高级氧化技术对水中磺胺类抗生素的去除研究
典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展
第42卷第1期吉林师范大学学报(自然科学版)Vol.42ꎬNo.1㊀2021年2月JournalofJilinNormalUniversity(NaturalScienceEdition)Feb.ꎬ2021收稿日期:2020 ̄12 ̄15基金项目:国家自然科学基金项目(51778267)ꎻ国家水体污染控制与治理科技重大专项项目(2012ZX07408001)ꎻ吉林省科技发展计划项目(20190201113JC)ꎻ吉林省生态环境厅环境保护科研项目(吉环科字第2019 ̄15号)第一作者简介:林英姿(1968 )ꎬ女ꎬ吉林省长春市人ꎬ教授ꎬ博士ꎬ硕士生导师.研究方向:饮用水安全保障技术及污水处理与资源化技术.doi:10.16862/j.cnki.issn1674 ̄3873.2021.01.014典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展林英姿1ꎬ2ꎬ王高琪1ꎬ张代华1ꎬ杨㊀昊1ꎬ刘莞青1(1.吉林建筑大学市政与环境工程学院ꎬ吉林长春130118ꎻ2.吉林建筑大学松辽流域水环境教育部重点实验室ꎬ吉林长春130118)摘㊀要:许多国家的饮用水水源中都检出了磺胺类㊁青霉素类㊁四环素类等抗生素ꎬ甚至是在饮用水中也有检出.这些抗生素在饮用水消毒处理过程中容易转化为具有致癌㊁致畸㊁致突变作用的消毒副产物(DBPs)ꎬ对水生态的稳定与人类健康造成了威胁ꎬ已经引起了学者的广泛关注.高级氧化技术(AOPs)由于具有强氧化性的特点ꎬ为解决这一环境威胁提供了有效的途径.本文概述了光催化氧化㊁臭氧氧化和高铁酸盐氧化技术控制抗生素氯化DBPs生成的研究进展.关键词:高级氧化ꎻ抗生素ꎻ消毒副产物中图分类号:X52㊀㊀文献标志码:A㊀㊀文章编号:1674 ̄3873 ̄(2021)01 ̄0076 ̄060㊀引言药品及个人护理用品(PharmaceuticalsandpersonalcareproductsꎬPPCPs)是一种新兴污染物ꎬ近年来由于频频在水体中检出而成为研究的热点.PPCPs主要包括化妆品㊁遮光剂㊁香料以及人和动物用药品等ꎬ具有浓度低㊁毒性强㊁难去除的特点[1].抗生素是其众多污染物种类中重要的一种ꎬ在许多国家的饮用水源中都检出了氟喹诺酮类㊁磺胺类㊁大环内酯类等抗生素ꎬ甚至是在饮用水中也有检出[2].天然水体中残留的抗生素经过自然截留和稀释ꎬ浓度一般较低ꎬ含量通常在ng/L~μg/L级别ꎬ具有难以降解和持续输入的特性ꎬ通过水体流动会不断污染受纳水体ꎬ或被土壤截留ꎬ通过食物链进入动植物以及人体内ꎬ可能对生物机能起到抑制作用ꎬ威胁到人类健康[3].痕量有机污染物近年来才备受关注ꎬ即使长期接触痕量的抗生素ꎬ也会对人体健康和生态环境造成危害.目前净水厂还没有针对抗生素类PPCPs开发专门的处理技术ꎬ饮用水安全也缺乏相应标准.因此ꎬ抗生素处理工艺的开发对于保障人类健康具有非常重要的意义.净水处理厂常见的工艺主要有预氧化㊁混凝㊁沉淀㊁过滤㊁消毒等.其中混凝㊁沉淀㊁过滤等技术投入低㊁效率较高ꎬ应用较为广泛.但是随着对微污染有机物的研究增多ꎬ人们发现这些传统水处理方式对PPCPs等微污染有机物去除效率低下.A.Göbel等[4]㊁C.Adams等[5]研究发现ꎬ采用传统的净水工艺处理大环内脂类㊁磺胺类和喹酮类等抗生素ꎬ去除率在30%以下.因此ꎬ陆续引入了氯气(Cl2)㊁次氯酸钠(NaClO)和二氧化氯(ClO2)等含氯氧化剂进行消毒处理.R.Nassar等[6]的研究证明了含氯氧化剂对PPCPs的去除作用.然而ꎬ含氯氧化剂在接触氧化芳香类㊁苯胺类等物质ꎬ如腐殖酸的时候ꎬ容易生成具有 三致 作用的氯代消毒副产物ꎬ对水生态及生物健康带来更大的风险.这使得含氯氧化剂作为消毒77第1期林英姿ꎬ等:典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展剂使用出现了局限性[7 ̄8].在已知的DBPs中ꎬ三卤甲烷(THMs)和卤代乙酸(HAAs)是氯化消毒过程中形成的两类最主要的消毒副产物ꎬ美国环保署已对其在饮用水中的浓度限值作出了规定[9].还有一些后期陆续发现的新兴DBPsꎬ例如碘代三卤甲烷(I ̄THMs)ꎬ卤代乙腈(HANs)ꎬ卤代酮(HKs)和三氯硝基甲烷(TCP)ꎬ由于更高的毒性ꎬ致癌性和致突变性而引起了人们的关注[10].此外ꎬ在溴化物和碘化物水平较高的水域中ꎬ溴㊁碘离子氯化过程中溴㊁碘与游离氯发生取代反应生成游离溴㊁碘ꎬ会导致NOM溴化㊁碘化ꎬ容易形成溴代和碘代DBPsꎬ溴代和碘代DBPs比氯代DBPs毒性更大ꎬ因此需要更多的关注.由于氯胺消毒仅产生痕量的THMs和HAAsꎬ许多净水厂已转为采用氯胺消毒ꎬ以控制成品水中的DBPs形成[9].然而ꎬ氯胺可能导致其他水质问题ꎬ例如生成卤乙腈(HANs)等含氮消毒副产物ꎬ比含碳消毒副产物毒性更强.为了控制DBPs前体物的水平ꎬ研究人员相继开发了光催化㊁臭氧㊁高铁酸盐㊁类芬顿等高级氧化方法.光催化氧化㊁臭氧氧化和高铁酸盐氧化是近些年水处理的研究热点.光催化氧化是在可见光或紫外光作用下降解有机污染物的过程.近紫外光(200~400nm)极易被有机污染物吸收ꎬ因此会发生剧烈的光化学降解反应.氯化与光降解联用是近年来用于污染物去除的新技术.UV/过硫酸盐(PS)联用可以产生具有强氧化性的硫酸根自由基和羟基自由基ꎬ具有很好的降解效果ꎬ已成为具有广泛应用前景的新型水处理技术.臭氧不仅可以通过O3分子直接与污染物反应ꎬ还可以通过臭氧水解生成 OH与污染物发生氧化降解反应.臭氧作为强氧化剂ꎬ其氧化还原电位高于含氯氧化剂ꎬ为2.07V[11]ꎬ但化学性质极不稳定ꎬ尤其在非纯水中ꎬ氧化分解速率以分钟计[12].臭氧与有机物的反应是有选择性的ꎬ而且不能将有机物彻底降解矿化为CO2和H2Oꎬ氧化后的产物往往为羧酸类有机物.臭氧消毒的过程中能很快分解成氧气ꎬ不会造成二次污染.但臭氧是有毒气体ꎬ过量会对人的呼吸系统造成威胁ꎬ要求密封使用时人不能在臭氧过量的环境中停留过长时间.高铁酸盐(有效成分为高铁酸根[FeO2-4])氧化性强ꎬ可以氧化许多水体污染物.与其他更常用于水处理的氧化剂相比ꎬ会产生比较少的卤代副产物.此外ꎬ高铁酸盐分解产生的三价铁有助于混凝ꎬ对于去除DBPs前体物效果好.有研究表明ꎬ在饮用水处理过程中添加高铁酸盐对水质有积极影响ꎬ对下游工艺没有负面影响[13].高铁酸盐可同时用于氧化ꎬ混凝和消毒[14]ꎬ在处理微生物ꎬ悬浮颗粒和天然有机物质(NOM)时是一种方便有效的化学药品.高铁酸盐的杀菌效能优于NaClOꎬ杀灭相同数量的大肠杆菌需要投加的Fe(Ⅵ)量要比其他消毒剂少得多ꎻ同时ꎬ高铁酸盐杀菌作用不受水中pH值的影响.此外ꎬ还报道了高铁酸盐可以控制氯化消毒副产物的形成以及可能在臭氧化过程中产生的致癌溴酸盐(BrO3-)[15].Fe(Ⅵ)在碱性条件下氧化还原电位为0.7Vꎬ在酸性条件下为2.2Vꎬ是实际用于水和废水处理的所有物质中最强的[16].因此ꎬ高铁酸盐氧化法可以作为去除水中新兴污染物的替代方法[17].但是ꎬFe(Ⅵ)在强碱性条件下稳定ꎬ中性及酸性条件下易分解ꎬ应用受到一定限制.此外ꎬ在净水处理工艺中ꎬ光催化氧化㊁臭氧氧化以及高铁酸盐氧化等高级氧化技术作为消毒工艺使用后的水体均没有保护性余量ꎬ无法在市政管网中保持杀菌消毒能力.因此ꎬ在净水工艺中ꎬ高级氧化技术通常作为预氧化工艺与后续含氯消毒剂联合使用ꎬ以减少含氯消毒剂的使用剂量并降低出水DBPs浓度ꎬ降低毒性.1㊀典型高级氧化技术控制抗生素氯化DBPs的研究进展1.1㊀传统含氯消毒剂氧化抗生素生成DBPs的研究目前ꎬ次氯酸钠㊁液氯㊁二氧化氯等含氯消毒剂仍然是水处理厂应用最广泛的消毒技术.次氯酸钠消毒的原理是通过水解作用生成次氯酸ꎬ次氯酸再进一步分解生成新生态氧[O]ꎬ这种新生态氧的氧化性极强ꎬ可以使菌体和病毒的蛋白质变性ꎬ从而使病原微生物致死.氯气消毒的原理也是以产生次氯酸ꎬ然后释放出新生态氧[O]的方式[18].然而含氯消毒剂在杀灭病原微生物的同时ꎬ还可能与水中残留的化学污染物发生反应ꎬ生成具有 三致 作用的消毒副产物ꎬ对水生物及人类健康产生威胁.已有大量研究表明ꎬ在所有消毒方式中ꎬ氯化消毒产生的副产物种类㊁数量最多[19].而抗生素作为新兴有机污染物ꎬ在87吉林师范大学学报(自然科学版)第42卷消毒处理环节中可与含氯消毒剂发生化学反应ꎬ生成含碳或含氮消毒副产物[20].由于在氯化水中检测到600多种具有潜在健康影响的消毒副产物ꎬ引起了广泛关注[21].在许多国家的饮用水标准中ꎬ对三卤甲烷(THMs)和卤乙酸(HAAs)含量进行了限制ꎬ它们是由含氯消毒剂与水中的有机成分反应生成的[22].倪先哲等[23]研究了源水中典型抗生素磺胺甲恶唑(SMX)氯化消毒处理后消毒副产物生成势(DBPsFP)及影响因素.结果表明:SMX与氯反应后可生成三卤甲烷㊁卤乙腈㊁卤乙酸㊁卤乙醛㊁卤代丙酮等多种DBPsꎬ且加氯量㊁反应时间㊁反应温度㊁pH值等因素均会影响其DBPsFP.找到控制或去除消毒副产物前体物的有效方法ꎬ能促进氯化法处理高浓度抗生素水体的广泛应用.1.2㊀光催化氧化控制抗生素Cl ̄DBPs的研究光催化氧化是在催化剂作用下进行的降解反应.能将有机污染物彻底矿化ꎬ分解为二氧化碳㊁水和无机物.紫外/过硫酸盐(UV/PS)㊁紫外/过氧化氢(UV/H2O2)等是近年来净水领域研究较多的光催化氧化技术.光催化二氧化钛㊁氧化锌等半导体化合物时ꎬ对于工业废水处理具有较好的效果.UV/PS在催化过程中会生成硫酸根自由基(SO-4 )ꎬUV/H2O2在催化过程中会生成羟基自由基( OH)ꎬ均被广泛应用于降解有机污染物.P.Xie等[24]研究发现ꎬUV/PS预处理后联合含氯消毒剂使用ꎬ会使氯仿㊁卤乙酸等碳质消毒副产物(C ̄DBPs)的生成略有增加ꎬ而卤乙腈㊁三氯硝基甲烷等含氮消毒副产物(N ̄DBPs)的生成略有下降.UV/H2O2预处理显著增加了C ̄DBPs和N ̄DBPs的生成.而且过硫酸盐的固相性和高水溶性使其比H2O2更容易储存和运输[25].因此ꎬUV/PSAOPs可以替代用于水处理的UV/H2O2AOPs.Z.Hua等[26]系统研究了在UV/H2O2和UV/PS处理24h后氯化处理5种NOM模型化合物的DBPs生成情况.与独自氯化相比ꎬ三氯甲烷(TCM)和二氯乙腈(DCAN)等环状物分子下降了50%和54%.UV/H2O2处理对DBPs形成的影响与UV/PS处理相似ꎬ但DBPs形成高于后者.含有高氧化还原电位的SO-4 比 HO更具选择性ꎬ并且与许多有机物反应迅速.因此ꎬSO-4 与有机物反应时ꎬ吸氢㊁电子转移和加成是三种反应途径.紫外光解降低了样品溶液中H2O2的浓度ꎬ然后降低了氯的消耗量ꎬ这导致UV/H2O2预氧化后NOM氯化过程中的余氯比单独H2O2预氧化后的余氯更多.H2O2与氯反应生成的单线态氧ꎬ通过加成反应增加有机物活性中心的电子密度ꎬ也能提高氯与有机物的反应活性.在H2O2存在下ꎬ包括单线态氧和有机物氧化的中间反应物生成大量醛㊁酮和羧酸ꎬ它们是卤代乙醛㊁卤代酮和卤代乙腈的前体物ꎬ这可以解释为什么H2O2和UV/H2O2预处理都会显著增加卤代乙醛等的生成.