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)風險已引起了廣泛關注(Kummerer, 2009).克拉霉素(Clarithromycin, CLA)是一種典型的大環(huán)內酯類抗生素, 主要通過阻斷轉肽作用和mRNA位移而抑制細菌蛋白質合成, 從而預防和治療組織感染(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15.02 t(Vione et al., 2009).由于其大量使用, 克拉霉素已經在污水處理廠、河流、海洋、沉積物等環(huán)境介質中頻繁檢出(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.如Baumann等(2015)發(fā)現克拉霉素對水華魚腥藻的生長率的半數抑制濃度為12.1 μg·L-1, 對其生長量的半數抑制濃度為5.6 μg·L-1.Zhang等(2013)也發(fā)現克拉霉素對水生藻類具有較高的生態(tài)風險.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)內酯類抗生素(Mcardell et al., 2003; Dong et al., 2016), 而高級氧化技術則被認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, 它能產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理用品的降解, 發(fā)現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速率常數分別為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動力學尚未闡述透徹.因此, 本文主要考察UV/H2O2氧化降解克拉霉素的反應動力學, 以及水質特征(pH、天然有機質、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據和理論依據.
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(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試劑有限公司;對氯苯甲酸(pCBA)購于Sigma-Aldrich化學試劑公司;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型旋轉式光化學反應儀中進行(南京胥江機電廠), 其剖面圖見圖 1.光化學反應儀主體為圓柱形, 12支石英試管環(huán)繞一周, 均勻分布在光源周圍, 反應過程中試管可繞光源旋轉.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, 北京師范大學光電儀器廠).
圖 1光化學反應儀實驗裝置剖面圖(1.進水口, 2.出水口, 3.反應試管, 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動力學試驗在10 mmol·L-1的磷酸鹽緩沖溶液中進行(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, 將試管置于光化學反應儀開始反應, 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.反應溶液配好后, 置于光化學反應儀開始反應, 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, 進樣量100 μL.
3 結果與討論(Results and discussion)3.1 單一UV和UV/H2O2降解克拉霉素的反應動力學
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(180 min), 單獨投加H2O2并未引起克拉霉素的明顯降解(數據未列出).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)), 并轉化為降解產物.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, 產生了具有強氧化能力的活性物質羥基自由基(·OH), 攻擊克拉霉素使其降解, 反應過程如式(2) 和(3) 所示.
圖 2單獨UV和UV/H2O2對克拉霉素的降解效率(a)和反應動力學(b)
H2O2的投加量直接決定了UV/H2O2反應體系中·OH的量, 進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H2O2的初始濃度為5 mmol·L-1時, 反應180 min后克拉霉素的去除率為72.7%;而當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到99.5%.
另一方面, 克拉霉素的降解率隨反應時間的增加而增加.如在H2O2濃度為20 mmol·L-1時, 反應30 min和360 min后, 克拉霉素的去除率分別為48.4%和97.5%.采用一級動力學模型(式(4))對不同H2O2濃度下克拉霉素隨時間的降解數據進行擬合, 并根據式(5) 計算克拉霉素的半衰期, 結果如圖 2b和表 1所示.由圖 2b和表 1可見, 可決系數R2>0.98, 說明克拉霉素的降解符合準一級反應動力學, 而且反應速率常數隨H2O2濃度增大而增大.這主要是因為投加的H2O2越多, 產生的·OH也越多, 從而反應速率也越快.在H2O2濃度為40 mmol·L-1時, 克拉霉素降解的一級反應速率常數可達到0.0284 min-1.而Kim等(2009)研究發(fā)現UV/H2O2對純水中克拉霉素降解的一級反應速率常數為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)現過量的H2O2對·OH具有捕獲作用, 從而導致高濃度時反應速率常數反而降低的現象(馮欣欣等, 2015;何勇等, 2016).在本實驗中, 并未出現此種情況, 這可能是由于H2O2的投加量未過量.在實際工藝中, 應根據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擬合參數
式中, C(CLAt)表示反應時間t時克拉霉素的濃度;C(CLA0)表示克拉霉素的初始濃度;kapp為表觀反應速率常數;t為反應時間.
克拉霉素與·OH的二次反應速率常數kCLA-·OH通過競爭動力學模型來計算.競爭動力學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的二次反應速率常數kpCBA-·OH為5×109 L·mol-1·s-1.克拉霉素和對氯苯甲酸與·OH的反應均可用二級反應動力學方程來表示, 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為克拉霉素在反應時間為0時的濃度;[CLA]t為反應時間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的二次反應速率常數;kCLA-·OH為克拉霉素與·OH的二次反應速率常數.
在UV/H2O2處理中, 克拉霉素的總的降解速率常數(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速率常數, 見表 1;kUV為單一UV照射下克拉霉素的反應速率常數, 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速率常數.·OH氧化造成克拉霉素降解的ln([CLA]0/[CLA]t)可根據k·OH乘以反應時間計算得到.ln([CLA]0/[CLA]t)與ln([pCBA]0/[pCBA]t)的關系見圖 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)的關系
3.2 水質特征對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.采用準一級動力學擬合不同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速率常數無明顯差別.當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360 min時克拉霉素的去除效率可達到95.5%, 其反應速率常數為0.0084 min-1;當pH增加到7.5時, 反應60 min后克拉霉素的去除率就可達到97.1%, 其反應速率常數可達到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系.克拉霉素的pKa為8.9(Sibley and Pedersen, 2008), 在酸性條件下多以質子化形式存在.研究表明, 與內酯環(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一級動力學模型的擬合參數
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, 其成分復雜, 官能團種類較多, 對有機物的遷移轉化具有重要影響.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速率常數分別為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的產率從而降低克拉霉素的降解效率;② NOM又能夠和·OH反應, 降低反應體系中·OH的量, 從而降低克拉霉素的反應速率.
圖 5 NOM對UV/H2O2降解克拉霉素的影響
表 3 天然有機質存在條件下克拉霉素降解的準一級動力學模型的擬合參數
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.采用準一級動力學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一級動力學模型的擬合參數
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, 其反應方程式見式(10), 但是由于加入CO32-會增加反應體系的堿度(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表現為無顯著性影響.HCO3-也是·OH的清除劑, 而且HCO3-與·OH反應生成的CO3-·也會消耗H2O2, 反應過程見方程式(10)~(13), 因此, HCO3-對克拉霉素的降解表現為抑制作用.
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, 可產生·OH(方程式(14)~(16)), 促進有機物的降解;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產生·OH的效率降低, 抑制有機物的降解.由于NO3-產生·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, 如Cl·可以與富電子化合物乙醇等發(fā)生反應(Wang et al., 2013).而克拉霉素的分子結構決定了其與Cl·的反應活性較低.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.采用準一級動力學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合作用(Vione et al., 2009; Hamdan, 2003), 而且, 其抑制效果可能跟絡合強度成正比.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)定且復雜的絡合結構(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構較復雜, 很難預測具體的絡合位點, 但是根據之前研究(Vione et al., 2009; Hamdan, 2003), 絡合位點很可能是在內酯環(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一級動力學模型的擬合參數
4 結論(Conclusions)
1) 單一UV對克拉霉素的光降解符合準一級反應動力學模型, 其反應速率常數為0.0016 min-1.
2) UV/H2O2對克拉霉素的降解符合準一級反應動力學模型, 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的二級反應速率常數為(2.36±0.20)×1010 L·mol-1·s-1.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
3) 水質特征對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+.
