靳紅梅，許彩云，黃紅英，徐躍定

豬糞中溫厭氧消化中磺胺類抗生素的降解和吸附特征

靳紅梅1，2，許彩云1，3，黃紅英1，2，徐躍定1，2

（1.江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院循環(huán)農(nóng)業(yè)研究中心，江蘇省農(nóng)業(yè)廢棄物資源化工程技術(shù)研究中心，南京210014；2.農(nóng)業(yè)部農(nóng)村可再生能源開發(fā)利用華東科學(xué)觀測實驗站，南京210014；3.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，南京210095）

針對豬糞厭氧消化中磺胺類抗生素（SAs）去除途徑及降解規(guī)律不明晰等問題，采用批次室內(nèi)模擬發(fā)酵試驗方法，探討磺胺嘧啶（SDZ）和磺胺二甲嘧啶（SM2）在中溫（37±1℃）厭氧消化條件下的吸附和降解特征及規(guī)律。結(jié)果表明：在SDZ和SM2添加量均為20 mg·L－1時，發(fā)酵結(jié)束后二者的去除率分別為58.7%和74.0%，符合一級動力學(xué)模型，降解半衰期分別為5.85、5.90 d。在中溫厭氧消化系統(tǒng)中，SDZ和SM2首先發(fā)生快速吸附作用而固定在固相中，前4 h吸附較快，至12 h時達(dá)到吸附平衡；隨后發(fā)生較為緩慢的生物降解作用，至24 h后生物降解成為SDZ和SM2去除的主要途徑，占其去除總量的80%以上。SAs與易分解有機(jī)物的共代謝作用是影響其生物降解的關(guān)鍵因素。

磺胺類抗生素；生物降解；吸附；共代謝作用

磺胺類抗生素（SAs）是目前世界范圍內(nèi)使用量最大的獸用抗生素之一[1]，但其在動物腸道的吸收率較低，30%～90%的SAs隨動物排泄物進(jìn)入環(huán)境[2]，對土壤、生物、產(chǎn)品品質(zhì)及人類健康造成巨大威脅[3-5]，成為近年來國內(nèi)外研究的熱點。

畜禽養(yǎng)殖場糞污是環(huán)境中SAs最主要的來源之一，規(guī)模養(yǎng)殖場糞污（特別是廢水）無害化處理已成為養(yǎng)殖污染防治的重點[6]。沼氣工程（厭氧消化工藝）是規(guī)模養(yǎng)殖場廢水處理的有效途徑，在循環(huán)農(nóng)業(yè)中發(fā)揮著重要的紐帶作用[7]。然而，與好氧處理相比[8]，厭氧消化處理對抗生素的去除率普遍偏低[9-11]。例如，Yin等[11]對污泥處理過程中磺胺甲嘧啶（SMN）的降解分析發(fā)現(xiàn)，好氧條件下SMN幾乎全部降解，而厭氧條件下SMN的降解率只有18%；Mohring等[9]通過34 d中溫厭氧消化試驗發(fā)現(xiàn)，豬糞中的磺胺甲氧噠嗪（SMDP）去除率只有70%；許彩云等[10]利用全混合式厭氧反應(yīng)器（CSTR）對豬糞中磺胺嘧啶（SDZ）、磺胺二甲嘧啶（SM2）和磺胺氯噠嗪（SCP）的去除率研究后發(fā)現(xiàn)，仍有約30%的SCP殘留在沼液和沼渣中；本研究室對某規(guī)模豬場污染物排放長期監(jiān)測結(jié)果顯示，實際沼氣工程對SDZ和SM2的去除率分別僅為18%和62%[12]。可見，畜禽糞便中的SAs經(jīng)厭氧消化并不能被完全去除，沼液和沼渣中仍殘留大量的SAs[13-15]，直接還田利用會造成二次污染。但傳統(tǒng)的養(yǎng)殖場廢水處理工藝（如厭氧消化）僅關(guān)注化學(xué)需氧量（COD）、氮、磷等的去除，對抗生素等有害物質(zhì)的降解規(guī)律關(guān)注較少[16]。

