次氯酸钠对磺胺二甲氧嗪的降解与风险评价

2023-11-22丁朋飞陆金鑫汤慧俐郑璐杜尔登彭明国

土木与环境工程学报 2023年6期

丁朋飞,陆金鑫,汤慧俐,郑璐,杜尔登,彭明国

（常州大学环境与安全工程学院，江苏常州 213164）

磺胺二甲氧嗪（Sulfadimethoxine，SDM）是一种典型磺胺类人工合成抗生素，抗菌范围广，性质稳定，广泛用于水产养殖和畜牧业[1]。使用SDM 可能导致致病菌对药物和消毒产品产生抗药性，SDM 的大规模使用导致其通过污水排放等多种途径进入环境水体，中国多个城市的污水、河水等环境介质中都已检出了SDM，浓度高达166 ng/L[2]。SDM 进入水环境后会诱导病原菌产生抗药性，或通过食物链进入生物体，进而危害水生生态系统安全[3-5]。

氯消毒是传统水处理工艺中的最后一道防线，然而，在消毒的同时，余氯也与水中的有机物发生反应，生成消毒副产物，影响水质安全[6]。目前广为人知的消毒副产物有卤乙酸类、三卤甲烷、溴酸盐、亚硝胺类等，前体来源为水中的腐殖质、蛋白质等。近年来，随着抗生素、药物和个人护理用品等新兴污染物在环境水体中的不断检出，新兴污染物是否可能是消毒副产物的前体，成为一个急需解答的问题。研究发现，在消毒工艺中，多种新兴污染物生成了消毒副产物，并且毒性明显增强。比如抗菌剂三氯生在氯氧化过程中产生多氯代产物，使抗雌激素活性提高30 倍[7]，除草剂赛克嗪的氯氧化过程中鉴定出17 种中间产物，部分产物对动物和人类具有潜在的致突变性和发育毒性，对水环境产生更大的危害[8]。自来水原水中磺胺类抗生素的存在对饮用水处理工艺提出新的挑战，传统水处理工艺单元（混凝、沉淀、砂滤）无法有效去除水中的磺胺类抗生素[9]。磺胺类抗生素结构中含氨基，可能发生次氯酸与氯胺消毒相似的反应，因此，在氯消毒过程中磺胺类抗生素的行为特征和潜在风险亟待深入研究和评价。

笔者以典型磺胺类抗生素SDM 为目标污染物，考察余氯初始浓度、溶液pH 值和浓度、无机阴离子等对降解SDM 的影响，利用高分辨率质谱HRMS Orbitrap（Q-E Plus）对SDM 降解中间产物进行鉴定，探讨SDM 降解机制，提出降解路径，评估降解过程中的毒性变化。进一步明晰磺胺类抗生素在消毒工艺中的转化和风险，有助于提出针对性策略和替代消毒工艺，在满足消毒效能的基础上，降低此类消毒副产物所带来的健康风险。

1 材料与方法

1.1 实验试剂

SDM（纯度98%）、NaClO（含14%活性氯）购自阿拉丁公司（上海），甲醇（HPLC 级）购自Sigma公司（美国）。二氯甲烷（CH2Cl2）购自永华化学（江苏），分析纯试剂盐酸、亚硫酸钠、硫酸铵、氢氧化钠、二水合磷酸二氢钠、十二水磷酸氢二钠购自上海国药，实验用水均为超纯水（电导率18.3 MΩ·cm）。

1.2 动力学实验

取20 mL SDM 溶液置于玻璃器皿中，利用磁力搅拌器搅拌，确保反应均匀。使用稀盐酸和氢氧化钠溶液（1 mol/L）、磷酸盐缓冲液（10 mmol/L）调节溶液pH 值，将一定体积NaClO 溶液加入到20 mL SDM 溶液中，不同反应时间取样，并迅速与过量Na2SO3溶液（12.5 g/L）淬灭反应，确保反应终止。用HPLC-MS/MS 测定剩余SDM 浓度，探究不同因素（余氯初始浓度、溶液pH 值、氨氮浓度、无机阴离子浓度）对降解的影响。所有反应均重复3 次，取平均值。

1.3 SDM 及其中间产物分析

使用HPLC-MS/MS（Thermo TSQ quantum Access Max）测定SDM 浓度。色谱条件：Thermo Access C18 色谱柱（3 mm×50 mm，2.6 μm）；采用梯度洗脱，流动相为0.1%甲酸水和甲醇，流速1.0 mL/min；柱温25 ℃。质谱条件：负离子模式，扫描模式为SRM，SDM 子母离子对m/z为155.8/310.7，轰击电压44 V。

