2020, Vol. 37
2. 国家环境保护化工过程环境风险评价与控制重点实验室, 上海 200237
2. State Environmental Protection Key Laboratory of Environmental Risk Assessment and Control on Chemical Process, Shanghai 200237, China
氟喹诺酮类抗生素是一种广泛用于治疗人类和动物疾病的抗菌药物，其中氧氟沙星（Ofloxacin，OFL）为第三代喹诺酮类抗菌药，具有广谱、抗菌作用强等优点，通常被过量添加到兽用饲料中[1]。此外为调节牲畜的生长速率，饲料中会添加一定含量的Cu等重金属。由于OFL和Cu不能完全被动物吸收利用，大部分OFL都以原药或者代谢产物的形式通过排泄作用进入环境中，同时还伴随着Cu等重金属排放。Zhou等[2]研究表明在生猪养殖场粪便中的OFL含量最高可达2970 ng·L-1。李晓华[3]对华北地区生猪养殖废水中氟喹诺酮类抗生素的研究发现其总浓度最高可达16.1 mg·L-1，且对周边河流产生了不同程度的影响。Bolan等[4]对新西兰某养殖场的废水中Cu2+浓度水平调查发现，在奶牛废水中浓度最高达10.5 mg·L-1，在生猪废水中浓度最高达1.6 mg·L-1。在农业生态系统中，牲畜粪便经常被用作有机肥、植物的营养物质或者作为微量元素用以提高土壤的质量。施肥后，粪便中的OFL及Cu会被释放到水体、土壤环境中，进而对生态系统产生潜在风险和危害。因此，亟需开展OFL-Cu复合污染的去除技术等方面的研究。
活性炭因其较大的比表面积、丰富的孔隙结构等特性，对污染物具有较高的吸附能力。前期的研究工作主要集中在活性炭单一吸附氟喹诺酮类抗生素或单一吸附重金属，其中对氟喹诺酮类抗生素的吸附机理主要为电子供体-受体相互作用、氢键作用和静电作用等，对重金属的吸附机理主要为静电引力和电子共享作用[5-6]。而对氟喹诺酮类抗生素与重金属复合存在下吸附机理的研究鲜有报道。同时，现阶段商业开发的活性炭，其原材料（椰壳、木材、煤炭等）成本高，导致利用活性炭对污水进行处理的价格高。所以利用自然环境中的植物材料制备活性炭，具有低成本、环境友好、结构丰富等优点。其中，紫根水葫芦具有生长繁殖快、分布广、易获取等特点，常被用于治理水域生态问题，因而，对其收集后进行资源化利用具有较好的环境意义。课题组前期研究发现，利用紫根水葫芦根粉制备的活性炭表面粗糙不规则，有丰富的孔隙结构以及丰富的功能基团（羟基、氨基、羧基等）[7]。因此，其对OFL和Cu都具有较好的吸附性能。
本研究利用紫根水葫芦根粉为原料制备活性炭用于OFL-Cu复合污染的去除。在单一体系下，分别考察不同因素对LREC-AC吸附OFL或Cu2+效果和特性的影响，并结合动力学模型和等温线模型对其吸附机理进行研究。在此基础上，考察复合体系中LREC-AC对OFL和Cu2+吸附特性和机理。从而为开发环境中抗生素与重金属复合污染治理技术提供新的思路，同时为紫根水葫芦的处置和资源化利用提供新的途径。
1 材料与方法 1.1 实验试剂OFL储备液：准确称量0.100 0 g OFL，加入去离子水溶解后转移至100 mL棕色容量瓶中，定容，配制成浓度为1000 mg·L-1的储备液，4 ℃条件下避光保存。
Cu2+储备液：准确称量3.906 0 g CuSO4·5H2O，加入去离子水溶解后转移至1000 mL容量瓶中定容、摇匀，即得到浓度为1000 mg·L-1的Cu2+标准储备液，转移至棕色细口瓶中，4 ℃条件下避光保存。
1.2 LREC-AC的制备与表征本研究所用LREC-AC制备原料为紫根水葫芦根粉。紫根水葫芦采自滇池，用于水体富营养化的治理，其根系发达，占生物量的80%以上。经清洗、粉碎、烘干后用于活性炭的制备[7]。课题组前期研究中，对制备的活性炭孔径分布、比表面积（静态N2吸附法，TriStar II3020，Micromeritics，美国）[7]、Zeta电位（Zeta电位仪，Nano ZS，Malvern，英国）和表面官能团（X射线光电子能谱，Escalab 250Xi，Thermo Scientific，美国）等相关参数进行了表征[5]。
1.3 LREC-AC吸附OFL和Cu2+单体系实验pH对LREC-AC吸附OFL或Cu2+的影响实验：取100 mL浓度为10 mg·L-1的OFL或Cu2+溶液置于150 mL锥形瓶中，用0.1% NaOH溶液和0.1% HCl溶液调节OFL溶液初始pH为2~10、Cu2+溶液初始pH为2~6；LREC-AC投加量为100 mg·L-1。锥形瓶密封后，分别放入恒温振荡器中，在20 ℃、200 r·min-1条件下进行吸附反应，OFL和Cu2+分别在360 min和240 min时取样。
