Cu2+对凤眼莲根系吸附四环素的影响及机理

汤贝贝，张振华，卢 信，唐婉莹，刘丽珠，范如芹

(1.南京理工大学化工学院，江苏 南京 210014； 2.江苏省农业科学院农业资源与环境研究所，江苏 南京 210014)

四环素类抗生素(tetracyclines, TCs)以价格低、抗菌谱广、使用方便、药效显著等优点在养殖业中被广泛应用。大部分抗生素不能被机体有效吸收，经排泄物等途径进入环境中，并在环境中蓄积、诱发和传播耐药致细菌，对生态系统构成潜在危害[1]。目前国内外关于抗生素的研究主要以单一污染为主[2]。在实际环境中，铜(Cu)作为动物日粮常见的微量元素添加剂之一，在畜禽养殖废水中经常能检测到其与TCs共存[3]。由于Cu2+容易与TC分子中含氧或氮的官能团结合形成稳定的配合物，从而改变TC的环境行为，因此复合污染条件下TC的去除及其机理研究是当前迫切需要关注的科学问题。

植物纤维性废弃物制备吸附剂因具有来源广、成本低、环境友好等优点[4]，成为环境科学工作者所关注的领域。凤眼莲(Eichhorniacrassipes)，又名水葫芦，是一种耐污能力强、繁殖速度快、根系发达的漂浮植物。研究表明，凤眼莲能有效去除水体中N、P等营养元素，降低BOD和COD浓度，吸附净化污水中的重金属[5]，还可以对苯酚、多环芳烃、抗生素等有机物污染水体进行修复[6]，根系在其中发挥了重要的作用[7-8]。因此，本文以凤眼莲根系为吸附材料，通过批吸附平衡实验，考察Cu共存条件下凤眼莲根系对溶液中TC的吸附动力学和吸附等温线，并结合基团屏蔽及FTIR技术阐明其吸附机理，以期为更好地利用凤眼莲根系作为生物吸附材料去除复合污染水体中的TC提供理论依据。

1 实验材料与方法

1.1 仪器与材料

UP-1810型紫外可见分光光度计(北京普析)，IS10型傅里叶红外光谱仪(美国赛默飞)，电子天平(上海梅特勒-托利多)，HZQ-F160型全温度振荡培养箱(江苏太仓)，eppendof高速冷冻离心机，PHS-3C精密pH计(上海大普)。

TC标准品(纯度97.7%)购自上海晶纯生化科技有限公司；甲醇为色谱纯试剂，购自美国天地公司；其他化学试剂均为分析纯，购自国药集团化学试剂有限公司；实验用水为实验室自制去离子水。

1.2 实验方法

1.2.1 凤眼莲的采集与驯化

凤眼莲采自江苏省农业科学院3号水生植物培养池(32°02N，118°52E)。选取长势良好、大小重量基本一致的植株，去除枯叶和腐烂根系，依次采用自来水、去离子水冲洗干净后，于温室中用1/2 Hoagland营养液驯化培养2周[9]，备用。

1.2.2 原料的制备

取出驯化备用的凤眼莲，先后用预先放置3 d的自来水和去离子水冲洗干净，将整株根系剪下；然后用滤纸吸干根系表面的水分，放入烘箱中105℃杀青2 h，再将烘干的根系放在去离子水中浸泡数小时，使其含水量与新鲜植株根系大致相同，取出后自然风干5 min，并用滤纸擦干剩余水分后[6]，剪成约0.5 cm长的根段，备用。

TC的分子式为C22H24N2O8，最大吸收波长λmax=270 nm。配制10 mmol/L的TC储蓄液：称取一定量TC，甲醇溶解后，定容至100 mL棕色容量瓶，避光4℃保存，使用时稀释成所需浓度[10]。配制10 mmol/L的Cu2+储备液：准确称取一定量CuSO4·5H2O于小烧杯中，加入适量去离子水溶解，转入100 mL容量瓶中定容。使用时配置成所需浓度，备用[11]。

1.2.3 TC与Cu2+的相互作用

在pH为6.0的1/2 Hoagland营养液[9]中，加入不同浓度的TC和Cu2+后，最终溶液中TC浓度为50 μmol/L，Cu2+浓度分别为0、50、100 μmol/L。转移25 mL上述各溶液至50 mL的聚四氟乙烯离心管中，(4.0±0.5)℃下避光振荡3 h，充分混匀后取出静止1 h使得络合反应达到平衡，根据紫外光谱全波数扫描结果可知，溶液反应后获得不同形态的TC-Cu络合物[10]。然后采用FTIR分析比较TC与Cu2+络合前后TC特征官能团波数的变化，由此推测两者络合的位置[12-13]。先采集背景的红外光谱，扣除空气中的CO2和H2O，然后将样品滴到衰减全反射附近的金刚石窗口下，并将其全部覆盖，进行样品的红外光谱采集。扫描范围: 4 000～525 cm-1；扫描次数: 16次；分辨率: 4.0 cm-1。

