王麗瓊，王桂華，馬玉龍

(寧夏大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院 能源化工國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，寧夏 銀川 750021)

氧化法降解制藥廢水中殘留四環(huán)素

王麗瓊，王桂華，馬玉龍

(寧夏大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院 能源化工國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，寧夏 銀川 750021)

比較了H2O2、HClO4和NaClO等3種氧化劑對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解效果，發(fā)現(xiàn)3種氧化劑對(duì)四環(huán)素的降解效果、降解途徑和降解產(chǎn)物是不同的：H2O2對(duì)四環(huán)素的降解率為80%，但部分四環(huán)素被轉(zhuǎn)化為差向四環(huán)素而非氧化降解；HClO4對(duì)四環(huán)素的降解率為88%，但部分四環(huán)素并非被降解而是發(fā)生了消去反應(yīng)轉(zhuǎn)化為脫水四環(huán)素；NaClO對(duì)四環(huán)素的降解效果最好，降解率幾乎達(dá)到100%。進(jìn)一步對(duì)NaClO降解四環(huán)素的產(chǎn)物進(jìn)行紅外光譜和核磁共振波譜分析，發(fā)現(xiàn)四環(huán)素經(jīng)NaClO降解后母體原有并四苯結(jié)構(gòu)并未被破壞，而是酰胺鍵發(fā)生斷裂產(chǎn)生了一種新的氧化產(chǎn)物。

四環(huán)素；H2O2；HClO4；NaClO；氧化降解

我國(guó)不僅是四環(huán)素類抗生素的原產(chǎn)大國(guó)也是其使用及出口大國(guó)。發(fā)酵法生產(chǎn)四環(huán)素排放的廢水、廢渣中往往殘留未分離完的四環(huán)素，若不進(jìn)行降解處理，將會(huì)通過各種途徑進(jìn)入環(huán)境，導(dǎo)致環(huán)境中抗生素蓄積。近年來，在河水、地表水以及地下水中都檢測(cè)到了殘留四環(huán)素類抗生素[1-2]，雖然土壤對(duì)部分抗生素有一定的自然降解能力，但局部環(huán)境抗生素的排入量超過土壤的自然降解能力時(shí)，勢(shì)必會(huì)造成環(huán)境中抗生素蓄積，耐藥菌泛濫[3]，進(jìn)而影響人類健康和生態(tài)環(huán)境。因此，殘留四環(huán)素類抗生素的降解成為人們急需解決的問題。

目前，四環(huán)素的去除方法主要有物理吸附法、化學(xué)氧化法和生物法等。有研究者分別對(duì)含有四環(huán)素的雞糞、豬糞和牛糞進(jìn)行堆肥處理30～45 d，四環(huán)素降解率為70%～95%[4-5]；Shi等[6]和Prado等[7]采用活性污泥法處理四環(huán)素廢水，發(fā)現(xiàn)四環(huán)素的降解主要源于污泥吸附而非生物降解。由此可見，生物法降解四環(huán)素的影響因素及降解條件較復(fù)雜且四環(huán)素屬抗菌能力強(qiáng)的廣譜類抗生素，稍高濃度的殘留四環(huán)素會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生抑制和殺滅作用。所以，處理高濃度的殘留四環(huán)素，可能要選擇其它非生物的方法。如，Lv等[8]用Cu-13X分子篩吸附處理廢水中殘留四環(huán)素，每克分子篩可吸附2 400 mg四環(huán)素，但該法并未從根本上降解四環(huán)素，只是四環(huán)素的存在位點(diǎn)發(fā)生了改變。鑒于此，作者采用氧化法降解制藥廢水中殘留四環(huán)素，并對(duì)降解產(chǎn)物進(jìn)行表征分析，擬為制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解提供依據(jù)。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 材料與試劑

制藥廢水由四環(huán)素生產(chǎn)企業(yè)提供，經(jīng)高效液相色譜法檢測(cè)，廢水中四環(huán)素殘留量為235 mg·L-1。

四環(huán)素標(biāo)準(zhǔn)品(純度96.5%)，Sigma公司；甲醇、乙腈，色譜純；高氯酸(HClO4，有效氯≥10%)、次氯酸鈉(NaClO，有效氯≥10%)、雙氧水(質(zhì)量分?jǐn)?shù)≥30%)、鹽酸、氫氧化鈉，分析純；草酸，優(yōu)級(jí)純；草酸溶液用超純水配制。

