磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征.pdf

2023，45（4）DOI：10.13836/j.jjau.2023095江西农业大学学报 Acta Agriculturae Universitatis Jiangxiensishttp:/磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征李荣彪1，孙仕仙2，李朝丽1，郑毅1，3*（1.云南农业大学 资源与环境学院，云南 昆明 650201；2.西南林业大学 湿地学院/国家高原湿地研究中心，云南 昆明 650224；3.云南开放大学 乡村振兴教育学院，云南 昆明 650223）摘要：【目的】抗生素被广泛使用导致其在土壤中混合污染，增大环境风险，抗生素在土壤中环境行为的研究是国内外研究的热点。探究磺胺类抗生素在红壤中的吸附-解吸特征，以期为抗生素在土壤中环境行为的研究提供科学依据。【方法】采用批量平衡法对单一和混合体系条件下红壤吸附-解吸磺胺嘧啶、磺胺甲恶唑和磺胺吡啶的试验进行研究。【结果】红壤对磺胺类抗生素的吸附反应在24 h内达到吸附平衡，Elovich和粒子内扩散模型适合描述红壤吸附磺胺类抗生素的动力学特性。Freundlich和Henry模型适用于描述单一和混合体系下红壤吸附-解吸磺胺类抗生素的等温线特性。磺胺类抗生素在红壤中吸附能力大小依次为磺胺甲恶唑、磺胺吡啶、磺胺嘧啶，解吸能力大小依次为磺胺吡啶、磺胺嘧啶、磺胺甲恶唑，磺胺吡啶和磺胺嘧啶在红壤中具有较强的迁移性。混合体系红壤同时吸附的磺胺甲恶唑、磺胺吡啶和磺胺嘧啶抗生素分子间没有竞争关系，但是同时吸附在红壤上的3种磺胺类抗生素分子间存在协同解吸的现象。【结论】污染红壤的磺胺类抗生素在土壤中具有较高的迁移性，土壤中混合的磺胺类抗生素解吸能力更强，在土壤中多种磺胺类抗生素复合存在可能增大抗生素污染水资源以及危害人类健康的风险性。关键词：红壤；磺胺类；吸附；解吸中图分类号：X53 文献标志码：A 开放科学（资源服务）标识码（OSID）：文章编号：1000-2286（2023）04-1027-11Adsorption and Desorption Characteristics of Sulfonamide Antibiotics in Red SoilLI Rongbiao1，SUN Shixian2，LI Zhaoli1，ZHENG Yi1,3*（1.College of Resources and Environment，Yunnan Agricultural University，Kunming 650201，China；2.Wetland College/National Plateau Wetland Research Center，Southwest Forestry University，Kunming 650224，China；3.College of Rural Revitalization Education，Yunnan Open University，Kunming 650223，China）收稿日期：20230210 修回日期：20230324基金项目：云南省科技计划项目（202201AS070028）、国家自然科学基金项目（41867027，51463014）、云南省“万人计划”青年拔尖人才专项（80201442）和云南省第四批博士后定向培养资助项目（321801）Project supported by Yunnan Provincial Science and Technology Plan Project（202201AS070028），the National Natural Science Fund of China（41867027，51463014），Top Young Talents Special Project of“Ten Thousand Talents Plan”Yunnan Province（80201442）and the Fourth Batch of Postdoctoral Targeted Training Project in Yunnan Province，China（321801）作者简介：李荣彪，硕士生，orcid.org/0009-0004-5883-5657，；*通信作者：郑毅，教授，博士生导师，主要从事植物营养和土壤肥料科学研究，orcid.org/0009-0002-9364-5758，zhengyi-。