磺胺嘧啶在覆铁石英砂中迁移特征及数值模拟

张 惠,林 青,徐绍辉

磺胺嘧啶在覆铁石英砂中迁移特征及数值模拟

张 惠,林 青,徐绍辉*

(青岛大学环境科学与工程学院,山东 青岛 266071)

为了探讨磺胺类抗生素在土壤中的迁移特征,以磺胺嘧啶(SDZ)为研究对象,以石英砂(QS)为介质,采用高温加热法制备覆铁石英砂(IOCS),通过土柱出流实验,研究不同铁含量和离子强度对SDZ在IOCS中迁移的影响,并利用Hydrus-1D软件对结果进行模拟.土柱出流实验结果表明,随着IOCS表面铁含量增加,其表面粗糙度越大,且表面携带的正电荷越多,SDZ越容易吸附在IOCS表面,其相对浓度峰值越低,不利于SDZ的迁移;离子强度的增加,促进了SDZ在QS和IOCS中的迁移,这主要是受静电作用、表面络合作用和竞争吸附作用的控制.模拟结果显示,非平衡单点吸附模型(OSM)可以较好地模拟不同铁含量和离子强度下SDZ的迁移过程,拟合曲线与实测曲线几乎重合,2>0.97,RMSE<0.032,拟合效果较好;反演所得吸附分配系数F随着铁含量的增加而增加,随离子强度的增加而减小;阻滞因子d与其呈现相同的变化趋势;吸附特征参数>1,而一阶动力学速率常数均较小.

磺胺嘧啶；覆铁石英砂；迁移；Hydrus-1D；铁含量；离子强度

抗生素作为一种新型环境有机污染物,其在环境中的吸附迁移规律备受关注[1-2].进入环境中的抗生素通过多种途径汇集于土壤,对土壤中微生物活性、动植物生长产生较大的危害,一些吸附性弱、迁移性强的抗生素则通过地表径流、淋滤作用进入水体环境,从而污染地表水与地下水[3-6].磺胺嘧啶(SDZ)是磺胺类抗生素的一种,其在酸性和碱性条件下均易溶解,更易迁移,对环境的危害更大[7].

土壤氧化铁矿物比表面积大,传输电子能力强,并且具有较高的氧化还原活性,一些离子型有机污染物更趋于吸附在其表面,且受大量物理、化学及生物等因素的影响.当前已有不少关于抗生素类化合物在氧化铁矿物上吸附特征的研究,吸附机制也不尽相同[8-11].为分析单一因素下SDZ在含氧化铁土壤中的迁移特征,本研究以低反应性石英砂为介质,采用高温加热法制备覆铁石英砂(Iron Oxide Coated Sand,IOCS).据报道,铁在IOCS表面以氧化铁形式存在,比表面积提高5~10倍,且表面主要带正电荷,吸附容量大大增加[12].目前已有大量关于纳米材料[13-14]、胶体[15-16]、重金属[17-18]和有机物[19-20]等在IOCS中迁移规律的研究,而关于磺胺类抗生素在IOCS中迁移特征的研究鲜有报道.

Hydrus-1D是用于模拟一维饱和与非饱和多孔介质中水流、溶质运移以及热量传输的软件,该软件用Richards方程表征水流运动过程,用对流-弥散方程描述溶质运移过程;采用Galerkin线性有限元法对方程进行求解,并可反演水流、溶质在多孔介质中的水力传导率、吸附、解吸、降解和弥散等相关参数,对水流和溶质迁移特征进行量化再现,具有灵活的输入输出功能,在土壤水分运动和溶质运移方面具有广泛的适用性[21].

本文以SDZ为研究对象,采用室内土柱出流实验,研究不同铁含量和离子强度下SDZ在石英砂中的迁移特征,并采用Hydrus-1D对结果进行模拟,以探讨其在多孔介质中的迁移转化机理,进而为SDZ的土壤及地下水污染修复提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 供试材料

SDZ,纯度99%,购自北京百灵威科技有限公司,石英砂(QS)、HCl、NaOH、FeCl3·6H2O、KBr、CaCl2均为分析纯.

