焦化廢水中含有大量污染物, 水質(zhì)成分復(fù)雜, 屬難降解的高濃度有機(jī)廢水, 其處理一直是工業(yè)廢水治理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn).國內(nèi)焦化廢水的處理大多采用生物處理方法, 該方法處理量大、投資費(fèi)用少且易于管理, 其中A2/O工藝應(yīng)用較為廣泛.但存在污染物處理效果不佳、出水水質(zhì)不穩(wěn)定等問題.
隨著膜技術(shù)的發(fā)展, 膜生物反應(yīng)器(MBR)逐漸被應(yīng)用到焦化廢水好氧處理的研究中, 但出水中有機(jī)污染物的去除效果仍不理想.近年來厭氧膜生物反應(yīng)器(anaerobic membrane bioreactor, AnMBR)在國內(nèi)外高濃度有機(jī)廢水處理的研究和實(shí)際規(guī)模中的應(yīng)用越來越廣泛.該技術(shù)能夠結(jié)合膜技術(shù)和厭氧生物處理技術(shù)的優(yōu)勢, 提高有機(jī)負(fù)荷、減少產(chǎn)泥、耐沖擊負(fù)荷的同時, 保持較高的污泥濃度、較短的水力停留時間和較長的污泥齡, 從而有效地提高有機(jī)污染物的去除效果.
目前, 國內(nèi)焦化廢水的排放標(biāo)準(zhǔn)以控制常規(guī)污染指標(biāo)為主, 但不足以反映廢水及污染物對生態(tài)環(huán)境安全造成的影響.近年來, 隨著發(fā)光細(xì)菌急性毒性評價技術(shù)和方法的成熟, 發(fā)光細(xì)菌急性毒性已被廣泛地用于工業(yè)廢水、生活污水以及環(huán)境污染物的急性毒性效應(yīng)的評價.
本文采用實(shí)驗室構(gòu)建的兩套焦化廢水處理工藝, 通過對比厭氧膜生物反應(yīng)器/缺氧/好氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR-A-MBR)工藝與厭氧/缺氧/好氧膜生物反應(yīng)器(A2-MBR)工藝, 對比了兩套處理工藝在穩(wěn)定運(yùn)行條件下對主要污染物的去除效果和對不同污染負(fù)荷的穩(wěn)定性, 并分析比較了二者在不同處理效果下的各級出水急性毒性分布和變化以及毒性物質(zhì)特征.
1 材料與方法1.1 試驗裝置與試驗條件
實(shí)驗室構(gòu)建的AnMBR-A-MBR焦化廢水處理系統(tǒng)由厭氧膜生物反應(yīng)器AnMBR(4.9 L)、缺氧反應(yīng)器A(4.5 L)和好氧膜生物反應(yīng)器MBR(9 L)串聯(lián)組成, 處理系統(tǒng)的試驗裝置如圖 1(a)所示. AnMBR由厭氧反應(yīng)器、外置錯流式膜池組成, 二者通過外置循環(huán)泵連接, 厭氧反應(yīng)器外設(shè)水浴保溫層; A反應(yīng)器為親水軟性填料為載體的上流式缺氧反應(yīng)器; MBR為內(nèi)置膜組件的好氧反應(yīng)器.該系統(tǒng)中的膜組件為帶內(nèi)襯的聚偏氟乙烯(PVDF)復(fù)合中空纖維膜, 膜過濾孔徑0.02 μm, 試驗過程中最大膜通量為厭氧3.24 L·(m2·h)-1[好氧9.29 L·(m2·h)-1], MBR底部曝氣.
圖 1 兩套處理系統(tǒng)的試驗裝置示意
實(shí)驗室已有的A2-MBR焦化廢水處理系統(tǒng)由厭氧反應(yīng)器A1(4.9 L)、缺氧反應(yīng)器A2(4.5 L)和好氧膜生物反應(yīng)器MBR(9 L)串聯(lián)組成, 處理系統(tǒng)的試驗裝置如圖 1(b)所示. A1反應(yīng)器為上流式厭氧反應(yīng)器, A2、MBR反應(yīng)器的構(gòu)造與AnMBR-A-MBR系統(tǒng)的A、MBR反應(yīng)器構(gòu)造相同.該系統(tǒng)中的好氧膜組件參數(shù)與AnMBR-A-MBR系統(tǒng)的好氧膜組件相同.
