翻译光热降解微囊藻毒素机理

1、翻译外文题目：Degradation of microcystin-LR using sulfate radicals generated through photolysis, thermolysis and e transfer mechanismsDegradation of microcystin-LR using sulfate radicals generated through photolysis, thermolysis and e transfer mechanisms微囊藻毒素-LR的硫酸热降解和光降解以及其电子转移机制Maria G. Antonioua, Armah

2、A. de la Cruzb, Dionysios D. Dionysioua*a土木与环境工程系，美国辛辛那提大学，辛辛那提，俄亥俄州452211-0071，美国b研究与发展研究室，美国环境保护局，辛辛那提，俄亥俄州45268-1314，美国摘 要：本论文研究了以硫酸根为基础的高级氧化技术（SR-AOTs）来降解自然界中的一种肝毒素微囊藻毒素-LR（MC-LR）。用硫酸的活化剂过硫酸铵（PS）和过硫酸盐在UV光（300nm-400nm）的照射下或在温度大于30的条件下通过电离的过渡金属离子（Ag+ 和Co2+）可以实现硫酸根基团的自由化。并且这种方法和常见的AOTs技术做了比较：芬顿法（FR

3、）和过氧化氢的热辐射耦合。虽然硫酸根基团（SO4-）和羟基（HO）具有相仿的氧化能力，但是用SR-AOTs来降解微囊藻毒素尚未得到研究。在这个研究中，PMS在Co2+和中性的pH条件下呈现很好的活性，在催化剂浓度（CCo(II) 1 mg）提高的情况下，初始的降解效率也相应提高。在相同的pH条件下，不同的系统效率由以下的关系：Co2+/PMS Fe2+/H2O2Ag+/PS，这是由于空置的氧化剂分子轨道的能量高引起的。在UV光的照射下（300nm-400nm），所有初始浓度的毒素，PS系统效率要高于PMS或是H2O2的效率。由于是实验中使用的UV灯的光线在300nm-400nm之间，我们认为有

4、效地激发光谱是所有的光线而不是只是在波长365nm处激发。在酸性的条件下，对于同一个数量级的毒素浓度PS/UV (300-400nm)/pH=3和PMS/UV/pH=3是最有效的，需要的能量最低。当使用热激活时，PMS有最高的氧化效率（77%），PS是52%，H2O2则小于2.5%。关键词：藻毒素；电子转移机理；MC-LR；芬顿；过氧化氢；氧化剂；过硫酸钾；过硫酸盐；光解硫酸根；热分解1.简介藻毒素会对自然界生物和人类的健康照成影响。水源中的藻毒素会造成环境（污染），社会（供水系统病变），生态（清理费用巨大）等方面的问题。能产毒素的蓝藻占了蓝藻中的三分之一左右（50/150），有毒的蓝藻素通过

5、细胞的新陈代谢释放到环境中来。在蓝藻爆发的时候，水体中的藻毒素浓度会大大的提高，就像赤潮形成的时候，水体中的氰基会大大提高一样（Cyano-HABs）。由于一种蓝藻至少能产生12中的藻毒素，接触受污染的水可以以各种方式刺激哺乳动物的皮肤和重要器官（皮肤病毒素和刺激性毒素），影响他们的健康，包括细胞损伤（细胞毒素），肝功能衰竭（肝毒性），或对神经系统的永久性影响（神经毒素）。其中，藻毒素-LR（MC-LR）是一种肝毒素，也是最强的毒素之一，由于它在自然界的广泛分布，常成为研究对象，研究它对环境生态和人类健康的影响。MC-LR的具有比毒液（如眼镜蛇）较高的致死率（半数致死量，MC-LR的= 50g

6、/Kg，主场迎战危险蛇的半致死量，眼镜蛇= 500g/Kg）。完成全部藻毒素的计量仍需时间，但是已有技术支持。常规的水处理技术对于难降解的有机物的处理效果不明显，新型的技术如高级氧化技术（AOTs）能有效的处理藻毒素。由于高级氧化技术使用的氧化剂，催化剂或是辐射，能产生如HO的强氧化基团而具有卓越的处理效果。由于相对常规处理（如生物降解）有更快的速度，高级氧化技术被专家和工程是广泛的研究和应用。自由基物质可以在均质系统中通过过渡金属的电子转移产生的氧化活性产生，也可以通过光解产生，或是通过超声和热刺激产生，或是在异构系统中产生（TiO2）。最常见的均质系统是双氧水和Fe2+的结合长生HO，也就

