1、目录1 . 简介12.实验组32.1 标准和试剂32.2 分析方法32.3 与臭氧的反应速率常数的决定因素42.4 三氯分经臭氧处理后的抗菌测定42.5 城市污水臭氧53结果与讨论63.1三氯分与恶臭反应速率常数63.2 三氯分和O3的现场最初反应73.3 消除三氯分与O3的抗菌反应73.4 三氯分在臭氧化试点和全方位规模的废水样本中的损失84.结论105.参考资料11三氯分氧化作用动能学由含水臭氧和抗菌活性的抑制与城市污水臭气的相关性摘要液态臭氧( O3 ) 抗菌剂三氯水溶液氧化性确定相关的动力学反应和反应阶段，以及改变三氯苯氧氯酚的抗菌活性。 尤其是二阶速率常数ko3 ,由臭氧与每种三氯抗
2、菌剂的反应的酸碱性确定。确定中性三氯抗菌剂的ko3的数值是,而确定阴性三氯抗菌剂的ko3的数值是。 因此, 三氯抗菌剂与臭氧合适的PH值下迅速发生反应 ( 取决于pH,显然二阶率常数, kapp,O3 ,臭氧, 就是在pH=7 ) 。 pH值依赖性kapp,O3 以及臭氧与三氯抗菌剂和臭氧与其它酚类化合物的反应的比较表明，O3与前者三氯抗菌剂的反应速度是与后者苯酚的反应的一半 。阴性和中性三氯抗菌剂的ko3值与取代苯酚环的关联性，via BrownOkamoto与其它 取代酚类的关联性,与亲电子的三氯环苯酚是一致。 生物测定臭氧治疗三氯分解表明反应与O3产量有效消除三氯生的抗菌作用。 为了合适
3、地评估观察到的这些实际排放废水, 三氯氧化还考察了臭氧化污水样本,由间常规废水处理厂。 近100%三氯分消耗将达到O3剂量，用于含DOC 的废水， 而58%的三氯损耗剂量达到臭氧，用于含DOC 的废水。 在臭氧浓度大于,自由基反应占 35%三氯观察到的损失,这些废水, 显示三氯氧化主要是由于直接三氯抗菌剂 -臭氧反应。 因此,目前看来，在废水处理中，臭氧是一种有效消除三氯生抗菌作用的手段。 关键词: 三氯生，氧化，臭氧，氢氧自由基， 布朗- okamoto，苯酚， 三元，大肠杆菌 151 . 简介三氯分, 5-氯-2- ( 2,4-二氯苯)苯酚(图1 ) , 作为一种抗菌剂,用于大量的医疗和个
4、人的卫生用品(如肥皂,除臭剂,牙膏) 。 对程度较轻,三氯分是应用于纺织及塑胶(运动装,床上,衣服,鞋 地毯)控制生长的疾病或气味致病细菌。 在欧洲,每一年的三氯出售，三氯分有效成分氯二氯苯氧基苯酚DP 300 or Irgacare MP (Singer et al, 2002). 图1 三氯分结构,展示了质子和初始的O3可能的位置残留的三氯预计经过应用和处理这类产品达到城市废水。 事实上,在调查许多城市废水进水样所发现的这种化合物,在浓度范围在 (Lindstrom et al, 2002)。 三氯分很疏水( logkow 4.2 Lopez-Avila and Hites, 1980)，
5、表明在废水处理中应需要较高的去除效率, (作为分割成物质的一个后果,) 。 因此, 目前,精心设计的城市污水处理厂( wwtps ) 三氯分的清除率可以达到相当高水平。例如 Singer et al. (2002) 报告总去除率达94%( 生物技术与污泥的结合) 。 如果使用游离氯气消毒最终出水, 这一效率可以更高, 由于游离氯三联反应是相当快的(Rule et al, 2005)。 然而,尽管现代的城市污水处理厂普遍表现较高,在中级的废水量中三氯残留浓度普遍为 (Glassmeyer et al, 2005 and Singer et al, 2002),三氯分排入许多接收地表水。 事实上,
