1 引言(Introduction)

自20世纪50年代起, 有机砷化合物就因其具有提高饲料效率、促进动物生长(杨凤, 1999)、有效抑制肠道中部分有害菌生长(邱亦秀, 2006)、使动物皮红毛亮、不会残留于禽畜产品中、不产生耐药性及交叉耐药性等优点, 被作为饲料添加剂进行了深入研究并广泛应用于动物养殖业.目前主要应用的有机砷饲料添加剂是阿散酸(对氨基苯胂酸, p-ASA, 图 1)和洛克沙胂.有关洛克沙胂的环境行为与归趋已有一些研究与报道(Bednar et al., 2003；Brown et al., 2005；Garbarino et al., 2003；Rutherford et al., 2003), 而关于p-ASA的研究则比较缺乏.且p-ASA在中国养殖业中使用广泛、剂量大(Yao et al., 2013), Liu等(Liu et al., 2015)研究报道在珠江三角洲地区的密集型养猪场附近环境基质中砷的主要形式是p-ASA和无机的As(Ⅴ)、As(Ⅲ).

已知p-ASA在动物体内吸收转化效率较低, 大部分以原型排出体外(Morrison, 1969), 直接进入到养殖场土壤和水体中(Liu et al., 2015).p-ASA在环境中受各种因素作用而发生多途径转化, 除微生物转化(郭瑞子, 2015)外, 化学转化包括直接光降解(Arroyo-Abad et al., 2012; Zhu et al., 2014)、受HO·(Xu et al., 2007)、¹O₂等基团作用而氧化, 会产生毒性更高的无机砷形态As(Ⅲ)、As(Ⅴ)(Mitchell et al., 2011), 造成环境砷污染.但前人对¹O₂与p-ASA反应的过程研究尚未见报道.

本文选取亚甲基蓝(MB)作为光敏剂(Ronzani et al., 2013), 采用LED灯(λ=660 nm)作为激发光源, 在体系中生成¹O₂, 以研究其对水中p-ASA的氧化降解.考察溶液初始pH、光照强度、光敏剂浓度等因素对于反应的影响, 还考察以太阳光为光源时, p-ASA在体系中的氧化降解情况.选取糠醇(FFA)作为探针, 测试并计算了¹O₂与p-ASA的反应速率常数.

2 实验部分(Experiments) 2.1 实验试剂及仪器

阿散酸(C₆H₈AsNO₃, 98%)、KOH(GR)、苯酚, 购自阿拉丁工业公司；亚甲基蓝(AR), 购自天津市远航化学品有限公司；糠醇(C₅H₆O₂, 98%), 购自上海金山亭新化工试剂厂；盐酸(HCl, GR)、NaOH(AR)、KBH₄(AR)、抗坏血酸(AR)、硫脲(AR)、甲酸(HCOOH, 88%), 均购自国药集团化学试剂有限公司；甲醇为色谱级；实验用水均为超纯水(电阻率≥18 MΩ·cm, 25℃).

高效液相色谱仪(HPLC, 日本岛津LC-10A)；AFS-8230氢化物发生-原子荧光度计(北京吉天)；pHS-3C精密pH计(上海雷磁仪器厂)；78-1型磁力加热搅拌器(江苏省金坛市荣华仪器制造有限公司)；DLSB-5/25型低温冷却液循环泵(巩义市予华仪器有限责任公司)；自制LED灯板(λ=660 nm, 单灯板光强约(115±10)W·m^-2).

2.2 实验装置及方法

实验装置如图 2所示, 反应器为内径66 mm、外径101 mm、高160 mm的圆柱体玻璃容器(容积约为550 mL), 外接循环冷凝水控温, 四周等距离外置4块LED灯板, 底置一磁力搅拌器.实验利用光敏剂(sens)参与下产生的¹O₂来降解底物, 其光敏氧化法机理已被广泛研究(王自军, 2004；熊楚才, 1987)：

MB是常用的光敏剂之一, 具有廉价、低毒、能在体系中高效产生¹O₂、不干扰p-ASA和无机As的测定等优点, 且对于用MB作为光敏剂、利用光敏氧化法降解特定物质的研究比较充分, 故而在此选用MB作为光敏剂.用光纤光谱仪扫描实验光源, 可知灯板光源波长在660 nm左右, 属于可见红光, 接近MB的最大吸收波长.在该波长照射下, MB成为激发态, 并将能量传递给基态氧, 在体系中产生¹O₂；且该波长光能较低, 其对反应液的照射不会在体系中产生其他具有氧化性的自由基.

且已有研究(毕刚, 2000)论证了亚甲基蓝是通过¹O₂历程来完成对底物的光降解, 但不排除体系中出现其他自由基, 如汪守建等(2004)提到¹O₂与糖或多元醇类底物反应会有其他自由基产生, 因此认为体系中¹O₂的产生为一级反应, 如果有产生其他自由基也为次级反应, 故不做讨论.

