Cu2+對(duì)水體中氧氟沙星光化學(xué)降解的影響

摘要：水體中氟喹諾酮類抗生素（Fluoroquinolone，F(xiàn)Qs）易與金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，從而影響其潛在的環(huán)境行為及生態(tài)效應(yīng)。本文以典型氟喹諾酮類抗生素氧氟沙星（OFX）為例，系統(tǒng)探討了二價(jià)銅離子（Cu2+）對(duì)其光化學(xué)轉(zhuǎn)化降解特性的影響。綜合熒光、紫外光譜分析，發(fā)現(xiàn)Cu2+與OFX 在pH 中性條件下能夠形成絡(luò)合比 為1∶1 的絡(luò)合物。在365 nm 單波長(zhǎng)光源的照射下，Cu2+的加入抑制了OFX 光降解，熒光猝滅及激光閃光光解實(shí)驗(yàn)表明，該抑制作用主要是由Cu2+對(duì)OFX 光致激發(fā)的靜態(tài)猝滅作用導(dǎo)致。質(zhì)譜分析結(jié)果表明，OFX 直接光降解路徑包括脫羧、光氧化、哌嗪環(huán)氧化裂解和去甲基化等，Cu2+存在條件下去甲基化產(chǎn)物未被檢出。毒性分析結(jié)果表明，Cu2+的存在降低了OFX 轉(zhuǎn)化過程對(duì)水生生物的生態(tài)毒性。

關(guān)鍵詞：氧氟沙星；光化學(xué)降解；Cu2+；絡(luò)合；毒性

中圖分類號(hào)：X703.1 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

氟喹諾酮類抗生素（Fluoroquinolone，F(xiàn)Qs）作為一類人工合成的抗生素被廣泛應(yīng)用于臨床醫(yī)學(xué)、農(nóng)業(yè)、畜牧業(yè)等領(lǐng)域[1]。由于FQs 獨(dú)特的抗菌功效，常規(guī)的生物處理技術(shù)難以將其有效去除，因此該類物質(zhì)在水中被廣泛檢出[2]。研究表明，目前世界上許多地區(qū)水體中檢測(cè)到的FQs 質(zhì)量濃度一般為10?9～10?6 g/L級(jí)別[3-4]。隨著城市工業(yè)的發(fā)展，重金屬離子經(jīng)地表徑流進(jìn)入水體，造成水體污染，研究發(fā)現(xiàn)水體中重金屬離子質(zhì)量濃度一般為10?9 g/L 級(jí)別[5-6]。重金屬和FQs 在環(huán)境中復(fù)合污染的幾率很高，所以水中FQs污染的一個(gè)重要特征是其與重金屬的復(fù)合污染[7]。水體中金屬離子與FQs 共存時(shí)，有很大概率發(fā)生絡(luò)合作用，生成金屬離子-FQs 絡(luò)合物。它們之間的相互作用可能會(huì)影響抗生素的環(huán)境行為和生態(tài)毒理學(xué)，增加風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的不確定性。

光化學(xué)轉(zhuǎn)化是水體表層中FQs 降解的重要途徑之一，對(duì)該類污染物的遷移轉(zhuǎn)化、生態(tài)效應(yīng)有著十分重要的影響。目前較多研究表明金屬離子的絡(luò)合作用可以影響FQs 的光降解。例如，F(xiàn)e3+的配位可以加快氧氟沙星（OFX）的光降解，但卻能抑制諾氟沙星的光降解[8]；而Ca2+可以通過配位作用抑制氧氟沙星和諾氟沙星的光降解[1]。然而，金屬離子影響FQs 光化學(xué)轉(zhuǎn)化的潛在機(jī)制尚不明晰，有待進(jìn)一步揭示。

