臭氧氧化降解水中氯霉素的效能

史富麗，王志平

（上海臨港供排水發(fā)展有限公司,上海 201305）

自從1929年發(fā)現(xiàn)青霉素以來(lái)，抗生素便被廣泛地應(yīng)用于醫(yī)療。但抗生素在體內(nèi)不能完全代謝，導(dǎo)致排泄物中含有未被吸收的抗生素[1-4]。近年來(lái)已在地表水源、地下水源甚至飲用水中檢出抗生素[5,6]?？股仡?lèi)藥物在環(huán)境中的行為及其可能造成的負(fù)面影響引起科學(xué)界乃至公眾的廣泛關(guān)注[7,8]。研究表明即使是水中痕量級(jí)濃度水平的抗生素，人類(lèi)長(zhǎng)期接觸也會(huì)引發(fā)潛在的副作用，如導(dǎo)致細(xì)菌產(chǎn)生抗性基因[9,10]并發(fā)生過(guò)敏性反應(yīng)[11]。

臭氧[12]是一種強(qiáng)氧化劑，氧化還原電位和pH值相關(guān)。在酸性溶液中E0=2.07 V，氧化性?xún)H次于氟；在堿性溶液中E0=1.24 V，氧化能力略低于氯（E0=1.36 V）。臭氧分解產(chǎn)生的羥基自由基（·OH）是一種更強(qiáng)的氧化劑[13]，E0=2.85 V。大量研究證明臭氧對(duì)水體中的有機(jī)微污染物有很好的去除效果。氯霉素是一種廣譜抗生素，由于價(jià)格低廉及優(yōu)良的抗菌性和穩(wěn)定的藥效常用于動(dòng)物各種細(xì)菌性傳染病的治療。但是，氯霉素有嚴(yán)重毒副作用，水中殘留氯霉素不僅對(duì)動(dòng)物和人體有直接危害，而且會(huì)誘發(fā)致病菌的耐藥性，易引起人體血中毒，導(dǎo)致不可逆的再生障礙性貧血，對(duì)人類(lèi)健康構(gòu)成巨大的威脅[14]。本研究以氯霉素為水中抗生素，研究其對(duì)臭氧氧化效果、影響因素及對(duì)反應(yīng)機(jī)理。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

氯霉素購(gòu)自中國(guó)藥品生物制品檢定所，純度為97.5%，其結(jié)構(gòu)及基本性質(zhì)如表1所示。有機(jī)試劑乙腈（純度為 99.8%，CALEDON Laboratories Ltd.生產(chǎn)）、甲醇和甲酸（純度為99.9%，CNW Technologies GmbH生產(chǎn)），以上均為色譜純。腐殖酸購(gòu)自上海試劑二廠。其它藥劑均為分析純，購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司。試驗(yàn)用水為Milli-Q超純水（Milli-Q UV Plus system生產(chǎn)）。試驗(yàn)中所用玻璃器皿在使用前使用酸性重鉻酸鉀浸泡，然后用自來(lái)水洗滌，最后再用超純水反復(fù)沖洗。

表1 氯霉素基本物理化學(xué)性質(zhì)Tab.1 Main Physicochemical Properties of Chloramphenicol

1.2 試驗(yàn)方法

臭氧氧化試驗(yàn)采用半連續(xù)流運(yùn)行方式，試驗(yàn)裝置如圖1所示。臭氧發(fā)生器（DHX－Ⅰ型），原料氣為空氣，臭氧產(chǎn)量為0.24 mg/min。臭氧反應(yīng)器由玻璃材料制成，Φ40×600 mm，有效容積為700 mL。臭氧經(jīng)過(guò)反應(yīng)器底部多孔布?xì)獍逍纬杉?xì)小氣泡與水溶液充分接觸，尾氣由KI溶液吸收。進(jìn)行臭氧氧化試驗(yàn)時(shí)，先將配好的含一定濃度的氯霉素溶液加入反應(yīng)器中，通入臭氧，在不同反應(yīng)時(shí)間進(jìn)行取樣（取樣瓶中預(yù)先加入0.025 mol/L的硫代硫酸鈉終止臭氧反應(yīng)），檢測(cè)氯霉素濃度的變化。采用H2SO4與NaOH調(diào)節(jié)溶液pH。

