, 马婧捷3, 党宁1, 黄艳超3, 董慧峪2, 侯嫔1
, 强志民21. 中国矿业大学(北京), 化学与环境工程学院, 北京 100083;
2. 中国科学院生态环境研究中心, 中国科学院饮用水科学与技术重点实验室, 北京 100085;
3. 北京城市学院, 城市建设学部, 北京 100191
收稿日期: 2020-04-12; 修回日期: 2020-05-12; 录用日期: 2020-05-12
基金项目: 国家自然科学基金(No.51525806，51878648)；北京城市学院2019年度实培计划项目
作者简介: 段书乐(1995-), 男, E-mail:duanshule@outlook.com
通讯作者（责任作者）: 侯嫔, E-mail:phou.beijing@cumtb.edu.cn
摘要：人工甜味剂(ASs)作为一类新兴污染物在世界范围内的各种水体中被广泛检出，本文选取具有代表性的糖精(SAC)作为研究对象，探讨了紫外/过氧化氢(UV/H2O2)和UV/过硫酸盐(PS)两种高级氧化工艺(AOPs)降解SAC的动力学、影响因素、矿化率、转化产物和降解机制.结果表明：单独的UV、PS和H2O2对SAC的去除效果有限(去除率 < 5%)，UV/H2O2和UV/PS工艺对SAC的去除效果良好(去除率>99%)且降解符合伪一阶动力学，速率分别为0.38 min-1和0.09 min-1.降低溶液pH值、增大PS浓度均可促进SAC降解；但随着H2O2浓度的升高，SAC降解效率先增加后减小.相比UV/PS工艺，UV/H2O2工艺降解SAC的矿化率更高(可达43%).产物鉴定结果表明，两种UV-AOPs氧化降解SAC均会生成开环产物，表明反应会破坏SAC分子中的N—S结构.此外，UV/H2O2工艺更易生成羟基化产物，二聚体产物仅在UV/PS工艺中被检测到.
关键词：糖精紫外过氧化氢过硫酸盐动力学降解路径
Oxidation of artificial sweetener in aqueous solution by ultraviolet advanced oxidation processes
DUAN Shule1,2
, MA Jingjie3, DANG Ning1, HUANG Yanchao3, DONG Huiyu2, HOU Pin1, QIANG Zhimin21. School of Chemical&Environmental Engineering, China University of Mining and Technology-Beijing, Beijing 100083;
2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085;
3. Urban Construction School, Beijing City University, Beijing 100191
Received 12 April 2020; received in revised from 12 May 2020; accepted 12 May 2020
Abstract: Artificial sweeteners (ASs),are a class of emerging pollutants,which are widely detected in various water samples around the world. Using saccharin (SAC) as the representative ASs,the kinetics,influencing factor,mineralization rate,degradation products and mechanisms by ultraviolet/hydrogen peroxide (UV/H2O2) and UV/persulfate (PS) were investigated in this study. The results showed that the removals of SAC by UV,PS and H2O2 alone were limited (< 5%),but exhibited significant removal (>99%) in UV/H2O2 and UV/PS processes. The pseudo-first-order degradation rates of SAC were determined to be 0.38 min-1 and 0.09 min-1 in UV/H2O2 and UV/PS processes,respectively. Both decreasing solution pH and increasing PS dosage enhanced the oxidation of SAC significantly. However,the degradation of SAC increased first and then decreased with increasing initial H2O2 concentration. Compared with UV/PS process,UV/H2O2 process degraded SAC with higher mineralization rate (up to 43%). The ring-opening products of SAC were observed in both UV-based processes,indicating that the N—S structure in the SAC molecule was damaged after the oxidation. In addition,the hydroxylated products were prone to form in UV/H2O2 process,and the dimer product was only observed in UV/PS process.