7、是被人们成为芬顿的方法。但是，FR有很大的局限性，如只适合酸性pH范围使用。亚铁离子的引进以及较小的反应动力学系数以及达到较理想的效果是需要较高的亚铁离子浓度。在本研究中也讨论了改良的FR系统对于微囊藻的处理效果。类似于FR，这些系统也要引进了一个传递介质（钴或是银）和一个氧化物（过硫酸盐PMS或是过硫酸铵）来产生有效的自由基物质（硫酸根自由基SO4-）。在前期的实验中，我们已经发现Co2+/PMS的系统能够克服FR的主要障碍。此外，SO4-较HO有更强的氧化性质，它的氧化电位在2.5-3.1V之间，这要高于后者的1.87-2.72V。但是前者对于稳定的有机污染物的降解作用有限。由于对氧化硫自

8、由基的好奇，SOn-被用来解释SO2转换产生酸雨的过程。许多人研究了SOn-的形成过程，氧化还原电位和氧化机制以及最好的机械氧化路线。氧化能力最强的自由基是SO4-（硫酸根自由基），其次是SO54-（过硫酸根自由基，在pH=7的时候，氧化氧化还原电位是1.1V），再次是SO3-（亚硫酸根自由基，在pH=7的时候，氧化氧化还原电位是0.66V）。这些自由基能吸收一定波长的紫外线（SO4-=450nm，SO4-=1100M-1cm-1；SO5-=260nm，SO5-=1030M-1cm-1；SO34-=250nm，SO3-=1380M-1cm-1），但是由于他们的半衰期很短（30-40us），只能

9、通过他们瞬间吸收是产生的放大信号才能实现。SO3-和SO5-具有很明显的反应选择性，SO3-是一种很弱的氧化剂，它的氧化过程不是依靠自有电子e的传递而是通过O-的氧化实现的。而SO4-则是一种很强的氧化剂，比工业中常用的氧化剂高锰酸盐（E=1.70V）和双氧水（E=1.49V）要强的多。在已知的氧化物中，只有羟基自由基（E=2.72V）才有与前者相仿的氧化能力。在Neta的实验中，由于硫酸根自由基的选择性，他们对于含有不饱和键的有机化合物的氧化能力要好于芳香族的化合物。目前，已经有PS和PMS（能生成硫酸根自由基）和其它的AOTs技术结合如TiO2光降解来加强对于工业有毒物质的降解：应用在纸浆

10、漂白剂中，以避免业副产物的形成，也可用于土壤TOC的分析，化学反应中的不对称环氧化物紫外线通量的测量。最近的研究已经扩大到了了SR- AOTs在化学中的使用和游泳池水的微生物净化。本研究主要研究了潜在的生成硫酸根自由基的技术，并用它来降解蓝藻毒素。在现有的研究中这是第一次用该技术来降解蓝藻毒素。本实验主要通过两种氧化物质过硫酸盐和过硫酸铵通过电子的转移、紫外光照射（300-400nm）和热刺激产生。控制过程中的因素可以有选择的产生SO4-和HO或是两种物质的混合。操作参数（氧化剂浓度，催化剂浓度和pH值）能影响MC-LR的降解，并分析比较SR-AOTs和FR的氧化效果。2实验2.1安全由于毒素

11、的危险性，所有的实验都在AdvanceSterilchemGARDIIIClassII的完全排气生物柜（Baker公司，Sanford.ME）中进行。2.2材料和方法482mg/LMC-LR的溶液准备：0.5mg固体MC-LR（CalBiochem，96.4HPLC；FW=995.2g/mol）与1mL Milli-QSynthesis的A10水（MQ-H2OMillipore公司，Billeric，MA，USA；电阻率=18.2M；电导率=0.05uS/cm）。不同毒素浓度的溶液（1-10uM）是通过482mg/LMC-LR的溶液和A10水配制而成的。为了使催化剂能够使氧化物活化，采用低价的

