三氯卡班的毒性及其生物降解研究现状

陈樑彬，何显扬，朱绮莹，梁嘉乐，苏明薇，朱越平

(广东石油化工学院 环境科学与工程学院 , 广东 茂名 525000)

0 前言

三氯卡班(TCC)作为一种广谱抗菌剂，在国际上被广泛应用在个人护理产品、服装、药品等产品中。我国《化妆品安全技术规范(2015)》规定其在化妆品中的最大允许浓度为0.2%。作为洗涤剂的活性成分的最高允许使用浓度为2%，建议TCC 的使用浓度范围为0.2%～1.0%[1]。

这些含有TCC的产品通过人们的日常使用，或被变为污水排入水生环境中，或随含有TCC的固体被填埋土在壤中，进而释放到环境中，最终导致其在废水、沉积物以及受纳水体中不断积累，达到一定的浓度，会对哺乳动物、水生动物及污水处理系统产生危害。根据相关的研究显示，TCC主要分布在沉积相，占总质量的90.3%[2]。在对我国珠江流域以及石井河流域的检测中，水体及沉积物均检测出TCC。水体中TCC平均浓度为19.9 、158 ng/L，沉积物的TCC平均浓度为327、1 305 ng/g[3]。

随着研究的深入，TCC的研究方向也从早期的各地区污染状况调查、生物的毒理性研究以及探究更为有效的检测方法，逐步转变为去除方式的研究。TCC的去除方式可分为物理、化学、生物三种方式。其中生物去除因成本低廉、反应高效、无二次污染等优势，成为前景最为广阔的研究领域之一。本文主要综述了国内外学者对TCC的研究成果，旨在提高人们对TCC的认识，以及为TCC生物去除的研究提供借鉴。

1 三氯卡班的潜在危害

①三氯卡班对哺乳动物的危害。据有关报告，TCC对哺乳动物有慢性毒性，可能干扰哺乳动物繁殖以及引起人类高铁血红蛋白症[4-5]。美国加州大学戴维斯分校的一项研究表明，添加在香皂中的抗菌化学物质TCC，有可能与一些小的非固醇类分子作用，从而影响固醇类受体信号系统，引发包括癌症、生殖功能障碍和发育异常等病症在内的诸多问题。但现存的研究尚不足以证明长期使用TCC会对人体产生巨大的健康威胁，尚需进行更为长期性的研究及观察才能得出最终的结论。

②三氯卡班对水生动物的危害。由辛醇/水系数的对数可知， TCC ( log Kow 4.2～ 4.9) 具有中度疏水性和亲脂特性，表明存在废水中的这些化合物将会吸附在悬浮的固体，积累在沉积物和积累在水生生物体内，进而导致在水生生态系统中产生潜在的生物积累[6-7]。三氯卡班对水生动物其繁殖效应会产生一定的影响。虽然水环境中的TCC浓度较低，但是由于其长期的环境持久性，以及在污水污泥中的积累，显示一种强烈非预期的生物活性，并且通过生物富集作用，将其对生物的毒性扩大到整个生态系统。给水生动物造成不可避免的危害。

③三氯卡班对污水生物处理系统的影响。TCC对污水生物处理系统具有较强的抑制作用，但可通过驯化或者筛选降解菌群的方式，降低其抑制作用，提高菌群的降解效率。

2 生物法去除

生物处理方法主要是利用微生物的代谢作用除去污水中溶解有机污染物、胶体有机污染物以及氮、磷等营养物质，也可用于某些重金属和无机盐离子的处理[8]。而TCC对污水生物处理系统中厌氧菌和需氧菌的代谢有一定的抑制作用[9]。生物法成本较低，专一性较强，不会引起二次污染，如何应用于TCC处理已成为当前的研究热点。

