1 材料与方法

1.1 实验原料

实验所用磺胺甲恶唑(C₁₀H₁₁N₃O₃S, CAS号：723-46-6)、Sigma-Aldrich腐殖酸(SigHA)购自美国Sigma-Aldrich公司；甲醇(CH₃OH，色谱纯)、乙腈(C₂H₃N，色谱纯)购自国药集团化学试剂有限公司；Pahokee泥炭腐殖酸(Pahokee peat humic acid，PPHA)购自国际腐殖酸协会。

1.2 实验装置

本实验采用上海岩征YZ-GHX-A型多功能光化学反应器，如图1所示。使用500 W氙灯模拟太阳光。在不同添加剂条件下，配制含5 mg·L^-1的SMX反应溶液30 mL并转移至石英反应管中进行实验。实验过程中用循环冷凝水及风冷系统控制反应环境的温度(25 ℃)，取样时间通常为反应开始后第0、60、120、240、480、600分钟等，每次取样500 μL。每个时间点的样品设置1个重复，测定残留磺胺甲恶唑浓度，测量结果取平均值。

图1 模拟可见光降解水中SMX的装置

Fig.1 Simulation device diagram of visible light degradation of SMX in water

1.3 数据分析

将SMX光解后的残留浓度实验数据直接用一级动力学方程拟合：

式中：k为磺胺甲恶唑一级反应速率常数，min^-1；C₀表示SMX的初始浓度，mg·L^-1；而C_t是SMX在时间t的残余浓度；min；t_1/2是反应的半衰期，min。

1.4 分析方法

SMX的质量浓度通过装有SIL-20A自动进样器和SPD-20A检测器的高效液相色谱(岛津，日本)测定；总有机碳通过有机碳分析仪(TOC-V，岛津，日本)测量，并对邻苯二甲酸氢钾进行校准；用紫外可见分光光度计(DR6000，哈希，美国)测定紫外可见光谱，从190 nm开始，以1 nm·s^-1速度增加至400 nm，稀释后为2 mg·L^-1；采用岛津RF-6000荧光分光光度计测量腐殖酸的三维激发发射矩阵荧光光谱；红外光谱通过配备DTGS KBr探测器和KBr分束器的FTIR分析仪(Nicolert6700，赛默飞，美国)获得，扫描范围设置为0~4 000 cm^-1。

2 结果与讨论

2.1 pH对磺胺甲恶唑光降解的影响

从图2可以看出，SMX直接光解受溶液pH影响较大。随着溶液pH的增大，SMX的降解速率整体有降低的趋势。pH为4和5时，反应速率常数分别为34.35×10^-3 min^-1和35.8×10^-3 min^-1，120 min的降解率能达到96%以上；当pH为中性时，反应速率常数降低到7.07×10^-3 min^-1；碱性条件(pH=8)时反应速率继续下降至3.68×10^-3 min^-1，在反应进行120 min时，降解率仅有34%；在酸性条件下，反应速率明显高于碱性条件，这和某些研究结果^[21,22]也相一致。pH=8的反应溶液最终在反应480 min后，SMX降解率才能达到86%。黑暗对照实验组的样品浓度在72 h内变化不大，均低于1%，表明SMX在不同pH中均稳定存在，不易发生水解。可见，与中性或碱性条件相比，酸性条件下更利于SMX降解。

图2 初始pH对磺胺甲恶唑光降解的影响及第120分钟时的降解率(SMX=5 mg·L^-1)

Fig.2 Effect of initial pH on SMX photodegradation and its removal rates at 120 min (SMX =5 mg·L^-1)

如图3所示，SMX在pH<pK_a,1=1.85时，呈阳离子态( S H 2 + )；在pH>pK_a,2=5.6时，呈阴离子态(S^-)；当溶液pH在pK_a,1和pK_a,2之间时，SMX主要以中性分子的形态(SH)存在。SMX在中性形态下，获得更强的光吸收和更高的光化学反应性，导致半衰期更短，分解效率更高^[21,23,24]。

图3 磺胺甲恶唑的质子化状态

Fig.3 Protonation states of SMX

当pH高于pK_a,2时，碱性磺酰胺基中的氨基发生去质子过程，使SMX产生负电荷，SMX以去质子化(带负电荷，阴离子)的形态存在，是最稳定的形式，光化学活性低^[25]；另一方面，在SMX的中性形式时，苯胺―NH₂中一对未成键的电子和苯环结合形成共轭p-π键,会引起光吸收红移现象；然而，在酸性条件下，―NH₂通过质子化变成― N H 3 + ，使共轭消失，故而限制了SMX的光吸收。NIU等^[25]也观察到SMX在pH从3.0增加到5.0时出现了蓝移现象。

