药物和个人护理品(pharmaceuticals and personal care products，PPCPs)作为新型污染物最早在1999年由Daughton等^[1]提出，包括酸性药物、 中性药物、 杀菌剂和芳香剂等. 其中，酸性药物(acid pharmaceuticals)是指药物中含有羧酸基团，其pK_a值在4.9~3.6之间的一类化合物^[2]，主要包括非甾体消炎止痛药和血脂调节剂，目前市场上常见的有水杨酸、 布洛芬、 萘普生、 酮洛芬、 双氯芬酸、 甲灭酸、 托灭酸、 甲氯芬那酸、 吲哚美辛、 氯贝酸和吉非罗齐等. 在我国，布洛芬是最常用的消炎药之一，年产量高达1000 t^[3]，而双氯芬酸在全球的年均消费量也已经达到940 t^[4]. 随着人们生活水平和保健意识的不断提高，对PPCPs需求量和使用量不断增加. 大部分PPCPs通过代谢排泄和洗涤进入水环境中，对环境造成潜在威胁，PPCPs已成为近年兴起的一类新型有机污染物^[5].

目前生活污水、 污水处理厂尾水、 地表水、 地下水、 饮用水中酸性药物的质量浓度水平已有报道^{[6, 7]}. 不同水体中药物质量浓度差异很大，其在环境中检出值通常是ng·L^-1~μg·L^-1级水平^[8]. 其中布洛芬为常见药物种类，其在污水处理厂进水中的平均浓度为115 μg·L^-1，双氯芬酸则为47.1 μg·L^{-1[9, 10]}. 我国目前还没有酸性药物的污染物排放限制标准，对这些药物分布水平的报道也很匮乏. 尽管环境中酸性药物含量很低，通常不易引起急性毒性，且大部分酸性药物的半衰期不长，一些药物进入水体后可很快分解. 由于酸性药物大量频繁地进入水体中，会造成“假持久性”累积效应^[11]，其潜在的慢性毒性效应不可忽视.

人工湿地是一种生态污水处理技术，由于其工艺简单，建设、 维护成本低，世界各地开始投入使用，且证实有良好的处理效果^[12]. 近几年国外利用人工湿地进行酸性药物去除的研究才开始有报道^[8,12~14]，尽管人工湿地对酸性药物具有较为满意的去除效果，但是所涉及的去除机制却存在巨大的未知性. 酸性药物在人工湿地中的去除效率可能取决于药物本身的物理化学性质、 湿地基质、 植物以及具体工艺过程，外部环境如季节变化、 阳光照射等因素也影响到湿地系统对药物的去除效果^[13]. 本文选择在我国市场上最常使用的典型酸性药物布洛芬和双氯芬酸为对象，构建不同工艺人工湿地，探讨有无植物条件下对其去除的影响，分析其去除途径，以期为进一步的去除机制及净化机制研究打下基础，也为人工湿地去除PPCPs的行为预测等提供理论参考.

1 材料与方法 1.1 试剂和仪器

酸性药物标准品： 布洛芬(Ibuprofen，IBP)、 双氯芬酸(Diclofenac，DFC)购自德国Dr. Ehrenstorfer GmbH公司； 内标物标准品： 2,4,5-涕丙酸(Fenoprop，FNP)、 氯丙酸(Mecoprop，MCP)购自德国Dr. Ehrenstorfer GmbH公司； 甲醇、 乙酸乙酯、 甲酸、 甲苯、 五氟溴化苄、 三乙胺为色谱纯，叠氮钠、 过硫酸钾、 氢氧化钠、 抗坏血酸、 钼酸铵、 酒石酸锑氧钾、 盐酸、 硫酸、 酒石酸钾钠、 碘化钾、 碘化汞、 三羟甲基氨基甲烷、 氯化三苯基四氮唑、 葡萄糖为分析纯，实验用水为Milli-Q水，人工添加药物购自药店.

主要仪器： 恒温加热箱(DHG-9140A，上海索普仪器公司)、 氮吹仪(HSC-12A，中国天津恒奥科技有限公司)、 气相色谱仪(GC-Agilent 6890A，美国Agilent公司)、 紫外分光光度计(UV-2550，日本岛津仪器有限公司)、 全自动灭菌锅(D-1，北京发恩科贸有限公司)、 恒温水浴锅(HH-ZK6，上海羌强仪器设备有限公司)、 冷冻离心机(CF-16RXⅡ，日立公司).

