1 引言(Introduction)
近年來, 抗生素在環(huán)境中的污染特征、環(huán)境歸趨和生態(tài)風(fēng)險已引起了廣泛關(guān)注(Kummerer, 2009).克拉霉素(Clarithromycin, CLA)是一種典型的大環(huán)內(nèi)酯類抗生素, 主要通過阻斷轉(zhuǎn)肽作用和mRNA位移而抑制細(xì)菌蛋白質(zhì)合成, 從而預(yù)防和治療組織感染(于守汎, 2001).克拉霉素是最常用的一種大環(huán)內(nèi)酯類抗生素.1999年, 瑞士的克拉霉素的個人消費量為1.74 t(Mcardell et al., 2003);2004年, 法國的克拉霉素消耗量可達(dá)15.02 t(Vione et al., 2009).由于其大量使用, 克拉霉素已經(jīng)在污水處理廠、河流、海洋、沉積物等環(huán)境介質(zhì)中頻繁檢出(Michael et al., 2013; Zhang et al., 2013; 伍婷婷等, 2013).盡管環(huán)境水體中克拉霉素的檢出濃度較低(ng·L-1~μg·L-1), 但卻對敏感生物具有較大的生態(tài)毒性效應(yīng).如Baumann等(2015)發(fā)現(xiàn)克拉霉素對水華魚腥藻的生長率的半數(shù)抑制濃度為12.1 μg·L-1, 對其生長量的半數(shù)抑制濃度為5.6 μg·L-1.Zhang等(2013)也發(fā)現(xiàn)克拉霉素對水生藻類具有較高的生態(tài)風(fēng)險.2015年, 歐盟已將克拉霉素列為水體中的優(yōu)先監(jiān)測污染物(Barbosa et al., 2016).
傳統(tǒng)污水處理廠不能有效去除克拉霉素等大環(huán)內(nèi)酯類抗生素(Mcardell et al., 2003; Dong et al., 2016), 而高級氧化技術(shù)則被認(rèn)為是一種去除水中抗生素等微量污染物的有效方法(李文君等, 2011;Ikehata et al., 2006).UV/H2O2是一種典型的高級氧化技術(shù), 它能產(chǎn)生氧化性極強的羥基自由基·OH, 攻擊有機物從而使其完全礦化或部分分解(鄧靖等, 2013).研究表明, UV/H2O2可有效去除卡馬西平、羥苯甲酮等新型污染物(鄧靖等, 2013;馮欣欣等, 2015;Lin et al., 2016; Afonso-Olivares, et al., 2016;Miralles-Cuevas et al., 2017).Kim等(2009)研究了UV和UV/H2O2對多種藥品與個人護(hù)理用品的降解, 發(fā)現(xiàn)UV/H2O2能夠氧化降解克拉霉素, 在純水和污水處理廠出水中的一級反應(yīng)速率常數(shù)分別為0.0017 s-1和0.0011 s-1.但UV/H2O2對克拉霉素降解的影響因素及反應(yīng)動力學(xué)尚未闡述透徹.因此, 本文主要考察UV/H2O2氧化降解克拉霉素的反應(yīng)動力學(xué), 以及水質(zhì)特征(pH、天然有機質(zhì)、水中共存陰離子和陽離子)對UV/H2O2降解克拉霉素效果的影響, 以期為水環(huán)境中克拉霉素的去除提供一定的數(shù)據(jù)和理論依據(jù).
2 材料與方法(Materials and methods)2.1 實驗材料
克拉霉素(純度>95%)購于TCI(上海)化成工業(yè)發(fā)展有限公司.稱取一定量的克拉霉素溶于乙腈中, 配成4000 mg·L-1的克拉霉素儲備液, 使用時稀釋至所需濃度;天然有機質(zhì)(NOM, 2R101N)購于國際腐殖酸協(xié)會;過氧化氫酶(Catalase, 來源于牛肝臟≥3000 U)和乙酸銨購于阿拉丁生化科技股份有限公司;過氧化氫(質(zhì)量濃度30%)、高錳酸鉀、冰乙酸(色譜純)、磷酸二氫鉀、磷酸氫二鉀、硝酸鈉、氯化鈉、碳酸鈉、碳酸氫鈉、三氯化鐵、氯化鎂、氯化銅、氯化鈣購于國藥集團化學(xué)試劑有限公司;對氯苯甲酸(pCBA)購于Sigma-Aldrich化學(xué)試劑公司;乙腈(色譜純)和甲醇(色譜純)購于美國天地有限公司.除特別說明外, 所用的化學(xué)試劑純度為分析純.實驗用水為Millipore超純水.