选取20~40目石英砂,首先用0.1mol/L的HCl溶液浸泡24h,用去离子水反复冲洗,然后用0.1mol/L的NaOH溶液浸泡24h,用去离子水反复冲洗至pH值为中性,105℃烘干备用.

IOCS的制备[22].取3份清洗过后的石英砂100g于直径10cm的培养皿中,分别加入50mL 0.05,0.1, 0.5mol/L的FeCl3·6H2O溶液,边搅拌边加入3mL 5mol/L的NaOH溶液,调pH值为碱性,搅拌均匀后放入烘箱,于105℃高温加热,前6h每隔一段时间搅拌一次,防止石英砂颗粒互相粘连,直至溶液完全蒸干,24h后停止加热并冷却至室温,用去离子水反复冲洗至颜色不变后于105℃烘干备用,制备的3种IOCS分别为IOCS1、IOCS2、IOCS3,其表面铁含量分别为1.3,2.1,3.5mg/g.

1.2 实验方法

1.2.1 土柱填装 实验土柱为高20cm,内径5cm的有机玻璃柱,分别取QS和不同铁含量的IOCS约560g分5次进行填装,每填完一层用玻璃棒轻微搅动并用压实器压实,以保证土柱填装均匀,在土柱两端接口处分别放置一层脱脂棉,然后放一层内径5cm的滤纸,使溶液均匀流入、流出,并防止砂粒流出堵塞进出水口.

1.2.2 示踪实验 以KBr为示踪剂,通过Br-穿透曲线来判断土柱填装的均匀性,并为SDZ运移模拟提供弥散系数等水力学参数.首先用蠕动泵将0.01mol/L的CaCl2溶液以较低流速自下往上输入分别装有QS和3种IOCS的砂柱中,使砂柱饱和并排出空气,然后转变入流方向,待流场稳定后从上往下脉冲输入1孔隙体积(PV)0.05mol/L的KBr溶液,最后再输入0.01mol/L的CaCl2溶液,用自动部分收集器收集出流液,直至检测不到Br-为止,Br-浓度用Br-选择电极进行测定,实验完成后继续利用该组砂柱进行不同铁含量下SDZ迁移实验,每个实验重复2次.其中孔隙体积

PV=(1)

式中:PV为无量纲时间;为孔隙水流速,cm/min;为时间,min;为土柱长度,cm.

1.2.3 SDZ迁移实验 在不同铁含量实验中,设置石英砂表面铁含量分别为0,1.3,2.1,3.5mg/g,然后将pH=6.14,浓度为0.01mol/L的CaCl2溶液通过蠕动泵自下往上输入分别装有这四种砂的砂柱中进行饱和,约40h后转变入流方向,待流场稳定后自上往下分别脉冲输入30mg/L的SDZ溶液约600mL,然后再用0.01mol/L的CaCl2溶液分别进行洗脱.

在不同离子强度实验中,设置CaCl2浓度分别为0.001,0.005,0.01,0.05mol/L,用IOCS3填装砂柱, QS砂柱作为对照,然后分别用pH=6.14上述浓度的CaCl2溶液饱和砂柱,SDZ输入以及洗脱过程同上.

用自动部分收集器收集出流液.用紫外分光光度计(UV9100C PC,北京莱博泰科仪器有限公司)测定出流液中SDZ的浓度[23],pH计(PHS-3C,上海精科仪器有限公司)测定pH值,ORP复合电极(雷磁 501,上海精密科技有限公司)测定氧化还原电位(h),便携式电导率仪(雷磁 DDB-303A,上海精密科技有限公司)测定电导率(c),本实验重复2次.

1.3 运移模型

局部平衡对流-弥散方程(LEA)描述稳定流条件下,只考虑吸附作用时,溶质在一维均匀介质中的运移过程,且吸附过程瞬时可逆[24].方程如下:

式中:为溶质浓度mg/L;为时间,min;为水动力弥散系数,cm2/min,;为弥散度,cm;为平均孔隙水流速,cm/min,s;为水流通量,cm/min;s为饱和含水量,cm3/cm3;为迁移距离,cm;为容重,g/cm3;为溶质在单位质量土壤上的吸附量, mg/g;为吸附量随时间的变化,对于非反应性Br-,为0,所以可以利用确定性平衡方程来反演出参数、s.