根據(jù)已有的研究, 通過比較不同運(yùn)行參數(shù)下的污染物去除效果和運(yùn)行經(jīng)濟(jì)性, 兩套系統(tǒng)分別在其最優(yōu)工況下連續(xù)運(yùn)行. AnMBR-A-MBR系統(tǒng)的總HRT為61.3 h, 進(jìn)水總磷(TP)質(zhì)量濃度為(2.3±0.3) mg·L-1, 控制MBR的pH為7.5±0.2, 回流比為2:1. A2-MBR系統(tǒng)的總HRT為73.6 h, 進(jìn)水TP質(zhì)量濃度、控制MBR的pH和回流比與前者相同.除AnMBR(溫度恒定37℃左右)外兩套處理系統(tǒng)的其余反應(yīng)器均在室溫(25~33℃)下運(yùn)行.兩套處理系統(tǒng)厭氧、缺氧和好氧段中的溶解氧(DO)質(zhì)量濃度均分別控制在0.01~0.2、0.1~0.5和4.0~6.0 mg·L-1.二者M(jìn)BR的pH由Na2CO3溶液調(diào)節(jié)控制.
1.2 水質(zhì)分析
穩(wěn)定運(yùn)行期間, 取兩套處理系統(tǒng)的進(jìn)水和各級出水進(jìn)行常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)的測定：COD采用微回流比色法測定(Hach DR890, USA); 氨氮(NH4+-N)采用納氏試劑光度法測定; 總氮(TN)采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定; 總有機(jī)碳(TOC)采用島津TOC分析儀(Shimadzu TOV-VCPH, Japan)測定.另外, 對水樣的各極性組分進(jìn)行三維熒光光譜掃描, 采用Hitachi F-7000型熒光光譜分析儀.
1.3 固相萃取與組分分離
取進(jìn)水和兩套處理系統(tǒng)各級出水各200 mL, 共7個樣品.樣品固相萃取和組分分離的方法參考以前的研究, 根據(jù)實(shí)際試驗做一定的修改.取樣后, 立即用0.45 μm微孔濾膜過濾水樣, 處理前貯存在4℃冰箱中并盡快進(jìn)行固相萃取和組分分離, 其步驟如圖 2所示.
圖 2 固相萃取和組分分離步驟
固相萃取采用HLB固相萃取柱(Water Oasis, USA), 依次用二氯甲烷、甲醇、超純水活化固相萃取柱.將7個樣品分別過柱, 收集流出液(Filtrate)為組分F.萃取結(jié)束后, 如不能立即分析, 放于-20℃冰箱保存.依次用色譜純正己烷、二氯甲烷、甲醇洗脫固相萃取柱, 分別收集洗脫液(Eluate)為非極性組分(En)、弱極性組分(Em)和強(qiáng)極性組分(Ep).取等量的3種不同極性組分混合得到總洗脫組分(Emix).
1.4 發(fā)光細(xì)菌急性毒性測試
對各極性組分樣品進(jìn)行急性毒性測試, 測試菌種采用青海弧菌Q67.試驗前用模擬湖水二倍稀釋樣品為10個濃度梯度, 將調(diào)整好的菌懸液與樣品混合, 振蕩15 min后用酶標(biāo)儀(Tecan infinite M200 PRO, Switwerland)測定各樣品和空白對照的發(fā)光強(qiáng)度(RLU).根據(jù)試驗結(jié)果計算樣品對發(fā)光菌發(fā)光的相對抑制率
用各樣品的相對抑制率和相應(yīng)的稀釋倍數(shù)作圖, 利用Logistic模型進(jìn)行擬合得到EC50值, 樣品的急性毒性大小用毒性單元(toxic unit, TU)表示, TU=1/EC50, 無量綱.
2 結(jié)果與討論2.1 穩(wěn)定運(yùn)行期效果對比分析
本試驗通過研究COD、TOC、NH4+-N、TN的去除效率, 綜合評價穩(wěn)定運(yùn)行過程中兩套處理系統(tǒng)對主要污染物的去除效果, 以及在不同污染負(fù)荷下二者的運(yùn)行穩(wěn)定性.
