市政污水由于來源復(fù)雜，常含有大量難降解物質(zhì)，如目前受到廣泛關(guān)注的醫(yī)藥品及個人護(hù)理用品 和內(nèi)分泌(secretion)干擾物等，盡管這些污染物在水中濃度低，但往往毒性危害大，易生物積累，有的還具有“三致效應(yīng)”[2]. 污水處理廠出水可能在達(dá)到現(xiàn)行環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)常規(guī)指標(biāo)（target aim)要求的同時，對此類物質(zhì)的削減效果不佳. 這些物質(zhì)一旦進(jìn)入到環(huán)境中，會影響各級生物的正常生長、 繁殖，導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)(system)結(jié)構(gòu)和功能的損傷，危及生態(tài)系統(tǒng)的完整和健康，具有潛在的生態(tài)風(fēng)險. 例如，Castillo等[3]的研究中，污水費(fèi)氏弧菌發(fā)光抑制率與總有機(jī)碳不存在明顯的直接相關(guān)性，即 TOC 的削減不能表征污水對發(fā)光菌毒性的消除. Sponza[4]對紙漿和造紙廠污水進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)，一些樣品達(dá)到了行業(yè)排放標(biāo)準(zhǔn)，但是急性毒性測試（TestMeasure)結(jié)果顯示對魚和藻仍存在毒性. 由此看來，污水處理廠出水已成為威脅水環(huán)境健康的一個重要的潛在生態(tài)風(fēng)險源. 為了實(shí)現(xiàn)城市污水的資源化和無害化，必須對污水處理前后的毒性變化進(jìn)行研究[5]，對于回用于與人直接接觸、 農(nóng)業(yè)灌溉、 水產(chǎn)養(yǎng)殖的污水的深度處理工藝前后的毒性變化也應(yīng)進(jìn)行監(jiān)測.
市政污水中主要的污染物是有機(jī)物，尤其是溶解性有機(jī)物. 一般認(rèn)為，水體中能通過孔徑為0.45 μm濾膜的有機(jī)物即為溶解性有機(jī)物[6]. DOM不僅可能造成水體缺氧水質(zhì)惡化，它還是水體中微污染物的潛在載體，是消毒副產(chǎn)物的主要前驅(qū)物，自身又可能成為微污染物[7]，因此，成為污水毒性的主要來源. 一些先進(jìn)的分析(Analyse)方法，如核磁共振、 氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用、 傅里葉轉(zhuǎn)換紅外及高效液相等已被用來對污水中有機(jī)物進(jìn)行分析，但利用這些技術(shù)對污水中溶解性有機(jī)物進(jìn)行掃描式的鑒別分析，需要花費(fèi)大量的時間、 經(jīng)費(fèi)及人力. 針對污水中的溶解性有機(jī)物進(jìn)行物理化學(xué)性質(zhì)——分子量分布及熒光特性表征，省時省力，進(jìn)一步分析其與毒性的相關(guān)性，有針對性地強(qiáng)化去除毒性較大的那部分物質(zhì)，對節(jié)約污水處理成本，提高出水安全性具有重要意義.
目前，超濾膜法對污水DOM分子量進(jìn)行表征已趨于成熟，簡單易操作，并能得到大量的分離水樣，用作進(jìn)一步的分析. 三維熒光光譜法對DOM熒光性質(zhì)進(jìn)行表征是近年來廣泛用于研究DOM熒光性質(zhì)的一種分析技術(shù)，同時也是一種新型的水質(zhì)分析方法. 三維光譜圖中熒光峰的位置可定性指示熒光物質(zhì)的類型和性質(zhì)，熒光光譜以水中各類有機(jī)物的特征熒光強(qiáng)度之和表示水中熒光類有機(jī)物的綜合含量，以特征熒光峰中心最大熒光強(qiáng)度作為表征水中某類溶解性有機(jī)物含量的指標(biāo)[8]，與傳統(tǒng)表征有機(jī)物含量的水質(zhì)參數(shù)相比，不僅能反映有機(jī)物的濃度，同時還可以提供有機(jī)物組成成分的信息[9]. 發(fā)光細(xì)菌毒性測試法，是最常用的微生物毒性測試方法，因其獨(dú)特的生理特性，與現(xiàn)代光電檢測手段完美匹配的特點(diǎn)而備受關(guān)注. 中國、 美國現(xiàn)都已將發(fā)光細(xì)菌毒性測試法作為水質(zhì)急性毒性測試的標(biāo)準(zhǔn)方法，并發(fā)布了一系列的標(biāo)準(zhǔn)，具有快速、 靈敏的特點(diǎn).