Keywords: saccharinultraviolethydrogen peroxidepersulfatekineticsdegradation pathway
1 引言(Introduction)人工甜味剂(ASs)的甜度一般为蔗糖的30~13000倍且发热量低(林恒等, 2015), 所以常作为蔗糖类替代物被广泛应用于食品、饮料、药物、个人护理品和动物饲料等方面(Subedi et al., 2014).糖精(SAC)是最传统且目前使用最广泛的ASs之一, 其甜度是蔗糖的300~500倍.据统计, 欧美、加拿大和日本的SAC产量为2200~9800 t·a-1, 我国2017年SAC的产量约为16000 t·a-1(刘庆伟等, 2019).由于SAC不能被人体有效利用, 因此, 通常以母体化合物或降解产物的形式排泄并最终进入环境(Liu et al., 2019).此外, 污水处理厂对ASs的不完全降解及直接排放未经处理的废水, 导致SAC在很多国家的各种水体中均有检出, 其浓度为0.02~369 μg·L-1(Luo et al., 2019).值得注意的是, 具有较高稳定性和较长半衰期的非营养性ASs可能会积聚在环境基质(沉积物、土壤)中(Praveena et al., 2019).尽管食用少量ASs不会对人体产生危害和副作用, 但过量摄入和环境积累依然会影响人体健康和生态系统安全(薛洪海等, 2019).其中, SAC可能会影响动物肠道功能(Suez et al., 2014), 诱导小鼠睡眠障碍(Oishi et al., 2016), 并存在一定的生物毒性(Escher et al., 2011).经联合国粮农组织/世界卫生组织食品添加剂联合专家委员会评估, SAC的每日允许摄入量不超过5 mg·kg-1体重(赵辉等, 2018).
研究表明, SAC具有良好的水溶解度且其吸附性相当低, 混凝、沉淀、过滤和消毒等传统的水处理工艺对其去除效果十分有限(马晓雁等, 2020).基于紫外的高级氧化技术(UV-AOPs), 主要包括UV/过氧化氢(H2O2)和UV/过硫酸盐(PS), 目前应用于三氯蔗糖(SUC)和安赛蜜(ACE)去除的研究较多(Xu et al., 2016; Fu et al., 2019a;薛洪海等, 2019), 而很少有研究关注UV-AOPs对其它ASs(如SAC)的处理.Li等(2018)研究发现, UV/PS和UV/H2O2系统可以高效地降解SAC, 但该研究仅考虑了氧化剂剂量的影响, 还需进行更系统深入的探索.这些AOPs主要靠产生羟基自由基(HO·)和硫酸根自由基(SO4·－)等高氧化还原电势的物种来氧化处理难降解有机污染物(Chiron et al., 2000; Zhang et al., 2016).其中, 基于SO4·－(E0=2.5~3.1 V)的高级氧化技术是迄今最具应用前景的原位修复技术：其具有与HO·(E0=2.4~2.7 V)相当甚至更高的氧化能力; 具有比HO·更广泛的pH应用范围; 此外, 该活性物种的半衰期更长(约30~40 μs), 稳定性远远强于HO· (< 1 μs); 而且受水体中天然有机物等竞争组分的影响也较小(Cong et al., 2015; Lutze et al., 2015).但在纯净单一的试验系统下, SO4·－与底物的二阶速率常数通常比HO·小1~2个数量级(不论水体中底物的种类如何)(Lee et al., 2020).此外, 污染物降解速率的快慢还与这些活性物种的稳态浓度有关.因此, 在研究UV/PS与UV/H2O2系统时, 对于SAC的具体去除效能需要具体分析.
Toth等(2012)利用脉冲辐射方法产生HO·和SO4·－, 发现SAC与HO·和SO4·－的反应均符合二级反应动力学, 其速率常数分别为(1.85±0.01)×109 L·mol-1·s-1和< 2×107 L·mol-1·s-1.但很少有研究系统比较UV/H2O2与UV/PS工艺对SAC降解机制的异同.此外, 这些处理工艺产生的一些转化产物可能具有毒性, 对环境有一定的风险(Xu et al., 2016; Wang et al., 2018).基于此, 本研究以SAC为模式化合物, 探究UV/H2O2和UV/PS工艺对SAC的降解动力学及pH值和氧化剂剂量对SAC降解的影响, 并对比分析SAC的矿化率及降解产物, 进一步深入探讨SAC氧化的可能路径及反应机制.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 实验材料与仪器2.1.1 实验材料二水合磷酸二氢钠、十二水合磷酸氢二钠、过硫酸钠(Sodium persulfate, PS)、硫酸、甲酸、氢氧化钠、硫酸铵和硫代硫酸钠均为分析纯, 过氧化氢(H2O2)纯度≥30.0%, 上述药品均由国药集团化学试剂有限公司提供.糖精(SAC)购自Sigma-Aldrich公司.甲醇和乙腈为高效液相色谱级纯度, 购自Thermo Fisher Scientific公司.固相萃取柱(Oasis HLB, 500 mg·6 mL)购自Waters公司.实验中溶液配制均使用超纯水(18.2 MΩ·cm, 由Advantage A10 Milli-Q系统产生).
