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科研 | Water Research：改良光-芬顿法“一站式”去除废水中抗生素抗性基因、菌群及微污染物

2021

05/17

微生态

A-

A+

水中有毒有害有机污染物的处理问题一直都是环保领域的研究热点之一。

编译：微科盟温水，编辑：微科盟木木夕、江舜尧。

微科盟原创微文，欢迎转发转载。

导读

水中有毒有害有机污染物的处理问题一直都是环保领域的研究热点之一。尽管光驱动的高级氧化法（AOP）已批量应用于废水处理，但是尚没有一种技术可同时去除废水中的抗生素耐药细菌（ARB），抗生素抗性基因（ARGs）和微污染物（MPs）。为此，本研究利用改良的光-芬顿法来净化废水。此方法添加了乙二胺二琥珀酸三钠（EDDS）与铁（III）的络合物，可使反应体系的pH保持为中性状态。首先，通过细菌细胞培养、实时荧光定量PCR（qPCR）和原子力显微镜（AFM）技术评估改良光-芬顿法去除抗生素耐药细菌（ARB）、胞外抗生素抗性基因（e-ARGs）和胞内抗生素抗性基因（i-ARGs）的效果；其次，通过液相色谱-质谱联用技术（LC-MS）评估改良光-芬顿法对3种水基质（超纯水、合成废水、实际废水出水）下5种微污染物（MPs：卡巴咪嗪（止痛药）、双氯芬酸（止痛药）、磺胺甲恶唑（抗菌剂）、氯丙酸（抗菌剂）和苯并三唑（抗抑郁药））的去除效果。结果发现：（1）0.1：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂系统可以有效地在30分钟内降低抗生素耐药细菌（ARB）的活性（达到6-log），在10分钟内降低胞外抗生素抗性基因（e-ARGs）的活性（达到6-log），并且，48小时后抗生素耐药细菌（ARB）未再生，表明改良光-芬顿法可有效去除废水中的抗生素耐药细菌（ARB）；（2）在超纯水基质的实验中，反应30分钟后，改良光-芬顿法对5种顽固微污染物（MPs）的去除率达到>99%；（3）加倍剂量的系统试剂可确保在合成废水和废水出水基质中与超纯水基质中等效的去除性能。因此，本研究的改良光-芬顿法是处理废水生物化学污染的“一站式”解决方案。

论文ID

原名：Simultaneous removal of antibiotic resistant bacteria, antibiotic resistance genes, and micropollutants by a modifiedphoto-Fenton process

译名：改良光-芬顿法“一站式”去除废水中抗生素抗性基因、耐药菌群及微污染物

期刊：Water Research

IF：9.13

发表时间：2021.03.20

通讯作者：郭建华

通讯作者单位：澳大利亚昆士兰大学水管理高等研究中心

实验设计

图文摘要

结果与讨论

1. UPW（超纯水）基质中ARB（抗生素耐药细菌）的灭活效果

为了评估改良光-芬顿法对UPW中ARB细胞的灭活率，我们对大肠杆菌做了定量分析。图1显示，在黑暗下微型ARB细胞被灭活（0.10-log）。这可能是由于UPW基质中的生理渗透压的影响。增加光辐射后，不添加任何系统试剂时，ARB细胞活性降低了1.61-log，这可能是由于光解酶的作用所致。据报道，d-氨基乙酰丙酸存在时，卟啉类化合物的光敏作用可产生¹O₂，该过程伴随细胞内病变，从而使细胞活性降低。在60分钟的光辐射过程中，添加Fe（III）（0.1 mM）试剂后的失活率（3.25-log）略高于不加任何试剂处理（1.60-log）。高的灭活率可能受到胞内芬顿反应产生的HO^•自由基的影响。另外，在60分钟的光辐射过程中，添加 H₂O₂试剂可使失活率提高2.71-log；而同时添加Fe（III）和H₂O₂试剂可进一步增加ARB细胞的失活率到5.45-log。

