抗生素作為一種新型污染物廣泛地出現在多種環境介質中, 如污水、土壤、地表水和污泥等.抗生素在環境中有相對較短的半衰期, 但是人用或獸用抗生素連續不斷地排放到環境中, 造成假性持久性污染.環境中長期存在一定濃度水平的抗生素不僅可能會對一些敏感性生物產生毒害作用, 更會在選擇性壓力下, 導致抗性細菌(antibiotic resistance gene, ARBs)和抗性基因(antibiotic resistant bacteria, ARGs)的產生、維持、轉移和傳播, 對生態系統產生沖擊并降低抗生素對人類和動物病原體的治療潛力.
我國每年的抗生素消費量約在10~20萬t, 被廣泛用于治療人類和動物的感染性疾病, 以及促進畜禽和水產動物的生長.然而, 攝入體內的抗生素不能被完全的吸收或代謝, 預計有50%~90%的抗生素會以原化合物或結合物形式通過排泄作用排出體外.在水產養殖和禽畜養殖業中, 這部分抗生素會直接進入土壤或水體環境, 造成面源污染.更多的排泄物則會通過市政管網的收集, 進入污水處理廠中, 如果不能實現抗生素的有效去除, 就會使污水廠成為環境中抗生素的重要污染點源.傳統的污水處理工藝能有效實現碳、氮的去除及微生物污染的控制, 但對于抗生素一類微量有機污染物的去除作用有限.本文考察了當前，污水處理廠中抗生素的濃度水平, 綜述了污水生物處理過程中抗生素的遷移轉化規律, 對作用機制和相關影響因子進行了詳細的對比分析.
1 污水中抗生素的濃度水平
由于不同國家和地區對抗生素藥物的使用量和使用模式不同, 加之抗生素的遷移轉化受到自身物理化學性質(包括親水親脂性、生物降解性和光解性等)和環境條件(包括微生物種群與數量、氧化還原電位、光強度、溫度等)的影響, 抗生素的濃度水平波動較大.總體上來說, 污水中抗生素的殘留濃度相對較低, 為ng·L-1~μg·L-1的數量級.
圖 1和圖 2分別表示近幾年世界多地污水廠進、出水中的典型抗生素的濃度水平[1, 10~34].選取的典型抗生素有大環內酯類抗生素(macrolides, MLs)的紅霉素(erythromycin, ERY)、阿奇霉素(azithromycin, AZI)、羅紅霉素(roxithromycin, ROX)和克拉霉素(clarithromycin, CLA); 喹諾酮類抗生素(Quinolones, QNs)的諾氟沙星(norfloxacin, NOR)、環丙沙星(ciprofloxacin, CIP)和氧氟沙星(ofloxacin, OFL); 甲氧芐氨嘧啶(trimethoprim, TMP); 磺胺類抗生素(sulfonamides, SAs)的磺胺甲惡唑(sulfamethoxazole, SMX)、磺胺吡啶(sulfapyridine, SPD)和磺胺二甲氧嘧啶(sulfadimethoxine, SMO); 四環素類抗生素(Tetracyclines, TCs)的四環素(tetracycline, TC)和強力霉素(doxycycline, DOC)以及β-內酰胺類的頭孢氨芐(cefalexin, CFX).每種抗生素的濃度水平跨度均可達2~3個數量級, 表明進、出水中濃度波動較大, 且帶有顯著的地區特點.從數據點的分布情況來看, 大環內酯類的ERY、喹諾酮類的NOR、CIP、OFL、磺胺類的SMX和TMP是目前的研究熱點.由圖 1和圖 2的對比不難發現, 總體上進、出水中抗生素濃度水平相當, 表明傳統污水處理廠并沒有實現抗生素的有效去除.
圖 1
圖 2
圖 2 污水廠出水中典型抗生素的濃度水平根據污水廠進、出水中的抗生素濃度, 可計算得到抗生素在污水中的去除率.值得注意的是, 不同研究中同一抗生素的去除效果具有高度變化性.在Kovalova等的研究中, NOR、SMX和TMP在污水中的去除率分別為47%、7%和96%, 克林霉素和SPD呈現-23%~-18%的“負去除”.然而Ashfaq等報道的NOR去除率高于80%, 與柴玉峰等研究中57.9%~94.7%的去除率相近; 而SMX和SPD的去除率在50%~80%的范圍內.在其他研究中, SMX和TMP的去除率分別為42.4%和-10.6%, 克林霉素的出水濃度高于進水濃度.對采用活性污泥工藝的污水處理廠進行連續監測, 發現抗生素在污水中的去除率隨時間發生較大波動, TMP、SMX和SPD的去除率分別為-60%~31%、-153%~63%和-115%~77%.上述進出水中抗生素去除效果的高度變化性和“負去除”現象可能與代謝產物的轉化還原、進水懸浮固體中的抗生素的解吸釋放以及進出水的抗生素濃度波動等有關.
