氯霉素具有良好的抗菌作用和药物代谢动力学特性，在控制和治疗家畜、 家禽、 蜜蜂和水生动物的传染性疾病中发挥了重要作用[1, 2]. 但是，氯霉素能够抑制人体骨髓造血功能，引起再生障碍性贫血，甚至诱发癌症[3]. 为此，美国、 欧盟等国家和组织将氯霉素列为违禁药物，规定不得在动物源性食品中检出，我国也于2002年规定在动物疫病防治中禁止使用氯霉素. 由于氯霉素的广谱抗菌作用，使用方便且价格低廉，被非法使用的现象时有发生[4]. 氯霉素可以通过动物排泄、 污废水排放和降雨径流等途径进入水环境，并持续污染水体，在海水[5]、 城市污水[6, 7]、 养猪场废水[8]和污水处理厂出水[9, 10]中均能检出氯霉素的存在. 水环境中的氯霉素不仅能使细菌产生抗性基因，还可通过食物链进入人体，严重威胁生态环境安全和人体健康. 因此，发展废水中氯霉素的有效去除方法显得极其重要.
目前，废水中氯霉素的去除方法主要有传统处理法(聚沉、 絮凝和微生物降解等)[11]、 吸附法[12]、 臭氧氧化法[13]、 辐射与光分解法[14, 15]、 Fenton氧化法[16]等，但是，这些方法存在处理效率低、 投资大、 能耗高或容易造成二次污染等问题. 电化学法包括电氧化法和电还原法，具有高效、 低成本、 操作简便和环境友好等特点，电氧化法已用于酚类化合物和染料废水的处理研究[17]. 但是，电氧化处理有机物通常需要较高的氧化电位，氧化电位过高不仅增加能耗，严重腐蚀电极，还会加剧析氧、 析氯等副反应. 近年来，电还原处理抗生素显现出一定的潜力，孙飞等[18]和Liang等[19]用非生物阴极还原氯霉素，处理24 h时的去除率分别达到57.9%与73.0%，但是这些方法的处理能力受到电极材料的制约. 碳纳米管具有长径比和比表面积大、 稳定性强和量子效应明显等特性，用做修饰材料可以降低电极的过电势，增加电流响应，提高电极的选择性和灵敏度，现在主要用于氯霉素的测定研究[20, 21]，鲜见用于去除废水中氯霉素的报道.
由于缺乏有效的试剂分散碳纳米管，通常将碳纳米管直接超声分散在纯水中，造成成膜效果不理想，影响修饰电极的电催化活性. 表面活性剂同时具有亲水和疏水性质，能够将碳纳米管有效地分散在水中[22]. 为此，本研究在筛选表面活性剂的基础上，优化碳纳米管与表面活性剂的配比、 分散液修饰量，制备碳纳米管修饰电极，分析修饰电极对模拟废水中氯霉素的去除能力，初步探讨氯霉素的还原去除机制，以期为发展废水中抗生素的处理技术、 保护水环境质量提供科学依据.
1 材料与方法
1.1 主要试剂
氯霉素标准品(分析纯，纯度 ≥ 98.5%)购自德国Dr. Ehrenstorfer公司; 乙腈和甲醇均为色谱纯，购自Fisher Scientific公司; 双十六烷基磷酸(DHP)购自上海将来生化试剂公司，十二烷基硫酸钠(SDS)和十六烷基三甲基溴化铵(CTAB)均购自成都科龙化学试剂公司; 其余试剂均为分析纯，购自成都科龙化学试剂公司.
羧基化多壁碳纳米管(MWCNTs)： 纯度>95%，管径为8~15 nm，长度为0.5~2 μm，南京先丰纳米材料科技有限公司生产.
含氯霉素的模拟废水： 准确称取1 g氯霉素(纯度为96%，合肥博美生物科技有限公司)，加入100 mL甲醇溶解，用去离子水稀释至1000 mL，配制成质量浓度为1000 mg·L-1的贮备溶液，于4℃避光保存. 临用前根据需要，取氯霉素贮备液，用不同电解质溶液(0.1 mol·L-1 HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl、 Na2HPO4-NaH2PO4溶液)稀释，配制成质量浓度为1、 2、 5、 10 mg·L-1的氯霉素工作溶液.
