市政污水(municipal wastewater)是指城鎮居民生活污水，機關、 學校、 醫院、 商業服務機構及各種公共設施排水，以及允許排入城鎮污水收集系統的工業廢水和初期雨水等[1]. 雖然市政污水中生活污水占據相當數量，但與生活污水(domestic wastewater)并不完全等同，工業廢水的匯入，增加了市政污水的生態風險. 與此同時，市政污水排放量大，與毒性相對較大的工業廢水相比，管理控制難度更大.
市政污水由于來源復雜，常含有大量難降解物質，如目前受到廣泛關注的醫藥品及個人護理用品 (pharmaceuticals and personal care products，PPCPs)和內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals，EDCs)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”[2]. 污水處理廠出水可能在達到現行環境標準常規指標要求的同時，對此類物質的削減效果不佳. 這些物質一旦進入到環境中，會影響各級生物的正常生長、 繁殖，導致生態系統結構和功能的損傷，危及生態系統的完整和健康，具有潛在的生態風險. 例如，Castillo等[3]的研究中，污水費氏弧菌(Vibrio fischeri)發光抑制率與總有機碳(total organic carbon， TOC)不存在明顯的直接相關性，即 TOC 的削減不能表征污水對發光菌毒性的消除. Sponza[4]對紙漿和造紙廠污水進行研究發現，一些樣品達到了行業排放標準，但是急性毒性測試結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境健康的一個重要的潛在生態風險源. 為了實現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行研究[5]，對于回用于與人直接接觸、 農業灌溉、 水產養殖的污水的深度處理工藝前后的毒性變化也應進行監測.
市政污水中主要的污染物是有機物，尤其是溶解性有機物(dissolved organic matter， DOM). 一般認為，水體中能通過孔徑為0.45 μm濾膜的有機物即為溶解性有機物[6]. DOM不僅可能造成水體缺氧水質惡化，它還是水體中微污染物的潛在載體，是消毒副產物的主要前驅物，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. 一些先進的分析方法，如核磁共振(nuclear magnetic resonance，NMR)、 氣相色譜質譜聯用(gas chromatography mass spectrometry， GC/MS)、 傅里葉轉換紅外(fourier transform infrared spectroscopy， FTIR)及高效液相(high performance liquid chromatography，HPLC)等已被用來對污水中有機物進行分析，但利用這些技術對污水中溶解性有機物進行掃描式的鑒別分析，需要花費大量的時間、 經費及人力. 針對污水中的溶解性有機物進行物理化學性質——分子量分布及熒光特性表征，省時省力，進一步分析其與毒性的相關性，有針對性地強化去除毒性較大的那部分物質，對節約污水處理成本，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，用作進一步的分析. 三維熒光光譜法(three dimensional excitation-emission fluorescence spectra， 3D-EEM)對DOM熒光性質進行表征是近年來廣泛用于研究DOM熒光性質的一種分析技術，同時也是一種新型的水質分析方法. 三維光譜圖中熒光峰的位置可定性指示熒光物質的類型和性質，熒光光譜以水中各類有機物的特征熒光強度之和表示水中熒光類有機物的綜合含量，以特征熒光峰中心最大熒光強度作為表征水中某類溶解性有機物含量的指標[8]，與傳統表征有機物含量的水質參數相比，不僅能反映有機物的濃度，同時還可以提供有機物組成成分的信息[9]. 發光細菌毒性測試法，是最常用的微生物毒性測試方法，因其獨特的生理特性，與現代光電檢測手段完美匹配的特點而備受關注. 中國、 美國現都已將發光細菌毒性測試法作為水質急性毒性測試的標準方法，并發布了一系列的標準，具有快速、 靈敏的特點.
針對污水DOM，上述3個方面的研究工作國內外都已有報道，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與毒性結合起來，并在此基礎之上有的放矢地對污水進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光菌毒性測試技術，分析了實驗室污水處理裝置(A/DAT-IAT工藝)處理市政污水過程中DOM的相對分子質量分布、 熒光特性及毒性變化趨勢，以了解不同相對分子質量DOM在污水處理系統中的遷移轉化行為，及市政污水常規指標與毒性指標去除的相關性，以期為基于生態安全的污水處理工藝的選擇提供依據.
