1 引言(Introduction)

　　環丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)又被稱為環丙氟哌酸, 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和動物疾病的抗菌藥.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生耐藥性, 長期存活于環境中會威脅人類健康.此外, CIP能促進抗性基因(ARGs)的產生, 抗性基因的傳播和擴散可能會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, 進而對人類健康和生態環境安全構成二次威脅(葛偉麗, 2014).

　　由于人們對抗生素的過度依賴和大量使用, 導致大量抗生素進入環境成為新型污染物, 威脅著環境和人類健康.據報道, 抗生素進入機體后, 停留時間很短并且只有很少一部分被吸收進生物體進行新陳代謝, 60%~90%的抗生素以原型或其代謝產物的形式隨糞尿排出體外(王佳寧等, 2017), 最終通過醫院廢水、養殖廢水、生活污水等途徑進入環境, 其中, 污水處理廠是環境抗生素的主要來源之一.據報道, 85%以上的CIP常以原形及其代謝產物的形式通過污水處理、動物糞便等進入環境.近年來, CIP在水體、土壤及植物等環境介質中被廣泛檢出(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), 但從其相關的生產廢水中檢測出濃度高達4.9 mg · L-1(Babić et al., 2013).Tong等(2009)在2009年通過對湖北省多處地表水和地下水的水質進行檢測分析, 發現在地表水中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.國外污水處理廠出水中, 巴西的污水處理廠出水中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出水中的濃度水平.芬蘭的污水處理廠出水中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, 在污水處理廠的進水濃度達到0.01~0.8 mg · L-1.

　　污水處理廠不僅是抗生素的重要來源, 同時由于微生物暴露在含高濃度的抗生素廢水中, 抗性基因也會伴隨產生(Guo et al., 2017), 因此, 污水處理廠在消除抗生素方面具有重要作用(Suarez et al., 2008), 是污染物進入水環境前的最后一道防線.一方面, 污水處理廠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的正常運行也存在一定的影響.因此, 本研究在實驗室序批式反應器(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程中行為的影響.通過CIP的去除實驗驗證其主要的去除方式, 以及對污泥性能和活性產生的影響;在CIP短期和長期暴露實驗中, 考察CIP不同濃度、不同暴露時間對污水處理功能的影響;同時, 通過測定一個反應周期中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、聚羥基脂肪酸酯(PHA)、糖原質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

　　環丙沙星(Ciprofloxacin, CIP)為分析純(純度>98%), 購買自南京京德寶生化器材有限公司;甲醇為HPLC級試劑;其余化學試劑均為分析純.實驗之前配置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藥物使用量的增加, 本研究設置了不同濃度CIP來探究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

　　實驗所用的接種泥取自長沙市污水處理廠的二沉池.實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個周期的循環, 每個周期包含厭氧階段(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).反應過程中使用攪拌器進行攪拌(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間(SRT)大約為15 d, 水力停留時間(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.

　　采用合成廢水進行模擬實驗.水質特性(平均)為：化學需氧量(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, 同時包含適量Mg、Ca等礦物質元素.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個相同的SBR反應器內, 每個反應器的工作體積為3 L, 這6個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, 進行一次長期實驗, 測定固相和液相中CIP的含量.

　　2.4 CIP在SBR系統中的短期/長期暴露實驗

　　為了進行CIP暴露實驗, 在4個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(穩定運行時期)內排出的污泥混合物.運行適應1個星期之后, 向4個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.短期暴露的時間為1個周期(8 h), 在1個周期內每30 min測一次出水中的NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P、PHA和糖原質含量, 同時測定污泥活性和LDH的釋放量, 以此來反映不同濃度CIP對SBR的影響.長期暴露實驗則是在每個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, 來說明不同濃度CIP對SBR的長期影響.運行90 d之后, 通過測定一個周期內上述指標及PHA、糖原質含量、污泥活性和LDH釋放量來反映CIP對SBR的影響機理.為了進一步研究CIP對污泥微生物的影響, 同時對相關酶活性進行測定.

　　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)和混合液揮發性懸浮固體(MLVSS)根據標準方法進行分析(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)進行檢測, 污泥活性采用細胞計數箱(日本同仁化學研究所)進行檢測, 使用方法均依據廠商說明.

