馮玉潔，宋柯晟，顧鳳龍

(華南師范大學(xué)化學(xué)與環(huán)境學(xué)院，環(huán)境理論化學(xué)省部共建教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東廣州510006)

近年來(lái)，每當(dāng)新型抗生素投入臨床使用不久，細(xì)菌即可對(duì)它產(chǎn)生耐藥性，往往存在交叉耐藥和多重耐藥現(xiàn)象．抗生素結(jié)構(gòu)較復(fù)雜，屬于難生物降解的化學(xué)物質(zhì)，一旦造成污染，容易在環(huán)境中富集，給環(huán)境中各種生物造成嚴(yán)重的影響，而甲硝唑(Metronidazole，圖1)作為一種重要的抗生素，有很好的抗菌性，應(yīng)用于臨床，其在抗滴蟲(chóng)和抗阿米巴原蟲(chóng)上有很好的效果，還具有強(qiáng)大的抗厭氧菌活性［1-2］，但由其造成的環(huán)境污染也不容忽視．

圖1 甲硝唑化學(xué)結(jié)構(gòu)示意圖Figure 1 Molecular structure ofmetronidazole

處理甲硝唑的方法有多種，如用活性炭吸附［3-4］，零價(jià)的鐵顆粒酸性條件下催化降解甲硝唑［5-6］，利用 UV 等過(guò)程來(lái)降解甲硝唑［7-8］，微生物降解［9-10］等．有些方法雖然降解得較為徹底，但耗時(shí)很長(zhǎng)，有一些則只是將污染物與環(huán)境分離，污染物并沒(méi)有降解，有些則對(duì)降解條件要求高，所以尋找更好的降解方法依舊很迫切．FANG［6］等發(fā)現(xiàn)零價(jià)納米鐵在催化降解甲硝唑的反應(yīng)中極大地提高了反應(yīng)速率．

納米零價(jià)鐵近年來(lái)被廣泛應(yīng)用于處理各類(lèi)污染物，例如用于處理硝酸鹽的污染物［11-12］，以及含氯的有機(jī)化合物［13］，最近有研究者發(fā)現(xiàn)，分解氯化烷烴方面，納米零價(jià)鐵參與反應(yīng)，分解速率很快［14-15］．納米零價(jià)鐵有很高的比表面積和高的表面活性，所以具有很好的還原性．

1 降解機(jī)理的提出

硝基化合物結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，不易分解轉(zhuǎn)化，是難生物降解的化合物，AGRAWAL和 TRATNYEK［11］曾嘗試用零價(jià)鐵來(lái)還原硝基苯，并最終確定還原產(chǎn)物主要是苯胺，后來(lái)ZILBERBERG等［16］從電子轉(zhuǎn)移角度分析零價(jià)鐵還原硝基苯的過(guò)程，陳少瑾等［17］通過(guò)實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證了在零價(jià)鐵還原硝基苯的過(guò)程中，有微量的亞硝基甲苯等中間產(chǎn)物生成，并提出了相應(yīng)的反應(yīng)機(jī)理(圖2)．

圖2 對(duì)硝基甲苯的可能還原步驟Figure 2 The possiblemajor steps in the reduction of p-nitrotoluenes

FANG等發(fā)現(xiàn)用納米級(jí)的零價(jià)鐵在酸性條件下降解甲硝唑效果很好，甲硝唑可以有效地被降解，但是中間產(chǎn)物和生成物均不能確定［5］;并提出甲硝唑的可能降解機(jī)理［6］(圖3)．

圖3 甲硝唑可能的降解路徑Figure 3 Possible pathways ofmetronidazole degradation

根據(jù)文獻(xiàn)［18-19］提出的一些零價(jià)鐵的還原性質(zhì)，分析3種可能的降解路徑，斷鍵和去硝基的可能性較小(圖3)．本文通過(guò)理論化學(xué)計(jì)算提出了零價(jià)鐵還原降解甲硝唑的機(jī)理(圖4)．

2 結(jié)果和討論

2．1 計(jì)算方法

考慮到溶液中的氫離子及水分子，甲硝唑還原降解模型中的羥基用氫離子絡(luò)合，增加其穩(wěn)定性，而用于催化作用的鐵原子用2個(gè)水分子絡(luò)合，使其在與氫離子作用的時(shí)候能夠滿足八電子穩(wěn)定結(jié)構(gòu)，反應(yīng)物的計(jì)算模型如圖5所示．整個(gè)計(jì)算過(guò)程在高斯09［20］計(jì)算軟件下完成，采用 DFT/B3LYP 方法，非金屬原子C、H、O、N在6-31g*的基組下計(jì)算，金屬原子Fe采用贗勢(shì)基組(lanl2dz)．通過(guò)振動(dòng)頻率計(jì)算來(lái)確認(rèn)優(yōu)化結(jié)構(gòu)為穩(wěn)定結(jié)構(gòu)(無(wú)虛頻)或過(guò)渡態(tài)(有且僅有1個(gè)虛頻)，并獲得零點(diǎn)能修正．通過(guò)內(nèi)稟反應(yīng)坐標(biāo)(IRC)計(jì)算來(lái)確認(rèn)連接過(guò)渡態(tài)的2個(gè)穩(wěn)定結(jié)構(gòu)．溶劑化效應(yīng)的計(jì)算采用極化連續(xù)介質(zhì)模型(PCM)．

