微生物電化學技術去除水體中抗生素的研究進展

周樂安，蔣倩，孫士權，張偉，高陽，王鑫

(1.長沙理工大學 水利工程學院；湖南省環境保護河湖疏浚污染控制工程技術中心，長沙 410114；2.南開大學 環境科學與工程學院，天津 300350)

抗生素的發現與使用，極大地改善了人類健康狀況，提高了現代農業與畜牧業的經濟效率，促進了經濟社會的高效發展。據報道，全世界范圍內抗生素被廣泛使用，世界衛生組織(WHO)推薦的抗菌藥物應用率為30%，歐美發達國家約為10%，發展中國家約為42%[1]。報告指出，亞洲地區已經成為全球最大的抗生素用藥市場，市場規模約占全球總量的37.9%(2016—2022年中國抗生素市場深度調查與未來發展趨勢報告)。中國2013年抗生素消費總量約為16.2萬t，其中，人類醫療消耗約48%，剩余部分則用于畜牧業[2]。2018年約70%的住院病人以及20%的門診病人使用抗生素類藥物，這一數據約為發達國家使用率的兩倍[3]。抗生素經使用后，可通過不同途徑進入到水體中(圖1)，其中，主要包括污水處理廠的出水排放、畜牧業禽畜的飼養、魚類孵化場以及地表徑流等。

圖1 抗生素進入水體的途徑[4]Fig.1 Pathway of antibiotic entering

1 水體抗生素污染及其處理方法

1.1 水體抗生素污染現狀

抗生素的廣泛使用，使得水體成為環境中抗生素最重要的歸宿地之一。由于城市生活污水處理廠對于抗生素的降解效率較為低下，抗生素無法在處理過程中消除活性而進入環境，尤其是水環境中。據統計，抗生素經處理后大約仍有5.38萬t排放進入環境[2]。研究指出，水產養殖中約80%的抗生素會在水環境中釋放[5]。更為嚴重的是，抗生素排放進入環境中施加的選擇性壓力篩選并富集了環境中的耐藥細菌和耐藥基因(Antibiotic resistance genes，ARGs)，加速了耐藥細菌的不斷進化，從而催生了各類耐藥性的“超級細菌”，其危害堪比最新蔓延的新型冠狀病毒(SARS-CoV-2)[6]。報道指出，美國每年約2.3萬人死于耐藥感染，而據保守估計，全球范圍內每年死于耐藥感染的人數高達70萬。若抗生素隨污水排放不加以控制，研究預計到2050年全球每年的死亡人數將額外增加1 000萬[7]。因而，高效去除水體環境中的抗生素一直是現代廢水處理技術研究的熱點與難點[8]。

1.2 常見抗生素類廢水處理方法

在過去幾十年的研究中，水體抗生素常見的去除方法一般有物理、化學、生物等方法，進一步細化后可分為吸附法、電化學催化、臭氧氧化、芬頓類芬頓氧化、活化過硫酸鹽、光催化、好氧生物與厭氧生物處理等[2, 9-10]。物理化學方法一般可以對廢水進行簡單預處理以實現物質回收與提高水質的可生化性。

在物理化學方法中，吸附法的基本原理為利用多孔固體材料表面的吸附能力對水體中抗生素類污染物進行絡合、靜電相互作用、形成氫鍵或化學鍵(π-π鍵)等多種方式吸附去除，使水體得以凈化。研究至今，礦物質類(坡縷石、伊利石、蒙脫石、高嶺土、二氧化硅)、樹脂類(大網格聚合物、磁性樹脂)、金屬與金屬氧化物類(鋁、鐵的水合氧化物)、碳基材料(多壁碳納米管、氧化石墨烯、活性炭、生物炭)以及生物污泥等均可作為吸附劑對抗生素進行吸附去除[11]。在使用過程中，吸附劑一般可以回收利用3～5次。吸附法較其他處理方法具有操作簡單、成本低、效率高、重現性強、吸附劑種類多的優點。然而，吸附法并沒有對抗生素進行降解去除，而僅僅是吸附存儲的物理過程。此外，當水體中其他污染物存在時，吸附效果將明顯受損。

