環(huán)丙沙星對污水生物處理有哪些影響

　　1 引言(Introduction)

　　環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)又被稱(chēng)為環(huán)丙氟哌酸, 是一種典型的人工合成的氟喹諾酮抗生素藥物.CIP的分子式為C17H18FN3O3, 相對分子量為331.35, 因其具有較強的殺菌作用(Leal et al., 2012)而被廣泛用作治療和預防人類(lèi)和動(dòng)物疾病的抗菌藥.其殺菌效果是諾氟沙星及依諾沙星的2~4倍, 對流感嗜血桿菌、腸桿菌、綠膿桿菌、鏈球菌、淋球菌、金黃色葡萄球菌、軍團菌均具有抗菌作用.據報道, 2013年中國使用了大約5340 t CIP, 這是所有氟喹諾酮類(lèi)抗生素中使用量第二高的抗生素(Zhang et al., 2015).CIP的大量使用使得一些致病菌產(chǎn)生耐藥性, 長(cháng)期存活于環(huán)境中會(huì )威脅人類(lèi)健康.此外, CIP能促進(jìn)抗性基因(ARGs)的產(chǎn)生, 抗性基因的傳播和擴散可能會(huì )加快抗藥性菌群的大量繁殖(Sapkota et al., 2007)并對微生物群落結構形成潛在威脅, 進(jìn)而對人類(lèi)健康和生態(tài)環(huán)境安全構成二次威脅(葛偉麗, 2014).

　　由于人們對抗生素的過(guò)度依賴(lài)和大量使用, 導致大量抗生素進(jìn)入環(huán)境成為新型污染物, 威脅著(zhù)環(huán)境和人類(lèi)健康.據報道, 抗生素進(jìn)入機體后, 停留時(shí)間很短并且只有很少一部分被吸收進(jìn)生物體進(jìn)行新陳代謝, 60%~90%的抗生素以原型或其代謝產(chǎn)物的形式隨糞尿排出體外(王佳寧等, 2017), 最終通過(guò)醫院廢水、養殖廢水、生活污水等途徑進(jìn)入環(huán)境, 其中, 污水處理廠(chǎng)是環(huán)境抗生素的主要來(lái)源之一.據報道, 85%以上的CIP常以原形及其代謝產(chǎn)物的形式通過(guò)污水處理、動(dòng)物糞便等進(jìn)入環(huán)境.近年來(lái), CIP在水體、土壤及植物等環(huán)境介質(zhì)中被廣泛檢出(邰義萍等, 2010;王橋軍等, 2009;陳濤等, 2010;Ji et al., 2014;Chang et al., 2016).目前在水中檢測到的CIP濃度范圍已由ng · L-1、μg · L-1級別發(fā)展到mg · L-1級別.在一些醫院廢水中CIP濃度為21 μg · L-1(Doorslaer et al., 2014), 但從其相關(guān)的生產(chǎn)廢水中檢測出濃度高達4.9 mg · L-1(Babić et al., 2013).Tong等(2009)在2009年通過(guò)對湖北省多處地表水和地下水的水質(zhì)進(jìn)行檢測分析, 發(fā)現在地表水中CIP濃度在0.007~0.012 μg · L-1之間, 而在地下水中檢測到的CIP濃度為7.2~8.4 ng · L-1.此外, 在污水處理系統中也常檢測到CIP的存在, 我國污水處理廠(chǎng)出水中CIP的最高檢出濃度為1323 ng · L-1, 其中, 廣州地區的檢出濃度高于我國其他地區.國外污水處理廠(chǎng)出水中, 巴西的污水處理廠(chǎng)出水中CIP檢出濃度為2378 ng · L-1(Rosal et al., 2010), 高于已報道的美國威斯康星州(Karthik Eyan et al., 2006)和瑞典(Lindberg et al., 2005)的濃度水平及我國污水處理廠(chǎng)出水中的濃度水平.芬蘭的污水處理廠(chǎng)出水中CIP檢出濃度最高達4230 ng · L-1(Vieno et al., 2007).根據研究者對長(cháng)沙地區的調查, CIP在湘江中的濃度為0.03~0.15 μg · L-1, 在撈刀河中的濃度為0.02~0.34 μg · L-1, 在污水處理廠(chǎng)的進(jìn)水濃度達到0.01~0.8 mg · L-1.