2.1 可降解TCC的微生物

LIANG等[10]发现：三氯卡班(TCC)、脱氮产物二环己基碳二亚胺(DCC)和均二苯脲(NCC)及其水解产物可以通过TCC-2和LD72菌株的生物强化而有效地从土壤中去除。NCC的生物降解不受共降解的影响，但DCC和NCC共存时，在缺氧条件下会不可避免地与TCC竞争生物降解，影响TCC的降解效果。

通过查阅大量资料发现：许多先前报道中提到降解CBZ、TCC或TCS分离物的属中，如红球菌(CBZ)、链霉菌(CBZ)、假单胞菌(CBZ、三氯氰菊酯、)、鞘氨醇单胞菌(三氯氰菊酯、)、甲基杆菌(三氯氰菊酯)和狭营养单胞菌(三氯氰菊酯)是较丰富的(括号中显示了以前报告降解的化学物质)。菌株YL-JM2C在5天内降解高达35%的三氯卡班(4 mg/L)，处理时间>120 h，也没有进一步观察到三氯卡班的进一步降解，该微生物也能降解3,4-二氯苯胺和4-氯苯胺[12]。

2.2 TCC可能的降解途径

动物和人体器官在摄入TCC后，可以通过葡萄糖醛酸化、羟基化和硫酸结合反应来转化TCC。从外源降解途径的分析来看，5条KEGG(京都基因和基因组百科全书)正交途径的基因占优势，包括与氨基苯甲酸、苯甲酸(最常见)、氯环己烷/氯苯、二口恶英和硝基甲苯相关的基因。其中3，4-二氯苯胺、4-氯苯胺和4-氯儿茶酚是三氯卡班的主要代谢物。菌株YL-JM2C的基因组可能具有催化三氯卡班水解起始步骤的水解酶的负责基因[12]。

2.2.1好氧微生物对降解TCC的作用

土壤细菌荧光假单胞菌MC46可以利用TCC作为细胞生长的碳源，MC46比其他TCC降解菌能够在更高的TCC浓度范围内耐受和发挥作用[13]。MC46能在31.6 mg/kg或更高浓度下降解TCC。荧光假单胞菌MC46转化率约1 mg/(L·d)[14]。该菌株能与TCC一起生长，耐受浓度高达31.6 mg/L的TCC。当应用包埋技术降解TCC时，包埋细胞对TCC的去除率高达70%，而游离细胞系统的去除率还不到一半[15]。包埋基质减少了TCC与微生物的接触，包埋材料吸附了部分污染物，从而减轻了TCC的抑制作用。包埋细胞对TCC的清除效果优于游离细胞，最佳配比(即细胞与基质的比例为1∶10)下，包埋的MC46中，有毒物质通过多孔包埋基质的运输受到限制，导致毒性较低的污染物到达微生物细胞，成功地降低了TCC。目前尚不清楚MC46是否能实现TCC的完全矿化，并应继续研究TCC的降解途径。

研究者在ch骨菌属中成功分离了MC22，其TCC的生物降解能力为：有氧条件下，MC22细胞可以在所有测试的TCC浓度下存活。然而，TCC浓度的增加不利于特定细胞的生长，底物被抑制。TCC降解中间体的氧化可能是该降解途径中的限速步骤。厌氧条件下，MC22的厌氧降解只能将TCC降解至一定水平，因为在一些条件下TCC会异化且降解的速度要慢得多。TCC在生物降解途径的初始脱氯步骤中可能经历不依赖氧的水解，以形成其氯苯胺成分，此后可在MC22中完全降解。这表明该细菌能够降解处理过的土壤中残留的低浓度TCC[16]。

此外，活性污泥中提取的JZ-1菌株具有降解作用，其作用因素有TCC初始浓度、pH值、温度、接种量，这都对TCC降解效果有一定影响。随着菌株生长周期、TCC初始浓度、pH值、温度的增大，菌株JZ-1对TCC的降解率先增加后降低，并且TCC的降解率随着接种量的增加而增大。在菌株生长的对数期，TCC初始浓度为1 mg/L，pH值为7，温度为30 ℃时，TCC降解率达到最大，为最优降解条件。考虑到经济的原因，最适接种量为5%。

