隨著城市污水排放量的逐年增加，污泥產量也隨之日漸增大[1].人們越來越重視剩余污泥的處理和處置，處理得當的污泥才會最大程度避免對環境的危害，目前已有學者研究剩余污泥中有機污染物對環境可能產生潛在危害[2,3,4].一些工業廢水的生化處理裝置中，活性污泥往往積累了較高濃度的有毒物質[5].廢水中的有毒有機物進入生物處理裝置后有不同歸宿[6]：或被微生物代謝分解; 或通過曝氣揮發進入大氣; 或被活性污泥吸附; 或隨出水排放.故廢水生物處理應以有毒有機物在水、 泥兩相間的最終去除作為目標，不單以處理后COD、 BOD、 SS等常規指標為標準[7].本研究以雙酚A(BPA)為目標污染物，重點考察雙酚A在生物降解過程中有機毒性在水、 泥相整體系統內的產生和消減，以期為后續污泥處理與處置提供理論依據.

　　雙酚A是一種環境激素，具有致畸、 致突變性.研究表明低濃度雙酚A會使神經系統、 免疫系統受損，引發腫瘤、 肝功能衰竭等[8,9,10,11,12].但雙酚A應用廣泛[13]，生產量大，全球用量超200萬t[14].含BPA的工業廢水和生活污水若處置不當， BPA會以其他方式重新進入環境.活性污泥法在處理含BPA廢水中應用廣泛.王燕春等[15]利用FBR反應器研究活性污泥法處理BPA廢水的降解動力特性以及活性污泥凈化機制，指出BPA的去除主要通過生物降解過程而非吸附.有研究指出，消減活性污泥法的毒性，不僅可以采取污泥馴化方式，還可以利用加入新工藝或改變工況條件來消減毒性[16].故本研究旨在以水、 泥相為整體考慮，通過調整工況參數來考察污泥有機毒性源頭消減和水相指標變化.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置及配水組成

　　試驗采用序批式活性污泥廢水處理反應器SBR，共兩組，有效容積10 L，分別為空白組和40 mg ·L-1 BPA對照組.兩組SBR除進水組成不同外，其它試驗條件一致.活性污泥取自上海長橋污水處理廠，污泥濃度保持在3000.0 mg ·L-1±100.0 mg ·L-1.試驗溫度為20℃±1℃，溶解氧維持在2.0~3.0 mg ·L-1.模擬廢水初始COD值為300.0 mg ·L-1±21.5 mg ·L-1，分別以尿素和磷酸二氫鉀作為氮源和磷源; 空白組由蛋白胨提供碳源，而含BPA對照組則由BPA和蛋白胨共同提供碳源; SBR進水滿足C ∶N ∶P為100 ∶5 ∶1的好氧污泥營養條件.試驗是在其它環境條件不變的情況下，改變水力停留時間HRT從12~8 h，同時污泥齡SRT從20~10 d，試驗連續運行33 d.

　　1.2 分析方法

　　試驗中COD(重鉻酸鉀法)、 SVI(sludge volume index)、 MLSS(mixed liquor suspended solids)等常規廢水處理指標依照文獻[17]測定; 其它項目測定方法如表 1所示.

　　表 1 試驗項目測定方法及其所需主要儀器

　　項目測定方法主要儀器

　　污泥絮體外層EPS提取陽離子樹脂低溫攪拌交換法[18]多管架自動平衡離心機TDZ5-WS，多頭磁力攪拌器JB-12，高速冷凍離心機TGL-20bR

　　污泥破胞總物質提取低溫超聲+高速離心法[19]超聲波處理器FS-300，高速冷凍離心機TGL-20bR，多管架自動平衡離心機TDZ5-WS，

　　污泥有機毒性測定明亮發光桿菌T3菌種急性毒性測試國標法[20]生物毒性測試儀DXY-2，全溫振蕩培養箱HZP-250，立式壓力蒸氣滅菌器筒HC014-11-018-01(x)

