氨氧化共代谢强化去除药物类污染物研究进展

许怀浩，王 铸，邓岳鹏，胡 春

（广州大学大湾区环境研究院，珠江三角洲水质安全与保护教育部重点实验室，广东广州 510006）

水体中的药物类污染物，包括抗生素、激素、个人护理产品等，因对人体健康及环境质量存在潜在威胁而受到广泛关注〔1-2〕。在医疗与农业生产中，大量药物被用于人类与动物的疾病防治，或作为饲料添加剂以提高动物的生长速率及饲料利用率〔3〕。药物在人或动物体内往往无法被完全吸收并代谢，大部分仍维持母体化合物结构或以代谢中间产物的形式随粪便和尿液排出体外〔4〕。一部分被排出的药物以各种途径直接扩散到环境中，另一部分则随被收集的医疗废水及养殖废水进入污水处理厂〔5〕。然而，目前污水处理的指标主要针对COD、氮、磷等常规污染物，对于药物类污染物尚未建立相关排放标准。此外，由于药物普遍具有难降解性，大多数污水处理厂对此类物质的去除效果并不理想〔6〕。同时，我国是最大的药物生产国和消费国，据国家统计局数据显示，2017年我国化学原料药产量达到355万t〔7〕。巨大的排放量以及尚未成熟的处理能力使得污水处理厂成为药物进入环境的主要途径〔5-6〕。进入环境的药物除了其本身具有生态毒性外，微生物对药物的不完全代谢也可能产生更具持久性或毒性更强的转化产物〔8-10〕，抗生素类药物的选择作用则可能导致更加严峻的细菌耐药性问题〔11-12〕。因此强化污废水处理设施对药物类污染物的降解能力对维护生态安全意义重大。

在实际应用中常通过增加深度处理单元，利用高级氧化、吸附等物理化学方法强化对难降解有机污染物的去除〔13-14〕。但这类工程往往占地面积较大，维护及运行成本高昂，且可能造成二次污染等问题。有研究指出，物理化学过程对许多极性污染物的去除能力有限，整体去除效果主要取决于生物处理系统中微生物的降解效率〔15〕，而且与生物处理系统的运行参数（如污泥停留时间等）有关〔16-18〕。有机污染物的生物降解主要有生长代谢及共代谢2种途径。进入污水处理厂的药物类污染物一般质量浓度较低，通常在1 mg/L以下〔6，19〕，在生长代谢中容易受到其他大量易代谢有机碳源的竞争性抑制，因此共代谢被认为是其主要的生物降解途径〔15〕。据报道，氨氧化细菌（AOB）的非特异性酶——氨单加氧酶（AMO），在催化氨氮氧化成羟胺的同时可共代谢降解多种有机污染物〔20-23〕。已有多项研究证实，当添加了AMO的特异性抑制剂——烯丙基硫脲（ATU）后，多种药物在生物处理系统中的去除效果显著下降〔22-23〕。污泥对药物的降解能力与其硝化活性呈正相关，而与异养速率无关〔24〕。有机物在生长代谢与共代谢条件下可能具有不同的转化路径与转化产物〔25〕，研究人员主要通过检测药物被共代谢降解后的转化产物提出相应的反应机理〔26-28〕。

笔者总结了近年来关于氨氧化过程强化去除药物污染物的研究进展，着重阐述了氨氧化功能性微生物及其产生的功能性酶对多种药物的降解能力及其相应的反应机理，进一步分析了一些影响氨氧化共代谢过程的重要因素并提出合理的控制策略，以期为后续探索氨氧化共代谢强化去除药物类污染物提供参考。

1 药物污染物的去除机制

废水生物处理系统中存在多种药物污染物的去除方式，其中非生物转化包括污染物本身的挥发、水解、光解等〔29-30〕，以及污泥吸附、硝基化反应〔31〕等；生物降解则包括生长代谢和共代谢2种途径（图1）。

图1 废水中药物类污染物的不同去除方式Fig. 1 Different removal pathways of pharmaceutical pollutants in wastewater

