低功率超声增强碘帕醇氯氧化的效果和路径

魏 红，杨小雨，李克斌，郝 淼，付 冉

（1.西安理工大学西北旱区生态水利国家重点实验室,西安 710048；2.西北大学化学与材料科学学院,合成与天然功能分子化学教育部重点实验室,西安 710069）

碘代X射线造影剂（Iodinated X-ray contrast media，ICM）是一类含碘药品与个人护理用品（Pharmaceuticals and personal care products，PPCPs），医学上广泛用于增强器官、血管等软组织的成像.ICM本身没有危害，在人体内代谢稳定，95%的药物在24 h内通过尿液或粪便及时排出体外［1］.但由于ICM高度的化学惰性，已有的水处理工艺很难将其有效去除，近年来ICM在地表水、地下水甚至饮用水中均被频繁检出［2～5］.ICM 不仅导致水体形成可吸收的有机卤化物，其对水中可吸收有机碘的贡献占90%［6］.而且ICM 是形成碘代消毒副产物（Iodine disinfection by-products，I-DBPs）的主要前驱体［7，8］.与氯代和溴代DBPs 相比，I-DBPs 具有更强的遗传毒性和细胞毒性.因此开展水环境中ICM 的去除研究具有重要意义.

高级氧化技术（AOPs）一直是水污染控制的研究热点.有研究表明AOPs 能够破坏ICM 消毒副产物前驱体的官能团结构，抑制I-DBPs的生成.但不同AOPs方法对ICM的降解效果及分子中碘的转化存在明显差异［9］.20世纪90年代以来，超声AOPs在增强水中有毒污染物降解方面取得了显著进展［10］.与光催化作用相似，超声辐射能活化O3、过硫酸盐等产生HO·，，也能激发HClO 和ClO-生成等一系列活性氯自由基（Reactive chlorine species，RCS）［11，12］，有效提高细菌的杀灭效率［13］和有机污染物的氧化降解效果［14］.也有研究指出紫外增强氯（UV/chlorine）降解泛影酸钠时，ClO·等二级自由基起主要作用［15，16］.由于不同AOPs形成的反应性活性物种不同，会进一步影响污染物的降解途径、产物分布和最终的生态毒性.因此，超声强化氯氧化ICM过程中的主要影响因素、反应性活性物质的类型及贡献，以及联合过程在减少I-DBPs生成方面还有待进一步研究.

本文以非离子型ICM——碘帕醇（Iopamidol，IPM）为对象，研究了低功率超声（UV，＜38 W）强化其氯氧化的效果，识别并计算体系中的主要活性自由基类型及贡献，考察了NaClO浓度、超声功率等因素对IPM降解效果的影响，分析了降解的动力学过程并计算反应活化能.检测了IPM的中间产物，结合密度泛函理论（DFT）计算后推测了US/NaClO降解IPM的路径和机理.

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

NaClO（分析纯，天津市恒兴化学试剂制造有限公司）；NaOH和HCl（分析纯，天津傲然精细化工研究所）；硝基苯（NB，分析纯，江苏艾康生物医药研发有限公司）；叔丁醇（TBA，分析纯，福晨化学试剂有限公司）；Na2S2O3·5H2O（分析纯，广东光华科技股份有限公司）；甲醇（MT，分析纯，广东省化学试剂工程技术研究中心）；苯甲酸（BA，分析纯，江苏艾康生物医药研发有限公司）；碘帕醇（IPM，江苏艾康生物医药研发有限公司，纯度≥98%），分子式为C17H22I3N3O8，分子量为777.08，结构如图1所示.

Fig.1 Chemical structure of iopamidol

pHs-25 型数显酸度计（上海虹益仪器仪表有限公司）；JY92-IIN 型超声波细胞粉碎机（配备直径8 mm 的钛探头，宁波新芝生物科技股份有限公司）；Aglient1200 型液相色谱仪（HPLC，美国安捷伦公司）；Waters ACQUITY UPLC I-Class 串联Xevo G2-XS QTof 系统液质联用仪（HPLC/MS/MS，美国Waters公司）.

1.2 实验过程

1.2.1 次氯酸钠储备液的配制 将20 mL NaClO（有效氯含量≥10%）置于200 mL 容量瓶中，定容、摇匀、静置，在4 ℃冰箱中避光储存.NaClO 储备液需当天配制，采用N，N-二乙基-1，4-苯二胺滴定法（HJ585-2010）测定NaClO储备液中游离氯的质量浓度（以Cl2计）为1760 mg/L.

