近年來，水體中頻繁檢出抗生素、獸藥、人類醫用藥等新污染物（ECs），因其在環境中的持久存在，已受到廣泛關注。ECs具有生物毒性，其濃度為ng/L～μg/L水平，不易被微生物降解利用，常采用臭氧氧化、活性炭吸附、膜過濾等方法進行深度處理，運行成本較高。近年來，研究證實生物脫氮工藝在去除氨氮的同時還存在降解ECs的能力。但ECs結構較復雜，通常只能被降解為小分子中間產物，而非完全礦化，且中間產物的毒性和環境風險可能高于母體化合物，從而對環境造成二次污染。此外，由于處理過程中微生物種類及氮的形態多樣，生物脫氮工藝對ECs的降解轉化機理尚不明確。

基于以上背景，對生物脫氮工藝去除ECs的相關研究開展了全面調研和分析，旨在為選擇適宜的生物脫氮工藝實現ECs的去除，降低廢水中的ECs風險提供指導。

1、生物脫氮工藝去除ECs影響因素分析

1.1 ECs種類及結構的影響

通常含有脂肪族羥基、芳香環等結構的ECs容易在生物脫氮體系中降解。已知能在生物脫氮工藝中實現有效降解的ECs主要包括內分泌干擾物（EDCs）、抗生素、農藥、藥物和個人護理品（PPCPs）等。各類ECs污染物在生物脫氮體系中的降解情況如表1所示。

類固醇雌激素是一類典型的EDCs，普通生物法難以將其高效去除，但已證實生物脫氮工藝可有效降解雌酮（E1）、雌二醇（E2）、雌三醇（E3）、17α-乙炔基雌二醇（EE2）等類固醇雌激素，其中E1和E2由于取代基相對簡單，因此降解相對更容易。廣泛應用于醫療、畜牧養殖行業的磺胺類、大環內酯類、四環素類、β-內酰胺類、林可霉素類和喹諾酮等抗生素類物質也能被生物脫氮工藝有效去除，其中磺胺類由于結構中的—NH2易被微生物轉化，故生物降解效果最好。此外，磺草靈、多菌靈、環酰菌胺等農藥，蘆丁酰胺、苯扎貝特、吲哚美辛、呋塞米等人類醫用藥由于通常具有芳香環結構，也能被生物脫氮工藝有效去除。

1.2 生物脫氮工藝類型的影響

不同生物脫氮工藝的主導菌群及反應過程不同，因而具有不同的ECs去除效果。生物脫氮工藝反應過程主要包括硝化、反硝化和厭氧氨氧化，涉及的菌群有自養硝化菌、自/異養反硝化菌等。

生物脫氮工藝對ECs的降解效果與體系內的主導反應有關。與反硝化工藝相比，硝化工藝對類固醇雌激素的去除效果更加顯著。McAdam等發現硝化活性污泥法對總濃度為（91±17）ng/L的E1、E2、E3、EE2、E1-3S五種類固醇雌激素的總去除率達到91%；而硝化/反硝化活性污泥法對總濃度為（70±19）ng/L的類固醇雌激素的總去除率僅為80%。劉文杰等研究表明，四溴雙酚A（TBBPA）在硝化過程中的生物去除率為33.3%，而在反硝化過程中則僅有3.2%�？股�素類物質和獸藥、人類醫用藥等藥物類物質在硝化和反硝化工藝中通�？蓪崿F高效降解。Zheng等發現反硝化體系能在一個月內完全去除初始濃度為10mg/L的磺胺嘧啶（SDZ）。厭氧氨氧化工藝對PPCPs也有降解效果，deGraaff等研究發現IBP在硝化段的降解率較低，但約有77%的IBP在厭氧氨氧化工段被去除，證明厭氧氨氧化反應發生的同時伴隨著IBP的降解。但目前厭氧氨氧化反應相關菌群對PPCPs的降解機理尚不明確，有待進一步研究。

此外，生物脫氮工藝中污泥的不同存在形式也會影響ECs的降解。附著式生物膜工藝相比懸浮污泥具有更加豐富的微生物菌群、更高的微生物活性和更充足的暴露時間，因而可能更有利于ECs的去除。Arya等研究發現懸浮式活性污泥法對阿替洛爾、吉非羅齊和環丙沙星的去除率分別為93%、75%、84%，而附著式的膜生物反應器（MBR）對其去除率分別升高至95%、85%、93%，原因之一即MBR相比懸浮式活性污泥法，能使體系內的污染物與作用菌群接觸更充分。