2.2 實驗裝置
光降解實驗均在XPA-7型旋轉(zhuǎn)式光化學(xué)反應(yīng)儀中進(jìn)行(南京胥江機電廠), 其剖面圖見圖 1.光化學(xué)反應(yīng)儀主體為圓柱形, 12支石英試管環(huán)繞一周, 均勻分布在光源周圍, 反應(yīng)過程中試管可繞光源旋轉(zhuǎn).光源為500 W中壓汞燈+紫外濾光片, 實驗溶液置于50 mL石英試管中, 試管反應(yīng)中心處的光強為4.05 mW·cm-2(采用UV-A輻照計測定, 北京師范大學(xué)光電儀器廠).
圖 1光化學(xué)反應(yīng)儀實驗裝置剖面圖(1.進(jìn)水口, 2.出水口, 3.反應(yīng)試管, 4.光源, 5.冷凝套, 6.取樣口)
2.3 實驗方法
UV/H2O2氧化降解克拉霉素的反應(yīng)動力學(xué)試驗在10 mmol·L-1的磷酸鹽緩沖溶液中進(jìn)行(pH為7).加入一定量的克拉霉素緩沖溶液, 使其初始濃度為20 mg·L-1 (26.7 μmol·L-1).之后加入一定濃度的H2O2, 將試管置于光化學(xué)反應(yīng)儀開始反應(yīng), 一段時間后(0、15、30、45、60、90、120、180和360 min)取樣測定克拉霉素的濃度.每個樣品兩個平行, 同時設(shè)置單一UV和單獨H2O2作為UV/ H2O2的對照組.
為評估UV/H2O2對實際污水中克拉霉素的去除效果, 研究了水質(zhì)特征, 包括pH、NOM、陰離子和陽離子對UV/H2O2降解克拉霉素的影響.研究pH的影響時, 水樣的pH設(shè)置為4、5、6、7、7.5、8和9, 通過10 mmol·L-1的磷酸鹽配制得到.NOM的濃度為2、5和10 mg·L-1.陰離子(NO3-、Cl-、CO32-和HCO3-)和陽離子(Cu2+、Ca2+、Mg2+和Fe3+)的濃度設(shè)置為1 mmol·L-1.克拉霉素的初始濃度為20 mg·L-1, H2O2的初始濃度為40 mmol·L-1.反應(yīng)溶液配好后, 置于光化學(xué)反應(yīng)儀開始反應(yīng), 一段時間后取樣測定克拉霉素的濃度.
2.4 克拉霉素測定方法
克拉霉素濃度采用高效液相色譜(Ultimate 3000, Dionex)進(jìn)行測定.色譜柱為安捷倫Eclipse Plus C18柱(150 mm × 4.6 mm, 5 μm), 流動相為乙腈和20 mmol·L-1的乙酸銨溶液(pH 6), 兩者的體積比為45:55, 流速為1.0 mL·min-1, 柱溫35 ℃, 紫外檢測波長210 nm, 進(jìn)樣量100 μL.
3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 單一UV和UV/H2O2降解克拉霉素的反應(yīng)動力學(xué)
實驗首先比較了單一UV、投加H2O2和UV/H2O2氧化降解克拉霉素的效果.H2O2的氧化能力(1.77 V)較低, 因此, 在實驗時間內(nèi)(180 min), 單獨投加H2O2并未引起克拉霉素的明顯降解(數(shù)據(jù)未列出).單一UV和UV/ H2O2對克拉霉素的去除效果見圖 2a.由圖 2a可知, 單一UV照射可導(dǎo)致克拉霉素的光降解, 且其降解效率隨時間的延長而增大, UV照射360 min后, 克拉霉素的去除率可達(dá)到46.2%.這可能是由于克拉霉素吸收紫外光后躍遷至其三重態(tài)(式(1)), 并轉(zhuǎn)化為降解產(chǎn)物.UV/H2O2工藝可以大大提高克拉霉素的降解率.在H2O2濃度為5 mmol·L-1時, UV/ H2O2氧化處理360 min后, 克拉霉素的去除率可提高到92.1%.這是由于在H2O2在UV照射下, 產(chǎn)生了具有強氧化能力的活性物質(zhì)羥基自由基(·OH), 攻擊克拉霉素使其降解, 反應(yīng)過程如式(2) 和(3) 所示.
