在实验室模拟用土壤含水层处理不同底物浓度的药品和个人护理用品的污水

1、在实验室模拟用土壤含水层处理不同底物浓度的药品和个人护理用品的污水凯瑟琳M·Onesios ，爱德华·j Bouwer地理与环境工程学院，约翰霍普金斯大学，北查尔斯街3400号，艾姆斯馆313，马里兰州巴尔的摩21218，美国。-缩写：PPCP，制药和个人护理产品，国家税务总局，土壤含水层处理;类固醇消炎药，非甾体类抗炎 药物。 *通讯作者。电话：T传真：T 电子邮件地址：（KM Onesios），（EJ Bouwer）。 0043-1354/$ e见前面的问题

2、0;2012 Elsevier公司保留所有权利。 DOI：10.1016/j.watres.2012.02.001文 章 信 息文章历史： 2011年3月25日 初稿 2011年12月13日 修改稿2012年2月2日 刊登2012年2月11日 网络发行关键字：PPCPs生物降解微量污染物废水利用新兴污染物水循环摘 要 药品和个人护理用品（PPCPs）已经在世界范围内的水体中检测到，但它们对环境的影响尚不完全清楚。最近的毒性研究表明，低浓度的PPCPs混合物可能对暴露的生物产生危害，值得强调的是需要在把污水处理厂处理的污水排放到受纳水体之前把其中的PPCPs去除掉。在这项研究中，研究用PPCPs

3、生物膜去除是目前防止环境污染最为有效的一种手段。去除14种PPCPs，初始浓度均为10ug/L，研究了接种污水处理厂出水实验室沙柱。检查包括基本的 PPCPs，联苯，甲酚，对氯，苄氯酚，双氯芬酸钠，加巴喷丁，吉非罗齐，5-氟尿嘧啶，布洛芬，酮洛芬，萘普生，三氯生，和丙戊酸。柱通路中取出来十种PPCPs，去除率高于95%，而其他四种化合物被证明是很顽固的。接着对供给PPCPs的混合物供给的一级基体（醋酸）的浓度（50或1000ug/L）的易降解效果进行了研究。不管醋酸的浓度是多少，大多数所测试的PPCPs被生物膜一致地除去，虽然对三种化合物去除的程度显示与醋酸浓度有关和两个随着时间的推移表现得没

4、有可复制的模式。生物膜蛋白测量表示提供给列的PPCPs 混合物抑制生物膜的生长，表明了PPCPs对生物膜群落的毒性。此实验室规模的实验表明，基于生物膜水治疗战略，如土壤含水层处理和慢砂过滤，可能非常适合从受影响的水中去除许多的PPCPs。 2012 Elsevier公司保留所有权利。1.简介“药品和个人护理产品”（PPCPs）是一个广泛的概念，不仅包括处方药和非处方药，防腐剂，也广泛包括兽用药和非法药物，香水，防晒霜，及其代谢物（daughton和特恩斯，1999）。最近的研究调查表明，世界各地均检测到了被PPCPs污染的水（艾什顿等，2004；focazio等人，2008；Hirsch等人，

5、1999；Kolpin等人，2002 ；南等人，2003）。具体而言，PPCPs已在污水处理厂的废水（污水处理厂）（艾什顿等人，2004），医院污水（Ku¨mmerer等人，1997），地表水中（Kolpin等人，2002）地下水（巴尼斯等人，2008），饮用水中检测到（benotti等人，2009）。虽然目前在环境中发现的PPCPs的浓度通常是在ng / L低ug/L的水平，毒理学研究表明，即使这些低浓度的PPCPs也可在一些混合物测试中引起关注（帕洛特和本尼，2009；pomati等人，2006，2008）。 环境中的PPCPs的主要来源之一是污水处理厂。虽然有些化合物(如对-乙

6、-酰氨基酚和咖啡因)在多个研究中已经被报道在城市污水处理厂被很好地处理，这些化合物的出现是个例外。文学报道中的绝大多数的PPCPs并没有完全被污水处理厂除去，这意味着污水中的PPCPs正被排入环境中 (Onesios et al.，2009年)。为了减少目前被大量排放到环境中的PPCPs，除了标准的废水处理技术，其它从水中除去PPCPs的方法也需要被应用。本实验中测试除去PPCPs可能性的实验方法是土壤含水层处理（SAT）。这种水循环处理方法依赖于城市污水处理厂土壤清洁中发生的生物，化学和物理过程因为它浸润然后通过土壤渗透从土壤传播到潜在的含水层。含水层的水几月或数年以后撤回为了将来需要。土壤