1.2.2 IPM 的超声降解实验 移取一定体积500 mg/L IPM 储备液置于200 mL 容量瓶中，定容、摇匀、静置后转入250 mL 烧杯中，用1.0 mol/L NaOH 或H2SO4调节溶液pH.向该溶液中加入一定体积NaClO 储备液后，采用超声波细胞粉粹机在标准大气压下进行恒温避光降解处理［探针浸泡深度为1.5 cm，钛脉冲（on/off）为1 s/1 s］，每隔10 min取出1 mL反应液，快速过0.22 μm滤膜后，放入预先装有0.05 mL 10 mmol/L Na2S2O3溶液的HPLC进样瓶中，摇匀终止氯的作用，进行HPLC分析，IPM的降解率（R，%）按照下式计算，取3次平行实验结果的平均值：

式中：c0和c（mg/L）分别为0和t时刻IPM的浓度.

1.2.3 IPM的HPLC分析 IPM浓度通过液相色谱仪分析.色谱柱为Eclipse Plus C18（150 mm×4.6 mm，5 μm）；流动相为10%甲醇和90%磷酸盐缓冲液（pH=3.21），进样量10.0 μL，流速0.60 mL/min，检测波长254 nm，柱温30 ℃.在此条件下，IPM的保留时间（tR）为5.779 min.

1.2.4 降解产物的HPLC/MS/MS 分析 采用Oasis-HLB 固相萃取柱对IPM 在US/NaClO 体系中反应60 min 的溶液进行萃取，依次加入5.0 mL 甲醇、0.5 mol/L HCl 和超纯水活化萃取柱；200 mL 水样以3.0 mL/min 的流速通过萃取柱，依次加入5 mL 5.0%的甲醇水溶液和超纯水以相同速率冲洗萃取柱，然后用10 mL甲醇淋洗.收集淋洗液，离心，取上层清液过0.22μm滤膜进行产物分析.

IPM 降解产物通过HPLC/MS/MS 进行分析.液相条件：配备Acquity UPLC C18色谱柱（2.1 m×50 mm，1.7 μm），流动相为0.1%甲酸水溶液（A）和甲醇（B），流速0.3 mL/min，并采用梯度淋洗程序（时间，流动相B 的体积分数）：1 min，10%；15 min，90%；20 min，10%.质谱条件：电喷雾ESI 源，温度100 ℃，正离子电离模式，进样锥电压30 V，毛细管电压3 kV，脱溶剂气体温度280 ℃，流速500 L/h，MS/MS碰撞能量15～35 eV，扫描范围m/z：100～800.

1.2.5 DFT计算 利用Gaussian 09程序在B3LYP/6-311+g（d，p）水平下优化IPM的分子结构，获得最高占据轨道（HOMO）和最低未占据轨道（LUMO）的前线电子密度（FEDs），并计算各原子的和，评价和分析IPM分子上的反应位点和亲电/亲核反应类型.

2 结果与讨论

2.1 不同反应体系中IPM的降解效果

IPM初始浓度为10 mg/L，初始pH=5.8，25 ℃，超声功率28.5 W，NaClO浓度为0.12 mmol/L时，在单独NaClO氧化、超声（US）及超声/NaClO 3种体系中IPM的降解效果如图2所示.

Fig.2 IPM degradation under three different experimental conditions(A) and the Pseudo-firstorder kinetic rate plots(B)

由图2（A）可见，单独US 时，反应60 min，IPM 的去除率仅为4.75%.IPM 的水溶性较强（lgDOW=-2.31）［17］，不容易进入空化泡直接热解.此外超声活化H2O 分解产生的HO·非常有限.反应60 min，NaClO 氧化对IPM 的去除率为27.84%，这是由于NaClO 水解生成的=0.97 V）能有效氧化IPM.US/NaClO显著增强了IPM的氧化效果，60 min的去除率达到85.8%.动力学分析如图2（B）所示，US，NaClO 和US/NaClO氧化IPM的过程均符合准一级反应动力学，速率常数分别为8.108×10-4，0.00538 和0.034 min-1，US 和NaClO 对IPM 的降解具有显著的协同作用.这主要由于HO·，Cl·和·等一系列活性氯自由基促进了IPM的降解.

2.2 US/NaClO降解IPM的自由基及其贡献

2.2.1 自由基类型的鉴别 在US/NaClO 降解IPM 过程中，加入不同自由基的清除剂以分析系统中自由基的种类.TBA（kHO·-TBA=3.8×108L·mol-1·s-1，kCl·-TBA=3.0×108L·mol-1·s-1，mol-1·s-1）主要作为HO·和Cl·的捕获剂［15，16］；NB（kHO·-NB=3.90×109L·mol-1·s-1［16］）作为HO·捕获剂；MT作为HO·和O-·的捕获剂［18］.3种物质对US/NaClO降解IPM的影响如图3所示.