圖4 零價(jià)鐵還原降解甲硝唑的機(jī)理(電子由鐵原子提供)Figure 4 Mechanism on degradation ofmetronidazole by zero-valent iron(electrons are provided by irons)

圖5 反應(yīng)物的計(jì)算模型Figure 5 The calculation model of the reactant

2．2 反應(yīng)路徑上過(guò)渡態(tài)的確認(rèn)

甲硝唑降解過(guò)程反應(yīng)路徑勢(shì)能面上各駐點(diǎn)(反應(yīng)物、過(guò)渡態(tài)、中間體和產(chǎn)物)的幾何構(gòu)型通過(guò)計(jì)算優(yōu)化得出．過(guò)渡態(tài)振動(dòng)頻率分析的結(jié)果表明，各步反應(yīng)的過(guò)渡態(tài) TS1、TS2、TS3、TS4、TS5、TS6 中各有多種振動(dòng)模式，其中只有1種振動(dòng)模式對(duì)應(yīng)的頻率為虛頻，振動(dòng)頻率分別為 1 088．90 i·cm-1、830．46 i·cm-1、1 224．78 i·cm-1、1 003．36 i·cm-1、1 171．49 i·cm-1、121．25 i·cm-1．圖6顯示，虛振動(dòng)位移分別指向反應(yīng)物和產(chǎn)物，反方向指向中間體，而各步中間產(chǎn)物的振動(dòng)頻率均為正值，說(shuō)明其確為反應(yīng)勢(shì)能面上的穩(wěn)定點(diǎn)，內(nèi)稟反應(yīng)坐標(biāo)(IRC)計(jì)算確認(rèn)了各步反應(yīng)的反應(yīng)物、中間體、過(guò)渡態(tài)和產(chǎn)物的相關(guān)性，說(shuō)明中間體和過(guò)渡態(tài)均位于正確的反應(yīng)路徑上．

圖6 過(guò)渡態(tài)TS1和TS6的虛振動(dòng)模式Figure 6 Imaginary vibrationalmode of transition states for TS1 and TS6

2．3 反應(yīng)機(jī)理

圖7 甲硝唑降解過(guò)程的分子模擬Figure 7 Molecular simulation on metronidazole degradation process

從計(jì)算結(jié)果看出，本文假設(shè)的甲硝唑在酸性條件下，被零價(jià)鐵原子還原的機(jī)理可以通過(guò)模擬得到驗(yàn)證(圖7)．在反應(yīng)的第1步，甲硝唑中硝基上的N原子從零價(jià)鐵得到電子，共軛體系被破壞，氮氧雙鍵斷開(kāi)，帶負(fù)電的氧原子與氫離子結(jié)合，生成羥基化合物Int1，該過(guò)程氫氧之間的距離逐漸減小，從反應(yīng)物React中0．209 nm 到過(guò)渡態(tài) TS1中0．138 nm，再到Int1中為0．099 nm，基本接近水分子中氫氧鍵鍵長(zhǎng)．而氮氧鍵鍵長(zhǎng)逐漸增大，由反應(yīng)物React中的0．129 nm增長(zhǎng)到過(guò)渡態(tài)TS1中的0．134 nm，再到中間產(chǎn)物Int1中的0．139 nm．反應(yīng)第2步，Int1中硝基上的N原子得到電子，羥基與氫離子結(jié)合，生成水分子，氮氧之間的距離繼續(xù)增大，直到該步反應(yīng)結(jié)束，由0．139 nm到0．274 nm，氮氧鍵斷裂，硝基上1個(gè)氧原子以水分子形式脫去，生成亞硝基．第3步，亞硝基上的N原子從零價(jià)鐵原子得電子，氮氧雙鍵斷開(kāi)，因氧原子電負(fù)性大，奪電子能力強(qiáng)，帶負(fù)電，與帶正電的氫離子結(jié)合，生成羥基化合物，即中間產(chǎn)物Int3．反應(yīng)第4步，Int3中與羥基相連的N原子得到電子，使N原子上此時(shí)有2對(duì)孤對(duì)電子，強(qiáng)烈吸引氫離子與其結(jié)合，生成羥基胺化合物Int4．反應(yīng)第5步，Int4中羥基胺上N原子繼續(xù)得電子，分子中羥基與氫離子結(jié)合，生成水分子，脫去另一個(gè)氧原子，生成中間產(chǎn)物Int5．反應(yīng)第6步，Int5中亞氨基上的N原子繼續(xù)得電子，此時(shí)該N上有2對(duì)孤對(duì)電子，與氫離子結(jié)合，生成胺基，甲硝唑降解完成．

