史 瑞,张付申



碱催化水热氧化法处理废弃双氯芬酸钠类药物

史 瑞1,2,张付申1,2*

(1.中国科学院生态环境研究中心固体废弃物处理与资源化实验室,北京 100085；2.中国科学院大学,北京 100049)

针对废弃药物绿色处理技术匮乏的实际问题,以双氯芬酸钠(DS)药物为研究对象,探讨了碱催化水热氧化法对其的无害化处理效果,确定了相应的操作方法并优化了反应参数.利用单因素实验确定了适宜的实验因素水平,通过响应面分析法进一步解析优化了多因素交互作用下的反应条件.结果表明,碱催化水热氧化法能有效通过脱氯过程实现DS的无害化处理,最佳反应参数为:H2O2:DS 0.3mL/mg、反应时间98min、反应温度196℃,脱氯效率优化值为99.6%,实测值为98.9%,相对误差0.70%.通过降解产物测定和解析,发现碱催化水热氧化处理DS存在2个反应路径:(1)苯环之间C-N键断裂,然后氧化开环脱氯;(2)苯环上直接羟基化,然后氧化开环脱氯.本研究为废弃DS类药物的无害化处理提供了一条绿色环保的新途径.

双氯芬酸钠；水热氧化；响应面分析；脱氯效率

近年来,由于药物的大量使用和不当管理,导致大量过期药物的产生,仅我国每年产生的过期药物就超过1500万kg[1].大量研究表明[2-4],过期药物会引起潜在性环境污染问题,即使微量的药物分子迁移进入环境中也会对生态系统的稳定运行和人体健康构成严重威胁.因此,必须对其进行安全妥善的处理.目前,国内外关于过期药物的处理现状主要包括[5]:焚烧、混入生活垃圾共处理、按照危险废弃物进行填埋等.非甾体抗炎药物(NSAIDs)是目前使用最多的药物,全球每天大约有3000万人使用该类药物[6],由其引起的环境污染问题受到越来越多关注[7-8].双氯芬酸是一种典型的非甾体抗炎药物,主要以钠盐形式存在,我国每年双氯芬酸钠(DS)原料的产量达上千t[9].双氯芬酸类物质具有很强的环境污染性,大量研究[10-13]证实其持续输入环境中会对水生物造成严重的毒害作用,通过食物链积累会对其它生物和人体健康构成巨大威胁.早在2000年欧盟就将双氯芬酸列为环境中的优先控制污染物[14]

迄今关于水中双氯芬酸类物质降解的研究报道包括物理吸附法[15]、高级氧化法(光催化氧化[16]、电化学氧化[17]、芬顿氧化[18]、臭氧氧化[19]等)以及生物处理法[20].这些研究表明不同方法对低浓度双氯芬酸类物质的降解效果较好,但是对降解过程产生的氯代中间产物进一步降解关注较少.与本体相比,这些氯代中间产物的毒害性可能会高于其母体本身,一般认为含氯有机物发生脱氯反应,即能说明含氯有机物毒性降低[21].因此,以脱氯效率来评价DS处理过程的无害化程度更加合理.水热氧化(HTO)是一种非常高效的化学氧化技术,特别适合水溶液中高浓度有毒有害污染物的处理,该技术在卤代有机物污染物脱卤领域受到广泛关注[22-23].HTO技术已应用在高浓度制药废水处理中[24],但目前还未见该技术用于废弃药物处理的报道.

本研究以脱氯效率作为无害化处理效果的评价指标,采用HTO技术对废弃DS药物进行无害化降解处理,研究了碱加入对DS脱氯效果的影响,通过单因素实验和响应面实验分析,得到碱催化水热氧化DS脱氯效果的最佳反应条件,并分析了不同实验因素对DS脱氯效率影响的交互作用,同时提出了碱催化水热氧化DS的反应路径,以期为废弃DS药物的绿色无害化处理提供理论依据和技术支持.

1 实验材料与方法

1.1 材料

双氯芬酸钠(C14H10Cl2NNaO2,由河南东泰制药有限公司提供);过氧化氢(H2O2,30.wt%);氢氧化钠(NaOH,优级纯);聚四氟乙烯水热反应釜;超纯水(电阻率>18MΩ×cm, Merck Millipore超纯水仪);离子色谱(ICS-2000,DIONEX公司);气相色谱联用GC-MS(7890A/5975C,Agilent公司).

1.2 实验部分

1.2.1 实验流程 称取50mgDS固体粉末,放入聚四氟乙烯水热反应釜中,加入不同量的NaOH和H2O2,之后加入一定体积的超纯水,保证反应体系总体积均为40mL,拧紧密封好反应釜.烘箱提前预热到反应温度,将反应釜放入烘箱中并开始计时.

