头孢噻肟(CFX)是半合成类头孢菌素, 对革兰氏阴性菌及革兰氏阳性菌有很强的抗菌作用, 因此, 广泛应用于人类医疗, 动物养殖及非法食物保鲜(Nodeh et al., 2016).由于头孢噻肟的大量使用, 头孢噻肟或其代谢产物经粪便或尿液直接进入环境.另外, 制药企业和医院废水也含有浓度较高的抗生素, 虽然经过处理, 但由于目前的污水处理设施并不是针对抗生素而设计的, 因此, 残留的头孢噻肟也直接排入环境(Gulkowska et al., 2008).近年来, 在地表水、地下水、饮用水及底泥多种环境基质中都能检测到头孢噻肟残留(Nazari et al., 2016).环境中残留的抗生素能诱导病原菌产生抗性基因(Wang et al., 2014), 对生态系统产生严重威胁, 引起了学者广泛重视.头孢噻肟的去除方法主要有吸附法(Fakhri et al., 2016)、光电催化法(Kondalkar et al., 2014)、芬顿氧化法(汤烜等, 2008)等.吸附法由于成本低廉、操作简单, 在水处理中被广泛应用.但是, 吸附法只是将污染物进行了转移, 没有从根本上进行消除, 容易产生二次污染.光电催化及芬顿氧化可以将污染物彻底降解, 但由于需要额外的能量或者较低的pH值, 处理成本较高(Weng et al., 2014a), 因此有必要开发新的处理体系.

生物炭(OB)是一种来源广泛, 成本低廉, 环境友好的新型吸附剂, 可以利用农业废弃物、城市污泥及其他含炭固废在低温下(＜700 ℃)灼烧进行制备(Jiang et al., 2016).然而, 生物炭由于制备温度低, 非炭化有机质含量较高, 吸附能力有限(Chen et al., 2008), 因此, 需要表面改性制备改性生物炭(MB)以增加其比表面积和官能团数量.以改性生物炭为载体, 负载具有还原催化能力的纳米铁颗粒是一种有效去除污染物的方法(Quan et al., 2014).将纳米铁负载到载体上可以有效地降低铁的团聚, 增加其分散性和稳定性, 提高纳米铁颗粒反应活性(Wu et al., 2013).目前, 利用改性生物炭负载纳米铁(Fe/MB)去除头孢噻肟的研究还鲜有报道.本文的主要目的是通过液相还原法将纳米铁负载到改性生物炭上, 利用其吸附和还原的协同作用去除头孢噻肟, 并讨论其去除机理及影响因素.

仪器：Agilent 1260液相色谱(C18柱, 紫外检测器), Agilent Cary 60紫外可见分光光度计, Agilent 6460三重四极杆质谱(ESI源), 2XZ(S)-2型旋片式真空干燥箱, PB-10 pH测量计, 厌氧手套箱(实验室自制).

试剂：头孢噻肟标准品(环境保护部标准样品研究所), 色谱纯甲醇(国药集团化学试剂有限公司).生物炭购于安徽易能生物能源有限公司(厌氧条件下500 ℃灼烧木屑制得).其它试剂均为分析纯试剂(国药集团化学试剂有限公司), 配溶液用水为超纯水.

Fe/MB由实验室自制, 合成具体步骤分为两步.① MB的制备：将生物炭按照质量体积比1:10(g/mL)的比例加入到3 mol·L^-1的NaOH溶液中, 60 ℃加热并搅拌2 h.过滤, 并用大量水洗涤至近中性, 烘干保存备用(Liu et al., 2012).② 负载材料的制备：称取2.0156 g MB加入到60 mL含有2.085 g FeSO₄·7H₂O和0.05 g聚乙二醇(4000) 的乙醇-水溶液(1:1; V/V), 超声2 h.氮气保护下, 将0.03 mol NaBH₄逐滴滴加到上述溶液中并剧烈搅动, 反应完成后继续搅动0.5 h, 制得Fe/MB (Devi et al., 2015).过滤, 用去氧高纯水和无水乙醇分别洗3次, 于真空干燥箱中60 ℃烘干12 h, 保存在厌氧手套箱备用.纳米铁的制备过程与Fe/MB的制备类似, 只是不添加改性生物炭.

头孢噻肟的降解试验：称取50 mg吸附剂(OB、MB、Fe及Fe/MB)加入到100 mL 20 mg·L^-1 CFX溶液中.反应体系置于避光恒温振荡箱中, 振荡速率为200 r·min^-1, 温度为298 K.在固定的时间间隔, 经磁分离后取样并过0.45 μm滤膜.每组实验做3次, 用平均值表示结果.同时, 在相同实验条件下做空白试验.

