抗生素被廣泛用于促進動物生長和保護人類免受細菌感染侵害。根據其化學結構，常見的抗生素包括磺胺類、四環素類、氟喹諾酮類、大環內酯類和β-內酰胺類等。2000~2015年，全球抗生素消耗量增加了65%，期間，我國抗生素總使用量約占全球使用總量的50%，預計2030年，此占比下降至43%，但我國仍然是世界抗生素的最大消費國。抗生素濫用會導致各類耐藥性細菌的大量暴發，抗生素母體化合物及其代謝產物會隨著醫療污水、制藥廢水、污水處理廠尾水、畜禽及水產養殖廢水和農業徑流等進入環境中，對生態環境和人類健康帶來嚴重威脅。目前，常見的抗生素去除技術主要有吸附、生物處理和化學處理等。吸附法作為一種物理分離技術，只能將抗生素從水中分離出來，無法實現污染物的降解去除。受制于抗生素對細菌活性的強抑制作用，生物處理技術對此類污染物的降解能力非常有限。相比而言，高級氧化工藝(advancedoxidationprocesses，AOPs)可以產生高活性物種，將抗生素逐步分解為小分子無毒、低毒或可生物降解的物質。芬頓技術是目前研究最廣泛的廢水處理AOPs，但對pH要求苛刻，且反應過程會產生大量含鐵污泥，限制了它的大規模應用，而基于過硫酸鹽的類芬頓AOPs有望解決這些問題。常見的過硫酸鹽包括過氧單硫酸鹽(peroxymonosulfate，PMS)和過氧二硫酸鹽(peroxo-disulfate，PDS)，通過被鐵、銀、銅、鈷、鎳、錳、釩和鈰等過渡金屬離子激活產生高活性物種，實現對污染物的氧化降解，是一種經濟高效的處理方法。

在常見的過渡金屬離子中，鐵離子以低毒性、價態豐富和優異的活化性能，成為均相催化反應中應用最廣泛的金屬離子。然而，該均相催化體系在規模化應用時，依然面臨鐵離子失活、難回收、產生鐵鹽沉淀和造成二次污染等問題。固相鐵基催化劑則能有效地將金屬離子固定在分子結構中，彌補均相催化反應的缺陷。單一鐵元素在活化過硫酸鹽時，由于缺乏電子供體使得高價態鐵不能被還原，從而無法形成循環反應，難以維持氧化降解反應的高效進行。引入其他金屬元素，一方面能夠為鐵離子提供電子供體，實現金屬離子再生；另一方面，金屬離子間協同活化過硫酸鹽，可以產生更多數量的活性物種攻擊目標污染物，能大幅提升催化降解效率。與兩種不同金屬化合物物理混合形成的復合催化劑相比，雙金屬催化劑合成步驟更簡便、金屬原子結合更穩定且更容易展開進一步的改性和修飾。

單組分鐵基雙金屬催化劑缺乏豐富的官能團和活性結構組分，易團聚，且存在金屬離子浸出問題，限制了其催化活性和實際應用。多數鐵基雙金屬催化劑的合成方法靈活、成分可調、結構可控且具有豐富的錨定或吸附位點，利用合成前驅體或衍生物、調控金屬組分、修飾催化劑表面、構建缺陷和引入載體等方法，可進一步提升其催化活性、緩解納米粒子團聚和減少金屬離子浸出。

本文在介紹3種典型鐵基雙金屬催化劑的基礎上，重點總結了鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽降解抗生素的內在驅動機制，討論了4種典型抗生素的一般降解途徑，并對鐵基雙金屬材料活化過硫酸鹽的發展前景進行了展望，以期為抗生素廢水處理技術應用和抗生素污染控制提供參考。

