有機改性對凹凸棒黏土吸附四環素類抗生素的影響

柴琴琴，呼世斌，劉建偉，李大成，王 嘉，何方健

1.西北農林科技大學資源環境學院，陜西 楊陵 712100 2.陜西有色冶金礦業集團有限公司，陜西 西安 710075 3.西安交通大學能源與動力工程學院環境工程系，陜西 西安 710049

四環素類抗生素(TCs)可以治療和防御動物疾病并促進動物生長，具有價格低廉、廣譜性等特點，長期以來被廣泛應用于畜牧業中。TCs難以被動物的消化系統吸收，大多以母體化合物的形式隨糞便和尿液排放到環境中。2011年中國畜禽糞便排放量約為21.21億t，預計到2020年達到28.75億t[1]。這些糞便多有TCs殘留，如豬糞中四環素、土霉素、金霉素平均值分別為5.22、9.09、3.57 mg/kg[2]。TCs水溶性較好，易隨畜禽糞便還田并最終進入地表水體。TCs在不同水體中的濃度與其來源有關，豬場廢水中TCs殘留量較高，可達“mg/L”級別，而地表水多在10 μg/L以下，地下水和飲用水源已檢測到土霉素質量濃度為0.008 6 μg/L[1]。TCs在環境中不斷積累，對生態系統造成嚴重威脅，頻繁濫用抗生素會產生耐藥性細菌，危害人類健康。

凹凸棒黏土(ATP) 存在于自然界中，是一種含水富鎂鋁硅酸鹽，具有來源廣泛、比表面積大、價格低廉等優點，已被用來作為吸附劑材料和催化劑的載體，廣泛應用于石油化工、醫藥、污水處理等領域[3-4]。ATP表面帶負電荷，且疏水性弱，親水性強，對有機污染物的吸附能力比較差，經有機改性后，有機陽離子與ATP表面負電荷位點作用，使有機改性ATP的疏水性增強，親水性降低，從而增強了對有機污染物的吸附能力[2]。抗生素在土壤中的吸附行為已經成為國際上的研究熱點[5-7]，目前主要集中在此類單一抗生素在土壤上的吸附行為，對于同類中不同種別的抗生素在土壤上吸附研究較少，利用有機改性ATP對水體中TCs的吸附研究國內外鮮見報道。

本研究采用陽離子表面活性劑十六烷基三甲基溴化銨(CTAB)對ATP進行改性，制備了陽離子改性凹凸棒土(CTAB-ATP)。研究pH、吸附劑的投加量、陽離子強度等對吸附效果的影響，并研究其對四環素類物質的吸附性能及吸附機理。以期為有機改性ATP在環境修復方面提供科學依據。

1 實驗部分

1.1 試劑與儀器

ATP購于中國；四環素(TC，純度≥97.5%)、土霉素(OTC，純度≥97%)、金霉素(CTC，純度≥99%)均購于中國。高效液相色譜儀(HPLC，Waters 600E-2487，美國)。

四環素、土霉素、金霉素標準溶液配制：分別稱取一定量的四環素、土霉素、金霉素標準品，用甲醇溶解定容，配成質量濃度為100 mg/L的標準儲備液100 mL，儲存于棕色瓶中，置于冰箱4 ℃保存。臨用前，取此儲備液，用甲醇稀釋成所需濃度。

四環素、土霉素、金霉素使用液配制：用0.01 mol/L CaCl2溶液配制。

1.2 有機改性ATP的制備

1.2.1 ATP的純化

采用2%的 (NaPO3)6對ATP進行純化處理，將純化后的ATP與1 mol/L鹽酸溶液按水土體積比1∶10在室溫下連續攪拌7 h，用蒸餾水洗滌至洗滌液中檢測不到氯離子為止，烘干，保存備用。

1.2.2 ATP的有機改性

采用濕法制備CTAB-ATP，CTAB的添加量為1.0倍的ATP的陽離子交換量(ATP的陽離子交換量為293.20 mmol/kg)，以1∶10固液體積比攪拌24 h，過濾，用蒸餾水洗滌濾餅4次，105 ℃烘干，過0.125 mm篩，備用。

1.2.3 結構表征

將改性前后的ATP分別用SEM(日本，S-3400N)、XRD(日本，Rigaku Dmax-RA)、FT-IR(德國，Tensor27)和TG-DSC(德國，STA449F3)表征[8]。

