电子束辐照降解水体中磺胺间甲氧嘧啶

张 洋 ,付兴明 ,罗 敏 *,肖 扬 ,马玲玲 ,徐殿斗 ,宋浩军 ,顾建忠 ,吴明红 ,徐 刚 ** (.上海大学环境与化学工程学院,上海 00444；.中国科学院高能物理研究所,核技术应用研究中心,北京 00049)

磺胺间甲氧嘧啶(SMM)是磺胺类药物的一种,因抗菌效果好,被大量应用于治疗和预防兽禽的疾病[1].该药品难以被动物完全吸收,会以母体或代谢物的形式残留于动物体内及排泄物中,最终进入土壤、水体等环境介质,并循环进入农作物,对环境和人体健康造成危险[2-3].现有研究表明磺胺类药物在人体内蓄积到一定程度会破坏人的正常免疫机能、造血系统、脑神经系统和消化系统[4-5],且会导致微生物产生抗性基因,对生物体的生育能力和甲状腺造成影响[6].

有研究报道 SMM 会抑制水生生物的生长[7].国内外一些河流、地下水都检测出磺胺类药物,浓度达到 ng/L[8-11]的级别.因此残留 SMM 的水环境行为备受关注.目前报道的污水处理厂传统生物工艺法对磺胺类药物的去除率最高只有60%[12-14].其他去除水中SMM 的方法有 Fenton氧化法[15]、过硫酸盐高级氧化法[16]、光催化[17]等.这些方法需要消耗大量的试剂,容易引起二次污染,处理的条件苛刻,且不适合处理大量废水.因此,研发去除水体中SMM的环境友好的高效方法非常重要.

近年来,辐照法因其操作简单、降解率高、且不引入二次污染等优点,在去除水体中难降解污染物方面受到人们的日益关注.γ射线和电子束辐照降解水体中的磺胺嘧啶、甲砜霉素、氟苯尼考、邻苯二甲酸二甲酯、卡马西平、双酚A等有机污染物时,在低于 5.0kGy的剂量下,均有较好效果[18-23].电子束辐照在去除水体中有机污染物领域已展现出良好的应用潜力,但也存在一些问题.例如,在辐照过程中,有机污染物的矿化程度较低,水中溶解的有机物、悬浮的固体、无机盐都在一定程度上抑制了降解;另外,辐照后产物的毒性需要评估.

本研究通过电子加速器辐照降解水中的 SMM,探究了去除过程中叔丁醇、碳酸钠、氯化钠、硫酸钠和硝酸钠对辐照降解的影响.利用超高效液相质谱联用检测辐照降解产物并推测其降解途径,并通过发光细菌(费氏弧菌)初步评估了降解中间体的毒性.

1 材料与方法

1.1 试剂

磺胺间甲氧嘧啶(99.0%)(CAS: 1220-83-3)购于国家标准物质网.叔丁醇(t-BuOH)、碳酸钠、氯化钠、硫酸钠、硝酸钠和过氧化氢购于北京化工厂.发光细菌(费氏弧菌)购于北京滨松光子技术股份有限公司.实验过程中使用的水均为 Milli-Q过滤所得二次水,其电阻率≥18.2MΩ·cm.

1.2 仪器

辐照设备采用电子加速器(BF-5型,北京师范大学),电子束能量为 3MeV.超高效液相色谱仪(UHPLC)Waters Acquity配备自动进样装置、紫外检测器和二元溶剂管理器.质谱配备电喷雾电离源(ESI-MS)、Bruker Micro TOF-Q II来检测各条件下辐照后的降解产物.离子色谱IC(Dionex ICS5000).采用Spark 10M酶标仪测试发光细菌的发光强度.电子天平(Mettler Toledo AT 201).

1.3 样品的制备

SMM 水溶液的初始浓度均配成 10mg/L, 辐照剂量设定了0.5,1.0,2.0,3.0,5.0,7.5和10.0kGy共7个梯度,样品均在 25℃下辐照.辐照剂量率设定为50Gy/s,通过辐照时间来控制吸收剂量,辐照剂量与辐射吸收剂量之间的权重因子取1.实验条件设置为:(1)空气饱和;(2)氮气饱和;(3)空气饱和,叔丁醇;(4)氮气饱和,叔丁醇;(5)空气饱和,硝酸钠;(6)氮气饱和,硝酸钠;(7)空气饱和,硫酸钠;(8)氮气饱和,硫酸钠;(9)空气饱和,碳酸钠;(10)氮气饱和,碳酸钠;(11)空气饱和,氯化钠;所有添加剂的浓度均为5mmol/L.每个条件均设置3个平行样品.样品检测前均放入冰箱中冷藏.