OFX 是一種典型氟喹諾酮類抗生素，含有羧基和羰基等官能團(tuán)，上述基團(tuán)使其具有較強(qiáng)的與金屬離子絡(luò)合的能力。Cu2+在自然界中普遍存在，且在水體中的濃度較高。Cu2+電負(fù)性較大，吸電子能力較強(qiáng)，使得它與OFX 的絡(luò)合作用更加顯著[9]。

本文以O(shè)FX 和Cu2+為研究對(duì)象，深入探討Cu2+對(duì)OFX光降解的影響，并進(jìn)一步探究其內(nèi)在機(jī)理。通過降解產(chǎn)物鑒定，提出相應(yīng)的反應(yīng)路徑，最后評(píng)價(jià)轉(zhuǎn)化產(chǎn)物對(duì)水體生物的生態(tài)毒性，以便更全面地了解OFX 在環(huán)境中的歸趨。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 試劑與材料

氧氟沙星（OFX，純度98%）、硫酸銅（CuSO4，純度98.5%） 、對(duì)硝基苯甲醚（PNA，純度99%）和L-組氨酸（His，純度99.5%）購(gòu)自Aladdin（上海）公司；山梨酸（SA，純度99.0%）、異丙醇（IPA，純度99.7%）購(gòu)自上海邁瑞爾化學(xué)技術(shù)有限公司；吡啶（pyr，純度99%）購(gòu)自北京伊諾凱科技有限公司。

本文使用的色譜級(jí)甲醇購(gòu)自Thermo Fisher 公司，固相萃?。⊿PE）小柱（Oasis HLB，WAT106202）購(gòu)自Waters（美國(guó)）公司。所有實(shí)驗(yàn)用水均為超純水（18.2 MΩ·cm），由Aquaplore2S 純水機(jī)制備得到。試劑均為分析純及以上級(jí)別。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

光解實(shí)驗(yàn)在CEL-LAB200E7（中教金源）多通道光化學(xué)反應(yīng)器中進(jìn)行，光源為365 nm 單色光（UV365 nm）的LED 燈位于反應(yīng)器中心，以保證每個(gè)石英管中溶液被燈光均勻照射，反應(yīng)位置的光照強(qiáng)度為1.15×10?5 einstein/（cm2·min）。反應(yīng)液中OFX 的初始濃度為10 μmol/L，調(diào)節(jié)鹽酸與氫氧化鈉溶液pH 值，置于石英管中光照。反應(yīng)總時(shí)長(zhǎng)為1 h，分別在0、5、10、20、30、40、60 min 取出1 mL 反應(yīng)液于液相小瓶中，4 ℃ 保存，待使用Waters 2998 型高效液相色譜儀（HPLC）分析。為考察Cu2+對(duì)OFX 光降解的影響，配制不同Cu2+濃度的 OFX 反應(yīng)液（cOFX=10 μmol/L） 。具體操作和反應(yīng)條件同上。為了考察反應(yīng)過程中可能產(chǎn)生的活性物質(zhì)，在上述反應(yīng)液中額外加入1 mmol/L IPA、200 μmol/L His 和200 μmol/L SA，分別作為·OH、單線態(tài)氧（1O2） 和OFX 激發(fā)三重態(tài)（3OFX*）的猝滅劑。光照強(qiáng)度、pH 反應(yīng)條件同上。

1.3 分析方法

1.3.1 OFX濃度測(cè)定

采用高效液相色譜儀對(duì)OFX濃度進(jìn)行分析。色譜柱為C18 反相色譜柱（AgilentZorbax Eclipse，4.6 mm×250 mm×5 μm），流動(dòng)相甲醇和水溶液（含φ=0.1% 磷酸）體積比為3∶7，流速為1 mL/min，柱溫為25 ℃，進(jìn)樣體積為20 μL，檢測(cè)波長(zhǎng)為294 nm。

1.3.2 光譜分析

紫外光譜使用DR6000 型紫外-可見分光光度儀（Thermo Fisher 公司） 進(jìn)行測(cè)定， 對(duì)10 μmol/L OFX、以及不同濃度（0、1、2、5、10、20 μmol/L）Cu2+與OFX 的混合溶液進(jìn)行200～500 nm全波長(zhǎng)掃描，得到吸收曲線。

