戴娟秀，陶鴻燕，夏宜馨，翟 璐，黃明元，何詠秋，邵軍麗* （. 廣東醫(yī)科大學公共衛(wèi)生學院衛(wèi)生檢驗與檢疫系，廣東東莞 808；. 東莞松山湖實驗中學醫(yī)務室，廣東東莞 808；. 貴州醫(yī)科大學07級研究生，貴州貴陽 00；. 廣東醫(yī)科大學公共衛(wèi)生學院實驗教學中心，廣東東莞 808；. 廣東醫(yī)科大學06級衛(wèi)生檢驗與檢疫專業(yè)本科學生，廣東東莞 808）

我國是世界上磺胺類藥物的頭號生產(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)治療及預防用藥添加到飼料中，用量大且進入環(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，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[2]。二氧化鈦(titanium dioxide，TiO2)光催化氧化技術和超聲水處理法都可以通過產(chǎn)生羥基自由基(·OH)，促進水中有機物的降解[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，導致分子鏈斷裂[4]。將超聲波與光催化氧化技術聯(lián)合使用降解水中的有機污染物，是近年來發(fā)展的一項新型水處理技術。超聲協(xié)同光催化氧化技術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)同光催化氧化技術應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)同光催化氧化技術應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，且抗干擾性良好[9]。迄今，尚未見有關超聲協(xié)同光催化法降解水中磺胺甲噁唑和紅霉素的文獻報道，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 實驗過程中用到的儀器詳見表1。

1.1.2 試劑 實驗過程中用到的試劑詳見表2。

1.2 方法

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

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

1.2.3 超聲功率對SMZ和EM降解率的影響 (1) 超聲功率+超聲時間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)，超聲功率分別設置為200、250、300、350、400、450 W。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率+ 超聲時間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)，超聲功率設置為200、250、300、350、400、450 W。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。

表1 實驗過程中使用的儀器

表2 實驗過程中使用的試劑

1.2.4 催化劑TiO2含量對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質量濃度分別設置為1、3、5、7、10 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時間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質量濃度分別設置為1、3、5、7、10 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。

1.2.5 pH對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值分別設置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時間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值分別設置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(3) 超聲功率 200 W+超聲時間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值分別設置為3、5、7、9、10.8。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。

1.2.6 硝酸根(NO3-)質量濃度對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–質量濃度分別設置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC 法測定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時間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–質量濃度分別設置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(3) 超聲功率 200 W+超聲時間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–質量濃度分別設置為0、0.2、0.5、1.0、1.5、2.0 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。

1.2.7 腐殖酸質量濃度對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，腐殖酸質量濃度分別設置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(2) 超聲功率 200 W+超聲時間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，腐殖酸質量濃度分別設置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。(3)超聲功率 200 W+超聲時間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，腐殖酸質量濃度分別設置為2、4、6、8、16 mg/L。HPLC法測定水中SMZ和EM含量。

1.2.8 SMZ和EM的測定 (1) 測定條件：各詳細檢測條件詳見表3。(2) 標準曲線的繪制：分別測定質量濃度為2、5、10、20、50 mg/L的標準溶液，以SMZ和EM的質量濃度為橫坐標，峰面積為縱坐標，繪制SMZ和EM的標準曲線。(3)質量控制：每個樣品測量3次，取其平均值作為最終測定結果。

表3 HPLC測定SMZ和EM儀器參數(shù)

1.3 統(tǒng)計學處理

根據(jù)降解前后水樣中SMZ和EM含量，計算降解率(%)。

2 結果

2.1 SMZ和EM標準曲線

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

2.2 不同光照時間對降解水中SMZ和EM的影響

實驗結果如圖1所示。在超聲協(xié)同光催化降解處理條件下，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 光照時間對抗生素降解率的影響

2.3 不同超聲時間對降解水中SMZ和EM的影響

實驗結果如圖2所示。在超聲協(xié)同光催化降解處理條件下，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)，單一的超聲處理條件下，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 超聲功率對降解水中SMZ和EM降解率的影響

實驗結果如圖3所示。在超聲協(xié)同光催化處理條件下，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)。在單一超聲處理條件下，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 超聲時間對抗生素降解率的影響

圖3 超聲功率對抗生素降解率的影響

2.5 TiO2質量濃度對SMZ和EM降解率的影響

實驗結果如圖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)；單一光催化處理條件下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抗生素降解率的影響