1.1 非生物转化

在生物处理系统的非生物转化中，污泥吸附是多种污染物从水相中去除的重要方式〔32〕。活性污泥（或生物膜）主要由胞外聚合物（EPS）以及包裹于其中的微生物（主要是细菌）组成，EPS的质量可占到生物质总量的80%〔33〕。EPS的主要成分为蛋白质、多糖及腐殖酸3类生物大分子，其表面丰富的官能团提供了大量的吸附位点，且微生物聚合体结构具有比表面积大、孔隙度高等特点，对大多数有机污染物具有良好的吸附性能〔34〕。吸附过程通常包括3个连续阶段：首先是吸附质穿过相界面（如固-液界面）但尚未到达吸附剂表面，即膜扩散；然后是吸附质在吸附剂孔隙内扩散；最后是吸附质与吸附剂内表面结合完成吸附〔35〕。污泥吸附也是污染物能够进入细胞内参与代谢、完成生物降解的前提。

已有许多学者就药物类污染物在生物处理系统中的吸附行为展开了研究。Yuting BIAN等〔36〕针对三氯卡班在硝化污泥中的去向做了研究，质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转化；准二级动力学和Freundlich模型能更好地描述三氯卡班在硝化污泥中的吸附行为，证明非均相多层化学吸附是其主要的吸附模式；FT-IR光谱表明酰胺和多糖是污泥的主要吸附位点，EPS在污泥吸附中起主要作用。影响活性污泥对污染物吸附效果的因素除了吸附质与吸附剂本身的特性之外，还包括温度、pH、离子强度等。Wen CHENG等〔37〕发现由于污泥表面带负电荷，当pH降低或溶液中离子强度较高时，H+、Na+、Ca2+等阳离子将与污染物竞争污泥表面的吸附位点，造成污泥对污染物的吸附量降低。污染物在硝化污泥中发生的非生物转化除污泥吸附外，还有研究表明氨氮氧化生成的亚硝酸根可使有机物发生硝基化作用而被去除。Qian SUN等〔31〕在利用一种氨氧化细菌Nitrosomonas europaea去除双酚A时发现，亚硝酸盐与双酚A之间的非生物硝基化作用是其主要转化方式，亚硝酸盐的浓度越高，双酚A的转化速率就越高；而且生成的硝基双酚A和二硝基双酚A的雌激素活性要远远低于双酚A，体现了利用AOB实现短程硝化从而去除此类内分泌干扰物的潜在应用价值。

1.2 生物降解

生物降解是多数有机污染物在生物处理系统中的主要去除方式，包括生长代谢和共代谢等途径。其中，生长代谢是指异养微生物直接利用某种有机物作为菌体的碳源或能源，有机物诱导微生物产生能将其高效催化的氧化/还原酶，在酶的作用下有机物被矿化，同时释放出可被微生物同化的物质和能量〔18〕。研究者发现某些异养菌可通过生长代谢降解部分药物类污染物，R. W. MURDOCH等〔38〕及L.IASUR-KRUH等〔39〕分别分离培养出了能以布洛芬和雌二醇为唯一碳源的菌种。然而污水处理厂中大多数药物类污染物的质量浓度在ng/L～µg/L级，远低于常规有机污染物的浓度，在底物诱导酶表达的竞争中受到抑制，无法被异养菌作为生长底物优先利用；且相当部分药物对微生物细胞有毒性或缺少与之相关的酶，难以被直接代谢。N. H. TRAN等〔18〕指出，有机物应该对细胞不具有毒性或危害较小，同时还应具有足够高的浓度以维持生物量，并能诱导微生物产生相关的酶或辅酶，才能通过生长代谢被有效降解。因此，药物类污染物通常无法作为唯一碳源或能源供微生物以生长代谢的方式利用。

