高级氧化技术降解抗生素及去除耐药性的研究进展

吴文瞳，张玲玲，李子富，王晨希，余春松，王庆国

（北京科技大学能源与环境工程学院,北京 100083）

抗生素是由微生物或高等动植物产生的具有抗病原体或其他活性的一类次级代谢产物，微量的抗生素就可以抑制或杀灭某些病原微生物。自从1928年第一种抗生素（青霉素）被发现以来，抗生素被广泛用来预防或治疗人类和动物机体的感染性疾病。据统计，2000—2015年，全球抗生素使用量增长幅度高达65%（从211亿剂/天飙升至348亿剂/天）[1]。然而，研究发现30%～90%的抗生素不能被机体完全吸收代谢[2]。由于其具有水溶性，所以大部分残留抗生素最终以母体化合物或代谢产物的形式释放到环境水体中。地表水体、饮用水以及污水中有关抗生素检出的报道已较为普遍，浓度范围一般为ng/L～μg/L[3-5]。虽然残留量较低，但由于其具有持久存在性，在环境中的残留水平不断提高，严重影响人体和动物健康。在长期的选择性压力下，水体中的细菌持续进化以保证其自身的存活。在这过程中，细菌不断变化，诱导产生了极具忍耐性的抗性菌株——抗生素耐药细菌（antibiotic resistant bacteria，ARB）。同时ARB携带的抗生素耐药基因（antibiotic resistant genes，ARGs）还可通过水平基因转移使周围其他细菌获取耐药性。越来越多的研究证明，ARB及ARGs在水环境的增殖和扩散已经成为一个比抗生素残留更难处理的环境问题（表1）。

表1 抗生素、ARB及ARGs在各国水体中的分布

1 传统高级氧化技术对抗生素及耐药性的降解

传统AOPs是在高温高压、电、声、光辐照、催化剂等反应条件下产生羟基自由基（·OH）来降解目标污染物的一种处理技术。AOPs具有强的反应活性，不仅可以作为单独处理技术，还可以与其他处理技术相结合。基于传统AOPs的优势，近年来国内外研究学者的研究主要集中在利用传统AOPs进行抗生素的降解，其降解机理主要涉及为：传统AOPs中产生大量原位·OH，这类自由基可通过一系列的自由基链反应进攻不同抗生素的反应位点，使抗生素发生断键、开环和羟基化反应，从而使之分解为低毒或矿化为无毒的小分子，最后降解为二氧化碳和水[13]。此外，当传统AOPs用于细菌灭活时，其作用机理主要是：AOPs中产生的自由基可导致细胞膜结合蛋白结构的改变，通过脂质过氧化过程直接攻击细胞膜中的多不饱和脂肪酸和脂质，破坏细胞膜的完整性，导致细胞的死亡裂解[14-15]；同时，·OH可加成到胞嘧啶的碳碳双键，在糖基（如脱氧核糖）或核酸酶上产生脱氢反应，从而导致DNA的双螺旋结构和遗传信息的破坏[16]。

由于传统AOPs在降解抗生素的综述研究较为普遍，因此本节主要研究综述了传统AOPs应用于耐药性去除的相关研究。

1.1 Fenton氧化法

Fenton氧化法是一种传统有效的污水处理方法，其原理主要是Fe2+催化分解H2O2产生·OH。由于Fenton氧化法降解效率高，操作简单，且加入的H2O2增加了溶液中的溶解氧，因此有着广泛的应用。但是大量研究发现，Fenton氧化法处理目标污染物时易局限于酸性条件[17-18]。当溶液的pH较高时，直接影响Fe2+/Fe3+配合物的形态，溶液易生成大量铁泥沉淀，增加后续处理难度，且·OH的再生会受到抑制，并可能分解为氧离子（O-），导致污染物降解率大大降低[19]，所以在处理废水时需要反复进行酸碱调节。pH对Fenton氧化法的影响是一个复杂的过程，不仅影响·OH在溶液中的形态和浓度，还影响反应过程中废水中各种有机物的电离状态，从而导致·OH攻击位点、降解产物及其毒性的差异[20]。此外，在对ARB去除研究中，研究人员还发现pH较高时会明显延长ARB的灭活时间[21]，而低pH不仅可以在短时间内有效杀灭细菌，还可导致DNA变性，降低质粒信息通过水平基因转移在不同种类细菌传播的风险[22]。

近年来，为了扩大Fenton法的适用范围，提高对ARB及ARGs的去除，有研究将太阳光与Fenton法结合。这些研究发现光源刺激的辅助可扩大Fenton法的适用范围，提高系统的杀菌能力。然而，太阳光与Fenton法的耦合对于水中ARGs的去除作用并不理想，有时甚至会产生负面作用，如造成ARGs的相对丰度增加，增大耐药性转移到环境中的风险[23-24]。对于耐药性的去除，尤其是对于ARGs的处理和控制，探寻Fenton氧化法与其他物理化学方法联合使用的可行性，提高Fenton氧化的适用范围和降解效率，将是未来发展的一个长期方向。