此外ꎬZ.Gao等[27]研究比较了低压汞灯(LPUVꎬ254nm)和紫外发光二极管(UV ̄LEDꎬ275nm和310nm)在紫外/氯处理过程中腐植酸(HA)的降解情况ꎬ并对紫外/氯消毒过程中消毒副产物(DBPs)的形成进行了评价.结果表明ꎬHA的降解遵循准一级动力学规律ꎬ且降解效果受紫外波长和溶液pH的影响显著.在254nm时ꎬ随着溶液pH的增加ꎬHA的降解速率显著降低ꎬ而在275nm和310nm时降解速率则相反.在275nm的高紫外荧光和碱性pH条件下ꎬ观察到DBPs的形成和与DBPs相关的计算理论细胞毒性的显著抑制.1.3㊀臭氧氧化控制抗生素Cl ̄DBPs的研究在AOPs中ꎬ臭氧气体在水和废水处理中得到了广泛的应用.该气体能与多种有机化合物发生反应ꎬ主要是由于其氧化电位高(E0=2.07V)ꎬ大于KMnO4和Cl2.在某些条件下ꎬ臭氧生成羟基自由基( OH)ꎬ其氧化电位甚至更高(E0=2.80V)ꎬ并且在处理某些难降解化合物时更有效.臭氧的稳定性取决于几个因素ꎬ特别是pHꎬ因为羟基离子引发臭氧分解过程.在酸性环境中ꎬ臭氧将与具有特定功能基团的化合物发生反应ꎬ如亲电性㊁亲核性或偶极加成(与O3直接反应).然而ꎬ在高pH(碱性)下ꎬ臭氧分解成 OHꎬ与有机化合物无选择性反应.臭氧化通常用于分解Cl ̄DBPs的前体物.G.Hua等[28]研究表明ꎬ预臭氧化可以破坏NOM中氯化DBPs形成的反应部位ꎬ并降低成品水的毒性.臭氧被发现以二卤乙腈类(DHANs)>三卤甲烷类(THMs)>三卤乙酸类(THAAs)>二卤乙酸类(DHAAs)的顺序破坏Cl ̄DBPs前体物ꎬ并且还降低了氯胺化产生的二卤乙酸类(DHAAs)和三卤甲烷类(THMs)DBPs的产率.然而ꎬ发现臭氧预氧化后氯化作用可使不同水域的氯硝基甲烷(CP)形成增加2~10倍[29 ̄30].水源水中的有机物主要来源于植物腐败所产生的腐殖质等和一些溶解性微生物产物.预氧化剂可能对混凝产生97第1期林英姿ꎬ等:典型高级氧化技术控制抗生素氯化消毒副产物的研究进展不利影响ꎬ预氧化剂会使水中的DOM极性增强ꎬ更加亲水和破碎ꎬ使其更加难以混凝去除[31].臭氧氧化能力强㊁反应时间短㊁设备简单ꎬ除高溴碘水体外ꎬ一般无二次污染ꎬ在抗生素废水的处理领域中有广泛的应用潜力.应当注意的是ꎬ臭氧氧化高溴废水的过程中可能产生毒性更强的溴酸盐类副产物.臭氧与溴反应会产生中间产物次溴酸根和次溴酸ꎬ这两种物质会促进溴代消毒副产物的生成ꎬ溴代消毒副产物对人体危害极大ꎬ尤其是毒性较高的溴代乙腈类.低浓度的预氧化剂会氧化水中的有机物使其变为亲水性且分子量下降ꎬ而溴与低分子量和亲水性的前体反应更强ꎬ因此产生了更多的溴代消毒副产物.在经过预氧化剂氧化后ꎬ水中藻类等微生物被不同程度杀灭ꎬ这些物质的胞内有机物大多含有蛋白质㊁多肽㊁氨基酸ꎬ在氧化剂作用下产生硝基ꎬ因而三种预氧化剂都不同程度的增加了水中三氯硝基甲烷的生成势.因此为了避免臭氧带来的溴化消毒副产物ꎬ引入了联合预氧化.P.Xie等[24]研究表明ꎬKMnO4/O3复合氧化对溴酸盐的抑制能力随温度的升高而增强ꎬ随pH值的升高而减弱ꎬ随水中腐植酸浓度的增加而减弱.因为KMnO4的中间产物加速了水中臭氧的分解ꎬ减少了分子臭氧途径生成的溴酸盐.并且低价态的锰中间氧化产物与溴竞争ꎬ消耗臭氧浓度ꎬ导致溴酸盐生成量较低.1.4㊀高铁酸盐氧化控制抗生素Cl ̄DBPs的研究Fe(Ⅵ)的降解产物常为Fe3+ꎬ在水中容易形成氢氧化铁沉淀ꎬ可通过絮凝被分离[32].不同于臭氧和含氯氧化剂ꎬFe(Ⅵ)具有能够处理含溴的废水并且其降解产物毒性较低的特点[33].Fe(Ⅵ)氧化降解污染物的性质(如降解机制ꎬ动力学性质等)也与其它氧化剂不同.S.Zimmermaim等[34]比较了Fe(Ⅵ)和O3对药物曲马多的降解过程ꎬ结果发现利用Fe(Ⅵ)氧化的初级代谢产物为去甲基产物ꎬ而利用O3氧化的初级代谢产物为氮氧化产物ꎬ研究猜测造成这种现象的原因是由于两种氧化剂对应的氧化机理有所不同.高铁酸盐可以被认为是臭氧的一种替代品ꎬ生产便捷.但是与O3相比ꎬFe(Ⅵ)所生成的三价铁固体存在需要处理的问题.Fe(Ⅵ)已经用于处理工业废水ꎬ但是饮用水处理的应用依然受到限制ꎬ部分原因是由于安全性适用性等方面研究不充分.V.Sharma等[35]用高铁酸盐氧化磺胺类抗生素的动力学评估表明ꎬ它们可以有效被去除.与传统的消毒剂处理不同ꎬFe(Ⅵ)不会产生二次污染.W.Zhou等[36]研究发现ꎬFe(Ⅵ)不会像臭氧一样与溴离子发生反应ꎬ因此作为预氧化剂的Fe(Ⅵ)可以有效减少后续氯化过程中产生的DBPs量.经Fe(Ⅵ)预氧化处理的SN的毒性较未经Fe(Ⅵ)预氧化处理的SN的毒性低ꎬ说明Fe(Ⅵ)不仅是一种强氧化剂ꎬ而且是一种环境友好的氧化剂.随着Fe(Ⅵ)浓度的增加ꎬ其毒性降低.结果表明ꎬFe(Ⅵ)氧化氨基可以产生较少的对氨基苯甲酸ꎬ而对氨基苯甲酸是合成叶酸的必要成分.因此ꎬFe(Ⅵ)预氧化可以降低水处理的二次生物毒性.而且ꎬFe(Ⅵ)可以与富含电子的有机部分发生反应ꎬ包括苯酚ꎬ苯胺和胺ꎬ这是潜在的THM前体物[37].根据C.Guo等[38]之前的研究ꎬ由于在NS结合处的裂解ꎬSDZ和SMZ中的SO2很容易消除ꎬ这在氧化后会生成醇和胺.醇显示出与Fe(Ⅵ)的反应性ꎬ从而形成醛.醇的氯化反应会生成羰基ꎬ并转化为氯仿ꎬ这是THM形成的原因[39].因此ꎬ磺胺和含氯氧化剂之间的反应是THM形成的主要原因.Fe(Ⅵ)对醇的预氧化可减少后续氯化反应中THM的形成.高铁酸钾在高浓度下对水中有机物起到一定的矿化作用ꎬDOC减少.在较高浓度的预氧化剂投加量下ꎬ高铁酸钾对溴代消毒副产物的抑制能力要强于臭氧和高锰酸钾.高铁酸钾在高浓度作用下可以破坏一些溴的反应位点ꎬ从而减少溴代消毒副产物的生成.较低浓度的高铁酸钾无法完全氧化NOMꎬ较大分子的NOM被小剂量的高铁酸钾裂解ꎬ产生了新的DBP前体.高铁酸钾对消毒副产物前体的去除离不开其絮凝㊁助凝㊁氧化于一身的特性ꎬ这种特性配合适当的混凝剂可以去除水中一定量的DOCꎬ从而影响消毒副产物生成.2㊀结语近些年抗生素滥用造成的水环境危害不容忽视.水处理厂常用的处理工艺难以去除此类微污染物ꎬ且DBPs已被证明含有较强的 三致 作用.含氯消毒剂对于多数抗生素降解效果较好ꎬ但是氯化消毒副产物的大量产生严重威胁着生态及人体健康.光催化氧化㊁臭氧氧化以及高铁酸盐氧化等高级氧化技术08吉林师范大学学报(自然科学版)第42卷应用较为方便ꎬ但是也存在以下问题:(1)光催化氧化效率相对较低ꎬ经济实用性有待加强ꎻ(2)臭氧无法处理高溴水ꎬ生成的溴酸盐具有强致癌性ꎬ且不具有广谱性ꎬ对部分抗生素的降解效果较差ꎻ(3)高铁酸盐价格较贵ꎬ且投药量远大于其他氧化剂ꎬ难以取代含氯消毒剂的地位.高级氧化技术是目前水处理领域比较有前景的.寻找廉价高效的消毒剂有助于降低水厂运行成本㊁提高消毒效果.高级氧化技术与光等联用以及作为预氧化手段对于DBPs的去除效果明显ꎬ值得深入探索.参㊀考㊀文㊀献[1]EVGENIDOUEꎬKONSTANTINOUIꎬLAMBROPOULOUD.OccurrenceandremovaloftransformationproductsofPPCPsandillicitdrugsinwastewaters:areview[J].SciTotalEnvironꎬ2015ꎬ505:905 ̄926.[2]OGUTVERICIAꎬYILMAZLꎬYETISUꎬetal.TriclosanremovalbyNFfromarealdrinkingwatersource ̄effectofnaturalorganicmatter[J].ChemEngJꎬ2016ꎬ283(11):330 ̄337.[3]姜蕾ꎬ谢丽ꎬ周琪ꎬ等.水处理中微量抗生素去除的研究及进展[J].中国给水排水ꎬ2010ꎬ26(18):18 ̄22ꎬ35.[4]GÖBELAꎬMCARDELLCꎬJOSSAꎬetal.Fateofsulfonamidesꎬmacrolidesꎬandtrimethoprimindifferentwastewatertreatmenttechnologies[J].SciTotalEnvironꎬ2007ꎬ372(2/3):361 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水中磺胺类药物如何处理
水中磺胺类药物如何处理1 引言磺胺类药物是以对氨基苯磺酰胺为基体人工合成的一类广谱抗菌剂,已广泛用于家畜养殖和人类医疗.近年来,磺胺类药物在天然水体及二级出水中频繁检出,虽然其检出浓度较低,在ng·L-1~μg·L-1级,但μg·L-1水平的磺胺类抗生素仍存在一定的生态毒性,因此,磺胺类抗生素的水污染修复问题日益受到重视. 目前,利用臭氧、超声化学、光化学及其相互联合(Hou et al.,2013;郭照冰等,2012)等高级氧化技术对抗生素的去除研究已有报道,其主要基于羟基自由基HO·的氧化性对目标物质进行降解.近年来,基于碘自由基氧化的新型高级氧化技术逐渐受到国内外学者的关注.碘自由基I·(E0(I·/I-)=1.33 V)、I2-·(E0(I2-·/I-)=1.03 V)具有较强的氧化能力,能够氧化As(III)以有效控制有害重金属污染(Yeo et al.,2009).碘(I2和I3-)在可见光(λ≥450 nm)作用下能够产生I2-·、I·等活性物质,对2,4,6-三氯苯酚具有一定的去除效果(Hu et al.,2012).目前,基于碘及其自由基氧化降解有机污染物的研究较少,尤其对抗生素类污染物的去除研究还鲜见报道.因此,本文以典型磺胺类抗生素——磺胺嘧啶为研究对象,以H2O2/KI体系作为碘的来源,探究其在365 nm紫外光(UVA)照射下对磺胺嘧啶的去除效果,并考察溶液初始pH值、H2O2、KI 添加浓度等因素的影响,分析体系中的主要活性物质,以期为抗生素类新兴污染物的处理提供参考.2 材料与方法2.1 实验材料碘化钾(分析纯)、30%过氧化氢(优级纯)、氢氧化钠(分析纯)、硫酸(分析纯)、甲醇(分析纯)、甲硫咪唑(纯度大于98%)、磺胺(纯度大于99.5%)、乙腈(色谱纯)、超纯水,磺胺嘧啶(纯度大于99%)分子式为 C10H10N4O2S,结构如图 1所示.图 1 磺胺嘧啶的结构式2.2 实验仪器pHs-25数显酸度计(上海虹益仪器仪表有限公司)配E-201-C-9型pH复合电极(上海罗素科技),Hach DR5000紫外可见分光光度计(美国哈希公司),18 W紫外灯型号为UVA-365 nm(北京中仪傅腾科技有限公司),Aglient1200液相色谱仪,配备G1311A四元泵,柱温箱30 ℃,G1314C XL可变波长紫外检测器.2.3 实验方法2.3.1 磺胺嘧啶的光降解实验准确移取一定浓度的磺胺嘧啶储备液于200 mL容量瓶中,定容、摇匀、静置后转入250 mL 烧杯中,用1.0 mol·L-1 NaOH或H2SO4调节pH值,加入一定量KI后搅拌使其溶解,添加一定量H2O2搅拌均匀.置于18 W紫外灯下照射,液面与紫外灯相距10 cm,每20 min取样,过0.22 μm滤膜后通过HPLC分析磺胺嘧啶的浓度,磺胺嘧啶的去除率η按照式(1)计算.