針對污水DOM，上述3個方面的研究工作國內(nèi)外都已有報道，并取得了一定成果，但是，將分子量分布及熒光特性等理化性質(zhì)與毒性結(jié)合起來，并在此基礎(chǔ)之上有的放矢地對污水進(jìn)行處理的研究還很鮮見. 本研究綜合采用超濾膜法、 三維熒光光譜法及發(fā)光菌毒性測試技術(shù)，分析了實(shí)驗(yàn)室污水處理裝置處理市政污水過程中DOM的相對分子質(zhì)量分布、 熒光特性及毒性變化趨勢，以了解不同相對分子質(zhì)量DOM在污水處理系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化行為，及市政污水常規(guī)指標(biāo)與毒性指標(biāo)去除的相關(guān)性，以期為基于生態(tài)安全的污水處理工藝的選擇提供依據(jù).
1 材料與方法
1.1 試驗(yàn)原水及裝置
試驗(yàn)所用污水為天津市某市政污水處理廠沉砂池出水，采用活性污泥法DAT-IAT工藝. 試驗(yàn)污泥取自該污水處理廠DAT池，經(jīng)過十多天的培養(yǎng)馴化，污泥顏色呈現(xiàn)黃褐色，絮凝沉淀性能良好，沉淀時泥水界面清晰. 鏡檢可以發(fā)現(xiàn)大量菌膠團(tuán)，并可觀察到輪蟲、 鐘蟲 、 累枝蟲等.
DAT-I AT工藝，即連續(xù)進(jìn)水、 連續(xù)-間歇曝氣工藝，是 SBR不斷完善發(fā)展起來的一種新型工藝. 為進(jìn)一步提升該工藝對難生物降解有機(jī)物和氮的去除效果，在 DAT-IAT工藝前端設(shè)置一個厭氧池，并且設(shè)置從 DAT池到厭氧池的污泥回流，即為A/DAT-IAT工藝. 試驗(yàn)裝置如圖 1所示. 反應(yīng)器的主體由有機(jī)玻璃 (是一種通俗的名稱，縮寫為PMMA)材料制成，有效容積為11.2 L，厭氧池尺寸為80 mm×140 mm×220 mm，DAT池和IAT池尺寸均為160 mm×140 mm×220 mm，厭氧池與 DAT池之間的隔板在高度為120和130 mm處布置兩排共 15個孔眼，DAT池與 IAT池之間的隔板在高度為 15 mm和25 mm處布置兩排共 15個孔眼. 厭氧池采用攪拌器攪拌以使污泥處于懸浮狀態(tài)，IAT池的曝氣泵和排水、 排泥管的電磁閥的開啟及關(guān)閉由微電腦時控開關(guān)編程控制（control). 參考課題組之前的研究，為滿足出水COD達(dá)標(biāo)并兼顧毒性去除，裝置運(yùn)行條件定為：運(yùn)行周期6 h，外回流比30%，內(nèi)回流比200%，MLSS 5100 mg ·L-1.
圖 1A/DAT-IAT工藝試驗(yàn)裝置示意
1.2 有機(jī)物分子量的測定
1.2.1 膜材料及預(yù)處理
超濾膜：所使用的超濾膜產(chǎn)自美國SEPRO 公司，膜材質(zhì)為聚醚砜，截留相對分子質(zhì)量分別為100×103、 10×103、 1×10
3. 超濾膜在使用前用Milli-Q超純水浸泡漂洗3次，每次浸泡時間不少于60 min，放于冰箱備用.
超濾器：杯式超濾器為SCM-300型，有效容積為 300 mL，最大耐壓0.3 MPa. 內(nèi)置磁力攪拌裝置，過濾采用氮?dú)怛?qū)動，壓力維持在 0. 1~0.2 MPa.
