饲料或直接投放而进入水体，或经由鱼类食用后随排泄物排入水体并在底泥中蓄积，水产品体内残留的抗生素被人类或其他水生动植物摄入后进入食物链。研究发现，水产养殖中施用的抗生素仅20～30％被鱼类吸收，70～80％将直接进入水体。此外，用于防治农作物病虫草鼠或调节生长的农用抗生素(农抗)也有很大一部分经雨水淋洗或径流进入水体，或由于农作物内表残留经食用进入食物链。 1.2.2.4抗生素制药废水
抗生素的制备方法主要有微生物发酵提取、化学合成和半合成三种方式，其生产过程中排放的废水是环境中抗生素污染的另一重要来源。抗生素废水因含有多种难降解的生物毒性物质和较高浓度的活性抗生素使其在WWTPs生化处理过程中因能抑制微生物生长而体现出顽固难生化降解的特性，加之抗生素生产过程中废水排放的不连续性及较大的浓度波动，使降解处理难度进一步加大。
因此，抗生素废水虽经过WWTPs处理但仍将以高活性、高毒性的形式进入地表水继而污染地下水、饮用水、土壤或最终进入食物链。
1.2.3水体抗生素的污染现状
抗生素作为全球性的新生污染物，其对环境尤其是水环境的危害逐渐引起世界范围内的广泛关注，其中环境中抗生素的残留问题也成为国内外的研究热点。 1982年Watts等首次在英国某河流中检测出大环内酯类、四环素类和磺胺类抗生素，污染浓度达1?g/L。自此之后，关于水体中抗生素污染物的检测报道日益趋多，涉及的水体包含地表水、地下水、海水、饮用水、WWTPs 出水和医院废水等。此外，土壤、淤泥和动植物生物体内也检测出抗生素残留。在不同水体中抗生素污染等级存在一定的差异，通常情况下，医院废水中抗生素的污染级别最高，可高达?g／L级别，而城市污水中污染浓度常为低?g／L级，地表水、海水和地下水则呈ng／L级别的污染。此外，与农业灌溉渠相通的河流内抗生素残留量明显高于远离农业灌溉区河流中的残留量，且河底沉积物中的残留量又高于上覆水。
Brown等对美国新墨西哥州的数个医院、宿舍区、乳制品厂和城市污水管道的23个污水样品和3个格兰德河地表水样品检测发现11种抗生素的残留，58％的样品中至少检测出1种抗生素，而25％的样品中残留的抗生素多达3种或更多。其中，在医院和城市污水中检出的相对高浓度的氧氟沙星(35．5 ug／L)对生态环境可能带来的潜在基因毒性和抗生素耐药风险尤其值得关注。Watkinson等分析澳大利亚3家医院、5家废水处理厂、6条亚昆士兰东南部水域的河流和饮用水水库中的水样，结果发现28种抗生素的残留。医院污水中主要检出内酰胺类，喹诺酮类和磺胺类抗生素，浓度在0．01-14．5 mug／L范围；流入废水处理厂的污水中抗生素浓度高达64 mug几，经处理后抗生素残留量大大减少，抗生素的去除率平均能达80％，但出水中仍有低ng／L级别的痕量抗生素存在，部分抗生素的浓度能
高达3．4 mug／L，残留的抗生素主要是大环内酯类，喹诺酮类和磺胺类。6条河流的地表水(包含淡水，河口水，海水)中频繁检出的抗生素残留一般在低ng／L至2 mug／L浓度范围，残留量的多少主要取决于废水处理厂的处理能力。 Karthikeyan等检测分析美国威斯康辛州的数个污水处理厂的出水，结果显示处理后的排水中仍残留有6种抗生素，按检出频率依次为：四环素和甲氧苄啶(80％)>磺胺甲恶唑(70％)>红霉素(45％)>环丙沙星(40％)>磺胺甲嘧啶(10％)。
