花生壳生物炭降解对硝基苯酚的机制探究

许天星，高甫威，于梦梦，尹梦楠，段文焱

(1.昆明理工大学 环境科学与工程学院，云南 昆明 650500；2.中科华鲁土壤修复工程有限公司，山东 德州 253000)

0 引 言

对硝基苯酚(p-Nitrophenol，PNP)是一种酚类有机污染物质，常被当作医药、燃料、农药等化学品的中间体[1].随着工农业的生产和应用，越来越多含对硝基苯酚的有机废水被排放到环境中.PNP进入环境后，因硝基是吸电子基团，导致其苯环的电子云密度降低，这使PNP稳定性增强，因而能稳定存在于水体及土壤中[2].目前PNP的主要去除方法包括物理法、化学法、生物法三种.物理法常用的技术为吸附法，吸附法主要是利用生物炭、大孔树脂等吸附剂将PNP从污染相中转移出来.具有高效便捷、二次污染少的特点[3].化学法是指通过化学反应将PNP转化成无毒或毒性较小的物质，或是将PNP转化为小分子物质的技术.常见的两种化学方法为电化学氧化以及高级氧化法.电化学氧化法是近几年来新发展起来的氧化技术，具有可控性强、环境友好等特点[4].但是用电化学方法去除PNP成本高、能耗大,不适于大规模的实际应用.高级氧化法是运用活性氧分子或强氧化剂产生高反应活性的自由基，从而实现对PNP的降解.有反应迅速、高效的优点，但条件严苛、成本高的缺点同样明显[5].生物法是指运用微生物的新陈代谢过程，利用微生物群落的吸附、氧化分解、凝聚等作用去除PNP.具有占用资源少，不会对环境造成二次污染的优点，缺点是占地面积大，增加基础设施建设成本[6].近几年，以生物炭介导的物理吸附法在PNP的去除中应用越来越广泛，但生物炭有限的比表面积并不能较好地解释水中较高的污染物去除能力，因此生物炭去除PNP机制的研究尚存有空白，亟需补充和完善.

生物炭主要由C、H、O、N、S元素组成.生物质在烧制过程中形成了高度芳香化的结构，在温度较低时，随温度升高生物炭的孔隙也越来越发达，比表面积随之增大.但在高温时，随着温度进一步升高，由于微孔坍塌生物炭会表现出比表面积及孔隙率下降的情况.热解温度低于 600 ℃ 时，随热解温度升高，生物炭官能团种类和数量不断增加，较高的比表面积与丰富的官能团决定了生物炭对有机污染物有良好的吸附能力，是公认的优质吸附材料[7].目前生物炭对有机污染物的吸附机制主要包括：物理吸附、化学吸附及孔填充，通常比表面积较高的生物炭与有机污染物之间为物理吸附[8].除物理吸附和化学吸附之外，孔填充在生物炭吸附有机污染物的过程中同样有着明显作用.孔填充作用指生物炭在热解过程中有机质挥发后于内部形成大大小小的孔隙，有机污染物与生物炭接触时极易进入生物炭孔隙中进行填充，从而固定在生物炭上.Nguyen等[9]发现了生物炭吸附过程中的孔隙填充作用.

因此本研究利用 200 ℃ 和 500 ℃ 热解制备的花生壳生物炭，通过去氧超纯水控制PNP降解的自由基途径，通过水洗，降低生物炭的灰分量，得到四种理化性质不同的生物炭进行实验.采用生物炭去除PNP的批量实验，探索生物炭灰分、体系固液比、PNP初始浓度等因素对生物炭吸附降解PNP的非自由基途径的影响，进一步揭示生物炭吸附和降解有机污染物的作用机制.研究结果将对预测生物炭影响下有机污染物的环境归趋提供重要理论依据.

1 材料和方法

1.1 实验材料

实验所用PNP购于上海阿拉丁生化科技股份有限公司，纯度为AR；乙腈购于上海阿拉丁生化科技股份有限公司，纯度为色谱纯；超纯水由Direct超纯净水机制备(默克密理博实验室设备(上海)有限公司).盐酸、氢氧化钠均购置于国药集团化学试剂有限公司.