7、含水层处理SAT使用于美国干旱的西南部 (狐狸等人，2001年），其好处包括减少与表层水相关联的味道和气味问题，补给含水层以抵消透支，以更好地实现土壤运输过程中的水处理。除了土壤含水层处理（SAT）的这些好处，有毒化合物渗入到含水层和地下水中也是一个问题（朝野和科特鲁沃，2004年）。因为PPCPs对人类和生态系统的伤害是潜在的，在地表过程中除去PPCPs已经被分摊到现场和实验室研究中。在一场规模地下水补给研究中，在接下来的六到十二个月中地表的X-射线减少50%，六至十年的渗透，缺氧的流动导致60%去除(Drewes,et al，2001年)。在另一个全规模的地下水补给研究中，液压相应区域的地

8、下水发生了显著的变化这可能使其浓度增加。(Drewes et al .,2002年)l类似的广泛的有效去除结果已经在其它实验和全面潜流系统中公布。例如，Grunheid et al.(2005年)发现在银行过滤系统中磺胺甲恶唑的去除率是95%，但在人工充电系统中只有53%是去除的。华et al.(2003)发现这种碘酸、泛影酸和丁酸的去除率低于20%，而布洛芬、碘普罗胺、碘海醇，和萘普高于90%的生物活动砂列被全部除去了。总的来说，许多PPCPs在地下系统中被有效地除去。如图所示的恩斯et al.'s(2007)研究显示在仅仅只有120cm的地下渗透之后只有52检测到只有四个应用中的P

9、PCPs，但为了确定地下水系统中的PPCPs的命运，更多的研究需要去完成。这项研究的目标是（1）确定在一个模拟SAT的系统中，一套PPCPs在生物学上的除去程度，(2)研究一种极易降解的初级基质（醋酸）的浓度对去除PPCPs的影响(3)检查这种极易降解的初级基质的浓度或PPCPs的存在是否对砂列中的生物量的增长存在影响。2.材料和方法2.1设置和操作表一 提供给接种污水处理厂五沙填充柱化学品的出水浓度 列PPCP浓度（mg / L）醋酸浓度（mg / L）氯化汞的浓度（mg/ L）非生物控制10010活跃，无醋酸盐 1000活跃，低醋酸盐10500活跃，高醋酸盐1010000背景控制0500这

10、是一种在介质上提供作为混合物各单独PPCP的浓度。 五列玻璃柱（内径2.5厘米，30厘米深床，聚四氟乙烯的端部配件，聚乙烯床支架的孔径20毫米，kontes，葡萄园，NJ）充满了干砂（30-40网格，洗净，BDH，VWR，西切斯特，PA）。两个厘米砂层的沙子被夯实之前添加的沙子是下一层的25倍。填充柱在之前被连续高压流灭菌连续灭菌三天。介质是由一个8通道蠕动泵（ISMATEC，瑞士）通过柱泵入的流动方向。所有管（PTFE管，1/16英寸外径，金布尔大通，葡萄园，新泽西州;PHARMED Ismaprene2停泵管，1.52毫米内径，IDEX，德国）和柱床载体进行或者通过高压灭菌或用消毒接触几个

11、小时，然后用无菌水彻底冲洗10的漂白剂溶液。约5孔体积的热压处理过的超纯净水是通过列接种了巴尔的摩,马里兰州的污水处理厂的污水。收集到的污水灭菌被储存在温度为4的琥珀色的玻璃瓶中并在一夜之间被运送到冰上的实验室被保存在4的环境中。列被放置接种列入渗和污水线所有五列相同的污水厂污水收集瓶子。列在这个封闭的电路的方式操作允许同一种进入每个砂柱。污水处理厂出水为接种物，以反映其作为一个恒流源的微生物在扩张盆地的作用。其他生物群(原生土壤微生物在废水处理应用程序之前,植物,等等),可能会影响在满刻度的 SAT 过程未包括在这项研究。完全接种后（9小时），烧瓶的进水线路被连接到无菌培养基和流出线被放置在

12、一个垃圾收集烧瓶中。涵盖列、 媒体烧瓶和半透明油管涂满铝箔，防止藻类生长，抑制 PPCP 光解。列以这种方式连续操作300天。 每一列进水烧瓶都接受介质。所有的介质都含有8.5mg/L磷酸二氢钾溶液，22mg/L磷酸氢二钾，33mg/L的磷酸氢二钠，28mg/L的氯化钙，0.25mg/L氯化铁，2.7 mg/L和23 mg/L氯化铵，硫酸镁。不包括额外的元素和维生素为了维护一个贫瘠的环境在列。醋酸是提供醋酸钠。PPCPs可以在上市的地方采购比如Yu et al .(2006)。PPCPs、醋酸和提供给每个列的氯化汞的浓度如表1所示。接收PPCPs的列，在表2中列出的每个复合的10mg/L作为一