2.1.2 实验仪器高效液相色谱仪(1200)和超高效液相色谱质谱联用仪(1299-6420)均购自安捷伦科技有限公司, pH计(FiveEasy)和电子天平(AL104)均购自梅特勒-托利多仪器有限公司, 磁力搅拌器(84-1A)购自上海司乐科技有限公司, 总有机碳分析仪(TOC-V cph)购自岛津公司, 超纯水仪(Milli-Q A10)购自默克密理博公司, 紫外可见分光光度计(DR 6000)购自哈希公司.紫外反应器中紫外灯型号为BOS-1T5, 发射波长为254 nm, 功率为10 W, 平均紫外强度为4.5 mW·cm2(Wang et al., 2020).
2.2 实验方法由于H2O2原溶液的浓度较大, 需要将其稀释10000倍, 然后在紫外分光光度计上测量出稀释后的吸光度, 进而换算出其浓度, 再配制所需浓度的溶液, 并且在每天使用前都进行测量换算.
所有反应均在总体积为2 L的紫外反应器中进行, 反应溶液体积为1 L, 反应温度控制在(25±1) ℃, SAC初始浓度为0.1 mmol·L-1.溶液pH由10 mmol·L-1的磷酸盐缓冲溶液控制(若无特别说明, 均设置为pH=7.0), 具体pH值由1.0 mmol·L-1的NaOH和H2SO4溶液调节.降解实验中, SAC混合均匀后用注射器吸取1 mL样品, 加到预先存有过量硫代硫酸钠(50 mmol·L-1, 10 μL)的离心管中, 迅速摇匀振荡, 作为初始时刻的样本.之后将紫外灯打开同时加入H2O2或PS(500 mmol·L-1, 4 mL), 按下计时器开始反应, 分别在1、5、10、20和30 min时进行取样、猝灭.矿化率检测实验中, 除取样体积(15 mL)和猝灭剂体积(150 μL)不同外, 所有操作同上.产物鉴定实验与上述动力学实验的反应条件相同, 但仅取反应60 min后的样品进行分析.所有样品在分析前均储存在4 ℃的冰箱中.所有实验均平行2次以上, 图中显示为平均值和标准方差.
2.3 分析方法经过UV、UV/PS和UV/H2O2系统处理后的SAC样品溶液采用高效液相色谱仪(HPLC)进行检测.色谱柱为Symmetry C18(4.6 mm×250 mm), 检测器为DAD, 流速为0.8 mL·min-1, 进样量为50 μL, 柱温为25 ℃, 流动相为60%A(20 mmol·L-1硫酸铵加0.5 mL浓硫酸)和40%B(甲醇), 样品检测时间为12 min.溶解性有机碳(DOC)采用TOC分析仪进行测定.
2.4 产物鉴定检测SAC降解产物前, 对样品进行固相萃取(SPE), 具体过程见之前的研究(Dong et al., 2018).处理后的样品使用超高效液相色谱质谱联用仪进行分析, 色谱柱为Agilent Zorbax SB-C18(2.1 mm×100 mm, 1.8 μm), 选择负电状态进行检测, 毛细电压为3.5 kV, 干燥气温度和流速分别为350 ℃和10 L·min-1, 雾化器压力为300 kPa.其中用含0.2%甲酸的超纯水(A)和乙腈(B)两种流动相, 洗脱梯度编程如下：(0 min, 10%A)、(5 min, 10% A)、(15 min, 90% A)、(20 min, 90% A)、(28 min, 10% A), 总流速为0.2 mL·min-1, 注射体积为5 μL, 柱温恒定保持在25 ℃.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 降解动力学图 1所示为UV、不同氧化剂、UV/H2O2和UV/PS工艺对SAC的降解情况.由图可知, UV、H2O2和PS在30 min内对SAC无明显的降解(去除率 < 5%), 而UV/H2O2和UV/PS工艺对SAC的降解效果较好(在30 min时去除率分别为99.9%和99.4%).从结果来看, SAC不能发生直接光解及氧化剂直接降解, UV可以活化这些氧化剂来快速降解SAC.进一步分析可得, 两种UV/AOPs工艺对SAC的降解均符合伪一阶降解动力学(R2>0.98), 其动力学方程可概述为式(1).
