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    活化過硫酸鹽高級氧化技術(shù)降解水中抗生素的研究進(jìn)展

    2021-12-03 07:03:04鄭琴琴閔中芳李吉平
    化工環(huán)保 2021年6期
    關(guān)鍵詞:體系效果研究

    鄭琴琴,閔中芳,李吉平,蔡 峰,丁 淳,李 威

    (南京林業(yè)大學(xué) 生物與環(huán)境學(xué)院 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心,江蘇 南京 210037)

    抗生素指由微生物在生活過程中產(chǎn)生的、具有抗病原體或其他活性的一類次級代謝產(chǎn)物,能干擾或抑制致病微生物的生存,廣泛應(yīng)用于人類醫(yī)療、畜禽和水產(chǎn)養(yǎng)殖中[1]??股乇蝗撕蛣?dòng)物服用后,只有少部分被吸收利用,絕大部分則以原形或代謝產(chǎn)物的形式排泄并進(jìn)入到環(huán)境中,具有較高的生態(tài)和人類健康風(fēng)險(xiǎn)[2]。研究發(fā)現(xiàn),傳統(tǒng)的生物處理技術(shù)對抗生素的去除效果不佳[3],而基于羥基自由基(·OH)的Fenton氧化、臭氧氧化和光催化氧化等高級氧化技術(shù),在抗生素降解方面具有較好的效果和應(yīng)用前景[4]。

    近年來,基于熱[5]、過渡金屬離子[6]、紫外光(UV)[7]、碳材料[8]、超聲(US)[9]等方式活化過硫酸鹽(PS)產(chǎn)生硫酸根自由基·)的新型高級氧化技術(shù)引起了廣泛關(guān)注。米記茹等[10]綜述了活化PS的方式,分析了不同活化方法的技術(shù)經(jīng)濟(jì)優(yōu)劣性;龍海波等[11]綜述了鐵活化過硫酸鹽修復(fù)石油烴污染土壤的研究進(jìn)展;黃智輝等[12]從自由基氧化機(jī)理的角度綜述了PS高級氧化降解水體中有機(jī)污染物的研究進(jìn)展。研究發(fā)現(xiàn),活化PS氧化技術(shù)在抗生素的降解中也具有較好的效果[13],但目前尚未見到關(guān)于活化PS氧化技術(shù)降解抗生素類污染物的系統(tǒng)綜述。

    本文總結(jié)了不同方式活化PS的優(yōu)缺點(diǎn),分析了活化PS氧化降解抗生素的機(jī)制,并探討了降解效果的影響因素,以期為該技術(shù)在降解抗生素領(lǐng)域的發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

    1 PS的不同活化方式

    1.1 熱活化

    熱活化是在熱或加熱的作用下,使過硫酸根中的雙氧鍵斷裂,產(chǎn)生強(qiáng)氧化性的·,繼而引發(fā)鏈?zhǔn)椒磻?yīng),產(chǎn)生·OH和中間產(chǎn)物過一硫酸鹽(式(1)~(4))[14]?!ず汀H均具有較強(qiáng)的氧化性,在抗生素等有機(jī)污染物的降解過程中發(fā)揮著重要作用。

    研究發(fā)現(xiàn),熱活化PS可有效降解抗生素,且抗生素的降解效果總體表現(xiàn)為隨溫度升高而增大的趨勢。溫度升高一方面提高了PS的活化效率,提高了溶液中活性自由基的濃度,另一方面也可以加快抗生素與自由基之間的反應(yīng)速率,因此,溫度升高可促進(jìn)熱活化PS對抗生素的降解[15-16]。

    不同溫度條件下,抗生素降解的反應(yīng)速率常數(shù)較好地符合阿倫尼烏斯方程,據(jù)此,可得到不同抗生素的反應(yīng)活化能。研究發(fā)現(xiàn),不同抗生素的反應(yīng)活化能的大小順序?yàn)榧籽跗S氨嘧啶(TMP,178 kJ/mol)>磺胺氯噠嗪(SCP,155 kJ/mol)>磺胺二甲嘧啶(SMZ,126 kJ/mol)>磺胺甲噁唑(SMX,120 kJ/mol)>環(huán)丙沙星(CIP,105 kJ/mol)>氯霉素(CAP,103 kJ/mol)>青霉素G(PEN G,95 kJ/mol)>四環(huán)素(TTC,70 kJ/mol)>紅霉素(ERY,64 kJ/mol)[5,17-24]。