1 材料與方法
1.1 試驗原水及裝置
試驗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(Demand Aeration Tank-Intermittent A eration Tank)工藝. 試驗污泥取自該污水處理廠DAT池，經過十多天的培養馴化，污泥顏色呈現黃褐色，絮凝沉淀性能良好，沉淀時泥水界面清晰. 鏡檢可以發現大量菌膠團，并可觀察到輪蟲(rotifer)、 鐘蟲 (Vorticella conorkaria )、 累枝蟲(epistylis)等.
DAT-I AT工藝，即連續進水、 連續-間歇曝氣工藝，是 SBR不斷完善發展起來的一種新型工藝. 為進一步提升該工藝對難生物降解有機物和氮的去除效果，在 DAT-IAT工藝前端設置一個厭氧池，并且設置從 DAT池到厭氧池的污泥回流，即為A/DAT-IAT工藝. 試驗裝置如圖 1所示. 反應器的主體由有機玻璃材料制成，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，IAT池的曝氣泵和排水、 排泥管的電磁閥的開啟及關閉由微電腦時控開關編程控制. 參考課題組之前的研究，為滿足出水COD達標并兼顧毒性去除，裝置運行條件定為：運行周期6 h，外回流比30%，內回流比200%，MLSS 5100 mg ·L-1.
圖 1A/DAT-IAT工藝試驗裝置示意
1.2 有機物分子量的測定
1.2.1 膜材料及預處理
超濾膜：所使用的超濾膜產自美國SEPRO 公司，膜材質為聚醚砜(PES)，截留相對分子質量分別為100×103、 10×103、 1×103. 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(上海斯納普膜分離科技有限公司)，有效容積為 300 mL，最大耐壓0.3 MPa. 內置磁力攪拌裝置，過濾采用氮氣驅動，壓力維持在 0. 1~0.2 MPa.
1.2.2 膜過濾試驗
DOM膜過濾分離試驗流程如圖 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TOC、 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 TOC、 UV254、 3D-EEM及毒性. 以Milli-Q超純水進行同樣操作，以分析膜材料是否發生流失和具有毒性.
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 [10](略有不同)，每個樣品4個平行，測試結果根據標準方法要求對相對偏差小于15%的平行樣取平均值，個別樣品出現刺激發光現象，根據具體情況進行取舍. DXY-2生物毒性測試儀(中國科學院南京土壤研究所); 明亮發光桿菌T3小種(Photobacterium phoshoreum T3)凍干粉，購自中國科學院南京土壤研究所儀器設備研制中心.
1.4 其他指標測定
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(美國Perkin-Elmer公司)進行分析; TOC及TN采用multi N/C 3100TOC分析儀(德國耶拿分析儀器股份公司)測定，此時，TOC 測定結果為溶解性有機碳含量即DOC; UV254采用TU1901雙光束紫外分光光度計(北京普析通用儀器有限責任公司)測定，樣品測試結果以扣除Milli-Q超純水過相應膜測得的數據給出，各分子量區間含量用遞減法獲得; 3D-EEM采用LS-55熒光分光光度計(美國Perkin-Elmer公司)測定，激發波長為200~540 nm，步長為10 nm，發射波長為250~600 nm，步長為0.5 nm，激發光和發射光的帶寬均為10 nm，掃描速度為1500 nm ·min-1. 各樣品的熒光數據在去掉Milli-Q超純水過相應膜測得的熒光數據后，采用Origin 8.5進行處理. 熒光光譜以等高線的形式給出，X軸代表發射波長，Y軸代表激發波長，不同顏色填充的等高線代表熒光強度.
2 結果與討論
2.1 污水常規指標
試驗裝置進水取自天津市某市政污水處理廠沉砂池出水，經實驗室規模的A/DAT-IAT工藝處理后，取DAT池上清液及IAT出水進行了常規指標測定，結果見表1.
表1 各處理單元污水主要常規指標
2.2 系統各反應池出水TOC隨相對分子質量的分布特性
DOM包含著相對分子質量幾十到幾十萬的有機物，而一定分子量區間內的各類有機物，往往表現出類似的物理化學性質[11]. 采用超濾膜法測得的并不是有機物真正的相對分子質量，而是根據超濾膜孔徑大小，大致地估計其分子量. 因此稱為外觀 分子量(appearance molecular weight，AMW)或外觀分子尺寸(appearance molecular size，AMS)[12]. 污水處理系統中DOM的分子量分布作為污水中有機物的一個重要特征，已有很多學者進行了相關研究[13, 14, 15].