　　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0.45 μm濾膜, 然后過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0.22 μm濾膜, 處理好的樣品密封避光儲存在-20 ℃的環境下, 待測(何勢, 2016;戴琦, 2017).

　　固相中, 污泥樣品需進行下述準備：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流動相溶解, 溶液使用0.22 μm有機濾膜過濾到2 mL采樣瓶內, 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), 檢測器為紫外可見吸收檢測器(UV-Vis), 波長為277 nm, 流動相為色譜純乙腈: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 ℃, 進樣體積為10 μL, 根據峰面積計算出其含量.CIP的質量平衡使用以下公式進行計算：

　　式中, [CIP]In為循環最初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為循環開始活性污泥中CIP的背景濃度;[CIP]L, t為一定時間點CIP在液相中的濃度(mg · L-1);[CIP]S, t為一定時間點CIP在固相中的含量(μg · g-1);[CIP]B, t為CIP在相同的時間點可能的生物降解量(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

　　通過比較長期運行后各系統進水和出水中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, 去除率大約為90%, 但當CIP濃度增至3和6 mg · L-1時, 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在各系統中的質量變化情況.具體聯系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　表 2顯示了CIP在生物處理過程中各系統的質量平衡狀況.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.隨著進水中CIP濃度的升高, 總CIP在反應過程中的損失率始終維持在11%~13%左右, 說明進水中CIP的主要去除途徑是生物吸附但同時生物降解也有一定的潛力.可能是隨著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.當進水CIP質量分別為0.009、0.09和0.9 mg時, 出水中CIP含量較低, 而當進水CIP質量分別為9和18 mg時, 出水中CIP含量較高.說明活性污泥在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, 這一結果與相關文獻報道相一致(Li et al., 2010;Girardi et al., 2011;Mougin et al., 2013).相關實驗室的吸附研究也證實了CIP被好氧生物體吸附的潛力(Wu et al., 2009).CIP進入污水處理廠的質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(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的去除主要是通過活性污泥吸附的形式實現.

　　表 2 穩定運行系統中CIP的質量平衡情況

 　　3.2 CIP暴露對活性污泥性能的影響

　　上述實驗已經證實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的釋放來表征有毒物質對細胞生長和活性的影響(Mosmann, 1983).其中, LDH是存在于細胞質的一種酶, 當細胞膜受到損傷時, LDH會釋放到培養基中.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行檢測分析.

　　從圖 1中可以看出, CIP長期暴露實驗和短期暴露實驗對污泥活性和細胞完整性均無顯著影響.其中, 高濃度(5 mg · L-1)與低濃度(0.05 mg · L-1)暴露實驗中, 均未明顯檢測出LDH, 同時兩濃度下細胞生存能力無明顯差異.由此可見, CIP對活性污泥細胞的完整性及細胞活性均無顯著影響.

　　圖 1

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

　　污泥體積指數(SVI)是判斷污泥沉降濃縮性能的一個重要參數, 通常認為SVI值為100~150 mL · g-1時, 污泥沉降性能良好;SVI值>200 mL · g-1時, 污泥沉降性能差;SVI值過低時, 污泥絮體細小緊密, 含無機物較多, 污泥活性差.由圖 2可以看出, 隨著CIP濃度的增大, 污泥SVI值顯著降低.與空白組相對照, 當CIP濃度為5 mg · L-1時, SVI值降低最明顯(從~115 mL · g-1下降到~75 mL · g-1).實驗結果表明, 在CIP長期暴露條件下, 活性污泥沉降性能會顯著提高.然而, 過低的SVI值通常表明污泥的活性不高, 這說明高濃度的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產生一定的抑制作用.

　　圖 2

　　圖 2 CIP長期暴露后活性污泥SVI值的變化

　　3.3 CIP長期/短期暴露對生物脫氮除磷的影響

　　實驗結果顯示了一個周期內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, 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).在長期暴露實驗中, 隨著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, 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, 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環境中, 對氮和磷的去除并無不利影響, 但長期暴露會顯著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的實驗中詳細討論.