2.1.1 主要污染物去除效果
兩套處理系統(tǒng)在上述試驗條件下保持長期穩(wěn)定運(yùn)行各90 d和145 d, 期間各級反應(yīng)器出水COD、TOC、NH4+-N、TN的去除效果如圖 3所示, 平均水質(zhì)情況如表 1所示.從圖 3中可以看出, 二者的進(jìn)水水質(zhì)均有一定程度的波動, 但通過各級反應(yīng)器的處理, 系統(tǒng)出水中各污染物質(zhì)量濃度均較為穩(wěn)定.從表 1中可以看出, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)出水的COD和TOC略低于A2-MBR系統(tǒng), NH4+-N基本相等, 但前者的TN略高于后者.同時, 比較各級反應(yīng)器出水的COD和TOC質(zhì)量濃度, AnMBR出水明顯低于A2-MBR系統(tǒng)的厭氧段出水, 但隨著處理過程的進(jìn)行, 缺氧段和好氧段出水的濃度差異逐漸縮小.各級反應(yīng)器出水的NH4+-N和TN質(zhì)量濃度基本相等, 這與兩套處理系統(tǒng)的回流比相同有關(guān).
圖 3 兩套處理系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行期間主要污染物的去除效果
表 1 穩(wěn)定運(yùn)行過程中各級反應(yīng)器出水的平均水質(zhì)/mg·L-1
兩套處理系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行過程中各污染物的去除率如圖 4所示.對比COD和TOC的去除率可以看出, AnMBR的有機(jī)污染物去除率顯著高于A2-MBR系統(tǒng)的厭氧段, 前者為15.3%左右, 而后者僅為3.4%.與傳統(tǒng)的厭氧處理相比, AnMBR對焦化廢水中有機(jī)物的去除率有較為顯著的提高.隨著處理的進(jìn)行, 由于AnMBR-A-MBR系統(tǒng)缺氧段的單級去除率低于A2-MBR系統(tǒng)(二者缺氧段的單級去除率分別為59.7%和67.0%), 使得缺氧段的累積去除率差異減小, 分別為75.0%和70.6%.在隨后的好氧段中, 前者的單級去除率依然低于后者, 分別為16.1%和19.6%.當(dāng)處理結(jié)束時, 兩套處理系統(tǒng)的總?cè)コ什罹嘁押苄? 分別為91.1%和90.2%.
圖 4 穩(wěn)定運(yùn)行過程中兩套處理系統(tǒng)的去除效率對比
通過上述分析發(fā)現(xiàn), 雖然AnMBR比A2-MBR系統(tǒng)厭氧段去除了更多的有機(jī)污染物, 但是后者的缺氧段和好氧段去除了較前者更多的有機(jī)污染物, 使得兩套處理系統(tǒng)有機(jī)污染物的總?cè)コ驶鞠嗟?由此推測, 在本試驗條件下焦化廢水中能夠被生物處理方式去除的有機(jī)污染物, 即使在厭氧段或者缺氧段中不能被去除, 也能在后續(xù)的缺氧段以及好氧段中被去除, 但是總有一部分有機(jī)污染物不能被生物處理方式去除.
比較NH4+-N和TN的去除效率, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)厭氧段產(chǎn)生的NH4+-N比A2-MBR系統(tǒng)少, 但A2-MBR系統(tǒng)缺氧段的硝化效率比前者高, 使得兩套處理系統(tǒng)的NH4+-N總?cè)コ驶鞠嗟? 均可達(dá)97%以上.類似地, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)厭氧段產(chǎn)生的TN比A2-MBR系統(tǒng)少, 而后者缺氧段和好氧段的反硝化效率也相對較高, 使得二者的TN總?cè)コ驶鞠嗟? 均在64%以上.綜合對比兩套處理系統(tǒng)的脫氮效率, 可認(rèn)為基本相等.