    總體而言,采用熱活化PS氧化降解抗生素所需能量較高,這增加了操作成本,使得熱活化技術(shù)不適用于大規(guī)模降解抗生素。

    1.2 過渡金屬活化

    另一方面,為穩(wěn)定Fe2+的濃度,也可采用零價(jià)鐵(Fe0)等作為Fe2+的來源。Fe0可以作為含氧或缺氧水體中溶解態(tài)Fe2+的釋放源(式(7)),也可以直接通過PS的電子轉(zhuǎn)移來釋放Fe2+(式(8))[31]。而且,F(xiàn)e0也可促進(jìn)Fe3+向Fe2+的轉(zhuǎn)化(式(9)),從而減少鐵的氫氧化物沉淀,提高Fe的利用率。研究表明,在同等條件下,F(xiàn)e0活化PS體系對抗生素等有機(jī)物的降解效果優(yōu)于Fe2+活化PS體系[32]。在實(shí)際應(yīng)用中,F(xiàn)e0的表面可能會(huì)形成氧化鈍化層,導(dǎo)致對PS的催化活性降低。近年來,研究者發(fā)現(xiàn)Fe0表面改性可強(qiáng)化其活化PS降解抗生素的效果,克服上述不足[33-39]。此外,F(xiàn)e3O4具有較高的催化活性,能夠緩慢向溶液中釋放Fe2+,且因其磁性更易實(shí)現(xiàn)固液分離,不產(chǎn)生二次污染,還可重復(fù)多次利用,也是一種合適的PS催化劑[40-43]。

    1.3 UV活化

    UV也是一種常用的激活PS的方式[44-52]。UV的能量可使PS的雙氧鍵斷裂,生成,進(jìn)而通過連鎖反應(yīng)產(chǎn)生多種自由基(式(2)、式(10)~(12))。研究發(fā)現(xiàn),單獨(dú)UV即可降解一部分抗生素,但UV和PS的聯(lián)用可大幅提高對抗生素的降解效率。UV活化PS對抗生素的降解效果與波長和UV通量密切相關(guān)。波長為254 nm的紫外光能有效激活PS,而輻照強(qiáng)度低的光激活PS的能力較弱[44]。GHAUCH等[7]研究發(fā)現(xiàn),UV活化PS對CAP的降解速率隨UV通量的增大而加快,在PS濃度為1 mmol/L的條件下,UV通量從165 J增至874 J時(shí),CAP降解的一級反應(yīng)速率常數(shù)從0.0573 min-1增至0.2723 min-1。

    總體上,UV活化PS氧化降解抗生素的效果較好,無二次污染,但UV活化對設(shè)備要求較高,成本相對較高。

    1.4 碳材料活化

    近年來,碳材料因比表面積大、吸附性能好,且具有石墨碳結(jié)構(gòu)、缺陷邊緣及含氧官能團(tuán)等催化活性位點(diǎn),可在無需外加能量的條件下高效活化PS而受到廣泛關(guān)注[11]。FOROUZESH等[8]以顆?;钚蕴浚℅AC)作為PS活化劑降解甲硝唑(MNZ)的研究表明:隨著GAC加入量從2.5 g/L增至5 g/L,MNZ去除率從60%提高到80%;但GAC加入量從5 g/L增至10 g/L時(shí),卻并未顯著影響MNZ的去除率,這可能是由于PS的濃度不足。LIANG等[53]研究了花生殼制備的生物炭BC400(熱解溫度400 ℃)、BC700(熱解溫度700 ℃)和活性炭(AC)活化PS對SMX的降解效果,結(jié)果表明,BC700和AC活化PS對SMX的去除率分別為88.7%和91.2%,而BC400活化PS對SMX的去除率僅為30.4%。WANG等[54]研究發(fā)現(xiàn),PS對諾氟沙星(NOR)的氧化去除率僅為5.61%,單獨(dú)生物炭對NOR的吸附去除率為18.56%,而生物炭活化PS體系對NOR的去除率可達(dá)94.21%,說明生物炭與PS具有協(xié)同作用。