13、种混合物提供。这些特殊的PPCPs的选择基于先前发生的数据，使用包含在这项研究中，和怀疑的毒性（Yu，2007）。100mg/L的每个化合物制备水PPCPs的混合料溶液。一列作为一个非生物控制通过接收氯化汞作为抑菌剂,而另一个作为背景控制没有得到任何PPCPs的媒介。每一列的进料溶液的制备在1升体积，大约每六天补充一次。使用苏泊尔亲水性聚醚砜膜介质过滤灭菌（孔径0.2毫米，颇尔生命科学，港口华盛顿，纽约）。泵需要保持约0.1毫升/分钟的流速。2.2样品的采集和PPCP分析每隔一段时间，收集进水和出水的样本以及对PPCP进行浓度分析。如果他们均大于整个非生物控制栏中观察到的浓度的差异。那么主动列

14、的进水和出水浓度之间的差异归因于PPCP生物转化，Yu et al.(2006 年）的研究机制表明去除此PPCP的生物吸附是可以忽略不计的。直接从进水烧瓶中抽取7mL进水样品。收集到的污水样本保存在覆盖有铝箔的玻璃小瓶中，几个小时后，进行二次取样体积同样为7mL.列运行170天前采集的样本作为标本，而170天之后收集的所有样品进行二次采样，以对PPCP进行分析，一式三份。每个水进水和出水的样品加7mL乙腈并一并放入容积为20毫升的内衬橡胶的螺旋盖玻璃管中。样品用铝箔覆盖并保存在4环境中直到出现衍生迹象。用先前描述的方法将样品衍生化和用气相色谱分析（GC）耦合到一个四极杆质谱仪（Yu等人，200

15、6；余，2007），不同之处在于注入的是未标记的4,4-二-叔丁基联苯（Sigma-Aldrich公司，Fluka公司）和气相色谱仪色谱列是一个30米长，0.32 mm内径1mm厚度相的Rtx-5色谱柱（Restek公司的Bellefonte，PA）。校准曲线范围为0980mg/L的每个PPCP占所造成的提取7毫升水样进环己烷的200毫升分装在35倍的浓度。原PPCP峰进行了归一化的注射标准峰面积，以及其余为每个PPCP的分数。污水样品的平均浓度除以进水样品的平均浓度一式三份，以计算平均浓度对样品造成的影响。每个平均浓度估计的标准偏差的平均标准偏差为是从每个校准曲线获得的，样品一式三份(彼得斯

16、et al,1974)。这些平均标准差被用来估计系数的误差(平均排放浓度除以平均入渗浓度)。置信区间（95）是使用与学生的t分布的标准偏差来确定。2.3醋酸酯生物降解自第259天开始，醋酸去除率在每一列进行评估。每个柱用500ml掺入放射性标记醋酸钠盐的进水媒体供给。介质用上述浓度的醋酸加上从25mci/mlde储备中提取的3.6mg/L的放射性醋酸来制备，产生3.38毫居里的放射性供给每一列。放射性的施加作为一个步骤来输入，并且样品的三个离散集显示7个孔隙的体积。三个简单样品被视为报告数据的重复，意为加上或减去一个标准差。总14C和乙酸的测量在进水和出水样品中进行。当直接从一个指定的时间列收

17、集时，所有样品每分钟每单位样品在衰变方面进行测量，导致在污水样品量的细微变化。为了测量总14C，样品从进水介质瓶中取出，立即用1mL的1M的NaOH进行混合，并且出水样品收集到1mL的1M的NaOH中至少10分钟。为测量14C乙酸酯，每间隔十分钟取1毫升进水样品和出水样品，并在其中加入2滴浓HCL。酸化的样品通入5分钟空气以去除二氧化碳，留下14C标记的醋酸。应当指出，乙酸测定法包括其他通过醋酸酯代谢产生的非易失性14C标记分子。进水媒体样品中的放射性浓度，两个样品的预处理显示了酸化和喷射法不会使14C醋酸随二氧化碳被分离出来。随后样品在箔内衬的盖子中。用10ml的opti-氟液体灯照射。样品

18、用Beckman型号LS3801液体闪烁计数器进行分析。每个流出物的溶解氧浓度在第289天测定，进水的Ph值和出水浓度在第241天测定。2 .4生物量的确定当柱停止操作时，所有列都隔离开以分析300天时的生物量。之后从色谱柱入口测量的分部被拆除并在无菌条件下移除到无菌15ml聚丙烯：0-2,2-3,11-13,18-20,27-28，28-30。样品在零下80条件下储存，直到进一步分析。将样品分到两个15ml管中。在每个包含列样品中加入无菌液体矿物培养基。试管用Bransonic桌面吸尘器模型1501扰乱生物膜和裂解细胞，涡旋10秒并且超声处理5分钟。然后将样品在4000rpm下离心5分钟以去