隨著共軛基團的斷裂, 抗生素的共軛代謝產物在污水處理過程中分解轉化為抗生素.對于SAs(如SMX、SPD和磺胺嘧啶), 共軛代謝反應主要為葡萄糖醛酸和N4-乙酰化.乙酰磺胺甲惡唑(N4-acetyl-SMX或N4-SMX)和磺胺甲惡唑葡萄糖醛酸(SMX-glucuronide)是SMX的共軛代謝產物, 在某污水廠進水中的平均濃度分別為1680 ng·L-1和140 ng·L-1, 且污水處理中的降解去除率高于84%.有研究表明, 單獨考察SMX的進出水負荷變化時, 沒有去除效果或去除效果顯著波動; 將N4-SMX和SMX合并考慮, 則去除率趨于穩定, 去除效果顯著(51%~78%).克林霉素亞砜和N-去甲基克林霉素是具有抗菌活性的克林霉素的兩種主要代謝產物.克林霉素在污水處理中的負去除(-18%)可能是由于克林霉素亞砜的轉化.據報道, 克林霉素亞砜在進、出水中的質量負荷均高于克林霉素, 因此將抗生素的代謝產物納入考量范圍非常重要.柳氮磺胺吡啶和主要人類代謝物N4-乙酰磺胺吡啶都可以轉化為SPD. CIP的共軛代謝產物包括sulfo-CIP和N-formyl-CIP.已有報道指出阿莫西林、OFL、氯霉素和OTC的代謝產物分別為阿莫西林噻唑酸、去甲基OFL、葡萄糖醛酸結合物和N-去甲基OTC.然而, 抗生素的代謝產物數據庫還遠遠不夠, 原化合物和代謝產物的代謝比例和排泄比例也尚不能確定.因此, 代謝產物的形成過程及量化等研究有待進一步完善, 從而更全面地考察和解釋抗生素在污水生物處理過程中的轉化規律.
有研究考察了污水廠進水中抗生素在水相和顆粒相的分布, TMP、ERY和CLA的水相濃度約為顆粒相濃度的90%~100%, 且與顆粒結合的抗生素較難被細菌接觸, 可生物利用性受限.因此需考慮進水中顆粒相的抗生素, 建立完整的抗生素進水負荷計算方法.此外, 為了排除進出水中抗生素濃度波動帶來的計算偏差, 可以通過取24 h混合樣品和多天連續取平均濃度的方法提高數據的代表性和準確度.
2 污水中抗生素的遷移轉化
通過考察污水處理廠各工藝階段對抗生素的去除效果, 可知污水的生物處理過程對抗生素的去除發揮主要作用.抗生素在生物處理工藝中的去除主要通過吸附作用和生物降解/轉化, 此過程中的揮發和水解作用可以忽略不計.吸附作用會受到物質自身親脂性和靜電作用的影響, 因而受抗生素種類和污泥性質影響較大, 主導的吸附機制也不盡相同.抗生素本身屬于較難生物降解有機物, 降解菌的分布豐度較低.但在好氧或厭氧處理系統、土壤或地表水體甚至高鹽度的海水中都發現過不同種屬的抗生素降解菌.
通過生物處理的靜態實驗, 檢測水相和污泥中的抗生素濃度水平, 可以初步掌握抗生素固有的吸附和生物降解能力.在好氧活性污泥靜態實驗中, 反應14 d后TC、林可霉素和磺胺二甲嘧啶的吸附去除率分別為89.1%、0%和0%, 生物降解去除率分別為6.57%、0%和99.9%[49]. Yang等在SAs的好氧靜態實驗中發現, 污水中抗生素的去除可以分為兩個階段：第一階段是快速吸附并達到吸附平衡, 此時的生物降解作用處于停滯階段, 這可能是由于抗生素降解菌的生長和相應酶的活化需要一定的時間, 也可能是由于易生物降解物質的競爭作用.第二階段主要是生物降解作用, 此時抗生素在污泥表面的吸附量保持不變或略有降低, 降解作用推動抗生素向污泥表面繼續遷移和生物轉化.相似地, 在連續運行的污水生物處理系統中, 抗生素在活性污泥上的吸附量在吸附平衡狀態附近波動, 并受到生物降解程度的影響.抗生素結構性質的差異, 會導致其吸附和生物降解性能不同.有研究者考察A2/O工藝中抗生素的分布及變化, OTC濃度在厭氧段明顯下降, 這是由于金屬離子絡合以及陽離子交換發生的吸附去除, 且回流污泥的稀釋作用和厭氧生物降解具有輔助的促進作用; 然而OTC在后續的缺氧和好氧段沒有發生顯著變化.對比之下, SMX的吸附作用非常小, 在厭氧和缺氧段沒有顯著變化, 在好氧段的好氧生物降解作用下濃度有所下降.