当微生物从其他可供利用的生长底物获得大部分或全部碳源或能源时，酶的活性经过生长底物的诱导得以表达或加强，从而催化非生长基质物质转化的过程被称为共代谢〔40〕。已有众多研究表明，在生物处理系统中共代谢具有比生长代谢更强的去除药物污染物的能力。J. B. QUINTANA等〔41〕分别以20 mg/L的萘普生、酮洛芬、苯扎贝特、布洛芬和双氯芬酸作为好氧活性污泥的唯一碳源，结果表明，只有酮洛芬可通过生长代谢被矿化；在加入额外碳源后，萘普生、苯扎贝特和布洛芬才有部分转化，证明了这些药物只能通过共代谢途径被降解。越来越多的证据表明氨氧化共代谢是好氧污泥降解药物类污染物的主要途径，其中AMO是起主要催化作用的关键酶。AMO在硝化过程中负责将氨氮氧化成羟胺，因此氨氮在作为AOB能源物质的同时，也是诱导AMO表达的主要底物。AMO的活性中心包含了铜离子和铁离子〔42-43〕。T. YI等〔44〕在考察炔雌醇的氨氧化共代谢转化机理时提出，有氧条件下AMO的双铜离子活性中心的还原态（Cu+—Cu+）与氧化态（Cu2+—Cu2+）之间的转化是其催化活性的动力来源。S. A. ENSIGN等〔45〕也发现铜离子能激发AMO的胞外活性。

2 氨氧化共代谢去除药物类污染物的应用

2.1 氨氧化微生物

AOB是一类革兰氏阴性菌，营养方式为化能自养型：以二氧化碳为碳源，以氧气为电子受体，将氨氮氧化成亚硝态氮，从而获得能源。AOB倍增时间为7～8 h〔46〕，广泛分布于水体、土壤及污水处理系统中〔47〕。AOB可分为2大类，一类属于β-Proteobacteria，包括亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）、亚硝化弧菌属（Nitrosovibrio）、亚硝化叶菌属（Nitrosolobus）、亚硝化螺菌属（Nitrosospira），另一类是属于γ-Proteobacteria的亚硝化球菌属（Nitrosococcus）〔48-49〕。研究发现，不同属以及同一属中不同种的AOB往往具有生理特性差异，对环境因子的适应性不同，从而占据不同生态位〔50〕。16S rRNA和amoA基因序列均表明Nitrosomonas和Nitrosospira在自然和人工环境中占据主导地位〔51-52〕。众多研究指出，在一般污水处理厂的活性污泥中，Nitrosomonas是最主要的AOB，其丰度往往远超Nitrosococcus和Nitrosospira〔47，53〕。但也有学者发现，在某些膜生物反应器（MBR）中，Nitrosospira的丰度要高于Nitrosomonas〔54-55〕，这可能是因为Nitrosospira的生长速率慢，世代时间长〔56〕，在MBR中才得以富集。环境因素对AOB种群分布有显著影响，比如Nitrosomonas mobilis和Nitrosomonaseuropaea对底物的亲和力低，生长速率快，往往在氨氮充裕的环境中丰度较高；而Nitrosomonas oligotropha对底物的亲和力高，生长速率较慢，在低氨氮条件下具有更高的竞争优势〔50，57〕。Zhu WANG等〔58〕则发现在盐（以NaCl计）质量浓度高于10 g/L的高氨氮负荷〔1.71 g/（L·d）〕MBR中，Nitrosomnas marina取代Nitrosomonas europaea成为优势AOB，在AOB中的相对丰度超过了65%。

