DOMs耦合生物质炭对土霉素的吸附行为研究

苏帆 吴挺勋 邓惠 赵媛媛 林天 俞花美 吴晓晨 葛成军

摘  要：以650 ℃下制备甘蔗渣生物质炭（BC650）为研究对象，在模拟自然条件下，在BC650上负载环境中常见的溶解性有机质（DOMs）即小分子没食子酸（GA）和大分子黄腐酸（HA），并对其性质进行表征;再以典型抗生素土霉素为目标污染物，探究外源DOMs耦合生物质炭对抗生素的吸附性能的影响。结果表明，DOMs的负载提高了生物质炭的比表面积，生物质炭的表面化学性质发生改变;预载DOMs后，生物质炭对土霉素的吸附能力明显降低，且GA负载的抑制作用较HA更为显著，就平衡吸附量而言，HA处理后其下降了10%，而GA的处理使其降低了30%，DOMs的预载对生物质炭吸附抗生素的影响可能是由DOMs处理改变了生物质炭的表面化学性质而致;DOMs负载前后生物质炭对土霉素表现出非线性吸附，氢键作用为主要吸附机制。所得结果可为生物质炭在抗生素污染控制中的实际应用提供重要的理论依据。

关键词：生物质炭;溶解性有机质;土霉素;吸附行为

中图分类号：X505      文献标识码：A

Sorption of Oxytetracycline by Biochar with DOMs Preloading Treatment

SU Fan1，2， WU Tingxun1，2， DENG Hui1，2， ZHAO Yuanyuan1，2， LIN Tian3， YU Huamei1，2， WU Xiaochen3*，

GE Chengjun1，2*

1. Key Labrotoary of Agro-Forestry Environmental Processes and Ecological Regulation of Hainan Province， Haikou， Hainan 570228， China; 2. College of Ecology and Environment， Hainan University， Haikou， Hainan 570228， China; 3 Hainan Academy of Environmental Sciences， Haikou， Hainan 571126， China

Abstract： In the present work， biochar （BC650）， prepared from the pyrolysis of sugarcane wastes at a heating temperature of 650 ℃， was loaded with two different types of DOMs， i.e. gallic acid （GA） with a smaller size and larger fulvic acid （HA）. The main properties were characterized with elemental analyzer， scanning electron microscope， etc. Oxytetracycline was selected as the target micropollutants， and its sorption by biochar with DOMs loading was also investigated. Biochar with DOMs treatment increased the specific surface area of biochar， and the chemical properties were also changed. Sorption of oxytetracycline by biochar was reduced significantly in the presence of DOMs， and the inhibition of GA for oxytetracycline sorption by biochar was larger than that of HA. The reduction seemed to be related to the change of chemical structure of biochar after DOMs loading. All isothermal curves were non-linear， and sorption of oxytetracycline to biochar was mainly governed by H-bonding interaction. The results could provide an important information for the practical application of biochar for antibiotic pollution control.

Keywords： biochars; dissolved organic matters; oxytetracycline; sorption

DOI： 10.3969/j.issn.1000-2561.2021.04.040

生物質炭是生物质在缺氧或厌氧条件下经裂解炭化产生的一类具有高比表面积和高度芳香化结构的物质[1-2]。因其具有较大的比表面积和发达的微孔结构等特性，生物质炭对土壤和水环境中重金属、农药、抗生素等污染物表现出良好的吸附性能[3-7]。近几年来，国内外很多的研究人员利用木屑、作物秸秆、果皮、动物粪便废弃物甚至城市污泥等常见的农林废弃物制备生物质炭，并将其运用于治理工业废水或修复污染土壤[2， 8-12]。溶解性有机质（DOMs）是由含有不同理化性质的化合物（如碳水化合物、长链脂肪族化合物、羟基化合物和蛋白质等）组成的混合物[13]，能够通过表面力与水环境中的金属、有机污染物、纳米粒子和胶体相互作用，进而影响这些物质的迁移转化规律以及生物可利用性[14-16]。此外，DOMs的存在可以通过表面覆盖或微孔堵塞的方式改变生物质炭最初的理化性质，进而影响生物质炭对污染物的吸附性能[17-19]。因此，研究预载DOMs后生物质炭的性质对了解DOMs对生物质炭吸附污染物的影响具有重要意义。目前关于不同类型DOMs的预载对生物质炭吸附抗生素的影响研究还很缺乏。