1.4 分析方法

液相色谱柱为UHPLC BEH C18 (2.1mm×50mm,1.7µm),预保护柱为 UHPLC BEH C18(2.1mm×5mm,1.7µm).UHPLC流动相是A相与B相的混合溶液,其中A相为二次水(0.5%甲酸溶液),B相为乙腈(0.5%甲酸溶液),通过梯度洗脱:0～5min, B 相从 0%增加到5%;5～10min,B相从5%增加到25%;10～14min,B相从25%增加到 40%;14～16min,B相从 40%增加到 90%;16～18min,B相从90%增加到100%;18～20min,B相维持100%不变.紫外检测波长设定为254nm. 流速设定为300 µL/min.柱温设定为25.℃进样量为10µL.液质联用UHPLC-MS流动相同上述A相与B相的混合溶液.通过梯度洗脱:0～9min,B 相从 0%增加到 5%;9～15min,B相从5%增加到25%;15～20min,B相从25%增加到 50%; 20～25min,B相从 50%增加到 75%;25～26min,B相从75%增加到90%; 26～27min, B相从90%增降低到60%; 27～28min, B相从60%增降低到20%;28～29min,B相从20%增降低到0%; 29～30min,B相维持 0%不变.流速设定为 300µL/min.柱温设定为25.℃进样量为10µL.辐照后物质浓度通过UHPLC测试的峰面积与标准曲线对比计算得出,进一步可获得去除率.m/z值直接读出.

2 结果与讨论

2.1 辐照吸收剂量对SMM去除率的影响

电子束辐照是一种高级氧化-还原技术.电子束辐照水时会产生很多活性粒子,如氧化性的•OH,还原性的eaq-和•H,反应式(1)所示.这些活性粒子可与水中的有机化合物发生反应[19-25],从而破坏分子结构,形成小分子产物或者完全矿化的水和二氧化碳等.

图1 空气饱和时水溶液中SMM去除率与辐照剂量关系曲线Fig.1 Degradation curve of SMM in aqueous solution saturated with air

初始浓度为10mg/L,pH值为6.9的SMM水溶液经辐照后,去除率与辐照吸收剂量的曲线示于图 1.随着辐照剂量的增加,SMM 水溶液的浓度逐渐降低,在吸收剂量为3.0kGy,耗时1min时, SMM的去除率已达 99.5%.而 Pi等[17]通过 UV/Oxone法降解处理5mg/L的 SMM 水溶液 90min后,去除率才能达到96.8%. Yan等[16]使用 Fe3O4纳米粒子催化的 S2O82-氧化法处理16.86mg/L的SMM水溶液时,最快15min降解完全.数据显示电子束辐照是移除水体中的SMM的高效方法.

2.2 自由基清除剂对SMM去除率的影响

为了验证各活性粒子在降解过程中的贡献, 考察了air, N2, air/t-BuOH和N2/t-BuOH这4组条件下SMM 去除率的变化情况,所有样品 pH值均为中性.从图2a和表1可知,吸收剂量为0.5kGy时,水溶液在空气和氮气饱和的情况下,SMM 的去除率分别为38.3%和69.2%. air/t-BuOH和N2/t-BuOH体系下的去除率分别为33%和57%.氧气主要与eaq-和•H反应生成 O2-•和 HO2•,叔丁醇与•OH 和•H 反应生成•t-BuOH[26-27].从图2a中可以看出,氧气存在时SMM的去除速率较慢.空气和氮气条件下的对比显示了还原性eaq-和⋅H能有效促进SMM的去除.从air和 air/t-BuOH相比,当向空气饱和的条件中加入 5mmol/L的叔丁醇,SMM的去除率只下降了5%,⋅OH在辐照降解 SMM 的过程中作用不是特别明显.说明在辐照时,SMM 分子会与活性粒子同时发生氧化和还原反应,生成小分子等中间体,但还原反应更为重要.

图2 不同添加剂(5mmol/L)对水溶液中SMM去除率的影响Fig.2 Effects of different additives on SMM degradation

2.3 无机盐对SMM去除率的影响

自然水环境中,SMM与各种粒子如无机离子、溶解的有机物和悬浮的固体共存.碳酸钠、硝酸钠、硫酸钠、氯化钠等无机盐在污水中普遍存在.有研究指出 NO3-、SO42-、Cl-会显著影响高级氧化法降解有机污染物的效率[28-30].本研究选用了上述4种无机盐来探索无机阴离子的影响.