式中,C0和C分别为开始和t时刻磺胺嘧啶的浓度(mmol·L-1).2.3.2 磺胺嘧啶的HPLC分析磺胺嘧啶浓度通过Agilent 1200高效液相色谱仪分析,色谱柱为Eclipse Plus C18(4.6 mm ×150 mm,5 μm),流动相为乙腈:超纯水=25:75(V:V),进样量为10.0 μL,流速为0.30 mL·min-1,检测波长269 nm,柱温为30 ℃.在此条件下,磺胺嘧啶的保留时间tR=8.793 min.3 结果与讨论3.1 不同反应体系中磺胺嘧啶的降解实验考察了初始浓度为0.04 mmol·L-1的磺胺嘧啶溶液,分别在单独紫外辐射(UVA)、H2O2氧化、UVA/H2O2、UVA/KI、H2O2/KI和UVA/H2O2/KI 6种反应条件下的降解情况(图 2).其中,溶液初始pH值为3.2,KI、H2O2添加浓度分别为2.4和120.0 mmol·L-1,除光降解实验外,其余均在避光条件下进行.图 2 不同反应体系中磺胺嘧啶的降解效果图 2结果表明,单独长波紫外光(UVA,主要发射波长为365 nm)对磺胺嘧啶的去除作用较小,120 min时的去除率仅为16.3%.根据磺胺嘧啶的UV-VIS吸收光谱图(图 3插图),365 nm的紫外光不足以引起磺胺嘧啶的直接光解(Kwon et al.,2015; Sharma et al.,2015).单独H2O2对磺胺嘧啶的氧化作用甚微,类似结果已有报道(Sharma et al.,2015; Zuorro et al.,2014).UVA/H2O2的作用与单独紫外光相当,120 min时的去除率为15.0%,这与体系中的HO·有关,H2O2在λ<260 nm才能光解产生HO·(E0=2.80 V)(Alok et al.,2014).UVA/KI体系对磺胺嘧啶几乎没有影响,这是由于I-易吸收光子自身发生化学反应,与磺胺嘧啶的光解形成竞争(Bejarano-Perez et al.,2008).H2O2/KI有效提高了磺胺嘧啶的降解效果,120 min时的去除率为81.4%.H2O2/KI共存体系反应复杂,H2O2首先氧化I-产生中间氧化物HIO,HIO进一步将I-氧化成I2(式(2)~(3)),体系中I3-的产生(式(4))提高了I2在水溶液中的溶解度(Hu et al.,2014; Melicherčík et al.,1997);pH=3.2时,反应(式(5)~(6))一定程度的发生产生少量IO-(E0=1.1~1.6 V)、IO3-(E0=0.9~1.5 V)(Baghalha,2012). I2(E0=0.54 V)、I3-(E0 =0.53 V)、IO-和IO3-的共同作用,使磺胺嘧啶得到有效降解.UVA/H2O2/KI体系中,120 min时磺胺嘧啶的去除率达98.2%,说明UVA/H2O2/KI进一步增强了磺胺嘧啶的降解.图 3 H2O2/KI体系降解磺胺嘧啶过程中的紫外-可见吸收光谱图(插图为水中不同物质吸收光谱图)图 3为H2O2/KI降解磺胺嘧啶过程中的UV-VIS吸收光谱图.可以看出,0 min时,λ为350 nm、460 nm 及281 nm处均出现明显的吸收峰,其分别对应I3-、I2(Hu et al.,2012)和磺胺嘧啶.随着反应的进行,A281不断降低,且最大吸收波长向270 nm 移动,说明磺胺嘧啶降解的同时有新物质产生.图 4为UVA/H2O2/KI、H2O2/KI体系中反应液的A460(即I2)、A350(即I3-)变化.由图 4可以看出,H2O2/KI体系在降解磺胺嘧啶过程中A460和A350分别由0.322、0.650降低至0.184、0.490,说明体系中 I3-和I2在磺胺嘧啶降解的同时一直在减少.而紫外辐射明显促进了I2的消耗(A460由0.322降低至0.184),同时一定程度上影响I3-的变化(A350先降低后有所增高),因而增强了磺胺嘧啶的去除效果. 这是由于体系pH较低,反应(5)~(6)的发生受到抑制,I2和I3-在紫外光辐射下发生共价键断裂,产生氧化性更强的碘自由基I2-·(E0(I2-·/I-)=1.03 V)和I·(E0(I·/I-)=1.33 V)(式(7)~(8))(Hu et al.,2012; John et al.,2010),因此,UVA/H2O2/KI体系能够增强磺胺嘧啶的降解.图 4 UVA/H2O2/KI、H2O2/KI体系中反应液的A460 、A350变化3.2 UVA/H2O2/KI体系降解磺胺嘧啶的影响因素3.2.1 溶液初始pH值设置初始浓度为0.04 mmol·L-1的磺胺嘧啶溶液,H2O2、KI添加浓度分别为120.0 mmol·L-1和2.4 mmol·L-1,采用1.0 mol·L-1的H2SO4和NaOH溶液调节体系初始pH分别为2.6、3.2、4.2和6.3,磺胺嘧啶的光降解情况如图 5所示. 由图 5可以看出,溶液初始pH值对UVA/H2O2/KI 降解磺胺嘧啶具有明显的影响.当溶液初始pH值分别为2.6、3.2、4.2时,120 min时磺胺嘧啶的去除率分别为75.1%、98.2%和95.8%;pH提高至6.3,120 min后去除率可达100.0%.利用准一级反应动力学模型对不同pH值下磺胺嘧啶的降解过程进行拟合(R2≥0.99).图 5插图为不同pH 值的准一级反应速率常数k值变化情况.图 5 溶液初始pH值对UVA/H2O2/KI降解磺胺嘧啶的影响(插图为不同pH值下准一级反应速率常数)首先,溶液初始pH值影响H2O2的氧化活性和稳定性(Hu et al.,2012; Gong et al.,2015),因此,一定程度上影响体系中碘及其自由基的产生(式(2)~(8)). 为此实验考察了不同pH值体系中的A460(I2)和A350(I3-)变化(图 6及插图).由图 6可以看出,pH值在2.6~6.2范围增加,体系中I2和I3-产量减少(pH=4.3例外). 酸性过高(pH=2.6)不利于磺胺嘧啶的降解,类似结果也有报道(Sharma et al.,2015). pH值从3.2增加至4.3,H2O2的氧化能力相对降低,故体系中I2产量较少而以I3-及其光解为主(式(8)),同时反应(9)的发生使得I2-·成为降解磺胺嘧啶的主要活性物质,I2-·(E0(I2-·/I-)=1.03V)与I·(E0(I·/I-)=1.33V)相比氧化活性较低(Hu et al.,2012; John et al.,2010; Yeo et al.,2009),故磺胺嘧啶的去除率有所降低.图 6 不同pH值下反应液的A460变化(插图为对应的A350变化)当溶液初始pH值增加至6.2,体系中I2和I3-相对较少(图 6),但磺胺嘧啶的去除率反而较高.这可能是由于偏中性条件下H2O2氧化性弱,会被中间氧化物HIO氧化(式(10))(Matsuzaki et al.,1972),故0 min时,I2和I3-含量甚微,体系中以I-为主.I-在紫外光作用下通过电子转移形成复合体I-H2O*,该复合体自身分离(式(11)~(12)),同时反应(10)中产生的O2作为电子受体能够极大地促进复合体分离,促使I·、I2-·及O2-·等一系列自由基的产生(式(9),式(13)~式(14))(Yeo et al.,2009),故一定程度上增强磺胺嘧啶的去除效果,同时由于反应(15)、(4)使得体系中I2和I3-逐渐增加.偏中性条件UAV/H2O2/KI体系对磺胺嘧啶的作用机理有待进一步研究.本次研究结合磺胺嘧啶去除率及k值,将pH=3.2作为碘增强磺胺嘧啶紫外光降解的最佳值.3.2.2 H2O2添加浓度初始浓度为0.04 mmol·L-1的磺胺嘧啶溶液,pH=3.2,KI添加浓度为2.4 mmol·L-1,H2O2添加浓度在10.0、60.0、120.0和180.0 mmol·L-1时,磺胺嘧啶的光降解情况如图 7所示. 由图 7可以看出,H2O2添加浓度对UVA/H2O2/KI降解磺胺嘧啶具有明显影响. H2O2添加浓度在10.0~120.0 mmol·L-1范围增加,120 min时,磺胺嘧啶去除率分别为21.2%、85.7%和98.2%,依次提高; 继续增加H2O2添加浓度至180.0 mmo·L-1,去除率没有明显变化,为97.0%.H2O2添加浓度从10.0增加至180.0 mmol·L-1,各体系对应准一级反应速率常数分别为0.001、0.016、0.033和0.028 min-1(R2≥0.99).图 7 H2O2添加浓度对UVA/H2O2/KI降解磺胺嘧啶的影响(插图为不同H2O2添加浓度下准一级反应速率常数)图 8为不同H2O2添加浓度下反应液的A350(即I3-)变化,H2O2添加浓度为10 mmol·L-1时,体系中产生大量I3-,这是因为H2O2添加浓度过低,氧化产生的有限I2会与大量剩余I-结合(式(4)),从而降低了I·的产生量,限制了磺胺嘧啶的降解(Hu et al.,2012;Yeo et al.,2009).增加H2O2添加浓度(10.0~120.0 mmol·L-1),体系中I2的产生量及碘自由基随之增加,磺胺嘧啶的去除率明显提高. 而继续增加其添加浓度至180.0 mmol·L-1,由于中间氧化物HIO 与过量H2O2反应(式(10)),使得体系中I3-产生量相对提高(Katsuzaki et al.,1972),因而一定程度上限制了磺胺嘧啶的降解.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展高级氧化技术(AOPs)是目前处理抗生素废水的有效方法之一。
随着抗生素的广泛使用和废水排放量的增加,抗生素废水对环境和人类健康造成的潜在风险日益凸显。
传统的生物处理技术对抗生素废水的去除效果有限,因此需要开发更加高效和可持续的处理技术。
高级氧化技术是一种基于自由基生成的技术,可以完全降解有机污染物。
该技术主要包括光催化氧化、臭氧氧化和Fenton氧化等。
这些技术在处理抗生素废水时,可以通过生成高活性的氢氧自由基或羟基自由基来破坏抗生素的化学结构,从而达到去除抗生素的目的。
研究表明,高级氧化技术对多种抗生素的降解具有较好的效果。
光催化氧化技术可以通过紫外光或可见光激发半导体催化剂产生电子和空穴对,在氧气的存在下产生羟基自由基,从而降解抗生素。
通过调节催化剂的特性,可以实现对不同抗生素的高效降解。
臭氧氧化技术通过向废水中注入臭氧,生成活性氧物种,并与抗生素中的有机物发生反应,从而降解抗生素。
Fenton氧化技术通过加入过氧化氢和铁离子,生成羟基自由基,进而氧化降解抗生素。
高级氧化技术在处理抗生素废水时还存在一些挑战。
抗生素废水中的抗生素种类繁多且浓度较低,存在难以完全降解的问题。
高级氧化技术需要消耗大量的能源和催化剂,造成成本较高。
由于反应条件的限制,不同抗生素的处理效果存在差异。
为了进一步提高高级氧化技术处理抗生素废水的效果,一些研究提出了一些改进方法。
结合生物技术和高级氧化技术可以有效提高抗生素的降解效果。
在高级氧化技术前后添加生物反应器,通过生物和化学的联合作用,可以实现对抗生素污染物的高效去除。
一些研究还探索了改进高级氧化技术的催化剂设计和反应条件选择,以提高处理抗生素废水的效果和降低成本。
高级氧化技术是一种有效处理抗生素废水的方法,但在实际应用中仍需要解决一些挑战。
随着对抗生素污染问题的关注度不断提高,相信通过进一步的研究和技术创新,高级氧化技术在处理抗生素废水中的应用前景将会更加广阔。
