左氧氟沙星在水环境中的赋存、风险及降解技术研究进展*

卢洪斌 卢少勇 曾泽泉 黄张根#

(1.中国科学院山西煤炭化学研究所,煤转化国家重点实验室,山西 太原 030001;2.中国环境科学研究院,湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室,环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 100012;3.北京师范大学水科学研究院,北京 100875)

据研究估计,到2050年抗生素耐药性问题每年可能导致1 000万人死亡[1-2]。氟喹诺酮类抗生素(FQs)被列于《世界卫生组织人类医学至关重要抗菌素清单》中,优先遏制其耐药性对于抗生素的风险评估及风险管理至关重要[3],[4]2,[5]。FQs生理毒性强[6],使用量占抗生素总使用量的17%[7],且具有较低的衰减系数(0.08～0.45 h-1)。因此,FQs在环境中残留时间较长,浓度处于较高水平[8]。其中,左氧氟沙星(LVFX)是使用最广泛的FQs之一[9],其副作用小于氧氟沙星,且体外抗菌活性为氧氟沙星的2倍。LVFX分子中含有羧基和哌嗪环,因此具有两个酸性解离常数(6.02、8.15),其在不同pH环境中有3种存在形态[10]3:阳离子形态(pH<6.02)、阴离子形态(pH>8.15,亲水性较强)和两性离子形态(6.02

LVFX具有化学稳定性,使用过程中80%～90%的体量随粪便或尿液排放到环境中,因此LVFX在环境中被检出范围广且赋存浓度高[14]。因此,不断向环境中输入LVFX导致其在生活污水及地表水中具有较高的检出率和检出浓度[15]。LVFX不仅威胁环境内生命体健康,而且诱导微生物产生抗性基因(ARGs)和耐药细菌[16]。因此,亟需掌握LVFX在水环境中的赋存特征,厘清其对生态环境的危害,并比较分析现有技术对其去除效果。

基于上述问题,本研究在现有研究基础上综述了LVFX在水环境中的赋存特征,从诱导微生物产生ARGs和耐药细菌及威胁水生态安全两个方面阐述了LVFX的生态风险,并比较了现有技术对LVFX的去除效果,以期对以LVFX为代表的抗生素治理及管控提供参考。

1 LVFX在水环境中的赋存特征

抗生素生产企业排水、医疗废水、人类及动物排泄物中的抗生素排放到环境中,诱导微生物产生ARGs和耐药细菌,经过一系列的传播和富集,最终影响人类生命健康安全(见图1)。我国抗生素年排放量超过5万t[17],其中LVFX随生活污水排放至环境中是其污染环境的重要途径之一。我国生活污水、污水处理厂进水及地表水环境中LVFX均有较高的检出率和检出浓度[18-19]。我国生活污水中LVFX浓度最高可达几毫克/升,自然水体中检出质量浓度达6 800 ng/L[20-21],处于世界较高水平。意大利LVFX及其代谢产物的年排放量分别为34 843、845 kg。欧洲主要城市污水处理厂进水LVFX为西班牙卡斯迪隆((2 743.3±455.5) ng/L)>意大利米兰((1 861.3±352.4) ng/L)>瑞士苏黎世((255.6±98.2) ng/L)>英国布里斯托尔((40.8±7.3) ng/L)>挪威奥斯陆((36.1±52.0) ng/L)>荷兰乌特勒支((23.5±5.0) ng/L)>丹麦哥本哈根((23.0±3.3) ng/L)[4]10。LVFX很难被污水处理厂完全去除,因而LVFX在污水处理厂出水中被广泛检出,威胁生态水环境健康。已有研究表明,LVFX在地表水中质量浓度范围为未检出至μg/L。LVFX在西班牙的塔古斯河瓜达拉马河、贾拉马河、赫纳雷斯河、曼萨纳雷斯河等水体中均有检出[22]。印度、日本和中国地表水体中LVFX高达2 030、3 600、6 840 ng/L[23],中国地表水中LVFX的赋存浓度处于世界较高水平。因此,加强LVFX防治势在必行。

图1 抗生素及ARGs在自然界的传导过程

2 LVFX在水环境中的风险

2.1 诱导微生物产生ARGs

微生物长期暴露于含有LVFX的环境下会被诱导微生物产生ARGs,从而提高了“超级细菌”形成的风险[24]。细菌耐药性的提高极不利于治疗相关疾病,与此同时超级耐药细菌可能会进一步传播,导致更广泛的耐药性[25]。