生物方法因其在原位應用方面的高靈活性而備受關注，通常地，生物法是一項耗時較長、降解徹底的抗生素處理技術。然而，厭氧的生物處理過程一般應用于高濃度有機廢水處理，且所需時間較長，而好氧處理時曝氣需要較高的能量輸入，更有大量剩余污泥將產生[16]。

2 微生物電化學技術處理抗生素類廢水

微生物電化學技術(Bioelectrochemical system, BES)具有污染物降解徹底、能耗低、操作簡單等特點。在BES中，電活性微生物氧化分解有機質進行代謝活動，產生的電子一部分供自身增殖利用，剩余部分則通過胞外電子傳遞至終端電子受體，從而完成生物化學能量到電信號的轉換[17-19]。微生物電化學技術結合有機質生物降解和電信號刺激，有利于廢水中抗生素類污染物的去除。與好氧廢水處理系統相比，BES的厭氧系統具有低能耗和低污泥產量的優勢。利用BES技術加速厭氧廢水處理時，難降解污染物的生物毒性將抑制電活性微生物的活性，因此，污染物的分子結構斷裂將是影響整個廢水處理性能的瓶頸[20]。在BES系統中可有效實現抗生素的去除，研究報道，對于β-內酰胺類與喹酮類抗生素，其去除率可高達98%以上，而四環素類、氯霉素、磺胺類等，其去除效率也均在80%以上[21]。至今利用BES技術進行抗生素類廢水去除時，主要包括單一系統以及微生物電化學耦合傳統廢水處理技術。筆者就近年來微生物電化學在抗生素類廢水處理領域的應用，包括微生物學組成、抗生素代謝途徑、影響抗生素處理效率的相關參數，以及BES耦合傳統廢水技術，進行回顧與總結。

2.1 BES中抗生素的降解機制

微生物電化學技術(圖2)，傳統意義來講主要包括微生物燃料電池(Microbial fuel cells, MFCs)和微生物電解電池(Microbial electrolysis cells, MECs)，該技術結合微生物代謝和電極表面的電化學氧化還原反應對污染物進行降解[19, 22]。對于MFC系統，陽極均由生物陽極構成，而陰極可分為非生物陰極與生物陰極兩種系統。在非生物陰極的系統中，一般以空氣或者鐵氰化鉀作為非生物陰極的電子受體，廢水中的抗生素等污染物質則作為生物陽極中電活性生物的碳源與電子供體。

圖2 抗生素降解去除常用的BES裝置Fig.2 Commonly used BES device for antibiotic

當陰極催化劑轉變為接受電子的電活性微生物后，即為生物陰極。在生物陰極MFC中，陰極電活性生物接受來自電極的電子，而陰極室中抗生素接受來自陰極的電子，并通過直接的電化學或微生物還原去除。與非生物陰極相比，循環伏安曲線 (CV) 顯示生物陰極MFC具有更高的峰值電流和更低的過電位[23]。由于生物陰極的得電子屬性，生物陰極一般應用于降解電子受體型抗生素。

MEC系統則是一個電驅動的析氫過程，通過外加電位，推動電活性微生物電子傳遞，提高電極表面微生物對抗生素的降解去除。在MEC系統中，電位是決定抗生素在MECs中降解效率的重要因素之一。抗生素在MEC中的降解機理則主要包括電化學直接還原和生物降解過程[24]。電子供體型抗生素可在陽極中被微生物氧化去除。而電子受體型抗生素即可接受陰極傳遞的電子進行還原，也可通過生物陰極表面的電活性微生物直接還原去除。

2.2 BES中抗生素的降解性能

對應于上述BES系統的降解機制，當以空氣陰極運行MFC對土霉素(Oxytetracycline，OTC)進行降解時，OTC濃度為50 mg/L以下時，其降解效率可達90%以上[25]。而使用氰化鐵鉀溶液(50 mmol/L K3[Fe(CN)6]和20 mmol/L磷酸鹽緩沖液PBS)作為陰極液，以碳布為陽極，磺胺嘧啶(Sulfadiazine，SDZ)作為唯一電子供體，2周內SDZ降解效率在90%以上[26]。陽極室中抗生素的引入抑制了胞外產電菌的電活性，降低了陰極的氧還原速率，限制了MFC電能輸出，但金霉素(Chlortetracycline，CTC)、羅紅霉素(Roxithromycin, ROX)、諾氟沙星(Norfloxacin)以及SDZ的去除率可達99.9%甚至100%[27]。對于非生物陰極的MFC系統，抗生素濃度、種類以及陽極的電活性生物是抗生素降解的關鍵因素。