采用Agilent 1260高效液相色谱测定溶液中CFX的浓度.测定条件为：C18柱, 检测波长为254 nm, 流动相为0.1%乙酸-甲醇溶液(70:30, V/V), 柱温298 K.

头孢噻肟的去除率(W)按照公式(1) 进行计算.

(1)

式中, C₀为CFX初始浓度(mg·L^-1), C_t为t时刻的CFX的浓度(mg·L^-1).

利用场发射透射电子显微镜(TEM, Tecnai G2 F20型, 飞雅, 美国)表征材料结构.表面官能团采用傅里叶红外光谱(FTIR, VERTEX 80v型, 布鲁克, 德国)表征.利用X射线衍射仪(XRD, D8 ADVANCE型, 布鲁克, 德国)表征材料晶相结构.

图 1a为样品MB和Fe/MB的红外光谱图.由图 1a可知, 纳米零价铁负载到改性生物炭后, 表面官能团发生了较大的变化.波数在3426 cm^-1处对应的峰为分子内氢键峰(Weng et al., 2014a)；1336 cm^-1处对应的峰为硼酸盐中的B—O键振动峰(Xia et al., 1995).样品Fe/MB在613 cm^-1产生了一个新的Fe—O振动峰, 说明了成功地将铁负载到炭基质上(Liu et al., 2015).同时, 由于铁的引入, 导致酚C—O键在1135 cm^-1处的峰明显加强.

图 1(Fig. 1)

图 1 试样的红外光谱图(a)和X射线衍射图(b) Fig. 1 FTIR spectra (a) and X-ray diffraction plot (b) of materials

改性生物炭、Fe及Fe/MB的XRD谱图见图 1b.2θ在20°~24°对应的衍射峰为改性生物炭中的无组织炭, 该峰在MB及Fe/MB两种材料中均有出现.2θ=44.4°对应的衍射峰是零价铁的特征峰, 说明Fe/MB中含有零价铁(Wu et al., 2017).衍射峰位于2θ=62.8°对应的是Fe₂O₃的特征峰, 表明Fe及Fe/MB在制备和表征过程中部分铁表面被氧化(翁秀兰等, 2012).

零价铁与Fe/MB的TEM图谱如图 2所示.由图 2a可知, 由于范德华力和表面高化学势, 铁的零价铁团聚十分严重, 呈链状或团状, 导致反应活性下降(Xu et al., 2013).用改性生物炭做基质时, 纳米零价铁可以很好地分散在生物炭表面, 呈球状, 平均直径约为50 nm, 团聚现象大为降低(图 2b).图 2c显示了Fe/MB的能量散射X射线光谱, 证明样品中含有铁元素.结合3.1.1节红外光谱的分析, 可以表明铁被成功地负载到MB的表面.

图 2(Fig. 2)

图 2 Fe (a), Fe/MB (b)的透射扫描电镜图和Fe/MB (c)的能量散射X射线光谱 Fig. 2 TEM images of Fe (a), Fe/MB (b) and EDX spectra of Fe/MB (c)

不同材料对头孢噻肟的去除率如图 3所示.实验条件为：0.5 g·L^-1催化剂, 20 mg·L^-1头孢噻肟, 反应时间160 min, 温度298 K.由图 3可知, Fe/MB对头孢噻肟的去除效果最好, 在100 min达到吸附平衡, 去除率为72.2%.在相同的时间内MB、OB和Fe的去除效率分别为42.1%、7.4%、27.1%.MB去除头孢噻肟主要是吸附作用, 而Fe主要是还原作用(Mukherjee et al., 2015).由上述数据可知, 在去除头孢噻肟的过程中, 吸附作用和还原作用共存, 且吸附作用更显著. Fe/MB的去除效率大于MB和Fe去除效率的代数和(69.2%), 阐明了纳米零价铁在MB的表面分散很好, 提高了反应活性, 并且存在吸附和还原的协同作用.

图 3(Fig. 3)

图 3 OB, MB, Fe and Fe/MB去除头孢噻肟的对比 Fig. 3 Comparison of cefotaxime removal by OB, MB, Fe and Fe/MB

为了进行Fe/MB去除头孢噻肟的动力学研究, 实验采用伪一级动力学方程和伪二级动力学方程拟合实验数据.伪一级动力学线性方程如公式(2) 所示.

(2)

式中, k₁是伪一级动力学反应常数(min^-1)；C₀、C_t分别为CFX初始浓度及t时刻的浓度(mg·L^-1).伪二级动力学线性方程如公式(3) 所示.