目前研究普遍認(rèn)為，厭氧條件下抗生素去除的途徑有降解、吸附、揮發(fā)和水解[11，17-19]，其中降解和吸附是廢水厭氧消化過程中抗生素去除的最主要途徑[19-20]。已有相關(guān)研究主要集中在活性污泥法處理廢水等領(lǐng)域，在此體系中SAs等抗生素可能發(fā)生快速吸附作用而固定在固相中，但這并不是真正的去除[11]。Ben等[18]研究發(fā)現(xiàn)，SM2在活性污泥中的吸附是一個快速的過程，6 h后可達(dá)到平衡。一些研究認(rèn)為，SAs的吸附作用在廢水處理過程中占主導(dǎo)地位。例如，Oliveira等[14]將活性污泥經(jīng)6 d中溫厭氧消化后發(fā)現(xiàn)，吸附作用占SM2總?cè)コ康谋壤哌_(dá)60.0%；Li等[21]研究也表明，磺胺甲惡唑（SMX）在咸水和淡水污泥中的吸附作用分別占其總?cè)コ康?2.6%和39.1%。盡管吸附作用可大幅降低SAs在液相中的含量，但會造成SAs在沼渣中的大量累積[13，18]。Jin等[13]對豬糞中溫厭氧消化后發(fā)現(xiàn)，吸附在沼渣中的SDZ、SM2和SCP是沼液中的幾十至幾百倍。但也有研究認(rèn)為，生物降解作用在SAs的去除中占主導(dǎo)地位。例如，Yang[22]等研究發(fā)現(xiàn)，吸附作用對SMX、磺胺莫托辛（SMM）、磺胺地索辛（SDM）的去除率不足20.0%，而生物降解作用所占比例分別為93.5%、89.0%和81.0%。通常情況下，微生物不能從抗生素降解轉(zhuǎn)化過程中獲得維持生長的碳源（或能源），而只能在對其他易利用有機(jī)物降解轉(zhuǎn)化過程中對抗生素進(jìn)行異化作用，即發(fā)生“共代謝作用”[23]。因此，厭氧微生物對有機(jī)物的分解作用是SAs降解的主要驅(qū)動力[24]，影響有機(jī)物降解的因子均可影響SAs的降解，如可溶性COD（SCOD）、混合懸浮物固體（MLSS）、溫度、氧化還原電位等[25-26]。

我國是生豬養(yǎng)殖大國[27]，規(guī)模養(yǎng)殖比重已接近50%，且逐年增加。規(guī)模豬場廢水和糞便中SDZ和SM2均有較高的殘留量和檢出率[28]。沼氣工程基本成為我國規(guī)模豬場的“標(biāo)配”，但厭氧消化工藝對糞污中SAs的吸附作用和生物降解缺少深入研究，制約了豬場糞污中抗生素在厭氧生物處理系統(tǒng)中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究和強(qiáng)化去除方法的開發(fā)?；诖耍狙芯坎捎檬覂?nèi)批次厭氧發(fā)酵試驗方法，探討豬糞中SDZ和SM2在中溫（37±1）℃厭氧消化條件下的生物降解和吸附規(guī)律，以期為畜禽糞污厭氧消化殘留物中抗生素的高效去除提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

發(fā)酵原料為豬糞，取自江蘇省南京市某規(guī)模生豬養(yǎng)殖場，一次性取樣混勻后，0～4℃冷藏備用。豬糞總固體（TS）、揮發(fā)性固體（VS）、總氮（TN）、總磷（TP）、總有機(jī)碳（TOC）含量分別為24.5%、75.4%、2.20%、2.60%和38.6%；SDZ和SM2未檢出（檢測限為0.03 ng·L-1）。接種物為江蘇省金壇市某生豬養(yǎng)殖場大型沼氣工程（采用CSTR發(fā)酵工藝）的厭氧消化污泥，TS為2.20%，VS為70.18%，SDZ和SM2檢出濃度分別為3.96、0.64 μg·L-1；使用前添加蔗糖在（37±1）℃條件下避光馴化至甲烷含量在50%以上。