1.2 光催化氧化工艺

光催化氧化法是在光辐射和催化剂的共同作用下，当入射光能量大于光催化剂的带隙时，产生电子空穴直接分解或与催化剂表面的水和氧相互作用，诱发产生氧化活性基团·OH降解污染物[25]。在众多催化剂中，TiO2由于其耐用性、低成本、低毒性、优异的化学和光稳定性而成为目前应用最广的催化剂[26]，且大量研究证明TiO2光催化在处理抗生素废水中具有巨大的潜力[27-28]。

光催化剂的效率很大程度上取决于带隙、带边缘电势和电子-空穴对的复合速率[29]。研究发现TiO2催化剂吸收的光的波长范围很窄，且吸收能力仅为太阳辐射的4%左右，光生价带空穴和导带电子可以快速复合，所以TiO2处理抗生素废水的光能利用率始终很低[30]，并且很难回收再利用。此外有研究表明，TiO2在光催化降解抗生素时可能产生毒性更大的中间产物，且早期形成的中间体仍保持一定程度的抗菌活性[31]。综上所述，TiO2催化剂存在的弊端限制了光催化氧化在实际抗生素废水中的应用，对具有更高光催化活性的TiO2改性材料提出了严峻挑战。

近年来，许多实验通过掺杂非金属或金属及其氧化物对TiO2进行结构和光催化性能的改性，降低电子-空穴的复合率，有效分离电荷并减少带隙，使光吸收强度和范围宽度有了很大提升，在可见光下即可被激发，且研究发现TiO2复合材料对ARB去除率明显高于单独的TiO2[32]。Ag粒子修饰的TiO2纳米纤维正渗透膜可有效去除水体中的抗四环素大肠杆菌，导致ARB形态明显受损，通过渗透膜对抗菌性的促进作用取得连续的抗菌效果，并截获更多的ARGs[33]。石墨烯修饰的TiO2粒子可明显提高材料的吸附作用和氧化还原能力，导致ARB的永久失活及酸脱氧核糖骨架的断裂，使长链DNA形成较短的寡核苷酸，最大限度地去除ARGs[34]。针对耐药性，研究表明光催化氧化过程ARB的失活归因于光辐射造成的细胞内成分（如蛋白质等）累积损伤和·OH的加速损伤[35]。

在去除机理方面，有研究表明TiO2及其改性的光催化材料，可通过提高材料的吸附性能和电子转移能力，对ARB表现出了较高的去除效率。Cai等[36]对采用UVA/LED/TiO2连续工艺处理抗生素废水的污水处理厂进行了一年以上的监测。结果表明，光催化可去除90%以上的磺胺甲唑和甲氧苄啶，对ARGs也有很好的去除和控制作用，并且在一年内ARGs无明显升高。综上所述，TiO2光催化在处理抗生素废水中具有巨大的潜力。非金属、金属及其氧化物材料掺杂可提高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时提高TiO2光催化性能和回收率，将是未来发展的长期方向。

1.3 电化学氧化

电化学氧化通常使用石墨、活性碳纤维、铜、不锈钢等材料为阴极，铂合金（Pt/Ti、Pt/Nb、Pt/Ta）、碳、银、铁、铜、镍及其合金、DSA电极、石墨、和镁铝等金属氧化物为阳极，通过电荷转移直接氧化或者通过电极表面产生的·OH等氧化剂间接氧化，实现污染物的去除和矿化[37]。近年来，由于其具有很高的电子产出率、无需添加氧化剂、氧化能力强、反应速度快、设备简单、操作简便等优点[38]，电化学氧化技术研究得到了广泛关注。

有研究表明电化学氧化在抗生素引起的微生物数量增加和功能属抑制作用中起着积极的作用，可降低存活细菌的耐药性，提高后续生物处理单元的处理性能和稳定性，同时可降低ARGs的相对丰度，从而大大降低ARGs增殖和转移的可能性[39-40]。同时，也有学者发现电化学氧化并不足以完全去除ARB及ARGs。Zhu等[41]在电化学氧化降解氟喹诺酮类抗生素的实验中，发现氟喹诺酮核心是氟喹诺酮类抗生素抵抗细菌的关键，但电化学氧化后的混合物都保留了氟喹诺酮核心，显示出可测的ARB活性。且后续通过绿藻生长实验发现，电化学氧化产生了毒性更高的混合物，抑制了绿藻的生长，增加了水生环境的潜在风险。

目前关于电化学氧化降解ARB及ARGs主要集中在实验研究和应用摸索阶段，存在电极材料的限制、电流效率低、建设成本和运营成本高等问题。鉴于抗生素废水种类、来源和运行方式等方面的差异，其对耐药性的去除目前存在争议，还需要进一步优化工艺参数，寻找高能耗材料的替代，提高电化学氧化的反应效率，降低能源的消耗以实现其产业化处理[42-43]。

