秦松岩1,吕务娟1,黄馨1,胡杰1,罗义2,赵立新1
(1.天津理工大学 环境科学与安全工程学院,天津 300384;2.南京大学 环境学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,南京 210093)
摘要:
恶臭假单胞球菌(Pseudomonas Putida)可氧化Mn2+生成生物锰氧化物,生物锰氧化物的形成过程及其吸附氧化活性对水体中有机/重金属复合污染的控制具有重要意义.为此,通过研究生物锰氧化物对APAP(乙酰氨基酚,acetaminophen)氧化以及Fe(III)吸附探讨其吸附氧化活性的相互影响.结果表明,BioMnOx为无定型的纳米颗粒,在形成过程中自身结构发生变化,表面由平整变为密集、突出的颗粒状,颗粒边界更为清晰,颗粒粒径从约49.9 nm长至约70 nm.BioMnOx在形成过程中对Fe(III)的吸附发生在对APAP的氧化之前,对Fe(III)的吸附并未对APAP的氧化速率产生影响.APAP氧化降解过程和Mn2+氧化速率过程均符合一级动力学方程.BioMnOx的氧化活性对APAP降解造成一定的影响.Mn2+质量浓度增大,可减少APAP的降解时间.GC-MS结果显示,APAP的降解途径为先被氧化为乙酰胺及对苯二酚、对氨基苯酚等苯酚类物质,继而转化为乙二酸、苯醌等更加简单的物质后最终矿化.
关键词: 乙酰氨基酚 生物锰氧化物 Fe(III)吸附 动力学 降解途径
DOI:10.11918/201910014
分类号:X703
文献标识码:A
基金项目:河北省重点研发计划(20373604D)
Mechanism of degradation of non-steroidal drugs and Fe(III) adsorption by BioMnOx
QIN Songyan1,Lü Wujuan1,HUANG Xin1,HU Jie1,LUO Yi2,ZHAO Lixin1
(1.School of Environmental Science and Safety Engineering, Tianjin University of Technology, Tianjin 300384, China; 2.State Kay Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210093, China)
Abstract:
Pseudomonas putida can oxidize Mn2+ to produce biological manganese oxide. The formation process and the adsorption oxidation activity of biogenic manganese oxide are crucial to the control of organic/heavy metal combined pollution in water. In this paper, the interaction between acetaminophen (APAP) oxidation and Fe(III) adsorption by biological manganese oxides was studied. Results show that BioMnOx were amorphous nanoparticles. During its aging process, its structure evolved, and the surface appearance changed from flat to dense and protruding granule. The boundary of the particles became clearer. The average particle size ranged from about 49.9 nm to 70 nm. The adsorption of Fe(III) by BioMnOx during the formation process occurred before the oxidation of APAP, and the adsorption of Fe(III) did not affect the oxidation rate of APAP. The oxidation degradation of APAP and the oxidation rate of Mn2+ all fitted well with the first-order kinetic equation. The oxidative activity of BioMnOx had certain effect on the degradation of APAP. The increased concentration of Mn2+ reduced the degradation time of APAP. GC-MC results show that the degradation pathway of APAP was that it was firstly oxidized to acetamide and phenolic substances such as hydroquinone and p-aminophenol, then converted into simpler substances such as oxalic acid and benzoquinone, and finally mineralized.
Key words: acetaminophen biological manganese oxide Fe(III) adsorption kinetics degradation pathway
秦松岩, 吕务娟, 黄馨, 胡杰, 罗义, 赵立新. BioMnOx对非甾体药物氧化协同Fe(Ⅲ)吸附的研究[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2021, 53(5): 16-23. DOI: 10.11918/201910014.
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QIN Songyan, Lü Wujuan, HUANG Xin, HU Jie, LUO Yi, ZHAO Lixin. Mechanism of degradation of non-steroidal drugs and Fe(Ⅲ) adsorption by BioMnOx[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2021, 53(5): 16-23. DOI: 10.11918/201910014.
