紫外分光光度計測定菲的方法改良及吸附應(yīng)用

李文斌，鄧紅艷，朱曉華，孟昭福，劉智峰，王　騰，謝　婷，張　洋

(1.西華師范大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，四川 南充　637009；2.西北農(nóng)林科技大學(xué) 資源環(huán)境學(xué)院，陜西 楊凌　712100；

多環(huán)芳烴(PAHs)是美國環(huán)保局劃定的主要污染物之一，含有兩個或兩個以上苯環(huán)，化學(xué)惰性強且性質(zhì)穩(wěn)定，其毒性隨苯環(huán)數(shù)量的增多而增強[1]。多環(huán)芳烴中的菲是目前國內(nèi)外研究者重點關(guān)注的污染物，它主要以地表揮發(fā)、徑流和生物吸收等作用發(fā)生遷移和轉(zhuǎn)化，因而易于在土壤中累積并對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成潛在威脅[2-3]，菲的快速簡便測定和污染修復(fù)是一項重大難題。若能夠簡化土壤中菲的測定方法，并篩選對菲具有較強吸附作用的廉價吸附材料，對于土壤污染治理工作具有參考意義。

目前測定菲含量的方法主要為高效液相色譜分離-熒光檢測法，雖然測定精度較高，但在樣品量較大時也存在速度慢和費用高的問題。而采用紫外分光光度計-比色法測定菲既節(jié)省時間，又廣泛適用于基層工作站的快速監(jiān)測，但存在揮發(fā)誤差且測定含量低[4-5]。陳寶梁等[6]采用紫外分光光度計-比色法測定菲時發(fā)現(xiàn)，水溶液中菲濃度在1 μg/mL以內(nèi)吸光度與濃度保持高度線性相關(guān)，當(dāng)以甲醇作為有機載體進行菲濃度測定時，菲的最大線性范圍可達到0～20 μg/mL[7]，但由于甲醇的揮發(fā)性極強，樣品處理和測定過程中促使菲的耗散作用增強，造成實驗誤差，故菲測定過程中有機載體的選取至關(guān)重要。在篩選出快速測定菲的方法后，較好的吸附材料對于土壤菲污染修復(fù)也極其關(guān)鍵，目前研究者重點關(guān)注的吸附材料有生物炭[8]、改性黏土礦物[9-10]、農(nóng)林廢棄物[11]、菌類藻類[12]等環(huán)境材料，黏土礦物由于其廉價生態(tài)多被用于污染修復(fù)工作中。孟昭福等[13-14]最早采用兩性修飾土同時修復(fù)有機、重金屬污染物的方法，證明十二烷基二甲基甜菜堿(BS-12)和十八烷基二甲基甜菜堿(BS-18)修飾后的黏土對有機污染物具有較佳的吸附能力，相比未修飾土樣提升了3倍左右。李彬[15]、崔曉波等[16]研究證明50%和100% BS-12修飾膨潤土對苯酚的吸附量是膨潤土原土的4～8倍，且吸附機制主要為分配吸附作用。

天然高嶺土對菲的吸附能力很弱，采用疏水性較強的BS-14(十四烷基二甲基甜菜堿)修飾高嶺土，并采用最佳的菲測定方法，可簡化和快速測定BS-14修飾高嶺土對菲的吸附效果，且BS-14修飾黏土廉價生態(tài)，不會對土壤環(huán)境造成二次污染，可在很大程度上緩解菲在土壤中的累積，但目前此方面研究尚未見報道。為了探索紫外分光計測定菲的最佳載體和最佳載體條件下吸附劑對菲的吸附效果，采用10%、25%的甲醇和二甲基亞砜作為有機載體，BS-14修飾高嶺土作為吸附劑。研究不同有機載體下菲測定的最大線性范圍和耗散率，探索BS-14修飾高嶺土對菲的吸附特征及其在不同溫度、pH值和離子強度條件下的吸附差異，以期為紫外分光光度計-比色法測定菲的方法改進及其在基層監(jiān)測工作中的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1　材料與方法