值得一提的是, 在污水廠較短的水力停留時間(hydraulic retention time, HRT)和污泥停留時間(sludge retention time, SRT)下很難實現抗生素的充分吸附和生物降解; 其它運行參數如工藝選型、溫度、混合液懸浮固體濃度(mixed liquor suspended solids, MLSS)和溶解性COD(SCOD)等也都會對污水廠中抗生素的實際降解效果產生顯著影響.因此有必要就污水處理工藝的運行條件進行討論和優化, 并考察不同二級生物處理工藝對抗生素的去除能力.
2.1 污水中抗生素的吸附去除
吸附是影響污水處理廠中抗生素去除的關鍵因素之一, 還會影響如生物降解和光解等過程的速率.因此, 掌握抗生素的吸附性質對于了解它們在環境中的遷移轉化十分關鍵.
2.1.1 抗生素的吸附機制
抗生素在活性污泥上的吸附受到多種因素的制約, 包括pH、氧化還原電位、目標物的立體化學結構和吸附物質的化學性質等.主要通過以下方式進行：①化合物的脂肪族和芳香族基團與微生物的親脂性細胞膜或污泥的脂質部分的疏水分配作用, 它與目標物的辛醇-水分配系數(octanol-water partition coefficient, Kow)相關; ②帶電的化合物基團與微生物及惰性顆粒表面發生的靜電作用.除了疏水分配和靜電作用, 其他機制如氫鍵、離子交換和表面絡合都會對吸附過程產生影響.
Kow和解離常數(dissociation constant, pKa)是表征抗生素吸附性質的關鍵參數. lgKow < 2.5時, 可認為以疏水分配為主要作用力的吸附勢較低. pKa表示在環境pH條件下目標物的解離性質, 抗生素多帶有可電離的官能團, 受到環境pH的影響會呈現不同的電性, 從而影響與污泥表面的靜電作用力, 產生不同的吸附性能.
SAs的lg Kow約為0.31~1.63, 具有高水溶性, 疏水分配作用力下的吸附性能較弱. SAs有兩個可離子化的官能團：pKa1表示氨基(H2N—)的質子化, pKa2表示磺酰胺(—SO2NH—)的去質子化, 且pKa1值約為1.6~2.7, pKa2值約為5.7~8.4[54~56].酸堿解離平衡方程如下：
在pH呈中性的污水中, SAs主要為陰離子或中性形式, 陰離子形式的SAs會與表面呈電負性的活性污泥產生靜電排斥的作用, 阻礙吸附的發生.因此, 不管是從親脂作用力還是靜電作用力的角度來說, SAs在污水處理過程中的吸附作用較弱.由于磺胺類官能團的結構較簡單, 可根據解離平衡方程計算出pKa2和pH值影響下的中性組分所占的比例, 中性組分比例越大, 靜電排斥作用越小, 吸附能力相對增強.傳統處理工藝對SAs的去除率約為64%, 其中降解作用占63%, 吸附作用只占1%.
TCs在污水處理系統中發生顯著的吸附作用, TCs的lgKow多為負值, 親脂性作用可忽略不計. TCs的離子相互作用和表面絡合是吸附的主要機制.以TC為例, pKa值分別為3.30、7.68和9.69, 能夠以陽離子、兩性離子、單價陰離子和二價陰離子的形式存在.在中性pH條件下, TCs主要為兩性離子和陰離子形式, 與金屬離子有較高的結合容量, 并減弱抗生素與電負性污泥表面的靜電排斥作用; 形成的金屬-TCs絡合物可以通過陽離子架橋作用吸附到有機物上.對比不同種類的抗生素, 其含有N、O的富電子基團種類和數量越多, 與金屬離子的絡合能力越強. SAs官能團種類和數量最少, 主要是含N官能團參與配位. QNs含有—COOH和—C=O, 某些還含哌嗪基團. TCs含有的官能團種類和數量最多, 絡合作用以—OH和—C=O為主, 同時還考慮有空間位阻的影響.綜合上述官能團特性和pH的影響, TCs與金屬離子的絡合能力最強, 其次為QNs, SAs絡合能力最差. Huang等發現氧四環素30 min可達到吸附平衡, 吸附速率為0.362 L·(μg·min)-1. Li等在批式實驗中發現TC的吸附率在前15 min內達到90%, 吸附平衡時去除率為98.0%.
QNs的lgKow只有-1.03~0.3, 考慮到其兩性離子的特點[pKa(COOH)為3.01~6.26、pKa(NH2)為7.65~10.58], 可以推斷出QNs在活性污泥上的吸附主要受靜電力而不是疏水分配的影響. QNs不僅可以與污泥絮體發生靜電作用, 還可以與污水處理中加入的鐵、磷混凝劑發生吸附作用.在含鹽廢水的生物處理過程中發現, QNs的吸附能力顯著下降, 可能是由于含鹽廢水中二價金屬離子(鈣、鎂)的含量較高, 與QNs形成穩定絡合物而不利于污泥對QNs的吸附. QNs在吸附實驗前15min可實現快速吸附去除, 去除率可達84.4%~91.6%.傳統污水處理工藝對QNs的去除率約為62%, 吸附作用占44%, 降解作用僅占18%.污水廠進水中QNs主要通過吸附到活性污泥上實現去除而不是生物降解. QNs和TCs在污泥回流的過程中吸附積累, 在回流污泥中的豐度較高, 為313~5320μg·kg-1.
