抗生素在现代医学中发挥着重要作用，通过有效治疗细菌感染挽救了无数生命[1]。然而，其过度使用导致了日益严重的环境污染，现在在水体、地下水、市政废水、沉积物、土壤甚至饮用水中都常见到抗生素残留[2]、[3]。
抗生素通过多种途径释放到环境中[4]。家庭来源包括通过尿液和粪便的人体排泄物，而工业和医疗来源则来自制药生产废水、医院废水和其他排放物[5]。在城市化地区，这些污染物通常进入下水道网络，并被输送到污水处理厂（WWTPs），成为抗生素消亡和传输的主要途径[6]。然而，大多数污水处理厂无法完全去除这些化合物，导致处理后的废水仍含有抗生素[4]。此外，雨水径流、化粪池系统以及降雨期间的下水道溢流也可能未经处理就将抗生素直接排入接收水体[7]。
一旦进入水体，抗生素会对微生物群落施加选择压力，促进抗性基因的发展并加速抗性传播[8]。这一过程对生态系统和公共卫生都具有重要意义[6]、[7]。目前，一些地区（尤其是欧盟）已经开始根据《水框架指令》为某些抗生素制定环境质量标准（EQS）[9]。例如，大环内酯类抗生素红霉素和合成抗生素三甲氧苄胺嘧啶被列为特定污染物进行监测。EQS值对成员国具有法律约束力，旨在保护水生生态系统[5]。
为了减少抗生素进入水体的排放，已经研究了多种处理技术来去除污水中的抗生素，包括传统的生物处理、基于吸附的过程、膜分离和高级氧化工艺（AOPs）[10]、[11]。例如，吸附是一种传统的去除微量有机污染物的方法，因其设计简单、操作方便且即使在低浓度下也有效[12]、[13]。该方法不会破坏污染物，只是将其从水相转移到固相，随后需要再生或处置吸附剂[14]。纳滤和反渗透膜可以高效去除许多药物，但它们能耗较高且产生的浓缩液需要适当处理或处置。AOPs也被广泛用于去除难降解的有机微污染物（包括抗生素），但通常涉及高能耗或化学物质的使用，并可能产生需要评估毒性的转化产物[10]、[15]。
尽管许多研究集中在污水处理厂内的抗生素去除上，但下水道网络在抗生素衰减中的作用却未得到足够重视[16]、[17]。例如，最近的研究表明，长距离下水道网络中的抗生素浓度降低幅度可达到污水处理厂去除效果的3.8倍，这突显了下水道在控制抗生素传输和衰减中的关键作用[18]。
与废水处理系统类似，市政下水道网络包含废水和沉积物，形成了一个多介质环境，在其中抗生素在下水道输送过程中会发生水解、吸附-分配和生物降解[4]、[19]、[20]、[21]、[22]。水解速率受分子结构以及下水道环境的pH值和温度的影响[23]，阳离子形式的抗生素通常比中性或阴离子形式更容易水解[24]。吸附能力取决于沉积物性质[25]，并且抗生素的吸附程度随pH值升高而降低[26]。生物降解受生物量可用性、pH值和温度的控制[27]、[28]。例如，由于生物量可用性的差异，磺胺类药物和大环内酯类药物往往更容易发生微生物转化，而四环素类药物则相对难以降解[29]、[30]。pH值和温度的变化也会影响微生物活性，从而影响生物降解动力学[23]、[31]。
除了这些外部因素外，抗生素浓度本身也是降解的关键决定因素。在废水环境中，抗生素的浓度通常在ng/L到μg/L之间。在这种低浓度下，生物膜群落通常会发生功能调节而非完全抑制[32]。实验室下水道生物反应器表明，在实际废水条件下，具有代谢活性的生物膜可以显著增强各种抗生素的降解[33]、[34]。低浓度的抗生素暴露可以重塑生物膜结构和功能能力，在某些情况下甚至可能刺激特定的代谢途径而非抑制微生物活性[35]、[36]。
从衰减动力学的角度来看，不同废水相关基质中报告的抗生素衰减动力学参数相差数个数量级。对于水解过程，许多抗生素在接近中性到碱性条件下表现出缓慢或可忽略的降解[37]。关于吸附-分配，报道的固液分配系数范围从小于1到超过103 L/kg不等，具体取决于抗生素类别和吸附剂类型[38]、[39]。对于生物降解，在好氧水-沉积物系统中报道的一级速率常数通常在10?4到10?2 h?1之间。在活性污泥系统中，这些数值可能会显著提高，这表明基质性质和生物量的影响很大[40]、[41]。
然而，大多数先前的研究分别在水处理或下水道环境中研究了这些过程，因此对下水道网络中抗生素衰减的全面机制理解仍然有限。为填补这一空白，本研究利用模拟下水道环境的实验室反应器测量了选定代表性抗生素的水解、吸附-分配和生物降解的综合动力学。开发了动力学模型来描述废水-生物膜-沉积物系统中的衰减过程，并在不同环境条件下（包括pH值、水温和初始抗生素浓度）确定了特定过程的速率常数。所得的动力学数据可以为开发下水道水质模型提供基础，有助于评估城市下水道系统在综合下水道-污水处理厂系统中的作用，并支持水生环境中抗生素相关风险的管理。