熒光光譜采用PE LS-55 型熒光分光光度計(jì)（Thermo Fisher 公司） ，對(duì)OFX 與Cu2+在pH 中性條件下的熒光強(qiáng)度進(jìn)行測(cè)定。將OFX（2 μmol/L） 分別與不同濃度（0～20 μmol/L）CuSO4 溶液進(jìn)行混合，調(diào)節(jié)溶液pH 為 7.1±0.1，隨后將溶液置于光路10 mm的石英比色皿中進(jìn)行測(cè)定。熒光分光光度計(jì)的儀器參數(shù)為：激發(fā)光波長(zhǎng)286 nm、狹縫寬度5 nm，溫度25 ℃，發(fā)射波長(zhǎng)范圍250～600 nm。

1.3.3 激光閃光光降解

配制OFX 濃度為100 μmol/L、Cu2+濃度分別為0、10、50、100 μmol/L 的4 個(gè)樣品。所用儀器為激光閃光光解儀（IBPhotonics Ltd），激光能量選擇波長(zhǎng)355 nm、能量25 μJ，激發(fā)時(shí)間200 ns，觀察得到OFX 激發(fā)三重態(tài)瞬態(tài)吸收光譜吸收峰在600 nm 處，檢測(cè)樣品在600 nm 處的吸光度衰減曲線。

1.3.4 產(chǎn)物鑒定

配制25 mL、含有10 μmol/L OFX的反應(yīng)液，分別在有氧與無氧條件下進(jìn)行光照反應(yīng)，40 min 后取出，采用固相萃取法對(duì)中間產(chǎn)物進(jìn)行分離富集。首先，依次用5 mL 甲醇和10 mL 去離子水活化HLB 小柱；隨后將25 mL 反應(yīng)溶液以0.5 mL/min的流量通過HLB 小柱；最后，用1.5 mL 純甲醇洗脫，氮?dú)獯得摑饪s至1 mL。

實(shí)驗(yàn)采用超高效液相色譜耦合質(zhì)譜儀對(duì)OFX 降解的中間產(chǎn)物進(jìn)行鑒定， 儀器型號(hào)為Vanquish F（Thermo Fisher 公司）和Orbitrap Exploris240（Thermo Fisher 公司）。使用正離子全掃描模式，質(zhì)荷比（m/z）掃描范圍選擇50～750，毛細(xì)管電壓3.5 kV，霧化器溫度350 ℃，m/z 分辨率60 000，鞘氣作為干燥氣， 流速10 L/min。液相色譜柱型號(hào)為CSHTMC18（2.1 mm×100 mm， 1.7 μm） ， 流動(dòng)相A 為水（含φ=0.1% 甲酸），B 為甲醇（含φ=0.1% 甲酸）。洗脫方式為線性梯度洗脫：0 min（φ=10% B），1 min（φ=10%B） ， 6 min（φ=90% B） ， 8 min（φ=90% B） ， 8.1 min（φ=10% B） ， 10 min（φ=10% B） ，流速為0.25 mL/min，進(jìn)樣量10 μL。

1.4 毒性分析

采用生態(tài)結(jié)構(gòu)-活性關(guān)系模擬程序（EcologicalStructure Activity Relationship， ECOSAR 2.2） 對(duì)OFX及光降解過程中降解產(chǎn)物的生態(tài)毒性進(jìn)行評(píng)估。預(yù)測(cè)出這些產(chǎn)物對(duì)3 種水生生物（魚類、水蚤和綠藻）的急性毒性（LC50/EC50）和慢性毒性（Chv）[10]。