微生物对LVFX耐药机制主要有染色体和质粒介导机制[26]。微生物通过编码不同耐药机制和移动基因元素的各种基因可降低对FQs的敏感性[27]。染色体介导机制引起的耐药性包括靶位改变、外膜通透性改变以及外排泵系统作用;质粒介导机制引起的耐药性包括脱氧核糖核酸(DNA)解旋酶和拓扑异构酶保护蛋白(由gr基因(主要有qnr4、qnrB、qnrC、gnrD和gnrS)编码)及钝化酶(由aac(6’)-Zb-cr编码)[28-32]。1998年首次在临床分离株中发现pmqR基因,该基因可在细菌间水平转移[33]。现有研究表明,FQs耐药细菌占有率可达52%～100%[34]。

氟喹诺酮类ARGs在水环境中已被广泛检出。其中,基因qnrS是水环境中常见的氟喹诺酮类ARGs之一,qnrA和qnrB检出率相对较低[35]。这是qnrS对FQs药物敏感性降低导致的[36-37]。欧洲污水处理厂每升进水中qnrS拷贝数为2.0×107～2.4×107,其含量排序特征为英国布里斯托尔>挪威奥斯陆>意大利米兰>西班牙卡斯迪隆>瑞士苏黎世>荷兰乌特勒支[4]9。qnrS在不同地区污水处理厂进出水中的赋存差异显著,维尔巴尼亚某大型污水处理厂和意大利皮埃蒙特东部某污水处理厂进出水中每拷贝16S rRNA含有ARGs的总体丰度为2.98×10-3～5.43×10-3,其中含有qnrS的丰度为2×10-3～27×10-3[38],且qnrS和sulⅡ、czcA、arsB、int1均不具有显著相关性。PAIVA等[39]从进水及污泥中分离的细菌中qnrS的检出率为9/70,而qnrA和qnrB未被分离出来。大多数的qnrS阳性分离株属于肠道菌科(Enterobacteriaceae),主要是大肠桿菌(Escherichiacoli),其次是摩根肠道细菌(Morganellamorganii)和雷特洛变形杆菌(Proteusrettgeri)。多种基因可在同一菌株中共存,一株EscherichiacoliAS150同时含有基因qnrS和aac(6’)-Ib。aac(6’)-Ib是另一种常见的氟喹诺酮类ARGs,在奇异变形杆菌(Proteusmirabilis)、摩根肠道细菌、大肠桿菌、雷特洛变形杆菌和粪产碱菌(Alcaligenesfaecalis)分离株中被检出。aac(6’)-Ib蛋白可促进氨基糖苷类药物的乙酰化和失活,其cr变体也可导致对FQs药物的敏感性降低[40]。cr变体可能出现在粪产碱菌和雷氏普罗威登斯菌(Providenciarettgeri)等菌株中[41]。沿海地区qnrS的检出率相对较低,已有研究表明中国北部湾沿海地区qnrS的检出率为16%,低于qnrD(32%)和qnrA(28%)[42]。但相关研究有限,缺乏更多数据支撑。已有研究表明,氟喹诺酮类ARGs之间不具有显著相关性,但ARGs的产生及耐药细菌的演变与抗生素的使用量存在正相关[43]。LVFX对肠杆菌、金黄色葡萄球菌、肺炎链球菌等引起的疾病具有较好的治疗效果,若LVFX诱导微生物产生较高赋存量的ARGs,意味着人类治疗重大疾病时少了一种重要的特效药。

2.2 威胁生物安全

LVFX进入环境后将对生物健康产生危害。LVFX对发光细菌的半数效应浓度(EC)为0.129×10-3mol/L,高于加替沙星(0.084×10-3mol/L),比洛美沙星(0.137×10-3mol/L)和诺氟沙星(0.151×10-3mol/L)毒性更强[44]。由此可见,LVFX的生物毒性效应强于其他抗生素。LVFX对藻类和植物的影响特征是低浓度条件下促进其生长,而高浓度条件下抑制生长。万禁禁[45]研究了LVFX对淡水微藻的胁迫作用,LVFX为1～100 ng/L时促进水华微囊藻的生长,10 μg/L时水华微囊藻的影响呈现先促进后抑制的效果,而40～100 μg/L的LVFX对水华微囊藻有明显的抑制作用。试验7 d后,0.001、0.01、0.1、1.0 μg/L的LVFX对水华微囊藻的生长促进率分别为4.99%、3.13%、1.52%、0.89%;10、40、70、100 μg/L的LVFX对水华微囊藻的抑制率分别为11.92%、81.57%、83.22%、88.38%。当LVFX低于1 000 μg/L时促进蛋白核小球藻的生长,而当LVFX为10 mg/L时,蛋白核小球藻表现为先促进生长后抑制生长;当LVFX大于10 mg/L时,处理第3天后表现为明显受到抑制作用。XIONG等[11]56研究发现,用含有20、50、100 mg/L的LVFX溶液培养斜生栅藻(Scenedesmusobliquus)11 d后,其生长速率分别被抑制了14%、35%、52%。水稻幼苗的根长度、苗长度、根数量均随着LVFX浓度的增加而减少,当LVFX高于0.1 mg/L时各项指标与空白组相比均显著受到抑制;当LVFX高于50 mg/L时,水稻种子萌发将受到明显抑制,发芽率显著下降,水稻的活力指数随着LVFX浓度的增加而显著下降,表明LVFX抑制了发芽的过程,延长了发芽时间;LVFX对玉米、小麦等作物种子萌发及幼苗的生长均表现出低浓度促进而高浓度抑制的作用[46-47]。低浓度的LVFX因具有杀菌作用而有利于生命体活动,但LVFX浓度达到某一阈值时,LVFX将危害生物的生命活动。

