1 引言(Introduction)

氯霉素(Chloramphenicol, CAP)是一种抑菌性广谱抗生素, 自20世纪50年代以来被广泛应用于畜牧水产养殖及饲养动物治疗(Chen et al., 2019;聂明华等, 2017), 环境中累积的CAP等抗生素可能导致自然界中抗药微生物的显著增加, 进而严重危害生态环境.同时, CAP对人体有很大的副作用, 能够使造血系统产生再生障碍性贫血等严重不良反应, 甚至诱发癌症(Tian et al., 2017).从20世纪90年代开始, 美国和欧盟等地禁止在食品动物中使用CAP(Nie et al., 2015), 2019年我国农业部将CAP列入《食品动物禁止使用的药物和其他化合物清单》.然而, CAP在各种不同水环境中以高检出频率广泛存在(李可等, 2019), 如在贵阳城市污水中氯霉素残留浓度高达47.4 μg · L^-1(Liu et al., 2018).活性污泥法等传统处理技术难以有效降解污水中的CAP, 因此, 找到高效降解CAP的方法并降低其毒性迫在眉睫.

目前, CAP去除技术主要包括吸附法(Zhao et al., 2016)、光降解法(Appavu et al., 2018)、零价金属还原法(Tan et al., 2018)和生物电化学法(Wu et al., 2017)等.与这些方法相比, 电化学还原法作为一种环境友好型技术, 由于具有反应简单、无二次污染、即停即止等优点, 近年来成为含氯有机化合物处理的热点.Mao等(2019)通过化学气相沉积法将氮掺杂三维石墨烯负载到铜泡沫基板上, 然后电沉积钯颗粒以制备出Pd/N-GR/Cu泡沫电极并用于三氯生的电化学还原脱氯过程, 结果发现, 10 min后三氯生的脱氯效率可达93.8%.目前针对CAP去除的电化学还原技术的研究热点主要集中于阴极材料的改良, 包括贵金属(如钯)的负载(Wang et al., 2015)和多种非贵金属的特殊合成(Liu et al., 2018), 并发现改良阴极材料可提升CAP降解效能, 但其使用成本和电极稳定性方面有待进一步优化.关于采用成本低廉、获取方便的电极材料电化学还原高效降解CAP的研究较少.

因此, 本研究致力于构建一套简易的电化学还原体系用于CAP降解, 采用电化学实验中商品化且成本低廉的电极以筛选出高效降解CAP的阴极材料, 探究该电化学体系对CAP的脱氯效果, 并考察阴极电位、pH、电解质种类和CAP初始浓度对CAP降解效果的影响, 探索阴极材料对CAP持续高效降解的稳定性, 初步探讨电化学还原CAP的机制, 以期为电化学还原CAP的未来应用提供理论支持.

2 实验部分(Experimental section) 2.1 实验试剂

无水乙醇(C₂H₆O)、高氯酸钠(NaClO₄)、硫酸钠(Na₂SO₄)、硝酸钠(NaNO₃)、氯化钠(NaCl)、硫酸(H₂SO₄)、氢氧化钠(NaOH)和叔丁醇(TBA, C₄H₁₀O)等药剂均购于国药集团化学试剂有限公司, 氯霉素(C₁₁H₁₂Cl₂N₂O₅)和5, 5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO, C₆H₁₁NO)购于上海阿拉丁试剂公司, 所有药品均为分析纯, 实验用水均为蒸馏水.

2.2 实验方法

采用有效容积为0.2 L的双室电化学反应器, 阴极室和阳极室有效容积均为0.1 L, 阴阳两室之间用阳离子交换膜隔开.阳极材料为RuO₂/IrO₂钛基尺寸稳定电极(DSA), 选用不同的阴极材料包括碳毡、铜镍合金电极(Cu/Ni)、铜电极(Cu)、DSA和不锈钢(Stainless Steel)进行对比试验, 电极的有效面积均为5 cm×2.5 cm, 直流电由稳压电源提供(深圳兆信电子仪器公司, KXC-3205D).其中, 采用碳毡作阴极材料前先用无水乙醇超声清洗30 min, 再用蒸馏水超声清洗30 min, 晾干待用.初步实验在50 mmol · L^-1 NaClO₄溶液中进行, 其中初始CAP浓度为10 mg · L^-1, 采用电流密度2.5 mA · cm^-2的恒电流模式进行脱氯实验, 在预设的电解时间间隔取样进行分析测试.多次连续重复实验中碳毡使用前并未经过超声清洗.实验过程中采用磁力搅拌器对阴极室的溶液以恒定速度进行搅拌, 以保证溶液的充分混合.