光催化降解水体中磺胺类抗生素的研究进展
[关键词] 光催化;磺胺类抗生素;废水处理;高级氧化
[中图分类号] X703
[文献标志码] A
[文章编号] 1006-1878(2021)02-0127-07
[DOI] 10.3969/j.issn.1006-1878.2021.02.001
Recent developments in photocatalytic degradation of sulfonamide antibiotics in water
磺胺类抗生素(sulfonamide antibiotics,SAs)是 一类传统的人工合成抗菌药物,由于价格低廉、化 学性质稳定、具有广谱活性等特点,在畜牧业和水 产养殖中被广泛使用[1],我国的使用尤其广泛[2]。 然而,抗生素的滥用以及缺乏对抗生素废水的有效 处理,使抗生素污染对生态系统和人体健康都构成 了严重的威胁[3]。SAs是在水体中最常被检出的抗 生素种类,江苏省的畜牧场废水中仅磺胺二甲嘧啶 的含量就达到了211 μg/L[4],而在桂林市的地表水 中SAs的浓度达到了1 281.50 μg/L[5]。在用量或疗 程不足时,细菌对SAs易出现抗药性,继而产生抗 性基因,抗药细菌进入环境中易导致进一步的抗性
Sulfadiazine (SDZ)
C10H10N4O2S
Sulfamonomethoxine (SMM)
C11H12N4O3S
Sulfisoxazole (SSX)
C11H13N3O3S
Sulfamethazine (SMZ)
C12H14N4O2S
Sulfadimethoxine (SDM)
C12H14N4O4S
·128·
化工环保 ENVIRONMENTAL PROTECTION OF CHEMICAL INDUSTRY
Fe_(3)O_(4)激活过硫酸盐催化去除水中磺胺嘧啶
生物化工 Biological Chemical Engineering
文章编号:2096-0387(2021)03-0030-05
Vol.7 No.3 Jun. 2021
Fe3O4 激活过硫酸盐催化去除水中磺胺嘧啶
林昱廷 1,苏冰琴 2*,芮创学 3
(1. 太原科技大学 环境与安全学院,山西太原 030024;2. 太原理工大学 环境科学与工程学院,山西晋中 030600;
Keywords: sulfamethazine; advanced oxidation process; Fe3O4; persulfate; influencing factors
抗 生 素 磺 胺 嘧 啶(Sulfamethazine,SD)由 于 其 一种新型高效绿色的水处理技术,具有反应条件温
HS2O8- → SO4-·+S时O间42-(+mHin+)
(5)
如图 2 所示。当 PS 浓度由 0 提高至 0.5 mmol/L 时,
1.0
SD 降解速率逐渐提高,反应 180 min 后,SD 降解速
率达0到.8 92.8%。分析其原因为,0.0随g/L着体系中0.6 gP/LS 浓度
0.8 g/L
2.1 Fe3O4 投加量对 SD 降解效果的影响 在 Fe3O4/PS 体系中,采用 Fe3O4 激活 PS 催化 SD
降解反应的进行,Fe3O4 投加量直接影响 SO4-·的产生。 如图 1 所示。在未投加 Fe3O4 的条件下,SD 基本没 有被降解,随着 Fe3O4 投加量增加到 1.2 g/L 时,反应 180 min 后,SD 的降解率可达到 90.3%。由式(1)可知, 增加 Fe3O4 的投加量可提供更多的 Fe2+,PS 被 Fe3O4 表面的 Fe2+ 激活,从而产生更多的 SO4-·参与反应 [7]。 此外,磁性 Fe3O4 表面的 Fe2+ 能够引发一系列类芬顿 反应,故增加体系中 Fe3O4 投加量能提高 SD 的降解率。 继续增大 Fe3O4 至 1.4 g/L 时,SD 降解效果没有明显
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展高级氧化技术(Advanced Oxidation Technologies, AOTs)是一种用于废水处理的先进技术,它通过产生高活性的氧化剂来分解和去除污染物。
近年来,随着抗生素的广泛使用和废水排放量的增加,抗生素废水污染的问题日益凸显。
研究人员开始探索利用高级氧化技术处理抗生素废水的方法和途径。
目前,常用的高级氧化技术包括光催化氧化、臭氧氧化、超声波氧化和电化学氧化等。
这些技术可以通过不同的反应路径产生高度活性的氧化剂(如羟基自由基和超氧根离子),从而降解抗生素废水中的有机污染物。
光催化氧化是将光能转化为化学能,通过静电相互作用和电子转移来降解污染物。
光催化氧化可以利用自然光源或人工光源,常用的催化剂包括二氧化钛(TiO2)和二氧化锌(ZnO)。
这些催化剂具有良好的稳定性和催化活性,并且对光谱范围广泛,可以有效地降解抗生素废水中的有机污染物。
臭氧氧化是利用臭氧分解有机污染物的一种方法。
臭氧具有强氧化能力,可以将有机污染物氧化为水和二氧化碳,达到净化废水的目的。
臭氧氧化需要专门的臭氧发生器和混合设备,通过调节臭氧浓度和反应时间可以达到最佳的处理效果。
超声波氧化是通过超声波的机械作用产生局部的高温、高压和高速度,从而分解和去除有机污染物。
超声波氧化具有能量效率高、操作简便、无需添加化学试剂等优点,可以有效地降解抗生素废水中的有机污染物。
电化学氧化是利用电极上的电流和电压将有机污染物氧化为无害的产物。
电化学氧化可以分为阳极氧化和阴极氧化两种方式,其中阳极氧化是主要的处理方法。
阳极氧化可以通过调节电流密度、电解时间和电解电位来控制氧化反应的程度,从而降解抗生素废水中的有机污染物。
目前,研究人员在高级氧化技术处理抗生素废水方面取得了一些进展。
通过调节反应条件、优化催化剂的种类和含量、改进反应设备等方法,已经实现了部分抗生素废水的高效降解和去除。
由于抗生素废水中的有机污染物种类多样,含量复杂,不同的抗生素废水可能需要不同的处理方案。
氧化改性活性炭吸附去除水相中磺胺类抗生素
氧化改性活性炭吸附去除水相中磺胺类抗生素丁杰;赵双阳;赵琪;丁兰【摘要】采用浓硫酸,浓硝酸,30%过氧化氢以及高锰酸钾溶液作为氧化剂,氧化改性活性炭以提高其对于水相中磺胺类抗生素的吸附能力。
研究微波改性,浸渍改性,回流改性和超声辅助改性四种氧化方法对于活性炭吸附磺胺类抗生素能力的改善。
实验结果表明,四种氧化剂氧化改性活性炭对于磺胺类抗生素的去除率均有明显提高,硝酸和硫酸改性可使去除率达到90%以上,但硫酸改性更适合大规模工业生产。
回流改性是四种改性方法里最优的氧化方法。
红外光谱和扫描电镜表征实验结果表明硫酸氧化改性会增加活性炭表面极性,但是会使微孔容积减小,由此推断这一吸附过程为化学吸附占主导地位。
%Activated carbons ( AC ) were modified by concentrated H 2 SO4 , concentrated HNO3 , 30%H2 O2 and KMnO4 solution to improve their sulfonamides adsorption capacity from aqueous solution .Microwave-assisted oxidation , impregnated oxidation , reflux oxida-tion and ultrasound -assisted oxidation were applied to modify AC to search for the most effi-cient way to improve their adsorption performance .Results showed that improvement of the AC adsorption capacity after oxidation treatments wasremarkable .Specifically , removal rate of AC modified by concentrated H 2 SO4 and concentrated HNO 3 were both as high as 90%. The H2 SO4 -modification method was regarded as the most suitable method for industrial production .Reflux oxidation was the optimal way to oxidizeAC .The surface chemical and pore structural properties of the AC were characterized by different techniques including FT-IR and SEM.Resultsshowed that concentrated H 2 SO4 modified AC exhibit increased surface polarity ,in this way , the extent of porosity of the modified AC decreased .The adsorption ex-perimental data indicate that chemisorption was predominant in the adsorption process .【期刊名称】《哈尔滨商业大学学报(自然科学版)》【年(卷),期】2014(000)001【总页数】5页(P41-45)【关键词】改性活性炭;磺胺;红外光谱;扫描电镜【作者】丁杰;赵双阳;赵琪;丁兰【作者单位】哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;吉林大学化学学院,长春130012;吉林大学化学学院,长春130012【正文语种】中文【中图分类】X703磺胺(Sulfonamides)是对氨基苯磺酰胺及其衍生物的统称,其磺酰氨基上的氢可以被不同的杂环所取代,形成不同种类的磺胺类抗生素[1].磺胺类抗生素是一类人工合成的广谱抗菌药物,自20世纪30年代问世以来,至今已有近80年的历史,现已经过人工合成了千种以上的磺胺类药物[2].磺胺类抗生素的诞生为早期人类的健康做出了巨大的贡献,近年来,其更是作为兽药被广泛应用于畜牧业和水产养殖业.但是,磺胺类抗生素因其具有结构稳定性和环境持久性,容易在环境中长期的残留[3],会对人类的健康造成较为严重的影响[4].由于国际市场对于磺胺类抗生素的需求一直比较稳定[5],多年来其一直是我国原料药物的大宗出口产品,此类药物在我国的产量也一直成持续增长的态势,我国现已成为磺胺类抗生素产销的头号大国.因此,目前急需一种行之有效的方法来处理水中的磺胺类抗生素.较高浓度的磺胺类抗生素会抑制大部分微生物的活性[6],因此传统的生物法污水处理工艺对该污染物的去除效果并不理想.高级氧化法虽然可以降解水中的磺胺类污染物,但是会产生不确定的中间产物,去除不彻底且成本较高.吸附法作为一种成熟的物理方法具有能耗低,无副产物且吸附剂可以回收再生,重复利用等特点,应用较为广泛[7].