SDM 降解中间产物的反应液制备方法：按照1.2 节的方法进行SDM 降解反应，分别在45、90、240、480 s 取样，对应降解初期、中期和末期等反应阶段，降解液混合后进行浓缩和脱盐处理，同时取0 s样品作为空白对照。SDM 降解反应溶液均使用超纯水配置。

使用高分辨率质谱HRMS Orbitrap 鉴定降解中间产物，进样前需对反应液进行预处理。参照美国EPA 1694 方法对降解液进行固相萃取和脱盐[10]。高分辨率质谱测定条件为：Waters HSS T3 色谱柱（2.1 mm×50 mm，1.7 μm）；流动相为甲醇和水；正负离子同时扫描；离子源鞘气流速12 mL/min；喷雾电压4 kV；分辨率14 万。数据分析采用Xcalibur 4.1 软件。

1.4 生态风险评价

使用海洋菌费氏弧菌（Vibrio fischeri）作为指示细菌，进行急性毒性试验，考察氯氧化过程中SDM 反应溶液的毒性变化。采用生物毒性分析仪（ATD-P1，北京金达清创）测定发光细菌与SDM 氯氧化样品接触前后的发光强度，计算水样对发光细菌发光强度的相对抑制率，以表示急性毒性的大小。每个样品测定3 组数据，以NaCl（2%）溶液为空白对照，前后各设置两组。相对抑制率I由式（1）计算。

式中：I为相对抑制率，%；Lt为样品发光强度；L0为阴性对照发光强度。

使用生态结构效应关系软件ECOSAR（V2.0，美国环保局EPA），根据SDM 及降解产物的分子结构来预测对水生生物（鱼、水蚤、藻类）的生态环境毒性风险。

1.5 指标分析方法

TOC 值采用总有机碳分析仪（N/C2100s，德国耶拿）进行测定，基于相关国家标准方法对氨氮、总磷、总氮等进行分析，使用离子色谱（Dionex Aquion，美国赛默飞）测定水中无机离子浓度。

2 结果与讨论

2.1 氯化SDM 反应动力学

在SDM 初始浓度为15 μmol/L、余氯初始浓度为60 μmol/L、pH 值为7 的条件下进行SDM 氯氧化试验，结果见图1。

图1 氯化SDM 反应动力学Fig.1 Kinetics of SDM chlorination

图1 表明，在氯氧化过程中SDM 与NaClO 快速反应，反应120 s 时SDM 去除率可达95.9%。用准二级动力学方程式（式（2）、式（3））拟合实验数据，此方程也成功用于拟合高铁酸盐降解多氯联苯硫醚反应过程[11]。结果表明，拟合相关系数R2为0.998 7，二级反应速率常数k'app为0.008 3 μmol/(L·s)，SDM 氯氧化反应符合准二级反应动力学。

式中：[SDM]t和[SDM]0分别为t时刻、0 s 时SDM 浓度，μmol/L；[HClO] 为溶液中HClO 浓度，μmol/L；k'app为准二级表观动力学速率常数，μmol/(L·s)。

2.2 余氯初始浓度对反应的影响

在SDM 初始浓度为15 μmol/L，溶液pH 值为7时，考察余氯初始浓度对SDM 降解的影响，结果见图2 和表1。

表1 不同余氯浓度下准二级反应动力学模型参数Table 1 Parameters of pseudo-second-order kinetics at various initial residual chlorine dosages

图2 余氯浓度对SDM 氯氧化的影响Fig.2 Effect of residual chlorine on SDM chlorination

图2 和表1 表明，当余氯初始浓度从30 μmol/L增加为90 μmol/L，反应速率常数由0.005 7 μmol/(L·s)升高为0.013 1 μmol/(L·s)时，半衰期从34.4 s减小为3.4 s。随着余氯初始浓度的增加，反应速率常数逐渐增大。这主要是因为次氯酸根离子在水中发生水解反应产生次氯酸，见式（4）。随着NaClO 浓度的增加，水中HClO 浓度也随之增加，溶液中更多的HClO 与SDM 反应，导致反应速率加快，降解率增加。

2.3 溶液pH 值对反应的影响

考察SDM 初始浓度为15 μmol/L、余氯浓度为60 μmol/L 条件下不同溶液pH 值对SDM 降解的影响，见图3 和表2。

表2 不同pH 值下准二级反应动力学模型参数Table 2 Parameters of pseudo-second-order kinetics at different pH values