李荣彪，孙仕仙，李朝丽，等.磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征 J.江西农业大学学报，2023，45（4）：1027-1037.LI R B,SUN S X,LI Z L,et al.Adsorption and desorption characteristics of sulfonamide antibiotics in red soilJ.Acta agriculturae universitatis Jiangxiensis,2023,45(4):1027-1037.江 西 农 业 大 学 学 报第 45 卷Abstract：ObjectiveThe widespread use of antibiotics leads to their mixed pollution in soil，which increases the environmental risk.The research on the environmental behavior of antibiotics in soil is a hot topic at home and abroad.This study aims to investigate the adsorption and desorption characteristics of sulfonamides antibiotics in red soil，thus providing scientific basis for the study of the environmental behavior of antibiotics in soil.MethodThe adsorption and desorption of sulfadiazine，sulfamethoxazole and sulfapyridine in red soil under single and mixed conditions were explored by batch equilibrium method.Result The results showed that the adsorption equilibrium of sulfonamides in ultisol was reached within 24 h.The Elovich and intrapparticle diffusion model were suitable for describing the kinetic characteristics of sulfonamides adsorption in red isol.The Freundlich and Henry model was suitable to describe the isotherm characteristics of sulphonamides adsorbed and desorbed by single and mixed systems in red soil.The adsorption capacity of sulfonamides antibiotics in the red soil was ranking in the order of sulfamethoxazolesulfapyridinesulfadiazine，and the desorption capacity was ranking in the order of sulfamethoxazolesulfadiazinesulfamethoxazole.Sulfapyridine and sulfadiazine had strong migration ability in the red soil.There was no competition among the sulfamethoxazole，sulfapyridine and sulfadiazine antibiotics adsorbed in the mixed system，but there was a synergistic desorption phenomenon among the three sulfamethoxazole