由图3 可以看出，加入与NaClO 等摩尔浓度的NB、过量的TBA 和MT 后，IPM 的降解受到一定抑制，反应60 min，去除率由85.8%分别降低至80.87%，76.06%和79.52%.NB 和MT的抑制率相当，分别为4.93%和6.28%，说明体系存在HO·.相比之下，TBA 的抑制程度较为显著，约为9.74%，表明存在Cl·.由于O-·不稳定，能够迅速转化为HO·（O-·+H2O→HO·+HO，kO·-H2O=1.8×106L·mol-1·s-1）［16］，其贡献可以忽略.TBA有限的抑制效果同时表明，除HO·和Cl·外，US/NaClO体系中还存在其它自由基.

Fig.3 Effect of different radical scavengers on IPM degradation under US/NaClO system

研究表明，BA 能够同时捕获HO·（kHO·-BA=5.9×109L·mol-1·s-1），Cl·（kCl·-BA=1.8×1010L·mol-1·s-1），·（kCl2-·-BA=2.0×106L·mol-1·s-1）和ClO·（kClO·-BA＜3×106L·mol-1·s-1）［15，18，19］.加入与NaClO 等摩尔的BA，IPM 的降解如图3 的曲线e，BA 显著抑制了IPM 的降解；60 min，IPM 的去除率由85.8% 降低至14.33%，甚至低于IPM 单独氯氧化的效果（27.84%）.该结果进一步说明，与HO·和Cl·相比，ClO·和·等二级氯自由基是US/NaClO降解IPM的主要活性物质.

2.2.2 不同自由基的贡献 NB能够快速与HO·发生反应（kHO·-NB=3.90×109L·mol-1·s-1），与RCS的反应及自身在US/NaClO 体系中的降解可以忽略，因此将其作为定量分析US/NaClO 降解IPM过程中HO·贡献的指示物［20，21］.

图4为IPM和NB共存时各自在US/NaClO体系的降解动力学，NaClO 浓度为0.12 mmol/L，远高于IPM 和NB（10 μmol/L），因此可以忽略反应过程中NaClO浓度的变化.根据稳态假设，体系中由HClO/ClO-裂解产生的HO·和RCS 浓度理论上是一定的，因此HO·和RCS对IPM氧化的贡献值RHO·-IPM和RRCS-IPM可通过下式进行估算［22］：

Fig.4 Kinetic curves of IPM(a) and NB(b) degradation in their coexisting solution under US/NaClO system

由图4 测得=0.0018 min-1.根据式（4）及kHO·-NB=3.90×109L·mol-1·s-1计算［HO·］ss=7.69×10-15mol/L.已知kHO·-IPM=3.42×109L·mol-1·s-1［15］，由式（5）进一步可得=1.58×10-3min-1.2.1 节中测得=0.034 min-1.假设US/NaClO体系中氯氧化作用与其单独作用时相等，即=0.00538 min-1.由式（2）求得=0.02704 min-1，这也与IPM和NB共存时IPM的k=0.0259 min-1基本吻合.

根据式（6）和（7）进一步计算RHO·-IPM，RRCS-IPM和RNaClO分别为4.65%，79.53%和15.82%，与自由基抑制实验结果基本一致.可见US/NaClO降解IPM过程中，RCS为主要活性物种.

2.3 超声功率的影响

功率是决定超声空化效应的主要参数［23］，也是影响US/NaClO降解IPM的重要因素之一.实验分析了IPM初始浓度为10 mg/L，初始pH为5.8，温度为25 ℃，NaClO浓度为0.12 mmol/L，超声功率在9.5～38.5 W范围时对IPM去除率的影响，结果如图5所示.可见，随着功率的增加，IPM的去除率升高，继续增加功率至38.0 W，去除率有所降低.功率存在适宜值［22，23］.与超声强化CCl4和过硫酸盐等相比，US/NaClO体系所需功率非常低.通常，超声空化包括空化泡的形成与裂解，在短暂的时间内释放大量能量，同时产生湍流提高反应的传质效率.因此功率在一定范围增加，释放更多能量，加速HClO/ClO-的裂解，产生更多自由基，增强了IPM与自由基的接触反应.功率继续增加，同一时间大量空化泡产生和裂解，阻碍了超声波的传播［22］.