 | (1) |
 |
| 图 1 不同体系对SAC降解的情况([SAC]=0.1 mmol·L-1, [PS]和[H2O2]=2 mmol·L-1, 10 mmol·L-1磷酸盐缓冲液, pH=7.0) Fig. 1The degradation of SAC by different systems |
式中, k为SAC的伪一阶降解速率常数(min-1).不难看出, 相同剂量的氧化剂和紫外照射下, UV/H2O2工艺降解SAC的速率比UV/PS工艺要高, 分别为0.38 min-1和0.09 min-1.而Li等(2018)研究发现, 即使PS的投加剂量比H2O2低, UV/PS工艺对SAC的降解速率也比UV/H2O2工艺快.这可能是由于使用的紫外灯功率和< 2×107 L·mol-1·s-1和(1.85±0.01)×109 L·mol-1·s-1(Toth et al., 2012).但仅凭二级反应速率常数不能去判断物质氧化速率的快慢, 因为还与这些活性物种的稳态浓度有关.就SAC降解而言, 具体的速率方程还可表述为式(2).
 | (2) |
 | (3) |
 | (4) |
3.2 不同因素对甜味剂降解的影响3.2.1 溶液pH值溶液pH值是化学反应的重要影响因素, 通常与溶液中物质的赋存形态和活性物种的形成和转化有关(Criquet et al., 2009; Duan et al., 2020).从图 2可以看出, SAC降解速率随pH值的升高而降低, 但不同系统的不同pH下SAC降解效果接近.不难发现, SAC和PS的pKa(分别为2.2和-3.5)低于本研究的pH值, 而H2O2的pKa(11.65)远高于9.0, 因此, 在研究的pH范围内(pH=5.0~9.0), 它们的主要存在形态保持不变.在UV/PS系统中, 将溶液pH值从5.0升高到9.0, SAC的降解效果降低可能归因于反应产生的SO4·－(E0(SO4·－/SO42-)=2.6~3.1 V)向HO·(E0(HO·/OH-)=1.9~2.7 V)转化(Criquet et al., 2009; Oh et al., 2016), 高浓度的OH-快速清除了产生的HO·(kHO·, OH-=1.2×1010 L·mol-1·s-1)(Buxton et al., 1988).而pH值升高对UV/H2O2系统降解SAC效果的抑制, 一方面可能是因为pH值的升高加速了H2O2的自分解, 进而使HO·的产率降低; 另一方面, 随着溶液H+浓度的降低, 过氧化氢离子(HO2-)和OH-的含量升高, 猝灭了反应产生的HO·(Buxton et al., 1988; Xu et al., 2016).
图 2(Fig. 2)
 |
| 图 2 溶液pH值对SAC降解的影响([SAC]=0.1 mmol·L-1, [PS]和[H2O2]=2 mmol·L-1, 10 mmol·L-1磷酸盐缓冲液) Fig. 2Effect of solution pH on SAC degradation |
3.2.2 氧化剂浓度氧化剂作为UV-AOPs系统中活性物种的主要来源, 提高氧化剂浓度通畅会增加对目标有机物的降解, 但过高的氧化剂浓度也有可能会降低目标物的降解效果, 因此, 其具体原因需要具体分析.从图 3可以看出, 在UV/H2O2系统中, 随着H2O2浓度(0.5~10.0 mmol·L-1)的逐渐升高, SAC的降解速率先升高后降低, 在H2O2浓度为1.0 mmol·L-1下最大(0.41 min-1).由此可知, 本研究中最优的[H2O2]/[SAC]比为10:1.高浓度H2O2对SAC降解效果的抑制, 一方面是因为此时反应溶液吸光度大, 降低了UV的利用率, 造成H2O2的光解效率降低(夏萍等, 2012);另一方面是因为过量的H2O2会与SAC竞争产生的HO·(Xu et al., 2016).此外, 过高浓度的H2O2不仅具有更高的毒性风险, 还会增加处理成本.