19、除沙子和超声过程中产生的粒子。两个平行管的上清液合并到一个管中，担任样品源蛋白检测。残留在管中的砂要用超纯水洗涤3次，在预称重的铝称量器皿中，105摄氏度下干燥24小时。砂样被称重之前在干燥器中冷却。蛋白质测量统一为干砂的重量，并作为重复样品在每克干砂蛋白质标准偏差中加或者减一个平均值来加以报告。微型BCA蛋白测定试剂盒按照制造商的说明采用Ultrospec3100 Pro的紫外/可见光分光光度计。就按而言，在0到200Mg/ml的范围内画出蛋白标准曲线。将标准和样品用分光光度计在526nm处分析。2.5示踪分析5列的水动力性能在5天到212天进行评估，采用生物级脉冲输入作为示踪剂。128 m

20、Ci/mL进行了直接进料流的氚化水注入10毫升1.28mCi放射性物质。24小时后，1毫升出水样品加入9ml液态发光混合物。结果从生成的氚化水破坏曲线模型和对流扩散方程CXTFIT软件中生成。3结果和讨论3.1醋酸乙烯酯的生物降解每一列所消耗的醋酸都被评估为了确定是否微生物群落正在使一级基质发生新陈代谢。在每天的列操作期间，只有其中三列被提供了醋酸，但这五列都添加了500 毫升的14 C-醋酸作为示踪剂来评估醋酸酯的生物降解.非生物控制列是为了评估清除列中的非生物醋酸。那些含有PPCPs却不含醋酸的列都被加入为了确保任何辐射照射对生物膜的影响都将出现在所有列中，并通过观察某中一列的新代谢验证醋

21、酸是一种极易降解的基质以前没有接触到它。在非生物控制列中没有观察到明显的醋酸的降解，而应用于醋酸中的小于5%的放射性物质在所有活性列的废水中都被检测到，在样品酸化和喷射后（表3）。醋酸的研究结果表明：一级基质在所有的活性列中都有所消耗。为了将应用于列中的14C的总量和废水列中的14C的总量做对比做了一份质量平衡计算。非生物控制列中，所有应用于废水中的14C都被除去了，但据观察所有活性列中的14C并没有被完全去除（表3）。并为被完全去除的14C可能是由于被标记的碳渗入到了生物膜中。值得注意的是，添加到活性列中的放射性标记的醋酸尚未收到醋酸以前就被一个类似程度的醋酸在列中除去了，一级基质被应用于整

22、个实验过程中，支持使用醋酸作为一直易降解的碳源。再者，已接收到50 mg / L的醋酸和不含PPCPs的列和已接收到50mg/ L的醋酸并含有PPCPs的列均有1.2%的应用醋酸残留在废水中。通过生物群落的列表明， PPCPs的存在对醋酸的生物降解存在很少或没有影响， 在该列中PPCPs和醋酸是否是由相同或不同的微生物种群分解。污水溶解氧浓度与进水和污水 ph 值浓度，测量在第289天和第241天，分别如补充材料中所示。在非生物控制列中溶解氧气浓度其流出物接近饱和，确认可以忽略不计的生物在此列中活动。活性列中的污水都展出溶解的氧浓度较低，这就是列中有氧呼吸的指标。进水和污水 的ph 值表示可以

23、忽略不计的变化发生在非生物控制列介质的ph值而活性列中的媒介在列通道期间略微酸化。3.2PPCP的生物转化对进水中PPCPs的浓度进行了监测和污水实验(表1)，其中超过持续时间的列有四个。16 种PPCPs 被添加了介质，研究结果表明仅14种PPCPs 通过了对这些化合物中的乙酰氨基酚和苯妥英的灵敏度限制分析。其余两种PPCPs 被提供给所列，但未被列入数据分析。在第一天，活动列与非生物的控制列化合物中的许多物质没有彻底去除PPCPs （图 1）。在第一个周期的操作中，在化合物中剩余的PPCPs的分数稳步下降，包括丙戊酸、对-氯-甲酚和布洛芬（图 A、B、C)。在此期间，生物膜有可能成长和适应

24、了 PPCPs 的存在。其他化合物，如联苯、对-氯-甲酚和吉非贝齐（图1、E、F）显示没有重大的PPCP去除了对列操作前两个月。 实验一直持续到类似的清除量获得了每个PPCPs从一个取样点到下一步。从202天至256天共54天的时间分析显示PPCPs清除量与采样日期之间的波动很小，表明生物膜达到伪稳定状态。在这时间期间，大量的PPCPs已经通过删除生物膜涂层砂列被去除，通过分析1410化合物正在少于5%的进水中至少一个活跃的列（表4) 的浓度。关于对初级底物浓度依赖性，有几类PPCs被清除：独立醋酸浓度，依赖于醋酸浓度，以及不同的清除时间的推移，排除分类。十四分析的PPCPs的九项分类为具有该

