葉 超，陳毅剛

(蘇州蘇凈環(huán)保工程有限公司,江蘇 蘇州 215122)

0 引言

抗生素是一種光譜抗菌藥物，廣泛用于人及動物的抗菌治療，近年來，抗生素類藥物的大量使用對生態(tài)環(huán)境及人類健康構(gòu)成了重大威脅，引起了人們的高度關(guān)注[1]。據(jù)報道，2013年中國共計消費10 萬t抗生素，高出英美等國家?guī)资踔翑?shù)百倍，而大量使用的抗生素約有46%最終會通過人或動物的排泄進(jìn)入水體、土壤中[2]。盡管從自然環(huán)境中檢測到的抗生素濃度范圍僅在ng/L～μg/L 級，但由于其在環(huán)境中的持久性和累積性,仍會帶來潛在的生態(tài)風(fēng)險[3－4]。

氧氟沙星（OFL）是最常用的一種氟喹諾酮類抗生素，種類多、使用量大且難以被生物代謝。世界上許多地區(qū)的地表水和飲用水中都檢測出了OFL 的存在，對生態(tài)環(huán)境及人類健康構(gòu)成了巨大威脅。目前仍主要依靠城市污水廠的生物處理技術(shù)降解OFL，并且大部分研究集中在活性污泥法為主的好氧生物處理法對OFL 的降解效果。OFL 的存在會影響微生物的新陳代謝功能，繼而對活性污泥系統(tǒng)的運(yùn)行效果造成影響，使得抗生素與活性污泥系統(tǒng)的相互作用十分復(fù)雜[5]。研究表明，城市污水處理廠對抗生素的處理效率普遍低于40%，導(dǎo)致污水廠出水反而成為了抗生素甚至耐藥菌的重要來源[6]?；钚晕勰嘞到y(tǒng)對抗生素的低降解率促使人們不斷尋求提升抗生素的活性污泥工藝組合/工藝條件，卻忽視了抗生素對活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行效能及微生物生理生化活動產(chǎn)生的影響，而這一影響在依靠生物作用降解污染物的活性污泥系統(tǒng)中可能對抗生素降解產(chǎn)生重要影響。

因此，本文利用SBR 反應(yīng)器，研究了活性污泥系統(tǒng)對OFL 抗生素的響應(yīng)，探討OFL 對活性污泥系統(tǒng)去除氮、磷及COD 等運(yùn)行效果的影響及系統(tǒng)中微生物代謝產(chǎn)物的變化，從而為明晰抗生素與活性污泥系統(tǒng)的相互作用及為提升活性污泥系統(tǒng)對于抗生素的降解效果提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及流程

采用4 組柱狀SBR 反應(yīng)器用于活性污泥的培養(yǎng)。編號為R1，R2，R3 和R4，R1 設(shè)置為對照組，R2～R4 為實驗組。4 組反應(yīng)器的有效容積均為4 L，采用蠕動泵從頂部進(jìn)水，電磁閥控制出水，排水比為50%。反應(yīng)器采用缺氧/好氧（A/O）的模式運(yùn)行，周期為6 h，其中：進(jìn)水10 min，排水10 min，攪拌80 min，曝氣200 min，沉降30 min，閑置30 min，水力停留時間（HRT）為12 h，污泥齡（SRT）控制在10 d 左右。采用空氣泵通過微孔曝氣頭實現(xiàn)供氧，控制曝氣強(qiáng)度為6±0.5 mg/L，反應(yīng)溫度控制為25±2 ℃。SBR 裝置示意見圖1。

圖1 SBR 裝置

1.2 接種污泥及模擬廢水

接種污泥取自蘇州某污水廠二沉池的活性污泥，污泥經(jīng)曝氣24 h 后過0.62 mm 篩，并用蒸餾水清洗3 遍后接種到SBR 反應(yīng)器中進(jìn)行培養(yǎng)馴化，控制接種污泥初始質(zhì)量濃度為3 500 mg/L（以混合液懸浮固體濃度計，MLSS）左右。馴化完成后進(jìn)行為期60 d的連續(xù)運(yùn)行。

配置模擬廢水（乙酸鈉為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源）作為試驗用水，其組分為每升試驗用水含無水乙酸鈉400 mg，氯化銨75 mg，磷酸二氫鉀18 mg，七水硫酸鎂10 mg，氯化鈣15 mg，均為分析純。此外，還添加微量元素，包括七水硫酸亞鐵5 mg，乙二胺四乙酸50 mg，硫酸銅1.8 mg，氯化錳5.1 mg，鉬酸銨1.1 mg，七水硫酸鋅22 mg 和氯化鈷1.6 mg，均為分析純。采用濃度為1 mol/L 的HCl 或0.1 mol/L 的NaOH 調(diào)節(jié)進(jìn)水pH 值，使其維持在7.0左右。