Fig.5 Effect of ultrasound power on IPM degradation under US/NaClO system

2.4 NaClO添加浓度的影响

其它条件同2.3 节，功率为28.5 W，NaClO 浓度在0.03～0.24 mmol/L 范围内，IPM 的降解结果如图6 所示.可以看出，加氯量分别为0.03，0.06，0.12 和0.24 mmol/L 时，60 min IPM 去除率依次为20.7%，31.35%，85.8%和91.12%；IPM 的去除率随加氯量的增加而升高.这主要是由于随着HOCl和ClO-含量的增加，超声作用下体系会产生更多的ClO·，·等二级氯自由基，使IPM的去除率提高，这与2.2 节自由基的鉴别及贡献分析结果一致.类似结果在UV/NaClO 降解农药等有机物中也有报道［12，24］.

Fig.6 Effect of NaClO concentration on IPM degradation under US/NaClO system

2.5 反应活化能

其它条件同2.4节，NaClO浓度为0.12 mmol/L，IPM在15～45 ℃范围内的降解结果如图7所示.温度分别为15，25，35和45 ℃时，60 min IPM去除率分别为54.8%，85.8%，89.3%和97.3%，对应的一级反应速率常数k分别为0.013，0.034，0.038和0.063 min-1.根据Arrhenius方程对lnk与1/T进行拟合（图8），计算US/NaClO 降解IPM 的Ea=59.03 kJ/mol，低于IPM 单独氯氧化的活化能（75.60 kJ/mol）（图未附）.一般认为，温度升高可以降低溶液黏度，从而提高HClO/ClO-的超声裂解［23］.

Fig.7 Effect of temperature on IPM degradation under US/NaClO system

Fig.8 Arrhenius plot for IPM degradation under under US/NaClO system

2.6 US/NaClO降解IPM的产物鉴定及路径解析

采用HPLC/MS/MS对US/NaClO体系降解IPM的中间产物进行分析，主要检测到5种产物，其m/z及分子结构如表1所示，US/NaClO氧化过程中，IPM分子中的碘被—OH/Cl取代形成D686，D667，继续脱碘或被—OH/Cl 取代形成D503和D541.AOPs 降解ICM过程中很容易发生脱碘反应，脱碘较脱氯更容易进行［25～27］.本实验没有检测到IPM直接脱碘产物［M-126.9045］，这可能是因为HO·通过亲电加成直接生成D667.氯自由基（如·）对污染物的氧化机制主要包括脱氢、加成和电子转移［28］，D686和D503应该是RCS亲电加成生成.采用Gaussian软件对IPM中各原子的进行模拟计算，结果见本文支持信息表S1.I1，I2和I3的分别为0.358，0.285和0.432，I3最高，说明I3更容易通过自由基加成被—OH/Cl取代，这与产物D686，D667，D541和D503的生成一致，类似结果也有报道［29］.3个N原子中，N14上具有电子密度最高，易受到Cl·，·和ClO·等自由基的亲电攻击［30］，经单电子迁移、脱H·、加H2O 等过程［31］，最后脱除—N－CH—（CH2－OH）2，形成D702.有研究发现IPM直接氯氧化会发生水解［32］，但本实验没有检测到相应产物，这可能与反应条件有关.IPM在US/NaClO体系的降解路径如Scheme 1所示，产物生成与2.2.2节自由基的鉴别及贡献分析结论基本一致.

Scheme 1 Proposed degradation pathway of IPM under US/NaClO system

Table 1 Major products identified by HPLC/MS/MS in IPM degradation under US/NaClO system

脱碘和水解产物的生成有利于提高ICM 的生物降解性能［28］，但自由碘为I-DBPs 的生成提供了可能.与HOI和IO-相比，形成IO3-能够减少I-DBPs的生成风险，实验进一步分析了2.1节条件下IO3-的生成情况.由图9可见，与NaClO氧化相比，US/NaClO氧化IPM过程中IO3-的生成量明显增加，且IO3-的浓度随IPM降解量的增加而增加.这一结果表明超声增强氯化（US/NaClO）不仅能够有效氧化IPM，而且还能效降低I-DBPs的生成风险.

Fig.9 Formation of under two different experimental conditions along with the corresponding IPM degradation

3 结 论

US/NaClO 显著提高了IPM 的降解效果，氯氧化、HO·和RCS 的贡献分别为16.47%，4.65%和78.82%.NaClO 浓度在0.03～0.24 mmol/L 范围内增加促进了IPM的降解；温度在15～45 ℃范围内升温有利于IPM的降解，反应活化能Ea为59.03 kJ/mol；最佳超声功率为28.5 W.HPLC/MS/MS主要检测出5种中间产物，结合DFT的计算结果，IPM在US/NaClO体系的主要降解途径为脱碘和取代，IO3-的生成随IPM降解量的增加而增加.

支持信息见http：//www.cjcu.jlu.edu.cn/CN/10.7503/cjcu20200852.