非平衡单点吸附模型(OSM)假定吸附过程为动力学吸附,不存在瞬时吸附,Freundlich等温吸附模型可以很好地描述SDZ的吸附过程[25].方程如下:

式中:为溶质浓度,mg/cm3;e为吸附平衡时单位质量土壤吸附的溶质浓度,mg/g;为动力学吸附的溶质浓度,mg/cm3;为描述动力学吸附过程的一阶速率常数,min-1;F为吸附分配系数,cm3/g.

利用Freundlich等温吸附模型线性化方法求线性分配系数,并求得阻滞因子d[26]:

式中:为线性吸附分配系数,无单位;为吸附特征参数;为容重,g/cm3;0为SDZ初始浓度,mg/L;为体积含水量,cm3/cm3.

1.4 数据处理

采用Microsoft Excel 2007进行数据处理,采用Origin 9.0、CorelDRAW X7软件作图,采用Hydrus-1D软件对实验结果进行模拟,并反演得到相关参数.

2 结果与讨论

2.1 铁含量对SDZ在石英砂中迁移的影响

图1 不同铁含量下SDZ的穿透曲线

图2 SDZ吸附作用示意

图1为不同铁含量下SDZ的穿透曲线,图2为SDZ吸附作用示意图.可以看出,IOCS表面铁含量越多,SDZ出流时间越晚,穿透曲线峰值越低,越不利于SDZ的迁移.一方面,随着铁含量的增加,IOCS表面粗糙度增大,从而比表面积也随之增大[27],更有利于SDZ的吸附;另一方面,由于表面羟基化作用,氧化铁在水溶液中可以发生表面离子化或电离化,从而使IOCS表面出现可变电荷[28].在一定pH值下,介质表面正电荷与负电荷数量相等,表面净电荷为零,此时的pH值称为可变电荷的电荷零点(PZC).当溶液pH pHPZC时,介质表面可变电荷为负电荷[29].一般氧化铁矿物的电荷零点在8.5左右[30],所以在pH=4~6.5范围内,IOCS表面主要带正电荷,表面铁主要以水合阳离子形式存在,SDZ主要以中性分子兼少量阴离子形式存在,分子形态的SDZ具有更强的疏水性,且IOCS表面提供的疏水性吸附点位能更好的与其结合;由于非专性吸附作用,阴离子形态的SDZ在静电引力作用下会与带正电荷的IOCS产生静电吸附,且IOCS表面铁含量越多,所带的正电荷越多,静电引力越大,越有利于SDZ的吸附.

由图3可以看出,QS和IOCS出流液的pH值不同,且QS>IOCS1>IOCS2>IOCS3.原因可能是IOCS表面的水合氧化铁易发生电离生成H+,随着IOCS表面铁含量的增加,生成的H+越多,从而溶液的pH值越低.

出流液的氧化还原电位处于200~360mV之间,属于氧化条件,整体呈现与pH值相反的规律,4种情况下氧化还原电位大小顺序为:IOCS3>IOCS2> IOCS1>QS.

出流液电导率整体呈下降的趋势,电导率变化主要与溶液中Ca2+变化有关,可能是因为迁移过程中,溶液中大量Ca2+吸附在IOCS表面,导致出流液中Ca2+离子浓度有所减少,从而引起电导率下降.

