药理活性化合物(Pharmacological active compounds. PHACs)是一类环境中潜在的微污染物，其进入环境的途径有：①通过机体代谢、排泄进入污水处理系统(Jelic et al., 2011)；②药物的滥用、过量使用以及过期药物弃置(Daughton et al., 2013;Reddersen et al., 2002).Halling(Halling et al., 1998)曾指出，为了使人体更容易吸收药物，很多PHACs都有生物降解性和亲水性，但同时为避免其在发挥治疗作用前降解，所以其亦具有稳定性.由于该类物质在被去除的同时也在源源不断地被引入到环境中，人们还将其称为“伪持续性”污染物(周雪飞等，2009).PHACs进入污水处理系统后根据其不同的物化性质和可生化性或被生物降解，或吸附于活性污泥中，剩余部分随出水排出.国外对PHACs的研究已有20余年，现主要致力于对PHACs去除条件的研究与优化，以及去除工艺的改良与创新(Schaide et al., 2014;Zhang et al., 2011; Abargues et al., 2013)，缺少对单个构筑物单元动力学特性的深入研究.国内对医药类污染物的研究以PHACs的来源、归趋、残留及对生态毒害作用为主(王斌等，2013;Cai et al., 2013; 李萍等，2012)，近年来，也有一些国内学者开展了PHACs生物降解与吸附方面的考察，但缺乏对动力学及泥水分配关系的深入研究.本文选定西安市污水中检出的非那西丁(Phenacetin，PNT)，吉非罗齐(Gemfibrozil，GFZ)，咖啡因(Caffeine，CAF)，双氯芬酸(Diclofenac，DCF)及胆固醇(Cholesterol，CH)为研究对象，在实验室条件下采用间歇反应器考察厌氧、缺氧及好氧活性污泥对不同浓度PHACs的生物降解和吸附作用，并通过动力学拟合考察目标物的吸附与降解反应级数及速率常数，分析目标物的吸附与降解规律，确定不同目标物在不同浓度下的泥水分配系数k_p.期望通过本文研究，能够为实际污水处理厂HRT及污泥龄等参数的调控以及出水水质的提高提供帮助.

2.1 试剂与仪器

五氟苄基溴(99%)、2，4-二氯苯甲酸(97%)、PNT(97%)、GFZ(99%)、DCF(99%)、CH(95%)均购自美国Sigma公司；甲醇，色谱纯，美国Thermal；CAF(99%)，中国计量科学研究院.医药类目标物相关的物理、化学性质如表 1所示.

表1(Table.1)

表1 医药类污染物的物理、化学特性及扫描特征 Table.1 Physical and chemical properties and scanning characteristics of pharmaceutical pollutants

表1 医药类污染物的物理、化学特性及扫描特征 Table.1 Physical and chemical properties and scanning characteristics of pharmaceutical pollutants 药理活性物质 分子式 特征离子m/z 定量离子m/z logKow1) pKa2) 注：1)logKow：辛醇-水分配系数；2)pKa：酸度电离系数. PNT C10H13NO2 108，137，179 108 1.58 2.1 GFZ C15H22O3 83，122，143 143 4.77 4.8 CAF C8H10N4O2 67，109，194 194 -0.07 10.4 DCF C14H11Cl2NO2 214，242，309 214 4.51 4.15 CH C27H46O 145，275，386 145 8.74 —

GC(7890A，Agilent，USA)-MS(7000B，Agilent，USA)气相色谱-三重四级杆质谱联用仪；Avanti J-26XP型高速冷冻离心机(Beckman，USA)；固相萃取(SPE)仪(Supelco，USA)；QGC-12T型氮吹仪(泉岛公司，上海)；101-3AB型电热鼓风干燥箱(泰斯特仪器有限公司，天津)；SHB-Ⅲ型循环水式多用真空泵(长城科工贸有限公司，郑州)；C9860A超声清洗机(科贝尔光电技术有限责任公司，天津)；FA2104N型电子分析天平(民桥精密科学仪器有限公司，上海).

