生物電化學(xué)系統(tǒng)降解廢水中抗生素的研究進(jìn)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(yè)大學(xué) 生物與制藥工程學(xué)院 生物能源研究所,江蘇 南京 211800)

自20世紀(jì)50年代以來(lái),抗生素被廣泛應(yīng)用于人類醫(yī)藥和畜牧業(yè)。大量抗生素經(jīng)由人類和動(dòng)物排泄物、農(nóng)業(yè)和制藥工業(yè)廢水排放以原藥或代謝產(chǎn)物的形式進(jìn)入水環(huán)境中,造成了極大的污染[1]。更為嚴(yán)重的是,抗生素可能誘導(dǎo)環(huán)境中抗生素抗性菌(ARB)及抗性基因(ARGs)的產(chǎn)生與傳播,從而對(duì)人類健康構(gòu)成更大的威脅。因此，采取適當(dāng)?shù)拇胧┙鉀Q抗生素污染問(wèn)題已刻不容緩。

大部分抗生素抗菌活性強(qiáng),具有可生化性差、難降解的特點(diǎn),對(duì)傳統(tǒng)廢水處理方法提出了巨大的挑戰(zhàn)。多種處理方法如生物處理[2]、氯化法[3]、高級(jí)氧化技術(shù)[4]、電化學(xué)處理[5-6]、吸附[7]、膜過(guò)程[8]和超聲空化效應(yīng)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(xué)品的輸入、復(fù)雜的運(yùn)行工藝且易造成二次污染,單獨(dú)的物理化學(xué)或生物方法也并不能完全去除和降解抗生素。

生物電化學(xué)系統(tǒng)(BES)是一種利用微生物催化陽(yáng)極(氧化)或陰極(還原)反應(yīng)的新興技術(shù),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(shù)和電化學(xué)技術(shù)具有更強(qiáng)的污染物降解能力,且具有效率高、成本低、環(huán)境可持續(xù)性和能源回收等優(yōu)點(diǎn),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(guān)降解途徑和機(jī)制尚不明晰,國(guó)內(nèi)外關(guān)于BES降解廢水中抗生素的文獻(xiàn)綜述也較少。因此,基于近年來(lái)BES降解抗生素的方法和機(jī)制，已用于BES降解的抗生素種類，影響抗生素降解的關(guān)鍵因素以及降解過(guò)程中可能對(duì)ARGs傳播造成的影響等方面的研究進(jìn)行了系統(tǒng)的歸納和討論,旨在為加快BES技術(shù)在抗生素類廢水處理方面的應(yīng)用進(jìn)程提供參考。

1 傳統(tǒng)方法與生物電化學(xué)方法降解廢水中抗生素的比較

1.1 傳統(tǒng)方法

關(guān)于廢水中抗生素的傳統(tǒng)降解處理技術(shù)主要有物理法、高級(jí)氧化技術(shù)及生物法。具體在處理抗生素廢水時(shí)方法的優(yōu)缺點(diǎn)及抗生素去除效率見(jiàn)表1。

表1 傳統(tǒng)方法處理抗生素廢水的優(yōu)缺點(diǎn)及去除效率

1.2 生物電化學(xué)方法

利用BES降解抗生素的方法根據(jù)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(yáng)極(氧化性環(huán)境)中進(jìn)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(yīng)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(yáng)極中抗生素作為唯一電子供體或與有機(jī)碳源共代謝被混合菌群降解。Wang等[19]發(fā)現(xiàn)磺胺甲惡唑及其降解產(chǎn)物3-氨基-5-甲基異惡唑(3A5MI)可在BES的生物陽(yáng)極中得到有效降解,且在其降解過(guò)程中形成的有毒化學(xué)物質(zhì)3A5MI可以進(jìn)一步被礦化。在空氣陰極單室MFC的生物陽(yáng)極降解青霉素的過(guò)程中,MFC運(yùn)行24 h后青霉素(初始質(zhì)量濃度50 mg/L)降解效率達(dá)到98%[20]。

