水环境中磺胺类抗生素的污染现状及去除研究

Research on the Pollution Status and Removal of Sulfa Antibiotics in Aquatic Environment

摘要: 磺胺类抗生素(SAs)作为一类广泛应用且持久性强的合成抗菌药物，因其高水溶性、环境流动性及潜在生态风险，已成为水环境中备受关注的新污染物。本文系统梳理了SAs的理化性质、环境来源、污染现状及其生态危害，重点评述了吸附法、膜分离法、生物法及高级氧化技术等主流去除方法的研究进展与机理。研究表明，SAs在水体中的残留浓度范围广泛，且易通过食物链传递威胁生态系统与人体健康。在去除技术方面，吸附法依赖材料孔隙结构和表面官能团作用，改性活性炭、生物炭及金属有机框架衍生碳等材料对SAs表现出高效吸附能力；膜分离技术通过筛分与静电作用实现选择性截留；生物法利用微生物代谢或人工湿地系统降解SAs，但其效率受环境因子严格制约；高级氧化技术通过活性物种攻击破坏SAs分子结构，降解效率高，但面临成本与副产物控制等挑战。未来的研究需聚焦于开发高效、稳定且环境友好的复合技术与材料，以推动技术工程应用，完成SAs的环境标准与管控体系，为实现水环境中新污染物的治理与风险防控提供系统性科学依据。

Abstract: Sulfonamide antibiotics (SAs), as widely used and highly persistent synthetic antibacterial agents, have become contaminants of emerging concern in aquatic environments due to their high water solubility, environmental mobility, and potential ecological risks. This article systematically reviews the physicochemical properties, environmental sources, pollution status, and ecological hazards of SAs, with a particular focus on recent advances in removal techniques such as adsorption, membrane separation, biological treatment, and advanced oxidation processes. Studies indicate that SAs are present in water bodies over a wide range of residual concentrations and can be readily transmitted through the food chain, posing threats to ecosystems and human health. In terms of removal technologies, adsorption relies on the pore structure and surface functional groups of materials; modified activated carbon, biochar, and metal-organic framework-derived carbon materials have demonstrated high adsorption capacities for SAs. Membrane separation removes SAs via size exclusion and electrostatic interactions. Biological methods utilize microbial metabolism or constructed wetland systems to degrade SAs, though their efficiency is strongly limited by environmental conditions. Advanced oxidation processes degrade SAs by reactive oxygen species that disrupt their molecular structure, showing high degradation efficiency, but they face challenges such as high cost and the need for byproduct control. Future research should focus on developing efficient, stable, and eco-friendly hybrid technologies and novel materials to facilitate engineering applications. There is also a need to improve environmental standards and regulatory frameworks for SAs, thereby providing a systematic scientific basis for the treatment and risk mitigation of such emerging pollutants in aquatic environments.

1. 引言

当前持久性有机污染物、内分泌干扰物、抗生素等新污染物已成为全球性的环境问题，受到国内外的广泛关注。其中，抗生素因其巨大的产生量以及使用后所带来的环境残留与生态风险问题，尤为突出。目前全球每年的抗生素使用量已超过10万吨，并且其消费量在过去的十余年间呈现着持续增长的趋势[1] [2]。由于抗生素无法在人与其他动物体内实现完全代谢，因此大部分未代谢的抗生素将会以原型或活性代谢产物的形式通过粪便和尿液排出体外[3]。这些物质最终将通过污水处理厂二级出水、畜禽养殖废水等途径进入水环境当中，而在各类水体中被频繁检测出[4]。在种类繁多的抗生素中，磺胺类抗生素(Sulfonamides, SAs)是应用历史最为悠久的合成广谱抗菌药物之一。自1935年将其投入临床使用以来，SAs便在人类医疗、畜牧养殖以及水产病害防治领域被广泛应用[5] [6]。据统计，我国境内使用的全部抗菌药物当中，磺胺类及增效剂含量占比约13.08%，消费量位居前列[7]。然而SAs的高消耗量伴随着其高水溶性和环境流动性的特征，以致于其在全球地表水、地下水乃至饮用水源当中广泛存在，已然成为一种不可忽视的生态风险。该类污染物不仅具有生态毒性，更会诱导相关抗性基因扩散，并通过食物链的传递威胁到人体健康，对环境安全和公共健康构成了双重威胁。

