超聲協(xié)同二氧化鈦光催化法降解水中磺胺甲噁唑和紅霉素最佳工藝條件的研究

戴娟秀，陶鴻燕，夏宜馨，翟 璐，黃明元，何詠秋，邵軍麗* （. 廣東醫(yī)科大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院衛(wèi)生檢驗(yàn)與檢疫系，廣東東莞 808；. 東莞松山湖實(shí)驗(yàn)中學(xué)醫(yī)務(wù)室，廣東東莞 808；. 貴州醫(yī)科大學(xué)07級(jí)研究生，貴州貴陽 00；. 廣東醫(yī)科大學(xué)公共衛(wèi)生學(xué)院實(shí)驗(yàn)教學(xué)中心，廣東東莞 808；. 廣東醫(yī)科大學(xué)06級(jí)衛(wèi)生檢驗(yàn)與檢疫專業(yè)本科學(xué)生，廣東東莞 808）

我國是世界上磺胺類藥物的頭號(hào)生產(chǎn)和銷售大國，磺胺類抗生素的規(guī)模、產(chǎn)量和品種都居于全世界的首位?；前芳讎f唑(sulfathiazole，SMZ)作為磺胺類抗生素最具有代表性的一種，是我國最常使用的廣譜類抗生素，它常作為禽畜、水產(chǎn)治療及預(yù)防用藥添加到飼料中，用量大且進(jìn)入環(huán)境中的SMZ較為穩(wěn)定，自然環(huán)境下很難降解[1]。紅霉素(erythromycin，EM)，又名紅霉素堿、紅絲霉素、威霉素和新紅康等，具有廣譜抗菌作用，廣泛地被應(yīng)用于臨床和禽畜業(yè)。由于其用量大、半衰期長、在水中的檢出率高等特點(diǎn)，近年成為水抗生素污染的主要抗生素之一，成為研究的重點(diǎn)[2]。二氧化鈦(titanium dioxide，TiO2)光催化氧化技術(shù)和超聲水處理法都可以通過產(chǎn)生羥基自由基(·OH)，促進(jìn)水中有機(jī)物的降解[3-4]。此外，超聲波降解法還可使水樣產(chǎn)生高溫和高壓，加快分子碰撞速度，導(dǎo)致分子鏈斷裂[4]。將超聲波與光催化氧化技術(shù)聯(lián)合使用降解水中的有機(jī)污染物，是近年來發(fā)展的一項(xiàng)新型水處理技術(shù)。超聲協(xié)同光催化氧化技術(shù)的首次研究是用于降解廢水中的污染物多氯聯(lián)苯(PCBs)[5]。研究者將超聲協(xié)同光催化氧化技術(shù)應(yīng)用至降解水中的乙腈和2, 4-二氯苯酚以及2, 4-二氯苯酚的研究[6]；國內(nèi)有將超聲協(xié)同光催化氧化技術(shù)應(yīng)用至降解印染廢水和煉油廠含油廢水的研究[7-8]。在前期的研究中，我們發(fā)現(xiàn)超聲協(xié)同光催化法降解土霉素優(yōu)于單一的光催化氧化和超聲處理技術(shù)，且抗干擾性良好[9]。迄今，尚未見有關(guān)超聲協(xié)同光催化法降解水中磺胺甲噁唑和紅霉素的文獻(xiàn)報(bào)道，本研究旨在探索降解這兩種抗生素的最佳條件。