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基金项目 河北省重点研发计划(20373604D) 作者简介 秦松岩(1978—),女,教授,硕士生导师 通信作者 赵立新, qinsongyan@vip.126.com 文章历史 收稿日期: 2019-10-09
Abstract Full text Figures/Tables PDF
BioMnOx对非甾体药物氧化协同Fe(Ⅲ)吸附的研究
秦松岩1, 吕务娟1, 黄馨1, 胡杰1, 罗义2, 赵立新1
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1. 天津理工大学环境科学与安全工程学院, 天津 300384;
2. 南京大学环境学院, 污染控制与资源化研究国家重点实验室,南京 210093
收稿日期: 2019-10-09
基金项目: 河北省重点研发计划(20373604D)
作者简介: 秦松岩(1978—),女,教授,硕士生导师
通信作者: 赵立新, qinsongyan@vip.126.com
摘要: 恶臭假单胞球菌(Pseudomonas Putida)可氧化Mn2+生成生物锰氧化物,生物锰氧化物的形成过程及其吸附氧化活性对水体中有机/重金属复合污染的控制具有重要意义.为此,通过研究生物锰氧化物对APAP(乙酰氨基酚,acetaminophen)氧化以及Fe(Ⅲ)吸附探讨其吸附氧化活性的相互影响.结果表明,BioMnOx为无定型的纳米颗粒,在形成过程中自身结构发生变化,表面由平整变为密集、突出的颗粒状,颗粒边界更为清晰,颗粒粒径从约49.9 nm长至约70 nm.BioMnOx在形成过程中对Fe(Ⅲ)的吸附发生在对APAP的氧化之前,对Fe(Ⅲ)的吸附并未对APAP的氧化速率产生影响.APAP氧化降解过程和Mn2+氧化速率过程均符合一级动力学方程.BioMnOx的氧化活性对APAP降解造成一定的影响.Mn2+质量浓度增大,可减少APAP的降解时间.GC-MS结果显示,APAP的降解途径为先被氧化为乙酰胺及对苯二酚、对氨基苯酚等苯酚类物质,继而转化为乙二酸、苯醌等更加简单的物质后最终矿化.
关键词: 乙酰氨基酚 生物锰氧化物 Fe(Ⅲ)吸附 动力学 降解途径
Mechanism of degradation of non-steroidal drugs and Fe(Ⅲ) adsorption by BioMnOx
QIN Songyan1, Lü Wujuan1, HUANG Xin1, HU Jie1, LUO Yi2, ZHAO Lixin1
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1. School of Environmental Science and Safety Engineering, Tianjin University of Technology, Tianjin 300384, China;
2. State Kay Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210093, China
Abstract: Pseudomonas putida can oxidize Mn2+ to produce biological manganese oxide. The formation process and the adsorption oxidation activity of biogenic manganese oxide are crucial to the control of organic/heavy metal combined pollution in water. In this paper, the interaction between acetaminophen (APAP) oxidation and Fe(Ⅲ) adsorption by biological manganese oxides was studied. Results show that BioMnOx were amorphous nanoparticles. During its aging process, its structure evolved, and the surface appearance changed from flat to dense and protruding granule. The boundary of the particles became clearer. The average particle size ranged from about 49.9 nm to 70 nm. The adsorption of Fe(Ⅲ) by BioMnOx during the formation process occurred before the oxidation of APAP, and the adsorption of Fe(Ⅲ) did not affect the oxidation rate of APAP. The oxidation degradation of APAP and the oxidation rate of Mn2+ all fitted well with the first-order kinetic equation. The oxidative activity of BioMnOx had certain effect on the degradation of APAP. The increased concentration of Mn2+ reduced the degradation time of APAP. GC-MC results show that the degradation pathway of APAP was that it was firstly oxidized to acetamide and phenolic substances such as hydroquinone and p-aminophenol, then converted into simpler substances such as oxalic acid and benzoquinone, and finally mineralized.