目前，大多数污水处理厂所采用的常规二级生物处理工艺对SAs的去除效率普遍有限，这使得污水处理厂的出水成为水环境中SAs的一个重要点源。因此，针对SAs进行开发和应用高效、专一的去除技术已成为当前环境领域的一项研究热点。基于此，本文以水环境中的SAs为研究对象，旨在实现对其来源与污染现状的系统性归纳，并重点对各类去除技术的研究进展与机理进行对比和评述，以期为我国水环境中SAs的风险管控与治理修复提供系统性的科学依据和技术参考。

2. 水环境中磺胺类抗生素的理化性质

SAs是一类人工合成的抗菌药物，其基本结构为对氨基苯磺酰胺，结构通式如图1所示。母体结构上的R基团通常为杂环衍生物，不同的取代基团赋予了各磺胺类药物特定的药理活性和环境行为[5]。该类化合物的理化性质对其在水环境中的迁移转化及生态效应具有重要影响。SAs具有两性特征，其分子中同时含有酸性的磺酰胺基和碱性的氨基，因而在不同pH条件下以阴离子、阳离子或两性离子的形态存在于水环境中[8]。多数SAs具有一定水溶性，既能够随水体迁移，也存在被悬浮颗粒物吸附的潜力。此外，该类抗生素化学结构较为稳定，在自然光照和常规水解条件下降解缓慢，持久性强。部分SAs可在环境中发生乙酰化等代谢反应，但代谢产物在特定条件下仍可逆转为母体化合物。因此，SAs所具有的水溶性、环境持久性以及结构稳定性共同作用，导致了其能够在水环境中的长期残留并广泛迁移，成为一类需要被重点关注的污染物。

Figure 1. The structural formula of SAs

图1. SAs的结构通式

3. 磺胺类抗生素的危害

尽管SAs在环境中的浓度常处于ng/L~μg/L，但其长期暴露在水环境当中仍会对海参的生长和生理活动产生不同程度的抑制[9]。SAs的长期存在还导致了抗性基因在水环境中的扩散。近年来，相关的磺胺类抗性基因已经在多个国家与地区的水体中被检出，如中国吉林省的松花江[10]、印度的恒河、纳尔默达河与高韦里河[11]、以及波兰的湖泊与污水处理系统等[12]，显示出其作为新型环境污染物所带来的全球性潜在威胁。此外，孙德军[13]的研究指出，水产品中残留的磺胺类药物经人体摄入后，可能对肾脏、泌尿系统等造成不同程度的损害，甚至于引起造血系统的障碍，凸显出该类污染物通过食物链传递对人体健康的直接威胁。毒理学研究证实，SAs在水环境中的残留会对水生生物造成多层次的威胁。Anna等[14]发现SAs对浮萍等水生植物具有显著抑制作用，其毒性甚至强于某些除草剂。刘丽丽[15]等研究指出低浓度的磺胺二甲嘧啶(SM2, 0.001 mg/L)会对斑马鱼胚胎具有明确的致畸性。

4. 水环境中磺胺类抗生素的来源和污染现状

水环境中的SAs一方面来源于医疗废水和制药工业等的抗生素处理后的排放，一方面由于人类和畜牧对SAs的吸收有限，大部分的抗生素通过尿液和粪便对排放污水处理厂。由于污水处理厂对磺胺类的抗生素去除有限，污水处理厂二级出水中检测出SAs的存在。含有SAs的二级出水的排入导致地表水中SAs浓度增加，此外地下水中也检测到SAs的存在，如表1所示。面对SAs所带来的环境挑战，欧盟将磺胺甲恶唑(SMX)列入了地表水的重点监控物质清单[20]。美国的环保局(EPA)也制定了关于抗生素排放的详细标准。值得关注的是，为应对新污染物的环境风险，我国将SAs列入了《重点管控新污染物清单》，其污染问题已正式纳入了国家层面的管控视野[36]。该清单要求对包括SAs在内的新污染物实施禁限用、过程管控、环境监测等系列的措施，实现了从“清单管控”到与现有“水质标准”体系的全面融合。