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗裝置

試驗裝置采用自制的棕色玻璃反應(yīng)器（圖1）。發(fā)酵罐總?cè)莘e1.0 L，有效容積800 mL，頂部設(shè)有取樣口和氣體出口。整個試驗期間發(fā)酵罐需置于恒溫水浴鍋（HH-4，金壇市科興儀器廠）中，以確保發(fā)酵罐內(nèi)溫度維持在（37±1）℃。

圖1 厭氧消化裝置示意圖Figure 1 Schematic diagram of anaerobic reactor

1.2.2 試驗處理

試驗采用批次發(fā)酵方式。本研究中厭氧消化發(fā)生在避光條件下，光解對抗生素的去除有限，因此假設(shè)此過程中抗生素的去除途徑主要有吸附作用（A）、生物降解作用（B）和水解作用（H）。試驗設(shè)7個處理組（表1）：T1～T3為厭氧消化處理組，T4～T7為添加NaN3抑制生物活性的處理組。T1為正常厭氧消化的對照處理；T2和T3處理組中，SDZ和SM2的所有去除途徑均存在；T4和T5處理組中沒有微生物作用，SDZ和SM2的去除途徑只有A和H；T6和T7處理組中沒有固體，且微生物作用也被抑制，SDZ和SM2的去除途徑只有H。每個處理組設(shè)兩個平行（n=2）。由此，計算SDZ和SM2的生物降解量和污泥吸附量分別為：

SDZ：生物降解量=T2-T4；污泥吸附量=T4-T6

SM2：生物降解量=T3-T5；污泥吸附量=T5-T7

1.2.3 運行方法

T1～T5處理組分別在發(fā)酵罐中加入豬糞116.0 g（折合干物質(zhì)28.5 g），接種馴化污泥20%（V/V），加水至800 mL，此時TS負(fù)荷為4.0%。其中：T2和T3處理組中分別加入SDZ和SM2（純度98.0%，購自加拿大多倫多研究化學(xué)品公司），使其在系統(tǒng)中的濃度為20 mg·L-1；T4和T5處理組中，除了SDZ和SM2外還加入NaN3溶液，濃度為0.1%（W/V）。T6和T7處理組僅在發(fā)酵罐中加入抗生素溶液和NaN3（添加量同以上處理組），加水至800 mL。混勻后加蓋密封，試驗開始時向反應(yīng)器內(nèi)充氮氣2 min，以驅(qū)趕反應(yīng)器內(nèi)的空氣。

表1 批次試驗設(shè)計Table 1 Batch experimental design

試驗開始后的0、1、2、4、6、12、24 h和2、4、6、8、10、15、20、25 d，分別在每個發(fā)酵罐中取樣2.0 mL，固液分離（10 000 r·min-1，10 min）后，測定液體中抗生素殘留量、pH和SCOD；每4 d取樣4.0 mL，測定COD和總揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）等理化指標(biāo)。試驗結(jié)束后，測定T3～T7處理組發(fā)酵殘留物的總重及固體干重，以計算厭氧發(fā)酵前后物料損失率，并分析測定T3～T6沼渣中SDZ和SM2濃度。每天監(jiān)測系統(tǒng)總產(chǎn)氣量及甲烷（CH4）含量，確保反應(yīng)正常進(jìn)行。