MLs的分子結構中有帶正電的二甲氨基, 可以與活性污泥發生靜電吸引; MLs的lgKow為0.56~3.16, 疏水分配作用促進了物質的吸附.另一方面, MLs分子量一般較大, 單位分子量上的活性基團較少, 因此吸附能力明顯不如TCs和QNs. MLs中的ROX主要通過吸附作用去除, 較難發生生物降解, 吸附平衡后的去除效率為34.6%.然而也有研究表明MLs在好氧生物處理工藝中較穩定, 無法通過吸附和生物降解作用去除. TMP是較強的親水性化合物(lgKow=0.91), pKa值為6.6和7.2, 這意味著在中性條件下至少有一半的TMP以質子化陽離子形式存在, 因而有利于靜電吸附作用.然而Lindberg等發現采用傳統活性污泥法的污水廠的進出水中TMP濃度相近, 即吸附作用較弱, 總的去除效率近似為零.污泥性質、系統運行條件、吸附接觸時間等的變化都可能會導致實際吸附去除率的較大波動.另有研究表明, 頭孢菌素類抗生素主要通過生物降解作用去除, 青霉素類抗生素如阿莫西林主要依賴于污泥的初始吸附去除.污水寶或參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。
2.1.2 固液分配系數
為了能夠量化抗生素的吸附作用, 可以通過實驗確定分配系數(distribution coefficient, Kd).假設系統處于平衡狀態, Kd值(L·kg-1)等于單位重量固體上的吸附量除以液相中的抗生素濃度.由于固液相的平衡易受到干擾, 污水和污泥可能處于非均質狀態, 取樣和樣品處理時可能存在誤差, Kd值只能表示一個粗略的估計, 但作為吸附性能代表值, 用于描述抗生素的遷移轉化行為仍是十分有效和直觀的.一般認為, 根據實驗估算的Kd值小于500 L·kg-1時, 抗生素優選留在液相中, 生物降解/轉化是這些抗生素在污水廠中主要的去除途徑; 而Kd值越大, 吸附去除貢獻率越高.
表 1為典型抗生素在污水處理廠污泥中的Kd值, 其中SMZ表示SAs的磺胺二甲嘧啶(sulfamethazine), OTC表示TCs的氧四環素(oxytetracycline), ENR表示QNs的恩諾沙星(enrofloxacin).從表 1中可以看出SAs的Kd值在3.2~418 L·kg-1的范圍內, 吸附作用較小, 生物降解為主要的去除途徑. MLs的Kd值為9.35~1000 L·kg-1, 其中CLA和AZI的Kd值相對較高, ERY和ROX的Kd值相對偏低, 表明不同種類的MLs在處理過程中的吸附和生物降解性能有較大差異. TMP的Kd值為85.5~427 L·kg-1, 吸附性能較弱.而OTC和QNs的Kd值表示其吸附作用顯著, 液相中的TCs和QNs的去除主要通過吸附作用. Kd值的總體水平與吸附機制的分析結果是一致的.從表 1中還可以看出, 同一抗生素的Kd值波動較大, 污泥和污水組成的變化是首要的影響因素.分別考察初沉池、二沉池、濃縮和消化污泥的Kd值, 變化系數可達12%~320%.吸附性能越強的抗生素, Kd值波動水平反而較小.據報道, CIP、左氧氟沙星和TC具有高吸附能力, 且在MBR系統和A2/O系統中有相似的Kd值(lg Kd>4), 吸附效果取決于化合物的內在屬性, 受污泥性質和條件的影響較小. QNs在低鹽度的污水中吸附勢較高, 為2256.9~5122.7 L·kg-1; 在含鹽污水中的吸附勢顯著降低, 為367.2~664.8 L·kg-1.
表 1 典型抗生素在污水處理廠污泥中的Kd值
除了通過測定分布濃度求得Kd值外, 還可以根據化合物的Kow(或考慮pH影響時的辛醇-水分配系數Dow)和有機碳系數Koc預測Kd值.這種預測方法是根據非特異性親脂互相作用的合理假設, 并考慮pH的影響.該計算方法對疏水分配作用為主的固液分配模擬結果較好, 但不完全適用于極性和離子性化合物.所以應建立一種考慮分子官能團性質和基質組成的方法, 來對抗生素的吸附常數進行建模.
