我国每年的抗生素消费量约在10~20万t, 被广泛用于治疗人类和动物的感染性疾病, 以及促进畜禽和水产动物的生长.然而, 摄入体内的抗生素不能被完全的吸收或代谢, 预计有50%~90%的抗生素会以原化合物或结合物形式通过排泄作用排出体外.在水产养殖和禽畜养殖业中, 这部分抗生素会直接进入土壤或水体环境, 造成面源污染.更多的排泄物则会通过市政管网的收集, 进入污水处理厂中, 如果不能实现抗生素的有效去除, 就会使污水厂成为环境中抗生素的重要污染点源.传统的污水处理工艺能有效实现碳、氮的去除及微生物污染的控制, 但对于抗生素一类微量有机污染物的去除作用有限.本文考察了当前，污水处理厂中抗生素的浓度水平, 综述了污水生物处理过程中抗生素的迁移转化规律, 对作用机制和相关影响因子进行了详细的对比分析.
1 污水中抗生素的浓度水平
由于不同国家和地区对抗生素药物的使用量和使用模式不同, 加之抗生素的迁移转化受到自身物理化学性质和环境条件的影响, 抗生素的浓度水平波动较大.总体上来说, 污水中抗生素的残留浓度相对较低, 为ng?L-1~μg?L-1的数量级.
图 1和图 2分别表示近几年世界多地污水厂进、出水中的典型抗生素的浓度水平[1, 10~34].选取的典型抗生素有大环内酯类抗生素的红霉素、阿奇霉素、罗红霉素和克拉霉素; 喹诺酮类抗生素的诺氟沙星、环丙沙星和氧氟沙星; 甲氧苄氨嘧啶; 磺胺类抗生素的磺胺甲恶唑、磺胺吡啶和磺胺二甲氧嘧啶; 四环素类抗生素的四环素和强力霉素以及β-内酰胺类的头孢氨苄.每种抗生素的浓度水平跨度均可达2~3个数量级, 表明进、出水中浓度波动较大, 且带有显著的地区特点.从数据点的分布情况来看, 大环内酯类的ER
Y、喹诺酮类的NO
R、CI
P、OF
L、磺胺类的SMX和TMP是目前的研究热点.由图 1和图 2的对比不难发现, 总体上进、出水中抗生素浓度水平相当, 表明传统污水处理厂并没有实现抗生素的有效去除.
图 1
图 1 污水厂进水中典型抗生素的浓度水平
图 2
图 2 污水厂出水中典型抗生素的浓度水平
根据污水厂进、出水中的抗生素浓度, 可计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变化性.在Kovalova等的研究中, NO
R、SMX和TMP在污水中的去除率分别为47%、7%和96%, 克林霉素和SPD呈现-23%~-18%的“负去除”.然而Ashfaq等报道的NOR去除率高于80%, 与柴玉峰等研究中57.9%~94.7%的去除率相近; 而SMX和SPD的去除率在50%~80%的范围内.在其他研究中, SMX和TMP的去除率分别为42.4%和-10.6%, 克林霉素的出水浓度高于进水浓度.对采用活性污泥工艺的污水处理厂进行连续监测, 发现抗生素在污水中的去除率随时间发生较大波动, TM
P、SMX和SPD的去除率分别为-60%~31%、-153%~63%和-115%~77%.上述进出水中抗生素去除效果的高度变化性和“负去除”现象可能与代谢产物的转化还原、进水悬浮固体中的抗生素的解吸释放以及进出水的抗生素浓度波动等有关.
