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左氧氟沙星(levofloxacin，LEV)是一类人工合成的喹诺酮类广谱抗生素，在细菌感染方面具有良好的治疗效果，被广泛用于医疗、畜禽和水产养殖业. 由于使用量大、生物机体代谢率低，LEV大多以原药形式被排出，进入土壤、水体等环境介质[1]. 环境中残留的LEV会诱发细菌产生耐药性，也会与有机物或重金属反应，形成复杂化合物或螯合物，对生态环境和人类健康构成严重威胁[2]. 目前，传统生物处理技术对LEV去除率不到10%[3]。现有技术如膜分离和吸附法虽已用于抗生素废水处理，但存在耗时长、花费高且污染物去除效率低等缺点[4-5]. 因此，急需开发高效、节能、环保的LEV废水处理新技术.
国内外应用较多的有机废水处理技术中，高级氧化技术因其快速、高效等特点受到研究者广泛关注. Fenton反应是一种有效去除污染物的高级氧化技术，但均相Fenton过程存在反应条件苛刻（pH=2–3）、产生大量含铁泥浆及催化剂无法回收等问题[6]. 异相Fenton体系利用铁的氧化物（如针铁矿、磁铁矿等）或金属负载型催化剂，把自由的Fe离子固定，从而拓宽了体系的pH应用范围的同时可将催化剂回收利用[7]. 但Fe3+还原为Fe2+速率常数仅为0.001—0.02 mol−1·s−1，限制了整个体系的反应速率[8]. 而Cu具有与Fe类似的氧化还原特性，H2O2将Cu2+还原为Cu+的速率常数是Fe的23000倍[9]. Cu2O是一种常见的铜氧化物，具有低毒性、低成本和利于回收等优点. Kuo等[10]研究了Cu2O/H2O2体系对双酚A的降解，当Cu2O投加量0.112 g·L−1、H2O2浓度30 mmol·L−1、初始双酚A浓度10 mg·L−1，反应60 min，双酚A的去除率为78%. 此外，Cu2O也是半导体催化剂，在紫外光照下 Cu2O可高效降解甲基蓝、苯酚等新型污染物[11-13]. UV、Cu2O及H2O2组合体系可多种途径产生·OH，具有高效降解废水中有机污染物、降低治理成本的潜在优势. 但UV/Cu2O/H2O2组合体系耦合强化降解LEV的研究还鲜见报道.
因此，本研究考察UV/Cu2O/H2O2组合体系降解LEV的效果及影响因素，采用自由基淬灭剂确定该体系中的活性物种，检测降解中间产物，采用大肠杆菌为指示菌，评估降解过程中LEV抗菌性变化，此外研究无机阴离子对该降解过程的影响，旨在为LEV废水处理探索新方法.
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氧化亚铜（Cu2O，分析纯），武汉曙欧科技有限公司生产；过氧化氢（H2O2，质量分数30%），营口润晟化工有限公司生产；左氧氟沙星（LEV，分析纯），上海曙灿有限公司生产；LB肉汤培养基购于北京奥博星生物技术有限责任公司；实验所用氢氧化钠、次氯酸、二乙基二硫代氨基甲酸钠、甲酚红、氨水、EDTA、柠檬酸铵、四氯化碳、氯化铵、氯化钠、硫酸钠、二水合磷酸二氢钠、硝酸钠、甲醇、一水合草酸铵（ammonium oxalate, AO）、硝酸银均为分析纯，购于国药集团化学试剂有限公司.
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为探究UV/Cu2O/H2O2降解LEV的特性和规律，设计批次试验. 在多通道光催化反应仪中，反应溶液通过冷却水循环控制在（25±2 ）℃，UV功率为3 W，反应溶液的初始pH值用0.1 mol·L−1 HClO和NaOH溶液调节，初始LEV浓度为20 mg·L−1，分别加入一定量的Cu2O 和H2O2. 每间隔一定时间取出5 mL反应液，快速加入过量甲醇，过0.45 μm滤膜后测定，设置3组平行.