Keywords: acetaminophen biological manganese oxide Fe(Ⅲ) adsorption kinetics degradation pathway
乙酰氨基酚(acetaminophen,APAP)具有解热镇痛的作用,是全世界使用量最高的非甾体抗炎药物[1],通过生物代谢物及过期或未用完废弃物进入环境,导致其在污水处理厂、自然水环境、土壤中频频检出,APAP在污水处理厂的出水中质量浓度可达到8 025 ng/L[2].APAP是中国近45个污水处理厂活性污泥的主要污染物之一[3].含有微量的APAP水体经过加氯消毒后会产生毒性更大的苯醌类物质[4];APAP在水环境药物风险评价中风险值大于1,质量浓度超出了无生态风险浓度值[5-6], 其残留已对水生生态系统和人体构成潜在危害[7-9],对其去除成为环境研究中的一个热点问题[10].目前,国内外研究用于降解APAP的方法主要有高级氧化法、TiO2光催化、生物降解[11-16]等.其中,生物降解法由于不存在二次污染以及成本低等备受关注.
生物锰氧化物是由锰氧化细菌如恶臭假单胞球菌(Pseudomonas Putida)、纤发菌属(Leptothrix)、锰土微菌(Pedomicrobium manganicum)等以O2为电子受体,通过多铜氧化酶(MCOs) 将Mn(Ⅱ)氧化为Mn(Ⅳ)而形成高价态锰生物氧化物(BioMnOx).BioMnOx作为锰氧化细菌形成的初级产物,基本单元是Mn(Ⅳ)O6的正八面体结构,存在包括Mn(Ⅳ)空缺位点和晶体的边缘及内层位点,Mn(Ⅳ)/Mn(Ⅱ)间的氧化还原电位及强氧化剂Mn(Ⅲ)为中间体的单电子转移,使其具有较强的氧化能力[17].因此,BioMnOx同时展现了较强的氧化和吸附能力.Pseudomonas sp.作为锰氧化的模式菌株,其形成的锰氧化物已应用到多种重金属和有机物氧化去除的研究中.Owen[18]研究了Pseudomonas putida GB-1产生的BioMnOx对草铵铁的吸附,发现Fe(Ⅲ)在多个位点特异性地吸附到矿物结构上.菅之舆等[19]在以锰氧化细菌Pseudomonas sp.QJX-1构建的生物体系中,通过Pseudomonas sp.QJX-1生成的BioMnOx有效去除2-羟基-4-甲氧基二苯甲酮-5-磺酸(BP-4).Zhang等[7]通过在锰砂/石英砂好氧生物滤池启动时引入Pseudomonas sp.形成BioMnOx生物膜,对卡马西平、双氯芬酸等通过开苯环降解.以往研究基于对实际工艺的模拟,对Pseudomonas的不同菌株BioMnOx在水处理反应体系中,或对有机物氧化、或对重金属吸附进行了宏观评价.然而,实际水体中存在着多种金属离子,在被吸附占据吸附位点同时对BioMnOx氧化有机物的影响鲜有研究.另外,BioMnOx具有较高的吸附及氧化活性,其微观结构和活性会随时间快速变化,Pseudomonas的菌株活性、BioMnOx的形成过程及结构变化等对吸附和有机物的降解影响相关性研究,对于生物铁锰反应器的参数设计及启动运行具有重要意义.
本研究以具有强锰氧化能力的Pseudomonas putida作为模式菌种, 以水体中常见的Fe(Ⅲ)为共存离子,通过研究P.putida形成锰氧化物的过程对Fe(Ⅲ)的吸附及对APAP降解效率,确定BioMnOx吸附过程对氧化能力的影响;提出BioMnOx生物量对APAP降解的动力学并推断APAP的降解途径,为BioMnOx应用于水体残留非甾体药物类的去除提供新思路及理论支撑.
1 实验 1.1 实验试剂实验中所用药品有乙酰氨基酚(acetaminophen,APAP)(纯度>99.0%,上海润捷化学试剂有限公司)、四氢呋喃(99.9%,J & K Chemical)、N-O双(三甲基硅烷基)三氟乙酰胺(BSTFA, 99%,TCI),其他无机试剂均为分析纯或优级纯,甲醇、乙腈等有机试剂均为色谱纯.
1.2 生物锰氧化物的形成实验所用菌株为恶臭假单胞菌(Pseudomonas putida QYS-1,CGMCCNO: 14390),从某除铁锰的生物滤池中筛选分离出来.