　　BPA含量測定高效液相色譜測定法[21]高效液相色譜儀LC-20A

　　DNA提取和PCR擴增瓊脂糖凝膠電泳檢測法3S離心柱環境樣品DNA提取試劑盒; PCR擴增儀

　　DGGE凝膠電泳/DCode Universal Mutation Detection System(Bio-Rad，USA)[22]; 紫外凝膠成像系統(Gel Doc 2000)(Bio-Rad，USA)

　　表 1 試驗項目測定方法及其所需主要儀器 Table 1 Analytical methods and main instruments in the expe

　　2 結果與討論

　　試驗主要考察改變工況條件即縮短HRT和SRT后，SBR系統在處理高濃度BPA廢水時系統內污泥毒性變化趨勢及新工況條件下的常規出水指標變化.

　　2.1 工況條件變化對SBR出水中COD和BPA濃度變化的影響 2.1.1 改變工況條件后SBR出水COD隨時間變化趨勢

　　由于COD是評判廢水系統處理效果好壞的關鍵指標，因此試驗對比改變工況條件前后同一SBR系統出水COD變化趨勢來檢驗工況改變對系統的影響.

　　由圖 1看出，當SBR系統HRT從12 h變為8 h、 SRT從20 d變為10 d的初始15 d，空白組與對照組周期末出水COD小幅波動，隨后(第15 d至試驗結束)維持在50~70 mg ·L-1，出水效果良好.因此得出結論：改變工況條件(HRT從12~8 h、 SRT從20~10 d)對SBR系統出水COD指標影響不大.

　　圖 1 兩工況條件周期末出水COD變化趨勢

　　2.1.2 改變工況條件SBR運行周期末BPA濃度隨時間變化趨勢

　　為考察改變工況對SBR系統內BPA去除效果影響，試驗隨運行時間在周期末取樣，測定出水、 污泥相中BPA濃度，如圖 2和表 2所示.其中定義出水上清液中BPA含量為水相BPA，泥水混合液經離心+超聲破胞+高速離心處理后提取液中BPA含量為總泥相BPA.所得樣品經過0.22 μm濾膜過濾后，應用HPLC高效液相色譜法測定BPA含量.所得結果與改變工況前同區域BPA濃度對比.

　　圖 2 40 mg ·L-1 BPA對照組污泥原工況條件周期末水相和總泥相BPA濃度變化趨勢

　　由圖 2和表 2可知，改變工況前SBR系統周期末水相BPA含量和總泥相BPA含量總體上由高變低，至試驗結束時低于液相色譜檢測限.說明試驗初 期系統內微生物不能有效降解BPA，故出水和泥相BPA含量很高; 隨后經兩個污泥齡馴化，系統內微生物可有效降解BPA，水、 泥相無殘留.SBR系統改變工況后，HRT和SRT顯著縮短，造成對BPA降解速率快、 生長周期短的菌群逐步占據優勢，雖然活性污泥內菌群結構可能有變化(論述詳見2.4節)，但未影響BPA在水、 泥相的去除效果.

　　表 2 40 mg ·L-1 BPA對照組污泥改變工況后周期末水相和泥相BPA濃度變化趨勢1)

　　2.2 改變工況條件對SBR運行周期末污泥毒性的影響

　　改變工況后，為考察HRT和SRT縮短對污泥毒性的影響，在33 d的試驗中通過發光細菌法測得污泥毒性抑制率并對照分析，結果如圖 3所示.

　　圖 3 兩工況條件周期末污泥總毒性抑制率變化趨勢

　　如圖 3所示，改變工況參數后2~17 d，空白組與BPA對照組污泥總毒性波動較大，但變化幅度與趨勢類似; 并在1個污泥齡后即第13 d達到峰值，空白組總毒性抑制率為46.64%和BPA對照組為57.92%.說明污泥毒性的波動是由于工況條件改變而非原水中初始BPA含量引起的.隨著試驗的進行，兩組污泥毒性均呈下降趨勢，到20 d左右，污泥特性進入穩定階段，空白組和BPA對照組污泥總毒性分別維持在13.42%和32.58%附近.對比工況條件改變前后，縮短HRT和SRT且待系統穩定時，污泥總毒性抑制率空白組(13.42%)和BPA對照組(32.58%)低于原工況條件時的33%和43%.

