氯霉素具有良好的抗菌作用和藥物代謝動力學特性，在控制和治療家畜、 家禽、 蜜蜂和水生動物的傳染性疾病中發揮了重要作用[1, 2]. 但是，氯霉素能夠抑制人體骨髓造血功能，引起再生障礙性貧血，甚至誘發癌癥[3]. 為此，美國、 歐盟等國家和組織將氯霉素列為違禁藥物，規定不得在動物源性食品中檢出，我國也于2002年規定在動物疫病防治中禁止使用氯霉素. 由于氯霉素的廣譜抗菌作用，使用方便且價格低廉，被非法使用的現象時有發生[4]. 氯霉素可以通過動物排泄、 污廢水排放和降雨徑流等途徑進入水環境，并持續污染水體，在海水[5]、 城市污水[6, 7]、 養豬場廢水[8]和污水處理廠出水[9, 10]中均能檢出氯霉素的存在. 水環境中的氯霉素不僅能使細菌產生抗性基因，還可通過食物鏈進入人體，嚴重威脅生態環境安全和人體健康. 因此，發展廢水中氯霉素的有效去除方法顯得極其重要.
目前，廢水中氯霉素的去除方法主要有傳統處理法(聚沉、 絮凝和微生物降解等)[11]、 吸附法[12]、 臭氧氧化法[13]、 輻射與光分解法[14, 15]、 Fenton氧化法[16]等，但是，這些方法存在處理效率低、 投資大、 能耗高或容易造成二次污染等問題. 電化學法包括電氧化法和電還原法，具有高效、 低成本、 操作簡便和環境友好等特點，電氧化法已用于酚類化合物和染料廢水的處理研究[17]. 但是，電氧化處理有機物通常需要較高的氧化電位，氧化電位過高不僅增加能耗，嚴重腐蝕電極，還會加劇析氧、 析氯等副反應. 近年來，電還原處理抗生素顯現出一定的潛力，孫飛等[18]和Liang等[19]用非生物陰極還原氯霉素，處理24 h時的去除率分別達到57.9%與73.0%，但是這些方法的處理能力受到電極材料的制約. 碳納米管具有長徑比和比表面積大、 穩定性強和量子效應明顯等特性，用做修飾材料可以降低電極的過電勢，增加電流響應，提高電極的選擇性和靈敏度，現在主要用于氯霉素的測定研究[20, 21]，鮮見用于去除廢水中氯霉素的報道.
由于缺乏有效的試劑分散碳納米管，通常將碳納米管直接超聲分散在純水中，造成成膜效果不理想，影響修飾電極的電催化活性. 表面活性劑同時具有親水和疏水性質，能夠將碳納米管有效地分散在水中[22]. 為此，本研究在篩選表面活性劑的基礎上，優化碳納米管與表面活性劑的配比、 分散液修飾量，制備碳納米管修飾電極，分析修飾電極對模擬廢水中氯霉素的去除能力，初步探討氯霉素的還原去除機制，以期為發展廢水中抗生素的處理技術、 保護水環境質量提供科學依據.
1 材料與方法
1.1 主要試劑
氯霉素標準品(分析純，純度 ≥ 98.5%)購自德國Dr. Ehrenstorfer公司; 乙腈和甲醇均為色譜純，購自Fisher Scientific公司; 雙十六烷基磷酸(DHP)購自上海將來生化試劑公司，十二烷基硫酸鈉(SDS)和十六烷基三甲基溴化銨(CTAB)均購自成都科龍化學試劑公司; 其余試劑均為分析純，購自成都科龍化學試劑公司.
羧基化多壁碳納米管(MWCNTs)： 純度>95%，管徑為8~15 nm，長度為0.5~2 μm，南京先豐納米材料科技有限公司生產.
含氯霉素的模擬廢水： 準確稱取1 g氯霉素(純度為96%，合肥博美生物科技有限公司)，加入100 mL甲醇溶解，用去離子水稀釋至1000 mL，配制成質量濃度為1000 mg·L-1的貯備溶液，于4℃避光保存. 臨用前根據需要，取氯霉素貯備液，用不同電解質溶液(0.1 mol·L-1 HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl、 Na2HPO4-NaH2PO4溶液)稀釋，配制成質量濃度為1、 2、 5、 10 mg·L-1的氯霉素工作溶液.