12、传质金属，CoCl26H2O(Aldrich)，Ag2SO4 (Fisher)，和 FeSO47H2O(Fisher)分别作为钴()，银(I)和铁()的来源。固体的金属盐以浓度为2.945 gMn+/L的溶液配制。该储备溶液后期可以稀释1000-10000倍来使用。对于初始的铁()，用5N的H2SO4的MQ-H2O的水溶液来配制成2.945g/L的金属溶液。（最后pH=1.7）在这项研究中使用的氧化剂是钾过硫酸氢钾（PMS，HSO5-），过硫酸化钾（PS，K2S2O8，Fisher）和过氧化氢（H2O2，50溶液，Fisher）。OXONE （95，杜邦公司）三重盐2KHSO5KHSO4K2S

13、O4在PMS溶解前投放。用MQ-H2O和氧化物配制40-40mM的储备液。该毒素的测量是用安捷伦1100系列LC（液相色谱仪），配备一个光电二极管阵列检测器（PDA），波长238纳米来测定的。反相C18柱HS（4.6mm150mm，3um）用来作为固定相，流动相是用0.05（v/v）三氟乙酸溶液和乙腈溶液0.05（v/v）以40:60的比例用MQ-H2O配制而成的。分析是依据不同的洗脱程度决定的，MC-LR的出峰时间是5.4min。进样量是50l，流速是1ml/min，测定温度是40，具体的测定细节另作讨论。紫外可见光谱对MC-LR的氧化剂控制用SpectramaxM2分光光度计来控制（Mol

14、ecularDevices公司，Sunnyvale，CA，USA）。2.3实验设定实验中使用的条件是10ml溶液用40ml的黑色硼硅玻璃小瓶在室温下进行的（Troom=25）。样品（100l）在特定的时间获取然后用100l的甲醇淬火。对于用辐射照射氧化物的实验，取10ml的MC-LR储备溶液（一定的浓度和pH值）在密封的圆形耐热反应堆容器中（直径=10cm），并在反应容器中放置两个长波长的15WUV进行光照（Cole-Parmer，波长300-400nm，最大波长365nm）。本实验使用灯UVA的波长是320-400nm，部分的波长是280-320nm。由于这个缘故，我们把灯的波长范围定在30

15、0-400nm。实验中用一个风扇来稳定反应器的温度（250.5）。灯源的强度也可以用草酸铁钾来测定。波长在365nm的光照下的金属的量子产率是=1.270.02。光源的平均强度是5.580.9410-5einstein/s。基于一定的波长的普朗克爱因斯坦能量公式E= hc/，波长在365nm的波长的能量是E365=5.441019J/photon。用阿伏伽德罗数变换单位后，它的能量可以写作E365 = 327.554 J/einstein。反应器中平均受紫外灯照射的光子通量的能量E365等于18.28 W。由于本实验使用的紫外灯的波长范围在300-400nm，在照射氧化物等价于313nm的直接

16、照射效果。对于=1.240.02，平均的光照强度为5.710.9510-5 einstein/s，光子通量（P313）21.82W。对于最后氧化物活化反应，在一个1cm的石英比色皿中放置3ml的毒素溶液，在紫外稳定3.5小时候进行测定。紫外可见光谱的氧化剂，毒素及其混合物在T=25进行的，而热分解温度控制在30。2.4统计和结构分析我们用GraphPad Prism4来对实验获得的数据进行统计分析。为了分析两个数据（初始值），我们用到了t-检验。测试是在零假设基础上进行的（两个值相同Ho:u1=u2），但是在具体的实验中该值是不一样的（Ha:u1u2）。所有的实验实在a=0.05（被拒绝零假设

17、的概率）的前提下进行的。实验得到的降解曲线符合一级动力学。3实验结果3.1氧化物的催化活化在前期的试验中我们讨论了用SR-AOTs氧化降解难降解有机物的效率，也就是这里的是污染物质MC-LR。PMS是在激活的钴阳离子的电子转移下来产生硫酸根自由基的（公式1和3）。同时也产生羟基自由基和过氧硫酸自由基（公式2和4）。本系统最大的优点是电子的逆向转移很容易，氧化电位为0.82V。催化剂的重生时反应的氧化物PMS能充分完全的活化。此外，催化剂还能分解氧化物PMS，这主要取决于作为电子转移催化剂的金属物质和氧化物的状态，从而产生硫酸根自由基和羟基自由基。例如Fe2+和Ti3+能产生硫酸根自由基和羟基自

