2021, Vol. 41
[PDF全文]
自1928年发现青霉素以来, 人类开始广泛使用抗生素, 但由于缺乏对抗生素使用的监管, 使得大量抗生素随生产、生活废水进入水体环境(王佳琦等, 2020).而这些残留在水体中的抗生素具有生物毒性, 不仅会杀灭微生物, 还能诱发细菌产生耐药性, 导致超级细菌的产生, 威胁人类健康(罗义等, 2008；Zhang et al., 2015；濮倩敏等, 2018).目前, 青霉素类抗生素在全球范围内应用最广、用量最大, 而AMX作为最常用的半合成青霉素类广谱β-内酰胺类抗生素, 其水环境污染程度也较为严重(宿程远等, 2018).研究表明, AMX可通过改变抗生素靶位、破坏细胞膜渗透性以及酶的活性等方式对水体微生物生长产生抑制作用, 严重者会造成生物死亡(Poole et al., 2010；Ay et al., 2010；贾江雁等, 2011).但传统水处理技术无法满足对AMX的处理要求, 因此亟需寻求一种新的技术对其进行有效降解(曾洁仪等, 2019).
电催化降解技术具有高效清洁、操作简单等优势, 可将难降解有机污染物矿化或转化为易降解的中间体, 从而减轻水质毒性(Radjenovic et al., 2015；张春晖等, 2019；Kaur et al., 2019).其中阳极材料是电催化降解技术的核心, 在电催化反应过程中起着至关重要的作用(廖蓉等, 2016；Yao et al., 2017).PbO2阳极因其具有较高的催化活性、耐腐蚀性与较低的制造成本, 使其在难降解废水处理行业得到广泛的应用(Chen et al., 2004；Bian et al., 2019;周婷等, 2020).但传统PbO2阳极由于涂层内应力的存在, 使其在使用过程中存在涂层剥落、溶蚀等现象, 导致电极催化活性降低, 甚至失活(Li et al., 2016；张博文等, 2018).有研究表明, 在PbO2阳极涂层中引入耐腐蚀颗粒物(＜500 nm), 可有效避免刚性镀层的连续结合, 降低涂层内应力, 从而提高电极催化性与稳定性(Xia et al., 2015；Rosestolato et al., 2016；Dai et al., 2016).
ACF是一种基于碳纤维技术与活性炭技术相结合的新型碳纳米材料, 不仅具有较高的耐腐蚀性和稳定性, 同时还具备良好的导电性, 该材料已被应用于光催化、电催化、电容器等领域中(高磊等, 2016；赵卓凡等, 2017；解宏端等, 2019), 但用于PbO2阳极表面的修饰还鲜有报道.除此之外, 研究表明(Magdaleno et al., 2014；徐永刚等, 2015；李经纬等2016), 水体中的抗生素在降解前后毒性水平会发生明显变化.而有机污染物在电催化降解过程中可能产生毒性更大的中间体, 但是对于AMX在电催化降解过程中的毒性演变规律还缺乏研究.
基于此, 本文采用电沉积方法将ACF修饰于PbO2电极活性涂层, 制备出PbO2-ACF电极, 通过电化学性能、稳定性等对制备电极进行优选, 并将优选电极用于AMX的电催化降解研究.同时, 采用毒理基因组学方法对PbO2-ACF电极降解AMX过程中的毒性效应进行评价, 以期得到相应的毒性演变规律.
2 材料与方法(Material and methods) 2.1 材料与试剂本实验中所使用的化学试剂(除阿莫西林, 其余药品均为分析纯)均购买自国药集团化学试剂有限公司, 阿莫西林(98%)购买自上海麦克林生化科技有限公司, 去离子水由实验室购买的超纯水器(UPD-II-10T, 四川优普超纯科技有限公司)制备, 高纯钛片(＞99.6%)购买于宝钛集团, 活性碳纤维(平均孔径为2.0 nm, 比表面积1300 m2·g-1)购买自成都市科龙化工试剂厂.
2.2 电极制备电极的制备由钛基体的预处理、中间层的添加和活性层的负载3部分组成.其中预处理步骤是将裁剪好的钛片(1 cm×5 cm)进行打磨、去油、刻蚀处理.中间层的添加采用传统热分解法, 将含有SnCl4、SbCl3、NaF等前驱液均匀负载于钛基体上, 制得Ti/Sb-SnO2电极, 具体制备方法参考文献(李晓良等, 2017).