圖1 臭氧氧化反應(yīng)裝置示意圖Fig.1 Schematic Diagram of Ozonation System

1.3 測(cè)試及計(jì)算方法

采用液相色譜法測(cè)定氯霉素（型號(hào)為L(zhǎng)C－2010 AHT），采用 Ultimate AQ－C18 色譜柱（5 μm×4.6 mm×150 mm），檢測(cè)波長(zhǎng)為270 nm。流動(dòng)相為甲酸∶乙腈=70∶30，流速為 1.0 mL/min，柱溫為 35 ℃。使用碘量法測(cè)定臭氧產(chǎn)量[16]。pH值采用Mettler Toledo pH計(jì)測(cè)量。TOC采用TOC－V CPH分析儀（TOC 3201）測(cè)試。

氯霉素降解率與礦化率（試驗(yàn)中僅對(duì)純水中氯霉素礦化率進(jìn)行研究）的計(jì)算方法如下：

2 結(jié)果與討論

2.1 臭氧氧化氯霉素效果

圖2為臭氧氧化氯霉素效果。

圖2 臭氧氧化氯霉素效果Fig.2 Degradation and Mineralization Effect of Ozonation on Chloramphenicol

由圖2可知氯霉素的濃度隨著臭氧化反應(yīng)時(shí)間的進(jìn)行而降低。而整個(gè)去除過(guò)程可以分為兩個(gè)階段，初始60 s內(nèi)，氯霉素的去除率達(dá)到總?cè)コ实?0%以上，在隨后的19 min內(nèi)去除率緩慢降低。氯霉素初始濃度不同其降解率亦不同，高初始濃度下其降解率更大。氯霉素初始濃度為500 μg/L時(shí)，臭氧對(duì)其降解率為34.6%；而當(dāng)其初始濃度為50 μg/L時(shí)，降解率為27.5%。對(duì)于在臭氧氧化初期降解速率明顯高于后期的現(xiàn)象可能是由于初始氯霉素濃度較大，則反應(yīng)速率較大，氯霉素迅速被臭氧氧化。

盡管在20 min內(nèi)，臭氧對(duì)三種不同初始濃度的氯霉素表現(xiàn)出27.5%～34.6%的降解率，但TOC測(cè)試結(jié)果表明在本試驗(yàn)反應(yīng)條件下，臭氧氧化過(guò)程對(duì)氯霉素僅實(shí)現(xiàn)約1.0%的礦化率，未被完全礦化分解為二氧化碳和水，被降解的氯霉素應(yīng)僅是轉(zhuǎn)化為其它中間產(chǎn)物。

2.2 初始pH對(duì)臭氧氧化氯霉素的效果影響

在臭氧氧化過(guò)程中pH值對(duì)水溶液中有機(jī)物的降解及去除存在著兩方面重要的影響。一方面，pH影響水中臭氧的分解；另一方面，pH影響水中有機(jī)物的離解，有機(jī)物在不同pH值下的存在狀態(tài)也可能與其降解率有關(guān)。

pH值對(duì)水中臭氧的分解及羥基自由基的生成有重要影響。臭氧的分解速度隨著水溶液pH的提高而加快。在酸性條件下，臭氧分解緩慢，以分子形態(tài)直接氧化有機(jī)物。而在堿性條件下，臭氧經(jīng)OH－離子催化分解生成羥基自由基·OH等活性基團(tuán)（如式1－6所示）[17]，羥基自由基·OH和有機(jī)物以非選擇性模式反應(yīng)，與臭氧相比，具有很高的反應(yīng)速率常數(shù)

