吳文瞳，張玲玲，李子富，王晨希，余春松，王慶國

（北京科技大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院,北京 100083）

抗生素是由微生物或高等動植物產(chǎn)生的具有抗病原體或其他活性的一類次級代謝產(chǎn)物，微量的抗生素就可以抑制或殺滅某些病原微生物。自從1928年第一種抗生素（青霉素）被發(fā)現(xiàn)以來，抗生素被廣泛用來預(yù)防或治療人類和動物機(jī)體的感染性疾病。據(jù)統(tǒng)計，2000—2015年，全球抗生素使用量增長幅度高達(dá)65%（從211億劑/天飆升至348億劑/天）[1]。然而，研究發(fā)現(xiàn)30%～90%的抗生素不能被機(jī)體完全吸收代謝[2]。由于其具有水溶性，所以大部分殘留抗生素最終以母體化合物或代謝產(chǎn)物的形式釋放到環(huán)境水體中。地表水體、飲用水以及污水中有關(guān)抗生素檢出的報道已較為普遍，濃度范圍一般為ng/L～μg/L[3-5]。雖然殘留量較低，但由于其具有持久存在性，在環(huán)境中的殘留水平不斷提高，嚴(yán)重影響人體和動物健康。在長期的選擇性壓力下，水體中的細(xì)菌持續(xù)進(jìn)化以保證其自身的存活。在這過程中，細(xì)菌不斷變化，誘導(dǎo)產(chǎn)生了極具忍耐性的抗性菌株——抗生素耐藥細(xì)菌（antibiotic resistant bacteria，ARB）。同時ARB攜帶的抗生素耐藥基因（antibiotic resistant genes，ARGs）還可通過水平基因轉(zhuǎn)移使周圍其他細(xì)菌獲取耐藥性。越來越多的研究證明，ARB及ARGs在水環(huán)境的增殖和擴(kuò)散已經(jīng)成為一個比抗生素殘留更難處理的環(huán)境問題（表1）。

表1 抗生素、ARB及ARGs在各國水體中的分布

1 傳統(tǒng)高級氧化技術(shù)對抗生素及耐藥性的降解

傳統(tǒng)AOPs是在高溫高壓、電、聲、光輻照、催化劑等反應(yīng)條件下產(chǎn)生羥基自由基（·OH）來降解目標(biāo)污染物的一種處理技術(shù)。AOPs具有強(qiáng)的反應(yīng)活性，不僅可以作為單獨(dú)處理技術(shù)，還可以與其他處理技術(shù)相結(jié)合。基于傳統(tǒng)AOPs的優(yōu)勢，近年來國內(nèi)外研究學(xué)者的研究主要集中在利用傳統(tǒng)AOPs進(jìn)行抗生素的降解，其降解機(jī)理主要涉及為：傳統(tǒng)AOPs中產(chǎn)生大量原位·OH，這類自由基可通過一系列的自由基鏈反應(yīng)進(jìn)攻不同抗生素的反應(yīng)位點(diǎn)，使抗生素發(fā)生斷鍵、開環(huán)和羥基化反應(yīng)，從而使之分解為低毒或礦化為無毒的小分子，最后降解為二氧化碳和水[13]。此外，當(dāng)傳統(tǒng)AOPs用于細(xì)菌滅活時，其作用機(jī)理主要是：AOPs中產(chǎn)生的自由基可導(dǎo)致細(xì)胞膜結(jié)合蛋白結(jié)構(gòu)的改變，通過脂質(zhì)過氧化過程直接攻擊細(xì)胞膜中的多不飽和脂肪酸和脂質(zhì)，破壞細(xì)胞膜的完整性，導(dǎo)致細(xì)胞的死亡裂解[14-15]；同時，·OH可加成到胞嘧啶的碳碳雙鍵，在糖基（如脫氧核糖）或核酸酶上產(chǎn)生脫氫反應(yīng)，從而導(dǎo)致DNA的雙螺旋結(jié)構(gòu)和遺傳信息的破壞[16]。