电极活性层为经ACF修饰后的β-PbO2层, 采用电沉积法制备而成, 电沉积液由Pb(NO3)2 (0.5 mol·L-1)、Cu(NO3)2 (0.2 mol·L-1)、NaF (0.01 mol·L-1)、HNO3 (0.01 mol·L-1)以及不同浓度的ACF (0、0.05、0.1、0.15、0.2 g·L-1)混合制备.以上述制备好的Ti/Sb-SnO2电极为阳极, 以相同尺寸的铜板为阴极, 在65 ℃、10 mA·cm-2条件下电沉积120 min, 制得PbO2-ACF电极, 分别标记为PbO2、PbO2-ACF(0.05)、PbO2-ACF(0.1)、PbO2-ACF(0.15)、PbO2-ACF(0.2).
2.3 电极表征及性能测试采用扫描电镜(SEM, Merlin Compact, 蔡司)观测电极表面微观结构、电镜能谱(EDS)分析活性层元素组成、X-射线衍射(XRD-700, 岛津)分析晶体结构, 扫描角度(2θ)为10°~80°.
采用三电极体系在电化学工作站(Versa STAT 4, 普林斯顿)上对制备的电极进行测试, 以制备电极为工作电极, 相同尺寸的铜板为辅助电极, Ag/AgCl电极为参比电极, 电解液为0.5 mol·L-1 Na2SO4溶液, 其中工作电极待测面积为1 cm2, 极板间距为2 cm.循环伏安曲线测试(CV)中扫描范围为0~2.5 V, 扫描速度为50 mV·s-1.电化学交流阻抗测试中频率扫描范围为105~0.1 Hz, 振幅为5 mV.
以对苯二甲酸为捕捉剂, 采用荧光光谱法对制备电极产·OH能力进行检测, 以制备电极为阳极, 相同尺寸的铜板为阴极, 在电解液(0.5 mmol·L-1对苯二甲酸、2 mmol·L-1 NaOH、0.5 mol·L-1 Na2SO4)中以10 mA·cm-2的电流密度电解25 min, 实验结束后取样2 mL稀释10倍, 使用荧光分光光度计对2-羟基对苯二甲酸进行光谱分析, 其中激发波长为315 nm, 发射波长为425 nm.
以3 mol·L-1 H2SO4溶液为电解液, 采用两电极体系对制备电极强化寿命进行检测.恒定电流密度为500 mA·cm-2, 当槽压升高至10 V时, 既认定测试电极失活.
在0.5 mol·L-1 Na2SO4溶液中以10 mA·cm-2的电流密度持续电解120 min, 对制备电极的Pb溶蚀量进行检测分析, 以评估其使用过程中的安全性.溶液中Pb离子含量采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, 赛默飞)进行检测, 电解过程中涂层未发生明显剥落现象.
2.4 AMX电催化降解及其毒性评价采用两电极体系, 以优选电极为阳极, 相同尺寸的铜板为阴极, 电极间距为2 cm, 电解液以Na2SO4(0.5 mol·L-1)为支持电解质, 以常见抗生素AMX(10 mg·L-1)为待降解目标有机物.在室温下, 设定电流密度为10 mA·cm-2, 处理时间为120 min, 在处理时间为0、15、30、60、90、120 min时取样对AMX的去除率和矿化率进行检测, 其去除率和矿化率分别由式(1)~(2)进行计算.
|
(1) |
|
(2) |
式中, A0、At分别为原样和电催化降解t时间后的AMX吸光度值, D0、Dt分别为原样和电催化降解t时间后的TOC浓度.