氨氧化古菌（AOA）是另一类能氧化氨氮的自养型微生物。自从2005年M. KÖNNEKE等〔59〕首次分离出一株海洋型AOA的纯培养物后，学者们陆续发现了AOA同样广泛分布于水体、土壤及污水处理设施中〔47，60〕。虽然AOA与AOB同样以AMO为氧化氨氮的关键酶且最终产物为亚硝态氮，但这2类微生物在生理及生态上仍有明显区别。AOB首先将氨氮氧化成羟胺（NH2OH），再进一步氧化为亚硝态氮；而AOA的中间产物尚不明确，有学者猜测可能是次硝酸（HNO）。AOB专性自养，AOA则可以利用有机碳〔61〕。AOA生长缓慢，其单位细胞氧化氨氮的能力远低于AOB〔62〕，但AOA的AMO具有极高的底物亲和力，能够利用的最低底物浓度为10 nmol/L，且米氏常数Km（酶促反应达到最大速率一半时的底物浓度）也远低于AOB〔63〕。相比于AOB，AOA可能在贫营养环境（如酸性土壤和饮用水等）中更具有优势〔64-65〕；而在底物丰富的环境（如废水生物处理系统）中，虽然能够检测出一定数量的AOA，但其丰度通常远低于AOB，氨氮的氧化主要是由细菌主导完成的〔66-67〕。与一般市政污水相比，在不同药物的选择压力下，药物废水生物处理系统中的微生物群落结构往往差异巨大。Yu ZHANG等〔68〕的研究表明抗生素会影响氨氧化微生物的种类和丰度，在高浓度螺旋霉素废水生物处理系统中，AOA是主要的氨氧化微生物，其amoA基因的丰度是AOB的5.3倍；而在土霉素废水处理系统中，AOB的amoA基因丰度则达到了AOA的2 040倍。作为氨氧化过程中的关键酶，AMO由基因amoA、amoB和amoC编码的3个蛋白质亚基组成〔69〕，其中amoA作为功能基因编码了AMO的活性中心，被用作评估AOB及AOA多样性与丰富度的标志性基因〔70〕。

2.2 氨氧化过程对药物去除的影响

2.2.1 共代谢对不同药物的去除能力

针对氨氧化微生物对不同药物的降解能力，已有许多学者进行了大量研究。由于污染物的去除效果受其本身的物理化学特性、处理设施采用的工艺及运行条件等诸多因素的影响，污水处理厂对不同药物类污染物的去除率有很大波动。据P.VERLICCHI等〔71〕调查，在城市市政污水处理厂中，消炎药的平均去除率在23%（曲马多）～99%（对乙酰氨基酚），抗生素的平均去除率在0（螺旋霉素）～98%（头孢克洛）。A. JOSS等〔72〕根据污染物的生物降解速率系数Kbio将其分为难降解、易降解及部分降解物质。J. PARK等〔73〕研究了MBR反应器中富集的AOB的共代谢和内源呼吸作用对多种药物的去除能力（表1），并根据其在氨氧化阶段的去除率及相应的降解速率对这些药物进行了分组：（1）Kbio＞1 L/（g·d），共代谢去除率＞80%，如阿替洛尔、非诺洛芬、甲砜霉素等，这些药物可被AOB通过氨氧化共代 谢 高 效 降 解；（2）0.1 L/（g·d）＜Kbio＜1 L/（g·d），40%＜共代谢去除率＜80%，包括林可霉素、苯扎贝特、普萘洛尔、美托洛尔、萘普生、地尔硫卓、呋塞米及酮洛芬；（3）Kbio＜0.1 L/（g·d），共代谢去除率＜40%，包括磺胺类药物、2QCA、甲芬那酸、甲氧苄啶及吲哚美辛等，这些药物的转化没有明显受到氨氮的影响，而是在整个阶段（包括氨氮耗尽之后）持续、相对缓慢地进行。例如，2QCA和甲芬那酸虽然在氨氧化阶段的去除率不高，但经过较长时间（96 h，氨氮早已耗尽）之后仍然分别达到了86%和85%的去除率；而在投加了AMO抑制剂ATU的对照组中，二者的去除率却分别只有22%和29%，这一结果似乎说明AMO对某些药物的降解不需要氨氮的参与，或者说AMO被氨氮激活之后，即使停止提供氨氮，也能长时间维持对某些物质的催化活性。I. FORREZ等〔74〕在利用曝气固定床反应器中的AOB处理炔雌醇时，同样也发现了这一有趣的现象。

表1 不同药物在共代谢和内源呼吸阶段的降解速率系数Table 1 Biodegradation rate coefficients of different pharmaceuticals during co-metabolism and endogenous respiration

2.2.2 降解多种药物的关键酶AMO

ATU被广泛用于对比验证AMO在药物降解中的作用。S. K. MAENG等〔22-23〕研究了十几种污水处理厂中常被检出的药物污染物在活性污泥中的去除情况，结果发现这些药物在添加了ATU的对照组中的去除率均出现了不同程度的下降（图2）；而加入呼吸链抑制剂NaN3以抑制所有微生物代谢活动后，药物去除率则进一步下降，这说明异养代谢在药物降解中也具有一定贡献，药物的去除是通过氨氧化共代谢及异养菌的生长代谢共同完成的。