活性炭具有丰富的孔隙结构和巨大的比表面积,是一种应用最广泛且经济性好的吸附材料.但活性炭是一种非极性的吸附剂,对于极性有机物吸附效果不理想.谢胜等[8]研究了三种磺胺类抗生素在活性炭表面的吸附行为,吸附达到平衡时活性炭对于三种磺胺类抗生素的吸附量较低.为了使活性炭具有特殊性能和用途,通常需要对其表面官能团进行改性[9].Abdel- Nasser等[10]采用硝酸作为氧化剂氧化改性活性炭,改性后的活性炭对于重金属离子的去除能力大大提高.Moreno-Castilla等[11]采用 H2O2,(NH4)2S2O8,和硝酸对活性炭进行氧化改性,并对改性活性炭进行了表征,结果显示其表面含氧官能团含量明显增加,表面极性明显增强.本文选择了常见的四种磺胺类抗生素[12],磺胺嘧啶(SD),磺胺对甲氧嘧啶(SMD),磺胺二甲基嘧啶(SM2)以及磺胺喹恶啉(SQ),作为目标污染物.主要研究了30%H2 O2溶液,0.4 mol/LKMnO4溶液,浓硫酸和浓硝酸四种氧化剂氧化改性活性炭对于磺胺混标溶液的吸附效果,并针对氧化效果较好的氧化剂进行氧化方法的选择和优化.1 材料与方法1.1 实验仪器与材料高效液相色谱仪的型号是Agilent1100,实验中所使用的活性炭为木质颗粒活性炭(天津福晨化学试剂厂),粒径4 mm.实验用水为超纯水,电阻率为18.2 MΩ cm–1,是由蒸馏水经美国 Milli-Q 超纯水净化系统获得.硫酸:分析纯,北京化工厂.硝酸:分析纯,北京化工厂.30%过氧化氢:分析纯,西陇化工股份有限公司.高锰酸钾:分析纯,北京化工厂.磺胺类抗生素标准品均够自中国药品生物制品检定所,质量分数为97%.1.2 实验方法1.2.1 氧化剂的选择1)洗涤活性炭:取20 g未改性活性炭放入500 mL大烧杯中,用去离子水反复洗涤3次,在去离子水浸泡条件下放入超声设备中超声10 min,倒掉水分后放入烘箱中于60℃下烘干24 h至恒重后取出备用.2)氧化活性炭:将6 g洗涤后的活性炭投入100 mL烧杯,并向烧杯中分别加入30 mL的氧化剂溶液,搅拌10 min使氧化剂和活性炭充分接触.24 h后取出固体并将其反复洗涤至中性,再放入烘箱中于60℃下烘干24 h至恒重.3)吸附反应:将0.3 g制备得到的改性活性炭投加入盛有25 mL磺胺混标溶液(磺胺嘧啶,磺胺对甲氧嘧啶,磺胺喹恶啉以及磺胺二甲基嘧啶20 mg/L)的锥形瓶中,在303 K条件下恒温震荡吸附4 h.用高效液相色谱检测残液中各目标物质的质量浓度.每个样品作3个平行样,去除离群值后取平均值.1.2.2 氧化方法的选择1)浸渍改性:将6 g洗涤后的活性炭投入100 mL烧杯,并向烧杯中分别加入30 mL的氧化剂溶液,搅拌10 min使氧化剂和活性炭充分接触.24 h后取出固体并将其反复洗涤至中性,再放入烘箱中于60℃下烘干24 h至恒重.2)微波改性:将6 g洗涤后的活性炭投入100 mL烧杯,并向烧杯中分别加入30 mL的氧化剂溶液,搅拌10 min使氧化剂和活性炭充分接触.将烧杯放入微波炉,在200 W条件下微波辐照3 min.分6次各30 s进行.取出固体后将其反复洗涤至中性,再放入烘箱中于60℃下烘干24 h至恒重.3)回流改性:将6 g洗涤后的活性炭投入100 mL圆底烧瓶,并向烧瓶中分别加入30 mL的氧化剂溶液,搅拌10 min使氧化剂和活性炭充分接触.在90℃条件下冷凝回流2 h,取出固体后将其反复洗涤至中性,再放入烘箱中于60℃下烘干24 h 至恒重.4)超声辅助浸渍改性:将6 g洗涤后的活性炭投入100 mL烧杯,并向烧杯中分别加入30 mL的氧化剂溶液,超声10 min,之后对其进行浸渍处理,其后过程与浸渍改性相同.5)吸附实验:与上述吸附实验步骤一样.1.3 改性活性炭的表征1.3.1 傅里叶红外光谱分析对改性活性炭和未改性活性炭进行FTIR表征.采用KBr压片,扫描图谱的测试范围为1 000~4 000 cm-1,图谱分辨率为4 cm-1.1.3.2 扫描电镜分析使用日本岛津(Shimadzu)公司生产的SSX-550型分析扫描电子显微镜对改性活性炭和未改性活性炭进行SEM分析.2 实验结果与讨论2.1 氧化剂的选择活性炭经各种氧化剂氧化改性后,对于磺胺混标溶液的吸附能力会发生一定的变化.未改性活性炭和改性活性炭对于水相中四种磺胺类抗生素的去除率如表1所示,混标溶液中含有磺胺嘧啶(SD),磺胺对甲氧嘧啶(SMD),磺胺二甲基嘧啶(SM2)以及磺胺喹恶啉(SQ).表1 几种活性炭对于水中四种磺胺类抗生素的去除率30%H2 O2 改性 23.3 24.1 22.8 36 0.4 mol/L 高锰酸钾溶液改性 22.6 11.7 15.5 6.8浓硫酸改性 100 100 91.8 100浓硝酸改性94.8 95.7 92.9 100由表1可以看出,未改性活性炭对于水相中四种磺胺类抗生素的去除率都很低,这是因为未改性活性炭为非极性吸附剂,表面含氧官能团含量较低,而磺胺类抗生素为极性有机物,未改性活性炭对与极性物质的吸附能力较差.0.4 mol/L高锰酸钾溶液改性后的活性炭对于四种磺胺类抗生素的吸附去除率提高很不明显,甚至对于SMD和SQ吸附去除率还略有降低,30%H2O2改性后的活性炭对于四种磺胺类的去除率均可以达到未改性活性炭的2倍左右,但是去除率仍然不高,这是由于这两种改性方法未能很大程度的增加活性炭表面官能团的含量,致使活性炭表面极性改变不大.浓硫酸和浓硝酸氧化改性活性炭可以使其对磺胺类抗生素的吸附能力得到很显著的提高,因为使用强氧化剂氧化活性炭,可以向活性炭表面引入大量的含氧官能团,增加了活性炭表面极性,提高了活性炭对于极性有机物的吸附能力.另外,硝酸和硫酸氧化得到的改性活性炭,表面会引入大量的酸性基团,如酚羟基,羧基,羰基,内酯基等等,这些基团可以与磺胺类抗生素所带的碱性氨基发生反应,生成离子键,从而提高了活性炭对于磺胺类污染物的吸附能力.2.2 氧化方法的选择氧化剂的选择实验结果显示浓硝酸和浓硫酸氧化改性活性炭对于其吸附磺胺类抗生素的能力有很大的提高.这一部分实验针对浓硝酸和浓硫酸氧化改性活性炭优化其改性方法,并选择出一种对于磺胺类抗生素有最大吸附能力的改性方法,为去除水体中的磺胺类污染物提供一个行之有效的方法.使用浓硝酸和浓硫酸作为氧化剂,分别采取微波,浸渍,回流及超声辅助四种方法氧化改性活性炭,所得到的改性活性炭对于四种磺胺类抗生素的吸附能力如图1、2所示,图中q为活性炭对于磺胺嘧啶的吸附量,即单位质量活性炭所吸附的磺胺嘧啶质量,mg/g.其计算公式如下[13]:其中:C0和Ct分别表示0时刻以及t时刻溶液中磺胺嘧啶的质量浓度,V表示溶液的体积,m表示投加改性活性炭的质量.未改性活性炭对于四种磺胺类抗生素的吸附能力q分别为:q SD=0.136 mg/g,q SMD=0.205mg/g,q SM2=0.17mg/g,q SQ=0.29 mg/g.由图1、2可以看出,微波改性后的活性炭对于四种磺胺类抗生素的吸附能力最差,这是由于氧化活性炭可使活性炭表面带有更多的羧基和羟基等极性基团,但这些极性基团对于温度很敏感,高温下极易分解[14-15],活性炭是微波很好的受体,在微波场中会迅速升温,微波改性会使活性炭表面极性基团在高温下部分分解,因此影响了其对于磺胺类抗生素的吸附效果.浸渍改性和超声辅助浸渍改性所得到的改性活性炭对于四种磺胺类抗生素吸附性能都很好,但是这两种改性方式所需要的时间都比较长,而回流改性在对于活性炭吸附性能提高方面与这两种改性方式相差不大,且所需时间少了很多,因此,回流改性应为氧化改性活性炭的最优改性方法. 图1 硝酸不同方法改性活性炭对四种磺胺的吸附能力图2 硫酸不同方法改性活性炭对四种磺胺的吸附能力实验中发现,硝酸氧化改性活性炭的过程当中,会产生大量的氮氧化物气体,且硝酸沸点较低,氧化过程中其损失较大,也会产生酸雾,而硫酸沸点高,且氧化过程中不会大量产生废气,对于操作人员的工作环境要求较低,更适用于工业上大量生产.因此,使用硫酸作为氧化剂,回流改性活性炭是最优的组合,得到的改性活性炭对于磺胺类抗生素的吸附能力也最强.2.3 改性活性炭的表征2.3.1 傅里叶红外光谱如图3所示,改性活性炭与未改性活性炭均在3 450 cm-1处存在吸收峰,此处为活性炭表面羧基或羟基中的O—H的伸缩振动吸收峰.在3 000 cm-1处的吸收峰为C—H键伸缩振动产生的,说明两者都有具有活性的C—H键.在1 650 cm-1处的吸收峰为羧基的碳氧双键伸缩振动产生的[11].图3 活性炭改性前后的FTIR谱图2.3.2 扫描电镜结果活性炭经氧化改性后,其微观表面形貌发生了极大的变化,研究活性炭氧化前后的微观表面形貌特征有助于解释其吸附行为.由图4可知,未改性活性炭的孔隙是由不规则的片状块状颗粒形成的而活性炭经过硫酸氧化改性后孔变成狭缝状,伴随着氧化过程的不断深入,部分孔壁出现塌陷,更多的微孔烧结成中孔和大孔,致使微孔数量减少.图4 活性炭改性前后微观形貌特征SEM图4 结论1)未改性活性炭对于磺胺类抗生素的吸附能力很差.氧化改性可以使活性炭表面极性增强,提高活性炭对于极性有机物磺胺类抗生素的吸附能力.使用浓硝酸和浓硫酸氧化改性后的活性炭对于四种磺胺类抗生素的去除率均可达到90%以上,而30%的双氧水以及0.4 mol/L的高锰酸钾溶液氧化改性后的活性炭对于四种磺胺类抗生素的去除率有一定的提高,但去除效果不是很好.2)硫酸回流改性后的活性炭对于四种磺胺类抗生素的吸附能力均达到了最高值1.67 mg/g,分别是未改性活性炭对于这四类抗生素吸附能力的12.3、8.1、9.8、5.8 倍.且硫酸氧化改性活性炭过程中不产生有毒气体,且回流改性所需要的时间相对较短,因此硫酸回流改性是去除水中磺胺类抗生素的最优活性炭改性方法.3)改性活性炭的表征实验可知氧化改性可以增强活性炭表面含氧官能团的数量,增强活性炭表面极性.由于硫酸的腐蚀性致使微孔容积减小,本应造成活性炭的吸附能力降低的结果没出现,说明了改性活性炭吸附水中磺胺类抗生素的过程是化学吸附占主导地位.参考文献:[1]田世恒.UASB-SBR工艺去除生活污水中磺胺二甲基嘧啶的研究[D].上海:东华大学,2010.[2]张志洁.磺胺类药物残留分析方法[J].山东食品发酵,2004(2):43-45. 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高级氧化技术在磺胺类抗生素废水治理中的应用进展
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z等 10 使用悬浮生物反
基金项目:国家重点研发计划项目(
2017YFC0806305),国家自然科学基金项目(
51508564)
收稿日期:
2019
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12
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23
作者简介:谢朝新(
1968- ),男,湖南常德人,博士,教授,研 究 方 向:军 事 环 境 安 全 与 管 理,
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86909304@163.