图2b显示了空气和碳酸钠对SMM水溶液的去除影响,碳酸钠(5mmol/L)加入后,降解效率显著降低.吸收剂量为0.5kGy时,N2/Na2CO3和air/Na2CO3两种体系下的去除率分别为 34%和 24%;1.0kGy时,去除率分别为 56%和 42%.CO32-存在时,会与⋅OH 和 eaq-反应,在air/Na2CO3体系中,O2会与eaq-和⋅H反应生成O2•-和HO2•从而使3种自由基粒子的浓度均降低[27].结合这些数据仍可以分析出,电子束辐照降解 SMM的过程中,还原过程占主导作用.

本实验中,氯化钠对辐照降解 SMM 水溶液影响甚微,主要是因为 Cl-与⋅OH 反应的过程是一个可逆的过程,而 eaq-和⋅H 不能直接与 Cl-反应,故氯化钠的影响较小.而 NO3-和 SO42-影响显著.图 2c、2d分别显示的是硝酸钠、硫酸钠对电子束辐照降解SMM的影响.吸收剂量为 0.5kGy时,N2/NaNO3和 air/NaNO3两种体系下的去除率分别为44%和12%.NaNO3存在时降解速率下降.在 air/NaNO3的体系下,辐照剂量在10.0kGy才能降解完全. NO3-离子主要与还原型e-aq快速反应(k= 9.7×109L/(mol⋅s)),与⋅H 也反应[31],表 1 中的反应速率常数数据也说明了 NO3-离子的阻碍作用.eaq-在该体系辐照过程中作用显著.

表1 不同条件下电子束辐照降解SMM水溶液的动力学数值、主要活性粒子和0.5kGy下的去除率Table 1 Kinetic values, main radicals and removal rates at 0.5kGy of EBI induced SMM degradation under different conditions

从图 2d中可以看出,硫酸钠(5mmol/L)也抑制降解过程,吸收剂量为 0.5kGy时,N2/Na2SO4和air/Na2SO4两种体系下的去除率分别为 43%和 22%.在 1.0kGy,分别为 88%和 50%.在 3.0kGy,两种体系下,SMM 基本完全降解.SO42-是还原性自由基 eaq-的清除剂[27](k=1.0×106L/(mol⋅s)). SO42-与 eaq-反应生成SO43-,从而使还原性自由基浓度降低从而影响辐照降解.

所有去除率曲线中每个样品设置了3平行样,数据误差均低于0.03,故图中未给出误差线.

2.4 动力学数据分析

电子束辐照降解 SMM 水溶液在本研究的各个条件下都遵循一级反应动力学(R2＞0.90),如式(2)所示.

式中:C0代表SMM的初始浓度;C代表处理后剩余浓度;D代表吸收剂量kGy;κ代表降解速率kGy-1;b代表反应常数.

从表 1可以看出,在空气、氮气饱和的情况下,SMM的降解速率κ分别为1.71和1.88.说明还原性自由基对降解SMM起到一定的作用.当向氮气饱和体系中加入5mMt-BuOH,降解速率κ下降到1.69.说明⋅OH在降解过程中也起到关键性作用.从κ大小可以看出,CO32-,NO3-离子对SMM水溶液的辐照降解影响较大.air/Na2CO3和 air/NaNO3体系中,多种活性粒子被消耗,所以降解速率常数 κ仅为 0.44,0.45.结合表1和各条件下去除率曲线,可以得出在辐照降解SMM水溶液的过程中,⋅OH、eaq-、⋅H能参与到破坏分子结构,生成小分子中间体的反应过程.这一结果与前面的结论一致.在不同条件下的降解过程遵循一定规律,有利于优化辐照工艺和大规模污水处理的应用.

2.5 降解产物检测和分析

有机分子的降解反应与分子结构的稳定性密切相关,理论与实验相结合有助于获得可靠的降解途径.本研究中根据高斯03软件在B3LYP/6-31G (d)下对SMM 的结构进行优化处理,计算出各个原子的电负性强度和各原子间的键长.通过电负性的强弱和键长的大小来推断可能发生断键的位置.

图3 SMM的分子结构及模拟的电荷分布Fig.3 Molecule structure and theoretical charge distribution of SMM

结合 UHPLC-MS检测得到质荷比,以及不同实验条件和去除率下产物的类型,推测可能的中间产物和相应的降解途径.通过对分子式的计算和裂片峰的分析,提出了9个主要降解产物的分子式.对应的质荷比和分子式示于表2.

图3显示的是计算所得的自然状态下SMM分子内各原子电荷分布及原子间键长.从中可以看出N[8](-0.790795),N[11](-0.772721)有着第一强和第二强的电负性,且 N[11]―S[7]的键长最长,故电子束辐照降解SMM时, N[11]―S[7]最容易被⋅OH攻击而断裂,N[8]也容易被氧化.