Table 1. Concentration distribution of SAs in aquatic environments

表1. 水环境中SAs的浓度分布

水样类型	地区	污染物	最大值(ng/L)	最小值(ng/L)	参考文献
污水处理厂二级出水	南非 德班4座污水处理厂	磺胺甲恶唑	9054.4	-	[16]
	法国 Briis-sous-Forges污水处理厂	磺胺甲恶唑	548	-	[17]
	西班牙 毕尔巴鄂Galindo污水处理厂	磺胺甲恶唑	2573	92	[18]
	中国 重庆市污水处理厂	磺胺甲恶唑	102	4.2	[19]
	中国 重庆市污水处理厂	磺胺嘧啶	36.2	16	[19]
	中国 重庆市污水处理厂	磺胺二甲嘧啶	152	-	[19]
地表水	阿根廷 拉普拉塔河流域	磺胺甲恶唑	32.5	3	[20]
	中国 江西省锦江流域	磺胺甲恶唑	409.96	-	[21]
	印度 Kshipra河	磺胺甲恶唑	4660	-	[22]
	泰国 曼谷及董里府城市运河等流域	磺胺甲恶唑	170	-	[23]
	美国 北卡罗来纳州皮德蒙特农村地区溪流	磺胺甲恶唑	1227	-	[24]
	中国 长江经济带五城市	磺胺甲恶唑	47.32	-	[25]
	中国 吉林省长春市伊通河	磺胺甲恶唑	77.76	5.5	[26]
	中国 湖南省益阳市黄家湖流域	磺胺甲恶唑	100.16	-	[27]
	西班牙 略夫雷加特河	磺胺甲恶唑	241.6	-	[28]
	中国 四川省成都市地表水	磺胺甲恶唑	33.17	0.43	[29]
	中国 广西桂林市漓江流域	磺胺甲恶唑	17.48	0.87	[30]
	阿根廷 拉普拉塔河流域	磺胺嘧啶	128	8	[20]
	中国 重庆市地表水	磺胺嘧啶	33.4	0.1	[19]
	中国 长江经济带五城市	磺胺嘧啶	7.37	-	[25]
	中国 四川省成都市地表水	磺胺嘧啶	23.45	-	[29]
	西班牙 略夫雷加特河	磺胺嘧啶	34.3	1.9	[28]
	中国 重庆市地表水	磺胺二甲嘧啶	30.9	0.8	[19]
	中国 长江经济带五城市	磺胺二甲嘧啶	58.54	-	[25]
	中国 四川省成都市地表水	磺胺二甲嘧啶	89.86	0.05	[29]
	西班牙 塞格雷河	磺胺二甲嘧啶	6192	10.7	[28]
	中国 广西桂林市漓江流域	磺胺二甲嘧啶	15.37	0.07	[30]
地下水	美国 北卡罗来纳州皮德蒙特农村地区地下水	磺胺甲恶唑	1740	-	[24]
	巴基斯坦 费萨拉巴德地下水	磺胺甲恶唑	29.1	0.04	[31]
	中国 北京市地下	磺胺甲恶唑	8.4	-	[32]
	德国 下萨克森州伯瑟尔地下水第一监测井	磺胺甲恶唑	135	-	[33]
	中国 北京市地下水	磺胺嘧啶	13	-	[34]
	西班牙 巴塞罗那地下地下水	磺胺嘧啶	2312	222.4	[28]
	中国 北京市地下水	磺胺嘧啶	96.8	-	[32]
	中国 北京市地下水	磺胺二甲嘧啶	188.8	-	[34]
	德国 下萨克森州伯瑟尔第一监测井	磺胺二甲嘧啶	16	-	[33]
	巴基斯坦 费萨拉巴德地下水	磺胺二甲嘧啶	50.4	-	[31]
	中国 北京市地下水	磺胺二甲嘧啶	236	-	[32]
	印度 钦奈地下水	磺胺二甲嘧啶	14.5	0.3	[35]