有研究表明，光辐射下H₂O₂可以加快Fe（III）-EDDS氧化为Fe（II）-EDDS。另外，摩尔比为1：2时，随着Fe（III）：EDDS浓度的增加，反应的光催化性能也得到增强。在本研究中，添加0.1：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂试剂与光辐射反应30分钟后，ARB细胞活性降低了6.36-log，这显著高于不添加 H₂O₂试剂下反应的效率（3.87-log）。然而，即使使用相同的比例和剂量，将Fe（II）代替Fe（III）后，细菌的灭活效率仍大大降低（2.31-log）。可见，传统的光-芬顿法需要更高的试剂剂量和更长的反应时间。此外，本课题组先前的研究发现，在相同的反应时间内（30分钟）完成ARB灭活需要更高浓度的Fe（II）（0.5 mM）和H₂O₂（10 mM）试剂。Giannakis等也观察到，在0.18 mM的Fe（II）和0.6 mM的H₂O₂试剂下，链霉素抗性大肠杆菌的灭活（降低6-log）需要更长的反应时间（1小时）。而且，pH为6.1-6.2时，90分钟的芬顿反应使大肠菌S115活性降低了6-log，而pH为4时140分钟的反应则使耐克拉霉素和磺胺甲恶唑的粪肠球菌活性降低了5-log。

尽管EDDS增强了光辐射的灭菌效果，但很少有研究应用Fe（III）-EDDS络合物。2019年的一项研究表明，较低剂量（0.1：0.2：0.3 mM Fe（III）：EDDS：H₂O₂）系统试剂配合光辐射下可使大肠杆菌活性降低6-log。但是，其UV的累积能量（3.5 kJ/L）高于本研究消耗的能量（1.2 kJ/L）。此外，在本研究的反应过程中pH值的变化在7.40±0.05至6.89±0.10之间，这证明络合剂EDDS的使用可使的pH保持在中性范围内，这明显优于传统需酸的光-芬顿法。

在1：1和1：2的剂量比下，Fe（III）-EDDS要比Fe（II）：EDDS所需的能量更低。增加光辐射后，二者的差距更加大。例如，Miralles-Cuevas等观察到1：2的Fe（III）：EDDS系统和1：1的Fe （ III）：EDDS系统降解污染物所需能量分别为1.4 kJ/L和>3 kJ/L。此外，增加Fe（III）-EDDS络合物中前者的浓度会促进HO^•自由基生成，但也需要消耗更多的H₂O₂。最佳的Fe剂量还会产生更多的ROS自由基，在光辐射下ROS会穿透细胞，将细胞内Fe(II)氧化为Fe(III)。因此，改良的光-芬顿法在提高ARB灭活率的同时还能减少H₂O₂消耗。

我们利用AFM研究改良光-芬顿实验中大肠杆菌的形态变化（图2）。结果发现，在实验前，细菌细胞发表面相对光滑，形状为棒状；实验开始后，大量细菌细胞开始变形；随着反应时间增加，细胞严重受损，表面扁平，细胞表面出现穿孔（图2C），最终完全裂解（图2D）。横截面图显示了30分钟内细胞平均高度的变化，细胞高度从对照组的210±50 nm（图2A）降低到25±15 nm（图2D），而细胞长度从3.0±0.5降低到1.4±1 μm。另外，细胞穿孔的尺寸随着反应时间的增加而增加。最大孔的直径约为1μm，深度约为50 nm。AFM结果表明，在改良光-芬顿实验中，大肠杆菌的光滑表面和三维结构被破坏，最终细菌细胞被裂解。综上，光-芬顿系统为 0.1 ：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂时，反应时间为30分钟时，耐氨苄青霉素和四环素的大肠杆菌可被有效灭活。

图1. EDDS（乙二胺二琥珀酸三钠）改良光-芬顿法及各对照系统中ARB（抗生素耐药细菌）的灭活效果。实验期间，光强为130mW/cm²。C0和C分别为初始和最终的ARB浓度（CFU/mL）。C/C₀代表ARB的降低浓度（CFU/mL）。