2.3 分析方法

p-ASA浓度用HPLC分析, 色谱柱为C18柱(5μm, 4.6 mm×150 mm), 流动相为甲醇/水=5/95(V/V, 加2.5‰甲酸), 流速1.00 mL·min^-1, 检测波长为254 nm, 进样量50μL, 柱温25℃, 保留时间约为4.8 min.测定FFA浓度时, 流动相为甲醇/水=20/80(V/V), 检测波长为220 nm.HPLC方法测定p-ASA的检测限为2.17μg·L^-1(按p-ASA中As计算), 相对标准偏差为0.48%.采用氢化物发生-原子荧光度法(HG-AFS)分别测定As(Ⅲ)和总As(Total)的浓度, 通过差减法得到As(Ⅴ)的浓度(Ren et al., 2011；Wang et al., 2013).HG-AFS测定As的检测限为0.03μg·L^-1, 相对标准偏差为0.49%.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 对照实验中p-ASA的降解

实验证明, 暗反应条件下, 在25℃、pH=10、含5 mg·L^-1 MB的体系中初始浓度为500μg·L^-1的p-ASA没有随反应时间的增加而减少；光反应条件下, 在25℃、pH=10、不含MB的体系中初始浓度为500μg·L^-1的p-ASA也不随光照时间的增加而有所变化；由此可知光敏剂和光照都是反应进行的必要条件.为确定分子氧在反应体系中的作用, 分别在敞口和密封通N₂条件下进行实验.为确保体系中无分子氧存在, 预先向反应体系中通N₂ 30 min, 反应开始后仍持续通N₂至反应结束.结果如图 3所示, 持续通N₂能很好地抑制p-ASA的氧化降解, 分子氧也是体系中p-ASA氧化反应进行的必要条件.综上所述, 体系中p-ASA的降解实际上是一个光敏化产生¹O₂氧化的过程.

3.2 总砷平衡

实验研究了在光照条件下, 体系控制温度为25℃、pH=9.0、含5 mg·L^-1 MB时, 初始浓度为500μg·L^-1(按p-ASA中As计算, 下同)的p-ASA的氧化降解, 如图 4所示.结果表明, 光照180 min后有56.8%的p-ASA被氧化降解, 反应过程中产生无机砷主要以As(Ⅴ)的形式存在(占95%以上), 且总砷含量有所减少.暗反应条件下, MB分别与p-ASA、As(Ⅲ)、As(Ⅴ)共存时, 并不会出现总砷含量减少的现象, 可知在暗反应条件下MB不会与p-ASA、As(Ⅲ)、As(Ⅴ)发生反应或影响测试.由此可知, 在光反应时, 造成总砷含量减少的原因可能是体系中存在未被监测到的其他有机砷的形态, 如硝苯胂酸(Czaplicka et al., 2015)等.

3.3 初始pH的影响

在控制温度为25℃、含5 mg·L^-1 MB的体系中, pH变化对初始浓度为500μg·L^-1的p-ASA的氧化效果的影响见图 5.实验结果表明, pH值显著影响p-ASA的初始降解速率及降解效率.从图 5可知, pH=8.0时初始速率r₀=1.683μg·L^-1·min^-1(按p-ASA中As计算, 下同), pH=11.0时r₀=5.156μg·L^-1·min^-1, 当pH从8提高到11时, p-ASA的降解效率不断增加.在pH=11的体系中光反应180 min后, p-ASA的降解效率可以达到85.3%；但在pH=8的反应体系中光照相同时间, p-ASA的氧化率只能达到45.2%；而当pH从8.0降到6.0时, p-ASA的降解效率变化不大, 初始反应速率略有回升.

由于光敏剂MB是一种碱性染料, 在水溶液中会形成其弱碱的水解平衡：RCl+H₂O→ROH+H⁺+Cl^-, 在MB的水溶液中, 实际上起光敏剂作用的可能是其ROH形式(李湘中, 1984).因而在偏碱性条件下, 有利于体系中¹O₂的产生, 进而促进了p-ASA的氧化降解.因此在碱性条件下p-ASA有更显著的氧化降解效果.p-ASA随体系的pH变化会以不同的形态存在, 已知其pK_a=2、4.02、8.92(Jaafar, 2012).p-ASA表现为负电荷离子, 有利于其进行转化；在pH=6~8时, p-ASA的存在形式改变, 可能有利于其自身光敏产¹O₂促进自身降解, 同时还可能改变了其与单线态氧的反应效率进而影响降解效率.同时还可能因为¹O₂与p-ASA的反应速率常数在不同pH值条件下有所不同, 故而不同pH条件下p-ASA降解效果有差异.