1.2 主要儀器
電化學工作站： CHI 660E型，上海辰華儀器有限公司，工作電極為碳納米管修飾的玻碳電極(直徑3 mm)，對電極為鉑絲電極(直徑1 mm)，參比電極為飽和甘汞電極(SCE); 掃描電子顯微鏡(SEM)： JSM-7800F型，日本電子株式會社; 激光粒度與Zeta電位分析儀： ZetaPlus型，美國Brookhaven儀器公司; 高效液相色譜分析儀： LC-20A型，配SPD-20A紫外檢測器，日本Shimadazu公司; 液相色譜-串聯質譜分析儀： API 4000型，美國AB SCIEX公司.
1.3 實驗步驟與方法1.3.1 碳納米管修飾電極的制備
電極的預處理： 在麂皮上用Al2O3粉末(粒徑為0.3 μm)將玻碳電極(GCE)表面拋光成鏡面，依次用超純水、 無水乙醇和超純水超聲清洗，每次清洗5 min.
碳納米管的分散： 取適量MWCNTs粉末和表面活性劑，加入超純水，超聲分散20 min，獲得均勻的碳納米管分散液(1 mg·mL-1)，4℃密封保存備用.
修飾電極的制備： 取適量碳納米管分散液，均勻滴涂到處理好的GCE表面，室溫下風干待用.
1.3.2 模擬廢水中氯霉素的電催化還原
分別移取5 mL質量濃度為1、 2、 5、 10 mg·L-1的氯霉素溶液于電解池(直徑約1.5 cm、 高約4 cm)中，錫箔紙覆蓋后置于磁力攪拌器上，室溫恒速攪拌，浸入碳納米管修飾電極、 鉑絲電極和飽和甘汞電極，在時間-電流法模式下電催化還原氯霉素. 取還原12 h的反應液1 mL，過0.22 μm有機濾膜，用高效液相色譜法(HPLC)測定氯霉素含量，計算氯霉素的去除率. 每個實驗重復3次，下同.
實驗結束，取出碳納米管修飾電極，置于0.1 mol·L-1 NH3·H2O-NH4Cl溶液，在偏壓為1.5 V下去鈍化30 min，對電極進行再生.
1.3.3 表面活性劑的篩選和電極修飾條件優化
取DHP、 SDS和CTAB等3種表面活性劑，分別與MWCNTs混合，加入超純水并超聲分散20 min，于4℃下靜置，觀察MWCNTs在超純水中的穩定情況; 取MWCNTs分散液1 mL，測定Zeta電位，篩選出輔助分散效果最好的表面活性劑.
按照1.3.1節的步驟，以MWCNTs與表面活性劑的配比分別為1∶2、 1∶1和2∶1，分散液修飾量分別為5、 10、 15、 20和25 μL，制備碳納米管修飾電極，考察修飾電極電催化還原2 mg·L-1氯霉素的效果.
1.3.4 電催化還原條件的優化
按照1.3.2節的實驗步驟，考察偏壓、 底液、 初始pH對2 mg·L-1氯霉素去除率的影響，其中偏壓為-0.6、 -0.7、 -0.8、 -0.9、 -1.0、 -1.1和-1.2 V，底液為0.1 mol·L-1 HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl和Na2HPO4-NaH2PO4溶液，初始pH為4、 5、 6、 7、 8、 9和10.
1.3.5 電催化還原氯霉素的動力學特征
移取5 mL質量濃度為2 mg·L-1的氯霉素溶液于電解池中，用錫箔紙覆蓋避光，置于磁力攪拌器，室溫恒速攪拌，在最優實驗條件下分別還原2、 4、 6、 8、 10、 12、 14、 16、 18、 20、 22和24 h，取反應液1 mL，過0.22 μm有機濾膜，測定濾液中氯霉素含量，研究電催化還原氯霉素的動力學特征.
1.3.6 氯霉素及其還原產物的測定與質量控制
采用HPLC分離、 紫外檢測器測定氯霉素的含量[23]. 色譜柱： Inertsil ODS-SP色譜柱(250 mm×4.6 mm; 5 μm)，柱溫為30℃; 流動相為20%乙腈-水溶液，流速為0.8 mL·min-1，等度洗脫; 進樣量為20 μL. 通過紫外全波長掃描，確定檢測波長為274 nm. 外標法定量，獲得氯霉素的檢出限為9.6 μg·L-1，在7個加標水平的回收率為80.15%~106.8%，相對標準偏差(RSD)為5.17%~9.86%.