毒性效应评价采用毒理基因组学方法.选用能够实时测量启动子活性的绿色荧光蛋白(GFP)转染的基因文库(菌株), 包括大肠杆菌E.coil K12, MG1655 (含低拷贝质粒PUA66、卡那霉素抗性基因及快速折叠的gfpmut2)中114个含不同启动子的相关应激基因.这些应激基因可按照应激类型分为蛋白应激(TELIprotein)、氧化应激(TELIoxidative)、一般应激(TELIgeneral)、膜应激(TELImembrane)以及DNA应激(TELIDNA).结果评价时以转录效应水平值(TELI)为量化标准, 对AMX在电催化降解处理前后的毒性进行评估, 其中TELI值1~5表示色阶黑色到红色, 越接近红色表示应激越强烈.定义其数值大于1.5时是具有毒性(Gou et al., 2014), 其中毒性评价中的待测物质为电催化降解AMX至0、60、120 min时的溶液, 具体操作步骤参考(Gou, 2011)
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 电极微观形貌与元素分析图 1为经ACF修饰后的PbO2电极表面微观形貌, 可以看出, 未经ACF修饰的PbO2电极表面平整、光滑, 晶型为典型的四棱锥结构.而电极经ACF修饰后, 具有轴向裂纹的ACF均以“镶嵌”的方式被修饰到PbO2电极表面, 且随着电沉积液中ACF浓度的增大, 电极表面ACF含量呈增多趋势.当电沉积中ACF浓度达到0.5 g·L-1时, 电极表面负载了大量ACF, 制备出的PbO2-ACF(0.5)电极涂层不完整, 且存在易剥落现象.这是因为当电沉积液中ACF浓度过高时, 电极表面ACF占据了大量PbO2晶体的生长位点, 导致涂层晶体生长不连续, 因此后续实验中, 未对该电极进行进一步的相关研究.表 1为制备的PbO2-ACF电极EDS结果, 通过对电极表层C、Pb、O 3种元素占比进行检测分析.结果表明, 未经ACF修饰的PbO2电极表面未检测出C元素.当电沉积液中引入ACF时, 所制备的电极表面均检测出C元素, 且电极表面C元素占比随着电沉积液中ACF浓度的增大呈逐渐升高趋势.其中PbO2、PbO2-ACF(0.05)、PbO2-ACF(0.1)、PbO2-ACF(0.15)、PbO2-ACF(0.2)电极表面C元素占比分别为0、3.54%、3.73%、7.16%、10.19%, 表明ACF可以被修饰到PbO2电极表面, 这一结果与SEM结果一致.
 |
| 图 1 不同PbO2-ACF电极的SEM图 Fig. 1 SEM image of PbO2-ACF electrode |
| 表 1 PbO2-ACF电极表面各元素占比 Table 1 Distribution of element on the surface of PbO2-ACF electrode |
 |
图 2为经ACF修饰后PbO2电极的XRD谱图, 结果显示, 电极经ACF修饰后, 其晶型未发生明显变化, 都为β-PbO2晶型, 主要衍射峰位于25.4°、32°、36.2°、49°和62.8°, 分别对应β-PbO2的(110)、(101)、(200)、(211)和(301)晶面。其中(200)、(310)、(222)晶面随电沉积液中ACF浓度的增大呈现先增大后降低的趋势, 表明ACF的修饰会影响PbO2电极晶面的发育, 但对晶型无明显影响.由图中可以看出, PbO2-ACF(0.1)电极晶相最优, 衍射峰最强, 表明此电极晶型发育最完整.随着电沉积液中ACF浓度的增大, 涂层晶型衍射峰强度逐渐减弱, 表明过量的ACF修饰会抑制晶体的发育.推其原因是电沉积液中ACF浓度增大, 会占据大量PbO2晶体生长位点, 导致晶体生长发育受阻, 而良好的晶型有助于提高电极的催化性能和稳定性能.
 |
| 图 2 PbO2-ACF电极XRD谱图 Fig. 2 XRD spectrum of different PbO2-ACFelectrodes |
图 3a为PbO2-ACF电极的循环伏安测试曲线, 由图中可以看出未经ACF修饰的PbO2电极其析氧过电位约为1.60 V.而经过ACF修饰后, 电极析氧过电位呈现先增大后降低的趋势, 当电沉积液中ACF的浓度达到0.1 g·L-1时, 电极析氧过电位升至1.70 V, 超过0.1 g·L-1时, 电极析氧过电位分别降至1.67 V(0.15 g·L-1)和1.63 V(0.2 g·L-1).表明适量的ACF修饰可提高电极的析氧过电位, 而当电沉积液中ACF浓度继续升高时, ACF会占据大量β-PbO2晶体的生长位点, 导致涂层晶体生长受阻, 从而影响到电极的析氧过电位及催化性能.电极在催化氧化过程中, 高析氧过电位可抑制析氧副反应的发生, 从而提高电极的催化效率, 减少电能的浪费.
