生物電化學系統降解廢水中抗生素的研究進展

陳子璇,吳夏芫,陳雪茹,潘正勇,崔 衍,白佳瑩,周 俊,雍曉雨,謝欣欣,賈紅華,韋 萍

(南京工業大學 生物與制藥工程學院 生物能源研究所,江蘇 南京 211800)

自20世紀50年代以來,抗生素被廣泛應用于人類醫藥和畜牧業。大量抗生素經由人類和動物排泄物、農業和制藥工業廢水排放以原藥或代謝產物的形式進入水環境中,造成了極大的污染[1]。更為嚴重的是,抗生素可能誘導環境中抗生素抗性菌(ARB)及抗性基因(ARGs)的產生與傳播,從而對人類健康構成更大的威脅。因此，采取適當的措施解決抗生素污染問題已刻不容緩。

大部分抗生素抗菌活性強,具有可生化性差、難降解的特點,對傳統廢水處理方法提出了巨大的挑戰。多種處理方法如生物處理[2]、氯化法[3]、高級氧化技術[4]、電化學處理[5-6]、吸附[7]、膜過程[8]和超聲空化效應法[9]已被用于去除抗生素。但這些方法都需要特殊的材料、大量的能源或化學品的輸入、復雜的運行工藝且易造成二次污染,單獨的物理化學或生物方法也并不能完全去除和降解抗生素。

生物電化學系統(BES)是一種利用微生物催化陽極(氧化)或陰極(還原)反應的新興技術,主要包括微生物燃料電池(MFC)和微生物電解池(MEC)[10]。BES相較于一般的厭氧生物技術和電化學技術具有更強的污染物降解能力,且具有效率高、成本低、環境可持續性和能源回收等優點,這為抗生素類廢水的處理提供了一條新路徑[11]。然而,BES降解廢水中抗生素的研究仍處于起步階段,相關降解途徑和機制尚不明晰,國內外關于BES降解廢水中抗生素的文獻綜述也較少。因此,基于近年來BES降解抗生素的方法和機制，已用于BES降解的抗生素種類，影響抗生素降解的關鍵因素以及降解過程中可能對ARGs傳播造成的影響等方面的研究進行了系統的歸納和討論,旨在為加快BES技術在抗生素類廢水處理方面的應用進程提供參考。

1 傳統方法與生物電化學方法降解廢水中抗生素的比較

1.1 傳統方法

關于廢水中抗生素的傳統降解處理技術主要有物理法、高級氧化技術及生物法。具體在處理抗生素廢水時方法的優缺點及抗生素去除效率見表1。

表1 傳統方法處理抗生素廢水的優缺點及去除效率

1.2 生物電化學方法

利用BES降解抗生素的方法根據其工作原理大致可以分為以下3類:

第一類為抗生素在BES生物陽極(氧化性環境)中進行降解,這主要包括使用雙室MFC和單室空氣陰極MFC兩種反應器。鐵氰化鉀(雙室MFC)或O2(單室空氣陰極MFC)通常作為非生物陰極中的電子受體[18],生物陽極中抗生素作為唯一電子供體或與有機碳源共代謝被混合菌群降解。Wang等[19]發現磺胺甲惡唑及其降解產物3-氨基-5-甲基異惡唑(3A5MI)可在BES的生物陽極中得到有效降解,且在其降解過程中形成的有毒化學物質3A5MI可以進一步被礦化。在空氣陰極單室MFC的生物陽極降解青霉素的過程中,MFC運行24 h后青霉素(初始質量濃度50 mg/L)降解效率達到98%[20]。

第二類為抗生素在BES陰極(還原性環境)中進行降解。這主要包括非生物陰極(抗生素接受來自陰極的電子直接進行電化學還原)與生物陰極(抗生素在陰極混合菌群的作用下接收電子進行還原裂解)兩種機制。Kong等[21]使用非生物陰極降解氯霉素,外加電壓0.8 V下反應160 h,初始質量濃度200 mg/L的氯霉素降解效率為98.5%，表明電化學還原可以有效降解氯霉素。呋喃西林在BES生物陰極降解的過程中,施加電壓為0.2 V時降解效率為(46.62±4.95)%,施加電壓0.8 V時降解效率為(65.27±0.13)%,均高于開路時的降解效率(7.33±5.43)%[22]。盡管非生物陰極與生物陰極都可以對目標抗生素進行有效降解,但由于反應機制的差異,降解途徑及中間產物也會有所不同。在非生物陰極氯霉素的還原過程中明顯積累毒性較大的羥基胺基產物(HOAM)和亞硝基(NO)[23]。生物陰極中氯霉素則定向還原為另外的硝基芳香烴化合物并最終脫氯生成毒性極弱的一氯芳香胺(AMCl)。