1.2.2 反应体系筛选实验 本研究首先对不同的反应体系进行了筛选,开展4组对照实验:未加入NaOH和H2O2组(空白组)、单独加入15mLH2O2组、单独加入10mgNaOH组及同时加入10mgNaOH和15mLH2O2组.确定NaOH-H2O2体系作为单因素实验的反应体系.

1.2.3 单因素实验 分别选取H2O2:DS、NaOH加入量、反应时间、反应温度作为实验考察因素.

1.2.4 响应面优化实验设计 为进一步考察不同因素之间的交互作用,得到最优的实验因素水平组合,设计了响应面优化实验.选取单因素实验中对脱氯效率影响最大的3个因素(H2O2:DS、反应温度、反应时间)设计3因素3水平的响应面分析,利用Design -Expert软件进行实验设计和数据分析,得到3个因素交互作用下的最优反应条件.

1.3 处理效果评价方法

将收集的液体产物定容至100mL,稀释后经微孔滤膜过滤除去杂质,利用离子色谱定量分析Cl-浓度,脱氯效率通过式(1)进行计算:

1.4 产物分析方法

收集不同反应时间处理后的液体产物,利用二氯甲烷萃取,除水后通过GC-MS分析产物成分.GC-MS分析条件:60℃保持1min,以10℃/min升温至200℃保持2min,以5℃/min升温至280 ℃保持2min.进样口温度280℃,不分流,进样量为1µL,电离方式为EI源,产物通过标准NIST谱库比对确定.

2 结果与讨论

2.1 反应体系的筛选

如图1所示,单独加入H2O2体系以及同时加入NaOH和H2O2体系(NaOH-H2O2体系)均能促进DS在水热条件下脱氯,但单独加入NaOH并未有效促进水热氧化DS的脱氯过程.在NaOH-H2O2体系下脱氯效率是单独加入H2O2体系下的2倍,这主要是由于在碱性条件下, H2O2更加活跃,容易分解产生更多的×OH[25],促进氧化脱氯过程发生.故选择NaOH-H2O2体系开展后续单因素实验.

2.2 DS脱氯效率单因素实验结果

2.2.1 H2O2:DS对DS脱氯效率的影响 如图2(a)所示,脱氯效率随着H2O2:DS的增大而增大,在H2O2:DS为0.3mL/mg时达到最大,之后缓慢降低,确定适宜的H2O2:DS为0.3mL/mg.H2O2对水热降解DS脱氯的影响存在两面性,低浓度的H2O2有利于×OH的生成,但当H2O2加入量过高时,会对×OH产生抑制作用,发生的抑制反应如下[26]:

×OH +×OH→H2O2(2)

×OH +×OOH→H2O+O2(3)

×OH +H2O2→×OOH +H2O (4)

2.2.2 NaOH加入量对DS脱氯效率的影响 如图2(b)所示,脱氯效率随着NaOH加入量的增大而增大后维持稳定,NaOH加入量超过10mg,脱氯效率维持在90%左右.相关研究表明[27]加入过量的碱会对H2O2分解生成×OH产生抑制作用,故确定适宜的NaOH加入量为10mg.

2.2.3 反应时间对DS脱氯降解效果的影响 如图2(c)所示,脱氯效率随着反应时间的延长而增大,在反应时间为120min时达到最大值,之后维持不变.实验结果表明在反应时间120min内DS脱氯完全,确定适宜的反应时间为120min.

2.2.4 反应温度对DS脱氯降解效果的影响 如图2(d)所示,脱氯效率随着反应温度的升高而增大,在反应温度180℃时达到最大,之后不再增加.随着反应温度升高,H2O2产生×OH速率加快,促进DS的氧化脱氯反应,确定适宜的反应温度为180℃.

2.3 响应面法优化分析

利用Design-Expert软件进行优化实验设计,实验设计和数据处理结果如表1和图3(脱氯效率3D响应曲面图)所示.

表1 响应面实验设计及响应值

2.3.1 二次响应面回归模型的建立与分析 利用Design-Expert软件进行回归分析,使用二次项模型进行数值模拟.如表2所示,模型的值为0.0017<0.05,说明该模型具有显著性;响应度充足精确度为12.754>4,说明该模型满足信号互相干扰要求,能够用于精确的预测.由表2可知、2、2的值<0.05,说明H2O2:DS、反应时间、反应温度以及两两因素之间交互作用对脱氯效率的影响是显著的.回归分析得到拟合公式:

式中:为H2O2:DS,mL/mg;为反应时间,min;为反应温度,℃.