采用液相色譜-串聯質譜法(LC-MS/MS)鑒定氯霉素的還原產物. 色譜條件： Acquity UPLC BEH C18色譜柱(100 mm×2.1 mm,1.7 μm,Waters)，柱溫為40℃; 流動相為55%甲醇-水溶液，流速為0.3 mL·min-1; 進樣量為5 μL. 質譜條件： 碰撞氣為氬氣，錐孔氣和霧化氣均為高純氮氣; 負離子化模式，噴霧電壓為4500 V，溫度為550℃; 全掃描模式監測.
2 結果與討論2.1 碳納米管修飾電極的制備條件2.1.1 表面活性劑的篩選
考察了在SDS、 CTAB和DHP等3種表面活性劑作用下，碳納米管在超純水中的分散效果. 在SDS和CTAB作用下，MWCNTs分散液分別放置27 d和45 d基本沉降完全; 在DHP作用下，MWCNTs分散液放置3個月未發現沉降現象. 結果表明，DHP是碳納米管的一種有效助散劑，使得碳納米管在純水中分散均勻、 性質穩定. 從分子結構上來看，SDS分子中含有一條12個碳原子的疏水長鏈，CTAB分子中含有一條16個碳原子的疏水長鏈，而DHP分子中含有兩條16個碳原子的疏水長鏈，使得3種表面活性劑的疏水性表現為DHP>CTAB>SDS，在超聲時DHP能夠促使碳納米管被均勻分散到純水中，形成更加穩定的懸浮液[20].
Zeta電位分析發現，SDS、 CTAB和DHP輔助分散的碳納米管懸浮液的Zeta電位分別為-28.10、 -31.26和-40.18 mV. Zeta電位的絕對值越大，膠體粒子表面所帶的同種電荷越多，使得膠體粒子越分散，在DHP作用下膠體粒子的穩定性最強，因此選用DHP輔助分散碳納米管.
2.1.2 MWCNTs和DHP的配比
考察了MWCNTs和DHP的配比對修飾電極電催化還原氯霉素的影響. 當MWCNTs和DHP的配比為1∶2、 1∶1和2∶1時，電催化還原12 h時氯霉素的去除率分別達到72.96%、 82.25%和75.83%，說明MWCNTs和DHP的配比為1∶1時氯霉素的去除率最高. 分散液中MWCNTs和DHP的配比過低或過高都不利于氯霉素的還原，這是因為DHP本身不導電[21]，當DHP的占比高時，阻礙電子傳遞; 當DHP的占比低時，MWCNTs不能充分分散在超純水中，部分MWCNTs發生沉降，使得修飾到GCE表面的碳納米管相對較少，降低了氯霉素的還原率. 因此，確定MWCNTs和DHP的配比為1∶1.
2.1.3 分散液修飾量
考察了分散液修飾量對修飾電極電催化還原氯霉素的影響. 在電催化還原12 h時，氯霉素的去除率隨電極上分散液修飾量的增加而逐漸增加; 當修飾量為15 μL時，氯霉素的去除率達到最大(82.25%); 隨后去除率隨修飾量的增加而逐漸減小. 這是因為隨著分散液修飾量的增加，GCE表面的活性位點增加，加快了電子傳遞，有利于氯霉素的還原; 當修飾量超過15 μL時，會使GCE表面的碳納米管變厚，阻礙電子在溶液與電極間傳遞，導致氯霉素的還原率下降. 因此，確定分散液修飾量為15 μL.
2.2 碳納米管修飾電極的表征
圖 1表示DHP和MWCNTs/DHP的掃描電鏡圖. 從中可以看出，未超聲分散的DHP為塊狀和片狀晶體[圖 1(a)]; 超聲分散的MWCNTs/DHP復合物具有明顯的碳納米管形態結構[圖 1(b)]，碳納米管相互纏繞，其間夾雜著小塊狀的DHP晶體，與DHP單體具有顯著差異.