1.2 方法

1.2.1 制藥廢水中殘留四環(huán)素的氧化降解

在制藥廢水中分別加入一定量的H2O2、HClO4、NaClO溶液，置磁力攪拌器上攪拌，每隔一定時(shí)間取樣，用草酸終止氧化反應(yīng)。然后過膜，用高效液相色譜儀(LC-20AT，日本島津)測(cè)定氧化降解前后廢水溶液中四環(huán)素的濃度。每個(gè)實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)平行，按式(1)計(jì)算四環(huán)素的降解率：

X=(c0-ct)/c0×100%

(1)

式中：X為四環(huán)素的降解率；c0為氧化降解前廢水中四環(huán)素的濃度，mg·L-1；ct為降解處理t時(shí)間后廢水中四環(huán)素的濃度，mg·L-1。

色譜條件：色譜柱InertSustain HC-C18(4.6 mm×150 mm，5 μm)，檢測(cè)波長(zhǎng)355 nm；柱溫35 ℃；進(jìn)樣量20 μL；流動(dòng)相為有機(jī)相(乙腈∶甲醇=2∶1)-水相(0.01 mol·L-1草酸)=35∶65(體積比)；流速0.8 mL·min-1。

1.2.2 降解產(chǎn)物分析

由于制藥廢水中其它殘留物會(huì)干擾和影響降解產(chǎn)物的分析，因此，本實(shí)驗(yàn)以純四環(huán)素作為實(shí)驗(yàn)對(duì)象進(jìn)行降解產(chǎn)物分析。

準(zhǔn)確配制一定濃度的四環(huán)素標(biāo)準(zhǔn)品，然后分別加入H2O2、HClO4、NaClO溶液按1.2.1進(jìn)行氧化降解。用雙光束紫外可見光譜儀(UV-9000，上海)測(cè)定四環(huán)素溶液降解前后的紫外光譜。將待測(cè)樣品完全晾干，采用溴化鉀壓片法，用傅立葉變換紅外光譜儀(FTIR-8400S，日本島津)測(cè)定四環(huán)素溶液降解前后的紅外光譜，波數(shù)范圍為4 000～400 cm-1，掃描次數(shù)為50，分辨率為4 cm-1。將待測(cè)樣品經(jīng)柱層析分離，用核磁共振儀(PZH841-400MHZ-70F，Bruker)表征降解產(chǎn)物的分子結(jié)構(gòu)。

2 結(jié)果與討論

2.1 3種氧化劑對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解效果

在相同條件下比較H2O2、HClO4和NaClO等3種氧化劑對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解效果，其降解前后的HPLC圖譜如圖1所示，降解率如圖2所示。

a.四環(huán)素+H2O2 b.四環(huán)素+HClO4 c.四環(huán)素+NaClO d.四環(huán)素

由圖1、2可以看出，四環(huán)素經(jīng)H2O2、HClO4和NaClO氧化后均可發(fā)生降解或消去反應(yīng)，但3種氧化劑對(duì)殘留四環(huán)素的降解效果、降解途徑和降解產(chǎn)物是不同的。H2O2對(duì)四環(huán)素的降解率達(dá)到80%，但降解產(chǎn)物在2.97 min有吸收峰，說明部分四環(huán)素被轉(zhuǎn)化為差向四環(huán)素而非氧化降解；HClO4對(duì)四環(huán)素的降解率為88%，但部分四環(huán)素并非被降解而是發(fā)生了消去反應(yīng)轉(zhuǎn)化為脫水四環(huán)素；NaClO對(duì)四環(huán)素的降解率幾乎達(dá)到100%，同時(shí)四環(huán)素并未轉(zhuǎn)化為差向四環(huán)素或脫水四環(huán)素，而是氧化成一種新的產(chǎn)物。

圖2 3種氧化劑對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解率

2.2 3種氧化劑降解四環(huán)素的紫外可見光譜分析(圖3)

圖3 3種氧化劑降解四環(huán)素的紫外可見光譜

由圖3可以看出：(1)經(jīng)H2O2降解后的四環(huán)素在280～400 nm處的紫外吸光度明顯低于未降解四環(huán)素，但是400 nm以后其紫外吸光度又高于未降解四環(huán)素。據(jù)報(bào)道，脫水四環(huán)素、差向四環(huán)素在400 nm以后的紫外吸收強(qiáng)于四環(huán)素，因此可以推測(cè)H2O2降解四環(huán)素可能會(huì)有差向四環(huán)素或脫水四環(huán)素生成。(2)經(jīng)HClO4降解后的四環(huán)素在280～400 nm處紫外吸光度與未降解四環(huán)素相比沒有明顯變化，說明四環(huán)素母體結(jié)構(gòu)未發(fā)生明顯變化?？梢娝沫h(huán)素經(jīng)HClO4降解后有可能轉(zhuǎn)化成脫水四環(huán)素。(3)經(jīng)NaClO降解后的四環(huán)素在280～400 nm處有最大吸收波長(zhǎng)，四環(huán)素在此范圍內(nèi)也有最大吸收波長(zhǎng)，說明均有大的共軛體系存在，但是兩者的最大吸收波長(zhǎng)不同，表明四環(huán)素經(jīng)NaClO降解后分子結(jié)構(gòu)發(fā)生了一定的變化，但分子中的共軛體系并未被破壞。