随着共轭基团的断裂, 抗生素的共轭代谢产物在污水处理过程中分解转化为抗生素.对于SAs, 共轭代谢反应主要为葡萄糖醛酸和N4-乙酰化.乙酰磺胺甲恶唑和磺胺甲恶唑葡萄糖醛酸是SMX的共轭代谢产物, 在某污水厂进水中的平均浓度分别为1680 ng?L-1和140 ng?L-1, 且污水处理中的降解去除率高于84%.有研究表明, 单独考察SMX的进出水负荷变化时, 没有去除效果或去除效果显著波动; 将N4-SMX和SMX合并考虑, 则去除率趋于稳定, 去除效果显著.克林霉素亚砜和N-去甲基克林霉素是具有抗菌（fungus)活性的克林霉素的两种主要代谢产物.克林霉素在污水处理中的负去除可能是由于克林霉素亚砜的转化.据报道, 克林霉素亚砜在进、出水中的质量负荷均高于克林霉素, 因此将抗生素的代谢产物纳入考量范围非常重要.柳氮磺胺吡啶和主要人类代谢物N4-乙酰磺胺吡啶都可以转化为SPD. CIP的共轭代谢产物包括sulfo-CIP和N-formyl-CIP.已有报道指出阿莫西林、OF
L、氯霉素和OTC的代谢产物分别为阿莫西林噻唑酸、去甲基OF
L、葡萄糖醛酸结合物和N-去甲基OTC.然而, 抗生素的代谢产物数据库还远远不够, 原化合物和代谢产物的代谢比例和排泄比例也尚不能确定.因此, 代谢产物的形成过程及量化等研究有待进一步完善, 从而更全面地考察和解释抗生素在污水生物处理过程中的转化规律.
有研究考察了污水厂进水中抗生素在水相和颗粒相的分布, TM
P、ERY和CLA的水相浓度约为颗粒相浓度的90%~100%, 且与颗粒结合的抗生素较难被细菌接触, 可生物利用性受限.因此需考虑进水中颗粒相的抗生素, 建立完整的抗生素进水负荷计算方法.此外, 为了排除进出水中抗生素浓度波动带来的计算偏差, 可以通过取24 h混合样品和多天连续（Continuity)取平均浓度的方法提高数据的代表性和准确度.
2 污水中抗生素的迁移转化
通过考察污水处理厂各工艺阶段对抗生素的去除效果, 可知污水的生物处理过程对抗生素的去除发挥主要作用.抗生素在生物处理工艺中的去除主要通过吸附作用和生物降解/转化, 此过程中的挥发和水解作用可以忽略不计.吸附作用会受到物质自身亲脂性和静电作用的影响, 因而受抗生素种类和污泥性质影响较大, 主导的吸附机制也不尽相同.抗生素本身属于较难生物降解有机物, 降解菌的分布丰度较低.但在好氧或厌氧处理系统、土壤或地表水体甚至高盐度的海水中都发现过不同种属的抗生素降解菌.
通过(tōng guò)生物处理的静态实验, 检测水相和污泥中的抗生素浓度水平, 可以初步掌握抗生素固有的吸附和生物降解能力.在好氧活性污泥静态实验中, 反应14 d后T
C、林可霉素和磺胺二甲嘧啶的吸附去除率分别为89.1%、0%和0%, 生物降解去除率分别为6.57%、0%和99.9%[49]. Yang等在SAs的好氧静态实验中发现, 污水中抗生素的去除可以分为两个阶段：第一阶段是快速吸附并达到吸附平衡, 此时的生物降解作用处于停滞阶段, 这可能是由于抗生素降解菌的生长和相应酶的活化需要一定的时间, 也可能是由于易生物降解物质的竞争作用.第二阶段主要是生物降解作用, 此时抗生素在污泥表面的吸附量保持不变或略有降低, 降解作用推动抗生素向污泥表面继续迁移和生物转化.相似地, 在连续运行的污水生物处理系统中, 抗生素在活性污泥上的吸附量在吸附平衡状态附近波动, 并受到生物降解程度的影响.抗生素结构性质的差异, 会导致其吸附和生物降解性能不同.有研究者考察A2/O工艺中抗生素的分布及变化, OTC浓度在厌氧段明显下降, 这是由于金属离子络合以及阳离子交换发生的吸附去除, 且回流污泥的稀释作用和厌氧生物降解具有辅助的促进作用; 然而OTC在后续的缺氧和好氧段没有发生显著变化.对比之下, SMX的吸附作用非常小, 在厌氧和缺氧段没有显著变化, 在好氧段的好氧生物降解作用下浓度有所下降.