本实验所用活性污泥取自西安市第四污水处理厂，间歇反应器为玻璃材质，如图 1所示.反应器有效容积为5 L.温度、pH及MLSS分别维持在23 ℃、6.7~7.2、3000 mg · L^-1左右，取样时间点为t=0、5 min，20 min，1 h，2 h，4 h，8 h，12 h，24 h.不同条件下反应器配制如下：厌氧实验加盖搅拌不曝气，缺氧实验中不加盖搅拌不曝气，好氧实验中不加盖曝气搅拌.

图 1(Fig. 1)

图 1 间歇式生物反应装置 Fig. 1 The diagram of batch reactor setup

实验开始前针对厌氧、缺氧与好氧微生物对碳、氮源的不同需求以及西安市第四污水处理厂实际运行情况配制如表 2所示营养液并添加微量元素以供微生物生长代谢所用.

表2(Table.2)

表2 营养物配制表 Table.2 Nutrient configuration table

表2 营养物配制表 Table.2 Nutrient configuration table 条件 COD/(mg·L-1) 氨氮/(mg·L-1) KH2PO4/(mg·L-1) 厌氧 300(C6H12O6) 35(NH4Cl) 7 缺氧 300(CH3COONa) 46(NH4Cl∶NaNO3=3∶1) 7 好氧 300(C6H12O6) 40(NH4Cl) 7

所取样品先用盐酸酸化至pH=2.0~2.5，然后在转速12000 r · min^-1下离心10 min，分离获得的水样经0.45 μm滤膜过滤后加入内标物，再通过经10 mL丙酮、甲醇及超纯水依次活化的C18小柱进行固相萃取，随后用10 mL甲醇洗脱，所得液样在60 ℃下氮吹至1 mL待测.泥样中加入内标物并均匀混合于30 mL甲醇，经超声萃取及离心后取上清液氮吹至1 mL待测.测试前，待测样品中需加入100 μL衍生剂(五氟苄基溴)衍生90 min，最后经GC-MS定量测定.

目标物GC-MS分析测定的相关参数：载气(氦气，99.999%)流速为1.35 mL · min^-1，色谱柱为HP-5MS(325 ℃：30 m×250 μm×0.25 μm)，进样口温度270 ℃，手动进样不分流恒流模式下运行，进样量1 μL.质谱离子源温度230 ℃，离子源电压-70eV，扫描范围(m/z)50~450.升温程序：起始温度100 ℃，保持1 min；以30 ℃ · min^-1速率升温到145 ℃；以10 ℃ · min^-1升至176 ℃保持1min；以0.5 ℃ · min^-1升至177 ℃；以28 ℃ · min^-1升至220 ℃保持3min；以20 ℃ · min^-1升至290 ℃保持7 min.

实验定量方法为内标法，为保证测定方法准确，排除几种目标物相互干扰，通过加标回收实验测定每种医药类物质的回收率，结果如表 3所示.

表3(Table.3)

表3 加标回收率 Table.3 Recovery and relative st and ard deviation

表3 加标回收率 Table.3 Recovery and relative st and ard deviation 药理活性物质 100 mg·L-1回收率 400 mg·L-1回收率 800 mg·L-1回收率 平均回收率 相对标准偏差(RSD) PNT 80% 87% 93% 86.67% 6.51% CAF 111% 105% 95% 103.67% 8.08% GFZ 86% 99% 120% 101.67% 17.16% DCF 104% 96% 125% 108.33% 14.98% CH 69% 77% 82% 76% 6.56%

不同目标物在GC/MS中的出峰时间如图 2所示.

图 2(Fig. 2)

图 2 目标物的总离子流谱图 Fig. 2 Total ion spectrums of st and ard sample

实验考察了两种浓度下PNT、GFZ、CAF、DCF与CH在泥相与水相中的迁移分配情况，由于本文实验所用为配水，因此反应器中本底浓度忽略不计.图 3以三维瀑布图直观地展示了800 μg · L^-1初始浓度下水相中PNT与泥相中CH在不同生物条件中浓度随时间的变化图.由图 3可见，PNT与CH浓度随时间不断降低，并且在好氧、缺氧、厌氧条件下的降解速率依次降低.PNT在泥相中未检测出是由于其logK_ow值较低，难以吸附到污泥中；PNT在4 h内被完全去除，由于所测PHACs的沸点都很高，而大多数医药物质的亨利系数＜10^-5(张爱涛，2011)，因此在缺氧及好氧条件下的挥发可忽略，可见PNT去除途径为生物降解，尹萍等(1998)认为结构中含有胺基的苯胺类化合物能够脱下胺基被微生物作为生长氮源利用.CH在好氧与缺氧条件下能够完全降解，厌氧条件下有12%的残留.与PNT相反，CH的logK_ow值较高，几乎完全吸附到污泥中.CH作为脂类化合物能够被微生物作为碳源利用，降解过程与时间接近线性关系.

