UV/H2O2對海水養殖廢水中磺胺甲惡唑去除條件優化與降解機制分析?

胡鈺博，馬冬雪，張亞男，趙陽國,2??

(1.中國海洋大學環境科學與工程學院，山東 青島 266100；2.中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東 青島 266100)

根據《2020年中國漁業統計年鑒》，2019年中國海水養殖面積1.992×106hm2，產量3.28×107t，海水養殖產值達3 575.29億元[1]。為了預防細菌性疾病、提高養殖產量，在養殖過程中普遍投加抗生素[2-3]。研究表明，投加的抗生素只有20%～30%可被養殖生物吸收利用，其余大部分均進入養殖環境[4]；近年來，海水養殖區、附近水域甚至水產品中已經檢出多種抗生素殘留，引起人們的廣泛關注[5-8]。殘留的抗生素會富集抗性基因及抗性菌，對生態系統造成破壞，并進一步對人類和動物健康形成潛在風險[9]。

磺胺甲惡唑(SMX)作為廣譜抗菌劑，抗菌作用強，常用于海水養殖中的細菌病害防治，集約化的養殖模式導致SMX成為高頻率檢出抗生素之一。受取樣地點、取樣季節等因素影響，SMX檢出濃度差異較大，從ng·L-1～mg·L-1均有報道[7]，其在養殖水體環境中的檢出濃度甚至可達5.57 mg·L-1[8]。目前針對海水養殖廢水處理通常采用生物處理工藝，然而，活性污泥法或生物膜法對SMX的去除效率極低[10]，SMX不能通過傳統的廢水處理工藝有效去除[11]，這也是其在地表水中經常被檢測出的主要原因，對人類健康和生態系統構成長期威脅。Lu等[12]采集了中國近1.8萬公里海岸線附近的水樣，發現SMX的短期和長期生態風險均處于較高水平。更值得注意的是，由于生物處理工藝中微生物長期接觸低濃度抗生素，這些生物處理工藝被認為是富集細菌抗生素抗性基因的理想環境[13]。因此，迫切需要應用有效的處理措施提高SMX的降解效率。

以UV、Fenton、O3以及過硫酸鹽(PDS)等為基礎的高級氧化工藝(AOP)，由于強氧化能力和非選擇性，已廣泛應用于廢水中降解有機污染物，如城市和工業廢水中抗生素等的去除[14-15]。UV/H2O2除了在去除廢水中的微污染物效果顯著外，還可降低毒性副產物的形成[16]。Lee等[17]發現相比于O3，UV/H2O2可以實現優異的微污染物減排，降低能耗，減少氧化副產物(如二甲基亞硝胺、溴酸鹽)的生成。由于SMX的吸收光譜圖在UV-C段有較強的吸收峰，且在水處理過程中，相比于其他高級氧化處理工藝，UV/H2O2不會引入新的污染物，且運行穩定。因此，考慮到SMX的紫外敏感性和H2O2的促進作用[18]，UV/H2O2在去除SMX有很強的應用價值和實際意義。Borowska等[19]研究pH為4.8時SMX的降解情況，發現波長在255～579 nm的UV光源可有效降解SMX；Zhu等[20]研究了UV/H2O2對SMX在含有多種磺胺類抗生素混合溶液中的光化學氧化作用，發現磺胺類化合物在UV/H2O2體系中可完全去除，并提出了相應的降解途徑。

然而，海水體系復雜，影響因素較多，有關SMX在海水體系中的降解過程還需要深入研究。此外，現有研究往往只關注了SMX的去除效率，而忽略了在去除過程中抗生素的礦化度以及體系生物毒性的變化。因此本研究通過UV/H2O2對海水養殖廢水中SMX的去除實驗，解析UV和H2O2的作用，優化UV/H2O2去除SMX的工藝條件，評估處理過程中SMX礦化程度以及毒性變化，通過測定SMX降解過程主要中間產物推測可能降解路徑，研究可為含抗生素的海水養殖廢水高效處理提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

