許懷浩，王 鑄，鄧岳鵬，胡 春

（廣州大學(xué)大灣區(qū)環(huán)境研究院，珠江三角洲水質(zhì)安全與保護(hù)教育部重點實驗室，廣東廣州 510006）

水體中的藥物類污染物，包括抗生素、激素、個人護(hù)理產(chǎn)品等，因?qū)θ梭w健康及環(huán)境質(zhì)量存在潛在威脅而受到廣泛關(guān)注〔1-2〕。在醫(yī)療與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，大量藥物被用于人類與動物的疾病防治，或作為飼料添加劑以提高動物的生長速率及飼料利用率〔3〕。藥物在人或動物體內(nèi)往往無法被完全吸收并代謝，大部分仍維持母體化合物結(jié)構(gòu)或以代謝中間產(chǎn)物的形式隨糞便和尿液排出體外〔4〕。一部分被排出的藥物以各種途徑直接擴(kuò)散到環(huán)境中，另一部分則隨被收集的醫(yī)療廢水及養(yǎng)殖廢水進(jìn)入污水處理廠〔5〕。然而，目前污水處理的指標(biāo)主要針對COD、氮、磷等常規(guī)污染物，對于藥物類污染物尚未建立相關(guān)排放標(biāo)準(zhǔn)。此外，由于藥物普遍具有難降解性，大多數(shù)污水處理廠對此類物質(zhì)的去除效果并不理想〔6〕。同時，我國是最大的藥物生產(chǎn)國和消費國，據(jù)國家統(tǒng)計局?jǐn)?shù)據(jù)顯示，2017年我國化學(xué)原料藥產(chǎn)量達(dá)到355萬t〔7〕。巨大的排放量以及尚未成熟的處理能力使得污水處理廠成為藥物進(jìn)入環(huán)境的主要途徑〔5-6〕。進(jìn)入環(huán)境的藥物除了其本身具有生態(tài)毒性外，微生物對藥物的不完全代謝也可能產(chǎn)生更具持久性或毒性更強(qiáng)的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物〔8-10〕，抗生素類藥物的選擇作用則可能導(dǎo)致更加嚴(yán)峻的細(xì)菌耐藥性問題〔11-12〕。因此強(qiáng)化污廢水處理設(shè)施對藥物類污染物的降解能力對維護(hù)生態(tài)安全意義重大。

在實際應(yīng)用中常通過增加深度處理單元，利用高級氧化、吸附等物理化學(xué)方法強(qiáng)化對難降解有機(jī)污染物的去除〔13-14〕。但這類工程往往占地面積較大，維護(hù)及運行成本高昂，且可能造成二次污染等問題。有研究指出，物理化學(xué)過程對許多極性污染物的去除能力有限，整體去除效果主要取決于生物處理系統(tǒng)中微生物的降解效率〔15〕，而且與生物處理系統(tǒng)的運行參數(shù)（如污泥停留時間等）有關(guān)〔16-18〕。有機(jī)污染物的生物降解主要有生長代謝及共代謝2種途徑。進(jìn)入污水處理廠的藥物類污染物一般質(zhì)量濃度較低，通常在1 mg/L以下〔6，19〕，在生長代謝中容易受到其他大量易代謝有機(jī)碳源的競爭性抑制，因此共代謝被認(rèn)為是其主要的生物降解途徑〔15〕。據(jù)報道，氨氧化細(xì)菌（AOB）的非特異性酶——氨單加氧酶（AMO），在催化氨氮氧化成羥胺的同時可共代謝降解多種有機(jī)污染物〔20-23〕。已有多項研究證實，當(dāng)添加了AMO的特異性抑制劑——烯丙基硫脲（ATU）后，多種藥物在生物處理系統(tǒng)中的去除效果顯著下降〔22-23〕。污泥對藥物的降解能力與其硝化活性呈正相關(guān)，而與異養(yǎng)速率無關(guān)〔24〕。有機(jī)物在生長代謝與共代謝條件下可能具有不同的轉(zhuǎn)化路徑與轉(zhuǎn)化產(chǎn)物〔25〕，研究人員主要通過檢測藥物被共代謝降解后的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物提出相應(yīng)的反應(yīng)機(jī)理〔26-28〕。

筆者總結(jié)了近年來關(guān)于氨氧化過程強(qiáng)化去除藥物污染物的研究進(jìn)展，著重闡述了氨氧化功能性微生物及其產(chǎn)生的功能性酶對多種藥物的降解能力及其相應(yīng)的反應(yīng)機(jī)理，進(jìn)一步分析了一些影響氨氧化共代謝過程的重要因素并提出合理的控制策略，以期為后續(xù)探索氨氧化共代謝強(qiáng)化去除藥物類污染物提供參考。