1.2 主要仪器
电化学工作站： CHI 660E型，上海辰华仪器有限公司，工作电极为碳纳米管修饰的玻碳电极(直径3 mm)，对电极为铂丝电极(直径1 mm)，参比电极为饱和甘汞电极(SCE); 扫描电子显微镜(SEM)： JSM-7800F型，日本电子株式会社; 激光粒度与Zeta电位分析仪： ZetaPlus型，美国Brookhaven仪器公司; 高效液相色谱分析仪： LC-20A型，配SPD-20A紫外检测器，日本Shimadazu公司; 液相色谱-串联质谱分析仪： API 4000型，美国AB SCIEX公司.
1.3 实验步骤与方法1.3.1 碳纳米管修饰电极的制备
电极的预处理： 在麂皮上用Al2O3粉末(粒径为0.3 μm)将玻碳电极(GCE)表面抛光成镜面，依次用超纯水、 无水乙醇和超纯水超声清洗，每次清洗5 min.
碳纳米管的分散： 取适量MWCNTs粉末和表面活性剂，加入超纯水，超声分散20 min，获得均匀的碳纳米管分散液(1 mg·mL-1)，4℃密封保存备用.
修饰电极的制备： 取适量碳纳米管分散液，均匀滴涂到处理好的GCE表面，室温下风干待用.
1.3.2 模拟废水中氯霉素的电催化还原
分别移取5 mL质量浓度为1、 2、 5、 10 mg·L-1的氯霉素溶液于电解池(直径约1.5 cm、 高约4 cm)中，锡箔纸覆盖后置于磁力搅拌器上，室温恒速搅拌，浸入碳纳米管修饰电极、 铂丝电极和饱和甘汞电极，在时间-电流法模式下电催化还原氯霉素. 取还原12 h的反应液1 mL，过0.22 μm有机滤膜，用高效液相色谱法(HPLC)测定氯霉素含量，计算氯霉素的去除率. 每个实验重复3次，下同.
实验结束，取出碳纳米管修饰电极，置于0.1 mol·L-1 NH3·H2O-NH4Cl溶液，在偏压为1.5 V下去钝化30 min，对电极进行再生.
1.3.3 表面活性剂的筛选和电极修饰条件优化
取DHP、 SDS和CTAB等3种表面活性剂，分别与MWCNTs混合，加入超纯水并超声分散20 min，于4℃下静置，观察MWCNTs在超纯水中的稳定情况; 取MWCNTs分散液1 mL，测定Zeta电位，筛选出辅助分散效果最好的表面活性剂.
按照1.3.1节的步骤，以MWCNTs与表面活性剂的配比分别为1∶2、 1∶1和2∶1，分散液修饰量分别为5、 10、 15、 20和25 μL，制备碳纳米管修饰电极，考察修饰电极电催化还原2 mg·L-1氯霉素的效果.
1.3.4 电催化还原条件的优化
按照1.3.2节的实验步骤，考察偏压、 底液、 初始pH对2 mg·L-1氯霉素去除率的影响，其中偏压为-0.6、 -0.7、 -0.8、 -0.9、 -1.0、 -1.1和-1.2 V，底液为0.1 mol·L-1 HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl和Na2HPO4-NaH2PO4溶液，初始pH为4、 5、 6、 7、 8、 9和10.
1.3.5 电催化还原氯霉素的动力学特征
移取5 mL质量浓度为2 mg·L-1的氯霉素溶液于电解池中，用锡箔纸覆盖避光，置于磁力搅拌器，室温恒速搅拌，在最优实验条件下分别还原2、 4、 6、 8、 10、 12、 14、 16、 18、 20、 22和24 h，取反应液1 mL，过0.22 μm有机滤膜，测定滤液中氯霉素含量，研究电催化还原氯霉素的动力学特征.
1.3.6 氯霉素及其还原产物的测定与质量控制
采用HPLC分离、 紫外检测器测定氯霉素的含量[23]. 色谱柱： Inertsil ODS-SP色谱柱(250 mm×4.6 mm; 5 μm)，柱温为30℃; 流动相为20%乙腈-水溶液，流速为0.8 mL·min-1，等度洗脱; 进样量为20 μL. 通过紫外全波长扫描，确定检测波长为274 nm. 外标法定量，获得氯霉素的检出限为9.6 μg·L-1，在7个加标水平的回收率为80.15%~106.8%，相对标准偏差(RSD)为5.17%~9.86%.