SMX(純度>98%)購自中國阿拉丁公司，HPLC級甲醇、乙腈購自德國Merck公司，HPLC級甲酸和甲酸銨購自美國Sigma公司，其他化學品均為分析純，購自中國國藥。色譜柱型號：Waters Xterra MS C18(100 mm×4.6 mm，3.5 μm)。發光細菌凍干粉購自青島順禾公司。

1.2 UV/H2O2反應裝置

本研究的紫外處理實驗在平行光儀(新大陸環境，中國)中進行。該系統配備了一根40 W低壓汞燈，提供波長為254 nm的紫外平行光源。下方放置一個直徑為10 cm，高度為5 cm，頂口無蓋的圓柱形玻璃反應裝置，反應器下面配置轉速為100 r·min-1的磁力攪拌器以確保溶液充分混合。通過改變紫外燈管與玻璃反應器的距離來調整紫外強度，光強通過紫外輻照計(LS125，林上 中國)進行測量。反應裝置四周安裝黑色遮光板，以減弱其他光源的干擾，并確保操作人員的安全。除特殊說明，反應條件為：燈管距離液面25 cm，平均光強為1.1 mW·cm-2，每次實驗反應器中樣品溶液為200 mL，深度約為2.5 cm。

1.3 UV/H2O2實驗設計

為闡明UV、H2O2在處理SMX過程中的協同作用以及各工藝條件的影響，通過預實驗確定實驗基本反應條件為：SMX初始濃度10 mg·L-1，H2O2初始濃度0.2 mmol·L-1，pH為5.0，在此基礎上開展批次實驗。單獨UV、H2O2以及UV/H2O2耦合處理SMX以驗證其協同作用。分別改變紫外強度(0.056、0.083、0.35、1.1 mW·cm-2)，SMX初始投加量(1、2、5、8、10 mg·L-1)，H2O2濃度(0.1、0.2、0.5、0.8、1、5、10 mmol·L-1)，pH(3.0、5.0、7.0、9.0、11.0)，探究不同工藝條件對SMX降解的影響，獲得SMX去除效率最優的工藝條件。條件優化的實驗均在超純水進行，以排除其他水質因素的干擾。

上述批次實驗過程為：實驗前先將紫外燈管預熱10 min以保持紫外強度穩定。打開平行光儀反應即開始并開始計時，反應一段時間后，在固定的取樣時間點(0、0.33、1、2.5、5、7.5、10 min)取出5 mL水樣，添加0.5 mL 10 mmol·L-1硫代硫酸鈉來淬滅殘余H2O2并用0.22 μm濾膜過濾，在4 ℃保存待下一步處理。整個反應在室溫進行。

1.4 化學指標檢測方法

SMX及中間產物在檢測前的處理采用固相萃取法。具體過程為：取0.5 mL待測水樣用超純水稀釋至5 mL。取5 mL甲醇和10 mL超純水對HLB萃取柱(OASIS，美國)進行活化，活化后加入5 mL樣品進行上樣，之后用10 mL超純水進行沖洗，將柱子內壁殘余樣品過柱并沖洗HLB柱中的鹽離子，最后用5 mL甲醇洗脫。全程萃取流速控制在每秒1滴左右。取1 mL洗脫液經0.22 μm濾膜過濾后裝入色譜瓶并在4 ℃保存待測。參照文獻[22]采用液相色譜-質譜聯用儀(LC-MS)(賽默飛，美國)測定SMX。將SMX母液(100 mg·L-1)分別稀釋到1000、500、200、100、50、20、10 μg·L-1作為標準溶液進樣檢測，根據峰面積擬合得到線性關系良好的標準曲線(R2≥0.99)。對于SMX降解過程中間產物的檢測，采用超高液相色譜-質譜聯用儀(UPLC-MS)在80～500的質荷比范圍(m/z)對樣品進行全質譜掃描采集，配備Q-TOF高分辨率質譜儀(maXis，Bruker)的Ultimate 3000液相色譜系統用于鑒定SMX降解過程中的中間產物。