此外, 還可以用質量平衡分析的方法判斷抗生素在污水處理中的主要去除途徑, 研究進水中的抗生素隨污水、污泥排出系統和發生生物降解的水平. Göbel等在采用活性污泥法的污水廠中進行質量平衡分析, 結果表明SMX在二級生物處理中實現約55%的去除, 隨出水流出部分占38%, 隨污泥排出部分小于0.2%, 因此去除途徑為生物降解; 出水中的CLA和TMP分別占進水負荷的79%和36%, 隨剩余污泥排出的比例小于1%. CIP和NOR隨污泥排出系統的比例為83%和75%, 出水中為12%和8%, 所以QNs在污泥中有較高的濃度水平. Ashfaq等對單一抗生素的研究結果與上述結論相似, 且得到多種抗生素混合出水負荷占進水負荷的11.5%, 污泥負荷占進水負荷的76.3%.有研究對A2/O工藝中SAs、FQs和氯霉素進行總的質量平衡分析, 其中污泥吸附僅占進水總負荷的0.6%~2.1%.
2.2 污水中抗生素的生物降解 2.2.1 抗生素的可生物降解性及降解菌
抗生素的生物降解機制包括共代謝作用和混合基質生長作用.共代謝是指抗生素被非特異性分解酶降解, 如氨單加氧酶(ammonia monooxygenase, AMO), 且不作為微生物生長的碳源和能源, 并生成相應轉化產物的過程.此時, 生長基質供應微生物生長和提供能量, 并誘導產生分解酶.當生長基質有限時, 微生物進行混合基質生長, 直接以抗生素等微污染物為碳源和能源, 并能將其礦化.由于微生物礦化生長基質的能量收益須高于如酶合成、主動運輸和對有害物質的防御反應等代謝消耗, 且幾乎所有外周降解途徑都首先要由底物誘導, 生長基質的可利用濃度要超過一定的閾值.抗生素類微污染物在污水、污泥中的濃度水平非常低(ng·L-1~μg·L-1), 因此較少以抗生素為生長基質進行生物降解, 抗生素的降解去除以共代謝作用為主.盡管有共代謝作用, 其他易降解物質的存在可能會充當抗生素分解代謝的抑制因子, 產生競爭抑制.產生競爭抑制和有效共代謝的底物閾值與抗生素的特性相關.另一方面, 藥物在人體/動物體內的代謝反應與細菌的降解過程完全不同, 代謝產物不利于細菌的降解轉化, 從而降低了進入污水廠的潛在可降解量, 同時又在污水中積累了另一種形式的抗生素污染物.
抗生素具有抑制細菌活性的作用, 可生物降解性受到限制.不同種類的抗生素可生物降解性能差異較大, β-內酰胺類抗生素包括青霉素類和頭孢菌素類具有相對較好的生物降解性能.最終可生物降解測試(ultimate biodegradability test)進行28 d后, 青霉素的礦化程度可達79%~91%;阿莫西林不能實現高度礦化但可以生成穩定的代謝產物, 具有部分生物降解性. CFX在10h內的好氧生物降解去除率高達97.3%, 并且不存在初始停滯階段.這是由于β-內酰胺環不穩定, 能夠被β-內酰胺酶裂解, 而這種酶在細菌中廣泛存在. SAs主要通過生物降解作用去除, SMZ、SMX和磺胺噻唑在活性污泥處理10d內的生物降解去除率分別為50%, 75%和93%.其余類別抗生素從總體上來說屬于難生物降解有機物.
抗生素的可生物降解性會受到氧化還原條件的影響. Burke等認為DOC和TMP在曝氣條件下能得到更有效地去除.已有研究對ERY和ROX在脫氮系統中的生物降解進行偽一級動力學分析, ERY和ROX在好氧條件下的生物降解反應速率常數Kbiol(以SS計, 下同)分別為6 L·(d·g)-1和9 L·(d·g)-1, 生物轉化率高達90%;缺氧時的Kbiol分別為0.15 L·(d·g)-1和0.2 L·(d·g)-1, 生物轉化率低于27%. SMZ在好氧批試實驗中能實現較完全的去除, 厭氧條件下的去除率只有18%; 然而在同為厭氧條件的垂直潛流人工濕地中去除率很高, 甚至能達到99%, 因此厭氧條件對SAs的去除效果仍需進一步研究.微好氧條件下(DO約為0.3mg·L-1)SMX的水相去除率高于好氧和缺氧條件, 去除率為62%.缺氧條件下, MLs和TMP的去除率更高, 但不利于NOR的生物降解.厭氧微生物對NOR的生物降解率為18%, 好氧微生物的降解率僅為13%, 這樣的現象可能是由于NOR對好氧生物具有廣譜抗菌活性, 它的存在會對好氧反應器產生毒性作用.厭氧反應器還能有效地去除泰樂霉素, 平均去除率為95%.氧化還原條件會對污泥性質和菌群的生物多樣性有顯著的影響, 從而表現出不同的抗生素生物降解能力.此外, 研究還發現, QNs在鹽度較低的污水中不發生生物降解, 而在含鹽廢水中得到部分降解去除, 可能是因為一些特殊的QNs降解微生物只在含鹽活性污泥中存在.