藻类中的过氧化氢酶(CAT)与受到LVFX的抑制程度具有显著关系,是LVFX毒性的指示牌。水华微囊藻CAT活性随着LVFX浓度升高呈现逐渐升高趋势,表明水华微囊藻受到侵害。当LVFX从10 μg/L升高到20 μg/L再到30 μg/L的过程中,CAT活性呈现几何倍数增加,但当LVFX为40 μg/L时,CAT活性下降,表明水华微囊藻细胞已遭到破坏。植物中叶绿素、可溶性蛋白及根系活力同样对LVFX的胁迫具有指示作用。将凤眼莲置于投加LVFX的营养液中培养3周,结果显示,随着LVFX浓度的升高,单次投加0～100 mg/L的LVFX会导致叶绿素升高、光合速率下降;单次投加0～50 mg/L的LVFX会导致可溶性蛋白含量和根系活力增加,当超过50 mg/L后可溶性蛋白含量和根系活力下降[48]。

综上所述,LVFX进入环境中不仅诱导微生物产生ARGs及耐药细菌,还会危害生物安全。因此,减少LVFX进入环境、削弱ARGs及耐药细菌的产生及传导对于人类生命健康安全至关重要。

3 LVFX去除技术

目前针对LVFX的去除技术发展迅速,主要包括物理法、化学法和生物法。其中,吸附和高级氧化技术相关研究最多。不同处理工艺对LVFX的去除效果见表1。

表1 不同处理工艺对LVFX的去除效果

吸附法的关键为筛选出廉价且高效的吸附剂,使其具备较大的比表面积、发达的孔隙结构及丰富的表面官能团[65]。吸附剂对LVFX的性能受到原材料类型、热解温度和吸附条件等影响。有学者通过化学改性技术使吸附剂具有更强的吸附性能。王磊等[66]通过硫酸改性丰富了火山石孔隙结构,对LVFX的吸附去除率达99.46%。复合材料负载同样提高了吸附剂性能,对LVFX的去除率可达96.6%以上。三维石墨烯掺杂石墨相氮化碳吸附剂对LVFX的吸附量为147.05 mg/g[58]。废弃生物质作为原材料被广泛应用于吸附剂制备,促进了“以废治废”的研究进展。姚斌[57]研究表明,BMF-700对LVFX的吸附量为122.21 mg/g;活化后的BMF-700/过硫酸盐体系对LVFX的去除率为87.87%。李玉莲[67]将多壳空心CuFe2O4活化过一硫酸盐,在催化剂为0.5 g/L、pH为6、反应时间为2 h的条件下,LVFX初始质量浓度为20、50、100 mg/L时对LVFX的去除率分别为95%、72%、60%;其他条件不变,在LVFX初始质量浓度为20 mg/L、pH为6.5的条件下,对LVFX的去除率为80%。由此表明,吸附剂对LVFX的去除效果与LVFX浓度成反比。

π-π和n-π电子供体受体(EDA)相互作用是生物炭体系中吸附的关键机制[10]11。生物炭的-OH和羧基基团可能与LVFX分子发生π-π和n-πEDA相互作用,从而进一步增强了吸附过程。LVFX上的π-电子可能与生物炭中的苯或萘酚芳香环结合。从农业废弃物和玉米壳中获得的含铁生物炭中,除通常的静电和氢键吸引外,通过桥接双齿配体和氟取代的络合也在吸附机制中发挥了重要作用[68]。在中性条件下,生物炭都有脱质子化的羧基,这有利于与氧化铁形成配合物,从而产生最大的吸附;在酸性和碱性条件下,由于脱质子羧基含量的降低和静电排斥作用,吸附量均下降。

