徐宇峰，郭鳴，王讓，肖偉，劉元慧，李思敏

（1 河北工程大學能源與環(huán)境工程學院，河北邯鄲056038； 2 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心環(huán)境模擬與污染控制國家重點聯(lián)合實驗室，北京100085； 3 中國建筑科學研究院有限公司建筑環(huán)境與節(jié)能研究院，北京100013；4 愛土工程環(huán)境科技有限公司，北京100025）

引 言

醫(yī)藥活性物質（PhACs）是20 世紀人類合成的醫(yī)藥有機物質，這些物質經(jīng)人體吸收后，相當一部分不能直接代謝或轉化，而是以尿液和糞便的形式經(jīng)市政及污水處理設施后進入生態(tài)環(huán)境，雖然這些化合物暴露濃度通常較低，但其可對人類和水生、陸生生物產(chǎn)生長期性的潛在危害[1-2]。城市污水處理廠是控制PhACs 進入自然水體的關鍵處理單元，但常規(guī)生化處理效果并不穩(wěn)定，較低時生化出水中的PhACs 在檢測線以下，較高時濃度達到μg/L 水平[3-4]，存在生態(tài)風險。因此，有必要對二級出水進行深度處理，以改善出水水質。

污水廠二級出水常用的深度處理工藝是生物砂濾池（biological sand filter，BSF），該工藝核心為石英砂濾料。目前研究熱點主要集中在濾料表面改性，以提高其微生物附著性能和污染物吸附性能。目前常用的改性方法主要包括物理涂覆改性、化學包覆沉淀反應等，但石英砂表面光滑，比表面積小，存在表面涂覆層難以有效固定等問題[5-6]。針對這一現(xiàn)象，本研究擬借鑒玻璃蝕刻技術，采用蝕刻方法改變石英砂表面形貌，提高其粗糙程度，增加活性點位，繼而采用表面涂覆法、液相氧化法、接枝法等進行化學復合改性，進一步提高其表面吸附性能[7-8]。通過前期研究發(fā)現(xiàn)，復合改性后，石英砂在比表面積、表面粗糙度及生物親和性等方面均有明顯的改善，對污染物的去除明顯優(yōu)于普通石英砂[5]。

相對于純生物系統(tǒng)，生物砂濾池作為深度處理工藝的主要優(yōu)點為：一方面可以快速去除可生物降解污染物，另一方面，即使微生物無法迅速降解污染物，也可先由石英砂吸附，而后經(jīng)石英砂解吸后再由微生物進行緩慢降解，這一特點對有害且難降解化合物（如藥物等）的去除尤其重要。Abromaitis等[9]的研究表明，盡管吸附和解吸之間存在相當大的滯后，但足以允許解吸和生物降解，生物降解速率一方面取決于吸附材料，另一方面取決于微生物類型。

二級生化工藝對PhACs 的處理效果并不穩(wěn)定，因此，二級出水中PhACs 可能會產(chǎn)生突發(fā)性污染。本文以實驗室模擬城市污水處理廠二級出水為研究對象，建立基于復合改性石英砂的生物濾池，研究其對碳、氮、磷及突發(fā)PhACs 污染的去除效果，分析生物砂濾池石英砂濾料覆膜樣品微生物菌落結構，辨別其對污染物具有去除作用的功能菌群；并對各組工藝出水進行生態(tài)風險評估，以確定最佳處理工藝。

1 實驗材料和方法

1.1 復合改性石英砂的制備

實驗所用石英砂取自某自來水廠。石英砂上附有大量雜質，故在制備前，首先進行預處理，而后進行表面重構改性及表面涂覆改性，各種石英砂的制備方法如下。

普通石英砂（OQS）、表面重構改性砂（SMS）、親水改性砂（IMS）、疏水改性砂（OMS）的制備參考課題組前期研究[10]。

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental setup

陽離子改性砂（CMS）：稱取10 g 表面重構石英砂置于飽和氯化鈣溶液中（飽和氯化鈣溶液配制：5 mol/L 的氯化鈣溶液，逐漸加入氫氧化鈣至飽和），45℃恒溫水浴反應24 h，蒸餾水反復沖洗，105℃烘干4 h。