3.4 光照强度的影响

在控制温度为25℃、pH=10、MB浓度为5 mg·L^-1、p-ASA初始浓度为500μg·L^-1的条件下, 考察了不同光源光强对p-ASA的氧化效果的影响.分别开启1、2、3、4块灯板, 实验结果如图 6所示.结果表明, 随着光照强度的增加, p-ASA转化率不断增加.光照180 min后, 灯板数量为1时, p-ASA降解效率仅为33.3%, 而当灯板数量提高到2和3时, p-ASA降解效率分别提高了19.2%和34.8%, 而当开启4块灯板时, p-ASA降解效率可达到76.9%.根据图 6可知p-ASA降解反应的初始速率与光强呈线性相关.这是因为光照强度越大, 单位时间内产生的光子数量越多, 相应的被激发的光敏剂浓度越高, 加快了体系中分子氧到¹O₂的过程, 从而提高了p-ASA的降解效率.

3.5 光敏剂初始浓度的影响

在控制温度为25℃、pH=10、p-ASA初始浓度为500μg·L^-1的条件下, 实验设置了5个MB浓度水平(0.5、1、2、3、5 mg·L^-1)用以研究其对p-ASA氧化效果的影响, 结果如图 7所示.实验结果将根据C/C₀~t进行处理, 发现当MB浓度从0.5 mg·L^-1增加到3 mg·L^-1时, p-ASA降解率显著增加, 当MB浓度从3 mg·L^-1增加到5 mg·L^-1时, 增加效果不明显.由r₀~t进行处理, 发现随MB浓度增加, 体系中p-ASA氧化降解的初始反应速率略有增加, 后趋于稳定.

上述结果表明, MB浓度对p-ASA氧化降解有一定的影响.由于光敏剂浓度的增加, 反应系统所吸收的光能增多, 则活化光敏剂分子和基态氧分子的碰撞频率增高, 使得¹O₂的浓度提高, 从而利于反应进行；但当MB达到某一浓度、足以充分激发体系中基态氧分子为¹O₂时, p-ASA降解的初始反应速率及最终转化效率相差不多.

3.6 阿散酸与单线态氧反应速率常数计算

选取FFA作为参考物, 利用竞争反应可测试得出¹O₂与p-ASA的反应速率常数.体系中FFA和p-ASA的降解情况见图 8a, 其初始反应速率见图 8b.

根据竞争动力学方法(Yu et al., 2015), 体系中FFA和p-ASA的降解速率符合如下公式：

(1)

(2)

方程(1)、(2)中, γ_{FFA, ¹O2}、γ_{p-ASA, ¹O2}分别为体系中FFA与 p-ASA的初始降解速率, 已知体系控温25℃、pH=10、含MB 5 mg·L^-1, 体系中FFA的初始浓度为8.3301μmol·L^-1、p-ASA的初始浓度为6.6756μmol·L^-1, 且可知k_{FFA, ¹O2}=1.4×10⁸ L·mol^-1·s^-1(pH=9), 计算可得¹O₂与p-ASA的反应速率常数, 即k_{p-ASA, ^1O2}=7.44×10⁶ L·mol^-1·s^-1.

3.7 产物分析

对p-ASA被光敏法产生的¹O₂氧化降解的产物进行分析, 并结合MB标样分析可排除杂质及MB碎片对分析的影响, 鉴定出的可能产物见表 1.结果可知, 在3.7 min和4.0 min左右出现的产物多为苯上的羟基取代产物, 随着保留时间的延长, 还可以检测到硝基苯胂酸、羟基偶氮苯等特征产物.由此可知, p-ASA受¹O₂作用会使As—C键断裂, 释放出无机砷, 且多为As(Ⅴ)；同时体系中还存在氨基氧化反应、苯环上羟基取代等, 还可能产生偶氮苯类物质.

3.8 以太阳光为光源对p-ASA溶液进行光敏氧化实验

以太阳光为光源, 在控制温度为25℃、pH=10、含5 mg·L^-1 MB条件下, 研究初始浓度为500μg·L^-1的p-ASA光照180 min内的降解效果, 结果如图 9所示.在各个取样点测实时光照强度, 平均光强(W·m^-2)=SUM(各取样点实时光强×到下一个取样点的时间间隔)/180 min.结果表明, p-ASA的氧化降解效果与太阳光光强成正相关.

4 结论(Conclusions)

1) ¹O₂能有效氧化降解p-ASA, 反应过程中p-ASA随时间减少, 同时产生无机砷且无机砷主要以As(Ⅴ)的形式存在；反应过程中总砷有所减少, 可能还存在未被监测到的其他有机砷的形态, 如硝基苯胂酸等.

2) 在偏碱性条件下p-ASA的降解速度比在近中性条件下要快得多；p-ASA氧化效果与光照强度呈线性相关；p-ASA氧化效果先随MB浓度增大而提高, 后趋于稳定(MB浓度大于3 mg·L^-1).

3) 本文选取糠醇作为参考物, 测试并计算得出¹O₂与p-ASA的反应速率常数为7.44×10⁶ L·mol^-1·s^-1.