1 材料和方法

1.1 儀器和試劑

1.1.1 儀器 實(shí)驗(yàn)過程中用到的儀器詳見表1。

1.1.2 試劑 實(shí)驗(yàn)過程中用到的試劑詳見表2。

1.2 方法

1.2.1 光照時(shí)間對(duì)降解水中抗生素的影響 (1) 365 nm 波長+光照時(shí)間處理含催化劑TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，光照時(shí)間分別設(shè)置為0、15、30、45、60、75、90 min。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率200 W+超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照時(shí)間處理含催化 劑TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，光照時(shí)間設(shè)置為0、15、30、45、60、75、90 min。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.2 超聲時(shí)間對(duì)SMZ和EM降解率的影響 (1) 超聲功率200 W+超聲時(shí)間處理含催化劑TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，超聲時(shí)間分別設(shè)置為0、10、20、30、40、50、60 min。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率200 W+超聲時(shí)間+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和 EM(50 mg/L)的 水樣(pH=4.0)，超聲時(shí)間設(shè)置為0、10、20、30、40、50、60 min。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.3 超聲功率對(duì)SMZ和EM降解率的影響 (1) 超聲功率+超聲時(shí)間60 min處理含催化劑TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，超聲功率分別設(shè)置為200、250、300、350、400、450 W。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率+ 超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑 TiO2(50 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和 EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，超聲功率設(shè)置為200、250、300、350、400、450 W。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

表1 實(shí)驗(yàn)過程中使用的儀器

表2 實(shí)驗(yàn)過程中使用的試劑

1.2.4 催化劑TiO2含量對(duì)SMZ和EM降解率的影響(1) 365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，TiO2質(zhì)量濃度分別設(shè)置為1、3、5、7、10 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)，TiO2質(zhì)量濃度分別設(shè)置為1、3、5、7、10 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.5 pH對(duì)SMZ和EM降解率的影響 (1) 365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣，水樣pH值分別設(shè)置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣，水樣pH值分別設(shè)置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(3) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣，水樣pH值分別設(shè)置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.6 硝酸根(NO3-)質(zhì)量濃度對(duì)SMZ和EM降解率的影響 (1) 365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH= 4.0)；此外，水樣中額外添加NO3–，NO3–質(zhì)量濃度分別設(shè)置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC 法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和 EM(50 mg/L)的 水 樣 (pH=4.0)；此外，水樣中額外添加NO3–，NO3–質(zhì)量濃度分別設(shè)置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(3) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和 EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)；此外，水樣中額外添加NO3–，NO3–質(zhì)量濃度分別設(shè)置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.7 腐殖酸質(zhì)量濃度對(duì)SMZ和EM降解率的影響(1)365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和 EM(50 mg/L)的 水 樣 (pH=4.0)；此外，水樣中額外添加腐殖酸，腐殖酸質(zhì)量濃度分別設(shè)置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)；此外，水樣中額外添加腐殖酸，腐殖酸質(zhì)量濃度分別設(shè)置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。(3)超聲功率 200 W+超聲時(shí)間60 min+365 nm波長+光照60 min處理含催化劑TiO2(5 mg/L)、SMZ(50 mg/L)和EM(50 mg/L)的水樣(pH=4.0)；此外，水樣中額外添加腐殖酸，腐殖酸質(zhì)量濃度分別設(shè)置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測(cè)定水中SMZ和EM含量。

1.2.8 SMZ和EM的測(cè)定 (1) 測(cè)定條件：各詳細(xì)檢測(cè)條件詳見表3。(2) 標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制：分別測(cè)定質(zhì)量濃度為2、5、10、20、50 mg/L的標(biāo)準(zhǔn)溶液，以SMZ和EM的質(zhì)量濃度為橫坐標(biāo)，峰面積為縱坐標(biāo)，繪制SMZ和EM的標(biāo)準(zhǔn)曲線。(3)質(zhì)量控制：每個(gè)樣品測(cè)量3次，取其平均值作為最終測(cè)定結(jié)果。

表3 HPLC測(cè)定SMZ和EM儀器參數(shù)

1.3 統(tǒng)計(jì)學(xué)處理

根據(jù)降解前后水樣中SMZ和EM含量，計(jì)算降解率(%)。

2 結(jié)果

2.1 SMZ和EM標(biāo)準(zhǔn)曲線

SMZ的質(zhì)量濃度與峰面積的簡(jiǎn)單線性回歸曲線為y=331.3x+3 383，R2=0.999。EM的質(zhì)量濃度與峰面積的簡(jiǎn)單線性回歸曲線為y=2 135x+5 436，R2=0.994。