氨基改性砂（AMS）：稱取10 g 表面重構石英砂置于次氯酸鈉/冰乙酸混合溶液（次氯酸鈉溶液中逐滴滴加冰乙酸至溶液pH 為5）中，50℃恒溫水浴反應5 h，待反應結束后用去離子水反復沖洗，而后置入飽和尿素溶液（約5 mol/L）中，60℃恒溫水浴反應2 h，反復沖洗，105℃烘干4 h。

1.2 實驗裝置及進水水質

圖1 為實驗裝置，反應器濾池內(nèi)徑100 mm，柱高1000 mm，均由有機玻璃制成，濾層厚度500 mm，承托層厚度100 mm，頂部清水區(qū)高250 mm，側部開有回流至原水箱的溢流口，為維持水位，進水流速略大于出水。各組生物反應器并行運行，其核心濾料分別為OQS、SMS、IMS、OMS、CMS和AMS，分別對應A：OQS 生物濾池（O-BSF）；B：SMS 生物濾池（SM-BSF）；C：IMS生物濾池（IM-BSF）；D：OMS生物濾池（OM-BSF）；E：CMS 生物濾池（CM-BSF）；F：AMS生物濾池（AM-BSF）。

為降低未知影響因素對實驗的影響，實驗用水采用人工模擬配水，配水以乙酸鈉為碳源，氯化銨和硝酸鈉為氮源，磷酸氫二鈉和磷酸二氫鈉為磷源，并依照翟小敏等[11]的方法投加適量的礦物質和微量元素，水質條件如表1所示。

表1 配水水質情況Table 1 Quality of effluent

1.3 實驗方法

控制6 組砂濾池溶解氧為3.0～4.5 mg/L，水力負荷3.5 m3/(m2·h)，水溫25～28℃。待工藝運行穩(wěn)定后，分析各柱對常規(guī)污染的去除效果，14 d 后，配水中加入12 種目標PhACs 物質，其配制濃度參照前期調(diào)研數(shù)據(jù)中的高值，穩(wěn)定3 d 后，測定6 組砂濾池對常規(guī)污染物及突發(fā)性PhACs 物質的去除效果，并分別從距承托層上部100、350 和600 mm 處，各取50 g石英砂濾料摻混后進行生物分析。

依照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)[12]方法分析及測定樣品中的CODCr、TN、NH4+-N 及TP；采用WTW Multi 3630 多參數(shù)分析儀分析pH；采用Agilent 1290-6460 液相色譜-串聯(lián)四極桿質譜儀，分析12 種目標PhACs 物質。色譜條件如下：Agilent Zorbax Eclipse XRD C18 液相色譜柱，柱前接Agilent C18(4 mm×3.0 mm)預柱。采用正電離源(ESI+)進行檢測。流速0.25 ml/min，進樣量10 μl，柱溫30℃。流動相A 為5 mmol/L 醋酸銨和0.1%甲酸混合溶液，流動相B為甲醇。質譜采用電噴霧正電離源(ESI+)，干燥氣溫度350℃，干燥氣流速10 L/min，毛細管電壓4500 V，MS 與MS2(四極桿)溫度均為100℃，掃描模式為多重反應監(jiān)測(MRM)。

1.4 濾料表征

為了解石英砂濾料表面狀況，應用掃描電鏡（SEM,SU-8200,日本日立）對濾料表面進行觀察；應用紅外光譜（FT-IR, IRTracer-100,日本島津）對濾料表面進行官能團分析。

1.5 目標PhACs

目標PhACs 為目前我國使用頻率極高的常用PhACs（表2），共5大類12種，主要為大環(huán)內(nèi)酯類、喹諾酮類、止痛劑類、降血壓類和四環(huán)素類藥物。目標物ERY和APAP是水環(huán)境中檢出最頻繁的有機污染物，而ERY、IBU 與DCF 屬于前10 類優(yōu)先控制的PhACs。