图 3(Fig. 3)
 |
| 图 3 过氧化氢浓度对UV/H2O2系统降解SAC的影响([SAC]=0.1 mmol·L-1, 10 mmol·L-1磷酸盐缓冲液, pH=7.0) Fig. 3Effect of H2O2 concentration on the degradation of SAC by UV/H2O2 process |
与UV/H2O2系统明显不同, UV/PS系统对SAC的降解速率随着PS浓度的增加而增大(图 4).由该图插图可知, SAC的表观降解速率常数与PS浓度有良好的线性关系, 直线斜率为该条件下UV/PS与SAC反应的二阶反应速率常数(即0.6 L·mol-1·s-1).这一现象与之前Xu等(2016)报道的UV/PS降解三氯蔗糖的现象相同.相比H2O2, PS生成自由基的产率要高的多, 此外, SO4·－重组的速率要比HO·慢10倍(Xu et al., 2016).因此, 即使PS浓度达到6.0 mmol·L-1, SAC的降解也不受抑制.
图 4(Fig. 4)
 |
| 图 4 过硫酸盐浓度对UV/PS系统降解SAC的影响([SAC]=0.1 mmol·L-1, 10 mmol·L-1磷酸盐缓冲液, pH=7.0) Fig. 4Effect of PS concentration on degradation of SAC by UV/PS process |
3.3 糖精的矿化度及产物分析3.3.1 矿化度为了调查UV-AOPs过程中SAC是否被彻底降解, 本研究进一步测定了反应过程中DOC的变化, 并且通过延长反应时间来观察SAC是否被彻底降解, 结果如图 5所示.在UV/H2O2工艺中, DOC降解量最多, 可降至60%左右; UV/PS工艺次之, 可降至70%左右; 而单独UV工艺对DOC的去除率仅为5%左右.这与图 1中SAC的降解情况一致, 但DOC的去除率均小于SAC的降解率.表明UV/H2O2和UV/PS工艺在60 min时仍不能完全矿化SAC, 其中一部分SAC转化为其它中间产物.然而, 不同工艺对SAC的降解机制仍不清晰, 需要进一步验证.
图 5(Fig. 5)
 |
| 图 5 不同工艺降解SAC过程中的矿化率([SAC]=0.1 mmol·L-1, [PS]和[H2O2]=1 mmol·L-1, 10 mmol·L-1磷酸盐缓冲液, pH=7.0) Fig. 5Mineralization rate in the SAC degradation by different processes |
3.3.2 降解产物通过SPE和UPLC-MS/MS对不同UV工艺氧化SAC过程中的产物进行处理、分析, 负离子全扫描模式下SAC中间产物的总离子流色谱图如图 6所示.由图 6c可知, 产物主要集中在5~7 min.由峰面积可以看出这个时间段的物质占总检出物质的90%左右, 且该物质对应的荷质比为183, 即推测为原目标物SAC, 这也直接说明在不加氧化剂的情况下UV对SAC的降解效率和矿化率很低.通过对比可知, UV/H2O2和UV/PS工艺过程中, 5~7 min间的产物峰值和面积均减小, 说明SAC发生了转化.进一步观察分析新产生的物质峰, 根据二级质谱共可得到6种转化产物, 分别用TP1~TP6表示, 具体的保留时间、分子式、荷质比和可能的化学结构式总结于表 1中.比较SAC与产物的分子结构可知, 这些UV工艺主要通过羟基取代、开环、重排和羧基化等化学反应来氧化去除SAC.