1.1　實驗材料

供試有機載體：甲醇(AR，西隴化工股份有限公司)；二甲基亞砜(AR，天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司)。

供試修飾劑：采用兩性表面修飾劑十四烷基二甲基甜菜堿(BS-14，AR，天津興光助劑廠生產(chǎn))。結(jié)構(gòu)式如圖1所示。

供試黏土為高嶺土，3 000目，購自阿里巴巴網(wǎng)廣州拓億貿(mào)易有限公司；基本理化性質(zhì)為：pH=6.70、CEC=88.69 mmol/kg、TOC=0.12 g/kg。

有機污染物采用菲，純度為95%(購于Aladdin Chemistry Co.Ltd)。

1.2　兩性(BS-14)修飾高嶺土的制備

BS-14修飾高嶺土采用濕法[13]制備：稱取一定質(zhì)量的高嶺土，按土水比1∶10加入預(yù)先制備好的BS-14溶液中，在40 ℃水浴中恒溫反應(yīng) 6 h，然后4 800 r/min離心分離10 min，倒掉上清液，制得BS-14修飾高嶺土樣品，用去離子水以離心分離的方式洗滌3次，烘干后研磨過60目尼龍篩得到備用樣品[17]。

BS-14的需用量通過以下公式計算[18]：

W=m×CEC×M×10-6×R/b，

式中，W為BS-14的質(zhì)量，g；m為需修飾高嶺土的質(zhì)量，g；CEC為高嶺土的陽離子代換量，mmol/kg；M為BS-14的摩爾質(zhì)量，g/mol；R為修飾比例；b為BS-14的含量(質(zhì)量分?jǐn)?shù))。

三種樣品的基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1　三種土樣的基本理化特征

1.3　實驗設(shè)計

1.3.1菲標(biāo)線、空白實驗和吸附實驗

以下實驗設(shè)計中，每個處理均設(shè)3個重復(fù)。

分別采用10%、25%甲醇和二甲基亞砜作為菲測定的有機載體，20%BS-14、40%BS-14和60%BS-14修飾高嶺土(簡寫為20%BS、40%BS和60%BS高嶺土)作為吸附劑，進行以下3組測定：

(1)標(biāo)準(zhǔn)曲線測定(菲原始溶液，原始吸光度值)，確定最大線性范圍；

(2)空白吸附實驗(未加土吸附菲，檢測吸光度值)，檢驗實驗過程菲的耗散率；

(3)吸附實驗(供試土樣在最佳菲測定條件下對菲的吸附效果)。

菲的濃度設(shè)0.5、1、2、5、10、15、20、25和30 μg/mL共9個質(zhì)量濃度梯度，溫度設(shè)為20 ℃，pH值為7。

1.3.2環(huán)境因素對供試土樣吸附菲的影響

考慮的環(huán)境因素為實驗溫度、起始溶液pH值和背景離子強度。

溫度設(shè)10、20和30 ℃(此時pH值設(shè)為7，離子強度為0.1 mol/L)。

pH值設(shè)為4、7和10(此時溫度為20 ℃，離子強度為0.1 mol/L)。

離子強度設(shè)為0.01、0.1和0.5 mol/L(此時溫度為20 ℃，pH值設(shè)為7)。

1.4　實驗方法

1.4.1有機載體對分光法測定菲的影響

以10%、25%甲醇與二甲基亞砜作為有機載體并配置最大濃度(未析出)菲標(biāo)準(zhǔn)溶液，分別采用相應(yīng)有機載體作為稀釋溶劑配制不同濃度梯度的菲溶液，采用SP-2100型UV-VIS分光光度計于251 nm下比色，記錄吸光度(吸光度>1的溶液進行再次稀釋比色)，獲得吸光度和濃度的標(biāo)準(zhǔn)曲線。

同時將不同濃度梯度的菲溶液加入50 mL玻璃離心管中，在(20±1) ℃和150 r/min條件下，恒溫振蕩2 h(該條件為1.4.2部分土樣吸附菲的實驗條件)，再次記錄溶液吸光度，該吸光度為菲耗散率空白試驗。