培养基成分(g/L):蛋白胨0.8,酵母浸粉0.2,K2HPO4 0.1,MgSO4·7H2O 0.2,NaNO3 0.2,CaCl2 0.1,NH4Cl 0.1,MnSO4 · H2O 0.2.配置一定量的培养基,然后用饱和NaOH调节pH(7.1~7.2),分装后放于灭菌器中121 ℃灭菌30 min. 然后将其转入生物安全柜中,冷却至室温.取100 mL装入锥形瓶中,将Pseudomonas putida QYS-1母液以1%的接种量接入,然后将其置于恒温振荡器中培养(温度25 ℃,转速125 r/min),培养40 h,每隔2 h取样.测其OD600监测生物锰氧化物的形成过程.取上层清液测铁锰离子质量浓度,考察BioMnOx形成过程对Fe(Ⅲ)吸附的影响.
1.3 BioMnOx的制备配置一批培养基,以相同的条件灭菌冷却,将母液以1%的接种量接入新配置的培养基中,将其置于恒温振荡器中培养(温度25 ℃,转速125 r/min)40 h左右生成黑色颗粒沉淀,即培养完全.将培养完全的培养基转入灭菌的离心管中,置于高速离心机中离心20 min(温度25 ℃,转速5 000 r/min),弃掉上清液用无菌水反复水洗3次,反复离心,得到BioMnOx.
1.4 BioMnOx的形成过程中Fe(Ⅲ)吸附及APAP氧化相互影响配置一定量的培养基,加入不同质量浓度的APAP溶液(10,100 mg/L)、Fe(Ⅲ)以柠檬酸铁铵形式加入(1 g/L)以及1%的恶臭假单胞菌母液,同时设置3组平行样.将Pseudomonas putida接入的时间记为零时刻,每隔一定时间取样.通过HPLC和ICP-OES测定溶液中不同时刻APAP的剩余质量浓度和Fe(Ⅲ)质量浓度,考察BioMnOx形成过程中Fe(Ⅲ)吸附及APAP氧化相互影响.
另外,配置不同Mn2+质量浓度(8.13,16.25,24.38,32.50 mg/L)的培养基,接种1%的Pseudomonas putida母液,每组设置3个平行样.不同量的BioMnOx生成后离心收集,加入APAP溶液中,将BioMnOx接入的时间记为零时刻,每隔一定时间取样,检测剩余APAP质量浓度,以此探讨BioMnOx的量对APAP氧化的影响.
1.5 Pseudomonas putida对APAP的氧化活性制备6组相同条件下生成的BioMnOx,振荡离心后弃掉上清液,将BioMnOx与10 mg/L APAP的无菌溶液混合,同时向其中3瓶加入50 mg/L的叠氮化钠,作为抑制组1,其余3瓶不加作为对照组1[9].将其置于恒温振荡器中振荡(温度25 ℃;转速125 r/min).将加入BioMnOx的时间记为零时刻,在振荡2 h及24 h时各取一次样,测定溶液中APAP质量浓度.通过两组APAP去除情况的比较,探讨Pseudomonas putida的氧化活性对Fe(Ⅲ)吸附及APAP氧化的影响.
振荡24 h后,将两组溶液分别超声1 h,取其上清液检测溶液中铁锰质量浓度,探讨其在APAP降解过程中的作用.
1.6 降解产物分析配置一定质量浓度的APAP溶液,加入生成的BioMnOx,将BioMnOx接入的时间记为零时刻,每隔一定时间取样,通过GC-MS系统分析降解产物.
1.7 分析方法 1.7.1 样品分析实验中不同时刻所取的样品于20 ℃、4 000 r/min条件下离心20 min,上清液经0.22 μm滤膜过滤后于4 ℃下保存,用于后续实验分析.
APAP质量浓度通过HPLC-UV系统分析,配置反向C18高效液相色谱柱(150×4.6 mm,5 μm).柱温设为30 ℃,进样量20 μL.流动相,V(甲醇)∶V(超纯水)(含0.05%冰乙酸)=20∶ 80,流速0.5 mL/min,检测波长240 nm[9].