采自污水處理廠的進水有機物含量較低. 由圖 3可以看出，工藝對市政污水各相對分子質量區間的有機物均有較大去除. 尤其是DAT池，對各分子量區間有機物均有良好的去除效果，對總有機物的去除效率達到76.76%. 經過IAT池進一步處理后的出水TOC去除率只增加了7.22%，一方面是因為經DAT池連續曝氣處理后，易降解有機物已被大量消耗，進入IAT池的多為難降解物質，另一方面也說明后增加的間歇曝氣池對有機物的削減能力有限，這與間歇曝氣池的設計初衷——進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(絕對含量)
污水中DOM通常呈雙峰形式分布在大相對分子質量(>100×103)與小相對分子質量(<1×103)部分[15]. 從圖 4可以發現，進水中相對分子質量>100×103的有機物含量占進水DOM的9.11%; 而相對分子質量<1×103的有機物含量最高，占進水DOM的59.95%，且污水中相對分子質量<1×103的這部分有機物被認為可用來估計污水中易生物降解物質. 雖然大相對分子質量有機物含量并不是特別突出，但還是與之前的研究結論基本保持一致，即不同來源的污水中有機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[11, 14].
圖 4各處理單元TOC分子量分布(百分含量)
污水在試驗裝置處理過程中，<1×103的小分子量有機物逐漸減少，最終在IAT出水中的含量僅為19.10%. 雖然>100×103的大分子量有機物絕對量有所下降，但其占DOM的百分比從進水中的9.11%增加到IAT出水中的30.69%. 中間分子量(1×103~100×103)的有機物也呈現增長趨勢，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的分布呈現出由低分子量向高分子量轉化的趨勢. 污水生物降解過程中，有機物由低分子量向高分子量轉化的現象，曾經被文獻[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物，進行新陳代謝，過程中產生胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)及溶解性微生物產物(soluble microbial products，SMP)，它們的組成除了糖類和蛋白質，還有核酸、 脫落的細胞表面物質、 細胞自溶物等大、 中分子物質. 而污水中原有的大分子物質可能被細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和直接利用小分子物質，可能是活性污泥過程的限速步驟[14]. 更具體的原因需要進一步研究，如單獨對各段分子量有機物進行生物處理后再對DOM的分布進行分析.
2.3 系統各反應池出水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的參數[17]，是水中腐殖質含量的指示性指標. UV254不但與水中有機物含量有關，而且與色度，消毒副產物(三鹵甲烷THMs等)的前體物有很好的相關性. 此外，水中的致突變物質也有明顯的紫外吸收，因此，UV254可成為了解水質特性的“窗口”[18]. SUVA(specific ultraviolet absorbance) 值是每米UV254與DOC 的比值(100×UV254/DOC)，可以用來表征水中芳香性有機碳或含雙鍵有機物的含量在總有機物中所占比例. 如果用氯化物對污水進行深度處理，高SUVA 值污水與氯的反應活性高，三鹵甲烷生成量相應升高[19].
進水、 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，污水與氯的反應活性增高，產生消毒副產物的風險增加.
由圖 5可以看出，進水UV254含量在相對分子質量<1×103的區間內最高，占總 UV254 的 47.31%，其次是中間分子量(1×103~100×103)的有機物，這與TOC分布基本一致，說明進水中芳香性或具有雙鍵物質主要集中在中小分子段. 在分子量<1×103的區間內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可見在該區間，進水、 DAT上清液及IAT出水的SUVA也急劇增大，從進水中的0.46增加到DAT上清液中的2.83，再到IAT出水中的7.63. 根據Edzwald[6]的分類標準，當 SUVA 值介于 4~5之間時，水中的溶解性有機物主要是富里酸和腐殖酸，具有較多的芳香族化合物構造和較強的疏水性; 當 SUVA 值小于3時，水中的溶解性有機物相對而言是親水性的，芳香族化合物構造也較少. 說明在本試驗中，伴隨處理工藝流程，分子量<1×103區間的物質發生了改變，腐殖質類物質含量上升，這也是導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的有機物進行去除，能更有效地減少氯化消毒的風險.