采用H2SO4與NaOH調(diào)節(jié)溶液pH值進(jìn)行臭氧氧化氯霉素試驗(yàn)，結(jié)果如圖3所示。由圖3可知隨著pH的增加，臭氧對(duì)氯霉素的降解率隨之提高。在酸性或者弱酸性條件下，主要是臭氧分子直接參與有機(jī)物的氧化反應(yīng)，其反應(yīng)能力相對(duì)較低。在反應(yīng)溶液的初始pH值為2.52及5.57的條件下，臭氧對(duì)氯霉素的降解率為18.8%和22.4%；而當(dāng)pH值為8.15和10.24的條件下，臭氧對(duì)氯霉素的降解率達(dá)到33.4%和52.3%。顯然在堿性條件下生成強(qiáng)氧化能力的羥基自由基對(duì)氯霉素的降解效果明顯強(qiáng)于臭氧分子。在堿性條件下，以羥基自由基為反應(yīng)體系主要氧化物的臭氧氧化過(guò)程對(duì)氯霉素的礦化率也明顯高于（弱）酸性條件以臭氧分子為主要氧化物的臭氧氧化過(guò)程，如圖4所示。當(dāng)pH值為10.24時(shí)，其礦化率達(dá)到7.9%。在該反應(yīng)條件下氯霉素的降解率為52.3%，顯然即使在強(qiáng)堿性反應(yīng)條件下，被降解的氯霉素也并未被完全轉(zhuǎn)化為最終產(chǎn)物（二氧化碳和水）。

圖3 pH值對(duì)臭氧氧化氯霉素效果影響Fig.3 Effect of pH on Ozonation of Chloramphenicol

圖4 不同pH值條件下臭氧對(duì)氯霉素的礦化效果Fig.4 Mineralization Effect of Ozonation on Chloramphenicol under Different pH

對(duì)于不同pH條件下氯霉素的臭氧氧化過(guò)程，除了pH條件對(duì)臭氧的分解產(chǎn)生影響而導(dǎo)致氯霉素的降解率不同外，氯霉素的離解也可能會(huì)對(duì)其降解率產(chǎn)生影響。在本研究中所涉及的pH范圍，氯霉素主要以分子狀態(tài)存在，不同pH條件下氯霉素的離解可能導(dǎo)致的對(duì)其降解率的影響可以忽略不計(jì)。為進(jìn)一步確認(rèn)堿性條件下氯霉素的高降解/礦化率是由于羥基自由基的氧化作用而引起的，在該反應(yīng)條件下，加入叔丁醇，考察氯霉素降解/礦化率的變化。叔丁醇是一種很強(qiáng)的羥基自由基捕獲劑，它與·OH的反應(yīng)速率常數(shù)為 3.7×109mol－1·L·S－1；而與 O3的反應(yīng)速率常數(shù)為 0.23±0.05 mol－1·L·S－1[19]。對(duì)于羥基自由基反應(yīng)體系而言，加入一定濃度叔丁醇后，有機(jī)物的降解率會(huì)因?yàn)槭宥〈嫉母?jìng)爭(zhēng)反應(yīng)而明顯降低，結(jié)果如圖5所示。加入叔丁醇的反應(yīng)系統(tǒng)中氯霉素的降解率和礦化率明顯下降，并且隨著叔丁醇濃度的加大，其對(duì)氯霉素的降解及礦化效果的抑制影響隨之加強(qiáng)。由上述試驗(yàn)結(jié)果可以證實(shí)，羥基自由基的生成是提高氯霉素降解率及礦化率的本質(zhì)原因。

2.3 腐殖酸對(duì)臭氧氧化氯霉素效果影響

圖5 pH為10.24條件下叔丁醇對(duì)臭氧氧化氯霉素的影響Fig.5 Effect of t－butanol on Ozonation of Chloramphenicol at pH=10.24