1.6 生態(tài)風險評估

生物砂濾池作為污水處理廠深度處理工藝，其出水直接外排，水中殘留PhACs 成分會影響水環(huán)境及周邊生態(tài)環(huán)境的生態(tài)系統(tǒng)，因此擬采用生態(tài)風險熵值(RQs)來評估不同生物砂濾池對PhACs 生態(tài)風險的削減。

通過對各PhACs 的最大預計濃度( maximum estimated concentration，MEC) 和預計無效應濃度(predicted non-effect concentration，PNEC) 計算其風險熵值( risk quotion，RQ)，PhACs 的生態(tài)風險評估RQs 參照Hernando 等[13]提出的生態(tài)風險評估等級：當0.01≤RQs<0.1 時，評定為低風險；0.1≤RQs<1 時，評定為中等風險；RQs≥1時，評定為高風險。

出水RQ值(無量綱)計算方式如下

式中，MEC 值（μg/L）取進、出水樣品中的最高濃 度 值；PNEC 值（μg/L）取《US Environmental Protection Agency》中報道的數(shù)值。為評估出水中PhACs的總體生態(tài)風險，對多種PhACs的RQ值疊加進行算術平均值計算

式中，RQi為式（1）中各PhACs 的RQ 值，n為種類總數(shù)。

2 結果與分析

2.1 砂濾池對常規(guī)污染物的去除效果

生物砂濾池對CODCr的去除效果是衡量其對電子供體去除效果和運行穩(wěn)定性的重要指標[14-15]。6組生物砂濾池對CODCr的去除效果如圖2(a)所示?？梢钥闯?，O-BSF、SM-BSF、IM-BSF、OM-BSF、CMBSF 和AM-BSF 對CODCr去 除 率 分 別 為67.83%、85.93%、84.26%、77.65%、80.23%和64.12%。生物砂濾池對CODCr的去除效果主要與石英砂濾料的吸附能力和表面附著微生物的降解能力相關。6 組生物砂濾池對CODCr的去除效率基本上可分為兩組，一為O-BSF及AM-BSF，其去除效果較差；二為SMBSF、IM-BSF、OM-BSF 及CM-BSF，其對CODCr的去除率較好，均在75%以上，這主要是因為SMS、IMS、OMS 及CMS 比表面積較大，微生物親和性較高，因此對CODCr去除效果較好[16]，而AMS 表面積較高，表面疏水性強[17]，但其對CODCr的去除效果較差，這可能與其生物活性與性質相關。OM-BSF 的CODCr去除率較低，這主要歸因于OMS 表明光滑，生物量少，代謝能力低[18-19]。

表2 目標藥物Table 2 Target PhACs

NH3-N 的去除效能主要與硝化細菌豐度、活性及氧濃度相關。O-BSF、SM-BSF、IM-BSF、OMBSF、CM-BSF和AM-BSF工藝對NH3-N的去除率分別為74.73%、78.25%、86.31%、68.42%、87.21% 和90.35% [圖2(b)]，其中IM-BSF、CM-BSF 和AM-BSF硝化效果較好。這主要是因為石英砂濾料表面生物膜厚度極薄，氧傳質效率高[20]，NH3-N 去除率主要受功能菌AOB 和NOB 豐度的影響，而IM-BSF、CMBSF和AM-BSF的功能細菌豐度較高[21]（圖5）。

硝化過程和反硝化過程是去除TN 的兩個階段，實驗中各濾池硝化效率均較高，因此反硝化是去除TN 的主要瓶頸，影響反硝化效率的關鍵因素是碳源和溶解氧。O-BSF、SM-BSF、IM-BSF、OMBSF、CM-BSF 和AM-BSF，6 組生物砂濾池對TN 去除 率 分 別 為38.21%、47.65%、42.20%、46.72%、39.26%和53.13% [圖2(c)]。SM-BSF 和AM-BSF 對TN 的去除效果最好，除了其反硝化細菌豐度較高（圖4），還可能因為SMS和AMS更易板結，造成不連續(xù)的局部缺氧區(qū)，從而成為高效脫氮區(qū)。