化学法包括(类)芬顿法、光/电催化、高级氧化等工艺。该类方法均是通过化学手段产生具有强氧化能力的羟基自由基,从而降解LVFX。其中,改性结构光催化法对LVFX的作用效果显著。孙海波[69]研究表明,Ag3VO4/Ag2CO3p-n异质结构光催化法在60 min内对LVFX的去除率达82.0%。曾立彬[70]自组装三维MoS2花球修饰TiO2纳米管电极,在630 nm可见光照射下对LVFX的催化降解速率为2.0×10-2min-1;微生物燃料电池驱动零维/一维MoS2/TiO2基光电催化系统,可见光(>420 nm)照射85 min下对LVFX的催化降解速率为2.5×10-2min-1;光驱动生物电化学系统合成二维/一维MoS2/聚多巴胺/TiO2材料,可见光(>420 nm)照射95 min下对LVFX的催化降解速率为5.2×10-2min-1。此外,UV/Cu2O/H2O2耦合体系[71]、非均相Co-Fe类普鲁士蓝负载石墨烯/单过氧硫酸氢钾体系[72]、TaON/Bi2MoO6核壳S型异质结纳米纤维及绿色纳米铁的类芬顿法(铁基纳米粒子/H2O2)对LVFX的去除率可达79.8%～96.22%,极大推动了化学法去除LVFX的研究进程。化学法具有反应速度快、处理效果好、适用范围广等优点。但普遍具有费用昂贵、消耗药剂与电能的缺点;芬顿试剂会产生铁泥,需酸性环境。化学法中间产物的生态毒性可能增强,需重点关注。

生物法因去除效果好、运营成本低被广泛应用。生物法去除LVFX机制包括非生物去除、生物吸附、生物积累和生物降解,其中生物降解是主要的去除途径。DOORSLAER等[73]总结了37项污水处理厂净化含LVFX污水的研究,结果表明,污水处理厂对LVFX的去除率为-66%～98%,平均去除率为53%。LVFX的去除效果与生物法类型和工况条件紧密相关。如温度和进水LVFX浓度是调控UASB去除LVFX的关键参数。王凯凯[61]39研究了UASB对LVFX的净化效果,在中温厌氧、进水LVFX为10 μg/L、反应20 d条件下,对LVFX的去除率为16%;在中温厌氧、进水LVFX为1 000 μg/L、反应26 d的条件下,对LVFX的去除率为26%;在高温厌氧、进水LVFX为10 μg/L、反应7 d的条件下,对LVFX的去除率为54%;在高温厌氧、进水LVFX为1 000 μg/L、反应7 d的条件下,对LVFX的去除率为44%。LVFX可能在系统中累积并对处理系统造成持续性影响,污泥中吸附的LVFX可能成为污染源,因此可能出现出水浓度高于进水浓度现象。生物法去除LVFX的关键问题是在抗生素背景下产生相应的ARGs,并随污水处理过程在环境中传播。测定生物法系统内gyrA基因[61]40,空白对照组的厌氧污泥中没有gyrA,而实验组内均产生了gyrA,LVFX投加量为10、1 000 μg/L条件下每克厌氧污泥gyrA最大拷贝数分别为3.15×106、6.43×106,gyrA含量与LVFX投加量成正比。gyrB表现出同样的趋势,LVFX投加量为10、1 000 μg/L时,每克厌氧污泥gyrB最大拷贝数分别为6.95×107、8.33×106。调控温度为53 ℃后,LVFX投加量为10、1 000 μg/L时对LVFX的去除率分别为54%和44%,去除率均有显著提高,而两种LVFX投加量下qepA和gyrB两种基因均随着时间延长而丰度降低。ARGs的种类及丰度随着微生物菌属演替而变化。若ARGs宿主微生物丰度提高,对应的基因丰度升高,反之亦然。因此,通过改变参数调控宿主微生物种类及丰度是控制ARGs传播的重要手段。

综合来看,物理法和化学法去除效果好、降解速度快,但成本较高,造成这两类技术推广阻力较大;生物法运行成本低,但去除效果相对较差且易产生并扩散ARGs。因此,开发高效、稳定、廉价的LVFX处理技术,抑制LVFX和ARGs传播,是当下亟需解决的问题。

4 结 论

(1) LVFX在地表水体中赋存浓度为未检出至μg/L,中国部分地表水体中LVFX最高达3 600 ng/L,处于世界较高水平。

(2) 微生物长期暴露于含有LVFX的环境下会被诱导微生物产生ARGs,从而提高了“超级细菌”形成的风险;微生物对LVFX耐药机制主要有染色体和质粒介导机制,其中qnrS是水环境中常见的氟喹诺酮类ARGs之一。

(3) LVFX进入自然水体后将对生物产生危害,低浓度的LVFX因具有杀菌作用而有利于生命体活动;但LVFX浓度达到某一阈值时,LVFX将危害生物的生命活动,不同种类生物的危害阈值具有较大差异。

(4) 吸附法和高级氧化技术是研究最多的LVFX去除技术,现有报道中可实现99.9%的去除率,但受限于运行成本,该类技术大规模推广阻力较大;生物法对LVFX的研究较少,相对去除率较低且易产生ARGs。开发高效、低廉、稳定的LVFX处理技术,是当下亟需解决的问题。