图2. 改良光-芬顿实验中（0.1:0.2:0.3 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统，光强=130 mW/cm²）各处理在UPW（超纯水）中的AFM（原子力显微镜）剖面图。（A）、（B）、（C）和（D）分别是Fe（III）：EDDS系统中培养前、10分钟、20分钟和30分钟后的大肠杆菌横截面图像。

2. ARB（抗生素耐药细菌）的失活与复活

在UPW、SWW和RWW基质中应用上述改良光-芬顿法以验证细菌的灭活效果（图3）。结果显示，在0.1：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂系统中，反应1小时后，SWW和RWW基质中ARB的灭活率分别达到4.34-log和3.13-log，而UPW基质在30分钟后达到检测极限（6.36-log）。这说明，UPW比SWW和RWW基质的灭菌效率更高。主要是因为SWW和RWW基质碱度较高或含有溶解有机物，由于光氧化产生的自由基无专一靶向性，它们极易与溶解性有机或无机物反应，导致SWW和RWW的降解ARB的活性降低。另外，SWW和RWW的碱性基质含有碳酸氢盐，这会造成自由基的敏化和猝灭作用。因此，对SWW和RWW基质而言，0.1：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂对于ARB的灭活无效（图3）。当系统中试剂量加倍至0.2：0.4：0.6 mM后，SWW基质中ARB的灭活率达到6.36-log。

此外，本研究评估了ARB的再生能力，以确定废水处理后的微生物风险（图4）。结果发现，随着系统反应时间的增加，耐药细菌的再生能力下降。对照组中，ARB在三种基质中培养24和48小时后的初始浓度分别为 ~ 1.70×10⁸CFU/mL和~2×10⁸CFU/mL。但是，培养基培养30分钟后检测到是灭活的状态（0 CFU/mL）。另外，反应20分钟后、培养24小时的细菌数量为~1.34×10⁸ CFU/mL，反应20分钟后、培养48小时细菌增加更为明显（~1.98×10⁸CFU/mL）。结果表明，经过光-芬顿反应后，耐药细菌可能会保有活性但不可培养，而经过48h培养后，失活的细胞则可能会通过细胞修复机制再恢复活性。AFM图像显示，在光-芬顿反应30分钟后，细菌细胞完全受损。受损的细胞无法复活，并且在5天的培养后也不能恢复生长。该结果证实，此改良光-芬顿系统下（0.1：0.2：0.3 mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂），反应30分钟（UPW基质），可达到有效灭菌，并防止废水中ARB的再生。但是，应注意，对于SWW基质，即使经过30分钟的反应，培养48小时后培养基中的ARB细菌丰度仍会升高（浓度为1.90×10⁸CFU/mL）。因此，需要两倍浓度的试剂（0.2：0.4：0.6mM的Fe（III）：EDDS：H₂O₂）来防止SWW基质中ARB的复活（图4）。

本研究的改良光-芬顿法比常规方法能够更有效地预防ARB复活。例如，传统方法中，光-芬顿试剂不含EDDS，此时需要更高剂量的Fe（II）（0.5 mM）和H₂O₂（10 mM）来防止氨苄青霉素和四环素的抗性大肠杆菌的再生。此外，有研究采用的传统方法成功阻止了抗性大肠杆菌的复活，但需要在0.18 mM的Fe（II）和0.6 mM的H₂O₂系统中反应6个小时。而在本研究中，EDDS的添加可使Fe（III）稳定，从而更有效地抑制大肠杆菌复活。

图3. 改良光-芬顿法实验（0.1:0.2:0.3 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统）中不同水基质中的ARB（抗生素耐药细菌）去除率。UPW：超纯水；SWW：合成废水；SWD：将SWW（合成废水）的光-芬顿系统试剂加倍的水基质；RWW：废水出水。

图4. 改良光-芬顿法实验（0.1:0.2:0.3 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统）中连续30分钟内ARB的再生活性。