pH采用PHS-3C(雷磁，中國)測定，反應溶液的pH用HCl(1 mol·L-1)和NaOH(1 mol·L-1)進行調節。TOC采用總有機碳分析儀TOC-Vpcn(島津，日本)測定。生物毒性采用生物毒性檢測儀LumiFox2000(朗石，中國)測定。使用前先用復蘇稀釋液將發光細菌凍干粉復蘇15 min，之后加入滲透壓調節液500 μL，再將超純水(校準)或待測樣品加入到發光細菌中反應15 min，最后在生物毒性檢測儀進行讀數，發光細菌存活率越低說明毒性越大。

1.5 降解動力學研究

·OH是一種活性很強的自由基，其壽命極短，為納秒級[23]，當實驗過程中UV強度保持不變時，·OH濃度通常被認為是恒定的[24]。所以SMX降解過程符合準一級動力學模型，見方程式(1)。構建模型用于評估反應條件下的SMX降解動力學。

ln(Ct/C0)=-kt。

(1)

式中：Ct和C0分別為反應時間為t和0的SMX濃度(μg·L-1)；t為反應時間(min)；k是反應速率常數(min-1)。通過線性回歸得到k值并用于反映SMX處理效率。

2 結果與分析

2.1 工藝條件對SMX的去除效率的影響

2.1.1 UV和H2O2的協同作用 為探究UV、H2O2對SMX的作用，比較了UV、H2O2、UV/H2O2以及添加了·OH淬滅劑叔丁醇之后各體系中SMX的去除率，結果如圖1。

在整個處理過程中，SMX在0.2 mmol·L-1H2O2的作用下濃度一直保持在10 mg·L-1左右，這表明SMX水解、自然光降解和H2O2誘導的自降解影響可以忽略不計。單獨UV降解10 min后，SMX的去除率達到71.17%，降解速率常數k為0.125 4 min-1，而UV/H2O2處理SMX的效率在相同時間內為83.50% 降解速率常數為0.180 0 min-1。加入·OH的淬滅劑叔丁醇后，10 min后SMX去除率下降到72.08%，接近UV處理條件下的去除效率。加入叔丁醇淬滅·OH后SMX去除反應速率高于UV處理的原因可能是叔丁醇淬滅效率小于·OH產生速率，仍有一小部分·OH參與降解SMX。可見，UV光解對SMX降解起主要作用，由H2O2在紫外線輻射后產生的·OH(·OH氧化電位為2.8 V)也在一定程度內加快SMX降解效率，Skodic等[25]在UV/H2O2、H2O2/UV/Fe2+等多種高級氧化工藝(AOPs)處理活性染料RB4的實驗中也得到了類似的結果。

2.1.2 H2O2濃度影響 H2O2經UV照射后產生·OH，其劑量會影響處理效率和運營成本[26]。因此采用濃度為0.1、0.2、0.5、0.8、1、5、10 mmol·L-1的H2O2劑量探究其對SMX去除的影響。圖2中(a、b)顯示，在不同H2O2濃度下，SMX去除率在10 min內的整體趨勢基本一致。反應速率常數從0.146 8 min-1上升到0.180 0 min-1，之后持續下降。最優投加量為0.2 mmol·L-1。隨著H2O2投加量增加，體系中的·OH也會逐步增加，進而有利于整個氧化體系對于目標污染物的去除，而當體系中H2O2濃度繼續升高，達到了H2O2與目標污染物最優摩爾比時，高濃度的H2O2條件下，H2O2會和反應體系中的·OH結合，生成氧化還原電位較低的 HO2·，產生淬滅效果。HO2·和·OH 均會發生自淬滅反應生成 H2O2，當·OH的生成量小于淬滅量時，整個反應體系的氧化能力就會減弱[19]，如反應式(2～5)所示。此外，過量的H2O2會與SMX競爭UV，進一步降低SMX去除效率。當H2O2濃度達到10 mmol·L-1時，反應速率顯著降低，甚至低于單獨UV處理SMX的效率。

