市政污水(municipal wastewater)是指城镇居民生活污水，机关、 学校、 医院、 商业服务机构及各种公共设施排水，以及允许排入城镇污水收集系统的工业废水和初期雨水等[1]. 虽然市政污水中生活污水占据相当数量，但与生活污水(domestic wastewater)并不完全等同，工业废水的汇入，增加了市政污水的生态风险. 与此同时，市政污水排放量大，与毒性相对较大的工业废水相比，管理控制难度更大.
市政污水由于来源复杂，常含有大量难降解物质，如目前受到广泛关注的医药品及个人护理用品 (pharmaceuticals and personal care products，PPCPs)和内分泌干扰物(endocrine disrupting chemicals，EDCs)等，尽管这些污染物在水中浓度低，但往往毒性危害大，易生物积累，有的还具有“三致效应”[2]. 污水处理厂出水可能在达到现行环境标准常规指标要求的同时，对此类物质的削减效果不佳. 这些物质一旦进入到环境中，会影响各级生物的正常生长、 繁殖，导致生态系统结构和功能的损伤，危及生态系统的完整和健康，具有潜在的生态风险. 例如，Castillo等[3]的研究中，污水费氏弧菌(Vibrio fischeri)发光抑制率与总有机碳(total organic carbon， TOC)不存在明显的直接相关性，即 TOC 的削减不能表征污水对发光菌毒性的消除. Sponza[4]对纸浆和造纸厂污水进行研究发现，一些样品达到了行业排放标准，但是急性毒性测试结果显示对鱼和藻仍存在毒性. 由此看来，污水处理厂出水已成为威胁水环境健康的一个重要的潜在生态风险源. 为了实现城市污水的资源化和无害化，必须对污水处理前后的毒性变化进行研究[5]，对于回用于与人直接接触、 农业灌溉、 水产养殖的污水的深度处理工艺前后的毒性变化也应进行监测.
市政污水中主要的污染物是有机物，尤其是溶解性有机物(dissolved organic matter， DOM). 一般认为，水体中能通过孔径为0.45 μm滤膜的有机物即为溶解性有机物[6]. DOM不仅可能造成水体缺氧水质恶化，它还是水体中微污染物的潜在载体，是消毒副产物的主要前驱物，自身又可能成为微污染物[7]，因此，成为污水毒性的主要来源. 一些先进的分析方法，如核磁共振(nuclear magnetic resonance，NMR)、 气相色谱质谱联用(gas chromatography mass spectrometry， GC/MS)、 傅里叶转换红外(fourier transform infrared spectroscopy， FTIR)及高效液相(high performance liquid chromatography，HPLC)等已被用来对污水中有机物进行分析，但利用这些技术对污水中溶解性有机物进行扫描式的鉴别分析，需要花费大量的时间、 经费及人力. 针对污水中的溶解性有机物进行物理化学性质——分子量分布及荧光特性表征，省时省力，进一步分析其与毒性的相关性，有针对性地强化去除毒性较大的那部分物质，对节约污水处理成本，提高出水安全性具有重要意义.
目前，超滤膜法对污水DOM分子量进行表征已趋于成熟，简单易操作，并能得到大量的分离水样，用作进一步的分析. 三维荧光光谱法(three dimensional excitation-emission fluorescence spectra， 3D-EEM)对DOM荧光性质进行表征是近年来广泛用于研究DOM荧光性质的一种分析技术，同时也是一种新型的水质分析方法. 三维光谱图中荧光峰的位置可定性指示荧光物质的类型和性质，荧光光谱以水中各类有机物的特征荧光强度之和表示水中荧光类有机物的综合含量，以特征荧光峰中心最大荧光强度作为表征水中某类溶解性有机物含量的指标[8]，与传统表征有机物含量的水质参数相比，不仅能反映有机物的浓度，同时还可以提供有机物组成成分的信息[9]. 发光细菌毒性测试法，是最常用的微生物毒性测试方法，因其独特的生理特性，与现代光电检测手段完美匹配的特点而备受关注. 中国、 美国现都已将发光细菌毒性测试法作为水质急性毒性测试的标准方法，并发布了一系列的标准，具有快速、 灵敏的特点.
针对污水DOM，上述3个方面的研究工作国内外都已有报道，并取得了一定成果，但是，将分子量分布及荧光特性等理化性质与毒性结合起来，并在此基础之上有的放矢地对污水进行处理的研究还很鲜见. 本研究综合采用超滤膜法、 三维荧光光谱法及发光菌毒性测试技术，分析了实验室污水处理装置(A/DAT-IAT工艺)处理市政污水过程中DOM的相对分子质量分布、 荧光特性及毒性变化趋势，以了解不同相对分子质量DOM在污水处理系统中的迁移转化行为，及市政污水常规指标与毒性指标去除的相关性，以期为基于生态安全的污水处理工艺的选择提供依据.
