（环境工程专业论文）土霉素与重金属复合污染在环境中迁移转化机制研究.pdf

摘要 本论文选取四环素类抗生素土霉素和重金属锌为研究对象，通过震荡平衡 法和室内模拟方法研究了土霉素和锌单一及复合污染在土壤中的吸附、解吸、 降解和淋溶行为，结果表明： 土壤中吸附动力学研究：利用批量平衡法研究了不同条件下土霉素和锌单 一及复合污染在土壤中的吸附动力学特性。经研究发现，土霉素在土壤中的吸 附过程可分为快速吸附和慢速吸附两个过程，温度和重金属对吸附平衡时间无 显著影响，都在5 h 内基本达到吸附平衡。 土壤巾吸附、解吸行为研究：利用批量平衡法研究了土霉素和锌单一及复 合污染在土壤中的吸附、解吸行为，结果表明，f r c u n d i i c h 方程对土霉素在土壤 中的吸附、解吸行为具有较好的非线性拟合效果。随着温度的升高，土霉素在 原土上的吸附作用呈现先增大后减小的趋势，而在高岭土上其吸附作用逐渐减 小。而士霉素在原土上的解吸作用随着温度的升高而减小，在高岭土上无明显 变化；通过土霉素在土壤上吸附的热力学分析可知，土壤中土霉素的吸附作用 主要为物理吸附，作用力为氢键力，而且也可能存在离子交换力。 土壤中降解行为研究：利用室内模拟方法研究不同温度条件下，土霉素在 土霉素单一及土霉素锌复合体系中的降解作用。研究结果表明，在4 和2 5 时，土霉素在单一及复合体系中的降解速率均随培养时间增加而降低，随土霉 素添加浓度的增加而增加。与4 相比，土霉素在2 5 环境条件下降解速率显 著提高，半衰期缩短。与单一污染相比，在中、高浓度锌胁迫条件下，土霉素 的降解速率明显降低，半衰期明显增加。参考p o p s 国际公约关于化学品持久 性的定义，土霉素在单一及复合体系中均属易降解有机物。 土壤中淋溶行为研究：采用室内模拟法研究土霉素在土壤中的淋溶行为发 现：随着添加浓度增加，土霉素的迁移能力增大。在锌的复合作用下，土霉素 在同一土层的残留量与土霉素单一污染相比有所增加。随老化温度的降低，土 霉素的残留总量占初始量的比例增加。 关键词：土霉素；锌；吸附动力学；吸附；降解；淋溶 a b s t r a c t b a t c hs o 叩t i o nm e t h o d sa n di n d o o rs i m u i a t i o nm e t h o d sw e r ee m p l o y e dt o 旭v e a ia d s o r p t i o n ，d e s o 叩t i o na n dd e g r a d a t i o np r o c e s so fo x y t e t 豫c y c i i n e ( o t c ) i n s i n g l ea n do t c - z nc o m b i n e ds y s t e mi nt h es o i l t h er e s u i t sw e r ea sf o l i o w s ： a d s o r p t i o nd y n a m i co fo t c ：a d s o 叩t i o nd y n a m i c o fo t ci n s i n g i e a n d o t c z nc o m b i n e ds y s t e mw a ss t u d i e db yu s i n gb a t c he q u i l i b r u mm e t h o du n d e r d i 脯r e n tc o n d i t i o n s a d s o r p t i o no fo t cf o l l o w e dar a p i da d s o 巾t i o np h a s ei nw h i c h t h ea m o u n to fa d s o r b e da n t i b i o t i ci n c r e a s e dr a p i d l y ( r a p i ds o r p t i o n ) ，t h e ni tb e c a m e s l o w l yw i t ht h ei n c r e a s i n go ft i m e ( s i o ws o 印t i o n ) a d s o 叩t i o ne q u i l i b r i u mt i m e d i d n tc h a n g es i g n i n c a n t l ya st h et e m p e r a t u r ea n dh e a v ym e t a lc h a n g e d a l lo ft h e m c a nr e a c hs t a b l ee q u i i b r i u mr e s p e c t i v e l ya r e r5 h a d s o 叩t i o n a n dd e s o 叩t i o no fo t c ：a d s o t l ) t i o na n dd e s o 叩t i o no fo t ci n s i n g l ea n do t c - z nc o m b i n e ds y s