苯扎氯铵(benzalkonium chlorides, BACs)主要由3种正烷烃基(n-C₁₂H₂₅、n-C₁₄H₂₉和n-C₁₆H₃₃)取代二甲基苄基氯化铵组成的同系物混合物^[1]，因其具有较强的杀菌作用，常被作为洗涤剂、纺织物软化剂、界面转化活性剂、矿物浮选剂、杀菌剂以及个人护理品中的防护和抗静电成分^[2]。由于杀菌剂生产及使用量的逐年递增，BACs被美国和加拿大列为高产量化学品^[3]。BACs的大量生产和消耗，将不可避免地随着时空迁移进入环境中。近年来，BACs陆续在多种环境介质中被检出，如污水处理厂进水^[4-5]、医院废水^[6]、洗衣店出水^[6](如表1所示)、天然水体^[7-8]、污水厂污泥^[9]、河口沉积物^[10-11]以及土壤^[12]中。其中，河水中BAC-12和BAC-14的含量分别达到2.7~5.8 μg·L⁻¹和6.3~36.6 μg·L^−1[7]；地表水中BAC-12、BAC-14和BAC-16的总量达到(3.24±14)~(72.5±14)μg·L^−1[8]；RUAN等^[9]在中国52个污水处理厂污泥中检测出BACs的含量为0.09~191 μg·g⁻¹；LI等^[10]在中国珠江口的沉积物中发现BACs的含量为49.3~1 050 ng·g⁻¹；FERRER等^[11]曾报道BAC同系物在美国的河水沉积物中的浓度为22~206 μg·kg⁻¹。KANG等^[12]在韩国土壤中检测到BACs的含量为0.001~8.5 mg·kg⁻¹。

表 1  环境中BACs含量

Table 1.  Concentrations of BACs in the environment μg·L⁻¹

样品	BACs	BAC-12	BAC-14	BAC-16	BAC-18	文献来源
WWTP1进水	306.8	170	110	18	8.8	[4]
WWTP2进水	170.22	130	39	0.86	0.36	[5]
医院出水1	3 928.5	2 800	1 100	27	1.5	[6]
医院出水2	1 649.4	1 140	480	27	2.4	[6]
洗衣店出水	2 752	2 100	620	21	11	[6]

 | Show Table

DownLoad: CSV

环境中BACs的存在对生物具有潜在的毒性风险。毒理学研究表明，BACs对哺乳动物和水生动物均有急性和慢性毒性。BACs对大鼠的半数致死量(LD₅₀)为234~525 mg·kg^−1[13-14]。MELIN等^[15]发现，BACs能够干扰雌性小鼠的排卵系统和发情周期，并降低雄性小鼠的精子浓度和活动能力，从而降低小鼠的繁殖率。BACs对水生生物(如藻类、水蚤、轮虫和原生动物)均具有急性毒性，半数效应浓度(EC₅₀)为21~2 940 μg·L^−1[16-18]。在欧盟修订的(EC)No.1272/2008条例中，将BACs归类为“对水生生物毒性极大”的物质，并认为对与其共存污染物的迁移性和生物有效性具有显著影响^[19]。

在水环境中发现的BACs主要来自城市污水处理厂^[4]。季铵盐化合物的存在可能会引起活性污泥潜在的急性反应，影响污泥的微生物活性和生存能力，从而影响其去除污染物的能力^[20-21]。迄今为止，有关BACs对活性污泥微生物活性影响的研究鲜有报道。本研究在序批式反应器(SBR)处理模拟废水的基础上，以BACs的主要成分十二烷基二甲基苄基氯化铵(dodecylbenzyldimethylammonium chloride, DDBAC)为研究对象，通过污泥的微生物活性指标、氧化还原酶活性以及DDBAC浓度变化的测定，探究在DDBAC暴露下活性污泥的急性反应及微生物活性变化，以期为评估BACs在污水处理厂中的行为及影响提供参考。