以热带地区丰富的甘蔗渣为原料制备生物质炭，在模拟自然条件下，选用小分子的没食子酸（GA）和大分子的黄腐酸（HA）为代表性DOMs对所得生物质炭进行负载，借助元素分析仪、扫描电镜（SEM）、傅里叶红外吸收光谱（FTIR）等手段对其性质进行表征;研究DOMs负载前后生物质炭对土霉素抗生素的动力学、等温线及热力学特征，定量评估负载DOMs对生物质炭吸附目标污染物土霉素的影响，以期为实现农业废弃物的资源化利用提供一种新的思路，为自然环境中抗生素的污染治理提供科学依据。

1  材料与方法

1.1  材料

1.1.1  材料与试剂  甘蔗渣废弃物经自然风干后，使用植物粉碎机将其磨碎成粉末，备用。

没食子酸（GA）和黄腐酸（HA，纯度>90%），上海化学试剂公司;土霉素（纯度>99.9%），德国DR. Ehrenstofer公司;甲醇和乙腈为色谱级，赛默飞科技有限公司;其他化学药品均为国产分析纯。

1.1.2  仪器与设备  ZDP- 150人工振荡培养箱 （上海精宏）;Spring-S60i+PALL超纯水系统（美国Pall）;Vario EL cube元素分析仪（德国 Elementar）;Nicolet iS10傅立叶红外光谱仪（FTIR，美国赛默飞）;EV018 Special Edition扫描电子显微镜（SEM，德国EV018）;TriStar Ⅱ 3020静态氮吸附仪（美国麦克）;Waters 2695-2487高效液相色谱仪（HPLC，美国Waters）。

1.2  方法

1.2.1  负载不同类型DOMs生物质炭的制备  将甘蔗渣粉末以0.5 g/cm3左右的填充密度填充到炭化炉内，以10 ℃/min的速率升温到200 ℃，停留2 h后，以同样的速率升温至650 ℃热解炭化3 h。当温度降低至60 ℃时出料，制得的样品记为BC650。

选用没食子酸（GA）和黄腐酸（HA）为模型DOMs，采用室内培养方法将其分别负载于BC650表面，操作方法参考文献[20-21]，具体如下：（1）用去离子水加热溶解配成浓度为500 mg/L GA溶液;（2）用少量的0.1 mol/L NaOH溶液溶解HA粉末，并用去离子水配成浓度为500 mg/L溶液，该溶液的初始pH调至7;（3）分别移取150 mL 500 mg/L GA和HA溶液到含有1 g生物质炭的锥形瓶中，密封后置于培养箱中平衡7 d;（4）振荡结束后，将上述溶液过滤，用去离子水清洗干净，并将收集到的样品烘干、磨碎，过60目筛，密封贮存备用。负载DOMs的生物质炭分别记为GA-BC650和HA-BC650。

1.2.2  DOMs负载前后生物质炭性质表征方法  采用元素分析仪分析DOMs负载前后生物质炭中C、H、N、S 4种主要元素的含量。样品表面形貌采用SEM在扫描加速电压为10.0 kV和室温条件下进行表征。采用静态氮吸附仪分析测定样品比表面积（SBET）和孔径分布。采用FTIR定性分析样品表面官能团。

1.2.3  土霉素溶液的配制和分析方法  土霉素标准储备液：准确称取0.1000 g土霉素粉末，用少量甲醇溶解，用超纯水配制成100 mg/L的土霉素溶液，避光于4 ℃冰箱中保存，备用。

分析方法：借助高效液相色谱（HPLC）测定溶液中土霉素含量。分析條件为：色谱柱：Gemini C18柱（150 mm×4.6 mm， 5 μm）;柱温30 ℃;流动相为乙腈+0.5%磷酸（15∶85，V/V）水溶液，等度洗脱10 min;流速为1.0 mL/min;检测波长：355 nm;进样量：20 μL。该色谱条件下土霉素的保留时间为6.7 min。采用外标法定量检测，土霉素加标回收率为91%～109%。