當利用生物陰極對氯霉素(Chloramphenicol, CAP)進行降解時，生物陰極微生物可以直接從陰極獲得電子，參與CAP的硝基還原與脫氯反應，從而提高CAP的去除效率。CAP在生物陰極中的還原效率約為非生物陰極的3.2倍[28]。以32 mg/L 的CAP為目標污染物，當生物陰極運行4 h后CAP的轉化率為87.1%，而當運行時間提升至24 h后，這一去除率可達96.0%[23]。此外，生物陰極的降解效率極大地受環境溫度影響，當溫度由室溫(25 ℃)降低至10 ℃時，生物陰極的CAP還原效率顯著下降[29]。

當BES以MEC運行時，電極電位調控著MEC中生物的電活性與生物膜形成速率，當電位由0 V增加到0.9 V時，磺胺嘧啶(SDZ)在36 h內的去除率由79.3%增加至91.4%[30]。此后當電位持續增加至1.5 V時，降解效率不再增加，表明此時電位的加速效應達到閾值。相比如-0.5 V，當陰極電位處于較低的水平時(-1.25 V)，可以提供足夠的電子供陰極還原CAP，此外，其微生物群落結構在更低的電位下同樣也發生改變[31]。

綜上，基于電活性微生物的BES技術，在進行抗生素類污染物去除時，無論生物還是非生物陰極或者MEC系統，都取得較高的去除率(80%)。而在這一過程中，生物的催化、降解作用是抗生素降解的關鍵，因而，BES電極表面的生物膜中生物組成將影響抗生素的去除效率與代謝方式。

2.3 BES中降解抗生素的微生物群落

報道顯示，BES對各類抗生素降解時，電極表面生物組成主要分為兩個部分：具有電活性的胞外產電菌群以及具有抗生素降解功能的菌群，兩種菌群間復雜的相互作用對BES中抗生素降解和電能產出至關重要[21]。胞外產電菌利用抗生素等有機基質進行胞外呼吸產生電子，從而回饋加速厭氧降解過程。無論MFC與MEC系統，在進行抗生素類有機質降解時，其生物膜中的生物組成具有相似性，其基本組成為變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)以及厚壁菌門(Firmicutes)等，而對于不同的抗生素種類，生物學組成在屬或科水平具有差異性(見表1)。研究顯示，利用BES系統對氯霉素(CAP)進行降解時，富集于電極表面電活性生物膜的優勢菌屬為Azonexus、Comamonas、Nitrososphaera、Chryseobacterium、Azoarcus、Rhodococcus以及Dysgonomonas等。其中，Azonexus與Comamonas為具有胞外產電功能的陽極電活性菌，而其他的優勢屬在厭氧條件下具有降解有毒或難降解有機質的作用[32]。有研究指出，對于土霉素的BES降解，其生物群落中Eubacteriumspp.的豐度可高達91%以上[33]。在降解頭孢唑啉(Cefazolin，CFZ)的BES中，常見的電活性菌Geobacter、Acinetobacter、Stenotrophomonas、Lysinibacillus與Dysgonomonas在陽極生物膜中得以富集[34]。以恩諾沙星(Enrofloxacin，ENR)與頭孢噻呋(Ceftiofur，CEF)馴化電極生物膜顯示，厚壁菌門(Firmicutes)和放線菌門(Actinobacteria)的豐度相較于原始菌群出現下降，而變形菌門(Proteobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidetes)的豐度增加至80%～90%。屬水平顯示，Flavobacterium、Achromobacter、Stenotrophomonas以及Chryseobacterium在抗生素馴化體系中占據主導地位[35]。

表1 BES進行水體抗生素降解時電極表面主要的微生物組成及其豐度Table 1 The main microbial composition and abundance on electrode surface during antibiotic degradation in BES