1.3 測定方法

基本理化指標(biāo)測定：（1）TS采用105℃烘24 h，差重法測定[29]；（2）VS采用550℃馬弗爐灼燒4 h，差重法測定[29]；（3）日產(chǎn)氣量采用排水法測定[17]；（4）甲烷采用GC9890A/T氣相色譜儀（TCD檢測器）分析，檢測器溫度120℃，進(jìn)樣器為平面流通閥，分析柱為TDC-01Ф4×1 m，柱箱溫度100℃，載氣為高純氫氣，50 mL·min-1，定量管1 mL，標(biāo)準(zhǔn)氣體為氮氣（含42.4%CH4+28.4%CO2），分析方法為外標(biāo)法；（5）消化液的pH采用玻璃電極法（GB 6920—1986），COD和SCOD采用重鉻酸鉀氧化法（GB 11914—1989），VFAs采用氣相色譜儀（GC-2014，日本島津）測定。

SDZ和SM2含量測定采用超高效液相色譜/串聯(lián)質(zhì)譜法（HPLC-MS）[30]。

樣品提取和凈化方法：消化液經(jīng)0.45 μm玻璃纖維濾膜過濾，取1.5 mL濾液加入10 μL內(nèi)標(biāo)（磺胺二甲嘧啶-d6，98.0%，購自加拿大多倫多研究化學(xué)品公司）以及0.4 g乙二胺四乙酸（EDTA），并立即儲存在4℃條件下。用甲酸調(diào)節(jié)提取液pH值至2.0～3.0，過經(jīng)過活化的親水親油平衡（HLB）固相萃取柱，控制流速為3～5 mL·min-1。之后用超純水沖洗HLB柱，抽真空以去除柱中殘留水分并在氮氣保護(hù)下干燥10 min。最后以2 mL甲醇洗脫3次，收集洗脫液，并在室溫下用氮氣吹至近干，用乙腈和0.2%甲酸（V∶V=1∶9）混合液定容至1 mL，渦旋振蕩2～3 min，18 000 r·min-1離心10 min（德國Eppendorf冷凍離心機(jī)5804R，離心半徑11.2 cm），取上清液冷藏待測。詳細(xì)步驟參照文獻(xiàn)[30]。采用ACQUITYTM超高效液相色譜儀-Quattro Premier XE質(zhì)譜儀（美國Waters公司），配MassLynx V4.1軟件Waters Acquity和UPLC BEH C18色譜柱（100mm×2.1mm，1.7μm），測定上清液中抗生素含量。

MS檢測條件：采用電噴霧離子源（ESI），離子源溫度120℃，脫溶劑溫度380℃，脫溶劑氣和錐孔氣為氮氣，脫溶劑氣流速500 L·h-1，錐孔氣流速50 L·h-1，碰撞氣為高純氬氣，采用多反應(yīng)監(jiān)測模式（MRM）檢測。ESI-MS/MS選擇性反應(yīng)正離子檢測，進(jìn)樣量5 μL，檢測離子和各子離子碰撞能量詳見文獻(xiàn)[30]。

HPLC檢測條件：柱溫35℃，流動相為乙腈（A）和0.2%甲酸（B），流速0.3 mL·min-1，測定時采用的流動相梯度詳見表2。

表2 HPLC流動相梯度洗脫條件[30]Table 2 Gradient conditions of mobile phase for HPLC[30]

1.4 數(shù)據(jù)分析

發(fā)酵體系中固體對SDZ或SM2的吸附量可由公式（1）進(jìn)行計算：

式中：q為固相中吸附濃度，μg·g-1；C0為初始時液相中SDZ或SM2濃度，mg·L-1；Ct為t時刻液相中SDZ或SM2濃度，mg·L-1；V為發(fā)酵液體積，L；m為發(fā)酵物料干重，g；1000為單位轉(zhuǎn)換系數(shù)。

發(fā)酵液中SAs殘留量由一級動力學(xué)模型（公式2）進(jìn)行擬合：

式中：C0為初始時液相中SDZ或SM2含量，mg；K為一級速率常數(shù)，h-1；Ct為t時刻液相中SDZ或SM2含量，mg；T1/2為降解半衰期，d；ln2為一級反應(yīng)半衰期常數(shù)。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析采用SPSS 19.0軟件，數(shù)據(jù)擬合采用Origin 8.0繪圖軟件。