H2O2+·OH → HO2·+H2O。

(2)

(3)

HO2·+·OH-→ H2O2+O2。

(4)

·OH+·OH → H2O2。

(5)

2.1.3 紫外強度影響 在UV/H2O2體系中，UV既可以直接光解SMX，也可以激發H2O2產生·OH作用于SMX，直接決定了降解所需時間，因此是工藝中重要的條件。因SMX降解速率隨著光強的減弱下降很快，取樣時間延長至20 min。不同光強變化時對SMX去除效能的影響如圖2(c、d)所示。由圖可得，不同紫外光強對SMX去除率的影響差異明顯。保持其他條件一致，在紫外光強為0.056、0.083、0.35、1.1 mW·cm-2時，反應10 min后SMX的去除率分別為7.97%，8.63%，26.35%，76.37%。降低紫外光強的造成SMX去除效率明顯下降，由此可見紫外光強度是影響去除效率的主要因素。與之類似，Beretsou等[27]在研究UV/H2O2處理含有難降解抗生素(氨芐西林、克拉霉素、紅霉素、氧氟沙星、磺胺甲惡唑、四環素和甲氧芐啶)混合物時，也證實為了達到充分降解的目的，需要比污水廠通常用于消毒的UV強度高得多。因此在實際應用去除水中SMX的時候，需要注意適當提高紫外燈光源的強度。

2.1.4 SMX投加量影響 不同初始濃度的SMX在UV/H2O2體系中去除情況如圖2(e)、(f)。當SMX濃度從1 mg·L-1上升到10 mg·L-1，去除率從88.7%下降到77.1%，反應速率從0.229 0 min-1下降到0.166 8 min-1。這是因為隨著SMX初始濃度的增加，由于紫外線強度不變，更多的SMX分子參與競爭利用UV，從而降低了單位SMX利用UV的效率。并且相應的也會與H2O2競爭UV，從而影響·OH的生成。此外，在較高初始SMX濃度下產生的更多中間產物與SMX競爭UV和·OH，這也導致SMX去除率降低。Li等[28]同樣發現，在UV/H2O2體系去除SMX時，SMX的降解速率隨著SMX初始濃度的升高而降低。

2.1.5 pH影響 通過改變pH探究pH對SMX去除效率的影響。由圖2(g)、(h)可得，在酸性條件下，SMX的反應速率顯著高于中性和堿性條件。在中性條件下，反應10 min后，SMX的去除率只有38.6%。在pH為11時，反應10 min SMX去除率只有28.1%。

出現這樣結果的原因首先是pH對SMX自身性質的影響。SMX有兩個解離常數:pKa1=1.85，pKa2=5.6[29]。當pH<1.85時，SMX主要以陽離子形態存在；當1.85 5.60時，SMX 主要以陰離子形態存在。中性和弱堿性條件促進了SMX從中性形態向陰離子形態的轉化。不同形態的SMX其對光的摩爾吸收系數也不同[19]。較高摩爾吸收系數有助于通過UV加速自身光解。有研究表明[29]，SMX對光的摩爾吸收系數規律為，陽離子>中性狀態>陰離子狀態。如圖3所示，波長在240～260 nm范圍的紫外光下，pH為7、9時，吸收光譜特征幾乎一致，這是因為在這兩種 pH下，溶液中SMX都是以陰離子形態為主；隨著pH不斷減弱，最大吸收波長明顯發生了紅移，兩種不同形態的SMX吸收光譜也不同，且在250～290 nm間吸收峰增大。類似地，Baeza等[30]發現磺胺類抗生素(磺胺甲惡唑、磺胺二甲嘧啶、磺胺嘧啶)在陽離子和中性分子表現出比其陰離子形式更好的紫外吸收作用。因為紫外光解是SMX主要降解機制，所以pH對SMX形態的影響是降解速率變化的主要原因。

2.2 海水中陰離子對SMX去除率的影響

高含氮量和高鹽度是海水養殖廢水的典型特征[32]，因此根據條件優化確定的基本反應條件(紫外強度1.1 mW·cm-2、0.2 mmol·L-1H2O2、SMX投加量10 mg·L-1、pH=5)，分別改變海水中特定陰離子濃度探究陰離子對SMX去除的影響。