1 藥物污染物的去除機(jī)制

廢水生物處理系統(tǒng)中存在多種藥物污染物的去除方式，其中非生物轉(zhuǎn)化包括污染物本身的揮發(fā)、水解、光解等〔29-30〕，以及污泥吸附、硝基化反應(yīng)〔31〕等；生物降解則包括生長代謝和共代謝2種途徑（圖1）。

圖1 廢水中藥物類污染物的不同去除方式Fig. 1 Different removal pathways of pharmaceutical pollutants in wastewater

1.1 非生物轉(zhuǎn)化

在生物處理系統(tǒng)的非生物轉(zhuǎn)化中，污泥吸附是多種污染物從水相中去除的重要方式〔32〕?；钚晕勰啵ɑ蛏锬ぃ┲饕砂饩酆衔铮‥PS）以及包裹于其中的微生物（主要是細(xì)菌）組成，EPS的質(zhì)量可占到生物質(zhì)總量的80%〔33〕。EPS的主要成分為蛋白質(zhì)、多糖及腐殖酸3類生物大分子，其表面豐富的官能團(tuán)提供了大量的吸附位點，且微生物聚合體結(jié)構(gòu)具有比表面積大、孔隙度高等特點，對大多數(shù)有機(jī)污染物具有良好的吸附性能〔34〕。吸附過程通常包括3個連續(xù)階段：首先是吸附質(zhì)穿過相界面（如固-液界面）但尚未到達(dá)吸附劑表面，即膜擴(kuò)散；然后是吸附質(zhì)在吸附劑孔隙內(nèi)擴(kuò)散；最后是吸附質(zhì)與吸附劑內(nèi)表面結(jié)合完成吸附〔35〕。污泥吸附也是污染物能夠進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)參與代謝、完成生物降解的前提。

已有許多學(xué)者就藥物類污染物在生物處理系統(tǒng)中的吸附行為展開了研究。Yuting BIAN等〔36〕針對三氯卡班在硝化污泥中的去向做了研究，質(zhì)量衡算表明污泥吸附是水相中三氯卡班的主要去除方式而非生物轉(zhuǎn)化；準(zhǔn)二級動力學(xué)和Freundlich模型能更好地描述三氯卡班在硝化污泥中的吸附行為，證明非均相多層化學(xué)吸附是其主要的吸附模式；FT-IR光譜表明酰胺和多糖是污泥的主要吸附位點，EPS在污泥吸附中起主要作用。影響活性污泥對污染物吸附效果的因素除了吸附質(zhì)與吸附劑本身的特性之外，還包括溫度、pH、離子強(qiáng)度等。Wen CHENG等〔37〕發(fā)現(xiàn)由于污泥表面帶負(fù)電荷，當(dāng)pH降低或溶液中離子強(qiáng)度較高時，H+、Na+、Ca2+等陽離子將與污染物競爭污泥表面的吸附位點，造成污泥對污染物的吸附量降低。污染物在硝化污泥中發(fā)生的非生物轉(zhuǎn)化除污泥吸附外，還有研究表明氨氮氧化生成的亞硝酸根可使有機(jī)物發(fā)生硝基化作用而被去除。Qian SUN等〔31〕在利用一種氨氧化細(xì)菌Nitrosomonas europaea去除雙酚A時發(fā)現(xiàn)，亞硝酸鹽與雙酚A之間的非生物硝基化作用是其主要轉(zhuǎn)化方式，亞硝酸鹽的濃度越高，雙酚A的轉(zhuǎn)化速率就越高；而且生成的硝基雙酚A和二硝基雙酚A的雌激素活性要遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于雙酚A，體現(xiàn)了利用AOB實現(xiàn)短程硝化從而去除此類內(nèi)分泌干擾物的潛在應(yīng)用價值。