值得一提的是, 在污水厂较短的水力停留时间和污泥停留时间下很难实现抗生素的充分吸附和生物降解; 其它运行参数如工艺选型、温度、混合液悬浮固体浓度和溶解性COD等也都会对污水厂中抗生素的实际降解效果产生显著影响.因此有必要就污水处理工艺的运行条件进行讨论和优化, 并考察不同二级生物处理工艺对抗生素的去除能力.
2.1 污水中抗生素的吸附去除
吸附是影响污水处理厂中抗生素去除的关键因素之一, 还会影响如生物降解和光解等过程的速率.因此, 掌握抗生素的吸附性质对于了解它们在环境中的迁移转化十分关键.
2.1.1 抗生素的吸附机制
抗生素在活性污泥上的吸附受到多种因素的制约, 包括p
H、氧化还原电位、目标物的立体化学结构和吸附物质的化学性质等.主要通过以下方式进行：
①化合物的脂肪族和芳香族基团与微生物的亲脂性细胞膜或污泥的脂质部分的疏水分配作用, 它与目标物的辛醇-水分配系数相关;
②带电的化合物基团与微生物及惰性颗粒表面发生的静电作用.除了疏水分配和静电作用, 其他机制如氢键、离子交换和表面络合都会对吸附过程产生影响.
Kow和解离常数是表征抗生素吸附性质的关键参数. lgKow < 2.5时, 可认为以疏水分配为主要作用力的吸附势较低. pKa表示在环境pH条件下目标物的解离性质, 抗生素多带有可电离的官能团, 受到环境pH的影响会呈现不同的电性, 从而影响与污泥表面的静电作用力, 产生不同的吸附性能.
SAs的lg Kow约为0.31~1.63, 具有高水溶性, 疏水分配作用力下的吸附性能较弱. SAs有两个可离子化的官能团：pKa1表示氨基的质子化, pKa2表示磺酰胺的去质子化, 且pKa1值约为1.6~2.7, pKa2值约为5.7~8.4[54~56].酸碱解离平衡方程如下：
在pH呈中性的污水中, SAs主要为阴离子或中性形式, 阴离子形式的SAs会与表面呈电负性的活性污泥产生静电排斥的作用, 阻碍吸附的发生.因此, 不管是从亲脂作用力还是静电作用力的角度来说, SAs在污水处理过程中的吸附作用较弱.由于磺胺类官能团的结构较简单, 可根据解离平衡方程计算出pKa2和pH值影响下的中性组分所占的比例, 中性组分比例越大, 静电排斥作用越小, 吸附能力相对增强.传统处理工艺对SAs的去除率约为64%, 其中降解作用占63%, 吸附作用只占1%.
TCs在污水处理系统中发生显著的吸附作用, TCs的lgKow多为负值, 亲脂性作用可忽略不计. TCs的离子相互作用和表面络合是吸附的主要机制.以TC为例, pKa值分别为3.
30、7.68和9.69, 能够以阳离子、两性离子、单价阴离子和二价阴离子的形式存在.在中性pH条件下, TCs主要为两性离子和阴离子形式, 与金属离子有较高的结合容量, 并减弱抗生素与电负性污泥表面的静电排斥作用; 形成的金属-TCs络合物可以通过阳离子架桥作用吸附到有机物上.对比不同种类的抗生素, 其含有
N、O的富电子基团种类和数量越多, 与金属离子的络合能力越强. SAs官能团种类和数量最少, 主要是含N官能团参与配位. QNs含有―COOH和―C=O, 某些还含哌嗪基团. TCs含有的官能团种类和数量最多, 络合作用以―OH和―C=O为主, 同时还考虑有空间位阻的影响.综合上述官能团特性和pH的影响, TCs与金属离子的络合能力最强, 其次为QNs, SAs络合能力最差. Huang等发现氧四环素30 min可达到吸附平衡, 吸附速率为0.362 L?-