溶液中铁锰离子质量浓度通过电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES)测定.
1.7.2 动力学实验对APAP的降解、Mn2+的氧化过程进行一级反应动力学拟合,反应速率方程如下
$ - \frac{{{\rm{d}}\rho }}{{{\rm{d}}t}} = k\rho .$ (1)
积分形式为
${\rm{ln}}\frac{{{\rho _0}}}{\rho } = Kt.$ (2)
式中:t为时间,h;ρ为t时刻APAP或Mn2+的质量浓度,mg/L;ρ0为0时刻APAP或Mn2+的质量浓度,mg/L;K为反应速率常数.
1.7.3 降解产物分析采用GC-MS分析主要降解产物,GC-MS条件[20]:进样口温度280 ℃,采用程序升温,初始60 ℃,保持3 min,然后以10 ℃/min升至280 ℃,保持3 min;He为载气,流量1 mL/min,分流20 mL/min,进样量1 μL;EI源为电离源,70 eV.样品前处理:取水样150 μL,加入气相色谱瓶中,以轻柔的氮气吹干,然后加入150 μL无水四氢呋喃和60 μL BSTFA,加盖密封后置于40 ℃烘箱中衍生30 min,用于GC-MS分析.
1.7.4 BioMnOx表征方法分别收集培养24,44 h时的BioMnOx,将其置于冷冻干燥机中冷冻干燥,分别取少许置于电镜样品台上作喷金处理,然后采用扫描电镜(SEM,Quanta FEG 250,美国)、透射电镜(TEM,Talos F200 X,美国)对BioMnOx的微观结构进行观察.
2 结果与讨论 2.1 BioMnOx的形成过程从P.putida QSY-1接种至6 h,培养基保持澄清透明,颜色为橙黄色,从6 h起培养基溶液颜色加深,为红棕色,观测到10 h无明显沉淀,但溶液逐渐浑浊;从10 h起开始逐渐出现棕黑色锰沉淀物,到20 h之间培养基呈黑褐色胶体状溶液,静置不分层;20 h后大量絮状棕黑色沉淀逐渐积累,静置后固液边界清晰,上清液澄清透明;由图 2可知, OD600也与观测现象吻合,在6~18 h呈线性递增,20 h后OD600几乎不再增加,但误差棒增大,是因为锰氧化物颗粒变化较大,培养基由乳浊液变化至可分离悬浊态,说明BioMnOx在形成过程中自身结构发生变化.
BioMnOx生成过程中的微观结构变化见图 1.可以看出,在BioMnOx形成初期,BioMnOx表面较为平整,但内部嵌布颗粒,粒径较小,直径约为49.9 nm,可见此时生物氧化形成的锰氧化物结晶较弱[21],由TEM图可以看出,BioMnOx为无定型的纳米颗粒.在24~44 h,BioMnOx结构发生了变化,由平整演变为密集、突出的颗粒状,颗粒边界更为清晰,粒径约70 nm.Tebo等研究发现生物锰氧化物初级产物的晶体结构会随时间发生变化,在初级产物中共存着正六边形和假直角型两种晶体结构.12 h时正六边形结构占主导,之后假直角结构逐渐变成主导[22].
Fig. 1
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由图 2可知,溶解性锰离子在0~10 h质量浓度变化较小,10~20 h迅速降低,从44.44 mg/L降至0.86 mg/L,尤其是在14~16 h,2 h内减少了40.8 mg/L.Mn离子的急剧减少并非是Mn离子的完全氧化,因为OD600在2 h内没有急剧增加,仍处于线性递增,Mn离子的急剧减少应源于BioMnOx对Mn离子的吸附.Forrez等[23]观察到锰氧化物形成过程中表面可吸附大量的Mn离子,培养20 h时Mn2+/Mn4+的比率为0.57 mg/mg.20 h后,Mn离子质量浓度再次处于缓慢降低的过程,最终Mn离子质量浓度稳定在0.15 mg/L左右.