5. 水环境中磺胺类抗生素的去除研究进展

5.1. 吸附法

吸附法是一种高效、简便且经济的水处理技术，在SAs去除领域应用广泛。其主要去除机理是借助吸附剂与SAs分子间的范德华力、氢键、静电引力、π-π堆积及疏水作用等，从而实现污染物的分离去除。宋等[37]发现经过硝酸溶液改性的生物炭对中SM2、磺胺嘧啶(SD)和SMX的吸附符合Langmuir等温线模型，且吸附容量和吸附速率均高于未改性的生物炭材料。主要增效机制归因于表面含氧官能团(如羧基、羟基)的增加，增强了氢键与静电作用，同时中孔比例的提高优化了传质路径。Isitan等[38]以咖啡渣、竹材等农林废弃物制备活性炭，其中竹基生物炭(B-AC)性能最优，比表面积达860 m²/g，对SMX的吸附容量达195.7 mg/g。通过红外光谱分析证实，活性炭结构中的烃链等基团与SMX的磺酰胺结构产生特异性相互作用，而烃链带来的疏水特性是推动吸附的重要物理作用之一。Li等[39]研究表明，生物炭上酸性条件下的孔隙结构和芳香结构，以及碱性条件下的表面官能团和孔隙结构是SMX吸附的关键位点。通过密度泛函理论(DFT)计算可知各吸附机制的吸附能的其顺序为(-)CAHB(-COO⁻) > π⁺-π电子供体–受体(EDA)相互作用 > (-)CAHB(-SO⁻) > 孔隙填充机制 > π-π EDA相互作用。基于上述研究，可通过针对性改性生物炭的微孔结构、表面官能团和芳香结构来提升其对SMX的吸附性能。此外，为了进一步提高吸附效果。Wang等[40]使用氨水制备了氨基改性的生物质炭材料，研究发现，经过氨基修饰后，其对SDZ的吸附速率比未改性生物炭更高，且最大吸附容量可达95.8 mg/g，这主要是因为氨基改性活性炭中的氨基增强了电子给体–受体EDA作用和氢键作用。卢晨旭等[41]研究发现，多壁碳纳米管对SM2的吸附符合拟二级动力学模型，说明化学吸附在吸附过程中起到了主导作用。在pH = 4时，多壁碳纳米管对SM2的吸附效果最佳，最大吸附量达186.2 mg/g，吸附机制主要包括π-π相互作用和疏水作用。然而在实际水环境中，多种污染物共存的竞争吸附效应，制约着吸附材料的规模化应用。彭等[42]发现在1L SBR中投加50 mg/L粉末活性炭(SBR-C)处理含200 μg/LSDZ的模拟海水养殖废水时，废水中溶解性有机质、污泥及微生物代谢产物会竞争吸附位点，不过SBR-C仍实现95.88%SDZ的去除率。微生物分析显示，SBR-C中变形菌门(83.7%)、Moraxella属(25.0%)的代谢物会抢占微孔位点，削弱活性炭与SDZ的结合作用，这也为工艺优化提出了新挑战。

5.2. 膜法

膜分离技术凭借其高效、节能、无需外加化学试剂等特点，被广泛用于水体中SAs的去除。该技术主要依靠孔径筛分、静电作用与界面吸附等机制实现选择性分离[43]。根据膜孔径和分离原理的不同，常用膜工艺包括微滤(MF)、超滤(UF)、纳滤(NF)与反渗透(RO)，在SAs的去除中分别具有不同的适用条件与效能特征[44]。超滤膜(孔径1~100 nm)难以直接截留SAs，需通过改性或与混凝、吸附等工艺联用以提高去除率。De Souza等[45]的研究比较了疏松纳滤膜(NF270)与致密纳滤膜(NF97)对SAs的截留效果，其中NF270膜的截留率在65%至97%之间变化，而对相同条件下的诺氟沙星截留率则稳定在95%以上，凸显了膜孔径与污染物分子量匹配的重要性。Exall等[46]采用胶束增强超滤工艺，将表面活性剂与超滤膜结合处理SAs废水，去除率达70%，显示出超滤在强化分离SAs方面的潜力。刘东梅等[47]将超滤整合进藻菌膜生物反应器，对SMX去除率达92%，且膜污染速率降低约30%，体现了生物和膜协同过程的优势。Gripa等[48]将微滤与臭氧联用处理垃圾渗滤液，在臭氧80mg/L、膜通量100 L/(m²·h)条件下，SMX降解率约65%，并有效降低浊度，缓解后续RO膜污染。Chen等[49]报道的聚酚/聚乙烯亚胺复合纳滤膜在0.8 MPa、pH7条件下对SD的截留率达97.2%，其性能源于多层结构带来的高电荷密度与精确孔径控制。Bellona等[50]比较发现，NF对SMX、SM2等SAs的去除率超过90%，且运行压力较RO系统低30%~50%，显示出更优的节能潜力。反渗透膜具有致密的分离层，基于溶液—扩散机制可高效截留绝大多数SAs，其去除率普遍超过99% [51]。在实际的工程化应用中，膜分离技术正面临膜污染这一核心挑战，实际废水中复杂的污染物会在膜表面沉积或堵塞膜孔，致使膜通量严重下降[52]。丁国良[53]指出在处理抗生素废水时，纳滤膜在运行45 h后膜通量衰减达60%。这种污染将会显著降低其处理效率并缩短膜寿命，因此，开发高效抗污染膜材料与优化清晰再生工艺是实现其大规模应用的关键所在。