 |
| 图 3 PbO2-ACF电极的循环伏安曲线(a)及PbO2-ACF电极交流阻抗图谱及等效电路示意图(b) Fig. 3 Cyclic voltammetric curves of PbO2-ACF electrodes (a) and EIS spectrum of PbO2-ACF electrodes and diagram of the equivalent circuit (b) |
图 3b为制备PbO2-ACF电极在0.05 mol·L-1 Na2SO4溶液中的Nyquist图及拟合的等效电路图(左上插图), 通过ZSimp Win软件发现, 制备电极均符合Rs (C(RfW)模型(Rs: 溶液电阻；C：双电层电容；Rf：电极-溶液界面的界面转移电阻；W：扩散阻抗), 拟合数据如表 2所示.由图 3b可以看出, 电极经ACF修饰后, 容抗弧半径呈先减小后增大的趋势, 其中容抗弧半径越小表明电极表面电荷传输速率越快, 更有利于反应的发生.对制备的PbO2-ACF电极拟合结果(表 2)进行分析可知, 当电沉积液中ACF的浓度为0.1 g·L-1时, 电极具有较小的膜阻抗(4.07 Ω·cm-2), 表明该电极具有较高的电荷传输速率, 同时, 该电极具有最大的电容值(3.64×10-4 F·cm-2), 表明此电极具有较多的活性点位. 但是当电沉积液中的ACF浓度继续增大时, 电极膜阻抗呈升高趋势, 表明过量的修饰会影响涂层晶体的生长, 从而影响电极涂层电荷的转移速度与活性位点数量.
| 表 2 PbO2-ACF电极EIS拟合结果 Table 2 EIS fitting results of different PbO2-ACF electrode |
|
图 4为制备的PbO2-ACF电极在对苯二甲酸溶液中经过25 min电催化氧化后的荧光光谱图.由图可知, 电极经ACF修饰后, 电极产·OH的能力显著增强, 其中PbO2-ACF(0.1)电极产·OH能力最强为101.73 μmol·min-1·cm-2, 相较于未经ACF修饰的PbO2电极(36.4 μmol·min-1·cm-2), 其产·OH能力提高2.79倍.但是随着电沉积液中ACF浓度的继续增高, 电极产·OH速率分别下降至88.26 μmol·min-1·cm-2 (PbO2-ACF(0.15))、69.2 μmol·min-1·cm-2 (PbO2-ACF(0.2)).表明适量ACF的修饰可提高电极催化氧化能力, 这是因为经ACF修饰后, 电极活性层内应力得以降低, 避免了刚性层的连续结合, 使得活性层生长更为紧实、致密, 从而增加了电极表面的催化位点, 而活性位点的增多有利于产生更多的·OH, 进而提高电极的催化能力(王鸿辉等, 2018；梁琳琳等, 2020).
 |
| 图 4 2-羟基对苯二甲酸荧光光谱图 Fig. 4 Fluorescence spectroscopy of 2-hydroxyterephthalic acid |
电极的稳定性是至关重要的一个评价指标, 稳定性的高低可直接影响到电极的使用情况, 因此对经ACF修饰后的电极进行强化寿命测试.由图 5可以看出, 电极经ACF修饰后其强化寿命得到明显延长, 其中PbO2-ACF(0.1)电极强化寿命最长, 达到92 h, 相较于未经ACF修饰的PbO2电极(70 h), 其寿命提高了1.30倍.分析其原因, 电极表面经ACF修饰后, 降低了涂层内应力, 使涂层更加紧实、致密, 有效防止了电催化氧化过程中电极表面析出的氧气向内部扩散, 从而降低了Ti基体层钝化的速度, 提高了电极的稳定性.当电沉积液中ACF浓度继续增大时, 电极稳定性呈下降趋势, 分别降至82 h (PbO2-ACF(0.15))与72 h (PbO2-ACF(0.2)). 与SEM图进行比较发现, 当电沉积液中ACF浓度增大时, 其在电极表面呈堆叠状, 使得电极表面出现大量缝隙, 在强化寿命检测过程中, 电解液可沿这些缝隙进入涂层内部, 导致电极失活.由此可知, 适量的ACF修饰可提高PbO2电极的稳定性, 但过量的修饰会逐渐降低其稳定性.