1.3 實驗方法

1.3.1 影響因素實驗

所有影響因素實驗在室溫避光條件下進行，稱取50 mg CTAB-ATP于離心管中，加入質量濃度為40 mg/L抗生素20.00 mL，于190 r/min的恒溫搖床內振蕩360 min，取上清液，經0.45 μm水系濾膜過濾。為防止四環素在水中降解，在濾液中滴加一滴6 mol/L鹽酸使其pH降至2～3[9]，再用高效液相色譜儀測定濾液中的3種TCs濃度。

使用NaOH和HCl調節四環素溶液至不同的pH，通過改變投加量(0.50～3.50 g/L)，改變CaCl2背景溶液濃度為0.01、0.03、0.05、0.07 mol/L并調節溶液的離子強度，分別考察pH、吸附劑投加量、Ca2+對TCs吸附的影響。

1.3.2 吸附實驗方法

吸附實驗參照OECD guideline 106批量平衡吸附法進行[10]。分別稱取50 mg CTAB-ATP 于離心管中，加入質量濃度為40 mg/L抗生素20.00 mL，溶液pH調至6～7(根據本實驗所得)，加蓋密封，于190 r/min的恒溫搖床內振蕩，分別于0、15、30、60、90、120、180、240、360、480 min時取樣，于5 500 r/min轉速下離心10 min，取樣測定3種四環素類抗生素，方法同第1.3.1節。

分別稱取50 mg CTAB-ATP于離心管中，加入20 mL不同濃度TCs溶液(質量濃度梯度為20、40、60、80、100、150 mg/L)。pH調至7，于190 r/min的恒溫搖床內振蕩180 min，取樣測定3種TCs，同時利用不同等溫吸附方程進行擬合。

以上處理均進行3個平行實驗，其中未含抗生素的處理作為空白，未含吸附劑的處理作為對照。抗生素在吸附劑上的吸附量和去除率分別由式(1)、式(2)計算，同時利用不同動力學方程進行擬合。

(1)

(2)

式中：Qt為t時刻改性ATP對抗生素的吸附容量，mg/g；C0為溶液中抗生素初始質量濃度值，mg/L；Ct為t時刻溶液中抗生素質量濃度，mg/L；

V為處理溶液體積，L；m為CTAB-ATP質量，g。

1.3.3 測定方法

采用乙酸鈉火焰光度法測定ATP的陽離子交換量。測定四環素類物質的高效液相色譜條件[11-13]：進樣量為10 μL，柱溫25 ℃，流速為1 mL/min，流動相是濃度為0.01 mol/L的草酸與乙腈、甲醇體積比為76∶16∶8，紫外檢測器檢測波長為355 nm。

1.4 數據處理

數據處理和擬合分析采用Origin 8.0分析軟件，相關計算公式和模型見表1。

表1 模型公式Table 1 Model formula

注：qe為平衡吸附容量，mg/g；qt為任意時刻t的吸附容量，mg/g；k1為準一級動力學方程吸附速率常數，L/min；k2為準二級動力學方程吸附速率常數，g/(mg·min)；A和B均為常數;Ce為吸附平衡時溶液的質量濃度，mg/L；KL為吸附平衡常數，L/mg；qm為飽和吸附量，mg/g；Kf為當Ce=1時的吸附能力，(mg/g)/(mg/L)n；1/n為吸附強度；Kt1為Temkin常數，mg/g；Kt2為Temkin常數，L/mg。

2 結果與討論

2.1 影響因素

2.1.1 pH對抗生素吸附的影響

溶液pH是影響CTAB-ATP吸附量的重要參數。TCs具有共同的基本母核，是一種四元弱酸，形態分布見圖1，在水溶液中存在4 種形態，當pH<3.3時，四環素分子結構中的二甲氨基被質子化，主要以陽離子形式(TC+)存在；當pH為3.3～7.7時，四環素分子中的酚二酮基團失去質子，以兩性離子形式(TC0)存在；當pH>7.7時，以氨基化陰離子(TC-)或者二價陰離子(TC2-)存在[5]。

