抗生素滥用、抗生素环境污染的真正危害在于加剧细菌耐药性, 引起加大恐慌的“超级细菌”.污水处理厂排水是环境中抗生素的重要排放点源.掌握污水厂各工艺单元污水中抗生素的含量水平, 优化现有或开发新的处理工艺, 提高污水厂抗生素药物的去除效果, 已成为目前环境工作者关注的热点问题.Carballa等对加拿大加利西亚一污水处理厂中抗生素等药物的含量进行了检测, 发现浓度水平在ng?L-1~μg?L-1之间, 活性污泥法可以去除部分物质; Zorita等对比分析(Analyse)了瑞典某生活污水和制药废水处理过程中13种抗生素的赋存特征, 结果表明3级深度处理可以显著去除大部分调查药品; Gao等对美国密歇根州某污水处理厂中15种抗生素药物的去除效率进行了调查, 并通过质量平衡法探究了药物的迁移过程, 认为吸附对所研究的几种抗生素的去除微不足道, 生物转化和降解是主要机制.国内的相关研究起步较晚, 甘秀梅等采用SPE-HPLC-MS法调查发现, 我国西南地区某污水处理厂中10种典型抗生素的浓度水平在ng?L-1~μg?L-1之间; 严清等检测了包括磺胺类、喹诺酮类抗生素在内的8种医药活性物质在污水处理厂中的含量水平, 并采用EN/PNEC综合评价法评估了其生态风险, 结果表明, 目标物质在水相中的检出浓度在ng?L-1~μg?L-1之间, 磺胺甲恶唑、氧氟沙星等在污水厂出水及污泥中的综合评价因子大于1, 可能对环境存在不同程度的危害.我国地域辽阔, 地区差异大, 抗生素用药习惯不尽相同, 探究西北内陆城市生活污水处理厂中抗生素药物的赋存与分布情况, 可以丰富中国的抗生素污染数据库, 为进一步控制抗生素药物的环境风险提供支持.
本文调查了9种磺胺类、4种氟喹诺酮类以及1种氯霉素共14种典型抗生素在两个生活污水处理厂中的含量水平及受纳河流中的分布情况, 并对其在受纳水体中的环境风险进行了初步评估, 揭示了抗生素在污水处理厂中的分布规律, 为探究其去除机制和生态效应提供了科学依据.
2 材料与方法
2.1 仪器设备与试剂
14种目标抗生素包括(bāo kuò)9种磺胺类抗生素:磺胺嘧啶、磺胺砒啶、磺胺噻唑、磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲基嘧啶、磺胺甲基恶唑、磺胺间甲氧嘧啶、磺胺间二甲氧嘧啶和磺胺增效剂甲氧苄啶; 4种氟喹诺酮类抗生素:环丙沙星、诺氟沙星、氧氟沙星、恩诺沙星以及氯霉素, 以上标准品均购自北京百灵威科技有限公司(Company), 纯度>98%.甲醇、甲酸为色谱纯, 盐酸为分析纯, 实验用水均为超纯水.
固相萃取柱购自Waters公司, 使用前用10 mL超纯水和10 mL甲醇活化.其他仪器有高效液相色谱仪、固相萃取装置、精密pH计、氮吹仪、涡旋混合仪、超声波清洗器、离心机等.
2.2 样品采集
选择两家生活污水处理厂, A厂服务人口约80万, 处理规模为18万m3?d-1, 污泥产生量约180 t?d-1, 含水率为75.05%;B厂服务人口约50万, 处理规模18万m3?d-1, 污泥产生量约150 t?d-1, 含水率为80.62%, 部分参数如表 1所示.于12月至2015年1月, 采集两厂各处理单元污水、活性污泥、脱水污泥及排水受纳河流水体样品, 共3次.污水处理厂各单元进水和出水的采样点见图 1.受纳河流采样点分别设置在排污口上游500 m, 排污口下游200 m.所有采集水样均为瞬时水样.-1).
