王 艷,張佳文,范行軍,趙建榮

(安徽科技學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院，安徽 蚌埠 233100)

0 引 言

目前，醫(yī)藥作為一種新型的污染物受到越來越多的關(guān)注，也引起了世界各國環(huán)保工作者的興趣。在地表水、地下水、生活污水和飲用水中均已經(jīng)檢測到多種藥物，例如抗生素、荷爾蒙、防腐劑和麻醉藥等[1]。其中由于抗生素廣泛用于人類和畜牧業(yè)中而成為環(huán)境保護(hù)學(xué)者的重點研究對象。特別是在農(nóng)業(yè)、牲畜養(yǎng)殖業(yè)和漁業(yè)中，四環(huán)素主要用于防治和治療動物的疾病，還被作為飼料添加劑用于促進(jìn)動物的生長，提高經(jīng)濟(jì)價值。然而，四環(huán)素在動物體內(nèi)不能完全代謝，很大一部分隨動物的糞便、尿液等排泄物排出體外[2-4]。如果這些排泄物得不到適當(dāng)?shù)奶幚韺M(jìn)入到環(huán)境體系中，污染生態(tài)環(huán)境[2]。由于四環(huán)素具有一定的生物毒性和在生物體內(nèi)積累的特性，長期處于四環(huán)素污染的環(huán)境或是食用以被四環(huán)素污染的動植物為原料的食品，會不同程度的危害到人體健康[5,6]。然而，四環(huán)素因其自身具有廣泛的抗菌作用，而很難通過傳統(tǒng)的生物方法降解，消除其生物毒性。

近年來，基于過硫酸根自由基(SO4·-)的高級氧化技術(shù)由于其具有很強(qiáng)的氧化能力而在去除難降解有機(jī)污染物方面得到廣泛應(yīng)用[7-9]。紫外光照射、堿活化、熱處理、電化學(xué)和低價過渡金屬等方法被用于活化PMS生產(chǎn)[7-9]。其中，非均相催化氧化體系由于其成本低、操作方便，無需外加能量，在大型水處理中具有廣闊的應(yīng)用前景。CuFe2O4，作為一種尖晶石型磁性納米顆粒，因為它便于固液分離，具有較好催化活性和理想的穩(wěn)定性而受到廣大學(xué)者們的青睞[7,10-12]。而且CuFe2O4被廣泛應(yīng)用于催化臭氧、H2O2和過硫酸鹽(PS與PMS)降解有機(jī)污染物[7,12-17]。但是，CuFe2O4活化PMS降解四環(huán)素類抗生素的報道還未見。

以四環(huán)素類抗生素的代表物鹽酸四環(huán)素作為研究的目標(biāo)污染物，考察在CuFe2O4活化PMS的催化氧化體系中主要操作條件如PMS濃度、初始pH值、CuFe2O4投加量等對四環(huán)素降解效果的影響。并通過引入自由基抑制劑和EPR技術(shù)鑒別CuFe2O4/PMS催化氧化體系中的活性物種。同時，采用發(fā)光菌檢測了四環(huán)素在降解過程中出水的急性生物毒性。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

過一硫酸鈉(PMS)，氯化鐵(FeCl3)，氯化銅(CuCl2)，硼氫化鈉(NaBH4)，叔丁醇(TBA)，疊代鈉(NaN3)，乙醇(EtOH)，鹽酸四環(huán)素(TC)，均為分析純，購于國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(DMPO)，4-氧代-2,2,6,6-四甲基哌啶(4-oxo-TEMP)均為分析純，購于阿拉丁試劑有限公司。明亮發(fā)光桿菌T3凍干粉購于南京土壤所。

1.2 主要儀器

高效液相色譜儀(HPLC，SHIMADZU公司，日本)；掃描電子顯微鏡-能譜分析儀(SEM-EDS，日立S-3400N，日本)；X射線衍射儀(XRD，布魯克D8A，德國)；電子自旋順磁共振波譜儀(EPR，布魯克A200，德國)；智能化生物毒性儀(DXY-3，中國)；總有機(jī)碳分析儀(TOC，TOV-L，SHIMADZU公司，日本)；紫外-可見光分光光度計(UV1750，SHIMADZU公司，日本)；生化培養(yǎng)箱(SPX-250AB)等。