2 过硫酸盐高级氧化技术对抗生素及耐药性的降解

2.1 过硫酸盐的化学特性及氧化降解机理

图1 过硫酸盐结构

表2 ·与·OH的化学性质

表2 ·与·OH的化学性质

自由基SO-4··OH半衰期/μs 30～40 10-3氧化电位/V 2.50～3.10 2.80 pH适用范围2～10 2～9

图2 过硫酸盐对ARB的灭活

2.2 过硫酸盐的活化机制及其在抗生素和耐药性中的应用

2.2.1 热活化

此外，在对耐药性的去除实验中也得到了类似的反应效率。研究发现在热活化过硫酸盐降解红霉素及其耐药性的研究中，温度的升高会促进过硫酸盐的分解，提高系统的反应速率，当温度低于80℃时，红霉素去除率低于80%，而当温度分别达到80℃和90℃时，去除率几乎为100%，并且在经过60min的热处理后，ARGs的相对丰度明显降低[56]。在热活化过硫酸盐氧化处理施用红霉素发酵生物残留物作为改良剂的土壤研究中，过硫酸盐处理后的土壤红霉素抗性基因及移动遗传元件的相对丰度明显低于对照组，且土壤中的细菌群落结构明显收敛，ARGs在土壤中的迁移扩散被很好地抑制[57]。

综上所述，抗生素的完全降解所需温度一般都高于40℃，且耐药性的高效去除可能会进一步提高温度的要求，如何降低反应活化能、缩短反应时间，还需要进一步深入研究[58]。

2.2.2 Fe0及其改性活化

表3 改性Fe0对过硫酸盐的氧化

综上所述，利用Fe0及其改性的催化剂克服了Fe2+活化方式的限制，是一种有前途的、环境友好的活化手段，对抗生素、ARB及ARGs方面都表现出了良好的降解效果，是处理抗生素废水的研究热点之一。

2.2.3 紫外活化

综上所述，紫外活化对抗生素及其耐药性都显示出了良好的处理效能，在降低抗生素废水毒性方面也显示出了巨大潜力。并且近年来随着可见光催化剂的发展，过硫酸盐活化的光源正在从UV扩展到可见光[79-80]。如何扩大光活化过硫酸盐的光吸收范围，形成节能、经济、环境友好的大规模工业体系将是未来的重要发展方向。

2.2.4 电活化

综上所述，电活化过硫酸盐对抗生素的降解率一般都在80%以上，且处理后抗生素的矿化率和毒性也明显降低。此外，电化学活化与其他废水处理工艺结合后也表现出优异的抗生素降解能力，在去除耐药性方面也具有潜力，是一种非常有前途的AOPs工艺。

3 高级氧化技术的影响因素

3.1 水体基质的影响

表4 不同阴离子对降解抗生素废水的影响

3.2 反应条件的影响

pH是AOPs系统中影响优势自由基生成的重要因素。AOPs系统中的优势自由基及氧化电位在酸性、中性和碱性条件下有很大的差异[97]。因此，在不同条件下，AOPs系统具有不同的抗生素降解效率。Malakotian等[98]采用超声/Fe3O4纳米粒子/过硫酸盐系统降解水体中的四环素，发现四环素分子在碱性pH下，由于环上的高电密度而带负电荷，更易于吸收活性物种，从而加速四环素在碱性pH水平下的分解，去除率最高达47.59%。Ji等[99]采用热活化过硫酸盐降解磺胺甲唑及其结构化合物，发现随着pH从4.0增加到10.1，系统产生了更多的和·OH，抗生素的降解率也随之单调增加。

不同于传统AOPs的多种氧化方式，过硫酸盐浓度在活化过程中对抗生素废水的降解起着重要的作用。在一般情况下，随着氧化剂浓度的增加，抗生素废水的去除率会出现正效应[93]。然而，随着过硫酸盐浓度增加，溶液易出现饱和状态，废水中的其他有机物与抗生素争夺氧化剂，导致原料的浪费及抗生素的降解率下降。Velosa等[100]通过电活化过硫酸盐氧化降解盐酸四环素，发现当过硫酸盐浓度从4.2mmol/L增加到12.6mmol/L时，抗生素去除率由72.0%提高到81.1%，而当浓度进一步提高到16.8mmol/L时，降解率却在81.1%的基础上下降了3.2%。Pirsaheb等[101]发现在UV活化过硫酸盐反应初期，环丙沙星降解效果显著，但后续过硫酸盐浓度的增加却对环丙沙星的分解无显著影响。

虽然AOPs工艺在处理抗生素废水中显示出极大的潜力，并取得了快速发展。但如何降低实际水体中基质及反应条件的影响，提高抗生素及其耐药性的处理效率也将是今后研究的一个方向。

4 结语与展望

Fenton氧化、光催化氧化、电化学氧化等传统AOPs工艺以其独特的优势，已成为近年来抗生素废水处理的热点研究方向，实现了对抗生素的高效降解。然而，耐药性的产生却进一步增加了处理的难度。基于单一·OH的AOPs工艺，在ARB和ARGs的去除方面存在处理成本高、环境风险大、适用范围有限、操作条件苛刻等局限性。未来的研究重点将集中在基于单一·OH的AOPs与其他物理化学方法的联合使用工艺开发、AOPs系统中所涉及的材料改性及优化等。