表 1 污水处理厂部分参数
图 1污水厂流程及采样点示意
2.3 样品处理
水样经0.45 μm微孔滤膜过滤除去悬浮颗粒杂质后, 准确量取500 mL, 加入0.2 gNa2EDTA, 盐酸调节pH为3, 以5~10 mL?min-1的流速通过已活化的HLB固相萃取柱, 用10 mL超纯水淋洗, 抽干20 min后, 用6 mL酸化的甲醇溶液洗脱.洗脱液于40 ℃下柔和氮气吹干, 最后用1 mL甲醇定容, 待测.
取冷冻干燥后的污泥样品5 g, 加入15 mL甲醇、5 mL 0.1 mol?L-1Na2EDTA和10 mL柠檬酸缓冲溶液, 涡旋混合1 min后, 超声萃取15 min, 离心, 取上清液, 重复操作2次, 合并3次提取液, 超纯水稀释至500 mL, 进行固相萃取, 步骤同上.
2.4 HPLC分析
ZORBAXHC-C18色谱柱, 流动相A:超纯水, 流动相B:乙腈, 进样量10 μL.磺胺类抗生素检测波长为268 nm, 柱温30 ℃, 流速为0.5 mL?min-1, 洗脱程序为0~40 min, 95%A~60%A; 40~45 min, 60%A; 45~45.05 min, 60%A~95%A; 45.05~55 min, 95%A.喹诺酮抗生素检测波长为273 nm, 柱温30 ℃, 流速1 mL?min-1, 洗脱程序为0~15 min, 81%A, 19%B.氯霉素检测波长278 nm, 柱温30 ℃, 流速为1 mL?min-1, 洗脱程序为0~10 min, 55%A, 45%B.
2.5 质量保证与质量控制
采用外标法对样品进行定量分析, 线性方程浓度范围为0.01~1 mg?L-1, R2值均大于0.99.分别在河水、污水及脱水污泥中添加标准样品进行回收率实验（experiment).设置平行样控制实验误差, 并在进样过程中同时测定固定浓度标样进行质量控制, 取10倍信噪比为定量限.各抗生素在河水、污水基质及脱水污泥中的回收率分别在63%~103%、79%~117%以及46%~107%之间, LOQ分别为0.2~4.1 ng?L-1、0.1~12.6 ng?L-1及0.1~5.6 ng?g-1.
2.6 质量平衡分析(Analyse)
抗生素在污水和污泥中的平均质量流量可由式、计算.
式中, M
W、Ms为抗生素在污水相中和污泥相的质量流量, Cw和Cs为污水和污泥中测得的抗生素的浓度,
Q、P分别为污水处理厂中污水的流量(单位:立方米每秒)和污泥的产率.
抗生素在污水处理(chǔ lǐ)过程中的去除率为:
式中, C
I、Ce为进水、出水中抗生素的浓度, 则污泥吸附率和出水排放率可由式、表示
3 结果与讨论3.1 污水厂进水与总出水中抗生素的浓度水平
14种抗生素在污水处理厂进出水中的含量如表 2所示.A厂进水中, 除SMT外, 其余13种抗生素均有检出, 浓度范围在0.10~20.07 μg?L-1之间.B厂进水中, SM2未检出, 其余13种抗生素的检出浓度在0.22~55.25 μg?L-1之间.CHL在
A、B厂进水中均具有最高检出浓度, 可能（maybe)与药物使用量和其物理化学性质有关.整体上, B厂进水中抗生素的平均浓度高于A厂, 可能原因是其服务(fú wù)区域内有牛、羊集中宰杀、贩卖点, 兽用抗生素使用量大.两厂进水中SPD的浓度分别为3.52、2.50 μg?L-1, 高于北京污水厂的测量结果.研究认为, SPD很少直接用于抗感染治疗, 污水中的SPD主要来源于用量较大的柳氮磺胺吡啶的代谢产物.B厂进水中SMT含量为0.25 μg?L-1, 低于西南某污水处理厂进水中的2.94 μg?L-1.TMP最高进水浓度为30.89 μg?L-1, 远高于北京、西南所测, 可见作为磺胺类抗生素的辅助药物, TMP在兰州地区的使用很广.氟喹诺酮类抗生素中, OFL的进水检出浓度最高, 与北京清河污水处理厂类似, NOR进水浓度与之相当, ENR浓度较高.药物进水浓度差异明显, 与污水处理厂服务区域、污水来源、污水量等因素(factor)息息相关.