第二類為抗生素在BES陰極(還原性環(huán)境)中進(jìn)行降解。這主要包括非生物陰極(抗生素接受來(lái)自陰極的電子直接進(jìn)行電化學(xué)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(jìn)行還原裂解)兩種機(jī)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(yīng)160 h,初始質(zhì)量濃度200 mg/L的氯霉素降解效率為98.5%，表明電化學(xué)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(guò)程中,施加電壓為0.2 V時(shí)降解效率為(46.62±4.95)%,施加電壓0.8 V時(shí)降解效率為(65.27±0.13)%,均高于開(kāi)路時(shí)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(duì)目標(biāo)抗生素進(jìn)行有效降解,但由于反應(yīng)機(jī)制的差異,降解途徑及中間產(chǎn)物也會(huì)有所不同。在非生物陰極氯霉素的還原過(guò)程中明顯積累毒性較大的羥基胺基產(chǎn)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(guò)BES與其他技術(shù)的耦合強(qiáng)化對(duì)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(yīng)器(MBR)等。利用MFC耦合人工濕地在處理四環(huán)素與磺胺甲惡唑時(shí)(圖1),四環(huán)素進(jìn)水質(zhì)量濃度為400、1 000和1 600 μg/L,對(duì)應(yīng)出水質(zhì)量濃度分別為0、0和1.65 μg/L;同樣進(jìn)水質(zhì)量濃度的磺胺甲惡唑?qū)?yīng)出水質(zhì)量濃度為0.90、1.70和2.40 μg/L。在不同的進(jìn)水抗生素濃度下,陽(yáng)極層和陰極層兩種抗生素的積累濃度有所差異,陽(yáng)極層中四環(huán)素質(zhì)量濃度較高,其次是陰極層,中間層質(zhì)量濃度最低,與磺胺甲惡唑趨勢(shì)相同，表明在抗生素去除過(guò)程中底物吸收、微生物降解、植物吸收、水解反應(yīng)和電化學(xué)反應(yīng)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(yīng)器去除了模擬廢水中體積90%以上的四環(huán)素,解決了常規(guī)MBR高能耗的問(wèn)題。MFC將MBR系統(tǒng)中體積2.93%的COD轉(zhuǎn)化為電能,MBR將O2擴(kuò)散到MFC的陰極中,整個(gè)過(guò)程具有更高的能量轉(zhuǎn)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(xué)降解廢水中抗生素的優(yōu)勢(shì)

與傳統(tǒng)技術(shù)相比,BES降解廢水中的抗生素展現(xiàn)了較多的優(yōu)勢(shì):1)能經(jīng)濟(jì)有效地去除抗生素，且效率高,降解周期短,整個(gè)過(guò)程中不需要大量能源或化學(xué)品的投入[14];2)能減少有毒中間代謝產(chǎn)物的生成，抗生素降解過(guò)程中生成的中間代謝產(chǎn)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(chǎn)物被進(jìn)一步降解和礦化[22-23];3)具有綠色可持續(xù)化特征，BES降解抗生素的過(guò)程無(wú)二次污染,綠色環(huán)保,而且還可利用有機(jī)廢水作為電子供體,兼具能源回收、以廢治廢的特點(diǎn);4)易與其他技術(shù)進(jìn)行創(chuàng)新整合，由于傳統(tǒng)的單一技術(shù)難以將抗生素完全去除,將多種技術(shù)進(jìn)行耦合是抗生素廢水處理發(fā)展的必然趨勢(shì),BES則易于與其他技術(shù)進(jìn)行創(chuàng)新性整合[26]。

2 已用于生物電化學(xué)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(nèi)酰胺類、硝基咪唑類、硝基呋喃類、磺胺類、四環(huán)素類和氯霉素類。β-內(nèi)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(duì)呋喃西林進(jìn)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(huán)素類和氯霉素類。由于不同抗生素化學(xué)結(jié)構(gòu)不同,BES降解抗生素廢水的反應(yīng)條件設(shè)置也各不相同,表2對(duì)已有的研究進(jìn)行了總結(jié)。