25、独立的清除乙酸浓度随PPCPs的供给。这些化合物中的PPCPs，如加巴喷丁和钠双氯芬酸（图2A ，B）中，对收到的PPCPs所有三个活动的列所得平均清除量小于10时，忽略他们所收到的醋酸浓度。相反地，丙戊酸，联苯，布洛芬，5-氟尿嘧啶，酮洛芬，氯丁二烯;，和三氯生（图2CeI ）无论通过列醋酸浓度具有很高的清除通过时。应当指出的是三氯生似乎是受一个或多个非生物去除机制如显著损失的化合物显示在非生物控制列。其他研究人员已经确定为吸附一个显著去除机构，该化合物是沙子，泥土或污水污泥存在（Karnjanapiboonwong等，2010 ;田等人，2010）。在这9个与醋酸浓度无关的PPCPs的行为

26、表明，在这个生物膜系统中主要底物浓度PPCPs生物转化的控制因素。事实上，许多化合物在列中以及除去收到的PPCPs无醋酸。剩下的5个化合物，例外概括说PPCP去除是独立于醋酸浓度。吉非贝齐和对-氯-间甲酚（图2J，K）显示在列更好的清除无醋酸和50 mg / L的醋酸盐比列中接收1000毫克/ L醋酸。萘普生（图2L）是更好的列去除，没有酯和具有1000毫克/ L醋酸比列中接受50 mg / L的乙酸盐。表三 进水浓度，流出物的浓度，并保持在所施加的放射性的百分比 流出物为14C-醋酸盐和 总14C。报告一式三份样品加上或减去一个标准差的平均值。在“出水”的计算方式由进 水 浓度除以出水浓度。

27、 列总计14C醋酸盐14C进水（dpm/g）流出物（dpm/g）出水%进水（dpm/g）流出物（dpm/g）出水%非生物控制13800±160014600±110011015200±130014100±47093活跃，无醋酸盐 14300±60010600±11007414700±1100101±140.69活跃，低醋酸盐13300±7109650±3707311100±3300136±191.2活跃，高醋酸盐12200±130010400±6908513

28、100±470544±5274.2背景控制13600±54010200±4807513700±34161±341.2图1 E中剩余的四列在第一个56天的塔操作的废水应用PPCPs的分数。图示(A) 丙戊酸 (B) p-氯-甲酚、 布洛芬 (C)、 (D) biosol、 (E) p-氯-m-二甲酚，(F) 吉非罗齐显示。作为污水浓度除以进水浓度计算剩余的在每个时间点的分数。错误 条形表示 95%的置信区间。 对-氯-间-二甲苯酚的清除量和联苯未见一致，可辨别的模式被检查54天期间（图2M，N）。类似加巴喷丁钠和双氯芬酸（图2A，B），

29、对氯间二甲苯酚和联苯没有任何的表现出优异的清除施加的条件，但他们表现出显著的差异从一个时间点到下一个是关于哪一列的条件影响PPCP清除。没有趋于这些更顽固的PPCPs的结构进行鉴定。双氯芬酸，吉非贝齐，布洛芬，酮洛芬，萘普生和由劳赫 - 威廉姆斯等人进行了检查。（2010）在一项研究，探讨各污水处理厂的影响污水源对微量有机化工碳底物清除的生物活性实验室列。吉非罗齐，酮洛芬，萘普生和已在提供更多的可生物降解的碳底物的存在更好的去除有机碳。尽管在整体的相似性去除率为所有五种化合物，我们的研究没有发现更多的可生物降解有机碳的趋势相同增强的PPCPs去除。即使对于化合物表现出一定的醋酸浓度在依赖目前的

30、研究（吉非贝齐，对-氯-间-甲酚，和萘普生），醋酸浓度和PPCPs呈正相关去除没有被观察到。在趋势的差异两项研究可能是由于不同的实验设计并强调需要进一步研究的参数影响PPCP生物转化。表四 应用PPCP的平均剩余部分从202天到256天的柱流出物。为值 一式三份的流出物样品浓度 一式三份样品的进水浓度划分的平均值对于所有样品 在指定的时间段。 PPCP非生物控制的PPCPs活跃的PPCPs有效的PPCPs+日低点乙酸酯活跃的PPCPs+日高乙酸酯BIOSOL0.980.720.820.96联苯0.940.00270.00580.012对-氯 - 间 - 甲酚0.990.0320.0250.44

31、对 - 氯 - 间 - 二甲苯酚0.960.560.530.82氯苯0.830.0100.00790.011双氯芬酸钠1.01.10.940.985 - 氟尿嘧啶1.00.0310.0190.033加巴喷丁1.00.921.01.1吉非罗齐1.00.00960.00750.83布洛芬1.00.00340.00340.28酮洛芬1.00.0160.0170.015萘普生1.00.970.00950.770.014三氯生0.340.0650.610.045丙戊酸1.00.0130.140.034一个提供到列中的低和高浓度的乙酸分别为50和1000mg/ L。在科勒姆实验中获得的许多PPCP的删除和