1.2 装置设计

2014年8月，在广州暨南大学校园构建不同工艺小型人工湿地装置，分别为表面流系统(有、 无植物组)、 水平潜流系统(有、 无植物组)和垂直潜流系统(有、 无植物组). 装置所用材料为PVC塑料箱，具体设计参数见表 2. 砾石基质在填充前用自来水冲洗干净，集水管周围填充沸石，以防出水堵塞. 美人蕉幼株预先用霍格兰培养液^[15]培养一周，待新根长出后移植到各湿地装置中.

1.3 实验方法 1.3.1 装置运行与采样方法

装置运行： 装置建成后用暨南大学生活污水挂膜培养两个月，之后用人工配制生活污水连续培养，稳定运行1 a.

人工污水配制： 人工污水配方参考Wieβner等^[16]的方法，使污水中总氮(TN)、 氨氮(NH₄⁺-N)、 总磷(TP)、 化学需氧量(COD)的质量浓度分别为30.8、 15.4、 2.5、 163 mg·L^-1，水体污染负荷达到9.43×10^-3 kg·d^-1.

加试药物配制： 分别取布洛芬和双氯芬酸2.5 g溶于250 mL分析纯甲醇中，得到10 mg·mL^-1的储备液，再取上述储备液10 mL加入生活污水中，使最终进入人工湿地系统的药物质量浓度为100 μg·L^-1.

采样方法： 分别于2015年8月和2015年11月进行夏季、 秋季样品采集. 于每天上午09：00在不同湿地装置进出水口采集水样，装于500 mL棕色玻璃瓶中，并立即加入0.5 g叠氮钠抑制微生物活性，连续采集6 d(采样期间无下雨). 同时于上、 下午测定进出水口流量，连续采集4 h，计算水分损失值. 本实验过程中蒸发和植物蒸腾作用等造成的水损失占比为0.22%~2.82%，因此忽略流量变化对水体质量浓度的影响.

1.3.2 监测与分析

水样： 利用便携式水质分析仪(YSI ProPlus,Yellow Springs,Ohio 45387 USA)现场测定实验装置中的溶氧(DO)、 温度(T)、 酸碱度(pH)等理化指标. 参照标准方法^[17]分析进出水中COD、 TN、 TP、 NH₄⁺-N等水质指标，在24 h内完成.

基质： 以梅花点阵方式采集CW3~CW6装置中0~10 cm处基质，充分混匀，采用TTC-比色法测定基质中微生物脱氢酶活性^{[18, 19]}.

1.3.3 酸性药物的测定

取5 mL水样于试管中，加入100 μL 5mg·L^-1的混合内标，再加入2 mL乙酸乙酯∶甲酸=50∶1的萃取液，充分涡旋后静置，转移上层溶液于另一试管中，重复两次. 最终氮气流下浓缩近干，重新以0.5 mL乙酸乙酯定容，然后过0.22 μm有机相尼龙滤膜，并转移至2 mL棕色进样小瓶中，在-20℃保存. 衍生化方法同文献^[20]，目标化合物利用Agilent 6890A气相色谱仪进行测定，检测器为μECD，色谱条件同文献^[20].

1.3.4 质量控制与保证

分析样品过程中，同时分析QA/QC样品，包括方法空白、 空白加标和空白加标平行样. 方法空白用来控制整个实验过程中是否有人为或环境因素所带来的污染； 空白加标用于控制整个实验过程的准确性. 2种药物在水体中的加标回收率在82%~111%之间，以3倍信噪比为该方法的检出限(limit of detection,LOD)，10倍信噪比为定量限(limit of quantitation,LOQ)，具体结果见表 3.

1.4 数据处理

利用Origin 8.5作图计算，利用SPSS 13.0单因素方差分析(One-Way ANOVA)不同湿地装置对去除效率的影响，单变量方差分析(Univariate)工艺和植物对去除效率的影响，配对样品t检验(Paired-Samples t Test)分析季节变化的影响，采用Pearson进行相关性分析.