硝化細菌對抗生素的降解能力受到廣泛的關注.硝化細菌能強化TMP的去除, 使降解半衰期從傳統活性污泥系統中的315 h縮短到67 h; 當硝化細菌的活性受到抑制時, TMP的去除率從70%降低到25%.硝化細菌對抗生素的強化去除可以解釋為氨氧化細菌通過AMO酶對抗生素進行非特異性共代謝生物轉化.在實際運行的污水處理廠中, 延長SRT滿足硝化細菌的富集生長時, 部分抗生素如MLs、TMP和SMX的去除效果有顯著提高.然而硝化細菌對抗生素生物降解的促進效果還是存有爭議的, 有研究表明, 硝化作用與TMP的生物降解沒有明顯的聯系.
除硝化細菌外, 研究者還發現了許多對抗生素具有降解能力的特定菌株. Huang等和Zhang等分別在活性污泥反應器和海洋環境中分離出能夠降解SAs的無色桿菌S-3和假單胞菌DX7. Lin等在活性污泥系統中分離出兩株能降解CFX的假單胞菌株CE21和CE22. CE22對CFX的耐受程度高, 可在24 h內實現92.1%的降解, 但容易受到其他抗生素存在的抑制作用; CE21在24 h內對CFX的去除率只有46.7%, 但是降解譜更廣泛, 對氯霉素和SMX也有一定的降解作用.還有研究從強化生物除磷活性污泥中分離出希瓦氏菌株(Shewanella strain), 該菌株能通過吸附和生物降解的作用去除CFX和阿莫西林.微生物對單一抗生素的降解研究并不適于預測藥物混合物在環境中的遷移轉化.抗生素的生物降解會受到其他藥物存在的影響(多為抑制作用), 因此在污水處理過程中的去除率普遍較低.
2.2.2 生物馴化及降解產物
生物馴化過程有利于提高活性污泥對抗生素的降解水平.有研究表明馴化過程中種群多樣性沒有因抗生素的作用而降低, 但微生物群落結構發生變化, 誘發新的優勢微生物出現, 如厚壁菌屬、氣單胞菌屬和硝化菌等抗生素抗性微生物都發揮重要作用.然而即便采用馴化后的污泥, 生物處理過程仍不能將難生物降解抗生素完全去除.抗生素的生物強化去除就是在鑒別和分離抗生素降解菌種的基礎上, 富集固化相應菌群來處理污水中的抗生素.然而很難找到對于多種抗生素類型均具有降解作用的單一或混合菌群, 且相應生物量需在體系中維持穩定適當的生態位, 形成競爭淘汰的菌群則需保持在較低豐度.在應用降解菌去除抗生素時要考慮到污水中不同組分對抗生素生物降解的作用, 以及不同降解能力的廣譜微生物共存時降解性能的相互影響.部分藻類和真菌對抗生素也有一定的降解能力, 可以應用于抗生素的人工強化去除.如果在污水處理工藝中進行抗性菌的人工強化培養, 其對環境中ARGs和ARBs豐度的影響, 仍需要更深入地研究.此外, 生物降解不表示完全礦化, 易生物降解的青霉素通過C14標記發現只有25%發生礦化, 其余部分則以代謝產物的形式留在污水或污泥中.相比于抗生素前體, 轉化產物更加穩定、極性更強, 因此研究轉化產物的生成及其環境行為具有十分重要的意義. Liu等和Lin等鑒別出CFX的生物降解產物為2-羥基-3-苯基吡嗪, 相關遷移性與毒性研究有待進一步完善.研究發現SMX在反硝化條件下被生物轉化為硝基和脫氨衍生物, 且轉化產物對混合物總體毒性具有協同作用.
2.3 污水生物處理單元運行參數對抗生素去除的影響 2.3.1 水力停留時間和污泥停留時間
SRT是影響抗生素去除的重要因素, 有研究認為SRT越長, 去除效率越高.兩個膜生物反應器(membrane bioreactor, MBR)以SRT為單一變量作對比實驗, SRT為15 d時, ROX、SMX和TMP的去除率分別為57%、55%和86%; SRT為30 d時, 它們的去除率分別提高到81%、64%和94%.同樣地, Zhao等發現, NOR和SMX的去除率會隨著SRT的延長而升高.延長SRT可以提高活性微生物多樣性, 增加可利用的降解途徑, 促進通過共代謝作用的物質降解.已有研究表明, 污水生物處理中的微生物多樣性與微污染物生物轉化速率呈正相關, 且實際污水廠中微生物多樣性不足, 遠未達到飽和.生物降解潛力的增強源于如硝化細菌的生長緩慢菌群、特殊降解菌株和K-strategists等的富集, 其中, K-strategists是指在高SRT時(SRT 12 d), 生物高度飽和能夠有效利用稀缺資源的微生物.此外, 延長SRT使微生物暴露在寡營養條件下(低F/M運行時), 迫使微生物實現混合底物生長, 利用多種低濃度難降解底物如抗生素. MBR的SRT分別為16 d和33 d時, MLs和TMP的去除率低于54%;當SRT延長為60~80 d, MLs和TMP表現出高達90%的去除, Kovalova等也得到相似的結論. SRT的延長往往還伴隨著生物量濃度的增高, 起到擴大吸附面積、增加降解菌數量的作用.在活性污泥系統中, 反應器的MLSS從2 g·L-1增至8 g·L-1時, 污水中SMZ的去除率從40%增長到94%.盡管SRT的延長在生物相組成和生物量方面對抗生素的生物轉化有促進作用, 但對抗生素生物轉化效果的影響仍具有爭議性, 結論尚未統一.有研究指出MBR中SAs的去除率受SRT影響較小. SRT在16~75 d變化時, 對SMX+N4-SMX和ROX的生物轉化效率沒有一致趨勢的影響.