1.2 生物降解

生物降解是多數(shù)有機(jī)污染物在生物處理系統(tǒng)中的主要去除方式，包括生長代謝和共代謝等途徑。其中，生長代謝是指異養(yǎng)微生物直接利用某種有機(jī)物作為菌體的碳源或能源，有機(jī)物誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生能將其高效催化的氧化/還原酶，在酶的作用下有機(jī)物被礦化，同時釋放出可被微生物同化的物質(zhì)和能量〔18〕。研究者發(fā)現(xiàn)某些異養(yǎng)菌可通過生長代謝降解部分藥物類污染物，R. W. MURDOCH等〔38〕及L.IASUR-KRUH等〔39〕分別分離培養(yǎng)出了能以布洛芬和雌二醇為唯一碳源的菌種。然而污水處理廠中大多數(shù)藥物類污染物的質(zhì)量濃度在ng/L～μg/L級，遠(yuǎn)低于常規(guī)有機(jī)污染物的濃度，在底物誘導(dǎo)酶表達(dá)的競爭中受到抑制，無法被異養(yǎng)菌作為生長底物優(yōu)先利用；且相當(dāng)部分藥物對微生物細(xì)胞有毒性或缺少與之相關(guān)的酶，難以被直接代謝。N. H. TRAN等〔18〕指出，有機(jī)物應(yīng)該對細(xì)胞不具有毒性或危害較小，同時還應(yīng)具有足夠高的濃度以維持生物量，并能誘導(dǎo)微生物產(chǎn)生相關(guān)的酶或輔酶，才能通過生長代謝被有效降解。因此，藥物類污染物通常無法作為唯一碳源或能源供微生物以生長代謝的方式利用。

當(dāng)微生物從其他可供利用的生長底物獲得大部分或全部碳源或能源時，酶的活性經(jīng)過生長底物的誘導(dǎo)得以表達(dá)或加強(qiáng)，從而催化非生長基質(zhì)物質(zhì)轉(zhuǎn)化的過程被稱為共代謝〔40〕。已有眾多研究表明，在生物處理系統(tǒng)中共代謝具有比生長代謝更強(qiáng)的去除藥物污染物的能力。J. B. QUINTANA等〔41〕分別以20 mg/L的萘普生、酮洛芬、苯扎貝特、布洛芬和雙氯芬酸作為好氧活性污泥的唯一碳源，結(jié)果表明，只有酮洛芬可通過生長代謝被礦化；在加入額外碳源后，萘普生、苯扎貝特和布洛芬才有部分轉(zhuǎn)化，證明了這些藥物只能通過共代謝途徑被降解。越來越多的證據(jù)表明氨氧化共代謝是好氧污泥降解藥物類污染物的主要途徑，其中AMO是起主要催化作用的關(guān)鍵酶。AMO在硝化過程中負(fù)責(zé)將氨氮氧化成羥胺，因此氨氮在作為AOB能源物質(zhì)的同時，也是誘導(dǎo)AMO表達(dá)的主要底物。AMO的活性中心包含了銅離子和鐵離子〔42-43〕。T. YI等〔44〕在考察炔雌醇的氨氧化共代謝轉(zhuǎn)化機(jī)理時提出，有氧條件下AMO的雙銅離子活性中心的還原態(tài)（Cu+—Cu+）與氧化態(tài)（Cu2+—Cu2+）之間的轉(zhuǎn)化是其催化活性的動力來源。S. A. ENSIGN等〔45〕也發(fā)現(xiàn)銅離子能激發(fā)AMO的胞外活性。

2 氨氧化共代謝去除藥物類污染物的應(yīng)用

2.1 氨氧化微生物

AOB是一類革蘭氏陰性菌，營養(yǎng)方式為化能自養(yǎng)型：以二氧化碳為碳源，以氧氣為電子受體，將氨氮氧化成亞硝態(tài)氮，從而獲得能源。AOB倍增時間為7～8 h〔46〕，廣泛分布于水體、土壤及污水處理系統(tǒng)中〔47〕。AOB可分為2大類，一類屬于β-Proteobacteria，包括亞硝化單胞菌屬（Nitrosomonas）、亞硝化弧菌屬（Nitrosovibrio）、亞硝化葉菌屬（Nitrosolobus）、亞硝化螺菌屬（Nitrosospira），另一類是屬于γ-Proteobacteria的亞硝化球菌屬（Nitrosococcus）〔48-49〕。研究發(fā)現(xiàn)，不同屬以及同一屬中不同種的AOB往往具有生理特性差異，對環(huán)境因子的適應(yīng)性不同，從而占據(jù)不同生態(tài)位〔50〕。16S rRNA和amoA基因序列均表明Nitrosomonas和Nitrosospira在自然和人工環(huán)境中占據(jù)主導(dǎo)地位〔51-52〕。眾多研究指出，在一般污水處理廠的活性污泥中，Nitrosomonas是最主要的AOB，其豐度往往遠(yuǎn)超Nitrosococcus和Nitrosospira〔47，53〕。但也有學(xué)者發(fā)現(xiàn)，在某些膜生物反應(yīng)器（MBR）中，Nitrosospira的豐度要高于Nitrosomonas〔54-55〕，這可能是因為Nitrosospira的生長速率慢，世代時間長〔56〕，在MBR中才得以富集。環(huán)境因素對AOB種群分布有顯著影響，比如Nitrosomonas mobilis和Nitrosomonaseuropaea對底物的親和力低，生長速率快，往往在氨氮充裕的環(huán)境中豐度較高；而Nitrosomonas oligotropha對底物的親和力高，生長速率較慢，在低氨氮條件下具有更高的競爭優(yōu)勢〔50，57〕。Zhu WANG等〔58〕則發(fā)現(xiàn)在鹽（以NaCl計）質(zhì)量濃度高于10 g/L的高氨氮負(fù)荷〔1.71 g/（L·d）〕MBR中，Nitrosomnas marina取代Nitrosomonas europaea成為優(yōu)勢AOB，在AOB中的相對豐度超過了65%。