圖 5各單元污水溶解性有機物UV254隨分子量分布情況(百分含量)
表2 市政污水UV254及SUVA
2.4 污水3D-EEM光譜特性
熒光分析(或熒光光譜法)不僅靈敏度高、 選擇性好，還具有方法簡捷、 無需化學試劑、 不需前處理、 重現性好、 取樣量少，儀器設備不太復雜等優點[20]. 被用來作為研究海洋、 湖泊及河流中DOM來源、 組成及遷移轉化動力學[8, 21]，污水處理過程實時在線監測的工具[22].
污水含有大量熒光物質，如油脂、 蛋白質、 表面活性劑、 腐殖酸、 維生素、 酚類等芳香族化合物、 農藥殘留、 藥品殘余及其代謝產物等等，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的特點，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波長來獲得一系列熒光發射光譜，由各個激發波長下的發射譜組合在一起就構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物結構信息，用于區分水體中不同類型和來源的溶解性有機物[25]. 根據Coble[21]的研究，環境水樣中通常存在6類熒光峰，其名稱及熒光峰位置分別為: Peak A，類腐殖質(humic-like)熒光峰，Ex/Em=237~260/400~500 nm; Peak B，類酪氨酸(tyrosine-like)熒光峰，Ex/ Em=225~237/309~321 nm， 275/310 nm; Peak T1，類色氨酸熒光峰(tryptophan-like)，Ex/Em=275/340nm; Peak T2，類色氨酸熒光峰(tryptophan-like)，Ex/Em=225~237/340~381 nm; Peak C，類腐殖質(humic-like)熒光峰，Ex/Em=300~370/400~500 nm; Peak M，海洋腐殖質(marine humic-like) 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生紅移或藍移，水體中DOM的濃度就是影響峰位置的原因之一，高濃度時發生紅移，反之則發生藍移[26].
蛋白質是市政污水的主要污染物之一，主要來源于洗滌用品、 食物殘余及排泄物. 如圖 6所示，進水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，即污水中蛋白質熒光峰最強[27]. 因為即使是在處理后的污水中，Peak T的強度相對天然水體中的背景強度仍然是顯著的，類蛋白質熒光峰可以被認為是天然水體中人為物質的一個示蹤物或遺跡. 并且Peak T1處的熒光強度被認為與可生物降解部分的含量相關，在污水處理后，該處熒光強度急劇降低[28]. 但相對于典型的蛋白質熒光峰，Peak T1的激發和發射波長均發生了紅移，尤其是發射波長. 而紅移通常與熒光團結構中羰基、 羥基、 烷氧基及氨基的增加有關. 除了之上兩個明顯的類蛋白質熒光峰外，進水310~350/402~452 nm及230~260/422~466 nm附近出現了兩個強度分別約為215和340的熒光帶，根據Clobe[21]的研究，應歸為Peak C和Peak A，同屬于類腐殖質熒光峰. DAT上清液及IAT出水均在中心為330/420.5 nm及250/453 nm附近出現了兩個熒光峰，分別為類腐殖質熒光峰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行的熒光特性研究中類腐殖質熒光峰(336~339/420~422 nm)的位置是非常接近的[29]，說明腐殖質確實是污水處理廠出水中主要物質. 較之進水中明顯的類蛋白質熒光峰Peak T1和Peak T2，DAT上清液及IAT出水在相應附近區域沒有成峰的趨勢，說明類蛋白物質是易通過生物處理去除的，而進水熒光峰強度與后兩者比較，可以發現后兩者的類腐殖質物質總量并沒有變化，說明天然水體中難以去除的腐殖質及處理過程中形成的腐殖質成分難以去除，是二級出水中主要的熒光物質.