O-BSF、SM-BSF、IM-BSF、OM-BSF、CM-BSF和AM-BSF 對TP 去除率均較低，在24.22%～42.20%之間[圖2(d)]。結合圖4 分析，6 組生物砂濾池中共發(fā)現(xiàn)6 類除磷功能菌，因此單級曝氣生物濾池對磷的去除途徑分為：濾料的吸附和微生物的利用。在反應器穩(wěn)定運行階段，濾料吸附及截留作用很快達到飽和，微生物新陳代謝作用及反沖洗逸出作用是磷去除的主要形式，但由于除磷菌總量均極低，此部分作用有限，因此各濾池對磷的去除效果均較差。

2.2 各組工藝對藥物的去除效果

2.2.1 對大環(huán)內(nèi)酯類的去除效果 生物砂濾池對大環(huán)內(nèi)酯類抗生素（阿奇霉素、紅霉素、羅紅霉素）的去除效果較好，整體去除率在19.7%～50.3%之間(圖3)。

AZM 的進水濃度為0.724 μg/L，生物砂濾池對AZM 的去除率在24.0%～50.3%之間。OM-BSF 對AZM 的去除率最高，為50.3%，而O-BSF 對AZM 的去除率最低，為24.0%。OM-BSF 對AZM 的去除作用可能與其強疏水作用相關[22]，AZM 作為第三代大環(huán)內(nèi)酯類抗生素，水溶性較差[23]，易與親油性較強的OMS 相嵌合，因此OM-BSF 對AZM 的去除作用可能與其強疏水作用相關[22]；Davoodi 等[24]發(fā)現(xiàn)AZM 能夠與皂苷改性納米硅藻土表面的羥基反應，并被其吸附，但表面具備羥基的IM-BSF 對AZM 的去除率卻較低，為32.18%，這種現(xiàn)象可能是由于AZM 的氫鍵與O—H相互作用引起的[25]。

圖2 復合改性生物砂濾池對常規(guī)污染物（CODCr、NH3-N、TN和TP）去除效果Fig.2 Conventional pollutants（CODCr,NH3-N,TN and TP）removals of CMBSF processes

圖3 復合改性生物砂濾池對藥物的去除效果Fig.3 Effect of compound modified biosand filter on drug removal

ERY-H2O 的進水濃度為0.615 μg/L，生物砂濾池對ERY-H2O 的去除率在29.1%～48.1%。ERYH2O 與AZM 具有類似的化學結構，因此各組生物砂濾池對ERY-H2O 的去除規(guī)律類似于AZM。而略有差異的是，IM-BSF對ERY-H2O的去除率（29.1%）低于O-BSF（29.9%），唐勝華[26]認為土壤對紅霉素的吸附常數(shù)與有機質含量呈正比，而IMS經(jīng)前期處理后，表面有機物含量低于OQS[5,8]，因此不利于吸附ERY-H2O。RTM 屬于ERY-H2O 的一種，但其具體結構還是有較大差異，CM-BSF 對RTM 的去除率最高，為43.0%，這主要是因為RTM 很容易與金屬離子形成穩(wěn)定的絡合物[10,27-28]；O-BSF對RTM的去除率最低，為19.7%，說明比表面積在去除RTM 過程中的重要性。

2.2.2 對喹諾酮類的去除效果 生物砂濾池對喹諾酮類抗生素的去除率在7.9%～33.5%之間(圖3)，其中NOR 最難去除，去除率最低僅為7.9%。NOR存在兩個質子結合位點（分別為羧基和胺基），可以NOR+、NOR±或NOR-的形式存在于6.226≤pH≤8.51的水溶液中[29-30]，很難被常規(guī)工藝（生物降解和光催化分解）去除[31-32]。生物砂濾池對NOR 去除率在7.9%～21.6%之間，其中OM-BSF 對NOR 的去除率最高，為21.6%，CM-BSF 次之，為19.3%。靜電-疏水相互作用是NFX 的主要吸附機制[33]，因此羧基和羥基有助于NOR 的吸附，OMS 與CMS 可以通過H鍵、π–π鍵與NFX分子相互作用。