    除無金屬的碳材料外,研究者也常在生物炭上負(fù)載金屬催化劑,以活化PS氧化降解抗生素等有機(jī)污染物。GAO等[55]研究發(fā)現(xiàn),在生物炭上負(fù)載硫化納米零價(jià)鐵能有效降解CIP。PI等[56]研究了生物炭負(fù)載磁鐵礦顆粒(OBC-Fe3O4)對TTC的降解,在pH為3、PS濃度為10 mmol/L,OBC-Fe3O4加入量為0.4 g/L的條件下反應(yīng)2 h后,TTC的去除率為92.3%。

    在碳材料活化PS體系中,抗生素主要是通過活性炭的吸附、SO4-·和·OH的攻擊或者表面電子傳遞途徑實(shí)現(xiàn)降解,對于不同的碳材料和抗生素,不同途徑的貢獻(xiàn)率也不同。

    1.5 其他

    PS的活化方式還有US活化、復(fù)合活化(如US與過渡金屬聯(lián)合、UV與過渡金屬聯(lián)合等)等,對抗生素降解都有不錯(cuò)的效果。

    NASSERI等[57]研究發(fā)現(xiàn),在TTC濃度為0.104 mmol/L、PS為4 mmol/L、pH為10的條件下反應(yīng)120 min后,US活化PS對TTC的去除率可達(dá)88.51%。魏紅等[58]研究發(fā)現(xiàn),在PS質(zhì)量濃度為5 g/L、pH為5.14的條件下反應(yīng)240 min后,US活化PS對20 mg/L NOR的去除率可達(dá)89.17%??傮w而言,與熱活化和UV活化相比,US活化PS對抗生素的降解率略低,并且,US活化需要特殊設(shè)備,成本相對較高。

    除了單一活化方式,各種復(fù)合活化方式也逐漸發(fā)展起來。PAN等[59]研究發(fā)現(xiàn),單獨(dú)US、USFe0、US-預(yù)磁化Fe0和US-PS體系對SMZ的去除效果不明顯,預(yù)磁化Fe0-PS體系對SMZ的去除率為49.3%,而US-預(yù)磁化Fe0-PS三元體系則可使SMZ的去除率提升至98.3%。ZOU等[60]也發(fā)現(xiàn),單獨(dú)US、PS和Fe0體系處理對磺胺嘧啶(SD)的效果不明顯,在相同條件下US-PS體系和Fe0-PS體系對SD的去除率分別為13.7%和45.5%,而US-Fe0-PS體系則可大幅提高SD的去除率至95.7%。研究發(fā)現(xiàn),復(fù)合活化體系對抗生素的降解效果通常會(huì)優(yōu)于單一活化體系,但實(shí)際應(yīng)用時(shí),應(yīng)綜合考慮復(fù)合活化體系的處理效果和成本。

    不同方式活化PS氧化降解抗生素的效果詳見表1。其中:CBX為卡巴多司,SDM為磺胺二甲氧嘧啶,CTC為金霉素,AMX為阿莫西林,SMP為磺胺甲氧基噠嗪,OFL為氧氟沙星,OTC為氧四環(huán)素。

    表1 不同方式活化PS氧化降解抗生素的效果

    2 活化PS氧化降解抗生素的機(jī)制

    表2 不同抗生素與SO4-·和·OH的二級反應(yīng)速率常數(shù)