2.3 分析方法

不同时间所取的样品经0.22 μm有机系滤膜过滤后, 采用高效液相色谱仪(HPLC 1290, 安捷伦)测定CAP浓度, 色谱柱采用Phenomenex C18柱(4.6 mm×150 mm, 3 μm), 紫外检测器波长为278 nm, 流动相为乙腈和0.1%的甲酸的混合溶液(V/V=50 : 50), 流速为0.6 mL · min^-1.样品中氯离子的浓度采用离子色谱仪(ICS3000, 美国Dionex公司)进行测定.循环伏安(CV)实验在电化学工作站(CHI 660E, 上海辰华仪器有限公司)上进行, 采用三电极体系测试优选出的阴极材料的电化学性能, DSA为对电极, 饱和甘汞电极(SCE)为参比电极, 扫描速率为10 mV · s^-1.采用德国Bruker A300型电子自旋共振波谱仪(EPR)捕获电还原过程可能产生的原子H^*.采用美国FEI公司Quanta 200F型扫描电子显微镜(SEM)对实验前后的阴极材料表面形貌进行观察分析.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 电还原体系的构建与阴极优化

图 1a所示为不同阴极材料下CAP残留率随时间的变化情况.由图可知, 与Cu/Ni、Cu、DSA和不锈钢阴极相比, 碳毡作为阴极对CAP的去除效果最佳, 30 min时CAP去除率达到94.9%, 60 min内CAP可以完全去除, 因此, 在后续实验中选择碳毡作为阴极材料.通过准一级反应动力学模型描述45 min内CAP的还原过程(Sun et al., 2013;邓飞等, 2016), 得到碳毡作为阴极时CAP的降解速率常数为0.162 min^-1(9.697 h^-1).Liang等(2013)采用生物阴极还原32 mg · L^-1 CAP, 经过4 h反应后CAP去除率为87.1%, 其降解速率常数为0.980 h^-1.Wang等(2015)将Au-Pd双金属纳米颗粒负载在强碱阴离子交换树脂上以去除50 mg · L^-1 CAP, 反应3 h后CAP得以完全去除, 其降解速率常数为4.3 h^-1.本研究中在碳毡阴极的作用下, CAP的降解速率常数(9.697 h^-1)高于以往研究, 说明以价格低廉、简单易得的碳毡为阴极的电化学系统可实现CAP的快速降解.图 1b进一步研究了有无阳离子交换膜对CAP降解的影响, 从对比试验可以看出, 在没有阳离子交换膜的情况下反应60 min后CAP的降解率仅有4.4%, 阳离子交换膜将阴阳极分开后可快速提升CAP降解效能, 说明隔膜可以很好地防止CAP阴极还原作用受到阳极氧化作用的影响, 因此, 在后续的实验过程中均采用有阳离子交换膜的两室体系.

在三电极体系中进行了碳毡阴极的CV实验, 结果如图 2所示.由图可知, 与不含CAP溶液的电化学体系相比, 在50 mmol · L^-1 NaClO₄溶液中加入100 mg · L^-1 CAP的电化学体系有着更高的电流响应值, 可以看出碳毡在CAP的降解过程中具有较好的催化能力.有CAP存在的电化学体系在-0.4 V(vs. SCE)处出现比较明显的还原峰, 表明在碳毡电极表面可能发生了CAP的阴极还原反应, 由于氯的强吸电子诱导作用, 在还原作用下, 碳负离子更易形成, 碳氯键(C—Cl)断裂, 实现还原脱氯历程(徐文英等, 2005).CV图在-0.8 V (vs. SCE)处出现较平缓的还原峰, 说明随着阴极电位降低还原过程继续进行, 此时可能存在连续电子转移过程, CAP中两个氯原子都存在脱除的可能, 但阴极电位超过-1.4 V(vs. SCE)后, 电流出现大幅度提升, 这可能与电极表面析氢反应出现有关, 因此, 还原CAP的反应阴极电位应控制在-1.4 V(vs. SCE)内.

3.2 电还原对于CAP脱氯效果分析

CAP中含有两个氯原子, 氯原子的脱除是CAP毒性降低的关键(Song et al., 2020).CAP脱氯效果实验是在50 mmol · L^-1 NaClO₄溶液中降解10 mg · L^-1 CAP, 通过分析电还原系统产生的离子得出该电还原系统中Cl^-浓度的增加情况.图 3为氯离子变化和降解过程中氯转化效率情况.由图可知, 电还原系统中阴极脱氯在整个电解时间内持续进行, Cl^-浓度不断升高, 45 min和60 min时Cl^-浓度分别增加到1.20 mg · L^-1和1.33 mg · L^-1.CAP中氯的转化率也随着电解时间的延长而升高, 60 min时Cl^-转化率达到60.5%.碳毡电还原体系降解CAP过程中, 氯元素经历了从CAP中持续脱除并生成Cl^-的历程, 该转化过程有利于CAP毒性的有效降低.