生物砂濾池對OFX 去除率在12.1%～28.4%之間。OFX是兩性化合物[34]，其性質類似于NOR，CMBSF對OFX的去除率最高，為28.4%；OM-BSF次之，為26.6%；IM-BSF 最低，為12.1%。因為π-π 相互作用和靜電相互作用是OFX 吸附的主要機理。ENO 同樣為兩性化合物[35]，生物砂濾池對ENO 的去除率在18.5%～33.5%之間，去除規(guī)律與其他兩種喹諾酮類藥物相似。

2.2.3 對止痛劑類藥物的去除效果 生物砂濾池對止痛劑類藥物的去除率在19.3%～47.29%之間(圖3)，其中DCF相對難去除，去除率最低為19.7%。

DCF 屬于非甾體抗炎藥，各組砂濾池對其去除率排序為：CM-BSF (36.7%)> IM-BSF (33.6%)>SMBSF (29.1%)>OM-BSF (27.6%)>AM-BSF (28.7%)>O-BSF (19.7%)，CM-BSF 對DCF 的去除率最高，de Oliveira 等[36]認為吸附劑吸附DCF 的第一步為吸附劑表面正電荷與雙氯芬酸形成離子有機絡合物，因此DCF和吸附劑之間受靜電相互作用影響明顯。

IBU 是一種弱酸類藥物，具有羧基，pKa為4.3[37]，生物砂濾池對IBU 的去除率在19.3%～38.1%之間。CM-BSF 對IBU 的去除率最高，為38.1%，這可能是因為帶負電荷的布洛芬與濾料表面自由位無機陽離子的離子作用[38]；IM-BSF 對IBU 的去除率最低，為19.3%，這主要是因為IBU 具有親水集團羧基，易吸附于IMS。

APAP 具有羧基，pKa為9.38。生物砂濾池對APAP 的去除率在27.2%～47.29%之間。IM-BSF 對APAP 的去除率最高，為47.29%；CM-BSF 次高，為42.7%；O-BSF最低，為27.2%。APAP羰基氧具有自由電子對，并傾向于充當氫鍵的受體，同時APAP 中氫也有作為供體的趨勢，因此APAP 與吸附劑之間形成氫鍵是其吸附的主要機制[39-41]，同時靜電相互作用及色散力對吸附作用也有一定的影響[42-43]。

2.2.4 對降血壓類藥物的去除效果 生物砂濾池對降血壓類藥物的去除率在12.4%～32.9%之間(圖3)，其中MTP相對難去除，去除率最低為12.58%。

MTP 是弱堿性化合物，電離常數(shù)9.7，在中性環(huán)境條件下帶正電荷[44]。生物砂濾池對MTP的去除率在12.4%～23.1%之間。OM-BSF對MTP的去除率最高，為23.1%；CM-BSF 次高，為23.0%；O-BSF 最低，為12.4%。疏水性是β 受體阻滯劑吸附的重要預測指標[45]，因此疏水改性具有較好的去除效果；但有意思的是MTP 結構具有極性取代基，具有很好的水溶性[46]，但本實驗中親水改性石英砂對其去除效果極差，僅略好于未改性石英砂。

生物砂濾池對ALP 的去除率在14.1%～32.9%之間。CM-BSF 對ALP 的去除率最高，為32.9%；SM-BSF 次高，為27.6%；O-BSF 最低，為14.1%。因為CMS 表面存在能與ALP 分子形成π-π 鍵的豐富的電子，因此，其去除效率最高[47]。

