泰乐菌素是一种大环内酯类抗生素，由于其良好的抑菌和促生长作用而被广泛地用于畜牧养殖业。动物吸收泰乐菌素之后，75%的泰乐菌素将以母体或代谢物的形式排泄进入环境^{[1, 2]}。作为使用量最多的兽药抗生素之一，多种环境介质中都检测到了泰乐菌素的存在^{[3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10]}。泰乐菌素的大量使用可以诱发耐大环内酯类药物微生物的产生，其中包括耐受红霉素这种重要的人用抗生素的细菌^[11]。为了正确评价环境中泰乐菌素的生态风险，必须了解泰乐菌素的环境行为。目前，已有相关的研究报道^{[12, 13, 14, 15, 16, 17, 18, 19, 20, 21, 22]}显示，田间土壤中的泰乐菌素半衰期为40~86 d，其自然消减的主要原因包括微生物作用和自身的水解作用^{[23, 24, 25]}。通过实验室的微观模拟实验研究，发现泰乐菌素的降解产物中含有一种光致同分异构体，可对泰乐菌素的减少起重要的作用^{[26, 27]}。Werner等^[28]研究了泰乐菌素在模拟太阳光条件下的光降解过程，证实泰乐菌素光降解过程中同分异构体的产生；Hu等^[29] 鉴定了泰乐菌素在实际室外太阳光照条件下的光降解产物。然而，泰乐菌素在自然水环境中光解行为还可能受水溶液性质的影响。本实验考察了泰乐菌素在模拟紫外光照射下的光降解行为及主要环境因素对其光降解的影响，可为准确评估其环境行为提供理论依据。 1 材料与方法 1.1 试剂与药品

泰乐菌素（纯度>95%）购自美国Sigma公司，呈弱碱性，不同pH条件下分子形态不同，见图 1；腐植酸（HA，纯度>97%）购自上海巨枫化学科技有限公司；实验中用到的盐酸、硝酸钾、氢氧化钠等均为分析纯试剂；用于HPLC流动相的乙腈、甲醇均为色谱纯，购自上海安谱科学仪器有限公司。实验用水为超纯水，由Milli-Q超纯水仪制备（Merck Millipore Advantage A10），主要参数如下：电阻率18 MΩ·cm^-1；溶解氧（DO）7.89 mg·L^-1（25 ℃）；总有机碳（TOC）6.15 ng·g^-1；pH值7.1。实验中所有的溶液均用超纯水配制。

图 1 泰乐菌素的分子结构及其在不同 pH 水溶液中呈现的不同形态 Figure 1 Molecular structure of tylosin and its species over different pH solution

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实验所用的光化学反应装置如图 2所示。反应装置包括高压汞灯、固定式反应容器和搅拌器等，整体置于主体暗箱内，并由主体箱外的控制器控制。控制器用于光源和搅拌器的电源控制、等功率的调节以及时间的设定等。反应器由石英玻璃制成，直径100 mm、高150 mm，放置在磁力搅拌器上，使溶液被均匀搅动。所用光源为紫外线高压汞灯（飞利浦，功率500 W，主波长365 nm），汞灯置于一个圆柱形双层硬质玻璃冷凝套中，通过改变冷凝套内循环水的流速控制汞灯发热，以使反应液的温度控制在20 ℃左右。

1.磁力搅拌器； 2.石英反应器； 3.光源； 4.冷凝套； 5.紫外灯； 6.进水口； 7.出水口 图 2 光催化反应装置 Figure 2 Schematic diagram of photoreactor

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本实验首先考察无光和有光条件对泰乐菌素降解的影响。用pH为7的超纯水配置初始浓度10 mg·L^-1的泰乐菌素水溶液，置于石英反应器中。分别在有光源和无光源条件下于不同时间间隔（0、5、15、30、60、120、240、360、480 min）取样。无光源条件通过在石英反应器外层包裹铝箔实现。取样后，样品立即注入棕色样品瓶中，放入4 ℃冰箱保存，待分析。

初始浓度对泰乐菌素光降解的影响实验中，用pH为7的超纯水配制初始浓度分别为1、10、30 mg·L^-1 的泰乐菌素水溶液，置于石英反应器中。开启光源，于不同时间间隔（0、5、15、30、60、120、240、360、480 min）取样。取出样品立即注入棕色样品瓶中，放入4 ℃冰箱保存，待分析。