图 3(Fig. 3)

图 3 水相PNT与泥相CH的浓度变化图 Fig. 3 Concentration variations of PNT in water phase and CH in sludge phase

500 μg · L^-1与800 μg · L^-1两种浓度下GFZ、CAF及DCF在泥相与水相中的迁移分配情况如图 4所示.由图 4可见，厌氧与缺氧条件下反应初期的水样中CAF浓度得到快速有效的去除，但同时伴随泥相中CAF一定量的增加，随后泥相中吸附的CAF部分解吸到水相中，在整个过程中，水样与泥样中的CAF含量呈互补波动不断下降趋势.GFZ在好氧条件下呈明显下降趋势，厌氧与缺氧条件下水相与泥相中的GFZ浓度缓慢下降.DCF只在反应初期水相与泥相中相互分配变化并伴随浓度的少量降低，2 h后两相中的DCF浓度几乎无变化.

图 4(Fig. 4)

图 4 GFZ、CAF与DCF在泥相与水相中的浓度变化 Fig. 4 Concentration variations of GFZ，CAF and DCF in both water phase and sludge phase

GFZ与DCF在泥相中的吸附量比CAF大与这两种化合物的logK_ow值都较大有关，同时其pKa也较高，在中性条件下部分离子化会对吸附产生一定影响.CAF的logK_ow虽然非常低，但其pKa为10.4，在中性环境中不易解离而以分子态存在，这促进了其在活性污泥上的吸附与生物降解.GFZ的链式结构易降解，但由图 4可见其降解主要发生在4 h之前，4 h后的GFZ与8 h后CH(图 3)表现出同样的缓慢降解趋势，推测原因一方面由于GFZ与CH是通过微生物的共代谢而去除，随着反应器中基质减少降解速率逐渐降低；另一方面化合物的取代基易被分解但结构中剩余的苯环因无法降解而积累，从而抑制了微生物对该种化合物的降解(尹萍和杨彦希，1998).DCF难以生物降解，这与以前很多学者的研究结果一致(Yang et al., 2011;Urase et al., 2005).

在污水处理系统中PHACs的总去除率(R_Overall)包括生物降解去除率(R_Degradation)与污泥吸附去除率(R_Adsorption)两部分.R_Overall可用进水目标物浓度(C_influent，μg · L^-1)，出水目标物浓度(C_effluent，μg · L^-1)及剩余污泥中目标物浓度C_sludge(μg · g^-1)用以下公式表示：

医药类污染物的去除主要取决于其本身的可生化性及物化性质，表 4给出了GFZ，CAF与DCF的去除率情况.由于PNT能够完全降解，CH虽然有少量残余但都存在于泥相中，出水去除率也为100%，所以表 4中未给出这两种目标物的去除结果.

表4(Table.4)

表4 GFZ, CAF与DCF去除率情况 Table.4 The removal rates of GFZ, CAF and DCF

表4 GFZ, CAF与DCF去除率情况 Table.4 The removal rates of GFZ, CAF and DCF 初始浓度/(μg·L-1) 数据类型 GFZ CAF DCF 厌氧 缺氧 好氧 厌氧 缺氧 好氧 厌氧 缺氧 好氧 500 吸附去除率 18.7% 31.3% 28.1% 1.8% 0.2% 2.5% 55.7% 58.6% 60.3%   降解去除率 36.4% 51.6% 43.0% 89.3% 88.4% 97.0% 24.3% 0% 16.9%   总去除率 55.1% 82.9% 71.7% 91.1% 88.6% 99.5% 80.0% 58.6% 77.2% 800 吸附去除率 47.1% 33.1% 33.7% 5.0% 2.7% 0.3% 56.8% 47.8% 62.2%   降解去除率 36.6% 52.6% 62.2% 90.5% 75.1% 99.3% 14.9% 21.8% 8.1%   总去除率 83.7% 85.7% 95.9% 95.5% 77.8% 99.6% 71.7% 69.6% 70.3%