1.3 試驗方法

1.3.1 CuFe2O4催化劑的制備

將1 mmol FeCl3和1 mmol CuCl2溶解在50 mL去離子水中，攪拌至完全溶解后，加入1 g NaBH4，繼續(xù)攪拌10 min后；再加入1 g NaOH，攪拌15 min。然后，將棕色懸浮物和溶液轉(zhuǎn)移到100 mL具有聚四氟乙烯內(nèi)襯的不銹鋼高壓反應(yīng)釜中。將反應(yīng)釜置于180 ℃的烘箱內(nèi)，反應(yīng)24 h。最后，將反應(yīng)釜自然冷卻至室溫，采用0.45 μm濾膜過濾，所得褐色固體采用去離子水反復(fù)沖洗至中性，放在60 ℃烘箱內(nèi)烘干，研磨，即得CuFe2O4粉末。

1.3.2 催化降解實驗

在室溫(25 ℃)條件下，將200 mL初始濃度為50 mg/L的鹽酸四環(huán)素廢水置于300 mL燒杯中，并將燒杯放在六元攪拌器上(其中攪拌棒為聚四氟乙烯板)，設(shè)置攪拌速度為100 r/min。然后加入一定量的PMS和CuFe2O4，開始計時。在一定間隔時間內(nèi)取樣，用0.45 μm濾膜過濾，在1.5 mL濾液中加入0.1 mL乙醇，搖勻，然后在HPLC中測定四環(huán)素濃度。四環(huán)素降解率：

R=(1-C/C0)×100%

(1)

式中，R—四環(huán)素降解率，%；C—t時刻四環(huán)素的濃度，mg/L；C0—四環(huán)素的初始濃度，mg/L。

1.4 分析方法

1.4.1 催化劑表征

采用X射線粉末衍射儀測定樣品的晶相結(jié)構(gòu)。測試條件為：輻射源為CuKα1，波長0.154 nm，衍射角2θ掃描范圍為20～80°，掃描步長為0.01°，溫度25 ℃，電壓40 kV。采用掃描電鏡分析催化劑表面形貌，操作電壓為20 kV。

1.4.2 四環(huán)素檢測

廢水中四環(huán)素采用HPLC檢測，先用UV對水樣在200～800 nm范圍內(nèi)進(jìn)行掃描確定四環(huán)素的最大吸收波長為359 nm，并以此作為HPLC檢測的吸收波長。測試條件為：色譜柱為VP-ODS C18 (4.6 mm×250 mm，5 μm)；紫外檢測器，波長為359 nm；流動相為乙腈/0.01 mol/L草酸水溶液(31∶69)；流速為1 mL/min；溫度為室溫；進(jìn)樣量為10μL。

1.4.3 反應(yīng)出水生物毒性測定

依照國家標(biāo)準(zhǔn)(GBT 15441—1995水質(zhì)急性毒性的測定 發(fā)光細(xì)菌法)測定[18]。每個樣品做3個重復(fù)和3個空白。

Inhibition (%) = (1-L/L0) ×100%

(2)

式中，Inhibition—四環(huán)素降解出水對發(fā)光菌發(fā)光強(qiáng)度的抑制率，%；L—發(fā)光菌在降解t時刻時出水中的發(fā)光強(qiáng)度，mV；C0—發(fā)光菌在降解0時刻時出水中的發(fā)光強(qiáng)度，mV。

2 結(jié)果與討論

2.1 催化劑的表征

在非均相催化反應(yīng)中，吸附、反應(yīng)、解吸等一系列反應(yīng)過程通常發(fā)生在固體催化劑的表面。因此，對于非均相催化氧化反應(yīng)來說，固體催化劑的組成和結(jié)構(gòu)對催化劑的活性有很重要的影響。通過SEM-EDS檢測了催化劑的表面特征和主要構(gòu)成元素，結(jié)果如圖1所示。

由圖1a可以看出，合成的褐色粉末物為片狀團(tuán)聚體。隨機(jī)選擇其中一個面做能譜分析顆粒物的各元素及比例，其結(jié)果如圖1b所示。由圖1b EDS元素分析表可知，顆粒中的主要金屬元素為銅、鐵，而且兩種元素的物質(zhì)量比例分別為9.72%和19.06%，即Fe∶Cu約為2，說明合成的褐色顆粒物主要成分可能為CuFe2O4。

為了進(jìn)一步確定所制備的褐色顆粒的晶型結(jié)構(gòu)，采用XRD分析了顆粒物的特征，其結(jié)果如圖2所示。由圖2可知，顆粒物具有很高的結(jié)晶度，模式與CuFe2O4(JCPDS，No.34-0425)標(biāo)準(zhǔn)模式匹配良好[19]，即2θ在18.32°、29.91°、34.72°、35.86°、43.77°和 53.92°的衍射峰值分別為尖晶石CuFe2O4的(101)、(112)、(103)、(211)、(220)和(312)的反射。