t e mw a ss t u d i e db yu s i n gb a t c he q u i l i b r i u m m e t h o d f r e u n d l i c h e q u a t i o nw a sb e t t e rn o n 1 n e a rf i t t i n g t oo t ca d s o r p t i o n i s o t h e n na n dd e s o 叩t i o ni s o t h e r n li ns o i l s w i t ht h ei n c r e a s i n go ft e m p e r a t u r e ，t h e a d s o r p t i o nc a p a c i 够o f0 t c i nt h en a t l j r es o i l i n c r c a s e da tf i r s tt h e nd e c r e a s e da n di t d e c r e a s e di nk a o l i n ；t h ed e s o 巾t i o na b i l i t yo fo t ci nt h en a t u r es o i ii n c r e a s e dw i t h t h et e m p e m t u r ci n c r c a s i n ga n di td i d n tc h a n g es i g n i 6 c a n t l yi nk a o li n a c c o r d i n gt o t h et h e n n o d y n a m i ca n a i y s i s ，t h ea d s o q t i o no fo t ci nt h en a t u r es o i lm a i n i yw a s p h y s i c a la d s o 甲t i o na n do t c w a sa d s o r b e dm a i n i yb yh y d i o g e nb o n d i n ga n di nt h e n a t u r es o i la n dp r o b a b l yb yi o ne x c h a n g eb o n d i n g t h e d e g r a d a t i o no fo t c ：d e g r a d a t i o no fo t c i ns i n g l ea n do t c - z nc o m b i n e d s y s t e ma td i f f - e r e n tt e m p e r a t u r ew a ss t u d i e dt h r o u g hi n c u b a t i o ne x p e r i m e n t s t h e r e s u l t ss h o w e dt h a td e g r a d a t i o nr a t eo fo t cd e c r e a s e dw i t ht h ei n c r e a s i n go fc u l t u r e t i m ea n do t cc o n c e n t r a t i o na t4 a n d2 5 c o m p a r e dw i t h4 ，t h ed e g r a d a t i o n r a t eo fo t cs i g n i 厅c a n t l yi n c r e a s e da n dh a l f ：i i f eo fd e g r a d a t i o nd e c r e a s e da t2 5 t h ed e g r a d a t i o nr a t eo fo t cs i g n i 6 c a n t i yd e c r e a s e da n dh a l f 二l i f es i g n i f i c a n t i y i n c r e a s e di nc o m b i n e dp o l l u t i o no fo t c - 5 0 0m g k gz na n do t c l0 0 0m g l ( gz n a c c o r d i n g t 0p e r s i s t e n to 唱a n i cp o i l u t a n t s ( p o p s ) c o n v e n t i o n ，o t cw a sa no 曙a n i c c h e m i c a lt h a tw a sd e g r a d e de a s 订yi ns i n g l ea n dc o m b i n e ds y s t e m t h el e a c h i n go fo t c ：s o i lc o l u m nl e a c h i n gm e t h o dw a su s e dt os t u d yt h e i e a c h i n go fo