高級氧化技術(shù)降解抗生素及去除耐藥性的研究進(jìn)展

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(dòng)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(dòng)物機(jī)體的感染性疾病。據(jù)統(tǒng)計(jì)，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(bào)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(dòng)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(shí)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(gè)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(shí)，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(shí)，·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(shí)易局限于酸性條件[17-18]。當(dāng)溶液的pH較高時(shí)，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(huì)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(shí)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(gè)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(shí)會(huì)明顯延長ARB的滅活時(shí)間[21]，而低pH不僅可以在短時(shí)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(xiǎn)[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(shí)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(xiǎn)[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(gè)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(shí)，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(jià)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(shí)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(shí)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(shí)驗(yàn)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(shí)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(shí)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(shí)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(shí)，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(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)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(xiǎn)。

目前關(guān)于電化學(xué)氧化降解ARB及ARGs主要集中在實(shí)驗(yàn)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(shí)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(shí)驗(yàn)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(huì)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(shí)，紅霉素去除率低于80%，而當(dāng)溫度分別達(dá)到80℃和90℃時(shí)，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(dòng)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(huì)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(shí)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(huì)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(shí)，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(shí)，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(shí)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(gè)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(shí)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(xiǎn)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。