2 結(jié)果與討論

2.1 產(chǎn)氣特性

圖2 厭氧消化過程中日產(chǎn)氣量（a）、累積產(chǎn)氣量（b）和甲烷比例（c）Figure 2 Daily biogas productivity（a），accumulative biogas production（b）and methane content（c）during anaerobic digestion of swine manure

厭氧消化過程中的產(chǎn)氣特性如圖2所示?？梢钥闯?，添加抗生素后厭氧消化的產(chǎn)氣高峰有明顯的延滯（圖2a）。對照（T1）啟動較快，在第13 d即達(dá)到產(chǎn)氣峰值45.76 mL·g-1VS·d-1，隨后逐步下降，至第22 d結(jié)束產(chǎn)氣；添加SDZ（T2）和SM2（T3）后系統(tǒng)的啟動較慢，分別在第21、20 d達(dá)到產(chǎn)氣峰值（32.12、31.29 mL·g-1VS·d-1）。但從累積產(chǎn)氣量上看（圖2b），添加抗生素的處理與正常厭氧消化的處理最終產(chǎn)氣量基本一致，分別為355.6mL·g-1VS（T1）、366.7mL·g-1VS（T2）和368.5、mL·g-1VS（T3）。同時，各處理甲烷含量在運行穩(wěn)定后基本保持在正常范圍（55%～72%）內(nèi)（圖2c）。這表明，在抗生素添加濃度為20 mg·L-1下，盡管發(fā)酵初期微生物活動受到較明顯抑制作用，但隨后很快適應(yīng)并恢復(fù)，使厭氧消化正常進(jìn)行，與之前的研究較為一致[15]。其他添加NaN3的處理，未有氣體產(chǎn)生（未列出），說明系統(tǒng)中的微生物活性受到抑制。

2.2 消化液理化性質(zhì)

厭氧消化前后總固體含量變化如表3所示。整個厭氧消化過程中TS損失率在37%左右，且T1～T3處理間無顯著差異，與總產(chǎn)氣量結(jié)果一致。T4和T5處理中添加了NaN3，微生物未能對有機(jī)物進(jìn)行降解，因此TS未有損失。

表3 厭氧消化前后總固體質(zhì)量及損失率Table 3 Dry mass of feedstock and solid digestates after anaerobic digestion of swine manure

厭氧消化過程中發(fā)酵液COD、SCOD和VFAs如圖3所示。COD、SCOD和VFA是反映厭氧消化系統(tǒng)運行和微生物菌群活性的重要參數(shù)，對SAs的生物降解和吸附起著重要的作用[29]。一般認(rèn)為，COD和SCOD與抗生素發(fā)生共代謝作用而間接異化抗生素，或發(fā)生絡(luò)合作用影響抗生素的遷移性及其生物利用性[23]；VFAs則可通過影響微生物菌群結(jié)構(gòu)間接影響抗生素的生物降解。隨著有機(jī)物被厭氧微生物降解，發(fā)酵液中COD、SCOD和VFAs濃度逐漸降低，但處理間差異不顯著。COD和SCOD降解率大致相同，分別達(dá)到60.0%和65.0%以上。

圖3 厭氧消化過程中消化液COD（a）、SCOD（b）和總VFA（c）濃度Figure 3 Concentrations of COD（a），SCOD（b）and total VFAs（c）in liquid digestates of different treatments