Fig. 2
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2.2 BioMnOx的形成过程对Fe(Ⅲ)的吸附及对APAP的氧化由图 3可知,BioMnOx对Fe(Ⅲ)的吸附发生在对APAP的氧化之前.在APAP的共存体系中,无论APAP是低或高质量浓度(10,100 mg/L),Fe(Ⅲ)的质量浓度变化趋势一致,即0~12 h质量浓度变化不大,保持在123 mg/L左右,而12~16 h急剧下降至1.3 mg/L左右,在20 h后少量回增又下降至稳定,保持在1.2 mg/L左右.12~16 h是锰氧化物初级产物形成期,其结构正逐渐由正六边形演化至假直角型[22],Tebo等[22]研究发现后者中的Mn(Ⅳ)缺位较少,而Mn(Ⅳ)空缺位点的数量直接影响到吸附能力.因此,在12~16 h BioMnOx对Fe(Ⅲ)显示出较强的吸附性能,16~20 h则保持稳定.20 h以后APAP开始被BioMnOx氧化,部分Mn(Ⅳ)氧化物作为电子受体转化为溶解性的Mn(Ⅱ),结构改变致使吸附位点减少,已吸附的Fe(Ⅲ)被解吸释放.通过比较10及100 mg/L的APAP体系可知,在100 mg/L体系中Fe(Ⅲ)的释放量(22.4 mg/L)几乎为10 mg/L体系中(2.8 mg/L)的10倍.吸附后期随着P.putida的氧化作用,持续地将Mn2+转化为BioMnOx,继而对释放的Fe(Ⅲ)重新吸附至接近1.2 mg/L.因此,APAP与Fe(Ⅲ)共存时,BioMnOx对APAP的氧化影响了对Fe(Ⅲ)的吸附,致使其发生解吸,但解吸可通过持续的BioMnOx生成而消除.
Fig. 3
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BioMnOx对APAP的氧化滞后于对Fe(Ⅲ)急剧吸附,即在18 h左右APAP开始被氧化,此时溶液中已形成明显的固态BioMnOx,且Fe(Ⅲ)已分别降至3.2,2.5 mg/L.10及100 mg/L的APAP降解趋势相似,即在18~28 h均呈线性降解,对其进行一级反应动力学拟合(图 4), 一级反应线性相关系数均较好(R102=0.93;R1002=0.982), 表明APAP在18~28 h降解反应均符合一级反应动力学模型.APAP质量浓度为10, 100 mg/L时, 一级反应速率常数(K)分别为0.241 08和0.084 57 h-1(表 1).表明100 mg/L质量浓度下APAP的降解速率慢,故10 mg/L APAP在24 h内就能实现完全降解,而100 mg/L APAP至少需要52 h左右才能完全降解.
Fig. 4
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表 1
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APAP降解 10 0.241 08 20.30 0.930
100 0.084 57 25.70 0.982
Mn2+氧化 10 0.760 55 18.10 0.952
100 0.134 36 19.14 0.971
表 1 APAP降解及锰氧化过程一级动力学方程参数 Tab. 1 Parameters of first-order kinetic equation for APAP degradation and manganese oxidation
APAP的存在对Mn2+的变化规律亦产生了影响.由图 5可知,在只有Fe3+存在而无APAP时,Mn2+在14~16 h由38.2 mg/L急剧减少至3.62 mg/L,然而在APAP存在时,Mn2+减少速率放缓(图 3).为分析APAP质量浓度对Mn2+氧化速率的影响,取图 3(a)中18~23 h、图 3(b)中18~30 h Mn2+的氧化速率进行一级反应动力学拟合,反应速率方程拟合曲线如图 6所示,可以看出,Mn2+的氧化速率符合一级动力学方程,且速率常数与相对应质量浓度的APAP氧化速率常数接近,即10,100 mg/L APAP质量浓度下的Mn2+氧化速率常数KMn分别为0.760 55和0.134 36 h-1,K(Mn, 10)远大于K(Mn, 100),同时K(APAP, 10)也远大于K(APAP, 100)(表 1),表明100 mg/L质量浓度下的Mn2+氧化速率低,导致该质量浓度下APAP的降解速率较慢.锰氧化速率的降低应该是由APAP对Pseudomonas putida生长抑制作用导致, 本课题组前期实验表明,高质量浓度下(100 mg/L)的APAP对Pseudomonas putida生长有抑制作用,100 mg/L的APAP培养基中细菌数量较10 mg/L减少了约75%,因此,对Mn2+的氧化速率产生影响,进而导致高质量浓度APAP降解速率降低.