1.   材料和方法

1.1   接种污泥和进水水质

实验室所用的接种污泥取自某城市污水处理厂的回流污泥。母反应器SBR的工作体积为36 L，温度控制在(22±1)℃，污泥浓度(MLSS)控制在3 000~3 500 mg·L⁻¹，每天包含2个周期的循环，每个周期运行方式为：进水阶段(15 min)、好氧曝气阶段(180 min)、缺氧搅拌阶段(300 min)、沉降阶段(90 min)、排水阶段(15 min)和闲置阶段(120 min)。好氧阶段使用曝气设备进行曝气，溶解氧控制在2 mg·L⁻¹左右；搅拌阶段使用搅拌器进行搅拌，溶解氧控制在0.5 mg·L⁻¹左右，使用1.0 mol·L⁻¹ NaHCO₃和1.0 mol·L⁻¹HCl调节系统pH，使初始pH维持在7.0±0.2。运行3个月后，系统对氮的去除率达到99%左右，表明SBR运行状态稳定。

本研究采用模拟废水，水质特性为：化学需氧量(COD)为400 mg·L⁻¹左右，氨氮(${\rm{NH}}_4^ +$-N)为40 mg·L⁻¹左右，溶解性磷(SOP)为5 mg·L⁻¹左右。模拟废水主要由葡萄糖、NH₄Cl、KH₂PO₄、MgSO₄、CaCl₂和微量元素组成，其中微量元素包括0.03 g·L⁻¹CuSO₄·5H₂O、0.06 g·L⁻¹ Na₂MoO₄·2H₂O、0.12 g·L⁻¹ ZnSO₄·7H₂O、0.12 g·L⁻¹ MnCl₂·4H₂O、0.15 g·L⁻¹H₃BO₃、0.15 g·L⁻¹ CoCl₂·6H₂O、0.18 g·L⁻¹ KI、1.5 g·L⁻¹ FeCl₃·6H₂O、10 g·L⁻¹EDTA。微量元素投加量为0.5 mL·L⁻¹。

1.2   实验方法

在进行DDBAC在SBR系统中的短期暴露实验时，从稳定运行的母反应器里取出适量污泥混合均匀，平均分配在7个完全相同的SBR子反应器中，每个反应器有效容积为3 L，7个反应器运行方式和母反应器相同。污泥浓度(MLSS)控制在3 000~3 500 mg·L⁻¹，污泥负荷(以COD计)大约为0.3 kg·(kg·d)⁻¹(以MLSS计)，污泥停留时间(SRT)大约为15 d，水力停留时间(HRT)为20 h。反应器中DDBAC浓度分别为0、0.1、1、2、5、10和20 mg·L⁻¹，运行一个周期后，取上清液测定DDBAC在水相中的残余量，取底泥进行TCC-脱氢酶活性、CAT活性的测定，然后弃去上清液，重新换入模拟废水，然后进行污泥耗氧速率OUR的测定。

在进行DDBAC对硝化过程的影响实验时，取母反应器活性污泥静置倒掉上清液，用自来水重复清洗3遍，再用不含C、N、P的配水清洗3遍，以充分去除原水样中C、N、P的含量。污泥浓度控制在3 000~3 500 mg·L⁻¹，平行操作2组实验，实验期间需要曝气，曝气量控制在2 mg·L⁻¹。温度调整至(20±1)℃，通过1.0 mol·L⁻¹NaHCO₃和1.0 mol·L⁻¹HCl，调节pH至7.0±0.2。起始基质(${\rm{NH}}_4^ +$-N和${\rm{NO}}_2^ -$-N)浓度均为30 mg·L⁻¹，其中DDBAC投加浓度与SBR子反应器中一致，每隔10 min取样分析${\rm{NH}}_4^ +$-N和${\rm{NO}}_2^ -$-N浓度变化，直到出水各指标稳定，实验结束。

1.3   分析方法

本研究中的常规项目如混合液悬浮固体浓度(MLSS)、${\rm{NH}}_4^ +$-N、${\rm{NO}}_2^ -$-N、${\rm{NO}}_3^ -$-N指标参照文献中的方法^[22]测定，溶解氧采用便携式溶氧仪监测。

污泥耗氧速率(OUR)采用有氧厌氧呼吸仪(美国RSA公司)测定。比氨氧化率(SAOR)、亚硝酸盐氧化率(SNOR)和硝酸盐还原率(SNRR)的测定方法参照文献中的方法^[23]。