由表 4可见，在两种初始浓度下，800 μg · L^-1的GFZ在好氧条件下总去除率达95.7%，CAF在好氧条件下的总去除率几乎达到100%；在厌氧与缺氧条件下也能达到95.5%与77.8%，说明其易于生物降解，与Christina I.Kosma(Kosma et al., 2010)等的研究结果是一致的.其余未去除部分残留于反应器中.GFZ与CAF是以降解去除为主，这与好氧微生物本身具有的高产能效率特性有直接关系.虽然DCF在厌氧条件下的总去除率最高，但在好氧条件下其吸附去除率达60%以上，相对厌氧与缺氧条件明显增强，是以吸附去除为主.然而文中DCF表现出的高吸附量却与Taro Urase(Urase et al., 2005)(15%)24 h间歇实验中的研究结果有较大差异，分析认为这与本实验中高的MLSS及高的目标物进水浓度有关.缺氧条件下800 μg · L^-1DCF吸附去除率小于500 μg · L^-1DCF是由于缺氧条件下反应器中碱度不断升高，800 μg · L^-1试验中碱度增加速率相对更快，pH升高促进了DCF的解离，从而降低了吸附量.GFZ在全过程中吸附与降解同时发生，所以各条件下的吸附量并没有呈现出特殊的规律.

为了能够更深入地了解不同目标物在泥相与水相中的分配情况，我们引入泥水分配系数k_p：

表 4给出的吸附率与降解率只是实验周期结束后衡算所得结果，实际上24 h中不同取样点的PHACs在泥相与水相中的分配随目标物的降解处于不断变化中，且投药初期PHACs在泥、水相中的分配波动很大，因此用k_p平均值也并不能真实准确地反映出每种物质在各个条件下的分配关系.本文通过绘制描述统计学的盒形图来观察GFZ、CAF与DCF的k_p分布区间及极值，其结果如图 5所示.

图 5(Fig. 5)

图 5 医药类污染物的kp变化盒形图 Fig. 5 Box plots of kp values of the pharmaceuticals

由图 5可见，GFZ的k_p值最不稳定，分布范围最广，CAF的k_p值分布在0.005~0.371 L · g^-1之间且相对数值与变化范围都很小.DCF的k_p值分布0.4~0.7 L · g^-1，证明其易于被污泥吸附，这与Thomas A.Ternes(Ternes et al., 2004)所研究活性污泥中DCF的泥水分配系数是一致的(k_p=0.5 L · g^-1).之所以在好氧条件下GFZ与DCF的k_p值最大，清华大学薛文超(2010)认为是由于曝气产生的水力剪切力促进活性污泥絮体颗粒减小，吸附比表面积增加，使活性污泥吸附能力上升；另外，好氧条件下反应器中碱度消耗，pH降低有助于减少具有酸性性质的GFZ与DCF解离，从而促进了活性污泥的吸附.

将目标物在水相与泥相中的总浓度变化分别用零级、一级及二级反应动力学(公式5)(李松林等，2009)进行拟合，拟合后将R²最高的结果列于表 5.由于GFZ在4 h后浓度趋于平缓，因此表 5中数据为4 h前GFZ的拟合结果.DCF难以生物降解，因此未对其结果进行拟合.表 5中K₀为零级反应速率常数(μg · L^-1 · h^-1)；K₁为一级反应速率常数；K₂为二级反应速率常数(L · h · μg^-1).