我国是抗生素生产和消费大国，且对抗生素的生产和使用缺乏科学而严格的管理，抗生素的滥用现象非常严重，致使抗生素持续大量地排入环境。此外，由于我国许多地区污水处理设施不健全，污水处理效果不理想，甚至部分污水未经处理就直接排入地表水。因此我国各类环境介质中抗生素的残留问题极其严重，残留浓度普遍趋高。Luo等对我国的海河及其6条支流的水样中12种抗生素进行分析发现，这12种抗生素(主要为四环素类、磺胺类、喹诺酮类和大环内酯类)中磺胺类抗生素的检出频率(76～100％)和检出浓度(24,-,385 ng／L)均最高，且其中有8种抗生素均来源于畜牧和水产养殖，养殖场附近水样中抗生素的浓度达O．12~47 mug／L，比当地污水处理厂污水中的含量高1～2倍。
1.2.4水体抗生素污染的危害
水体中蓄积和残存的抗生素将对生态环境和人类健康构成长期的潜在危害。由于抗生素在医疗和畜禽养殖等领域广泛而不合理地滥用，使其持续不断地流入环境，在环境中造成生物蓄积和“假持续”污染。虽然目前水体中抗生素的残留尚处于微量水平，但长期持久性地暴露，将对水生态环境和人类健康构成潜在风险。水体中抗生素污染引发的不良影响主要体现为以下几个方面：
1.2.4.1对微生物生态系统的影响
抗生素多为抗微生物药物，能直接杀灭微生物或抑制其生长。水体抗生素的持续残留将加剧微生物耐药现象，并影响微生物群落的组成，引发微生态失衡。
一方面，病原微生物长期接触抗生素后，将发生基因突变产生耐药菌株，这些耐药菌株通常体现出很强的耐药性。具体体现在病原微生物对抗生素的敏感性下降或消失，抗生素在治疗这些耐药菌引发的疾病时疗效降低或失效。其耐药机制目前认为主要有酶促破坏，改变敏感靶部位或降低菌膜通透性等3种：
耐药菌中的耐药因子可产生破坏抗生素或使之失去抗菌作用的酶，使抗生素在作用 于菌体前即被破坏或失效；耐药菌株因基因突变致使抗生素作用靶位的蛋白发生改变，使抗生素无法与之结合而失去抗菌活性；耐药菌通过生成改变膜通透性的障碍物使抗生素无法转入菌体或将抗生素因拮抗作用而运出体外，从而使抗生素药效下降或消失。由于抗生素的滥用使得环境水体中残留的抗生素不断蓄积，微生物长期暴露在含有抗生素的环境中将加剧抗
生素耐药菌的生成。当这些耐药菌感染生物体后，只能通过增大抗生素的剂量或改用及联用它种抗生素才可能实现理想疗效，继而致使更多数量或更多种类的抗生素释放入环境，最终导致更多更强耐药菌种的出现。水体中逐渐增多的抗生素残留还可能通过饮用水或生物吸收 富集入食物链，在食物链中恶性循环，进一步加剧耐药性的产生。研究发现，人和动物体内耐药菌或耐药因子向水体的扩散及水体中持续暴露的微量抗生素对菌群产生的耐药性选择都可能引发或加剧微生物耐药。此外，耐药菌株或其耐药质粒还可直接在各种水体或食物链中传播，从而加重耐药性的扩散或发展。
另一方面，环境水体中持续存在的抗生素还将影响微生物群落的组成，对微生态系统造成潜在风险。由于抗生素耐药现象的出现，水体中不具耐药性的菌株将被抗生素杀灭，使得这些菌株在环境中越来越少，而具有耐药性的优势菌将逃脱抗生素的作用得以大量繁殖，耐药菌感染生物体激发新型抗生素的研制，新型抗生素的大量广泛使用又致使菌株进一步发生突变产生新的耐药菌，从而使得微生物群落组成不断发生改变，最终将导致微生态系统固有的平衡被打破而引发更严重的危害。 1.2.4.2对人类健康的影响