　　污水處理廠(chǎng)不僅是抗生素的重要來(lái)源, 同時(shí)由于微生物暴露在含高濃度的抗生素廢水中, 抗性基因也會(huì )伴隨產(chǎn)生(Guo et al., 2017), 因此, 污水處理廠(chǎng)在消除抗生素方面具有重要作用(Suarez et al., 2008), 是污染物進(jìn)入水環(huán)境前的最后一道防線(xiàn).一方面, 污水處理廠(chǎng)對抗生素有一定的吸收和分解作用;另一方面, 這些污染物對污水處理廠(chǎng)的正常運行也存在一定的影響.因此, 本研究在實(shí)驗室序批式反應器(SBR)處理模擬生活廢水的基礎上, 探究CIP與活性污泥之間的相互作用及對廢水處理過(guò)程中行為的影響.通過(guò)CIP的去除實(shí)驗驗證其主要的去除方式, 以及對污泥性能和活性產(chǎn)生的影響;在CIP短期和長(cháng)期暴露實(shí)驗中, 考察CIP不同濃度、不同暴露時(shí)間對污水處理功能的影響;同時(shí), 通過(guò)測定一個(gè)反應周期中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、聚羥基脂肪酸酯(PHA)、糖原質(zhì)的含量及乳酸脫氫酶(LDH)釋放量和污泥活性, 考察CIP對SBR的影響機理.以期為評估CIP及其他新型污染物在污水處理廠(chǎng)中的行為提供一定的理論依據.

　　2 材料和方法(Materials and methods)

2.1 藥品

　　環(huán)丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)為分析純(純度>98%), 購買(mǎi)自南京京德寶生化器材有限公司;甲醇為HPLC級試劑;其余化學(xué)試劑均為分析純.實(shí)驗之前配置1000 mg · L-1的CIP儲備液備用.根據之前CIP在城市污水中的檢出濃度及抗生素類(lèi)藥物使用量的增加, 本研究設置了不同濃度CIP來(lái)探究CIP對SBR潛在的毒性影響(表 1).

　　表 1 各SBR反應器內CIP劑量的設置情況

　　2.2 序批式反應器(SBR)運行

　　實(shí)驗所用的接種泥取自長(cháng)沙市污水處理廠(chǎng)的二沉池.實(shí)驗之前用蒸餾水洗滌3次, 濃縮后放入4 ℃冰箱中保存, 種泥中CIP濃度未被檢測出.SBR反應器的工作體積為22 L, 溫度控制在(22±1) ℃, 混合液有機懸浮固體濃度(MLVSS)控制在3000~3500 mg · L-1, 每天包含3個(gè)周期的循環(huán), 每個(gè)周期包含厭氧階段(90 min)、好氧階段(150 min)和缺氧階段(120 min).好氧階段使用曝氣設備進(jìn)行曝氣, 流量控制在35 L · min-1.此外, 還包含沉淀階段(55 min)、排水階段(5 min)和閑置階段(60 min).反應過(guò)程中使用攪拌器進(jìn)行攪拌(除了沉淀、排水和閑置階段), 沉淀階段之后排出上清液15 L.在厭氧階段最初的5 min內加入15 L合成廢水并維持系統pH為7.0±0.2.在缺氧階段之后和沉淀階段之前排出1.5 L混合物以維持系統中污泥的停留時(shí)間(SRT)大約為15 d, 水力停留時(shí)間(HRT)為12 h.運行150 d之后, 反應器中氮、磷去除率都達到99%左右, 表明SBR的運行為穩定狀態(tài).