t ci n s o i l s t h er e s u i t ss h o w e dw i t ht h ei n c r e a s i n go fa d d i n g c o n c e n t r a t i o no f o t c ，t h em i g r a t i o na b i l i t yo f o t ci n c r e a s e d t h er e s i d u eo f 0 t c w a sm o r ei no t c - z nc o m b i n e ds y s t e mt h a nt h a ti no t cs i n g l es y s t e m w i t ht h e t e m p e r a t u r ed e c r e a s e d ，t h er c s i d u eo fo t c i n c r e a s e d k e yw o r d ：o t c ，z n ，a d s o 巾t i o nd y n a m i c ，a d s o 叩t i o n ，d e g r a d a t i o n ，l e a c h i n g 学位论文的主要创新点 j | i j f | f i f i f j i i 哪| j | | i i | i 舢瑚i y 2 0 5 9 5 9 4 一、建立了高效液相色谱测定土霉素的方法，为进一步了解环境中 土霉素的残留情况以及其生态学效应提供技术手段。 二、系统研究了锌胁迫条件下，土霉素在土壤中的吸附解吸作用、 降解作用和淋溶作用，为有效地评估抗生素重金属复合污染在土壤 环境中的迁移、转归提供理论依据。 第一章绪论 1 1 土霉素简介 1 1 1 土霉素的发现 第一章绪论弟一早三百记 土霉素( o x y t e t m c y c l i n e ) 是在2 0 世纪4 0 年代由f i n l a y 等人在辉瑞实验室 附近分离到的链霉菌龟裂链霉菌( s t r e p t o m y c e sr i m o s u s ) 中首次发现，是继金 霉素( c h l o r t e t r a c y c i i n e ) 之后第二个被发现的四环素类( t e t r a c y c i i n e s ) 抗生素。 它是由放线菌产生的一类广谱抑菌剂，主要用于立克次体病、布氏杆菌病、支 原体肺炎、衣原体感染，也可用于敏感革兰氏阳性球菌与阴性杆菌引起的轻症 感染。1 9 5 3 年生物化学家r o b e r tb u m sw 0 0 d w a r d 解析出土霉素的结构，使土 霉素得以大规模生产和销售。土霉素为淡黄色的结晶性或无定形粉末，无臭， 在日光下颜色变暗，在碱溶液中易破坏失效，在乙醇中微溶，在水中极微溶解， 在稀酸和稀碱中溶解。它主要通过干扰细菌蛋白质的合成而起到杀菌作用。它 是核糖体3 0 s 亚基的抑制剂，能特异性的与3 0 s 亚基上的a 位结合，阻碍氨基 酰t r n a 进入a 位，从而阻止肽链的延伸，抑制细菌生长繁殖。然而在自然界 中，这种结合是可逆的。细胞耐药的发生至少有3 种机制。( 1 ) 由质粒或转座 子编码的排出因子( t e ta e ，t e tk 和t e tl ) 在细菌细胞膜表达，这些排出因 子也称泵蛋白，可介导m 矿+ 依赖性药物外流，在细菌体内还存在一种抑制因子， 对排出因子的表达有抑制作用。四环素类抗生素能与该抑制因子结合并使之失 活，从而导致排出因子大量表达，促进药物排出细胞外，使四环素类抗生素不 能在细菌细胞内聚积而产生耐药性。( 2 ) 由质粒或转座子编码的核蛋白体保护 因子( t c tm 和t e to ) 在细菌细胞内的表达，可与四环素类抗生素结合，从而 阻碍抗生素与核蛋白体结合，发挥核蛋白体保护作用。( 3 ) 细菌产生灭活酶。 图1 1 土霉素的分子结构式 天津工业大学硕：l 学位论文 1 1 2 四环素类抗生素的使用及污染情况 抗生素主要分为医用和兽用两种，由于四环素类抗生素具有广谱性、质优 价廉等特点，已成为临床和畜禽饲养业中生产量和使用量最大的抗生素，使用 高剂量可以治疗疾病，而在畜禽食物中添加低剂量可以促进其生长，以四环素 ( t e t r a c y c l i n e ) 、土霉素和金霉素在实际应用过程中应用最广泛、使用量最大， 为其进入环境创造了可能。据统计，仅1 9 9 7 年丹麦的抗生素用量就超过1 5 0 吨， 其中用作促畜禽生长的逾l o o 吨：欧盟每年消耗5 0 0 0 吨抗生素，其中四环素 类抗生素的用量高达2 5 0 0 吨；肯尼亚四环素类抗生素的用量占用于畜禽饲养抗 生素总量的5 6 心1 ；泰国四环素类抗生素的使用量在所有抗生素中排第二日1 。抗 生素用量呈现逐年递增趋势，2 0 0 3 年，我国土霉素生产量达到1 0 0 0 0 吨，占当 年世界土霉素总产量的6 5 n 1 ，而现在我国抗生素原料年产量已达2 l 万吨，仅 3 万吨出口，用于畜禽养殖业的高达9 7 万吨。 大量抗生素的使用极易造成土壤中严重的抗生素类污染问题。资料显示， 目前的污水处理技术并不能有效去除水体中的抗生素h 。