　　BPA對照組在工況條件改變后，試驗初期污泥總毒性不穩定，照比原工況條件穩定期污泥總毒性有所下降，至第4 d總毒性抑制率降至最低(12.01%); 隨后迅速反升至43.51%; 接著又持續下降至第9 d(22.10%); 之后再次回升至最高點(57.92%).對照組污泥總毒性抑制率經過了20 d近兩個污泥齡的反復升降，系統趨于穩定，污泥總毒性抑制率最終穩定在30%左右.

　　分析認為，縮短HRT和SRT使系統受到沖擊，在經過了2個污泥齡左右時間趨于穩定.試驗初期，由于原工況條件下系統內已存在大量有效降解BPA的優勢菌群，縮短HRT和SRT促進了其中生長周期短的好氧降解菌大量繁殖生長[23,24,25]，系統降解BPA能力有所增加，污泥總毒性持續下降; 同時，生長周期較長的優勢菌群受到抑制，逐漸消減過程中降低了系統總體降解BPA的效率，BPA及其有毒副產物的累積并形成毒性，表現為在第5 d左右污泥總毒性的回升; 在出現毒性抑制率較高值后系統繼續運行，期間微生物菌群的不斷變化來適應新工況條件，生長周期短的微生物增長加快，污泥總毒性下降; 如此反復幾個循環直至2個污泥齡后，系統達到均衡穩定狀態，適應該工況條件的微生物菌群占明顯優勢且生長狀況良好，因此SBR系統污泥總毒性抑制率(約33%)低于原工況條件系統穩定時總毒性抑制率(43%).

　　2.3 對比不同工況條件系統穩定時期單周期內COD、 BPA含量及污泥有機毒性變化趨勢 2.3.1 單個SBR周期內不同工況水相COD變化

　　對比不同HRT和SRT的工況條件，兩SBR系統穩定階段周期內水相COD隨時間的變化情況，結果如圖 4所示.

　　圖 4 兩工況條件穩定階段單周期內水相COD值變化趨勢

　　從圖 4看出，原工況穩定階段，空白組與BPA對照組水相COD在單個SBR周期內隨時間變化趨勢相似，具體為：水相COD到第4 h已降至50 mg ·L-1以下; 但第8 h開始，兩組SBR水相COD略有回升，但仍維持在50 mg ·L-1左右.縮減HRT和SRT到穩定階段后，在1個SBR運行周期內，空白組與對照組SBR水相COD下降趨勢與改工況前類似，在第4 h降至最低并一直穩定在35 mg ·L-1左右; 且空白組水相COD下降速率和幅度更顯著，這說明改變工況更利于空白組SBR系統處理廢水效能.

　　2.3.2 不同工況下BPA對照組單周期內BPA濃度變化 對比兩個工況條件穩定時BPA對照組水、 泥相中BPA含量在1個SBR周期內的變化趨勢，如表 3所示.

　　表 3 兩工況條件穩定階段40 mg ·L-1BPA組污泥單周期內水相和泥相BPA濃度變化 1)

　　從表 3可知，兩種工況穩定階段，對照組泥相BPA含量均低于檢測限; 水相BPA在3 h內可被完全降解; 改變工況后BPA在水相中的降解速率低于原工況，但不影響出水效果.分析認為，原工況條件經高濃度BPA馴化，對照組污泥相已存在大量可有效降解BPA的優勢菌群，因HRT和SRT較長，大量代謝速度慢，世代周期長的菌群可以存活，故污泥相菌群組成較為豐富、 生物相較完善; 而縮短HRT和SRT后，污泥相中微生物菌群結構發生改變，主要以代謝速度快，世代周期短的微生物為主[23,24,25,26]，因缺乏不同菌群間“產物抑制”的消除效應，形成較多中間降解產物，一定程度上抑制了BPA總體去除速率，故BPA在系統中降解去除速率較原工況條件稍慢.