2.1.2 不同污染負(fù)荷穩(wěn)定性
在穩(wěn)定運(yùn)行過程中, 兩次分別提高AnMBR-A-MBR和A2-MBR系統(tǒng)的進(jìn)水污染負(fù)荷, 并在每一進(jìn)水負(fù)荷下保持穩(wěn)定運(yùn)行20 d, 期間各級反應(yīng)器出水COD、TOC、NH4+-N、TN的質(zhì)量濃度變化如圖 5所示.
圖 5 污染負(fù)荷對兩套處理系統(tǒng)主要污染物去除效果的影響
隨著進(jìn)水污染負(fù)荷的升高, 除系統(tǒng)出水NH4+-N質(zhì)量濃度保持小于5 mg·L-1外, COD和TOC平均質(zhì)量濃度均小幅升高, TN平均質(zhì)量濃度有較明顯的升高.同時, 在每個污染負(fù)荷提升期間, 兩套處理系統(tǒng)各級出水的污染物質(zhì)量濃度均較為穩(wěn)定, 沒有出現(xiàn)某一指標(biāo)的大幅升高, 說明在本試驗條件下二者對污染負(fù)荷都具有較好的抗沖擊穩(wěn)定性.
AnMBR-A-MBR和A2-MBR系統(tǒng)在不同污染負(fù)荷下各污染物的平均進(jìn)水負(fù)荷如表 2所示.前者COD、TOC、NH4+-N、TN平均進(jìn)水負(fù)荷的升高幅度分別為12.1%和26.4%、23.1%和34.5%、19.2%和30.6%、17.5%和36.7%, 后者的升高幅度分別為13.2%和27.7%、21.0%和42.3%、10.5%和24.5%、15.9%和31.9%.本試驗以COD為基準(zhǔn)提高進(jìn)水負(fù)荷, 在此基準(zhǔn)下除A2-MBR系統(tǒng)的NH4+-N外, 各污染物負(fù)荷的升高幅度均大于COD.
表 2 不同污染負(fù)荷下各污染物的平均進(jìn)水負(fù)荷/g·(L·d)-1
根據(jù)試驗結(jié)果, 兩套處理系統(tǒng)在不同污染負(fù)荷下各污染物的去除率如圖 6所示.隨著污染負(fù)荷的提高, 厭氧段的有機(jī)污染物去除率均有所下降, COD去除率分別從14.2%下降至12.5%以及從6.2%下降至4.3%, 說明AnMBR比A2-MBR系統(tǒng)的厭氧段有更強(qiáng)的抵抗污染負(fù)荷的能力.同時, 隨著污染負(fù)荷的提高, 缺氧段和好氧段的有機(jī)污染物去除率逐漸提高, 最終二者在各污染負(fù)荷下的COD和TOC總?cè)コ驶鞠嗟? 保持在88%~90%之間.隨著污染負(fù)荷的提高, 兩套處理系統(tǒng)的NH4+-N總?cè)コ适冀K保持大于95%.二者的TN總?cè)コ手饾u降低, 分別從68.8%下降至64.6%以及從69.1%下降至64.8%.
圖 6 不同污染負(fù)荷下兩套處理系統(tǒng)對主要污染物的去除率對比
根據(jù)結(jié)果和分析發(fā)現(xiàn), AnMBR-A-MBR系統(tǒng)在進(jìn)水負(fù)荷提升幅度相對較高的條件下, 能夠達(dá)到和A2-MBR系統(tǒng)基本相等的去除率.同時, 由于AnMBR的有機(jī)污染物去除率相對較高, 隨著進(jìn)水負(fù)荷的提升, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)的厭氧段能夠抵抗相對更高的污染負(fù)荷, 從而使得整個處理系統(tǒng)能夠抵抗更高的污染負(fù)荷沖擊.因此, 綜合比較兩套處理系統(tǒng)的進(jìn)水負(fù)荷提升幅度和出水中各污染物的去除率, 可認(rèn)為在本試驗條件下AnMBR-A-MBR系統(tǒng)抗沖擊負(fù)荷的穩(wěn)定性更好.
綜上所述, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)厭氧段對焦化廢水的有機(jī)污染物有較高的去除率, 相比A2-MBR系統(tǒng)具有更好的處理效果和抗沖擊負(fù)荷穩(wěn)定性.因此, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)更適合作為提高焦化廢水生物處理效果的工藝.