TCC-脱氢酶采用常温萃取法^[22-24]测定，过氧化氢酶(CAT)活性采用紫外分光光度法^[25]测定。

低于0.2 mg·L⁻¹的DDBAC浓度采用Agilent 1260 Infinity液相色谱/6410三重四极杆液质联用系统测定，色谱柱为ZORBAX RRHD Eclipse Plus C₁₈ 2.1 mm×50 mm, 1.8 μm，流动相为2种溶液的混合液，溶液A为20 mmol·L⁻¹乙酸铵水溶液(含0.2%甲酸)，溶液B为甲醇和乙腈的混合液(甲醇∶乙腈=3∶7)，流动相为A∶B=20∶80(体积比)，流速为0.3 mL·min⁻¹，温度为25 ℃，进样体积为2 μL，雾化气压力为310 kPa，干燥器温度为350 ℃，干燥器流速为10 L·min⁻¹，采用正离子扫描方式，根据峰面积计算出其含量。高于0.2 mg·L⁻¹的DDBAC浓度采用改进的二硫蓝离子对提取方法^[26]进行测定。

2.   结果与讨论

2.1   DDBAC浓度变化对污泥OUR的影响

OUR是指活性污泥在单位时间内所利用氧的量，是评价污泥微生物代谢活性的一个重要指标。根据不同系统运行12 h后测定相同体积活性污泥OUR的变化，可以判断不同浓度DDBAC暴露下污泥性质的变化，结果如图1所示。前1 h，OUR呈明显的上升趋势，不含DDBAC的系统中污泥OUR最高达6.48 mg·h⁻¹。随着DDBAC浓度的增加，最高OUR呈下降趋势。在1 mg·L⁻¹ DDBAC的系统中，OUR最大为4.86 mg·h⁻¹。当DDBAC浓度达到20 mg·h⁻¹时，污泥OUR上升缓慢，1 h时最高OUR为0.78 mg·h⁻¹；1 h后，7组反应器中污泥的OUR均逐渐降低，且DDBAC浓度越高，OUR的降低趋势越明显。当DDBAC浓度达到20 mg·L⁻¹时，经过5.5 h后，污泥的呼吸速率降为0。结果表明，随着DDBAC浓度的增加，活性污泥中呼吸酶活性越低，氧的吸收和利用率越低。DDBAC作为有机抗菌剂，与细胞膜具有较好的相容性，可损伤细胞膜，造成细胞裂解；或与细胞膜融合，损坏细胞中的酶、蛋白质，使氧化磷酸化过程和电子传递系统受到影响，导致呼吸作用受到抑制。ZHANG等^[27]和CROSS等^[28]亦认为呼吸酶活性的下降是由DDBAC引起细胞裂解所致。

图 1  投加不同浓度DDBAC后污泥耗氧速率的变化

Figure 1.  Change of sludge oxygen uptake rate with different DDBAC concentrations

下载: 全尺寸图片 幻灯片

2.2   DDBAC对硝化过程的影响

DDBAC对硝化反应中的氨氮的降解过程影响如图2(a)所示，对亚硝氮的降解过程影响如图2(b)所示。从图2(a)中可以看出，当DDBAC浓度为0.1 mg·L⁻¹和1.0 mg·L⁻¹时，氨氮的转化速率大于空白对照组，即DDBAC的存在能够促进氨氮的氧化过程。当DDBAC浓度为2、5、10和20 mg·L⁻¹时，氨氮的氧化速率随着DDBAC浓度的升高而逐渐下降，氨氮去除率分别为94.28%、81.61%、67.59%和59.92%。这表明，DDBAC的过量存在(≥2.0 mg·L⁻¹)抑制了氨氧化菌的活性，影响好氧条件下氨氮的转化过程，且浓度越高，抑制效果越明显。此结果与SÜTTERLIN等^[29]研究结果一致。从图2(b)中可以看出，低浓度DDBAC对亚硝酸盐氧化菌几乎无影响，20 mg·L⁻¹的DDBAC短期暴露在系统中，使得亚硝氮降解率从100%降到(62.98±0.02)%，亚硝酸盐氧化菌受到一定抑制。此现象可能与微生物群落中氨氧化菌AOB与亚硝酸盐氧化菌NOB的相对丰度有关。与亚硝酸盐氧化菌相比，氨氧化菌的产率低、比增长速率小，更容易受到外界环境的影响^[30]。