3.3 电还原影响因素探究

为了探究该电化学体系的最佳运行工况, 改变不同的影响因素(阴极电位、pH、电解质和初始浓度)对CAP的降解效果进行研究.选择CV实验中有代表性的阴极电位(-0.4、-0.8、-1.2和-1.4 V)(vs. SCE)在50 mmol · L^-1 NaClO₄溶液中对10 mg · L^-1 CAP进行降解实验(pH=7), CAP残留率随时间的变化情况如图 4a所示.由图可知, 当阴极电位分别为-0.4、-0.8和-1.2 V(vs. SCE)时, 120 min后电解CAP的去除率分别达到11.5%、59.3%和94.0%, 在阴极电位为-1.4 V(vs. SCE)时60 min内即可实现CAP的完全降解.这表明随着阴极电位的降低, 阴极表面的还原能力增强, 从而提高了CAP的降解效率.但当阴极电位继续降至-1.4 V(vs. SCE)以下时, 根据图 2中CV的实验结果, 电极表面出现了明显的析氢现象, 这不仅阻碍了CAP在电极表面的吸附, 而且析氢反应的发生减弱了其他还原活性物质(如H^*)的作用, 从而抑制了污染物的去除(Mao et al., 2019;冯玉阳等, 2017).

采用H₂SO₄或NaOH溶液调节体系的初始pH分别为5、7、9和11, 在50 mmol · L^-1 NaClO₄中研究不同pH电解液对CAP(10 mg · L^-1)降解的影响, 实验以碳毡为阴极, DSA为阳极, 电流密度设置为2.5 mA · cm^-2, 结果如图 4b所示.由图可知, 该电化学系统在不同的初始pH下经过60 min反应后均能完全去除CAP, 且不同pH下的CAP降解趋势基本一致, 降解效果差距不大, 在pH为7时降解效果稍优于其他条件.邓飞等(2016)在pH=7时也获得了CAP的最大去除率(82.25%), 同时通过循环伏安法在pH=7时获得了最大的还原峰电流.不同pH对CAP降解的影响较小, 这可能是由于在实验过程中阴极电解液pH呈不断增加的趋势, 在不同初始pH下反应20 min后阴极区域的pH都将达到11左右.因此, 在CAP电还原过程中无需提前预调pH也可达到CAP的高效稳定降解效果.当废水的pH值变化较大时, 对于电还原CAP降解过程的影响较小, 表明体系的抗干扰性能较强.

为研究不同种类电解质对CAP(10 mg · L^-1)降解的影响, 采用具有相同电导率的不同浓度电解质溶液(50 mmol · L^-1 NaClO₄、50 mmol · L^-1 NaNO₃、50 mmol · L^-1 NaCl和30.5 mmol · L^-1 Na₂SO₄)进行实验(pH=7), 保证电流密度为2.5 mA · cm^-2时不同电解液下电解强度相同, 结果如图 4c所示.由图可知, 在不同电解质溶液中CAP表现出相同的降解趋势, 在NaClO₄、NaCl和Na₂SO₄溶液中反应60 min内CAP均得以完全去除, 并且更换电解质种类时对CAP的降解效率影响并不大, 这是由于实际废水中含有各种不同类型的离子, 当该体系进行实际废水降解时能够表现出更强的适应性.但在NaNO₃溶液中CAP的降解效率较其他3种电解质有所下降, 60 min时CAP的去除率为96.8%, 这可能是由于NO₃^-在双室电化学反应器的碳毡阴极上可通过还原作用生成NH₄⁺或N₂(Ding et al., 2015), NO₃^-在碳毡阴极的还原与CAP降解发生竞争作用, 导致CAP的降解速率减慢.

本文在50 mmol · L^-1 NaClO₄、pH=7、电流密度2.5 mA · cm^-2的条件下, 同时进行了不同初始浓度CAP对其降解的影响研究, 结果如图 4d所示.由图可知, 随着CAP初始浓度的降低, CAP的降解速率有所加快.这可能与电还原反应过程中电子转移速率有关(Lou et al., 2019).更高的底物浓度需要更多的电子转移, 而在相同的电流密度下, 底物浓度越高, 反应速率越缓慢.在不同的CAP初始浓度下反应60 min后CAP均得以完全去除, 这也说明该体系不受CAP初始浓度的影响, 应用范围宽广.综合以上结果, 说明体系对于水质波动和干扰有较好的适应性和抗干扰性.