2.2 不同光照時(shí)間對(duì)降解水中SMZ和EM的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖1所示。在超聲協(xié)同光催化降解處理?xiàng)l件下，SMZ的降解率分別為87.05%(15 min)、77.27%(30 min)、86.10%(45 min)、76.26%(60 min)、77.18%(75 min)、85.90%(90 min)，EM的降解率分別 為 70.06%(15 min)、70.08%(30 min)、68.39%(45 min)、69.38%(60 min)、70.90%(75 min)、68.59%(90 min)。在單一光催化降解條件下，SMZ的降解率分別 為 67.77%(15 min)、72.06%(30 min)、72.06%(45 min)、64.33%(60 min)、74.25%(75 min)、72.34%(90 min)，EM的降解率分別為59.96%(15 min)、62.77%(30 min)、61.97%(45 min)、63.05%(60 min)、63.05%(75 min)和63.22%(90 min)。

圖1 光照時(shí)間對(duì)抗生素降解率的影響

2.3 不同超聲時(shí)間對(duì)降解水中SMZ和EM的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖2所示。在超聲協(xié)同光催化降解處理?xiàng)l件下，SMZ的降解率分別為0%(0 min)、51.72%(10 min)、51.06%(20 min)、53.94%(30 min)、51.02%(40 min)、68.82%(50 min)、50.58%(60 min)；EM的降解率分別為0%(0 min)、71.21%(10 min)、71.91%(20 min)、70.83%(30 min)、70.07%(40 min)、69.84%(50 min)、69.80%(60 min)，單一的超聲處理?xiàng)l件下，SMZ的降解率分別為0%(0 min)、54.34%(10 min)、60.14%(20 min)、55.33%(30 min)、53.81%(40 min)、49.74%(50 min)、15.14%(60 min)；EM的降解率分別為0%(0 min)、51.18%(10 min)、58.20%(20 min)、53.63%(30 min)、53.70%(40 min)、55.83%(50 min)和58.40%(60 min)。

2.4 超聲功率對(duì)降解水中SMZ和EM降解率的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3所示。在超聲協(xié)同光催化處理?xiàng)l件下，SMZ的降解率分別為58.61%(200 W)、55.41%(250 W)、51.96%(300 W)、48.19%(350 W)、58.32%(400 W)、87.42%(450 W)；EM的降解率分別為65.56%(200 W)、68.60%(250 W)、84.14%(300 W)、83.82%(350 W)、88.13%(400 W)，76.93%(450 W)。在單一超聲處理?xiàng)l件下，SMZ的降解率分別為16.09%(200 W)、20.11%(250 W)、15.60%(300 W)、14.95%(350 W)、20.85%(400 W)、27.34%(450 W)；EM的降解率分別為55.21%(200 W)、57.19%(250 W)、57.92%(300 W)、57.44%(350 W)、58.07%(400 W)和51.76%(450 W)。

圖2 超聲時(shí)間對(duì)抗生素降解率的影響

圖3 超聲功率對(duì)抗生素降解率的影響

2.5 TiO2質(zhì)量濃度對(duì)SMZ和EM降解率的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖4所示。超聲協(xié)同光催化降解條件下SMZ的降解率分別為86.09%(1 mg/L)、86.16%(3 mg/L)、82.73%(5 mg/L)、84.35%(7 mg/L)、87.43%(10 mg/L)；單一光催化處理?xiàng)l件下SMZ的降解率分別 為 49.04%(1 mg/L)、54.57%(3 mg/L)、82.76%(5 mg/L)、82.73%(7 mg/L)、78.74%(10 mg/L)；協(xié)同降解條件下EM的降解率分別為75.31%(1 mg/L)、69.82%(3 mg/L)、69.68%(5 mg/L)、70.53%(7 mg/L)、61.83%(10 mg/L)，單一光催化降解條件下EM的降解率分別為75.53%(1 mg/L)、55.77%(3 mg/L)、57.62%(5 mg/L)、61.09% (7 mg/L)和57.99%(10 mg/L)。