由于傳統(tǒng)AOPs在降解抗生素的綜述研究較為普遍，因此本節(jié)主要研究綜述了傳統(tǒng)AOPs應(yīng)用于耐藥性去除的相關(guān)研究。

1.1 Fenton氧化法

Fenton氧化法是一種傳統(tǒng)有效的污水處理方法，其原理主要是Fe2+催化分解H2O2產(chǎn)生·OH。由于Fenton氧化法降解效率高，操作簡單，且加入的H2O2增加了溶液中的溶解氧，因此有著廣泛的應(yīng)用。但是大量研究發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)enton氧化法處理目標(biāo)污染物時易局限于酸性條件[17-18]。當(dāng)溶液的pH較高時，直接影響Fe2+/Fe3+配合物的形態(tài)，溶液易生成大量鐵泥沉淀，增加后續(xù)處理難度，且·OH的再生會受到抑制，并可能分解為氧離子（O-），導(dǎo)致污染物降解率大大降低[19]，所以在處理廢水時需要反復(fù)進(jìn)行酸堿調(diào)節(jié)。pH對Fenton氧化法的影響是一個復(fù)雜的過程，不僅影響·OH在溶液中的形態(tài)和濃度，還影響反應(yīng)過程中廢水中各種有機(jī)物的電離狀態(tài)，從而導(dǎo)致·OH攻擊位點(diǎn)、降解產(chǎn)物及其毒性的差異[20]。此外，在對ARB去除研究中，研究人員還發(fā)現(xiàn)pH較高時會明顯延長ARB的滅活時間[21]，而低pH不僅可以在短時間內(nèi)有效殺滅細(xì)菌，還可導(dǎo)致DNA變性，降低質(zhì)粒信息通過水平基因轉(zhuǎn)移在不同種類細(xì)菌傳播的風(fēng)險[22]。

近年來，為了擴(kuò)大Fenton法的適用范圍，提高對ARB及ARGs的去除，有研究將太陽光與Fenton法結(jié)合。這些研究發(fā)現(xiàn)光源刺激的輔助可擴(kuò)大Fenton法的適用范圍，提高系統(tǒng)的殺菌能力。然而，太陽光與Fenton法的耦合對于水中ARGs的去除作用并不理想，有時甚至?xí)a(chǎn)生負(fù)面作用，如造成ARGs的相對豐度增加，增大耐藥性轉(zhuǎn)移到環(huán)境中的風(fēng)險[23-24]。對于耐藥性的去除，尤其是對于ARGs的處理和控制，探尋Fenton氧化法與其他物理化學(xué)方法聯(lián)合使用的可行性，提高Fenton氧化的適用范圍和降解效率，將是未來發(fā)展的一個長期方向。

1.2 光催化氧化工藝

光催化氧化法是在光輻射和催化劑的共同作用下，當(dāng)入射光能量大于光催化劑的帶隙時，產(chǎn)生電子空穴直接分解或與催化劑表面的水和氧相互作用，誘發(fā)產(chǎn)生氧化活性基團(tuán)·OH降解污染物[25]。在眾多催化劑中，TiO2由于其耐用性、低成本、低毒性、優(yōu)異的化學(xué)和光穩(wěn)定性而成為目前應(yīng)用最廣的催化劑[26]，且大量研究證明TiO2光催化在處理抗生素廢水中具有巨大的潛力[27-28]。

光催化劑的效率很大程度上取決于帶隙、帶邊緣電勢和電子-空穴對的復(fù)合速率[29]。研究發(fā)現(xiàn)TiO2催化劑吸收的光的波長范圍很窄，且吸收能力僅為太陽輻射的4%左右，光生價帶空穴和導(dǎo)帶電子可以快速復(fù)合，所以TiO2處理抗生素廢水的光能利用率始終很低[30]，并且很難回收再利用。此外有研究表明，TiO2在光催化降解抗生素時可能產(chǎn)生毒性更大的中間產(chǎn)物，且早期形成的中間體仍保持一定程度的抗菌活性[31]。綜上所述，TiO2催化劑存在的弊端限制了光催化氧化在實際抗生素廢水中的應(yīng)用，對具有更高光催化活性的TiO2改性材料提出了嚴(yán)峻挑戰(zhàn)。