1.2.4 Cu2+对TC在凤眼莲根系上吸附的影响

a. 吸附动力学实验。 吸附实验参照OECD guideline 106批平衡方法进行[14]。在50 mL聚四氟乙烯离心管中，加入25 mL含不同浓度的TC及Cu2+溶液，使得反应液中TC的最终浓度为50 μmol/L，Cu2+浓度为0、50、100 μmol/L。充分反应后称取0.5 g备用的根段放入50 mL离心管中，(20 ± 0.5)℃下避光恒温振荡(180 r/min)。分别于15 min、30 min、1 h、2 h、4 h、8 h、16 h、24 h、48 h、72 h、120 h取10 mL水样，直至滤液中TC浓度维持不变。样品经4 000 r/min离心10 min，取上清液过0.22 μm有机系滤膜，然后采用UV-Vis测定滤液中TC浓度。

b. 吸附热力学实验。 分别移取不同体积的10 mmol/L的Cu2+溶液于100 mL棕色容量瓶中，再分别移取10 mmol/L的TC溶液10 mL于上述容量瓶中，然后加pH为6.0的1/2 Hoagland营养液定容，充分摇匀，使得TC和Cu形成高浓度的络分比为1∶0(即TC单独存在)、1∶1和1∶2型TC-Cu络合物。移取适量上述各溶液于另一100 mL容量瓶中，继续加营养液梯度稀释，就可以得到不同浓度的络合物。将以上络合状态的TC配好后，分别移取25 mL于50 mL的离心管中，按照1.2.3节步骤络合。充分反应后称取0.5 g备用根段放入离心管中，将吸附反应温度分别控制在(20 ± 0.5)℃下避光振荡。于24 h后取样，取上层清液过0.22 μm有机系滤膜后，测试溶液中TC的浓度。以上处理均设置3个重复，为了剔除TC在吸附过程中受外界其他因素影响而造成的损失，以未含根系的处理为对照。TC在根系上吸附量用振荡前后的浓度差计算得到。吸附量qt和去除率η的计算式分别为

qt=(ρ0-ρt)V/m

(1)

(2)

式中：qt为t时刻吸附剂对TC的吸附量，mg/g；ρ0、ρt分别为吸附开始时和吸附t时刻溶液中TC质量浓度，mg/L；V为溶液体积，L；m为吸附剂的质量，g；η为TC的去除率，%。

1.2.5 吸附机理研究

a. FTIR。 凤眼莲根系与TC发生吸附反应，反应前后的凤眼莲根系经FTIR分析其表面官能团的变化情况。共5种处理：①凤眼莲原根系；②与Cu2+发生作用后的根系；③与TC发生作用后的根系；④络合比为1∶1时与TC发生作用后的根系；⑤络合比为1∶2时与TC发生作用后的根系。反应后，将各处理根系进行冷冻干燥24 h，然后利用FTIR进行测定分析。

b. 基团屏蔽处理[15]。屏蔽根系表面的羧基(酯化羧基)：25 mL无水甲醇中加入0.5 g根系和0.15 mL的浓盐酸，25℃、180 r/min条件下振荡5 h，超纯水洗涤3次，4 000 r/min离心20 min，收集、冷冻干燥备用。屏蔽根系表面的氨基(氨基甲基化)：20 mL甲酸中加入0.5 g根系和10 mL甲醛，25℃、180 r/min振荡5 h，超纯水洗涤3次，4 000 r/min离心20 min，收集、冷冻干燥备用。屏蔽根系表面的羟基(羟基甲基化)：20 mL甲醛中加入0.5 g根系，25℃、180 r/min条件下振荡5 h，超纯水洗涤3次，4 000 r/min离心20 min，收集、冷冻干燥备用。然后将经过以上处理的凤眼莲根系分别用于吸附不同形态的TC，考察其吸附去除率的变化。