圖1 四環素分子結構在不同pH條件下的形態分布Fig.1 Form distribution of Molecular structure of tetracycline under different pH

pH對CTAB-ATP吸附3種TCs的影響見圖2。由圖2可知，體系pH為3～7時，CTAB-ATP對3種TCs的吸附量隨著溶液pH的增加呈現增長趨勢。此后，pH繼續增加，吸附量變化不大。

如在強酸條件下(pH=3)，CTAB-ATP對四環素、土霉素及金霉素的吸附量分別為1.29、1.09、0.22 mg/g，在pH=7時吸附量分別為11.75、9.92、5.46 mg/g，而在pH=9時分別為12.28、10.21、5.68 mg/g。在酸性條件下，四環素以陽離子形態存在，體系中的H+與四環素會競爭吸附在CTAB-ATP表面上，從而阻礙了四環素在CTAB-ATP上的吸附；pH在3～7范圍內升高時，CTAB-ATP逐漸去質子化，使其對四環素的吸附容量逐漸提高；在堿性條件下，ATP表面的電負性進一步增強，另外，接枝在ATP上的CTAB表面正電荷增多，其表面親水性減弱，疏水性增強[21]，通過CTAB-ATP與四環素之間的相互作用力，提高了對四環素的吸附能力，并且在較大的pH范圍仍具有優異的吸附性能。土霉素和金霉素的分子結構性質與四環素相似，三者具有相似的吸附機理。

圖2 pH對有機改性ATP吸附3種TCs的影響Fig.2 Effects of pH on the absorption of three tetracycline antibiotics in CTAB-ATP

2.1.2 吸附劑投加量對TCs吸附的影響

室溫下，四環素質量濃度為40 mg/L，研究CTAB-ATP的投加量對3種四環素的吸附影響如圖3所示。從圖3可以看出，CTAB-ATP投加量為0.54～2.50 g/L時，CTAB-ATP對3種四環素類抗生素的吸附容量顯著減少，主要是因為吸附劑投加量的增加會提高吸附作用的活性吸附位點，投加量為0.54 g/L時，四環素、土霉素及金霉素的吸附量分別高達39.75、27.04、25.49 mg/g。當吸附劑的量超過2.50 g/L時，吸附量的增量呈現緩慢減小趨勢，這可能是由于CTAB-ATP用量達到一定數值時四環素類物質與CTAB-ATP之間達到吸附平衡，所以繼續增加CTAB-ATP用量，對四環素類物質的吸附容量也無明顯提高。吸附劑投加量為2.60 g/L時，四環素、土霉素及金霉素的吸附量分別為14.39、10.79、6.96 mg/g。最終確定CTAB-ATP對3種四環素類抗生素吸附的最佳投加量為2.50 g/L。

圖3 CTAB-ATP的投加量對3種四環素類抗生素吸附的影響Fig.3 Effects of CTAB-ATP dosage on the adsorption of three tetracycline antibiotics

2.1.3 離子強度對CTAB-ATP吸附TCs能力的影響

實驗考察了溶液中不同濃度Ca2+對吸附的影響。如圖4所示，隨著離子強度的增加，3種TCs在CTAB-ATP上的吸附量逐漸減少，Ca2+濃度由0 mol/L增至0.07 mol/L時，四環素、土霉素及金霉素的吸附量分別下降了8.89%、17.24%及20.12%。離子強度的增加降低了CTAB-ATP對3種四環素類抗生素的吸附性能，這可能是由于Ca2+和四環素之間對吸附位點的競爭效應引起的，且隨著Ca2+濃度逐漸增大，CTAB-ATP表面的吸附位點越來越少[22-23]。PAROLO等[24]研究發現，在陽離子存在情況下，溶液中的金屬陽離子容易與四環素發生螯合反應，可能對吸附產生一定的影響。GAO等[25]研究發現，陽離子會產生靜電屏蔽作用，從而影響吸附作用。這均與本文的實驗結果一致。

圖4 不同陽離子濃度對CTAB-ATP吸附3種TCs的影響Fig.4 Effects of cation concentrations on the adsorptionof three tetracycline antibiotics in CTAB-ATP

2.2 吸附實驗

2.2.1 CTAB-ATP對3種TCs的吸附動力學

CTAB-ATP對3種TCs的吸附量隨時間變化的趨勢見圖5。

圖5 3種TCs在CTAB-ATP上的吸附動力學曲線Fig.5 Kinetic curves of the adsorption of three tetracycline antibiotics in CTAB-ATP