吸附动力学实验：将配制好的1000 mg·L-1的OFL或Cu2+储备液稀释成浓度分别为5、10、20 mg·L-1的实验溶液，分别取100 mL分装到150 mL锥形瓶中，用1% NaOH和1% HCl调节pH至6；LREC-AC投加量为100 mg·L-1。锥形瓶密封后，放入恒温振荡器中，在20 ℃、200 r·min-1条件下进行吸附反应，分别在0~600、0~300 min内定时取样。
等温吸附实验：取100 mL浓度分别2、5、10、20、30 mg·L-1的OFL或Cu2+溶液，置于150 mL锥形瓶中，用1% NaOH和1% HCl调节pH至6；LREC-AC投加量为100 mg·L-1。锥形瓶密封后，放入恒温振荡器中，分别在20、30、40 ℃下，200 r·min-1振荡，反应时间为吸附动力学实验中所确定的平衡时间。
采样：取2 mL吸附后溶液，过0.22 μm滤膜后，测定溶液中剩余OFL或Cu2+浓度。每组实验设定3个平行实验，取平均值。
1.4 LREC-AC吸附OFL-Cu复合体系实验复合体系动力学实验：用1% NaOH和1% HCl调节pH至6，OFL浓度10 mg·L-1，Cu2+浓度10 mg·L-1，LREC-AC投加量100 mg·L-1，将溶液（100 mL）装入150 mL锥形瓶中，密封后，放入恒温振荡器中，20 ℃、200 r·min-1下进行实验，定时取样。
吸附竞争实验：用1% NaOH和1% HCl调节pH至6。OFL或Cu2+初始浓度为10 mg·L-1，另一物质浓度梯度为0、1、2、4、6、8 mg·L-1和10 mg·L-1，LRECAC投加量100 mg·L-1，将溶液（100 mL）装入150 mL锥形瓶中，密封后放入恒温振荡器中，20 ℃、200 r·min-1条件下进行实验，定时取样。
采样：取2 mL吸附后溶液，过0.22 μm滤膜后，分别测定溶液中剩余OFL和Cu2+浓度。每组实验设定3个平行实验，取平均值。
1.5 分析方法采用高效液相色谱法（HPLC，Shimadzu，日本）测定OFL浓度。测定条件：色谱柱为C18反相柱（5 μm；4.6 mm × 250 mm i.d.），流动相为体积比80:20的甲醇和水混合溶液，流速为1 mL·min-1，进样量为10 μL，紫外检测器波长为288 nm，柱温为35 ℃，检出限为0.01 mg·L-1。采用原子吸收分光光度计（AA-7000，Shimadzu，日本）测定样品中的Cu2+浓度，检出限为0.02 μg·L-1。
1.6 数据处理与分析试验数据采用Excel 2013进行处理，采用Origin 9.0拟合曲线与作图。
2 结果与讨论 2.1 活性炭结构特性本研究课题组对所制备的紫根水葫芦基活性炭进行了表面孔径分布、比表面积、Zeta电位及表面官能团等相关参数表征（表 1）[5, 7]。结果表明，LREC-AC具有较大的比表面积和丰富的含氧官能团、含碳官能团，表明其具有较好的吸附能力，且其表面的芳香环是π电子供体，羧基、羟基等官能团是n电子供体[8]。而OFL苯环上的含氟基团和含氮官能团具有很强的电子吸引力，可被看作是π电子受体[9]。因此，LRECAC可通过电子供体-受体相互作用与OFL结合。且其表面带负电荷的官能团也可与OFL带正电荷的哌嗪基通过静电引力结合在一起[10]。同时，LREC-AC表面的含氧官能团（羟基和羧基）可通过氢键与OFL上的羰基和羧基结合[11]。另外，LREC-AC表面带负电荷官能团还可通过静电引力作用吸附带正电荷的Cu2+ [12]。
2.2 初始pH对吸附效果的影响
溶液的pH是影响吸附剂吸附效果的重要因素之一，它决定了污染物在溶液中的存在形式及吸附剂表面电荷情况。当溶液pH值低于3.3时，LREC-AC表面带正电，而当溶液的pH值高于3.3时，LREC-AC表面带负电。而OFL有两个不同的pKa值，分别为pKa1=6.10和pKa2=8.28，在溶液中随pH的不同可呈现阳离子、阴离子和两性离子等三种形态[13]。本研究中，当溶液pH < 4时，OFL在溶液中以阳离子的形式存在而LREC-AC表面带正电荷，两者之间产生静电斥力，使其吸附量降低；当初始pH=4时，表面带正电荷的OFL与表面带负电荷的LREC-AC之间通过静电引力而相互吸引，促进LREC-AC对OFL的吸附作用，使其吸附量达到最大；当初始pH>4时，随pH的升高，溶液中以两性离子和阴离子形式存在的OFL的量逐渐增加，从而与表面带负电荷的LREC-AC产生静电斥力，导致其吸附效果下降（图 1a）。
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图 1 pH对吸附效果的影响 Figure 1 Effects of pH on the adsorption of OFL and Cu2+ |