1.2.4  吸附动力学实验  采用OCED guideline 106 批量平衡法进行动力学实验。按照1∶200固液比，分别称取0.05 g的DOMs负载前后生物质炭样品于塑料离心管中，以0.01 mol/L CaCl2溶液为支持电解质，加入10 mL 20 mg/L的土霉素标准使用液。为消除微生物降解作用的干扰，在各处理中加入浓度为0.01 mol/L NaN3。将上述样品置于（25±0.5）℃、转速为200 r/min下避光振荡。取样时间间隔设定为15 min、30 min、1 h、2 h、4 h、6 h、8 h、12 h、24 h、36 h和48 h。取出的样品过0.22 μm有机滤膜，用HPLC测定滤液中抗生素的含量。该研究中的所有处理均设置3个重复和1个空白对照。在试验中，未观察到明显的器壁和滤膜的吸附损失。

生物质炭中土霉素的吸附量采用下式进行计算：

式中，Cs为生物质炭吸附土霉素的量（mg/kg）;C0是土霉素初始浓度（mg/L）;Ce为达到平衡时溶液中土霉素浓度（mg/L）;V为土霉素溶液体积（L）;m为生物质炭称取量（kg）。

1.2.5  吸附等温线  称取0.05 g DOMs负载前后生物质炭样品于离心管中，并加入10 mL不同浓度（1、3、5、10、15、20 mg/L）的土霉素标准使用液（含0.01 mol/L CaCl2和0.01 mol/L NaN3）。将上述样品分别置于（25±0.5）℃下避光振荡，24 h后取出。过0.22 μm滤膜后使用HPLC分析溶液抗生素的含量。吸附热力学试验步骤与等温线的操作相同，区别在于将振荡温度分别设置为（15±0.5）℃（288 K）、（25±0.5）℃（298 K）和（35±0.5）℃（308 K）进行试验。

待吸附试验完成后，去除离心管中的上清液，将吸附后的生物质炭冷冻干燥，过200目筛，采用FTIR分析生物质炭吸附土霉素后的表面基团的变化。

1.2.6  溶液初始pH的影响  分别称取0.05 g生物质炭样品于塑料离心管中，分别加入初始pH为2、5、7、10、12（用1 mol/L HCl和NaOH调节）的20 mg/L土霉素溶液10 mL进行吸附实验。其他步骤参照吸附等温线试验。

1.3  数据处理

分别采用Excel和SPSS19软件对土霉素的吸附数据进行统计分析处理，使用Origin8.0软件作图。采用常用模型伪二级动力学模型、Elovich模型和颗粒内扩散方程来描述生物质炭对土霉素吸附量和反应时间的关系。Freundlich模型和Langmuir模型是2种比较常用的吸附模型，所得的相关参数可用于评价生物质炭和土霉素的相互作用机制。通过分析吸附热力学参数（吉布斯自由能△Go，焓变△Ho和熵变△So），可以推测生物质炭吸附抗生素的主要吸附作用力及吸附类型。

2  结果与分析

2.1  DOMs预载生物质炭的性质与表征

DOMs预载前后生物质炭的元素组分见表1。DOMs预载前后生物质炭中含有C、H、N、S等元素，其中含量最高的元素是C，为76.98%～ 79.15%。

预载DOMs前后生物质炭的比表面积及孔径分布见表2。当负载HA后，BC650比表面积从271.2 m2/g升至422.20 m2/g，这与前人的报道不一致，负载丙氨酸和腐殖酸降低了秸秆碳的比表面积，且前者的作用小于后者[20]。可能是由于HA的参与促进了生物质炭的矿化作用，进而发育出更多的微孔。与HA一样，GA的预载促进了BC650的微孔发展，但GA-BC650的比表面积低于HA-BC650，表明GA-BC650可能存在一定程度的微孔堵塞现象。在扫描电镜图片（图1）中可以清楚地看到，有大量的白色颗粒附着GA-BC650表面，然而在HA-BC650上并未明显地发现白色颗粒，证实大量的GA可以进入到生物质炭的微孔内。SEM的观测结果与比表面积和孔径分析的结果吻合。