图 6(Fig. 6)
 |
| 图 6 不同UV系统下SAC降解产物的总离子流图 Fig. 6Total ion current diagram of SAC degradation products under different UV processes |
表 1(Table 1)
| 表 1 SAC及其中间产物的质谱参数和推测的分子信息 Table 1 Mass spectrometry parameters and speculated molecular information of SAC and its intermediate products | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 SAC及其中间产物的质谱参数和推测的分子信息 Table 1 Mass spectrometry parameters and speculated molecular information of SAC and its intermediate products
| ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
 |
3.3.3 反应机理与降解途径本研究不同UV系统下SAC可能的反应路径如图 7所示, 从图中可以发现不同的UV工艺, 转化产物和转化路径均有差异, 这与反应过程中产生自由基的选择性和反应速率有关.据报道, HO·和SO4·－与有机污染物的反应具有类似的转移机制：氢提取、电子转移和加成/消去(Fu et al., 2019; Lee et al., 2020).因此, 在分别为HO·和SO4·－主导的UV/H2O2和UV/PS工艺降解SAC中, 相同的转化产物(TP4)可能是HO·或SO4·－攻击N—S键, 与SAC发生电子转移反应, 生成的SAC自由基阳离子去质子化后并与碎裂的CO—NH键重组的结果(Cheng et al., 2019).然而, 不同的自由基与SAC的反应也有差异.在单独UV氧化SAC中, 仅观测到羟基化的产物(TP1和TP2), 这是SAC吸收光量子后发生光氧化降解导致的.由于单独UV产生活性物种的速率和浓度有限, 因此, 单独UV过程中SAC的降解率和矿化率极低.类似的羟基化产物(TP3)在UV/H2O2降解SAC过程中也被检测到, 而未在UV/PS工艺中发现, 这与文献中报道的羟基化产物广泛存在于HO·主导的高级氧化工艺中的结论相符(Zrinyi et al., 2017).此外, N—S键被破坏后也易形成TP5型产物.二聚体产物(TP6)通常由苯基自由基转化而来, 该类型产物可经常在SO4·－主导的高级氧化工艺观测到(Sharma et al., 2015).在UV/PS工艺中, TP6还可能发生脱羧反应(Criquet et al., 2009), 最终矿化为小分子有机物.然而该研究方法检测出的产物种类有限(仅6种), 将来还需通过优化分析方法和提高检测手段等来进一步研究SAC产物的具体生成途径.
图 7(Fig. 7)
 |
| 图 7 不同UV系统下SAC可能的降解路径 Fig. 7Possible degradation pathways of SAC by different UV processes |
4 结论(Conclusions)基于HO·和SO4·－的紫外高级氧化工艺(UV/H2O2和UV/PS)均能高效去除SAC, 其降解动力学符合伪一阶速率方程, 但UV/H2O2去除SAC的速率要比UV/PS工艺快约4倍.增加pH会抑制两种高级氧化工艺对SAC的降解, 但增大氧化剂浓度对SAC的降解影响不同：SAC降解速率随H2O2浓度的增加先增大后减小, 随PS浓度的增加而增大, 且降解速率常数与PS浓度线性相关.通过矿化率和产物分析发现, 上述两种方法对SAC的矿化效果都能达到30%以上, 且降解过程中均有开环产物形成.相反, 羟基化产物主要发生在UV/H2O2工艺中, 二聚体和羧基化多发生于UV/PS工艺中.总体而言, UV/H2O2工艺对SAC的去除效能要优于UV/PS工艺, 但两种AOPs的优劣还需综合其适用性和经济成本等进行深入分析.此外, UV-AOPs在实际应用时还应充分考虑天然水质成分的影响, SAC降解产物的毒性情况等也有待进一步分析.
