磺胺甲唑與砷復合污染對活性污泥系統(tǒng)的影響

康鵬飛，榮步云，李紅麗，崔理慧，萬俊鋒

（1.鄭州大學化工學院，河南鄭州 450001；2.河南省環(huán)境與資源國際聯(lián)合實驗室，河南鄭州 450001；3.山西天脊煤化工集團股份有限公司，山西長治 047507；4.鄭州大學生態(tài)與環(huán)境學院，河南鄭州 450001）

抗生素向環(huán)境中的排放已成為一個重要問題，抗生素的長期存在可能會導致抗生素抗性細菌和抗生素抗性基因（Antibiotic resistance genes，ARGs）的產(chǎn)生、維持、轉移和傳播，對生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生沖擊并降低抗生素對人類和動物病原體的治療潛力〔1-2〕。人類和動物的糞便和尿液中未代謝的抗生素是將其引入環(huán)境的主要途徑之一，這些殘留物的很大一部分最終通過管道排入廢水處理廠（WWTP）〔3-4〕。因此，開發(fā)有效的抗生素處理技術解決抗生素污染，明確抗生素的遷移轉化規(guī)律及其影響因素對于保護環(huán)境以及人類健康具有非常重要的意義。

序批式活性污泥法（Sequencing batch reactor activated sludge process，SBR）工藝簡單，對污染物的去除效果好，對水質和水量的變化具有很強的適應性，因此被廣泛用于處理含抗生素的廢水〔5〕。A.J.KANG 等〔6〕使用SBR處理含有2 μg/L磺胺甲唑（Sulfamethoxazole，SMX）的廢水，SMX 去除率為84%。王振旗等〔7〕開發(fā)了以SBR 工藝為核心的廢水末端處置關鍵技術，結果顯示，這項技術使得奶牛場廢水中磺胺類和β-內酰胺類抗生素去除率穩(wěn)定在90%以上。然而目前的研究大多只考慮了一種抗生素污染物對SBR 系統(tǒng)的影響，但實際廢水往往更為復雜。例如SMX 是一種典型的磺胺類抗生素，其因廣譜抗菌且成本低而被廣泛用于獸藥〔8〕，同時洛克沙砷作為控制寄生蟲的飼料添加劑也被廣泛使用，其代謝產(chǎn)物包括無機砷As（Ⅴ）和As（Ⅲ）〔9〕。SMX 和洛克沙砷作為獸藥的大量使用致使養(yǎng)殖廢水中會同時存在抗生素和重金屬砷。Hai LIN 等〔10〕發(fā)現(xiàn)0.5 mmol/L Pb、0.1 mmol/L As 和0.005 mmol/L Hg 可以明顯促進污泥細菌群落中的ARGs 轉移?？股睾涂咕饘俚膹秃献饔酶鼤挂恍┪⑸锍霈F(xiàn)多重抗性，給環(huán)境和人類健康帶來更大的威脅。但是迄今為止關于處理同時含抗生素和重金屬廢水的研究卻很少。

本研究在序批式活性污泥系統(tǒng)（SBR）中加入SMX 和As（Ⅲ），研究了復合污染對SBR 系統(tǒng)污染物去除性能、污泥濃度、胞外聚合物（EPS）、污泥活性、SMX 去除機理的影響，可以為實際復合污染廢水的處理提供借鑒。

1 實驗部分

1.1 實驗裝置與進水水質

實驗采用2 個相同的SBR 反應器R1 和R2，總周期設定為6 h，包括5 min 進水，25 min 厭氧，155 min好氧，60 min 厭氧，110 min 好氧，5 min 沉降，5 min 排水。體積交換率為40%，進水采用人工模擬廢水，水質如表1 所示，進水營養(yǎng)比為m（COD）∶m（N）∶m（P）=100∶5∶1（其中COD 為1 000 mg/L）。污泥培養(yǎng)完成后，在第27 天向R1 加入1 mg/L 的SMX，同時向R2加入1 mg/L SMX 和0.5 mg/L 的As（Ⅲ）。

表1 人工模擬廢水成分組成Table 1 Composition of artificially simulated wastewater components

1.2 測試方法

2 結果與討論

2.1 復合污染對SBR 系統(tǒng)去除性能的影響

SMX 單獨投加和與As 復合投加前后（第27 天加入）SBR 系統(tǒng)的除污性能見圖1。

圖1 SMX 單獨投加和與As 復合投加前后（第27 天加入）SBR 系統(tǒng)的除污性能Fig.1 Decontamination performance of SBR system before and after SMX alone and combined with As addition（added on the 27th day）