为了探究pH=7时SMX的光敏化过程，利用淬灭实验对SMX光解过程中产生的活性氧物种(ROS)进行探究，分别添加对苯醌(5 mmol·L^-1 O 2 - 淬灭剂)、异丙醇(100 mmol·L^-1 OH·淬灭剂)及叠氮化钠(1 g OH·和¹O₂淬灭剂)3种物质进行实验。结果显示，pH=7时活性氧物种OH·、¹O₂和 O 2 - 在SMX降解过程中得到贡献率分别为6.67%、56.12%和37.21%。降解过程中的矿化度以TOC表示，随着底物浓度的降低，反应4 h后溶液TOC从7.2 mg·L^-1降至4.3 mg·L^-1，此后TOC下降缓慢，表明抗生素在模拟自然光照射下发生了降解和部分矿化，但仍有部分降解产物留存。

2.2 溶解性有机物对磺胺甲恶唑光降解的影响

DOM作为自然水体中普遍存在的组分，浓度范围从0.1 mg·L^-1到50 mg·L^-1[26]，影响着有机物光解反应过程^[27,28]。在0.5~20 mg·L^-1的PPHA和SigHA 2种腐殖酸的背景液中，磺胺甲恶唑的降解反应速率如图4所示。可以看出，添加腐殖酸后，SMX的光解动力学仍然可以很好地符合准一级反应动力学方程，R²均在0.97以上；同时，腐殖酸的添加对SMX的光解具有抑制作用，并且随着腐殖酸添加浓度的升高，抑制作用逐渐加强。

图4 不同浓度PPHA和SigHA对磺胺甲恶唑光解的影响(SMX=5 mg·L^-1, pH=7)

Fig.4 Effects of PPHA or SigHA at different concentrations on SMX photodegradation (SMX=5 mg·L^-1, pH=7)

表1显示了不同浓度腐殖酸溶液中SMX光降解的动力学速率常数和抑制率。2种腐殖酸相比，在中低浓度时，对SMX光解的影响程度较为相似；当2种腐殖酸浓度为0.5 mg·L^-1时，抑制率分别为26.87%和26.73%；而当浓度达到3 mg·L^-1时，抑制率分别是48.23%、47.81%。但PPHA在浓度为10 mg·L^-1时，抑制作用达到最大(88.20%)，而此时SigHA产生的抑制作用只有75.11%；当SigHA浓度达到 20 mg·L^-1时，抑制率才为88.97%，可见2种腐殖酸之间有着本质的不同。2种DOM的不同来源和成分对抗生素产生了不同形式的作用，从而决定了抗生素在自然水体中光转化的多样性和复杂性。

2.3 腐殖酸的红外光谱分析和三维荧光光谱分析

腐殖酸的红外光谱如图5所示，PPHA和SigHA都在3 430 cm^-1处有明显的吸收峰，表明2种HA均含有酚、醇、羧基等官能团；同时，2种腐殖酸在 1 627~1 700 cm^-1的区域有强烈的双键伸缩振动峰，包括C==C、C==N、N==N、N==O等的伸缩振动以及苯环的骨架振动，以及羧酸和羰基官能团的C==O伸缩振动吸收^[17]。2种腐殖酸在1 384 cm^-1处的吸收峰可以归属为芳环的骨架C==C吸收、脂肪族C―H振动和羟基的C―O伸缩振动；650~1 000 cm^-1处可以归属为C==C双键上H的弯曲振动和苯环上H的面外振动。HA含有较多的含氧官能团，则可能表现出较高的还原能力，HEITMANN等^[29]报道了PPHA对硫化物的电子接受能力强，以形成的 S 2 O 3 2 - 和有机硫来计算，能达到0.6 μmol·mg^-1。冯瑞华等^[17]指出，PPHA存在各种取代的苯环结构、环烷烃、直链烷烃类等结构，且苯环结构占有较大的比例。

图5 PPHA和SigHA腐殖酸样品的红外吸收光谱

Fig.5 FTIR spectra of PPHA and SigHA samples

据报道^[30]，水中溶解性有机物通常发出荧光的激发波长范围是300~400 nm、发射波长范围是400~500 nm。荧光中心被归结的3种类型^[31]：类腐殖酸荧光(λ_Ex/λ_Em=(220~250) nm/(400~460) nm)、类富里酸荧光(λ_Ex/λ_Em=(300~340) nm/(400~460) nm)和类蛋白质(色氨酸和酪氨酸)荧光(λ_Ex/λ_Em=(270~280) nm/(330~370) nm)。图6显示PPHA荧光峰位置为λ_Ex/λ_Em=450 nm/530 nm，这是由于浓度较高，类富里酸荧光峰发生红移形成^[32]，这类荧光峰与腐殖酸结构中的羟基和羧基有关。SigHA未检测出明显的荧光峰，可知SigHA的大部分组分不具有荧光特性。不同来源和成分的腐殖酸对抗生素产生不同形式的作用，从而决定其光转化的多样性和复杂性。