5.3. 生物法

生物法因其成本低、环境友好、无二次污染等优势，已成为水中SAs去除的重要技术之一。该方法主要依赖微生物的代谢作用对抗生素进行分解转化，在实际应用中多通过生物反应器、功能菌株及人工湿地等不同形式实现高效去除。在生物反应器技术中，多种反应器被构建并优化以提升SAs的去除效率。Zhou等[54]构建的移动床生物膜反应器(MBBR)，其A²/MBBR工艺对实际污水中SMX的去除率达53.3%；Yan等[55]研发的序批式活性污泥反应器(SBR)，在反应120 h后对磺胺甲基嘧啶(SMN)的总去除率接近100%。Wang等[56]针对SAs构建紫外反应器，当磺胺初始浓度为20 μg/L、处理流量为0.18 m³/h、灯管输入功率为120 W时，真空紫外(VUV)对SAs的去除率接近100%。此外，Yu等[57]通过富集筛选技术获得SAs高效降解菌与协同代谢菌，以SMZ为底物对活性污泥进行定向驯化，分离筛选出1株SAs降解菌和1株协同代谢菌，并基于此构建了可高效降解SAs的复合菌群。

功能菌株的筛选与培养为揭示降解机制和强化处理工艺提供了核心资源。Wang等[58]从微生物资源丰富的河口水体及河口沉积物中，筛选出可适应淡水与海水环境的SMX高效转化/降解菌株–魔鬼弧菌(L2-2)与豚鼠气单胞菌(GLB-10)，富集得到的混合菌株降解能力极强，可在3日内完全降解250 mg/L的SMX。Li等[59]以紫外光谱、液相色谱、TOC测定仪等现代分析手段，选取SMX和SMN为受试污染物，筛选出NT16菌、FF菌及NG16菌3株具有高效降解SAs潜力的菌株；其中NT16菌与FF菌按2:3复配后，在10 mg/L SMX无机盐培养液中培养24 h，OD₆₀₀值超过1.1，且复合菌前期对SMX的降解率显著高于单一菌株，72 h降解率达12%以上，证实了菌株间代谢互补的协同效应。Li等[60]从自然堆肥中分离得到苏云金芽孢杆菌DLY-11、斯氏假单胞菌DLY-21和假介质间布鲁氏菌DL等SAs高效降解微生物，研究表明在初始pH = 9、培养温度60℃、接种量5%及金属离子浓度5 g/L的条件下，这些菌株可表现出优异的SAs降解性能。在真菌降解领域，Guo等[61]针对杂色云芝与黄孢原毛平革菌共培养降解SMZ的特性展开研究，采用HPLC与紫外分光光度计分别测定抗生素浓度及漆酶酶活。结果显示，种间区域漆酶酶活始终高于其他区域；两种白腐真菌液体混配4 d后可获得高漆酶活性粗酶液，该粗酶液48 h内对SMZ的降解率为25.4%，添加天然助氧剂及人工助氧剂2,2’-联氨双(3-乙基苯并噻唑啉-6-磺酸)二铵盐(ABTS)后，降解率分别提升至49%和93.1%。种间作用可通过提高漆酶酶活及产生助氧剂强化抗生素降解，因此共培养白腐真菌可作为抗生素污染生物治理的重要手段。