参考文献
| Buxton G V, Greenstock C L, Helman W P, et al. 1988. Critical review of rate constants for reactions of hydrated electrons, hydrogen atoms and hydroxyl radicals (·OH/·O-) in aqueous solution[J]. Journal of Physical and Chemical Reference Data, 17(2): 513-886. DOI:10.1063/1.555805 |
| Cheng S, Lei Y, Lei X, et al. 2019. Coexposure degradation of purine derivatives in the sulfate radical-mediated oxidation process[J]. Environmental Science & Technology, 54(2): 1186-1195. |
| Chiron S, Fernandez-Alba A, Rodriguez A, et al. 2000. Pesticide chemical oxidation:state-of-the-art[J]. Water Research, 34(2): 366-377. DOI:10.1016/S0043-1354(99)00173-6 |
| Cong J, Wen G, Huang T, et al. 2015. Study on enhanced ozonation degradation of para-chlorobenzoic acid by peroxymonosulfate in aqueous solution[J]. Chemical Engineering Journal, 264: 399-403. DOI:10.1016/j.cej.2014.11.086 |
| Criquet J, Leitner N K V. 2009. Degradation of acetic acid with sulfate radical generated by persulfate ions photolysis[J]. Chemosphere, 77(2): 194-200. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.07.040 |
| Ding X, Gutierrez L, Croue J P, et al. 2020. Hydroxyl and sulfate radical-based oxidation of RhB dye in UV/H2O2 and UV/persulfate systems:Kinetics, mechanisms, and comparison[J]. Chemosphere, 253: 126655. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.126655 |
| Dong H, Qiang Z, Liu S, et al. 2018. Oxidation of iopamidol with ferrate (Fe(VI)):Kinetics and formation of toxic iodinated disinfection by-products[J]. Water Research, 130: 200-207. DOI:10.1016/j.watres.2017.12.003 |
| Duan S, Hou P, Yuan X, et al. 2020. Homogeneous activation of bisulfite by transition metals for micro-pollutant degradation:Mn(VII) versus Cr(VI)[J]. Chemical Engineering Journal, 394: 124814. DOI:10.1016/j.cej.2020.124814 |
| Escher B I, Fenner K. 2011. Recent advances in environmental risk assessment of transformation products[J]. Environmental Science & Technology, 45(9): 3835-3847. |
| Fu Y, Li S, Shi Y, et al. 2019. Removal of artificial sweeteners using UV/persulfate:Radical-based degradation kinetic model in wastewater, pathways and toxicity[J]. Water Research, 167: 115102. DOI:10.1016/j.watres.2019.115102 |
| Ike I A, Linden K G, Orbell J D, et al. 2018. Critical review of the science and sustainability of persulphate advanced oxidation processes[J]. Chemical Engineering Journal, 338: 651-669. DOI:10.1016/j.cej.2018.01.034 |
| Lee J, von Gunten U, Kim J H. 2020. Persulfate-based advanced oxidation:Critical assessment of opportunities and roadblocks[J]. Environmental Science & Technology, 54(6): 3064-3081. |
| Li S, Ren Y, Fu Y, et al. 2018. Fate of artificial sweeteners through wastewater treatment plants and water treatment processes[J]. PLoS One, 13(1): e0189867. DOI:10.1371/journal.pone.0189867 |
| 林恒, 徐银, 张晖. 2015. 高级氧化技术处理水中人工甜味剂的研究进展[J]. 化工环保, 35(4): 333-338. |
| 刘庆伟, 郭伟, 史江红, 等. 2019. 人工甜味剂的特征及在水环境中的归趋[J]. 环境工程, 37: 322-329. |
| Liu Y, Blowes D W, Ptacek C J, et al. 2019. Removal of pharmaceutical compounds, artificial sweeteners, and perfluoroalkyl substances from water using a passive treatment system containing zero-valent iron and biochar[J]. Science of the Total Environment, 691: 165-177. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.06.450 |
| Luo J, Wu L, Zhang Q, et al. 2019. Review on the determination and distribution patterns of a widespread contaminant artificial sweetener in the environment[J]. Environmental Science and Pollution Research, 26(19): 19078-19096. DOI:10.1007/s11356-019-05261-4 |
| Lutze H V, Bircher S, Rapp I, et al. 2015. Degradation of chlorotriazine pesticides by sulfate radicals and the influence of organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 49(3): 1673-1680. |