2.2.2活性污泥法

活性污泥法(ASP)及其衍生改良工艺是处理工业和生活污水最广泛使用的方法，该方法发展时间早，工艺较为成熟，常用来处理含抗生素的废水，分为好氧活性污泥和缺氧活性污泥两种。有学者研究了好氧、缺氧活性污泥对降解TCC的作用，研究表明，反应达到平衡时，好氧、缺氧活性污泥对TCC的表观去除率>99%，缺氧活性污泥对TCC的吸附率大于好氧活性污泥，生物降解率小于好氧活性污泥[17]。这说明活性污泥在好氧条件下更能降解TCC，其效果优于缺氧条件下的生物转化。

硝化处理将废水中的氨/铵生物转化为硝酸盐，具有降解TCS的能力，在活性污泥处理过程中提高HRT可以加速TCS和TCC的降解，各种有氧微生物种群可以降解废水中的TCS。在相同的研究设施中，大量的TCC在硝化-反硝化处理过程中被降解。TCC-1已被证明可以在缺氧条件下降解TCC，并且在废水反硝化过程中也可以降解，在有氧条件下，已证明活性污泥在30 ℃的温度下以(-0.015 8±0.012)h-1的速率降解TCC，但在21 ℃时则不能完全去除[18]。

活性污泥法中，吸附是去除抗生素的主要方法，从废水中去除TCC并不是完全净去除，TCC在反硝化污泥中的吸附过程主要是非均相的多层吸附。当TCC浓度在1～20 mg/L时，在稳定运行中通过反硝化污泥去除了废水71.2%～79.4%的TCC。反硝化剂对TCC的去除效率基本上不受TCC浓度的影响。TCC不仅可以被反硝化菌吸附，还可以作为电子供体，甚至可用来抑制某些微生物的生长。当反硝化培养物中存在TCC时，EPS功能基团的主要变化是酰胺、羟基和多糖，表明它们可能是主要的吸附位点[19]。

ARMSTRONG等[20]把污水处理厂采集到的活性污泥，接种在台式反应器中，在21 ℃和30 ℃的条件下，模拟活性污泥的反应过程。实验结果表明升高温度对TCC降解确实是有益的，并且通过增加污泥停留时间(SRT)和水力停留时间(HRT)，增加微生物与TCC的接触时间，对于改善降解效果是相当有效的。通过查阅文献，污水处理厂对TCC的降解效果并不是十分理想，目前降解率仅为10%～20%。同时TCC的降解效率同初始浓度高度相关，当浓度接近50 ng/L时，并未发现有效降解，但当浓度远大于它时就能观察到其降解发生。

另有学者研究发现，实验温度对TCC的降解也有影响[21]。研究表明，进入污水处理厂的大多数TCC在废水处理过程中不会降级，而是在污泥中积累。在固体保留时间(SRT)为19天的条件下运行的厌氧硝化并没有促进TCC降解，最终导致TCC积累。与在较暖的温度下收集的样品相比，在12月和1月的西区区域污水处理厂收集的样品中观察到的TCC含量较高，所以污泥样品的浓度可归因于季节差异。最初的批次预处理研究表明，微波辐射本身在80 ℃和160 ℃时可分别实现高达30%±4%和64%±5%的TCC去除效率。

2.2.3生物刺激引入电极法

生物刺激引入电极的方法，同时引入降解TCC的Ochrobactrumsp.TCC-2和电极，探索电流对TCC降解影响，然而，TCC-2菌株的丰度随着时间的推移显著下降，但最终降解效率并未降低。因此，TCC在沉积物中的持续降解可能是由于具有降解TCC潜力的关键功能属之间的协同作用。TCC降解剂(ochrobactrumsp.TCC-2)的生物强化作用使TCC的优先解毒和强化解毒作用明显消除了TCC的抑制作用，最终提高了PAHs的去除效率。所建立的复合体系对PAHs和TCC共污染沉积物的生物修复具有良好的应用前景[22]。