3. 各种水基质中ARGs（抗生素抗性基因）的降解

3.1. e-ARG（胞外抗生素抗性基因）的降解

灭火过程中ARB膜系统破裂，释放出的e-ARGs成为二次污染物，导致抗性基因在细菌群落中传播。但是，目前大多AOPs或第三道处理工艺只局限于对非抗性细菌和少数ARB的灭活而不能对ARGs降解。本研究采用qPCR定量分析并评估改良光-芬顿法对e-ARGs的去除效率。

如图5（A和B）所示，细胞外tetA和bla_TEM-1基因的去除率随时间呈下降趋势。在0.1:0.2:0.3 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统下，UPW和SWW基质中bla_TEM-1基因在反应5分钟后迅速降到检测极限（6.0-log），3种水基质中tetA基因在10分钟后才降到检测极限。因此，保守地讲，系统反应10分钟后，两个基因均已检测不到。与UPW相比，RWW基质中的ARGs去除效率要低得多，很可能是此基质浊度过高所致。正如Uslu报道，混浊是影响水基质中质粒DNA降解的主要因素。由此看来，细胞外 bla _TEM-1基因的降解效率高于tetA基因。这可能是由于bla_TEM-1基因中含更高比例的T-T碱基（约是etA基因的1.5倍）。还有研究报道，bla_TEM-1基因比其它基因（tetA、mphA和sul1）的耐受性更低。

有趣的是，相比以往方法，改良的光-芬顿法对e-ARG降解率更高。例如，本课题组先前的研究显示，0.178:0.55 mM的Fe(II): H₂O₂系统反应10分钟后，tetA和bla_TEM-1基因的降解率达到4.85-log和5.80-log。然而，20 mg/L Cl₂对质粒ARGs（mecA和tetA）的降解率很低（只有0.4-log）；pH为8时，376 mg/min/L NaOCl试剂的降解率为4-log。在本研究中，光辐射下，H₂O₂联合Fe（III）-EDDS络合物会促进自由基生成，因此对e-ARG的降解更高效。

图5. 改良光-芬顿法实验（0.1:0.2:0.3mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统）中不同水基质下e-ARG（胞外抗生素抗性基因）的降解。（A）胞外e-tetA的降解；（B）胞外e-bla_TEM-1的降解。

3.2. i-ARG（胞内抗生素抗性基因）的降解

Fe（III）-EDDS络合物对i-ARG去除率如图6所示。在芬顿反应30分钟后，UPW基质中两种i-ARG基因（tetA和bla_TEM-1）的降解达到~1.0-log，而在SWW和RWW基质中的降解极少（~0.12-log）。随着反应时长增加，i-ARG的降解效果增强：在UPW基质中，反应1小时后，tetA降低了~3.79-log ， bla _TEM-1降低了2.19-log；反应3小时，tetA和bla_TEM-1都降到了极限值—4.18-log和4.14-log。本研究方法比传统的光-芬顿法有更高的i-ARG降解效率。比如，本课题组先前的研究显示，0.5:10 mM Fe(II): H₂O₂系统反应1小时后，i-ARG去除仅有1.0-log；用10 mg/L NaClO处理1小时后，i-ARG去除4、5-log；Yoon等的研究显示，要降解~4.0 log的i-ARG，NaClO剂量需要更多—20 mg/L；McKinney等的研究显示，120 mJ/cm²的UV₂₅₄辐射可去除2.9-log的mecA和1.6-log的ampC。

图6. 改良光-芬顿法实验（0.1:0.2:0.3 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂系统）中不同水基质下i-ARG（胞内抗生素抗性基因）的降解。（A）胞内i-tetA的降解；（B）胞内i-bla_TEM-1的降解。