2 结果与分析

2.1 TC与Cu2+的相互作用

图1 TC与Cu络合前后的FTIR谱图

2.2 Cu2+对凤眼莲根系吸附TC的影响

2.2.1 吸附动力学

凤眼莲根系吸附不同形态TC的动力学曲线见图2。凤眼莲根系对不同形态TC的吸附过程均可分为3个阶段：快速吸附、慢速吸附和随后的吸附平衡阶段。快速吸附阶段为0～4 h，50%的TC在该阶段被吸附，这是由于在吸附反应初期，吸附剂表面的活性位点较多，溶液中TC的浓度相对较高，吸附质传动力较大，因而吸附进行的速率较快[18]；慢吸附阶段为4～24 h，此时凤眼莲根系表面的部分吸附位点达到饱和，3种络合形态下TC的吸附率分别达到58.9%、75.8%和84.6%。反应24 h后，TC的去除率依次增加至70.6%、79.5%和86.6%，吸附率增加趋势不明显，凤眼莲根系的吸附位点被占满，对TC的吸附基本达到平衡。对于Cu-TC复合系统而言，TC的吸附量明显提高。络合比为1∶1时，吸附量由初始的0.792 mg/g升高至0.951 mg/g；当TC与Cu的络合比为1∶2时，吸附量进一步提高，由0.970 mg/g升至1.067 mg/g。

图2 凤眼莲根系吸附不同形态TC的动力学曲线

吸附动力学能够反映污染物在凤眼莲根系上的吸附特征，确定吸附平衡时间，是进行吸附实验的前提条件。本试验分别用准一级、准二级动力学方程[1]对不同形态TC在凤眼莲根系上的吸附数据进行拟合。由表1可知，准二级动力学模型用于拟合不同形态TC在凤眼莲根系吸附行为所得的相关系数均高于准一级动力学模型的，这说明吸附过程以化学吸附为主，即TC的离子形态通过与凤眼莲根系上的羟基或羧基进行离子交换或以共轭电子对形态进行连接。此外，通过准二级动力学拟合得到，非络合态、1∶1和1∶2型络合态TC-Cu的吸附量分别为787、951和1 067 mg/kg，这与生物炭对土霉素吸附平衡时的吸附量(1 667 mg/kg)较接近，但远远大于褐土和红土对TCs的吸附[19]。与单一TC相比，随着Cu2+共存浓度的增加，TC吸附速率常数k2也随之增加，表明Cu2+的存在显著促进了TC的吸附，原因是Cu2+被强烈吸附在根系表面的官能团如—COOH上，加上Cu2+与TC之间极强的配位能力，因此Cu2+作为键桥加强了根系对TC的吸附。

表1 凤眼莲根系吸附TC的动力学参数

注: qe,exp， qe,cal分别为吸附平衡时吸附剂对TC的吸附量的实测值和动力学模型计算值，mg/g；k1和k2分别为准一级、准二级吸附速率常数。

2.2.2 吸附等温线

Cu2+对凤眼莲根系吸附TC的等温线的影响见如图3，根系对TC的吸附量均随着TC溶液浓度的增加而增加。本文采用线性、Freundlich和Langmuir等3种模型来描述吸附等温线[20]。由于Langmuir方程拟合得到的qmax为负值，与实际情况完全不相符，且所得到的相关系数非常低，因此未给出相关参数。相比之下，Freundlich模型可以很好地拟合实验数据，这表明TC吸附到凤眼莲根系上为多相表面吸附。无论Cu2+存在与否，TC吸附的Freundlich指数n小于1 (0.526～0.831) (表2)，意味着TC初始浓度过高不利于吸附过程的进行，原因是特异性吸附点位饱和或者剩余吸附点位的吸附力减小，从而导致吸附过程受到抑制[21]。同样，在本研究条件下，线性模型也比较适合用来拟合TC在凤眼莲根系表面的吸附等温参数[22]。

图3 Cu2+对凤眼莲根系吸附TC的等温线的影响

TC形态Freundlich模型线性模型KfnR2ABR2TC0.0930.8310.8920.0840.1260.9031∶10.1310.5960.973-0.4350.4630.9891∶20.2060.5260.970-0.6680.7980.941