1.2.2 膜過濾試驗(yàn)
DOM膜過濾分離試驗(yàn)流程如圖 2所示. 將0.45 μm微孔膜夾到抽濾器上，先過濾50 mL高純水以清洗濾膜，接著加入待測水樣，廢棄初濾液20 mL. 然后收集水樣，用于超濾膜過濾和TO
C、 UV254、 3D-EEM及毒性的測定. 每級超濾膜過濾時先過濾50 mL高純水再過濾水樣，廢棄初濾液20 mL取樣，每次加樣前必須剩余一定量水樣并將之廢棄，以保證不壓干超濾杯中的水樣而影響超濾膜的性能. 測定濾出液的 TO
C、 UV254、 3D-EEM及毒性. 以Milli-Q超純水進(jìn)行同樣操作，以分析膜材料是否發(fā)生流失和具有毒性.
圖 2膜過濾分離流程示意
1.3 毒性測定
毒性測試方法參見文獻(xiàn) [10]，每個樣品4個平行，測試結(jié)果根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)方法要求對相對偏差小于15%的平行樣取平均值（The average value)，個別樣品出現(xiàn)刺激發(fā)光現(xiàn)象，根據(jù)具體情況進(jìn)行取舍. DXY-2生物毒性測試儀; 明亮發(fā)光桿菌T3小種凍干粉，購自中國科學(xué)院南京土壤研究所儀器設(shè)備研制中心.
1.4 其他指標(biāo)測定
COD采用重鉻酸鉀法測定; 總磷采用過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定; 重金屬半定量采用ICP-MS進(jìn)行分析; TOC及TN采用multi N/C 3100TOC分析儀測定，此時，TOC 測定結(jié)果為溶解性有機(jī)碳含量即DOC; UV254采用TU1901雙光束紫外分光光度計(jì)測定，樣品測試結(jié)果以扣除Milli-Q超純水過相應(yīng)膜測得的數(shù)據(jù)給出，各分子量區(qū)間含量用遞減法獲得; 3D-EEM采用LS-55熒光分光光度計(jì)測定，激發(fā)波長為200~540 nm，步長為10 nm，發(fā)射波長為250~600 nm，步長為0.5 nm，激發(fā)光和發(fā)射光的帶寬均為10 nm，掃描速度為1500 nm ·min-
1. 各樣品的熒光數(shù)據(jù)在去掉Milli-Q超純水過相應(yīng)膜測得的熒光數(shù)據(jù)后，采用Origin 8.5進(jìn)行處理(chǔ lǐ). 熒光光譜以等高線的形式給出，X軸代表發(fā)射波長，Y軸代表激發(fā)波長，不同顏色填充的等高線代表熒光強(qiáng)度.
2 結(jié)果與討論
2.1 污水常規(guī)指標(biāo)
試驗(yàn)裝置進(jìn)水取自天津市某市政污水處理廠沉砂池出水，經(jīng)實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的A/DAT-IAT工藝處理后，取DAT池上清液及IAT出水進(jìn)行了常規(guī)指標(biāo)測定，結(jié)果見表1.
表1 各處理單元污水主要常規(guī)指標(biāo)
2.2 系統(tǒng)(system)各反應(yīng)池出水TOC隨相對分子質(zhì)量的分布特性
DOM包含著相對分子質(zhì)量幾十到幾十萬的有機(jī)物，而一定分子量區(qū)間內(nèi)的各類有機(jī)物，往往表現(xiàn)出類似的物理化學(xué)性質(zhì)[11]. 采用超濾膜法測得的并不是有機(jī)物真正的相對分子質(zhì)量，而是根據(jù)超濾膜孔徑大小，大致地估計(jì)其分子量. 因此稱為外觀 分子量或外觀分子尺寸[12]. 污水處理系統(tǒng)中DOM的分子量分布作為污水中有機(jī)物的一個重要特征，已有很多學(xué)者進(jìn)行了相關(guān)研究（research)[13, 14, 15].