1.2 生物炭制备

将装好花生壳样品的坩埚置于马弗炉中，断电情况下，以 1.5 L/min 的速度往马弗炉中通入 30 min 氮气，排出马弗炉中的空气.待 30 min 后打开马弗炉电源，将温度分别设置为 200 ℃ 和 500 ℃，待温度上升至目标温度开始计时，升温 2 h 后关闭升温系统，冷却到室温后再将生物炭取出.将得到的生物炭记为BC200、BC500.

取BC200和BC500各 50 g 分别与 450 g 的去离子水混合，用pH计测定水洗前混合液pH值，记为pH0.将混合物置于恒温摇床中 120 r/min 避光震荡，24 h 后取出置于 4 000 r/min 离心机中离心，测定上清液pH值，重复洗炭操作至上清液pH值保持不变.将得到的生物炭记为WBC200、WBC500.

1.3 生物炭表征

采用N2吸附脱附方法测定生物炭孔隙和比表面积.称取 100 mg 的BC200、BC500、WBC200和WBC500四种生物炭分别置于样品管中，固定于比表面及孔隙度分析仪(Micromeritics ASAP 2020)的脱气接口中，利用液氮脱气样品管 15 min，测定四种生物炭的微孔数量及比表面积大小.

灰分由国标法测定(GB/T 17664-1999).实验前于室温下称量洁净干燥的坩埚质量，称取四种生物炭各 1 g 于已灼烧到 800 ℃ 的坩埚中.迅速放入到不超过 300 ℃ 马弗炉中，使炉温逐渐上升到 800 ℃.立即严闭炉门同时开始计时，继续 2 h.计时完毕后取出放于瓷板上冷却 5 min，之后放于干燥器中冷却到室温称量.失去的质量占试样原质量的百分数视为生物炭的灰分含量.

利用元素分析仪(MicroCube，Elementar，Germany)测定四种生物炭元素含量(C、H、O、N、S).称取 2.5 mg 生物炭样品于锡舟中，室温静置 24 h 后，置于元素分析仪的进样盘中，每个样品三个平行样.

1.4 吸附与降解实验

本文将生物炭的灰分含量、体系固液比以及PNP的初始浓度作为影响生物炭吸附和降解PNP的因素.配制 50 mg/L 的PNP溶液，将WBC200和WBC500两种生物炭和PNP溶液分别按1∶100、1∶200和1∶500的固液比均匀混合于 40 mL 玻璃瓶中，于 120 r/min 摇床在 25 ℃ 黑暗条件下平衡 120 h，实验结束后测定取上清液用高效液相色谱测定PNP的浓度，探究固液比大小的区别对生物炭吸附和降解PNP可能的影响效果.

分别配制50、100、400 mg/L 的PNP溶液，将WBC200和WBC500两种生物炭和不同浓度的PNP溶液按1∶200的固液比均匀混合于 40 mL 玻璃瓶中，于 120 r/min 摇床在 25 ℃ 黑暗条件下平衡 120 h，实验结束后测定取上清液用高效液相色谱测定PNP的浓度，探究PNP初始浓度对生物炭吸附和降解PNP的影响.

生物炭与PNP反应的动力学实验是将 50 mg/L 的PNP溶液与生物炭按照1∶200的固液比混合，置于 120 r/min 摇床在 25 ℃ 黑暗条件下平衡 120 h.在吸附0、2、4、8、24、72、120 h 时 4 000 r/min 离心，取 0.1 mL 上清液于装有内衬管的 5 mL 液相瓶中.测定每个取样点PNP浓度Ct，以浓度比Ct/C0为纵坐标，时间t为横坐标，作生物炭去除PNP动力学曲线.

采用双室一级动力学模型(2-PFOM)[16-17]对生物炭去除PNP动力学曲线进行拟合，动力学模型如下：

(1)

式中：Ct，C0分别为PNP在t时刻和0时刻的液相浓度(mg/g)，k1与k2(h-1)分别为快室和慢室吸附的速率常数，f1与f2表示快室和慢室降解的比例，f1+f2=1.