 |
| 图 5 PbO2-ACF电极强化寿命测试 Fig. 5 Performance of different PbO2-ACF electrodes in accelerated life test |
经ICP-MS检测分析, 制备的PbO2-ACF电极在0.5 mol·L-1 Na2SO4溶液中持续电解120 min后, Pb溶蚀量相较于未经ACF修饰的PbO2电极均有所下降, 且随电沉积液中ACF含量的增大呈先升高后降低的趋势.PbO2、PbO2-ACF(0.05)、、PbO2-ACF(0.1)、PbO2-ACF(0.15)、PbO2-ACF(0.2)电极Pb溶蚀量分别为0.081、0.064、0.045、0.056、0.066 mg·L-1, 该结果与电极寿命检测结果一致, 表明适量ACF修饰可提高涂层紧实度, 从而提高电极稳定性.
3.5 AMX电催化降解及毒性演变综合考虑电极产·OH速率、析氧过电位以及稳定性等, 优选出PbO2-ACF(0.1)电极用于AMX的催化降解实验.图 6a与图 6b分别为AMX经PbO2电极与PbO2-ACF(0.1)电极电催化氧化处理后的浓度与TOC变化趋势, 可以看出, 随着电催化时间的延长, AMX去除率与矿化率均成增长的趋势, 经PbO2-ACF(0.1)电极电催化降解120 min后, AMX去除率与矿化率分别达到70.69%、58.61%, 高于未经修饰的PbO2电极的AMX去除率(62.26%)和矿化率(52.63%).表明电极经ACF修饰后, 可提高对AMX的去除效果和矿化效果.对比AMX去除率与矿化效果, 可发现AMX经电催化降解后, 去除率高于矿化率, 这是因为在电催化降解过程中, AMX未被彻底降解成CO2与H2O, 而是被转化为低含碳量的中间产物, 从而造成矿化率低于AMX去除率.
 |
| 图 6 AMX电催化降解效果 Fig. 6 Electrocatalysis Degradation of AMX |
AMX在电催化过程中五大类应激的结果如图 7a所示, 可以看出, 在电催化降解过程中, 氧化应激、一般应激和DNA应激的TELE数值随时间变化最为显著, 其中氧化应激与一般应激均随电催化时间呈下降趋势, 其TELI数值分别从2.15、2.27降至1.46、1.31. 表明AMX经电催化降解后, 通过干扰细胞生物、化学、物理稳态和改变细胞氧化还原电位等对细胞产生损害的方式显著降低.但DNA应激程度随时间呈上升的趋势, TELI指数由1.45升至1.81, 分析其原因, 可能是由于电催化过程中Pb的溶蚀造成更深层次的DNA损伤, 且随着电催化降解时间的延长, Pb溶蚀量呈上升趋势, 对细胞的DNA损伤进一步加深(Zheng et al., 2020).图中TELItotal随电催化降解时间的延长由1.98(0 min)降至1.70 (120 min), 表明AMX在电催化降解过程中毒性水平有所降低, 但由于未实现污染物的完全矿化, 毒性效应依然存在.
 |
| 图 7 AMX电催化降解中的转录效应毒性及110种基因表达应激结果 Fig. 7 Transcriptional toxicity during AMX electrocatalytic degradation and heat map of 110gene stress effects |
为了近一步了解其具体的毒性作用机制, 114种不同功能的应激基因的TELI数据被展示在图 8b中.可以看出AMX经催化降解后, 氧化应激中dps基因(保护细胞免受氧化应激)和sodb基因(保护细胞二羟基酸脱水酶免受超氧化应激失活)的转录效应水平值显著降低, 表明AMX经催化降解后对细胞的氧化破坏过程受到抑制.一般应激中大部分基因表达均向温和转换, 表明降解产物通过温度、压力、化学等方式对细胞的干扰程度降低.而DNA应激中rnt基因(参与L-Ara4N与脂质的合成运输)、ykfG基因(暴露于氯代物或氧化苯乙烯等物质时表达增加)、recX基因(recA抑制剂, 用于recA蛋白结构的调节)和recE基因(用于DNA修复)表达呈逐渐强烈趋势, 表明AMX经催化降解后的产物对细胞DNA有明显损伤作用.