圖 6市政污水三維熒光光譜圖
用超濾膜法對污水進行分離后，各級樣品的主要熒光峰及其強度見表3. 對進水、 DAT上清液及IAT出水，除進水過100×103膜外，逐級過膜均減少了熒光峰的強度，說明各分子量區間均存在熒光物質. 而樣品過1×103膜后，熒光強度均顯著下降，意味著在分子量1×103~10×103區間，含有大量的類腐殖質及類蛋白質熒光物質. 而在分子量<1×103區間，進水類蛋白質熒光峰Peak T1及Peak T2的熒光強度分別占到總熒光強度的75.52%和82.10%，DAT上清液類腐殖質熒光峰Peak C及Peak A的熒光強度分別占到總熒光強度的68.87%和67.80%，IAT出水類腐殖質熒光峰Peak C及Peak A的熒光強度分別占到總熒光強度的75.98%和73.80%. 結合TOC在各區間的分布，可以發現，沿著試驗裝置的處理流程，在分子量<1×103區間的物質含量大幅下降，占總TOC的比例也從59.95%下降到19.10%，但熒光強度的絕對值和相對含量均沒有太大的變化，仍然維持在較高水平. 表明生物處理方式對去除類腐殖質等芳香性物質無效，導致深度處理和排放都存在更大的風險，再次突出了污水處理過程中不能僅僅以常規的有機物含量去除為目的，針對類腐殖質等芳香性物質的特性調節工藝參數或增加強化處理段意義重大.
表3 市政污水三維熒光光譜峰位及峰強
2.5 系統各反應池出水毒性隨分子量的分布特性
污水排放到環境中會給生態系統以及直接或間接給人類帶來風險，以簡單快捷的發光菌發光抑制試驗來初步進行測試，結果以抑光率來表示，抑光率越大，認為樣品的毒性越大. Milli-Q超純水過系列膜的樣品進行毒性測試后，結果用單因素t檢驗進行分析，各樣品間不存在顯著差異，說明膜材料并未對發光菌產生毒性. 污水中物質的種類繁多，它們之間可能存在協同、 相加和拮抗作用，所以不能按化學計量參數的方式進行簡單的加減，故各樣品數據沒有扣除空白的抑光率，也沒有用遞減的方式給出各分子量區間的值.
如圖 7所示，進水的發光抑制率為60.12%，DAT上清液的發光抑制率為34.12%，IAT出水的發光抑制率為59.44%，即沿污水處理流程，毒性呈現先下降后上升的趨勢，最終出水的毒性與進水相差甚微. 這與Rappaport等[30]利用 Ames試驗進行的研究中發現二級生物處理出水致突變性高于一級處理出水類似，該研究認為可能是活性污泥處理過程將惰性物質轉變成具有突變性的物質. 確實，研究發現，出水的毒性更多地產生于生物處理過程中，也就是 SMP 產生的毒性大于廢水本身存在的有機污染物產生的毒性. SMP含有各種親電取代基 (如—OH、 —SH 和—NH2等)，很容易受到電子誘導和共軛效應的影響，與生物分子發生反應而對微生物產生毒性[31]. 結合超濾分離后各樣品的分析，可以發現進水發光抑制率沿分離流程呈現先上升后下降的趨勢，分子量<1×103的污水樣品的抑光率大于分子量小于0.45 μm的水樣，達到了69.95%，說明進水中造成毒性的主要是小分子物質. 而小分子物質是易被微生物利用的，故進水中的易降解有毒有機物經過DAT池后含量大幅減少，DAT上清液毒性也隨之降低. 經過IAT池處理后進水中能被生物利用的中小分子量有機物及能被生物利用的SMP都幾乎被耗盡，IAT出水中殘留的是極少量進水中原有的難降解物質及生物處理過程產生的難以被生物利用的SMP，其存在使得IAT出水較DAT上清液的毒性反而大幅回升，最終IAT出水的毒性與進水相差甚微.
圖 7市政污水發光菌發光抑制率分布
進水中造成毒性的主要是小分子物質，這與Klinkow等[32]的研究結果一致. 相對于進水，由生物活動產生的溶解性微生物產物(SMP)中的大、 中分子量有機物的毒性開始有所體現. 因此，DAT上清液伴隨超濾逐漸分離，發光抑制率呈下降趨勢，從<0.45 μm 部分的發光抑制率34.12%，到分子量<1×103部分的發光抑制率17.13%，可判定分子量<1×103這部分有機物仍然是造成毒性的重要原因.