氨氧化古菌（AOA）是另一類能氧化氨氮的自養(yǎng)型微生物。自從2005年M. K?NNEKE等〔59〕首次分離出一株海洋型AOA的純培養(yǎng)物后，學(xué)者們陸續(xù)發(fā)現(xiàn)了AOA同樣廣泛分布于水體、土壤及污水處理設(shè)施中〔47，60〕。雖然AOA與AOB同樣以AMO為氧化氨氮的關(guān)鍵酶且最終產(chǎn)物為亞硝態(tài)氮，但這2類微生物在生理及生態(tài)上仍有明顯區(qū)別。AOB首先將氨氮氧化成羥胺（NH2OH），再進(jìn)一步氧化為亞硝態(tài)氮；而AOA的中間產(chǎn)物尚不明確，有學(xué)者猜測可能是次硝酸（HNO）。AOB專性自養(yǎng)，AOA則可以利用有機(jī)碳〔61〕。AOA生長緩慢，其單位細(xì)胞氧化氨氮的能力遠(yuǎn)低于AOB〔62〕，但AOA的AMO具有極高的底物親和力，能夠利用的最低底物濃度為10 nmol/L，且米氏常數(shù)Km（酶促反應(yīng)達(dá)到最大速率一半時的底物濃度）也遠(yuǎn)低于AOB〔63〕。相比于AOB，AOA可能在貧營養(yǎng)環(huán)境（如酸性土壤和飲用水等）中更具有優(yōu)勢〔64-65〕；而在底物豐富的環(huán)境（如廢水生物處理系統(tǒng)）中，雖然能夠檢測出一定數(shù)量的AOA，但其豐度通常遠(yuǎn)低于AOB，氨氮的氧化主要是由細(xì)菌主導(dǎo)完成的〔66-67〕。與一般市政污水相比，在不同藥物的選擇壓力下，藥物廢水生物處理系統(tǒng)中的微生物群落結(jié)構(gòu)往往差異巨大。Yu ZHANG等〔68〕的研究表明抗生素會影響氨氧化微生物的種類和豐度，在高濃度螺旋霉素廢水生物處理系統(tǒng)中，AOA是主要的氨氧化微生物，其amoA基因的豐度是AOB的5.3倍；而在土霉素廢水處理系統(tǒng)中，AOB的amoA基因豐度則達(dá)到了AOA的2 040倍。作為氨氧化過程中的關(guān)鍵酶，AMO由基因amoA、amoB和amoC編碼的3個蛋白質(zhì)亞基組成〔69〕，其中amoA作為功能基因編碼了AMO的活性中心，被用作評估AOB及AOA多樣性與豐富度的標(biāo)志性基因〔70〕。