1、鐵基雙金屬催化劑

鐵基雙金屬催化劑具有雙金屬協同變價、循環活化過硫酸鹽的作用，可以促進低價離子再生。多種金屬在其表面提供了更多反應活性位點，能夠顯著提高催化劑的化學穩定性，在保持更高氧化還原活性的同時，還能一定程度降低金屬溶出率。現階段，尖晶石鐵氧體、鐵基層狀雙金屬氫氧化物、鐵基雙金屬普魯士藍類似物催化劑，以其較強的活化過硫酸鹽能力和優異的空間結構被應用于活化過硫酸鹽體系降解抗生素。

1.1 尖晶石鐵氧體

尖晶石鐵氧體，通式為XFe2O4(X為一種二價過渡金屬，如Co、Cu、Mn、Ni和Zn等)，根據尖晶石的晶體結構(如圖1)，可分為正尖晶石、反尖晶石和復雜尖晶石。對于正尖晶石，X(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)分別占據四面體和八面體位點，如ZnFe2O4。通常，八面體位點的間隙大于四面體位點的間隙，因此半徑較小的陽離子傾向于占據X位點，而半徑較大的陽離子則傾向于占據Fe(Ⅲ)位點。反尖晶石中，一半Fe(Ⅲ)位于四面體位置，而X(Ⅱ)與另一半Fe(Ⅲ)位于八面體位置，如NiFe2O4。X(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)隨機占據四面體和八面體位置，則會構成復雜尖晶石。

尖晶石鐵氧體以其熱穩定性、寬光吸收頻率、低飽和磁矩等優良理化性能，被廣泛應用于水環境修復及能源領域。它屬于納米級材料，粒徑小，具有高度的無序性，所具備的表面效應、量子效應和小尺寸效應是塊狀材料不能比擬的。在活化過硫酸鹽體系中，尖晶石鐵氧體表現出優異的活化性能、穩定的化學性質和耐腐蝕性，對抗生素降解具有顯著效果。Li等制得的CoFe2O4可通過活化PMS在30min內有效降解99%以上的磺胺甲唑、阿特拉津和苯甲酸。同時，該CoFe2O4/PMS反應體系中，主要活性物種為CoFe2O4表面和溶液中的Co(Ⅱ)-PMS絡合物。Wang等制備的CuFe2O4通過活化PMS，能在120min內去除90%以上的諾氟沙星，且保持優異的運行穩定性。含不同金屬的尖晶石鐵氧體在處理抗生素污染物時會表現出明顯差異。據報道，鐵氧體中的X位元素是決定催化PDS活性的主要因子，催化劑的還原性順序為：CoFe2O4>CuFe2O4>MnFe2O4>ZnFe2O4。然而，不同X位金屬對PMS活化去除抗生素的差異尚不清楚。

目前，能強化尖晶石鐵氧體活化過硫酸鹽性能的負載型催化劑也被廣泛研究，所用載體主要有氧化石墨烯、生物炭、金屬及其氧化物和多孔碳材料等。Meng等研究了還原氧化石墨烯(RGO)負載MnFe2O4復合材料激活PDS，RGO/MnFe2O4的催化性能遠高于單一MnFe2O4，80min內可以降解90%以上的四環素。Lan等發現在Ar氣氛圍利用碳納米管(CNTs)缺陷調節ZnFe2O4納米籠后，ZnFe2O4/CNTs-Ar復合材料活化PDS的催化活性是單一ZnFe2O4納米籠的17.5倍。在活化PMS體系中，以尖晶石鐵氧體中的CoFe2O4為例， 表1歸納了負載型CoFe2O4降解抗生素的優異性能。

