叶 超，陈毅刚

(苏州苏净环保工程有限公司,江苏 苏州 215122)

0 引言

抗生素是一种光谱抗菌药物，广泛用于人及动物的抗菌治疗，近年来，抗生素类药物的大量使用对生态环境及人类健康构成了重大威胁，引起了人们的高度关注[1]。据报道，2013年中国共计消费10 万t抗生素，高出英美等国家几十甚至数百倍，而大量使用的抗生素约有46%最终会通过人或动物的排泄进入水体、土壤中[2]。尽管从自然环境中检测到的抗生素浓度范围仅在ng/L～μg/L 级，但由于其在环境中的持久性和累积性,仍会带来潜在的生态风险[3－4]。

氧氟沙星（OFL）是最常用的一种氟喹诺酮类抗生素，种类多、使用量大且难以被生物代谢。世界上许多地区的地表水和饮用水中都检测出了OFL 的存在，对生态环境及人类健康构成了巨大威胁。目前仍主要依靠城市污水厂的生物处理技术降解OFL，并且大部分研究集中在活性污泥法为主的好氧生物处理法对OFL 的降解效果。OFL 的存在会影响微生物的新陈代谢功能，继而对活性污泥系统的运行效果造成影响，使得抗生素与活性污泥系统的相互作用十分复杂[5]。研究表明，城市污水处理厂对抗生素的处理效率普遍低于40%，导致污水厂出水反而成为了抗生素甚至耐药菌的重要来源[6]。活性污泥系统对抗生素的低降解率促使人们不断寻求提升抗生素的活性污泥工艺组合/工艺条件，却忽视了抗生素对活性污泥系统运行效能及微生物生理生化活动产生的影响，而这一影响在依靠生物作用降解污染物的活性污泥系统中可能对抗生素降解产生重要影响。

因此，本文利用SBR 反应器，研究了活性污泥系统对OFL 抗生素的响应，探讨OFL 对活性污泥系统去除氮、磷及COD 等运行效果的影响及系统中微生物代谢产物的变化，从而为明晰抗生素与活性污泥系统的相互作用及为提升活性污泥系统对于抗生素的降解效果提供理论支持。

1 材料与方法

1.1 试验装置及流程

采用4 组柱状SBR 反应器用于活性污泥的培养。编号为R1，R2，R3 和R4，R1 设置为对照组，R2～R4 为实验组。4 组反应器的有效容积均为4 L，采用蠕动泵从顶部进水，电磁阀控制出水，排水比为50%。反应器采用缺氧/好氧（A/O）的模式运行，周期为6 h，其中：进水10 min，排水10 min，搅拌80 min，曝气200 min，沉降30 min，闲置30 min，水力停留时间（HRT）为12 h，污泥龄（SRT）控制在10 d 左右。采用空气泵通过微孔曝气头实现供氧，控制曝气强度为6±0.5 mg/L，反应温度控制为25±2 ℃。SBR 装置示意见图1。

图1 SBR 装置

1.2 接种污泥及模拟废水

接种污泥取自苏州某污水厂二沉池的活性污泥，污泥经曝气24 h 后过0.62 mm 筛，并用蒸馏水清洗3 遍后接种到SBR 反应器中进行培养驯化，控制接种污泥初始质量浓度为3 500 mg/L（以混合液悬浮固体浓度计，MLSS）左右。驯化完成后进行为期60 d的连续运行。

配置模拟废水（乙酸钠为碳源，氯化铵为氮源，磷酸二氢钾为磷源）作为试验用水，其组分为每升试验用水含无水乙酸钠400 mg，氯化铵75 mg，磷酸二氢钾18 mg，七水硫酸镁10 mg，氯化钙15 mg，均为分析纯。此外，还添加微量元素，包括七水硫酸亚铁5 mg，乙二胺四乙酸50 mg，硫酸铜1.8 mg，氯化锰5.1 mg，钼酸铵1.1 mg，七水硫酸锌22 mg 和氯化钴1.6 mg，均为分析纯。采用浓度为1 mol/L 的HCl 或0.1 mol/L 的NaOH 调节进水pH 值，使其维持在7.0左右。