1.3 工藝運行參數的影響

ECs的去除效率與生物脫氮工藝的污泥停留時間（SRT）、水力停留時間（HRT）、體系內pH等運行參數有關。較長的SRT有利于微生物的生長富集，生物脫氮工藝中的自養硝化菌生長緩慢，且對ECs降解的貢獻較大，故延長SRT對脫氮工藝降解ECs具有重要意義。Kimura等將MBR的SRT延長至65d，體系對酮洛芬和DCF的去除率分別從82%和50%提高到98%和82%。但延長SRT并非能提高所有ECs的降解率，如IBP、萘普生、苯扎貝特、卡馬西平和磺胺甲惡唑（SMX）在SRT由25d延長至80d時，去除率沒有明顯提高；且過長的SRT可能會導致反應器堵塞，降低反應器運行效率�？梢�，ECs去除效果的提高與SRT的延長并非簡單的線性關系，在實際工藝運行時應綜合考慮。

理論上，較長的HRT由于保證了ECs在作用菌群中的充分暴露，能提高其降解率。Wang等研究了膜曝氣生物膜反應器（MABR）在設置為不同HRT時去除頭孢氨芐（CFX）和SDZ的效果。結果表明，當HRT為3h時，初始濃度均為100μg/L的CFX和SDZ的去除率分別為86%和61.5%；而當HRT升高至4h時，對應的降解率分別提高至94.6%和75.4%。Kassotaki等發現HRT分別為6h和24h時，SBR對10mg/L的SMX的降解率分別為86%和98%。可見，延長HRT對ECs的降解有積極作用，但HRT過長會影響硝化效率，且會導致占地面積過大、經濟成本提高等問題。

此外，ECs的降解也會受到體系pH、溫度等的影響。一方面，pH和溫度會影響微生物菌群降解ECs作用酶的活性。張偉在運行含包埋硝化菌顆粒的反應器時保持水溫為15℃，相比類似研究中溫度為30℃的實驗組，該反應器對E1、E2和EE2的降解率較低，可能是低溫抑制了硝化菌相關酶的活性。此外，pH和溫度也會影響體系內某些活性物質的存在形式和性質，從而間接影響ECs的降解。Wu等發現，當硝化活性污泥（NAS）系統pH為3時，體系內有80%的DCF與游離亞硝酸（FNA）直接反應，而pH為7時，這一比例下降至2.49%，推測可能是由于FNA在中性條件下濃度較低所致。此外，研究也表明，降低pH能使DCF、IBP、SMX等水中可解離污染物的疏水性提高，擴大其與體系中污泥的接觸，從而提高降解效率，而對于卡馬西平等在水中不可解離的污染物則影響較小。

綜上所述，ECs在生物脫氮工藝中的降解情況受到多種因素制約，明確目標ECs性質及結構、工藝類型和運行參數對指導生物脫氮工藝去除ECs具有重要意義。

2、ECs在生物脫氮工藝中的去除途徑

生物脫氮工藝的基礎為一系列氮循環反應，如圖1所示。圖1中：AMO為氨單加氧酶，HAO為羥胺氧化酶，HH為聯氨水解酶，NAR為硝酸還原酶，NIR為亞硝酸還原酶，NOR為一氧化氮還原酶，N2OR為氧化亞氮還原酶，NXR為亞硝酸氧化酶，HZO為聯氨氧化酶；AOB為氨氧化菌，AOA為氨氧化古菌，COMAMMOX為全程硝化菌。ECs在各種生物脫氮工藝中的去除途徑多樣，主要包括：①自養氨氧化菌生物轉化；②非生物轉化及逆反應；③異養微生物降解；④共代謝/非生物轉化協同異養微生物礦化。

2.1 自養氨氧化菌生物轉化ECs

生物脫氮工藝對ECs降解以自養氨氧化菌的共代謝作用為主，共代謝與同化作用不同，是指目標物質利用微生物代謝過程中所產生的酶或特殊輔助因子進行降解的過程，只能實現目標物質的降解，而無法將產物用于自身細胞的合成與生長。