8 l 。因此，含有抗生素的 废水排放到自然环境中便会对地表和地下水造成污染，并最终进入土壤环境。 对于医用抗生素，医院丢弃的过期抗生素、残留在药瓶、器械上的抗生素或病 人的排泄物中含有的抗生素等都可能进入土壤环境。对于兽用抗生素，其进入 体内后不能被完全吸收，有2 5 7 5 以母体或代谢物的形式进入土壤环境。 c a m p a g n o l o 等旧3 检测到土壤中抗生素类药物浓度为l o p 眺g ；h a m s c h e r 等叫研 究施用养猪场粪尿土壤发现在0 3 0 c m 土壤中四环素含量为8 6 1 9 8 7 “垤，金 霉素为4 6 7 3 “k ；丹麦试验站施用养殖场粪便的土壤中金霉素含量为 1 5 5 p g l ( g ，泰乐素为5 7 4 心k g ；h a m s c h e r 发现土壤中四环素( 1 0 2 0 c m ) 和金 霉素( o 3 0 c m ) 的最高平均浓度分别高达1 9 8 7 肛g l ( g 和4 6 7 3 k g ；在德国 土壤中检测到四环素类抗生素的含量为4 5 0 9 0 0 “g 爪g 。土壤中也发现高含量的 抗生素，在瑞士牧场中发现磺胺甲嘧啶类浓度为2 0 m k ；h a m s c h e r 等u 在用 粪便施肥的表层土壤中检测到了土霉素、氯四环素的浓度达3 2 3 m k 、 2 6 4 m k g ；在我国土壤中土霉素的检测含量达2 0 0 m g k g 2 l ，在用动物粪便施肥 的土壤中检测到金霉素含量为2 6 4 m g 爪引，在养殖厂沉积物中土霉素残留量可 达2 8 5 m 垤 。进入土壤环境中的抗生素可通过植物吸收、累积进入食物链， 对人类健康产生威胁。根据欧盟药物评估委员会规定，粪尿中抗生素及其代谢 物扩散到土壤中并使其在土壤中的含量超过0 1 m g k g 时，就要对该药物进行环 境安全方面的研究n5 | 。据查，目前已经产生了抵抗多种抗生素的“超级细菌” 并造成多人死亡。2 0 1 1 年，世界卫生日以“抗菌素耐药性：今天不采取行动， 第一章绪论 明天就无药可救”为主题，提醒人们切勿滥用抗生素。 1 2 重金属的污染现状 1 2 1 重金属的土壤污染现状 重金属一般以天然浓度广泛存在于自然界中，随着社会发展，人类对重金 属的开采使用越来越多，造成不少重金属进入生态循环系统中，由于重金属不 能被分解，易于在环境中存留、积累和迁移，当其浓度超过环境的承受能力后 便会对土壤环境造成危害，形成环境污染，通过食物链影h 向人类健康。尽管部 分重金属( 如锰、铜、锌等) 是生命活动所需要的微量元素，但是大部分重金 属( 如汞、铅、镉等) 并非生命活动所必须的，而且所有重金属超过一定浓度 都会对动植物造成一定的伤害。以各种化学状态或化学形态存在的重金属，在 进入环境或生态系统后通过食物链浓缩等途径使土壤受体中的浓度越来越高， 最终超过其承载能力对动植物产生影响。重金属可通过大气、水和食物等途径 进入人体，从而引起人体的慢性中毒。轰动世界的“八大公害”事件中水俣病 事件和骨痛病事件分别是由重金属中的汞和镉污染引起的。经调查发现，目前 地表铅的浓度相较以前有显著提高，近代人体内铅的含量与原始人相比增加了 近1 0 0 倍。随着汽车业的发达，越来越多的新车型用上了防腐镀锌汽车板。汽 车进入报废期后，这些镀锌板回炉就会产生大量的含锌粉尘，造成锌污染。目 前我国钢铁厂粉尘中锌的含量已达3 至5 左右，上升速度很快。这与我国汽 车业的高速发展有关。而世界上一些发达国家钢铁厂粉尘中锌含量更是高达 2 0 左右。目前我国钢铁厂在粉尘处理上还处于落后状态。作为我国最为现代 化的钢铁企业，宝钢每年8 0 多万吨各类粉尘总量中，含锌粉尘己占到1 5 万至 2 0 万吨左右。目前只有一半回用到烧结机内，其他锌还难以得到有效利用。 目前我国土壤重金属污染呈现程度重、范围广的特点。目前受镉、铅等重 金属污染的土壤面积己达两千多万公顷，占我国耕地面积的五分之一。据统计， 由工业“三废”造成的污染土壤以1 0 0 0 万公顷年的速度递增，污水灌溉造成 的重金属污染土壤达3 3 0 万公顷年，由重金属污染造成粮食减产1 0 0 0 多万吨 年，受重金属污染的粮食达2 0 0 0 万吨年，造成至少2 0 0 亿元的经济损失。 1 2 2 土壤中重金属的来源 土壤中重金属的来源比较复杂，首先成土母质本身含有重金属，不同的母质 天津工业人学硕士学位论文 在成土过程中所形成的土壤重金属含量也有差异。人类的生产活动是导致重金属 污染的主因，其主要包括以下方面： 大气重金属沉降 大气中的重金属大多来源于工业生产、尾气排放和轮胎磨损产生的有害气体 和粉尘，主要分布在公路和铁路两侧，以铅、锌、镉、铬、钴、铜污染为主。大 气中的多数重金属是经自然沉降和雨淋沉降进入土壤并渗透，可能导致地下水污 染。据查，比利时每年每公顷约有2 5 0 9 铅、1 9 9 镉、1 5 9 砷、3 7 5 0 9 锌经由大气进 入土壤。 农用物资的使用 施用含有铅、汞、镉、砷等的农药和不合理的使用化肥都可以导致土壤重金 属污染。一般磷酸盐中含有较多的重金属铅，氮肥和钾肥含量较低。