图6 PPHA和SigHA腐殖酸样品的三维荧光光谱

Fig.6 3DEEM fluorescence spectra of PPHA and SigHA

图7为磺胺甲恶唑溶液及添加PPHA溶液时的三维荧光光谱图。图7(a)显示SMX也具有荧光基团，荧光峰的位置在λ_Ex/λ_Em=260 nm/340 nm。光照一段时间后，SMX浓度降低，荧光强度减弱，荧光峰变得不明显，如图7(c)所示。图7(b)显示当添加PPHA进入到SMX溶液中时，反应前的荧光强度降低，推测SMX和PPHA形成了一定的配合物，PPHA本身的荧光峰较SMX来说很弱，故未在图中显示出来。光照反应一段时间后，SMX的荧光峰反而明显了，可见SMX和PPHA在光照下发生了复杂的反应。研究^[33,34]表明，DOM在日光照射下可以产生ROS，进而可以对水体中的抗生素的间接光降解造成重要影响。DOM可以通过光屏蔽或淬灭活性物质抑制有机污染物的光降解^[35]，也可通过能量或电子转移敏化水中的溶解氧生成·OH与¹O₂等ROS，氧化降解水体中的有机污染物，DOM还可以通过激发三重态(³DOM*)直接氧化有机物。各类反应的速率存在较大的差异，显然PPHA和SigHA 2种腐殖酸直接或间接氧化SMX的速率远小于光屏蔽带来的抑制作用。

图7 磺胺甲恶唑溶液及添加PPHA溶液时的三维荧光光谱

Fig.7 3DEEM fluorescence spectra of SMX solution with and without PPHA

2.4 溶解性有机物对磺胺甲恶唑光降解的影响机制

近年来，DOM对抗生素的影响转化机制受到广泛关注^{[36,37,38,39]}。首先，SMX的光吸收范围是240~310 nm(在310 nm以下SMX易光解)，由于腐殖酸是表层水体的主要吸光物质，具有较宽的吸收光谱^[40,41]，与SMX竞争光子，从而降低了SMX的降解速率；此外，DOM可以通过光敏化参与抗生素的降解过程。研究^[42]已经证明光敏氧化涉及电子能量向三线态光敏剂的转移，腐殖酸对太阳光的吸收可以导致迅速的光敏反应，而能量转移的速度取决于能量受体的浓度以及能量转移过程的速率常数。DOM在高浓度时也可能充当了滤光器或淬灭剂。腐殖酸在高浓度条件下产生抑制作用的原因可能有：1) 腐殖酸中的发色团类物质具有较强的吸光能力，导致与SMX竞争吸收光子，降低了SMX的光解速率，浓度越高时对光的掩蔽效应更加明显；2) 腐殖酸在光照下也可以成为淬灭剂，淬灭·OH、¹O₂等ROS；3) 腐殖酸具有较大的比表面积和众多的表面反应位点^[43,44]，具有良好的吸附性能，可以吸附部分SMX，随着腐殖酸添加浓度的提高，吸附的SMX分子也会增多。综上所述，腐殖酸使SMX的降解速率降低是光竞争、淬灭效应、光掩蔽共同作用的结果。PPHA和SigHA分别作为陆地和海洋2种环境下形成的代表性腐殖酸，在中低浓度时对SMX的光降解的抑制作用相近，但PPHA比SigHA更快达到抑制作用的高峰，推测这可能与PPHA含有更多的酸性官能团，更高的芳香性有关。

3 结论

1) 分别添加不同浓度的PPHA和SigHA 2种腐殖酸时，SMX的光解过程仍然符合准一级反应动力学方程；腐殖酸的添加对SMX的光解具有明显的抑制作用，并且随着腐殖酸添加浓度的升高，抑制作用逐渐加强。

2) 傅里叶变换红外光谱的分析结果显示，2种腐殖酸主要含有羟基和羧基类物质，且PPHA的各类物质的含量较SigHA都要高；三维荧光光谱显示PPHA富含类富里酸荧光物质，而SigHA则未显现出荧光特性，2种腐殖酸本质的区别也可能是二者在中高浓度对SMX光降解表现出不同抑制程度的主要原因。

3) 腐殖酸主要通过和SMX的光竞争、光淬灭、光掩蔽作用抑制SMX光降解反应速率。

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