antibiotics adsorbed in the mixed system.ConclusionRed soil contaminated by Sulfonamide antibiotics has higher mobility in the soil，and the desorption ability of mixed sulfonamide antibiotics in the soil is stronger.The presence of multiple sulfonamide antibiotics in the soil may increase the risk of water pollution and harm to human health.Keywords：red soil；sulfonamides；adsorption；desorption【研究意义】抗生素可以有效地预防和治疗动物疾病，在人类和动物医学领域中大量使用，但是抗生素的盲目使用、滥用和生物体对抗生素不易吸收代谢的特性，大量的抗生素被引入环境中并引发一系列危害人类健康1-3、毒害非目标生物4、产生耐药性基因5等环境问题。为提高土壤肥力和资源利用率，限制性动物饲养作业、污水灌溉和施用粪肥是我国普遍流行的农业措施，也是抗生素污染土壤的主要途径6-7。Lyu等8在中国的土壤样品中检测出158种抗生素，其中SAs的检出率为100%（n=73），其在土壤中的平均浓度约为14.7 g/kg，以磺胺甲基嘧啶、磺胺甲恶唑和磺胺嘧啶为主要抗生素。2018年在中国4个省份采集了105份农业土壤样品，在其中共检测出20种抗生素（包括四环素类、磺胺类、喹诺酮类和大环内酯类抗生素），总抗生素浓度为1.62575 g/kg，平均浓度为68.8 g/kg。抗生素在土壤中扩散污染引起的一系列问题不容忽视。红壤是我国南方地区典型的土壤类型，对我国农业生产和粮食供应具有重要贡献9。抗生素在土壤中的吸附-解吸特征影响其在土壤中的流动性和生物活性。研究抗生素在红壤中的吸附-解吸特征具有重要的理论和实践意义。【前人研究进展】由于抗生素种类多样性和长期使用，导致土壤中存在的抗生素也是复杂多样的。当一种或多种药物在结合位点上的数量超过另一种药物，可能导致药物在结合位点上受到阻碍或物理位移，减弱药物的吸附能力，增大药物的迁移性。Ma等10研究报道单一和三元两种体系中氯霉素、硫霉素、氟甲砜霉素在农业土壤中的吸附容量不同，氯霉素在土壤中竞争硫霉素和氟甲砜霉素的吸附位点，抑制硫霉素和氟甲砜霉素在土壤中的吸附量。Ahmed等11研究发现磺胺噻唑、磺胺甲恶唑和磺胺甲嘧啶对生物炭的单一和竞争性吸附高度依赖于pH，在竞争模式下每种抗生素的吸附能力都会减小，比单一溶质吸附小3倍。四环素和环丙沙星抗生素分子在蒙脱土的层间空间中具有相似的吸附能，说明四环素和环丙沙星抗生素分子间对蒙脱石土湿地竞争吸附的关系并不存在优先吸附行为12。单个溶质在吸附剂上的吸附研究并不能预测多种溶质同时存在下的吸附特性以及吸附过程中多种溶质分子间的相互作用。当前的研究只关注单一抗生素在土壤中的吸附行为，并不符合实际环境中多种抗生素复合污染土壤的实际状况。【本研究切入点】磺胺类抗生素（SulfonamideSAs）在畜牧养殖业中广泛用作饲料添加剂、促生长剂来治疗和预防动物传染性疾病以及促进动物生长13。给药的生物体不能完全吸收和代谢SAs，高达90%的SAs以母体化合物形式或其乙酰化代谢 1028第 4 期李荣彪等:磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征产物的形式随粪尿从动物体内排出进入环境中污染土壤和水源14-15。当前关于红壤吸附-解吸SAs的特征和机制尚不清楚，单一和混合体系中红壤对SAs吸附-解吸能力的区别，以及混合的SAs分子间是否存在竞争性关系也不得而知，缺乏相应研究。【拟解决的关键问题】本研究以红壤为供试土壤，以磺胺嘧啶（SD）、磺胺甲恶唑（SM）和磺胺吡啶（SP）为研究对象，探讨单一和混合体系下3种SAs在红壤上吸附-解吸的特性、作用机制和竞争关系，以期为抗生素在土壤中环境行为以及污染修复的研究提供理论依据。1 材料与方法1.1化学试剂和仪器试验化学试剂包括：分析级纯度二水合氯化钙和叠氮化钠，色谱级别纯度甲醇和甲酸，标准品磺胺嘧啶（SD，99.2%）、磺胺甲恶唑（SM，99.7%）和磺胺吡啶（SP，99.5%）均购自德国Dr.Ehrenstorfer Gmbh公司，原药磺胺嘧啶（98.0%）、磺胺甲恶唑（98.0%）购自源叶生物公司，原药磺胺吡啶（98%）购自上海罗恩试剂公司。