OFL 每次與合成廢水要同時加入，并控制其進(jìn)入反應(yīng)器（R1～R4）中的質(zhì)量濃度分別為0，5，15，25 mg/L。

1.3 分析方法

常規(guī)指標(biāo)污泥溶積指數(shù)（SVI），COD，NH4+-N 和PO43-參照APHA 標(biāo)準(zhǔn)方法測定[7]。污泥中的胞外聚合物（EPS 采用離子交換樹脂（Cation exchange resin，CER）法[8]提?。喝?0 mL 污泥樣品，在5 000 r/min 下離心15 min，再用100 mmol/L NaCl 溶液洗2 次后棄去上清液，將污泥重新懸浮于磷酸緩沖溶液中，恢復(fù)污泥混合溶液體積到50 mL，并轉(zhuǎn)移至錐形瓶中。測定其中揮發(fā)性污泥含量（MLVSS，即有機(jī)性固體物質(zhì)）,在錐形瓶中加入一定量的樹脂（與錐形瓶中污泥質(zhì)量比為60 g/g），再在4 ℃下連續(xù)攪拌6 h，結(jié)束后在10 000 r/min 條件下離心30 min，將上清液過0.45 μm 醋酸纖維素膜過濾即得到EPS 溶液。EPS溶液用于化學(xué)成分分析時，EPS 中的多糖采用蒽酮比色法測定，用葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)；蛋白質(zhì)采用BO F等[8]改進(jìn)Lowry 法測定，分別以牛血清蛋白和腐殖酸作為標(biāo)準(zhǔn)。EPS 的總量為多糖、蛋白質(zhì)和腐殖酸的總和，EPS 各組分及EPS 總量的單位以單位質(zhì)量污泥中該組分的含量計算（mg/g）。胞內(nèi)聚合物聚羥基脂肪酸酯（PHA）含量采用氣相色譜法測定[9]；糖原含量采用苯酚-硫酸法測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 OFL 作用下活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行效果

2.1.1 COD 去除效果的變化

OFL 的存在對SBR 系統(tǒng)COD 去除率的影響見圖2。由圖2 可知，各反應(yīng)器中COD 去除率呈現(xiàn)先下降后穩(wěn)定的趨勢。在對照組R1 中，COD 去除率始終維持在90.07% ± 1.33%～94.71% ± 2.99%水平，平均去除率為92.24%±2.42%；OFL 投加質(zhì)量濃度從5 增加至25 mg/L 時，系統(tǒng)中COD 平均去除率從86.82%±1.81%降低至83.84%±1.87%。結(jié)果表明，OFL 的加入略微降低了系統(tǒng)中COD 的去除效率，且與投加濃度成反比。抗生素投加初期，COD 去除率迅速下降，這可能是由于活性污泥微生物受抗生素毒性的影響，出現(xiàn)了死亡或者停止生長，細(xì)菌數(shù)量的減少使得基質(zhì)降解能力降低[10]，而隨著系統(tǒng)運(yùn)行時間的增加，活性污泥微生物能夠逐漸適應(yīng)抗生素的存在，COD 去除率下降趨勢逐漸減緩并趨于穩(wěn)定。

圖2 OFL 對SBR 系統(tǒng)COD 去除效果的影響

2.1.2 脫氮除磷效果的變化

活性污泥系統(tǒng)的脫氮除磷性能是系統(tǒng)運(yùn)行效果的重要衡量指標(biāo)，也是污水處理廠的重要職能之一。OFL 的投加對活性污泥系統(tǒng)脫氮性能的影響見圖3。由圖3可以看出，對照組氨氮去除率在運(yùn)行周期內(nèi)基本穩(wěn)定，R2～R4 中氨氮去除率呈現(xiàn)快速下降-短暫上升-平穩(wěn)運(yùn)行的變化趨勢，表明初期OFL 的投加會對系統(tǒng)脫氮性能造成沖擊，且高濃度的OFL造成的沖擊強(qiáng)度更大，系統(tǒng)需要的恢復(fù)期也更久。最終，R1～R4 中氨氮平均去除率為91.39%±1.98%，87.07%±1.93%，85.10%±2.22%和82.12%±2.22%，表明隨著總體上OFL 投加濃度的增加對氨氮去除率具有負(fù)面影響，會使系統(tǒng)中的硝化過程受到抑制。這一發(fā)現(xiàn)與WANG S 等[11]得出的結(jié)論相似，其利用SBR 反應(yīng)器研究了土霉素（OTC）對活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行效果的影響，發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)運(yùn)行時COD 和氨氮的去除率受到了抑制。李娟英等[12]往活性污泥系統(tǒng)中投入四環(huán)素類和磺胺類抗生素，同樣發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)脫氮速率隨著抗生素濃度的增加而降低。