4 结论(Conclusions)本文以电沉积方式制备出PbO2-ACF电极, 以析氧过电位、表面电荷传输速率、催化活性与稳定性为评价指标对制备电极进行优选, 同时将优选电极用于AMX的电催化降解研究.研究结果表明, ACF以“镶嵌”的方式被修饰于涂层表面, 且晶型仍为β-PbO2. 其中PbO2-ACF(0.1)产·OH速率最快(101.73 μmol·min-1·cm-2), 同时稳定性最好(92 h).因此将PbO2-ACF(0.1)电极用于后续AMX的电催化降解研究, 结果表明, 电催化技术对AMX有较好的去除率, 经120 min电催化降解处理, AMX去除率与矿化率分别达到70.69%、58.61%.同时, 随着电催化降解时间的延长, AMX的毒性水平有所降低.经电催化降解120 min后TELItotal数值由1.98降至1.70. 毒性演变基因表达图谱结果表明, AMX在电催化降解过程中, 毒理由最初的以氧化应激和一般应激为主转换为以DNA应激为主.推测在电催化降解AMX过程中, 虽然综合毒性有所降低, 但过程中产生了对DNA有损伤作用的中间产物.
Amadelli R, Rosestolato D, Velichenko A B. 2016. Electrode characteristics for ozone production: a case study using undoped and doped PbO2 on porous platinised titanium substrates[J]. Journal of Solid State Electrochemistry, 20(4): 1181-1190. DOI:10.1007/s10008-015-2945-1 |
Ay F, Kargi F. 2010. Advanced oxidation of amoxicillin by Fenton's reagent treatment[J]. Journal of Hazardous Materials, 179(1/3): 622-627. |
Bian X, Xia Y, Zhan T, et al. 2019. Electrochemical removal of amoxicillin using a Cu doped PbO2 electrode: Electrode characterization, operational parameters optimization and degradation mechanism[J]. Chemosphere, 233(OCT.): 762-770. |
Chen G. 2004. Electrochemical technologies in wastewater treatment[J]. Separation and Purification Technology, 38(1): 11-41. DOI:10.1016/j.seppur.2003.10.006 |
Chen J, Dai Q, Xia Y. 2015. Electrochemical degradation of aspirin using a Ni doped PbO2 electrode[J]. Journal of Electroanalytical Chemistry, 744: 117-125. DOI:10.1016/j.jelechem.2015.01.021 |
Chen J, Dai Q, Xia Y. 2016. Mechanism of enhanced electrochemical degradation of highly concentrated aspirin wastewater using a rare earth La-Y codoped PbO2 electrode[J]. Electrochimica Acta, 188: 871-881. DOI:10.1016/j.electacta.2015.10.120 |
Chen Q H, Qian Q R, Wang J Q, et al. 2020. Significant role of carbonate radicals in tetracycline hydrochloride degradation based on solar light-driven TiO2-seashell composites: Removal and transformation pathways[J]. Chinese Journal of Catalysis, 41(10): 110-120. |
Chen X, Huang C, Yao Y, et al. 2017. Preparation and characterization of a porous structure PbO2 -ZrO2 nanocomposite electrode and its application in electrocatalytic degradation of crystal violet[J]. Journal of the Electrochemical Society, 164(12): 367-373. DOI:10.1149/2.0161713jes |
冯婕, 马明洁, 王鸿辉, 等. 2018. 钕掺杂二氧化铅复合阳极的电化学性能研究[J]. 电化学, 108(4): 68-75. |
高磊. 2016. 活性碳纤维的应用现状及建议[J]. 合成纤维, 45(12): 23-25. |
Gou N, Gu A Z. 2011. A new transcriptional effect level index (TELI) for toxicogenomics-based toxicity assessment[J]. Environmental Science & Technology, 45(12): 5410-5417. |
Gou N, Lan J, Yuan S, et al. 2014. A quantitative toxicogenomics assay reveals the evolution and nature of toxicity during the transformation of environmental pollutants[J]. Environmental Science & Technology,, 48(15): 8855-8863. |