主導氨氧化反應的微生物主要為AOB，AOB對ECs的共代謝是由AMO的酶促活化反應引發的，其原理為：氧原子與AMO酶的一個雙電子還原金屬中心反應，使其活化、脫水，同時生成類似氧化物的物質（標記為M=O），M=O進而從目標ECs中奪取一個電子或H+形成底物自由基，該自由基與酶羥基結合生成轉化產物。因此，AMO酶的活性是實現AOB降解ECs的關鍵因素。若AMO酶活性被抑制，其共代謝降解ECs的效果也會變差，常見的AMO酶抑制劑包括烯丙基硫脲（ATU）、辛炔（OCT）、乙炔、2-苯基4，4，5，5-四甲基咪唑啉-1-氯代3-氧化物（PTIO）等。Kassotaki等發現，在60h內AOB純菌體系對濃度為100μg/L的SMX的降解率可達80%，但加入25mg/L的ATU后，體系對SMX幾乎沒有去除能力，證明了SMX降解與AMO酶之間存在聯系。此外，共代謝對底物也有選擇性。研究表明，AOB對芳香族、脂肪族、鹵代烴等非極性ECs的共代謝去除效果較好。

除AOB外，AOA和COMAMMOX對ECs的共代謝降解也受到研究者的關注。在處理對象方面，AOB、AOA和COMMAMMOX適合的水質條件不同。AOB對銨鹽的耐受水平較高，適宜在NH4+豐富的營養條件下生存，菌群結構相對豐富；而AOA則在貧營養條件下更具生長優勢。AOA、COMAMMOX、AOB對PPCPs的降解路徑也不同。Zhou等比較了AOB、AOA、COMAMMOX對SDZ、SMX和SMZ的轉化情況，發現AOA去除三種磺胺類抗生素的主要機理是脫氨基、氨基的羥基化和氨基的硝化，AOB主要發生脫氨基反應，而COMAMMOX僅發生脫氨基反應，表明AOB和AOA對三類抗生素的降解路徑更為豐富。此外，AOB、AOA、COMAMMOX對PPCPs的降解效率也存在差異。Han等發現了一株COMAMMOX菌（Nitrospirainopinata），比較了其與Nitrosospharagargensis（AOA）、NitrosomonasnitrosaNm90（AOB）對磺草靈、環酰菌胺、米安色林、雷丁替尼等藥物的降解率，發現AOA對上述藥物的去除率均為三類菌中最高，最高能夠達到近100%，這表明盡管三類菌都能降解ECs，但AOA貢獻最大，推測可能的原因是AOA相比AOB和COMAMMOX，其AMO酶對污染物具有更高的親和力。

2.2 ECs的非生物轉化及逆反應

ECs的非生物轉化是指ECs與某些物質直接發生化學反應。在生物脫氮體系中，ECs可能會與NH2OH、NO2-、NO3-等氮活性物質發生非生物轉化，尤其是NH2OH的非生物轉化作用已受到廣泛認可。Yu等研究發現，向體系內加入的NH2OH（5μmol/L）能與體系內初始濃度為20μg/L的磺草靈直接反應，使其氮雜環上的—NH2發生羥基化反應，或氧化為—NO2，并將鄰位的—H取代為—OH。Zhou等發現體系內磺胺類物質產生硝基化中間產物時，體系中的羥胺會轉化成重氮離子，其裂解后會以—NO2或—OH取代原磺胺類物質中的—NH2，生成的NO2-能使ECs發生非生物轉化。Gaulke等發現在NO2->1mg/L時，EE2會發生非生物轉化，生成2-硝基-EE2。NO2-并非能與所有ECs直接發生反應，受溫度、pH的影響，亞硝酸鹽能轉化為FNA，以此為反應底物與目標ECs反應。

ECs降解后的中間產物可能會發生逆反應，重新轉化為母體化合物。ECs逆反應的發生主要是由于ECs存在的特殊官能團，如磺胺類物質在降解時，其特有的官能團—NH2會被氧化、取代或脫去，該過程通�？赡妫�故其中間產物容易重新轉化為母體化合物。Sun等研究發現硝化菌群中SMX的轉化產物主要為脫去氨基的SMX、4-硝基-SMX，但這兩種中間產物會逆反應重新轉化為SMX。Stadler等也觀察到了SMX降解產物的類似現象，同時觀察到文拉法辛被降解后也能重新轉化為母體化合物。目前，ECs降解產物重新轉化為母體化合物的機理尚不明確。