4. 不同水基质中微污染物的降解

本研究进一步探讨了改良光-芬顿法度5种MPs的去除率。最初，在中性pH的UPW中，添加Fe（III）-EDDS络合物来开展水解和光解对照实验，结果观察到，没有MPs发生水解，但有2%双氯芬酸和甲丙酸发生吸附。增加光辐射后，观察到微污染物CBZ、SMX和BTA对光解作用非常稳定（图S2），然而污染物DCF和MCP在30分钟后降解了约70%。这与先前的研究一致，光辐射可快速分解双氯芬酸，因此使DCF降解。不同水基质中5种MPs的降解情况如图7所示。在0.1:0.2:0.3 mMFe(III):EDDS:H₂O₂系统下，在UPW基质中5种MPs被有效降解（图7A）。比如，在反应10分钟时，CBZ、DCF、SMX、MCP、BTA的降解率分别达到98.5%、98.3%、96.6%、96.3%和99.2%，在30分钟时它们几乎完全降解。另外，相同剂量试剂的该系统还可同时使ARB失活和MPs降解（图7B）。比如，在反应30分钟后，CBZ、DCF、SMX、MCP、BTA的降解率分别达到98.7%、99.2%、99.8%、99.7%和100.0%，ARB去除率也的达到了检测极限（图7B中未显示该数据）。

但是，与UPW相比，SWW基质中的MPs降解效果较差。比如，反应30分钟后，MCP和DCF的降解率分别达到80.9%和和88.4%，而CBZ、SMX和BTA的降解率低于30%（图7C）。原因可能是系统中的试剂同时参与分解SWW基质中的溶解性有机物，试剂快速耗尽，生成的自由基有限，不足以有效降解MPs。因此，当试剂的浓度加倍后（0.2:0.4:0.6 mM Fe(III):EDDS:H₂O₂），CBZ、DCF、SMX、MCP、BTA的降解率被提高到了55.1%、97.1%、40.1%、96.9%和45.1%（图7D）。综上，在实际中应当考虑不同基质的有机物含量，从而优化系统试剂的用量。另外，在本实验中未检测到这些MPs的中间和最终产物，因此有待开展深入的研究。

本研究中MPs的降解率与前人的研究结果一致。例如，Dong等利用Fe（III）-NTA络合物降解废水中的3种微污染物（CBZ、克罗米通和布洛芬），结果发现，将0.178:4.54mM FeIII-NTA:H₂O₂结合4.05 mW/cm²的UVA的系统下，反应120分钟后，MPs降解率超过92%。近期的一项研究使用1:0.88 mM Fe（III）-NTA:H₂O₂系统，反应15分钟后，废水中的MPs降解率达到80%，其中包含45种以上的MPs。另有研究表明EDDS介导的光-芬顿法可显著降低废水的毒性。我们的研究进一步证实了，将EDDS与光-芬顿法联用可有效降解低浓度药剂的废水。值得注意的是，均质的有机络合剂（如本研究中的EDDS）可能会导致废水中化学需氧量浓度增加。因此需进一步探索有机物的异构体以避免废水出水中络合物的释放。

图7. 五种MPs（微污染物）在不同水基质中的降解曲线。（A）UPW（超纯水）；（B）ARB（抗生素耐药细菌）和MPs（微污染物）同在的UPW（超纯水）。（C）SWW（合成废水）；（D）SWD：将SWW（合成废水）的光-芬顿系统试剂加倍的水基质。CBZ：卡巴咪嗪（止痛药）；DCF：双氯芬酸（止痛药）；SMX：磺胺甲恶唑（抗菌剂）；MCP：氯丙酸（抗菌剂）；BTA：苯并三唑（抗抑郁药）。