初始pH对Cu2+吸附效果的影响见图 1b。Cu（OH）2的溶度积常数Ksp=2.2×10-20 mol3·L-3，在pH=6时，由于Cu2+浓度为10 mg·L-1，此时[Cu2+] [OH-]2 < 2.2 × 10-20 mol3·L-3，当pH < 6时，溶液中Cu2+无沉淀。当pH < 3.3时，LREC-AC表面带正电荷，此时Cu2+也带正电荷，使得Cu2+与LREC-AC表面因静电斥力而导致吸附效果变差。当pH>3.3时，随着pH增高，活性炭表面带负电荷，与Cu2+形成静电引力，从而促进其对Cu2+的吸附。另外，在pH为3~6范围内，当溶液中pH较低时，LREC-AC表面的吸附位点与H+结合而被H+大量占据，使得LREC-AC表面亲和性发生改变，进而导致其对Cu2+的吸附不充分，吸附量较低。而随着pH值的升高，溶液中H+减少，吸附位点得以释放，与溶液中Cu2+吸附作用增强，Cu2+吸附量随之增加。当pH>6时，溶液中的OH-增多，与Cu2+形成沉淀。
因此，综合分析pH对LREC-AC吸附OFL和Cu2+效果和特性的影响，后续实验中，将初始pH设定为6，以保证其较好的吸附性能，并接近实际水环境的pH值。
2.3 吸附动力学模型为进一步研究LREC-AC对OFL和Cu2+吸附机理，本研究采用吸附动力学模型，分别考查污染物不同初始浓度下，LREC-AC对OFL和Cu2+的吸附特性（图 2）。污染物初始浓度对LREC-AC的吸附性能影响较大。随着污染物初始浓度的增加，传质驱动力增强，LREC-AC上的活性位点被更多的污染物包围，使吸附量增加。采用拟一级和拟二级动力学模型对LREC-AC吸附OFL和Cu2+的结果进行拟合，其相关吸附动力学参数见表 2。其中，拟二级动力学模型拟合数据的线性关系R2均大于0.99，相比于拟一级动力学模型拟合效果更好。因此，表明LREC-AC对OFL和Cu2+的吸附过程符合拟二级动力学方程，为化学吸附，存在吸附剂与吸附质之间的电子交换或共价键等作用[12]。
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图 2 OFL和Cu2+吸附动力学曲线 Figure 2 Adsorption kinetics curves of OFL and Cu2+ |
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表 2 吸附动力学参数 Table 2 Parameters of kinetic models |
一般来说，不同反应温度会对吸附特性产生一定的影响。LREC-AC吸附OFL和Cu2+的吸附等温线模型拟合结果如图 3所示。研究发现，当OFL和Cu2+浓度较低时（< 5 mg·L-1），温度对吸附量的影响不显著；当OFL和Cu2+浓度增加时，随反应温度的升高，LREC-AC对OFL和Cu2+的吸附能力下降。分别采用Langmuir和Freundlich吸附等温线模型对LREC-AC吸附OFL和Cu2+实验数据进行拟合，其参数见表 3。Langmuir模型可用于阐明均相吸附体系，其中吸附为单层反应，发生在均相吸附位点上，而Freundlich方程则用来说明吸附是一种多层非均相吸附。本研究中，Langmuir模型描述LREC-AC对OFL和Cu2+的吸附等温线的拟合效果均优于Freundlich模型，决定系数R2>0.98。前期研究发现，不同材质吸附剂对OFL的吸附量：氧化石墨烯40.65 mg·g-1[13]，粉状八面沸石31.32 mg·g-1[14]；不同材质对Cu2+的吸附量：橡树皮活性炭30.11 mg·g-1[15]，杏核活性炭22.80 mg·g-1[16]。相比之下，本研究中使用的LREC-AC对OFL和Cu2+均具有较高的吸附量，表明LREC-AC可用于对OFLCu2+复合污染的吸附去除。
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图 3 OFL和Cu2+吸附等温线 Figure 3 Adsorption isotherms of OFL and Cu2+ |
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表 3 吸附等温线参数 Table 3 Parameters of isotherms models |
在单一体系研究基础上，进一步考察OFL和Cu2+复合体系中LREC-AC的吸附特性，并结合动力学模型研究其吸附机理（图 4）。结果表明，复合体系中的吸附量均低于单一体系，且拟二级动力学决定系数R2均高于拟一级动力学决定系数，表明LREC-AC对OFL和Cu2+的吸附为拟二级动力学过程。同时，Cu2+和OFL共同存在会产生吸附位点竞争，导致吸附量降低。由于活性炭表面的官能团-COOH、-OH和芳香环等可以与重金属离子通过螯合作用形成金属螯合物，也能与有机物结合，从而减少活性炭表面的结合位点，降低对竞争吸附质的吸附效果[17]。因此，在OFL和Cu2+的复合体系中，其饱和吸附量分别为59.34 mg·g-1和37.46 mg·g-1，较单一体系分别下降30.33%和23.42%。