推测出电子束辐照 SMM 水溶液的降解路径如图 4所示.9种中间产物中,TP126,TP127,TP217和TP297在前人研究磺胺-4-甲氧嘧啶的高级氧化过程中也被证实[16-17],另5种首次被检测出来.电子束辐照降解过程中, SMM在低的吸收剂量时,首先在⋅OH的氧化下,生成了中间体TP297和TP327,高剂量下消失.在eaq-和⋅H还原作用下形成中间产物TP283和TP285.另一方面由于 N[11]-S[7]极度的不稳定,被⋅OH 攻击进而生成TP174和TP126.TP174的-NH2脱除后生成TP158,TP126被⋅OH 氧化生成 TP127,小分子进一步开环后可被完全矿化.含有磺酰基的系列化合物在降解过程中,磺酰基中 SO2能被移除[32-34].该体系中,SMM被⋅OH氧化后也获得了产物TP217.

表2 SMM水溶液降解过程中主要的中间产物Table 2 Transformation products of SMM solution after EBI degradation

图4 推测的SMM降解途径Fig.4 The probable degradation pathway of SMM

为了验证分子脱硫脱氮情况,用离子色谱检测了降解过程中生成的无机离子.SO42-,SO32-,NO3-,NO2-等被检出.其中 SO32-,NO3-,NO2-非常微量,SO42-浓度具有一定规律,如表3所示.根据SO42-的浓度和SMM总含硫量计算出脱硫率.前面数据说明 3.0kGy时,SMM已经降解完全,磺酰基都被破坏.从表中可以看出, 吸收剂量小于 3.0kGy时,SO42-的浓度随着剂量增加,在 3.0～5.0kGy间,变化很小.离子色谱检测数据与去除率相吻合.

表3 SMM水溶液辐照降解后SO42-浓度Table 3 The concentration of SO42- in SMM solution after EBI degradation

2.6 毒性评估

本实验通过费氏弧菌的化学发光抑制率来评估SMM降解产物的毒性. 选取空气饱和下辐照降解溶液组进行毒性评估.由于初始浓度为10mg/L SMM水溶液对费氏弧菌没有显著的毒性, 所以我们未计算EC50,改用反应式(3)计算了经过辐照样品处理15min后,发光细菌的抑制率[35].

图5 SMM发光抑制率Fig.5 The bioluminescence inhibition rates of SMM solutions during EBI

为获得准确的降解产物的毒性数据,本实验根据前人的实验方法[35-36],通过过氧化氢酶来除掉干扰物H2O2.经验证过氧化氢酶对费氏弧菌没有生物毒性.从图 5中可以发现费氏弧菌的发光抑制率随着辐照剂量的增加先增加然后在2kGy后下降.在0.5kGy的辐照剂量下,费氏弧菌的发光抑制率达到了60%左右,在2kGy达到了最大值74%,然后当剂量增加到5kGy时,抑制率下降到 8%.结合去除率和降解途径,费氏弧菌的发光抑制率增强可能跟中间产物的浓度和结构有关.一些中间产物例如TP158、TP127、TP174可能有较高的毒性.当辐照剂量达到2.0kGy时,SMM的去除率刚刚达到 92%,还未降解完全,基本上都降解为小分子物质,此时辐照处理后的样品毒性最强.然而当辐照剂量增加到 3.0kGy时,SMM 的去除率已达99.5%,小分子物质得到进一步降解或开环,有机物矿化程度提高,样品毒性明显降低.辐照 5.0kGy后,辐照处理后的水溶液已经小于 SMM 未降解前的毒性,说明电子束辐照在不引入二次污染物的情况下,能有效降解水体中的SMM.

3 结论

3.1 电子束辐照法是降解水体中 SMM (10mg/L)的高效清洁方法,在吸收剂量 3.0kGy,耗时 1min时, 去除率高于99%,基本完全降解.

3.2 多组实验条件的结果表明,氧化反应和还原反应对 SMM 的降解都起到了一定的促进作用,而还原反应在反应过程中起到主导作用.辐照降解过程符合一级反应动力学.碳酸根、硝酸根、硫酸根阴离子在一定程度上都会抑制SMM的降解.

3.3 根据降解中间体的质谱检测结果,离子色谱的数据,结合高斯03的理论计算,推测出了 9种可能的降解产物及相应的降解途径.

3.4 用费氏弧菌评估降解过程中的产物毒性,数据显示生成了毒性较大的中间产物.当吸收剂量增加到5.0kGy时,毒性低于原始溶液.