采自污水處理廠的進(jìn)水有機(jī)物含量較低. 由圖 3可以看出，工藝對市政污水各相對分子質(zhì)量區(qū)間的有機(jī)物均有較大去除. 尤其是DAT池，對各分子量區(qū)間有機(jī)物均有良好的去除效果，對總有機(jī)物的去除效率達(dá)到76.76%. 經(jīng)過IAT池進(jìn)一步處理后的出水TOC去除率只增加了7.22%，一方面是因?yàn)榻?jīng)DAT池連續(xù)曝氣處理后，易降解有機(jī)物已被大量消耗，進(jìn)入IAT池的多為難降解物質(zhì)，另一方面也說明后增加的間歇曝氣池對有機(jī)物的削減能力有限，這與間歇曝氣池的設(shè)計(jì)初衷——進(jìn)一步增加脫氮效果是一致的.
圖 3各處理單元TOC分子量分布
污水中DOM通常呈雙峰形式分布在大相對分子質(zhì)量與小相對分子質(zhì)量部分[15]. 從圖 4可以發(fā)現(xiàn)，進(jìn)水中相對分子質(zhì)量>100×103的有機(jī)物含量占進(jìn)水DOM的9.11%; 而相對分子質(zhì)量<1×103的有機(jī)物含量最高，占進(jìn)水DOM的59.95%，且污水中相對分子質(zhì)量<1×103的這部分有機(jī)物被認(rèn)為可用來估計(jì)污水中易生物降解物質(zhì). 雖然大相對分子質(zhì)量有機(jī)物含量并不是特別突出，但還是與之前的研究結(jié)論基本保持一致，即不同來源的污水中有機(jī)物的濃度雖然不盡相同，但分子量分布情況類似，其中可生物降解的部分總是維持在一個合理的常數(shù)[11, 14].
圖 4各處理單元TOC分子量分布
污水在試驗(yàn)裝置處理過程中，<1×103的小分子量有機(jī)物逐漸減少，最終在IAT出水中的含量僅為19.10%. 雖然>100×103的大分子量有機(jī)物絕對量有所下降，但其占DOM的百分比從進(jìn)水中的9.11%增加到IAT出水中的30.69%. 中間分子量的有機(jī)物也呈現(xiàn)增長趨勢，在整個處理過程中從30.94%增加到50.21%. 整體看來，污水在A/DAT-IAT工藝生物處理過程中，DOM的分布呈現(xiàn)出由低分子量向高分子量轉(zhuǎn)化的趨勢. 污水生物降解過程中，有機(jī)物由低分子量向高分子量轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象，曾經(jīng)被文獻(xiàn)[16]所報道. 這可能是由于活性污泥中的微生物利用小分子量有機(jī)物，進(jìn)行新陳代謝，過程中產(chǎn)生胞外聚合物及溶解性微生物產(chǎn)物，它們的組成除了糖類和蛋白質(zhì)，還有核酸、 脫落的細(xì)胞表面物質(zhì)、 細(xì)胞自溶物等大、 中分子物質(zhì). 而污水中原有的大分子物質(zhì)可能被細(xì)胞吸附并被胞外酶水解，但被利用的量有限. 同時小分子量部分被快速利用，更突出了大分子量部分的比例. 而中間分子量物質(zhì)在溶液中的積累說明代謝吸收這部分，而不是水解高分子物質(zhì)和直接利用小分子物質(zhì)，可能是活性污泥過程的限速步驟[14]. 更具體的原因需要進(jìn)一步研究（research)，如單獨(dú)對各段分子量有機(jī)物進(jìn)行生物處理后再對DOM的分布進(jìn)行分析.
2.3 系統(tǒng)各反應(yīng)池出水UV254隨分子量的分布特性
UV254是表征污水中芳香性或具有雙鍵物質(zhì)的參數(shù)[17]，是水中腐殖質(zhì)含量的指示性指標(biāo). UV254不但與水中有機(jī)物含量有關(guān)，而且與色度，消毒副產(chǎn)物的前體物有很好的相關(guān)性. 此外，水中的致突變物質(zhì)也有明顯的紫外吸收，因此，UV254可成為了解水質(zhì)特性的“窗口”[18]. SUVA 值是每米UV254與DOC 的比值，可以用來表征水中芳香性有機(jī)碳或含雙鍵有機(jī)物的含量在總有機(jī)物中所占比例. 如果用氯化物對污水進(jìn)行深度處理，高SUVA 值污水與氯的反應(yīng)活性高，三鹵甲烷生成量相應(yīng)升高[19].