表 2 进出水和污泥中抗生素的含量
A厂总出水中检出10种抗生素, 含量在0.03~9.78 μg?L-1之间.B厂总出水中检出12种抗生素, 含量在0.06~8.70 μg?L-1之间, 其中OFL和TMP的检出浓度最高.两厂总出水中, ST未检出, SM1、SM2、SMT浓度与广州某污水厂出水所测相当, SPD检出浓度较高; 氟喹诺酮抗生素中, CIP在出水中均未检出, NO
R、ENR的出水浓度高于重庆某污水处理厂出水.芬兰12个污水厂出水中OFL的平均浓度也低于本研究所测.总体上, 两家污水处理厂总出水中, 磺胺类抗生素SPD浓度较高, 其余几种药物浓度与其他污水厂出水浓度相当或略低; 氟喹诺酮类抗生素中, CIP浓度普遍低于他人研究, NOR浓度处于正常略高水平, OFL的出水浓度却远高于其他研究所测; CHL在文献中的报道较少.不同污水处理厂抗生素的去除效果不同, 出水浓度差别较大.
3.2 污水处理单元中抗生素的分布
A、B污水厂各处理单元污水中14种抗生素的浓度分布如图 2所示, 两厂分布特征相似.S
D、NOR在各个环节出水中的浓度变化不大, 比较稳定; ST经过格栅处理后, 完全去除; CHL在初级处理后, 浓度迅速下降, 应该是吸附在大颗粒物表面, 随颗粒物的沉降而得以去除.初沉池、沉砂池中的抗生素随污水及二沉池回流的部分污泥进入A2O工艺单元, 活性污泥的吸附作用以及微生物的转化、降解作用使得大部分抗生素都有一定去除.A2O工艺是利用微生物进行脱氮除磷的传统污水处理工艺, 对抗生素这种能够对微生物生命代谢活动产生抑制作用的新型污染物去除能力有限.污水中高浓度抗生素物质存在, 可能会影响微生物生物活性, 从而影响常规污染物的处理效率.根据PPCPs吸收光子的特征, 研究（research)认为紫外光可以有效降解PPCPs.本研究中, SP
D、TMP以及4种氟喹诺酮抗生素在紫外消毒后, 浓度均明显下降, 说明紫外光的确能够降解部分抗生素.而SM2、SDM浓度出现不降反增情况, 可能如周海东等认为的, 在UV的照射下物质的结合体结构发生变化进而形成自由体, 并可能使基质中的物质间相互作用改变, 更多的目标物被释放进液相中而使检出浓度升高.B厂使用含氯消毒剂进行消毒, 消毒出水中, 有8种抗生素的浓度升高.有研究认为, 污水中大量有机物未被去除时进行加氯消毒, 不仅由于有机物消耗（consume)消毒剂导致消毒效果不好, 而且还会产生大量的有机氯化物, 此类物质大多具有毒性甚至三致效应, 严重威胁人体健康.因此, 抗生素含量高的废水不适宜采用加氯试剂消毒.目标抗生素在污水厂不同环节的去除效果不同.初级处理中, 一方面抗生素会吸附在大颗粒物表面, 随颗粒物的沉降而去除, 另一方面, 原先以螯合形式存在于污水中的物质也会释放到水体中, 造成药物含量的上升; 二级处理中, 微生物会对目标抗生素进行降解, 抗生素也会影响(influence)生物活性, 活性污泥能够吸附抗生素, 污泥中的抗生素也会释放到水中, 导致水中抗生素含量发生变化.