　　采用合成廢水進(jìn)行模擬實(shí)驗.水質(zhì)特性(平均)為：化學(xué)需氧量(COD)250~300 mg · L-1, 氨氮(NH4+-N) (35±1.75) mg · L-1, 溶解性磷(SOP) (10±0.5) mg · L-1.以乙酸鈉(384.6 mg · L-1)作為碳源, NH4Cl(114.4 mg · L-1)為氮源, 同時(shí)包含適量Mg、Ca等礦物質(zhì)元素.此外, 還包含適量微量元素：0.03 mg · L-1 CuSO4 · 5 H2O、0.06 mg · L-1 Na2MoO4 · 2 H2O、0.12 mg · L-1 ZnSO4 · 7 H2O、0.12 mg · L-1 MnCl2 · 4 H2O、0.15 mg · L-1 H3BO3、0.15 mg · L-1 CoCl2 · 6 H2O、0.18 mg · L-1 KI、1.5 mg · L-1 FeCl3 · 6 H2O、10 mg · L-1 EDTA.使用1.0 mol · L-1的NaHCO3和1.0 mol · L-1 HCl調節初始pH為7.0±0.2.

　　2.3 SBR對CIP吸附降解影響實(shí)驗

　　從穩定運行階段的母反應器中取適量污泥混合物, 均勻分為6等份并轉移到6個(gè)相同的SBR反應器內, 每個(gè)反應器的工作體積為3 L, 這6個(gè)反應器與母反應器運行條件相同;使用CIP儲備液分別配置濃度為0、0.003、0.03、0.3、3和6 mg · L-1的CIP使用液, 并加入到反應器內, 進(jìn)行一次長(cháng)期實(shí)驗, 測定固相和液相中CIP的含量.

　　2.4 CIP在SBR系統中的短期/長(cháng)期暴露實(shí)驗

　　為了進(jìn)行CIP暴露實(shí)驗, 在4個(gè)相同的工作體積均為3 L的SBR反應器內, 分別加入等體積從母反應器(穩定運行時(shí)期)內排出的污泥混合物.運行適應1個(gè)星期之后, 向4個(gè)SBR反應器中投加適量的CIP儲備液, 控制CIP濃度分別為0(空白)、0.05、0.5、5 mg · L-1.其余操作條件及加入合成廢水含量和組分均與上述SBR序批式反應條件相同.短期暴露的時(shí)間為1個(gè)周期(8 h), 在1個(gè)周期內每30 min測一次出水中的NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、PHA和糖原質(zhì)含量, 同時(shí)測定污泥活性和LDH的釋放量, 以此來(lái)反映不同濃度CIP對SBR的影響.長(cháng)期暴露實(shí)驗則是在每個(gè)周期反應器中加入不同濃度的CIP, 每2 d測定一次出水中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P含量變化, 來(lái)說(shuō)明不同濃度CIP對SBR的長(cháng)期影響.運行90 d之后, 通過(guò)測定一個(gè)周期內上述指標及PHA、糖原質(zhì)含量、污泥活性和LDH釋放量來(lái)反映CIP對SBR的影響機理.為了進(jìn)一步研究CIP對污泥微生物的影響, 同時(shí)對相關(guān)酶活性進(jìn)行測定.

　　2.5 分析檢測方法

2.5.1 指標檢測方法

　　NH4+-N、NO3--N、NO-2-N、PO43--P、SVI、COD、混合液懸浮固體(MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)根據標準方法進(jìn)行分析(APHA, 1998).糖原的測定采用高效液相色譜法(Agilent 1200, USA), 具體操作參照文獻內容(Pijuan et al., 2010).胞內聚合物聚羥基脂肪酸酯(PHA)采用氣相色譜法進(jìn)行測定, PHA的測定包含聚羥基丁酸酯(PHB)、聚羥基戊酸酯(PHV)、聚羥基戊酸甲酯(PH2MV), 具體方法參照文獻(Chen et al., 2015).相關(guān)酶包括磷酸激酶(PPX)、外切聚磷酸酶(PPK)、氨單加氧酶(AMO)、硝酸還原酶(NAR)和亞硝酸鹽還原酶(NIR)的測定參照相關(guān)文獻(Louvet et al., 2010).LDH的釋放量采用細胞毒性檢毒箱(瑞士羅氏分子生化藥劑)進(jìn)行檢測, 污泥活性采用細胞計數箱(日本同仁化學(xué)研究所)進(jìn)行檢測, 使用方法均依據廠(chǎng)商說(shuō)明.

