抗生素在防治人類及牲畜細(xì)菌性疾病方面發(fā)揮了巨大作用。磺胺類藥物(sulfonamides,SAs)是應(yīng)用最廣泛的抗生素之一,主要用于醫(yī)學(xué)、水產(chǎn)養(yǎng)殖和畜牧業(yè)。雖然這些藥物以及代謝中間體在環(huán)境中能夠經(jīng)過吸附、生物和非生物降解得到部分去除,但這類藥物在環(huán)境中很難被完全降解,最終還是進入環(huán)境水體,威脅水生生物甚至是人類的安全。養(yǎng)殖廢水、醫(yī)院廢水和生活污水中大部分未完全降解的SAs及其代謝物進入污水處理廠。全球多地污水處理廠出水的SAs 檢出ng 級至μg 級:如日本崎玉市2. 4 ~11 ng·L - 1,加拿大243 ~ 363 ng·L - 1;美國160 ~ 200 ng·L - 1;中國廣州市14 ~ 118 ng·L - 1;香港1. 1 ~ 1 718 ng·L - 1;合肥2. 66 ~ 135. 12 ng·L - 1 等)。

　　光降解是SAs 在水環(huán)境中最有效的降解方式之一 ,主要的光解途徑有直接光解、間接光解和自敏化光解,直接光解和自敏化光解對環(huán)境中SAs 的去除更具現(xiàn)實意義。目前,國內(nèi)外對SAs 光解的研究較少,PERISA 等 利用MS/ MS 和NMR 技術(shù)分析了磺胺嘧啶、磺胺甲噁唑及其代謝產(chǎn)物直接光解的基本降解路徑并得到9 種光解產(chǎn)物。MOUAMFON 等利用UV/ H2 O2 工藝處理磺胺甲噁唑,證明羥基自由基是反應(yīng)過程的主要活性物質(zhì),同時存在直接光解,VUV/ H2 O2 比UV/ H2 O2 快2. 1 倍。SAs 光解研究主要集中在純水中的光催化降解、光催化降解的路徑及光催化產(chǎn)物的確定 ,而鮮有對SAs 的直接光解及其在污水處理廠二級出水中光解行為的報道。目前的傳統(tǒng)污水處理工藝并不能有效去除SAs ,因而污水處理廠附近受納水體抗生素檢出率較高。二級出水中成分復(fù)雜,對SAs 光解影響較大。

　　本研究選擇磺胺二甲嘧啶(SM2 )為目標(biāo)化合物,比較其在純水和污水處理廠二級出水中光解的差異,通過在純水中逐一模擬添加二級出水中主要成分來確定影響二級出水中SM2 光解的主要因素,并用猝滅實驗確定了SM2 光解過程中的主要活性物質(zhì),研究結(jié)果對污水處理廠中SAs 的處理具有理論和實際意義。

　　1　實驗部分

　　1. 1　實驗儀器和試劑

　　多功能光化學(xué)反應(yīng)儀(安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)自制,主體部分包括反應(yīng)暗箱、多種光源裝置、控溫裝置、循環(huán)水裝置、20 孔石英試管槽和旋轉(zhuǎn)反應(yīng)裝置,結(jié)構(gòu)如圖1 所示);高效液相色譜儀(美國Waters 2695);離子色譜儀(美國Dionex ICS-1100);總有機碳分析儀(德國耶拿);光照度計(上海嘉定JD-3 型)磺胺二甲嘧啶(純度> 99% ,美國Sigma 公司);山梨酸(化學(xué)純,國藥集團化學(xué)試劑有限公司);甲醇、乙腈、異丙醇(色譜純,美國天地有限公司);疊氮化鈉、氯化鈉、硫酸鈉、硝酸鈉(分析純,西隴化工股份有限公司);實驗用水均為milliQ 超純水,污水處理廠二級出水取自安徽省某污水處理廠(未檢測出目標(biāo)抗生素,主要水質(zhì)指標(biāo)見表2);DOM(從生活污水中提取,TOC 含量為231 mg·L - 1 )