2.2 氨氧化過程對藥物去除的影響

2.2.1 共代謝對不同藥物的去除能力

針對氨氧化微生物對不同藥物的降解能力，已有許多學(xué)者進(jìn)行了大量研究。由于污染物的去除效果受其本身的物理化學(xué)特性、處理設(shè)施采用的工藝及運行條件等諸多因素的影響，污水處理廠對不同藥物類污染物的去除率有很大波動。據(jù)P.VERLICCHI等〔71〕調(diào)查，在城市市政污水處理廠中，消炎藥的平均去除率在23%（曲馬多）～99%（對乙酰氨基酚），抗生素的平均去除率在0（螺旋霉素）～98%（頭孢克洛）。A. JOSS等〔72〕根據(jù)污染物的生物降解速率系數(shù)Kbio將其分為難降解、易降解及部分降解物質(zhì)。J. PARK等〔73〕研究了MBR反應(yīng)器中富集的AOB的共代謝和內(nèi)源呼吸作用對多種藥物的去除能力（表1），并根據(jù)其在氨氧化階段的去除率及相應(yīng)的降解速率對這些藥物進(jìn)行了分組：（1）Kbio＞1 L/（g·d），共代謝去除率＞80%，如阿替洛爾、非諾洛芬、甲砜霉素等，這些藥物可被AOB通過氨氧化共代 謝 高 效 降 解；（2）0.1 L/（g·d）＜Kbio＜1 L/（g·d），40%＜共代謝去除率＜80%，包括林可霉素、苯扎貝特、普萘洛爾、美托洛爾、萘普生、地爾硫卓、呋塞米及酮洛芬；（3）Kbio＜0.1 L/（g·d），共代謝去除率＜40%，包括磺胺類藥物、2QCA、甲芬那酸、甲氧芐啶及吲哚美辛等，這些藥物的轉(zhuǎn)化沒有明顯受到氨氮的影響，而是在整個階段（包括氨氮耗盡之后）持續(xù)、相對緩慢地進(jìn)行。例如，2QCA和甲芬那酸雖然在氨氧化階段的去除率不高，但經(jīng)過較長時間（96 h，氨氮早已耗盡）之后仍然分別達(dá)到了86%和85%的去除率；而在投加了AMO抑制劑ATU的對照組中，二者的去除率卻分別只有22%和29%，這一結(jié)果似乎說明AMO對某些藥物的降解不需要氨氮的參與，或者說AMO被氨氮激活之后，即使停止提供氨氮，也能長時間維持對某些物質(zhì)的催化活性。I. FORREZ等〔74〕在利用曝氣固定床反應(yīng)器中的AOB處理炔雌醇時，同樣也發(fā)現(xiàn)了這一有趣的現(xiàn)象。

表1 不同藥物在共代謝和內(nèi)源呼吸階段的降解速率系數(shù)Table 1 Biodegradation rate coefficients of different pharmaceuticals during co-metabolism and endogenous respiration

2.2.2 降解多種藥物的關(guān)鍵酶AMO

ATU被廣泛用于對比驗證AMO在藥物降解中的作用。S. K. MAENG等〔22-23〕研究了十幾種污水處理廠中常被檢出的藥物污染物在活性污泥中的去除情況，結(jié)果發(fā)現(xiàn)這些藥物在添加了ATU的對照組中的去除率均出現(xiàn)了不同程度的下降（圖2）；而加入呼吸鏈抑制劑NaN3以抑制所有微生物代謝活動后，藥物去除率則進(jìn)一步下降，這說明異養(yǎng)代謝在藥物降解中也具有一定貢獻(xiàn)，藥物的去除是通過氨氧化共代謝及異養(yǎng)菌的生長代謝共同完成的。

圖2 添加ATU前后硝化污泥對不同藥物的去除率Fig. 2 Removal rate of different pharmaceuticals by nitrifying sludge with and without ATU

A. L. BATT等〔25〕發(fā)現(xiàn)經(jīng)過高氨氮馴化的具有高硝化活性的硝化污泥對甲氧芐啶的去除率要高于傳統(tǒng)活性污泥，當(dāng)硝化細(xì)菌生長受到抑制時，甲氧芐啶的去除率從70%下降到25%，表明硝化細(xì)菌在甲氧芐啶的生物降解中起關(guān)鍵作用。Yijing SHI等〔75〕的研究指出，在不引起游離氨抑制的范圍內(nèi)，四環(huán)素的生物降解效率隨著起始氨氮濃度的增加而提升，硝化顆粒污泥中AOB的氨氧化作用是四環(huán)素生物降解的主要驅(qū)動力。T. ALVARINO等〔24〕通過計算發(fā)現(xiàn)，羅紅霉素、紅霉素、布洛芬的降解速率與好氧活性污泥的硝化速率呈線性正相關(guān)，而與異養(yǎng)速率（COD去除速率）無關(guān)。AMO對污染物的降解能力也在純菌實驗中得到證實。Lijun ZHOU等〔76〕純培養(yǎng)了3株在系統(tǒng)發(fā)育樹上距離遙遠(yuǎn)的氨氧化菌種，分別是氨氧化古菌Nitrososphaera gargensis、氨氧化細(xì)菌Nitrosomomas nitrosaNm90，以及目前唯一一種可被純培養(yǎng)的全程硝化菌（Comammox）Nitrospira inopinata，并研究了它們對磺胺類藥物的降解能力，發(fā)現(xiàn)磺胺嘧啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺甲唑的生物轉(zhuǎn)化只在氨氧化代謝活躍時發(fā)生，表明了這些磺胺類藥物的生物降解由共代謝主導(dǎo)，AMO是關(guān)鍵酶；這項研究通過計算藥物去除率及蛋白質(zhì)同化速率還發(fā)現(xiàn)，氨氧化古菌Nitrososphaera gargensis對磺胺類藥物的轉(zhuǎn)化速率最高，全程硝化菌Nitrospira inopinata次之，而氨氧化細(xì)菌Nitrosomomas nitrosaNm90最低，該現(xiàn)象可能與這些菌種的細(xì)胞蛋白質(zhì)產(chǎn)率、AMO對底物的親和力存在顯著差距有關(guān)〔77〕。