水体中抗生素的污染将直接或间接地影响到人类的健康。
具体体现为通过污染饮用水或动植物食品被人体摄入富集，直接引发过敏反应、三致毒性或间接致使人体菌群失调及耐药菌的传入而引发潜在危害。由于污水处理系统的不完善及动植物养殖中抗生素的滥用致使抗生素在饮用水和动植物食品中造成蓄积和残留，这些残留的抗生素随食物被人体摄入，继而在人体中不断积聚，有些将直接引起个体的过敏反应甚至食物中毒；有些则影响人体免疫系统降低免疫力；甚至研究发现部分抗生素还将引发致畸、致癌、致突变或内分泌干扰等不良反应。例如，饮用水中检出的一些喹恶琳类和硝基咪唑 类抗生素可干扰动物体细胞有丝分裂，具潜在致畸、致癌、致突变风险。链霉素有诱发基因突变而致畸的危险。长期大量使用磺胺类抗生素(如磺胺二甲嘧啶)能诱发啮齿类动物甲状腺增生而引发肿瘤。水体中残留的抗生素随食物链持续进入人体还将对人类消化道、口腔、呼吸道等系统中的正常菌群造成不良影响。这些系统中往往寄生有多种细菌，这些细菌相互制约维持着菌群的平衡。若长期接触抗生素，敏感菌将持续被抑制或杀灭，而非敏感菌则不断繁殖，从而造成菌群失调，某些致病菌(如肠道中的大肠杆菌)将趁机增殖而继发感染。 此外，水体抗生素污染诱发的耐药菌也可能随饮用水或食物继而转入人体，给人类健康带来威胁。
1.2.4.3对水生动植物的影响
抗生素污染物在水体中的长期残存将对水生的动植物(如藻类、浮游动物、鱼类和两栖动物等)的生长繁殖甚至生存造成负面影响。大量研究显示，藻类对抗生素的敏感性非常强，尤其是微藻类和蓝绿类(如铜绿微囊藻)，水体中微量抗生素的短期暴露就会影响这些藻类的生长。水中一些高等植物在长期接触抗生素污染之后其生长也会受到影响。Brain等研究发
现，抗生素能干扰叶绿素蛋白质的合成，抑制水生高等植物浮萍圆瘤的生长，毒性表现最明显的是氟喹诺酮类、磺胺类和四环素类抗生素。Martins等研究水体抗生素污染对水生野生动植物的生态毒性，考察环丙沙星对水生植物月牙藻和浮萍的生长影响，对浮游动物大型蚤的生存繁殖影响，以及对鱼类中食蚊鱼的生存影响。结果显示，较高浓度环丙沙星的短期暴露对月牙藻和浮萍的生长毒性明显高于大型蚤和食蚊鱼，在此急性毒性实验中食蚊鱼未表现出急性毒性。此外，大型蚤的长期实验数据显示，低浓度环丙沙星的长期暴露对大型蚤的生存繁殖造成了危害。虽然抗生素对鱼类的直接危害不明显，但是一些脂溶性强的抗生素会富集在鱼类或两栖动物体内，对其造成长期的潜在毒性，并可能通过食物链而危及人类健康。
1.3水体抗生素污染治理技术
随着水体中抗生素污染水平的不断升高，抗生素去除方法的研究引起了国内外的广泛关注。由于大部分传统污水处理厂或饮用水处理厂并未设计专门针对废水中强极性污染物的处理方法。因此，目前最经济可行的污染控制手段就是通过减少抗生素的日用量来减排。然而，除此之外，有效治理环境中抗生素的新技术和新方法的开发和应用也极其重要。
目前水体中抗生素污染物的去除方法可以借鉴有机污染物的各种物理和化学处理技术，例如：化学氧化和生物降解(破坏性方法)；
吸附、液相萃取和膜滤技术(非破坏性方式)等。
具体方式的选用可以根据水中抗生素的污染水平和处理成本来选择。
1.3.1传统水处理技术
传统的水处理技术主要有生化处理、砂滤和凝结／絮凝／沉降等，这些方法被广泛用在污水或饮用水处理厂来处理净化水质。 1.3.1.1生化处理法