18、由基，但是Cu2+只能催化产生羟基自由基。在强酸性的条件下，羟基自由基可以和硫酸基反应，把他们氧化成硫酸根自由基和过氧硫酸根自由基（公式5）。这里没有指定硫酸根自由基和质子间的pKa常数。过氧硫酸自由基能相互之间反应生成硫酸根自由基和氧气（公式6）。对照实验是依据缺失氧化剂或催化剂的条件下进行的。在本实验中，没有发现因为暗氧化或是挥发造成藻毒素的损失（图4，控制）。只有在有氧化剂和催化剂的存在下才能产生降解（在本实验的条件下，图1）。控制催化剂的含量来考察他们对实验的影响。当Co2+的浓度从0.0001 mg/L提高到0.1 mg/L，藻毒素的降解效率有明显提升，图2所示。当Co2+的浓度为1

19、mg/L时，由于活化的速度太快，MC-LR的出峰情况完全不能在图上显示出来。当催化剂的浓度在1mg/L以上时，活化的速度达到一个峰值，这说明只要很低的催化剂浓度就能达到较好的催化效果（以前的文献中也有提及）。硫酸根自由基能够把Cl-氧化成Cl，这使得他们在天然水体中使用时的氧化效率降低了。Cl能与的有机物反应并生成含氯的副产物。但是要引发此类反应要求水体中含有较高的Cl-。本实验CoCl26H2O是催化剂Co2+的来源，该物质也向混合介质中引入了Cl-。然而，我们对反应中间体的鉴定中，并没有显示出任何氯化物（论文即将出版），可能是因为Cl-浓度较低的缘故。因此本实验能采用这种物质直接作催化剂。

20、对于反应动力学，对于较高浓度（高于本实验的催化剂浓度）的不同种催化剂CoSO4和CoCl2组成的Co和PMS系统，并没有区别。另一个系统Men+/Ox中也能产生硫酸根自由基（公式7），也就是Ag+和二重硫酸根离子(Ag+/PS)。但是，这个系统的效率没有PMS/Co系统高。图3所示，用0.93M的Ag+和PS/MC-LR分子比为10系统来处理浓度是1.01g/LMC-LR，4h后并没有很明显的效果。要使该系统能达到较好的效率，要引进氯，在相同的分子比（10/1），pH，足够的催化剂（50mg/Lag+）能够达到80%的降解率。在我们的实验中，AgSO4是在控制的溶解度范围内的（8.4g/L），

21、这里也不需要对溶液的pH来矫正来改变硫酸根自由基的状态，并且能和PMS/Co系统作比较。由于本实验中是采用Ag+来作为电子转移的空穴来产生硫酸根自由基的（公式8，9），所以我们认为通过改变Ag+的浓度来改变硫酸根自由基的浓度能有不同的MC-LR的降解效果。硫酸根自由基的氧化效果会产生Ag+和MC-LR的竞争机制，因为实验中二者的浓度是可比的，而且作为二级反应，它们的动力学系数是一样的。（kAg/SO4=3.0109M1s1，kAr/SO4=3.0109M1s1）。Co2+也能作为提供电子的催化剂（kCo/SO4=2.0106M1s1），但是Ag+的效果要比前者好得多。为了能有充足的氧化自由基，

22、需要一定浓度的Ag+（CAg(I) 50mg）。3.2芬顿氧化技术的比较正如我们所知的，羟基自由的高氧化电位和广泛的氧化对象，是一种强力的氧化剂。在我们以前的研究中，用了异质催化体系来产生羟基降解MC-LR。特别的，我们用了UVA*以及当波长活化的TiO2光催化剂。FR是一个相同的能产生羟基自由基的系统。本实验是首次使用电子转移介质，来催化活化氧化剂。（公式11-14）本实验是在含有氧气的大气中进行的，实验过程中反应体系中各处均能产生氧气（公式6和14）。产生的氧气是作为电子受体存在的，来加强反应的强度和降解效率。我们用O18做标记来研究反应中氧气的来源，实验证明对于双氧水，氧气来源是双氧水中