| Mahdi-Ahmed M, Chiron S. 2014. Ciprofloxacin oxidation by UV-C activated peroxymonosulfate in wastewater[J]. Journal of Hazardous Materials, 265: 41-46. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.11.034 |
| 马晓雁, 朱丽丹, 贾佳, 等. 2020. 水环境中新型污染物糖精的臭氧降解研究[J]. 华中科技大学学报(自然科学版), 48(3): 121-126. |
| Oh W D, Dong Z, Lim T T. 2016. Generation of sulfate radical through heterogeneous catalysis for organic contaminants removal:current development, challenges and prospects[J]. Applied Catalysis B:Environmental, 194: 169-201. DOI:10.1016/j.apcatb.2016.04.003 |
| Oishi K, Higo-Yamamoto S, Yasumoto Y. 2016. Moderately high doses of the artificial sweetener saccharin potentially induce sleep disorders in mice[J]. Nutrition, 32(10): 1159-1161. DOI:10.1016/j.nut.2016.03.013 |
| Praveena S M, Cheema M S, Guo H R. 2019. Non-nutritive artificial sweeteners as an emerging contaminant in environment:A global review and risks perspectives[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 170: 699-707. DOI:10.1016/j.ecoenv.2018.12.048 |
| Shah N S, He X, Khan H M, et al. 2013. Efficient removal of endosulfan from aqueous solution by UV-C/peroxides:a comparative study[J]. Journal of Hazardous Materials, 263: 584-592. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.10.019 |
| Sharma J, Mishra I, Dionysiou D D, et al. 2015. Oxidative removal of Bisphenol A by UV-C/peroxymonosulfate (PMS):kinetics, influence of co-existing chemicals and degradation pathway[J]. Chemical Engineering Journal, 276: 193-204. DOI:10.1016/j.cej.2015.04.021 |
| Subedi B, Kannan K. 2014. Fate of artificial sweeteners in wastewater treatment plants in New York State, USA[J]. Environmental Science & Technology, 48(23): 13668-13674. |
| Suez J, Korem T, Zeevi D, et al. 2014. Artificial sweeteners induce glucose intolerance by altering the gut microbiota[J]. Nature, 514(7521): 181-186. DOI:10.1038/nature13793 |
| Tan C, Gao N, Deng Y, et al. 2013. Degradation of antipyrine by UV, UV/H2O2 and UV/PS[J]. Journal of Hazardous Materials, 260: 1008-1016. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.06.060 |
| Toth J E, Rickman K A, Venter A R, et al. 2012. Reaction kinetics and efficiencies for the hydroxyl and sulfate radical based oxidation of artificial sweeteners in water[J]. The Journal of Physical Chemistry A, 116(40): 9819-9824. DOI:10.1021/jp3047246 |
| Wang W L, Wu Q Y, Huang N, et al. 2018. Potential risks from UV/H2O2 oxidation and UV photocatalysis:A review of toxic, assimilable, and sensory-unpleasant transformation products[J]. Water Research, 141: 109-125. DOI:10.1016/j.watres.2018.05.005 |
| Wang Y, Dong H, Wu Z, et al. 2020. UV activated monochloramine promotes metribuzin degradation and disinfection by-products formation[J]. Chemical Engineering Journal, 385: 123846. DOI:10.1016/j.cej.2019.123846 |
| 夏萍, 张东, 周新宇, 等. 2012. 紫外/过氧化氢(UV/H2O2)高级氧化工艺在饮用水处理中的应用[J]. 净水技术, 31(4): 17-19. |
| Xu Y, Lin Z, Zhang H. 2016. Mineralization of sucralose by UV-based advanced oxidation processes:UV/PDS versus UV/H2O2[J]. Chemical Engineering Journal, 285: 392-401. DOI:10.1016/j.cej.2015.09.091 |
| 薛洪海, 高斯屿, 付依, 等. 2019. 紫外活化过硫酸盐技术去除水中人工甜味剂的研究进展[J]. 科学技术与工程, 32: 4. |
| Zhang R, Yang Y, Huang C H, et al. 2016. Kinetics and modeling of sulfonamide antibiotic degradation in wastewater and human urine by UV/H2O2 and UV/PDS[J]. Water Research, 103: 283-292. DOI:10.1016/j.watres.2016.07.037 |
| 赵辉, 王鑫璇. 2018. 人造甜味剂与人体健康风险[J]. 食品科学技术学报, 36(6): 15-20. |
| Zrinyi N, Pham A L T. 2017. Oxidation of benzoic acid by heat-activated persulfate:effect of temperature on transformation pathway and product distribution[J]. Water Research, 120: 43-51. DOI:10.1016/j.watres.2017.04.066 |