圖3 OFL 對SBR 系統(tǒng)脫氮性能的影響

OFL 的投加對活性污泥系統(tǒng)除磷性能的影響見圖4。由圖4可以看出，對照組R1 中磷酸鹽去除率整體保持平穩(wěn)，略有波動。由于OFL 的投加，R2～R4 初期大幅下降，部分濃度（R3 及R4）降幅達(dá)50%,后略有恢復(fù),整體呈“V”字型變化。R1～R4 反應(yīng)器中磷酸鹽的平均去除率為85.77%± 2.10%，75.06%±1.99%，66.30%±1.87%和66.18%±2.29%。加藥后磷酸鹽去除率的降低表明OFL 的存在抑制了系統(tǒng)中聚磷菌的活性，從而系統(tǒng)除磷性能有所下降。此外，從系統(tǒng)脫氮除磷性能的降低程度可以看出與硝化細(xì)菌相比，聚磷菌對OFL 存在的環(huán)境更為敏感。隨著系統(tǒng)運(yùn)行時間的延長，加藥系統(tǒng)中磷酸鹽去除率逐漸上升，表明聚磷菌逐漸適應(yīng)了OFL 存在的環(huán)境，其活性逐漸恢復(fù)，出水磷酸鹽含量逐漸降低。趙美玲[13]研究磺胺甲惡唑?qū)?qiáng)化生物除磷系統(tǒng)的影響發(fā)現(xiàn)，當(dāng)投加質(zhì)量濃度從5 增加至5 mg/L 時，系統(tǒng)磷酸鹽的去除率從81%降低至了50%左右，馬娟等[14]也有類似的發(fā)現(xiàn)。

上述結(jié)果表明，抗生素OFL 的存在對系統(tǒng)的脫氮除磷性能均會產(chǎn)生一定的影響，主要表現(xiàn)為：①投加初期對系統(tǒng)造成沖擊導(dǎo)致的脫氮除磷效果的下降；②隨著系統(tǒng)逐漸適應(yīng)OFL 的存在，系統(tǒng)性能稍有恢復(fù)?？傮w上來看，OFL 的投加會造成活性污泥系統(tǒng)脫氮除磷效果的降低，并表現(xiàn)出劑量依賴性的趨勢。此外可以發(fā)現(xiàn)，相比于脫氮效果，OFL 的投加對除磷性能的影響更大。

圖4 OFL 對SBR 系統(tǒng)除磷性能的影響

2.1.3 沉降性能的變化

SVI 是反映活性污泥凝聚、沉降性能的常用指標(biāo)，對于生活污水和城市污水而言，其值一般介于70～100 mL/g 之間[15]。4 組反應(yīng)器在60 d 運(yùn)行期間的活性污泥SVI 變化見圖5。由圖5可以看出，當(dāng)投加質(zhì)量濃度小于5 mg/L 時，SVI 一直保持基本穩(wěn)定的狀態(tài)；當(dāng)投加質(zhì)量濃度大于15 mg/L 時，系統(tǒng)運(yùn)行后期，活性污泥SVI 逐漸上升。由此可見，低濃度的OFL 對活性污泥的沉降性能基本沒有影響，而高濃度的OFL 會使活性污泥的沉降性能降低，出現(xiàn)污泥膨脹現(xiàn)象。污泥沉降性能的降低會導(dǎo)致系統(tǒng)基質(zhì)降解能力的下降，從而出水COD濃度增高，該結(jié)果與COD 去除率結(jié)果保持一致。