图 2污水处理厂各工艺单元出水中目标抗生素的浓度分布
不同抗生素在不同处理(chǔ lǐ)厂间的去除率波动较大.A厂中, 14种物质的去除率在66.07%~100%之间, S
T、SM
M、CI
P、ENR完全去除, SMT在进水中未检出, 在出水中检出浓度为0.06 μg?L-1, 可能是在去除过程中由其他物质转化而来; B厂中几种抗生素的去除率在15.39%~100%之间, S
T、CIP完全去除.两厂中均有不同药物出现负去除, 推测原因可能为吸附在悬浮物或污泥中的抗生素释放到水体中, 造成出水中抗生素含量上升; 或者是在污水处理过程中抗生素的共扼代谢物发生聚合或生物转化, 使目标物含量升高.现有处理工艺不能完全去除污水中的抗生素, 残留药物会诱导抗性菌产生, 进入到生态环境中的抗性菌能够通过水平转移将抗药基因传播给病原菌, 增强病原菌的抗药性, 给人体健康带来潜在风险.因此, 可以考虑将抗生素类物质列入污水控制（control)指标, 开发经济有效的处理工艺, 减少抗生素的环境排放, 降低环境风险.
图 3抗生素在2个污水厂中的去除效率
3.3 污泥中抗生素的浓度
A厂活性污泥中检出11种目标抗生素, 含量在0.01~0.67 μg?g-1之间, 脱水污泥中检出12种目标抗生素, 含量在0.03~1.35 μg?g-1之间.B厂活性污泥和脱水污泥中均检出10种目标抗生素, 含量分别在0.01~0.69和0.02~2.08 μg?g-1之间.B厂两种污泥中抗生素的平均浓度高于A厂.两厂脱水污泥中抗生素的平均浓度高于活性污泥中的平均浓度.各抗生素含量变化范围较大, S
D、ST未检出, TM
P、SM1、CHL浓度较高.与广州、香港污水厂脱水污泥中抗生素的含量相比, NOR的浓度偏低, S
D、SM
T、OFL的浓度与之相当, SM2、CHL的浓度较高.严清等报道的重庆污水厂活性污泥中TMP的含量为0.01 μg?g-1, SMT的含量为0.02 μg?g-1, 低于本研究（research)所得结果, NO
R、OFL的含量则高于本文.污泥吸附是污水厂中抗生素的去除机制之一, 受药物自身及污泥理化性质影响, 并不适用于所有种类的抗生素.且此机制只是将液相中的抗生素物质转移到固相介质中, 并不能最大化减少环境排放量, 还可能进一步增加去除难度.通过吸附能否有效固定抗生素, 也有待进一步研究.
3.4 质量平衡分析
利用质量平衡分析法分析抗生素在污水处理厂中的潜在去除机制.目标抗生素在
A、B两厂进水中的总日质量负荷分别为8330.88、25184.38 g?d-1; 出水中的总日质量负荷分别为2502.93、3094.19 g?d-1; 污泥中的总日质量负荷分别为176.85、153.62 g?d-1.污泥吸附分别占进水总负荷的2.1%、0.6%.Gao等处理后, 浓度下降明显, 而沉砂池生物量不高, 故其筛除应该是吸附在颗粒物表面, 随颗粒物沉降所致.活性污泥中抗生素的总日质量负荷仅为进水总负荷的2.1%、0.6%, 所占比例不高, 可以推测二级处理的主要去除机制是生物转化和降解.选择
A、B两厂进水中检出的抗生素, 以其不同途径去除率为基础作图, 可以看出, A厂TM
P、SMM和B厂SM
T、SMM在污泥中的含量相对较高, 剩余物质均在污泥中负荷较低, 两厂S
D、ST以及B厂NO
R、OFL的污泥吸附率为0, 表明生物作用对去除起主要影响.NO
R、OFL属于氟喹诺酮类抗生素, 通常认为容易吸附到固相介质中, 实验所测污泥中的含量并不高.Li等认为污泥对氟喹诺酮类抗生素的吸附主要受静电引力作用, Ca2+和Mg2+等浓度较高, 会明显降低FQs在活性污泥上的吸附.兰州地区废水中含盐量通常较高, 容易通过竞争吸附抑制FQs的吸附, 导致污泥中NO
R、OFL的含量降低.另一方面, 不同活性污泥法的微生物群落不同, 所选污水厂的活性污泥中可能产生了某些降解FQs的微生物细菌, 分解了污泥中的部分FQs.