圖1（a）表示污染物加入前后反應器COD 去除性能的變化。R1 投加SMX 后，COD 去除率沒有明顯變化，一直穩(wěn)定在93%左右，說明單獨的SMX對活性污泥去除COD 影響較小，相關研究也表明2 μg/L的SMX 對SBR 系統(tǒng)的處理性能以及顆粒的穩(wěn)定性沒有顯著影響〔13〕；然而R2 中SMX+As（Ⅲ）復合污染的加入導致COD 去除率立即降至76.29%，適應20 d 之后才恢復到95% 以上，表明復合污染對活性污泥去除COD 產(chǎn)生了更大的影響，且系統(tǒng)性能恢復較慢，但活性污泥長期運行后能適應復合污染造成的性能抑制。

圖1（b）表示SMX 和As加入前后反應器TP 去除性能的變化。污染物加入之后，R1、R2 中P 的去除均有較大程度的惡化，最終去除率穩(wěn)定在50%左右，而之前TP 的去除率最高可達80%以上，表明SMX 作為一種廣譜抗菌藥，較大地影響了聚磷菌的生長。

圖1（c）和圖1（d）分別表示R1 和R2 反應器中N的去除受污染物加入的影響情況。如圖1（c）所示，R1 加入SMX 后出水NH4+-N 升 高，NH4+-N 及TN 去除率均下降了10%左右，NO3--N 和NO2--N 與之前相比變化不大，1 周后基本恢復到之前的水平，這表明與氮去除相關的微生物能較快適應SMX 的毒性。由圖1（d）可知，R2 中SMX 和As（Ⅲ）的加入導致總氮去除率下降了13%以上，且較不穩(wěn)定，其他氮素也同此變化趨勢，直到第3 周左右才基本恢復到之前的水平，表明SMX 和As（Ⅲ）的復合污染對與氮去除相關的微生物毒性更大，微生物更難適應。但最終R1 和R2 中NH4+-N 去除率均恢復到100%，TN 去除率接近90%。

2.2 復合污染對系統(tǒng)內污泥特性的影響

將污染物投加前1 天設為第0 天，投加當天設為第1 天。SMX 單獨投加和與As 復合投加后SBR 系統(tǒng)污泥活性（以單位時間內單位MLVSS 消耗的底物表示）變化見圖2。

圖2 SMX單獨投加和與As復合投加后SBR系統(tǒng)污泥活性變化Fig.2 Changes in sludge activity of SBR system after SMX alone and combined with As addition

圖2（a）所示為污泥SOUR（以氧氣計）的變化，SOUR 可直接反映好氧生物廢水處理過程中有機物降解和硝化過程的微生物活性和氧利用率〔12〕。初期R1 單獨投加SMX 對SOUR 沒有很大影響，但是R2 中復合污染導致了前30 d SOUR 的顯著（p＜0.01）降低，表明復合污染對好氧細菌的毒性更大且細菌更難適應；經(jīng)過60 d 的適應，2 反應器中污泥SOUR均顯著（p＜0.01）高于第0 天，表明長期的SMX 和砷脅迫可以提高好氧微生物的活性。

圖2（b）表示2 個反應器中DHA〔以三苯基甲臜（TF）計〕的變化，DHA 可以反映生物呼吸活性，污染物脅迫下DHA 的變化會影響有機物的生物降解〔12〕。由圖2（b）可知，第1 天SMX 的單獨加入與SMX 和As的聯(lián)合加入均導致了DHA 的顯著（p＜0.01）降低，且聯(lián)合加入的DHA 更低，這與圖1（a）中所示的反應器內COD 的去除率降低對應，表明復合污染對降解碳源的微生物活性抑制作用更大。隨著微生物的適應，DHA 隨時間延長緩慢提高，這與COD 去除率的恢復相對應。經(jīng)過60 d 的恢復，R1 中污泥DHA 恢復到之前的狀態(tài)，R2 中DHA 仍低于之前，表明復合污染對降解碳源的微生物的毒性作用是長期的，系統(tǒng)需要更長時間去適應。