有研究表明, SMX的去除率會隨著HRT的延長而升高, NOR的去除率在不同HRT條件下卻變化不大. SAs和β-內酰胺類抗生素的吸附作用較弱, 在污水處理系統中生物降解和吸附作用互相促進, 使得抗生素向污泥表面轉移并進行生物轉化.若HRT較短, 則吸附和生物轉化程度較小, 導致污水中抗生素去除不完全.對于主要依靠吸附作用去除的抗生素如QNs、TCs和部分MLs來說, 抗生素吸附速率快、水平高, 且多為難生物降解有機物, 生物降解速率緩慢, 對吸附的促進作用較弱.因此, 與HRT相比, SRT更能代表這部分抗生素在污水處理工藝中的實際停留時間.有研究表明, 對于污水生物處理過程中OFL的去除, SRT比HRT更關鍵.
2.3.2 溫度
溫度會對吸附動力學和降解動力學產生影響.抗生素的吸附速率隨著溫度的升高而降低, 符合Freundlich等溫吸附模型.當溫度從15℃升至25℃時, OTC的Kd值從1.19 L·g-1降至0.841 L·g-1, SMZ的Kd值從0.633 L·g-1降至0.367 L·g-1.溫度還影響微生物的活性, 因而顯著影響抗生素的降解速率. Yin等在不同的溫度條件下進行SMZ的活性污泥降解批式實驗, 初始8 h的去除速率相似, 這是由于溫度適當升高時, 吸附作用受到抑制而生物降解作用增強, 兩種效應相互抵消; 8 h后, 生物降解發揮主要作用, 因此隨溫度的升高去除率顯著提升.在有關污水廠中抗生素去除效率隨季節變化的研究中, 抗生素可分為3類：①夏季去除率高于冬季去除率(阿莫西林：夏季100%、冬季75%; SMX：夏季71%、冬季17%); ②夏季冬季去除率相當(CIP：60%; OFL：50%); ③夏季冬季均不發生顯著去除(CLA、ERY、林可霉素和螺旋霉素).強化的微生物作用使得抗生素夏季的去除率要顯著高于冬季, 因此可以判斷此類化合物以生物降解為主要去除途徑; 兩季去除率相當的抗生素, 則主要通過吸附作用去除.然而, 也有研究表明溫度波動或較小的水溫變化(12~19℃), 不會影響抗生素的去除效果.
2.3.3 生物處理工藝
在考察不同生物處理工藝對抗生素的去除作用的研究中, 對MBR和生物脫氮工藝(biological nitrogen removal process, BNR)的報道較多. MBR結合了活性污泥的生物降解過程與膜過濾的固液分離作用.很多研究者對比MBR工藝和傳統活性污泥法(conventional activated sludge, CAS)對抗生素的去除效果, 普遍認為MBR工藝對抗生素的去除效果更好. OFL、SMX和ERY在CAS中的去除率分別為23.8%、55.6%和23.8%, 在MBR工藝中的去除率為94%、60.5%和67.3%. Radjenovi Dc'等發現相比于CAS工藝, MBR工藝可以將抗生素去除率提高10%~65%.兩個工藝的區別在于MBR工藝具備更高的生物量和較長的SRT.通過對影響因素SRT的分析可知, MBR工藝能夠強化微生物的生物轉化能力, 較長SRT下污泥特性的變化能夠降低傳質限制, 并且保證動力學緩慢的生物降解所需的反應時間.高生物固體濃度不僅會促進抗生素的吸附去除, 還使得MBR反應器的去除效率保持穩定, 尤其是在冬季.濾膜過濾高濃度的生物質并結垢, 生物膜在膜上的發展可以起到減小截留孔徑的作用, 實現微污染物的保留或迫使其進入生物膜進行生物降解.有研究表明, MBR和A2/O工藝能實現抗生素的有效去除, 相較于A2/O工藝, MBR中ROX和CLA的水相去除率提高了12%~18%.相似地, MBR中ROX和CLA的去除率較CAS增加了14%~20%. CIP、左氧氟沙星和TC的Kd值在MBR和A2/O工藝系統中相似, 而MBR工藝的抗生素吸附去除率比A2/O平均提高24%, 抗生素的生物降解率平均提高10%.吸附去除率的提高是由于MBR的強化生物降解作用促進了溶質向污泥邊界層的快速傳質, 從而表現為生物降解和吸附去除的雙重強化作用.