染,高级氧化技术因其优异的处理效果备受关注.综述了近年来高级氧化技术处理磺胺类抗生素废水的 研 究 进 展,简 要
介绍了各种高级氧化技术的优缺点,并对未来高级氧化技术处理磺胺类抗生素废水的发展进行了展望.
关键词:磺胺类抗生素废水;高级氧化技术;废水治理
中图分类号:
X703.
1 文献标识码:
A 文章编号:
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高级氧化技术降解水体中抗生素的研究进展
引言
抗生素是一类由微生物产生的具有抗菌消炎作用的物质,在医疗、养殖和日常 生活中被广泛应用。然而,抗生素的不合理使用和排放会导致水体污染,严重 威胁水生生态系统和人类健康。为了解决这一问题,研究人员不断探索能够高 效降解水体中抗生素的方法。高级氧化技术因其强氧化能力和对环境的影响小 而受到广泛。
研究背景
抗生素在水体中的残留主要来源于制药厂、医院、养殖场和家庭废水等。这些 抗生素进入水体后,会对水生生物产生毒副作用,并可能导致人体耐药性的增 加。因此,研究水体中抗生素的降解方法对保护环境和人类健康具有重要意义。
高级氧化技术降解水体中抗生素的原理是利用强氧化剂或电化学反应产生具有 高氧化性的自由基(如·OH),这些自由基能够与抗生素分子中的不饱和键、 芳香环等发生反应,使其降解为小分子有机物,从而达到去除污染物的目的。
结论
高级氧化技术作为一种环境友好且高效的水处理技术,在降解水体中抗生素方 面具有显著优势。然而,目前相关研究仍存在一定局限性,需要进一步探讨的 问题包括优化中间产物控制、降低成本以及发掘新型高效催化剂等。通过不断 完善高级氧化技术降解水体中抗生素的方法,有望为解决水体抗生素污染问题水体中抗生素的方法主要有:臭氧氧化、过氧化氢氧化、电 化学氧化、光催化氧化等。
臭氧氧化是一种广泛应用的高级氧化技术,具有较高的氧化能力和反应速率。 在臭氧氧化过程中,臭氧分子分解产生具有强氧化性的·OH,这些·OH能够与 抗生素分子发生反应,使其降解。过氧化氢氧化和电化学氧化也是常用的高级 氧化技术,通过产生具有高氧化性的自由基或电子,与抗生素分子发生反应, 达到降解的目的。光催化氧化则利用光能激发半导体催化剂产生自由基,进而 降解抗生素。
然而,高级氧化技术在降解水体中抗生素的应用仍存在一定局限性。首先,部 分研究表明,高级氧化技术可能产生部分中间产物,这些产物可能对环境产生 二次污染。其次,部分技术对电子供给体的要求较高,导致成本较高,限制了 其在实际工程中的应用。未来研究方向应包括优化反应条件、发掘新型高效催 化剂以及研究新技术联用等。
不同方法去除水中磺胺类抗生素的进展研究
第52卷第12期 辽 宁 化 工 Vol.52,No.12 2023年12月 Liaoning Chemical Industry December,2023不同方法去除水中磺胺类抗生素的进展研究张迪雅(沈阳建筑大学 市政与环境工程学院,辽宁 沈阳 110168)摘 要:目前磺胺类抗生素的滥用造成了对环境污染和对人体健康的危害。
介绍了环境中磺胺嘧啶类抗生素的来源,探讨了水中磺胺类抗生素去除方法。
其中吸附法被认为是去除抗生素废水的一种有效方法,生物炭是一种高效廉价的吸附材料。
最后,总结了生物炭的改性方法。
关 键 词:生物炭;抗生素;改性;吸附法中图分类号:X703 文献标识码: A 文章编号: 1004-0935(2023)12-1857-04近年来抗生素在水、土壤中的污染问题被公认为环境化学领域新兴问题之一,它们有可能引起生态系统的改变。
这些低抗生素浓度促进抗生素耐药性已经被城市污水排放中几种抗生素耐药性细菌基因检测所证实,在加拿大、欧洲和美国的污水处理厂的最终流出物中都检测出了抗生素残留[1]。
磺胺类抗生素具有良好杀菌性、抑菌性、抗菌谱广泛、价格低廉的优点在预防和治疗人类与动物疾病中被广泛应用。
抗生素的30%~90%都不能被生物体所吸收,因此会导致抗生素在环境中会被较高的检出。
在水环境中磺胺嘧啶类性质比较稳定,不易水解和光降解,挥发性能较低,因此磺胺类抗生素在水中不易降解,日积月累,因此在水中浓度较高[2]。
1 环境中磺胺嘧啶类抗生素的来源1.1 城市污水处理厂在污水处理系统中,是不能完全去除抗生素的,而且会受到污水处理厂的处理工艺、温度、水利停留时间等多方面的影响。
CARBALLA[3]发现,在西班牙污水处理厂中,磺胺甲恶唑总体清除率仅为60%。
在污水处理厂中抗生素消除的过程很复杂,不同的处理方法,不同的抗生素的消除机制和速率都有可能不同。
1.2 水产养殖为了防止由于养鱼场水环境中各种细菌对鱼造成的细菌感染,毫无节制地使用预防性抗生素。
高级氧化法处理抗生素废水研究进展
高级氧化法处理抗生素废水研究进展引言:随着抗生素的广泛使用,抗生素废水的处理成为一个严峻的环境问题。
抗生素废水富含有机物质,如抗生素药物残留以及抗生素合成过程中产生的有机废弃物。
这些有机物质不仅对水体生态环境造成危害,还可能导致细菌耐药性的进一步蔓延。
传统的生物处理方法对于抗生素废水的处理效果有限,因此,高级氧化法成为了一种备受关注的新兴技术。
本文将介绍高级氧化法的原理、应用和研究进展。
一、高级氧化法概述高级氧化法是一种通过氧化反应去除水体中有机污染物的技术。
其主要原理是在特定条件下,使氧化剂产生高氧化还原电位,从而产生高活性氧物种,进而降解有机物质。
高级氧化法广泛应用的氧化剂包括氢过氧化物、臭氧、硫酸根离子等。
二、高级氧化法在抗生素废水处理中的应用1. 光催化氧化法光催化氧化法是一种以光为驱动力,通过半导体光催化剂产生活性氧物种进行氧化反应的技术。
研究表明,TiO2是一种常用的光催化剂,可有效降解抗生素废水中的有机物质。
此外,一些研究者还通过改性或复合材料提高了光催化剂的活性,进一步提高了抗生素废水处理效果。
2. Fenton氧化法Fenton氧化法是一种以Fe2+和H2O2为氧化剂的技术。
Fe2+和H2O2在酸性条件下反应生成羟基自由基,具有极强的氧化性能。
研究表明,Fenton氧化法可以高效地降解抗生素废水中的有机物质,并且对抗生素药物残留也具有一定的去除效果。
3. 臭氧氧化法臭氧氧化法以臭氧为氧化剂,具有强氧化性。
臭氧分解生成单质氧,高氧化还原电位的单质氧具有较强的氧化能力。
研究表明,臭氧氧化法可以高效降解抗生素废水中的有机物质,并且对抗生素药物残留具有较好的去除效果。
三、高级氧化法处理抗生素废水的研究进展近年来,高级氧化法处理抗生素废水的研究取得了一系列进展。
一方面,研究者通过改变反应条件、调控氧化剂的添加量和种类等因素,优化了高级氧化法的操作参数,提高了抗生素废水处理效率。
另一方面,研究者通过设计新型的光催化剂、催化剂载体和催化剂的混合使用等方法,开发了更高效、更稳定的高级氧化法体系,提高了抗生素废水处理效果。
Fe-MCM-41分子筛催化臭氧氧化水中磺胺研究
Fe-MCM-41分子筛催化臭氧氧化水中磺胺研究【摘要】本研究利用Fe-MCM-41分子筛催化臭氧氧化水中磺胺的方法进行环境污染控制。
磺胺是水中常见的污染物之一,对水质造成严重影响。
臭氧氧化法是一种高效的水处理技术,可以有效降解含有机物的水体。
通过对Fe-MCM-41分子筛催化臭氧氧化水中磺胺的研究,揭示了其反应机理和优势。
实验结果显示Fe-MCM-41分子筛具有良好的催化性能,能够高效降解水中的磺胺。
本研究的意义在于为水污染治理提供了新的方法和思路,为Fe-MCM-41分子筛在水处理中的应用前景提供了实验数据支持。
该研究为环境保护和水资源可持续利用提供了重要参考依据。
【关键词】Fe-MCM-41分子筛、催化、臭氧氧化、水处理、磺胺、环境污染、机理研究、实验方法、应用前景、研究意义、启示。
1. 引言1.1 研究背景磺胺类抗生素是一类广泛应用于畜禽养殖和人类医疗领域的药物,在使用过程中会产生大量的废水和废药渣。
这些废水中的磺胺类抗生素排放到环境中会对水生生物和人类健康造成潜在的危害。
磺胺类抗生素在水中的环境污染已成为一个备受关注的环境问题。
本研究旨在探索Fe-MCM-41分子筛作为催化剂对水中磺胺类抗生素进行臭氧氧化处理的机理,并对其在水处理领域中的应用前景进行深入研究和探讨。
通过本研究可以为解决水中磺胺类抗生素污染问题提供新的思路和技术支持,具有重要的理论和实践意义。
1.2 研究目的本研究旨在探索Fe-MCM-41分子筛在臭氧氧化水中磺胺的催化氧化过程中的作用机理,揭示其在水处理中的潜在应用价值。
通过研究磺胺在水中的环境污染问题,分析臭氧氧化法在水处理中的应用情况,结合Fe-MCM-41分子筛的制备方法,探讨Fe-MCM-41分子筛催化臭氧氧化水中磺胺的机理,最终旨在为水处理技术的发展提供理论支持和实验依据。
通过本研究,期望能够为解决水污染问题提供新的思路和方法,推动Fe-MCM-41分子筛在水处理领域的应用与发展,促进环境保护和可持续发展的目标实现。
《锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素》
《锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素》一、引言随着现代医药产业的快速发展,磺胺类抗生素(SAs)的广泛使用导致其在环境中的残留问题日益严重。
如何有效去除水体中的磺胺类抗生素已成为当前环境科学领域的重要研究课题。
锰铈掺杂碳纳米管(MCCNTs)作为一种新型的催化剂材料,具有优异的催化性能和良好的环境相容性,其在活化过一硫酸盐(PMS)降解有机污染物方面具有巨大的应用潜力。
本文将探讨锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素的机理和效果,为该技术在环境污染治理领域的应用提供理论支持。
二、材料与方法2.1 材料实验所用药品包括磺胺类抗生素(SAs)、锰铈掺杂碳纳米管(MCCNTs)、过一硫酸盐(PMS)等。
所有试剂均为分析纯,实验用水为去离子水。
2.2 方法本实验采用锰铈掺杂碳纳米管作为催化剂,活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素。
具体实验步骤包括催化剂的制备、PMS的活化、SAs的降解以及降解产物的分析等。
三、结果与讨论3.1 锰铈掺杂碳纳米管的制备与表征通过溶胶-凝胶法结合热处理工艺,成功制备了锰铈掺杂碳纳米管。
通过X射线衍射(XRD)、扫描电子显微镜(SEM)、透射电子显微镜(TEM)等手段对催化剂进行表征,结果表明MCCNTs具有较高的比表面积和良好的结晶度。
3.2 PMS的活化及SAs的降解在MCCNTs的催化作用下,PMS被有效活化,产生具有强氧化性的活性物种(如硫酸根自由基等)。
这些活性物种能够有效地攻击磺胺类抗生素分子,使其发生断键、开环等反应,从而实现SAs的高效降解。
实验结果表明,MCCNTs/PMS体系对SAs 的降解效果显著,且降解速率随催化剂投加量和PMS浓度的增加而提高。
3.3 降解机理分析通过自由基捕获实验和电子自旋共振(ESR)技术,证实了硫酸根自由基在SAs降解过程中的主导作用。
同时,结合催化剂的表征结果和SAs的降解规律,提出了合理的降解机理。
在MCCNTs的催化作用下,PMS被活化产生硫酸根自由基等活性物种,这些活性物种攻击SAs分子,使其发生断键、开环等反应,最终转化为低毒或无毒的小分子化合物。
《锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素》
《锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐降解磺胺类抗生素》篇一一、引言随着现代医药产业的快速发展,磺胺类抗生素(SAs)的广泛使用导致其在环境中的残留问题日益严重。
如何有效地处理和降解环境中的磺胺类抗生素,已经成为环境保护领域亟待解决的问题。
近年来,高级氧化工艺(AOPs)因具有高效的有机物去除能力,成为解决这一问题的有效途径。
其中,锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐(PMS)的高级氧化技术因其良好的催化性能和环保特性备受关注。
本文将探讨锰铈掺杂碳纳米管对过一硫酸盐的活化作用,及其在降解磺胺类抗生素方面的应用。
二、材料与方法1. 材料准备本研究所用材料包括磺胺类抗生素(SAs)、锰铈掺杂碳纳米管(MCCNTs)、过一硫酸盐(PMS)等。
所有试剂均为分析纯,实验用水为去离子水。
2. 实验方法首先制备锰铈掺杂碳纳米管,然后通过活化过一硫酸盐产生强氧化性的羟基自由基(·OH),进而降解磺胺类抗生素。
实验过程中,通过改变催化剂的投加量、PMS浓度、反应时间等参数,探究各因素对磺胺类抗生素降解效果的影响。
三、结果与讨论1. 锰铈掺杂碳纳米管的制备与表征通过适当的制备方法,成功制备出锰铈掺杂碳纳米管。
通过扫描电子显微镜(SEM)、透射电子显微镜(TEM)等手段对制备的MCCNTs进行表征,结果表明MCCNTs具有较高的比表面积和良好的结构稳定性。
2. 锰铈掺杂碳纳米管活化过一硫酸盐的效果实验结果表明,MCCNTs能够有效地活化PMS,产生大量的·OH。
随着MCCNTs投加量的增加和PMS浓度的提高,产生的·OH数量增多,磺胺类抗生素的降解效率也相应提高。
此外,反应温度、pH值等因素也会影响磺胺类抗生素的降解效果。
3. 磺胺类抗生素的降解过程与机理通过测定反应过程中产生的中间产物,结合相关文献,提出磺胺类抗生素的降解机理。