第三類為通過BES與其他技術的耦合強化對抗生素的降解，主要包括MFC耦合人工濕地、MFC耦合膜生物反應器(MBR)等。利用MFC耦合人工濕地在處理四環素與磺胺甲惡唑時(圖1),四環素進水質量濃度為400、1 000和1 600 μg/L,對應出水質量濃度分別為0、0和1.65 μg/L;同樣進水質量濃度的磺胺甲惡唑對應出水質量濃度為0.90、1.70和2.40 μg/L。在不同的進水抗生素濃度下,陽極層和陰極層兩種抗生素的積累濃度有所差異,陽極層中四環素質量濃度較高,其次是陰極層,中間層質量濃度最低,與磺胺甲惡唑趨勢相同，表明在抗生素去除過程中底物吸收、微生物降解、植物吸收、水解反應和電化學反應都受到了一定的影響[24]。

圖1 BES耦合人工濕地[24]

Li等[25]將BES和MBR耦合(圖2),使用聚偏二氟乙烯涂覆的碳布作為陰極膜。最終該反應器去除了模擬廢水中體積90%以上的四環素,解決了常規MBR高能耗的問題。MFC將MBR系統中體積2.93%的COD轉化為電能,MBR將O2擴散到MFC的陰極中,整個過程具有更高的能量轉換效率和更少的能量消耗。

圖2 BES耦合MBR[25]

1.3 生物電化學降解廢水中抗生素的優勢

與傳統技術相比,BES降解廢水中的抗生素展現了較多的優勢:1)能經濟有效地去除抗生素，且效率高,降解周期短,整個過程中不需要大量能源或化學品的投入[14];2)能減少有毒中間代謝產物的生成，抗生素降解過程中生成的中間代謝產物，可能比母體化合物毒性更大,BES則可使得某些毒性更大的中間代謝產物被進一步降解和礦化[22-23];3)具有綠色可持續化特征，BES降解抗生素的過程無二次污染,綠色環保,而且還可利用有機廢水作為電子供體,兼具能源回收、以廢治廢的特點;4)易與其他技術進行創新整合，由于傳統的單一技術難以將抗生素完全去除,將多種技術進行耦合是抗生素廢水處理發展的必然趨勢,BES則易于與其他技術進行創新性整合[26]。

2 已用于生物電化學降解的抗生素

2.1 抗生素的種類

目前,已用于BES降解的廢水中抗生素大致分為β-內酰胺類、硝基咪唑類、硝基呋喃類、磺胺類、四環素類和氯霉素類。β-內酰胺類包括頭孢呋辛、頭孢曲松鈉及青霉素等;硝基咪唑類主要為甲硝唑;硝基呋喃類目前被研究的仍較少,僅有Kong等[22]對呋喃西林進行了研究;磺胺類抗生素被研究較多的為磺胺甲惡唑;被研究最多的是四環素類和氯霉素類。由于不同抗生素化學結構不同,BES降解抗生素廢水的反應條件設置也各不相同,表2對已有的研究進行了總結。

表2 已用于生物電化學降解的抗生素分類、結構、反應條件及降解效率

2.2 抗生素的降解路徑及產物

BES降解抗生素廢水的過程中,抗生素的降解產物主要通過高效液相色譜法(HPLC)、液相色譜-質譜聯用儀(LC-MS)進行測定[36-38]。以氯霉素為例,MFC生物陽極降解氯霉素的過程中,反應初期氯霉素被轉化為兩個主要的代謝中間體,其中硝基轉化為胺基形成了二氯芳香胺AMCl2,3-羥基氯霉素發生乙?；陕让顾匾阴；a物,隨后乙?；a物的硝基進一步被還原為胺基,最終被還原為AMCl2,因此在MFC生物陽極運行96 h后僅能檢測到一種代謝產物AMCl2[33]。在BES陰極還原氯霉素的過程中,Liang等[23]發現在非生物陰極還原氯霉素過程中需積累中間產物HOAM和NO,然后進一步轉化為AMCl2,通過加氫脫氯的機制最終生成一氯芳香胺(AMCl)。生物陰極則可以定向還原氯霉素硝基基團到胺基產物AMCl2,隨后AMCl2由于微生物分泌的還原脫鹵素酶脫氯轉化為AMCl(圖3)。生物陰極與非生物陰極還原脫氯途徑有所不同,生物陰極催化速率明顯快于非生物陰極。但是,BES系統降解氯霉素的主要最終產物AMCl2和AMCl還含有Cl-,仍然可能對環境存在毒害作用。

圖3 氯霉素在MEC生物陰極中的降解途徑[23]