1.2 鐵基層狀雙金屬氫氧化物

層狀雙金屬氫氧化物(LDHs)具有納米級二維結構(如圖2)，被廣泛應用于能源轉換、醫藥和環境修復等領域。近年來，LDHs活化過硫酸鹽處理水中難降解污染物的研究日益增多，其衍生物活化過硫酸鹽的潛力也被研究人員逐步開發。LDHs活化過硫酸鹽主要具備以下優點：①生產成本低，過程簡單；②化學成分靈活，可由多種過渡金屬離子和功能性陰離子制備，催化活性提升明顯；③結構穩定，對有毒重金屬離子有良好的固定作用；④形態多樣，可以通過煅燒、溶劑熱等不同制備方法輕松改變，以暴露更多的反應活性位點；⑤可與不同性質的催化劑結合形成復合材料，其中“金屬-金屬”或“金屬-碳”之間的協同作用可以顯著改善氧化還原反應循環效率，減少金屬浸出并增強材料的穩定性。

在污水深度處理過程中，使用鐵基LDHs及其衍生物活化過硫酸鹽具有明顯的經濟實用性和環保性。表2總結了近期鐵基LDHs及其復合物活化過硫酸鹽降解抗生素的一些研究結果。此外，大多數研究利用鐵基LDHs及其復合物降解其他有機污染物，如雙酚A、酸性橙7、羅丹明B和十八胺等。鐵基LDHs單體處理抗生素類污染物的效率有限，通過對材料進行改性、負載和制備衍生物或復合材料，可達到更好的去除效果。此外，還可以在層間增加第3種金屬形成鐵基層狀三金屬氫氧化物及其衍生物，實現對難降解抗生素的高效去除。

1.3 鐵基雙金屬普魯士藍類似物

普魯士藍類似物(PBA)以其三維開放框架、高比表面積、可控結構和過氧化物酶活性高等優勢(如圖3)，被證實具有出色的催化性能。PBA及其衍生物、復合材料應用于電化學能量轉換和存儲、電化學或生物傳感器、吸附和芬頓高級氧化技術等領域，展現出優異特性，引起研究學者的廣泛關注。有學者基于PBA可激活H2O2的機制，嘗試將PBA材料應用于活化過硫酸鹽高級氧化體系，如Zhao等證明了CoFe-PBA在高自旋狀態下可以有效活化PMS降解有機污染物。此外，Li等則以CoFe-PBA作為前驅體，煅燒得到多孔Fex Co3-xO4納米籠用于活化PMS，發現雙金屬催化劑的量比對材料性能有至關重要的影響。

目前，利用PBAs及其衍生物活化過硫酸鹽降解抗生素的研究不多，主要以成本較低，更適合規模化應用的鐵基雙金屬PBA及其復合材料為主。Zeng等以CoAl-LDH為原料，合成了CoFe-PBA@CoAl-LDH納米片，使用該材料活化PMS僅需約8min即可降解98%的磺胺甲惡唑。雖然鐵基PBAs單體具有氧化還原點位多、離子通道空隙大、自身結構穩定和易發生電子轉移等優點，但PBA材料的晶格結構不完整，結構骨架的水穩定性差，晶格水和實際水體的復雜成分，會導致C-N鍵斷裂、金屬離子浸出和材料失效等問題。在鐵基雙金屬PBA活化過硫酸鹽降解抗生素領域，多數研究集中在將其作前驅體或制備原材料，導致制備工藝步驟繁多，合成產率低。

因此，針對鐵基雙金屬PBA材料的優化研究值得深入探索，對材料直接改性、引入載體(碳基、金屬氧化物、多孔基底和膜基底等)或施加外部能量輔助，都可提升催化活性、增強穩定性和減少二次污染。Pi等將一種CoFe-PBAs@RGO納米復合材料用于活化PMS體系降解鹽酸左氧氟沙星，循環使用5次以后，材料仍保持較高的催化活性和化學穩定性。Guo等利用紫外-可見光輔助CuFe-PBA活化PMS，可有效去除水中洛美沙星，反應后溶液中金屬浸出量很低。該團隊還制備了CoFe-PBA@聚偏二氟乙烯(PVDF)催化膜，在高效去除磺胺醋酰的同時還可重復使用，提升了PBA納米粒子的應用潛力。