圖 1 DHP和MWCNTs/DHP的掃描電鏡圖
圖 2為碳納米管修飾電極和裸GCE在含有5mmol·L-1 K3[Fe(CN)6]的0.1 mol·L-1 KCl溶液中的循環伏安圖. 從中可以看出，碳納米管修飾電極的氧化峰電流(120 μA)遠大于裸GCE(58 μA)，還原峰電流(127 μA)也遠大于裸GCE(69 μA)，表明修飾碳納米管后有利于電子在溶液和電極間傳導，具有優良的電催化潛力，也證實碳納米管被成功修飾到GCE上.
圖 2 碳納米管修飾電極和裸玻碳電極的循環伏安圖
2.3 氯霉素的電催化還原條件2.3.1 偏壓
利用電化學工作站輸出額定偏壓，研究偏壓對電催化還原氯霉素的影響，獲得的結果如圖 3所示. 從中可以看出，隨著偏壓的增加，氯霉素的去除率逐漸升高，當偏壓為-1.2 V時，氯霉素的去除率達到86.59%. 有研究指出，陰極電位越負，作為電子受體的污染物還原效率越高[24]. 但是，在偏壓為-1.2 V時工作電極表面有大量氣泡產生，其原因可能是過電勢增大使得電極表面發生了析氫反應; 當偏壓為-1.1 V時，工作電極表面未觀察到氣泡產生，氯霉素的去除率達到82.25%. 為了避免析氫反應和減少能耗，本研究確定偏壓為-1.1 V.
圖 3 偏壓對電催化還原氯霉素的影響
2.3.2 底液
在偏壓為-1.1 V時，考察了底液對電催化還原氯霉素的影響. 有研究發現，在初始pH為7的0.1 mol·L-1的HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl、 Na2HPO4-NaH2PO4溶液中，氯霉素的去除率分別為56.32%、 68.78%、 82.25%和70.13%，說明在NH3·H2O-NH4Cl溶液中更有利于氯霉素的還原. 張金磊等[25]用循環伏安法測定氯霉素時，也發現在NH3·H2O-NH4Cl溶液中氯霉素的還原峰電流最大. 因此，本研究選擇NH3·H2O-NH4Cl溶液為底液.
2.3.3 底液初始pH
考察了底液初始pH對電催化還原氯霉素的影響，獲得如圖 4所示的結果.
圖 4 底液初始pH對電催化還原氯霉素的影響
從圖 4可以看出，隨著底液初始pH的增加，氯霉素的去除率逐漸增大; 在pH為7時，獲得最大去除率為82.25%，隨后逐漸減小; 當pH為9時，去除率下降為70.33%. 總體來看，酸性或堿性條件均不利于氯霉素的電催化還原. 在pH為10時氯霉素的去除率又開始上升，這是因為在pH>9后氯霉素容易發生水解[26]，導致其還原率出現假性增大. Zhuang等[27]在用循環伏安法測定氯霉素時，也發現其還原峰電流在pH為7時達到最大，說明中性環境更有利于電子傳導. 因此，本研究確定底液的初始pH為7.
在最優的實驗條件下，考察了碳納米管修飾電極對氯霉素的電催化還原能力，獲得初始濃度為1、 2、 5和10 mg·L-1的氯霉素被還原12 h時的去除率分別為89.93%、 82.25%、 72.31%和67.36%，隨著氯霉素濃度的增加，傳質阻力相應增大，使得氯霉素的去除率下降. 該修飾電極通過去鈍化處理后，還原1 mg·L-1氯霉素12 h時的去除率能夠達到80%以上，說明該電極特別適合于處理低濃度氯霉素廢水.
2.4 電催化還原氯霉素的動力學特征
反應液中氯霉素濃度隨時間的變化如圖 5所示. 從中可以看出，氯霉素濃度隨時間的增加逐漸減小，在0~10 h時表現為快速還原過程，10~18 h表現為慢速還原過程，隨后趨于穩定; 獲得還原氯霉素24 h時的去除率為97.21%，遠遠高于在裸GCE上的去除率(53.69%)，表明采用碳納米管修飾電極能夠顯著提高氯霉素的去除率. 比較發現，本研究獲得氯霉素的去除率遠大于其在非生物陰極上還原24 h時的去除率(57.9%)[18]; 通過接種微生物的生物陰極還原氯霉素，24 h時氯霉素的去除率可以提高到96.0%[19]，還是低于本研究的去除效果.