在生化处理系统中，活性污泥技术使用较为广泛，该技术主要用于工业废水的处理。该方法常采用有氧或厌氧方法在活性污泥池中通过调控温度和化学耗氧量来实现有机化合物的降解或去除。由于废水中许多高毒性的污染物对生化处理过程中使用的微生物有一定的抵抗性和毒性，因此，生化法在高浓度污染废水处理方面受到了一定的限制。然而，这种方法在大流量低浓污水的处理方面能发挥一定的作用。如果污染物对所选用的微生物的毒性非常低，那么生化法可以成为理想的废水处理方法。
Xu等选取8种主要用于人类医疗的抗生素考察他们在我国南部珠江三角洲4家废水处理厂的转归和消除情况，研究发现，这8种抗生素中有5种经处理后仍被频繁检出，分别为氧氟沙星、诺氟沙星、罗红霉素、红霉素．H20(红霉素主要降解产物)和磺胺甲恶唑，他们的浓
度在处理前后分别是10～1978 ng／L和9,--2054 ng／L，处理基本无效。此外，这5种检出最频繁的抗生素在这4家废水处理厂的终端出水和淤泥中日总量在O．5 g至828 g之间，每日的差异非常大。 1.3.1.2砂滤法
砂滤法是指采用颗粒介质(沙粒、煤炭、硅藻土、粒状活性炭等)过滤去除废水中的固体微粒尤其是悬浮性固体微粒的方法。较大颗粒一般可以通过过滤介质孔隙截留的方式从废水中脱除，然而，小粒子则需到达介质表面，依靠粒子与过滤介质产生的静电引力、化学结合或吸附等作用实现脱除。
Stackelberg等【53]研究传统饮用水处理技术对药物的清除能力，发现颗粒活性炭的砂滤过程能实现53％的药物去除率，此过程主要通过吸附原理实现。砂滤法一般无法对污染物进行降解，随着砂滤的进行，污染物在过滤介质上不断富集，当介质中污染物浓度达到一定阈值后污染物有可能从介质上脱离而对水造成再次污染。 1.3.1.3凝结／絮凝／沉淀法
传统的废水处理技术中也常使用凝结／絮凝／沉淀过程来净化水质。该方法一般采用在废水中引入化学物质来促进固体沉降，通过污染物沉淀或形成胶体而使污染物与废水发生脱离。最常引入的化学物质有石灰、明矾、铁盐和聚合物等。但这些技术都需要后续处理，以使凝结形态的污染物最终从废水中去除。Stackelberg等研究显示传统饮用水处理技术中凝结／絮凝／沉淀过程对药物的净化率仅15％。
近10年来，多种传统水处理技术已被用于环境介质中抗生素污染物的治理。
Vieno等研究河水中检出的多种药物在小规模饮用水处理厂的去除情况，研究发现，凝结沉降和快速砂滤后药物的平均清除率仅有13％，有效地消除过程发生在后续的臭氧氧化阶段，而最后的两级颗粒活性炭滤过对亲水性强的环丙沙星等滤除效果不理想。在整个处理过程中，大部分药物能被清除至限定浓度以下，仅环丙沙星对各阶段的处理不敏感，去除效果最差。由此可见，传统的水处理技术对抗生素的去除效率很有限，正逐渐被其他更有效的新技术所取代。
1.3.2氯化氧化法
因其低成本性，氯气或次氯酸盐被自来水厂频繁地用于饮用水的杀菌消毒。氯气或次氯酸盐常在水的后续处理过程中加入，使饮用水在分配过程中保留一定的杀菌能力。然而，一些研究指出这种氯化处理法也可用作含药废水生化处理的预处理，将药物氧化后提高含药废水的可生化性、降低毒性。
氯化氧化法中使用的活性氯主要有次氯酸盐(CIO一)、氯气(C12)和二氧化氯(C102)。其中C10‘具有最高的标准氧化电位(Eo-1．48 V)，其次是C12(Eo_1．36V)和C102(E0_O．95