表2 已用于生物電化學(xué)降解的抗生素分類、結(jié)構(gòu)、反應(yīng)條件及降解效率

2.2 抗生素的降解路徑及產(chǎn)物

BES降解抗生素廢水的過(guò)程中,抗生素的降解產(chǎn)物主要通過(guò)高效液相色譜法(HPLC)、液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(LC-MS)進(jìn)行測(cè)定[36-38]。以氯霉素為例,MFC生物陽(yáng)極降解氯霉素的過(guò)程中,反應(yīng)初期氯霉素被轉(zhuǎn)化為兩個(gè)主要的代謝中間體,其中硝基轉(zhuǎn)化為胺基形成了二氯芳香胺AMCl2,3-羥基氯霉素發(fā)生乙?；陕让顾匾阴；a(chǎn)物,隨后乙?；a(chǎn)物的硝基進(jìn)一步被還原為胺基,最終被還原為AMCl2,因此在MFC生物陽(yáng)極運(yùn)行96 h后僅能檢測(cè)到一種代謝產(chǎn)物AMCl2[33]。在BES陰極還原氯霉素的過(guò)程中,Liang等[23]發(fā)現(xiàn)在非生物陰極還原氯霉素過(guò)程中需積累中間產(chǎn)物HOAM和NO,然后進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為AMCl2,通過(guò)加氫脫氯的機(jī)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(tuán)到胺基產(chǎn)物AMCl2,隨后AMCl2由于微生物分泌的還原脫鹵素酶脫氯轉(zhuǎn)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(tǒng)降解氯霉素的主要最終產(chǎn)物AMCl2和AMCl還含有Cl-,仍然可能對(duì)環(huán)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(yáng)極降解過(guò)程中,產(chǎn)生了5種不同的中間產(chǎn)物,從而得出了磺胺甲惡唑可能發(fā)生的不同降解途徑,但最終產(chǎn)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(yáng)極降解過(guò)程中,苯胺環(huán)與磺胺嘧啶磺酸基團(tuán)之間的S—N鍵斷裂，最終產(chǎn)生了兩種主要的產(chǎn)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(chǎn)物均為具有苯胺環(huán)結(jié)構(gòu)的芳香胺產(chǎn)物。目前并沒(méi)有研究顯示BES可以將抗生素徹底降解為不具有苯胺環(huán)結(jié)構(gòu)的產(chǎn)物,因此后續(xù)應(yīng)重點(diǎn)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(huán)、無(wú)毒害作用的產(chǎn)物。

3 生物電化學(xué)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(shù)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(shì)等[41-44]。對(duì)這些關(guān)鍵影響因素展開(kāi)研究和討論,將有利于該體系的進(jìn)一步被優(yōu)化和應(yīng)用。