图3 pH 值对SDM 氯氧化的影响Fig.3 Effect of pH value on SDM chlorination

由图3 和表2 可以看出，当溶液pH 值为7 时,反应速率常数最大为0.009 2 μmol/(L·s)，半衰期为7.0 s，表明中性条件下更有利于降解过程。溶液pH 值对SDM 氯氧化有明显影响，碱性条件下（pH值11）反应速率常数最小，仅为0.000 1 μmol/(L·s)，次氯酸浓度是氯氧化的主要活性物质，碱性条件极大抑制了次氯酸根离子（ClO-）的水解反应，当pH值大于7.54 时,溶液中主要以ClO-为存在形式，次氯酸浓度降低，从而减小了反应速率常数[12]。而酸性条件也不利于SDM 氯氧化过程，pH 值为3 时,反应速率常数为0.000 9 μmol/(L·s)，仅为中性条件下的10%。针对解离有机物，次氯酸与分子态有机物的反应速率往往比和离子态高1～4 个数量级[13]，SDM 的pKa 为5.92，意味着在酸性条件下SDM 主要以离子态为主。因此，酸性条件下次氯酸与离子态SDM 的降解速率降低，从而表现出对SDM 氯氧化反应的抑制效应。Acero 等[14]对敌草隆与异丙隆氯氧化的研究也有类似发现。

2.4 氨氮浓度对反应的影响

氨氮可导致水体产生富营养化，在水环境中广泛存在。考察SDM 初始浓度为15 μmol/L、余氯初始浓度为60 μmol/L、溶液pH 值为7 时氨氮浓度对SDM 降解的影响，结果见图4 和表3。

表3 不同氨氮浓度下准二级反应动力学模型参数Table 3 Parameters of pseudo-second-order kinetics at different ammonia nitrogen concentrations

图4 氨氮浓度对SDM 氯氧化的影响Fig.4 Effect of ammonia concentration on SDM chlorination

图4 和表3 表明，随着水中氨氮浓度升高，SDM的去除率与反应速率常数逐渐减小。当溶液中氨氮浓度从10 μmol/L 增加至30 μmol/L 时，反应速率常数由0.007 8 μmol/(L·s)降低为0.002 4 μmol/(L·s)。当氨氮浓度增加到40 μmol/L 时，反应速率常数降至最小，为0.001 4 μmol/(L·s)，120 s 内SDM 去除率只有33.8%，说明氨氮对SDM 氯氧化反应起显著抑制作用。氨氮和次氯酸发生系列反应，生成氯胺、二氯胺等，导致溶液中次氯酸浓度降低，从而抑制了SDM 氯氧化反应[15]。

2.5 背景无机阴离子对反应的影响

水环境中存在的无机阴离子可能会影响消毒效果。在SDM 初始浓度为15 μmol/L、余氯初始浓度为60 μmol/L、溶液pH 值为7 条件下，考察浓度为10 mmol/L 的等5种阴离子对SDM 降解的影响，结果见图5 和表4。

表4 不同无机阴离子背景下下准二级反应动力学模型参数Table 4 Parameters of pseudo-second-order kinetics at different ammonia nitrogen concentrations

图5 无机阴离子对SDM 氯氧化的影响Fig.5 Effect of inorganic anions on SDM chlorination

从图5 和表4 可以看出，与空白对照的反应速率常数（0.008 3 μmol/(L·s)）相比，阴离子Cl-、、条件下的SDM 氯氧化反应速率常数分别为0.008 1、0.008 2、0.008 3 μmol/(L·s)，表明Cl-、对氯氧化过程基本没有影响，这与2,4-二溴苯酚氯氧化研究中的结论一致[16]。此外，阴离子和条件下的反应速率常数明显降低，分别为0.005 8、0.000 2 μmol/(L·s)，表明和对SDM 氯氧化有抑制作用，并且抑制作用显著，主要原因是作为常见的活性自由基捕获剂，和会与反应体系中的活性成分反应；此外，对水中H+的结合力大于ClO-，会与HClO发生反应，降低水中HClO 的含量，从而抑制反应过程[17]。

2.6 实际环境水体中的SDM 氯氧化反应

采集常州市某实际河水水样，以考察实际环境水体中的SDM 氯氧化效果，河水水样的水质指标为：总磷0.04 mg/L、氨氮0.23 mg/L、总氮1.65 mg/L、TOC 值7.72 mg/L、pH 值7.84、氯离子45.7 mg/L、硝酸根离子0.91 mg/L、硫酸根离子93.2 mg/L、磷酸根离子0.03 mg/L。在初始浓度为15 μmol/L、余氯初始浓度为60 μmol/L，溶液pH值为7 的条件下，比较SDM 在河水和纯水中的氯氧化反应，结果见图6 和表5。

表5 不同水体背景下准二级反应动力学模型参数Table 5 Parameters of quasi secondary reaction dynamics model under different water background