·OH+Cl-→Cl·+OH-。

(6)

(7)

(8)

(9)

(10)

(11)

(12)

2.3 礦化度

在5 min后，礦化度提高速率明顯下降，這可能是隨著H2O2消耗，體系中·OH含量降低，氧化能力下降。但值得注意的是，雖然H2O2被完全消耗，但從圖中看礦化度仍在不斷提高。據Lam研究[37]，在沒有其他化學源的條件下，UV光解過程中也會產生·OH，這也是UV光解礦化度依舊會不斷提高的原因。

2.4 反應過程毒性變化

發光細菌法是一種用于評價水質綜合毒性的新型生物毒性監測技術，利用發光細菌毒性試驗可以檢測環境污染物的急性毒性[38]。通過測定溶液發光細菌急性毒性評估經UV/H2O2處理的溶液毒性，隨著環境污染物毒性的增加，發光抑制率也會更加。

SMX經UV光解和UV/H2O2處理后中間產物的毒性變化如圖5(d)所示。在初始狀態，只含有SMX的超純水體系中發光細菌存活率為100%，因此認為SMX母體化合物毒性可忽略不計；添加了H2O2的超純水體系中發光細菌存活率為95%，說明H2O2對生物具有一定的氧化劑毒性；海水中復雜的成分抑制了發光細菌的存活率，在初始狀態存活率為86%。反應開始后5 min內，三種體系中毒性水平均顯著升高，對比圖5(c)發現SMX主要被礦化的時間也在前5 min，因此認為毒性的升高與中間產物的生成直接相關[20]。在之后的20 min反應時間內，隨著處理時間的延長毒性逐漸下降并恢復至初始水平。這說明在處理過程中產生了毒性更高的中間產物。但隨著處理時間的延長，中間產物逐漸礦化，毒性又恢復到原始溶液。光解是產生毒性最低的過程，可能與SMX礦化度不高，生成的中間產物較少有關[39]。值得注意的是，經過20 min處理，添加了H2O2的海水和超純水體系毒性均下降到低于原始溶液的水平，說明雖然降解過程會導致SMX產生有毒性降解產物，但延長處理時間可以有效地將它們進一步轉化為毒性較低的降解產物。

綜上，SMX母體化合物并未表現出毒性，但在UV/H2O2處理SMX的過程中，處理后的溶液均出現毒性增強的現象。UV光解是毒性產生最低的過程，可能是由于礦化緩慢，中間產物生成較少或者生成的中間產物毒性較小。在實際應用中，應注意延長處理時間以減弱毒性。SMX的降解產物相比于母體化合物在化學結構和性質方面存在差異，而毒性的強弱也與中間產物直接相關。因此在毒性評估的基礎上，對SMX處理過程中生成的降解產物測定尤為重要。

2.5 SMX降解路徑

了解UV/H2O2降解SMX的途徑有助于對反應過程進行控制和風險評估。分別在第0、5、10、20 min對經UV、UV/H2O2處理的溶液取樣，固相萃取提純后通過LC-MS對碎片進行檢測。將在不同輻照時間獲得的樣品的LC-MS色譜圖與初始樣品進行比較，新峰的出現以及響應值的變化表明了中間產物的出現，由此確定了8種最主要的中間產物如表1所示。根據這些中間產物和已知文獻報道，提出了SMX降解路徑，包括磺酰胺鍵(S-N)斷裂、羥基的取代、氨基的氧化以及SMX的同分異構體的形成。此外通過對比UV/H2O2與單獨UV處理過程碎片的不同，推出UV和·OH在SMX降解過程中發揮的不同作用。

表1 SMX降解過程中產生的中間產物Table 1 The analytical information LC-MS during the degradation of SMX