　　2.5.2 CIP檢測方法

　　液相中, 加入不同濃度CIP的SBR反應器運行穩定后, 取適量出水在4 ℃、4000 r · min-1條件下離心10 min, 取上清液, 過(guò)0.45 μm濾膜, 然后過(guò)HLB固相萃取小柱凈化富集.HLB萃取小柱在使用前依次用10 mL高純水和10 mL甲醇進(jìn)行活化.將濾液加入已活化的萃取小柱, 控制上樣速度為2 mL · min-1, 上樣完畢, 用20 mL高純水淋洗萃取柱后靜置10 min, 氮氣吹掃柱子30 min, 用12 mL的甲醇:乙腈(1 : 1, V/V)溶液洗脫小柱, 收集洗脫液, 并將其在40 ℃水浴下用氮氣吹至近干;然后用色譜甲醇-高純水(60 : 40, V/V)定容至1 mL, 振蕩混勻, 過(guò)0.22 μm濾膜, 處理好的樣品密封避光儲存在-20 ℃的環(huán)境下, 待測(何勢, 2016;戴琦, 2017).

　　固相中, 污泥樣品需進(jìn)行下述準備：凍干的污泥樣品首先放入塑料離心管內, 每一根離心管內加入10 mL 5%的甲醇溶液, 使用漩渦混合器混合1 min, 在50 ℃的條件下超聲處理5 min;隨后將樣品放入離心機在轉速為4000 r · min-1的條件下離心處理5 min, 將上層清液轉移到離心管內, 重復上述步驟處理底部的剩余殘渣, 并將多次處理后的上清液混合.取10 mL提取液在50 ℃的微弱氮氣條件下吹至近干, 剩余物用1 mL流動(dòng)相溶解, 溶液使用0.22 μm有機濾膜過(guò)濾到2 mL采樣瓶?jì)? 待測(Zhang et al., 2014; 戴琦, 2017).

　　CIP濃度采用高效液相色譜儀HPLC(LC-2010A型, 日本島津)測定, 色譜柱為ODS-2(5 μm 4.6 nm×250 mm, WondaCract, 日本島津), 檢測器為紫外可見(jiàn)吸收檢測器(UV-Vis), 波長(cháng)為277 nm, 流動(dòng)相為色譜純乙腈:水(含0.1%甲酸, 色譜純)=20 : 80(體積比), 流速為0.7 mL · min-1, 溫度為35 ℃, 進(jìn)樣體積為10 μL, 根據峰面積計算出其含量.CIP的質(zhì)量平衡使用以下公式進(jìn)行計算：

　　式中, [CIP]In為循環(huán)最初CIP的濃度(mg · L-1);V為SBR的工作體積(L);[MLSS]為混合液懸浮固體(g · L-1);[CIP]bv為循環(huán)開(kāi)始活性污泥中CIP的背景濃度;[CIP]L, t為一定時(shí)間點(diǎn)CIP在液相中的濃度(mg · L-1);[CIP]S, t為一定時(shí)間點(diǎn)CIP在固相中的含量(μg · g-1);[CIP]B, t為CIP在相同的時(shí)間點(diǎn)可能的生物降解量(μg · g-1).

　　3 結果與討論(Results and discussion)