人工湿地系统作为生态处理工艺也可有效去除SAs。Cui等[62]以赤铁矿为基质构建人工湿地，可使SMX去除率提升12.7%~13.8%，其强化机制主要包括促进基质吸附、植物吸收及微生物降解。Zhang等[63]采用垂直潜流人工湿地，探究了畜禽养殖废水中SAs抗性基因(ARGs)的去除规律与累积特性；该类废水中3种磺胺类ARGs (sulI, sulII, sulIII)的平均绝对含量分别为1.15 × 10¹⁰、7.51 × 10¹⁰及7.51 × 10⁷ copies/L，经湿地系统处理后，sulI、sulII、sulIII的平均去除率分别达89%、88%及84%，证实人工湿地可有效降低畜禽养殖废水中ARGs含量。Li等[64]构建了生物炭基质与锰矿石基质两种CW-MFC (人工湿地–微生物燃料电池)系统，在开路与闭路运行模式下处理含氮及两种抗生素(CIPH、SMX)的污水。结果表明，闭路运行的CW-MFC系统对N与COD的处理性能优于开路模式，其中闭路运行的生物炭基质CW-MFC系统COD去除效果最佳(去除率93.25%)，而闭路运行的锰矿石基质CW-MFC系统对${\text{NH}}_4^{+}$ -N和TN的去除效率最优，分别达86.34%和82.85%。抗生素抗性基因(ARGs)在不同CW-MFC系统阴极与阳极的积累量与抗生素的去除效率结果一致，CW-MFC系统抗生素去除效率越高，基质中产生的ARGs的数量也更高。int1基因和磺胺类抗性基因sulI、sulII在CW-MFC系统具有更高的丰度。生物法处理抗生素的工程化应用，其核心瓶颈是低温对微生物降解效率的制约，低温会显著抑制功能微生物的酶活性与代谢速率，延长降解滞后期。同时，耐冷降解菌剂的规模化生产、现场投加成本较高，也限制了其在低温地区工程中的普及应用。Zang [65]从某畜禽养殖场地污染土壤中筛选到SD、恩诺沙星和土霉素耐低温降解菌各一株，通过16S rRNA基因测序鉴定，分别为：不动杆菌属(Acinetobacter sp.) (菌株H-3)、嗜几丁质属(Chitinophaga sp.) (菌株EN-1)和假单胞菌属(Pseudomonas sp.) (菌株TU-3)。在5℃、10℃和15℃下，菌株H-3的降解率分别是52.3%、29.3%和63.5%；菌株EN-1的降解率分别是32.0%、38.3%和66.2%；菌株TU-3的降解率分别是37.8%、45.5%和79.7%，有力证明在低温环境下生物降解抗生素的效率被显著抑制。