供试磺胺类抗生素信息见表1。试验仪器和材料包括：高速冷冻离心机ST 16R（赛默飞世尔科技有限公司）、全温振荡器TS-211C（常州市亿能实验仪器厂）、高效液相色谱仪（安捷伦1260）、UV紫外灯检测器（安捷伦1260）、百特激光粒度分布仪、0.22 m聚醚砜滤膜（津腾）、1 mL一次性灭菌注射器。1.2供试红壤供试土壤取自云南省昆明市云南农业大学后山的山原红壤，采样点是新开垦的种植大棚附近，杂草植被覆盖稀疏，采样点的经纬度为25.1346N，102.7549E，取020 cm的表层土壤，采用之字形采样法采集5个子样本，将每个子样本混合得到具有代表性的红壤样本（10 kg）。土样实验室自然风干，经研磨过2 mm筛均质化，储存在自封袋中备用。参考 土壤农化分析 标准，采用烘干法测定土壤含水量，pH计测定土壤pH值，重铬酸钾熔融-外加热法测定土壤有机碳含量，百特激光粒度分布仪测定土壤机械组成，0.05 mol/L HCl-0.025 mol/L（1/2H2SO4）法测定土壤速效磷含量，碱解扩散法测定速效氮，NH4OAc浸提-火焰光度法测定土壤速效钾含量，测定结果如下：供试红壤土壤的含水量为4.47%，pH为5.76是弱酸性土壤，有机碳含量为1.04%，土壤机械组成砂粒、粉粒、黏粒含量分别为15.75%、27.83%、56.42%，土壤的速效氮、速效磷、速效钾含量分别为103.47，4.12，73.26 g/kg。1.3测定方法SAs 的测定方法参考 M.Conde-Cid18的测定方法修改建立，采用高效液相色谱仪（HPLC，安捷伦1260）测定（安捷伦G1311B VL四元泵，安捷伦G1329B自动控温自动进样器，安捷伦G1316A柱温箱，安捷伦G1314F可变波长紫外检测器）。用安捷伦ZORBAX SB-C18分析柱（4.6 mm250 mm，5 m，USA）和安捷伦ZORBAX SB-C18保护柱（4.6 mm25 012.5 mm，5 m，USA）进行分离。检测条件如下，柱温保持40，波长270 nm，进样量50 L，流速1 mL/min，流动相A是含0.5%甲酸的乙醇，流动相B是含0.5%甲表1SAs的基本信息Tab.1Basic information for the SAs抗生素Antibiotics磺胺嘧啶16Sulfadiazine磺胺甲恶唑17Sulfamethoxazole磺胺嘧啶17Sulfapyridine简写ShorteningSDSMSP结构Structure 摩尔质量/（gmoL-1）Molar mass250.28253.27249.29CA号68-35-9144-83-2723-46-6lgKOW-0.090.890.35pKa1-pKa22.0-6.51.7-5.62.7-8.3溶解度/（mgL-1）Solubility77610268 1029江 西 农 业 大 学 学 报第 45 卷酸的超纯水。检测流动相洗脱程序见表2，磺胺嘧啶、磺胺甲恶唑和磺胺吡啶的保留时间分别为6.7，7.2，10.2 min。1.4试验方法1.4.1吸附动力学试验参考OECD批量平衡方法19，称取5.0 g红壤于15 mL聚苯乙烯离心管中，加入10 mL含有0.05 mol/L CaCl2和200 mg/L NaN3的去离子水溶液（作为背景电解质溶液调节试验体系的离子强度，抑制细菌活性），使水溶液中SD、SM和SP的浓度为1 mg/L。于恒温振荡器中避光振荡（转速50 r/min、温度25），分别在0.5、1.0、2.0、4.0、6.0、8.0、12.0、18.0、24.0、36.0 和48.0 h后取出，离心机离心10 min（转速5 000 r/min，离心半径140 mm），取上清液过0.22 m滤膜，高效液相色谱仪检测悬浮液中SAs的浓度，计算吸附前后水溶液中SAs的浓度差求得供试红壤对SAs的吸附浓度，试验设置3个平行，以不加土壤的处理作为空白对照。1.4.2单一吸附-解吸等温线试验单一吸附试验，称取 5.0 g红壤于 15 mL聚苯乙烯离心管中，加入10 mL含有0.05 mol/L CaCl2和200 mg/L NaN3的去离子水溶液，使水溶液中SM、SD、SP的浓度分别为1、5、10、15、20、25 和30 mg/L。