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图 4 复合体系中吸附动力学 Figure 4 Adsorption kinetics of OFL and Cu2+ in their mixed systems |
进一步考察OFL和Cu2+在复合体系中竞争吸附特性（图 5），酸性条件下，OFL与Cu2+之间存在络合结构[18]，复合体系中OFL与Cu2+的络合平衡如图 6所示。当溶液中Cu2+浓度 < 2.0 mg·L-1，其总量低于OFL，而随Cu2+浓度的增加，溶液中OFL与Cu2+的络合结构则由[Cu2+（OFL）2]2+变为[Cu2+OFL]2+。当pH=6时，溶液中OFL还存在OFL±和OFL-，LREC-AC对络合物的吸附优于对OFL±和OFL-的吸附[19]。同时，溶液中Cu2+在LREC-AC表面与OFL之间充当“桥链”的角色，促进OFL的吸附[12]。当Cu2+浓度>2.0 mg·L-1时，随Cu2+浓度增加，其在水溶液中的主要形态结构为[Cu2+OFL]2+和Cu2+，而此时溶液中存在的吸附竞争是Cu2+与OFL间的竞争，导致OFL饱和吸附量降低[18-19]。复合体系中，保持Cu2+初始浓度为10 mg·L-1，随OFL浓度逐渐增加，Cu2+饱和吸附量逐渐降低，由48.92 mg·g-1降低为37.46 mg·g-1（图 5b）。这主要是由于此时溶液中Cu2+的物质的量大于OFL，两者络合物为[Cu2+OFL]2+，而与Cu2+存在吸附竞争，导致随OFL浓度的增加，Cu2+的饱和吸附量降低，前期研究也发现类似现象[17, 19]。综上所述，复合体系中低浓度的Cu2+（< 2.0 mg·L-1）可促进OFL的吸附，而随着Cu2+浓度的增加（2~10 mg·L-1），OFL与Cu2+则主要表现为竞争吸附，导致OFL饱和吸附量降低。
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图 5 复合体系中竞争吸附曲线 Figure 5 Competitive adsorption curve of OFL and Cu2+ in their mixed systems |
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图 6 OFL与Cu2+的络合平衡 Figure 6 Complexation equilibrium for OFL with Cu2+ |
（1）本研究采用紫根水葫芦根粉制备活性炭，其表面含有丰富的官能团，能够有效吸附去除水体中OFL及Cu2+，表明其对重金属及抗生素复合污染具有良好的吸附性能。
（2）拟二级动力学和Langmuir模型能够较好地描述紫根水葫芦基活性炭对OFL和Cu2+的吸附过程，其对OFL的吸附机理包括电子供体-受体相互作用、氢键作用和静电引力作用，而对Cu2+的吸附则主要为静电引力、电子交换或共价键等作用。
（3）在复合体系中，OFL浓度为10 mg·L-1，Cu2+浓度 < 2 mg·L-1时，Cu2+与OFL的络合作用可有效促进OFL的吸附，而随Cu2+浓度的增加，则表现出抑制作用；复合体系中OFL的存在对Cu2+的吸附始终表现为抑制作用。
该研究结果为活性炭在抗生素-重金属复合污染水体中的应用提供有益参考和基础数据，并为紫根水葫芦资源化利用提供新的途径。
| [1] |
杨云裳, 薛飞群. 抗生素饲料添加剂研究概况[J]. 中兽医医药杂志, 2000, 19(5): 38-41. YANG Yun-chang, XUE Fei-qun. Review of antibiotic feed additives[J]. Journal of Traditional Chinese Veterinary Medicine, 2000, 19(5): 38-41. DOI:10.3969/j.issn.1000-6354.2000.05.028 |
| [2] |
Zhou L J, Ying G G, Liu S, et al. Excretion masses and environmental occurrence of antibiotics in typical swine and dairy cattle farms in China[J]. Science of the Total Environment, 2013, 444(2): 183-195. |