根據(jù)歐盟危險(xiǎn)品CE 認(rèn)證67/548/EEC 標(biāo)準(zhǔn)和《中國(guó)新化學(xué)物質(zhì)危險(xiǎn)評(píng)價(jià)指南》（HJ/T 154—2004）規(guī)定，急性和慢性毒性濃度分別按照不同的等級(jí)進(jìn)行劃分[11]。慢性毒性評(píng)估根據(jù)中國(guó)新化學(xué)物質(zhì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)： Chv gt; 10（無害） ， 1 lt; Chv lt; 10（有害） ，0.1 lt; Chv lt; 1（有毒），Chv lt; 0.1（劇毒）。急性毒性評(píng)估根據(jù)歐盟標(biāo)準(zhǔn)：LC50/EC50 gt; 100（無害），10

1.5 光照強(qiáng)度的測(cè)定

本文采用化學(xué)露光計(jì)對(duì)PNA/pyr 測(cè)定了反應(yīng)位置的光照強(qiáng)度，具體計(jì)算公式如下[12]：

E0p =kPNAcPNA，0l／1 000ΦPNA（1-10-εlcPNA，0 ）（1）

其中，E0p是光照強(qiáng)度（einstein/（cm2·min） ） ， kPNA 為PNA 光解速率常數(shù)（min?1） ， l 為光程長(zhǎng)度（1 cm） ，ФPNA 為PNA 的光解量子產(chǎn)率（mol/einstein） ， ε 是PNA 的摩爾吸光系數(shù)（L/（mol·cm）） ， cPNA，0 為初始的PNA 濃度（mol/L）。

配制25 mL、含10 μmol/L PNA 與10 mmol/L pyr的二元露光計(jì)溶液，盛放于反應(yīng)管中進(jìn)行穩(wěn)態(tài)光照實(shí)驗(yàn)，每隔一定時(shí)間取樣，檢測(cè)PNA 濃度。根據(jù)檢測(cè)結(jié)果計(jì)算得到kPNA 為2.05×10?1 min?1。

光解量子產(chǎn)率是指在吸收光子過程中產(chǎn)生的激發(fā)態(tài)分子物質(zhì)的量與所吸收光子物質(zhì)的量的比率。PNA 的光解量子產(chǎn)率的計(jì)算方法為[12]：

ΦPNA = 0.29cpyr +0.000 29 （2）

其中， cpyr 為pyr 的濃度， 計(jì)算得到ФPNA 為3.19×10?3 mol/einstein。

使用紫外分光光度計(jì)測(cè)得在波長(zhǎng)365 nm 處10 μmol/L PNA 的吸光度為0.025，根據(jù)比爾定律計(jì)算得到PNA 的摩爾吸光系數(shù)為2 500 dm3/（mol·cm），最終計(jì)算得到進(jìn)行光降解實(shí)驗(yàn)的光照強(qiáng)度為1.15×10?5 einstein/（cm2·min）。

2 結(jié)果與討論

2.1 Cu2+對(duì)OFX 紫外-熒光光譜的影響

圖1 所示為Cu2+對(duì)OFX 紫外-熒光光譜的影響。OFX 包含苯環(huán)、羰基等紫外光發(fā)色基團(tuán)，使其在紫外光區(qū)具有較強(qiáng)吸收。有研究發(fā)現(xiàn)，水體中金屬離子與抗生素可能存在絡(luò)合作用，使得金屬離子可以對(duì)抗生素的光吸收特性產(chǎn)生影響[13-14]。為了驗(yàn)證OFX 與不同濃度的Cu2+之間是否存在絡(luò)合作用，本文用紫外分光光度計(jì)檢測(cè)了OFX 在不同Cu2+濃度下的紫外吸收曲線，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖1（a）所示（圖中箭頭方向是吸收峰曲線隨Cu2+濃度增加移動(dòng)的方向）。在pH=7.1 的中性條件下，OFX 有4 個(gè)吸收帶，且在300～400 nm 有較長(zhǎng)的吸收波段。在287 nm 處有最大吸收峰值，OFX 的摩爾吸光系數(shù)為23 800 dm3/（ mol·cm）。隨Cu2+濃度增大，OFX 在256 nm 處特征吸收峰開始逐漸消失，當(dāng)Cu2+濃度與OFX 濃度之比超過1∶1時(shí)，吸收峰徹底消失。在短波吸收帶（λmax ≈ 287 nm）處，隨著Cu2+濃度升高，吸收峰發(fā)生紅移，這表明Cu2+與OFX 發(fā)生了絡(luò)合作用[15]。