由圖5可知，隨著吸附時間的增加，CTAB-ATP對3種TCs吸附大致分為2個階段：第一階段為前60 min的快速吸附階段，其吸附量隨著時間的增加而顯著增加，四環素和金霉素均達到平衡吸附量的90%左右，而土霉素達到平衡吸附量的80%左右；第二階段為慢速吸附階段(60 min后)，該階段吸附量逐漸趨于平穩，CTAB-ATP對3種TCs的吸附均在180 min達到平衡，四環素、土霉素、金霉素的平衡吸附量分別高達13.83、13.01、10.08 mg/g。當CTAB-ATP投入抗生素溶液中時，大量的抗生素被迅速吸附到CTAB-ATP表面，隨著時間的延長，CTAB-ATP表面吸附位點逐漸被完全占據，吸附容量將逐漸平穩，最終當吸附達到飽和狀態時，吸附量不再增加。比較圖5的吸附速率曲線發現，CTAB-ATP對四環素、土霉素、金霉素的吸附變化趨勢基本一致，CTAB-ATP對3種TCs的吸附能力從大到小依次為TC>OTC>CTC。

分別采用表1中的準一級動力學模型、準二級動力學模型、顆粒內擴散模型和Elovich 模型對上述吸附過程進行擬合，擬合參數見表2。對比擬合結果的相關系數r可知，CTAB-ATP對四環素、土霉素、金霉素的吸附過程均符合準二級動力學模型[圖6(b)]，這與NIU等[5]關于有機改性蒙脫土對四環素的吸附結果一致，說明化學吸附是ATP去除抗生素的主要機制[26]。采用準二級動力學模型擬合得到的CTAB-ATP對3種TCs的平衡吸附量(qe)從大到小順序依次為四環素>土霉素>金霉素。由表2可知，用顆粒內擴散模型擬合得到的常數A≠0，說明CTAB-ATP對TCs的吸附過程復雜，存在一定的離子內擴散過程。

圖6 CTAB-ATP吸附3種TCs的動力學模型Fig.6 Adsorption kinetics models of three tetracycline antibiotics on CTAB-ATP

抗生素一級動力學模型二級動力學模型顆粒內擴散模型Elovich模型qek1rqek2rABrABrTC4.3600.0090.61214.4300.0080.99905.7250.5230.5744.1071.8100.764OTC7.1150.0140.93114.0850.0060.99894.9280.5340.6502.3832.0170.8854CTC1.8790.0100.52910.3090.0250.99975.0370.3350.4415.6120.8490.596

2.2.2 吸附等溫線

圖7為不同初始濃度的抗生素對吸附的影響。

圖7 3種TCs在CTAB-ATP上的吸附等溫線Fig.7 Adsorption isotherm curves of three tetracycline antibiotics onto CTAB-ATP

由圖7看出，CTAB-ATP對3種TCs的平衡吸附量均隨著TCs濃度的升高而增加，CTAB-ATP對3種TCs的吸附能力大小依次為四素素>土霉素>金霉素。本研究對3種TCs的吸附等溫線分別采用表1中的Langmuir、Freundlich和Temkin進行定量描述。

按上述3種模型進行計算，分別得到了3種抗生素在CTAB-ATP上的相關系數和吸附常數，結果見表3。Freundlich 和Langmuir方程擬合得到的吸附等溫線均表現出良好的相關性(圖8)。對比相關系數r可知，Langmuir模型對3種抗生素吸附數據的擬合效果最好，r平均值為0.991 9，且每種抗生素在CTAB-ATP上的吸附擬合均能達到顯著相關，說明CTAB-ATP對抗生素的吸附過程存在單分子層吸附，屬于化學吸附，其次是Freundlich方程，r值均為0.99左右，其中金霉素在CTAB-ATP上吸附數據的擬合達到顯著相關，r值為0.995 7。Temkin模型主要表達了吸附劑與吸附質之間發生正負離子強烈的靜電作用，3種TCs在CTAB-ATP上的吸附過程也能用Temkin模型擬合，說明吸附過程也存在靜電作用。鄒星等[27]的研究結果也表明，Langmuir和Freundlich方程均能很好地描述蒙脫石對TCs的吸附。