3.1 CIP在SBR系統中的吸附降解

　　通過(guò)比較長(cháng)期運行后各系統進(jìn)水和出水中CIP的濃度變化可知, CIP的去除率隨濃度變化存在差異.當CIP的濃度分別為0.003、0.03和0.3 mg · L-1時(shí), 去除率大約為90%, 但當CIP濃度增至3和6 mg · L-1時(shí), 出水中CIP的濃度分別降至(0.945±0.038)和(4.224±0.169) mg · L-1, 去除率分別下降到68.5%和29.6%.說(shuō)明SBR系統雖然對CIP有一定的去除, 但其去除量有限.CIP可能的去除途徑有兩種：活性污泥吸附與生物降解.為了更好地研究其去除機制, 本研究分析了CIP在各系統中的質(zhì)量變化情況.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表 2顯示了CIP在生物處理過(guò)程中各系統的質(zhì)量平衡狀況.可以看出, 在所有的SBR系統中, CIP在液相中減少的部分主要轉移到了固相.隨著(zhù)進(jìn)水中CIP濃度的升高, 總CIP在反應過(guò)程中的損失率始終維持在11%~13%左右, 說(shuō)明進(jìn)水中CIP的主要去除途徑是生物吸附但同時(shí)生物降解也有一定的潛力.可能是隨著(zhù)CIP濃度的升高, 系統中富集了降解CIP的微生物, 一部分CIP被微生物降解.當進(jìn)水CIP質(zhì)量分別為0.009、0.09和0.9 mg時(shí), 出水中CIP含量較低, 而當進(jìn)水CIP質(zhì)量分別為9和18 mg時(shí), 出水中CIP含量較高.說(shuō)明活性污泥在SBR系統中對CIP有一定的吸附作用, 但高含量CIP(9和18 mg)在生物脫氮除磷系統中很難被去除, 這一結果與相關(guān)文獻報道相一致(Li et al., 2010;Girardi et al., 2011;Mougin et al., 2013).相關(guān)實(shí)驗室的吸附研究也證實(shí)了CIP被好氧生物體吸附的潛力(Wu et al., 2009).CIP進(jìn)入污水處理廠(chǎng)的質(zhì)量流量分析同樣表明, 大約80%流入的CIP與厭氧消化污泥有關(guān)(Golet et al., 2003;Lindberg et al., 2006).以上研究表明, 活性污泥對污水中的CIP有一定的去除性能, CIP的去除主要是通過(guò)活性污泥吸附的形式實(shí)現.

　　表 2 穩定運行系統中CIP的質(zhì)量平衡情況

 　　3.2 CIP暴露對活性污泥性能的影響

　　上述實(shí)驗已經(jīng)證實(shí)CIP的主要去除途徑為污泥吸附, 而CIP作為抗菌劑也有可能對污泥活性造成一定的影響.已有研究表明, 通常使用細胞增殖和LDH的釋放來(lái)表征有毒物質(zhì)對細胞生長(cháng)和活性的影響(Mosmann, 1983).其中, LDH是存在于細胞質(zhì)的一種酶, 當細胞膜受到損傷時(shí), LDH會(huì )釋放到培養基中.由于釋放出的LDH穩定, 檢測培養基中LDH的量可以作為測定死細胞和受損細胞數量的指標.因此, 本研究對這兩者均進(jìn)行檢測分析.

　　從圖 1中可以看出, CIP長(cháng)期暴露實(shí)驗和短期暴露實(shí)驗對污泥活性和細胞完整性均無(wú)顯著(zhù)影響.其中, 高濃度(5 mg · L-1)與低濃度(0.05 mg · L-1)暴露實(shí)驗中, 均未明顯檢測出LDH, 同時(shí)兩濃度下細胞生存能力無(wú)明顯差異.由此可見(jiàn), CIP對活性污泥細胞的完整性及細胞活性均無(wú)顯著(zhù)影響.

　　圖 1

　　圖 1活性污泥中LDH的釋放量及細胞生存能力(a.CIP短期暴露實(shí)驗, b.CIP長(cháng)期暴露實(shí)驗)   

　　污泥體積指數(SVI)是判斷污泥沉降濃縮性能的一個(gè)重要參數, 通常認為SVI值為100~150 mL · g-1時(shí), 污泥沉降性能良好;SVI值>200 mL · g-1時(shí), 污泥沉降性能差;SVI值過(guò)低時(shí), 污泥絮體細小緊密, 含無(wú)機物較多, 污泥活性差.由圖 2可以看出, 隨著(zhù)CIP濃度的增大, 污泥SVI值顯著(zhù)降低.與空白組相對照, 當CIP濃度為5 mg · L-1時(shí), SVI值降低最明顯(從~115 mL · g-1下降到~75 mL · g-1).實(shí)驗結果表明, 在CIP長(cháng)期暴露條件下, 活性污泥沉降性能會(huì )顯著(zhù)提高.然而, 過(guò)低的SVI值通常表明污泥的活性不高, 這說(shuō)明高濃度的CIP對活性污泥中微生物的代謝和增殖具有一定的影響, 從而對活性污泥的功能也會(huì )產(chǎn)生一定的抑制作用.