注:Kf为与吸附能力相关的Freundlich常数；n为指与吸附强度相关的Freundlich指数；A和B均为线性模型吸附平衡常数。

Cu2+的存在显著增加了TC在凤眼莲根系上的吸附。原因可能是Cu2+共存降低了平衡液的pH(表3)，随着TC溶液中共存的Cu2+浓度增加，溶液pH随之降低。

表3 Cu2+与TC共存体系中pH的变化

2.3 吸附机理分析

2.3.1 FTIR

注：a为原根系；b为Cu2+吸附；c为TC吸附； d为络合比为1∶1吸附；e为络合比为1∶2吸附。

通过与原凤眼莲根系比较可以看出，在吸附Cu2+后凤眼莲根系的FTIR光谱图中许多峰都发生了偏移。在3 332 cm-1位置的峰偏移到3 269 cm-1，这说明Cu2+被吸附在—OH官能团上。而在1 628 cm-1位置的峰偏移到1 632 cm-1，说明了羧酸酯基与Cu2+发生了结合。这些位移变化有力地证明了Cu2+与吸附剂表面的官能团之间形成了复合物。生物细胞壁富含纤维素胶质等物质，可以提供阴离子官能团以吸附金属阳离子。薛培英等[15]研究发现黑藻在吸附Cu2+时，黑藻主要通过表面COO—以及CO—NH2与Cu2+发生络合，从而有效去除水体中的Cu2+。

2.3.2 细胞壁基团作用

如图5所示，将凤眼莲根系表面进行—COOH和—NH2屏蔽处理使得其对TC的吸附容量和去除率显著降低，表明—COOH和—NH2在TC吸附过程中起着重要作用，这可能是因为—COOH、—NH2为根系吸附Cu2+的活性基团，然后以Cu2+作为键桥连接TC。当此基团被屏蔽，TC的去除也受到抑制。相比之下，—OH屏蔽后，根系对不同形态TC的去除率均有所提高，其中TC单独存在及TC与Cu2+络合比为1∶1时，—OH屏蔽处理的情况与原根系有着显著差异，是因为屏蔽—OH后，增加了根系的表面积、吸附位点，在疏水分配和物理作用下(如范德华力)，使得TC在根系表面的吸附作用增强；或者是因为屏蔽—OH后，避免了凤眼莲根系表面的—OH 脱氢。

图5 基团屏蔽对凤眼莲根系吸附不同形态TC的影响

注：A代表溶液中只有TC，B代表溶液中TC与Cu络合比为1∶1，C代表溶液中TC与Cu络合比为1∶2；1-未屏蔽，2-羧基屏蔽，3-氨基屏蔽，4-羟基屏蔽；小写字母a、b、c表示不同Cu处理间无显著差异(Duncan检验，p≤0.05)。

3 讨论与结论

3.1 讨 论

a. Zhang等[12]在研究土霉素与Cu2+的络合机理时发现类似情况，当土霉素与Cu2+发生络合时，红外光谱中1 591 cm-1处的吸收峰消失了。杨旭[13]研究发现金霉素与Cu2+发生配位，并通过金属离子滴定法确定了Cu2+与金霉素的配位比为1∶1和2∶1。由于TC、土霉素和金霉素都属于四环素类抗生素，它们的结构大致相似，所以在很多方面具有共性。

b. Cu-TC络合物在其他一些材料，如土壤[23]、生物炭[19]，也报道过类似的情况。然而，Liu等[24]研究却发现，Cu2+的存在会抑制TC在黄土上的吸附，原因是Cu2+与TC结合后增大了污染物的体积，从而降低污染物在吸附剂上的传质速率，因此降低了去除率。

c. 荚德安[25]研究发现Cu2+的存在使得平衡液pH下降，认为当金属离子出现在溶液中时，不仅可以与吸附剂表面的H+交换而吸附在吸附剂表面，还可以通过自身的水解反应而释放质子；添加的金属离子越多，吸附剂表面释放的H+越多。

d. 有研究表明，吸附剂表面—OH脱氢，导致吸附剂表面带负电性[26]，从而大量吸附水中的K+、Na+，随着盐度的升高，越来越多的K+、Na+的水合离子占据吸附剂表面吸附位点，从而阻碍了TC与吸附剂表面的相互接触，因而使其在吸附剂上的吸附量减弱。

3.2 结 论

不同形态的TC均能于24 h后在凤眼莲根系表面达到吸附平衡，吸附过程都符合准二级动力学模型，Freundlich方程能较好地拟合吸附等温线，表明吸附以多分子层化学吸附为主。凤眼莲根系表面存在大量的—OH、—COOH、—NH2以及芳环结构等活性基团，其中—COOH和—NH2为吸附TC和Cu2+的主要活性官能团。TC与Cu2+共存时形成的稳定络合物可通过Cu与根系表面的活性官能团发生络合作用，在根系与TC之间形成键桥，从而促进了TC的吸附。本研究为进一步利用生物吸附材料提高畜禽养殖废水中抗生素的去除提供了理论基础。

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