近年來，許多實驗通過摻雜非金屬或金屬及其氧化物對TiO2進(jìn)行結(jié)構(gòu)和光催化性能的改性，降低電子-空穴的復(fù)合率，有效分離電荷并減少帶隙，使光吸收強(qiáng)度和范圍寬度有了很大提升，在可見光下即可被激發(fā)，且研究發(fā)現(xiàn)TiO2復(fù)合材料對ARB去除率明顯高于單獨(dú)的TiO2[32]。Ag粒子修飾的TiO2納米纖維正滲透膜可有效去除水體中的抗四環(huán)素大腸桿菌，導(dǎo)致ARB形態(tài)明顯受損，通過滲透膜對抗菌性的促進(jìn)作用取得連續(xù)的抗菌效果，并截獲更多的ARGs[33]。石墨烯修飾的TiO2粒子可明顯提高材料的吸附作用和氧化還原能力，導(dǎo)致ARB的永久失活及酸脫氧核糖骨架的斷裂，使長鏈DNA形成較短的寡核苷酸，最大限度地去除ARGs[34]。針對耐藥性，研究表明光催化氧化過程ARB的失活歸因于光輻射造成的細(xì)胞內(nèi)成分（如蛋白質(zhì)等）累積損傷和·OH的加速損傷[35]。

在去除機(jī)理方面，有研究表明TiO2及其改性的光催化材料，可通過提高材料的吸附性能和電子轉(zhuǎn)移能力，對ARB表現(xiàn)出了較高的去除效率。Cai等[36]對采用UVA/LED/TiO2連續(xù)工藝處理抗生素廢水的污水處理廠進(jìn)行了一年以上的監(jiān)測。結(jié)果表明，光催化可去除90%以上的磺胺甲唑和甲氧芐啶，對ARGs也有很好的去除和控制作用，并且在一年內(nèi)ARGs無明顯升高。綜上所述，TiO2光催化在處理抗生素廢水中具有巨大的潛力。非金屬、金屬及其氧化物材料摻雜可提高TiO2的光催化性能，且可有效去除ARB及ARGs。如何在降低成本的同時提高TiO2光催化性能和回收率，將是未來發(fā)展的長期方向。

1.3 電化學(xué)氧化

電化學(xué)氧化通常使用石墨、活性碳纖維、銅、不銹鋼等材料為陰極，鉑合金（Pt/Ti、Pt/Nb、Pt/Ta）、碳、銀、鐵、銅、鎳及其合金、DSA電極、石墨、和鎂鋁等金屬氧化物為陽極，通過電荷轉(zhuǎn)移直接氧化或者通過電極表面產(chǎn)生的·OH等氧化劑間接氧化，實現(xiàn)污染物的去除和礦化[37]。近年來，由于其具有很高的電子產(chǎn)出率、無需添加氧化劑、氧化能力強(qiáng)、反應(yīng)速度快、設(shè)備簡單、操作簡便等優(yōu)點(diǎn)[38]，電化學(xué)氧化技術(shù)研究得到了廣泛關(guān)注。

有研究表明電化學(xué)氧化在抗生素引起的微生物數(shù)量增加和功能屬抑制作用中起著積極的作用，可降低存活細(xì)菌的耐藥性，提高后續(xù)生物處理單元的處理性能和穩(wěn)定性，同時可降低ARGs的相對豐度，從而大大降低ARGs增殖和轉(zhuǎn)移的可能性[39-40]。同時，也有學(xué)者發(fā)現(xiàn)電化學(xué)氧化并不足以完全去除ARB及ARGs。Zhu等[41]在電化學(xué)氧化降解氟喹諾酮類抗生素的實驗中，發(fā)現(xiàn)氟喹諾酮核心是氟喹諾酮類抗生素抵抗細(xì)菌的關(guān)鍵，但電化學(xué)氧化后的混合物都保留了氟喹諾酮核心，顯示出可測的ARB活性。且后續(xù)通過綠藻生長實驗發(fā)現(xiàn)，電化學(xué)氧化產(chǎn)生了毒性更高的混合物，抑制了綠藻的生長，增加了水生環(huán)境的潛在風(fēng)險。