6、 ,在美国对139个地表水样本进行研究57%发现三氯分 (在的 中间浓度) ,最高浓度(Kolpin et al, 2002), 在瑞士具代表性的地表水，浓度达到20至100微克/ L (Singer et al, 2002)。向地表水排放三氯分残留都是不可取的原因有多项。 举例来说, 藻类国会预计无效应浓度测定，报称500毫克/升 ( Orvos et al, 2002 ) ,这是接近报告的地表水及废水的浓度范围。这种水生微生物与三氯生浓度在一定范围内连续曝光，可能反过来在改建工程在微生物群落结构上导致意料之外后果 (Wilson et al, 2003)。 此外,三氯分的具体目标模式的抗菌
7、作用(即,干扰脂质合成, 被抑制的载体酰基载体蛋白还原酶的酶, Levy et al, 1999; McMurry et al, 1998a) ,据了解,以方便演变三氯分抵抗亚致死的三氯浓度(Heath et al, 1999; McMurry et al, 1998b)。虽然相关的周围环境的三氯浓度发展细菌的三氯耐药性仍不清楚,但特别的谨慎是必须结合众多体外研究显示三氯分可以选择为三氯生耐药突变,超出多药外排泵授予跨抵抗各种临床抗菌药物(Poole, 2005)。另一点值得关注的是,现在在三氯分光分解期间2,8 - dichlorodibenzo二恶英作用 ( latch et al, 20
8、05 ) , 这是一个从地表水中三氯耗尽的重大过程(Singer et al, 2002 and Tixier et al, 2002)。新增的三氯分转换剂 (经光化学通路, Latch et al, 2005 and Tixier et al, 2002和/或用金属氧化物介导氧化, Zhang and Huang, 2003) ,可以预期在天然环境下发生。不过,鉴于可能出现的与水生生物不良反应，需在废水处理审慎取得更高三氯分清除率和/或三氯生的抗菌作用的消除, 因此避免向地表水排放生物活性化合物。 臭氧 这已被证明是一个有效的为其它制药和个人护理产品的后处理技术, (Huber et al,
9、 2003 and Huber et al, 2005) , 为实现这些目标提出一个可行的选择。 臭氧( O3 )主要展示与酚类化合物非常快速反应动力学(Hoign and Bader, 1983)。 因此, 三氯分含有一半的酚(图1 )，在已知苯酚臭氧反应机制基础上，大概推测矫正和辅助性的羟基的酚环，还可望与O3迅速反应。 (Mvula and von Sonntag, 2003)。 此外,根据先前的调查,抑菌活性的三氯分分子主要来自它苯酚环，途经范德华及氢键相互作用的细菌载体酰基载体蛋白还原酶酵素(Levy et al, 1999)。因此, 由臭氧直接氧化的三氯分子（产量氧气除了苯酚环或苯
10、酚开环）(Mvula and von Sonntag, 2003)可望减少或消除其具体目标的生物活性。 同样的,治疗中的孕激素17 -乙炔与O3已证明产量接近完成,经氧化苯酚环消除后者的雌激素(Huber et al, 2004)。 本次调查,以确定O3与三氯分的反应速率常数和反应阶段 ( s ), 以及评价臭氧在三氯分分子抑菌活性中效力。 动能测和微生物检测结果也被用来描述在从两个城市污水处理厂中取得臭氧处理废水样本的三氯氧化, 为评估全面废水处理中潜在的臭氧消除三氯分抗菌作用作为一种手段。 2.实验组2.1 标准和试剂三氯分,肉桂酸,苯和第98位氯代乙酸( pcba )来自西格玛-爱或Fl
11、uka，纯度达97%以上。 其他所有试剂市售,并有试剂级或更高的质量。 三氯分动力学实验准备的浓度,以氢氧化钠调整在水中被解散的固体化合物pH 11。 随后,以硫酸浓度来调整pH值为7 。 在0.001M氢氧化钠溶液中，三氯分微生物检测实验准备离解三氯, 1毫米磷酸盐缓冲液, 以硫酸调整pH至9。 大肠杆菌K12野生型文化( atcc 23716 )来自LGC-Promochem。 O3溶液以在冰浴中击起一个含臭氧气流使毫 - q水降温。 臭含氧气流产生并通过纯氧气cmg 3-4脉冲电晕放电臭氧发生器。 O3溶液配制的O3 毫 - q水用硫酸酸化至pH 4。 大肠杆菌K12不同的文化都可以维持