2.2 离子强度对SDZ在石英砂中迁移的影响

由图4可知,同一离子强度下,SDZ在IOCS中迁移的穿透曲线峰值均低于QS,说明氧化铁的存在抑制了SDZ的迁移.不同离子强度下,随着CaCl2浓度的增加,SDZ在QS和IOCS中迁移的穿透曲线峰值均增大,说明离子强度的增加促进了SDZ的迁移.QS表面为负电荷,在出流液pH=6.2~7.4范围内,SDZ主要以阴离子和中性分子形态存在,带负电荷的石英砂与SDZ阴离子产生静电斥力,不利于SDZ阴离子吸附,中性SDZ分子可能更易吸附在QS表面,但随着离子强度的增加,越来越多Ca2+与QS结合,与SDZ中性分子竞争吸附点位,从而促进SDZ迁移;对于IOCS,在出流液pH=3.5~6.5范围内,其表面带正电荷,此时SDZ主要以中性兼少量的阴离子存在,IOCS表面水合氧化铁的羟基在酸性条件下会产生去质子化位点,与SDZ中性分子结合形成外层表面络合物,外层表面络合物并不稳定,随着离子强度的增加,大量Ca2+会与水合氧化铁的羟基结合吸附在IOCS表面,与SDZ形成竞争吸附,从而促进SDZ迁移;少量SDZ阴离子会与带正电荷的IOCS产生静电引力,随着离子强度的增加,Ca2+与SDZ阴离子作用力加强,从而减少静电引力作用,促进SDZ迁移.这与不同CaCl2浓度下诺氟沙星在土壤中吸附规律相似[31].

图5为不同离子强度下出流液中pH值、h、c变化特征.SDZ在QS中迁移时,出流液pH值先增大,在1PV左右开始趋于稳定,在4PV左右开始降低,与SDZ出流规律一致,原因可能是在迁移过程中,SDZ阴离子与H+结合随出流液流出,从而使出流液中H+数量减少,pH值先上升并趋于稳定,当SDZ浓度开始减小时,与H+结合的SDZ阴离子数量减少,从而出流液中H+数量开始增加,pH值随之降低;SDZ在IOCS中迁移时,出流液pH值呈降低趋势,且最后均稳定在4左右,原因可能是IOCS表面氧化铁发生电离,产生大量H+,从而使溶液中H+含量增加,其数量远大于与SDZ阴离子结合的H+,所以出流液pH值持续降低并趋于稳定.

由氧化还原电位变化可以看出,所有实验均在氧化性条件下进行,且氧化还原电位整体变化趋势与pH值变化趋势相反,SDZ在QS中迁移时,出流液氧化还原电位先降低然后再升高,在IOCS中迁移时,氧化还原电位则呈上升趋势.

由电导率曲线可以看出,随着离子强度的增强,电导率增大,这是因为Ca2+对电导率变化起主导作用,离子强度越高,出流液中Ca2+浓度越大,从而电导率越大.

2.3 Br-穿透曲线及参数确定

图6 Br-在QS和IOCS中迁移的穿透曲线

表1 Br-穿透曲线拟合相关参数

图6为Br-在QS和IOCS中迁移的穿透曲线及拟合曲线,表1为利用LEA拟合Br-穿透曲线得到的相关参数.Br-穿透曲线对称性良好,不存在拖尾现象,/0最大值都能达到1,说明土柱填装比较均匀,不存在大孔隙及优先流等现象.利用LEA对Br-运移进行模拟,并反演参数s、,由于仅有2个未知参数,因此模型解的不唯一性较低,s取实验中的饱和水流通量.由结果可知,拟合曲线与实测曲线基本重合,2均在0.98以上,RMSE均小于0.027,拟合效果较好.饱和含水量s与实测值0.46cm3/cm3相差不大,弥散度均在0.13cm左右.

2.4 不同铁含量时SDZ拟合曲线及参数确定

采用Br-示踪实验拟合得到的s、作为固定参数,利用OSM模型对不同铁含量时SDZ的运移进行模拟,由于模型中的F、、解不是唯一确定的,所以取不同的参数初始值进行多次模拟计算,直到模拟值与实测值的误差很小,此时的参数组合即是最佳参数组合;阻滞因子d根据公式(6)求得.由图7、表2可知,不同铁含量时SDZ运移的拟合值与实测值接近,2均大于0.97,RMSE均小于0.032,拟合效果较好.OSM模型假定吸附过程为动力学吸附,不存在瞬时吸附,所以瞬时吸附点位所占分数=0.吸附分配系数F随着IOCS表面铁含量的增加而增大,说明铁含量越大,促进了SDZ的吸附.阻滞因子d与F呈相同的变化规律,说明随着IOCS表面铁含量的增大,SDZ迁移受到的阻力作用越大.吸附特征参数>1,表明不同铁含量的IOCS表面具有较强的均一性[32].一阶动力学速率常数数值较小,说明SDZ在介质表面吸附性较弱.