圖 2單獨UV和UV/H2O2對克拉霉素的降解效率(a)和反應(yīng)動力學(xué)(b)
H2O2的投加量直接決定了UV/H2O2反應(yīng)體系中·OH的量, 進(jìn)而決定了克拉霉素的降解效果.圖 2a表明了不同濃度的H2O2對克拉霉素降解率的影響, 隨著H2O2濃度的增加, 克拉霉素的去除率也逐漸增加.當(dāng)H2O2的初始濃度為5 mmol·L-1時, 反應(yīng)180 min后克拉霉素的去除率為72.7%;而當(dāng)H2O2的初始濃度增加到40 mmol·L-1時, 180 min后克拉霉素的去除率即可達(dá)到99.5%.
另一方面, 克拉霉素的降解率隨反應(yīng)時間的增加而增加.如在H2O2濃度為20 mmol·L-1時, 反應(yīng)30 min和360 min后, 克拉霉素的去除率分別為48.4%和97.5%.采用一級動力學(xué)模型(式(4))對不同H2O2濃度下克拉霉素隨時間的降解數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合, 并根據(jù)式(5) 計算克拉霉素的半衰期, 結(jié)果如圖 2b和表 1所示.由圖 2b和表 1可見, 可決系數(shù)R2>0.98, 說明克拉霉素的降解符合準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué), 而且反應(yīng)速率常數(shù)隨H2O2濃度增大而增大.這主要是因為投加的H2O2越多, 產(chǎn)生的·OH也越多, 從而反應(yīng)速率也越快.在H2O2濃度為40 mmol·L-1時, 克拉霉素降解的一級反應(yīng)速率常數(shù)可達(dá)到0.0284 min-1.而Kim等(2009)研究發(fā)現(xiàn)UV/H2O2對純水中克拉霉素降解的一級反應(yīng)速率常數(shù)為0.0017 s-1.兩者的差異可能是因為克拉霉素的初始濃度和所采用的光源能量的不同.另一方面, 許多研究發(fā)現(xiàn)過量的H2O2對·OH具有捕獲作用, 從而導(dǎo)致高濃度時反應(yīng)速率常數(shù)反而降低的現(xiàn)象(馮欣欣等, 2015;何勇等, 2016).在本實驗中, 并未出現(xiàn)此種情況, 這可能是由于H2O2的投加量未過量.在實際工藝中, 應(yīng)根據(jù)克拉霉素的濃度通過實驗確定最佳的H2O2投加量.
表 1 不同H2O2濃度下UV/H2O2降解克拉霉素的一級動力學(xué)擬合參數(shù)
式中, C(CLAt)表示反應(yīng)時間t時克拉霉素的濃度;C(CLA0)表示克拉霉素的初始濃度;kapp為表觀反應(yīng)速率常數(shù);t為反應(yīng)時間.
克拉霉素與·OH的二次反應(yīng)速率常數(shù)kCLA-·OH通過競爭動力學(xué)模型來計算.競爭動力學(xué)模型的方法原理為克拉霉素和參照化合物同時被·OH氧化.在本研究中, 參照化合物為對氯苯甲酸(pCBA), 其與·OH的二次反應(yīng)速率常數(shù)kpCBA-·OH為5×109 L·mol-1·s-1.克拉霉素和對氯苯甲酸與·OH的反應(yīng)均可用二級反應(yīng)動力學(xué)方程來表示, 見式(6) 和(7).
將式(6) 與(7) 相除, 求積分可得到方程(8).
式中, [CLA]0為克拉霉素在反應(yīng)時間為0時的濃度;[CLA]t為反應(yīng)時間t由·OH氧化作用造成的克拉霉素的剩余濃度;[pCBA]0和[pCBA]t分別為對氯苯甲酸在反應(yīng)時間為0和t時的濃度;kpCBA-·OH為對氯苯甲酸與·OH的二次反應(yīng)速率常數(shù);kCLA-·OH為克拉霉素與·OH的二次反應(yīng)速率常數(shù).
在UV/H2O2處理中, 克拉霉素的總的降解速率常數(shù)(kapp)可用式(9) 表示(Giannakis et al., 2017)：
式中, kapp為UV/H2O2降解克拉霉素的總的一級反應(yīng)速率常數(shù), 見表 1;kUV為單一UV照射下克拉霉素的反應(yīng)速率常數(shù), 在本研究中為0.0016 min-1.k·OH為·OH氧化降解克拉霉素的反應(yīng)速率常數(shù).·OH氧化造成克拉霉素降解的ln([CLA]0/[CLA]t)可根據(jù)k·OH乘以反應(yīng)時間計算得到.ln([CLA]0/[CLA]t)與ln([pCBA]0/[pCBA]t)的關(guān)系見圖 3, 其斜率即為kCLA-·OH/kpCBA-·OH, kpCBA-·OH為已知值, 因此, 可計算得到kCLA-·OH為(2.36±0.20)×1010 L·mol-1·s-1.