由于NaClO降解四環(huán)素的效果較好，后續(xù)實(shí)驗(yàn)均以NaClO為氧化劑進(jìn)行研究。

2.3 NaClO降解四環(huán)素的紅外光譜分析(圖4)

圖4 NaClO降解四環(huán)素的紅外光譜

已知四環(huán)素分子中含有芳香環(huán)結(jié)構(gòu)，帶有酚羥基、羰基和酰胺基等官能團(tuán)。由圖4可以看出，四環(huán)素在1 620～1 450 cm-1處有苯環(huán)骨架C=C的振動(dòng)吸收峰，經(jīng)NaClO降解后此處的吸收峰基本不變，由此推斷降解產(chǎn)物的環(huán)并未打開；四環(huán)素分子中含有的羰基伸縮振動(dòng)酰胺的譜帶，由于氮原子上未共用電子對(duì)與羰基產(chǎn)生p-π共軛，使得羰基的伸縮振動(dòng)向低波數(shù)位移；伯酰胺羰基為1 690～1 650 cm-1，四環(huán)素經(jīng)NaClO降解后，此振動(dòng)吸收峰基本消失，由此推斷經(jīng)NaClO降解后四環(huán)素分子里的酰胺鍵發(fā)生了斷裂。

2.4 NaClO降解四環(huán)素的核磁共振波譜分析(表1)

由表1可知，在降解產(chǎn)物中，酰胺基的羰基吸收峰δ172.12消失，由此推斷酰胺鍵可能斷裂；C3的信號(hào)為δ95.52，較正常的不飽和C位于較高場(chǎng)，主要由于C4的羰基與酰胺基對(duì)C3有較強(qiáng)的屏蔽作用，四環(huán)素經(jīng)NaClO降解后產(chǎn)物中C3的化學(xué)位移向低場(chǎng)位移至δ106.36。

2.5 NaClO降解四環(huán)素的產(chǎn)物結(jié)構(gòu)式

四環(huán)素母體含并四苯基結(jié)構(gòu)。Mboula等[9]研究發(fā)現(xiàn)，在四環(huán)素的氧化降解過程中，其四環(huán)結(jié)構(gòu)并未被破壞，中間產(chǎn)物類似于四環(huán)素的母體結(jié)構(gòu)。通過以上的表征分析，佐證了四環(huán)素的降解產(chǎn)物可能是酰胺鍵發(fā)生了斷裂，生成了一種新的氧化降解產(chǎn)物(圖5)，但本研究并未檢測(cè)到氯化物或氯代產(chǎn)物的存在，這與Zhou等[10]研究發(fā)現(xiàn)四環(huán)素經(jīng)氯或氯胺氧化后的產(chǎn)物中檢測(cè)到氯仿和四氯化碳不同，其機(jī)理尚不清楚。

表1 NaClO降解四環(huán)素前后的核磁共振波譜數(shù)據(jù)

Tab.1 Date of NMR spectra for tetracycline before and after degradation by NaClO

C降解前1HNMR13CNMR降解后1HNMR13CNMR12.9668.19/68.072/193.07/192.753/95.52/106.364/187.19/192.145/175.15/176.546/187.19//7/161.46/161.4386.93(1H,dd,J=8Hz、3.2Hz)114.506.91(1H,dd,J=8Hz、2Hz)114.5097.55(1H,dd,J=8Hz、8Hz)136.637.54(1H,dd,J=8Hz、8Hz)136.44107.12(1H,dd,J=4Hz、8Hz)115.277.11(1H,d,J=7.8Hz)115.3211/67.95/66.99121.82,1.5722.58/19.724a/73.25/74.505a/106.93/106.556a/117.09/116.9610a/148.02/148.1511a2.9338.722.8341.3212a2.2334.612.2534.03-CH31.72(s,3H)27.081.73(s,3H)22.83-CONH2/172.12//-N(CH3)22.86(s,6H)41.662.83(s,6H)41.49