3.1 抗生素的電化學(xué)性質(zhì)和濃度

抗生素的分子結(jié)構(gòu)以及官能團(tuán)會(huì)對(duì)生物電化學(xué)的反應(yīng)活性有著顯著的影響[35,45]。因此,抗生素的電化學(xué)性質(zhì)為目標(biāo)抗生素是否適合被用于電化學(xué)降解提供了判斷依據(jù)?？股氐碾娀瘜W(xué)性質(zhì)通常可用循環(huán)伏安法(CV)進(jìn)行測(cè)定,由CV曲線獲得目標(biāo)物質(zhì)可能發(fā)生氧化還原反應(yīng)的不同電勢(shì)電位條件[35,45]。呋喃西林經(jīng)CV分析后約在-0.35、-0.60和-0.95 V有3個(gè)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(huì)發(fā)生3個(gè)還原反應(yīng)[32]。氯霉素在CV掃描下發(fā)現(xiàn)不同的陰極電位，導(dǎo)致氯霉素的轉(zhuǎn)化反應(yīng)和代謝產(chǎn)物都不同[21-22]。除抗生素本身的電化學(xué)性質(zhì)外,BES系統(tǒng)中抗生素的初始質(zhì)量濃度也會(huì)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(zhì)量濃度的增加(10、20和50 mg/L)而降低[46]。磺胺甲惡唑MFC生物陽(yáng)極的降解研究中,隨著磺胺甲惡唑的質(zhì)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(zhǎng)到72 h[30]。然而,頭孢曲松鈉在空氣陰極單室MFC生物陽(yáng)極中降解時(shí),初始質(zhì)量濃度50 mg/L的去除效率(91%)遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于初始質(zhì)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(lái)維持微生物的生長(zhǎng)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(yáng)極降解抗生素的研究主要涉及的是有無(wú)額外添加有機(jī)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(jī)碳源與無(wú)機(jī)碳源的區(qū)別。土霉素在MFC生物陽(yáng)極中充當(dāng)電子供體運(yùn)行330 d后，10 mg/L土霉素的去除效率在78 h內(nèi)達(dá)到99%,且運(yùn)行過(guò)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(jìn)行降解[49]。在空氣陰極單室MFC的生物陽(yáng)極使用葡萄糖-青霉素混合物作為碳源時(shí),50 mg/L青霉素添加1 g/L葡萄糖時(shí)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(jìn)行共代謝增強(qiáng)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(shí)以NaHCO3作為碳源時(shí),3種降解產(chǎn)物的降解動(dòng)力學(xué)的總體趨勢(shì)與葡萄糖作為碳源的生物陰極一致,陰極電位-0.8 V時(shí)降解效率約為65%,證明使用無(wú)機(jī)碳源的生物陰極生物催化能力仍然較強(qiáng)[22]。BES生物陰極降解氯霉素時(shí),隨著葡萄糖質(zhì)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(yīng)在葡萄糖質(zhì)量濃度增加時(shí)，電子轉(zhuǎn)移速率也有所增加[23]。由此,BES降解抗生素的過(guò)程中有機(jī)碳源的添加，可以強(qiáng)化抗生素降解和電能回收。然而有機(jī)碳源的加入，不僅會(huì)提高處理成本，還可能導(dǎo)致二次污染,利用一些有機(jī)廢水來(lái)作為抗生素降解的共代謝底物或電子供體將是未來(lái)朝著應(yīng)用化進(jìn)程發(fā)展的一個(gè)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(jìn)行電子轉(zhuǎn)移,因此電極材料是影響B(tài)ES降解效能的基礎(chǔ)[50]。目前,BES降解抗生素的研究大都以碳基材料(例如碳?xì)?、碳布和碳刷?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(duì)氯霉素進(jìn)行降解。銅泡沫電極在12 h內(nèi)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(huì)形成不同的最終產(chǎn)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(chǎn)物是硝基苯,鎳泡沫作用下的最終產(chǎn)物為4-硝基芐醇。運(yùn)行過(guò)程中泡沫銅電極有最高的還原電流。

3.4 施加電勢(shì)

在BES陰極降解抗生素的過(guò)程中,施加電勢(shì)的變化可以對(duì)BES中電化學(xué)活性生物膜提供不同程度的電刺激,不同數(shù)量的電子供體也會(huì)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(shí),陰極電勢(shì)為-0.2 V的還原速率常數(shù)為(0.677±0.069) h,還原效率為(42.25±1.35)%;陰極電勢(shì)變?yōu)?0.8 V的還原速率常數(shù)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(shì)為-0.2 V時(shí)呋喃西林的兩種中間產(chǎn)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(jìn)行下一步降解;當(dāng)陰極電勢(shì)變?yōu)?0.8 V時(shí),AMN和NFF在48 h內(nèi)得到迅速降解。氯霉素在MEC生物陰極進(jìn)行降解時(shí)隨著施加電勢(shì)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(chǎn)物AMCl2可以在-1.25 V下進(jìn)一步降解生成AMCl,但在-0.5 V不能進(jìn)行[53]。更大的施加電勢(shì)顯著提高了抗生素的去除效果,但過(guò)高的電壓會(huì)導(dǎo)致其他副反應(yīng)的發(fā)生(如析氫)并增加能源的消耗。