在單獨UV處理中，檢測出的碎片僅有C2、C3、C6和C7，降解過程包括磺酰胺基斷裂，基團光異構化以及一部分羥基化，而在UV/H2O2處理過程中，檢測出的碎片種類包含C1～C8。

SMX的磺酰胺鍵極不穩定，在UV照射和·OH的作用下易發生斷裂生成C3(異惡唑)和C6(磺胺酸)碎片，這也是前人研究中發現的SMX最常見的降解路徑[41]，之后的反應有些是在磺酰胺鍵斷裂的基礎上發生。

C7化合物與母體化合物SMX具有相同的質荷比，但出峰時間不同，因此認為是SMX的同分異構體。Zhou等[40]也發現了這一結果，并提出是UV導致異惡唑環產生光異構化反應。所以體系處理后生成的中間產物可能仍然具有與母體化合物相同或近似的結構。C4可能是異惡唑環上的烯烴雙鍵被·OH攻擊的結果，加成反應導致雙鍵斷裂，之后氫離子被-OH取代。C5比C4質荷比接近，推測是-OH取代-H的位置不同。Liu等[41]通過LC-TOF-MS技術證實，SMX在降解過程中苯環上的-H也會被-OH取代，這也解釋了C5的生成。C5中·OH取代的位置可能為苯胺的鄰位或對位，Solar等[42]研究了苯胺自由基經·OH攻擊后的吸光度特性，他們發現54%的一級產物是·OH與苯胺的鄰位反應產生的，而36%的·OH與-NH2基團直接反應，其余10%的·OH可能攻擊對位，這解釋了C5產生的機理。

C1是C3的氨基被氧化形成的，由于磺胺酸苯環上的氨基相比于異惡唑環的氨基穩定，因此并未被氧化，只發生了取代反應，生成C2。此外，由生成的光轉化產物仍能有部分與母體化合物SMX相同的結構這一推論[43]，判斷C8是·OH攻擊C6的結果，破壞了苯環結構但保留了一部分氨基苯基砜的產物。

綜上所述，基于中間產物的鑒定以及文獻報道，SMX在UV/H2O2下的降解路徑如圖6所示。雖然UV對SMX降解起主要作用，但·OH的參與顯著影響中間產物。UV/H2O2與直接光解的主要區別在于羥基化產物的形成[44]。在沒有·OH存在的條件下，UV導致的磺酰胺鍵斷裂(路徑(1))是SMX基礎的降解路徑，還有異惡唑環在UV作用下產生的光異構化反應(路徑(4))。隨著·OH的引入，體系氧化性變強，中間產物進一步被氧化，羥基的取代反應(路徑(2))和氧化反應(路徑(3))增多，甚至破壞苯環結構(路徑(5))，這也論證了引入·OH后體系礦化度相比于單獨UV處理有所提高。

3 結論

本研究考察了UV/H2O2去除海水養殖廢水中SMX的效率以及SMX的可能降解機制。

(1)SMX在UV/H2O2體系中的降解遵循準一級動力學模型(R2≥0.99)。

(2)通過不同工藝條件對比，發現紫外強度與pH對SMX去除率影響顯著，且較高的UV輻照強度、濃度為2 mmol·L-1的H2O2、SMX為陽離子或中性分子的pH條件有利于SMX降解。

(3)氯離子和碳酸根離子可競爭·OH并導致pH化，從而抑制SMX去除效率，硝酸根離子在UV照射下形成內濾膜，減弱光照從而抑制SMX去除速率。

(4)相比于單獨UV，UV/H2O2體系中的·OH可有效提高體系的礦化度。

(5)SMX降解過程產生的中間產物使得處理體系發光細菌急性毒性上升，延長處理時間可有效降低發光細菌急性毒性。

(6)在UV/H2O2體系中，SMX主要通過磺酰胺鍵斷裂、羥基取代和氨基的氧化作用被去除，鑒定出八種主要中間產物并推測了主要降解路徑。除了磺胺類典型抗生素SMX外，還需要對存在于實際廢水中的其他抗生素進行研究，以獲得有效處理抗生素問題方案，徹底解決抗生素問題。