在MCCNTs活化PMS产生的·OH作用下,磺胺类抗生素的分子结构被破坏,进而实现其高效降解。
Co@α_-MnO2活化过硫酸盐降解磺胺类抗生素废水的研究
DOI :10.19965/ki.iwt.2022-0801第 43 卷第 7 期2023年 7 月Vol.43 No.7Jul.,2023工业水处理Industrial Water Treatment Co@α-MnO 2活化过硫酸盐降解磺胺类抗生素废水的研究王超1,蔡晗薇1,徐苏1,廖文超2,刘涵1,程芳芳1(1.厦门理工学院环境科学与工程学院,福建厦门 361024; 2.深圳技术大学健康与环境工程学院, 广东深圳 518118)[ 摘要 ] 采用水热法将钴离子掺杂于α-MnO 2制备得到复合材料Co@α-MnO 2,通过XRD 、SEM/EDS 、BET 对其形貌、结构等进行表征,结果表明Co@α-MnO 2材料结晶明显、结构稳固,且金属钴离子均匀地分散在α-MnO 2表面及孔隙中。
将Co@α-MnO 2作为催化剂用于活化过一硫酸盐(PMS )(SMX )进行氧化降解,可得其适宜的反应条件为反应温度25 ℃、SMX 初始质量浓度1 000 μg/L 、Co@α-MnO 2催化剂投加质量浓度0.5 g/L 、PMS 浓度20 mmol/L ,该反应条件下SMX 去除率高达96.82%;反应过程中产生的活性氧包括SO 4·-、∙OH 和1O 2,且1O 2在SMX去除中占据主导作用;动力学分析表明,Co@α-MnO 2对SMX 的催化降解反应更符合准一级反应动力学模型,并且在SMX 的去除过程中,目标污染物和降解过程中的中间产物可以很大程度上得到矿化,中间产物对环境的二次危害被减轻。
该研究结果可为抗生素废水的治理提供参考。
[关键词]MnO 2;过硫酸盐;反应动力学;活性氧[中图分类号] X703.1 [文献标识码]A [文章编号] 1005-829X (2023)07-0104-09Degradation of sulfonamide antibiotic wastewaterby Co@α-MnO 2 activated peroxymonosulfateWANG Chao 1,CAI Hanwei 1,XU Su 1,LIAO Wenchao 2,LIU Han 1,CHENG Fangfang 1(1.School of Environmental Science and Engineering ,Xiamen University of Technology ,Xiamen 361024,China ;2.College of Health and Environmental Engineering ,Shenzhen Technology University ,Shenzhen 518118,China )Abstract :Co@α-MnO 2 composite was prepared by dopping cobalt ions on α-MnO 2 with hydrothermal method. Itsmorphology and structure were characterized by XRD ,SEM/EDS and BET. The results showed that Co@α-MnO 2 had a crystallize and stable structure ,and cobalt ions were uniformly dispersed on the surface and pores of α-MnO 2. Co@α-MnO 2 was used as catalyst to activate monosulfate (PMS ) for oxidative degradation of sulfamethoxazole(SMX ) in wastewater ,the appropriate reaction conditions were as follows :Reaction temperature 25 ℃,initial mass concentration of SMX 1 000 μg/L ,mass concentration of Co@α-MnO 2 catalyst 0.5 g/L ,PMS concentration 20 mmol/L. Under this reaction condition ,the removal rate of SMX was as high as 96.82%. Reactive oxygen species produced in the reaction process included SO 4·-,∙OH and 1O 2,and 1O 2 played a leading role in the removal of SMX.Kinetic analysis showed that the catalytic degradation of SMX followed the quasi first -order kinetic model. In addi⁃tion ,in the process of removing SMX ,the target pollutants and intermediate products in the degradation process could be mineralized to a great extent ,thus reducing the secondary harm of intermediate products to the environ⁃ment. The research results could provide reference for the treatment of antibiotic wastewater.Key words :sulfamethoxazole ;MnO 2;peroxymonosulfate ;reaction kinetics ;active oxygen[基金项目] 福建省自然科学基金项目(2020I0025,2020J01257);厦门理工学院科技创新研究项目(YKJCX2020087)开放科学(资源服务)标识码(OSID ):工业水处理2023-07,43(7)王超,等:Co@α-MnO2活化过硫酸盐降解磺胺类抗生素废水的研究抗生素是一种抗菌类药物,被广泛地应用于人类医疗、畜禽和水产养殖领域。
四氧化三铁负载纳米零价铁类Fenton法处理水中的磺胺类抗生素
四氧化三铁负载纳米零价铁类Fenton法处理水中的磺胺类抗生素四氧化三铁负载纳米零价铁类Fenton法处理水中的磺胺类抗生素引言:随着全球人口的不断增加和人类活动的日益频繁,水资源面临着日益严重的污染问题。
磺胺类抗生素作为常见的药物残留物之一,广泛存在于水体中,对水体生态环境和生物健康构成威胁。
因此,寻找一种高效、低成本且环境友好的方法去除水中的磺胺类抗生素,具有重要的研究意义和工程应用价值。
一、磺胺类抗生素的危害磺胺类抗生素在兽医和人类药物治疗中广泛应用,但这些药物的长期使用和滥用导致了水体中磺胺类抗生素(如磺胺嘧啶、磺胺异噁唑等)的日益增多。
这些磺胺类抗生素在环境中的存在时间较长,能够对水体生态环境造成直接和间接的破坏,甚至对水生生物产生毒性影响。
此外,磺胺类抗生素还可能威胁人类健康,因为在饮用水中存在磺胺类抗生素残留物的可能性。
二、Fenton法处理水中有机污染物的优势Fenton法是一种常用的水处理技术,主要通过自由基的产生来降解、去除水中的有机污染物。
在Fenton法中,过氧化氢(H2O2)和铁离子(Fe2+)作为催化剂结合产生高活性的羟基自由基(·OH),能够快速氧化分解有机污染物。
然而,传统的Fenton法存在着费用高、溶解性铁离子难以回收、产生大量的废液等问题。
三、纳米零价铁类Fenton法的特点为了克服传统Fenton法的缺点,研究人员将零价铁与Fenton法结合,开发了纳米零价铁类Fenton法。
通过将纳米零价铁固载在载体上(如四氧化三铁),利用纳米颗粒的特殊物理化学性质增大催化表面积、提高催化剂的稳定性。
与传统Fenton法相比,纳米零价铁类Fenton法具有催化活性高、易于回收利用、废液少等特点。
四、四氧化三铁负载纳米零价铁类Fenton法处理水中磺胺类抗生素的试验在实验中,采用四氧化三铁(Fe3O4)作为载体,通过还原法制备了纳米零价铁(nZVI)并将其成功负载在载体上。
高级氧化工艺降解水中磺胺甲基嘧啶研究
高级氧化工艺降解水中磺胺甲基嘧啶研究何勇;唐敏康;庄珍珍;高乃云【期刊名称】《工业安全与环保》【年(卷),期】2016(042)007【摘要】为有效去除水体污染物磺胺类抗生素(Sulfonamides antibiotics ,SAs ),采用高级氧化紫外/双氧水(UV/H2 O2)和紫外/过硫酸盐(UV/PS )工艺降解磺胺甲基嘧啶(sulfamerazine ,SM1)。
研究表明,紫外与氧化剂(H2O2,PS)联用可显著提高去除率,其反应符合拟一级动力学模型。
磺胺甲基嘧啶的去除率在一定范围随着氧化剂H2O2和PS的浓度升高而升高;磺胺甲基嘧啶初始质量浓度越大,反应速率越小。
两种工艺降解磺胺甲基嘧啶最大去除率均发生在pH=3。
NaCl会抑制两种工艺对目标污染物的降解,而适当的NaHCO3可促进其降解反应的进行。
腐植酸的存在对两种工艺降解污染物均会产生抑制作用。
【总页数】5页(P55-58,102)【作者】何勇;唐敏康;庄珍珍;高乃云【作者单位】江西理工大学江西赣州341000;江西理工大学江西赣州341000;江西理工大学江西赣州341000;同济大学上海200092【正文语种】中文【相关文献】1.水中磺胺二甲基嘧啶的辐照降解研究 [J], 刘元坤;王建龙2.固相萃取-高效液相色谱法测定水中磺胺二甲基嘧啶、磺胺甲基异噁唑的方法探究 [J], 杨舒婷;林伟锐;梁建华;黎大端;操江飞;谢春生3.Ag/g-C_(3)N_(4)复合材料可见光降解磺胺甲基嘧啶的效能及机理研究 [J], 宋亚丽;李帅斌;李紫燕;黄龙;谢君豪;韩龙;张宏忠4.g-C_3N_4/TiO_2可见光催化降解磺胺二甲基嘧啶的研究 [J], 李余杰;朱翔;张智;卢鹏;蔡松柏;李俊辉;彭竹葳;魏婷5.Fe_(3)O_(4)/rGO催化臭氧和过硫酸盐高级氧化降解磺胺嘧啶的研究 [J], 侯云英;吕诗峰;李硕;郑禾山因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
碳源补充型高级氧化法工艺净化水中磺胺类抗生素研究进展与趋势
碳源补充型高级氧化法工艺净化水中磺胺类抗生素研究进展与趋势张德嵩;陈振东;孔德锦;李柏林;何晓曼;杨列【期刊名称】《生态环境学报》【年(卷),期】2024(33)2【摘要】磺胺类抗生素(SAs)是自然水环境和污水处理系统中检出频次与残留浓度最高的抗生素之一。
过氧乙酸(PAA)作为广谱性杀菌剂,因其氧化性强、环境友好等优势,其用于有机污染物降解成为研究热点之一。
与传统H2O2基芬顿法等无机氧化法相比,PAA氧化反应生成乙酸,经中和后转化的乙酸钠可为后续生化工艺段提供优质碳源,有效降低含SAs废水的处理成本。
该文对PAA基碳源补充型高级氧化法的研究进展与趋势进行了系统总结。
以SAs作为典型水环境污染物,对近年来PAA基碳源补充型高级氧化工艺进行了系统总结分析,比较分析了其对各类水质背景中SAs的去除效能,并对过渡金属、碳基材料等多种PAA活化方式,工艺运行参数、活性氧物种(ROS)的交联作用机理以及SAs降解机制进行了剖析。
研究发现,乙酰氧基自由基和乙酰过氧基自由基为PAA基高级氧化工艺中的基础活性物质,pH、PAA含量、共存物质等会不同程度上影响体系中ROS的生成路径。
此外,磺胺类抗生素主要包括五元磺胺和六元磺胺,二者降解机理存在一定差异。
五元磺胺降解主要依靠苯胺环上氨基氧化、羟基取代、S–N/S–C键断裂、N中心自由基偶联反应等4种途径;六元磺胺降解过程还包括SO_(2)脱除、斯迈尔斯重排等机制。
在PAA基碳源补充型高级氧化工艺研究领域,新型高性能非均相PAA活化方式开发、实际工况的运行调控与成本控制等将成为未来研究热点。
该文可为PAA基碳源补充型高级氧化工艺治理水环境新污染物的研究与应用方向提供参考。
【总页数】12页(P321-332)【作者】张德嵩;陈振东;孔德锦;李柏林;何晓曼;杨列【作者单位】武汉理工大学资源与环境工程学院【正文语种】中文【中图分类】X52【相关文献】1.膜过滤耦合高级氧化技术去除水中抗生素的研究进展2.活化过硫酸盐高级氧化技术降解水中抗生素的研究进展3.水中抗生素污染现状及高级氧化技术研究进展4.高级氧化法降解废水中四环素类抗生素的应用进展因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
基于过硫酸盐活化的高级氧化技术处理水中磺胺类药物研究进展
基于过硫酸盐活化的高级氧化技术处理水中磺胺类药物研究进展刘诗月;彭向天;马瑞瑞;曾萍;李娟;朱幸运【期刊名称】《环境工程技术学报》【年(卷),期】2024(14)2【摘要】磺胺类药物(SAs)是水中最常被检出的抗生素之一,传统的生物处理无法对其有效降解,研发高效降解SAs的技术具有现实意义。
近年来,通过活化过硫酸盐(persulfate,PS)产生硫酸根自由基(SO_(4)^(-)·)的高级氧化技术受到了广泛关注。