2.3 SDZ和SM2的吸附和生物降解特征

2.3.1 消化液中SDZ和SM2的濃度變化

厭氧消化過程中消化液的SDZ和SM2濃度變化如圖4所示?？梢钥闯?，僅有水解發(fā)生的處理中，消化液中抗生素的濃度無明顯變化，即SDZ和SM2基本保持在19.64～20.0 mg·L-1（圖4a）和19.71～20.0 mg·L-1（圖4b）范圍內(nèi)?？梢姡谪i糞中溫厭氧消化過程中，抗生素的水解作用極小，與先前的報道一致[18]。在吸附和水解并存的處理中，消化液中抗生素的濃度在12 h內(nèi)明顯降低，隨后SDZ和SM2基本保持在19.0 mg·L－1（圖4a）和18.0 mg·L－1（圖4b）左右。由于厭氧環(huán)境中抗生素的水解作用基本可忽略不計，消化液中SDZ和SM2濃度的降低主要是由吸附作用造成的，且發(fā)生的速度較快（12 h內(nèi)），與Yin等[11]的研究結(jié)果一致。在正常中溫厭氧消化過程中，消化液中的SDZ和SM2濃度均有大幅降低，發(fā)酵結(jié)束時消化液中SDZ和SM2殘留濃度分別為11.78 mg·L－1和6.60 mg·L－1。這表明，生物降解作用在SDZ和SM2去除中起重要作用，特別是在發(fā)酵12 h后，生物降解作用基本占主導(dǎo)地位。

圖4 厭氧消化過程中消化液的SDZ和SM2濃度變化Figure 4 Changes of SDZ and SM2 concentrations in liquid digestates during anaerobic digestion of swine manure

2.3.2 中溫厭氧消化過程中SDZ和SM2的去除動力學(xué)

根據(jù)厭氧消化過程中物料體積和質(zhì)量變化，計算得到SDZ和SM2的總?cè)コ浚▓D5）。厭氧消化結(jié)束時，系統(tǒng)中SDZ、SM2的總?cè)コ糠謩e為1.76、2.22 mg，去除率分別為58.7%和74.0%，低于前期CSTR工藝對SAs的去除率（＞90%）。除了厭氧消化工藝的影響外，也可能是由于本研究中抗生素添加濃度（20 mg·L－1）遠(yuǎn)高于之前的研究（10 μg·L－1）造成的。中溫厭氧消化條件下，豬糞中SDZ和SM2的去除符合一級動力學(xué)模型，擬合曲線修正R2值均大于0.90（圖5）。這與活性污泥條件下抗生素的降解特征一致[8，11，18－19]。由模型所得的一級降解動力學(xué)參數(shù)如表4所示。SDZ和SM2的降解半衰期分別為5.85、5.90 d，明顯快于貧養(yǎng)水體中降解速率[31]。這主要是由于豬糞厭氧消化體系中，微生物活性遠(yuǎn)高于貧養(yǎng)系統(tǒng)，以至對抗生素的共代謝作用更強(qiáng)。

圖5 豬糞中溫厭氧消化中SDZ和SM2去除動力學(xué)曲線Figure 5 Removal dynamics of SDZ and SM2 during anaerobic digestion of swine manure

表4 豬糞中溫厭氧消化中磺胺類抗生素去除一級動力學(xué)參數(shù)Table 4 First－order kinetics parameters of SAs under mesophilic anaerobic digestion of swine manure