图6 实际水样中的SDM 氯氧化反应Fig.6 SDM chlorination in actual water body

从图6 和表5 可以看出，在河水中SDM 氯氧化反应速率常数为0.005 5 μmol/(L·s)，明显低于纯水中的反应速率常数（0.008 3 μmol/(L·s)），反应速率常数降低了33.7%，表明河水中的溶解性有机物对SDM 氯氧化过程起到抑制作用。河水中存在大量腐殖酸类有机物，是抑制SDM 氯氧化反应的主要因素。腐殖酸结构复杂，富含大量官能团，如-OH、-COOH、-CO、-NH2等，可作为电子供体优先与活性物质发生反应，与SDM 形成竞争性反应，从而减慢SDM 氯氧化反应过程[18]。在河水背景条件下，TOC 值降解前为8.31 mg/L，降解后为8.17 mg/L，TOC 值稍有降低，氯氧化过程对水中有机物的降解作用有限，通过氯氧化反应，有机物转换成后续降解中间产物，基本没有矿化。

2.7 氯氧化中间产物与降解机理

对降解液进行固相萃取，使用高分辨率质谱HRMS Orbitrap 解析出9 种中间产物，基本信息见表6。母物质SDM 及氯代SDM（Cl-SDM）的色谱图和二级质谱图见图7。从图7（a）、（b）可以看出，母物质SDM 出峰时间为5.43 min，分子离子质荷比m/z为311.080 8，二级质谱中有3 个主要碎片离子，分别为311.080 6、156.076 8 和108.044 7。

表6 SDM 及中间产物质谱参数Table 6 Mass spectrum parameters of SDM and its intermediates

图7 SDM、氯代SDM 的色谱图及二级质谱图Fig.7 Chromatograms and MS2 spectra of SDM and chlorinated SDM

SDM 结构中含有氨基，因此氯氧化过程中很容易与次氯酸发生氯代反应，取代氨基上的H，生成一氯代SDM（Cl-SDM，Pr344），见表6、图7（c）、（d）。Cl-SDM 在色谱中的保留时间为6.02 min，分子离子质荷比m/z为345.041 5，存在4 个主要碎片离子，m/z 分别为108.044 7、156.011 4、190.037 8、345.041 7。此外，Cl-SDM 中氨基上的H 还会进一步被取代，生成二氯代产物（2Cl-SDM，Pr378）和三氯代产物（3Cl-SDM，Pr412）。

脱甲基反应是甲氧基经常发生的氧化反应，Cl-SDM 发生脱甲基反应，脱去嘧啶甲氧基上的甲基（-CH3），生成Pr330。此外Cl-SDM 还会发生羟基加成反应，在苯环不同位置加入羟基，生成同分异构体Pr360-a 和Pr360-b。同样，2Cl-SDM 也会发生脱甲基反应和羟基加成反应，分别生成Pr364，Pr394-a 和Pr394-b。基于以上分析，提出SDM 在氯氧化过程中的可能路径，见图8。

图8 SDM 氯氧化反应路径Fig.8 Reaction pathways of SDM by the chlorination

2.8 生态风险预测与评价

在初始浓度为15 μmol/L、余氯浓度为60 μmol/L、溶液pH 值为7 的反应条件下，SDM 进行降解反应。采用费氏弧菌的发光强度抑制率评价氯氧化过程中水样的急性毒性变化（图9）。SDM 空白溶液对发光细菌的相对抑制率为22.9%，随着降解反应进行，发光抑制率反而增大。反应时间为120 s 时，SDM 去除率为95.9%，但发光抑制率反而增加到24.5%，进一步延长反应时间至720 s，反应液对发光细菌相对抑制率增加，发光抑制率增大到60.9%，表明SDM 降解过程中生物毒性并没有得到有效去除，发光菌急性毒性反而稍有增大，生态风险依然存在。

图9 SDM 在氯消毒中对发光细菌的发光抑制率Fig.9 Inhibition rate of SDM degradation by chlorination on luminescent bacteria

使用ECOSAR 软件，预测SDM 及中间产物对水生生物（如鱼类、水蚤、绿藻）的生态毒性风险，预测结果包括急性毒性LC50（半致死浓度）和EC50（半效应浓度）[19]。从表7 可以发现，母物质SDM 的鱼类LC50值为116 mg/L，而9 个中间产物的鱼类LC50均高于母物质，表明这9 个中间产物的鱼类急性毒性低于母物质SDM，针对水蚤和绿藻的毒性预测也有类似特征。发光菌发光毒性抑制率用于评价在氯氧化过程中水样的急性毒性变化，是对水样中母物质和所有中间产物的综合反映。9 种中间产物的预测毒性普遍偏低、发光菌毒性抑制率增加、结果趋势不一致的主要原因可能是存在没有被高分辨率质谱鉴定出来、但毒性较大的中间产物。