2.2 急性毒性分布與毒性物質(zhì)特征對比分析
本試驗在最佳工況和最初進(jìn)水負(fù)荷條件下穩(wěn)定運(yùn)行的過程中, 通過對進(jìn)水和兩套處理系統(tǒng)各級出水中的有機(jī)污染物按不同極性進(jìn)行分離, 分析并比較進(jìn)水和各級出水各組分中急性毒性的分布和變化以及毒性物質(zhì)的特征.
2.2.1 急性毒性分布與變化特征對比分析
進(jìn)水、各級出水的原水樣以及總洗脫組分(Emix)、極性組分(Ep)、弱極性組分(Em)、非極性組分(En)和流出液(F)共42個樣品的急性毒性以及各極性組分急性毒性的線性加和結(jié)果如圖 7所示.其中, Emix和原水樣的急性毒性較為吻合, 說明各極性物質(zhì)分離前后的急性毒性變化不大, 且固相萃取對各極性物質(zhì)的富集程度滿足試驗要求, 可認(rèn)為分離后各極性組分的急性毒性能較為全面地反映原水樣中各極性物質(zhì)的急性毒性.同時, 各極性組分急性毒性的線性加和與原水樣的急性毒性較為吻合, 說明各極性組分和原水樣的急性毒性結(jié)果具有可比性.
圖 7 進(jìn)水和兩套處理系統(tǒng)各級出水不同組分的急性毒性
圖 7結(jié)果可以看出, 除進(jìn)水F外, 各水樣的En和F均沒有檢測到急性毒性.各原水樣中進(jìn)水的急性毒性最強(qiáng), 不同極性組分中Ep的急性毒性最強(qiáng), 且極性和弱極性組分貢獻(xiàn)了絕大部分的毒性當(dāng)量.經(jīng)過兩套處理系統(tǒng)的處理, 各級出水原水樣的急性毒性逐漸減小, 系統(tǒng)出水原水樣的急性毒性總?cè)コ史謩e為85.2%和79.2%. AnMBR-A-MBR系統(tǒng)各級出水的急性毒性均明顯低于A2-MBR系統(tǒng), 前者對于急性毒性的去除效果更好.
比較各原水樣的急性毒性去除率, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)的急性毒性主要在厭氧段和缺氧段中被去除, AnMBR、A和MBR的單級去除率分別為35.3%、44.8%和5.1%.而A2-MBR系統(tǒng)的急性毒性在各級反應(yīng)器中均有一定比例被去除, A1、A2和MBR單級去除率分別為17.0%、39.2%和23.0%, 其中缺氧段去除比例相對較大.
對比各水樣不同極性組分的急性毒性去除率, 兩套處理系統(tǒng)Ep的總?cè)コ史謩e為90.3%和88.1%, Em的總?cè)コ史謩e為91.1%和91.2%.對于AnMBR-A-MBR系統(tǒng), Ep的急性毒性主要在厭氧段和缺氧段被去除, AnMBR、A和MBR的Ep單級去除率分別為43.8%、40.9%和5.5%.該系統(tǒng)Em的急性毒性在各級反應(yīng)器中的去除比例較均勻, 各級反應(yīng)器的單級去除率分別為30.9%、23.4%和36.8%.而對于A2-MBR系統(tǒng), Ep的急性毒性主要在缺氧段被去除(56.6%), 厭氧段和好氧段有一定比例的去除(分別為13.5%和17.9%).該系統(tǒng)Em的急性毒性主要在缺氧段中被去除(62.7%), 好氧段中有一定比例的去除(37.2%), 但在厭氧段有8.7%的毒性增加.