于恒温振荡器中避光振荡24 h后取出（转速50 r/min、温度25），剩余步骤同上1.4.1小结所述。单一解吸试验，将上述吸附试验处理的离心管倒尽水溶液，加入10 mL蒸馏水，离心机离心5 min（转速 5 000 r/min，离心半径 140 mm）洗涤离心管内壁残留的 SAs，重复洗涤两次，加入 10 mL不含 SAs的0.05 mol/L CaCl2和200 mg/L NaN3的去离子水溶液，于恒温振荡器中避光振荡24 h后取出（转速50 r/min、温度25），剩余步骤同上1.4.1小节所述。1.4.3混合吸附-解吸等温线试验混合吸附试验，称取5.0 g备用红壤于15 mL聚苯乙烯离心管中，加入10 mL含有0.05 mol/L CaCl2和200 mg/L NaN3的去离子水溶液，使水溶液中同时含有SM、SD和SP，每种SAs的浓度分别为10、15、20、25和30 mg/L。剩余步骤同上1.4.2小节单一吸附试验所述。混合解吸试验同上1.4.2小节单一解吸试验所述。1.5计算方法采用Excel 2013软件进行数据处理和计算，Origin 2018软件进行绘图和模型拟合，SPSS 21.0软件进行配对样本t检验分析。t时刻土壤吸附SAs的吸附质量浓度Qt（mg/kg）的计算式：Qt=(C0-Ct)VW（1）土壤吸附SAs的平衡吸附质量浓度Qe(ads)（mg/kg）用土壤吸附SAs平衡时土壤中SAs的质量浓度表示，计算式：Qe(ads)=(C0-Ce)VW（2）表2检测SAs流动相洗脱程序Tab.2Detection of the flow-phase elution procedure for SAs时间/min Time025810121314流动相A/%Mobile A1020305050453010流动相B/%Mobile B9080705050557090 1030第 4 期李荣彪等:磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征土壤解吸SAs的平衡解吸质量浓度Qe(des)（mg/kg）用土壤解吸SAs平衡时土壤中SAs的质量浓度表示，计算式：Qe(des)=Qe(ads)-CeVW（3）式中：C0为吸附前土壤溶液中SAs的初始质量浓度（mg/L）；Ct为t时刻吸附后土壤溶液中SAs的质量浓度（mg/L）；Ce为吸附或解吸平衡时土壤溶液中SAs的质量浓度（mg/L）；V为土壤溶液体积（L）；W为土壤质量（kg）。动力学模型表达式如下：准一级动力学模型：ln(Qe-Qt)=ln Qe-K1 t（4）准二级动力学模型：t Qt=1 K2Q2e+t Qe（5）Elovich动力学模型：Qt=a+bln t（6）粒子内扩散动力学模型：Qt=Kipt12+C（7）式中Qe为吸附或解吸平衡时土壤中SAs的质量浓度（mg/kg），K1为准一级动力学模型的吸附反应速率常数，K2为准二级动力学模型的吸附反应速率常数，a为吸附反应初始速率常数，b为吸附反应活化能常数，Kip为速率常数，C为截距。等温模型表达式如下：Freundlich模型描述吸附剂表面存在一系列的非均质性吸附位点是多分子层吸附的过程20：Freundlich：ln Qe=ln KF+1nln Ce（8）Langmiur模型描述吸附质的均质性表面是进行单分子层吸附的过程20：Langmiur：CeQe=CeQmax+1QmaxKL（9）Henry模型描述的是分配作用21。Henry：Kd=QeCe（10）式中Ce为吸附或解吸平衡时土壤溶液中SAs的质量浓度（mg/L），Qe为吸附或解吸平衡时土壤中SAs的质量浓度（mg/kg），Qmax为饱和吸附量（mg/kg），Kd为土壤对SAs的吸附系数，KF为Freundlich模型吸附常数，KL为Langmiur模型的吸附常数，n为Freundlich模型的吸附指数。滞后系数H可用于描述SAs吸附在红壤上的滞后现象，公式如下：H=1ndes1nads（11）式中1/nads和1/ndes分别表示吸附和解吸Freundlich模型常数。H1，表示不存在迟滞解吸现象；H1，表示存在负迟滞现象，说明吸附质易从吸附剂中解吸出来；HSM（0.609 2）SD（0.505 9），Kd值大小为SM（0.570 8）SP（0.462 3）SD（0.365 6）。混合体系吸附KF和Kd值大小均为SM（0.734 7、0.380 9）SP（0.666 2、0.378 4）SD（0.557 0、0.329 3）。