綜上，3種鐵基雙金屬催化劑在實現激活過硫酸鹽的過程中各具優勢，同時也存在一定的問題。相比于鐵基LDHs和PBAs，尖晶石鐵氧體的磁性能，使其在材料再生和回收方面具有獨特優勢，但其合成過程復雜，煅燒過程耗能較高。而鐵基雙金屬LDHs和PBAs，利用簡單的共沉淀或溶劑熱法即可合成，能靈活實現金屬配比調控。其中，LDHs的表面積大、活性位點豐富，金屬分散性優異，PBAs獨具豐富的孔道結構，電子轉移性能優異，但二者的穩定性受pH、無機鹽離子和氧化還原條件等環境因素的影響較大。由于3種鐵基雙金屬催化劑均易于改性，有良好的調諧性，對其進行選擇性摻雜、位置置換、結構反轉、缺陷引入和復合材料耦合等，可逐步實現材料再生回收、提升催化降解性能、增強穩定性和減少有毒金屬離子浸出。

2、鐵基雙金屬活化過硫酸鹽驅動機制

由于鐵基雙金屬催化劑的復雜性和PMS-AOPs、PDS-AOPs中存在各種誘導因素，鐵基雙金屬催化劑的活化機制仍存在爭議。利用淬滅劑捕獲活性物種，反推它們的貢獻率是較為常用的手段。但淬滅劑的選擇與投加濃度難以把控，過少的淬滅劑無法實現活性物種的完全淬滅，高濃度的淬滅劑則會在活化過硫酸鹽過程中引發許多混雜效應，如加速過硫酸鹽分解、干擾活性物種的產生和非目標活性物種的淬滅。因此，僅憑活性物種捕獲實驗推斷的過硫酸鹽活化機制可信度較低。

目前，利用電子順磁共振譜(EPR)、熒光顯微鏡等技術，對活性物種捕獲實驗所得結論進行驗證，可初步揭示鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽的一般機制，主要包括：自由基驅動機制、單線態氧驅動機制、電子轉移驅動機制、高價金屬驅動機制和直接氧化驅動機制，如圖4所示。

2.1 自由基驅動機制

自由基驅動機制是指催化劑中的過渡金屬離子(Xn+)與PMS或PDS發生反應，使得過硫酸鹽中的-O-O-結構斷裂，然后產生自由基活性物種。以具有高氧化電勢的自由基發揮主要的氧化作用，實現污染物的有效降解和礦化。參與活化過硫酸鹽降解抗生素的自由基以硫酸根自由基(SO4-·， E0為2.5~3.1V)和羥基自由基(·OH， E0為1.9~2.8V)為主。鐵基雙金屬催化劑中鐵離子一般會起到產生SO4-·的主導作用，它與PDS、PMS之間發生的反應也有所不同，如式(1)和式(2)所示；SO4-·產生后會進一步與水反應生成·OH，如式(3)所示；進而協同氧化抗生素，如式(4)所示。

自由基驅動機制的限制因素主要是催化劑的失活問題，鐵離子氧化完全，無法再啟動新一輪活化過硫酸鹽的反應。在鐵基雙金屬催化劑中，其他金屬離子(Xn+)可以作為電子供體為Fe2+再生提供動力，以促進Fe2+/Fe3+變價循環，如式(5)所示。這也是鐵基雙金屬在活化過硫酸鹽中比單一含鐵材料更具優勢的原因之一。

此外，還有一小部分超氧自由基(·O2-)可能會從PDS的自水解反應中產生，參與到抗生素的降解過程中，如式(6)和式(7)所示。

2.2 單線態氧驅動機制

單線態氧(1O2)是活化PDS或PMS過程中可能會產生的另一種活性物質，也是降解抗生素過程中一種非自由基反應路徑。1O2分子可以在光化學過程、生物氧化或有機代謝等過程中產生和淬滅，其作用壽命主要取決于所處溶劑狀態，范圍從2μs(超純水中)到1000μs(分散于CF3Cl溶劑中)。此外， 1O2會率先選擇和具有富電子雙鍵的化合物、硫化物、苯胺和酚類化合物等物質發生反應。因此，在活化過硫酸鹽體系中1O2和SO4-·相似，具有高選擇性。然而，如式(8)~(12)所示，活化過硫酸鹽過程直接產生的·O2-和SO52-是生成1O2的中間產物，因此1O2濃度難以進行準確的定量分析。

鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽產生1O2的過程，一般在堿性條件下，或在有碳基材料時發生。Dong等利用密度泛函理論計算發現，錨定在氮摻雜碳納米片上的CuFe2O4顆粒在其內部形成了一個內建電場，可調節電子轉移過程以觸發自由基和非自由驅動途徑。催化劑中的石墨N、sp2雜化結構以及C=O官能團被證明是1O2產生的主要位點。Liang等開發的FeCu雙金屬共摻雜生物炭活化PMS體系中， 1O2等非自由基控制了整個降解過程，酮基(C=O)和缺陷位點也發揮了作用。Xiao等以高度分散的Fe-Ce納米立方晶作為PMS活化中心降解甲硝唑，取得了良好的效果，引入氮摻雜的生物炭后進一步提高了活化性能。這主要歸因于自由基協同以1O2為主導的非自由基，促進了整個降解過程。

2.3 電子轉移驅動機制

基于過硫酸鹽的高級氧化技術中電子轉移過程也是非自由基驅動機制的組成部分。首先，過硫酸鹽和污染物同時被吸附在催化劑表面，在過硫酸鹽被活化過程中形成催化劑-過硫酸鹽絡合物。絡合物具備比催化劑更高的氧化還原電位，當其超過污染物的氧化電位時，絡合物從污染物中提取電子，實現進一步降解。電子轉移過程中的過硫酸鹽活化劑主要充當導電橋以促進電荷遷移。Li等結合自由基猝滅和EPR實驗結果，提出了以CoFe2O4表面和溶液中的Co(Ⅱ)-PMS絡合物為主要介導的氧化過程。

根據污染物、過硫酸鹽在催化劑表面的吸附強度，二者和催化劑結合可分為內層和外層相互作用。內層相互作用導致污染物和過硫酸鹽在催化劑表面上產生更強的吸附力，直接形成化學鍵。外層相互作用使污染物和過硫酸鹽到催化劑表面的分子間距離更長，吸附力更弱。根據相互作用的強度，電子轉移驅動機制一般分為4種類型，如圖4所示。過硫酸鹽和污染物將通過內層相互作用(類型1)靠近催化劑表面，不受離子強度的影響。另一部分催化劑表面只會和污染物(類型2)、過硫酸鹽(類型3)或有機物和過硫酸鹽(類型4)發生外層反應，對離子強度的變化更敏感。但體系的氧化降解效率不受4種電子轉移方式的影響，主要由催化劑的導電性、比表面積、孔隙、熱力學相互作用、電子和質量傳遞等共同決定。

2.4 高價金屬驅動機制

金屬離子與過硫酸鹽反應過程中，除了會產生自由基之外，還會生成更高價態的金屬離子，同樣對污染物有降解能力。Li等驗證了高價鐵離子在商用零價鐵活化PMS體系中會起到一定作用。Zhou等的研究也發現，在利用石墨相氮化碳錨定鐵單原子活化PMS降解磺胺甲惡唑的過程中，高價鐵活性物種起到一定的作用。

鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽的反應中，鐵離子也可能被氧化到更高的價態，如式(13)和式(14)所示，高價態鐵氧離子的氧化性使得體系中污染物有更多種降解路徑。Wang等的研究發現，在酸性條件下，PMSO2的形成和產率接近100%。這表明，在酸性條件下Fe2+激活過硫酸鹽發生O-O鍵裂解時，會生成Fe(Ⅳ)，而不是長期以來公認的SO4-·。當pH值接近中性時，也發現體系中有Fe(Ⅳ)的存在。此外，現已開發用來預測Fe2+/PMS和Fe2+/PDS系統中Fe(Ⅳ)的形成和衰減的動力學模型，可更準確地判斷高價鐵離子驅動在反應中的貢獻作用。