進(jìn)水、 DAT上清液及IAT出水的UV254分別為 0.171、 0.112和0.102 cm-1，綜合污水的TOC含量，求得進(jìn)水、 DAT上清液及IAT出水SUVA 值分別為0.59、 1.66和2.
19. 說明伴隨污水處理過程，污水與氯的反應(yīng)活性增高，產(chǎn)生消毒副產(chǎn)物的風(fēng)險增加.
由圖 5可以看出，進(jìn)水UV254含量在相對分子質(zhì)量<1×103的區(qū)間內(nèi)最高，占總 UV254 的 47.31%，其次是中間分子量的有機(jī)物，這與TOC分布基本一致，說明進(jìn)水中芳香性或具有雙鍵物質(zhì)主要集中在中小分子段. 在分子量<1×103的區(qū)間內(nèi)DAT上清液和IAT出水中UV254含量分別增大到63.51%和66.57%. 同時，由表2可見在該區(qū)間，進(jìn)水、 DAT上清液及IAT出水的SUVA也急劇增大，從進(jìn)水中的0.46增加到DAT上清液中的2.83，再到IAT出水中的7.6
3. 根據(jù)Edzwald[6]的分類標(biāo)準(zhǔn)，當(dāng) SUVA 值介于 4~5之間時，水中的溶解性有機(jī)物主要是富里酸和腐殖酸，具有較多的芳香族化合物構(gòu)造和較強(qiáng)的疏水性; 當(dāng) SUVA 值小于3時，水中的溶解性有機(jī)物相對而言是親水性的，芳香族化合物構(gòu)造也較少. 說明在本試驗(yàn)中，伴隨處理工藝流程，分子量<1×103區(qū)間的物質(zhì)發(fā)生了改變，腐殖質(zhì)類物質(zhì)含量上升，這也是導(dǎo)致污水整體芳香性上升的原因. 也就是說，在同樣TOC去除水平下，如果選擇對IAT出水中分子量<1×103的有機(jī)物進(jìn)行去除，能更有效地減少氯化消毒的風(fēng)險.
圖 5各單元污水溶解性有機(jī)物UV254隨分子量分布情況
表2 市政污水UV254及SUVA
2.4 污水3D-EEM光譜特性
熒光分析不僅靈敏度高、 選擇性好，還具有方法簡捷、 無需化學(xué)試劑、 不需前處理、 重現(xiàn)性好、 取樣量少，儀器設(shè)備不太復(fù)雜等優(yōu)點(diǎn)[20]. 被用來作為研究（research)海洋、 湖泊及河流中DOM來源、 組成及遷移轉(zhuǎn)化動力學(xué)[8, 21]，污水處理過程實(shí)時在線監(jiān)測的工具[22].
污水含有大量熒光物質(zhì)，如油脂、 蛋白質(zhì)、 表面活性劑、 腐殖酸、 維生素、 酚類等芳香族化合物、 農(nóng)藥殘留、 藥品殘余及其代謝產(chǎn)物等等，它的熒光光譜因污染物種類和含量不同而各異，具有與水樣一一對應(yīng)的特點(diǎn)，就像人的指紋具有唯一性一樣，所以被稱為污水的熒光指紋[23]. 三維熒光光譜通過不斷改變激發(fā)波長來獲得一系列熒光發(fā)射光譜，由各個激發(fā)波長下的發(fā)射譜組合在一起就構(gòu)成了一個三維的熒光光譜圖[24]，利用它可得到低濃度下的有機(jī)物結(jié)構(gòu)信息，用于區(qū)分水體中不同類型和來源的溶解性有機(jī)物[25]. 根據(jù)Coble[21]的研究，環(huán)境水樣中通常存在6類熒光峰，其名稱及熒光峰位置分別為: Peak A，類腐殖質(zhì)熒光峰，Ex/Em=237~260/400~500 nm; Peak B，類酪氨酸熒光峰，Ex/ Em=225~237/309~321 nm， 275/310 nm; Peak T1，類色氨酸熒光峰，Ex/Em=275/340nm; Peak T2，類色氨酸熒光峰，Ex/Em=225~237/340~381 nm; Peak C，類腐殖質(zhì)熒光峰，Ex/Em=300~370/400~500 nm; Peak M，海洋腐殖質(zhì) 熒光峰，Ex/Em=312/380~410 nm. 在不同的水樣中上述6個熒光峰的位置可能會發(fā)生紅移或藍(lán)移，水體中DOM的濃度就是影響峰位置的原因之一，高濃度時發(fā)生紅移，反之則發(fā)生藍(lán)移[26].