在實(shí)際水體中，天然有機(jī)物以mg/L至數(shù)十mg/L存在，天然有機(jī)物的存在勢(shì)必對(duì)水中微量有機(jī)污染物的臭氧氧化過(guò)程造成影響。本研究以腐殖酸作為天然有機(jī)物的代表，模擬實(shí)際水環(huán)境的有機(jī)背景成分，研究其對(duì)臭氧降解微量氯霉素的影響，結(jié)果如圖6所示。不同濃度的腐殖酸對(duì)臭氧氧化氯霉素效果產(chǎn)生了不同的影響。當(dāng)腐殖酸濃度低于0.7 mg/L（DOC）時(shí)，腐殖酸對(duì)臭氧氧化氯霉素效果有所促進(jìn)，且促進(jìn)作用隨著腐殖酸濃度的提高而提高。在腐殖酸濃度達(dá)到1.0 mg/L(DOC)時(shí)，未對(duì)臭氧氧化氯霉素效果產(chǎn)生明顯影響（氯霉素降解率29.5%）。而隨著腐殖酸濃度的進(jìn)一步提高，發(fā)現(xiàn)氯霉素降解率逐漸減弱。當(dāng)腐殖酸濃度為5.0 mg/L時(shí)，氯霉素降解率僅為12.9%。

圖6 腐殖酸對(duì)臭氧氧化氯霉素效果影響Fig.6 Effect of Humic Acid on Ozonation of Chloramphenicol

腐殖質(zhì)的分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜，Staehelin等[17]認(rèn)為，腐殖質(zhì)分子中含有多種可參與臭氧分解鏈?zhǔn)椒磻?yīng)的活性點(diǎn)（官能團(tuán)）。這些活性點(diǎn)的某些部分可以與臭氧分子直接作用（如反應(yīng)式7、8），又可以充當(dāng)臭氧分解鏈?zhǔn)椒磻?yīng)的引發(fā)劑（如反應(yīng)式9）、促進(jìn)劑（如反應(yīng)式10、11）和終止劑（如反應(yīng)式12）。在不同濃度腐殖酸存在下，其表面對(duì)臭氧分解及羥基自由基生成起不同作用的基團(tuán)濃度應(yīng)有所不同，推測(cè)可能在較低濃度腐殖酸存在時(shí)，腐殖酸促進(jìn)羥基自由基生成的表面基團(tuán)占主導(dǎo)；當(dāng)有1 mg/L腐殖酸存在時(shí)，可能腐殖酸表面起引發(fā)、促進(jìn)羥基自由基生成的基團(tuán)與起抑制作用的基團(tuán)濃度相當(dāng)，因而體現(xiàn)出無(wú)表觀影響。而當(dāng)有更高濃度的腐殖酸存在時(shí)，可能是其表面起終止自由基反應(yīng)的表面基團(tuán)占主導(dǎo)，臭氧被腐殖酸消耗后未被引發(fā)、促進(jìn)生成羥基自由基，從而導(dǎo)致氯霉素降解率的降低。

3 結(jié)論

（1）反應(yīng) 20 min，臭氧對(duì) 50 ～ 500 μg/L 的氯霉素的降解率達(dá)到27.5%～34.6%，高氯霉素初始濃度下具有更高降解率。在反應(yīng)初始的1 min內(nèi)，氯霉素降解率約占總降解率的80%。在該反應(yīng)時(shí)間內(nèi)，僅有約1.0%的氯霉素被礦化。

（2）高pH條件有利于臭氧氧化水中氯霉素，其機(jī)理在于具有強(qiáng)氧化能力的羥基自由基的生成。當(dāng)pH為10.24時(shí)，初始濃度為200 μg/L的氯霉素的降解率與礦化率分別達(dá)到52.3%和7.9%。

（3）腐殖酸對(duì)臭氧氧化氯霉素的影響與腐殖酸的濃度有關(guān)。本試驗(yàn)條件下腐殖酸濃度低于0.7 mg/L（DOC）時(shí)促進(jìn)了臭氧對(duì)氯霉素的氧化；腐殖酸濃度為1.0 mg/L（DOC）時(shí)，未對(duì)氯霉素降解效果產(chǎn)生明顯影響。而腐殖酸濃度的進(jìn)一步提高抑制了氯霉素的降解。

［1］趙琦,何小娟,唐翀鵬,等.藥物和個(gè)人護(hù)理用品(PPCPs)處理方法研究進(jìn)展[J].凈水技術(shù),2010,29(4):5－10.