农用塑料薄 膜生产时用的热稳定剂中含有镉、铅，在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以 造成土壤重金属污染。在莫尔达维亚，葡萄在生长季节喷十次左右波尔多液可致 使约6 0 0 0 8 0 0 0 吨的铜进入土壤。 污水灌溉 污水灌溉指利用未处理或经初步处理的城市污水对农田进行的灌溉。城市污 水可分为生活污水，商业污水，工业废水。随着经济的发展，大量工业废水进入 河道，导致城市污水含有大量重金属且成分复杂，其可随污水灌溉进入土壤，一 般离污染源越近，土壤污染越严重，远离污染源和城市工业区的土壤几乎不受其 影响。w a n g 等n 6 1 研究发现，长期再生水灌溉对土壤孔隙率和镁含量造成影响， 导致土壤密度增加，营养物的吸持能力下降。 其他方面 土壤中的污染来源还有很多方面如污泥施肥、金属矿山、酸性废水污染等。 1 3 抗生素与重金属复合污染在土壤中迁移研究进展 在环境中，各种污染物并非单独存在，而是与其他污染物相互作用形成复 合污染。研究发现，抗生素与重金属的复合污染现象已日益突出，并有发展成 全球问题的趋势。d es o u z a 等7 1 发现由于环境中抗生素与重金属长期存在，南 极地区的水域中发现了具有重金属和抗生素抗性的菌落，在农田中施用的粪肥 中也能检测到这两种污染物同时存在。在我国的猪粪中张树清n 踟检测到铜、锌 含量超过5 0 0 ，1 0 0 0 m 垤( 风干的仔猪粪便中锌含量达1 0 0 0 0 m g i ( g ) ，土霉素、 金霉素平均含量为9 0 9 ，3 5 7 m k 。由此可见，土壤中的重金属和抗生素复合 污染现象是不容忽视的。 第一章绪论 1 3 1 吸附、解吸作用 污染物进入土壤后与土壤发生吸附解吸反应，该行为反映污染物与土壤之 间的相互作用规律，是影响其在环境中的迁移转化和最终归宿的关键过程。研 究污染物在土壤环境中的吸附、解吸特性可为预测污染物的环境风险提供依据。 抗生素和重金属复合污染产生的交互作用不仅能影响污染物的生物效应，也 会影n 向污染物在土壤中的环境化学过程。目前，抗生素和重金属在土壤中的单一 环境行为已有大量研究，世界上对有关抗生素在土壤巾的吸附、解吸行为进行了 一些报道，而且国际上的学者重点关注了不同土壤成分对四环素类抗生素在土壤 中的吸附解吸行为及机理，国内对此还未引起足够的重视，对抗生素和重金属 复合污染的研究相对更少。b o x a l l 等训研究磺胺氯哒嗪在土壤中的吸附作用发现 磺胺氯哒嗪在土壤中的吸附系数较低( 约0 9 1 8 1 m l 儋) ，表明其易迁移到水环 境中造成污染。章明奎等1 2 0 j 研究了泰乐菌素和土霉素在土壤中的吸附作用发现土 壤对土霉素的吸附能力与泰乐菌素相比显著增加。以往也有研究表明，四环素类 抗生素与其他抗生素相比在土壤中更难降解n 刚，因此此类抗生素将更容易在土壤 中累积，对生态系统构成潜在威胁。荚德安等乜研究了土壤中四环素与铜在不同 条件下的吸附行为发现当四环素与铜共存且平衡液p h 小于4 7 或3 4 时，铜的存在 降低了四环素在红壤或乌栅土中的吸附量。可见在研究污染物的环境行为时要关 注土壤中含量较高的其他污染物的复合作用。相关学者研究了污染物在土壤中吸 附解吸机理发现非常复杂，现在有两种理论占主导地位即吸附理论和分配理论。 吸附理论认为污染物进入土壤环境后发生的吸附、解吸过程是物理吸附和化学吸 附共同作用的结果。土壤颗粒物表面有许多吸附位点，污染物可通过氢键、色散 力等化学力和范德华力等物理力与吸附位点作用而吸附在土壤颗粒表面。一种污 染物在土壤中的吸附一般是几种作用力同时作用，以一种或两种作用力为主。分 配理论认为污染物溶解在土壤有机质中，在溶解范围内，吸附等温线是线性的， 只与有机污染物的溶解度有关，与有机质表面的吸附位点无关雎刭。 1 3 2 降解作用 降解作用是抗生素在土壤环境中最重要的环境行为之一，是土壤环境中有机 污染物分解的重要途径，最终将影响其在土壤生态环境中的持久性和危害性，是 评价土壤生态环境安全性的重要指标。自然降解包含所有在自然状态下发生的能 降低污染物浓度的一系列过程，可分为生物降解和非生物降解，非生物降解包括 光化学降解、水化学降解和化学氧化降解等。 天津工业大学硕士学位论文 经研究发现，很多抗生素如四环素类抗生素对光化学降解比较敏感幢引。因此 水体表面的抗生素易降解，但随着深度增加光照强度降低，抗生素的降解能力下 降。高俊敏等妇钔以太阳光和汞灯为光源研究t i 0 2 z n o 对废水中土霉素光解的催化 作用发现土霉素降解率高达8 0 。由于光线较难穿透土壤，光化学降解对土壤环 境中的抗生素降解影响不大。吴银宝等心5 3 发现鸡粪中的恩诺沙星( e n r o f l o x a c i n ) 光照时降解较快，避光时下很难发生降解。水化学降解也是抗生素在环境中降解 的重要机制乜引。经研究发现氯四环素在无菌土壤中的降解以水解为主，磺胺嘧啶 和芬苯达唑( f e n b e n d a z o l e ) 也可发生水解作用，但由于二者在土壤中吸附作用 强烈而难于降解。另外一个抗生素降解的重要机制是微生物降解。很多抗生素因 发生酶促反应( 如羰基化反应、氧化脱羧等) 而降解乜7 。