2.3.3 SDZ和SM2的去除途徑

水解、吸附及生物降解作用下SDZ和SM2的去除量如圖6所示。水解作用導(dǎo)致的SDZ和SM2去除量分別僅為0.01、0.04 mg，為總?cè)コ康?%左右；吸附作用在厭氧消化前期（12 h內(nèi)）對SDZ和SM2的去除起主要作用，去除量分別為0.16、0.25 mg（圖6a、圖6b），約在總?cè)コ康?0%以上；而隨后（12 h后）生物降解作用在SDZ和SM2的去除中起關(guān)鍵作用，去除量分別為1.56、1.83 mg，最終去除率占總?cè)コ康?0%以上（圖6c、圖6d）?？梢姡锝到夂臀阶饔迷赟DZ和SM2的去除過程中占絕對的優(yōu)勢，與其他研究結(jié)果相似[17－19]。同時發(fā)現(xiàn)，厭氧條件下SAs可能先發(fā)生快速吸附作用而固定在固相中，進(jìn)而發(fā)生較為緩慢的生物降解[11，18]。這主要是由于發(fā)酵前期，豬糞發(fā)酵液中以未溶解的有機(jī)物（如蛋白質(zhì)和脂質(zhì)等）居多[29]，這些有機(jī)物中的羧基和酚羥基可以作為交換位點與SAs互換，或與SAs中的胺基形成氫鍵而吸附[18]。此外，豬糞中大量的金屬離子（如Al3+、Zn2+、Cu2+、Fe3+和As3+等）在一定程度上與帶負(fù)電荷的SAs產(chǎn)生靜電引力，會強(qiáng)化固體對SAs的吸附作用[32]，隨著厭氧微生物對有機(jī)物的分解，SAs的吸附位點減少，同時與有機(jī)物發(fā)生共代謝作用，進(jìn)而加速降解去除。

對于SDZ和SM2這兩種SAs而言，其去除量及去除途徑基本相似，SDZ和SM2在沼液中的總量分別占總殘留量的95%和92%，與Ben等[17]調(diào)查的化糞池中豬糞廢水固液相中SAs的分配比例基本一致。但SM2的吸附去除作用更大，主要原因是SM2的酸度系數(shù)（pKa 7.49）高于SDZ（pKa 6.40），在消化條件（發(fā)酵液pH為7.3～7.8）下以中性分子和陰離子為主，更易于與有機(jī)物或金屬產(chǎn)生靜電引力或形成氫鍵而吸附。

2.3.4 微生物共代謝作用對SDZ和SM2的去除

共代謝是普遍存在于自然界的一種代謝方式，影響著大量自然化合物和人工合成化合物的降解過程[23]。厭氧微生物在利用碳源的同時，可對抗生素進(jìn)行異化作用，但在抗生素降解轉(zhuǎn)化的過程中，微生物不能從中獲得維持生長的碳源或能源。SCOD主要由氨基酸、脂肪酸等組成，是厭氧消化過程中最容易被微生物利用的有機(jī)物[29]。與COD和VFAs相比，消化液中SDZ和SM2與其中SCOD含量具有極顯著（P＜0.001）的正相關(guān)關(guān)系（圖7），表明SCOD和SAs間可能存在共代謝過程。這說明，厭氧微生物首先利用SCOD作為一級基質(zhì)，維持自身細(xì)胞的生長，而將相對難降解的SAs作為二級基質(zhì)進(jìn)行異化降解。共代謝產(chǎn)物以N－乙酰－SDZ/SM2、4－羥基－SDZ/SM2、對氨基苯磺酸和2－氨基嘧啶等為主[32]；但這些共代謝的中間產(chǎn)物不能作為營養(yǎng)被同化成細(xì)胞質(zhì)，有些則會抑制關(guān)鍵酶的活性，甚至對微生物有毒害作用[33]。因此，厭氧消化過程中，關(guān)鍵酶的誘導(dǎo)及其活性的維持、生長基質(zhì)與SAs之間的競爭抑制、SAs及其中間降解產(chǎn)物對微生物的毒性作用等，這些影響共代謝過程的關(guān)鍵性因素還需進(jìn)一步研究。

圖6 各去除途徑下SDZ和SM2的去除量（a，b）及其去除率（c，d）Figure 6 Removal amounts（a，b）and rates（c，d）of SDZ and SM2 at different pathways（degradation，adsorption and hydrolysis）during anaerobic digestion of swine manure

圖7 發(fā)酵過程中消化液中SDZ和SM2與其中SCOD含量的相關(guān)性Figure 7 The relationships of SDZ and SM2 contents and their corresponding SCOD contents during anaerobic digestion