OFX 在水溶液中具有較強(qiáng)的熒光發(fā)射特性[16]，為進(jìn)一步探究Cu2+與OFX 的絡(luò)合比例，利用熒光光譜技術(shù)檢測(cè)了不同濃度比例下Cu2+與OFX 混合溶液的熒光強(qiáng)度，結(jié)果如圖1（b）所示。隨著Cu2+濃度增加， OFX 的熒光強(qiáng)度逐漸減弱， 這一現(xiàn)象表明OFX 中具有熒光特性的發(fā)色團(tuán)——羧基與Cu2+發(fā)生絡(luò)合作用，從而降低了OFX 的熒光強(qiáng)度[17-18]。通過熒光分光光度法分析，得到Cu2+與OFX 的絡(luò)合比例以及動(dòng)態(tài)猝滅常數(shù)（Ksv）[19]。

絡(luò)合常數(shù)、絡(luò)合位點(diǎn)數(shù)與熒光強(qiáng)度之間符合以下關(guān)系式[19]：

lg（F0／F -1） = lgK +nlg c （3）

其中，K 為絡(luò)合常數(shù)，n 為絡(luò)合位點(diǎn)數(shù)，c 為猝滅劑濃度，F(xiàn)0 與F 分別為猝滅劑不存在和存在時(shí)體系的熒光強(qiáng)度。經(jīng)計(jì)算求得n 為1.156。這一結(jié)果揭示了在中性條件、一定Cu2+與OFX 濃度范圍內(nèi)， Cu2+與OFX 形成的是1∶1 的絡(luò)合物，這與之前的研究成果相符[13]。

KSV 可以體現(xiàn)Cu2+對(duì)OFX 激發(fā)態(tài)的猝滅能力[20]，動(dòng)態(tài)猝滅過程應(yīng)遵循Stern-Volmer 方程：

F0／F = 1+KSVc = 1+Kqτ0c （4）

其中，Kq 是動(dòng)態(tài)猝滅速率常數(shù)，單位是L/（mol·s）。通過作圖計(jì)算可得，Cu2+對(duì)OFX 的KSV 為225 860 L/mol。

2.2 Cu2+對(duì)OFX 光降解動(dòng)力學(xué)的影響

OFX 的光降解實(shí)驗(yàn)均在中性條件下進(jìn)行，其化學(xué)結(jié)構(gòu)式及pKa 值[21] 如圖2 所示。

實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明， 365 nm 紫外光可以有效降解OFX，且光降解過程遵循準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)：

lncOFX，t／cOFX，0= -kobst （5）

其中， cOFX，0 表示OFX 的初始濃度（μmol/L）， cOFX;t 表示在反應(yīng)時(shí)間t 時(shí)反應(yīng)體系中剩余的OFX 濃度（μmol/L），kobs 表示表觀一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)（min?1）。通過計(jì)算得出，在實(shí)驗(yàn)條件下OFX 直接光降解的表觀速率常數(shù)kobs 為6.56×10?2 min?1。