2.2.5 對四環(huán)素類的去除效果 TC 的分子結構以三個解離常數(shù)為特征，pH <3.3（pKa1）時以陽離子（TCH3+）的形式存在，在pH 3.3～7.7（pKa2）的范圍內(nèi)以兩性離子（TCH2±）的形式存在，在pH> 7.7 時以TCH-和TC2-陰離子的形式存在[48]，而本實驗pH 維持在7.0 左右，TC 以兩性離子（TCH2±）的形式存在。生物砂濾池對TCN 的去除率在28.3%～50.3%之間(圖3)。各組砂濾池對其去除率排序為：OM-BSF(50.3%)> SM-BSF (48.1%)> CM-BSF (43.3%)> AMBSF(40.9%)>IM-BSF(35.7%)>O-BSF(28.3%)，OMBSF 對DCF 的 去 除 率 最 高。Yu 等[49]認 為TCN 吸 附過程與吸附劑的物理性質無關，而以化學吸附為主，TCN 存在H-供體基團（—OH），這表明TCN 易與受體電子基團作用并發(fā)生氫鍵作用，因此TCN 可能在OMS 表面發(fā)生電子基團反應，并與其形成氫鍵；但有意思的是AM-BSF 表面—NH2較多，但吸附效果并非最佳，對此，Wang 等[50]認為吸附材料的比表面積和結構是更關鍵因素，這可能影響了AMS 的吸附作用。

圖4 生物膜常規(guī)污染物降解功能菌群落HeatmapFig.4 Heatmap of conventional pollutants degradation functional bacterium communities in bio-film

2.3 復合改性石英砂表面覆膜樣品分析

2.3.1 復合改性石英砂表面覆膜樣品細菌群落分析 對樣品中的常規(guī)污染物去除功能菌屬水平進行分析，結果如圖4所示。6組石英砂覆膜生物樣品AOB 菌主要有3 類，即unclassified gNitrosomonas、uncultured ammonia-oxidizing 及 bacterium gNitrosomonas，豐度排序是OMS>CMS>IMS>AMS>SMS>OQS；NOB 菌 主 要 有3 類，即unclassified gNitrospira、unculturedNitrospirasp. gNitrospira及uncultured organism gNitrospira，豐度排序是OQS>SMS>OMS>CMS>AMS>IMS；反硝化細菌主要有5 類unculturedDongiasp. g norank、bacteroidetes bacterium、unclassified gEnsifer、 Pseudomonas alcaligenes及norank fCytophagaceae，豐 度 排 序 是IMS>AMS>CMS>SMS>OMS>OQS；除磷菌有6 類，均較低，豐度排序是OQS>OMS>AMS>CMS>IMS>SMS。通過聚類分析表明，IMS、OMS與CMS樣品覆膜中功能菌群分布較為相似，IMS 與AMS 樣品覆膜中功能菌群分布較為相似，同時各組樣品功能細菌分布與其對污染物的去除關系較為對應。

2.3.2 PhACs降解類細菌分析 微生物對PhACs的降解機制如下[51]：①水解；②乙酰轉移；③氧化還原。如四環(huán)素、金霉素和土霉素C-4 可以被可逆地差向異構化形成相對應差向異構體[52]。光合細菌、乳酸菌、放線菌、酵母菌、發(fā)酵絲狀菌、芽孢桿菌、枯草桿菌、硝化細菌和酵母等均具有PhACs 降解功能[53]。根據(jù)現(xiàn)有研究，降解菌主要有蠟樣芽胞桿菌(Bacillus cereus) 、黑粉菌(Ustilaginaceae)、假單胞菌(Pseudomonas)、黃桿菌屬(Flavobacterium)、不動桿菌(Acinetobacter)、黏質沙雷氏菌(Aerratia marcescens)、嗜熱脂肪芽孢桿菌(Bacillus stearothermophilus)、蒼白桿菌(Ochrobacterumsp.)、伯克霍爾德氏菌(Burkholderia cepacia)、惡臭假單胞菌(PseudomonasJS-01)、解蛋白弧菌(Vibrio proteolyticus)、蠟樣芽胞桿菌(Bacillus cereus)、缺陷短波單胞菌(Brevendimonas diminuta)、人蒼白桿菌(Ochrobactrum anthropi)、酵母菌 (Yeast)、無丙二酸檸檬酸桿菌 (Citrobacter amalonaticua)、短 波 單 胞 菌(Brevundimonas Segers)、假單胞菌(Pseudomonas)、貪噬菌(Variovorax)及細桿菌(Microbacteria)等[54]，結合高通量測序結果，結合上述分析得出PhACs 降解細菌在各石英砂覆膜樣品中的分布（圖5），PhACs降解功能細菌共有8類，在6組覆膜生物樣品之間分布較為相似，主要的兩類細菌 是Pseudomonas alcaligenes及 unclassified gPseudomonas其共占PhACs 降解功能細菌總量96.6%左右。從豐度分布來說，PhACs 降解功能細菌在OMS覆膜生物樣品中豐度最高，在OQS覆膜生物樣品中豐度最低，總的豐度排序為OMS>SMS>IMS>CMS>AMS>OQS，這說明，經(jīng)前期石英砂吸附后，OM-BSF、SM-BSF、IM-BSF、CM-BSF 可能具有更好的生物再生效果。通過聚類分析表明，IMS、SMS 與CMS 樣品覆膜中功能菌群分布較為相似，OS與OMS 樣品覆膜中功能菌群分布較為相似。從進化角度分析，Pseudomonas alcaligenes及unclassified gPseudomonas同為一個簇，均屬于變形桿菌門（Proteobacteria），進化關系較為接近。