圖5 OFL 對SBR 系統(tǒng)SVI 值的影響

2.2 氧氟沙星對活性污泥代謝產(chǎn)物的影響

2.2.1 EPS 的變化

EPS 是活性污泥微生物分泌的一種高分子聚合物，主要成分是多糖（Polysaccharide，PS）和蛋白質(zhì)（Protein，PN），其濃度與組成與污泥性質(zhì)及系統(tǒng)的運(yùn)行效果息息相關(guān)。長期運(yùn)行過程中各反應(yīng)器活性污泥EPS 含量及組分的變化見圖6。由圖6可以看出，隨著OFL 的投加質(zhì)量濃度從0 提高至25 mg/L，系統(tǒng)中EPS 的平均質(zhì)量比從36.32±2.17 mg/g 增加至了41.97 ± 2.50 mg/g，其中PN的平均質(zhì)量比從21.51±1.29 mg/g 增加至了24.67 ± 1.33 mg/g，PS的平均含量從14.80±1.52 mg/g 增加至了17.30±1.15 mg/g。這一結(jié)果表明，OFL 的存在會促使活性污泥中的微生物分泌更多的EPS，以此來保護(hù)自己抵御外界的毒害，尤其是PN 的分泌[16]。而EPS 的增加直接影響了活性污泥絮體的形成，從而污泥的沉降性能變差，這也是系統(tǒng)中OFL 的投加導(dǎo)致SVI 升高的直接原因。

圖6 OFL 對活性污泥EPS 含量的影響

2.2.2 PHA 的變化

PHA 主要是作為碳源和能源的貯藏性物質(zhì)而存在于生物體內(nèi)，PHA 的變化與除磷性能密切相關(guān)。系統(tǒng)長期運(yùn)行過程中OFL 對活性污泥PHA 含量的影響見圖7。由圖7可以看出，R1～R4 反應(yīng)器中PHA 的平均質(zhì)量比為28.99%±2.19%，26.00%±2.38%，21.38%±2.19%和21.34%±2.35%。結(jié)果表明，OFL 的加入抑制了系統(tǒng)中PHA 的合成，且抑制作用隨著OFL 濃度的增加而增加。有毒物質(zhì)OFL 的添加使得聚磷菌的活性受到抑制，正常的代謝過程遭到破壞，導(dǎo)致PHA 的合成量降低，系統(tǒng)的除磷性能下降[17]。

圖7 OFL 對活性污泥PHA 質(zhì)量比的影響

2.2.3 糖原的變化

糖原，又稱肝糖或糖元，由葡萄糖結(jié)合而成的支鏈多糖，是胞內(nèi)的貯備多糖，在生物除磷過程中也扮演著重要的角色。厭氧階段，糖原的主要作用是通過ED 或EMP 途徑分解為PHA 的合成提供還原型輔酶（NADH），而在好氧階段，PHA 分解產(chǎn)生NADH，并與氧氣反應(yīng)產(chǎn)生ATP 為糖原合成提供能量[18]。系統(tǒng)長期運(yùn)行過程中OFL 對活性污泥糖原含量的影響見圖8。由圖8可以看出，R1～R4 反應(yīng)器中糖原的平均質(zhì)量比為66.88%±3.71%，56.91%±3.82%，53.52%±3.84%和52.99%±3.84%。由此可知，OFL 的存在抑制了糖原的合成，且OFL 濃度越高，對糖原合成的抑制作用越大，其原因一方面可能是OFL 抑制了作為合成糖原所需的PHA 的形成另一方面可能是OFL 抑制了PHA 氧化分解為乙酰輔酶A 的過程。

圖8 OFL 對活性污泥糖原含量的影響

3 結(jié)論

利用SBR 反應(yīng)器研究了長期運(yùn)行條件下OFL的投加對活性污泥系統(tǒng)的影響，結(jié)果表明，抗生素的存在對活性污泥系統(tǒng)的運(yùn)行構(gòu)成了潛在的威脅，對活性污泥系統(tǒng)的運(yùn)行效果及微生物代謝產(chǎn)物都帶來了負(fù)面影響。

（1）OFL 的投加導(dǎo)致活性污泥系統(tǒng)的COD 去除效果及脫氮除磷性能都出現(xiàn)了下降，并且抑制作用隨著投加濃度的增加而增加，在除磷性能方面表明的尤為明顯；此外還會導(dǎo)致污泥沉降性能的下降，發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象。

（2）OFL 的投加導(dǎo)致活性污泥微生物分泌更多的EPS，以此來保護(hù)自己抵御外界的毒害，尤其是PN 的分泌，這也是系統(tǒng)發(fā)生沉降性能下降的原因。

（3）OFL 的投加抑制了PHA 及糖原的合成，是導(dǎo)致系統(tǒng)除磷性能下降的原因。