| [3] |
李晓华.规模化猪场粪污中典型抗生素归趋行为及抗性基因扩散特征研究[D].北京: 中国农业科学院, 2018. LI Xiao-hua. Migration characteristics of the typical antibiotics and spread of antibiotic resistance genes in the environment of large-scale swine feedlots[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2018. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-82101-1018151882.htm |
| [4] |
Bolan N S, Khan M A, Donaldson J, et al. Distribution and bioavailability of copper in farm effluent[J]. Science of the Total Environment, 2003, 309(1): 225-236. |
| [5] |
Cao F J, Lian C Y, Yang J G, et al. Study on the adsorption performance and competitive mechanism for heavy metal contaminants removal using novel multi-pore activated carbons derived from recyclable long-root Eichhornia crassipes[J]. Bioresource Technology, 2019, 276: 211-218. DOI:10.1016/j.biortech.2019.01.007 |
| [6] |
Qiang K, Xiao H, Li S, et al. Ofloxacin adsorption by activated carbon derived from luffa sponge: Kinetic, isotherm, and thermodynamic analyses[J]. Process Safety & Environmental Protection, 2017, 112: 254-264. |
| [7] |
林森, 刘莉莉, 陈鑫, 等.一种紫根水葫芦基活性炭的制备方法: CN 108675296 A[P]. 2018-10-19. LIN Sen, LIU Li-li, CHEN Xin, et al. A preparation method of longroot Eichhornia crassipes-activated carbon: CN 108675296 A[P]. 2018-10-19. |
| [8] |
Tran V S, Ngo H H, Guo W, et al. Typical low cost biosorbents for adsorptive removal of specific organic pollutants from water[J]. Bioresource Technology, 2015, 182: 353-363. DOI:10.1016/j.biortech.2015.02.003 |
| [9] |
Gu C, Karthikeyan K G. Sorption of the antimicrobial ciprofloxacin to aluminum and iron hydrous oxides[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(23): 9166-9173. |
| [10] |
Li J R, Wang Y X, Wang X, et al. Intercalation and adsorption of ciprofloxacin by layered chalcogenides and kinetics study[J]. Journal of Colloid & Interface Science, 2015, 453: 69-78. |
| [11] |