4 生物電化學(xué)降解抗生素廢水過(guò)程中對(duì)ARGs的影響

隨著抗生素藥物使用的增加,越來(lái)越多ARB和ARGs的增殖與傳播對(duì)公眾健康造成了威脅[54]。因此,BES降解抗生素的過(guò)程中是否對(duì)ARGs的傳播和擴(kuò)散存在潛在風(fēng)險(xiǎn)值得思考。

MFC生物陽(yáng)極以土霉素為電子供體運(yùn)行330 d后,MFC流出物中ARGs和活動(dòng)遺傳元件為1.736 4和0.006 5標(biāo)準(zhǔn)拷貝數(shù),且土霉素的初始質(zhì)量濃度與MFC流出物中的ARGs含量無(wú)顯著相關(guān)性[51]。MFC生物陰極降解氯霉素的過(guò)程中較低的初始質(zhì)量濃度(10 mg/L)可有效抑制ARGs的傳播;負(fù)陰極電位較高(-1.25 V)時(shí)ARB的含量增加,誘導(dǎo)了ARGs的表達(dá),但在中等陰極電位下(-1 V)ARB的富集和ARGs的表達(dá)均可被調(diào)節(jié)[46]。MEC非生物陰極去除四環(huán)素時(shí),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(guān)性,由此,更高的電流可能促進(jìn)ARGs的水平轉(zhuǎn)移[55]。MFC耦合人工濕地去除四環(huán)素裝置在長(zhǎng)期運(yùn)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(yùn)行期間大多數(shù)ARGs均未顯著增加,ARGs與16SrRNA基因拷貝數(shù)之間未發(fā)現(xiàn)顯著相關(guān)性[26]。盡管上述實(shí)驗(yàn)結(jié)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(fēng)險(xiǎn),但與傳統(tǒng)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(fā)現(xiàn)用于降解土霉素的MFC生物陽(yáng)極生物膜中總ARGs的標(biāo)準(zhǔn)化拷貝數(shù)明顯低于傳統(tǒng)的厭氧處理。同樣在MFC生物陰極降解氯霉素的過(guò)程中ARB的豐度與floR和cmlA基因的相對(duì)表達(dá)均隨著氯霉素的完全降解而下降[46]。

5 結(jié)語(yǔ)

基于微生物代謝和電化學(xué)氧化還原的耦合,BES被認(rèn)為是降解廢水中抗生素最有前景的方法之一?？股胤N類繁多、結(jié)構(gòu)復(fù)雜且電化學(xué)性質(zhì)各異,適用的BES降解方式也會(huì)不同,同時(shí)可將BES與其他技術(shù)進(jìn)行耦合,尤其是與傳統(tǒng)污水處理廠已有的手段進(jìn)行整合應(yīng)用。盡管BES降解廢水中的抗生素已展現(xiàn)出諸多優(yōu)勢(shì),但目前相關(guān)研究還處于初級(jí)階段,抗生素降解效率還較低,反應(yīng)機(jī)制尚不明晰,一些復(fù)雜的抗生素還不能完全徹底礦化,降解中間產(chǎn)物仍可能對(duì)環(huán)境存在著潛在的危害。因此,可以開(kāi)發(fā)一些低成本電極材料,并對(duì)不同BES降解廢水中抗生素的機(jī)制進(jìn)行深入探討。另外,在關(guān)注BES降解抗生素效率的同時(shí)還應(yīng)關(guān)注過(guò)程中ARGs豐度的變化,這將是評(píng)估這一技術(shù)是否具備應(yīng)用前景的關(guān)鍵考量因素之一。