抗生素在动物体内降解 分为两个阶段，首先一些功能团通过单氧酶、降解酶和水解酶等作用与抗生素相 结合，然后由于共价键作用，这些功能团使抗生素分子的水溶性增加，抗生素分 子失活。但该过程是可逆的，在某些时候，生成物可返回形成抗生素母体。在有 氧条件下大部分抗生素易降解。土霉素、磺胺嘧啶、甲硝唑等大部分抗生素( 环 丙沙星除外) 在土壤和无氧活性污泥的中、表层水体中的降解速率相似或者稍低 于在有氧环境中的降解乜8 1 。抗生素在降解过程中可产生多种代谢产物。l o k e d 和 w e e r a i n g h e 等乜蝴1 研究发现沙拉沙星和纯霉素降解属于一级反应，可产生很多中 间产物。这些中间产物可能仍有一定的杀菌能力，甚至杀菌力更强。 h a l l i n g s o r e n s e n 等研究发现金霉素的降解产物水溶性远大于母体，因此其在土 壤环境中的迁移性比母体大，增加了地下水受污染的风险。 有机污染物与重金属复合污染在土壤中主要通过重金属影响酶活或土壤中 微生物的活性从而影响有机物的降解，它们也通过改变土壤的氧化还原能力从而 影响有机污染物重金属的交互作用。m a l i s z e w s k a 阳纠研究发现在植物和微生物生 长前期，铅、镉、锌和菲、蒽、芘，金属和有机物之间两两的复合污染效应明显 大于单一污染效应。在多环芳烃与重金属复合污染体系中，重金属对土壤微生物 活性具有抑制作用，导致土壤微生物活性和数量的下降，抑制了微生物对p a h s 的生物降解作用。陈小莹口3 1 研究了铅对土霉素的降解作用的影响，发现重金属对 土霉素的降解起抑制作用，可降低其降解速率，延长土壤中的半衰期。王金花等 m 1 研究了丁草胺与镉复合污染对微生物的生态毒理性发现丁草胺与镉复合污染 对土壤微生物酶、呼吸强度的抑制作用大于单一污染。 1 3 3 淋溶作用 污染物在土壤中的淋溶受土壤性质、污染物性质及水文气候等因素影响。 第一章绪论 一般情况下，污染物在水中的溶解度越大，越易发生淋溶而污染地下水，污染 物含量越高，发生迁移的量也越大。何利文等研究了呋喃丹和阿特拉津在土 壤中的淋溶行为发现二者在土壤中均表现出较强的淋溶作用，但是呋喃丹迁移 性高于阿特拉津，因为呋喃丹的水溶性较阿特拉津更大。土壤的有机质含量， 含水量，粘粒含量，p h 值，温度和阳离子交换量等土壤性质影响污染物在土壤 中的淋溶行为。刘俊华等m 1 研究发现有机质含量是影响丁噻隆在土壤中淋溶的 主要因素。有机质含量越高，与土壤发生吸附作用的量越大，可供淋溶的有机 物越少，淋溶性越差。有学者研究发现污染物在粘度大的湿土中比在干土中淋 溶流失量要少，这可能是因为与湿土相比，干土中的空隙较多。张瑾旧刀模拟降 水发现降水强度和降水量大小对土壤中胺苯磺隆的淋溶行为皆有显著影响，降 雨越强，量越大，胺苯磺隆的淋溶深度越深，淋出量越大。对土壤理化性质与 淋溶量之间的关系研究表明淋溶量与有机质含量、粘粒含量和阳离子交换量呈 负相关，与p h 值呈正相关，其中有机质含量和土壤p h 对淋溶的影响较大。 1 4 研究内容、目的及意义 1 4 1 研究内容 本论文以土霉素为典型抗生素，锌为典型重金属，主要通过室内实验研究 抗生素类污染物和重金属单一及复合污染在土壤中的迁移、转化规律，探讨其 形成机制，主要内容包括： ( 1 ) 土霉素高效液相色谱的检测条件，建立土霉素的测定方法； ( 2 ) 土霉素在土霉素单一和土霉素锌复合污染体系中的吸附动力学； ( 3 ) 温度、添加浓度、吸附基质对土霉素吸附、解吸作用的影响 ( 4 ) 温度、添加浓度、锌含量对土霉素在土壤中的降解行为的影响； ( 5 ) 老化作用、添加浓度、锌含量对土霉素在土壤中淋溶行为的影响。 1 4 2 研究目的及意义 土壤作为有害有毒污染物的容纳场所和消化场所对缓解环境具有不可替代 的作用。但由于有机污染物、重金属的大量持续投入，对土壤环境造成了污染， 严重的不仅影响土壤肥力和降低农产品品质，而且会造成对地下水甚至对饮用 水的污染，直接危害人类的健康，也给生态环境带来了一定的危害。土霉素是 四环素类中应用较为广泛的抗生素之一，其在土壤、水体中均有残留。锌作为 天津工业大学硕：l 学位论文 微量元素入量过多可致中毒，如食入锌过多可引起急性锌中毒，有呕吐、腹泻 等胃肠道症状：工厂锌雾吸入可有低热及感冒样症状；慢性锌中毒可有贫血等 症状；动物实验可致肝、肾功能及免疫力受损。本论文以土霉素和锌为研究对 象，探讨土霉素在复合污染体系中的迁移、转化机制，通过该研究不但对土壤 的合理利用和污染土壤的修复提供理论上的指导，还可以为有关部门制定政策 提供科学依据。 第二章土霉素检测方法的建立 第二章土霉素检测方法的建立 土霉素作为四环素类抗生素由于其价格优廉，在畜牧养殖和医疗方面得到 广泛的应用。在使用过程中土霉素会通过动物排泄等方式进入环境介质中，从 而给土壤环境造成危害，进一步对生物体产生潜在的危害。由于土壤中土霉素 的残留量较少，因此土壤中土霉素的检测需要选择恰当的方法。痕量污染物分 析方法包括气相色谱法，气相色谱质谱联用技术，高效液相色谱法，高效液相 色谱质谱法等。