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通过比较长期运行后各系统进水和出水中CIP的浓度变化可知, CIP的去除率随浓度变化存在差异.当CIP的浓度分别为0.003、0.03和0.3 mg · L-1时, 去除率大约为90%, 但当CIP浓度增至3和6 mg · L-1时, 出水中CIP的浓度分别降至(0.945±0.038)和(4.224±0.169) mg · L-1, 去除率分别下降到68.5%和29.6%.说明SBR系统虽然对CIP有一定的去除, 但其去除量有限.CIP可能的去除途径有两种：活性污泥吸附与生物降解.为了更好地研究其去除机制, 本研究分析了CIP在各系统中的质量变化情况. 表 2显示了CIP在生物处理过程中各系统的质量平衡状况.可以看出, 在所有的SBR系统中, CIP在液相中减少的部分主要转移到了固相.随着进水中CIP浓度的升高, 总CIP在反应过程中的损失率始终维持在11%~13%左右, 说明进水中CIP的主要去除途径是生物吸附但同时生物降解也有一定的潜力.可能是随着CIP浓度的升高, 系统中富集了降解CIP的微生物, 一部分CIP被微生物降解.当进水CIP质量分别为0.009、0.09和0.9 mg时, 出水中CIP含量较低, 而当进水CIP质量分别为9和18 mg时, 出水中CIP含量较高.说明活性污泥在SBR系统中对CIP有一定的吸附作用, 但高含量CIP(9和18 mg)在生物脱氮除磷系统中很难被去除, 这一结果与相关文献报道相一致(Li et al., 2010;Girardi et al., 2011;Mougin et al., 2013).相关实验室的吸附研究也证实了CIP被好氧生物体吸附的潜力(Wu et al., 2009).CIP进入污水处理厂的质量流量分析同样表明, 大约80%流入的CIP与厌氧消化污泥有关(Golet et al., 2003;Lindberg et al., 2006).以上研究表明, 活性污泥对污水中的CIP有一定的去除性能, CIP的去除主要是通过活性污泥吸附的形式实现.
液相中, 加入不同浓度CIP的SBR反应器运行稳定后, 取适量出水在4 ℃、4000 r · min-1条件下离心10 min, 取上清液, 过0.45 μm滤膜, 然后过HLB固相萃取小柱净化富集.HLB萃取小柱在使用前依次用10 mL高纯水和10 mL甲醇进行活化.将滤液加入已活化的萃取小柱, 控制上样速度为2 mL · min-1, 上样完毕, 用20 mL高纯水淋洗萃取柱后静置10 min, 氮气吹扫柱子30 min, 用12 mL的甲醇:乙腈(1 : 1, V/V)溶液洗脱小柱, 收集洗脱液, 并将其在40 ℃水浴下用氮气吹至近干;然后用色谱甲醇-高纯水(60 : 40, V/V)定容至1 mL, 振荡混匀, 过0.22 μm滤膜, 处理好的样品密封避光储存在-20 ℃的环境下, 待测(何势, 2016;戴琦, 2017).
固相中, 污泥样品需进行下述准备：冻干的污泥样品首先放入塑料离心管内, 每一根离心管内加入10 mL 5%的甲醇溶液, 使用漩涡混合器混合1 min, 在50 ℃的条件下超声处理5 min;随后将样品放入离心机在转速为4000 r · min-1的条件下离心处理5 min, 将上层清液转移到离心管内, 重复上述步骤处理底部的剩余残渣, 并将多次处理后的上清液混合.取10 mL提取液在50 ℃的微弱氮气条件下吹至近干, 剩余物用1 mL流动相溶解, 溶液使用0.22 μm有机滤膜过滤到2 mL采样瓶内, 待测(Zhang et al., 2014; 戴琦, 2017).
CIP浓度采用液相色谱仪HPLC(LC-2010A型, 日本岛津)测定, 色谱柱为ODS-2(5 μm 4.6 nm×250 mm, WondaCract, 日本岛津), 检测器为紫外可见吸收检测器(UV-Vis), 波长为277 nm, 流动相为色谱纯乙腈:水(含0.1%甲酸, 色谱纯)=20 : 80(体积比), 流速为0.7 mL · min-1, 温度为35 ℃, 进样体积为10 μL, 根据峰面积计算出其含量.
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