2.5 直接氧化驅動機制

在沒有活化劑和外加能量的情況下，單用過硫酸鹽對抗生素也有一定的降解效果。在鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽體系中，過硫酸鹽是否直接參與氧化污染物需要驗證。Song等研究發現PDS對有機化合物具有直接選擇性氧化能力。Yin等首先證明了單獨PMS對磺胺類抗生素的直接氧化能力，揭示了PMS選擇性和富電子污染物發生親核反應或親電反應，實現降解的性能和機制。然而，僅用過硫酸鹽對抗生素污染物的總有機碳(TOC)去除率很低，通過催化劑活化硫酸鹽去除難降解污染物，仍是未來主要的研究方向。

3、典型抗生素的一般降解途徑

在活化過硫酸鹽體系中，活性物種降解抗生素的反應路徑主要有加成、電子轉移及氫提取等。在主要的活性物種中，SO4-·的選擇性降解體現在與抗生素化合物苯環部分反應時，傾向于發生電子轉移，生成有機自由基陽離子，如式(15)所示。其余具有選擇性的活性物種則更容易攻擊抗生素污染物中的羥基(-OH)、氨基(-NH3)和烷氧基(-OR)等電子供體位點。當抗生素分子結構中含羰基(C=O)或硝基(-NO2)時，不利于活性物種主導的氧化反應發生。此外，與含有烷基、醚基和不飽和結構的抗生素反應時，SO4-·更可能優先發生奪氫反應和加成反應。

采取文獻計量學對高級氧化法處理抗生素的研究進展進行分析，基于科睿唯安WebofScience核心數據庫，搜索2006~2022年期間SCI-E文章，以“(advancedoxidationprocesses)ANDantibiotics(所有字段)”為檢索式進行篩選。使用VOSviewer可視化分析軟件對檢索出的1713篇文章中的關鍵詞進行共現分析，如圖5所示。根據結果，發現氟喹諾酮類(fluoroquinolones)、磺胺類(sulfonamides)、四環素類(tetracyclines)和β-內酰胺類(bata-lactams)抗生素出現的頻率較高，表明這4種抗生素在該研究領域為熱點研究對象。圖6展示了主要活性物種攻擊這4種典型抗生素污染物位點機制。

3.1 氟喹諾酮類抗生素

對于氟喹諾酮類抗生素，通常會經歷一系列較為相似的氧化分解過程，例如羥基取代、脫羧反應、哌嗪環分解、哌嗪基團脫落和氟釋放等，最終氧化為小分子物質。這類抗生素結構中的哌嗪環最容易受到活性物種的攻擊，一般會被率先氧化破壞，導致C-N鍵斷裂。其次，引起C-C、C-F和C-O鍵的依次斷裂。最后，污染物分子中其他化學鍵相繼氧化斷裂，從而實現污染物的降解。

3.2 磺胺類抗生素

對于磺胺類抗生素，目前已經證實有5種并存的降解途徑。首先，磺胺類抗生素結構中苯胺N的2FEDHOMO2值最大，極易受到SO4-·的攻擊，產生苯胺自由基陽離子(SA+·)，再次經歷水解過程后，最終生成羥基化產物。其次，SA+·會被SO4-·繼續氧化，完成去質子化過程，生成一系列中間體，其中包含N4-羥基-、4-亞硝基-和4-硝基-等基團。其三，SA+·再次經歷去質子化后，產生SA-H·，然后發生二聚化反應生成偶聯產物。其四，磺胺類抗生素的磺酰胺鍵(-SO2-NH-)通常容易受到·OH和SO4-·等自由基的攻擊，發生斷裂，形成氨基磺酸和R-NH2。這是由于磺酰胺鍵中的N也具有較高的2FEDHOMO2值，會發生電子轉移。其五，SO4-·與不飽和惡唑和異惡唑衍生物通過在碳碳雙鍵上發生加成反應，從而產生烯丙基自由基。H2O/OH-進一步水解烯丙基自由基，形成羥基化惡唑。羥基化惡唑環可以通過半縮酮平衡步驟重排為羰基，該步驟在C單鍵處裂解雜環，并生成肟。肟與H2O反應后，可進一步釋放羥胺形成第二個羰基。