本文选择高效液相色谱为分析仪器，探索检测土霉素的最佳条 件，为进一步了解土壤中土霉素的残留情况提供技术手段。 2 1 实验材料 2 1 1 主要实验仪器 实验所用主要仪器如表2 1 所示。 表2 1 主要仪器 2 1 2 主要试剂 实验所用主要试剂如表2 2 所示。 表2 2 主要试剂 天津工业大学硕士学位论文 2 1 3 标准溶液的配制 准确称取0 0 1 0 0 9 土霉素标准品，然后用娃哈哈纯净水溶解并定容到1 0 0 m l 棕色容量瓶中，配制成浓度为1 0 0 m g l 的溶液。实验时准确移取一定体积的上 述储溶液稀释成浓度为2 0 0 、4 0 0 、6 0 0 、8 0 0 、1 0 0 0 m l 的系列溶液用高效 液相色谱测定。 2 2 结果与讨论 2 2 1 检测波长的选择 将土霉素标准溶液在3 0 0 4 0 0 n m 范围用紫外分光光度计作光谱扫描，发现 土霉素在3 5 0 n m 处的紫外吸收最大。故以3 5 0 n m 作为检测波长。 2 2 2 色谱条件的优化 在本实验中通过调节流动相乙腈与草酸溶液的比例和流速来获取土霉素的 最优色谱检测条件。当以乙腈：0 o l m o l l 草酸溶液= 2 5 ：7 5 为流动相，流速设 为l m l m i n 时，色谱峰左右对称性不好，拖尾因子较大；当以乙腈：0 0 1 m o i l 草酸溶液= 2 0 ：8 0 为流动相，流速设为0 8 m l m i n 时，色谱峰面积较小，检测 效果不好；当以乙腈：o 0 l m o l l 草酸溶液= 2 0 ：8 0 为流动相，流速设为l m l m i n 时，色谱峰从峰面积、对称性和拖尾因子等方面都达到较好的效果。因此，本 实验选择以乙腈：0 0 l m o i l 草酸溶液= 2 0 ：8 0 为流动相，流速设为l m l m i n 为 高效液相色谱法检测条件。 2 2 3 方法的准确度和精密度分析 方法精密度测定：采用上述色谱操作条件，对2 0 0 m g l 土霉素进行6 次连 续平行测定，测得r s d 为1 4 1 。无限稀释标准溶液，可知此方法的最低检出 限为0 川0 0 m l 。 方法准确度测定：分别称取5 个已知含量的样品，加入一定体积的土霉素 标准溶液，按照上述方法进行重复测定，测得其回收率为6 5 9 3 一7 5 4 5 。 2 2 4 标准曲线 移取各标准溶液依次用h p l c 进行测定，以峰面积为纵坐标，以标准溶液 的浓度为横坐标，作线性回归绘制曲线如图2 1 ，其回归方程为 第二章土霉素检测方法的建立 l ，：1 7 6 8 6 + 2 7 8 5 1 0 4 x ，相关系数r = 0 9 9 9 l ，其浓度与峰面积呈良好的线性 关系。 3 0 0 e + 0 5 2 5 0 e + 0 5 荡2 0 0 e + 0 5 j 。1 5 0 e + 0 5 释 基1 0 0 e + 0 5 5 0 0 e + 0 4 o o o e + 0 0 2 3 结论 02 4681 0 1 2 土霉素浓度( 瞎l ) 图2 1 土霉素的h p l c 标准曲线 本章建立了运用高效液相色谱测定土霉素的方法，测定条件如下：色谱柱 为k r o m a s i l c 1 8 ( 5 肛m ，2 5 0 4 6 m m ) ：流动相是乙腈：0 0 l m o l l 草酸溶液；2 0 ： 8 0 ；流速为l m l m i n ；柱温：3 0 ；进样量：2 0 止；紫外检测器，检测波长为 3 5 0 n m 。 本方法结果准确度高，满足检测分析的要求。 天津工业大学硕士学位论文 第三章土霉素在土壤中的吸附动力学研究 第三章土霉素在土壤中的吸附动力学研究 污染物在土壤中吸附动力学的研究是研究其吸附解吸热力学的前提条件， 该研究不仅能确定污染物在土壤中的吸附平衡时间，还能明确污染物在土壤中 的吸附特性。经研究发现土壤对污染物的吸附是一个极其复杂的过程，受污染 物的浓度及电荷性质，土壤颗粒电荷特性等影响。由于土壤含有大量带电荷的 无机、有机胶体，如粘粒、有机质等，能够吸附土壤溶液巾的污染物离子，同 时，范德华力，氢键，离子键，质子化等作用又可使土壤固相吸附部分分子态 污染物。土壤吸附量不仅与固相、液相巾的离子浓度相关，而且与土壤颗粒性 质和离子种类等因素有关删引。 为了探明四环素类抗生素在土壤中的吸附动力学特性，本章以土霉素为研 究对象，测定了在0 0 1 m o l l c a c l 2 介质条件下，土霉素在不同温度、不同吸附 基质中吸附动力学特性，为进一步揭示土霉素在土壤上的吸附机理，预测土霉 素的环境行为提供数据支持。 3 1 实验材料 3 1 1 实验主要仪器 实验所用主要设备如表3 1 所示。 表3 1 主要设备 3 1 2 药品与试剂 3 1 2 1 主要试剂 实验所用主要试剂如表3 2 所示。 天津工业大学硕士学位论文 表3 2 主要试剂 3 1 2 2 药品的配制 o 8 0 m o l l 重铬酸钾标准溶液：准确称取3 9 2 2 5 9 干燥( 1 3 0 ，3 4 h ) 的 重铬酸钾溶解、定容为到l l ； 0 2 0 m o i l 硫酸亚铁溶液：准确称取5 5 6 9f e s 0 4 h 2 0 ，加3 0 m l 浓度为 6 m o i l 的硫酸，然后定容为i l ； 邻菲罗啉指示剂：准确称取0 6 9 5 9 硫酸亚铁和1 4 8 5 9 邻啡罗啉试剂溶于 l0 0 m l 水中，形成红棕色络合物，即【f e ( c 1 2 h 8 n 2 ) 3 】+ + ； 土霉素标准液的配制同2 i 3 。 