圖3 示出了不同Cu2+濃度下OFX 的光降解速率常數(shù)。如圖3 所示，隨Cu2+濃度的增加，OFX 降解速率降低，光解速率常數(shù)從6.56×10?2 降低到3.65×10?2 min?1，可以看出Cu2+能對(duì)OFX 的光降解產(chǎn)生明顯的抑制作用，且Cu2+濃度越大，抑制作用越明顯，這與Cu2+對(duì)環(huán)丙沙星的抑制作用一致[22]。上述結(jié)果產(chǎn)生的原因推測(cè)如下：（1）Cu2+與OFX 的絡(luò)合作用直接抑制了OFX 的光致激發(fā)過程；（2）Cu2+的存在猝滅了OFX 直接光降解過程產(chǎn)生中的特定瞬態(tài)中間體，然而潛在機(jī)制有待進(jìn)一步揭示。

2.3 Cu2+和OFX 在天然水體中的光化學(xué)降解

為讓實(shí)驗(yàn)更貼近實(shí)際，本文驗(yàn)證了Cu2+和OFX（OFX-Cu）絡(luò)合物在自然水體中的光化學(xué)降解效果。自然水體采用南京市玄武區(qū)紫霞湖的水樣。分別用純凈水與紫霞湖天然水配制濃度均為10 μmol/L 的OFX 反應(yīng)液與OFX-Cu 反應(yīng)液，進(jìn)行4 組光降解實(shí)驗(yàn)，并對(duì)比降解效果。純水中OFX 光降解速率常數(shù)為6.56×10?2 min?1，紫霞湖水中光解速率常數(shù)為7.25×10?2 min?1；在Cu2+存在條件下，純水中OFX 光解速率常數(shù)為3.98×10?2 min?1，紫霞湖水中光解速率常數(shù)為4.21×10?2 min?1。可以發(fā)現(xiàn)，相比純水，紫霞湖天然水中OFX 降解變快，推測(cè)自然水體中存在多種具有光敏性的溶解性有機(jī)物，加快了OFX 的降解。

2.4 瞬態(tài)物種的鑒定

瞬態(tài)物種在抗生素光化學(xué)降解中發(fā)揮著重要作用[23]。OFX 受光照后，可生成激發(fā)單重態(tài)（1OFX*），隨后通過系間竄越（ISC） ， 轉(zhuǎn)化為激發(fā)三重態(tài)（3OFX*）[24]。在有氧條件下，3OFX*能夠進(jìn)一步與溶液中的溶解氧反應(yīng)生成如1O2 等活性氧物質(zhì)[25-26]。在OFX 光解過程中，可能涉及的瞬態(tài)物質(zhì)包括羥基自由基（·OH）、1O2 和3OFX*。

本文在光照實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)上，通過加入活性物種猝滅劑，進(jìn)一步研究了活性物質(zhì)對(duì)OFX 光降解的貢獻(xiàn)。當(dāng)加入IPA[27] 作為·OH 的猝滅劑時(shí)，OFX 的反應(yīng)速率幾乎沒有變化（圖4（a）），這表明OFX 的自敏化降解過程不依賴于·OH 的參與。此外，His 是常用的單線態(tài)氧猝滅劑[28]。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，加入His 后，OFX 降解速率略有降低，說明單線態(tài)氧對(duì)OFX光降解速率的貢獻(xiàn)較小。當(dāng)加入SA 以作為激發(fā)三重態(tài)的猝滅劑[29] 后，OFX 降解速率明顯變慢，這證實(shí)了生成激發(fā)三重態(tài)是OFX 降解的關(guān)鍵步驟。實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，在Cu2+存在的條件下，猝滅劑也對(duì)OFX 光降解速率產(chǎn)生相同影響，所以瞬態(tài)物種種類沒有明顯不同，Cu2+的加入不改變OFX 的光降解方式。

利用激光閃光光解技術(shù)， 檢測(cè)加入Cu2+后OFX 激發(fā)三重態(tài)壽命衰減的變化。如圖4（b）所示，隨著加入Cu2+的比例增大，3OFX*的信號(hào)減弱、吸收強(qiáng)度減小。當(dāng)cOFX∶cCu2+為1.0∶1.0 時(shí)，幾乎找不到3OFX*的信號(hào)，這說明是Cu2+與OFX 絡(luò)合產(chǎn)生的靜態(tài)猝滅作用大幅減少了3OFX*的生成， 從而抑制OFX 的光降解反應(yīng)的主要機(jī)理。檢測(cè)結(jié)果中3OFX*的衰減時(shí)間沒有明顯加快，壽命約9 μs，表明游離的Cu2+對(duì)3OFX*的動(dòng)態(tài)猝滅作用不明顯。