　　2.3.3 不同工況條件穩定期BPA對照組單周期內的污泥毒性變化

　　圖 5所示，原工況條件當活性污泥系統達到穩定階段，由于系統內已大量存在有效降解BPA優勢菌群，因此污泥總毒性抑制率在2 h處較低，為36.97%; 通過BPA優勢降解菌作用，第2~6 h污泥總毒性抑制率持續下降至最低點不足30%; 隨后污泥總毒性波動上升，在周期末第12 h達42.75%，高于周期初始第2 h時的毒性值.經分析，認為污泥總毒性在6 h后出現波動且重升至高點的原因是：一方面由于進水BPA含量較高，微生物降解過程中產生有毒副產物量多，毒性大，不能被微生物吸收和進一步降解為無毒物質，因此毒性有累積; 另一方面由于系統在第6 h后停止曝氣，系統溶解氧降低，微生物降解BPA及其有毒副產物速度減慢，效率降低，且產生大量SMP等難降解物質造成毒性升高.

　　圖 5 兩工況條件穩定階段單周期內污泥總毒性抑制率變化趨勢對比

　　調整工況條件縮短HRT和SRT后，系統內污泥總毒性抑制率從第0. 5 h開始逐漸增加至第1.5 h，隨后又單調下降且在第4 h處達到穩定，直至周期結束維持在30%附近.同時對比第2 h時的污泥總毒性抑制率改工況后為45.7%，高于原工況時的36.97%; 分析認為，由于HRT縮短，并保持進水COD和BPA含量不變，污泥負荷升高，因此相同2 h內降解BPA所產生的污泥毒性有所增加.改變工況后周末第8 h系統內污泥總毒性抑制率為32.56%，明顯低于原工況第12 h時的42.75%.說明處理高濃度BPA模擬廢水的SBR污泥系統，縮短HRT和SRT不僅篩選了代謝速率快，世代周期短的BPA降解菌，且微生物活性也顯著增強，加快了系統中毒性殘留物質的消耗，污泥總毒性削減明顯，從而降低剩余污泥后續處理處置及資源化利用的成本和環境風險.

　　2.4 污泥總毒性與微生物群落之間的相關性分析

　　有機物對微生物菌群的生物多樣性和變異特性的影響是復雜的[27].活性污泥降解BPA及其有毒副產物過程中產生了污泥毒性，勢必導致污泥相微生物菌群發生變化.通過PCR-DGGE分析技術，對兩SBR污泥相微生物群落結構的多樣性和相似性進行研究，得出菌群多樣性與污泥總毒性間的相關性信息，分述如下.

　　2.4.1 香農-威爾指數(Shannon-Weaver diversity index)與污泥總毒性之間的相關性分析

　　Shannon-Weaver diversity index (H)是一種常用的評估微生物多樣性的指標[28]，公式為：

　　式中，ni為Band i的峰值，i為一條DGGE條帶Lane上的Band的排序，N為此條帶Lane上所有Band的峰值總和.應用香農-威爾指數的顯著優勢就是可以綜合考慮菌種數量(number of species)和物種均勻度(evenness of given community); H值越大，說明微生物群落多樣性越高.