目前關(guān)于電化學(xué)氧化降解ARB及ARGs主要集中在實驗研究和應(yīng)用摸索階段，存在電極材料的限制、電流效率低、建設(shè)成本和運(yùn)營成本高等問題。鑒于抗生素廢水種類、來源和運(yùn)行方式等方面的差異，其對耐藥性的去除目前存在爭議，還需要進(jìn)一步優(yōu)化工藝參數(shù)，尋找高能耗材料的替代，提高電化學(xué)氧化的反應(yīng)效率，降低能源的消耗以實現(xiàn)其產(chǎn)業(yè)化處理[42-43]。

2 過硫酸鹽高級氧化技術(shù)對抗生素及耐藥性的降解

2.1 過硫酸鹽的化學(xué)特性及氧化降解機(jī)理

圖1 過硫酸鹽結(jié)構(gòu)

表2 ·與·OH的化學(xué)性質(zhì)

表2 ·與·OH的化學(xué)性質(zhì)

自由基SO-4··OH半衰期/μs 30～40 10-3氧化電位/V 2.50～3.10 2.80 pH適用范圍2～10 2～9

圖2 過硫酸鹽對ARB的滅活

2.2 過硫酸鹽的活化機(jī)制及其在抗生素和耐藥性中的應(yīng)用

2.2.1 熱活化

此外，在對耐藥性的去除實驗中也得到了類似的反應(yīng)效率。研究發(fā)現(xiàn)在熱活化過硫酸鹽降解紅霉素及其耐藥性的研究中，溫度的升高會促進(jìn)過硫酸鹽的分解，提高系統(tǒng)的反應(yīng)速率，當(dāng)溫度低于80℃時，紅霉素去除率低于80%，而當(dāng)溫度分別達(dá)到80℃和90℃時，去除率幾乎為100%，并且在經(jīng)過60min的熱處理后，ARGs的相對豐度明顯降低[56]。在熱活化過硫酸鹽氧化處理施用紅霉素發(fā)酵生物殘留物作為改良劑的土壤研究中，過硫酸鹽處理后的土壤紅霉素抗性基因及移動遺傳元件的相對豐度明顯低于對照組，且土壤中的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)明顯收斂，ARGs在土壤中的遷移擴(kuò)散被很好地抑制[57]。

綜上所述，抗生素的完全降解所需溫度一般都高于40℃，且耐藥性的高效去除可能會進(jìn)一步提高溫度的要求，如何降低反應(yīng)活化能、縮短反應(yīng)時間，還需要進(jìn)一步深入研究[58]。

2.2.2 Fe0及其改性活化

表3 改性Fe0對過硫酸鹽的氧化

綜上所述，利用Fe0及其改性的催化劑克服了Fe2+活化方式的限制，是一種有前途的、環(huán)境友好的活化手段，對抗生素、ARB及ARGs方面都表現(xiàn)出了良好的降解效果，是處理抗生素廢水的研究熱點(diǎn)之一。

2.2.3 紫外活化

綜上所述，紫外活化對抗生素及其耐藥性都顯示出了良好的處理效能，在降低抗生素廢水毒性方面也顯示出了巨大潛力。并且近年來隨著可見光催化劑的發(fā)展，過硫酸鹽活化的光源正在從UV擴(kuò)展到可見光[79-80]。如何擴(kuò)大光活化過硫酸鹽的光吸收范圍，形成節(jié)能、經(jīng)濟(jì)、環(huán)境友好的大規(guī)模工業(yè)體系將是未來的重要發(fā)展方向。