Fig. 5
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Fig. 6
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在Pseudomonas putida氧化Mn2+生成BioMnOx过程中,虽然对Fe(Ⅲ)的吸附先于对APAP的氧化,但对Fe(Ⅲ)的吸附并未对APAP的氧化速率产生影响;APAP的氧化过程中则会导致Fe(Ⅲ)解吸的发生,但新增的BioMnOx可对Fe(Ⅲ)再吸附;APAP质量浓度增加可抑制Mn2+的氧化速率来减缓APAP的降解速率.因此,Pseudomonas putida对Mn2+的氧化活性及BioMnOx的量将会对APAP降解造成影响.
2.3 Pseudomonas putida的氧化活性对Fe(Ⅲ)吸附及APAP氧化的影响本实验利用叠氮化钠抑制Pseudomonas putida的活性[9].由图 7可知,Pseudomonas putida的活性被抑制后APAP的降解效果变差,反应2 h时,对照组1中APAP的去除率为72%,而抑制组1中其去除率只有33%,反应24 h时,对照组1中APAP的去除率达100%,实现完全降解,而抑制组1中APAP的去除率与反应2 h时相比几乎没有变化,说明Pseudomonas putida Mn2+氧化活性的抑制严重影响了APAP的降解.Sabirova等[24]也发现了叠氮化钠可以抑制Pseudomonas putida的活性使其降解17α-炔雌醇的能力变差,这是因为由于叠氮化钠的抑制作用,Pseudomonas putida活性受到抑制后就无法继续氧化培养基中的Mn2+,使得培养基丧失持续产生BioMnOx的能力,进而导致有机污染物不能被完全降解.所以,抑制组1中APAP的去除率没有随反应时间的延长而有所变化.抑制组1中反应2 h时达到的33%的去除率可能是加入叠氮化钠前培养基中已经生成的BioMnOx作用的结果.以上证明APAP质量浓度的增加可以抑制培养基中Mn2+的氧化速率进而减缓APAP的去除速率.
Fig. 7
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对照组1和抑制组1超声后检测溶液中溶解性铁锰离子质量浓度,结果显示两组中铁离子质量浓度均非常低,约为零,这表明Pseudomonas putida的氧化活性抑制对BioMnOx吸附没有产生影响.抑制组1中Mn2+质量浓度平均为9.3 mg/L,对照组1中Mn2+质量浓度仅为0.5 mg/L.这也表明BioMnOx对Fe(Ⅲ)的吸附并非为与Mn2+的离子交换机制.结合上文实验结果,对照组1中APAP的去除率达100%,而抑制组1中APAP的去除率仅达33%,这说明培养基中Mn2+的持续氧化是实现APAP能够达到完全降解的重要因素.对照组中由于BioMnOx表面负载少量Mn2+,在与APAP溶液混合后,表面的Mn2+不断被释放出来,Pseudomonas putida持续氧化Mn2+,继而生成新的BioMnOx,不断生成的BioMnOx能够促使溶液中的APAP持续降解,所以,对照组1中的APAP去除效果较抑制组1更为显著,同时,由于培养基中Mn2+被不断消耗生成新的BioMnOx,其超声后的质量浓度较低.而抑制组1中,由于Pseudomonas putida的活性被抑制,进而Mn2+氧化作用被抑制,不能生成新的BioMnOx,APAP的降解只能由培养基中原有的BioMnOx来实现,由于原有的BioMnOx量很少,抑制组1中的APAP不能实现完全降解,超声后的Mn2+质量浓度也比对照组1中的高.因此,BioMnOx量对APAP的氧化产生一定影响.