表2 二次多项模型方差分析

2.3.2 各因素交互作用对DS脱氯效率影响的分析 图3(a)~(c)直观地反映了各实验因素对脱氯效率的影响,比较图3中的3组图可知,反应温度()对脱氯效率的影响最为显著,表现为其曲线曲率较高;而H2O2:DS()对脱氯效率影响的显著程度次之;反应时间()相对于的表现为曲线曲率较小.

通过软件分析得到的碱催化水热氧化降解DS的最佳实验条件为H2O2:DS 0.3mL/mg、反应时间98min、反应温度196℃,脱氯效率预测值为99.6%.在此条件下,重复实验3次,脱氯效率平均为98.9%,与预测值相比,相对误差为0.70%.重复性较好,说明优化结果可靠.

2.4 DS降解反应路径解析

利用GC-MS分析不同反应时间所得降解产物,结合不同研究提出的DS降解路径,推断出碱催化水热氧化处理DS的反应路径.DS的降解产物信息如表3所示.

表3 GC-MS分析降解产物

将不同反应时间下得到的降解产物的峰面积进行归一化处理,总结不同降解产物随反应时间的变化趋势,如图4所示.

由图4可知,反应15min后具有内酰胺结构的双氯芬酸脱水产物1-(2,6-二氯苯基)-1,3-二氢-2H-吲哚-2-酮大量增加,其含量随着反应时间的延长而逐渐降低,双氯芬酸和双氯芬酸脱水产物的峰面积分别在放入60和75min之后消失.在反应初期DS发生部分水解生成双氯芬酸,DS和双氯芬酸随后发生分子内脱水反应生成具有内酰胺结构的环化产物,该环化脱水产物是DS降解过程中的重要中间产物[18,28].同时加热过程也能促进内酰胺结构环化产物的生成[29].

反应15min后二氯苯胺和二氯苯酚的峰面积逐渐增大,45min后达到最大值,之后逐渐减小,90min后二者的峰消失.二氯苯胺的出现说明DS在降解过程中发生了苯环之间C-N键的断裂[30],推断这是主要的反应路径.二氯苯酚峰面积增加滞后于二氯苯胺,表明二氯苯酚是由二氯苯胺的-NH2在×OH的攻击下被取代而生成.

反应30min后检测到具有氯胺结构的羟基化产物,60min后达到最大峰面积,之后降低,105min后峰消失.具有氯胺结构的羟基化产物和二氯苯酚出现峰面积最大值的时间相同,表明二氯苯酚和具有氯胺结构的羟基化产物是同时通过二氯苯胺与×OH反应生成,之后具有氯胺结构的羟基化产物再进一步经过×OH氧化形成小分子产物[31].

反应30min内检测出甲基咔唑,该产物在DS的光降解过程中出现[32].同时也检测出含双氯芬酸骨架结构的羟基化产物,在超声辐照降解DS的研究中检测出该产物[33].含双氯芬酸骨架结构的羟基化产物和甲基咔唑产物的峰面积要低于检测到的其他产物,同时这两种产物均含有苯环之间的C-N键,表明除主反应路径之外,还存在不发生C-N键断裂而直接在DS分子上发生羟基化反应的副反应路径.甲基咔唑产物是由DS直接羟基化得到含有双氯芬酸骨架结构的羟基化产物,经过脱羧基、分子间脱氯反应生成[16].反应105和120min之后未检测出产物峰,表明此时DS脱氯反应完全,没有含氯产物生成,有机氯完全转化为无机氯.

综合上述分析,可以推断碱催化水热氧化降解DS包括2个反应路径:(1)首先发生DS中2个苯环之间C-N键断裂,之后生成二氯苯胺、二氯苯酚等含苯环中间产物;(2)DS苯环上直接发生羟基化,之后发生脱羧基、脱氯反应生成甲基咔唑中间产物.这些含苯环结构的中间产物进一步在×OH的氧化下发生开环反应生成小分子有机酸和醇类,最终完全氧化为CO2和HCl. DS中的有机氯完全转化为无机氯,从而实现DS的无害化处理,反应路径如图5所示:

3 结论

3.1 建立了碱催化水热氧化无害化处理废弃DS药物的新方法.碱的加入可以提高水热氧化DS的脱氯效率,单因素实验和响应面优化实验表明H2O2:DS、反应时间、反应温度是对碱催化水热氧化降解DS脱氯效率影响最大的3个因素,最佳反应条件为:H2O2:DS为0.3mL/mg、反应时间为98min、反应温度为196℃,脱氯效率达到98.9%.