1.4.2菲吸附實驗

采用批處理法，準(zhǔn)確稱取不同供試土樣0.2000 g置于9個50 mL玻璃離心管中，分別加入20.00 mL不同濃度梯度的菲系列溶液(25%二甲基亞砜水溶液作為溶劑，試驗結(jié)果證實為最佳載體)，在(20±1) ℃和150 r/min條件下，恒溫振蕩2 h(動力學(xué)實驗2 h達到吸附平衡)，4 800 r/min離心15 min，分離上清液，測定上清液(全波長掃描證明該波長下脫附的BS-14對菲測定的影響可忽略)菲的質(zhì)量濃度[17,19]，差減法計算供試樣品對菲的平衡吸附量。

1.5　數(shù)據(jù)處理

1.5.1模型擬合

采用Henry模型擬合菲吸附等溫線，該式定義為：

S=Kc，

式中，S為吸附平衡時BS修飾高嶺土吸附菲的量，mmol/kg；c為吸附平衡時上清液中含有的菲濃度，mmol/L；K為表征吸附質(zhì)在固相吸附劑與溶劑中的分配系數(shù)，也在一定程度上表示固相吸附劑表面與吸附質(zhì)的結(jié)合能力)。

1.5.2熱力學(xué)參數(shù)的計算

Henry模型中的參數(shù)K等同于吸附平衡的熱力學(xué)平衡常數(shù)Ka(即表觀平衡常數(shù))，計算公式如下：

ΔG=-RTlnK，

(1)

(2)

(3)

模型擬合采用Curvexpert 1.3擬合軟件以逐步逼近法進行非線性擬合；采用Sigmaplot 10.0軟件進行繪圖。

2　結(jié)果與討論

2.1　不同有機載體對菲標(biāo)線與空白實驗的影響

圖2中菲標(biāo)線和空白實驗結(jié)果顯示，在不同有機載體條件下，菲吸光度均隨著濃度的增大而增大，且在一定范圍內(nèi)保持線性關(guān)系，結(jié)合表2可以看出，10%和25%甲醇作為有機載體時，標(biāo)線的最大線性范圍分別為0～1 μg/mL和0～6 μg/mL，而空白實驗(未加土)的最大線性范圍分別為0～1 μg/mL和0～10 μg/mL。對于二甲基亞砜來說，10%和25%比例時，標(biāo)線的線性范圍最大值分別為7 μg/mL和20 μg/mL，線性范圍最大值相比甲醇有數(shù)倍增加。25%二甲基亞砜作為有機載體時，空白(未加土)實驗的線性范圍最大值達到30 μg/mL，說明了25%二甲基亞砜作為有機載體可顯著增加菲的最大測量范圍。

從表2看出，各線性范圍擬合結(jié)果均達極顯著相關(guān)。以標(biāo)準(zhǔn)/空白的吸光度比值代表菲在空白實驗中的耗散情況，則比值越大，耗散率越大，比值低于1時，越靠近1誤差越小?？梢钥闯觯?5%甲醇的耗散率最高，達到1.70～5.36，而10%甲醇和10%、25%二甲基亞砜耗散率差別較小，且25%二甲基亞砜的誤差最低。說明25%二甲基亞砜作為有機載體，既可以增加線性測量范圍，又保持了較低的菲耗散率，是紫外分光光度計-比色法測定菲的最佳選擇。以上結(jié)果主要是因為菲在水溶液中的溶液度最大為1 μg/mL，加入有機載體后可以使菲的溶解度增大，而二甲基亞砜的揮發(fā)性較低，對菲的溶解性也較強，所以采用二甲基亞砜作為有機載體，不但能增強菲的溶解度，還能降低菲吸附過程中的耗散率。