2．4 反應(yīng)路徑的能量變化

為了獲得反應(yīng)路徑的能量變化曲線，內(nèi)稟反應(yīng)坐標(biāo)(IRC)的計(jì)算分別從過(guò)渡態(tài) TS1、TS2、TS3、TS4、TS5、TS6開(kāi)始，并對(duì)計(jì)算結(jié)果進(jìn)行優(yōu)化．圖8是各駐點(diǎn)沿反應(yīng)路徑的能量變化．圖8A顯示出甲硝唑中硝基還原為亞硝基過(guò)程能量的變化，反應(yīng)物在鐵的催化作用下，經(jīng)過(guò)一個(gè)6．8 kcal/mol的能壘，生成中間產(chǎn)物Int1，該步反應(yīng)能壘較小，容易發(fā)生．第二步反應(yīng)需要足夠的能量來(lái)活化—O N鍵，使其發(fā)生斷裂，同時(shí)O1(圖7第2步)帶電量稍微增大，H2所帶電量與H1相比，明顯降低，O1與H2兩者之間的電荷引力減小，使反應(yīng)難度增加，需要克服27．0 kcal/mol的高能壘才能發(fā)生．圖8B中TS4生成反應(yīng)需要較大的能壘，因?yàn)榇藭r(shí)N上有2對(duì)孤對(duì)電子，盡管N原子的電負(fù)性很大，與帶正電的氫離子成鍵能力很強(qiáng)，但需要與O2(圖7第4步)競(jìng)爭(zhēng)，克服O2與H4之間的電荷引力，反應(yīng)才能夠發(fā)生，故使反應(yīng)體系勢(shì)能增加，致使該步反應(yīng)具有較高的能壘．表1列出了各原子上Milliken電荷的分布．表2分別列出了溶劑效應(yīng)和非溶劑效應(yīng)下，反應(yīng)物、過(guò)渡態(tài)、中間體和產(chǎn)物的相對(duì)能量．圖8C、8D分別列舉了硝基上剩下的1個(gè)氧原子O2脫去及氨基生成過(guò)程中能量的變化，TS5、TS6活化能都不高，羥基胺生成之后即可繼續(xù)反應(yīng)得到最終還原產(chǎn)物胺基，與上面各步反應(yīng)過(guò)程類(lèi)似．計(jì)算結(jié)果表明，第2步亞硝基生成過(guò)程和第4步羥基胺的生成過(guò)程都需要較高的能量，其中一步很有可能為反應(yīng)的速控步．整個(gè)反應(yīng)過(guò)程中，含亞硝基的中間體Int2相對(duì)能量最低，為 -104．3 kcal/mol，相對(duì)穩(wěn)定，F(xiàn)ANG 等［6］在降解甲硝唑的實(shí)驗(yàn)中觀測(cè)到的中間產(chǎn)物很可能就是該步生成的含亞硝基的中間體Int2．由表2中數(shù)據(jù)可得，各步反應(yīng)產(chǎn)物的能量均低于反應(yīng)物的能量，故可得出該反應(yīng)在還原過(guò)程不斷釋放能量．溶劑效應(yīng)有利于降解反應(yīng)的發(fā)生．

表1 Mulliken電荷分布Table 1 Mulliken charge distributions

表2 反應(yīng)物、過(guò)渡態(tài)、中間體和產(chǎn)物的相對(duì)能量Table 2 Relative energies for the reactant，transition states，intermediates and product kcal/mol

圖8 計(jì)算得到的鐵催化降解的反應(yīng)能壘(單位:kcal/mol)Figure 8 Calculated potential energy barriers catalyzed by Fe(kcal/mol)

3 結(jié)論

本文的理論化學(xué)計(jì)算為甲硝唑的降解提供了一個(gè)合理的降解路徑，通過(guò)還原性零價(jià)鐵的催化作用使硝基逐步還原，經(jīng)過(guò)中間產(chǎn)物亞硝基、羥基胺、最后還原成胺基．

本文嘗試研究了降解機(jī)理，對(duì)反應(yīng)的過(guò)程給出詳細(xì)且合理的解釋?zhuān)⑶夷M了每一步的中間產(chǎn)物，使整個(gè)降解過(guò)程清晰明了．通過(guò)模擬計(jì)算發(fā)現(xiàn)鐵不但作為催化劑存在，同時(shí)也提供電子給反應(yīng)系統(tǒng);亞硝基和羥基胺生成的2步有可能為該反應(yīng)的速控步驟;亞硝基的相對(duì)能量較低，能夠穩(wěn)定存在;溶劑效應(yīng)有利于降解反應(yīng)．但是該機(jī)理仍需要進(jìn)一步的理論和實(shí)驗(yàn)來(lái)驗(yàn)證，確保精確性和可靠性，并提出更加有效的降解方法．