采用液相色谱-串联质谱法(LC-MS/MS)鉴定氯霉素的还原产物. 色谱条件： Acquity UPLC BEH C18色谱柱(100 mm×2.1 mm,1.7 μm,Waters)，柱温为40℃; 流动相为55%甲醇-水溶液，流速为0.3 mL·min-1; 进样量为5 μL. 质谱条件： 碰撞气为氩气，锥孔气和雾化气均为高纯氮气; 负离子化模式，喷雾电压为4500 V，温度为550℃; 全扫描模式监测.
2 结果与讨论2.1 碳纳米管修饰电极的制备条件2.1.1 表面活性剂的筛选
考察了在SDS、 CTAB和DHP等3种表面活性剂作用下，碳纳米管在超纯水中的分散效果. 在SDS和CTAB作用下，MWCNTs分散液分别放置27 d和45 d基本沉降完全; 在DHP作用下，MWCNTs分散液放置3个月未发现沉降现象. 结果表明，DHP是碳纳米管的一种有效助散剂，使得碳纳米管在纯水中分散均匀、 性质稳定. 从分子结构上来看，SDS分子中含有一条12个碳原子的疏水长链，CTAB分子中含有一条16个碳原子的疏水长链，而DHP分子中含有两条16个碳原子的疏水长链，使得3种表面活性剂的疏水性表现为DHP>CTAB>SDS，在超声时DHP能够促使碳纳米管被均匀分散到纯水中，形成更加稳定的悬浮液[20].
Zeta电位分析发现，SDS、 CTAB和DHP辅助分散的碳纳米管悬浮液的Zeta电位分别为-28.10、 -31.26和-40.18 mV. Zeta电位的绝对值越大，胶体粒子表面所带的同种电荷越多，使得胶体粒子越分散，在DHP作用下胶体粒子的稳定性最强，因此选用DHP辅助分散碳纳米管.
2.1.2 MWCNTs和DHP的配比
考察了MWCNTs和DHP的配比对修饰电极电催化还原氯霉素的影响. 当MWCNTs和DHP的配比为1∶2、 1∶1和2∶1时，电催化还原12 h时氯霉素的去除率分别达到72.96%、 82.25%和75.83%，说明MWCNTs和DHP的配比为1∶1时氯霉素的去除率最高. 分散液中MWCNTs和DHP的配比过低或过高都不利于氯霉素的还原，这是因为DHP本身不导电[21]，当DHP的占比高时，阻碍电子传递; 当DHP的占比低时，MWCNTs不能充分分散在超纯水中，部分MWCNTs发生沉降，使得修饰到GCE表面的碳纳米管相对较少，降低了氯霉素的还原率. 因此，确定MWCNTs和DHP的配比为1∶1.
2.1.3 分散液修饰量
考察了分散液修饰量对修饰电极电催化还原氯霉素的影响. 在电催化还原12 h时，氯霉素的去除率随电极上分散液修饰量的增加而逐渐增加; 当修饰量为15 μL时，氯霉素的去除率达到最大(82.25%); 随后去除率随修饰量的增加而逐渐减小. 这是因为随着分散液修饰量的增加，GCE表面的活性位点增加，加快了电子传递，有利于氯霉素的还原; 当修饰量超过15 μL时，会使GCE表面的碳纳米管变厚，阻碍电子在溶液与电极间传递，导致氯霉素的还原率下降. 因此，确定分散液修饰量为15 μL.
2.2 碳纳米管修饰电极的表征
图 1表示DHP和MWCNTs/DHP的扫描电镜图. 从中可以看出，未超声分散的DHP为块状和片状晶体[图 1(a)]; 超声分散的MWCNTs/DHP复合物具有明显的碳纳米管形态结构[图 1(b)]，碳纳米管相互缠绕，其间夹杂着小块状的DHP晶体，与DHP单体具有显著差异.