3 1 3 供试土壤 供试土壤采于天津市西青区，采样深度：肛3 0 c m ，土壤无投药历史。土壤 风干，过2 m m 筛。土壤p h ：8 1 l ，有机质含量：1 8 2 ，田间持水量：4 1 9 8 ， 容重：1 2 5 5 9 c m 3 ，土壤中土霉素本底值：0 m g i ( g ，锌本底值：8 3 m k 。 土壤测定理化性质的方法如下： ( 1 ) 测定土壤p h 将土壤样品风干过2 m m 筛，准确称取1 0 0 0 9 ，置于1 0 0 m l 烧杯中，然后 加入2 5 m l 去离子水。使用玻璃棒剧烈搅拌i m i n ，然后静置3 0 m i n ，用酸度计 测定。电极和探头用去离子水冲洗，然后用滤纸擦干，将电极和探头插入到土 壤悬浊液中，并轻轻摇动，保持悬浊液的温度，当酸度计数值达到平衡后读取 p h 值。每份样品测定完p h 后，都要用去离子水冲洗电极，并用滤纸擦干电极 上的水。 ( 2 ) 土壤中有机质含量的测定 第三章土霉素在土壤中的吸附动力学研究 土壤有机质含量的测定采用重铬酸钾硫酸氧化法。其原理是：加热条件下， 土壤有机碳用一定量的标准重铬酸钾- 硫酸溶液氧化，剩余的重铬酸钾用硫酸亚 铁溶液滴定，有机碳含量通过消耗的重铬酸钾计算得出后乘以常数1 7 2 4 ，即为 土壤有机质含量，其原理如下： 2 t 吼d 7 + 3 c + 8 也皿一2 疋觋+ 2 吼( 阳) 3 + 3 吗+ 8 以d 公式( 3 - 1 ) 吼q + 6 嘲十7 只观一k 皿+ 吼( 她) ，+ 3 心( 觋) ，+ 7 4 d 公式( 3 2 ) 把风干土壤样品研碎，使之过6 0 目筛，准确称取0 5 0 0 9 ，放入15 m m 硬质 试管中，加入浓度为0 8 0 0 0 m o i l 的重铬酸钾标准溶液5 0 0 m l 和5 0 0 m l 浓硫 酸，小心摇匀。放入温度为1 7 0 的石蜡浴中，待溶液沸腾5 m i n 后取出样品， 冷却，土壤样品用去离子水转移至锥形瓶中，使溶液最终体积6 0 7 0 m l 。溶液 中加入3 5 滴邻菲哕啉指示剂，用0 2 m o l l 硫酸亚铁标准溶液滴定剩余的重铬 酸钾。滴定终点为当溶液颜色由棕黄色经过绿色变到棕红色时。空白组为石英 砂，设三次平行，最后取平均值。计算公式为： 掣( 一y ) o 0 0 3 1 7 2 4 1 1 有机质= 卫面_ 一1 o o 公式( 3 - 3 ) 式中：虼：5 m l 浓度为o 8 0 0 0 m o l 几的标准重铬酸钾空白滴定所用硫酸亚 铁标准溶液体积，m l ； y ：滴定待测液中过剩的浓度为0 8 0 0 0 m o i l 的标准重铬酸钾所用硫酸亚 铁标准溶液体积，m l ； 0 0 0 3 ：】m g 当量碳的克数； 1 7 2 4 ：有机碳被换算成有机质的经验常数： 1 1 ：校正系数。 ( 3 ) 测定田间持水量 选择挖掘土壤位置，表面用土刀整平，将环刀向下垂直压入所要求的深度， 直至环刀筒中充满土样为止，然后环刀周围的土样用土刀切开，取出环刀，削 平刀两端多余的土，将筒内无损失的土壤带到室内。在环刀的底部放两张滤纸， 纱布包好环刀后用绳扎紧。放在事先放2 3 层滤纸的玻璃皿中，将其放到滤纸 上，不断地往滤纸上滴加水，滤纸一直湿润，加水到其恒重。取出环刀，去掉 上面的滤纸及纱布，从中取部分样品放到重量已知的铝盒中称重，放入烘箱中， 在1 0 5 1 1 0 下烘至恒重，取出称其重量。其计算公式为： 天津工业大学硕士学位论文 土壤田间持水量= 塑兰蒺掣1 0 0 公式( 3 4 ) ( 4 ) 测定容重 在田间选择合适的位置，先用铁铲铲平要采土的区域。将环刀托放在已知 质量的环刀( 精确至0 0 l g ) 上，将凡士林涂在环刀内壁上，垂直压入土中，到 环刀筒中填满为止，每层设三次重复。环刀周围的土样用削土刀切开，取出环 刀，用削土刀削去环刀两端多余的土，并擦净外面带的土，马上盖上盖子防止 水分损失。除去装有样品的环刀顶盖，在1 0 5 士2 下烘干4 h ，然后放于干燥器 里冷却至恒重( 精确至o 0 l g ) 。其公式计算为： 土壤容重 ( g c m 3 ) = 揣 公式( 3 5 ) 式中： 删j ：环刀的质量，g 。 朋2 ：环刀和烘干土质量，g 。 3 2 实验方法 3 2 1 实验设计 称取过2 m m 筛的风干土样1 0 0 9 若干份置于5 0 m l 离心管中，按照水土比 2 5 ：l 加入不同浓度的土霉素单一及土霉素锌复合溶液2 5 m l ( 用0 0 l m o l l 的 氯化钙溶液作支持电解质，2 0 0 m l 的n a n 3 灭菌) ，样品分别在l5 、2 5 、3 7 条件下，以1 8 0 r m i n 在避光条件下振荡，分别在0 m i n ，3 m i n ，8 m i