3.2 整个处理过程包括2个反应路径:(1)苯环之间的C-N键首先发生断裂,之后发生氧化开环反应;(2)苯环上直接羟基化,之后发生氧化开环反应.随后生成小分子有机酸和醇类,最终完全矿化为CO2和HCl.

3.3 本研究证明了碱催化水热氧化法可以有效地无害化处理固体形式的非甾体抗炎药物.

[1] 张 翠.探路美国药品回收 [J].当代医学,2006,12(5):75-76.

[2] Ruhoy I S, Daughton C G. Types and quantities of leftover drugs entering the environment via disposal to sewage—revealed by coroner records [J]. Science of the Total Environment, 2007, 388(1):137-148.

[3] Patwary M A, O’Hare W T, Sarker M H. Assessment of occupational and environmental safety associated with medical waste disposal in developing countries: a qualitative approach [J]. Safety Science, 2011,49(8):1200-1207.

[4] Kotchen M, Kallaos J, Wheeler K, et al. Pharmaceuticals in wastewater: Behavior, preferences, and willingness to pay for a disposal program [J]. Journal of Environmental Management,2009,90(3):1476-1482.

[5] Taylor D, Poulmaire M. An initial survey of unused and expired medicine take-back schemes in the European Union [C]//Poster presentation pharmaceutical products in the environment: towards lowering occurrence and impact KNAPPE international conference. Nimes (France), F, 2008.

[6] Halling-S Rensen B, Nielsen S N, Lanzky P, et al. Occurrence, fate and effects of pharmaceutical substances in the environment- A review [J]. Chemosphere, 1998,36(2):357-393.

[7] Kosjek T, Heath E, Krbavčič A. Determination of non-steroidal anti-inflammatory drug (NSAIDs) residues in water samples [J]. Environment International, 2005,31(5):679-685.

[8] Ji K, Liu X, Lee S, et al. Effects of non-steroidal anti- inflammatory drugs on hormones and genes of the hypothalamic- pituitary-gonad axis, and reproduction of zebrafish [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013,254:242-251.

[9] Ziylan A, Ince N H. The occurrence and fate of anti- inflammatory and analgesic pharmaceuticals in sewage and fresh water: treatability by conventional and non-conventional processes [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,187(1): 24-36.

[10] Oaks J L, Gilbert M, Virani M Z, et al. Diclofenac residues as the cause of vulture population decline in Pakistan [J]. Nature, 2004,427(6975):630-633.

[11] Triebskorn R, Casper H, Heyd A, et al. Toxic effects of the non- steroidal anti-inflammatory drug diclofenac: Part II. Cytological effects in liver, kidney, gills and intestine of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) [J]. Aquatic Toxicology, 2004,68(2): 151-166.

[12] Cleuvers M. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects [J]. Toxicology Letters, 2003, 142(3):185-194.

[13] Schwaiger J, Ferling H, Mallow U, et al. Toxic effects of the non- steroidal anti-inflammatory drug diclofenac: Part I: histopathological alterations and bioaccumulation in rainbow trout [J]. Aquatic Toxicology,2004,68(2):141-150.

[14] Lepper P. Manual on the methodological framework to derive environmental quality standards for priority substances in accordance with Article 16of the Water Framework Directive (2000/60/EC) [C]//Schmallenberg, Germany: Fraunhofer- Institute Molecular Biology and Applied Ecology, 2005.

[15] 王 月,熊振湖,周建国.杯[4]芳烃修饰Amberlite XAD-4树脂去除水中双氯芬酸 [J]. 中国环境科学, 2012,32(1):81-88.

[16] Musa K A, Eriksson L A. Photodegradation mechanism of the common non-steroid anti-inflammatory drug diclofenac and its carbazole photoproduct [J]. Physical Chemistry Chemical Physics, 2009,11(22):4601-4610.

[17] Zhao X, Hou Y, Liu H, et al. Electro-oxidation of diclofenac at boron doped diamond: kinetics and mechanism [J]. Electrochimica Acta, 2009,54(17):4172-4179.

[18] Bae S, Kim D, Lee W. Degradation of diclofenac by pyrite catalyzed Fenton oxidation [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2013,134:93-102.

[19] Beltr N F J, Pocostales P, Alvarez P, et al. Diclofenac removal from water with ozone and activated carbon [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,163(2):768-776.

[20] 肖敏如,刘 磊,赵新华.人工湿地处理污水中药物与个人护理品的研究进展 [J]. 工业水处理, 2015,35(3):1-5.