图 1 DHP和MWCNTs/DHP的扫描电镜图
图 2为碳纳米管修饰电极和裸GCE在含有5mmol·L-1 K3[Fe(CN)6]的0.1 mol·L-1 KCl溶液中的循环伏安图. 从中可以看出，碳纳米管修饰电极的氧化峰电流(120 μA)远大于裸GCE(58 μA)，还原峰电流(127 μA)也远大于裸GCE(69 μA)，表明修饰碳纳米管后有利于电子在溶液和电极间传导，具有优良的电催化潜力，也证实碳纳米管被成功修饰到GCE上.
图 2 碳纳米管修饰电极和裸玻碳电极的循环伏安图
2.3 氯霉素的电催化还原条件2.3.1 偏压
利用电化学工作站输出额定偏压，研究偏压对电催化还原氯霉素的影响，获得的结果如图 3所示. 从中可以看出，随着偏压的增加，氯霉素的去除率逐渐升高，当偏压为-1.2 V时，氯霉素的去除率达到86.59%. 有研究指出，阴极电位越负，作为电子受体的污染物还原效率越高[24]. 但是，在偏压为-1.2 V时工作电极表面有大量气泡产生，其原因可能是过电势增大使得电极表面发生了析氢反应; 当偏压为-1.1 V时，工作电极表面未观察到气泡产生，氯霉素的去除率达到82.25%. 为了避免析氢反应和减少能耗，本研究确定偏压为-1.1 V.
图 3 偏压对电催化还原氯霉素的影响
2.3.2 底液
在偏压为-1.1 V时，考察了底液对电催化还原氯霉素的影响. 有研究发现，在初始pH为7的0.1 mol·L-1的HAc-NaAc、 Na2SO4、 NH3·H2O-NH4Cl、 Na2HPO4-NaH2PO4溶液中，氯霉素的去除率分别为56.32%、 68.78%、 82.25%和70.13%，说明在NH3·H2O-NH4Cl溶液中更有利于氯霉素的还原. 张金磊等[25]用循环伏安法测定氯霉素时，也发现在NH3·H2O-NH4Cl溶液中氯霉素的还原峰电流最大. 因此，本研究选择NH3·H2O-NH4Cl溶液为底液.
2.3.3 底液初始pH
考察了底液初始pH对电催化还原氯霉素的影响，获得如图 4所示的结果.
图 4 底液初始pH对电催化还原氯霉素的影响
从图 4可以看出，随着底液初始pH的增加，氯霉素的去除率逐渐增大; 在pH为7时，获得最大去除率为82.25%，随后逐渐减小; 当pH为9时，去除率下降为70.33%. 总体来看，酸性或碱性条件均不利于氯霉素的电催化还原. 在pH为10时氯霉素的去除率又开始上升，这是因为在pH>9后氯霉素容易发生水解[26]，导致其还原率出现假性增大. Zhuang等[27]在用循环伏安法测定氯霉素时，也发现其还原峰电流在pH为7时达到最大，说明中性环境更有利于电子传导. 因此，本研究确定底液的初始pH为7.
在最优的实验条件下，考察了碳纳米管修饰电极对氯霉素的电催化还原能力，获得初始浓度为1、 2、 5和10 mg·L-1的氯霉素被还原12 h时的去除率分别为89.93%、 82.25%、 72.31%和67.36%，随着氯霉素浓度的增加，传质阻力相应增大，使得氯霉素的去除率下降. 该修饰电极通过去钝化处理后，还原1 mg·L-1氯霉素12 h时的去除率能够达到80%以上，说明该电极特别适合于处理低浓度氯霉素废水.
2.4 电催化还原氯霉素的动力学特征
反应液中氯霉素浓度随时间的变化如图 5所示. 从中可以看出，氯霉素浓度随时间的增加逐渐减小，在0~10 h时表现为快速还原过程，10~18 h表现为慢速还原过程，随后趋于稳定; 获得还原氯霉素24 h时的去除率为97.21%，远远高于在裸GCE上的去除率(53.69%)，表明采用碳纳米管修饰电极能够显著提高氯霉素的去除率. 比较发现，本研究获得氯霉素的去除率远大于其在非生物阴极上还原24 h时的去除率(57.9%)[18]; 通过接种微生物的生物阴极还原氯霉素，24 h时氯霉素的去除率可以提高到96.0%[19]，还是低于本研究的去除效果.
