臭氧降解水中氯霉素影响因素及机制研究

刘行浩,张凤琳,胡淑恒,程梦思

(1.中南大学 化学化工学院,湖南 长沙 410083; 2.合肥工业大学 资源与环境工程学院,安徽 合肥 230009)

药物和个人护理产品(pharmaceuticals, personal care products,PPCPs)在水环境中普遍存在,已成为世界研究者重点关注对象。抗生素类药物属于PPCPs的一大类,广泛应用于医药、畜牧、渔业等行业,因为抗生素在环境中长久存在且难以自然降解,所以对环境和人类健康造成极大威胁[1]。氯霉素(chloramphenicol,CAP)作为广谱有效的酰胺醇类抗生素,常被用来治疗革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌导致的疾病。相关的研究表明[2],进入人体或者动物体内的抗生素只有一少部分吸收或者代谢,其他部分以原形或者代谢物进入环境中。目前水体环境中已检测到CAP的存在,在中国城市污水和地表水中CAP的质量浓度[3]分别为5.8～47.4 μg/L和3.38～8.91 ng/L;同时,在国外的水体中也检测到CAP的存在,肯尼亚地表水(SW)CAP的质量浓度为30～80 ng/L;在德国污水系统中CAP的质量浓度[4]为 0.56 μg/L。氯霉素长久存在于环境中,不仅使水生生物产生抗性基因,还会对生态系统产生很大影响。因此,寻求一种有效的降解和去除环境中CAP及其衍生物的技术是势在必行的。

高级氧化技术(advanced oxidation processes,AOPs)是一种基于羟基自由基生成的氧化方法,已被证明是一种可以有效去除抗生素的技术[5-6]。其中,臭氧技术作为高级氧化技术的一种,臭氧分子不但具有强的氧化能力(O3,E0=2.07 V),且易溶于水,与水中的—OH发生反应生成羟基自由基(E0=2.8 V)。臭氧技术与其他高级氧化技术相比,具有氧化能力强、反应时间短、无二次污染、设备简单易操作等优点[7]。因此臭氧技术被广泛应用于污水处理或水质净化等方面。

本实验拟在证实臭氧技术对水环境中CAP去除的可行性,考察CAP的初始质量浓度、溶液pH值、臭氧质量浓度对降解效果的影响,优化最佳反应条件。利用液质联用技术分析降解产物,并对降解机制以及可能的降解路径进行分析。利用毒性实验评估处理后的溶液对生物毒性的影响。为利用臭氧技术处理含有CAP废水提供理论参数及其工业化应用提供一定借鉴。

1 材料和方法

1.1 实验材料

CAP(纯度99.99%)购于国家药品监督管理局(北京);色谱级甲醇于美国泰迪亚公司获得;其他化学试剂均购于国药集团,均为分析纯；费歇尔弧细菌(Vibrio fischeri NRRL B-11177)购于DeltaTox, SDIX, USA;实验均采用超纯水和蒸馏水。

臭氧发生器购于广东某环保科技有限公司;气体流量控制器购于上海某检测仪器有限公司;水处理反应器为实验室自制。整套反应装置如图1所示。

1.氧气瓶 2、4.气体流量控制器 3.臭氧发生器 5.玻璃反应器 6.尾气处理装置

1.2 实验及分析方法

臭氧质量浓度的测定采用碘量法。取20%碘化钾溶液20 mL于500 mL锥形瓶中,加入350 mL蒸馏水,待臭氧发生器运行稳定后于臭氧化气体出口取样,气体通过量为2 000 mL (时间约为4 min),停止取样后立即加入5 mL硫酸溶液(V(硫酸)∶V水=1∶5)并摇匀,静置5 min;用0.1 mol/L硫代硫酸钠标准溶液滴定至溶液呈淡黄色时,加1%淀粉指示剂几滴(约1 mL),继续滴定至蓝色恰好消失为止,记录消耗的硫代硫酸钠标准溶液的体积。溶液中臭氧质量浓度的计算公式为:

ρO3= 2 400V1c1/V,

其中:V1为硫代硫酸钠标准液的用量;c1为硫代硫酸钠标准液的浓度;V为臭氧气体取样体积。

将含有氯霉素的溶液(300 mL)置于反应器中,打开臭氧发生器往反应器中持续通入臭氧,通入量为0.610 4 mg/min,在预设的时间点取样(0、1、3、5、7、10、15、20、30 min),用1 mL的硫代硫酸钠溶液(0.1 mol/L)进行猝灭;样品利用液相色谱(安捷伦HPLC-1260)测定分析,样品中有机碳的变化利用总有机碳(total organic carbon,TOC)分析仪(Shimadzu,TOC-VCHP)。