圖1 CuFe2O4的掃描電鏡圖(a)和能譜圖(b)Fig 1 SEM and EDS of CuFe2O4

圖2 CuFe2O4的XRD分析Fig 2 XRD of CuFe2O4

2.2 CuFe2O4的催化性能與使用壽命性

為了了解CuFe2O4活化PMS降解TC的性能，當(dāng)TC初始濃度為50 mg/L，初始pH為6時，考察了單獨PMS、CuFe2O4和CuFe2O4/PMS條件下TC的降解情況，其中單獨PMS和CuFe2O4/PMS體系中PMS的用量為2 mmol/L，在CuFe2O4和CuFe2O4/PMS體系中CuFe2O4的投加量均為0.3 g/L，其結(jié)果如圖3所示。由圖3可知，單獨的PMS無法使得TC降解；單獨的CuFe2O4使得TC降解率也只有11%，說明TC在CuFe2O4上的吸附很少，或者說CuFe2O4對TC的吸附力很弱。而在CuFe2O4/PMS體系中，30 min內(nèi)TC降解率高達(dá)93%。在CuFe2O4/PMS氧化體系中，CuFe2O4對PMS具有很強(qiáng)的催化活性，活化PMS產(chǎn)生大量的，進(jìn)一步氧化TC，從而提高了TC的去除率。Qin等在考察CuFe2O4活化PMS降解多氯聯(lián)苯時出現(xiàn)了相同的現(xiàn)象[19]。

圖3 不同條件下TC的降解情況Fig 3 Degradation of TC in different systems

為了進(jìn)一步了解CuFe2O4在CuFe2O4/PMS氧化體系中的使用性能，在TC初始濃度為50 mg/L，初始pH為6，PMS為2 mmol/L時，探討了4次循環(huán)使用CuFe2O4時TC的降解情況，結(jié)果如圖4所示。從圖4可看出，重復(fù)使用CuFe2O44次的過程中，TC的降解率仍然能保持很高，分別為93%、95%、94%和94%，說明CuFe2O4在CuFe2O4/PMS氧化體系中，仍然能維持高的催化活性。

圖4 循環(huán)使用CuFe2O4過程中TC降解情況Fig 4 Degradation of orange II during the circle use of CuFe2O4

2.3 活性物種的鑒定

為了更好地闡明CuFe2O4/PMS氧化體系中存在的主要活性物種，在反應(yīng)體系中加入抑制劑，如叔丁醇(TBA)、乙醇(EtOH)和疊代鈉(NaN3)[20-21]，考察TC的降解情況。叔丁醇與·OH的反應(yīng)速率很快，其速率為3.8×108～7.6×108M-1/s，但與反應(yīng)速率較慢，其反應(yīng)速率僅4×105～9.1×105M-1/s[7,10,20,22-23]；乙醇因α-氫的存在，能與·OH/快速反應(yīng)，其反應(yīng)速率分別為1.2×109～2.8×109M-1/s和1.6×107～7.7×107M-1/s[7,20,24]；NaN3也常常被用于抑制1O2[7,20]。因此，在TC初始濃度為50 mg/L，PMS用量為2 mmol/L，CuFe2O4的投加量均為0.3 g/L，自由基抑制劑叔丁醇和乙醇加入量分別為50 mmol/L，NaN3加入量為3 mmol/L時，從而間接證明CuFe2O4/PMS氧化體系中是否有·OH、·OH/和1O2等活性物種，其結(jié)果如圖5所示。

由圖5可知，在無自由基抑制劑的情況下，TC在30 min后降解率達(dá)到93%；而加入叔丁醇后，其降解率明顯受到抑制，30 min后的降解率僅僅達(dá)到85%，說明反應(yīng)體系中存在·OH且為TC的氧化降解做出了較大的貢獻(xiàn)。而加入乙醇后TC降解率也受到影響，30 min后TC的降解率為76%，明顯小于叔丁醇存在時TC的降解率。這說明在CuFe2O4/PMS氧化體系中不僅存在·OH氧化，而且存在氧化。相對于無抑制劑的情況，在CuFe2O4/PMS氧化體系引入NaN3的情況下，30 min后TC的降解率略微有所下降，為89%，間接說明CuFe2O4/PMS氧化體系中存在1O2氧化。