由于泰乐菌素是两性物质（pK_b=7.1），溶液性质对泰乐菌素的环境行为影响很大，因此实验考察了不同pH、离子浓度及腐植酸存在对泰乐菌素光降解的影响。配制一系列不同 pH（3.81、7.00、9.86）、离子浓度（0、0.01、0.05、0.1 mol·L^-1 KNO₃）和不同浓度HA（0、10、100 mg·L^-1 ）的混合溶液，泰乐菌素浓度均为10 mg·L^-1 ，其他实验操作同上。实验中所有样品均设置三个平行。 1.4 检测方法

用高效液相色谱（Agilent1200）对泰乐菌素的浓度进行定量分析。色谱操作条件：Luna C18（2）型色谱柱（250 mm × 4.6 mm，5 μm）；流动相是pH=2的0.01 mol·L^-1 KH₂PO₄∶乙腈=65∶35；流速0.5 mL·min^-1；进样量100 μL；检测波长290 nm。 1.5 数据处理

光降解实验中，泰乐菌素光降解率的计算公式：

x=1-C_t/C₀

式中： x为时间t时泰乐菌素的降解率；C_t为时间t时水中的泰乐菌素浓度，mg·L^-1；C₀为t=0时水中的泰乐菌素浓度，mg·L^-1。 所有实验数据均采用Excel 2003和Origin 8.5软件处理。 2 结果与讨论 2.1 溶液初始浓度对泰乐菌素光降解的影响

模拟紫外光照射下，泰乐菌素的光降解随时间的变化情况见图 3。可以看出泰乐菌素在模拟紫外光照射下，光照4 h，降解率可达40%。之后，随着时间的增加，光降解率变化不大，稳定在50%左右。无光条件下，泰乐菌素的光降解率小于3%，可忽略不计。

图 3 泰乐菌素的光降解随时间变化曲线 （ C0=10 mg · L-1） Figure 3 Photodegradation of TYL under UV irradiation （ C0=10 mg · L-1）

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泰乐菌素的紫外-可见吸收光谱结果显示（图 4）。泰乐菌素的最大吸收波长在290 nm左右，而本实验中模拟紫外光的主辐射波长在360 nm左右。这可能是实验中泰乐菌素的光降解率不高的主要原因。

图 4 泰乐菌素的紫外吸收光谱 Figure 4 Ultraviolet absorption spectrum of TYL

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污染物的浓度影响污染物的光降解效率，不同初始浓度的泰乐菌素溶液在模拟紫外光照条件下的降解效率如图 5所示。随着初始浓度的增大，泰乐菌素的光降解率逐渐降低。在紫外光照条件下，泰乐菌素分子能够吸收光子发生反应，但随着浓度的增大，泰乐菌素分子之间可能产生自屏蔽效应，从而导致光降解效率的减小。

图 5 初始浓度对泰乐菌素光降解的影响 Figure 5 Effects of TYL initial concentrations on its photodegradation under UV irradiation

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pH值可以改变抗生素的存在形态及其光化学性质，因此对于可以进行酸碱解离的抗生素，pH值可能显著影响其光化学行为。泰乐菌素在酸性条件下带正电，以离子形式存在，而在碱性条件下溶液中主要是泰乐菌素分子。随溶液pH增加，泰乐菌素降解率有增大的趋势（图 6）。溶液的pH为3.81时，泰乐菌素在反应6 h的降解率为46%；当溶液的pH从3.81增加到7时，降解率几乎没有发生变化；当pH由7增至9.86时，降解率增至52%。尽管随着溶液pH值的增加，泰乐菌素的降解率会增加，但增幅非常小。Werner等^[28]的研究结果显示，在模拟太阳光照射条件下，pH为4和pH为9的水溶液，泰乐菌素的降解效率没有差别，可能是由于不同形态的泰乐菌素吸收光子的能力相同。但在溶液由酸性到碱性变化过程中，不同形态泰乐菌素吸收光谱的最大吸收峰位置可能不同。如图 7 所示，随着溶液 pH的增加，泰乐菌素的吸收光谱发生红移。分子态的泰乐菌素在最大吸收波长处的光强可能比离子态的泰乐菌素要高，因而一定程度上导致泰乐菌素在碱性条件下的光降解效率有所增大。黄丽萍等^[30]研究pH对磺胺甲恶唑光降解的影响也出现类似的变化规律。