由表 5可知，除缺氧条件下800 μg · L^-1的GFZ、好氧条件下800 μg · L^-1的CAF及厌氧条件下500 μg · L^-1的CH外，同种目标物的反应动力学拟合级数都是相同的.比较同一种目标物在相同反应级数下的反应速率常数发现，好氧条件下其反应速率最大，薛文超(2010)在间歇实验中也得出了同样结论.不同目标物比较可知，同为一级反应动力学的PNT反应速率是CAF的10倍以上，说明其生物降解速率要远大于CAF；尽管GFZ仅拟合了4 h之前的总浓度，但同为二级反应的CH的反应速率依然要比GFZ大得多.PNT的降解均符合一级反应动力学，而且低浓度下其一级反应速率大于高浓度.

表5(Table.5)

表5 PNT、GFZ、CAF与CH的动力学拟合参数表 Table.5 The fitting kinetic parameters of PNT，GFZ，CAF and CH

表5 PNT、GFZ、CAF与CH的动力学拟合参数表 Table.5 The fitting kinetic parameters of PNT，GFZ，CAF and CH

DCF在整个实验过程中难以生物降解，但却易于吸附到污泥中，由于其生物降解量极少，所以可通过以下二级吸附动力学模型来模拟其吸附过程.

将t=0时，C_s=0.t=t时，C_s=C_s带入上式并积分可得：

以t/C_s为纵坐标，t为横坐标作图，根据斜率和截距可得出上式中的k′和C_e.

对实验结果进行统计拟合，可得到不同吸附动力学的模型，其结果如表 6与图 6所示.

图 6(Fig. 6)

图 6 DCF二级吸附动力学拟合曲线(P1:500 μg · L-1厌氧；P2:500 μg · L-1缺氧；P3:500 μg · L-1好氧；P4:800 μg · L-1厌氧；P5:800 μg · L-1缺氧；P6:800 μg · L-1好氧) Fig. 6 The fitting curves of secondary adsorption kinetics for DCF

由表 6可见，两种浓度下的DCF在不同生物条件下都有超过50%的含量吸附于活性污泥中；好氧条件下500 μg · L^-1的DCF在吸附平衡时其吸附量可达357 μg · g^-1，吸附比率高达总浓度的71%.但即使如此，随污水出水排出的DCF量仍很可观.DCF的可生化性差，虽然可通过吸附来实现去除，但污泥存在饱和并不能长期无限量吸附，Bo等(2009)在研究中同样认为仅靠吸附并不能消除DCF对水环境及人类健康的潜在危害，需寻求其他方法进一步去除，如Espluagas等(2007)用臭氧氧化及其它高级氧化技术，于万禄等(2009)通过Photo-Fention法，Marco-Urrea等(2010)通过变色栓菌小球(Trametesversicolor pellets)，Brillas(2010)等利用阳极氧化法等降解DCF都获得了良好的去除效果.

表6(Table.6)

表6 DCF吸附动力学拟合结果 Table.6 Fitting results of adsorption kinetics for DCF

表6 DCF吸附动力学拟合结果 Table.6 Fitting results of adsorption kinetics for DCF 条件 500 μg·L-1 800 μg·L-1 k′/(g·μg-1·h-1) Ce/(μg·L-1) R2 k′/(g·μg-1·h-1) Ce/(μg·L-1) R2 厌氧 5.6×10-3 263.20 0.96 0.02 454.55 0.99 缺氧 0.03 333.33 0.99 4.0×10-3 384.62 0.98 好氧 9.8×10-3 357.14 0.99 6.7×10-3 500.02 0.99

1)PNT的生物降解时间为4 h，4 h后的GFZ与8 h后的CH的生物降解浓度无明显降低，说明延长HRT对这3种医药物质的生物去除已没有实际意义，但延长HRT与污泥龄可实现CAF的彻底生物降解.

2)GFZ与CAF初始浓度的增大提高了绝对去除率却降低了总体去除率，说明微生物降解与初始浓度有一定的相关性，且微生物对GFZ与CAF的绝对去除率是有上限的.好氧条件下医药类污染物的去除效果优于厌氧与缺氧条件，好氧条件下较大的泥水分配系数与好氧曝气产生的水力剪切力有关.

3)CH易于被污泥吸附而生物降解，延长污泥停留时间可实现CH的完全去除.GFZ与DCF在污泥中有一定程度的吸附，而且DCF具有一定的环境毒性且生物降解性差，应重视对剩余污泥的处置以消除其进一步的环境影响.