Guo M H, Liu T, Zheng X, et al. 2020. Impact of heavy metals on the formation and properties of solvable microbiological products released from activated sludge in biological wastewater treatment[J]. Water Research, (179): 115895. |
纪梦钿, 曾洁仪, 曾苏杭, 等. 2019. Sakaguchia cladiensis对磺胺甲嘧啶/铜复合污染中抗生素的降解[J]. 中国环境科学, 39(12): 5293-5300. |
贾江雁, 李明利. 2011. 抗生素在环境中的迁移转化及生物效应研究进展[J]. 四川环境, 30(1): 121-125. DOI:10.3969/j.issn.1001-3644.2011.01.026 |
Juárez A B, Magdaleno A, Saenz M, et al. 2014. Effects of six antibiotics and their binary mixtures on growth of Pseudokirchneriella subcapitata[J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 113(113C): 72-78. |
Kaur R, Kushwaha J P, Singh N. 2019. Amoxicillin electro-catalytic oxidation using Ti/RuO2 anode: Mechanism, oxidation products and degradation pathway[J]. Electrochimica Acta, 296: 856-866. DOI:10.1016/j.electacta.2018.11.114 |
Li X L, Xu H, Yan W. 2016. Fabrication and characterization of a PbO2-TiN composite electrode by Co-deposition method[J]. Journal of the Electrochemical Society, 163(10): 592-602. DOI:10.1149/2.0261610jes |
李德豪, 李泽胜, 濮倩敏. 2018. 钨酸铋纳米片光催化剂的制备以及四环素类抗生素降解性能研究[J]. 合成材料老化与应用, 202(4): 78-81. |
李经纬, 刘小燕, 王美欢, 等. 2016. 抗生素在水环境中的分布及其毒性效应研究进展[J]. 广州化工, 44(17): 10-13. DOI:10.3969/j.issn.1001-9677.2016.17.004 |
李晓良, 徐浩, 延卫. 2017. 高效Ti/PbO2电极制备及对酸性红G的降解研究[J]. 中国环境科学, 37(7): 2591-2598. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.07.022 |
梁琳琳, 张达光, 慕晓炜, 等. 2020. Sb-SnO2颗粒对钛基体PbO2电极的掺杂改性[J]. 电镀与涂饰, 375(21): 42-47. |
廖黎明, 宿程远, 郑鹏, 等. 2018. Fe3O4 NPs类芬顿预处理对活性污泥法处理阿莫西林废水的影响[J]. 化工学报, 69(12): 318-326. |
廖蓉, 汪迎春, 王中琪, 等. 2016. 改性Ti/SnO2-Sb电极催化降解1, 4-二氯苯废水试验研究[J]. 环境科学学报, 36(3): 850-856. |
罗义, 周启星. 2008. 抗生素抗性基因(ARGs)——一种新型环境污染物[J]. 环境科学学报, 28(8): 1499-1505. DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2008.08.002 |
马强, 宇万太, 徐永刚, 等. 2015. 环境中抗生素及其生态毒性效应研究进展[J]. 生态毒理学报, 10(3): 11-27. |
Pan C G, Ying G G, Zhang Q Q, et al. 2015. Comprehensive evaluation of antibiotics emission and fate in the river basins of China: Source analysis, multimedia modeling, and linkage to bacterial resistance[J]. Environmental Science & Technology, 49(11): 6772-6782. |
Poole K. 2010. Mechanisms of bacterial biocide and antibiotic resistance[J]. Journal of Applied Microbiology, 92(s1): 55S-64S. |
Radjenovic J, Sedlak D L. 2015. Challenges and opportunities for electrochemical processes as next-generation technologies for the treatment of contaminated water[J]. Environmental Science & Technology, 49(19): 292-302. |
宋爽, 汤莎莎, 张博文. 2018. 碳纳米点掺杂二氧化铅电极电催化降解2, 4-D[J]. 水处理技术, (7): 21-25. |
孙学凯, 田丹, 解宏端, 等. 2019. 活性碳纤维负载镧掺杂二氧化钛处理印染废水[J]. 水处理技术, (6): 106-110. |
徐光青, 赵卓凡. 2017. 活性碳纤维负载单晶TiO2纳米结构的制备及其光催化性能[J]. 中国陶瓷, 53(1): 26-31. |
张春晖, 刘宗, 杨博, 等. 2019. 钛基改性DSA电极氧化法去除水中全氟化合物[J]. 环境科学学报, 39(10): 3418-3426. |
周婷. 2004. 关于高级氧化技术处理抗生素废水的研究进展[J]. 环境与发展, 162(1): 99-102. |