圖 3不同濃度H2O2條件下ln([CLA]0/[CLA]t)與ln([pCBA]0/[pCBA]t)的關(guān)系
3.2 水質(zhì)特征對UV/H2O2降解克拉霉素的影響3.2.1 pH對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
在克拉霉素的初始濃度為20 mg·L-1、H2O2的投加量為40 mmol·L-1、反應(yīng)時間為360 min的條件下, 考察了pH對克拉霉素降解的影響.采用準(zhǔn)一級動力學(xué)擬合不同pH條件下克拉霉素濃度隨時間的變化規(guī)律見圖 4, 擬合參數(shù)見表 2.由圖 4和表 2可知, pH 4和pH 5的條件下, UV/H2O2氧化降解克拉霉素的反應(yīng)速率常數(shù)無明顯差別.當(dāng)pH從6增加到9時, 克拉霉素的降解效率也隨之增加.如在pH為6時, 反應(yīng)360 min時克拉霉素的去除效率可達(dá)到95.5%, 其反應(yīng)速率常數(shù)為0.0084 min-1;當(dāng)pH增加到7.5時, 反應(yīng)60 min后克拉霉素的去除率就可達(dá)到97.1%, 其反應(yīng)速率常數(shù)可達(dá)到0.0584 min-1.這說明堿性條件更有利于克拉霉素的氧化降解.這可能跟不同pH條件下克拉霉素的解離情況有關(guān)系.克拉霉素的pKa為8.9(Sibley and Pedersen, 2008), 在酸性條件下多以質(zhì)子化形式存在.研究表明, 與內(nèi)酯環(huán)相連的紅霉支糖的O鍵是·OH的主要攻擊點位之一(Radjenović et al., 2009; Liu et al., 2014), 而在酸性條件下, H+也會加成在該點位, 阻礙·OH對克拉霉素的降解.而在堿性條件下, 克拉霉素多以分子形式存在, 易于被·OH氧化降解.
圖 4 pH對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
表 2 不同pH條件下克拉霉素降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型的擬合參數(shù)
3.2.2 NOM對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
NOM是自然水體中普遍存在的天然高分子有機物, 其成分復(fù)雜, 官能團種類較多, 對有機物的遷移轉(zhuǎn)化具有重要影響.實驗在克拉霉素濃度為20 mg·L-1、H2O2的投加量為40 mmol·L-1、pH為7, 反應(yīng)時間為180 min的條件下, 研究了不同濃度NOM對UV/ H2O2降解克拉霉素的影響, 其結(jié)果見圖 5和表 3.水中的NOM抑制了克拉霉素的降解, 且NOM濃度越大, 其抑制效應(yīng)越大.在NOM濃度為2 mg·L-1和10 mg·L-1時, 克拉霉素光降解的反應(yīng)速率常數(shù)分別為0.0234 min-1和0.0149 min-1.這可能是有兩個原因造成的, ① NOM能夠吸收光能, 可能減少H2O2對光能的吸收, 降低·OH的產(chǎn)率從而降低克拉霉素的降解效率;② NOM又能夠和·OH反應(yīng), 降低反應(yīng)體系中·OH的量, 從而降低克拉霉素的反應(yīng)速率.
圖 5 NOM對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
表 3 天然有機質(zhì)存在條件下克拉霉素降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型的擬合參數(shù)
3.2.3 共存陰離子對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
天然水體中普遍存在著NO3-等陰離子, 它們可能對有機污染物的光降解具有不同的影響.實驗考察了常見陰離子(NO3-、Cl-、CO32-和HCO3-)對UV/H2O2降解克拉霉素的影響.采用準(zhǔn)一級動力學(xué)擬合陰離子存在條件下克拉霉素濃度隨時間的變化規(guī)律(圖 6), 擬合參數(shù)見表 4.
圖 6水中陰離子對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
表 4 不同陰離子條件下克拉霉素降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型的擬合參數(shù)
由圖 6和表 4可見, 在4種考察陰離子中, CO32-對克拉霉素的降解未產(chǎn)生影響, 其余3種陰離子均抑制了克拉霉素的降解.CO32-是·OH的清除劑, 其反應(yīng)方程式見式(10), 但是由于加入CO32-會增加反應(yīng)體系的堿度(pH增加到了7.17), 而堿性的pH有利于克拉霉素的降解, 因此, 加入1 mmol·L-1 CO32-對克拉霉素降解的綜合效應(yīng)表現(xiàn)為無顯著性影響.HCO3-也是·OH的清除劑, 而且HCO3-與·OH反應(yīng)生成的CO3-·也會消耗H2O2, 反應(yīng)過程見方程式(10)~(13), 因此, HCO3-對克拉霉素的降解表現(xiàn)為抑制作用.