2.2　最佳載體條件下BS-14高嶺土對菲的吸附

25%二甲基亞砜作為載體的條件下，圖3各供試BS高嶺土對菲的吸附量均隨菲平衡濃度的增大而增加，吸附等溫線均呈直線形式。CK(高嶺土)對菲的吸附能力最弱，經(jīng)BS-14修飾后的高嶺土對菲的吸附能力明顯增強，且保持60%BS>40%BS>20%BS>CK的順序，各BS高嶺土對菲的吸附能力達CK的2.0～3.4倍(Kr)，表明隨著BS高嶺土表面疏水修飾模式的增強，菲的吸附能力也隨之增強，這主要歸因于菲在有機修飾土表面的分配吸附作用。表3中Henry模型擬合結(jié)果顯示，各吸附等溫線的擬合均達極顯著相關(guān)，且Henry吸附模型參數(shù)K和Kr保持和吸附等溫線同樣的趨勢。

表2　不同有機載體對菲測量范圍的影響

在10 ℃、30 ℃時用Henry模型K計算表觀熱力學(xué)參數(shù)，結(jié)果見表3。各修飾高嶺土吸附菲的表觀自由能變均有ΔG<0，吸附屬于自發(fā)反應(yīng)，且相同BS修飾比例下30 ℃的吸附自發(fā)性更強。相同溫度下，吸附自發(fā)性大小順序表現(xiàn)為60%BS>40%BS>20%BS>CK，BS高嶺土對菲的吸附量保持BS-14疏水修飾比例越大，吸附自發(fā)性越強的趨勢。

表3同時可見，CK吸附菲的焓變值ΔH>0，表現(xiàn)為吸熱反應(yīng)，BS高嶺土對菲吸附的ΔH<0，為放熱反應(yīng)。-ΔH保持在疏水優(yōu)勢(60%BS)模式下最大，此時疏水(物理)吸附能力最強，與李文斌等[18]研究BS-12修飾膨潤土在疏水優(yōu)勢模式>疏水初現(xiàn)模式和離子交換模式的規(guī)律一致。說明高嶺土表面的有機相不足，主要靠土樣自身對菲產(chǎn)生微弱的吸附作用[20]。對于BS高嶺土來說，隨著BS修飾比例的增大，高嶺土表面的有機相增大，對菲吸附的放熱能力也逐漸增強，ΔH隨BS修飾比例增大由正向負(fù)并且負(fù)值增大變化，證實了疏水吸附的增強。

各BS修飾高嶺土吸附菲的ΔS均大于0，表現(xiàn)為熵增反應(yīng)，ΔS數(shù)值的大小順序為CK>20%BS>40%BS>60%BS，ΔS在BS高嶺土上保持疏水優(yōu)勢模式下最小。說明隨著BS在土樣表面修飾量的增大，其表面有機相增大，吸附趨于均一化。可以發(fā)現(xiàn)，BS高嶺土的熱力學(xué)參數(shù)變化與前人關(guān)于有機污染物菲在修飾黏土上的疏水吸附機制具有一致性[21]。

表3　不同BS修飾高嶺土對菲吸附等溫擬合及熱力學(xué)參數(shù)

注：**表示極顯著相關(guān)。

2.3　環(huán)境因素對BS-14修飾高嶺土吸附菲的影響

圖4溫度對BS高嶺土吸附菲的影響可以看出，溫度在10～30 ℃范圍內(nèi)，除CK對菲的吸附量隨溫度的增加有略有增大外，BS高嶺土對菲的吸附均隨著溫度的增大而減小，表現(xiàn)為增溫負(fù)效應(yīng)。說明疏水性的菲在不同修飾模式高嶺土上的吸附也主要為疏水的物理吸附作用，增溫不利于吸附。菲吸附量降低幅度在BS高嶺土表現(xiàn)為60%BS>40%BS>20%BS。該結(jié)果主要是由于菲在土樣表面的疏水(物理)吸附以及不同修飾模式高嶺土表面有機相的比例不同造成的，和BS修飾膨潤土吸附菲受溫度影響的規(guī)律完全一致[22]。