DOMs预载前后生物质炭的红外吸收光谱图（FTIR）如图2所示。就BC650而言，在3386～ 3423 cm?1处出现的特征峰与羟基（O-H）官能团

有关[22];谱线上波数为1568～1594 cm?1处的峰是芳环上C=C和C=O基团伸缩振动产生的吸收峰[3];在1102 cm?1附近出现了一个强的C-O键伸缩振动红外吸收峰，该官能团主要存在于酚类或者氢氧基团中[3]。与BC650相比较，HA-BC650和GA-BC650上的红外吸收峰的位置没有發生改变，但在1100 cm?1处的振动出现减弱（图2），表明HA或GA负载改变了甘蔗渣基生物质炭的表面化学性质，可能影响其对污染物的吸附亲和力。

2.2  DOMs预载前后生物质炭对土霉素吸附性能

2.2.1  土霉素在3种生物质炭上的吸附动力学  DOMs预载前后生物质炭（DOMs-BC）对土霉素的吸附动力学曲线如图3所示。生物质炭上土霉素的吸附量随着时间的延长而增加，这种趋势在前2 h内最为明显，表现为快速吸附;在4～24 h范围内，生物质炭表面的吸附位点逐渐达到饱和，土霉素总吸附量缓慢增加，吸附速率下降并逐渐

趋于平稳;当吸附时间达到24 h后，吸附曲线呈现出较平缓的趋势，认为生物质炭对目标抗生素的吸附基本达到平衡。因此，后续研究选取24 h作为生物质炭吸附土霉素的平衡时间。

伪二级动力学模型、Elovich模型和内颗粒扩散模型被用于描述负载DOMs前后生物质炭对土霉素的吸附过程，其结果见表3。由表中相关系数（R2）可知，伪二级动力学方程和Elovich模型均能较好地描述土霉素在生物质炭上的吸附过程，且均达显著水平。伪二级动力学方程的拟合效果（R2>0.9967）优于Elovich的（R2>0.8722）。颗粒内扩散模型的拟合效果相对较差，尤其是对GA-BC650，其R2低于0.8。

添加外源性DOMs（HA 和GA）后，生物质炭对土霉素的吸附能力明显减弱，表现为BC650>HA-BC650>GA-BC650。然而，这与比表面积的变化趋势不一致。比表面积为422.2 m2/g的HA-BC650的Qe为3030 mg/kg，低于BC650（比表面积：271.2 m2/g）的3333 mg/kg。这表明除了比表面积外，生物质炭的其他性质（如表面官能团）在土霉素的吸附过程中可能扮演着重要角色。

2.2.2  负载DOMs前后生物质炭对土霉素的吸附等温线  在298 K下，以平衡时溶液中土霉素浓度（Ce）为横坐标，生物质炭吸附量（Cs）为纵坐标，绘制了HA和GA预载前后生物质炭对土霉素吸附等温线，见图4。所有的等温线均表现为非线性吸附，属于“H”型（一种特殊的等温线形式），低浓度时基本所有的土霉素都被吸附，中高浓度时等温线的弯曲程度较大，表现出极强的非线性。与BC650和HA-BC650处理相比，GA-BC650等温线非线性程度减弱。

采用2种较常用模型（Freundlich和Langmuir）对相关的吸附数据进行拟合，拟合参数见表4。2个模型均能较好地对3种生物质炭上土霉素的吸附数据进行拟合，且均达显著水平。Langmuir模型的处理效果（R2>0.9929）优于Freundlich模型（R2>0.8550）。由Freundlich模型所得的1/n均小于1，表明所有处理的吸附等温线均呈非线性，与由图4所得结果一致。Kf参数一般被用来评价吸附剂对吸附质的吸附容量和吸附强度。DOMs预载前后log Kf的大小表现为BC650>HA-BC650>GA-BC650，表明DOMs的参与抑制了生物质炭对土霉素的吸附亲和力。通过Langmuir方程可以计算生物质炭中土霉素的最大吸附量（Qmax），相关结果见表4。Qmax值依次为BC650>HA-BC650> GA-BC650，其变化趋势与1/n和log Kf值的基本一致，再次说明DOMs的输入降低了生物质炭的