　　圖 2

　　圖 2 CIP長(cháng)期暴露后活性污泥SVI值的變化

　　3.3 CIP長(cháng)期/短期暴露對生物脫氮除磷的影響

　　實(shí)驗結果顯示了一個(gè)周期內TP和TN的變化, 可以看出, CIP濃度分別為0.05、0.5、5 mg · L-1時(shí), 短期暴露對生物脫氮除磷的影響不明顯, 與空白對照組基本一致(圖 3a).在長(cháng)期暴露實(shí)驗中, 隨著(zhù)CIP濃度的升高, 氮和磷的去除效率均呈下降趨勢(圖 3b).由于本實(shí)驗采用的是模擬生活污水, 且所配置的污水中具有合理的碳、氮、磷比值, 因此, 在空白組實(shí)驗中TP和TN具有良好的去除性能, 去除效率分別為97.1%±1.2%、96.1%±1.1%.當CIP濃度為0.05 mg · L-1時(shí), TP和TN的去除率分別降為95.8%±0.9%、94.6%±0.8%.繼續增加CIP濃度至0.5和5 mg · L-1時(shí), TP、TN的去除率分別降為89.1%±0.6%、87.9%±0.4%(0.5 mg · L-1)和74.3%±0.7%、70.2%±0.6%(5 mg · L-1).結果表明, 活性污泥短期暴露于CIP環(huán)境中, 對氮和磷的去除并無(wú)不利影響, 但長(cháng)期暴露會(huì )顯著(zhù)降低氮和磷的去除效率.對于如何影響氮和磷的去除將在接下來(lái)的實(shí)驗中詳細討論.

　　圖 3

　　圖 3 CIP暴露實(shí)驗對生物脫氮除磷效率的影響(a.CIP短期暴露, b.CIP長(cháng)期暴露)  

　　3.4 CIP對生物脫氮除磷的影響機制

　　通過(guò)檢測CIP暴露90 d內出水中SOP、NO3--N、NH4+-N、NO2--N的濃度可以看出, 氮和磷的去除變化在第3 d時(shí)較為明顯(圖 2), 此時(shí)SOP的濃度隨CIP濃度的增高而增高, 當CIP濃度分別為0、0.05、0.5、5 mg · L-1時(shí), SOP的濃度分別為0.37、0.47、0.94和2.42 mg · L-1, 說(shuō)明CIP的存在抑制了SOP的去除, 且隨濃度升高抑制作用加強(圖 4a).但CIP濃度變化對NO3--N濃度變化的影響較小, 此時(shí)NO3--N的濃度分別為0.40、0.41、0.42和0.45 mg · L-1(圖 4b), NH4+-N的濃度分別為0.61、0.63、0.67和0.70 mg · L-1, 說(shuō)明CIP對NH4+-N的影響同樣不明顯(圖 4c).另外, CIP濃度變化對NO2--N的影響趨勢同SOP一樣, 此時(shí)濃度分別為0.32、0.67、2.5和5.2 mg · L-1(圖 4d).CIP暴露反應持續90 d左右, 最終在暴露濃度為0~5 mg · L-1的反應器中, SOP的濃度分別為0.49、0.50、0.91和2.44 mg · L-1.NO3--N與NH4+-N的濃度變化不大, NO2--N的濃度變化趨勢同SOP一樣, 分別為0.34、0.65、2.20和6.10 mg · L-1.