图 5 电催化还原氯霉素的动力学曲线
采用零级、 一级和二级反应动力学模型拟合实验数据，获得如表 1所示的结果.
表 1电催化还原氯霉素的动力学特征1)
从表 1可以看出，采用一级反应动力学模型可以很好地描述氯霉素的电催化还原过程，获得去除速率常数为0.1574 h-1，半衰期为4.40 h. Liang等[19]用非生物阴极、 Sun等[28]用生物阴极还原氯霉素也遵循一级反应动力学方程，分别获得的非生物阴极还原的速率常数(0.052 h-1)和生物阴极还原的速率常数(0.084 h-1)均明显低于本研究，说明采用碳纳米管修饰电极能够明显加快氯霉素的还原.
2.5 电催化还原氯霉素的机制分析
取电催化还原氯霉素0和24 h的反应液，采用液相色谱-串联质谱法(LC-MS/MS)鉴定反应产物，获得如图 6所示的结果.
从图 6可以看出，还原氯霉素(CAP)0 h时，在质谱中发现峰强度最高的氯霉素特征峰(质荷比为321.1) 与生物阴极还原氯霉素的报道[4, 19, 29]吻合;还原氯霉素24 h时，出现了峰强度较低的质谱峰(质荷比为294.6) 和峰强度最高的特征峰(质荷比为261.2) ，分别被鉴定为羰基还原的AMCl2、 脱去1个氯原子的羰基还原的AMCl. 在用生物阴极还原氯霉素的产物中也得到类似结果，鉴定出羰基还原的AMCl2(48 h)和脱去2个氯原子的羰基还原的AM(144 h)[29]，本研究采用碳纳米管修饰电极和更负的偏压(-1.1 V)加快了氯霉素的还原进程，随着时间的推移，羰基还原的AMCl可能会进一步脱去另1个氯原子. 在非生物阴极还原氯霉素的产物中，除发现羰基还原的AMCl2外，还鉴定出具有强抗菌活性的中间产物亚硝基和羟氨基化合物(—NO2分别被还原为—NO和—NHOH)[30]，当偏压为-0.4 V时羰基还原的AMCl2难以进一步脱氯转化为羰基还原的AMCl，而在-0.7 V时容易进一步脱氯转化为羰基还原的AMCl[19]，很好地解释了本研究在-1.1 V电催化还原氯霉素鉴定出羰基还原的AMCl[图 6(b)]的事实，未发现亚硝基和羟氨基化合物的原因可能是还原24 h时这些中间产物已经被完全转化.
图 6 氯霉素还原产物鉴定
基于以上分析，获得电催化还原氯霉素的可能途径(见图 7). 从中可以看出，在碳纳米管修饰电极电催化还原过程中，氯霉素获得2、 4、 6、 8和10个电子，被分别转化为亚硝基化合物、 羟氨基化合物、 AMCl2、 羰基还原的AMCl2和羰基还原的AMCl，由于生成羰基还原的AMCl2和羰基还原的AMCl，不仅还原了氯霉素中决定抗菌性的硝基基团[31]，还可以进一步还原羰基和脱氯，显著降低氯霉素的毒性.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
图 7 电催化还原氯霉素的可能途径
3 结论
(1) 获得了碳纳米管修饰电极的最佳制备条件，即采用DHP辅助分散碳纳米管，MWCNTs和DHP的配比为1∶1，分散液修饰量为15 μL; 获得了电催化还原氯霉素的最佳条件，即偏压为-1.1 V，底液为0.1 mol·L-1 NH3·H2O-NH4Cl溶液，初始pH为7.
(2) 电催化还原氯霉素的动力学过程符合一级反应动力学模型，去除速率常数为0.1574 h-1; 氯霉素被还原24 h的去除率达到97.21%，特别适合于低浓度氯霉素废水的处理.
(3) 采用碳纳米管修饰电极电催化还原氯霉素，不仅还原了氯霉素中决定抗菌性的硝基基团，还可以进一步还原羰基和脱氯，显著降低氯霉素的毒性.