蛋白質(zhì)是市政污水的主要污染物之一，主要來源于洗滌(washing)用品、 食物殘余及排泄物. 如圖 6所示，進(jìn)水3D-EEM圖譜在中心為280/382.5 nm及220/383.5 nm附近存在兩個熒光峰，分別為類色氨酸熒光峰Peak T1和Peak T2，都是類蛋白質(zhì)熒光峰. 這與之前對污水熒光特性的研究是一致的，即污水中蛋白質(zhì)熒光峰最強(qiáng)[27]. 因?yàn)榧词故窃谔幚砗蟮奈鬯校琍eak T的強(qiáng)度相對天然水體中的背景強(qiáng)度仍然是顯著的，類蛋白質(zhì)熒光峰可以被認(rèn)為是天然水體中人為物質(zhì)的一個示蹤物或遺跡. 并且Peak T1處的熒光強(qiáng)度被認(rèn)為與可生物降解部分的含量相關(guān)，在污水處理后，該處熒光強(qiáng)度急劇降低[28]. 但相對于典型的蛋白質(zhì)熒光峰，Peak T1的激發(fā)和發(fā)射波長均發(fā)生了紅移，尤其是發(fā)射波長. 而紅移通常與熒光團(tuán)結(jié)構(gòu)中羰基、 羥基、 烷氧基及氨基的增加有關(guān). 除了之上兩個明顯的類蛋白質(zhì)熒光峰外，進(jìn)水310~350/402~452 nm及230~260/422~466 nm附近出現(xiàn)了兩個強(qiáng)度分別約為215和340的熒光帶，根據(jù)Clobe[21]的研究，應(yīng)歸為Peak C和Peak A，同屬于類腐殖質(zhì)熒光峰. DAT上清液及IAT出水均在中心為330/420.5 nm及250/453 nm附近出現(xiàn)了兩個熒光峰，分別為類腐殖質(zhì)熒光峰Peak C和Peak A， 這與Baker對污水處理廠出水及污水處理廠下游河流進(jìn)行的熒光特性研究中類腐殖質(zhì)熒光峰的位置是非常接近的[29]，說明腐殖質(zhì)確實(shí)是污水處理廠出水中主要物質(zhì). 較之進(jìn)水中明顯的類蛋白質(zhì)熒光峰Peak T1和Peak T2，DAT上清液及IAT出水在相應(yīng)附近區(qū)域沒有成峰的趨勢，說明類蛋白物質(zhì)是易通過生物處理去除的，而進(jìn)水熒光峰強(qiáng)度與后兩者比較，可以發(fā)現(xiàn)后兩者的類腐殖質(zhì)物質(zhì)總量并沒有變化，說明天然水體中難以去除的腐殖質(zhì)及處理過程中形成的腐殖質(zhì)成分難以去除，是二級出水中主要的熒光物質(zhì).
圖 6市政污水三維熒光光譜圖
用超濾膜法對污水進(jìn)行分離后，各級樣品的主要熒光峰及其強(qiáng)度見表
3. 對進(jìn)水、 DAT上清液及IAT出水，除進(jìn)水過100×103膜外，逐級過膜均減少了熒光峰的強(qiáng)度，說明各分子量區(qū)間均存在熒光物質(zhì). 而樣品過1×103膜后，熒光強(qiáng)度均顯著下降(descend)，意味著在