NO3-對有機物的降解具有雙重作用, 一方面, NO3-在紫外光的照射下, 可產(chǎn)生·OH(方程式(14)~(16)), 促進(jìn)有機物的降解;另一方面, NO3-對紫外光具有較強的吸收作用, 阻礙紫外光通過溶液, 從而使UV/H2O2產(chǎn)生·OH的效率降低, 抑制有機物的降解.由于NO3-產(chǎn)生·OH的作用沒有它的吸收作用強(鄧靖等, 2013), 因此NO3-抑制了克拉霉素的降解.
Cl-可與·OH反應(yīng)生成ClOH·-, Cl·和Cl2·-等(方程式(17)~(21)), 這些自由基可選擇性的跟某些有機污染物反應(yīng), 如Cl·可以與富電子化合物乙醇等發(fā)生反應(yīng)(Wang et al., 2013).而克拉霉素的分子結(jié)構(gòu)決定了其與Cl·的反應(yīng)活性較低.因此, Cl-對·OH的消耗抑制了克拉霉素的降解.
3.2.4 共存陽離子對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
實驗考察了常見陽離子(Cu2+、Ca2+、Mg2+和Fe3+)對UV/H2O2降解克拉霉素的影響.由于陽離子的加入引入了Cl-, 本實驗以1 mmol·L-1的NaCl共存時克拉霉素的光降解作為對照.采用準(zhǔn)一級動力學(xué)擬合陽離子存在條件下克拉霉素濃度隨時間的變化規(guī)律見圖 7, 擬合參數(shù)見表 5.由圖 7和表 5可知, 共存的陽離子抑制了克拉霉素的降解, 抑制強度的大小順序為Fe3+>Cu2+>Mg2+>Ca2+.反應(yīng)120 min后, 對照組中克拉霉素的去除率為96.5%;而在1 mmol·L-1的Ca2+、Mg2+、Cu2+和Fe3+共存條件下反應(yīng)120 min后, 克拉霉素的去除率降為95.3%、93.7%、63.8%和36.3%.陽離子對克拉霉素降解的抑制作用可能是由于克拉霉素與陽離子之間的絡(luò)合作用(Vione et al., 2009; Hamdan, 2003), 而且, 其抑制效果可能跟絡(luò)合強度成正比.Ca2+的金屬性比Mg2+強, 其配位體更容易水化, 因此, Ca2+對克拉霉素光降解的抑制程度要小于Mg2+的影響;過渡金屬Cu2+和Fe3+具有多個不飽和電子軌道, 可能與多個克拉霉素分子形成了穩(wěn)定且復(fù)雜的絡(luò)合結(jié)構(gòu)(郭洪光等, 2011), 因此Cu2+和Fe3+對克拉霉素降解的抑制效果更強.由于克拉霉素的分子結(jié)構(gòu)較復(fù)雜, 很難預(yù)測具體的絡(luò)合位點, 但是根據(jù)之前研究(Vione et al., 2009; Hamdan, 2003), 絡(luò)合位點很可能是在內(nèi)酯環(huán)的氧原子上.
圖 7水中陽離子對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
表 5 不同陽離子條件下克拉霉素降解的準(zhǔn)一級動力學(xué)模型的擬合參數(shù)
4 結(jié)論(Conclusions)
1) 單一UV對克拉霉素的光降解符合準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)模型, 其反應(yīng)速率常數(shù)為0.0016 min-1.
2) UV/H2O2對克拉霉素的降解符合準(zhǔn)一級反應(yīng)動力學(xué)模型, 且克拉霉素的降解速率隨H2O2濃度的增大而增大.克拉霉素與·OH的二級反應(yīng)速率常數(shù)為(2.36±0.20)×1010 L·mol-1·s-1.具體參見污水寶商城資料或http://www.xhxdt.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3) 水質(zhì)特征對UV/H2O2降解克拉霉素具有重要影響：堿性條件更有利于克拉霉素的降解;NOM會抑制克拉霉素的降解, 且隨NOM濃度增大而增大;共存的陰離子CO32-對克拉霉素降解無影響, HCO3-、NO3-、Cl-則抑制了克拉霉素的降解, 其抑制程度從大到小為NO3->HCO3->Cl-;共存陽離子Ca2+、Mg2+、Cu2+和Fe3+也會抑制克拉霉素的降解, 其抑制程度從大到小為Fe3+>Cu2+>Mg2+>Ca2+.