為了進(jìn)一步證實CuFe2O4/PMS氧化體系中存在·OH和，以DMPO作為自旋捕獲劑，在DMPO初始濃度為100 mmol/L，PMS用量為2 mmol/L，CuFe2O4的投加量均為0.3 g/L的條件下進(jìn)行EPR實驗，檢測DMPO-OH和DMPO-SO4的電子自旋共振強(qiáng)度來判別反應(yīng)體系中是否存·OH和[24-25]，結(jié)果如圖6a所示。由圖6a可見，相對強(qiáng)度為1∶2∶2∶1，其精細(xì)分裂參數(shù)為αN=14.9 G,αH=14.9 G的四線光譜被檢測到，這是DMPO-OH在電子順磁共振圖譜中的特征，說明在CuFe2O4/PMS氧化體系中存在·OH[24]。DMPO-SO4的特征圖譜為相對強(qiáng)度為αN=13.8 G,αH=10.1 G，αN=1.4 G和αH=0.8 G，在EPR圖譜中也被檢測到，說明在CuFe2O4/PMS氧化體系中也存在[24]。為了更直觀地說明反應(yīng)體系中1O2的存在，在CuFe2O4/PMS氧化體系中加入4-oxo-TEMP作為1O2的捕獲劑，其實驗條件為4-oxo-TEMP初始濃度為10 mmol/L，PMS用量為2 mmol/L，CuFe2O4的投加量均為0.3 g/L，在EPR中分析結(jié)果如圖6b所示。由圖6b可以觀察到EPR信號為相對強(qiáng)度為1∶1∶1,其精細(xì)分裂參數(shù)為αN=16.9 G的三線譜，這是由于4-oxo-TEMP與1O2反應(yīng)生成的一氧化氮產(chǎn)生的獨特EPR信號[26]。

圖5 不同抑制劑對四環(huán)素降解的影響Fig 5 Effect of different radical scavengers on the TC degradation

圖6 CuFe2O4/PMS體系下DMPO-OH,DMPO-SO4 (a)和TEMP-1O2(b)的EPR圖譜Fig 6 EPR Spectra of DMPO-OH,DMPO-SO4 and TEMP-1O2 formed in CuFe2O4/PMS system

2.4 TC降解出水的生物毒性變化

眾所周知，有機(jī)污染物的降解并不意味著它被完全礦化為CO2、H2O等小分子物質(zhì)，仍然有部分污染物轉(zhuǎn)化為了中間產(chǎn)物。為了考察這些中間產(chǎn)物的生物毒性，當(dāng)TC初始濃度為50 mg/L，PMS投加量為2 mmol/L，CuFe2O4投加量為0.3 g/L，反應(yīng)液初始pH為6時，通過檢測明亮發(fā)光菌發(fā)光強(qiáng)度實驗考察了在TC降解過程中出水的生物毒性變化情況；同時，為了排除催化劑和氧化劑對毒性實驗結(jié)果的影響，以超純水代替TC溶液了解在不同降解時間節(jié)點出水的生物毒性變化，其結(jié)果如圖7所示。從圖7可以看出，在沒有TC存在的情況下，出水的生物毒性隨著反應(yīng)時間的延長而逐漸降低，而且其對發(fā)光菌的抑制率一直很低，在初始時刻最高，僅為10%，隨著CuFe2O4活化PMS反應(yīng)時間的增長，出水對發(fā)光菌抑制率下降到約2%。這是因為反應(yīng)液中的PMS被分解了，所以出水的生物毒性降低了，也說明催化劑和氧化劑的殘留對探討TC降解出水的生物毒性影響很小。

同時，從圖7中還可知，在TC降解過程中的生物毒性先升高，然后逐漸降低。在降解反應(yīng)進(jìn)行到25 min之前，TC廢水的降解出水對發(fā)光菌的抑制率隨降解反應(yīng)時間的增加而增加，并在25 min時，發(fā)光菌的抑制率達(dá)到最大值，為93%；當(dāng)降解反應(yīng)時間超過25 min，隨著降解反應(yīng)時間的增加，TC廢水的降解出水對發(fā)光菌的抑制率逐漸降低，在降解反應(yīng)時間達(dá)到120 min時，TC廢水的降解出水對發(fā)光菌的抑制率降低到4%。這些現(xiàn)象說明在TC降解過程中出現(xiàn)了生物毒性比TC更高的中間產(chǎn)物，但經(jīng)過延長降解時間，這些較強(qiáng)生物毒性的中間產(chǎn)物進(jìn)一步被降解。

圖7 TC降解過程中生物毒性變化Fig 7 Changes of biological toxicity during TC degradation process