2.2.2 溶解性有機(jī)污染物對比分析
Chen等依據(jù)已有報道將三維熒光光譜圖劃分為5個區(qū)：Ⅰ~Ⅴ區(qū)分別代表第一類芳香族蛋白類似物、第二類芳香族蛋白類似物、類腐殖酸、溶解性微生物副產(chǎn)物類似物和類富里酸.通過積分各區(qū)的熒光強(qiáng)度, 計算得到各樣品5個區(qū)有機(jī)物的相對含量, 乘以各樣品TOC質(zhì)量濃度得到其“絕對含量”即各區(qū)有機(jī)物的質(zhì)量濃度, 如圖 8所示.兩套處理系統(tǒng)各級出水的兩類芳香族蛋白質(zhì)類似物相對總含量基本不變, 保持73%左右.缺氧段和好氧段的Ⅰ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物相對含量均下降, 但AnMBR-A-MBR系統(tǒng)較A2-MBR系統(tǒng)低.而Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物相對含量均升高, 但AnMBR-A-MBR系統(tǒng)較A2-MBR系統(tǒng)高.對于“絕對含量”, 兩套處理系統(tǒng)的厭氧段有較明顯的差異, AnMBR出水的總質(zhì)量濃度和Ⅰ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物的質(zhì)量濃度均低于A2-MBR系統(tǒng).
圖 8 進(jìn)水和兩套處理系統(tǒng)各級出水中五區(qū)有機(jī)物的相對含量和質(zhì)量濃度
結(jié)合急性毒性結(jié)果, 從相對含量來看, 兩套處理系統(tǒng)各級出水的急性毒性主要來自Ⅱ區(qū)芳香族蛋白類似物, Ⅰ區(qū)芳香族蛋白類似物也含有部分急性毒性物質(zhì).從“絕對含量”來看, 兩套處理系統(tǒng)各級出水的急性毒性差異主要來自于Ⅰ區(qū)芳香族蛋白類似物.
兩套處理系統(tǒng)各級出水的不同極性組分中5個區(qū)溶解性有機(jī)物的相對含量如圖 9所示.對于極性組分, 各水樣中Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物的比例最高(約占50%~60%), 且隨著處理的進(jìn)行, Ⅰ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物相對含量逐漸升高, 但Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物的相對比例逐漸下降, 且急性毒性逐漸降低.由此推測極性組分中的急性毒性物質(zhì)主要為Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物, 且極性組分中去除的急性毒性物質(zhì)主要為Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物.
圖 9 進(jìn)水和兩套處理系統(tǒng)各級出水不同組分中五區(qū)有機(jī)物的相對含量
與極性組分相比, 弱極性組分中Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物相對含量降低, Ⅰ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物相對含量升高, 兩類蛋白質(zhì)類似物分別約占30%~40%, 而弱極性組分的急性毒性較極性組分降低.由此推測弱極性組分中的急性毒性物質(zhì)主要為兩類芳香族蛋白質(zhì)類似物, 且較極性組分減少的急性毒性主要為Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物.
非極性組分中Ⅰ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物比例約為40%~45%, Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物約占40%.該組分的熒光峰強(qiáng)度較弱且沒有檢出急性毒性, 與已有研究的結(jié)果相似.有研究在焦化廢水的非極性組分中檢出了抗雄激素活性, 對于該組分的物質(zhì)及其特征的研究還需進(jìn)一步深入.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
(1) 綜合比較兩套處理系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行的效果, 缺氧段和好氧段出水的有機(jī)污染物去除率和質(zhì)量濃度差異逐漸縮小, 但AnMBR的去除率為15.3%, 顯著高于A2-MBR系統(tǒng)的厭氧段(3.4%). AnMBR-A-MBR系統(tǒng)能夠抵抗相對更高的污染負(fù)荷, 達(dá)到和A2-MBR系統(tǒng)基本相等的去除率.
(2) 兩套處理系統(tǒng)的急性毒性當(dāng)量總?cè)コ史謩e為85.2%和79.2%, AnMBR-A-MBR系統(tǒng)各級出水的急性毒性均明顯低于A2-MBR系統(tǒng).不同組分中極性組分的急性毒性最強(qiáng), 且極性和弱極性組分貢獻(xiàn)了絕大部分的毒性當(dāng)量.極性組分中主要的急性毒性物質(zhì)可能是Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物, 而弱極性組分中的毒性物質(zhì)可能主要為兩類芳香族蛋白質(zhì)類似物.兩套處理系統(tǒng)各級出水的毒性物質(zhì)主要為Ⅱ區(qū)芳香族蛋白類似物, 但二者的毒性差異主要來自于Ⅰ區(qū)芳香族蛋白類似物.