聚焦于PS的各种活化方法,包括热活化、紫外活化、金属离子及金属氧化物活化、碳材料活化、金属-有机骨架材料活化等,分析了不同活化方法可能的活化机理和优缺点,综述了基于过硫酸盐活化的高级氧化技术(PS-AOPs)在SAs降解中的应用,阐述了PS-AOPs降解SAs的机制。
结果表明:活化PS的机制是通过活化方法使其分子结构中的O—O键断裂,从而使PS分解形成SO_(4)^(-)·或其他活性物质,活化方法决定了PS-AOPs降解SAs的效率。
SAs的降解途径分为自由基途径与非自由基途径,其中自由基途径主要包括苯胺部分氧化、磺酰胺基团及相邻位点(C—NH—SO_(2)—C)的裂解等,非自由基途径包括电子传递、表面活化、单线态氧(^(1)O_(2))作用等。
最后,提出未来研究重点应在开发稳定高效活化PS的催化剂以及使用多种处理技术协同作用基础上,加强对SAs降解机制以及含SAs实际废水的研究。
【总页数】9页(P642-650)【作者】刘诗月;彭向天;马瑞瑞;曾萍;李娟;朱幸运【作者单位】沈阳工业大学;环境基准与风险评估国家重点实验室;中国环境科学研究院水生态环境研究所【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.活化过硫酸盐高级氧化技术降解水中抗生素的研究进展2.基于过渡金属活化的过硫酸盐高级氧化技术研究进展3.活化过硫酸盐高级氧化技术在污水处理中的研究进展与应用4.过硫酸盐高级氧化技术活化机理的研究进展5.碳材料活化过硫酸盐高级氧化技术降解抗生素的研究进展因版权原因,仅展示原文概要,查看原文内容请购买。
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展
关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展
高级氧化技术(Advanced Oxidation Processes,AOPs)是一种通过产生高活性氧化剂来降解有机污染物的技术。
在抗生素废水处理中,由于其复杂的组分和高度稳定性,传统的废水处理方法往往效果不佳。
而高级氧化技术通过产生高度活性的自由基,能够有效地降解抗生素和抗生素代谢物,从而解决废水中抗生素残留的问题。
以下将介绍关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展。
光催化氧化技术是高级氧化技术中的一种常用方法。
研究表明,利用紫外光照射氧化剂(如过硫酸盐和氢氧化物)能够产生高度活性的羟基自由基,对抗生素废水中的有机物进行氧化降解。
研究人员通过调节光催化反应中的pH值、光照强度和溶解氧浓度等参数,优化了反应条件,并研究了废水中不同抗生素的降解机理和动力学特性。
除了光催化氧化和臭氧氧化外,还有其他高级氧化技术在抗生素废水处理中得到广泛应用。
高级氧化技术与生物处理技术的联合应用,可同时降解废水中的有机物和微生物。
研究人员通过将高级氧化技术作为生物处理的前置步骤,降低了抗生素残留浓度,并提高了废水处理效果。
高级氧化技术与电化学技术、化学条件等其他方法的结合研究,也进一步提高了废水处理效率。
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I
Abstract
Abstract
Sulfonamides antibiotics were fluequently detected in water plants because of its high production in our country. Due to its stable structure, antibiotics it was hard to remove by water treatment process in ordinary water plants . If existed in our drinking water, it could lead to drug-fast performance, then affect clinical treatment, and even cause allergy symptoms. It could affect the kidney badly and lead to the imbalance of a person’s urine and blood system after drinking water within that kind of antibiotics for long time especially accumulating to a certain degree. Therefore,the research on how to remove that kind of antibiotics effectively is always the focus hat researchers domestic and overseas are highly concentrate on. Guided by water pollution and purifying theory, this paper investigates the removal rate of three new type of advanced oxidation technologies: UV/H2O2, UV/PS and CoFe2O4 activating PMS, to two typical sulfa antibiotics: Sulfapyridine( SPY), sulfamerazine(SM1) on the basis of experimental analysis. Meanwhile this paple makes the use of dynamical models of three technologies and the influence to experimantal result by different factors. Research shows that there is almost no removal effect on sulfapyridine and sulfamerazine from UV alone. However, it could improve the removal rate when adding oxidizers H2O2 and PS, and degradation process conformed first order kinetics model. Within a certain concentration of oxidizers H2O2 and PS, removal rate of target pollutant would be improved with the oxidant concentration increasing, decreased with target pollutant’s initial concentration increasing. the best PH values are all acidity when UV/H2O2 degradate sulfapyridine and sulfamerazine, as for UV/PS, removal rate of degradating Sulfapyridine comes to the top when PH value is 11, and the same as degradating sulfamerazine when PH value is 3. Cl- has inhibiting effect on both UV/H2O2 and UV/PS system, but appropriate NaHCO3 has acceleration effect on it. A few humic acids could improve interaction of UV/H2O2 system, but not UV/PS. After Increasing TBA and ETOH quenching agent in the system, it reveals that in UV/H2O2 system •OH plays a vital role on oxidation, and it is · SO4in UV/H2O2 system. Otherwise, we use CoFe2O4/PMS to degradate sulfapyridine and sulfamerazine, and results show that its degradation process conformed first order kinetics model. Calculated activation energy of two pollutants via Arrhenius equation, the result is 66.51KJ/mol and
学术型硕士 庄珍珍 安全科学与工程
研 究 方 向: 职业危害控制理论及应用研究 指 导 教 师: 唐敏康 教授
2015 年 6 月 6 日
江西理工大学硕士学位论文 独创性声明
学位论文独创性声明
本人声明所呈交的论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。据我 所知,除了文中特别加以标注和致谢的地方外,论文中不包含其他人已经发表或撰写过的 研究成果,也不包含已获得江西理工大学或其他教育机构的学位或证书而使用过的材料。 与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中做了明确的说明并表示谢意。 申请学位论文与资料若有不实之处,本人承担一切相关责任。
分类号: U D C:
密 学
级: 号:
硕 士 学 位 论 文
高级氧化技术对水中磺胺类抗生素的去除研究
Advanced Oxidation Technology Research to Eliminate the Sulfa Antibiotics in the Water
学 位 类 别: 作 者 姓 名: 学 科、专 业 :
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日ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ
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江西理工大学硕士学位论文 摘要
摘
要
我国的磺胺类抗生素产量一直居高不下,在多个水厂的出水中,均有检出。该类抗 生素的结构稳定,普通水厂的水处理工艺很难将其去除,若其存在于饮用水中,便会使 人体表现出的耐药性,影响临床治疗,甚至引起过敏症状。如果长期饮用含有该类抗生 素的水,在人体内积累到一定程度时,会对人的肾脏产生严重的影响,很可能引起尿和 造血系统失调。因此,研究如何有效地从饮用水中去除该类抗生素,一直是国内外学者 关注的课题。 论文以水污染和净化理论为指导,以实验分析为手段,主要对三种新型高级氧化技 术( UV/ H2O2 、 UV/PS 、 CoFe2O4 活化 PMS 工艺)对两种典型的 SAs— 磺胺吡啶 (Sulfapyridine,SPY) 、磺胺甲基嘧啶(sulfamerazine,SM1)的去除率进行了研究, 主要考察了三个工艺的动力学模型,以及不同影响因素对实验效果的影响。 研究表明,紫外与氧化剂(H2O2、PS)联用可显著提高去除率,其该反应符合拟一 级动力学模型。 目标污染物的去除率在一定浓度内随着氧化剂 H2O2/PS 浓度升高而升高; 目标污染物初始浓度越大,反应速率越小;UV/H2O2 降解磺胺吡啶和磺胺甲基嘧啶的最 大去除率分别发生在 pH3 和 pH5,而 UV/PS 降解磺胺吡啶在 pH11 时去除率最大,降解 磺胺甲基嘧啶在 pH3 时去除率最大;Cl-会抑制 UV/H2O2 和 UV/PS 系统对目标污染物的 降解,而适当的 NaHCO3 可促进反应的进行;1 mM 的腐植酸对 UV/H2O2 系统有促进作 用,对 UV/PS 系统则不然;通过对系统投加 TBA 和 ETOH 淬灭剂,表明 UV/H2O2 系统 中主要发挥氧化作用的是·OH,UV/PS 系统主要发挥氧化作用的是·SO4-。 CoFe2O4/PMS 系统对磺胺吡啶和磺胺甲基嘧啶的降解过程符合拟一级动力学模型。 通过阿伦尼乌斯方程对两种污染物反应的活化能 Ea 进行计算,分别为 66.51 kJ/mol 和 53.04 kJ/mol,温度对其影响较大;目标污染物初始浓度与反应速率呈负相关;两种目标 污染物的 kobs 值与 pH 的关系均符合山峰型,且均在 pH=9 处取得最大值;一定浓度的 HCO3-可促进反应的进行;Cl-对磺胺吡啶和磺胺甲基嘧啶的降解均表现为抑制作用;微 量腐植酸可促进磺胺吡啶降解;通过投加 TBA 和 ETOH 淬灭剂表明系统中主要发挥氧 化作用的是·SO4-;提高氧化剂催化剂投量,可适当提高系统矿化度;材料的催化性能 会随着回收次数的累积而降低。 关键词:磺胺吡啶;高级氧化技术;H2O2;材料催化;CoFe2O4