2.5 操作條件對TC降解效果的影響

反應(yīng)液初始pH值可以顯著影響有機(jī)污染物的形態(tài)、反應(yīng)體系中生成自由基的種類和催化劑的表面電荷，從而影響有機(jī)污染物的降解情況。因此，當(dāng)TC初始濃度為50 mg/L，PMS投加量為2 mmol/L，CuFe2O4投加量為0.3 g/L時，在反應(yīng)液初始pH為2～10的范圍內(nèi)考察了初始pH對TC降解效果的影響，其結(jié)果如圖8(a)所示。由圖8(a)可知，在初始pH為2～10的范圍內(nèi)TC均有較為明顯的降解效果，但當(dāng)初始pH大于6，TC的降解速率隨反應(yīng)液初始pH的升高而逐漸降低。這可能是因為堿性條件下，反應(yīng)體系中的OH-與反應(yīng)生成了SO4-、HSO4-和O2等無氧化活性的中間產(chǎn)物質(zhì)[10]，而這些中間產(chǎn)物的產(chǎn)生降低了活性物種的濃度；另一方面，反應(yīng)體系中大量的OH-與反應(yīng)還可生成·OH，雖然·OH的氧化能力也很強(qiáng)，但是其氧化能力卻低于[27]，從而大大地降低了自由基接觸氧化有機(jī)污染物的機(jī)率。由此，進(jìn)一步降低了CuFe2O4/PMS體系的氧化降解有機(jī)污染物的能力，導(dǎo)致了污染物TC的降解速率的降低。

當(dāng)TC初始濃度為50 mg/L，溶液初始pH為6，CuFe2O4投加量為0.3 g/L的條件下，考察了不同PMS投加量對TC的降解情況的影響，其結(jié)果如圖8(b)所示。由圖8(b)可知，隨著PMS投加量的增大，TC降解速率也隨之增大?；诹蛩岣杂苫母呒壯趸夹g(shù)的反應(yīng)機(jī)理，CuFe2O4/PMS體系對有機(jī)污染物的降解能力是基于具有強(qiáng)氧化性的的數(shù)量[11]，而來源于PMS的分解。數(shù)量隨PMS投加量的增加而增加，由此TC降解速率隨之而增加。

圖8(c)展示了CuFe2O4投加量對TC降解速率的影響。當(dāng)CuFe2O4投加量從0.1增加到0.3 g/L時，TC降解率由46%增加到93%。這是因為CuFe2O4投加量的增加為PMS分解產(chǎn)生增加了活性位點，使得產(chǎn)率的增加[11]，進(jìn)一步氧化降解TC，提高了TC的降解速率。當(dāng)CuFe2O4投加量達(dá)到0.3 g/L后繼續(xù)增加CuFe2O4投加量，可是作為氧化劑的PMS投加量是恒定，部分增加的活性位點沒有發(fā)揮其催化作用，那么產(chǎn)率也是恒定的。故CuFe2O4投加量達(dá)到0.3 g/L后繼續(xù)增加CuFe2O4投加量，TC的降解速率也不會顯著提高。

圖8 操作條件對降解效果的影響:初始pH (a)，PMS投加量 (b)，CuFe2O4投加量 (c)Fig 8 Effect of operating parameters on TC degradation:initial pH (a);PMS addition (b);CuFe2O4 addition (c)

3 結(jié) 論

采用水熱合成法制得的催化劑，通過SEM-EDS和XRD技術(shù)分析確定催化劑的主要成分為CuFe2O4，考察了CuFe2O4活化PMS降解TC的催化效能。結(jié)果表明，在非均相反應(yīng)體系中CuFe2O4展現(xiàn)出較高的催化活性，在30 min內(nèi)能使TC降解率達(dá)到93%。CuFe2O4經(jīng)4次重復(fù)使用后TC降解率均可保持在93%以上，說明制備的CuFe2O4催化性質(zhì)穩(wěn)定，具有良好的循環(huán)使用性。抑制劑的引入和EPR技術(shù)檢測說明CuFe2O4/PMS氧化體系中存在·OH、和1O2。

通過單因素實驗分析可知，TC的降解率隨CuFe2O4和PMS投加量的增加而增加；廢液初始pH小于6時，隨過pH值的增加而TC的降解率約為93%，廢液初始pH大于6后，隨過pH值的增加TC的降解率逐漸降低。TC降解出水的生物毒性隨降解時間的延長而先升高后降低，降解時間達(dá)到120 min時，出水的生物毒性幾乎可以忽略。