同樣，對IAT出水分級分離后進行分析，發現各樣品毒性變化不大，結合TOC分布(圖 3)，以抑光率與TOC的比值作為風險性的指標(表4)，可以發現，進水與DAT上清液的風險均較小，而IAT出水各部分風險均顯著增大，尤其是分子量<1×103的部分，風險因子高達67.87. 較IAT出水及DAT上清液中的該部分物質，風險因子顯著增大，一方面，可能是膜的逐級過濾將污水出水中的大分子無毒物質去除，增加了小分子物質與發光菌的接觸，即增加了生物可利用性; 另一方面，在分子量<1×103區間內，進水、 DAT上清液和IAT出水的抑光率數據也說明在IAT池中間歇曝氣處理，確實產生了毒性較高的小分子物質. 這與Aviani等[33]尋找橄欖油廠廢水毒性的來源的試驗中，發現經白腐真菌處理后殘余的毒性主要是來源于未降解的小分子物質而不是原水中大分子物質降解產生的小分子物質的結論正好相反，這可能與污水來源不同有關.
表4 市政污水發光菌發光抑制率及風險因子
結合IAT出水的TOC、 UV254、 熒光特性及毒性(圖 8)，可以清楚發現毒性變化與TOC的變化規律不一致，對其進行相關性分析，得到r=-0.013，說明毒性與TOC相關性差，這也解釋了為何沿污水處理流程，TOC從29.09 mg ·L-1降低到4.66 mg ·L-1，削減率達到83.98%，而毒性幾乎沒變. 說明常規指標的削減并不意味著毒性的消除，僅以常規指標達標作為污水排放標準不能保障生態系統及人群的安全. 分子量<1×103的區間TOC雖只占IAT出水的19.10%，但UV254占出水的66.57%，類腐殖質熒光峰1(Peak C)占出水的75.98%，類腐殖質熒光峰2(Peak A)占出水的73.80%，說明這區間物質主要為芳香性高的類腐殖質物質. 同時，這區間物質表征毒性的發光菌抑光率高達60.40%，可以認為分子量<1×103的小分子腐殖質是IAT出水毒性的主要來源.具體參見污水寶商城資料或http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
圖 8IAT出水TOC、 UV254、 熒光特性及抑光率隨分子量分布情況
3 結論
(1) 實驗室規模的A/DAT-IAT工藝對市政污水各分子量區間的有機物均有較好的去除效果，尤其是DAT池. 在該工藝生物處理過程中，DOM的組成呈現出由低分子量向高分子量轉化的趨勢. 可能與生物處理反應器內同時發生包括EPS及SMP的形成在內的多種過程有關，具體原因有待進一步研究.
(2) 伴隨污水處理過程，污水與氯的反應活性增高，產生消毒副產物的風險增加. 伴隨處理工藝流程，分子量<1×103區間的物質發生了改變，IAT出水中的溶解性有機物主要是富里酸和腐殖酸等腐殖質類物質，具有較多的芳香族化合物構造和較強的疏水性，與氯的反應活性高. 在同樣TOC去除水平下，如果選擇對IAT出水中分子量<1×103的有機物進行去除，能更有效地減少氯化消毒的風險.
(3) 3D-EEM熒光分析結果表明，市政污水中含有大量的易生物降解類蛋白物質. 腐殖質是污水處理廠出水中主要物質，且天然水體中的難以去除的腐殖質及處理過程中形成的腐殖質成分是二級出水中主要的熒光物質.
(4) 沿污水處理流程，毒性呈現先下降后上升的趨勢，最終IAT出水的毒性與進水相差甚微. 毒性變化與TOC的變化規律不一致，常規指標的削減并不意味著毒性的消除，僅以常規指標達標作為污水排放標準不能保障生態系統及人群的安全. 進水毒性的主要來源是分子量<1×103的小分子物質，而IAT出水的毒性更多地產生于生物處理過程中，尤其是IAT池中的間歇曝氣處理，產生了毒性較高的小分子物質.
(5) 結合對TOC、 UV254、 3D-EEM及毒性的分析，小分子的腐殖質是二級出水有機物含量達標、 氯化消毒副產物控制及毒性控制應該重點考慮去除的對象，在之后的研究中，應該根據這部分物質進行工藝調節及針對性處理單元的添加.