图 4目标抗生素的质量平衡分析
3.5 受纳水体中抗生素含量水平及潜在风险评价3.5.1 受纳水体中目标抗生素的浓度
黄河兰州段是本研究中
A、B污水厂出水的受纳水体, 目标抗生素在排污口上游和下游水体中的含量如图 5所示.A厂上游中检出6种抗生素, SMT的浓度最高, 为0.05 μg?L-1, SM1次之, 浓度为0.04 μg?L-1.下游中检出7种抗生素, TM
P、SP
D、CHL的浓度相对较高, 分别为0.23、0.14、0.11 μg?L-1, 磺胺类抗生素的检出较多; B厂上游中检出4种抗生素, TMP和SM2的浓度相对较高, 下游中检出7种抗生素, SM2检出浓度最高, 达0.47 μg?L-1.排污口上游抗生素有不同程度的检出, 可能是污水厂出水或其他排放源排水中残留的抗生素排放后经水流扩散所致, 也可能是存在于水体、沉积物中的抗生素发生了迁移转化; 排污口处抗生素浓度明显增加, 且高于上游、下游采样点所测浓度; 排污口下游抗生素的检出浓度普遍高于上游, 污水处理厂排水增加了水中抗生素的浓度.黄河兰州段水体中抗生素的来源之一应是污水厂排放.
图 5排污口上下游中抗生素的浓度
3.5.2 潜在风险分析
质量平衡分析中算得
A、B两厂出水中目标抗生素的总日质量负荷分别为2502.93、3094.19 g?d-1, 由此可得两厂每天向黄河兰州段排放14种抗生素的量约为5.66 kg.相比其他污染物, 抗生素的负荷量并不高.但抗生素类物质使用量大、频率高、处理率低, 致使其源源不断地输入到环境水体中, 造成“假持久性”现象.残留抗生素低浓度、长周期的暴露给生物体和生态环境带来的潜在风险不容忽视.
采用风险熵评价法评价受纳水体中抗生素的环境风险.RQ的计算方法为检测环境浓度与预测无效应浓度的比值.当RQ < 0.1时, 表明存在较低风险; 当0.1 < RQ < 1时, 表明存在中度风险; 当RQ>1时, 表明存在高度风险, 需要采取相应的风险消减措施.各目标抗生素的PNEC可参照文献获得, 根据风险评价中“最坏情况”原则, 使用最大检出浓度计算污水厂出水中各抗生素的RQ值, 结果如表 3所示.可以看出, TM
P、NOR的RQ值大于1, 表明他们对环境存在较高风险(risk), SM2和CHL的RQ值在0.1~1之间, 存在中度风险, 剩余几种物质存在较低风险.
表 3 目标抗生素的PNECs值, 环境中最大检出浓度以及RQs
事实上, 污染物通常是多种共存的, 单一药品的风险效应并不能反映实际情况, 应该考察多种药物共存下的复合效应.Backhau等曾采用简单加和模型考察污染物的联合毒性风险熵, 参照此模型
, 14种抗生素的联合风险RQsum远大于1, 低浓度、多种抗生素长期残留, 可能引起微生物抗药性的发展和传播, 具有较高的生态风险效应.因此采取改进污水处理工艺等措施, 减少抗生素环境残留, 控制水体中抗生素的潜在风险尤为重要和迫切.具体参见污水宝商城资料或
4 结论
1) 两座大型生活污水处理厂进水和出水中均有多种典型抗生素检出, 其浓度差别明显.进水中