2.4 生態(tài)風險評價

圖5 生物膜PhACs降解功能菌群落HeatmapFig.5 Heatmap of PhACs degradation functional bacterium communities in bio-film

AZM、RTM、OFX、NOR、MTP、TCN的PNEC值采用《US Environmental Protection Agency》中報道的數(shù)值，文獻及數(shù)據(jù)庫中查詢不到的PNEC 值，采用美國國家環(huán)境保護局ECOSAR v1.02 進行估算。根據(jù)風險評價最壞原則(The Worst Case)，以實測藥物濃度高值作為MEC 值，依照1.6 節(jié)所述的模型計算各PhACs 及水樣整體的生態(tài)風險熵值RQ。通過計算RQ 以評價對應污染物對環(huán)境的危害，RQ<0.1 為低風險，0.1≤RQ<1 為中等風險，RQ≥1 為高風險，由表3可知，進水中，OFX、TCN、ERY-H2O 及ENO 的風險熵值RQ>1，即會產(chǎn)生高風險；AZM、RTM、NOR、IBU、DCF 及APAP 的風險熵值均處在0.1IM-BSF出水>AM-BSF 出 水>SM-BSF 出 水>OM-BSF 出 水>CMBSF 出水，即CM-BSF 對各類PhACs 的去除效果最好，RQt值最小為76.92，較進水值降低了52.8%，但依然遠高于1，說明雖然CM-BSF 對PhACs 有最好的去除效果，其出水聯(lián)合風險依然極大，對環(huán)境有較大風險。

3 結 論

（1）6 種生物砂濾工藝對CODCr的去除率在64.12%～85.93%，對NH3-N 的 去 除 率 在68.42%～90.35%，對TN 的去除率在38.21%～53.13%，對TP 的去除率在24.22%～42.20%，各組樣品功能細菌分布與其對污染物的去除關系較為對應。

（2）6 種生物砂濾工藝對大環(huán)內(nèi)酯類抗生素的去除率在19.7%～50.3%之間；對喹諾酮類抗生素的去除率在7.9%～33.5%之間；對止痛劑類藥物的去除率在19.3%～47.29%之間；對降高血壓類藥物的去除率在12.4%～32.9%之間；對四環(huán)素的去除率在28.3%～50.3%之間。

（3）復合改性石英砂覆膜微生物物種相似度較高，而豐度具有一定差異。PhACs 降解功能菌在6組石英砂覆膜生物樣品中豐度最高的為OMS，豐度最低的為OQS，6 種覆膜生物樣品之間物種相似度均較高，主要的兩類是Pseudomonas alcaligenes及unclassified gPseudomonas。

（4）6 種生物砂濾工藝的出水均會對藻類產(chǎn)生較高生態(tài)風險，但對無脊椎動物和魚類則不會產(chǎn)生生態(tài)風險，CM-BSF 對二級出水的突發(fā)性PhACs 污染更為適應。