1.5 定量液相与固相中PNP浓度的测定

将平衡 120 h 后的玻璃瓶以 2 800 r/min 的速度离心 20 min，取出全部上清液.取 2 mL 上清液置于高效液相色谱中定量液相中剩余PNP含量.将 10 mL 乙腈与剩余生物炭混合，置于 110 r/min 摇床在 25 ℃ 黑暗条件下平衡 2 h.2 800 r/min 的速度离心 20 min 后，将上清液完全取出.取 2 mL 上清液于高效液相色谱中定量固相中剩余PNP含量，再次加入乙腈溶剂，重复此过程三次.高效液相色谱(Agilent 1260 Infinity)的流动相分别为纯度为色谱纯的100%甲醇以及超纯水，比例为95∶5，流速 1.5 mL/min，进样体积 20 μL，柱温 30 ℃，色谱柱为Agilent Hi-Plex H.

生物炭对PNP的去除包含吸附和降解两个部分，分析萃取后固相中PNP的吸附量是探究生物炭对PNP吸附与降解的重要过程.对反应后的生物炭颗粒进行乙腈萃取三次后，按照下述公式对吸附量与降解量进行计算.

由萃取过程定量生物炭对PNP吸附量，计算公式如下：

Ma=Me1+Me2+Me3

(2)

由液相与固相中PNP的含量定量生物炭对PNP的降解量，降解量计算公式如下：

Md=C0×Vs-Ms-Ma

(3)

式中：Ma代表生物炭吸附PNP的质量，mg；Me代表有机溶剂乙腈从生物炭上萃取的PNP的质量，mg；Md代表生物炭降解PNP的质量，mg；C0代表PNP溶液的初始浓度，Vs代表PNP溶液的初始体积，Ms代表溶液中没有被吸附和降解的PNP质量.

在区分完生物炭对PNP的降解量和吸附量之后，生物炭对PNP的吸附率计算公式如下：

吸附率=[Ma/(C0×Vs)]×100%

(4)

生物炭对PNP的降解率计算公式如下：

降解率=[Md/(C0×Vs)]×100%

(5)

2 结果与讨论

2.1 生物炭表征数据

生物炭的理化性质见于表1.随着热解温度由200 ℃上升至500 ℃，生物炭的C含量明显增加，表明随着热解温度的升高，生物炭的碳化程度提高.O含量明显下降，说明生物炭表面含氧官能团减少[18].H/C比用于表示生物炭的芳香性情况.H/C比越小，生物炭的芳香性越强；H/C比越大，生物炭的芳香性越弱.O/C反映生物炭亲水性的强弱，O/C越小，生物炭亲水性越弱.(O+N)/C反映生物炭极性大小，数值越大，生物炭极性越强，反之则极性越弱[19].由表1可以看出，热解温度升高，生物炭的H/C、O/C和(O+N)/C三种参数均减小，说明随着温度的上升生物炭的芳香性增强，极性和亲水性减弱，表面更加疏水[20].原因为温度相对较低时，生物炭的孔隙未完全反应，部分孔隙中的有机物在低温时未有效转化.随着热解温度的升高，生物炭中的饱和脂肪烃转化为不饱和脂肪烃，因而表现为生物炭极性和亲水性的减弱.生物炭所含的表面官能团及芳香烃结构的发育有利于增强其对难降解有机污染物的降解.低温时生物炭种类以无定形炭为主，即“软质炭”，软质炭的特征为孔隙没有完全发育，被有机物填充.随着温度升高，无定型炭向结晶炭过渡，“软质炭”转化为“硬质炭”，此时生物炭孔隙中的有机物挥发，孔隙结构变得发达且数量增加，同时炭结构更为紧密，表现为生物炭比表面积的增大.且管状和孔隙结构发育更成熟，表面逐渐光滑，类石墨结构更加规则、稳定.实验结果同橘子、水稻秸秆制备的生物炭类似[21-22].且生物炭的石墨化区域可以作为活性位点并将电子传递给有机污染物，从而催化降解有机污染物[23].有研究认为，生物炭石墨化区域的边缘或表面缺陷位越多，对有机污染物的降解效率越高[24].水洗未改变生物炭炭化程度、极性和芳香性等特征，但振荡水洗可将灰分以及可溶性有机物从生物炭孔隙中去除，使生物炭孔隙数量增多、孔体积增大，比表面积增大.因而水洗后的生物炭可能拥有更多有机污染物的吸附和降解位点.在去除有机污染物的过程中，生物炭作为吸附剂的同时，又能降解有机污染物，且其比表面积及孔隙结构于降解过程中起着重要作用.一方面，生物炭比表面积可以作为不饱和碳原子及含氧官能团的贮存场所，进而使生物炭获得大量活性位点.另一方面，较大的比表面积意味着PNP与生物炭表面及内部活性位点接触的可能性增大.在中低温条件下(通常指小于 600 ℃)，热解得到的生物炭表面含有大量的醌类官能团，在这些官能团得失电子的过程中，能有效促进吸附于生物炭表面的有机污染物被降解[25].