32、发表的是否批处理研究或者试点规模流通过系统的研究结果是很相似的。由Yu et al. (2006)研究的批式活性污泥生物降解发现比99%转化成的丙戊酸、联苯氧基、氯丁二烯，p-氯-甲酚与对于丙戊酸，苯酚，好人氯丁二烯和没有列中和对于对-甲基氯苯酚和吉非贝齐来说添加的较低的醋酸和所有的列中被看到的去除率有相似之处的吉非罗齐更快些。布洛芬频繁的表明去除率大于90%(Buser et al.1999 年 ；卢武铉 et al.2009 年；陈兴 et al.2009；俞 et al；2006年）；正如当前列中的研究。双氯芬酸钠通常找不到易生物降解 的（Gonzalez et al.2006

33、 年 ；金塔纳罗 et al，2005年)。这些研究支持我们的在所有的测试的列中双氯芬酸去除是可以忽略不计的决定，尽管有一些研究已经发现了在河流沉积物中由微生物复合的某种程度的生物转化(Gro¨ning et al.2007 年）和活性污泥法 (俞 et al.2006)。三氯生是容易在各种批量和流过系统中进行转化的（Conn等人，2010，卢等人，2009; Stasinakis等人，2007; Yu等人，2006）。我们对三氯生这种物质的研究，是在我们控制的由非生物损失所发现的，但在三氯生从现用的结果来看，当列归一化到非生物的结果，这可能反映了生物过程，81-87 的清除率被发现

34、，这是与先前的研究一致的。有趣和的是，无论是目前的研究还是和劳赫-威廉姆斯等人图3 e 所有五列被拆卸和菌 截面后连续运行 300 天。蛋白 列各阶层中的浓度由 二辛可宁酸测定和结果报告为mg/g/蛋白干砂。数据标记表示的意思重复样本和竖线表示的实际 重复样本的值（在大多数情况下 垂直栏包含在中的数据标记内）。在2010年的研究中，有着最大的生物量增长列有最低的吉非贝齐去除率。我们的一些研究中PPCPs的证明清除了多样的大幅从什么其他研究人员发现。Yu等人。发现清除量加巴喷丁为90（2006年），为99 联苯 ，和80对-氯-间-二甲苯酚，而我们的列显示微不足道的清除量加巴喷丁和联苯，并仅18

35、-47 去除对-氯-间 -二甲苯酚高在列展示，5 - 氟尿嘧啶为清除也完全不同于在文献中示出的其他的清除，其范围从0至50 的去除率（古mmerer和艾哈迈德，1997; Mahnik等人，2007; Yu等， 2006）。而99的去除率Yu等人观察到。（2006）支持列'去除98 ，两者都是从完全不同的另一批研究确定5 - 氟尿嘧啶有没有已经退化在所有（Quintana等人，2005）。分批培养报道萘普生的清除范围从0到80（Quintana等人，2005 ; 托普等，2008 ; Yu等，2006），这反映大范围跨列找到清除，范围从33至大于99的去除率。对-氯-甲酚已被证明可通过

36、共代谢降解与苯酚（Hinteregger等人，1992）和葡萄糖（Ziagova等，2009），但与最集中的列加入洗脱，得到最低的清除。3.3生物质能结果在连续流动实验结束时，柱进行切片，和蛋白质的测定作为替代的生物膜的生物量（图3）。有大约1mg蛋白质/ g干砂在非生物控制列中找到。只有采样段前11cm的蛋白质浓度明显高于这一水平。在每个列的第一个3cm处观察到的干砂中的蛋白质浓度最高。接收PPCPs的列中，列接收乙酸浓度最高，产量最大的是蛋白浓度，而没有接收和低蛋白浓度的醋酸是大致相等的列。列接收10mg/L的PPCPs和50mg/L的乙酸与该列没有接收的PPCPs和50 mg/ L醋酸的

37、比较表明，列接收的PPCPs有较少的蛋白质。这列生物质尽管减少了碳的供应,但生物量减少了，表明PPCPs能抑制生物膜的生长。有趣的是，在第3.1节中讨论的，PPCPs的存在或不存在在这两个相同的列中对乙酸降解没有区别，所以醋酸降解微生物可能不被PPCPs阻碍。这意味着PPCPs可能抑制其它列微生物的生长栖息。如硝化细菌或PPCP作用的降解可能构成生物膜的蛋白质的可测量组分的生长。3.4塔流体力学特性 突破曲线从氚水示踪试验在5列和212列的操作与CXTFIT软件建模，如图1所示。所有5列的平均孔隙水流速范围为0.0720.075厘米/分钟在更早的日期和从0.0520.06厘米/分钟为稍后的日期