　　1. 2　實驗方法

　　1. 2. 1　光源和初始濃度的影響

　　光源影響實驗:將SM2 標(biāo)準(zhǔn)品用甲醇配制成1. 0 g·L - 1 的儲備液,用超純水稀釋至1 mg·L - 1 ,取20mL 于石英試管中,將石英試管放置光化學(xué)反應(yīng)儀中進行光解,光源分別為高壓汞燈(150 W,可見光)和紫外燈(10 W,254 nm 紫外光),溫度25 ℃ ,不同時間點取樣,過0. 22 μm 濾膜后立即用液相色譜儀檢測SM2殘余濃度。

　　初始濃度的影響實驗:將1. 0 g·L - 1 的儲備液用超純水稀釋為0. 5、1 和2 mg·L - 1 不同濃度的工作液,光源為波長254 nm 的紫外燈,其余同光源影響實驗。

　　每處理3 個平行,同時設(shè)置黑暗對照。

　　1. 2. 2　污水中DOM 的提取

　　將采集到的污水樣品轉(zhuǎn)移到50 mL 離心管中,超高速冷凍離心機于4 ℃ 、12 000 r·min - 1 下離心20 min,上清液立即用0. 45 μm 無菌微孔濾膜抽氣過濾。濾液即為污水DOM。由于采集到的污水所含水溶性有機物很少,為方便實驗過程中對DOM 不同濃度的需求,需對濾液進行冷凍干燥濃縮,保存于4 ℃ 冰箱中備用。

　　稱取一定量的DOM 濃縮提取物,用超純水溶解,測得溶液中溶解性有機質(zhì)濃度為231 mg·L - 1 。實驗中用超純水稀釋至所需濃度。

　　1. 2. 3　二級出水中SM2 的光解

　　將SM2 儲備液用超純水稀釋至1 mg·L - 1 ,并分別添加二級出水中相應(yīng)的Cl - 、NO3- 和SO4^2- (濃度分別為37. 8、43. 7 和34. 0 mg·L - 1 ,均為鈉鹽)和DOM(TOC 為10 mg·L - 1 ),同時用污水處理廠二級出水稀釋至1 mg·L - 1 ,在紫外燈下光解,條件同1. 2. 1。

　　1. 2. 4　自由基猝滅實驗

　　在超純水和二級出水中分別加入1 mg· L - 1SM2 ,再分別加入6. 5 mmol·L - 1 異丙醇以猝滅羥基自由基(·OH),添加2 mg·L - 1 疊氮化鈉(NaN3 ) 以猝滅羥基自由基(·OH ) 和單線態(tài)氧(1 O2),添加2 mg·L - 1 山梨酸以猝滅激發(fā)三重態(tài)SM2 (3 SM2? )和激發(fā)三重態(tài)DOM (3 DOM? ), 在紫外燈下光解30 min。

　　1. 3　分析方法

　　SM2 采用高效液相色譜儀測定(HPLC),色譜條件:色譜柱為Zorbax ODS 柱(4. 6 mm × 250 mm,5 μm);流動相為0. 5% 乙酸和乙腈( 體積比為60 ∶ 40);檢測器為紫外檢測器,檢測波長268 nm;流速為0. 6 mL·min - 1 ;進樣量為20 μL;柱溫30 ℃ 。

　　1. 4　光解動力學(xué)和半衰期計算方法

　　SM2 在水體中的光解遵循準(zhǔn)一級動力學(xué) ,計算公式:

　　式中:t 為時間,min;C 為t 時刻SM2 的濃度,mg·L - 1 ;C0 為SM2 初始時刻濃度,mg·L - 1 ;k 為SM2 光解速率常數(shù),min - 1 。

　　SM2 半衰期(t1 / 2 )計算公式:

　　式中:t1 / 2 為光解半衰期,min。

　　2　結(jié)果與分析

　　2. 1　光源和初始濃度對SM2 在純水中光解速率的影響

　　黑暗對照實驗表明,在光解反應(yīng)過程中SM2 的水解作用、生物降解等光解以外的降解可以忽略不計。從圖2 可以看出,兩種光源下,SM2 在純水中的光解反應(yīng)符合一級動力學(xué),SM2 在紫外燈條件下的降解速率明顯快于高壓汞燈,半衰期分別38. 3 和100. 5 min。SM2 的紫外最大吸收波長在239 nm 處,次吸收波長在262 nm 處,且于最大吸收波長的吸光度相近,實驗所用紫外燈主發(fā)射波長為254 nm,可以被SM2 有效吸收,高壓汞燈在200 ~ 600 nm 輻射不連續(xù)譜線,雖然光強比紫外燈高得多,但其發(fā)射的光譜只有部分偏紫外,因而不能有效地被SM2 吸收。綜合考慮光解效果和能耗,實際應(yīng)用中紫外燈作為光源優(yōu)于高壓汞燈。考慮到磺胺類抗生素在環(huán)境中屬于微污染,選取0. 5、1 和2 mg·L - 1 3 個較小濃度考查其一般規(guī)律。

表1　初始濃度對SM2 光解動力學(xué)的影響

　　表1 顯示SM2 的降解速率隨其初始濃度的增大而減小,初始濃度與光解速率常數(shù)呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)關(guān)系,一些研究認(rèn)為這是由于在光解過程中,光源強度不變,光子量不變,隨著光解物質(zhì)初始濃度的增加,單位光解物質(zhì)分得的光子量減少,從而導(dǎo)致光解速率常數(shù)下降,除此之外,也可能是由于自敏化光解的參與導(dǎo)致。

　　2. 2　二級出水中SM2 的光解及影響因素

　　從圖3 可以看出,SM2 在二級出水中光解加快,半衰期為15. 3 min,降解速率常數(shù)k 值是純水中的2. 5 倍。二級出水中主要成分如表2 所示,純水與二級出水成分主要是氯離子、硝酸根離子、硫酸根離子和TOC 的含量的差異。在純水分別添加含二級出水中相同濃度上述成分進行光解,結(jié)果見圖3。純水中SM2 的半衰期為49. 6 min, 添加Cl - 后半衰期為50. 4 min,Cl - 對SM2 的光解幾乎沒有影響; 添加NO3- 后,SM2 半衰期為42. 2 min,說明NO3- 對SM2有一定的敏化作用,但差異不顯著。添加SO4^2- 和DOM 后,SM2 光解半衰期分別縮短為17. 8 min 和20. 2 min,可見,SO4^2- 和DOM 顯著促進了SM2 的光解,這可能是在二級出水中光解速率比純水中快的主要原因。

　　已有研究表明,硫酸根自由基是活化過硫酸鹽降解磺胺類藥物過程中的主要活性物質(zhì)。SO4^2- 在紫外燈照射下能夠被激發(fā)成硫酸根自由基,硫酸根自由基能夠利用其強氧化性奪走磺胺二甲嘧啶環(huán)上電子使結(jié)構(gòu)發(fā)生電子轉(zhuǎn)移從而促進其降解。在純水中同時添加與二級出水中相同濃度的3 種陰離子后,SM2 的光解并沒有明顯促進作用,其光解半衰期為57. 5 min,說明引起SM2 在二級出水中光解加快的主要因素并不是硫酸根離子,可能是溶解性有機質(zhì)。關(guān)于水中溶解性有機質(zhì)對藥物光解的影響,LI 等 認(rèn)為DOM 可以通過激發(fā)三重態(tài)來促進磺胺嘧啶的光解,電子伴質(zhì)子轉(zhuǎn)移是主要的反應(yīng)途徑。