图 6 溶液 pH 值对泰乐菌素光降解的影响 Figure 6 Effects of solution pH on photodegradation of TYL under UV irradiation

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图 7 不同 pH 溶液条件下泰乐菌素的紫外吸收光谱 Figure 7 Ultraviolet spectrum of TYL at different solution pH

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抗生素在淡水和海水中的特性往往存在差别。典型的河口水域中含有多种影响光降解的离子，如NO₃^-、Fe³⁺、Cl^-、HA等，在日光照射的表层水体中它们均具有光活性^[31]。此外在富营养化水体中，往往也存在较高浓度的NO₃^-。研究报道显示，水体中的NO₃^-离子会对抗生素的光降解行为产生一定影响^[30]。实验中泰乐菌素在不同浓度NO₃^-溶液中的光降解情况见图 8。可以看出泰乐菌素的降解效率与溶液的NO₃^-浓度成反比，NO₃^-浓度的升高不利于泰乐菌素的光降解。理论上，含有NO₃^-的溶液可能产生·OH等氧化性物质，促使泰乐菌素氧化降解^[32]。然而实验结果显示，NO₃^-的存在并没有加速泰乐菌素的光降解，相反却对其降解产生抑制作用，意味着实验条件下泰乐菌素并没有发生氧化反应，可能主要是进行直接光降解。NO₃^-可以吸收光，其最大吸收波长在200、310 nm处^[33]，可以与泰乐菌素竞争光能量，产生光掩蔽效应，从而抑制泰乐菌素的光降解。

图 8 NO3-浓度对泰乐菌素光降解的影响 Figure 8 Effects of NO3- concentrations on photodegradation of TYL under UV irradiation

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地表水中溶解性有机质的主要成分是HA，比重可高达90%，是天然水体中主要的有机物之一^[31]。由于包含大量的具有光化学活性的苯环和羧基等发色团，HA吸收光辐射后可以形成活性氧中间体，可能影响有机物的光化学行为。由图 9可以看出，HA的加入显著抑制了泰乐菌素的光降解效率。加入低浓度的HA（1 mg·L^-1），在光反应初始阶段有促进泰乐菌素降解的趋势；但随着反应时间的增加，加HA和不加HA的溶液中，泰乐菌素的光降解曲线几乎重合。当溶液中的HA浓度增加到10 mg·L^-1和100 mg·L^-1时，泰乐菌素的6 h后的光降解效率由50%分别明显减小到30%和16%。原因可能是HA产生的活性氧类物质在初始阶段与泰乐菌素发生氧化作用，一定程度上促进了光降解，但这种氧化作用的优势并不明显。同时HA在290 nm左右发生较强的光吸收，还可能产生掩蔽效应^[30]。当溶液中HA的浓度升高时，HA的掩蔽效应可以减弱泰乐菌素的光降解。除此之外，当HA的浓度增大时，溶液中过多的HA不仅阻碍泰乐菌素对光的直接吸收，还可能与泰乐菌素竞争光敏化作用产生的自由基等活性物质，从而减弱了泰乐菌素的光降解。

图 9 HA 对泰乐菌素光降解的影响 Figure 9 Effects of humic acid concentrations on photodegradation of TYL under UV irradiation

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泰乐菌素在模拟紫外光照射下可发生光解，光照6 h后其降解效率在50%左右。泰乐菌素的浓度、溶液pH、NO₃^-离子强度及溶解性有机质均会对泰乐菌素在水体中的光降解产生影响。泰乐菌素的浓度升高引起的分子对光的自屏蔽效应可能抑制泰乐菌素的光降解。而NO₃^-离子及HA均与泰乐菌素竞争光吸收，主要通过掩蔽效应抑制泰乐菌素的光降解。直接光降解可能是泰乐菌素降解的主要方式。在评价泰乐菌素在自然水体中的光解作用时，应该充分考虑环境因素的影响。