38、和列于表5中。速度是通过在列停留两天的时间计算出来的。第5天，停留时间介于6.7h到6.9h，而其他（非生物控制）介于8.1h到9.7h（无PPCPs在212天与50 mg / L的醋酸盐）。减少的速度和水力停留时间的增加很可能由多种因素的影响造成包括从连续操作和泵由于生物膜生长在列中不断增加的背压力拉伸泵管。在蒸锅操作过程中要调整泵管的张力，以确流量仍可在列间进行比较。尽管任何特定列的流体力学不是常数随着时间的推移，但是所有列都是在相似条件下运行的。这是一个重要的区别，因为它验证的PPCP清除列的比较作为醋酸浓度的函数，而不是作为一个功能的水动力特性，进行比较时，在特定的一天清除。表5项列平

39、均孔隙水流速和水力停留时间从氚水示踪试验计算结果。 柱平均孔隙水流速（厘米/分）计算出的滞留时间（h）第5天第212天第5天第212天非生物控制0.0740.0626.88.1活跃，无醋酸盐 0.0720.0556.99.0活跃，低醋酸盐0.0730.0566.89.0活跃，高醋酸盐0.0720.0596.98.4背景控制0.0750.0526.79.7 图2 应用PPCP中剩余的4列的流出物的部分被示出为天之间的时间周期 202和列的操作256。显示PPCP地块（A）加巴喷丁，（B）钠双氯芬酸，（C）丙戊酸（D）biphenylol，（E）布洛芬，（F）5 - 氟尿嘧啶，（G）的酮洛芬，（H

40、）chlorophene，（I）中的三氯生，（J），吉非贝齐，（K）的对 - 氯 - 间甲酚，（L）萘普生，（M）的对 - 氯 - 间 - 二甲苯酚，和（N）BIOSOL。其余各时间点的分数被计算为流出物 浓度超过进水浓度为一式三份样品，及误差棒表示95置信区间。4.结论总体而言，在列通道中许多被供应的PPCPs的被去除 。在没有添加醋酸的列中在检测添加有10/14的PPCPs（联苯，对氯-间甲酚，氯苯，5-氟尿嘧啶，吉非贝齐，布洛芬，酮洛芬，萘普生，三氯生，丙戊酸） 的出水浓度小于5。这表明，生物膜系统能够影响水中的PPCPs去除。在所有测试中中和有四种PPCPs的去除效果无论在什么条件下效

41、果都不佳。有的相互之间没有独特的结构趋势，对-氯-间-二甲苯酚，二氯苯胺苯乙酸钠，和加巴喷丁相互排斥。但这些PPCPs相互排斥的特征可以作为它监控循环水和环境水域的指标。大多数测试中显示PPCPs清除了是独立的醋酸浓度。PPCP的去除是独立的：结果可以通过三种类别来描述：酸甲酯的浓度，醋酸浓度，不同的清除量排除分类的时间。9/14的化合物展现出具有独立清楚醋酸年浓度的作用，3/14的化合物表现出对醋酸浓度具有依赖性，2/14的化合物表明其对醋酸的依赖性没有一致的或明显的模式随着时间推移。关于PPCP行为的主要底物浓度没有一个单一的泛化可。关于PPCP的主要底物浓度没有一个单一的行为。提供给列的

42、混合物能抑制PPCPs生物膜生长，这意味着至少有一个毒性的PPCPs在生物膜的一个或多个种群。该试验表明，基于生物膜水处理策略，如土壤含水层过滤或慢砂滤，非常适合的去除影响水多的PPCPs。致谢在这个手稿中作者感谢Brian Shell和Whitney McClees给他们提供的实验帮助和John Sivey提出的有帮助的意见。这种材料是根据于美国国家科学基金资助0606880号和一个研究生的研究奖学金（KO）和美国的支持下的工作。环境保护局根据STAR研究调查援助协议的FP-916857（KO）号。在这篇材料中任何的意见、发现和结论或者建议都是作者自己的并且不一定代表美国国家科学基金会的观点

43、。但是它没有被环保局正式审查。在本文件中的陈述完全是作者自己的并且环保局没有认可任何的产品或者在出版物中提及到的商业服务。附录A补充材料与本文相关的补充材料可以在网上查到，DOI：10.1016/j.watres.2012.02.001。参考文献 Asano, T., Cotruvo, J.A., 2004. 地下水补给与城市污水回收: 健康和监管方面。 水研究 38 (8), 19411951.Ashton, D., Hilton, M., Thomas, K.V., 2004. 关于人类制药的环境迁移的调查以英国为例. 整体环境科学 333 (13), 167184. Barnes, K.