自由基淬灭剂和无机阴离子实验，选取5 mmol·L−1的CH3OH、AO、AgNO3，200 mg·L−1的Cl−、
${\rm{SO}}_4^{2-} $ 、${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 、${\rm{NO}}_3^{-} $ ，初始LEV浓度为20 mg·L−1，Cu2O投加量为0.1 g·L−1，H2O2浓度为2 mmol·L−1，pH=3.2，反应温度（25±2 ）℃. -
LEV及其降解产物的抗菌性实验，按照不同时间取出一定量样品，加入过量Na2S2O3，过滤后，注入到40 mL灭菌的LB培养基中，加入0.05 mL的OD600为0.1单位的大肠杆菌（E.coli）悬浊液，以去离子水替代样品进行对照实验，同时配置单独Cu2O、Na2S2O3、H2O2溶液，探究其对E.coli生长的影响. 将培养基于36.5 ℃、180 r·min−1摇床中连续振荡8 h，设置3组平行.
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LEV的测定采用紫外分光光度法：取一定量的LEV标准溶液和反应溶液过滤后，稀释至所需浓度，调节溶液pH=3.2，在波长293 nm测量其吸光值[14]，根据下式计算LEV去除率：
式中，ηLEV为LEV去除率（%）；ρ0为LEV初始质量浓度（mg·L−1）；ρt为反应t（h）后LEV质量浓度（mg·L−1）.
采用二乙基二硫代氨基甲酸钠萃取光度法（HJ 485—2009）测定铜含量. 采用液相色谱–质谱（Agilent technologies 6420 Triple Quad LC/MS）确定LEV降解的中间产物，LC分析条件为：色谱柱Agilent Poroshell 120 EC-C18（50 mm×3 mm，2.7 μm）；流动相为水−0.1%（体积分数）甲酸水溶液（体积比10∶90）；流速0.3 mL·min−1；检测波长290 nm；进样量3 μL. MS条件：电喷雾ESI源，正离子电离模式；扫描方式：全扫描（scan）. 扫描范围（m/z）：50—500.
采用紫外分光光度法测定E.coli光密度：取一定量的培养基溶液，在波长600 nm测量其吸光值[15]，根据下式计算E.coli生长抑制率：
式中，OD600（样品）为E.coli在样品中的光密度；OD600（空白）为E.coli在去离子水中的光密度.
1.1. 主要试剂
1.2. 批次试验
1.3. 转化产物的抗菌性分析
1.4. 测定方法
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实验首先比较了单一UV、单一Cu2O、UV/H2O2、Cu2O/H2O2、UV/Cu2O 和UV/Cu2O/H2O2 等6种体系对LEV的去除效果，结果如图1所示.
UV照射2 h时，溶液中LEV的去除率仅有8.5%. 孟婷等[14]的研究发现，LEV初始浓度20 mg·L−1，pH=7.0，14 W UV照射2 h时，LEV去除率约为70.0%，高于本研究结果. 这可能是因为实验采用的UV功率不同，本实验采用3 W UV，功率较小，因此对LEV的直接光降解作用较小. 在无光照仅有Cu2O的处理中反应2 h时，LEV的去除率是31.5%，并且随着时间延长，不再发生明显变化，这是由于Cu2O对LEV的吸附而导致其浓度下降. 在UV/H2O2、Cu2O/H2O2和UV/Cu2O体系中，反应5 h时，LEV去除率分别为78.6%、63.8%和45.9%；而在UV/Cu2O/H2O2体系中，反应5 h时，LEV去除率可达83.8%，表明UV/Cu2O/H2O2组合体系比UV/H2O2体系、类Fenton体系和光催化体系更利于LEV的降解. 分析认为，UV/Cu2O/H2O2体系可通过以下途径产生·OH：一是H2O2促进Cu2O表面的≡Cu+与≡Cu2+直接转化，≡Cu+与H2O2反应生成·OH[10]，反应式（1）—（3）；另外半导体Cu2O在UV照射下，产生h+和e−，h+氧化OH−生成·OH，e−还原H2O2生成·OH[16]，反应式（4）—（6）；此外H2O2在UV下分解为·OH[17]，反应式（7）. ·OH与吸附在Cu2O表面的LEV反应，将其降解为简单物质，最终氧化为CO2和H2O，反应式（8）—（9）.
式中，“≡”表示Cu2O表面.
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Cu2O投加量在0.01—0.8 g·L−1范围考察UV/Cu2O/H2O2体系对LEV降解的影响，结果如图2所示. 可知，Cu2O投加量依次为0.01、0.1、0.2、0.4、0.8 g·L−1时，反应1 h，LEV的去除率分别为73.7%、81.6%、56.0%、66.2%和57.5%. Cu2O投加量为0.1 g·L−1时，效果最好. 这是因为随着Cu2O质量浓度增加，体系内产生了更多的活性位点，进而产生更多的·OH，从而促进LEV的降解；但继续增加Cu2O含量，LEV降解效果变差，原因是Cu2O添加量过多，引起光散射，使得量子产率下降，影响反应液的透光率，减慢反应速率[18-19].