吸附能力，且GA的抑制强度大于HA。

2.2.3  吸附热力学研究  DOMs预载前后生物质炭对土霉素的吸附热力学参数如表5所示。所有处理的△Go值均小于0，由此判断生物质炭对土霉素的吸附在所研究的温度范围内是一个自发进行的过程[20]。不同温度下的大小表现为308 K>298 K>288 K，证明土霉素在生物质炭上的吸附作用力随反应温度的上升而增加。在一定的温度条件下，对于不同处理的生物质炭，基本上表现为BC650 > HA-BC650 >GA-BC650，这说明DOMs预载化处理不利于生物质炭对土霉素的吸附，与在吸附动力学和等温线试验所得的结果相吻合。所有的△Ho值均大于0，说明土霉素在甘蔗渣生物质炭土壤上的吸附是吸热反应[20]。此外，所有的标准吸附熵变（△So）均为正值，表明土霉素在生物质炭上的吸附是一个熵增的过程[20]。

2.2.4  红外光谱分析  图5为BC650、HA-BC650和GA-BC650吸附土霉素前后的FTIR图谱。由图可知，3种不同性质的生物质炭吸附土霉素后，1100 cm?1（C-O的伸缩或弯曲振动）和1568～ 1594 cm?1（C=C和C=O基团伸缩振动）处红外峰的位置发生偏移，表明吸附前后生物质炭的性质发生变化，这是因为土霉素可以与生物质炭上的部分基团发生相互作用。据文献报道，土霉素的红外光谱也主要集中于波数在1100～1700 cm?1的范围内[23]。

2.2.5  溶液初始pH的影响  根据相关文献，溶液pH已经被认为是影响两性有机污染物在生物质炭上吸附过程的重要因素之一[10]。土霉素具有3个pKa值（pKa1：3.57，pKa2：7.49和pKa3：9.44），不同的pH下土霉素以不同的形态存在于溶液中[24]。溶液初始pH对生物质炭吸附土霉素的影响如图6所示。溶液初始pH对3种不同类型生物质炭吸附土霉素的影响基本相似，具体表现为：（1）当pH<7时，生物质炭对土霉素的吸附量与pH值呈负相关性，即溶液pH越低越有利于土霉素的吸附，这是因为酸性条件下，土霉素主要以阳离子的形态存在，可以与生物质炭上的带负电荷的基团（碱性基团）发生静电吸引作用。当pH上升至7时，中性土霉素为主要形态，因此，生物质炭与土霉素间的交换作用减弱;（2）当pH介于7～10，土霉素的吸附量随着溶液pH的上升而增加。在此pH范围内，带负电荷的土霉素可以生物质炭上的酸性基团发生作用，进而提高生物质炭对土霉素的吸附量;（3）当pH>10时，生物质炭對土霉素的吸附量与pH又呈负相关性。

3  讨论

外源性DOMs的输入明显降低了生物质炭对土霉素的吸附能力。与腐殖酸（HA）相比，预载没食子酸（GA）对甘蔗渣生物质炭吸附土霉素的抑制力更强，表明不同类型DOMs的预载对生物质炭吸附土霉素的能力有所差异。与大分子的HA相比，小分子GA更易进入生物质炭的微孔区域，占用生物质炭的吸附位点，进而降低了生物质炭对土霉素的吸附容量。据文献报道[17-19]，土壤DOMs通过表面覆盖或微孔堵塞的方式改变了黑碳的性质。前人研究已经表明[21]，在DOMs的影响下黑碳对敌稗的吸附能力降低，且降低率主要依赖于DOMs的性质而不是黑碳的性质。DOMs预载处理后，生物质炭的表面性质发生了改变，且不同类型DOMs的影响强度有所差异，GA-BC650较HA-BC650上附着更多的白色颗粒。已有的研究证明[21， 25]，小分子的GA可以吸附在生物质炭的表面点位上，也可进入较低能量的微孔区域，而大分子的DOMs不易到达微孔区域。