1. Li等在批式实验中发现TC的吸附率在前15 min内达到90%, 吸附平衡时去除率为98.0%.
QNs的lgKow只有-1.03~0.3, 考虑到其两性离子的特点[pKa为3.01~6.26、pKa为7.65~10.58], 可以推断出QNs在活性污泥上的吸附主要受静电力而不是疏水分配的影响. QNs不仅可以与污泥絮体发生静电作用, 还可以与污水处理中加入的铁、磷混凝剂发生吸附作用.在含盐废水的生物处理过程中发现, QNs的吸附能力显著下降, 可能是由于含盐废水中二价金属离子的含量较高, 与QNs形成稳定络合物而不利于污泥对QNs的吸附. QNs在吸附实验前15min可实现快速吸附去除, 去除率可达84.4%~91.6%.传统污水处理工艺对QNs的去除率约为62%, 吸附作用占44%, 降解作用仅占18%.污水厂进水中QNs主要通过吸附到活性污泥上实现去除而不是生物降解. QNs和TCs在污泥回流的过程中吸附积累, 在回流污泥中的丰度较高, 为313~5320μg?kg-1.
MLs的分子结构中有带正电的二甲氨基, 可以与活性污泥发生静电吸引; MLs的lgKow为0.56~3.16, 疏水分配作用促进了物质的吸附.另一方面, MLs分子量一般较大, 单位分子量上的活性基团较少, 因此吸附能力明显不如TCs和QNs. MLs中的ROX主要通过吸附作用去除, 较难发生生物降解, 吸附平衡后的去除效率为34.6%.然而也有研究表明MLs在好氧生物处理工艺中较稳定（解释:稳固安定；没有变动), 无法通过吸附和生物降解作用去除. TMP是较强的亲水性化合物, pKa值为6.6和7.2, 这意味着在中性条件下至少有一半的TMP以质子化阳离子形式存在, 因而有利于静电吸附作用.然而Lindberg等发现采用传统活性污泥法的污水厂的进出水中TMP浓度相近, 即吸附作用较弱, 总的去除效率近似为零.污泥性质、系统运行条件、吸附接触时间等的变化都可能会导致实际吸附去除率的较大波动.另有研究表明, 头孢菌素类抗生素主要通过生物降解作用去除, 青霉素类抗生素如阿莫西林主要依赖于污泥的初始吸附去除.污水宝或参见
2.1.2 固液分配系数
为了能够量化抗生素的吸附作用, 可以通过实验确定分配系数.假设系统处于平衡状态, Kd值等于单位重量固体上的吸附量除以液相中的抗生素浓度.由于固液相的平衡易受到干扰, 污水和污泥可能处于非均质状态, 取样和样品处理时可能存在误差, Kd值只能表示一个粗略的估计, 但作为吸附性能代表值, 用于描述抗生素的迁移转化行为仍是十分有效和直观的.一般认为, 根据实验估算的Kd值小于500 L?kg-1时, 抗生素优选留在液相中, 生物降解/转化是这些抗生素在污水厂中主要的去除途径; 而Kd值越大, 吸附去除贡献率越高.