Li M F, Liu Y G, Liu S B, et al. Cu(Ⅱ)-influenced adsorption of ciprofloxacin from aqueous solutions by magnetic graphene oxide/nitrilotriacetic acid nanocomposite: Competition and enhancement mechanisms[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 319: 219-228. DOI:10.1016/j.cej.2017.03.016 |
| [12] |
Zhou Y Y, He Y Z, Xiang Y J, et al. Single and simultaneous adsorption of pefloxacin and Cu(Ⅱ)ions from aqueous solutions by oxidized multiwalled carbon nanotube[J]. Science of the Total Environment, 2019, 646: 29-36. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.07.267 |
| [13] |
Yadav S, Goel N, Kumar V, et al. Removal of fluoroquinolone from aqueous solution using graphene oxide: Experimental and computational elucidation[J]. Environmental Science & Pollution Research, 2017, 25(3): 1-16. |
| [14] |
Sousa D N R D, Insa S, Mozeto A A, et al. Equilibrium and kinetic studies of the adsorption of antibiotics from aqueous solutions onto powdered zeolites[J]. Chemosphere, 2018, 205: 137-146. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.04.085 |
| [15] |
Dinesh M, Pittman C U, Mark B, et al. Sorption of arsenic, cadmium, and lead by chars produced from fast pyrolysis of wood and bark during bio-oil production[J]. Journal of Colloid & Interface Science, 2007, 310(1): 57-73. |
| [16] |
Kobya M, Demirbas E, Senturk E, et al. Adsorption of heavy metal ions from aqueous solutions by activated carbon prepared from apricot stone[J]. Bioresource Technology, 2005, 96(13): 1518-1521. DOI:10.1016/j.biortech.2004.12.005 |
| [17] |
Chen J Y, Zhu D Q, Sun C. Effect of heavy metals on the sorption of hydrophobic organic compounds to wood charcoal[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(7): 2536-2541. |
| [18] |
Wallis S C, Gahan L R, Charles B G, et al. Copper(Ⅱ)complexes of the fluoroquinolone antimicrobial ciprofloxacin:Synthesis, X-ray structural characterization, and potentiometric study[J]. Journal of Inorganic Biochemistry, 1996, 62(1): 1-16. |
| [19] |
Pei Z G, Shan X Q, Kong J J, et al. Coadsorption of ciprofloxacin and Cu(Ⅱ)on montmorillonite and kaolinite as affected by solution pH[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(3): 915-920. |