图2 添加ATU前后硝化污泥对不同药物的去除率Fig. 2 Removal rate of different pharmaceuticals by nitrifying sludge with and without ATU

A. L. BATT等〔25〕发现经过高氨氮驯化的具有高硝化活性的硝化污泥对甲氧苄啶的去除率要高于传统活性污泥，当硝化细菌生长受到抑制时，甲氧苄啶的去除率从70%下降到25%，表明硝化细菌在甲氧苄啶的生物降解中起关键作用。Yijing SHI等〔75〕的研究指出，在不引起游离氨抑制的范围内，四环素的生物降解效率随着起始氨氮浓度的增加而提升，硝化颗粒污泥中AOB的氨氧化作用是四环素生物降解的主要驱动力。T. ALVARINO等〔24〕通过计算发现，罗红霉素、红霉素、布洛芬的降解速率与好氧活性污泥的硝化速率呈线性正相关，而与异养速率（COD去除速率）无关。AMO对污染物的降解能力也在纯菌实验中得到证实。Lijun ZHOU等〔76〕纯培养了3株在系统发育树上距离遥远的氨氧化菌种，分别是氨氧化古菌Nitrososphaera gargensis、氨氧化细菌Nitrosomomas nitrosaNm90，以及目前唯一一种可被纯培养的全程硝化菌（Comammox）Nitrospira inopinata，并研究了它们对磺胺类药物的降解能力，发现磺胺嘧啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺甲唑的生物转化只在氨氧化代谢活跃时发生，表明了这些磺胺类药物的生物降解由共代谢主导，AMO是关键酶；这项研究通过计算药物去除率及蛋白质同化速率还发现，氨氧化古菌Nitrososphaera gargensis对磺胺类药物的转化速率最高，全程硝化菌Nitrospira inopinata次之，而氨氧化细菌Nitrosomomas nitrosaNm90最低，该现象可能与这些菌种的细胞蛋白质产率、AMO对底物的亲和力存在显著差距有关〔77〕。

2.3 转化途径与转化产物

学者们针对不同污染物在氨氧化共代谢过程中的转化途径与转化产物开展了广泛的研究，结果十分多样。常见的转化方式包括羟基化、脱氨基、脱羟基、硝基化反应等。M. R. HYMAN等〔21〕研究了氨氧化细菌Nitrosomonas europaea的AMO对脂肪烃的催化作用，发现在氧化氨氮的同时，AMO可催化烷烃氧化成醇、烯烃氧化成环氧化物及醇；W. K.KEENER等〔20〕发现AMO对芳香烃同样有效，可催化苯环上的烷基被羟基取代、苯乙烯环氧化、乙苯脱饱和为苯乙烯以及将苯胺氧化成硝基苯，展示了AMO具有与多种底物非特异性结合的能力。有研究指出，同一种化合物通过生长代谢和共代谢降解会有不同的转化路径与产物，例如，碘普罗胺在氨氧化条件下发生的主要反应是2条侧链上的仲醇羟基被脱去；而当氨氧化受到抑制时，则是2条侧链末端的伯醇被氧化成羧基（图3）〔25〕。

图3 碘普罗胺在共代谢和生长代谢条件下的转化方式Fig. 3 Transformation of iodopropamide under co-metabolism and metabolism

拥有不同转化路径与产物不仅发生在共代谢与生长代谢之间，甚至来自不同氨氧化菌种的AMO催化的反应也有区别。Lijun ZHOU等〔76〕在利用3种纯培养的氨氧化菌株去除磺胺类药物时发现，脱氨基、氨基被羟基取代和将氨基氧化成硝基是磺胺类药物的主要转化方式，且主要发生在与苯环4号碳直接相连的对位氨基上，即4-脱氨基磺胺类、4-羟基磺胺类、4-硝基磺胺类是主要产物；然而这3种菌株的转化行为却有不同：AOA可通过上述3种方式参与对磺胺类药物的生物转化，而在Comammox培养物中只观察到脱氨基反应；AOB主要也是进行脱氨基转化，但在AOB培养物中同时还检测到了蝶呤-磺胺结合物的生成。该研究还发现氨氮氧化生成的羟胺也能与磺胺类药物发生非生物反应。