［2］石璐,周雪飛,張亞雷,等.環(huán)境中藥物及個(gè)人護(hù)理品(PPCPs)的分析測(cè)試方法[J].凈水技術(shù),2008,27(5):56－63.

［3］賈仁勇,夏四清,張善發(fā).兩種MBR工藝處理含抗生素污水效果及反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)[J].凈水技術(shù),2011,30(5):28－33,39.

［4］Sarmah A K,Meyer M T,Boxall A B.A global perspective on the use,sales,exposure pathways,occurrence,fate and effects of veterinary antibiotics(VAs)in the environment[J].Chemosphere,2006,65:725-759.

［5］Watts C D,Craythorne M,Fielding M,et al.The Third European Symposium on Organic Micropollutants[M].Oslo,Norway:1983.

［6］ Ye Z Q,Weinberg H S.Trace analysis of trimethoprim and sulfonamide,macrolide,quinolone,and tetracycline antibiotics in chlorinated drinking water using liquid chromatography electrospray tandem mass spectrometry[J].Analytic Chemistry,2007,79:1135-1144.

［7］Hirsch R,Ternes T a,Haberer K,et al.Occurrence of antibiotics in the aquatic environment[J].The Science of Total Environment,1999,225:109-118.

［8］ Golet E M,Xifra I,Siegrist H.Environmental exposure assessment of fluoroquinolone antibacterial agents from sewage to soil[J].Environmental Science and Technology,2003,37:3243-3249.

［9］Turnidge J.Antibiotic use in animals-prejudices,perceptions and realities[J].Journal of Antimicrobial Chemotherapy,2004,53:26-27.

［10］Schwarz S,Kehrenberg C,Walsh T R.Use of antimicrobial agents in veterinary medicine and food animal production[J].Int J Antimicrob Agents,2001,17:431-437.

［11］Webb S,Ternes T,Gibert M,et al.Indirect human exposure to pharmaceuticals via drinking water[J].Toxicology Letters,2003,142:157-167.

［12］鄧秋農(nóng),沈光輝,袁仁濤,等.臭氧技術(shù)的現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢(shì)[J].凈水技術(shù),2001,20(3):7-10.

［13］張林生,楊廣平,王薇.臭氧化法在水處理中的應(yīng)用[J].凈水技術(shù),2003,22(1):9-11,31.

［14］胡頂飛,沈建忠.氯霉素類(lèi)抗生素殘留分析[J].中國(guó)獸藥雜志,2001,35(5):55-57.

［15］Mónica Cecilia Vargas Mamani,Felix Guillermo Reyes Reyes,Susanne Rath.Multiresidue determination oftetracyclines,sulphonamides and chloramphenicol in bovine milk using HPLCDAD[J].Food Chemistry,2009,117:545-552.

［16］Bader H,Hoigné J.Determination of ozone in water by the indigo method[J].Water Research,1981,15:449-456.

［17］Staehelin J,Hoigné J.Decomposition of ozone in water in the presence of organic solutes acting as promoters and inhibitors of radical chain reactions[J].Enviro.Sci.Technol.,1985,19:1206-1213.

［18］Staehelin J,Hoigné J.Decomposition of ozone in water:rate of initiation by hydroxide ions and hydrogen peroxide[J].Enviro.Sci.Technol.,1982,16(10):676-681.

［19］Hoigné J,Bader H.Rate Constants of reactions of ozone with organic and inorganic compounds in water:Part I.non-dissociating organic compounds[J].Water Res.,1983,17:173-185.