    隨著高效液相色譜-高分辨質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)的發(fā)展,對抗生素降解產(chǎn)物的識(shí)別和降解機(jī)制的研究逐漸增多,但有關(guān)活化PS氧化降解抗生素機(jī)制的研究主要集中在磺胺類抗生素和喹諾酮類抗生素?;前奉惪股鼐哂谢前饭倌軋F(tuán),其上的S—N鍵和苯胺是的主要攻擊位點(diǎn)[17,18,62]。研究發(fā)現(xiàn),活化PS氧化降解磺胺類抗生素的主要降解機(jī)制為S—N鍵斷裂、苯胺官能團(tuán)氧化、脫SO2和Smiles重排等[5,17,46]。JI等[18]研究發(fā)現(xiàn),熱活化PS降解SMX主要通過羥基化、S—N鍵斷裂、苯胺氧化和偶合反應(yīng)生成了7種降解產(chǎn)物,包括3-氨基-5甲基-異噁唑、單羥基磺胺酸、單羥基-SMX、苯胺官能團(tuán)的二羥基-SMX、異噁唑官能團(tuán)上的二羥基-SMX、4硝基-SMX及其二聚物。LUO等[62]也發(fā)現(xiàn),F(xiàn)e2+活化PS體系對SMX的降解機(jī)制為S—N鍵斷裂、脫氨、硝基取代、脫SO2及Smiles重排等。

    另一方面,有關(guān)活化PS高級氧化技術(shù)對四環(huán)素類抗生素和其他種類抗生素的降解機(jī)制的研究相對較少。PULICHARLA等[32]研究了Fe2+活化PS和Fe0活化PS對CTC的降解作用,兩個(gè)體系對CTC的降解機(jī)制相似(脫甲基和脫氨脫羥基反應(yīng)),但形成的降解終產(chǎn)物則不盡相同,這可能是因?yàn)镕e0活化PS的降解效率更高,可將CTC降解為分子量更小的產(chǎn)物。LIU等[61]研究發(fā)現(xiàn),UV活化PS對OTC的降解機(jī)制主要為羥基化、脫甲基、脫羰和脫水。ZHANG等[51]提出AMX的降解路徑可能為羥基化、水解和脫羧反應(yīng)。NIE等[22]也在熱活化PS降解CAP的過程中觀察到多種羥基化產(chǎn)物。

    3 活化PS氧化降解抗生素的影響因素

    活化PS氧化降解抗生素的效果除了受活化方式和抗生素的結(jié)構(gòu)特征影響外,還受到PS劑量、pH和水中共存物質(zhì)的影響。

    3.1 PS濃度

    PS濃度是影響抗生素降解效果的一個(gè)重要因素。大量研究表明,PS濃度的增大可提高反應(yīng)體系中的濃度,使抗生素的去除率也隨之增加[17,29,63-64]。但另一方面,過量的PS可能會(huì)抑制抗生素的降解。如NIE等[39]研究發(fā)現(xiàn):當(dāng)PS濃度從0.25 mmol/L增至1.00 mmol/L時(shí),F(xiàn)e0活化PS體系對CAP降解的反應(yīng)速率常數(shù)從0.014 min-1升至0.063 min-1;而當(dāng)PS濃度繼續(xù)增加時(shí),CAP降解的反應(yīng)速率常數(shù)則有所降低,這主要是由于過量的PS與反應(yīng),消耗反應(yīng)體系中的(式13)造成的。

    3.2 pH

    pH對活化PS氧化降解抗生素有重要影響。首先,pH會(huì)影響活性自由基的產(chǎn)生和自由基的活性。在近中性條件下,是優(yōu)勢自由基;在pH為9時(shí),和·OH共同存在;在pH為12時(shí),·OH是優(yōu)勢自由基[65]。而且,·OH的氧化活性隨pH的增大而降低。其次,在Fe材料活化PS體系中,pH會(huì)影響Fe的存在形態(tài),進(jìn)而影響其活化效率。在pH大于4時(shí),F(xiàn)e2+主要以Fe絡(luò)合物如FeOH+、Fe(OH)2(aq)和Fe(OH)3-等形態(tài)存在,且在pH較高時(shí),F(xiàn)e2+也可被溶解氧氧化為Fe3+,水解形成Fe(OH)3沉淀。這些Fe的絡(luò)合物和氫氧化物沉淀具有較低的PS活化性能[6]。因此,F(xiàn)e材料活化PS對抗生素的降解效果一般在酸性條件下較好。再者,pH也會(huì)影響抗生素的解離形態(tài),而不同解離形態(tài)的抗生素與和·OH的反應(yīng)速率常數(shù)是不一樣的。如OTC在不同pH條件下的4種存在形態(tài)H3OTC+,H2OTC,HOTC-,OTC2-與的二級反應(yīng)速率常數(shù)分別為6.85×109,8.69×109,3.87×1010,2.22×1010L/(mol·s)(表2)。這些因素共同影響了活化PS氧化體系對抗生素的降解效果,從而使不同體系的最佳pH條件各不相同。