圖2（c）表示2 個反應器中污泥SAOR（以NH4+-N計）的變化。由圖2（c）可知，單獨的SMX 對氨氧化細菌（AOB）的活性影響不大（p＜0.05），而R2 中復合污染的加入導致了SAOR 的持續(xù)下降，這與圖1（d）中R2 的NH4+-N 去除率降低且不穩(wěn)定對應，表明復合污染抑制了AOB 的活性，導致氨氧化速率的降低，影響了NH4+-N 的去除率。經(jīng)過60 d 的運行，R1污泥的SAOR 恢復到之前的水平，R2 的SAOR 高于之前，這表明復合污染的高毒性甚至可以刺激氨氧化細菌產(chǎn)生更高的活性。之前也有研究發(fā)現(xiàn)長期暴露于頭孢氨芐（Cephalexin，CFX）（30 mg/L）會在一定程度上對AOB 活性產(chǎn)生刺激作用，提高氨氧化速率〔14〕。

圖3 顯示了SMX 單獨投加和與As 復合投加后SBR 系統(tǒng)污泥濃度、沉降性能、EPS 含量的變化。

圖3 SMX 單獨投加和與As 復合投加后SBR 系統(tǒng)的變化Fig.3 Changes of SBR system after SMX alone and combined with As addition

如圖3（a）所示，SMX單獨投加和與As復合投加后，SBR 系統(tǒng)污泥濃度均仍在緩慢升高，表明微生物能快速地適應SMX 和As（Ⅲ）的毒性并正常生長，這是由于SMX 和As（Ⅲ）的毒性導致微生物分泌的EPS可以在細胞外部形成網(wǎng)絡結構作為細胞的保護機制〔15〕，從而使污泥濃度穩(wěn)定提高。圖3（b）顯示R1 SVI5從91.73 mL/g 降至64.78 mL/g，R2 SVI5從92.21 mL/g 降至65.14 mL/g，均有較大程度下降，且在第42 天SVI5/SVI30均降至1.03，這是活性污泥顆?；闹匾笜耍砻鞣磻鲀任勰喑两敌阅苡袠O大提高。EPS 可以使微生物彼此黏附，促進細菌聚集，間接促進了顆粒污泥的形成〔16〕，從而使沉降性能提高。

如圖3（c）所示，SMX 單獨投加和與As 復合投加均導致EPS 含量顯著提高，第0 天單位MLSS 中EPS的 質 量 分 數(shù) 為11.95 mg/g，而 第60 天R1、R2 單 位MLSS 中EPS 的質量分數(shù)分別提高到39.78、48.63 mg/g。細菌在面對有毒污染物時會分泌大量EPS，這是一種常見的自我保護措施〔17〕，EPS 的保護作用正是污泥濃度穩(wěn)定增長的原因。EPS 中PS 和PN 都有明顯提高，PS 可以通過提供細胞的剛性凝膠網(wǎng)并改變細胞表面電荷而在構建和維持顆粒的結構完整性中發(fā)揮關鍵作用〔18〕，PN 的疏水基團可以增強污泥疏水性促進污泥顆粒的形成從而提高污泥的沉降性能〔19〕。

2.3 復合污染對SBR 系統(tǒng)去除SMX 的影響

同樣將污染物投加時間設為第1 天，2 個反應器中SMX 的去除率見圖4。

圖4 反應器SMX 的去除率Fig.4 Removal rate of SMX in reactors

如圖4 所示，第1 天2 個反應器的SMX 去除率均可以達到30%，之后逐漸降低，這是由于加入SMX的第1 天，EPS 吸附容量較大。A. J. KANG 等〔6〕的研究證實了通過吸附去除的SMX 占初始SMX 質量的（11.6±1.2）%。蛋白質作為EPS 的主要成分，存在不同的官能團，如羧基、胺基和羥基，此外還有疏水區(qū)域，為吸附提供了結合位點。由于上述官能團和疏水區(qū)域的存在，許多有機微污染物包括抗生素都可以被EPS 吸附〔20〕。結合圖3（c），由于微生物抵抗SMX 和As 的毒性導致其分泌的EPS 增多，對SMX 的吸附量也較高。30 d 之后EPS 含量基本不再變化，因此對SMX 去除率逐漸降低至10%左右，且復合污染對SMX 的去除率沒有顯著影響。

分別采用適應SMX 之前的污泥（第0 天，記作R0）和2 反應器適應SMX 60 d 之后的污泥（記作R1-60 和R2-60，下同）進行吸附不同濃度SMX 的批次實驗以探究SMX 的去除機理。每組取反應器內污泥混合物100 mL，以保證污泥量基本一致，向反應器中分別加入1、5、10、25 mg/L SMX，總反應周期同1.1 節(jié)為6 h。實驗結果見表2。