圖4 不同催化劑的投加量對(duì)抗生素降解率的影響

2.6 pH對(duì)SMZ和EM降解率的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5所示。超聲協(xié)同光催化處理?xiàng)l件下的SMZ的降解率分別為48.78%(pH=1)、87.06%(pH=3)、87.84%(pH=5)、88.74%(pH=7)、63.06%(pH=9)、40.07%(pH=10)；單一的光催化降解條件下的SMZ降解率分別為4.90%(pH=1)、41.11%(pH=3)、61.30%(pH=5)、75.27%(pH=7)、77.30%(pH=9)、25.79%(pH=10)；單一超聲處理?xiàng)l件下的SMZ的降解率分別為35.03%(pH=1)、53.40%(pH=3)、60.60%(pH=5)、79.10%(pH=7)、75.42%(pH=9)、53.75%(pH=10)。超聲協(xié)同超聲處理?xiàng)l件下的EM的降解率分別為79.97%(pH=1)、78.87%(pH=3)、75.96%(pH=5)、66.61%(pH=7)、55.53%(pH=9)、31.90%(pH=10)；單一光催化降解條件下EM的降解率分別為83.49%(pH=1)、81.00%(pH=3)、80.36%(pH=5)、66.56%(pH=7)、60.10%(pH=9)、63.27%(pH=10)；單一超聲處理?xiàng)l件下EM的降解率分別為94.09%(pH=1)、90.52%(pH=3)、81.50%(pH=5)、80.84%(pH=7)、81.12%(pH=9)和85.11%(pH=10)。

2.7 NO3–質(zhì)量濃度對(duì)SMZ和EM降解率的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖6所示。超聲協(xié)同光催化降解條件下SMZ的降解率分別為81.31%(0.2 mg/L)、84.38%(0.5 mg/L)、92.87%(1.0 mg/L)、88.28%(1.5 mg/L)、97.71%(2.0 mg/L)；單一超聲處理?xiàng)l件下SMZ的降解率分別為16.97%(0.2 mg/L)、64.53%(0.5 mg/L)、32.63%(1.0 mg/L)、34.86%(1.5 mg/L)、59.77%(2.0 mg/L)；單一光催化降解條件下的降解率分別為64.46%(0.2 mg/L)、35.98%(0.5 mg/L)、67.33%(1.0 mg/L)、65.13%(1.5 mg/L)、71.83%(2.0 mg/L)；超聲協(xié)同光催化降解條件下EM的降解率分別為78.62%(0.2 mg/L)、74.95%(0.5 mg/L)、78.72%(1.0 mg/L)、78.63%(1.5 mg/L)、79.85%(2.0 mg/L)，單一超聲處理?xiàng)l件下EM的降解率分別為29.82%(0.2 mg/L)、59.08%(0.5 mg/L)、27.83%(1.0 mg/L)、80.67%(1.5 mg/L)、87.75%(2.0 mg/L)；單一光催化降解條件下EM的降解率分別為75.33%(0.2 mg/L)、76.34%(0.5 mg/L)、72.17%(1.0 mg/L)、76.67%(1.5 mg/L)和71.13%(2.0 mg/L)。