3 結(jié)論

（1）豬糞中溫厭氧消化條件下，SDZ和SM2的去除符合一級動力學(xué)模型，去除率分別為58.7%和74.0%，降解半衰期分別為5.85、5.90 d。

（2）厭氧消化條件下SDZ和SM2的去除過程為：先發(fā)生快速（＜12 h）吸附作用固定在固相中，進(jìn)而發(fā)生較為緩慢的生物降解作用。

（3）生物降解作用是豬糞厭氧消化中SDZ和SM2去除的主要途徑，貢獻(xiàn)率均在80%以上。共代謝作用是影響SAs生物降解的關(guān)鍵因素。

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The degradation and adsorption of sulfonamides in mesophilic anaerobic digestion of swine manure

JIN Hong－mei1,2,XU Cai－yun1,3,HUANG Hong－ying1,2,XU Yue－ding1,2
（1.Circular Agriculture Research Center,Jiangsu Academy of Agricultural Sciences;Jiangsu Agricultural Waste Treatment and Recycle Engineering Research Center,Nanjing 210014,China;2.East China Scientific Observing and Experimental Station of Development and Utilization of Rural Renewable Energy,Ministry of Agriculture,Nanjing 210014,China;3.College of Resources and Environmental Sciences,Nanjing Agricultural University,Nanjing 210095,China）

Concentrated animal feeding operations（CAFOs）are considered to be point sources of sulfonamide（SAs）pollution.Anaerobic digestion（AD）is used to treat manure and wastewater from CAFOs,reducing contamination and producing renewable energy and bio－fertilizer.However,little is known about how the AD process affects SAs.In this study,bench－scale batch experiments were conducted to investigate the biodegradation and adsorption characteristics of sulfadiazine（SDZ）and sulfamethazine（SM2）via AD of swine manure under mesophilic conditions[（37±1）℃].The removal rates of SDZ and SM2 were 58.7%and 74.0%,respectively,at initial concentrations of 20 mg·L－1.The first－order model best fit SDZ and SM2 removal dynamics,with degradation half－lives of 5.85 d and 5.90 d,respectively.Adsorption was rapid early in the AD process;SDZ and SM2 were adsorbed rapidly on solid digestates within 4 h and reached adsorption equilibrium within 12 h.After this point,slow biodegradation occurred,and was the dominant SDZ and SM2 removal pathway after 24 h.The removal rate through biodegradation reached＞80%for both SAs.SAs removal was significantly correlated with the soluble chemical oxygen demand（SCOD）,indicating that degradable organic matter was co－metabolized during SAs removal during AD of swine manure.

sulfonamides;biological degradation;adsorption;co－metabolism

X713

A

1672－2043（2017）09－1884－09

10.11654/jaes.2017－0296

靳紅梅，許彩云，黃紅英，等.豬糞中溫厭氧消化中磺胺類抗生素的降解和吸附特征[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2017,36（9）：1884－1892.

JIN Hong－mei,XU Cai－yun,HUANG Hong－ying,et al.The degradation and adsorption of sulfonamides in mesophilic anaerobic digestion of swine manure[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（9）:1884－1892.

2017－03－07

靳紅梅（1982—），女，河北吳橋人，博士，副研究員，從事農(nóng)業(yè)廢棄物無害化處理與資源化利用研究。E－mail：hmjin@jaas.ac.cn

江蘇省農(nóng)業(yè)科技自主創(chuàng)新資金項目（CX（16）1003－1）；國家科技支撐計劃課題（2015BAL04B00）；國家重點研發(fā)計劃項目（2016YFD0501401，2017YFD0801403）

Project supported：Jiangsu Agriculture Science and Technology Innovation Fund（CX（16）1003－1）;The National Key Technology Research and Development Program of the Ministry of Science and Technology of China（2015BAL04B00）;The National Key Research and Development of China（2016YFD0501401，2017YFD0801403）