23、的过氧基团，对于过硫酸根离子氧气的来源这是其中的一个氧原子（公式6）。由于铁的形态和铁氧化物在自然环境中性pH的特点，通常不使用螯合剂，在酸性条件下使用FR。如图4所示，在没有Fe2+的催化条件下，双氧水并不能氧化MC-LR，测定前后的浓度基本保持不变；在其他条件不变的情况下，单改变反应pH=3，也不能降解MC-LR。但是当有铁催化时，双氧水就能立即和藻毒素反应，经过60min后，65%的藻毒素被降解（图3）。当延长反应时间的时候，2h基本到达一个处理的极限，经过4h处理后，藻毒素的降解基本上维持在80%不再有所提升（图4）。不同污染物的降解的FR反应动力学基本一致，这主要归于催化剂的使用能是

24、氧化剂双氧水有效地分解成羟基自由基。羟基自由基的产生，直接决定了降解的高效性和快速性。但是由于催化剂重生的氧化还原电位为负，（公式12，Fe3+-Fe2+，E=-0.724V），FR反应会在达到一个峰值后不再有明显的提升。这就是FR及类FR系统的缺陷所在，它是一种残余消毒剂，不能对持久性的降解，对于土壤淤泥中的有机物不能很好的降解。如表3所示，PMS和耦合催化剂的活性比较：Co2+/PMS Fe2+/H2O2Ag+/PS。一般的，电子从一个高能量的轨道跃迁到一个低能量的轨道是衡量氧化性能的一个基本指标（LUMO）。依据LUMO的理论，氧化物的氧化性能有以下比较：H2SO5 H2O2 H2S2O

25、8，也就是是说PMS接受电子的能力要比其他的氧化物来的强。与其他的氧化物相比，PMS接受电子的过程需要金属催化活化 (Ce3+，Ru3+，Fe2+，Ti3+，Mn2+，Cu2+)。而且，依据Rastogi等的研究报道，在FE2+的催化下，PMS的氧化能力要高于PS。这也验证了LUMO的最低能量轨道理论。 本实验还研究了pH=3情况下FR和PMS/Co2+的氧化性能比较，并与在pHMQ下的PMS/Co2+的氧化能力也做了比较。图3所示在pH=3的时候，PMS/Co2+的氧化能力并不好，经过1h的处理后，氧化效率仅为27%。这可能是pH酸性抑制了PMS的氧化活性或是低的pH抑制了硫酸根自由基的活性

26、。形成的自由基和目标污染物之间的反应受到影响，如pH（HO+e+H+H2O，E=2.72V，HO+eHO, E=1.99V），污染物的结构，物质之间的接触，以及整体的电位。在本研究中，实验是在pH36.4的条件下进行的，目标物呈负价的电位，PMS被铁活化（HSO5-, pKa1 5的时，降解效率由很明显的提升，但是当pH8时，它的降解效率有迅速的下降了（kpH2=0.003M1s1，kpH5=0.840M1s1，kpH8 =0.105M1s1）。有报道说PMS的活化随着反应而下降主要是由于反应过程中氢氧化物和过渡金属氧化物的形成导致的。在酸性的条件下，硫酸更自由基的形成基本上是由于PMS经过电

27、子转移后形成的。很多研究都与以下Co2+催化活化PMS的机理保持一致。如果硫酸根自由基对于氧化物的降解有很大的关联，那么提高环境中的pH势必会抑制反应（式15）的发生，最终导致降解效率的降低。3.3氧化物的辐射活化由于过氧化物分子结构，在UV光的辐射下，可以把过氧硫酸分解成硫酸根自由基和羟基自由基（公式1820）。由于二重硫酸根自由基有类似于过氧化氢的过氧键，在UV光的作用下，可以把它分解成两份的硫酸根自由基（公式19，20）。另一方面，过氧硫酸中的过氧基团也能被打开，生成硫酸根自由基和羟基自由基（公式18）。由于辐射活化反应中生成的自由基具有一定的选择性，我们可因通过氧化物与MC-LR的反应