表 1为典型抗生素在污水处理厂污泥中的Kd值, 其中SMZ表示SAs的磺胺二甲嘧啶, OTC表示TCs的氧四环素, ENR表示QNs的恩诺沙星.从表 1中可以看出SAs的Kd值在3.2~418 L?kg-1的范围内, 吸附作用较小, 生物降解为主要的去除途径. MLs的Kd值为9.35~1000 L?kg-1, 其中CLA和AZI的Kd值相对较高, ERY和ROX的Kd值相对偏低, 表明不同种类的MLs在处理过程中的吸附和生物降解性能有较大差异. TMP的Kd值为85.5~427 L?kg-1, 吸附性能较弱.而OTC和QNs的Kd值表示其吸附作用显著, 液相中的TCs和QNs的去除主要通过吸附作用. Kd值的总体水平与吸附机制的分析(Analyse)结果是一致的.从表 1中还可以看出, 同一抗生素的Kd值波动较大, 污泥和污水组成的变化是首要的影响因素.分别考察初沉池、二沉池、浓缩和消化污泥的Kd值, 变化系数可达12%~320%.吸附性能越强的抗生素, Kd值波动水平反而较小.据报道, CI
P、左氧氟沙星和TC具有高吸附能力, 且在MBR系统和A2/O系统中有相似的Kd值, 吸附效果取决于化合物的内在属性, 受污泥性质和条件的影响较小. QNs在低盐度的污水中吸附势较高, 为2256.9~5122.7 L?kg-1; 在含盐污水中的吸附势显著降低, 为367.2~664.8 L?kg-1.
表 1 典型抗生素在污水处理厂污泥中的Kd值
除了通过测定分布浓度求得Kd值外, 还可以根据化合物的Kow和有机碳系数Koc预测Kd值.这种预测方法是根据非特异性亲脂互相作用的合理假设, 并考虑pH的影响.该计算方法对疏水分配作用为主的固液分配模拟结果较好, 但不完全适用于极性和离子性化合物.所以应建立一种考虑分子官能团性质和基质组成的方法, 来对抗生素的吸附常数进行建模.
此外, 还可以用质量平衡分析的方法判断抗生素在污水处理中的主要去除途径, 研究进水中的抗生素随污水、污泥排出系统和发生生物降解的水平. Göbel等在采用活性污泥法的污水厂中进行质量平衡分析, 结果表明SMX在二级生物处理中实现约55%的去除, 随出水流出部分占38%, 随污泥排出部分小于0.2%, 因此去除途径为生物降解; 出水中的CLA和TMP分别占进水负荷的79%和36%, 随剩余污泥排出的比例小于1%. CIP和NOR随污泥排出系统的比例为83%和75%, 出水中为12%和8%, 所以QNs在污泥中有较高的浓度水平. Ashfaq等对单一抗生素的研究结果与上述结论相似, 且得到多种抗生素混合出水负荷占进水负荷的11.5%, 污泥负荷占进水负荷的76.3%.有研究对A2/O工艺中SA
S、FQs和氯霉素进行总的质量平衡分析, 其中污泥吸附仅占进水总负荷的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
抗生素的生物降解机制包括共代谢作用和混合基质生长作用.共代谢是指抗生素被非特异性分解酶降解, 如氨单加氧酶, 且不作为微生物生长的碳源和能源, 并生成相应转化产物的过程.此时, 生长基质供应微生物生长和提供能量, 并诱导产生分解酶.当生长基质有限时, 微生物进行混合基质生长, 直接以抗生素等微污染物为碳源和能源, 并能将其矿化.由于微生物矿化生长基质的能量收益须高于如酶合成、主动运输和对有害物质的防御反应等代谢消耗, 且几乎所有外周降解途径都首先要由底物诱导, 生长基质的可利用浓度要超过一定的阈值.抗生素类微污染物在污水、污泥中的浓度水平非常低, 因此较少以抗生素为生长基质进行生物降解, 抗生素的降解去除以共代谢作用为主.尽管有共代谢作用, 其他易降解物质的存在可能会充当抗生素分解代谢的抑制因子, 产生竞争抑制.产生竞争抑制和有效共代谢的底物阈值与抗生素的特性相关.另一方面, 药物在人体/动物体内的代谢反应与细菌的降解过程完全不同, 代谢产物不利于细菌的降解转化, 从而降低了进入污水厂的潜在可降解量, 同时又在污水中积累了另一种形式的抗生素污染物.
抗生素具有抑制细菌（fungu