同前人研究比较，红壤吸附SD的KF值与M.Conde-Cid等18的研究结果一致；值得注意的是红壤吸附3种SAs的KF和Kd值比Chen17、Pereira-Leal29和Thiele-Bruhn30等人研究结果较小，但是吸附能力的大小一致表现为SPSMSD，出现这样的现象归因于供试红壤中的有机质含量较低，红壤对3种SAs的吸附量较少。有机碳含量低可能是红壤吸附SAs的KF和Kd值较小的原因，前人研究发现SAs的吸附与有机碳含量间存在相关性，有机碳含量高的土壤对抗生素的吸附量更高18。红壤吸附 SAs的 KF和 Kd值 SAs与四环素类31、氟喹诺酮类32、大环内酯类33比较要小得很多，可能归因于四环素类、氟喹诺洛酮类和大环内酯类抗生素分子含有多种官能团，可以通过多种吸附作用提高抗生素在土壤中的吸附能力，而SAs分子结构简单，仅由苯胺和酰胺两个基团组成，可以与土壤成分进行吸附反应的官能团数量有限，在土壤中的吸附能力较弱。四环素类和氟喹诺洛酮类抗生素分子具有-COOH、-C=O、-CONH2、-N（CH3）2和-OH等离子基团，以及较强的极性，诱导四环素类和氟喹诺洛酮类抗生素通过阳离子交换、与土壤中重金属氧化物表面络合、阳离子桥接和氢键作用等作用机制对土壤组分具有较高的亲和力34。Hu35和Pereira-Leal等29研究报道SAs主要是通过疏水分配、氢键、静电相互作用和-相互作用被土壤吸附，在土壤中的吸附能力较弱。2.3单一和混合体系红壤解吸SAs等温线特性单一和混合体系红壤解吸SAs的等温线见图3b、4b所示，等温线模型拟合解吸数据结果参数见表5、6，Freundlich和Henry模型拟合单一体系解吸数据的r2值（0.962 30.971 7、0.933 40.971 4）均大于混合体系解吸数据的r2值（0.891 00.968 9、0.831 90.876 2），Freundlich和Henry模型均适用于描述单一和混合体系红壤解吸SAs的解吸特性。单一体系解吸KF和Kd值大小均为SM（3.288 3、3.356 2）SD（1.317 9、1.691 4）SP（1.178 6、1.592 4）；混合体系解吸KF值大小为SM（2.095 1）SD（0.893 1）SP（0.617 0），Kd值大小为SM（1.770 2）SP（1.067 4）SD（1.008 8）。解吸KF和Kd值大小与解吸能力呈负相关，单一和混合体系中红壤解吸SAs的解吸能力大小为SPSDSM。单一和混合体系中红壤解吸SP和SD的强度比SM大，表明SP和SD在土壤中的移动性更强36。SAs在红壤中的滞后系数H见表5和6，单一和混合体系中SM的H（1.051 6、0.981 3）约等于1，表示SM在红壤中不存在迟滞解吸的现象，SD的H（1.494 3、1.399 7）、SP的H（1.637 7、2.055 8）均大于1，表示SD 和SP在红壤中发生负迟滞解吸现象，表明SD和SP易从红壤中解吸出来。Cond-Cid等37研究报道磺胺嘧啶在农业土壤中的解吸量随着土壤有机质含量的增加而减小，是因为磺胺嘧啶的苯胺基团和土壤有机质结合形成不可解吸的残留物。有研究报道磺胺氯哒嗪和磺胺甲嘧啶在农业土壤中解吸常数KF、Kd值和土壤有机质含量呈显著正相关38。Dretto等39研究发现在有机质含量多的土壤中磺胺二甲嘧啶、磺胺甲嘧啶和磺胺喹啉的解吸常数KF值最高，分别为7.8、27.0和12.9，表明土壤有机质含量较高的土壤解吸能力较低，抗生素在土壤中的滞留很牢固。目前关于SAs在土壤中解吸行为的相关研究较少，与前人35,39-40研究结果比较3种SAs在红壤中的解吸常数KF和Kd值较小，可能归因于供试红壤的有机质含量低，红壤对SAs解吸能力较强。2.4混合体系红壤吸附解吸SAs的竞争性对单一和混合体系红壤吸附 SAs 的 KF和 Kd值进行配对样本 t 检验分析比较，分析结果显示 SD 1033江 西 农 业 大 学 学 报第 45 卷（t=-0.169，P=0.893）、SM（t=0.204，P=0.872）、SP（t=6.327，P=0.100）单一和混合体系间红壤吸附SAs的KF和Kd值均没有差异，表明在混合体系中SAs分子间不存在竞争吸附现象。M.Conde-Cid等36报道SD、磺胺甲嘧啶和磺胺氯哒嗪在农业土壤中进行多元吸附时不同SAs分子间对吸附位点没有竞争关系。然而，Zhong等20研究显示SD和SM在湖泊沉积物的多溶质吸附体系中存在对有限位点竞争现象，与本研究结果相反，可能归因于吸附质红壤和湖泊沉积物物理化学性质方面存在差异。