從pH對菲吸附的影響上看，除CK在pH=4和pH=7處理下差異顯著、60%BS高嶺土在不同pH處理下差異顯著外，其余土樣在不同pH處理下均無顯著性差異，受pH變化影響不大。說明pH值對疏水優(yōu)勢模式(60%)BS高嶺土吸附菲的影響較大，而對離子交換和疏水初現(xiàn)模式BS高嶺土影響較小，這一點和疏水優(yōu)勢模式 (100%)BS膨潤土具有一致性[19]。

離子強度對BS高嶺土吸附菲的影響結(jié)果見表4。當(dāng)KNO3濃度為0.01～0.5 mol/L時，3種BS高嶺土對菲的吸附量均隨KNO3濃度的增大呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢，除60%BS高嶺土在不同離子強度下差異顯著，其余處理均表現(xiàn)為離子強度在0.1 mol/L和0.01 mol/L之間差異顯著，0.1 mol/L和0.5 mol/L之間、0.01 mol/L和0.5 mol/L之間差異不顯著。結(jié)果顯示，對于供試土樣來說，離子強度僅在0.01 mol/L增加到0.1 mol/L下對菲吸附影響較大，而進一步增加離子強度(0.1 mol/L增加到0.5 mol/L)卻對菲吸附影響不顯著。所以BS高嶺土受離子強度的影響表現(xiàn)為BS疏水修飾模式下最大，與BS膨潤土吸附菲的結(jié)論一致[21]。

表4　pH值和離子強度對不同修飾高嶺土吸附菲的影響

高嶺土屬于1∶1型非膨脹型的黏土，其表面僅有少量的陽離子交換點位，其表面存在少量的有機碳可對有機污染物菲產(chǎn)生微弱的分配吸附，同時還存在氫鍵與范德華力等作用[23-24]，但吸附作用較弱。

BS-14分子結(jié)構(gòu)上有一個十四烷基的疏水碳鏈，同時具有帶正電荷的季胺基和帶負(fù)電荷的羧基兩個親水基團，在20%BS修飾時，BS-14主要通過離子交換方式修飾在高嶺土表面，而使BS-14疏水碳鏈朝外，此時高嶺土表面TOC含量開始增加，比表面積開始降低，此時菲的吸附還以高嶺土本身的作用為主，同時存在BS-14疏水碳鏈微弱的分配吸附作用[25]。當(dāng)BS修飾比例為40%時，BS-14在高嶺土表面已經(jīng)開始出現(xiàn)疏水碳鏈的結(jié)合，而使BS-14的親水端朝外，此時40%BS高嶺土對菲的吸附由高嶺土和其表面修飾的BS-14共同決定，對于疏水優(yōu)勢模式的(60%)BS高嶺土，其表面BS-14的疏水修飾已經(jīng)開始占據(jù)主要修飾模式，此時菲在土樣上的吸附主要是BS-14疏水相的分配吸附作用。

3　結(jié)　論

(1)10%、25%甲醇和二甲基亞砜作為有機載體時，標(biāo)線的線性范圍最大值分別為1、6 μg/mL和7、20 μg/mL，而空白實驗(未加土)的線性范圍最大值分別為1、10 μg/mL和7、30 μg/mL。菲吸附過程中25%甲醇作為有機載體時菲耗散率較高，而25%二甲基亞砜作為載體時的測量誤差最低。

(2)BS高嶺土對菲的吸附為分配吸附，且保持60%BS>40%BS>20%BS>CK的順序。各BS高嶺土吸附菲屬于自發(fā)反應(yīng)，自發(fā)性大小順序為60%BS>40%BS>20%BS>CK。BS高嶺土對菲吸附均為放熱和熵增反應(yīng)，但隨著BS修飾比例的增大，放熱增強而熵值變小。

(3)除60%BS高嶺土以外，其余土樣在不同pH處理下對菲的吸附均無顯著性差異。離子強度僅在0.01 mol/L增加到0.1 mol/L下對菲吸附的影響較大。BS高嶺土對菲的吸附為增溫負(fù)效應(yīng)。

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