5. 去除ARB（抗生素耐药细菌）和MPs（微污染物）的活性物质鉴定

在改良的光-芬顿法中，铁络合物在光辐射下被分解，Fe（III）先被还原为Fe（II），再进一步与EDDS或H₂O₂发生反应。该过程的效率主要取决于Fe（III）/Fe（II）生成过程中释放的自由基类型。研究表明，一些RS可破坏MPs，但不确定是否能灭活ARB。本研究利用6种净化剂进一步明确参与降解不同MPs和ARB的活性自由基或ROS。结果显示，不添加净化剂下，反应30分钟后ARB活性降低了6.36-log（图8A）；反应10分钟后有5种MPs被降解，去除效率>97%（图8B-F）。本研究还发现，改良光-芬顿法中中h⁺和HO^•自由基是最重要的ROS。可淬灭 h ⁺三乙醇胺可显著影响MPs的降解和ARB的失活，表明h⁺在芬顿反应中的主导作用；异丙醇（1mM）次之，其主要目标是溶液中的HO^• 自由基。众所周知，在大多芬顿反应系统中， HO^•自由基对MPs的降解至关重要。另外，K₂Cr₂O₇用于淬灭e^-，其对ARB和MPs去除效果有限，而且比O₂^•-（去除ARB和CBZ）的效果稍差。抗坏血酸（可淬灭O₂^•-）对ARB去除效果也有限，但可显著降解MPs。Huang等还估计，在Fe（III）：EDDS系统中，80%的 HO^• 自由基需要依赖O₂^•-。类似研究也证实了O₂^•-有助于HO^•生成。黄素蛋白与氧反应也可能产生HO^•，并最终转化为H₂O₂。显然，这对有助于增强ARB的去除率。

在芬顿反应中，H₂O₂对生成ROS至关重要。独H₂O₂单独添加可使ARB 灭活，在增加光辐射1h后ARB灭活达到2.71-log（图1）。为了明确H₂O₂的直接作用，我们向反应系统中添加了H₂O₂酶，结果发现ARB（图8A）和MPs（图8B-F）的降解显著降低。H₂O₂对ARB的去除作用强于MPs。无论如何，该结果证实了H₂O₂在芬顿反应中起重要作用。另外，本研究的光-芬顿反应进行30分钟后对ARB减少了6.36-log，而传统的芬顿法在反应1小时后对ARB减少了0.59-log（图1），可以得出结论：光辐射会增加ROS生成；具有H₂O₂的Fe（III）-EDDS络合物还可增加细胞外ROS的生成，从而促进ARG和MPs的降解；此外，有效去除ARB和MPs是多种自由基共同作用的结果，包括h⁺、¹O₂、HO^•、O₂^•- O₂^-和H₂O₂。

在光催化过程中，催化反应自吸收能量高于半导体带隙的光子开始，从而产生载荷子、电子和空穴（e–h）。在金属表面上，这些物质可以被氧或H₂O₂等氧化剂捕获进而生成ROS，如O^•、¹O₂、O₂^•- O₂^-。在改良光-芬顿法中，空穴（h⁺）和羟基自由基（HO^•）是降解ARB和MPs的主要物质（图8A-F）。通过CPH和BMPO进一步确认了h⁺和HO^•自由基的生成，对辐射前后的EPR光谱做了分析。如图S3A-c和B-c所示，当捕获剂（CPH和BMPO）和络合物（Fe III-EDDS）存在时，未能检测到EPR特征信号。在没有光照的情况也不能检测到EPR特征信号（图S3 A-b和B-b）。增加光辐射和H₂O₂后，结果观察到三线1：1：1（图S3 A-c）和四线1：2：2：1（图S3 B-c）强度比的信号，这是CPH/h⁺和BMPO/•HO^•加合物的特征谱。上述结果表明，电子空穴（h⁺）和羟基自由基（•OH^•）对ARB和MPs的降解都起着重要作用。然而，更高的光致空穴和电子有助于产生更多的ROS，从而降解有机污染物。表层的孔也容易直接氧化有机污染物。因此，产生的空穴最终有助于产生ROS，尤其是OH^•自由基。

从理论上讲，EDDS和Fe（III）之间通过在转移配体和电荷形成化学键。在光辐射下，金属表面的电子（e^-）被激发进而从价带跃迁到导带。随后，价带上产生h⁺，形成e^--h⁺电子对。空穴可直接与有机物反应，也可通过生成各种ROS间接降解有机物。自由基OH^•也可在有h⁺的水中产生（H₂O+h⁺→H⁺+HO^•）。EPR结果也进一步确认了其他自由基（如¹O₂、O₂^•- O₂^-）都参与了改良光-芬顿反应。