图 2  不同浓度DDBAC暴露下氨氮、亚硝氮的变化

Figure 2.  Changes of ammonia nitrogen and nitrous oxide with different concentrations of DDBAC

下载: 全尺寸图片 幻灯片

2.3   DDBAC对污泥SAOR、SNOR、SNNR的影响

图3展示了不同浓度DDBAC对系统内SAOR、SNOR和SNNR的影响。当DDBAC浓度为0.1 mg·L⁻¹和1.0 mg·L⁻¹时，对系统内SAOR、SNOR和SNNR基本无影响。当DDBAC浓度为2 mg·L⁻¹时，SAOR(以${\rm{NH}}_4^ +$-N计)由(2.99±0.16) mg·(g·h)⁻¹(以MLSS计)降至(2.82±0.15) mg·(g·h)⁻¹，降低了5.72%；当DDBAC浓度为20 mg·L⁻¹时，SAOR降至(1.79±0.09) mg·(g·h)⁻¹，降低40.08%。DDBAC对SNOR的影响较小，当DDBAC浓度≤10 mg·L⁻¹时，SNOR基本不受影响；当DDBAC浓度达到20 mg·L⁻¹时，系统内SNOR受到较大影响，与对照组相比，下降了37.02%。当进水DDBAC浓度高于2 mg·L⁻¹时，SAOR低于SNOR，此现象表明，氨氧化过程更易受到DDBAC的影响，与2.2节中的研究结果相呼应。由图3(b)可看出，当DDBAC浓度达到20 mg·L⁻¹时，SNNR(以${\rm{NO}}_3^ -$-N计)由(23.69±0.61) mg·(g·h)⁻¹(以MLSS计)降到(18.64±0.62) mg·(g·h)⁻¹，下降了(21.32±0.59)%。此研究结果表明，与硝酸盐还原过程相比，DDBAC对硝化过程，尤其是氨氧化菌主导的氨氧化过程的抑制作用更加显著。这是由于与异养型微生物相比，主导硝化过程的硝化细菌世代时间长，增长速率低，一般只占活性污泥微生物总量的5%左右，对环境条件要求较为苛刻。因此，DDBAC对硝化过程的抑制性更强。

图 3  投加不同浓度DDBAC后SAOR、SNOR和SNNR的变化

Figure 3.  Changes in SAOR, SNOR and SNNR with different DDBAC concentrations

下载: 全尺寸图片 幻灯片

2.4   DDBAC对氧化还原酶活性的影响

在有机化合物的好氧生物降解过程中，TCA循环是主要的代谢过程^[31]。TCC-脱氢酶参与了TCA循环，能较好地反映微生物异养代谢行为。因此，在本研究中，脱氢酶活性可以作为有机化合物生物降解能力的指标之一，来评价DDBAC造成的急性效应^[32]。TCC-脱氢酶活性的抑制率5%~25%属轻度抑制，25%~60%属中度抑制，大于60%属重度抑制^[33-34]。DDBAC对污泥样品中TCC-脱氢酶活性的影响如图4所示。当DDBAC浓度低于2 mg·L⁻¹时，DDBAC对TCC-脱氢酶活性的影响几乎可以忽略不计。当DDBAC浓度为2、5和10 mg·L⁻¹时，TCC-脱氢酶活性与空白组对比，分别降低了(10.50±1.70)%、(24.20±0.01)%和(24.31±0.68)%。此时为轻度抑制；当DDBAC浓度增加到20 mg·L⁻¹时，抑制率增加到(31.42±0.29)%，为中度抑制。根据以往的研究，季铵盐类化合物在活性污泥中的行为一般为3个过程：吸附、抑制和生物转化^[35]。也有报道^[26]认为，95%的季铵盐都会吸附于颗粒物，季铵盐浓度越高，对微生物的吸附量越大，对活性污泥活性的抑制作用越强。脱氢是微生物氧化分解有机物过程中的关键步骤，TCC-脱氢酶活性降低，降低了微生物对有机物的氧化分解速率，也反映了DDBAC对微生物种群的毒害作用。