(3)

(4)

式中, k₂是伪二级动力学反应常数(g·mg^-1·min^-1)；q_t, q_e分别为t时刻和吸附平衡时的吸附量(mg·g^-1).公式(4) 中的h为初始反应速率(mg·mg^-1·min^-1) (Sun et al., 2015).

表 1显示了OB、MB、Fe及Fe/MB去除头孢噻肟的动力学参数.由表 1可知, Fe/MB的伪二级动力学方程拟合较好(R²=0.9978), 且反应常数和初始反应速率最大, 分别是其他3种材料的1.6~4.8倍和3.1~67倍.以上分析表明, Fe/MB去除头孢噻肟的过程以化学反应为主(Qiu et al., 2009).吸附剂OB伪一级动力学方程拟合较好(R²=0.9615), 说明OB去除头孢噻肟以物理吸附为主(Qian et al., 2015).

表 1(Table 1)

表 1 不同材料去除头孢噻肟的动力学参数 Table 1 Kinetics parameters of cefotaxime removal by various materials

表 1 不同材料去除头孢噻肟的动力学参数 Table 1 Kinetics parameters of cefotaxime removal by various materials

溶液pH会影响吸附剂的表面电荷、吸附及电子转移能力等, 从而影响Fe/MB对头孢噻肟的去除效率(Kim et al., 2012).不同的pH条件下头孢噻肟的去除率如图 4所示.实验条件为：0.5 g·L^-1催化剂, 20 mg·L^-1头孢噻肟, 反应时间160 min, 温度298 K.由图可知, 在pH=5时头孢噻肟去除效率最高, 达到97.6%.体系pH为4时, 酸性增强, 头孢噻肟的去除效率有所降低, 但变化幅度较小.碱性增强时, 铁表面易形成铁的氢氧化物或氧化物的钝化层, 覆盖铁表面活性位点, 阻止和头孢噻肟接触, 电子传递通道受阻, 活性降低(Weng et al., 2014b).因此, 当溶液pH从5增加到9时, 头孢噻肟去除效率随之减小.

图 4(Fig. 4)

图 4 溶液初始pH值对Fe/MB去除头孢噻肟的影响 Fig. 4 Effects of initial solution pH on the removal of cefotaxime by Fe/MB

在头孢噻肟初始浓度为20 mg·L^-1, 初始溶液pH值为5, 振荡速率为200 r·min^-1, 温度为298 K条件下, 考察Fe/MB的投加量为0.5、0.75、1.0 g·L^-1时溶液中头孢噻肟去除效果, 如图 5所示.由图 5a可知, 3种投加量下, Fe/MB对溶液中头孢噻肟的去除率随投加量的增加而增加.100 min时, 投加量为0.5、0.75、1.0 g·L^-1的去除率分别为72.1%, 87.7%及95.3%.由图 5b可知, 3种投加量的数据均能较好地符合伪二级反应动力学方程(R²＞0.99).为了更准确的评价吸附剂投加量对去除效率的影响, 采用表面积标准化速率常数(K_SA)来衡量单位质量吸附剂的反应速率(Timothyl et al., 1996).K_SA的计算如公式(5) 所示.

图 5(Fig. 5)

图 5 Fe/MB投加量对头孢噻肟去除率的影响(a)和不同投加量的伪二级反应动力学线性拟合曲线(b) Fig. 5 Effect of Fe/MB dosage on removal efficiency of CFX (a) and linear fitting curves of the pseudo-second-order reaction kinetic at different Fe/MB dosages (b)

(5)

式中, k₂为伪二级动力学速率常数(g·mg^-1·min^-1), ρ_a为Fe/MB的表面积浓度(m²·L^-1).

Fe/MB的投加量为0.5、0.75、1.0 g·L^-1时, 其表面积标准化速率常数分别为4.04×10^-5, 4.7×10^-5和4.1×10^-5 g·L·mg^-1·min^-1·m^-2).上述分析表明, 吸附剂的用量由0.5 g·L^-1增加到0.75 g·L^-1时, 去除率和K_SA都增加.继续增大吸附剂用量时, 由于增加了活性作用位点, 头孢噻肟的去除率也随之增大, 但是K_SA有所降低, 表明吸附剂的有效利用率降低.翁秀兰等采用膨润土负载纳米铁镍双金属去除阿莫西林的实验, 也发现吸附剂的有效利用率先上升后下降(Weng et al., 2014b).