　　圖 4

　　圖 4 CIP暴露90 d內出水中SOP、NO3--N、NH4+-N、NO2--N的濃度

　　圖 5顯示的是反應器達到穩定運行之后, 單位周期內SOP、NO3--N、NH4+-N、NO2--N的濃度變化情況.從圖中可以看出, 加入CIP后好氧階段磷的吸收過(guò)程被抑制, 在厭氧階段, CIP暴露濃度分別為0、0.05、0.5和5 mg · L-1的反應器中, 各反應中磷的釋放量分別為10.15、12.22、13.1和11.95 mg · L-1(圖 5a), 與空白組相對照, 說(shuō)明CIP暴露對厭氧階段SOP釋放沒(méi)有影響.然而, CIP對好氧階段SOP吸收有一定的抑制作用, 隨著(zhù)CIP濃度由0 mg · L-1升至5 mg · L-1, 出水中SOP濃度由0.49 mg · L-1升至2.44 mg · L-1.由圖 4b和圖 5a可以看出, CIP的加入對NO3--N無(wú)明顯影響.此外, 由圖 4c和圖 5b可以看出, NH4+-N的濃度也并未受到明顯影響.但CIP的加入導致出水中NO2--N的濃度大幅增加.圖 4d顯示, 與空白組出水中NO2--N濃度(0.34 mg · L-1)相對照, 加入CIP濃度分別為0.5和5 mg · L-1時(shí), 出水中NO2--N濃度分別增至為2.2和6.1 mg · L-1.同樣在一個(gè)周期內, 缺氧階段隨著(zhù)CIP濃度的提高, 出水中NO2--N的濃度分別為4.41、0.50、0.64和2.86 mg · L-1, 說(shuō)明CIP的加入抑制了NO2--N向N2的轉變過(guò)程, 導致出水中NO2--N濃度隨CIP濃度的增高而增高.實(shí)驗結果表明, CIP的加入對硝化過(guò)程無(wú)顯著(zhù)影響, 但隨著(zhù)運行周期的加長(cháng)會(huì )抑制反硝化過(guò)程.

　　圖 5

　　圖 5長(cháng)期暴露情況下單位周期內SOP、NO3--N、NH4+-N、NO2--N的濃度變化情況

　　PHA及糖原質(zhì)的轉化與生物脫氮除磷效率有密切關(guān)系(Golet et al., 2003;Gonzalez-Pleiter et al., 2013).單位周期內短期/長(cháng)期PHA和糖原質(zhì)的變化情況如圖 6所示.在厭氧狀態(tài)下, 聚磷菌吸收污水中易降解的COD(如VFA), 同化成胞內碳能源存貯物PHB或PHV等.在好氧或缺氧條件下, 聚磷菌氧化代謝胞內貯存物PHB或PHV等, 產(chǎn)生能量用于磷酸鹽的吸收、氨氮的硝化和糖原質(zhì)的補給(Wright et al., 2005), 以及反硝化脫氮等.糖原質(zhì)是微生物體內除PHA外的另外一種內碳源, 其在厭氧期分解, 用于合成PHA.

　　短期CIP暴露對生物脫氮除磷無(wú)明顯影響(圖 6a).長(cháng)期CIP暴露實(shí)驗中, CIP的加入導致糖原質(zhì)的補充及PHA的轉化過(guò)程受到抑制, 并且隨著(zhù)CIP濃度的升高, 抑制作用逐漸加強(圖 6b).進(jìn)一步研究表明, CIP能直接作用于細菌的遺傳物質(zhì)核酸, 抑制細菌的旋轉酶, 破壞遺傳物質(zhì)核酸的拓撲結構從而影響細菌的代謝和增殖(Wolfson et al., 1985).

　　圖 6

　　圖 6短期(a)、長(cháng)期(b)CIP暴露下PHA和糖原的轉化情況(虛線(xiàn)代表PHA的濃度, 實(shí)線(xiàn)代表糖原質(zhì)的濃度)

　　厭氧階段主要是PHA的合成和糖原的轉化.空白組PHA的合成量為3.45 mmol · g-1(以每g VSS中的C量(mmol)計, 下同), 糖原質(zhì)的量為6.89 mmol · g-1(以每g VSS中的C量(mmol)計, 下同).而在CIP濃度分別為0.05、0.5和5 mg · L-1時(shí), PHA的合成量分別為3.67、3.59和5.99 mmol · g-1, 糖原質(zhì)的量分別為6.71、6.42、6.21 mmol · g-1.PHA的轉化隨著(zhù)CIP濃度的增高, 抑制作用逐漸增強.好氧階段空白組糖原質(zhì)積累量為9.05 mmol · g-1, 而CIP存在時(shí)積累量分別為8.61、8.33和7.97 mmol · g-1, 可見(jiàn)糖原質(zhì)的積累隨CIP濃度的增高而降低.缺氧階段之后, 空白組中PHA的平均值為0.55 mmol · g-1, 糖原質(zhì)的平均值分別為8.47 mmol · g-1.而在CIP濃度分別為0.05、0.5和5 mg · L-1時(shí), PHA的平均值分別為0.79、1.11和2.71 mmol · g-1, 糖原質(zhì)的平均值為8.25、7.96和7.45 mmol · g-1.PHA的轉化及糖原質(zhì)的積累過(guò)程受到抑制, 將導致磷的吸收、硝化及反硝化過(guò)程能量不足, 最終導致脫氮除磷效率降低.