［1］LAU A H，LAM N P，PISCITELLISC，et al．Clinical phar macokinetics of metronidazole and other nitroi midazole anti-infectives［J］．Clin Pharmacokinet，1992，23(5):328-364．

［2］TALLY F P，SULLIVAN C E．Metronidazole:In vitro activity，pharmacology and efficacy in anaerobic bacterial infections［J］．Pharmacotherapy:The Journal of Human Pharmacology and Drug Therapy，1981，1(1):28-38．

［3］RIVERA-UTRILLA J，PRADOS-JOYA G，SáNCHEZPOLO M，et al．Removal of nitroimidazole antibiotics from aqueous solution by adsorption/bioadsorption on activated carbon［J］．JHazardmater，2009，170:298-305．

［4］MéNDEZ-DíAZ JD，PRADOS-JOYA G，RIVERA-UTRILLA J，et al．Kinetic study of the adsorption of nitroimidazole antibiotics on activated carbons in aqueous phase［J］．JColloid Interf Sci，2010，345(2):481-490．

［5］FANG Z，CHEN J，QIU X，et al．Effective removal of antibiotic metronidazole from water by nanoscale zerovalent iron particles［J］．Desalination，2011，268(1/2/3):60-67．

［6］FANG Z，QIN X，CHEN J，et al．Degradation of metronidazole by nanoscale zero-valent metal prepared from steel pickling waste liquor［J］．Appl Catal B:Environ，2010，100(1/2):221-228．

［7］SHEMER H，KUNUKCU Y K，LINDEN K G，et al．Degradation of the pharmaceutical metronidazole via UV，fenton and photo-fenton processes［J］．Chemosphere，2006，63(2):269-276．

［8］JOHNSON M B，MEHRVAR M．Aqueousmetronidazole degradation by UV/H2O2process in single-and multi-Lamp tubular photoreactors:Kinetics and reactor design［J］．Ind Eng Chem Res，2008，47(17):6525-6537．

［9］INGERSLEV F，HALLING-S?RENSEN B．Biodegradability ofmetronidazole，olaquindox，and tylosin and formation of tylosin degradation products in aerobic soil-manure slurries［J］．Ecotox Environ Safe，2001，48(3):311-320．

［10］INGERSLEV F，TOR?NG L，LOKEM L，etal．Primary biodegradation of veterinary antibiotics in aerobic and anaerobic surface water simulation systems［J］．Chemosphere，2001，44(4):865-872．

［11］AGRAWAL A，TRATNYEK PG．Reduction of nitro aromatic compounds by zero-valent iron metal［J］．Environ Sci Technol，1995，30(1):153-160．

［12］CHENG I F，MUFTIKIAN R，F(xiàn)ERNANDO Q，et al．Reduction of nitrate to ammonia by zero-valent iron［J］．Chemosphere，1997，35(11):2689-2695．

［13］MATHESON L J，TRATNYEK PG．Reductive dehalogenation of chlorinated methanes by ironmetal［J］．Environ Sci Technol，1994，28(12):2045-2053．

［14］LIU Y，LOWRY G V．Effect of particle age(Fe0 content)and solution pH on NZVI reactivity:H2evolution and TCE dechlorination［J］．Environ Sci Technol，2006，40(19):6085-6090．

［15］LIEN H L，ELLIOTTDW，SUN Y P，etal．Recent progress in zero-valent iron nanoparticles for groundwater remediation［J］．J Environ Eng Manage，2006，16(6):371-380．

［16］ZILBERBERG I，PELMENSCHIKOV A，MCGRATH C J，et al．Reduction of nitroaromatic compounds on the surface ofmetallic iron:Quantum chemical study［J］．Int JMol Sci，2002，3(7):801-813．

［17］陳少瑾，陳宜菲，張二華，等．土壤中取代硝基苯化合物被零價(jià)鐵還原的機(jī)理［J］．環(huán)境化學(xué)，2006，25(3):288-293．

［18］SONG H，CARRAWAY E R．Catalytic hydrodechlorination of chlorinated ethenes by nanoscale zero-valent iron［J］．Appl Catal B:Environ，2008，78(1/2):53-60．

［19］SHIH Y，TAIY．Reaction of decabro minated diphenyl ether by zerovalent iron nanoparticles［J］．Chemosphere，2010，78(10):1200-1206．

［20］FRISCH M J，TRUCKSGW，SCHLEGEL H B，et al．Gaussian 09，Revision B 01，Gaussian，Inc，Wallingford CT，2010．