圖 5 電催化還原氯霉素的動力學曲線
采用零級、 一級和二級反應動力學模型擬合實驗數據，獲得如表 1所示的結果.
表 1電催化還原氯霉素的動力學特征1)
從表 1可以看出，采用一級反應動力學模型可以很好地描述氯霉素的電催化還原過程，獲得去除速率常數為0.1574 h-1，半衰期為4.40 h. Liang等[19]用非生物陰極、 Sun等[28]用生物陰極還原氯霉素也遵循一級反應動力學方程，分別獲得的非生物陰極還原的速率常數(0.052 h-1)和生物陰極還原的速率常數(0.084 h-1)均明顯低于本研究，說明采用碳納米管修飾電極能夠明顯加快氯霉素的還原.
2.5 電催化還原氯霉素的機制分析
取電催化還原氯霉素0和24 h的反應液，采用液相色譜-串聯質譜法(LC-MS/MS)鑒定反應產物，獲得如圖 6所示的結果.
從圖 6可以看出，還原氯霉素(CAP)0 h時，在質譜中發現峰強度最高的氯霉素特征峰(質荷比為321.1) 與生物陰極還原氯霉素的報道[4, 19, 29]吻合;還原氯霉素24 h時，出現了峰強度較低的質譜峰(質荷比為294.6) 和峰強度最高的特征峰(質荷比為261.2) ，分別被鑒定為羰基還原的AMCl2、 脫去1個氯原子的羰基還原的AMCl. 在用生物陰極還原氯霉素的產物中也得到類似結果，鑒定出羰基還原的AMCl2(48 h)和脫去2個氯原子的羰基還原的AM(144 h)[29]，本研究采用碳納米管修飾電極和更負的偏壓(-1.1 V)加快了氯霉素的還原進程，隨著時間的推移，羰基還原的AMCl可能會進一步脫去另1個氯原子. 在非生物陰極還原氯霉素的產物中，除發現羰基還原的AMCl2外，還鑒定出具有強抗菌活性的中間產物亞硝基和羥氨基化合物(—NO2分別被還原為—NO和—NHOH)[30]，當偏壓為-0.4 V時羰基還原的AMCl2難以進一步脫氯轉化為羰基還原的AMCl，而在-0.7 V時容易進一步脫氯轉化為羰基還原的AMCl[19]，很好地解釋了本研究在-1.1 V電催化還原氯霉素鑒定出羰基還原的AMCl[圖 6(b)]的事實，未發現亞硝基和羥氨基化合物的原因可能是還原24 h時這些中間產物已經被完全轉化.
圖 6 氯霉素還原產物鑒定
基于以上分析，獲得電催化還原氯霉素的可能途徑(見圖 7). 從中可以看出，在碳納米管修飾電極電催化還原過程中，氯霉素獲得2、 4、 6、 8和10個電子，被分別轉化為亞硝基化合物、 羥氨基化合物、 AMCl2、 羰基還原的AMCl2和羰基還原的AMCl，由于生成羰基還原的AMCl2和羰基還原的AMCl，不僅還原了氯霉素中決定抗菌性的硝基基團[31]，還可以進一步還原羰基和脫氯，顯著降低氯霉素的毒性.具體參見污水寶商城資料或http://www.xhxdt.com更多相關技術文檔。
圖 7 電催化還原氯霉素的可能途徑
3 結論
(1) 獲得了碳納米管修飾電極的最佳制備條件，即采用DHP輔助分散碳納米管，MWCNTs和DHP的配比為1∶1，分散液修飾量為15 μL; 獲得了電催化還原氯霉素的最佳條件，即偏壓為-1.1 V，底液為0.1 mol·L-1 NH3·H2O-NH4Cl溶液，初始pH為7.
(2) 電催化還原氯霉素的動力學過程符合一級反應動力學模型，去除速率常數為0.1574 h-1; 氯霉素被還原24 h的去除率達到97.21%，特別適合于低濃度氯霉素廢水的處理.
(3) 采用碳納米管修飾電極電催化還原氯霉素，不僅還原了氯霉素中決定抗菌性的硝基基團，還可以進一步還原羰基和脫氯，顯著降低氯霉素的毒性.