在生物陰極表面，其優勢菌屬一般為α、β和γ-變形菌門(Proteobacteria)以及擬桿菌門(Bacteroidetes)[23]。進一步對其屬水平分析顯示，不同運行條件下的BES生物膜中，Methylobacillus、Pseudomonas、Anaerolineaceae以及Brevundimonas優勢明顯[31]。進行抗生素呋喃西林(Nitrofurazone，NFZ)降解時，生物陰極表面兼具硝基芳烴還原能力與胞外產電能力的Klebsiella是重要的優勢菌屬[23, 37]。綜上所述，抗生素的毒性與難降解性對BES系統中微生物活性影響較大，盡管在門水平差異不大，但在屬或者種水平，其生物學趨向于多樣化，逐步以抗生素馴化的電極電活性菌群對于抗生素的去除具有高效性。

2.4 BES中典型抗生素的降解代謝途徑

生物學以及抗生素種類的差異性勢必帶來代謝途徑的多樣化，在以BES電活性微生物進行抗生素降解時，其代謝途徑各有不同。金霉素(CTC)在BES中首先進行脫氫與脫鹵反應，此后化學鍵逐步被打斷即甲基以及—N(CH3)2等被氧化并最終轉化為二氧化碳與水而去除[38]。土霉素(Oxytetracycline，OTC)的降解過程與CTC具有相似性，OTC的代謝同樣是氫基于羥基的斷裂形成anhydro-oxytetracycline(AOTC)開始，隨后快速分解為α-APOTC與β-APOTC，經過氧化并發生開環反應生成3-羥基環己酮，最后，在羥基自由基的作用下分解為CO2和H2O[38]。在另一項利用BES進行OTC生物降解的研究中，OTC被微生物代謝，分子結構被破壞而轉化為相對簡單的苯環和碳鏈，從而消除OTC的抗性與毒性[39]。氯霉素(CAP)在生物陰極中的代謝主要有兩類代謝中間產物，即硝基部分與3-羥基部分。其中3-羥基部分被乙酰化而轉化為乙酰化CAP，硝基部分則轉化為胺基，形成胺類中間產物(AMCl2)。此后乙酰化CAP在經歷微生物進一步代謝后轉化為AMCl2，最后AMCl2逐步通過多種微生物的meta-cleavage代謝途徑轉化為無毒小分子產物[23, 32, 40]。磺胺甲惡唑 (Sulfamethoxazole，SMX)降解時，首先發生S-N鍵的斷裂形成4-氨基苯磺酸(4-amino benzene sulphinic acid)和3-氨基-5-甲基異惡唑(3-amino-5-methylisoxazole，3A5MI)(圖3)。其中，4-氨基苯磺酸轉化為苯磺酸或4-氨基苯硫酚，3A5MI的氨基則被微生物利用而轉化為5-甲基異惡唑。伴隨著N—O鍵和碳碳雙鍵斷裂，加之微生物耦合電刺激5-甲基異惡唑轉化為異丙醇并最終在厭氧環境下降解為CH4去除[41]。此外，有研究顯示SMX的代謝包括多種中間產物，表明其代謝途徑的多樣性，但不論何種代謝途徑，SMX都將開環形成小分子的中間產物而毒性得以去除[36]。

圖3 BES中磺胺甲惡唑可能的代謝途徑[41] Fig.3 Possible metabolic pathways of SMX in

磺胺嘧啶(SDZ)的化學結構由兩部分組成：嘧啶和磺胺。BES中，SDZ的代謝分為兩條途徑，降解初期，隨著S—N化學鍵的斷裂，SDZ降解為嘧啶和苯胺[30]。進一步地，苯胺在微生物與電刺激下轉化為苯且最終代謝產生甲烷，而嘧啶則隨之轉化為C4H8N2，并開環降解為小分子物質。此外，研究指出，SDZ的代謝產物可以作為微生物生長的能源、碳源或氮源等[30]。在另一項研究中指出水解是SDZ降解的第一步，而水解后的嘧啶部分通過羥基化過程進一步降解，磺胺部分(對苯胺磺酸)則主要通過還原和反硝化反應為主進行代謝去除[26]。綜上所述，不同的抗生素種類馴化將引起電活性生物組成不同，從而進一步影響BES中代謝途徑。因此，在考慮提升BES中抗生素的代謝效率時，生物接種來源、生物膜厚度以及環境因素包括溫度、pH、離子強度等均在不同程度影響著BES的抗生素類廢水處理性能。