綜上，當(dāng)存在Cu2+時(shí)，基態(tài)OFX 與Cu2+發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)生成基態(tài)絡(luò)合物，OFX 受光照后更難生成激發(fā)態(tài)，只能生成少量的3OFX*，從而降低了光反應(yīng)活性。因此，Cu2+與OFX 的絡(luò)合作用直接抑制了OFX的光致激發(fā)過程。

2.5 光降解產(chǎn)物的鑒定

在產(chǎn)物鑒定實(shí)驗(yàn)中，本文以Cu2+為變量，研究了OFX 降解產(chǎn)物的異同。根據(jù)質(zhì)譜圖中精確的分子量信息以及OFX 母體的結(jié)構(gòu)特征，推斷出生成的產(chǎn)物及其對(duì)應(yīng)的分子結(jié)構(gòu)。

圖5 示出了OFX 的光降解路徑。本文發(fā)現(xiàn)質(zhì)譜圖中母體化合物OFX 對(duì)應(yīng)（m/z=362.151 1（[M+H]+）的分子離子峰，保留時(shí)間為3.35 min。保留時(shí)間為3.37 min的物質(zhì)（m/z=318.161 2（[M+H]+））被標(biāo)記為脫羧產(chǎn)物TP2。保留時(shí)間為3.20 min 的物質(zhì)（m/z=348.135 4（[M+H]+））被標(biāo)記為去甲基產(chǎn)物TP3，表示OFX 哌嗪環(huán)4 位N 上的去甲基化。m/z=378.146 0（[M+H]+）的分子離子峰被標(biāo)記為TP4，是哌嗪環(huán)被氧化增加一個(gè)羥基，保留時(shí)間為4.02 min 和5.52 min。

如圖5 所示，F(xiàn)Qs 在光照下會(huì)發(fā)生去甲基化、脫羧化、哌嗪環(huán)的氧化裂解等反應(yīng)，與文獻(xiàn)報(bào)道一致[30]。當(dāng)加入Cu2+時(shí)，檢出產(chǎn)物由18 種降低為14 種，進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn)，去甲基化產(chǎn)物未檢出。

2.6 Cu2+對(duì)OFX 光降解路徑的影響

根據(jù)產(chǎn)物鑒定實(shí)驗(yàn)結(jié)果，推測(cè)出OFX 的3 條直接光降解路徑。如圖5 所示，OFX 直接光降解主要發(fā)生脫羧、哌嗪環(huán)的氧化裂解和4 位N 上的去甲基化。第1 條路徑是OFX 經(jīng)脫羧反應(yīng)后生成的脫羧產(chǎn)物TP2，TP2 可以繼續(xù)發(fā)生去甲基化生成TP8；或通過哌嗪環(huán)的開環(huán)氧化、去甲基化、裂解最終生成產(chǎn)物TP7。第2 條路徑是OFX 先發(fā)生去甲基化生成產(chǎn)物TP3，之后發(fā)生一系列氧化裂解，以及哌嗪環(huán)的斷裂脫除，最終生成產(chǎn)物TP16。第3 條路徑是OFX 的哌嗪環(huán)上發(fā)生氧化反應(yīng)，增加一個(gè)羥基，生成同分異構(gòu)產(chǎn)物TP4，并繼續(xù)氧化，在哌嗪環(huán)上發(fā)生一系列斷裂生成產(chǎn)物TP10、TP13 和TP14，最終由TP14 生成TP16。這些產(chǎn)物在有關(guān)OFX 降解的文獻(xiàn)[1， 31] 中均有報(bào)道。