表2 平衡去除量Table 2 Balance removal

由表2 可知，各組實驗的SMX 去除量均隨SMX投加濃度的提高而提高，這是由于高濃度的SMX 會使SMX 分子更多地接觸到污泥，從而有更高的去除量。適應前滅活污泥對SMX 的去除量較低，表明此時吸附和降解同時起作用，其中吸附占比為39.25%～50.97%；經(jīng)過60 d 的適應后，R1 與R2 滅活污泥對SMX 的去除量均高于未滅活的活性污泥對應組，這表明吸附作用是SMX 去除的主要原因，而且在反應后期觀測到未滅活的活性污泥SMX 濃度都有略微上升，這很可能是由于馴化的功能微生物主動誘導活性污泥已經(jīng)吸附的SMX 解吸，或者由于功能微生物通過特異性或通用的抗生素外排泵將SMX 從細胞中排出，降低了細胞內SMX 濃度并表現(xiàn)出耐藥 性〔21〕。E. SAHAR 等〔22〕在使 用10 μg/L 磺胺二甲嘧啶（Sulfamethazine，SMZ）作為吸附質進行的批量吸附測試中，觀察到MBR 反應器中的好氧污泥吸附去除了接近100%的SMZ。此外，適應后2 反應器的平衡去除量明顯提高，這是因為此時的污泥相比第0 天EPS 含量更高，有更多的吸附位點。與R1相比，R2 對SMX 的去除量更低，可能是亞砷酸根占據(jù)了部分吸附位點。

由于吸附在SMX 的去除中起非常重要的作用，使用Langmuir 和Freundlich 等溫線分析SMX 在污泥上的吸附平衡，結果見表3。

表3 等溫吸附擬合參數(shù)Table 3 Fitting parameters of isothermal adsorption

由表3 可知，Langmuir 模型能更好地擬合SMX在EPS 上的等溫吸附行為，這表明SMX 在活性污泥上的吸附行為更趨近于單層吸附過程〔23〕，且復合污染并沒有改變SMX 在污泥上的吸附行為。

使用準一級和準二級動力學模型分析SMX 在污泥上的吸附動力學，準一級模型更適合描述初始階段中有一些限制的物理吸附過程，而準二級模型更適合于吸附過程分為膜擴散、表面吸附和內擴散3 個階段的化學吸附過程〔24〕，實驗擬合結果見表4。

如表4 所示，準二級模型對SMX 在第0 天污泥上的吸附動力學擬合相關系數(shù)R2較高，更能較為正確地估計平衡吸附容量（qe），表明化學吸附是控制整個SMX 吸附過程的重要因素〔25〕。SMX 在生物污泥上的吸附機制涉及SMX 分子中存在的可電離有機基團與形成顆粒的蛋白質、多糖和細胞外聚合物中存在的不同官能團之間的靜電力〔26〕。第60 天污泥適應后，2 個模型擬合度均較好，準二級模型擬合度更高一些，這意味著第60 天污泥上的SMX 吸附仍主要通過化學吸附完成，但同時存在物理吸附。

3 結論

在長期運行的SBR 系統(tǒng)中單獨投加SMX 及復合投加SMX 與As（Ⅲ），評估了復合污染物對SBR 系統(tǒng)性能以及污泥特性的影響。結果表明：（1）SMX+As（Ⅲ）復合污染容易導致SBR 中有機物和總氮的去除效果下降，且反應器性能恢復較慢，而SMX 單獨投加及與As（Ⅲ）復合投加均會導致除磷效果下降且無法恢復；（2）SMX 和As（Ⅲ）的存在都會刺激微生物分泌更多EPS，而富集的EPS 可促使污泥濃度緩慢提高并改善污泥沉降性能。SMX+As（Ⅲ）復合污染物短期會顯著抑制有機物降解和硝化功能微生物的活性，導致SBR 對有機物和總氮的去除率下降，然而復合污染物長期脅迫下活性污泥可以恢復到原有較好水平；（3）活性污泥主要通過吸附作用去除SMX，其吸附規(guī)律符合Langmuir 吸附熱力學方程，說明SMX 在活性污泥上的吸附行為更趨近于單層吸附。這項研究表明SBR 工藝在處理含有抗生素和重金屬等不同污染物的實際工業(yè)廢水過程中，必須考慮復合污染物對工藝運行效果潛在的影響。

表4 吸附動力學擬合參數(shù)Table 4 Adsorption kinetic fitting parameters