2.5 影響BES中抗生素去除的因素

在利用BES技術對抗生素廢水進行處理時，系統的電極材料、離子強度與pH值、電活性生物膜厚度、抗生素類別與起始濃度等都將影響BES的廢水處理效率與電能回收。

電極材料決定了生物附著與電極的催化性能，陽極材料選擇時一般考慮的因素包含比表面積、生物相容性、導電性、長期運行穩定性以及經濟效益等，而陰極的選取則一般需要優先篩選其催化性能、導電性以及化學穩定性等[42]，表2對比了不同電極材料對抗生素降解性能的影響。有研究對比了碳棒(CR)、泡沫銅(Cu)以及泡沫鎳(NF)作為陰極時BES對氯霉素(CAP)的降解情況，結果顯示，32 mg/L CAP在泡沫銅電極下12 h即可完全降解，而碳棒以及泡沫鎳所需時間增加至24 h與120 h[43]。對比石墨與錳氧化物兩種電極，系統對環丙沙星(Ciprofloxacin，CIP)的去除率均高達97.8%以上，然而在石墨電極BES中由于電極吸附作用，其出水中磺胺嘧啶(SDZ)的濃度較之更低，即出水水質更優[44]。

表2 BES中電極材料對抗生素降解性能的影響Table 2 Effect of electrode materials on antibiotics degradation in BES

抗生素進入系統時，將在一定程度上抑制電極表面微生物活性，從而延長BES的啟動時間，因此，接種源與生物馴化方式對于優化電活性生物膜組成，富集抗生素類降解菌具有重要作用。研究指出，以磺胺嘧啶(SDZ)為有機底物，12個周期后，系統能量輸出回到最大值，6個月持續馴化后，BES能夠高效去除SDZ，100 mg/L SDZ可在48 h內完全去除[26]。此外，生物膜在較厚條件下對污染物毒性具有一定的抵抗力[45]。最新研究顯示，生物膜厚度可以調控物質在BES系統中的代謝途徑，即生物膜厚度的代謝將出現空間異質現象[46]。生物膜增厚后對頭孢唑啉(Cefazolin，CFZ)的耐受性更高[34]。生物膜在逐漸增厚的過程中，胞外聚合物不斷累積，將微生物包裹而形成類似于堡壘的新型結構，從而提高生物的耐受性[47]。抗生素在一定的濃度范圍內甚至能提高系統產能[48]，增大污染物去除效率，但濃度過高時，毒性將對電活性生物膜造成傷害[26]。有研究對比了BES系統對不同濃度SDZ的降解效率，結果顯示，20 mg/L SDZ在系統中被快速去除(3 h)，而當濃度提高到160 mg/L時，這一去除時間增加至24 h[30]。由于中間毒性物質的產生，高濃度的起始抗生素濃度將抑制系統的性能。在去除SMX的研究中，當抗生素濃度分別為0.20、0.39、0.79 mmol/L時，其TOC去除量分別為約73%、53%和33%[36]。此外，不同抗生素種類的分子結構與官能團組成具有差異性，其微生物可利用性在BES中不盡相同，因而其去除效率具有較大的差異。研究顯示，在BES中，相同濃度的抗生素(60 mg/L)，OTC的降解速率高于CTC[38]。基于抗生素的生物可利用性，研究不同抗生素在BES系統中的產電性能，結果顯示，以磺胺嘧啶(SDZ)為基質的電壓輸出高于金霉素(CTC)與羅紅霉素(ROX)，而諾氟沙星(NOR)電能輸出最低[27]。