3.4 电还原体系稳定性

电化学体系和电极的稳定性是实际应用中污染物得以连续去除的关键(Liu et al., 2018).本研究采用SEM对未使用的碳毡(已作超声清洗处理)及使用20次后的碳毡的表面形貌进行观察.由图 5a和5d可知, 碳毡电极是由多条纤细的碳纤维网缠绕而成, 这为污染物的去除提供了充足的电化学活性面积, 利于污染物的快速去除.通过对碳毡使用前后的微观形貌进行对比可发现(图 5b和5e), 碳毡在使用20次后表面出现了一定程度的污染.由图 5c和5f可知, 碳毡表面以碳元素为主, 在使用前后表面的各元素分布比例变化不大, 表明碳毡阴极具有较为良好的稳定性, 重复效果好.重复使用过后的碳毡表面检出微量氯元素, 证明氯霉素在阴极作用下被吸附在碳毡上得到降解.本研究通过20次连续重复实验探究碳毡阴极对CAP去除效果的影响, 结果如图 6所示.在连续进行20次重复实验后CAP仍然能在60 min内得以完全去除, 这表明碳毡表面的轻微污染对该体系中污染物的去除影响较小, 说明该电化学体系和碳毡电极对CAP去除有着稳定的电化学还原性能, 与SEM图中使用前后对比情况所得结果相似.

3.5 CAP电还原机制分析

在电还原系统中原子H^*被认为具有很强的还原性, 有利于提升含氯有机化合物的脱氯效果(Zhou et al., 2019).为了探究电还原体系中原子H^*的产生情况, 采用DMPO捕获反应中产生的原子H^*并通过ESR进行检测, 结果如图 7所示.在该体系中检测到峰高比例为1 : 1 : 2 : 1 : 2 : 1 : 2 : 1 : 1的原子H^*的九重特征峰信号DMPO-H(Yao et al., 2019), 表明碳毡电还原体系中阴极表面能够产生原子H^*以促进CAP的降解.

原子H^*的作用可通过叔丁醇(TBA)的猝灭实验进一步得到证实, TBA可以与原子H^*形成惰性的二级自由基, 因此, 可以用作原子H^*的猝灭剂(Liu et al., 2018).如图 8所示, 在加入10 mmol · L^-1 TBA的体系中CAP降解受到了抑制, 采用准一级反应动力学模型来描述45 min内CAP的还原过程, 结果如表 1所示.在未加TBA及加入10 mmol · L^-1 TBA的体系中, CAP降解的反应速率常数分别为0.162 min^-1和0.088 min^-1, 可知在CAP降解过程中原子H^*起到了重要的作用.同时, 加入10 mmol · L^-1 TBA后, 原子H^*被猝灭, 电还原体系对CAP仍有较好的降解效果(图 8), 由此可知, 阴极上电子的还原作用对CAP降解也有较大的作用.

根据脱氯结果(图 3)、ESR检测结果(图 7)及TBA猝灭实验结果(图 8)可以推断, 碳毡电还原体系中脱氯过程是CAP被还原的重要途径, CAP快速降解的机理包括原子H^*的还原和电子的直接还原作用.具体机理为：当向系统两端施加电压时, 在阴极表面通过电解水产生强还原性的原子H^*(式(1), 图 7)(Zhou et al., 2019), 原子H^*在充分搅拌的作用下扩散到溶液中, 进而攻击CAP中的C—Cl键(式(2)) (Yao et al., 2019), 促进了CAP上氯原子的脱除, 脱除的氯原子以Cl^-的形式出现在溶液中(图 3)；同时, 阴极表面受电子的还原作用导致C—Cl键断裂, CAP在电子作用下得到还原降解(图 8), 因此, 碳毡电还原体系是通过原子H^*的生成和电子的还原作用实现了CAP的快速去除.

(1)

(2)

4 结论(Conclusions)

1) 采用以碳毡为阴极、DSA为阳极的双室电化学还原体系降解CAP, 在电流密度为2.5 mA · cm^-2的条件下反应30 min后, 10 mg · L^-1 CAP的去除率达到了94.9%, 60 min时CAP降解率达到100%, 氯离子的转化率为60.5%.

2) 在碳毡电还原体系中, 阴极电压增加至-1.4 V(vs. SCE)利于还原降解过程；由于体系自身pH的升高, 初始pH对还原效能的影响不大, 因此, 电还原体系有较宽的pH适应性；与其他阴离子相比, 硝酸根对还原体系有抑制效果, CAP初始浓度的提高也将降低电还原的去除效率.多次重复实验表明, 碳毡电还原体系高效降解CAP的稳定性强.

3) 在碳毡电化学还原体系中, 脱氯过程是CAP被还原的重要途径, 原子H^*的产生和电子的还原作用是CAP快速去除的主要机制.