Langmiur模型拟合结果显示单一体系Qmax大小为SMSDSP，3种SAs在红壤中吸附能力存在差异可能是归因于抗生素自身的物理化学性质、化学结构、分子大小和溶解性等特性的不同35。混合体系Qmax大小为SDSPSM，比较单一体系，混合体系中SM的Qmax明显减小，SD和SP的Qmax近似不变。可能是因为在单分子层面混合体系中SD和SP的同时或单一存在抑制红壤单分子层对SM的饱和吸附，具体是SD和SP同时存在还是单一存在产生抑制作用，还需要进一步设计两种SAs混合吸附试验进行说明。王飞等41用竞争吸附解释SM和磺胺甲基嘧啶混合体系中因为SM的存在河流沉积物中磺胺甲基嘧啶单分子层饱和吸附量减小的现象。本试验结果表明在单分子层面混合体系中SAs分子间对有限的吸附位点存在竞争关系。红壤吸附SAs后混合体系解吸的KF和Kd值比单一体系小，对单一和混合体系解吸的KF和Kd值进行配对样本t检验分析比较，分析结果显示SD（t=4.993，P=0.126）、SM（t=7.075，P=0.089）、SP（t=29.689，P=0.021），两种体系间红壤解吸SM和SD的KF和Kd值没有差异（P0.05），与单一体系相比混合体系中SM和SD的解吸能力没有变化，但是SP解吸能力显著增大。Zhang等42用协同吸附说明与单一体系比较混图3单一体系红壤吸附和解吸SAs等温曲线图Fig.3Isothermal graph of red soil adsorption and desorption of SAs in a single system图4混合体系红壤吸附和解吸磺胺类药物等温线曲线图Fig.4Isothermal graph of red soil adsorption and desorption of SAs in mixed system 1034第 4 期李荣彪等:磺胺类抗生素在红壤中的吸附解吸特征合体系中苯酚和苯胺的总吸附量明显增大的现象。混合体系比较单一体系SP的解吸能力显著增强，表明同时吸附在土壤上的多种SAs分子间存在协同解吸现象。3 结 论（1）红壤吸附SAs主要分快速、慢速和平衡吸附3个阶段，并在24 h内达到吸附平衡。粒子内扩散和Elovich拟合效果最优，红壤吸附SAs的动力学过程是由粒子内扩散、表面吸附、外部液膜扩散和非均相扩散吸附等多种吸附作用同时控制的复杂过程。（2）Freundlich、Langmiur和Hrenry模型适用于描述单一和混合体系下红壤吸附SAs的吸附等温线特性，红壤吸附SAs的能力依次为SMSPSD；Freundlich和Hrenry模型适用于描述单一和混合体系红壤解吸SAs的解吸等温线特性，红壤解吸SAs的能力依次为SPSDSM。红壤吸附的SAs虽然存在一定的滞后性，但是红壤对SAs的解吸能力较强，吸附能力弱，污染红壤的SAs潜在污染地下水、地表水和饮用水以及危害人类健康的风险。（3）混合体系红壤同时吸附SP、SD和SM时，不同SAs分子间对吸附位点不存在竞争关系，但是，混合体系中SP解吸能力显著增大，同时吸附在红壤上的多种SAs分子间存在协同解吸的现象。参考文献 References：1吴垚，叶俊荣，吴建兴，等.人工湿地去除水中抗生素的研究进展 J.化工技术与开发，2023，52（3）：70-75.WU Z，YE J R，WU J X，et al.Research progress of antibiotic removal from water by constructed wetlands J.Technology&development of chemical，2023，52（3）：70-75.2CHARUAUD L，JARDE E，JAFFREAIC A，et al.Veterinary pharmaceutical residues from natural water to tap water：sales，occurrence and fate J.J hazard mater，2019，361：169-186.