其他因素，如電極電位、離子強度、溫度與pH值等同樣對BES的降解性能具有重要影響。BES中的MEC需要額外的外接電位，電極電位的變化將影響著電活性微生物的胞外電子傳遞(EET)機制，從而引起電活性微生物種群的多樣化發展[49]。因此，外接電位的適當改變可有效提高抗生素在BES中的去除效率[30]。電位的提高增加了系統的電子驅動力，強化抗生素的去除。當陰極電位由-0.2 V變化到-0.8 V時，呋喃西林(NFZ)的還原效率由約42%提高到約71%[37]。適度含鹽廢水(0.5%)的高導電性可有效促進BES中的氧化還原反應，加速廢水中氯霉素(CAP)的去除，而當鹽度提高到6%時，BES中CAP去除效率顯著降低，表明高鹽度對CAP去除率的抑制作用[50]。pH通過調節微生物酶的活性影響電活性生物膜的代謝效率、氧化還原電位和微生物產物的形成。在BES中，pH值對維持氧化還原反應的平衡也起著至關重要的作用。一般地，微生物電活性在pH值為7左右最佳，pH值過高或過低都將導致BES性能的顯著下降[51]。BES中基質的生物電化學反應在調解電解液的pH值方面起著重要作用。質子的產生和消耗基本同時發生，微生物自身將依據初始pH值平衡外界pH值變化[52]。然而，由于質子生成反應和氫氧根離子生成反應的速率不同，將導致系統pH值失衡，從而引起潛在的能量損失，降低系統功率輸出[53]。因而在BES中，通常采用磷酸鹽緩沖液調節系統的pH值。50 mmol/L磷酸鹽緩沖液時，抗生素逐步馴化10月后，72 h可將10 mg/L土霉素去除99%以上[33]。在20 mmol/L磷酸鹽緩沖液下，BES在12 h內即可將20 mg/L抗生素磺胺甲惡唑(SMX)去除85%，相較于文獻報道具有更高的降解效率[41]。溫度對電活性生物膜形成以及電催化性能具有重要意義[54]。BES的運行溫度對CAP的去除效率有一定的影響，當溫度從25 ℃切換到10 ℃時，CAP的降解顯著降低，生物陰極微生物葡萄糖發酵的乙酸和乙醇產率顯著下降[29]。

2.6 BES耦合傳統廢水處理技術降解抗生素

近年來，由于水質的逐漸惡化，單一的廢水處理技術已經不能滿足廢水處理的高效性、環境友好、資源回收與經濟可利用性要求[55-56]。因此，研究者們開始聚焦于傳統廢水處理技術的耦合。BES技術與傳統的污水處理技術，如人工濕地(Constructed wetland, CW)、膜生物反應器(Membrane bioreactor, MBR)以及高級氧化技術(Advanced oxidation process，AOPs)相結合，能夠獲得較高的抗生素降解效率。

圖4 BES與傳統廢水處理技術的耦合[17,52-53,55]Fig.4 Coupling technology between BES and traditional

3 結論與展望

綜述了利用BES技術進行抗生素類廢水處理的生物學組成、代謝去除方式以及影響BES中抗生素降解性能的各個參數。采用BES技術進行抗生素廢水處理時，其優點主要有：

1)回收有用資源、經濟效益好：抗生素去除不需要額外的能量輸入，此外，抗生素降解同時伴隨著能量的產生，將儲藏在有機質中的物理化學能轉化為電能。在生物陰極中不需要額外的還原劑和任何外部電源輸入，BES表現出較高的抗生素去除效率。

2)環境友好、無副產物產生：抗生素在降解過程中，高毒性的中間產物鮮有檢出，一般中間產物在BES中得以進一步降解而產生小分子物質。

3)多技術耦合兼容與高效性：BES與AOPs、吸附方法和人工濕地等相結合具有高效降解各類抗生素的功能。

然而，研究者目前為止主要聚焦于提升其去除效率、解決其電活性生物可利用性、探究其代謝去除機制等。在去除抗生素的研究中往往忽略了復雜的廢水組成，而微生物催化反應的pH適應范圍等對于實際應用也具有局限性。在未來的研究中，對功能菌群的進一步了解乃至功能基因的鑒定與富集，馴化具有pH廣泛應用性的功能降解菌，綜合考慮BES技術對于復合污染物的降解，考察多因素下的抗生素降解將有助于推動BES在實際抗生素類廢水處理中的應用與發展。