圖5 NaClO降解四環(huán)素的產(chǎn)物結(jié)構(gòu)式

3 結(jié)論

比較了H2O2、HClO4和NaClO等3種氧化劑對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素的降解效果，發(fā)現(xiàn)H2O2、HClO4和NaClO對(duì)制藥廢水中殘留四環(huán)素均有一定的降解效果，其中NaClO的降解效果最明顯；經(jīng)H2O2及HClO4降解后，四環(huán)素有可能轉(zhuǎn)化為差向四環(huán)素或脫水四環(huán)素，而經(jīng)NaClO降解后，四環(huán)素生成了新的物質(zhì)；采用紫外光譜、紅外光譜和核磁共振波譜對(duì)NaClO降解四環(huán)素的產(chǎn)物進(jìn)行表征分析，得到了最終的降解產(chǎn)物結(jié)構(gòu)式。

[1] 閭幸,余衛(wèi)娟,蘭亞瓊,等.嘉興市地表水中獸用抗生素的污染現(xiàn)狀調(diào)查[J].環(huán)境科學(xué),2013,34(9):3368-3373.

[2] MOMPELAT S,LEBOT B,THOMAS O.Occurrence and fate of pharmaceutical products and by-products,from resource to drinking water[J].Environ Int,2009,35(5):803-814.

[3] MUSSON S E,TOWNSEND T G.Pharmaceutical compound content of municipal solid waste[J].J Hazard Mater,2009,162(2/3):730-735.

[4] WU X F,WEI Y S,ZHENG J X,et al.The behavior of tetracyclines and their degradation products during swine manure composting[J].Bioresour Technol,2011,102(10):5924-5931.

[5] HO Y B,ZAKARIA M P,LATIF P A,et al.Degradation of veterinary antibiotics and hormone during broiler manure composting[J].Bioresour Technol,2013,131:476-484.

[6] SHI Y J,WANG X H,QI Z,et al.Sorption and biodegradation of tetracycline by nitrifying granules and the toxicity of tetracycline on granules[J].J Hazard Mater,2011,191(1/2/3):103-109.

[7] PRADO N,OCHOA J,AMRANE A.Biodegradation and biosorption of tetracycline and tylosin antibiotics in activated sludge system[J].Process Biochem,2009,44(11):1302-1306.

[8] LV J M,MA Y L,CHANG X,et al.Removal and removing mechanism of tetracycline residue from aqueous solution by using Cu-13X[J].Chem Eng J,2015,273:247-253.

[9] MBOULA V M,HEQUET V,GRU Y,et al.Assessment of the efficiency of photocatalysis on tetracycline biodegradation[J].J Hazard Mater,2012,209-210:355-364.

[10] ZHOU S Q,SHAO Y S,GAO N Y,et al.Chlorination and chloramination of tetracycline antibiotics:disinfection by-products fo-rmation and influential factors[J].Ecotoxicol Environ Saf,2014,107:30-35.

Oxidation Degradation of Tetracycline Residues in Pharmaceutical Wastewater

WANG Li-qiong,WANG Gui-hua,MA Yu-long

(StateKeyLaboratoryCultivationBaseofEnergySourcesandChemicalEngineering,CollegeofChemistryandChemicalEngineering,NingxiaUniversity,Yinchuan750021,China)

The oxidation degradation effects of tetracycline residues in pharmaceutical wastewater with H2O2,HClO4,and NaClO were compared.The results showed that the effect,pathway,and products of tetracycline degraded by three kinds of oxidants were different.The degradation rate of tetracycline by H2O2was 80%,but some of tetracycline was transformed into epitetracycline rather than oxidation degradation.Also,about 88% of tetracycline was degraded by HClO4,but elimination reaction and conversion into anhydrotetracycline was one of the pathways of tetracycline removal.NaClO exhibited the best degradation effect for tetracycline,and almost 100% of the tested tetracycline was degraded.So the structure of degradation product by NaClO was characterized by FTIR and NMR analysis.The results indicated that the naphthacene structure of tetracycline was not damaged in the process of degradation.However,the amide bond of tetracycline was damaged and formed a new compound.

tetracycline;H2O2;HClO4;NaClO;oxidation degradation

寧夏自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(NZ14024)，寧夏科技支撐計(jì)劃項(xiàng)目，國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(21467023)

2016-08-19

王麗瓊(1978-)，女，寧夏石嘴山人，副教授，研究方向：生物化工，E-mail:yangyang@nxu.edu.cn；通訊作者：馬玉龍，博士，教授，E-mail：nxylma@163.com。

10.3969/j.issn.1672-5425.2016.12.012

王麗瓊，王桂華，馬玉龍.氧化法降解制藥廢水中殘留四環(huán)素[J].化學(xué)與生物工程，2016，33(12)：55-58,70.

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A

1672-5425(2016)12-0055-04