相較于OFX 直接光降解路徑，加入Cu2+后，OFX光降解只存在兩條路徑，減少了去甲基化降解路徑，未發(fā)現(xiàn)去甲基產(chǎn)物TP3、TP17、TP18 和TP8。分析原因可能是Cu2+與OFX 發(fā)生絡(luò)合作用后，改變了OFX 分子內(nèi)作用力，使其難以發(fā)生去甲基化，所以降解只發(fā)生脫羧反應(yīng)與哌嗪環(huán)的氧化裂解反應(yīng)。

2.7 OFX 光降解產(chǎn)物對(duì)水生生物的毒性分析

預(yù)測(cè)OFX 光降解中間產(chǎn)物的水生毒性，對(duì)研究OFX 產(chǎn)物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估具有重要意義[32]。本文通過ECOSAR（Ecological structure-activity relationshipmodel）軟件分析預(yù)測(cè)了所有OFX 產(chǎn)物毒性，其中重點(diǎn)關(guān)注了Cu2+存在條件下未能生成的去甲基化產(chǎn)物的毒性。OFX 是一種對(duì)部分水生生物有害的低毒農(nóng)藥，其中去甲基產(chǎn)物和哌嗪環(huán)裂解產(chǎn)物的毒性與OFX 本身處于同一級(jí)別，而脫羧產(chǎn)物的毒性則明顯升高[11]。文獻(xiàn)[31] 通過水生生物毒性實(shí)驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)，OFX 的部分降解產(chǎn)物展現(xiàn)出了比OFX 本身更高的毒性。產(chǎn)物毒性分析如圖6 所示，由產(chǎn)物分析結(jié)果可知，當(dāng)有Cu2+存在時(shí)不發(fā)生去甲基化反應(yīng)，即不存在產(chǎn)物TP3、TP17、TP18 和同時(shí)發(fā)生脫羧與去甲基的產(chǎn)物TP8。其中TP3、TP17、TP18 的水生毒性較小，對(duì)整體的毒性幾乎沒有影響；而產(chǎn)物TP8 對(duì)水生生物的毒性較強(qiáng)， 可以間接表明Cu2+的存在減弱了OFX 的光降解產(chǎn)物毒性。

3 結(jié) 論

OFX 可發(fā)生光降解，且光降解過程遵循一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律。Cu2+顯著影響OFX 降解速率，隨著Cu2+濃度升高，OFX 的光降解被明顯抑制。光譜結(jié)果表明，Cu2+會(huì)影響OFX 的光吸收特性，并在中性條件下兩者發(fā)生1∶1 絡(luò)合，Cu2+與OFX 存在動(dòng)態(tài)猝滅過程。猝滅實(shí)驗(yàn)證實(shí)，自由基對(duì)OFX 光降解過程貢獻(xiàn)較小，生成激發(fā)三重態(tài)是OFX 光化學(xué)降解的關(guān)鍵步驟，Cu2+與OFX 發(fā)生了絡(luò)合作用生成絡(luò)合物，降低了OFX 的光反應(yīng)活性。產(chǎn)物分析結(jié)果證實(shí)，OFX 光化學(xué)反應(yīng)主要發(fā)生脫羧、光氧化、哌嗪環(huán)的氧化裂解和去甲基化，在加入Cu2+后，OFX 失去了去甲基化降解路徑。OFX 及其中間產(chǎn)物的毒性評(píng)價(jià)表明，Cu2+的加入降低了OFX 及其光解產(chǎn)物對(duì)水生生物的生態(tài)毒性。本文研究結(jié)果對(duì)重金屬與抗生素復(fù)合水體中抗生素的光化學(xué)降解提供科學(xué)依據(jù)。

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（責(zé)任編輯：李娟）

基金項(xiàng)目： 國(guó)家自然科學(xué)基金（42077350，22176059）；上海市自然科學(xué)基金（23ZR1417500）