2.3 異養微生物降解ECs

在生物脫氮體系中，異養反硝化菌、異養硝化菌等異養菌也能直接以ECs為碳源，但貢獻較小。此外，異養菌也可能對ECs實現共代謝降解。鄭杰蓉等發現在體系中加入乙酸鈉后，相同時間內反硝化菌群對初始濃度為50ng/L的SDZ的降解率能提高40%左右，這表明乙酸鈉并未作為SDZ的競爭碳源，而是與其共同被反硝化菌群利用。在好氧條件下，能實現同時硝化反硝化的異養硝化-好氧反硝化細菌對ECs也具有一定的降解能力。史江紅等分離出的一株香茅醇假單胞菌（Pseudomonascitronellolis）能分別在36h和168h內實現對初始濃度為2mg/L的E1、E2和4mg/L的EE2的近100%降解。

2.4 共代謝/非生物轉化協同異養微生物礦化

生物脫氮工藝中混合菌群的協同作用能實現目標ECs較高程度的礦化，對環境的二次污染較小。一方面，異養菌能直接降解體系中的ECs，McAdam等發現傳統活性污泥對初始濃度為1μg/L的固醇類雌激素的去除率高達51%。另一方面，ECs在被自養硝化菌共代謝降解為結構簡單的中間產物后，能作為體系中異養菌的碳源，實現完全礦化。Khunjar等發現AOB能將初始濃度為1mg/L的EE2共代謝轉化為磺基-EE2、4-羥基-EE2、4-硝基EE2、2-硝基-EE2等中間產物，這些產物能被體系內異養菌利用而礦化；此外，體系內的異養菌也能直接將EE2降解和礦化。徐碩等研究也發現，在NAS中抑制AOB活性并不會完全抑制體系對E1和EE2的降解，由此猜想E1、EE2的降解可能由AOB和異養菌共同完成。

3、中間產物的潛在毒性效應

中間產物的潛在毒性效應一方面要考慮脫氮反應產生的氮活性物質會抑制脫氮微生物的活性，進而影響其在脫氮以及ECs去除中發揮作用；另一方面要考慮ECs降解中間產物的毒性和環境風險可能高于母體化合物，造成對環境的二次污染。

3.1 體系內氮活性物質的毒性效應

脫氮工藝中的各種氮活性物質（NO2-、NO3-、NH2OH等）會通過影響微生物活性，間接影響工藝的脫氮及降解ECs的效率。高濃度NO2-在適宜pH下轉化成的FNA會對硝化菌呈現“低促高抑”的影響，抑制原理類似消毒、滅菌過程中的細胞溶解及對某些關鍵酶的抑制。楊宏等發現FNA濃度為0.9mg/L時，硝化菌群活性降低；但在FNA濃度為0.7mg/L時，硝化菌群的活性提高。Sun等通過驗證不同濃度亞硝酸鹽對硝化菌群降解SMX的影響，發現體系中FNA2mmol/L時，AOB的活性被抑制。

3.2 ECs降解中間產物的毒性效應

ECs通常含有硝基、偶氮、鹵代取代基等氧化還原電勢較高的官能團，且對微生物有一定毒性，故一般不易被微生物完全礦化，而是生成小分子的中間產物。因此，關注降解中間產物的毒性，能夠有效避免出水對環境造成二次污染。

ECs降解的中間產物通常比母體化合物結構簡單、毒性低，可能會被體系內的異養微生物用作碳源，但這一反應能否發生取決于ECs的種類及官能團，如磺胺類物質中的—NH2具有抗菌作用，在—NH2結構被破壞后，母體化合物的毒性可能會降低。研究者常以大腸桿菌作為毒性測試材料，如Zheng等將大腸桿菌分別暴露于10mg/L的SDZ及經其反硝化工藝的出水中，對比了SDZ及其降解的中間產物對大腸桿菌的毒性，結果顯示出水組的大腸桿菌生長速度最快，且穩定期時出水組培養大腸桿菌的OD600最高，表明SDZ降解的中間產物不僅對大腸桿菌沒有生物毒性，反而有助于其生長。類似地，Li等對比測試了降解SDZ的短程硝化-厭氧氨氧化工藝進、出水對大腸桿菌的毒性，出水組所培養大腸桿菌的OD600較高，證明降解后的SDZ毒性明顯降低。盡管目前針對ECs經脫氮工藝降解后中間產物毒性升高的報道較少，但有研究表明，某些ECs經處理后的中間產物可能比母體化合物的毒性更高，如SMX降解產生的硝基-SMX和4-羥基-SMX相比其母體化合物SMX，被檢測出對常用于毒性測試的Vibrofishcheri（費氏弧菌）具有更強的生長抑制作用。因此，ECs經生物脫氮工藝降解為中間產物后，出水毒性升高的風險仍可能存在。