2.3 膜生物反应器

膜生物反应器(MBR)是一种由膜分离单元与生物处理单元相结合的新型水处理技术。这种方法采用膜组件来代替传统活性污泥处理工艺中的二沉池，克服了传统活性污泥法中易发生污泥膨胀等问题，有效地截留污水中的微生物，实现了污泥龄和水力停留时间的分离，可以通过调整污泥龄的大小，有较高的固液分离效率，出水效果良好且稳定。由于膜的高效截留作用，反应器中较大的颗粒物、大分子的有机物、细菌等均被截留在膜的进水，同时不用考虑污泥膨胀问题。缺点是：膜污染严重、氧利用率低、投资成本高、水处理能耗较高、化学清洗废液会造成二次污染等。实际应用中膜污染是影响MBR推广的最大限制因素。

研究结果表明：膜生物反应器MBR工艺对不同抗生素类的去除率大小排序为：土霉素OTC>四环素TC>金霉素CTC[23]。对三氯卡班的降解作用还有待探讨。

2.4 微藻处理技术

微藻是一种分布较为广泛的生物，可以将污染物作为营养物质吸收，将光能转变为化学能进行储存，微藻处理污染物是一种低成本、环境友好型的处理技术[24]。有关学者研究表明，微藻对大多数种类的抗生素都具有去除效果，对三氯卡班也存在，但由于藻类对抗生素的影响是十分复杂的生理生化过程，两者互相有胁迫作用，高浓度的抗生素对微藻类也具有很大的抑制作用和毒性作用，所以微藻处理技术目前仍存在许多弊端，故微藻处理技术对三氯卡班的去除作用还有待设备设施完善后考证。

2.5 堆肥法

堆肥法主要适用于处理固体废物，可用于处理肥皂、化妆品等残留有三氯卡班污染物的固体废物。堆肥法利用多种微生物的作用，将复杂的有机态物质转化为可溶性养分和腐殖质，同时还可以减少肥料中的异味和病原体，降低粪便和尿液中抗生素的浓度。其中在堆肥过程中影响污染物的去除率主要和温度有较大关系，不同种类的污染物本身的理化性质对去除率也有影响[25]。

对TCC降解的早期实验表明，TCC先被降解为氯苯胺后才能被生物降解，新鲜的活性污泥中的TCC两周后才开始被降解，20%的TCC需超过10周才能被降解。2006年的一项研究报告也证实，虽然废水中的活性污泥被有氧和厌氧微生物降解，但只有21%的TCC被生物转化，76%的TCC吸附在污泥上，3%的TCC随废水流出或在处理过程中丢失。同时，污泥中的TCC在厌氧条件下，19 d内没有被转化。三氯卡班降解率低可能是由于母体化合物或其副产物的毒性作用。

微生物降解在废水处理和土壤生物修复等领域具有广阔的开发应用前景。但是，目前微生物降解研究均是在实验室液体纯培养条件下进行，微生物菌株的使用易受外部环境条件的影响，因而存在着较大的局限性，有必要进一步研究TCC降解菌的诱变，通过基因工程技术构建高效降解TCC菌株，或者采用微生物降解酶制剂和固定化酶反应器技术，为低成本利用微生物消除TCC污染提供有效手段。

3 结语

文中重点探讨的生物法对三氯卡班的去除方法，主要有活性污泥法、生物刺激引入电极法、膜生物反应器、微藻处理技术、堆肥法处理抗生素类物质，其中活性污泥法去除效果最为可观，工艺成熟、减少二次污染；其他类型的去除方式受技术、处理能力低的限制，无法处理较多抗生素，并且存在某些去除机制不成熟的问题，多受环境因素的限制。综上所述，以生物处理方式为主要途径，研究效果较好的成本适宜的生物去除方法，对三氯卡班物质进行有效去除是比较好的解决方式。