44、K., Kolpin, D.W., Furlong, E.T., Zaugg, S.D., Meyer, M.T., Barber, L.B., 2008.关于美国地下水被药品和其他有机废水污染物的调查. 整体环境科学402 (23), 192200.Benotti, M.J., Trenholm, R.A., Vanderford, B.J., Holady, J.C., Stanford, B.D., Snyder, S.A., 2009. 美国饮用水中药品和内分泌干扰物的研究. 环境科学与技术 43 (3), 597603.Buser, H.R., Poiger, T., Muller,

45、 M.D., 1999. 手性制药布洛芬在表层水和废水中的环境行为. 环境科学与技术 33 (15), 25292535.Conn, K.E., Siegrist, R.L., Barber, L.B., Meyer, M.T., 2010. 污水处理系统包气带土壤处理中微量有机化合物去向. 环境毒理学和化学 29 (2), 285293.Daughton, C.G., Ternes, T.A., 1999. 制药和个人护理产品对环境的微妙的变化 ，环境健康展望 107 (Suppl. 6), 907938.Drewes, J.E., Fox, P., Jekel, M., 2001. 碘化的

46、X-射线造影剂在国内废水和间接饮用水重用. 环境科学学报，卫生部A 36 (9), 16331645.Drewes, J.E., Heberer, T., Reddersen, K., 2002. 间接饮用重用医药. 水科学与技术 46 (3), 7380.Focazio, M.J., Kolpin, D.W., Barnes, K.K., Furlong, E.T.,Meyer, M.T., Zaugg, S.D., Barber, L.B., Thurman, M.E., 2008. 在美国关于对被制药和其他有机废水污染物的国家调查- II)未经处理的饮用水来源. 整体环境科学 402 (

47、23), 201216.Fox, P., Houston, S., Westerhoff, P., 2001. 重复利用土壤含水层处理的可持续水. 美国自来水厂协会，丹佛.Gonzalez, S., Muller, J., Petrovic, M., Barcelo, D., Knepper, T.P.,2006. 在不同的生物反应器优先选择酸性农药和双氯芬酸对生物降解的研究.环境污染144 (3), 926932.Gro¨ ning, J., Held, C., Garten, C., Claußnitzer, U., Kaschabek, S.R., Schlo

48、8;mann, M., 2007. 以河流沉积物和主要的中间识别土著微生物双氯芬酸变换. 光化层 69 (4), 509516.Grunheid, S., Amy, G., Jekel, M., 2005. 批量去除溶解性有机碳（DOC），并通过岸边过滤和人工补给微量有机化合物. 水研究39 (14),32193228.Hinteregger, C., Leitner, R., Loidl, M., Ferschl, A., Streichsbier, F., 1992. 酚及酚类化合物由恶臭假单胞菌EKII退化. 应用微生物学和生物技术 37 (2), 252259.Hirsch, R.,

49、Ternes, T., Haberer, K., Kratz, K.L., 1999. 水环境中抗生素的变化. 整体环境科学 225 (12), 109118.Hua, J., An, P., Winter, J., Gallert, C., 2003. 去除COD，微生物和药物从污水流淌在沙土下面泄漏下. 水研究 37, 43954404.Karnjanapiboonwong, A., Morse, A.N., Maul, J.D., Anderson, T.A.,2010. 雌激素,三氯生,咖啡因在砂壤土和粉砂壤土的吸附。 土壤与沉积物杂志 10 (7),13001307.Kolpin,

50、D.W., Furlong, E.T., Meyer, M.T., Thurman, E.M., Zaugg, S.D., Barber, L.B., Buxton, H.T.,2002.药物，激素，和其他有机废水污染物对美国的水资源的污染调查，19992000：国家调查. 环境科学和技术 36, 12021211.Ku¨ mmerer, K., Al-Ahmad, A., 1997. 生物降解性的抗肿瘤药物 5-氟尿嘧啶、 阿糖胞苷和吉西他滨： 化学结构和协同毒性与医院污水的影响，物理学水文化学等水生生物学 25 (4), 166172.Ku¨ mmrer, K., St

51、eger-Hartmann, T., Meyer, M., 1997. 抗肿瘤剂异环磷酰胺和其发生在医院污水和公共污水的可生化性. 水研究 31 (11), 27052710.Mahnik, S.N., Lenz, K., Weissenbacher, N., Mader, R.M., Fuerhacker, M., 2007. 5 - 氟尿嘧啶，阿霉素，表柔比星，柔红霉素和在医院的废水和其消除由活性污泥和处理中的膜生物反应器系统的去向. 光化层 66 (1), 3037.Nakada, N., Yasojima, M., Okayasu, Y., Komori, K., Suzuki, Y., 2010. 三氯生、 二酸二乙酯 、 克罗米通、 在卡马西平的污水厂的质量平衡分析. 水科学与技术61 (7), 17391747.Onesios, K.M., Yu, J.T., Bouwer, E.J., 2009. 对生物降解和去除制药和个人护理产品的处理系统的回顾。 生物降解20 (4), 441466.Parrot