降解常数k值采用如下公式进行计算^[21]：

式中，c_i为进水质量浓度(μg·L^-1)，c_e为出水质量浓度(μg·L^-1)，HRT为水力停留时间，HRT= ε V/Q，其中，ε为湿地介质的孔隙率(无量纲)，V为系统的几何体积(m³)，Q为湿地系统的平均流量(m³·d^-1).

2 结果与分析 2.1 TN、 NH₄⁺-N、 TP和COD去除效果与分析

不同构型湿地系统进出水温度(T)、 溶解氧(DO)和酸碱度(pH)如表 4所示. 实验期间夏季水温在31~32℃、 秋季水温在22~23℃范围变动； 不同湿地系统出水中pH值变动范围为7.2~8.2，水体基本处于弱碱性环境中； 不同工艺人工湿地出水中DO值差异较大，其中垂直潜流中DO值最高，夏季达到(1.4±0.3) mg·L^-1，可见垂直潜流的复氧作用为湿地提供了更多氧气； 水平潜流DO值次之，为1.0~1.3 mg·L^-1，整体处于兼性环境； 表面流中DO值为0.2~0.3 mg·L^-1，水体处于厌氧状态.

TN、 NH₄⁺-N、 TP和COD在各湿地系统中的去除效果如图 1所示. 总体来看，垂直潜流、 水平潜流和表面流人工湿地对TN的平均去除效率分别为84%、 90%和34%； 对NH₄⁺-N的平均去除效率分别为75%、 87%和20%；对TP的平均去除效率分别为49%、 58%和18%； 对COD的平均去除效率分别为77%、 79%和28%，可见各指标在湿地中的去除效率均表现为水平潜流＞垂直潜流＞表面流. 有植物条件下，NH₄⁺-N、 TP和COD在湿地中的去除效率显著高于无植物组(P＜0.05)，TN的去除效率则没有显著性差异(P>0.05). 可能原因如下： TN的去除主要是微生物的硝化和反硝化作用，因此在兼性厌氧环境下处理效果最好. NH₄⁺-N、 COD的去除主要是通过好氧微生物的降解作用，垂直潜流和水平潜流的基质利于微生物的挂膜生长，水平潜流的饱和流状态使微生物丰度更高，因此水平潜流的处理效果最好； 同时植物的根际泌氧作用促进了好氧微生物的生长，因此提高了NH₄⁺-N、 COD的处理效果. TP的去除主要是基质吸附，其次是植物吸收作用，该表面流湿地中无基质存在，植物吸收和

水体微生物降解作用有限，因此处理效果最差. 夏、 秋季相比，尽管水温相差10℃左右，但各湿地中的去除效率均无显著性差异(P>0.05).

2.2 布洛芬和双氯芬酸在人工湿地中的去除效果

布洛芬和双氯芬酸在不同人工湿地中的去除效果如图 2所示. 结果表明，布洛芬在表面流、 水平潜流和垂直潜流人工湿地中的平均去除率分别为26%、 69%和60%. 对工艺、 植物进行单变量方差分析(表 5)发现，工艺条件对布洛芬的去除有极显著影响(P＜0.01)，处理效率高低依次为水平潜流、 垂直潜流和表面流； 植物组的去除效率极显著高于无植物组(P＜0.01)； 将夏、 秋季的去除效率进行配对t检验发现，布洛芬的去除效率无显著性差异(P>0.05).

双氯芬酸在3种人工湿地中的平均去除效率分别为表面流58%、 水平潜流49%和垂直潜流43%. 单变量方差分析(表 5)发现，工艺条件对双氯芬酸的去除有显著影响(P＜0.05)，表面流最高，水平潜流其次，垂直潜流最低； 植物组和无植物组无显著性差异(P>0.05)，且植物组的去除效率低于无植物组； 季节变化对双氯芬酸的去除无显著影响(P>0.05).