在头孢噻肟的初始浓度为20 mg·L^-1, Fe/MB的投加量为0.75 g·L^-1, 初始pH值为5.0, 振荡速率为200 r·min^-1, 温度分别为298、303、308 K条件下, 考察Fe/MB对头孢噻肟去除效果的影响(图 6a).由图 6a可知, 随着温度的升高, 头孢噻肟的去除率随之增加, 平衡时间缩短.温度越高, 头孢噻肟分子在溶液中的运动速率越快, 增加了污染物与Fe/MB的接触几率.但是, 当温度由303 K增加到308 K时, 去除率仅增加了1%, 说明温度对去除效率的影响有限.

图 6(Fig. 6)

图 6 溶液温度(a)和配体类型(b)对去除率的影响 Fig. 6 Effect of solution temperature(a) and ligand type(b) on removal efficiency

铁系材料活性的衰退或消失主要是由于铁表面钝化层的形成, 导致活性位点被覆盖(Zhang et al., 2011).少量有机配体的加入能和三价铁生成络合物, 从而避免了钝化层的形成(Rivero et al., 2009).乙二胺四乙酸钠(EDTA)、柠檬酸(CA)及草酸(OA)对头孢噻肟去除率的影响如图 6b所示.为了凸显配体的影响, 将Fe/MB的投加量下调为0.4 g·L^-1.实验条件为：溶液pH=5.0, 头孢噻肟浓度为20 mg·L^-1, 振荡速率为200 r·min^-1, 体系中加入与吸附剂中所含铁元素等物质的量的有机配体.由图可知, EDTA、CA、OA的加入, 头孢噻肟的去除效率由仅含Fe/MB的72.1%改变到98.2%、92.0%和56.5%.相应的初始反应速率分别由3.57改变到34.8、3.87和2.07 mg·g^-1·min^-1.加入配体后, 平衡时间缩短到50 min.由上述分析可知, 加入EDTA后头孢噻肟去除率和反应速率都有大幅度提高, 但EDTA的生物可降解性差, 实际应用受到限制(Wang et al., 2013).柠檬酸加入后, 平衡时头孢噻肟去除率提高较大, 初始反应速率增加较小.可能原因是Fe(Ⅲ)与柠檬酸根的络合物的稳定常数比EDTA大, 在材料表面易形成结构稳定的络合物离子, 与头孢噻肟产生少量表面竞争吸附(Fang et al., 2011).由于柠檬酸是一种天然的化合物, 具有无毒、可生物降解等特性, 因此, 在实际水处理过程中柠檬酸的使用要优先于EDTA.

紫外可见光谱能够显示化合物官能团的变化情况, 头孢噻肟加入Fe/MB后的紫外可见光谱如图 7所示.由图可知, 随着时间的增加, 头孢噻肟的吸光度逐渐减小.吸收峰在233 nm处对应的是β-内酰胺环.没有加入Fe/MB时, 吸收峰较高, β-内酰胺环稳定存在.加入Fe/MB后, 233 nm处峰迅速降低, 说明β-内酰胺环被破坏, 从而导致头孢噻肟被降解(Weng et al., 2014a).质谱表明了头孢噻肟降解过程中生成了新的产物, 同时提出了头孢噻肟的降解途径, 如图 8所示.头孢噻肟(m/z=455.06) 分子内β-内酰胺环在电子的进攻下发生开环反应, 生成了新的物质(m/z=473.07), 然后失掉—NH₂ (m/z=458.06) 以及两个羧基(m/z=370.08).α位有吸电子基团(—NH₂)的羧基的应该先失去(m/z=414.06), 然后是和双键能构成共轭结构的羧基失去, 但是谱图里没有相对应的峰, 说明失去一个羧基的产物存在的时间较短或者含量较少.

图 7(Fig. 7)

图 7 不同时间头孢噻肟降解的紫外可见吸收光谱 Fig. 7 UV-vis spectral for the degradation of CFX at different time periods

图 8(Fig. 8)

图 8 头孢噻肟的降解途径 Fig. 8 A possible degradation pathway of cefotaxime

本实验成功地合成了改性生物炭负载纳米零价铁, 球状纳米铁均匀地分散在生物炭的表面, 有效地抑制了铁的团聚.在吸附和还原的协同作用下, 头孢噻肟50 min时去除率为92%.实验结果表明, 头孢噻肟的去除过程符合伪二级反应动力学方程.溶液pH及配体的加入对头孢噻肟的去除影响较大, 而体系温度影响则较小.降解后溶液的紫外可见光谱及质谱表明, β-内酰胺环的开环是头孢噻肟降解的主要原因.同时, 应该注意的是, 在实际应用中, 基于生物炭的纳米复合材料与环境介质的物理化学作用及其潜在的生态毒性研究应充分研究.