表1 生物炭的理化性质

2.2 生物炭去除PNP动力学

两种热解温度下制备的生物炭对PNP的去除动力学如图1所示，生物炭对PNP的去除动力学分为开始阶段0～24 h 的快速去除阶段，以及 24 h 之后较为缓慢的去除阶段.为了全面地分析动力学结果，采用SigmaPlot 12.5数据分析软件对动力学结果进行拟合.应用最小二乘法确定本实验的动力学曲线为伪一级动力学曲线，进而采用能较好反映快慢吸附的双室一级动力学模型对动力学结果进行拟合.本研究的拟合结果如表2所示.

图1 生物炭去除PNP动力学曲线

表2 生物炭去除PNP动力学曲线拟合系数

本研究中BC200的k1、k2分别为 0.806 7、0.005 0，k1/k2为161.34；WBC200的k1、k2分别为 0.742 6、0.003 9，k1/k2为190.41；BC500的k1、k2分别为 0.071 7、0.003 7，k1/k2为19.38；WBC500的k1、k2分别为 0.616 2、0.004 4，k1/k2为140.05.除BC500的k1/k2低于100之外，其余三种生物炭的k1/k2值均高于100.表明生物炭吸附PNP的快室和慢室吸附特征有显著不同.且随着热解温度升高，500 ℃ 生物炭的f1要高于 200 ℃ 生物炭，说明增加的比表面积和孔隙有利于生物炭快室吸附的进行.同一温度水洗过后的生物炭较未水洗的生物炭f1有轻微上升，说明水洗过程洗去的生物炭灰分(如矿物)，能促进生物炭的快室吸附.分析动力学曲线，WBC200对PNP去除总量明显高于BC200的去除总量.与BC200动力学结果类似，WBC500相较BC500表现出了对PNP更快的去除速率和更高的去除能力.比较低温生物炭WBC200和高温生物炭WBC500对PNP的去除过程，WBC500具有更快的去除速率和更高的去除能力，这是因为高温生物炭有较高的比表面积和孔隙[26].当反应时间达到 120 h 时，WBC200对PNP的吸附与降解达到了表观平衡，水溶液中PNP含量几乎不再改变.但BC200对PNP的去除还未达到平衡状态，原因可能为未水洗的生物炭相较水洗之后的生物炭存在孔堵塞的情况，导致扩散速率变慢平衡时间延长.低温生物炭体系的水溶液中PNP含量几乎不再改变，高温生物炭体系中，与低温生物炭相反，反应时间达到 120 h 时，BC500对PNP的吸附与降解达到了表观平衡，而WBC500对PNP的去除未达到平衡状态.原因应为得益于丰富的官能团、较高的比表面积和孔隙率，WBC500对PNP相比其他三种生物炭有更多的反应活性位点，降解过程中，降解产物的释放可能导致平衡时间的延长.从动力学结果看，生物炭灰分含量与制备温度对生物炭去除PNP均会有一定影响，高温水洗与低温未水洗两种生物炭需要更多时间去达到平衡状态.