图 4  DDBAC对TCCC-脱氢酶活性、过氧化氢酶活性的影响

Figure 4.  Effect of DDBAC on TCC-dehydrogenase activity and catalase activity

下载: 全尺寸图片 幻灯片

CAT是生物呼吸和代谢过程中的末端还原酶，它能将对细胞有毒害作用的H₂O₂分解为水和氧气^[36]。图4显示了DDBAC对TCCC-脱氢酶活性、过氧化氢酶活性的影响。当DDBAC浓度为1.0 mg·L⁻¹和2.0 mg·L⁻¹时，对CAT的影响几乎相同，抑制率在18%左右；DDBAC浓度达到5 mg·L⁻¹时，抑制率为22.4%；DDBAC浓度为10 mg·L⁻¹和20 mg·L⁻¹时，抑制率均为47%左右。此研究结果表明，含DDBAC废水的输入对污泥中的微生物的呼吸和代谢过程产生了负面影响，破坏了污泥的抗氧化机制。腾跃等^[37]曾观察过苯扎溴铵与过氧化氢酶之间的微观作用机理，发现苯扎溴铵能够通过改变部分的氨基酸残基和蛋白质的二级结构，使过氧化氢酶的骨架结构变松散，进而抑制了过氧化氢酶的活性。

2.5   微生物对DDBAC的去除潜力

图5展示了微生物对不同浓度DDBAC的去除情况。当DDBAC的进水浓度为0.1 mg·L⁻¹时，系统对DDBAC的去除率达到(92.30±2.97)%；当DDBAC初始浓度≥1 mg·L⁻¹时，活性污泥微生物对DDBAC的去除潜力随着其浓度的增加而逐渐减弱，去除率由92.3%(初始浓度1 mg·L⁻¹)降至(86.09±0.32)%(初始浓度20 mg·L⁻¹)，出水中的DDBAC浓度由(0.008±0.003)mg·L⁻¹增加到(2.78±0.06)mg·L⁻¹。造成此结果可能的原因是，活性污泥处理系统具有一定的容纳、消化和去除DDBAC的潜力，但是能力尚有限，当DDBAC浓度逐渐增大时，系统中的微生物不能够在有限的处理时间内将DDBAC完全去除，因此导致了出水中DDBAC的残留。当DDBAC浓度较大时，水相中残留的DDBAC将随着出水排至流域水环境中，造成河流、湖泊等地表水以及沉积物中DDBAC的积累，且DDBAC具有生物毒性，将增加水环境健康管理负担和安全用水的风险。

图 5  微生物对DDBAC的去除效果

Figure 5.  Removal effect of DDBAC by microorganisms

下载: 全尺寸图片 幻灯片

3.   结论

1) DDBAC能够影响污泥的耗氧率，对污泥的呼吸产生抑制作用，且其浓度越高，抑制作用越强。

2)相对于反硝化过程，DDBAC对硝化过程，尤其是氨氧化菌主导的氨氧化过程的抑制作用更加显著。当DDBAC浓度≥2.0 mg·L⁻¹时，即能够抑制氨氮的转化过程，且浓度越高，抑制效果越明显。

3)当2 mg·L⁻¹≤DDBAC≤10 mg·L⁻¹时，DDBAC对脱氢酶活性为轻度抑制；DDBAC浓度为20 mg·L⁻¹时，对脱氢酶活性为中度抑制，严重影响污泥代谢过程。

4) DDBAC对过氧化氢酶活性的抑制作用随其浓度的升高而加强，可影响微生物的呼吸和代谢过程，破坏污泥的抗氧化机制。

5)活性污泥微生物对DDBAC具有一定的去除潜力，但处理能力尚有限，出水中残留的DDBAC将增加水环境健康管理负担，提高安全用水的风险。