12、在的对#3营养琼脂。 肉汤培养下编写的无菌条件,中止细胞取自一名平板(摘自最低 5个单独的殖民地) 应用5-6毫升的M-H肉汤内聚丙烯试管, 以筛片200 rpm的转速过夜孵育。 2.2 分析方法挥发性有机物测定的HPLC-UV-HGAAS ,途经色谱用150 460毫米( 5 -m) Nucleosil - 100 C18柱( macherey - nagel ) 。 流动相为80%乙腈/20 % pH值5 , 2毫米醋酸或80%乙腈/20 % pH值2.2 , 10毫米磷酸盐缓冲三氯分, 而30%乙腈/70 % pH值2.2 , 50毫米磷酸盐缓冲肉桂酸, pcba ,和苯。 三氯分在28
13、0 , 270 ,或205 nm中显示,而肉桂酸, pcba ,甲醛痕98.62% 。 2.3 与臭氧的反应速率常数的决定因素实验测定臭氧反应速率常数分别进行了连续流,淬反应监测( cfl )系统在之前 已详细叙述 ( dodd et al, 2005 )。简单地说,一个多方位泵被用来以平等的流动比率同步投放三氯生和臭氧,由单独 25毫升汉密尔顿气密性注射器,成为60混合tee。反应混合溶液随后继续透过其中不同大小七环路反应, 直到进入第二个混合tee , 它接触解决淬火剂(利用同一泵，注来自第三注射器)停止反应。 抽取污水厂第二搅拌tee测量残余的反应物浓度 。 反应时间是多方面的切换反应的
14、回路(即由开关反应体积,停留时间) ,或调整系统流量,从而测得在各个时期反应物耗损。 2.4 三氯分经臭氧处理后的抗菌测定三氯分的Twenty-M溶液用1毫米的磷酸盐缓调整pH值8， 注入2毫米的T液(作为一种自由基清除剂) ,分布在25毫升的螺旋盖硼硅玻璃小瓶中。 瓶子被安置在一个热水浴置于磁力搅拌板块中。不断的快速搅拌, 25毫升三氯分溶液注入一系列从4至浓度的臭氧, 通过直接经不透气的玻璃注射器注入不同量1.5毫米臭氧溶液 (Step A1 in Scheme 1a)。 这些臭氧溶液设定上限,取样之前至少停留24 h (以确保 彻底分解残余臭氧) 。 不需加入淬火剂补充消耗臭氧残余，每1
15、毫升样品溶液都进行三氯残留高效液相色谱-紫外分析。 图2.1 用程序编写(a)臭氧处理三氯分样本(b)三氯标准稀释系列抑菌活性, 到一步紧接在潜伏8 H时。 潜伏期完成后,用铝管尽可能迅速收集并转到存放在冰面上塑料桶装里。 由于样品吸收波长625纳米，每个样品进入旋涡混合器缓冲，任何沉淀细胞前1.5毫升部分被移交至巴斯德玻璃吸管的塑料试管测定细胞密度。 测量吸光率，然后继而抑制生长。I根据Amax代表吸光率最高记录的每个样本集(即, 吸光度对应无约束的自然增长) , 而I从0到1 (总值1表示完全抑制) 。 样品和标准的活性分别演出三个幅度。 剂量-反应曲线为稀释三氯分标准的策划与抑制的体外试
16、验浓度 三氯生和拟合了四年的参数, Logistic回归(方程( 2 ) ) ,用SigmaPlot 2002 ( SPSS软件) 凡EC50代表体外浓度三氯产量增长50%抑制相对样本中增长 是不受限制的,最小和最大值代表了明显的最高和最低值的增长,分别抑制 和H代表无量纲的斜线。 2.5 城市污水臭氧另外,以两间城市污水处理厂出水样本进行实验 (一为试点规模和另一个未全面规模) 。 试点规模的工厂设在瑞士duebendorf , 结合固体去除,初步沉淀,二次污泥澄清,并且硝化/反硝化， 而全面的工厂设在圣地亚哥de Compostela ,西班牙，结合固体去除,初步沉淀,二次污泥澄清。 试点规模样品收集在玻璃瓶,并尽快运往实验室 ( 10-20分钟交通时间) 在这方面,他