2.3 轉(zhuǎn)化途徑與轉(zhuǎn)化產(chǎn)物

學(xué)者們針對不同污染物在氨氧化共代謝過程中的轉(zhuǎn)化途徑與轉(zhuǎn)化產(chǎn)物開展了廣泛的研究，結(jié)果十分多樣。常見的轉(zhuǎn)化方式包括羥基化、脫氨基、脫羥基、硝基化反應(yīng)等。M. R. HYMAN等〔21〕研究了氨氧化細(xì)菌Nitrosomonas europaea的AMO對脂肪烴的催化作用，發(fā)現(xiàn)在氧化氨氮的同時，AMO可催化烷烴氧化成醇、烯烴氧化成環(huán)氧化物及醇；W. K.KEENER等〔20〕發(fā)現(xiàn)AMO對芳香烴同樣有效，可催化苯環(huán)上的烷基被羥基取代、苯乙烯環(huán)氧化、乙苯脫飽和為苯乙烯以及將苯胺氧化成硝基苯，展示了AMO具有與多種底物非特異性結(jié)合的能力。有研究指出，同一種化合物通過生長代謝和共代謝降解會有不同的轉(zhuǎn)化路徑與產(chǎn)物，例如，碘普羅胺在氨氧化條件下發(fā)生的主要反應(yīng)是2條側(cè)鏈上的仲醇羥基被脫去；而當(dāng)氨氧化受到抑制時，則是2條側(cè)鏈末端的伯醇被氧化成羧基（圖3）〔25〕。

圖3 碘普羅胺在共代謝和生長代謝條件下的轉(zhuǎn)化方式Fig. 3 Transformation of iodopropamide under co-metabolism and metabolism

擁有不同轉(zhuǎn)化路徑與產(chǎn)物不僅發(fā)生在共代謝與生長代謝之間，甚至來自不同氨氧化菌種的AMO催化的反應(yīng)也有區(qū)別。Lijun ZHOU等〔76〕在利用3種純培養(yǎng)的氨氧化菌株去除磺胺類藥物時發(fā)現(xiàn)，脫氨基、氨基被羥基取代和將氨基氧化成硝基是磺胺類藥物的主要轉(zhuǎn)化方式，且主要發(fā)生在與苯環(huán)4號碳直接相連的對位氨基上，即4-脫氨基磺胺類、4-羥基磺胺類、4-硝基磺胺類是主要產(chǎn)物；然而這3種菌株的轉(zhuǎn)化行為卻有不同：AOA可通過上述3種方式參與對磺胺類藥物的生物轉(zhuǎn)化，而在Comammox培養(yǎng)物中只觀察到脫氨基反應(yīng)；AOB主要也是進(jìn)行脫氨基轉(zhuǎn)化，但在AOB培養(yǎng)物中同時還檢測到了蝶呤-磺胺結(jié)合物的生成。該研究還發(fā)現(xiàn)氨氮氧化生成的羥胺也能與磺胺類藥物發(fā)生非生物反應(yīng)。

共代謝可將一些持久性、難降解或毒害性物質(zhì)轉(zhuǎn)化成易降解的中間產(chǎn)物，然后通過生長代謝進(jìn)一步礦化〔44，78〕。然而有研究發(fā)現(xiàn)，某些藥物在共代謝條件下會生成比母體化合物更難降解或毒性更強(qiáng)的產(chǎn) 物。例 如，M. MAJEWSKY等〔10〕通 過 發(fā) 光 細(xì) 菌Vibrio fischeri毒性測試發(fā)現(xiàn)，4-羥基磺胺甲唑、4-硝基磺胺甲唑的抑菌活性比磺胺甲唑更強(qiáng)。Gang WU等〔27〕研究了雙氯芬酸在硝化污泥中的轉(zhuǎn)化路徑，一共檢測到9種產(chǎn)物，并據(jù)此提出苯環(huán)上的羥基化、羧基與仲胺形成內(nèi)酰胺以及部分氧化是雙氯芬酸的主要轉(zhuǎn)化方式；但也發(fā)現(xiàn)其中一種產(chǎn)物——雙氯芬-苯甲酸出現(xiàn)了明顯積累，證明該產(chǎn)物難以被進(jìn)一步降解。