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H2O2是产生·OH的重要来源，它的用量将直接影响·OH的生成，进而影响LEV的降解效率. 考察不同H2O2浓度对LEV降解的影响，结果见图3. 由图3可知，反应1 h时，随着H2O2浓度升高，LEV的去除率先升高后下降. 这是因为H2O2对LEV的降解有促进作用和抑制作用的双重性，当H2O2浓度较低时，体系中·OH生成速率随着H2O2浓度的增加而增加，单位时间内·OH与LEV的碰撞机率变大，从而增加了LEV的降解率；但过量的H2O2不仅会捕获·OH生成氧化性弱的·OOH（1.7 V），而且还会导致自身的无效分解[20]，反应式如（10）—（11）. 以上表明，最佳H2O2浓度为2 mmol·L−1.
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pH是类Fenton反应的重要影响因素，考察不同pH对LEV降解的影响，结果见图4. 由图4可知，溶液初始pH值为5、7、9和11，反应5 h时，LEV的去除率分别为51.6%、61.0%、66.4%和60.9%，这表明弱碱性条件比中性、碱性和弱酸性条件更利于UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV. 这是因为偏碱性的环境中OH−与h+大量反应生成·OH，增加目标物的氧化效率；但过量的OH−与LEV在Cu2O表面产生竞争吸附，降低降解效率. 相比于初始pH值为9的体系，溶液初始pH值为3.2，反应5 h时，LEV的去除率升高了25.9%. 这可能是因为有少量Cu2O溶解形成离子态的铜，与H2O2组成均相类Fenton体系，加速了·OH生成，继而加快LEV降解[21-22]，反应式如（12）—（13）.
异相Fenton体系中，铜价态的反复变化会促使铜从催化剂表面以离子态溶出[21]。环境中高浓度铜离子可通过食物链进入人体，引发铜超标，使人体出现肝损伤、肝硬化等毒性效应[23]。因此，为了评估UV/Cu2O/H2O2工艺在应用时的安全性，考察溶液初始pH值为3.2 时Cu2+离子的溶出量，结果如图5所示. 由图5可知，反应5 h时，Cu2+溶出量仅为0.25 mg·L−1，低于生活饮用水卫生标准GB5749—2006（1 mg·L−1），这说明UV/Cu2O/H2O2在降解LEV过程中，不会产生二次污染. 综合考虑污染物去除率和铜离子溶出量，UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV最适pH值为3.2.
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甲醇可捕获·OH，AgNO3可捕获e−，AO可捕获h+ [24]. 为了进一步确认反应机理，向UV/Cu2O/H2O2体系中分别加入5 mmol·L−1的甲醇、AgNO3和AO，结果如图6所示. 结果表明，添加甲醇和AO，LEV的降解明显受到抑制，反应5 h时，LEV的去除率为27%和40.5%. 当体系中添加AgNO3，LEV去除率受到的抑制程度较小，反应5 h时，LEV的去除率为75.5%. 以上结果表明，UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的主要活性物种是·OH和h+.
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利用HPLC-MS技术，测定UV/Cu2O/H2O2降解LEV过程中出现的中间产物，反应0 h、1 h和5 h时的离子流色谱图如图7所示.
由图7（a）可见，在t=0 h时，只检测到LEV的存在，质荷比（m/z）362，保留时间为tR=4.95 min（L）；当t=1 h和t=5 h时，共检测到8种中间产物，质荷比（m/z）分别为：360（L1）、343（L2）、341（L3）、282（L4）、336（L5）、318（L6）、279（L7）和149（L8）. 根据分子量、理论分子量和前人相关报道，推测UV/Cu2O/H2O2降解LEV中间产物的结构和反应路径如图8所示.
LEV的降解路径之一是羟基取代氟生成L1[25]. LEV的另一条路径为先还原脱氟生成L2，再脱氢生成L3，进而去甲基、去二氧化碳生成L4[26]. LEV的第三条降解路径为胺侧链被氧化生成L5[27]. LEV的第四条降解途径为脱二氧化碳生成L6，进而还原脱氟、去甲基和脱氢生成L4[28]. LEV的第五条降解路径为去哌嗪环生成L7，进一步被氧化后脱水生成L8[29]. 以上分析表明UV/Cu2O/H2O2通过逐步去除LEV官能团，将其降解为小分子物质.