[21] Yu H, Nie E, Xu J, et al. Degradation of diclofenac by advanced oxidation and reduction processes: kinetic studies, degradation pathways and toxicity assessments [J]. Water Research, 2013, 47(5):1909-1918.

[22] Lv B, Zhao G, Li D, et al. Dechlorination and oxidation for waste poly (vinylidene chloride) by hydrothermal catalytic oxidation on Pd/AC catalyst [J]. Polymer Degradation and Stability, 2009, 94(7):1047-1052.

[23] Hashimoto K, Suga S, Wakayama Y, et al. Hydrothermal dechlorination of PVC in the presence of ammonia [J]. Journal of Materials Science, 2008,43(7):2457-2462.

[24] Rong Y. Effective pharmaceutical wastewater degradation via SCWO with ethylene glycol [J]. Polish Journal of Environmental Studies, 2015,24(1):249-252.

[25] 张 曾,黄干强,潘光建.高温碱性H2O2体系中羟自由基的研究 [J]. 中国造纸, 2005,24(11):5-9.

[26] Zalazar C S, Labas M D, Brandi R J, et al. Dichloroacetic acid degradation employing hydrogen peroxide and UV radiation [J]. Chemosphere, 2007,66(5):808-815.

[27] 许志忠,李晓春.过氧化氢分解影响因素分析 [J]. 染整技术, 2006,28(1):33-35.

[28] Hofmann J, Freier U, Wecks M, et al. Degradation of diclofenac in water by heterogeneous catalytic oxidation with H2O2[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2007,70(1):447-451.

[29] Tudja P, Khan M Z I, Meštrovic E, et al. Thermal behaviour of diclofenac sodium: decomposition and melting characteristics [J]. Chemical and Pharmaceutical Bulletin, 2001,49(10):1245-1250.

[30] Dobrin D, Bradu C, Magureanu M, et al. Degradation of diclofenac in water using a pulsed corona discharge [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,234:389-396.

[31] Hartmann J, Bartels P, Mau U, et al. Degradation of the drug diclofenac in water by sonolysis in presence of catalysts [J]. Chemosphere, 2008,70(3):453-461.

[32] Michael I, Achilleos A, Lambropoulou D, et al. Proposed transformation pathway and evolution profile of diclofenac and ibuprofen transformation products during (sono) photocatalysis [J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2014,147:1015-1027.

[33] Nie E, Yang M, Wang D, et al. Degradation of diclofenac by ultrasonic irradiation: kinetic studies and degradation pathways [J]. Chemosphere, 2014,113:165-17.

Treatment of waste diclofenac sodium medicine by base-catalyzed hydrothermal oxidation method.

SHI Rui1,2, ZHANG Fu-Shen1,2*

(1.Department of Solid Waste Treatment and Recycling, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China).

Aiming at the problem of lacking of green treatment technologies for pharmaceutical wastes, the current study was carried out to investigate the detoxification effect of base-catalyzed hydrothermal oxidation on diclofenac sodium (DS) medicine. The corresponding operation method was established and the reaction parameters were optimized. The suitable experimental levels were determined by single-factor design, and response surface methodology (RSM) was carried out to further establish the optimum conditions under multi-factor interaction. The results showed that base-catalyzed hydrothermal oxidation was an efficient approach for the detoxification of DS by dechlorination. The optimal parameters were, H2O2: DS 0.3mL/mg, reaction time 98min, reaction temperature 196℃, respectively. It was noted that the determined value was 98.9% and the predicted value was 99.6% with a relative error of 0.70%. Determination and analysis of the degradation products showed that there were two different reaction pathways for the degradation of DS by base-catalyzed hydrothermal oxidation: (1) the C-N bond between the two benzene rings cleaved, followed by benzene rings opened and dechlorinated through oxidation; (2) the benzene rings directly hydroxylated, followed by benzene rings opened and dechlorinated through oxidation. This study provides a green and environmentally benign approach for the detoxification of waste DS medicine.

diclofenac sodium；hydrothermal oxidation；response surface methodology；dechlorination efficiency

X703.5

A

1000-6923(2017)04-1386-08

2016-09-12

国家自然科学基金资助项目(21477151);国家水体污染控制与治理重大专项资助项目(2012ZX07202-005)

史 瑞(1991-),男,四川成都人,中国科学院生态环境研究中心博士研究生,主要从事固体废弃物资源化利用研究.

* 责任作者, 研究员, fszhang@rcees.ac.cn

, 2017,37(4)：1386~1393