表5单一体系红壤吸附和解吸SAs等温线模型参数Tab.5Isotherm model parameters for SAs adsorption and desorption of red soil in a single system处理TreamentsSDSMSP吸附解吸吸附解吸吸附解吸FreundlichKF0.505 91.317 90.609 23.288 30.781 61.178 61/n0.894 01.335 80.978 01.028 50.820 81.344 3r20.994 60.962 30.992 90.971 70.998 90.965 5LangmiurKL0.006 7Na0.001 2Na0.016 4NaQmax62.377 7Na493.756 4Na37.215 7Nar20.994 0Na0.992 8Na0.997 7NaHenryKd0.365 61.691 40.570 83.356 20.462 31.592 4r20.989 90.939 50.992 70.971 40.983 40.933 4H1.494 31.051 61.637 7Na表示拟合没有收敛。Na indicates that the fit does not adjust.表6混合体系红壤吸附和解吸SAs等温线模型参数Tab.6Isotherm model parameters for SAs adsorption and desorption of red soil in a mixed system处理TreamentsSDSMSP吸附解吸吸附解吸吸附解吸FreundlichKF0.557 00.893 10.734 72.095 10.666 20.617 01/n0.834 01.167 40.784 10.769 40.808 11.661 4r20.984 80.891 00.986 00.891 20.983 50.968 9LangmiurKL0.009 0Na0.014 9Na0.013 9NaQmax44.727 5Na33.835 5Na34.766 2Nar20.979 3Na0.978 7Na0.977 5NaHenryKd0.329 31.008 80.380 91.770 20.378 41.067 4r20.933 70.876 20.932 00.831 90.944 10.840 9H1.399 70.981 32.055 8Na表示拟合没有收敛。Na indicates that the fit does not adjust.1035江 西 农 业 大 学 学 报第 45 卷3PAN M，CHU L M.Fate of antibiotics in soil and their uptake by edible crops J.Science of the total environment，2017，599/600：500-512.4XU L，LI C，WEI G，et al.Degradation of sulfamethoxazole by chlorination in water distribution systems：kinetics，toxicity，and antibiotic resistance genes J.Water environment research：a research publication of the water environment federation，2022，94（12）：e10817.5JOBMAN E，HAGENMAIER J，MEYER N，et al.Cross-section observational study to assess antimicrobial resistance prevalence among bovine respiratory disease bacterial isolates from commercial US feedlots J.Antibiotics，2023，12（2）：215.6IBEKWE A M，BHATTACHARJEE A S，PHAN D，et al.Potential reservoirs of antimicrobial resistance in livestock waste and treated wastewater that can be disseminated to agricultural land J.Science of the total environment，2023，872.7JIN W K，YOUNG K H，SUNG C K.Occurrence of veterinary antibiotics in the agro-environment