圖5 不同pH對(duì)兩種抗生素降解率的影響

2.8 腐殖酸質(zhì)量濃度對(duì)SMZ和EM降解率的影響

實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖7所示。超聲協(xié)同光催化降解條件下SMZ的降解率分別為27.33%(2 mg/L)、24.85%(4 mg/L)、25.94%(6 mg/L)、31.31%(8 mg/L)、19.94%(16 mg/L)；單一超聲處理?xiàng)l件SMZ的降解率分別為15.20%(2 mg/L)、18.59%(4 mg/L)、21.45%(6 mg/L)、28.35%(8 mg/L)、34.29%(16 mg/L)；單一光催化降解條件下SMZ的降解率分別為45.76%(2 mg/L)、39.56%(4 mg/L)、44.40%(6 mg/L)、33.97%(8 mg/L)、23.18%(16 mg/L)。超聲協(xié)同光催化降解條件下EM的降解率分別為67.43%(2 mg/L)、75.01%(4 mg/L)、77.92%(6 mg/L)、77.22%(8 mg/L)、66.63%(16 mg/L)；單一超聲處理?xiàng)l件下EM的降解率分別為49.63%(2 mg/L)、53.42%(4 mg/L)、56.60%(6 mg/L)、55.48%(8 mg/L)、64.44%(16 mg/L)；單一光催化降解條件下EM的降解率分別為56.31%(2 mg/L)、55.18%(4 mg/L)、55.09%(6 mg/L)、78.63%(8 mg/L)和78.22%(16 mg/L)。

圖6 硝酸根質(zhì)量濃度兩種抗生素降解率的影響

圖7 腐殖酸對(duì)兩種抗生素降解率的影響

3 討論

據(jù)我們了解，本研究是首次應(yīng)用光催化協(xié)同超聲技術(shù)降解水中SMZ和EM的研究。研究發(fā)現(xiàn)相比單一的降解技術(shù)來說，超聲協(xié)同光催化法降解水中SMZ和EM的降解效率更高，且隨著光照時(shí)間的延長，EM的降解率較SMZ的穩(wěn)定。

在超聲處理過程中，超聲功率的大小對(duì)于降解率的影響至關(guān)重要。在本次研究中，我們發(fā)現(xiàn)SMZ的降解率先有小幅的下降，但是超聲功率為350 W時(shí)降解率開始出現(xiàn)大幅上升，并在450 W時(shí)達(dá)到其最大降解率。而EM的降解率隨著超聲功率的增大而增大，在400 W時(shí)達(dá)到最大，再增大超聲功率時(shí)降解率出現(xiàn)下降。該結(jié)果表明，不同抗生素的最佳降解超聲功率不盡相同。因此，針對(duì)每種抗生素尋求一個(gè)合適的、高效節(jié)能的超聲功率是我們需要關(guān)注的。有研究推測(cè)，隨著超聲功率的不斷增大，超聲的空化作用不斷增強(qiáng)，產(chǎn)生過多的自由基，過多的·OH 碰撞，發(fā)生泯滅，從而反而會(huì)降低降解效率[10]，但其具體機(jī)制仍有待更深入的試驗(yàn)進(jìn)行探討。根據(jù)本次研究目前的試驗(yàn)結(jié)果，我們建議可適當(dāng)增大降解SMZ的超聲功率，觀察其降解曲線的變化情況。

此外，本研究結(jié)果還表明，隨著投放催化劑TiO2含量的不斷增多，SMZ和EM的降解率都呈下降趨勢(shì)，說明在催化反應(yīng)中，催化劑的量對(duì)降解效率有一定影響。有研究發(fā)現(xiàn)，TiO2光催化反應(yīng)速率隨著TiO2的質(zhì)量濃度增加先加快后減慢，因?yàn)檫m當(dāng)?shù)脑黾臃磻?yīng)體系內(nèi)TiO2質(zhì)量濃度可以增大TiO2的有效比表面積，·OH產(chǎn)生量增多，對(duì)降解對(duì)象的吸附作用增強(qiáng)，反應(yīng)速率也相應(yīng)加快；但TiO2過量則會(huì)造成紫外光的散射、衰減，并造成TiO2團(tuán)聚，比表面積減小，從而減緩反應(yīng)速率[11]。所以我們建議將TiO2的質(zhì)量濃度降低到更小范圍內(nèi)再進(jìn)行研究，從而得到更為節(jié)省成本的最佳投放量。