磺胺甲惡唑在雙室MFC生物陽極降解過程中,產生了5種不同的中間產物,從而得出了磺胺甲惡唑可能發生的不同降解途徑,但最終產物都為4-氨基苯磺酰胺[39]。同樣為磺胺類抗生素的磺胺嘧啶在雙室MFC生物陽極降解過程中,苯胺環與磺胺嘧啶磺酸基團之間的S—N鍵斷裂，最終產生了兩種主要的產物:嘧啶-2-氨基磺氨酸和苯胺[40]。與氯霉素相似的是,磺胺類抗生素最終產物均為具有苯胺環結構的芳香胺產物。目前并沒有研究顯示BES可以將抗生素徹底降解為不具有苯胺環結構的產物,因此后續應重點研究如何在BES中徹底礦化抗生素,使其降解為不具有苯胺環、無毒害作用的產物。

3 生物電化學降解抗生素的影響因素

BES降解抗生素的性能受到很多參數的影響,例如:抗生素本身的特性和濃度、碳源、電極材料、施加電勢等[41-44]。對這些關鍵影響因素展開研究和討論,將有利于該體系的進一步被優化和應用。

3.1 抗生素的電化學性質和濃度

抗生素的分子結構以及官能團會對生物電化學的反應活性有著顯著的影響[35,45]。因此,抗生素的電化學性質為目標抗生素是否適合被用于電化學降解提供了判斷依據?？股氐碾娀瘜W性質通常可用循環伏安法(CV)進行測定,由CV曲線獲得目標物質可能發生氧化還原反應的不同電勢電位條件[35,45]。呋喃西林經CV分析后約在-0.35、-0.60和-0.95 V有3個還原峰電位,表明呋喃西林可以在生物陰極上被還原，并且在不同的陰極電位下會發生3個還原反應[32]。氯霉素在CV掃描下發現不同的陰極電位，導致氯霉素的轉化反應和代謝產物都不同[21-22]。除抗生素本身的電化學性質外,BES系統中抗生素的初始質量濃度也會直接影響著降解效能。氯霉素在雙室MEC生物陰極中的降解效率隨著初始質量濃度的增加(10、20和50 mg/L)而降低[46]?；前芳讗哼騇FC生物陽極的降解研究中,隨著磺胺甲惡唑的質量濃度從20 mg/L增加到200 mg/L,磺胺甲惡唑的去除周期從24 h延長到72 h[30]。然而,頭孢曲松鈉在空氣陰極單室MFC生物陽極中降解時,初始質量濃度50 mg/L的去除效率(91%)遠遠高于初始質量濃度30 mg/L的去除率(51%)[28]。

3.2 碳源的影響

碳源除了可以用來維持微生物的生長代謝，在BES的抗生素降解中還是重要的共代謝底物和電子供體[47-48]。BES生物陽極降解抗生素的研究主要涉及的是有無額外添加有機碳源以及共代謝方面的影響,生物陰極降解抗生素的研究中還涉及添加有機碳源與無機碳源的區別。土霉素在MFC生物陽極中充當電子供體運行330 d后，10 mg/L土霉素的去除效率在78 h內達到99%,且運行過程中MFC最大電壓約為0.6 V,表明土霉素可以作為微生物群落代謝的唯一碳源從而進行降解[49]。在空氣陰極單室MFC的生物陽極使用葡萄糖-青霉素混合物作為碳源時,50 mg/L青霉素添加1 g/L葡萄糖時的最大電流密度(10.73 A/m2)是青霉素(3.03 A/m2)的3.5倍,青霉素與葡萄糖進行共代謝增強了青霉素的降解效率(50 mg/L青霉素24 h降解效率為98%)[20]。BES生物陰極降解呋喃西林時以NaHCO3作為碳源時,3種降解產物的降解動力學的總體趨勢與葡萄糖作為碳源的生物陰極一致,陰極電位-0.8 V時降解效率約為65%,證明使用無機碳源的生物陰極生物催化能力仍然較強[22]。BES生物陰極降解氯霉素時,隨著葡萄糖質量濃度的增加(0.6 g/L增至1.0 g/L),生物陰極獲得了更大的陰極電流,陰極反應在葡萄糖質量濃度增加時，電子轉移速率也有所增加[23]。由此,BES降解抗生素的過程中有機碳源的添加，可以強化抗生素降解和電能回收。然而有機碳源的加入，不僅會提高處理成本，還可能導致二次污染,利用一些有機廢水來作為抗生素降解的共代謝底物或電子供體將是未來朝著應用化進程發展的一個方向[39]。

