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和環境條件的影響, 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的紅霉素、阿奇霉素、羅紅霉素和克拉霉素; 喹諾酮類抗生素的諾氟沙星、環丙沙星和氧氟沙星; 甲氧芐氨嘧啶; 磺胺類抗生素的磺胺甲惡唑、磺胺吡啶和磺胺二甲氧嘧啶; 四環素類抗生素的四環素和強力霉素以及β-內酰胺類的頭孢氨芐.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ER
Y、喹諾酮類的NO
R、CI
P、OF
L、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 1 污水廠進水中典型抗生素的濃度水平
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, NO
R、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, TM
P、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, 共軛代謝反應主要為葡萄糖醛酸和N4-乙?；?乙?；前芳讗哼蚝突前芳讗哼蚱咸烟侨┧崾荢MX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.克林霉素亞砜和N-去甲基克林霉素是具有抗菌（fungus)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?；前愤拎ざ伎梢赞D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、OF
L、氯霉素和OTC的代謝產物分別為阿莫西林噻唑酸、去甲基OF
L、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, TM
P、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（Continuity)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(tōng guò)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T
C、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和污泥停留時間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和溶解性COD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p
H、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-水分配系數相關;
?、趲щ姷幕衔锘鶊F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表示氨基的質子化, pKa2表示磺酰胺的去質子化, 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?-
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為3.01~6.26、pKa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（解釋:穩固安定；沒有變動), 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, 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
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.假設系統處于平衡狀態, Kd值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, OTC表示TCs的氧四環素, ENR表示QNs的恩諾沙星.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(Analyse)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, CI
P、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, 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SA
S、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, 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, 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（fungu