2.3 布洛芬和双氯芬酸在湿地中的降解常数

有研究认为^[21]，一级反应方程是模拟有机物在湿地中降解动力学的最佳模型. 利用一级反应方程得到布洛芬和双氯芬酸在表面流和水平潜流湿地中的降解常数k值，如表 6所示. 布洛芬在不同湿地中的k值为0.112~1.125 d^-1，其中水平潜流植物组(CW3)最高，表面流无植物组(CW2)最低，可见布洛芬在水平潜流植物组的降解能力最强； 双氯芬酸在不同湿地中的k值为0.258~0.576 d^-1，其中水平潜流无植物组(CW4)最高，表面流植物组(CW1)最低，表明双氯芬酸在水平潜流无植物组的降解能力更强.

2.4 药物去除与理化指标的相关性分析

将药物的去除效率与理化指标进行相关性分析，结果列于表 7(仅列夏季分析结果，秋季结果与之一致). 可以看到布洛芬的去除效率与DO值呈极显著正相关(P＜0.01)，与NH₄⁺-N、 COD的去除效率呈极显著正相关(P＜0.01)，可能表明布洛芬在湿地中主要发生好氧生物降解； 双氯芬酸的去除效率与DO值呈极显著负相关(P＜0.01)，与TN、 NH₄⁺-N的去除效率呈显著负相关(P＜0.05)，与COD的去除效率呈极显著负相关(P＜0.01)，这与布洛芬的分析结果相反，可能表明双氯芬酸在湿地中主要发生了厌氧生物降解.

2.5 湿地基质中的脱氢酶活性

酶活性的强弱表征微生物活性的强弱，微生物活性的强弱则直接影响着湿地系统中微生物降解污染物质的能力. 脱氢酶为常见的氧化酶，在一定程度上影响着湿地系统对药物的去除效果. 因此，于秋季测定了垂直潜流与水平潜流湿地中基质脱氢酶活性(U)，结果依次为CW3(3.35)>CW5(2.69)>CW4(2.14)>CW6(2.08). 对布洛芬的去除效果与脱氢酶活进行相关性分析，发现两者之间具有较好的正相关性(R²=0.947)(图 3)，再次表明布洛芬在基质中主要发生好氧生物降解. 双氯芬酸在湿地中的去除效果与脱氢酶活的相关性较低(R²＜0.4)，表明好氧生物降解不是双氯芬酸的主要去除途径.

3 讨论

本文研究了布洛芬和双氯芬酸在不同构型人工湿地中的去除，发现布洛芬在水平潜流和垂直潜流湿地中的去除效率远远高于双氯芬酸，而在表面流湿地中的去除效率远远低于双氯芬酸，这可能主要取决于药物本身的物理化学性质、 湿地基质、 植物以及具体工艺过程，外部环境如温度、 光照等因素也影响到湿地系统对药物的去除效果. 布洛芬和双氯芬酸在本实验中的去除效果(图 2)与湿地平均处理水平^[12]相当，表现出较好的处理能力. 同时，TN、 NH₄⁺-N、 TP和COD均表现出良好的去除效果，表明湿地运行稳定，药物并未对常规污染物的去除产生不良影响.

药物在湿地中的去除过程主要包括挥发、 水解、 基质吸附、 植物吸收、 光降解、 生物降解等^[22]. 通常认为当亨利系数大于3×10³时化合物容易挥发到空气中^[22]，由于酸性药物的亨利系数很低，其挥发过程可以忽略. 当0.5 ＜lgK_ow＜l3时，有机物更容易从水相迁移到植物根部，进而传输到植物各组织中^[23]. 布洛芬和双氯芬酸的lgK_ow分别为3.97和4.57(表 1)，实验发现植物对两者的直接吸收作用很小(图 2). 同时有研究表明^[24]，布洛芬和双氯芬酸在湿地基质中的质量浓度很低. 故本文重点探讨其在湿地中的水解、 光降解和生物降解行为.