2.3 生物炭去除PNP的影响因素

2.3.1 灰分

在生物炭去除PNP动力学实验中，水洗后的生物炭对PNP的表观去除率明显高于未经水洗的生物炭.水洗过程能将残留于生物炭表面和孔隙中的物质去除，从而使生物炭的灰分含量降低.而动力学实验中PNP的表观去除率无法区分生物炭对PNP的吸附作用与降解作用，因而我们尝试将生物炭对PNP的吸附与降解作用进行区分，在此基础上探讨灰分对生物炭吸附与降解PNP的影响.

作为影响生物炭物化性质的一个重要因素，生物炭的灰分性质被广泛研究[27].生物质自身含有一些矿物元素如Na、K、Ca、Mg等，这些矿物元素在生物炭烧制过程中会以碳酸盐等形式覆盖在生物炭表面及孔隙中[28].通过比较生物炭水洗前后对PNP去除能力的区别，可探究灰分对生物炭吸附及降解能力的影响(图2).WBC200对PNP的吸附率与降解率相较于BC200分别提高了6.4%和4.5%，WBC500对PNP的吸附率和降解率较于BC500分别提高了6.7%和5.2%.据表1生物炭的表征数据分析可知，水洗后WBC200和WBC500灰分相较于未水洗的生物炭分别降低1.56%和3.19%，比表面积分别增大31%和28%.水洗可以去除生物炭表面及孔隙中部分灰分，增加了生物炭对PNP吸附和降解的有效位点[29].两种温度的生物炭水洗后对PNP的吸附与降解能力均增大.除灰生物炭的碳含量显著增加，比表面积增大，使得单位重量生物炭的碳含量增加且对PNP的吸附量增大，这时，生物炭内的氧化还原活性官能团(如醌基基团)作为PNP的降解的活性位点增加，促进PNP的降解.PNP的降解与生物炭表面的矿物质元素和金属氧化物有关，灰分中的金属氧化物也可能与PNP形成配合物或者提高正电荷密度促进水分子的亲核攻击，从而催化PNP降解[30].然而，现有实验仍不能验证生物炭的有效位点与降解有机污染物机制之间的关联，需要更多的实验进行证明.

图2 灰分对生物炭吸附与降解PNP的影响

2.3.2 固液比

固液比是决定生物炭吸附以及降解有机污染物能力的关键因素，选取合适的固液比有利于探究生物炭对有机污染物的去除机制.本实验在相同浓度和体积溶液中加入三种质量的水洗生物炭，实现固∶液(质量比)按1∶100、1∶200和1∶500依次降低的体系.图3(B)表明随着WBC500体系中生物炭含量的降低，单位生物炭质量上的PNP吸附量增大，与传统吸附体系中现象一致[31].但WBC200体系中，生物炭含量越低，单位质量生物炭吸附量反而降低(图3(A))，从 1.92 mg/g 降低到 0.13 mg/g，与传统吸附体系的现象相反.这可能是因为低温生物炭体系中，吸附受到降解产物的抑制，降解产物占据吸附位点导致单位质量生物炭上吸附的PNP量下降.PNP在有氧条件下易和生物炭表面的羟基自由基反应，羟基自由基可将PNP氧化降解为小分子的无害物质，对苯醌和氢醌已经被鉴定为PNP在有氧条件下与·OH 反应形成的主要中间体.PNP在无氧条件下相对容易被降解为含氨基(-NH2)的中间体，对氨基苯酚是主要的降解产物，且PNP的主要降解过程被认为是在缺氧条件下的还原过程[32].Klüpfel等[33]利用介导点化学分析方法发现，中高温制备的生物炭具有得电子和给电子能力，通过表面电子的不稳定状态和电子传导能力，生物炭能够降解多种有机污染物.由于高温制备时的生物炭形成大量的芳香簇结构，导致其电子传递能力的显著提高，可以在环境中具有氧化还原能力的介质间发生非定域化的氧化还原反应，促进有机污染物的降解[34].据此，我们认为WBC200生物炭仅只能部分降解PNP，而WBC500的降解可能导致PNP开环，生成的小分子的降解产物更容易从生物炭表面解吸下来，进而占据吸附位点，降低生物炭对PNP的吸附能力.从降解数据上可以看出，单位质量WBC200和WBC500对PNP的降解能力均随体系中生物炭含量的降低而增大，WBC200从 3.36 mg/g 增大到 9.42 mg/g，WBC500从 2.45 mg/g 增大到 6.94 mg/g.说明生物炭对PNP的去除过程的确依赖于PNP相对于生物炭的浓度：生物炭液相中含量低，单位质量生物炭所吸附的PNP的量增加，PNP有更多的机会与生物炭上的降解位点结合，进而发生降解.在WBC500体系中，生物炭对PNP的吸附作用明显，快速吸附了溶液中的PNP，增加了生物炭降解位点与PNP反应的机会，加快了生物炭对PNP的降解速率.另一方面，生物炭表面上富集的PNP被及时有效地分解，降低了生物炭表面PNP的浓度，增强了生物炭对PNP的吸附作用.