表3 TCs吸附等溫線各模型參數Table 3 Model parameters of antibiotics adsorption isotherms

由表3可知，四環素、土霉素和金霉素的1/n很接近，表明吸附機理相似。Kf和1/n分別代表吸附劑對抗生素的吸附能力和吸附強度。其擬合結果表明，CTAB-ATP能強烈地吸附3種TCs抗生素。擬合得到的相關常數Kf從大到小順序依次為四環素>土霉素>金霉素，說明四環素的吸附容量大于土霉素和金霉素，與圖7結果一致，其中四環素、土霉素和金霉素的最大吸附容量分別為27.588、25.430、23.121 mg/g。

Langmuir模型中非常重要的參數是無因次分離常數RL，它可以反映一個吸附系統是有利于還是不利于吸附。通過引入無量綱常數RL來表征Langmuir等溫式的基本特征[28]，其表達式：

式中：RL用于表示吸附過程的性質，是無量綱常數；KL是Langmuir方程參數，L/mg；Cm是抗生素溶液最大初始質量濃度，mg/L。

計算出CTAB-ATP吸附的RL的值分別為0.0185、0.0528、0.0468，RL均在0～1之間，說明CTAB-ATP對3種抗生素的吸附是有利的，是一種很好的吸附材料。

2.3 有機改性ATP吸附TCs機制的初步探討

ATP表面帶有負電荷，其在水溶液中形成一層薄的水膜，具有親水性作用，疏水性較弱，對有機污染物的吸附能力較弱。經過CTAB改性的ATP對有機污染物的吸附能力顯著增強，這主要是因為CTAB表面的正電荷基團吸附在ATP表面負電荷點位上，ATP表面上CTAB的疏水長碳鏈相互之間以疏水鍵形式形成有機相，使有機改性ATP的疏水性增強，親水性降低，通過有機相的疏水吸附作用將有機物吸附在CTAB-ATP表面上，從而使有機改性ATP對有機污染物的吸附性能力顯著增強。以往研究[8,29-30]表明，陽離子表面活性劑改性黏土土樣，通過其正電荷與黏土土樣表面的負電荷發生靜電作用，黏土表面經過疏水鍵的相互作用從而形成一層有機相，使黏土表面疏水性增強，容易吸附疏水性有機物。由SEM、FT-IR、XRD、和TG-DSC表征結果也可知[8]， ATP經過CTAB改性后，ATP的層狀硅酸鹽架構基本未發生改變，CTAB不是與ATP晶體之間的陽離子進行離子交換，以插層的形式實現改性，而是大部分CTAB+的N+端連接于ATP的表面。ATP經過CTAB改性后，其表面親水性減弱，疏水性增強。

有機改性的ATP對有機污染物的吸附為有機相疏水吸附-化學吸附相結合的機制。已有研究結果表明[2,8,30]，有機改性劑對于黏土表面的改性屬于非均勻的改性形式，改性黏土表面同時存在著未被改性劑覆蓋的原土表面和被改性劑覆蓋的有機相區域。因此，有機改性ATP對有機污染物的吸附同時存在著以下吸附作用：①CTAB有機相中的疏水吸附作用(物理吸附)；②ATP未被CTAB覆蓋的區域表面會發生化學吸附作用；③在ATP內表面和孔隙的吸附。由于物理吸附作用需要較小的能量，容易發生吸附反應，導致具有較快的吸附反應速率。而化學吸附作用需要較大的能量，較難發生吸附反應，因此吸附反應速率較慢。所以有機污染物在有機改性ATP表面的吸附呈現初始快速吸附階段和之后的慢速吸附2個階段。

3 結論

1)CTAB-ATP對3種TCs的吸附量隨著溶液pH的增加呈現增長趨勢；吸附量的增量隨著吸附投加量的增大呈現緩慢減小趨勢；隨著離子強度的增加呈現逐漸減小趨勢。

2)CTAB-ATP對3種TCs的吸附均在180 min基本達到平衡，四環素、土霉素及金霉素的平衡吸附量分別高達13.83、13.01、10.08 mg/g。CTAB-ATP對四環素、土霉素、金霉素的吸附過程均符合準二級動力學模型(r>0.998)，吸附等溫線較好的符合Langmuir等溫式，CTAB-ATP對抗生素的吸附屬于單分子層的化學吸附。Temkin模型說明3種TCs在CTAB-ATP上的吸附過程存在靜電作用。