本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)EM的降解率隨著pH的增大呈下降趨勢(shì)。蔣明燁等[12]利用厭氧發(fā)酵技術(shù)降解紅霉素發(fā)現(xiàn)pH對(duì)EM的降解有影響，且pH值越小降解速率越大，pH越接近中性，降解越緩慢，可能與紅霉素在酸性條件下不穩(wěn)定有關(guān)。

NO3–作為一種可溶性的酸根離子普遍存在于水體中，我們發(fā)現(xiàn)隨著NO3–的質(zhì)量濃度的逐漸增大，SMZ和EM的降解率呈小幅的增大，而且維持在相對(duì)穩(wěn)定的范圍內(nèi)，說明NO3–的質(zhì)量濃度對(duì)兩種抗生素的降解率有微小促進(jìn)作用，其原因是NO3–是天然水體中·OH產(chǎn)生的主要來源，在自然光照條件下能形成·OH提高氧化作用的效率；另一方面，NO3–本身就是強(qiáng)氧化劑，對(duì)雙鍵有一定的親電作用。

腐殖質(zhì)作為一種天然有機(jī)物廣泛的存在于水體、土壤中，是動(dòng)植物殘?bào)w在土壤、水體和沉淀物中經(jīng)過復(fù)雜的物理、化學(xué)、生物等過程轉(zhuǎn)化而成的。腐殖質(zhì)在地面水源中含量最高，是水體色度的主要成分。因此，本研究也進(jìn)行了探討。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，逐漸增大反應(yīng)體系中HA的質(zhì)量濃度，對(duì)于SMZ和EM兩者的降解率都是先增大后減小。兩者的最大降解率出現(xiàn)在HA的質(zhì)量濃度為8 mg/L時(shí)，當(dāng)HA的質(zhì)量濃度增大至16 mg/L時(shí)，兩者的降解率都減小。說明低質(zhì)量濃度的腐殖酸對(duì)二者的降解具有協(xié)同促進(jìn)作用，該結(jié)果與呂寶玲等[13]的研究結(jié)果一致。腐殖酸是參與間接光降解水中污染物的去除途徑之一。李聰鶴等[14]的研究表明，有色溶解有機(jī)物(CDOM)對(duì)SMZ的光降解作用具有雙重性，一方面可通過生成三線態(tài)CDOM、·OH和單線態(tài)氧等活性中間體對(duì)SMZ具體明顯的間接光降解作用；另一方面CDOM會(huì)吸光而屏蔽光輻射，且屏蔽作用和CDOM質(zhì)量濃度之間具有劑量－反應(yīng)關(guān)系，通過掩蔽活性中間體的作用抑制SMZ的光降解。與本研究發(fā)現(xiàn)的高質(zhì)量濃度腐殖酸對(duì)SMZ和EM的降解具有拮抗作用的結(jié)果一致。

超聲協(xié)同光催化氧化技術(shù)結(jié)合了超聲水處理技術(shù)與光催化氧化技術(shù)的優(yōu)勢(shì)，取長補(bǔ)短，將這兩種方法聯(lián)合使用，可以克服許多在水處理過程中的問題，具有節(jié)省時(shí)間，降解效率高，節(jié)約能源等優(yōu)點(diǎn)。但在降解過程中要注意催化劑TiO2的投加量，不能盲目地以為催化劑的量越多越好，應(yīng)將催化劑投加量控制在適宜的范圍內(nèi)，這樣既能降低處理的成本，又能獲得較大的降解效率。在處理過程中應(yīng)注意，當(dāng)降解的目標(biāo)物(抗生素)不同時(shí)，需控制好溶液的pH值，過酸或過堿均會(huì)影響降解效率。在降解前，應(yīng)對(duì)將進(jìn)行處理的水作相關(guān)處理，降低水體中腐殖質(zhì)的質(zhì)量濃度，提高降解過程中的降解效率。