表2 不同铁含量时SDZ穿透曲线拟合相关参数

2.5 不同离子强度时SDZ拟合曲线及参数确定

不同离子强度下SDZ拟合过程及参数确定依据与不同铁含量情况下类似.由图8、表3可知,不同离子强度下SDZ穿透曲线与拟合曲线基本吻合,且2均在0.97以上,RMSE均小于0.027,拟合效果较好.在QS和IOCS中,F均随着离子强度的增大而减小,说明高离子强度促进了SDZ迁移,且同一离子强度下,相对于QS,IOCS中F值均较大.>1,说明QS和IOCS表面均一性较强.数值较小,说明此条件下吸附作用比较弱.阻滞因子d与F变化趋势相同,说明离子强度越大,SDZ迁移过程中遇到的阻力作用越小,越容易迁移,这与实验结果相符合.

图8 不同离子强度下SDZ的拟合曲线

表3 不同离子强度下SDZ穿透曲线拟合相关参数

续表3

3 结论

3.1 氧化铁的存在会抑制SDZ迁移,且铁含量越多,抑制作用越大.当IOCS表面铁含量为3.5mg/g时,SDZ出流的相对浓度峰值/0最小,约为0.71.

3.2 离子强度的增加会促进SDZ在QS和IOCS中的迁移,当CaCl2浓度为0.05mol/L时,SDZ出流的相对浓度峰值/0最大,分别在0.90和0.76左右.这可能是高离子强度下,Ca2+与SDZ竞争吸附作用较大造成的.

3.3 运用Hydrus-1D中非平衡单点吸附模型对SDZ迁移过程进行模拟,拟合所得2均大于0.97,RMSE均小于0.032,拟合效果较好;反演得到的吸附分配系数F、阻滞因子d均随着铁含量的增加而增大,随离子强度的增加而减小,>1,数值均较小.

[1] Chen H, Ma L Q, Gao B, et al. Influence of Cu and Ca cations on ciprofloxacin transport in saturated porous media [J]. Journal of hazardous materials, 2013,262:805-811.

[2] 葛林科,任红蕾,鲁建江,等.我国环境中新兴污染物抗生素及其抗性基因的分布特征[J]. 环境化学, 2015,34(5):875-883. Ge L K, Ren H L, Lu J J, et al. Occurrence of antibiotics and corresponding resistance genes in the environment of China [J]. Environmental Chemistry, 2015,34(5):875-883.

[3] Sarmah A K, Meyer M T, Boxall A. A global perspective on the use, sales, exposure pathways, occurrence, fate and effects of veterinary antibiotics (VAs) in the environment [J]. Chemosphere, 2006,65(5): 725-759.

[4] Diaz-Cruz M S, Maria J, Damià B. Environmental behavior and analysis of veterinary and human drugs in soils, sediments and sludge [J]. Trends in Analytical Chemistry, 2003,22(6):340-351.

[5] 成玉婷,吴小莲,向 垒,等.广州市典型有机蔬菜基地土壤中磺胺类抗生素污染特征及风险评价 [J]. 中国环境科学, 2017,37(3):1154- 1161. Cheng Y T, Wu X L, Xiang L, et al. Distribution and risk assessment of sulfonamide antibiotics in soil from organic vegetable farms in Guangzhou [J]. China Environmental Science, 2017,37(3):1154-1161.

[6] 张敬沙,庞炳坤,吴 杰,等.兽用抗生素磺胺二甲嘧啶对麦田NH3挥发的影响[J]. 中国环境科学, 2018,38(6):2039-2046. Zhang J S, Pang B K, Wu J, et al. Effect of veterinary antibiotics on NH3volatilization from winter-wheat field [J]. China Environmental Science, 2019,(7):1-10.

[7] 赵方凯,杨 磊,乔 敏,等.土壤中抗生素的环境行为及分布特征研究进展[J]. 土壤, 2017,49(3):428-436. Zhao F K, Yang L, Qiao M, et al. Occurrence of antibiotics and corresponding resistance genes in the environment of China [J]. Soils, 2017,49(3):428-436.