2.4 BioMnOx量对APAP氧化的影响BioMnOx量对APAP氧化速率常数的线性关系采用一级反应动力学进行拟合(见图 8和表 2),其相关系数均较好(R2=0.92~0.99),符合一级反应动力学模型.Mn2+质量浓度为24.38,32.50 mg/L时所生成的BioMnOx能够在14 h内实现APAP降解完全,而Mn2+质量浓度为8.13,16.25 mg/L时所生成的BioMnOx分别在24,18 h时才能实现APAP降解完全,说明APAP所需完全降解的时间与生成的BioMnOx的量成正相关.
Fig. 8
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表 2
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8.13 0.232 09 0.155 0.923
16.25 0.453 24 1.562 0.991
24.38 0.380 47 1.189 0.984
32.5 0.471 53 0.378 0.972
表 2 速率常数曲线参数 Tab. 2 Rate constant curve parameters
2.5 APAP的氧化降解途径推断采用GC-MS对APAP氧化降解的中间产物进行分析[12],结果列于表 3,根据表 3推测APAP氧化降解可能的降解途径,结果见图 9.
表 3
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Ⅰ 6.637 113.2(30),112(11),91(1),85(17),71(100),70.1(46),57(64),56.1(12) 137.4 (1)
Ⅱ 8.925 249.9(13),172(9),171(89),169(100),142.2(16),90.1(4),89.1(28),63(17) 249.9 (2)
Ⅲ 10.684 168.9(3),142.2(48),91(33),89.2(46),78.9(35),71.1(100),57(84),51(56) 207 (3)
Ⅳ 11.209 159.1(7),145(66),127(9),115(2),103(18),76.1(1),75(100),73.1(62),59(7) 159.1 (4)
Ⅴ 11.779 185.2(7),143.1(10),142.2(100),100.2(36),98.1(5),84.3(4),58.1(6) 207 (5)
Ⅵ 12.930 181.1(14),166(11),155(18),149.1(15),147(100),75(10),73.1(23) 182 (6)
Ⅶ 15.038 281(8),207(24),143.2(1),142.1(100),78(7),57.1(14) 281 (7)
表 3 APAP降解的中间产物结构推测 Tab. 3 Conjecture about structures of intermediate products in APAP degradation
Fig. 9
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首先APAP苯环上的乙酰基被取代生成乙酰胺(1)、对氨基苯酚和对苯二酚(6),(1)进一步被氧化为乙醇酸(2),继而生成乙二酸(3),最终氧化为二氧化碳和水;同时对氨基苯酚的-NH2被取代生成(6),之后(6)脱下羟基生成苯醌(7),(7)进一步开环裂解、双键打开生成顺丁烯二酸,顺丁烯二酸继续被氧化生成(3)[25],最终被矿化为二氧化碳和水,或者对氨基苯酚被氧化生成苯醌亚胺(4),进一步再生成(7),然后重复上述降解途径;(6)同时被氧化生成(7)和丁二酸(5),(5)继续氧化生成(3),而(7)重复上述降解途径,最终生成二氧化碳和水.
3 结论1) BioMnOx为无定型的纳米颗粒,在形成过程中自身结构发生变化,表面由平整变为密集、突出的颗粒状,颗粒边界更为清晰,颗粒粒径从约49.9 nm长至约70 nm.BioMnOx在形成过程中Mn离子的急剧减少主要是由于BioMnOx对Mn离子的吸附.
2) BioMnOx形成过程中对Fe(Ⅲ)的吸附发生在对APAP的氧化之前,但对Fe(Ⅲ)的吸附并未对APAP的氧化速率产生显著影响.APAP氧化降解过程以及不同APAP质量浓度对Mn2+氧化速率影响过程均符合一级动力学方程.
3) APAP质量浓度增加可抑制Mn2+的氧化速率来减缓APAP的降解速率.Pseudomonas putida对Mn2+的氧化活性及BioMnOx的量对APAP降解有一定的影响.
4) 在APAP氧化降解过程中,生成了对苯二酚、乙酰胺、对氨基苯酚等一系列产物,随后继续被氧化为结构更简单的有机物,最后生成CO2和H2O,实现APAP的降解.
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