借助于土壤表面吸附態(tài)Cu2+的橋梁作用,可形成土壤-Cu2+-SMX表面三元絡(luò)合物,也可使得SMX的吸附量增加[26]?；谝陨险撌?可較好地解釋當(dāng)pH值較低時,Cu2+對SMX吸附反應(yīng)的促進作用為何不明顯。在低pH值條件下,一方面,土壤對Cu2+的吸附作用較弱;另一方面,SMX主要以中性形態(tài)存在,與Cu2+的絡(luò)合程度較低,所受到的來自土壤表面的靜電斥力作用也不強。在上述2種因素的綜合作用下,Cu2+對SMX吸附反應(yīng)的促進作用較小[27]。與之相反,隨著pH值上升,土壤對Cu2+的吸附作用逐漸增強,會促進SMX吸附反應(yīng)。

此外,加入苯胺和4-苯胺磺酸后,菜園土對SMX吸附量的下降較磚紅壤明顯(圖4),且在低pH值條件下苯胺的抑制作用更強。通過上述試驗結(jié)果可進一步推測土壤對SMX的吸附機理。苯胺中胺基N有孤對電子,可與H+結(jié)合。當(dāng)pH值<4.6時,SMX以帶+1價電荷的陽離子形態(tài)為主[28]。因此,在低pH值條件下,當(dāng)土壤表面正電荷數(shù)量較多時,其對苯胺的吸附將不是以靜電吸附、氫鍵和電子供體-受體復(fù)合等幾種方式為主,這就意味著苯胺與SMX之間不可能發(fā)生對土壤表面正電荷吸附位點的競爭作用。與此同時,苯胺更多是通過π-π共軛作用或者疏水性作用與土壤表面結(jié)合[29],這說明SMX與土壤表面存在類似作用。與苯胺相比,4-苯胺磺酸的抑制作用較小,這是因為磺酸基團有較強的吸電子效應(yīng)[30],降低了胺基和整個苯環(huán)的電子密度,從而降低了4-苯胺磺酸與土壤的相互作用及其對SMX吸附的抑制作用。

圖4 苯胺、4-苯胺磺酸對SMX在菜園土(a)和磚紅壤(b)中吸附的影響Fig.4 The influences of aniline and 4-aniline sulfonic acid on the adsorption of SMX by the vegetable soil (a) and latosol (b)

2.5 去除有機質(zhì)對土壤吸附SMX的影響

H2O2氧化處理后土壤有機質(zhì)含量明顯下降,菜園土與磚紅壤有機質(zhì)含量分別下降67.6%和68.1%。圖5顯示,pH值為3.5～7.0時,2種土壤去除有機質(zhì)后對SMX的吸附率均有所降低,且在低pH值條件下較為明顯,最大吸附率下降約40.0%,這充分表明有機質(zhì)是影響土壤吸附SMX能力的重要因素,進而也解釋了為何菜園土對SMX的吸附量大于磚紅壤。H2O2氧化法主要去除土壤中易氧化的有機質(zhì),剩余部分為難氧化有機質(zhì),如:胡敏素以及與土壤礦物質(zhì)緊密結(jié)合的有機質(zhì)。土壤經(jīng)氧化處理后含有較多的長鏈烷烴化合物,而含氧、氮的有機物略微減少[31]。大量研究結(jié)果表明,有機質(zhì)在土壤吸附SMX反應(yīng)中有重要作用[32-33]。通過對比吸附SMX前后土壤的紅外光譜,可知土壤有機質(zhì)中C-H鍵發(fā)生拉伸振動,這表明有機質(zhì)中烷烴或烯烴基團參與了土壤吸附SMX反應(yīng)[21]。類似地,去除有機質(zhì)后,土壤對磺胺甲氧嗪的吸附能力降低,吸附等溫線Kf最高降低99%[34]。

圖5 去除有機質(zhì)對磺胺甲口惡唑在菜園土(a)和磚紅壤(b)中吸附的影響Fig.5 The influences of organic matter removal on the adsorption of SMX by the vegetable soil (a) and latosol (b)

2.6 解吸等溫線

圖6顯示,解吸反應(yīng)后,2種土壤中仍有SMX未被解吸。解吸等溫線可以用來表示解吸試驗結(jié)束后,單位質(zhì)量土壤表面仍然吸持的吸附質(zhì)數(shù)量與解吸液中吸附質(zhì)平衡質(zhì)量濃度的關(guān)系[22],表面吸持量越多,說明該吸附質(zhì)越難被解吸。在本試驗條件下,SMX解吸等溫線可用Freundlich模型進行擬合(R2>0.950),具體擬合結(jié)果見表3。擬合參數(shù)1/n值均小于1.000,表明SMX在土壤中的解吸等溫線是非線性關(guān)系。同時,如果土壤對有機污染物的解吸等溫線Kf值越高于吸附等溫線,則說明解吸過程結(jié)束后仍有相當(dāng)多的有機污染物保留在土壤表面,兩者越接近則表明有機污染物更易被解吸[35],且Kf值越大,土壤中有機污染物越不容易被解吸,解吸量越少。從本研究擬合結(jié)果來看,菜園土和磚紅壤的解吸等溫線Kf值均高于吸附等溫線Kf值,這說明部分SMX與土壤表面之間存在緊密結(jié)合,因而導(dǎo)致土壤中SMX的吸附反應(yīng)非完全可逆。菜園土Kf值高于磚紅壤,表明有機質(zhì)含量較高的土壤中SMX不容易被解吸,這與前人的研究結(jié)果一致[36]。此外,解吸等溫線Kf值隨pH值上升而逐漸降低,尤其以菜園土最為明顯,即:pH值越低,SMX越不容易被解吸,反之則越容易被解吸,這與前述pH值越低土壤對SMX吸附量越大的研究結(jié)果一致。說明不同pH值條件下,土壤中存在SMX強吸附位點和弱吸附位點。也就是說,pH值越低,土壤與SMX之間可能越易產(chǎn)生氫鍵以及π-π共軛作用[37],結(jié)合越緊密,從而導(dǎo)致SMX難以被解吸。相比之下,pH值越高,土壤對SMX的靜電斥力作用越大,阻礙了上述作用的產(chǎn)生,導(dǎo)致兩者結(jié)合不牢固以及SMX易被解吸。

SMX:磺胺甲口惡唑。圖6 菜園土(a)和磚紅壤(b)對SMX的解吸等溫線Fig.6 Desorption isotherm for SMX under various pH by the vegetable soil (a) and latosol (b)

3 結(jié) 論

本研究中,菜園土和磚紅壤對SMX的吸附反應(yīng)動力學(xué)符合擬二級動力學(xué)方程。Freundlich模型能較好地擬合這2種土壤對SMX的吸附等溫線(R2>0.970)。有機質(zhì)含量較高的菜園土對SMX的最大吸附量是磚紅壤的3.41倍。土壤對SMX的吸附能力與pH值、陪伴離子(類型、質(zhì)量濃度或濃度)以及土壤有機質(zhì)含量有關(guān)。當(dāng)pH值為3.5～7.0時,2種土壤對SMX的吸附能力隨著pH值的升高而明顯降低。Cu2+可促進SMX吸附,苯胺和4-苯胺磺酸等芳香胺類化合物均能與SMX競爭吸附,且苯胺的抑制作用較大。去除有機質(zhì)后,土壤對SMX最大吸附率下降約40%,這說明土壤有機質(zhì)是SMX的重要吸附載體。有機質(zhì)含量較高的菜園土中,SMX的解吸率較低且SMX解吸過程中存在滯留現(xiàn)象,這表明其在土壤中存在不可逆吸附。