生物质炭是一种由“软炭”（未炭化物质）和“硬炭”（已炭化组分）组成的非均质性材料[26]。“软炭”表现为线性吸附，以分配作用为主要机制;“硬炭”含有丰富的有机质结构，可以为吸附质提供更多的吸附位点，其吸附作用包括扩散和孔隙填充2个过程，表现出非线性的等温线曲线[27]。高温制备的BC650含有丰富的“硬炭”结构（较低的H/C比：0.02;在2920 cm?1处的峰消失，脂类分配相被去除）和较大的比表面积，对土霉素的吸附机理主要以孔隙填充为主。因此，DOMs预载前后，土霉素在生物质炭上的吸附均呈非线性，孔隙填充机制为主导机制。

本研究中△Go<0、△Ho>0和△So>0表明，DOMs预载前后，甘蔗渣生物质炭对土霉素的吸附反应在实验室研究的温度范围内为自发的，且这一过程为熵增大的吸热反应，即升温有利于土霉素吸附反应的进行，与傅博敏[5]和石磊平等[28]的研究结果相似。当△Go绝对值小于20 kJ/mol，属于物理吸附;介于80～400 kJ/mol之间则为化学吸附[29]。本研究中的为16.93～21.05 kJ/mol，小于40 kJ/mol，表明生物质炭对土霉素的吸附过程主要是以物理吸附为主。以△Ho值为判定标准，将吸附作用力划分为：范德华力（4～10 kJ/mol）、疏水作用力（5 kJ/mol）、氢键（2～40 kJ/mol）和化学吸附作用力（>60 kJ/mol）[30]。本研究中的△Ho介于11.93～28.69 kJ/mol之间，因此，土霉素在生物质炭上吸附机制可能以氢键作用为主。但是吸附前后生物质炭的1100 cm?1和1568～1594 cm?1处红外峰的位置发生偏移，说明也存在化学吸附。

高pH条件下生物质炭对土霉素的吸附量减弱，主要是因为在该pH条件下生物质炭表面的羧基、羟基等含氧官能团以阴离子形态存在，与带2个负电荷的土霉素发生电荷排斥作用，导致吸附量降低[5]。前人的研究已经表明，甘蔗渣基生物质炭不仅含酸性基团还有碱性官能团，随着热解温度的上升，酸性基团的数量下降，而碱性基团的数量升高，且碱性官能团的增加量高于酸性基团的减少量[7]。因此，酸性条件下更有利于生物质炭对土霉素的吸附作用。

參考文献

[1]Shackley S， Sarah C， Tony K， et al. Sustainable gasification–biochar systems？ A case-study of rice-husk gasification in Cambodia， Part Ⅱ： Field trial results， carbon abatement， economic assessment and conclusions[J]. Energy Policy， 2012， 41： 618-623.

[2]葛成军， 邓  惠， 俞花美， 等. 生物质炭对土壤-作物系统的影响及其在热带地区的应用[J]. 广东农业科学，  2012， 39 （4）： 56-59.

[3]俞花美， 陈  淼， 邓  惠， 等. 蔗渣基生物质炭的制备、表征及吸附性能[J]. 热带作物学报， 2014， 35 （3）： 595-602.

[4]李昉泽. 木薯渣基生物质炭对砖红壤的改良及其对Cu、Cd及抗生素的吸附性能研究[D]. 海口： 海南大学， 2016.

[5]符博敏. 菠萝皮渣生物质炭对土壤中土霉素的去除效应及毒性影响研究[D]. 海口： 海南大学， 2017.

[6]邓  惠. 木薯渣基生物质炭的制备及其对土壤中莠去津吸附解吸性能的研究[D]. 海口： 海南大学， 2015.

[7]陈  淼. 生物质炭对3种氟喹诺酮类抗生素在热带土壤中吸附-解吸行为的影响研究[D]. 海口： 海南大学， 2013.

[8]Ahmad M， Rajapaksha A U， Lim J E， et al. Biochar as a sorbent for contaminant management in soil and water： A re view[J]. Chemosphere， 2014， 99， 19-33.

[9]Deng H， Feng D， He J， et al. Influence of biochar amend ments to soil on the mobility of atrazine using sorp tion-desorption and soil thin-layer chromatography[J]. Eco logical Engineering， 2017， 99： 381-390.

[10]Feng D， Yu H， Deng H， et al. Adsorption characteristics of norfloxacin by biochar prepared by cassava Dreg： kinetics， isotherms， and thermodynamic analysis[J]. BioResources， 2015， 10 （4）： 6751-6768.