2.2.4 電活化

綜上所述，電活化過硫酸鹽對抗生素的降解率一般都在80%以上，且處理后抗生素的礦化率和毒性也明顯降低。此外，電化學(xué)活化與其他廢水處理工藝結(jié)合后也表現(xiàn)出優(yōu)異的抗生素降解能力，在去除耐藥性方面也具有潛力，是一種非常有前途的AOPs工藝。

3 高級氧化技術(shù)的影響因素

3.1 水體基質(zhì)的影響

表4 不同陰離子對降解抗生素廢水的影響

3.2 反應(yīng)條件的影響

pH是AOPs系統(tǒng)中影響優(yōu)勢自由基生成的重要因素。AOPs系統(tǒng)中的優(yōu)勢自由基及氧化電位在酸性、中性和堿性條件下有很大的差異[97]。因此，在不同條件下，AOPs系統(tǒng)具有不同的抗生素降解效率。Malakotian等[98]采用超聲/Fe3O4納米粒子/過硫酸鹽系統(tǒng)降解水體中的四環(huán)素，發(fā)現(xiàn)四環(huán)素分子在堿性pH下，由于環(huán)上的高電密度而帶負(fù)電荷，更易于吸收活性物種，從而加速四環(huán)素在堿性pH水平下的分解，去除率最高達(dá)47.59%。Ji等[99]采用熱活化過硫酸鹽降解磺胺甲唑及其結(jié)構(gòu)化合物，發(fā)現(xiàn)隨著pH從4.0增加到10.1，系統(tǒng)產(chǎn)生了更多的和·OH，抗生素的降解率也隨之單調(diào)增加。

不同于傳統(tǒng)AOPs的多種氧化方式，過硫酸鹽濃度在活化過程中對抗生素廢水的降解起著重要的作用。在一般情況下，隨著氧化劑濃度的增加，抗生素廢水的去除率會出現(xiàn)正效應(yīng)[93]。然而，隨著過硫酸鹽濃度增加，溶液易出現(xiàn)飽和狀態(tài)，廢水中的其他有機(jī)物與抗生素爭奪氧化劑，導(dǎo)致原料的浪費(fèi)及抗生素的降解率下降。Velosa等[100]通過電活化過硫酸鹽氧化降解鹽酸四環(huán)素，發(fā)現(xiàn)當(dāng)過硫酸鹽濃度從4.2mmol/L增加到12.6mmol/L時，抗生素去除率由72.0%提高到81.1%，而當(dāng)濃度進(jìn)一步提高到16.8mmol/L時，降解率卻在81.1%的基礎(chǔ)上下降了3.2%。Pirsaheb等[101]發(fā)現(xiàn)在UV活化過硫酸鹽反應(yīng)初期，環(huán)丙沙星降解效果顯著，但后續(xù)過硫酸鹽濃度的增加卻對環(huán)丙沙星的分解無顯著影響。

雖然AOPs工藝在處理抗生素廢水中顯示出極大的潛力，并取得了快速發(fā)展。但如何降低實際水體中基質(zhì)及反應(yīng)條件的影響，提高抗生素及其耐藥性的處理效率也將是今后研究的一個方向。

4 結(jié)語與展望

Fenton氧化、光催化氧化、電化學(xué)氧化等傳統(tǒng)AOPs工藝以其獨(dú)特的優(yōu)勢，已成為近年來抗生素廢水處理的熱點(diǎn)研究方向，實現(xiàn)了對抗生素的高效降解。然而，耐藥性的產(chǎn)生卻進(jìn)一步增加了處理的難度。基于單一·OH的AOPs工藝，在ARB和ARGs的去除方面存在處理成本高、環(huán)境風(fēng)險大、適用范圍有限、操作條件苛刻等局限性。未來的研究重點(diǎn)將集中在基于單一·OH的AOPs與其他物理化學(xué)方法的聯(lián)合使用工藝開發(fā)、AOPs系統(tǒng)中所涉及的材料改性及優(yōu)化等。