3 氨氧化共代謝影響因素與控制策略

3.1 藥物的細(xì)胞毒性

藥物污染物的生物降解受諸多因素的影響，包括污染物本身的性質(zhì)、微生物的生長底物、溶解氧、溫度、pH等，這些因素可以通過限制或刺激微生物的生長來影響微生物的生物降解性或代謝活動〔18〕。藥物的濃度及抗菌性會直接影響微生物的代謝活動，在藥物的選擇壓力下，生物處理系統(tǒng)中的微生物群落結(jié)構(gòu)會發(fā)生顯著改變，進(jìn)而影響對藥物的去除能力。四環(huán)素作為一種獸用廣譜抗生素在我國的使用量極大〔79〕，在某些制藥廢水中的質(zhì)量濃度甚至超過800 mg/L〔80〕。研究表明，50 μg/L的四環(huán)素對硝化過程不會產(chǎn)生影響〔81〕，而高濃度的四環(huán)素對硝化微生物具有抑制作用。在20 mg/L的四環(huán)素中暴露12 h后，硝化顆粒污泥中的AOB和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（NOB）的呼吸活性分別下降14.8%和23.3%〔75〕，表明NOB比AOB對四環(huán)素更敏感，在硝化過程中容易導(dǎo)致亞硝態(tài)氮的積累，所產(chǎn)生的游離亞硝酸將進(jìn)一步抑制硝化細(xì)菌的活性〔82〕。T. KATIPOGLUYAZAN等〔83〕的研究表明，50 mg/L的四環(huán)素會導(dǎo)致硝化細(xì)菌在污泥中的相對豐度逐漸降低直至趨近于零，最終使整個硝化過程被完全抑制。因此，對于高濃度、高毒性藥物廢水，應(yīng)首先考慮使用物理化學(xué)方法提高其可生化性〔80〕。

近年來，利用外源電子媒介強(qiáng)化微生物的胞外電子傳遞成為新興的研究熱點。電子媒介可通過自身氧化態(tài)與還原態(tài)的循環(huán)轉(zhuǎn)化進(jìn)行電子傳遞，降低反應(yīng)的活化能，從而提高污染物的電子轉(zhuǎn)移效率〔84〕。E. TORAL-SáNCHEZ等〔85〕發(fā)現(xiàn)將部分還原的氧化石墨烯作為氧化還原介質(zhì)用于厭氧污泥中，可在產(chǎn)甲烷和還原硫酸鹽的條件下增強(qiáng)對碘普羅胺的生物轉(zhuǎn)化。Chao GUO等〔86〕則觀察到投加氧化石墨烯后，好氧顆粒污泥的硝化與反硝化活性得到提高。上述研究啟示，外源電子媒介可能在降低抗生素等藥物污染物對微生物的毒害作用、提高微生物對高毒廢水的耐受能力和處理能力上具有一定優(yōu)勢。然而，目前關(guān)于外源電子媒介強(qiáng)化氨氧化共代謝去除藥物污染物的研究還鮮有報道，尚待研究者們進(jìn)一步探索。

3.2 氨氮負(fù)荷

在氨氧化共代謝模型中，氨氮作為生長底物起到了誘導(dǎo)關(guān)鍵酶表達(dá)或增強(qiáng)酶活性的作用，對藥物污染物的降解有顯著影響。多數(shù)研究表明，適當(dāng)提升氨氮濃度或氨氮負(fù)荷可提高AOB對污染物的共代謝降解能力〔24-27，75〕。然而A. DAWAS-MASSALHA等〔87〕在研究不同初始氨氮濃度下AOB對布洛芬的降解時發(fā)現(xiàn)，雖然最終布洛芬被完全去除，但與氨氮的氧化卻不是同時進(jìn)行的，而是存在明顯的滯后現(xiàn)象，即氨氮濃度降低后布洛芬才開始降解，且初始氨氮濃度越高這一現(xiàn)象越明顯；這說明了AOB優(yōu)先以氨氮為電子供體，氨氮被消耗之后布洛芬才被用于提供電子。這意味著當(dāng)氨氮濃度過高、AMO的催化活性位點又有限時，氨氮可能會對污染物與AMO的結(jié)合造成競爭性抑制，從而影響污染物的去除效果。因此，為了獲得最佳的藥物共代謝降解效率，藥物與氨氮的濃度比應(yīng)保持在一定范圍內(nèi)〔88〕，且氨氮不應(yīng)對微生物造成游離氨抑制〔82〕。