28、来判断那一种氧化物更具有降解的针对性。我们进行了不同辐射的光线来进行活化（UV，射线以及脉冲光）通过照射金属状态的氧化盐，PMS和PS的溶液，硫酸盐和过氧酸来产生硫酸根自由基。通常我们用UVC254nm的紫外光来辐射氧化物，因为它具有较高能量的同时还能很好的被氧化物吸收，并且作用与氧化物的过氧基团，最终起到分解活化氧化物的目的。但是我们选择了300400nm的UV紫外光，来考察较低能量的紫外光是否能活化氧化剂来降解MC-LR。在UV催化氧化MC-LR的过程中最大吸收紫外波长是238nm，但是UVA*辐射不能很好的消散，尽管有报导UVC*能作用于有机物的化学键，所以所有的Ox/UVA*降解系统主

29、要归功于自由基的作用。光催化降解MC-LR的初始浓度是1000ug/L，和分子比在5 氧化物/MC-LR PMS/UVA*_H2O2/UVA*，而且它们与反应的pH和氧化物浓度无关。在pH3.0时，PS/UVA* 系统的分子比PS/MC-LR=100是本实验中最有效的降解测定条件。3.4氧化物的热活化如前一章节讲到的一样，氧化物的热活化主要是氧化物的均裂反应。该技术的主要应用是处理土壤淤泥中的氯乙烯。氧化剂的活化温度设定在30（理论上的最低温度，并且设定和UV光活化相应的作用时间间隔），图7-9。实验采用UV活化的氧化剂，MC-LR，以及它们之间的可比指标温度25，来统计热活化的效率，图9-1

30、1。两者实验前后的MC-LR的浓度均是用HPLC的方法来测定的。图12。从录制的光谱可反映没有明显的毒素与氧化剂之间的络合反应，因为在实验过程中我们无法检测到任何新的出峰。实验中的光谱包括了氧化剂和毒素，也就是两种峰型的叠加（图9-11）。MC-LR的降解是在它的最大吸收波长V=238nm处的吸收率的变化来测定的。对于PMS和MC-LR系统吸收峰随着时间迅速的下降，在t=3.5h吸收峰基本在图上消失了。大体上，PMS去除毒素的效率在77%。对于PS+MC-LR系统反应末段速率渐渐减缓，大约可以去除52%的毒素。对于H2O2的热反应，温度在30的活化降解基本上可以忽略（3%），所以我们把温度提高

31、到37并追加15min的氧化时间，但是只有约1%的额外降解。基于观察到的氧化实验，H2O2 需要更高的温度来实现活化，因此氧化物之间的热活化氧化能力有以下的关系：PMS PSH2O2。3.5氧化系统之间均裂解离的比较均裂解离所需要的能量与过氧化键以及该键的长度有密切的关系，可以提供氧化反应的信息，并用来解释实验结果。依据现有的报道，破话过氧键的能量要比破坏其他氧键来的难的多（如：HC-O=84 kcal/mol，HF-O =44 kcal/mol）。但是本实验中的过氧键的能量被大大的减弱了，并可以产生均裂。测定后的破坏过氧键能量平均值是：HO-O=34 kcal/mol。然而研究显示了封闭的环

32、境（配体）导致了过氧键的均裂反应。对于H2O2和PMS来说，它们的过氧键的均裂能量是在3852 kcal/mol之间 (分别是50kcal/mol和33.5kcal/mol）。由于PMS是H2O2和S2O82的复合体，所以它的过氧键消耗的单位能量可以计算为HOO=41.75 kcal/mol。这是一种简便的计算能量的方式。另一种计算活化能的依据是过氧键的长短。所有三中物质的过氧键是一种键，有相同的轨道，建长分别是H2O2是1.453；H2SO5，H2S2O8和KHSO5是1.460 ，但是PS的铵盐键长是1.479 。基于以上的理论，PS和PMS的活化能是和很相尽的（即使不同），并且键断裂的活化能比较：PSPMSH2O2。依据Meunier的假设，具有不对称结构的分子，使得PMS的过氧键更容易断裂。如果以上的理论假设成立，那么这就这就符合我们实验所观察到耳朵显现：PMS PSH2O2。在整个氧化过程中，系统的氧化性能有以下比较，PMS PSH2O2，这和前面假设的过氧键的活化能的比较是一致的。基于A