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利用E.coli生长抑制率评估LEV降解产物的抗菌性变化，结果见图9. Cu2O、Na2S2O3、H2O2对大肠杆菌无明显抑菌作用. LEV对E.coli具有抗菌性，随着反应进行，LEV的降解样品对E.coli的生长抑制率逐渐降低，至5 h时仅为1.7%，表明UV/Cu2O/H2O2体系不仅能够降解LEV，而且能有效去除其抗菌性. 这与龚月湘采用电化学技术降解左氧氟沙星的研究结果类似[30].
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抗生素废水中常含有多种无机阴离子，这些离子对高级氧化技术的反应速率有着不可忽视的影响. 考察4种不同阴离子（
${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 、Cl−、${\rm{SO}}_4^{2-} $ 、${\rm{NO}}_3^{-} $ ）对LEV降解的影响（图10）. 由图10可知，Cl−、${\rm{SO}}_4^{2-} $ 和${\rm{NO}}_3^{-} $ 对UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的抑制作用较小，而${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 的抑制作用较大. 当UV/Cu2O/H2O2体系中加入5 mmol·L−1${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ ，反应1 h时LEV的去除率为59.7%，与空白相比降低了24.7%；反应5 h时LEV的去除率为82.3%，与空白相比降低了10%. 研究表明，${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 可捕获·OH和h+，生成弱氧化性的$ {{\rm{H}}_2}{\rm{P}}{{\rm{O}}_4}^\cdot $ [31]，从而抑制LEV降解，反应式如（14）—（15）. 虽然${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 可抑制UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV，但随着反应时间延长，该抑制作用可逐渐降低.在UV/Cu2O/H2O2体系中分别加入Cl−和
${\rm{SO}}_4^{2-} $ ，反应1 h时，LEV去除率分别为75.6%和79.2%. 尽管Cl−和${\rm{SO}}_4^{2-} $ 可捕获·OH，生成Cl2·-和SO4·-，反应式如（16）—（17），但Cl2·-（2.09 V)和SO4·-（2.43 V)也是强氧化性的自由基[32]，因此对催化氧化的抑制作用较弱. NO3−对UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的抑制作用最小，反应1 h时，LEV去除率为80.9%，与空白相比仅降低3.5%. 这是因为在UV下，${\rm{NO}}_3^{-} $ 对光催化降解有机物具有促进和抑制的双重性，一方面${\rm{NO}}_3^{-} $ 可与H2O反应生成·OH, 如反应式（18）；另一方面NO3−对UV吸收能力强，降低了Cu2O和H2O2对UV的利用率[33]，这两方面的综合作用使体系内·OH生成量减少，从而抑制LEV的降解.
2.1. 反应条件对LEV降解的影响
2.2. Cu2O投加量对LEV降解的影响
2.3. H2O2浓度对LEV降解的影响
2.4. 反应溶液初始pH值对LEV降解的影响
2.5. 自由基淬灭剂对LEV降解的影响
2.6. UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的产物分析
2.7. UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的抗菌性变化
2.8. 无机阴离子对LEV降解的影响
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（1）与单一UV、单一Cu2O、UV/H2O2、Cu2O/H2O2和UV/Cu2O相比，UV/Cu2O/H2O2体系显著提高了LEV的去除率. UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的最佳反应条件是：当Cu2O投加量为0.1 g·L−1，H2O2浓度为2 mmol·L−1，pH=3.2，LEV初始浓度20 mg·L−1，反应5 h，LEV去除率达92.3%.
（2）UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的主要活性物种是·OH和h+.
（3）采用LC-MS方法检测到8种中间产物. UV/Cu2O/H2O2体系通过逐步去除LEV官能团，将其降解为小分子物质，最终产物趋于无抗菌性.
（4）Cl−、
${\rm{SO}}_4^{2-} $ 和${\rm{NO}}_3^{-} $ 对UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的抑制作用较小，而${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 的抑制作用较大. 随着反应时间延长，${\rm{H}}_2{\rm{PO}}_4^{-} $ 对UV/Cu2O/H2O2体系降解LEV的抑制作用可逐渐降低.