采用紫外-DAD检测器和安捷伦C-18色谱柱(250×4.6 mm,5 μm)测定CAP的质量浓度。液相条件如下:流动相为水与甲醇混合物(两者体积比1∶1),流速1 mL/min,柱温30 ℃。CAP降解率计算公式为:

W=[(ρ0-ρt)/ρ0]×100%,

其中:ρ0为CAP的初始质量浓度;ρt为t时刻CAP的质量浓度。

V. fischeri是一种发光菌,在毒性检测过程中具有灵敏度高、操作简单等优点,已应用于反应样品的急性毒性的检测[8]。利用标准化学发光仪测定臭氧处理后CAP溶液对V. fischeri的发光抑制率,评价该溶液的生物毒性。对V. fischeri发光抑制率的计算公式为:

ω=(1-I/L)×100%,

其中:I为臭氧处理CAP溶液浸泡V. fischeri 30 min的发光强度;L为纯水浸泡V. fischeri 30 min的发光强度。

2 结果与讨论

2.1 臭氧对CAP降解的影响

本文研究了CAP的初始质量浓度、臭氧质量浓度和溶液初始pH值对CAP降解的影响,臭氧氧化降解CAP是一个快速高效的过程,15 min内迅速稳定下来。

CAP初始质量浓度(10、20、 40 mg/L)对臭氧降解的影响,如图2a所示。

图2 CAP初始质量浓度对降解的影响及一级动力学拟合曲线

由图2a可知,随着CAP质量浓度的增加,臭氧对CAP的降解率逐渐降低,在臭氧处理10 min时,对CAP的降解率分别为94.1%、71.2%、 55.1%;15 min 后,对不同质量浓度的CAP降解效果趋于稳定。同时,对CAP的降解率参数作一级动力学模型拟合如图2b所示。从图2b可以看出，CAP降解动力学的反应常数分别为0.551、0.448、0.060 min-1(R2=0.992 4、0.919 2、0.922 6)。臭氧处理相同时间,CAP质量浓度越高,CAP的降解率越低,其原因可能是由于CAP质量浓度越大,CAP分子与臭氧分子反应竞争力越大;反应过程中产生的中间物质会消耗一定量的臭氧[7,9]。然而随着处理时间的延长,进入系统中臭氧质量浓度的增加,在3 min时进入系统中臭氧量为1.83 mg,对CAP的降解率为9.8%;在10 min时,进入系统中臭氧的质量增加到6.1 mg,对CAP的降解率增加到94.1%,最后随着通入臭氧量的增加,臭氧将溶液中CAP完全去除。在初始反应阶段,由于CAP的分子数量远多于臭氧分子数量,对CAP的降解速率较慢;随着通入臭氧量的增加,臭氧分子数量多于CAP分子数量,使降解速率加快,最后对CAP的降解趋于稳定[10]。为后续实验提供最佳臭氧投放量,且为实际工程应用提供参考依据。

溶液初始pH值对臭氧降解污染物具有很大影响,本实验研究溶液不同pH值(3.5、7.0、9.5)对CAP降解的影响，如图3a所示。由图3a可知，臭氧对CAP的降解在碱性条件下最好,其次为中性条件,在酸性条件下最差。对CAP的降解率作一级动力学拟合，如图3b所示，从图3b可以看出，在10 min时,在溶液的pH值分别为3.5、7.0、9.5,对CAP的降解率分别为86%、94.1%、99.1%,对降解参数做一级动力学拟合可得降解动力学常数分别为0.275 9、0.301 2、0.361 5 min-1。

图3 溶液初始pH值对降解的影响及一级动力学拟合曲线

2.2 臭氧降解机制分析

臭氧催化降解污染物有直接氧化和间接氧化2种反应机理。直接氧化是臭氧分子与污染物直接发生反应;间接氧化是臭氧与溶液中—OH发生反应生成羟基自由基,然后与污染物间接发生反应[9,11]。在酸性条件下,臭氧主要以分子的形式存在,污染物主要与臭氧分子直接发生反应,其降解机理如下:

O3→O+O2

(1)

O+O3→2O2

(2)

O+H2O→2·OH

(3)

2·OH→H2O2

(4)

H2O2→H2O+O

(5)

在碱性条件下,溶液中的—OH与臭氧分子发生反应生成氧化能力更强的羟基自由基·OH及超氧自由基·O2-。·OH对CAP的氧化能力比臭氧分子要强很多,因此在碱性条件下对CAP的降解效率最高。·OH主要侵袭有机污染物的高电子云部位,同时将有机污染物的H去除形成R·,随后进一步氧化生成ROO·。主要降解的机理[12-13]如下:

O3+OH-→HO2+·O2-

(6)

O3+·O2-→·O3-+O2

(7)

O3+HO2-→·OH+·O2-+O2

(8)

RH+·OH→R·+H2O

(9)

为验证上述分析,在反应系统中添加叔丁醇(TBA),其作为一种典型·OH的清除剂,它可以与·OH快速发生反应,其反应速率可以达到(K=6×108m-1·s-1)。TBA对CAP降解的影响，如图4所示。

从图4可以看出，在添加TBA后,臭氧对CAP的降解率降低,在15 min时,在含有0、0.1、0.2 mol/L TBA的实验条件下,臭氧对CAP的降解率分别为100.0%、79.4%、46.1%。产生这种现象的原因为:系统中产生的·OH会与TBA先发生反应,在初始阶段未添加TBA系统的降解率明显高于加0.1 mol/L的TBA的反应系统,从而证明了·OH在反应过程中起一定的作用[14],随着加入TBA的量增加,对CAP的降解效果逐渐变差,说明TBA的加入与CAP的降解有竞争关系。

图4 TBA浓度对CAP降解的影响

2.3 降解产物及毒性分析

溶液pH值、TOC与时间的关系如图5所示。从图5可以看出,随着处理时间的延长,溶液的pH值逐渐降低，且对CAP的矿化度逐渐平稳。处理20 min后,CAP已经完全降解,但溶液的TOC去除率为35.1%,间接说明了溶液中仍存在大量的小分子物质(—COOH等),并且导致溶液变酸性。

图5 溶液pH值、TOC与时间的关系

因醋酸小分子等物质很难被O3降解(pH>5,K<0.04 m-1·s-1)[15]，降解的产物可能比原始母体毒性更强,在毒性实验中利用发光菌评估产物的毒性。降解产物对V. fischeri的抑制率如图6所示,由图6可知,随着臭氧处理时间增加,中间产物对V. fischeri的抑制率先降低后增加,最后一直降低,在0 min时,对V. fischeri的抑制率为45.1%,在3 min时为25.2%,但在5 min时增加到37.21%,在30 min降低到10.12%。

图6 降解产物对V. fischeri的抑制率

臭氧对CAP的降解,其溶液的毒性可达到一个较低的水平,但与CAP的毒性相比,中间产物的毒性仍不容忽视。

为了更好地解释CAP的降解机制,利用液质联用技术对降解产物进行了分析。在CAP中的C—Cl键被生成的活性物质侵袭形成产物Ⅰ,产物Ⅰ上的酰胺基被·OH氧化成产物Ⅱ或产物Ⅲ,产物Ⅱ和产物Ⅲ进一步氧化生成含有羧酸官能团的物质Ⅳ和产物Ⅴ,最后部分物质被矿化[16-18]生成CO2和H2O,具体降解路径如图7所示,其产物分子量见表1所列。

图7 CAP降解路径

表1 CAP及降解中间产物分子量

3 结 论

臭氧技术对处理含有CAP废水具有良好的效果,在15 min时可将CAP完全去除。随着CAP初始质量浓度的增加,臭氧对CAP的降解率逐渐降低;随着处理时间的增加,溶液中臭氧量越多,对CAP的处理效果越好。pH值对CAP的降解具有显著影响,碱性条件下最好,酸性条件最差。在臭氧降解CAP的实验中,通过添加TBA证实了臭氧分子和·OH对CAP的去除均有贡献，且TBA会竞争与产生的活性物质发生反应。降解过程中产生的中间产物的毒性先降低后增加,最后对V. fischeri的抑制率为10.12%(CAP的抑制率为45.1%),虽然产物的毒性有所降低,但其毒性仍不可忽视。