    3.3 水中共存物質(zhì)

    腐殖酸(HA)等天然有機(jī)物和Cl-、HCO3-等無機(jī)離子普遍存在于天然水體和廢水中,對活化PS氧化降解抗生素具有重要影響。研究表明,HA和富里酸(FA)抑制了活化PS氧化體系對SMP、SMX、ERY和CAP等抗生素的降解[7,38,40,46,62]。這一方面是因?yàn)镠A的化學(xué)結(jié)構(gòu)中包含氫鍵和負(fù)電子官能團(tuán),能夠與抗生素競爭,從而使抗生素降解速率變慢;另一方面,HA對UV具有強(qiáng)烈的吸收作用,可能導(dǎo)致UV的透過率變低,降低UV活化PS體系中的濃度。LUO等[62]研究發(fā)現(xiàn),HA抑制了Fe2+活化PS體系對SMX的降解,但抑制效應(yīng)隨HA濃度增加而降低,這可能是因?yàn)镠A具有的醌結(jié)構(gòu)也可活化PS產(chǎn)生。GHAUCH等[7]發(fā)現(xiàn)FA對UV活化PS體系降解CAP的抑制效應(yīng)要強(qiáng)于HA,這可能是因?yàn)镕A具有更小的分子量和高含氧量,從而更易與發(fā)生反應(yīng)。Cl-對活化PS氧化體系中抗生素的降解可表現(xiàn)為促進(jìn)、抑制或雙重作用。這主要是由于Cl-可與和·OH反應(yīng),生成氯自由基(Cl·)(式(14)~(17)),因此,在很多情況下Cl-是作為和·OH的清除劑,抑制抗生素如OFL和LEV等的降解[45,48]。但另一方面,生成的Cl·也可氧化降解某些抗生素如ERY和SCP等,使抗生素濃度降低,從而表現(xiàn)為促進(jìn)作用[38,45]。

    4 結(jié)語與展望

    綜上,基于熱活化、過渡金屬活化、UV活化、碳材料活化以及復(fù)合活化PS的高級氧化技術(shù)在抗生素類污染物的控制方面具有廣闊的應(yīng)用前景。但一些具體研究還不夠充分,有些問題尚需進(jìn)一步探討。

    a)現(xiàn)有的活化方法還存在一些局限性,如熱活化和UV活化成本高、耗能大,過渡金屬活化可能產(chǎn)生二次污染,且Fe2+活化受pH影響較大。因此,開發(fā)活性高、成本低、環(huán)境友好、活化條件溫和的活化劑仍是活化PS高級氧化技術(shù)的主要研究方向。

    b)目前有關(guān)該技術(shù)對抗生素降解的研究主要集中在實(shí)驗(yàn)室模擬階段,而實(shí)際廢水中抗生素濃度低,水質(zhì)復(fù)雜,不同水質(zhì)組分可能會(huì)影響該技術(shù)對抗生素的降解效果。因此,急需開展對實(shí)際廢水中抗生素的降解研究,以及水質(zhì)組分對抗生素降解的復(fù)合影響的研究。

    c)該技術(shù)難以將抗生素完全礦化,抗生素以及水中共存有機(jī)物通常會(huì)生成一系列轉(zhuǎn)化產(chǎn)物。應(yīng)深入探究該技術(shù)對抗生素的降解機(jī)制,評估并明確抗生素及共存有機(jī)物的降解和轉(zhuǎn)化產(chǎn)物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),以推動(dòng)該技術(shù)在實(shí)際廢水中抗生素污染控制方面的發(fā)展和應(yīng)用。

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