3.3四環素類抗生素

根據對四環素類抗生素Fukui指數的評估，其分子中存在具有高電子密度的雙鍵、酚和胺基團，容易受到自由基的攻擊，因此四環素類抗生素的降解一般以去甲基化和羥基化兩種路徑開始。SO4-·是一種親電子自由基，與富電子基團反應后，產生的中間產物會繼續通過以下兩種途徑分解：一種是二甲氨基和羥基一同脫落，在酚環上生成酮；另一種是中間體脫羥基后，持續被自由基和非自由基攻擊，進一步被氧化成相對分子質量小的碎片。此外，四環素類抗生素還可能在脫水后，通過去甲基化、脫羥基化和開環過程生成相對分子質量小的中間體，直至被礦化為CO2和H2O。

3.4 β-內酰胺類抗生素

β-內酰胺類抗生素在活性物種的攻擊下會發生羥基化、水解、脫羧和胺氧化成羰基反應：①羥基化反應中芳香環是活性自由基與β-內酰胺抗生素作用的主要位點。硫原子是反應中第二個作用位點；② β-內酰胺類抗生素的水解幾乎會發生在所有高級氧化過程中，且β-內酰胺環的開環過程會導致其毒性降低；③脫羧過程是由·OH和SO4-·攻擊裂解后的β-內酰胺環結構或與β-內酰胺環相鄰的五元環開始的，提取電子后釋放CO2，并進一步形成酸；④自由基能夠增加攫氫反應中α氫原子的反應性，導致β-內酰胺類抗生素中的CH-NH2基團轉化為亞胺C=NH、C=N雙鍵進一步斷裂以形成羰基C=O。

4、展望

(1)為提高過硫酸鹽活化劑的性能，同時避免引入更多過渡金屬引起二次污染，未來研究應聚焦于對鐵基雙金屬催化劑本身的改性，例如，雜原子摻雜、缺陷位點構建、羥基氧基團引入、形貌晶型調控等。同時，開發高穩定性、可再生回收的鐵基雙金屬催化劑，對該技術的工程化應用也具有重要意義。

(2)活化過硫酸鹽技術是多種驅動機制共存的復雜體系，研究該體系降解抗生素機制時，僅憑活性物種捕獲實驗所得的結論已被證明可信度低，需結合EPR、熒光顯微鏡等更精準的技術進行驗證分析。此外，如何定量分析活性物種對降解效果的產生和貢獻也是當前研究難點，亟需創新研究思路和技術手段突破這一瓶頸。在工程應用方面，開發可高效產生強氧化性自由基的鐵基雙金屬改性材料，仍是當前該領域的研究熱點。

(3)高選擇性降解污染物是活化過硫酸鹽高級氧化技術的特性，但對該特性的內在機制尚不清晰。理論上，降解同類污染物時，活性物種會選擇性攻擊特定位點，并以一種特定降解規律逐步實現污染物礦化。因此，基于過硫酸鹽高級氧化處理某一類抗生素污染物的一般降解路徑，值得進一步研究、總結和歸納。

(4)隨著耦合高級氧化技術研究的興起，今后可結合光催化、熱活化、電化學和臭氧氧化等技術，輔助鐵基雙金屬催化劑活化過硫酸鹽，實現對污染物的協同降解，進一步拓寬該技術的實際應用范圍。（來源：中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室，中國環境科學研究院水生態環境研究所，北京師范大學水科學研究院）