　　圖 3

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

　　3.4 CIP對生物脫氮除磷的影響機制

　　通過檢測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時較為明顯(圖 2), 此時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, SOP的濃度分別為0.37、0.47、0.94和2.42 mg · L-1, 說明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, 說明CIP暴露對厭氧階段SOP釋放沒有影響.然而, CIP對好氧階段SOP吸收有一定的抑制作用, 隨著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, 出水中NO2--N濃度分別增至為2.2和6.1 mg · L-1.同樣在一個周期內, 缺氧階段隨著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, 說明CIP的加入抑制了NO2--N向N2的轉變過程, 導致出水中NO2--N濃度隨CIP濃度的增高而增高.實驗結果表明, CIP的加入對硝化過程無顯著影響, 但隨著運行周期的加長會抑制反硝化過程.

　　圖 5

　　圖 5長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及糖原質的轉化與生物脫氮除磷效率有密切關系(Golet et al., 2003;Gonzalez-Pleiter et al., 2013).單位周期內短期/長期PHA和糖原質的變化情況如圖 6所示.在厭氧狀態下, 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, 產生能量用于磷酸鹽的吸收、氨氮的硝化和糖原質的補給(Wright et al., 2005), 以及反硝化脫氮等.糖原質是微生物體內除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明顯影響(圖 6a).長期CIP暴露實驗中, CIP的加入導致糖原質的補充及PHA的轉化過程受到抑制, 并且隨著CIP濃度的升高, 抑制作用逐漸加強(圖 6b).進一步研究表明, CIP能直接作用于細菌的遺傳物質核酸, 抑制細菌的旋轉酶, 破壞遺傳物質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)、長期(b)CIP暴露下PHA和糖原的轉化情況(虛線代表PHA的濃度, 實線代表糖原質的濃度)

　　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, PHA的合成量分別為3.67、3.59和5.99 mmol · g-1, 糖原質的量分別為6.71、6.42、6.21 mmol · g-1.PHA的轉化隨著CIP濃度的增高, 抑制作用逐漸增強.好氧階段空白組糖原質積累量為9.05 mmol · g-1, 而CIP存在時積累量分別為8.61、8.33和7.97 mmol · g-1, 可見糖原質的積累隨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, PHA的平均值分別為0.79、1.11和2.71 mmol · g-1, 糖原質的平均值為8.25、7.96和7.45 mmol · g-1.PHA的轉化及糖原質的積累過程受到抑制, 將導致磷的吸收、硝化及反硝化過程能量不足, 最終導致脫氮除磷效率降低.

　　污水生物脫氮處理過程中氮的轉化主要包括氨化、硝化和反硝化作用, 最終轉變為氮氣而被去除.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.這一系列的生物過程涉及眾多的生物酶, 其中與生物脫氮相關的酶主要有AMO、NAR和NIR(Wang et al., 2013a;2013b;2014;Chen et al., 2014a;2014b), 而與磷的去除的相關的關鍵性酶主要有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行了探究.

　　CIP濃度變化對生物脫氮相關酶NAR無明顯影響, 對AMO有輕微的抑制作用, 但對NIR有顯著抑制作用, 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, NIR活性分別降至94.55%、80.1%和58.2%(圖 7a).與生物除磷相關的酶里, 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, PPK酶活降至75%.以上實驗結果均與之前觀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濃度下長期暴露后相關酶活性

　　4 結論(Conclusions)

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

　　2) CIP短期/長期暴露對污泥活性及污泥生物細胞完整性無顯著影響, 但長期暴露會顯著提高活性污泥沉降性能.

　　3) 通過CIP對生物脫氮除磷的影響實驗得出, 活性污泥短期暴露在CIP環境中, 對廢水生物脫氮除磷無明顯影響.長期運行過程中, 當CIP濃度為0.05 mg · L-1時, 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, 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%.長期暴露會降低氮和磷的去除效率, 并且隨著CIP濃度的升高, 抑制作用逐漸增強.

　　4) 長期CIP暴露實驗中, 隨著CIP濃度的升高, 單位周期內糖原質的補充及PHA的轉化過程受到抑制, 導致細胞生長, 以及磷的吸收、硝化及反硝化過程能量供給不足, 并且抑制了NIR與PPK的活性, 從而導致脫氮除磷效率降低.(來源：環境科學學報 作者：鄒高龍)