5.4. 高级氧化法

高级氧化法主要通过产生的SO₄•⁻、•OH、¹O₂等活性物种高效去除水环境中的SAs。Renlan L等人[66]在泡沫镍(NF)基板上复合还原氧化石墨烯(rGO)与过渡金属铁，构建了rGO/Fe-NF阴极材料。该材料在非均相电–芬顿体系中表现出优异电–芬顿活性，60 min内对SDZ的去除率达99.83%。rGO可有效抑制铁元素浸出，提升催化剂稳定性，经5次连续循环后，60 min内SDZ去除率仍保持在97.7%。其反应机理为Fe-C键能促进电子快速转移至Fe纳米团簇，加速Fe³⁺向Fe²⁺转化，进而高效活化H₂O₂生成•OH，这一机制使该催化剂在非均相电–芬顿体系中的性能远优于非均相芬顿体系。韩颖[67]等以生物炭修饰电极为阴极，在pH = 3、阴、阳极板间距为0.5 cm电流密度为40 mA/cm²、浓度为50 mmol/L的反应条件下，对初始浓度为25 mg/L的SMX的降解效能在240 min内可达92.13%，其机制在于阴极高效催化溶解氧还原生成双氧水，进而通过芬顿反应产生•OH实现SMX的高效降解。Oh D等[68]发现CoFe₂O₄/HA/PMS三元体系在CoFe₂O₄投加量0.1 g/L、过一硫酸盐(PMS)浓度1 mmol/L、HA浓度0.1 mmol/L、pH = 5的反应条件下，对初始浓度20 mg/L的SMX的降解效能为120 min内去除率100%，且催化剂经6次连续循环后仍保持优异活性；其降解机理为HA通过还原作用促进CoFe₂O₄表面Co²⁺/Co³⁺与Fe²⁺/Fe³⁺的氧化还原循环，同时抑制自由基自分解，强化PMS活化产生以硫酸根自由基为主的活性物种，通过攻击SMX的芳香环、磺酰胺基等关键结构实现降解。刘勇志[69]设计了一种具有明确FeN4配位结构的铁单原子催化剂(Fe-SACs)，用于活化PMS降解SMX。该体系在30 min内对SMX的去除率达96.8%，降解动力学常数k = 0.102 min⁻¹，机理上依赖FeN4中心介导的“类型Ⅰ电子转移”路径，并具备宽pH适应性(3.0~9.0)、低温活性(15℃)、强抗阴离子干扰能力及76.0%的表观TOC去除率。金昊等[70]研究表明，在反应温度为298 K、O₃投加量0.5 mg/L、抗生素浓度均为5 mg/L、反应时间60 min、中性pH条件下，对8种混合SAs的去除率均超过95%。其降解主要依赖臭氧分子直接攻击及•OH的间接氧化，对含富电子基团的SAs去除效果更佳。马森林[71]采用高硅分子筛协同臭氧催化，在SMX初始浓度为20 mg/L、O₃投加量9.96 mg/L、HSZSM-5剂量为0.2 g/L、pH = 7条件下，SMX在15 min内被完全去除，矿化率上升到41.30%，归因于分子筛表面酸性位点催化臭氧分解产生•OH，强化氧化路径。陈颖怡[72]通过氯、氮等元素掺杂调控苯乙炔铜(Cu₂C₂H₂)的电子结构，开发出可见光响应的光催化体系，用于深度去除SAs。其机理为促进光生载流子分离并持续生成·OH与·${\text{O}}_2^{-}$ ，攻击污染物分子关键位点，实现矿化。氯掺杂样品(Cl/Cu = 1.5)对SM2的降解速率常数提升至0.2252 min⁻¹ (为均相的28.87倍)，${\text{O}}_2^{-}$ 稳态浓度达3.62 × 10⁻⁵ M (提高2.52倍)；氮掺杂样品(N/Cu = 0.75)对四环素的降解速率为均相的5.54倍。该体系在5次循环后活性保持在90%以上，在pH = 4.0~9.0及常见阴离子存在下稳定性良好，对SMX降解率 > 95%，总有机碳去除率达65%~75%。

近年来，针对去除SAs的高级氧化法井喷式发展。为进一步丰富其在环境领域的应用及理论内涵，下一步研究可从以下两个方面进行：一是通过对活性物种的精准调控来引导反应路径，有效抑制消毒副产物(DBPs)的生成。不同的氧化剂因其独特的物化性质，在介导产生活性物种时展现出差异化的反应倾向与能垒。因此，构建基于多种氧化剂的耦合高级氧化体系，可协同调控不同活性物种(如自由基与非自由基物种)的选择性与生成量，从而促使磺胺类抗生素向更完全的矿化方向转化，并最大限度地减少有毒卤代副产物等DBPs的生成风险。二是在光(太阳光等)的驱动下，SAs的降解过程可能生成毒性高于母体化合物的光转化产物。未来的研究应在类似工作的基础上，进一步向开发高效稳定的太阳光催化材料、构建光–热–电多能耦合的智能系统、以及建立贯穿全过程的生态毒性控制策略等应用与集成层面深入拓展。在高效去除污染物的同时，最大限度地控制包括光致毒性产物和消毒副产物在内的次生环境风险。

6. 结语

SAs因为其广泛的使用、在环境中的留存持久性以及潜在的生态风险，已成为水环境中备受关注的新污染物。本文针对SAs系统梳理了其理化性质、环境来源、污染现状以及在生态中的危害，并重点对吸附法、膜分离法、生物法以及高级氧化技术等主流去除技术的研究进展进行了评述。各类技术虽具不同的特色，但均存在局限性：吸附法与膜法易受到水质条件的影响并且存在有材料再生与浓水处置相关的问题；生物法其依赖于微生物的活性，该方法的降解效率受环境因子的严格制约；而高级氧化技术虽降解的效率较高，但其成本与副产物的控制是一项不小的挑战。

基金项目

重庆科技大学大学生创新训练计划项目(2025089)。