OFL 每次与合成废水要同时加入，并控制其进入反应器（R1～R4）中的质量浓度分别为0，5，15，25 mg/L。

1.3 分析方法

常规指标污泥溶积指数（SVI），COD，NH4+-N 和PO43-参照APHA 标准方法测定[7]。污泥中的胞外聚合物（EPS 采用离子交换树脂（Cation exchange resin，CER）法[8]提取：取50 mL 污泥样品，在5 000 r/min 下离心15 min，再用100 mmol/L NaCl 溶液洗2 次后弃去上清液，将污泥重新悬浮于磷酸缓冲溶液中，恢复污泥混合溶液体积到50 mL，并转移至锥形瓶中。测定其中挥发性污泥含量（MLVSS，即有机性固体物质）,在锥形瓶中加入一定量的树脂（与锥形瓶中污泥质量比为60 g/g），再在4 ℃下连续搅拌6 h，结束后在10 000 r/min 条件下离心30 min，将上清液过0.45 μm 醋酸纤维素膜过滤即得到EPS 溶液。EPS溶液用于化学成分分析时，EPS 中的多糖采用蒽酮比色法测定，用葡萄糖作为标准；蛋白质采用BO F等[8]改进Lowry 法测定，分别以牛血清蛋白和腐殖酸作为标准。EPS 的总量为多糖、蛋白质和腐殖酸的总和，EPS 各组分及EPS 总量的单位以单位质量污泥中该组分的含量计算（mg/g）。胞内聚合物聚羟基脂肪酸酯（PHA）含量采用气相色谱法测定[9]；糖原含量采用苯酚-硫酸法测定。

2 结果与讨论

2.1 OFL 作用下活性污泥系统运行效果

2.1.1 COD 去除效果的变化

OFL 的存在对SBR 系统COD 去除率的影响见图2。由图2 可知，各反应器中COD 去除率呈现先下降后稳定的趋势。在对照组R1 中，COD 去除率始终维持在90.07% ± 1.33%～94.71% ± 2.99%水平，平均去除率为92.24%±2.42%；OFL 投加质量浓度从5 增加至25 mg/L 时，系统中COD 平均去除率从86.82%±1.81%降低至83.84%±1.87%。结果表明，OFL 的加入略微降低了系统中COD 的去除效率，且与投加浓度成反比。抗生素投加初期，COD 去除率迅速下降，这可能是由于活性污泥微生物受抗生素毒性的影响，出现了死亡或者停止生长，细菌数量的减少使得基质降解能力降低[10]，而随着系统运行时间的增加，活性污泥微生物能够逐渐适应抗生素的存在，COD 去除率下降趋势逐渐减缓并趋于稳定。

图2 OFL 对SBR 系统COD 去除效果的影响

2.1.2 脱氮除磷效果的变化

活性污泥系统的脱氮除磷性能是系统运行效果的重要衡量指标，也是污水处理厂的重要职能之一。OFL 的投加对活性污泥系统脱氮性能的影响见图3。由图3可以看出，对照组氨氮去除率在运行周期内基本稳定，R2～R4 中氨氮去除率呈现快速下降-短暂上升-平稳运行的变化趋势，表明初期OFL 的投加会对系统脱氮性能造成冲击，且高浓度的OFL造成的冲击强度更大，系统需要的恢复期也更久。最终，R1～R4 中氨氮平均去除率为91.39%±1.98%，87.07%±1.93%，85.10%±2.22%和82.12%±2.22%，表明随着总体上OFL 投加浓度的增加对氨氮去除率具有负面影响，会使系统中的硝化过程受到抑制。这一发现与WANG S 等[11]得出的结论相似，其利用SBR 反应器研究了土霉素（OTC）对活性污泥系统运行效果的影响，发现系统运行时COD 和氨氮的去除率受到了抑制。李娟英等[12]往活性污泥系统中投入四环素类和磺胺类抗生素，同样发现了系统脱氮速率随着抗生素浓度的增加而降低。

图3 OFL 对SBR 系统脱氮性能的影响

OFL 的投加对活性污泥系统除磷性能的影响见图4。由图4可以看出，对照组R1 中磷酸盐去除率整体保持平稳，略有波动。由于OFL 的投加，R2～R4 初期大幅下降，部分浓度（R3 及R4）降幅达50%,后略有恢复,整体呈“V”字型变化。R1～R4 反应器中磷酸盐的平均去除率为85.77%± 2.10%，75.06%±1.99%，66.30%±1.87%和66.18%±2.29%。加药后磷酸盐去除率的降低表明OFL 的存在抑制了系统中聚磷菌的活性，从而系统除磷性能有所下降。此外，从系统脱氮除磷性能的降低程度可以看出与硝化细菌相比，聚磷菌对OFL 存在的环境更为敏感。随着系统运行时间的延长，加药系统中磷酸盐去除率逐渐上升，表明聚磷菌逐渐适应了OFL 存在的环境，其活性逐渐恢复，出水磷酸盐含量逐渐降低。赵美玲[13]研究磺胺甲恶唑对强化生物除磷系统的影响发现，当投加质量浓度从5 增加至5 mg/L 时，系统磷酸盐的去除率从81%降低至了50%左右，马娟等[14]也有类似的发现。

上述结果表明，抗生素OFL 的存在对系统的脱氮除磷性能均会产生一定的影响，主要表现为：①投加初期对系统造成冲击导致的脱氮除磷效果的下降；②随着系统逐渐适应OFL 的存在，系统性能稍有恢复。总体上来看，OFL 的投加会造成活性污泥系统脱氮除磷效果的降低，并表现出剂量依赖性的趋势。此外可以发现，相比于脱氮效果，OFL 的投加对除磷性能的影响更大。