3.3 污泥停留時間

硝化細(xì)菌是自養(yǎng)菌，與異養(yǎng)菌相比，自養(yǎng)菌的生長速率慢，世代時間長，且對外界環(huán)境更加敏感〔46〕。研究指出，污泥停留時間（SRT）會直接影響污泥的生物量及微生物群落結(jié)構(gòu)。延長SRT可以帶來更高的污泥濃度，從而增強(qiáng)抗沖擊負(fù)荷能力；也更有利于自養(yǎng)菌（如硝化菌）的生長與富集，從而有效提高污泥中硝化菌的相對豐度〔89〕。A. G?BEL等〔90〕發(fā)現(xiàn)較長的SRT有助于甲氧芐啶、紅霉素和克拉霉素等抗生素的去除。S. K. MAENG等〔22〕也觀察到SRT從20 d延長到80 d后，MBR對吉非羅齊、酮洛芬、氯貝酸、炔雌醇的去除率顯著上升。由于膜組件對污泥的截留作用可以避免污泥流失，MBR實現(xiàn)了SRT與水力停留時間（HRT）的完全分離，SRT完全可控〔91〕，因此利用MBR富集硝化菌處理藥物廢水可能更有優(yōu)勢。Siqing XIA等〔16〕指出，將MBR的SRT延長到30 d以上可以明顯增強(qiáng)其對抗生素的去除效果，微生物群落分析表明硝化菌豐度的提高可能是主要原因。此外，MBR對抗生素抗性菌（ARB）及抗性基因（ARG）的截留能力也高于傳統(tǒng)泥水分離系統(tǒng)〔92〕。

4 結(jié)語與展望

綜述了生物處理系統(tǒng)中以氨氧化共代謝為主要途徑去除藥物類污染物的相關(guān)研究，介紹了氨氧化功能性微生物及其產(chǎn)生的功能性酶對多種藥物的降解能力與相應(yīng)的反應(yīng)機(jī)理，總結(jié)了一些重要的影響因素并提出了合理的控制策略?？傮w上，通過氨氧化共代謝途徑來強(qiáng)化去除藥物類污染物在實際工程中是可行的，應(yīng)用前景十分廣闊。目前研究存在的不足或未來可以繼續(xù)探索的方向有以下幾點：

（1）許多藥物在共代謝條件下的轉(zhuǎn)化路徑與轉(zhuǎn)化產(chǎn)物十分復(fù)雜，且某些產(chǎn)物具有比母體化合物更強(qiáng)的生態(tài)毒性或持久性。目前對于多數(shù)藥物的代謝產(chǎn)物還缺乏深入的研究，因此需要將更多目光投入到這些產(chǎn)物的生態(tài)風(fēng)險評估中。

（2）氨氧化微生物主要包括AOB、AOA和Comammox，AMO是實現(xiàn)氨氧化共代謝作用的關(guān)鍵酶。AOA和Comammox具有遠(yuǎn)高于AOB的底物親和力，在處理微量污染物時可能效果更好，但由于生態(tài)位的差距，它們在廢水處理系統(tǒng)中往往無法成為優(yōu)勢物種。因此可以進(jìn)一步研究如何調(diào)控微生物群落以富集獲得高效菌種。

（3）微生物可通過外源電子媒介實現(xiàn)對胞外高毒性污染物的降解，從而降低抗生素等藥物對微生物自身的直接毒害作用，這對于高毒性或難降解廢水的生物處理具有十分重要的研究和應(yīng)用價值。以往的研究多側(cè)重于在厭氧系統(tǒng)中評價其作用效果，而在好氧系統(tǒng)中，尤其是對氨氧化功能微生物的影響如何仍不甚清楚。因此有必要填補(bǔ)在該問題上的研究空白。

（4）氨氧化共代謝對藥物類污染物的降解能力受多因素的影響，如生長底物氨氮的負(fù)荷、藥物本身的化學(xué)性質(zhì)和生物毒性，以及溶解氧、鹽度、溫度、pH、SRT、有機(jī)物負(fù)荷等諸多運行參數(shù)。對于不同目標(biāo)污染物在不同條件下的去除效果，仍需要更加全面和深入的探索，通過優(yōu)化處理工藝和運行參數(shù)實現(xiàn)氨氮和藥物的同步高效去除。