图8. 改良光-芬顿实验中不同净化剂对ARB（抗生素耐药细菌）的灭活作用（A）及对MPs（微污染物）降解效果。CBZ：卡巴咪嗪（止痛药）；DCF：双氯芬酸（止痛药）；SMX：磺胺甲恶唑（抗菌剂）；MCP：氯丙酸（抗菌剂）；BTA：苯并三唑（抗抑郁药）。初始ARB（抗生素耐药细菌）细胞和MPs（微污染物）的浓度为~10⁶ CFU/mL和10 µg/L，pH为7.2-7.4。

6. ARB（抗生素耐药细菌）的可能降解机制

利用AFM和qPCR研究的光-芬顿反应中质粒pWH1266的降解过程。降解前，裸露DNA分子（即胞外DNA）呈环状，大小为1600-2000 nm（图9A）。降解过程中，DNA分子形态发生变化。DNA亮带逐渐聚集并形成块状，平均直径为100-400 nm（图9B）。反应10分钟后，DNA最终降解为小片段（图9C）。

据报道，反应生成的ROS，可能会影响或破坏DNA分子。比如，低水平的ROS发挥重要的细胞功能，包括在氧化还原信号反应中充当细胞信使或在免疫系统中对入侵病原体产生防御反应。但是，过量的ROS可能导致严重的氧化损伤和2-脱氧核糖变形。DNA降解中最有效的ROS有OH^•、¹O₂、O₂^•- O₂ 和H₂O₂，这在改良光 -芬顿实验中也可生成。其中，OH^•自由基的活性最强，甚至可破坏DNA、蛋白质和脂质。OH^•自由基与DNA碱基反应途径分别是：i）加成DNA双键，ii）从DNA甲基中获取氢原子，iii）攻占紧邻DNA的残基糖。改良光-芬顿实验中产生的OH^•自由基可诱导鸟嘌呤和腺嘌呤开环并形成片段化的嘌呤结构甲酰嘧啶。相比之下，¹O₂、O₂^•- O₂和H₂O₂与DNA碱基和2-脱氧核糖的反应活性较低。O₂^•-介导高氧化鸟嘌呤自由基Gua (-H)•与C5的反应，这是由于鸟嘌呤自由基阳离子的去质子化所致。此外，H₂O₂还能与腺嘌呤的N1发成亲电加成反应，从而生成腺嘌呤N1-氧化物，但此过程效率很低。综上，H₂O₂通过芬顿反应参与生成各种ROS，从而加速改良光-芬顿实验中DNA的降解。

图9. 改良光-芬顿实验中e-DNA（包含e-tetA和e-bla_TEM-1基因）在UPW（超纯水）中的AFM（原子力显微镜）剖面图。（A）、（B）和（C）分别是实验0、2.5和10分钟时的e-DNA图像。

结论

本研究利用EDDS改良光-芬顿法达到“一站式”去除中性pH基质中的ARB、ARG和MPs。结果表明，在UPW基质中，0.1:0.2:0.3 mM的Fe(III):EDDS:H₂O₂光-芬顿反应系统下，ARB、e-ARG和MPs的相对浓度分别在30、15和10分钟的反应时间内降至检测限。此方法可保证细菌在2天内失活。同样的方法配合延长的反应时间（2小时）可对i-ARG的去除达到4.0-log。与其它水基质相比，UPW基质中的MPs去除率更高。对SWW基质，则需将光-芬顿系统中试剂的浓度加倍才能将MPs去除。污染物的去除效果与光-芬顿系统中产生的ROS相关，包括：HO^•、¹O₂、O₂^•-O₂⁻和H₂O₂。HO^•自由基是ARB和MPs降解的主要活性物质。综上，本研究证明，EDDS改良光-芬顿法可有效地且“一站式”地去除水基质中的ARB、ARG和MPs。但是，仍需进一步的研究以将此方法应用于实际的饮用水或废水处理厂。