　　污水生物脫氮處理過(guò)程中氮的轉化主要包括氨化、硝化和反硝化作用, 最終轉變?yōu)榈獨舛�被去�?而磷的去除是利用聚磷微生物, 它們具有厭氧釋磷及好氧(或缺氧)超量吸磷的特性, 使好氧或缺氧段中混合液磷的濃度大幅降低, 最終通過(guò)排放含有大量富磷污泥而達到從污水中除磷的目的.這一系列的生物過(guò)程涉及眾多的生物酶, 其中與生物脫氮相關(guān)的酶主要有AMO、NAR和NIR(Wang et al., 2013a;2013b;2014;Chen et al., 2014a;2014b), 而與磷的去除的相關(guān)的關(guān)鍵性酶主要有PPX和PPK(Tsai et al., 2013;Chen et al., 2012).因此, 為了更深入地研究CIP對脫氮除磷的影響, 本文對這些酶的活性進(jìn)行了探究.

　　CIP濃度變化對生物脫氮相關(guān)酶NAR無(wú)明顯影響, 對AMO有輕微的抑制作用, 但對NIR有顯著(zhù)抑制作用, 且隨CIP濃度升高抑制作用逐漸加強.CIP濃度分別為0.05、0.5和5 mg · L-1時(shí), NIR活性分別降至94.55%、80.1%和58.2%(圖 7a).與生物除磷相關(guān)的酶里, 可以看出CIP濃度變化對PPK影響較為明顯, 當CIP濃度為5 mg · L-1時(shí), PPK酶活降至75%.以上實(shí)驗結果均與之前觀(guān)測到的生物脫氮除磷效果一致.

　　圖 7

　　圖 7活性污泥在不同CIP濃度下長(cháng)期暴露后相關(guān)酶活性

　　4 結論(Conclusions)

　　1) 當CIP的濃度分別為0.003、0.03和0.3 mg · L-1時(shí), CIP去除率大約為90%左右, 但當CIP濃度增至3和6 mg · L-1時(shí), CIP去除率分別下降到68.5%和29.6%.通過(guò)吸附降解實(shí)驗得出CIP的主要去除途徑為生物吸附.

　　2) CIP短期/長(cháng)期暴露對污泥活性及污泥生物細胞完整性無(wú)顯著(zhù)影響, 但長(cháng)期暴露會(huì )顯著(zhù)提高活性污泥沉降性能.

　　3) 通過(guò)CIP對生物脫氮除磷的影響實(shí)驗得出, 活性污泥短期暴露在CIP環(huán)境中, 對廢水生物脫氮除磷無(wú)明顯影響.長(cháng)期運行過(guò)程中, 當CIP濃度為0.05 mg · L-1時(shí), TP、TN的去除效率降為95.8%±0.9%、94.6%±0.8%, 與空白組相當.繼續增加CIP濃度至0.5和5 mg · L-1時(shí), TP、TN的去除效率分別下降為89.1%±0.6%、87.9%±0.4%和74.3%±0.7%、70.2%±0.6%.長(cháng)期暴露會(huì )降低氮和磷的去除效率, 并且隨著(zhù)CIP濃度的升高, 抑制作用逐漸增強.

　　4) 長(cháng)期CIP暴露實(shí)驗中, 隨著(zhù)CIP濃度的升高, 單位周期內糖原質(zhì)的補充及PHA的轉化過(guò)程受到抑制, 導致細胞生長(cháng), 以及磷的吸收、硝化及反硝化過(guò)程能量供給不足, 并且抑制了NIR與PPK的活性, 從而導致脫氮除磷效率降低.(來(lái)源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報 作者：鄒高龍)