共代谢可将一些持久性、难降解或毒害性物质转化成易降解的中间产物，然后通过生长代谢进一步矿化〔44，78〕。然而有研究发现，某些药物在共代谢条件下会生成比母体化合物更难降解或毒性更强的产 物。例 如，M. MAJEWSKY等〔10〕通 过 发 光 细 菌Vibrio fischeri毒性测试发现，4-羟基磺胺甲唑、4-硝基磺胺甲唑的抑菌活性比磺胺甲唑更强。Gang WU等〔27〕研究了双氯芬酸在硝化污泥中的转化路径，一共检测到9种产物，并据此提出苯环上的羟基化、羧基与仲胺形成内酰胺以及部分氧化是双氯芬酸的主要转化方式；但也发现其中一种产物——双氯芬-苯甲酸出现了明显积累，证明该产物难以被进一步降解。

3 氨氧化共代谢影响因素与控制策略

3.1 药物的细胞毒性

药物污染物的生物降解受诸多因素的影响，包括污染物本身的性质、微生物的生长底物、溶解氧、温度、pH等，这些因素可以通过限制或刺激微生物的生长来影响微生物的生物降解性或代谢活动〔18〕。药物的浓度及抗菌性会直接影响微生物的代谢活动，在药物的选择压力下，生物处理系统中的微生物群落结构会发生显著改变，进而影响对药物的去除能力。四环素作为一种兽用广谱抗生素在我国的使用量极大〔79〕，在某些制药废水中的质量浓度甚至超过800 mg/L〔80〕。研究表明，50 µg/L的四环素对硝化过程不会产生影响〔81〕，而高浓度的四环素对硝化微生物具有抑制作用。在20 mg/L的四环素中暴露12 h后，硝化颗粒污泥中的AOB和亚硝酸盐氧化细菌（NOB）的呼吸活性分别下降14.8%和23.3%〔75〕，表明NOB比AOB对四环素更敏感，在硝化过程中容易导致亚硝态氮的积累，所产生的游离亚硝酸将进一步抑制硝化细菌的活性〔82〕。T. KATIPOGLUYAZAN等〔83〕的研究表明，50 mg/L的四环素会导致硝化细菌在污泥中的相对丰度逐渐降低直至趋近于零，最终使整个硝化过程被完全抑制。因此，对于高浓度、高毒性药物废水，应首先考虑使用物理化学方法提高其可生化性〔80〕。

近年来，利用外源电子媒介强化微生物的胞外电子传递成为新兴的研究热点。电子媒介可通过自身氧化态与还原态的循环转化进行电子传递，降低反应的活化能，从而提高污染物的电子转移效率〔84〕。E. TORAL-SÁNCHEZ等〔85〕发现将部分还原的氧化石墨烯作为氧化还原介质用于厌氧污泥中，可在产甲烷和还原硫酸盐的条件下增强对碘普罗胺的生物转化。Chao GUO等〔86〕则观察到投加氧化石墨烯后，好氧颗粒污泥的硝化与反硝化活性得到提高。上述研究启示，外源电子媒介可能在降低抗生素等药物污染物对微生物的毒害作用、提高微生物对高毒废水的耐受能力和处理能力上具有一定优势。然而，目前关于外源电子媒介强化氨氧化共代谢去除药物污染物的研究还鲜有报道，尚待研究者们进一步探索。