2.6 pH對SMZ和EM降解率的影響

實驗結果如圖5所示。超聲協(xié)同光催化處理條件下的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)；單一超聲處理條件下的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)同超聲處理條件下的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)；單一超聲處理條件下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–質量濃度對SMZ和EM降解率的影響

實驗結果如圖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)；單一超聲處理條件下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)，單一超聲處理條件下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對兩種抗生素降解率的影響

2.8 腐殖酸質量濃度對SMZ和EM降解率的影響

實驗結果如圖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)；單一超聲處理條件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)；單一超聲處理條件下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 硝酸根質量濃度兩種抗生素降解率的影響

圖7 腐殖酸對兩種抗生素降解率的影響

3 討論

據(jù)我們了解，本研究是首次應用光催化協(xié)同超聲技術降解水中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，超聲功率的大小對于降解率的影響至關重要。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時降解率開始出現(xiàn)大幅上升，并在450 W時達到其最大降解率。而EM的降解率隨著超聲功率的增大而增大，在400 W時達到最大，再增大超聲功率時降解率出現(xiàn)下降。該結果表明，不同抗生素的最佳降解超聲功率不盡相同。因此，針對每種抗生素尋求一個合適的、高效節(jié)能的超聲功率是我們需要關注的。有研究推測，隨著超聲功率的不斷增大，超聲的空化作用不斷增強，產(chǎn)生過多的自由基，過多的·OH 碰撞，發(fā)生泯滅，從而反而會降低降解效率[10]，但其具體機制仍有待更深入的試驗進行探討。根據(jù)本次研究目前的試驗結果，我們建議可適當增大降解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，說明在催化反應中，催化劑的量對降解效率有一定影響。有研究發(fā)現(xiàn)，TiO2光催化反應速率隨著TiO2的質量濃度增加先加快后減慢，因為適當?shù)脑黾臃磻w系內(nèi)TiO2質量濃度可以增大TiO2的有效比表面積，·OH產(chǎn)生量增多，對降解對象的吸附作用增強，反應速率也相應加快；但TiO2過量則會造成紫外光的散射、衰減，并造成TiO2團聚，比表面積減小，從而減緩反應速率[11]。所以我們建議將TiO2的質量濃度降低到更小范圍內(nèi)再進行研究，從而得到更為節(jié)省成本的最佳投放量。

本研究結果發(fā)現(xiàn)EM的降解率隨著pH的增大呈下降趨勢。蔣明燁等[12]利用厭氧發(fā)酵技術降解紅霉素發(fā)現(xiàn)pH對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。

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，而且維持在相對穩(wěn)定的范圍內(nèi)，說明NO3–的質量濃度對兩種抗生素的降解率有微小促進作用，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–本身就是強氧化劑，對雙鍵有一定的親電作用。

腐殖質作為一種天然有機物廣泛的存在于水體、土壤中，是動植物殘體在土壤、水體和沉淀物中經(jīng)過復雜的物理、化學、生物等過程轉化而成的。腐殖質在地面水源中含量最高，是水體色度的主要成分。因此，本研究也進行了探討。實驗結果顯示，逐漸增大反應體系中HA的質量濃度，對于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的質量濃度為8 mg/L時，當HA的質量濃度增大至16 mg/L時，兩者的降解率都減小。說明低質量濃度的腐殖酸對二者的降解具有協(xié)同促進作用，該結果與呂寶玲等[13]的研究結果一致。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，有色溶解有機物(CDOM)對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SMZ具體明顯的間接光降解作用；另一方面CDOM會吸光而屏蔽光輻射，且屏蔽作用和CDOM質量濃度之間具有劑量－反應關系，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)的高質量濃度腐殖酸對SMZ和EM的降解具有拮抗作用的結果一致。

超聲協(xié)同光催化氧化技術結合了超聲水處理技術與光催化氧化技術的優(yōu)勢，取長補短，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)省時間，降解效率高，節(jié)約能源等優(yōu)點。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。在處理過程中應注意，當降解的目標物(抗生素)不同時，需控制好溶液的pH值，過酸或過堿均會影響降解效率。在降解前，應對將進行處理的水作相關處理，降低水體中腐殖質的質量濃度，提高降解過程中的降解效率。