[11]Luo J， Li X， Ge C， et al. Sorption of norfloxacin， sulfam erazine and oxytetracycline by KOH-modified biochar under single and ternary systems[J]. Bioresource Technology， 2018， 263： 385-392.

[12]虞  璐. 生物质炭对酸化土壤的改良效应及其对土壤硝化作用的影响[D]. 杭州： 浙江大学， 2019.

[13]凌婉婷， 徐建民， 高彦征， 等. 溶解性有机质对土壤中有机污染物环境行为的影响[J]. 应用生态学报， 2004， 02： 326-330.

[14]赵夏婷. 水体中溶解性有机质的特征及其与典型抗生素的相互作用机制研究[D]. 兰州： 兰州大学， 2019.

[15]Aiken G R， Hsu-Kim H， Ryan J N. Influence of dissolved organic matter on the environmental fate of metals， nanopar ticles， and colloids[J]. Environmental Science & Technology， 2011， 45 （8）： 3196-3201.

[16]Yu F， Yang C， Zhu Z， et al. Adsorption behavior of organic pollutants and metals on micro/nanoplastics in the aquatic environment[J]. Science of The Total Environment， 2019， 694： 133643.

[17]Yang Y， Sheng G. Pesticide adsorptivity of aged particulate matter arising from crop residue burns[J]. Journal of Agri cultural and Food Chemistry， 2003， 51 （17）： 5047-5051.

[18]Kwon S， Pignatello J J. Effect of natural organic substances on the surface and adsorptive properties of environmental black carbon （char）：Pseudo pore blockage by model lipid components and its implications for N2-probed surface properties of natural sorbents[J]. Environmental Science & Technology， 2005， 39 （20）： 7932-7939.

[19]Pignatello J J， Kwon S， Lu Y. Effect of natural organic substances on the surface and adsorptive properties of en vironmental black carbon （char）：Attenuation of surface activity by humic and fulvic acids[J]. Environmental Sci ence & Technology， 2006， 40 （24）： 7757-7763.

[20]刘飞翔. 溶解性有机质对生物质黑碳吸附/解吸五氯苯酚的影响[D]. 杭州： 浙江大学， 2013.

[21]吉永红. 溶解性有机质对黑碳吸附农药和多环芳烃的影响研究[D]. 杭州： 浙江工业大学， 2011.

[22]张璟慧. 生物质炭的制备及对水中污染物的去除研究[D]. 杭州： 浙江大学， 2011.

[23]Harja M， Ciobanu G. Studies on Adsorption of oxytetracy cline from aqueous solutions onto hydroxyapatite[J]. Sci ence of The Total Environment， 2018， 628-629： 36-43.

[24]段曼莉. 生物炭对土壤中抗生素及其抗性基因变化的影响研究[D]. 杨凌： 西北农林科技大学， 2017.

[25]程海燕. pH和溶解性有机质影响下黑碳吸附农药行为的研究[D]. 上海： 华东师范大学， 2008.

[26]Cao X， Ma L， Gao B， et al. Dairy-manure derived biochar effectively sorbs lead and atrazine[J]. Environmental Science & Technology， 2009， 43 （9）： 3285-3291.

[27]Xia G， Pignatello J J. Detailed sorption isotherms of polar and apolar compounds in a high-organic soil[J]. Environ mental Science & Technology， 2001， 35 （1）： 84-94.

[28]石磊平， 蒋煜峰， 广阿龙， 等. 天然有机质对土霉素在西北灰钙土上吸附行为的影响[J]. 环境科学研究， 2019， 32（9）： 1584-1593.

[29]Zhang J， Wu C， Jia A， et al. Kinetics， equilibrium and ther modynamics of the sorption of p-nitrophenol on two variable charge soils of Southern China[J]. Applied Surface Science， 2014， 298： 95-101.

[30]von Oepen B， K?rdel W， Klein W. Sorption of nonpolar and polar compounds to soils： Processes， measurements and ex perience with the applicability of the modified OECD- Guideline 106[J]. Chemosphere， 1991， 22 （3）： 285-304.

責任编辑：崔丽虹