3.2 氨氮负荷

在氨氧化共代谢模型中，氨氮作为生长底物起到了诱导关键酶表达或增强酶活性的作用，对药物污染物的降解有显著影响。多数研究表明，适当提升氨氮浓度或氨氮负荷可提高AOB对污染物的共代谢降解能力〔24-27，75〕。然而A. DAWAS-MASSALHA等〔87〕在研究不同初始氨氮浓度下AOB对布洛芬的降解时发现，虽然最终布洛芬被完全去除，但与氨氮的氧化却不是同时进行的，而是存在明显的滞后现象，即氨氮浓度降低后布洛芬才开始降解，且初始氨氮浓度越高这一现象越明显；这说明了AOB优先以氨氮为电子供体，氨氮被消耗之后布洛芬才被用于提供电子。这意味着当氨氮浓度过高、AMO的催化活性位点又有限时，氨氮可能会对污染物与AMO的结合造成竞争性抑制，从而影响污染物的去除效果。因此，为了获得最佳的药物共代谢降解效率，药物与氨氮的浓度比应保持在一定范围内〔88〕，且氨氮不应对微生物造成游离氨抑制〔82〕。

3.3 污泥停留时间

硝化细菌是自养菌，与异养菌相比，自养菌的生长速率慢，世代时间长，且对外界环境更加敏感〔46〕。研究指出，污泥停留时间（SRT）会直接影响污泥的生物量及微生物群落结构。延长SRT可以带来更高的污泥浓度，从而增强抗冲击负荷能力；也更有利于自养菌（如硝化菌）的生长与富集，从而有效提高污泥中硝化菌的相对丰度〔89〕。A. GÖBEL等〔90〕发现较长的SRT有助于甲氧苄啶、红霉素和克拉霉素等抗生素的去除。S. K. MAENG等〔22〕也观察到SRT从20 d延长到80 d后，MBR对吉非罗齐、酮洛芬、氯贝酸、炔雌醇的去除率显著上升。由于膜组件对污泥的截留作用可以避免污泥流失，MBR实现了SRT与水力停留时间（HRT）的完全分离，SRT完全可控〔91〕，因此利用MBR富集硝化菌处理药物废水可能更有优势。Siqing XIA等〔16〕指出，将MBR的SRT延长到30 d以上可以明显增强其对抗生素的去除效果，微生物群落分析表明硝化菌丰度的提高可能是主要原因。此外，MBR对抗生素抗性菌（ARB）及抗性基因（ARG）的截留能力也高于传统泥水分离系统〔92〕。

4 结语与展望

综述了生物处理系统中以氨氧化共代谢为主要途径去除药物类污染物的相关研究，介绍了氨氧化功能性微生物及其产生的功能性酶对多种药物的降解能力与相应的反应机理，总结了一些重要的影响因素并提出了合理的控制策略。总体上，通过氨氧化共代谢途径来强化去除药物类污染物在实际工程中是可行的，应用前景十分广阔。目前研究存在的不足或未来可以继续探索的方向有以下几点：

（1）许多药物在共代谢条件下的转化路径与转化产物十分复杂，且某些产物具有比母体化合物更强的生态毒性或持久性。目前对于多数药物的代谢产物还缺乏深入的研究，因此需要将更多目光投入到这些产物的生态风险评估中。

（2）氨氧化微生物主要包括AOB、AOA和Comammox，AMO是实现氨氧化共代谢作用的关键酶。AOA和Comammox具有远高于AOB的底物亲和力，在处理微量污染物时可能效果更好，但由于生态位的差距，它们在废水处理系统中往往无法成为优势物种。因此可以进一步研究如何调控微生物群落以富集获得高效菌种。

（3）微生物可通过外源电子媒介实现对胞外高毒性污染物的降解，从而降低抗生素等药物对微生物自身的直接毒害作用，这对于高毒性或难降解废水的生物处理具有十分重要的研究和应用价值。以往的研究多侧重于在厌氧系统中评价其作用效果，而在好氧系统中，尤其是对氨氧化功能微生物的影响如何仍不甚清楚。因此有必要填补在该问题上的研究空白。

（4）氨氧化共代谢对药物类污染物的降解能力受多因素的影响，如生长底物氨氮的负荷、药物本身的化学性质和生物毒性，以及溶解氧、盐度、温度、pH、SRT、有机物负荷等诸多运行参数。对于不同目标污染物在不同条件下的去除效果，仍需要更加全面和深入的探索，通过优化处理工艺和运行参数实现氨氮和药物的同步高效去除。