图4 OFL 对SBR 系统除磷性能的影响

2.1.3 沉降性能的变化

SVI 是反映活性污泥凝聚、沉降性能的常用指标，对于生活污水和城市污水而言，其值一般介于70～100 mL/g 之间[15]。4 组反应器在60 d 运行期间的活性污泥SVI 变化见图5。由图5可以看出，当投加质量浓度小于5 mg/L 时，SVI 一直保持基本稳定的状态；当投加质量浓度大于15 mg/L 时，系统运行后期，活性污泥SVI 逐渐上升。由此可见，低浓度的OFL 对活性污泥的沉降性能基本没有影响，而高浓度的OFL 会使活性污泥的沉降性能降低，出现污泥膨胀现象。污泥沉降性能的降低会导致系统基质降解能力的下降，从而出水COD浓度增高，该结果与COD 去除率结果保持一致。

图5 OFL 对SBR 系统SVI 值的影响

2.2 氧氟沙星对活性污泥代谢产物的影响

2.2.1 EPS 的变化

EPS 是活性污泥微生物分泌的一种高分子聚合物，主要成分是多糖（Polysaccharide，PS）和蛋白质（Protein，PN），其浓度与组成与污泥性质及系统的运行效果息息相关。长期运行过程中各反应器活性污泥EPS 含量及组分的变化见图6。由图6可以看出，随着OFL 的投加质量浓度从0 提高至25 mg/L，系统中EPS 的平均质量比从36.32±2.17 mg/g 增加至了41.97 ± 2.50 mg/g，其中PN的平均质量比从21.51±1.29 mg/g 增加至了24.67 ± 1.33 mg/g，PS的平均含量从14.80±1.52 mg/g 增加至了17.30±1.15 mg/g。这一结果表明，OFL 的存在会促使活性污泥中的微生物分泌更多的EPS，以此来保护自己抵御外界的毒害，尤其是PN 的分泌[16]。而EPS 的增加直接影响了活性污泥絮体的形成，从而污泥的沉降性能变差，这也是系统中OFL 的投加导致SVI 升高的直接原因。

图6 OFL 对活性污泥EPS 含量的影响

2.2.2 PHA 的变化

PHA 主要是作为碳源和能源的贮藏性物质而存在于生物体内，PHA 的变化与除磷性能密切相关。系统长期运行过程中OFL 对活性污泥PHA 含量的影响见图7。由图7可以看出，R1～R4 反应器中PHA 的平均质量比为28.99%±2.19%，26.00%±2.38%，21.38%±2.19%和21.34%±2.35%。结果表明，OFL 的加入抑制了系统中PHA 的合成，且抑制作用随着OFL 浓度的增加而增加。有毒物质OFL 的添加使得聚磷菌的活性受到抑制，正常的代谢过程遭到破坏，导致PHA 的合成量降低，系统的除磷性能下降[17]。

图7 OFL 对活性污泥PHA 质量比的影响

2.2.3 糖原的变化

糖原，又称肝糖或糖元，由葡萄糖结合而成的支链多糖，是胞内的贮备多糖，在生物除磷过程中也扮演着重要的角色。厌氧阶段，糖原的主要作用是通过ED 或EMP 途径分解为PHA 的合成提供还原型辅酶（NADH），而在好氧阶段，PHA 分解产生NADH，并与氧气反应产生ATP 为糖原合成提供能量[18]。系统长期运行过程中OFL 对活性污泥糖原含量的影响见图8。由图8可以看出，R1～R4 反应器中糖原的平均质量比为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 浓度越高，对糖原合成的抑制作用越大，其原因一方面可能是OFL 抑制了作为合成糖原所需的PHA 的形成另一方面可能是OFL 抑制了PHA 氧化分解为乙酰辅酶A 的过程。

图8 OFL 对活性污泥糖原含量的影响

3 结论

利用SBR 反应器研究了长期运行条件下OFL的投加对活性污泥系统的影响，结果表明，抗生素的存在对活性污泥系统的运行构成了潜在的威胁，对活性污泥系统的运行效果及微生物代谢产物都带来了负面影响。

（1）OFL 的投加导致活性污泥系统的COD 去除效果及脱氮除磷性能都出现了下降，并且抑制作用随着投加浓度的增加而增加，在除磷性能方面表明的尤为明显；此外还会导致污泥沉降性能的下降，发生污泥膨胀现象。

（2）OFL 的投加导致活性污泥微生物分泌更多的EPS，以此来保护自己抵御外界的毒害，尤其是PN 的分泌，这也是系统发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，是导致系统除磷性能下降的原因。