3.3 電極材料

BES中電活性微生物附著在電極材料表面形成生物膜，可用于抗生素降解并進行電子轉移,因此電極材料是影響BES降解效能的基礎[50]。目前,BES降解抗生素的研究大都以碳基材料(例如碳氈、碳布和碳刷等)作為電極材料。Wu等[51]使用碳棒、銅泡沫和鎳泡沫作為陰極電極,在MEC非生物陰極中對氯霉素進行降解。銅泡沫電極在12 h內去除了32 mg/L氯霉素,明顯大于碳棒24 h和鎳泡沫120 h的去除率。不同的電極材料會形成不同的最終產物,氯霉素在銅泡沫的作用下完全礦化成CO2和H2O,在碳棒作用下的最終產物是硝基苯,鎳泡沫作用下的最終產物為4-硝基芐醇。運行過程中泡沫銅電極有最高的還原電流。

3.4 施加電勢

在BES陰極降解抗生素的過程中,施加電勢的變化可以對BES中電化學活性生物膜提供不同程度的電刺激,不同數量的電子供體也會影響抗生素的降解速率及礦化程度[52]。Kong等[22]在MFC生物陰極降解呋喃西林時,陰極電勢為-0.2 V的還原速率常數為(0.677±0.069) h,還原效率為(42.25±1.35)%;陰極電勢變為-0.8 V的還原速率常數和還原效率分別增加至(1.202±0.124) h和(70.60±4.21)%。且陰極電勢為-0.2 V時呋喃西林的兩種中間產物(5-氨基-2-呋喃基)-亞甲基-肼甲酰胺(AMN)和(5-硝基-2-呋喃基)-甲胺(NFF)在72 h顯著積累,未進行下一步降解;當陰極電勢變為-0.8 V時,AMN和NFF在48 h內得到迅速降解。氯霉素在MEC生物陰極進行降解時隨著施加電勢的增加(-0.5 V增至-1.25 V)降解速率及去除效率增加,被氯霉素還原的中間產物AMCl2可以在-1.25 V下進一步降解生成AMCl,但在-0.5 V不能進行[53]。更大的施加電勢顯著提高了抗生素的去除效果,但過高的電壓會導致其他副反應的發生(如析氫)并增加能源的消耗。

4 生物電化學降解抗生素廢水過程中對ARGs的影響

隨著抗生素藥物使用的增加,越來越多ARB和ARGs的增殖與傳播對公眾健康造成了威脅[54]。因此,BES降解抗生素的過程中是否對ARGs的傳播和擴散存在潛在風險值得思考。

MFC生物陽極以土霉素為電子供體運行330 d后,MFC流出物中ARGs和活動遺傳元件為1.736 4和0.006 5標準拷貝數,且土霉素的初始質量濃度與MFC流出物中的ARGs含量無顯著相關性[51]。MFC生物陰極降解氯霉素的過程中較低的初始質量濃度(10 mg/L)可有效抑制ARGs的傳播;負陰極電位較高(-1.25 V)時ARB的含量增加,誘導了ARGs的表達,但在中等陰極電位下(-1 V)ARB的富集和ARGs的表達均可被調節[46]。MEC非生物陰極去除四環素時,隨著陰極電流的增加(7 mA增至28 mA)sulI和intI1的豐度也有所增加,intI1豐度與電流之間具有顯著的相關性,由此,更高的電流可能促進ARGs的水平轉移[55]。MFC耦合人工濕地去除四環素裝置在長期運行后生物膜中的sulI和tetC豐度增加,均高于出水中的豐度;在運行期間大多數ARGs均未顯著增加,ARGs與16SrRNA基因拷貝數之間未發現顯著相關性[26]。盡管上述實驗結果表明：在ARB與ARGs傳播方面,將BES用于抗生素的去除有一定風險,但與傳統處理方式相比,BES可以最小化ARB和ARGs的增殖與傳播。Yan等[49]發現用于降解土霉素的MFC生物陽極生物膜中總ARGs的標準化拷貝數明顯低于傳統的厭氧處理。同樣在MFC生物陰極降解氯霉素的過程中ARB的豐度與floR和cmlA基因的相對表達均隨著氯霉素的完全降解而下降[46]。

5 結語

基于微生物代謝和電化學氧化還原的耦合,BES被認為是降解廢水中抗生素最有前景的方法之一。抗生素種類繁多、結構復雜且電化學性質各異,適用的BES降解方式也會不同,同時可將BES與其他技術進行耦合,尤其是與傳統污水處理廠已有的手段進行整合應用。盡管BES降解廢水中的抗生素已展現出諸多優勢,但目前相關研究還處于初級階段,抗生素降解效率還較低,反應機制尚不明晰,一些復雜的抗生素還不能完全徹底礦化,降解中間產物仍可能對環境存在著潛在的危害。因此,可以開發一些低成本電極材料,并對不同BES降解廢水中抗生素的機制進行深入探討。另外,在關注BES降解抗生素效率的同時還應關注過程中ARGs豐度的變化,這將是評估這一技術是否具備應用前景的關鍵考量因素之一。