　　2. 3　SM2 的光解機制

　　為了探討SM2 在純水中直接光解與二級出水中光解的主要活性物質(zhì),通過自由基猝滅實驗研究了SM2 的光解機制。反應(yīng)條件為,光源為紫外燈,光照時間30 min,DOM 濃度為10 mg·L - 1 TOC,山梨酸、疊氮化鈉濃度為2 mg·L - 1 ,異丙醇濃度為6. 5 mmol·L - 1 。從圖4 可以看出,在紫外燈下光解30 min,SM2在純水中的光解率為32. 07% ,而加入山梨酸猝滅了3 SM.2 后,SM2 的光解率降低了50. 42% ,說明SM2 在純水中的光解過程主要是在紫外光照射下發(fā)生電子轉(zhuǎn)移產(chǎn)生激發(fā)三重態(tài)SM2 (3 SM.2 )最終生成SM2 產(chǎn)物的直接光解(式(3)中的反應(yīng)①)。而加入異丙醇猝滅·OH 和加入疊氮化鈉猝滅·OH 和1 O2 后SM2 的光解率有所提高,說明反應(yīng)中同時存在自敏化光解過程,SM2 系間竄躍成3 SM?2 后又將能量傳遞給基態(tài)3 O2 或H2 O 產(chǎn)生活性氧物種( ROS)1 O2 和· OH(式(3)中反應(yīng)②③),進而繼續(xù)氧化SM2 生成光解產(chǎn)物,但其自敏化光解的產(chǎn)生不利于SM2 的光解,這與GE 等 得出的自敏化過程降低了光解反應(yīng)速率的實驗結(jié)論一致。

　　在純水中加入二級出水中相同濃度TOC 的DOM 后,SM2 的光解率由純水中的32. 07% 提高到76. 8% ,說明溶解性有機質(zhì)是SM2 在二級出水中光解速率加快的主要原因之一。在含DOM 的溶液中加入相同濃度的山梨酸猝滅3 SM?2 和3 DOM? 后,SM2 的光解率降低了29. 00% ,降低程度顯著低于在純水中的50. 42% ,說明在DOM 存在下,SM2 除了直接光解和自敏化光解外,還存在間接光解作用,溶液中的DOM 吸收光子躍遷至3 DOM? ,再將激發(fā)能量傳遞給SM2 進而進行光化學(xué)轉(zhuǎn)化為產(chǎn)物,SM2 在二級出水中光解變快正是由于3 DOM? 參與的光敏化降解過程促進了SM2 的降解(式(4))。添加疊氮化鈉后SM2 的光解率變化較小,而添加異丙醇后SM2 的光解速率稍有變慢,說明ROS 的存在,除了對SM2 直接降解的抑制作用外,還有可能對SM2 光敏化過程產(chǎn)生一定的促進作用,這一過程較為復(fù)雜,還需進一步驗證。具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3　結(jié)論

　　1)兩種光源下,SM2 在純水中的光解反應(yīng)符合一級動力學(xué),SM2 在紫外燈和高壓汞燈下的半衰期分別為38. 3 和100. 5 min。SM2 在紫外燈照射下的光解速率是高壓汞燈的2. 6 倍;SM2 光解速率隨其初始濃度的增大而減慢。

　　2)SM2 在污水處理廠二級出水中的光解速率是超純水中的2. 5 倍,溶解性有機質(zhì)能顯著促進SM2 的光解。

　　3)自由基猝滅實驗表明,SM2 純水中光解的主要途徑為電子轉(zhuǎn)移產(chǎn)生激發(fā)三重態(tài)SM2 的直接光解,其自敏化光解過程可能不利于SM2 的光解;含有DOM 的溶液中,SM2 除了自身的直接光解過程外,還產(chǎn)生了促進SM2 光解的激發(fā)三重態(tài)DOM,發(fā)生了敏化光解過程,激發(fā)三重態(tài)DOM 是促進二級出水中SM2光解的主要活性物質(zhì)。