盡管如此, 將MBR工藝作為傳統生物處理工藝的替代方式, 特異性用于提高抗生素的去除效果, 仍遭受到質疑.研究表明, 部分藥物在MBR和CAS中的去除效果沒有顯著差異. MBR中較長的SRT可能會導致懸浮基質中活性生物量的減少, 使得MBR的生物轉化速率常數與CAS大致相當, 甚至有時候會低于CAS工藝. MBR污泥的高生物降解潛力, 可能會減少污泥中抗生素的吸附, 降低污泥產率和抗生素污染程度, 從而降低污泥的處理處置成本和環境污染風險.然而主要通過污泥吸附作用去除的抗生素如QNs, 去除效果會受到污泥產量的影響, 此時相較于MBR, CAS產生的大量污泥對抗生素有強化去除的作用. MBR作為具有潛在應用前景的技術, 可以通過膜的改性(改變材料和降低分子量截止限)和處理過程的改進(接種特殊微生物)來進一步優化.
BNR同樣能夠促進抗生素類污染物的去除. BNR工藝出水中的抗生素總濃度僅為CAS工藝的0.67. BNR工藝SRT較長, 可實現硝化細菌的富集, 提高抗生素的生物降解水平.此外, 在不同的氧化還原條件下運行, 可以增加微生物的多樣性, 產生更廣泛的酶譜.在A2/O工藝的首段厭氧池中, TMP實現14%~39%的去除, 可能是由于污泥的吸附作用, 或者是如聚磷菌等微生物在釋磷的過程中將其作為碳源.在單相硝化反硝化體系中, ROX、ERY、SMX和TMP的去除率可達64%~70%.有研究者對比周期循環活性污泥法(cyclic activated sludge system, CASS)、A2/O和Orbal氧化溝對抗生素的去除效果, CASS和Orbal氧化溝的抗生素去除率均能達到60%以上.生物膜反應器(固定床或移動床生物膜反應器)類的附著生長系統, 有較長的SRT、更好的氧傳質、高硝化速率和高生物量濃度, 對部分藥物有強化生物降解的作用, 是減少抗生素類微污染物排放的潛在方法.然而也有研究表明, 滴濾池(trickling filter)對抗生素的去除效果在年度間和季節間的變化較大, 且對CLA和SMX的去除率僅為15%~36%, 低于CAS工藝40%~79%的去除率.
除了上述常見的生物處理工藝外, 一些特殊形式的污水處理工藝也取得了一定的抗生素去除效果. Dutta等采用兩級厭氧流化床膜生物反應器去除污水中的抗生素, 去除率可達85%~100%.高效藻塘通過光降解和生物質吸附實現市政污水中CIP的有效去除, 是一種新型的、有應用潛力的生物處理技術.此外, 污水生物處理前的預處理, 如氯化物過氧化氫酶(CPO-H2O2)的酶催化降解和利用小球藻活性氧及其藻細胞表面的酶反應, 污水三級處理(氯消毒、微濾和反滲透)都能不同程度地降低出水中抗生素的污染水平, 并為抗生素的污染控制提供新方向.
3 結論與展望
(1) 總體上來說, 污水廠對抗生素并沒有實現有效地去除, 每天仍有大量的抗生素通過污水廠出水排放到自然水體, 影響著生態穩定和人類健康.通過對污水處理過程中抗生素遷移轉化規律的研究, 在保障污水廠基本處理功能的前提下, 適當調整運行工藝, 優化運行參數, 促進抗生素類微污染物的去除, 具有十分重要的意義.
(2) 抗生素在污水生物處理過程中的吸附作用既決定其最終的歸趨, 還會對抗生素的微生物可接觸利用性有顯著影響.抗生素的生物降解主要受菌群組成與數量、生長基質供應情況和微污染物共存情況的影響.在上述基礎上對水處理常規指標、特定(微)污染物指標進行深入調查和建模分析, 從而找出抗生素類微污染物的宏觀控制參數, 能夠為污水處理廠的運行發展提供支持, 并作為深度研究的發展方向.在處理過程中發生吸附作用的抗生素隨著剩余污泥進入污泥處理處置環節, 有關這一部分抗生素遷移轉化規律的研究還較少, 應引起更多的關注.此外, 除了通過吸附和生物降解作用實現抗生素的去除, 還可以利用如高級氧化技術等物化手段實現抗生素的有效降解.(來源：環境科學 作者：張翔宇)