布洛芬在表面流湿地中的去除效率约为25%，显著低于水平潜流湿地的69%和垂直潜流湿地的60%. 表面流湿地在结构和功能上都类似于天然湿地系统，对有机物的去除主要通过有机物自身水解和沉淀、 植物的截留和吸收以及微生物的代谢作用，同时水面复氧作用有助于提高有机污染物的处理率^[25]. 由于水流在湿地表面呈推流式前进，污染物随水流从基质表面漫流而过，基质微生物降解作用仅发生在表层，因此相对垂直潜流和水平潜流湿地，生物降解能力较差. 在本实验中，表面流湿地未添加基质材料，使微生物缺乏生存的场所，可能导致表面流湿地中的微生物生物量较少； 同时湿地系统污染负荷较高，使表面流湿地对布洛芬的去除效果较差. Hijosa-Valsero等^[26]研究了无基质条件下，表面流湿地对城市生活污水中PPCPs的去除，发现布洛芬在表面流湿地中的去除效率高于本研究，可能是因为进水中布洛芬浓度较低，利于微生物的降解. 布洛芬在潜流湿地中的去除效率显著高于表面流(P＜0.05)，可见潜流湿地系统的基质微生物对布洛芬的降解发挥了重要作用. 因为布洛芬只有一个苯环，链式结构使其容易发生生物降解^[27]. 在潜流湿地中，植物组的去除作用显著提高(表 5)，说明美人蕉通过根部泌氧等间接作用提高湿地对布洛芬的去除^[28]. 本实验结果发现，布洛芬的去除效率与COD、 NH₄⁺-N的去除效率呈极显著正相关(P＜0.01，表 7)，表明布洛芬和COD、 NH₄⁺-N一样，通过好氧生物降解作用去除. 同时，布洛芬的去除效率与好氧脱氢酶活性呈显著正相关(P＜0.05，图 3)，进一步证明好氧生物降解为布洛芬的主要去除途径. Matamoros等^[29]发现在实验时间内，好氧降解产物羟基布洛芬一直处于优势地位，这与本研究结果一致. 有研究发现^[30]布洛芬在垂直潜流湿地中的去除效率最高，这可能是因为垂直潜流的复氧作用更有利于好氧降解. 本实验中垂直潜流的去除率低于水平潜流，可能是因为实验设置的进水流量(2 L·h^-1)较小以及垂直潜流不饱和状态使基质中微生物丰度较低^[31]，因此垂直潜流湿地中去除效率较低. 尽管水平潜流整体处于兼性厌氧状态，但基质中存在好氧微区域，利于布洛芬的降解作用^[32].

双氯芬酸在表面流湿地中的处理效率最高，这与Matamoros等^{[33, 34]}的研究结果一致： 他们发现双氯芬酸在水平潜流湿地去除效率小于50%，而在表面流湿地中去除效率可以达到73%~96%. 双氯芬酸的水解能力很弱^[35]，因此光降解在双氯芬酸的去除中发挥了重要作用. 季节变化是影响双氯芬酸降解的一个关键因素. 夏季光照强度大，温度高，C—N—C键容易断裂，利于双氯芬酸进行光降解^[36]. 秋季，双氯芬酸在潜流湿地的去除效率无显著变化(P>0.05)，表明在20~30℃的条件下微生物、 植物生长代谢比较稳定，生物降解作用一定. 而表面流湿地中的去除效率显著降低(P＜0.05，)，可见光照强度的削弱限制了光降解作用. 双氯芬酸在植物组的去除效率与无植物组没有显著性差异(P>0.05，表 5)，表明植物的存在对双氯芬酸的去除没有影响. 相关性分析发现(表 7)，双氯芬酸的去除效率与DO值、 COD的去除效率呈极显著负相关(P＜0.01)，表明不同于布洛芬，双氯芬酸在湿地中主要发生了厌氧生物降解. 事实上，双氯芬酸的氯原子基团使其难以生物降解^[37]. Suárez等^[38]利用活性污泥反应器研究双氯芬酸的生物降解，发现在好氧、 厌氧条件下，双氯芬酸的降解率均小于20%. 不过本实验中，双氯芬酸在潜流湿地中的去除效率达到42%~52%，可见一定条件下双氯芬酸可以发生较强的厌氧降解行为.

4 结论

(1) 布洛芬在表面流、 水平潜流和垂直潜流人工湿地中的平均去除率分别为26%、 69%和60%，双氯芬酸则分别为表面流58%、 水平潜流49%和垂直潜流43%.

(2) 药物并未对常规污染物的去除产生不良影响，水平潜流植物组更适合布洛芬的去除，而双氯芬酸在表面流无植物组中的去除效率最高.

(3) 布洛芬在湿地中主要通过好氧生物降解作用去除，双氯芬酸在湿地中的主要去除途径为光降解和厌氧生物降解.