　　由表 4可知，原工況條件穩定階段40 mg ·L-1 BPA對照組(3號)污泥系統微生物多樣性(H=3.72)大于空白組(1號)污泥系統(H=3.59); 說明相對于空白組污泥，BPA對照組由于進水中含有高濃度BPA，污泥系統內微生物受到BPA馴化而產生降解BPA的優勢菌群，同時對照組污泥中含有蛋白胨降解菌，故BPA對照組內的微生物多樣性高于同時期的空白組污泥.而改變工況條件并重新到達穩定期后，空白組(2號)污泥微生物菌群多樣性明顯增加(H=3.88)，而40 mg ·L-1BPA對照組(4號)則有所降低(H=3.67).結合2.2節中所得污泥毒性抑制率的變化趨勢，即縮短HRT和SRT后，空白組和BPA對照組的污泥總毒性均明顯降低.試驗說明，新工況條件下空白組污泥微生物多樣性增加，對降解有機物過程中產生的污泥毒性進行消耗，因此空白組污泥總毒性與微生物菌群多樣性呈負相關關系，即污泥毒性抑制率隨菌群多樣性的增加而降低.40 mg ·L-1BPA對照組改變工況條件后，污泥總毒性和微生物菌群多樣性都出現降低，即二者呈正相關性關系.分析原因為改變工況條件篩選了40 mg ·L-1BPA對照組污泥中謝速率快、 世代周期短的降解蛋白胨和BPA的優勢菌，而部分代謝速率慢且世代周期長的BPA及其中間產物降解菌被淘汰，由此降低了系統內微生物的物種均勻度.且由于縮短了HRT和SRT，污泥負荷增加、 污泥活性也相應增強，篩選所得優勢菌群對BPA及其降解過程中產生毒性物質的消耗速率較快，致使污泥毒性的消減.

　　表 4 兩工況條件穩定階段污泥樣品總毒性抑制率和香濃-威爾指數分析

　　2.4.2 改變工況條件對SBR系統內污泥相似性指數變化的影響

　　表 5為用戴斯系數(Dice coefficient)[29]計算出的各污泥樣品相似性矩陣，得出各樣品的相似性.

　　表 5 戴斯系數分析PCR-DGGE圖譜的相似性矩陣

　　如表 5所示，樣品1~4號分別代表的樣品信息同表 4.相似性分析結果可看出，樣品3與4相似性最高，為71.0%，樣品1與2相似性其次，為63.0%，而樣品1與3及2與4的相似性最低，分別為55.0%和55.2%.這說明改變工況條件前后， BPA對照組污泥內菌群結構相似度極高.另一方面，對比空白組和40 mg ·L-1BPA對照組，由于進水成分的巨大差異，使得兩系統分別在兩工況條件下的微生物菌群相似性均很低，分別為原工況的55.0%和變工況的55.2%.充分說明進水成分對于SBR系統污泥中微生物群落類別和數量起決定性作用，其對污泥內微生物菌群結構的影響遠大于工況條件改變的影響.由于40 mg ·L-1BPA對照組的污泥總毒性始終大于空白組，同樣也說明有毒物質的加入才是引起污泥毒性增加的關鍵因素.

　　另外，通過UPGMA(unweighted pair group method with arithmetic averages)算法對樣品進行聚類分析[30]，如圖 6所示.更顯著地表明4個樣品共分為兩大族群，族群間的相似性僅為57%，族群內的樣品1與2(空白組污泥系統)相似性為63%，樣品3與4(40 mg ·L-1BPA對照組)相似性為71%.試驗運用UPGMA算法與用WPGMA(weighted pair group method with arithmetic averages)算法所做的系統樹狀圖(圖略)基本相同.因此斷定，應用系統樹狀圖來表示不同污泥樣品之間微生物群落的同源性，雖然所用計算方法不同但所得結論基本一致.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　圖 6 UPGMA算法所得污泥樣品的系統樹狀圖

　　3 結論

　　(1)改變工況條件對于空白組和BPA對照組周期末出水COD影響不大，雖有小幅波動但基本維持在50 mg ·L-1左右; 新工況條件下BPA對照組內微生物可有效降解進水中BPA，使得整個試驗過程周期末出水BPA含量低于檢測限.

　　(2)改變工況條件加速了穩定階段單個SBR運行周期內COD的去除速率，減慢了水相BPA的去除速率.

　　(3)縮短HRT和SRT有利于降低污泥有機毒性，降低剩余污泥處理處置的成本和資源化利用的環境風險.

　　(4)空白組與40 mg ·L-1BPA對照組內微生物屬兩大族群; 工況參數變化會改變污泥內菌群結構，進而造成污泥毒性變化; 而原水中毒性有機物的存在與否則是引起污泥毒性顯著差異的主要因素.