[8] 郭学涛,苗 育,葛建华,等.pH值和离子强度对针铁矿吸附磺胺二甲基嘧啶的影响机制[J]. 环境科学学报, 2016,36(7):2476-2482. Guo X T, Miao Y, Ge J H, et al. The influence of pH and ionic strength on the sorption of sulfamethazine by goethite [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016,36(7):2476-2482.

[9] Martin S, Shchukarev A, Hanna K, et al. Kinetics and mechanisms of ciprofloxacin oxidation on hematite surfaces [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(20):12197-12205.

[10] 顾 维,赵 玲,董元华,等.针铁矿吸附诺氟沙星特征的研究[J]. 中国环境科学, 2011,31(8):1314-1320. Gu W, Zhao L, Dong Y H, et al. Characteristics of norfloxacin sorption on goethite [J]. China Environmental Science, 2011,31(8):1314-1320.

[11] Raquel A, Figueroa, Allison A, et al. Sorption of oxytetracycline to iron oxides and iron oxide·rich soils [J]. Environmental Science & Technology, 2005,39:6664-6671.

[12] 丁春生,卢敬科,张德华,等.铁盐改性砂制备及其吸附Zn2+的性能研究[J]. 环境污染与防治, 2009,31(11):44-52. Ding C S, Lu J K, Zhang D H, et al. Preparztion of ferric salt modified sands for Zn2+adsorption [J]. Environmental Pollution Control, 2009, 31(11):44-52.

[13] Deng J W, Chong Y S, Yan J, et al. Role of solution chemistry in the retention and release of graphene oxide nanomaterials in uncoated and iron oxide-coated sand [J]. Science of the Total Environment, 2017, 579:776-785.

[14] Qi Z C, Du T T, Ma P K, et al. Transport of graphene oxide in saturated quartz sand containing iron oxides [J]. Science of the Total Environment, 2019,657:1450-1459.

[15] Phili, P R, Johnson, Sun N, et al. Colloid transport in geochemically heterogeneous porous media: modeling and measurements [J]. Environmental Science & Technology, 1996,30:3284-3293.

[16] Bunn R A, Magelky R D, Ryan J N, et al. Mobilization of natural colloids from an iron oxide coated sand aquifer: effect of pH and ionic strength [J]. Environmental Science & Technology, 2002,36:314-322.

[17] Pierce M L, Moore C B. Adsorption of arsenite and arsenate on amorphous iron hydroxide [J]. Water Research, 1982,16(7):1247- 1253.

[18] Hsu J C, Lin C J, Liao C H, et al. Removal of As(V) and As(III) by reclaimed iron-oxide coated sands [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,153(1/2):817-826.

[19] 邓慧萍,徐迪民,易小萍,等.几种改性滤料去除水中有机物的性能比较[J]. 同济大学学报, 2001,29(4):444-447. Deng H P, Xu D M, Yi X P, et al. Comparison of performance of several modified filter materials for removing organic matter from water [J]. Journal of Tongji University, 2001,29(4):444-447.

[20] 赵玉华,贾 莹,张 旭.不同改性石英砂去除有机物的效能比较[J]. 中国给水排水, 2007,23(19):15-18. Zhao Y H, Jia Y, Zhang X. Comparison of removal efficiency of organic matter by different modified quartz sands [J]. China Water & Wastewater, 2007,23(19):15-18.

[21] 李 玮,何江涛,刘丽雅,等.Hydrus-1D软件在地下水污染风险评价中的应用[J]. 中国环境科学, 2013,33(4):639-647.Li W, He J T, Liu L Y, et al. Application of Hydrus-1D software in groundwater contamination risk assessment [J]. China Environmental Science, 2013,33(4):639-647.

[22] Brigante M, Zanini G, Avena M. Effect of humic acids on the adsorption of paraquat by goethite [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,184(1-3):241-247.

[23] 尚尔宁,沈惠明,樊 祥.分光光度法测定磺咳合剂中磺胺嘧啶的含量[J]. 抗感染药学, 2004,1(2):84-85. Shang E N, Shen H M, Fan X. Determination of sulfadiazine content in sulfadiazine anticough mixture by spectrophotometry [J]. Anti-Infection Pharmacy, 2004,1(2):84-85.