图3 固液比对生物炭吸附与降解PNP的影响

2.4 PNP浓度对生物炭去除效率的影响

有机污染物的初始浓度会影响生物炭对有机污染物的吸附效率，继而影响到降解效率[35].由图4可知，随着初始PNP浓度增大，两种生物炭对PNP的吸附效率均有所减弱.是因为当PNP浓度较低时，生物炭对PNP的吸附形式以孔填充为主[36].当PNP浓度增大后，生物炭上的孔因吸附了部分PNP达到饱和状态，PNP继续与生物炭表面的脂肪碳进行分配作用和与官能团结合从而被生物炭吸附[37].PNP浓度继续增大，PNP分子之间产生竞争吸附，从而抑制生物炭对PNP的吸附.WBC200相较于WBC500孔隙结构发达程度有限，比表面积小，吸附活性位点少，对PNP的吸附能力更为有限.当WBC200表面的吸附活性位点被占据之后，PNP难以进入生物炭内部，PNP分子间的竞争吸附更加严重.因而当PNP浓度增大之后，WBC200对PNP的吸附率明显下降.

图4 不同PNP浓度下生物炭对PNP的吸附与降解

更为重要的是，两种生物炭对不同浓度PNP的降解能力存在差异.WBC200对PNP的降解能力随着初始PNP浓度升高而增强，原因是低温生物炭为一种软质炭，炭的致密程度相对高温生物炭低，PNP更易扩散进入生物炭内部，有充分的与生物炭吸附和降解位点接触的机会，这使得低温生物炭去除PNP是一个边吸附边降解的过程[38].更高的降解率意味着PNP与生物炭上降解位点的可接触性更高，再次证明低温生物炭上的降解过程依赖于PNP在生物炭表面的相对含量.而WBC500与WBC200的结果相反，是因为高温生物炭孔隙较为发达，其对PNP很可能是一种先吸附后降解的过程.当PNP浓度较低时，WBC500生物炭首先以孔隙填充的方式吸附PNP；浓度较高时，PNP继续利用生物炭表面吸附.吸附在WBC500表面的PNP形成保护层，导致部分PNP分子无法接触生物炭表面的降解活性位点，导致生物炭对PNP的降解能力下降.

3 结 论

1)随着热解温度升高，生物炭的C含量增加，O下降，H/C、O/C和(O+N)/C比值下降，说明随着热解温度上升生物炭的芳香性增强，亲水性和极性减弱.生物炭由“软质炭”向“硬质炭”过渡，石墨化程度升高.

2)生物炭对PNP的吸附和降解取决于相应的活性位点数量以及和PNP的反应机会.低温生物炭去除PNP是一个边吸附边降解的过程，高温生物炭是一种先吸附后降解的过程.

3)在一定范围内，提高生物炭热解温度、降低生物炭灰分及投加量等反应条件，能有效提高生物炭降解PNP的效率.