4、去除特定ECs脫氮工藝的優選

綜上所述，不同類型的ECs在生物脫氮工藝中的降解機理不同（見表2），故在體系內的最終存在形式不同。在采用脫氮工藝處理含特定ECs的廢水時，要同時保證較高的脫氮效率和ECs去除率，以及體系中ECs以較低毒性形式存在，從而確保出水達標和環境風險較低。

ECs的最終存在形式和毒性取決于其在脫氮工藝中的降解機理。對于主要依靠脫氮工藝中自養菌共代謝去除的苯扎貝特、萘普生等ECs，應選擇以硝化反應為主導的工藝，如短程硝化工藝中有較高豐度的AOB，能對體系內的ECs實現高效共代謝降解。對于在體系中氮活性物質存在條件下發生非生物轉化的ECs，可選擇有相應氮活性物質積累的工藝，以實現ECs的非生物轉化，如SMX、EE2能與體系內NO2-直接反應，可選擇短程硝化-厭氧氨氧化、短程反硝化-厭氧氨氧化等積累高濃度NO2-的工藝，提高其去除率。對于能在體系中各類微生物的協同作用下完全礦化的類固醇雌激素等物質，可選擇多種脫氮反應耦合的工藝，使得體系內ECs的去除率更高、被降解得更徹底。如最傳統的硝化-反硝化（A/O）工藝、同步硝化反硝化（SND）工藝等體系內同時有豐富的AOB等自養微生物及反硝化菌等異養微生物，能使ECs被降解為中間產物后進一步被異養微生物用作碳源，實現礦化。而對于僅能在體系中被生物降解為中間產物，且中間產物的毒性并未降低，甚至高于母體化合物的ECs，則需要在評估生物工藝單元的出水毒性后，采取臭氧氧化、光催化氧化等高級氧化法以實現ECs的完全礦化，或采取膜過濾、活性炭吸附等方法截留，以保證出水的風險較低。

一些新型生物脫氮工藝也可能對ECs有一定降解能力。目前，關于新型生物脫氮工藝的研究主要集中于脫氮效率，而關于其降解ECs的情況則鮮有研究。根據作用菌群、發揮作用的關鍵酶及氮活性物質，推測某些新型脫氮工藝對ECs也存在類似的降解機制。如通過向體系中添加Fe2+、NO2-即可實現NH4+轉化的鐵氨氧化工藝（FEAMMOX）在適宜pH條件下會積累NO2-，可能會實現對PPCPs的非生物轉化，且FEAMMOX中的單加氧酶基因被證實能參與共代謝降解三氯乙烯、四氯乙烯，可能對于ECs也有類似的共代謝機制。

5、結論

①目前已知能在生物脫氮工藝中降解的ECs主要包括內分泌干擾物、抗生素類物質、農藥、人類醫用藥等，其降解效率受自身性質、生物脫氮工藝類型，以及SRT、HRT、pH等多個運行參數的影響。

②ECs在脫氮工藝中的降解機理多樣，包括自養氨氧化菌轉化、非生物轉化、異養微生物轉化以及各菌群的協同作用等，其中以自養氨氧化菌共代謝為主要機理。

③ECs降解中間產物的毒性效應來自氮活性物質和自身毒性兩個方面，在實際脫氮工藝中，ECs由于難以實現完全礦化而可能生成比母體化合物毒性更高的小分子物質，造成環境的二次污染。

6、展望

①明確處理對象中ECs的種類及結構，根據對應的降解機理選擇恰當的脫氮工藝。

②盡量選用氨氧化反應活性較高的工藝類型及參數，避免選擇對AOB有抑制作用以及對ECs降解機制尚不明確的工藝。

③明確ECs的降解途徑及中間產物的毒性。目前由于分析測試技術受限，許多ECs的痕量中間產物無法被有效檢測，故其轉化途徑不易完全明確；實際工藝中，中間產物的毒性研究也通常被忽略，目前研究多使用大腸桿菌、甲殼動物等測試污染物的急性毒性，而忽略慢性毒性的測試。

④在未來的研究工作中，高精度測試技術及產物追蹤技術的研發、ECs完全礦化的機理研究及高ECs礦化效率脫氮工藝的開發、推廣是應用生物脫氮工藝降低廢水中ECs風險的努力方向。（來源：北京師范大學環境學院水沙科學教育部重點實驗室，北京師范大學環境學院水環境模擬國家重點實驗室，廣東以色列理工學院環境工程系）