[24] Toride N F, Leij F J, Genuchten M T V. The CXTFIT code for estimating transport parameters from laboratory or field tracer experiments [J]. Research, 1995,137.

[25] 张步迪,林 青,徐绍辉.磺胺嘧啶在原状土柱中的运移特征及模拟[J]. 土壤学报, 2018,55(4):879-888. Zhang B D, Lin Q, Xu S H, et al. Characteristics and simulation of transport of sulfadiazine in undisturbed soil columns [J]. Acta Pedologica Sinica, 2018,55(4):879-888.

[26] 徐秀姣,林 青,徐绍辉.环丙沙星在石英砂中的吸附迁移特征及参数分析[J]. 环境科学学报, 2016,36(6):2085-2094.Xu X J, Lin Q, Xu S H. Adsorption transport and parameter analysis of ciprofloxacin in quartz sand [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(6):2085-2094.

[27] Qi Z C, Du T T, Ma P K, et al. Transport of graphene oxide in saturated quartz sand containing iron oxides [J]. Science of the Total Environment, 2019,657:1450-1459.

[28] Sébastien M, Shchukarev A, Hanna K, et al. Kineticsand mechanisms of ciprofloxacin oxidationon hematite surfaces [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49(20):12197-12205.

[29] 李学垣.土壤化学及实验指导[M]. 北京:农业出版社, 1997:80-81. Li X H. Soil chemistry and experimental guidance [M]. Beijing: Agriculture Press, 1997.80-81.

[30] Murray J W. The surface chemistry of hydrous manganese dioxide [J]. Journal of Colloid and Interface Science, 1974,46(3):357-371.

[31] 张劲强,董元华.阳离子强度和阳离子类型对诺氟沙星土壤吸附的影响 [J]. 环境科学, 2007,28(10):2383-2388. Zhang J Q, Dong Y H. Influence of strength and species of cation on adsorption of norfloxacin in typical soils of China [J]. Environmental Science, 2007,28(10):2383-2388.

[32] Selim H M. Modeling the transport and retention of inorganics in soils [J]. Advances in Agronomy, 1992,47:331-384.

Characteristics of sulfadiazine migration in iron oxide coated sand and a comparison with simulation results.

ZHANG Hui, LIN Qing, XU Shao-hui*

(College of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China)., 2019,39(11)：4712~4721

In order to investigate the migration characteristics of sulfonamide antibiotics in soil, sulfadiazine (SDZ) was used as a model component, and quartz sand (QS) was used as a medium to obtain iron oxide coated sand (IOCS). The effects of iron content and ionic strength on the migration of SDZ in IOCS were studied through column experiments, and the obtained results were simulated by Hydrus-1D software. The results of column experiments showed that the migration of SDZ was inhabited with an increase in the iron content on the surface of IOCS. The more the iron content, the higher the roughness, and the more the positive charge is carried through, which is beneficial to the adsorption of SDZ. An increase in the ionic strength promoted the migration of SDZ in QS and IOCS, which is mainly controlled by electrostatic interaction, surface complexation, and competitive adsorption. The migration process of SDZ under different iron contents and ionic strength can be better simulated by non-equilibrium one-site sorption model (OSM) in Hydrus-1D. The fitted curve is in agreement with the measured curve, where2>0.97 and RMSE<0.032. The adsorption distribution coefficient,Fincreased with an increase in iron content and decreased with an increase in ionic strength. The retardation factor,dshowed the same trend asF. The adsorption characteristic parameter>1, and the first-order kinetic rate constantwere observed to be small.

sulfadiazine；iron oxide coated sand；migration；Hydrus-1D；iron content；ionic strength

X131.1

A

1000-6923(2019)11-4712-10

张 惠(1995-),女,山东聊城人,青岛大学硕士研究生,主要从事地下环境中水流和溶质运移及数值模拟.

2019-04-24

国家自然科学基金资助项目(41571214,41807010)

* 责任作者, 教授, shhxu@qdu.edu.cn