1 材料与方法
1.1 试验原水及装置
试验所用污水为天津市某市政污水处理厂沉砂池出水，采用活性污泥法DAT-IAT(Demand Aeration Tank-Intermittent A eration Tank)工艺. 试验污泥取自该污水处理厂DAT池，经过十多天的培养驯化，污泥颜色呈现黄褐色，絮凝沉淀性能良好，沉淀时泥水界面清晰. 镜检可以发现大量菌胶团，并可观察到轮虫(rotifer)、 钟虫 (Vorticella conorkaria )、 累枝虫(epistylis)等.
DAT-I AT工艺，即连续进水、 连续-间歇曝气工艺，是 SBR不断完善发展起来的一种新型工艺. 为进一步提升该工艺对难生物降解有机物和氮的去除效果，在 DAT-IAT工艺前端设置一个厌氧池，并且设置从 DAT池到厌氧池的污泥回流，即为A/DAT-IAT工艺. 试验装置如图 1所示. 反应器的主体由有机玻璃材料制成，有效容积为11.2 L，厌氧池尺寸为80 mm×140 mm×220 mm，DAT池和IAT池尺寸均为160 mm×140 mm×220 mm，厌氧池与 DAT池之间的隔板在高度为120和130 mm处布置两排共 15个孔眼，DAT池与 IAT池之间的隔板在高度为 15 mm和25 mm处布置两排共 15个孔眼. 厌氧池采用搅拌器搅拌以使污泥处于悬浮状态，IAT池的曝气泵和排水、 排泥管的电磁阀的开启及关闭由微电脑时控开关编程控制. 参考课题组之前的研究，为满足出水COD达标并兼顾毒性去除，装置运行条件定为：运行周期6 h，外回流比30%，内回流比200%，MLSS 5100 mg ·L-1.
图 1A/DAT-IAT工艺试验装置示意
1.2 有机物分子量的测定
1.2.1 膜材料及预处理
超滤膜：所使用的超滤膜产自美国SEPRO 公司，膜材质为聚醚砜(PES)，截留相对分子质量分别为100×103、 10×103、 1×103. 超滤膜在使用前用Milli-Q超纯水浸泡漂洗3次，每次浸泡时间不少于60 min，放于冰箱备用.
超滤器：杯式超滤器为SCM-300型(上海斯纳普膜分离科技有限公司)，有效容积为 300 mL，最大耐压0.3 MPa. 内置磁力搅拌装置，过滤采用氮气驱动，压力维持在 0. 1~0.2 MPa.
1.2.2 膜过滤试验
DOM膜过滤分离试验流程如图 2所示. 将0.45 μm微孔膜夹到抽滤器上，先过滤50 mL高纯水以清洗滤膜，接着加入待测水样，废弃初滤液20 mL. 然后收集水样，用于超滤膜过滤和TOC、 UV254、 3D-EEM及毒性的测定. 每级超滤膜过滤时先过滤50 mL高纯水再过滤水样，废弃初滤液20 mL取样，每次加样前必须剩余一定量水样并将之废弃，以保证不压干超滤杯中的水样而影响超滤膜的性能. 测定滤出液的 TOC、 UV254、 3D-EEM及毒性. 以Milli-Q超纯水进行同样操作，以分析膜材料是否发生流失和具有毒性.
图 2膜过滤分离流程示意
1.3 毒性测定
毒性测试方法参见文献 [10](略有不同)，每个样品4个平行，测试结果根据标准方法要求对相对偏差小于15%的平行样取平均值，个别样品出现刺激发光现象，根据具体情况进行取舍. DXY-2生物毒性测试仪(中国科学院南京土壤研究所); 明亮发光杆菌T3小种(Photobacterium phoshoreum T3)冻干粉，购自中国科学院南京土壤研究所仪器设备研制中心.
1.4 其他指标测定
COD采用重铬酸钾法测定; 总磷采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定; 重金属半定量采用ICP-MS(美国Perkin-Elmer公司)进行分析; TOC及TN采用multi N/C 3100TOC分析仪(德国耶拿分析仪器股份公司)测定，此时，TOC 测定结果为溶解性有机碳含量即DOC; UV254采用TU1901双光束紫外分光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)测定，样品测试结果以扣除Milli-Q超纯水过相应膜测得的数据给出，各分子量区间含量用递减法获得; 3D-EEM采用LS-55荧光分光光度计(美国Perkin-Elmer公司)测定，激发波长为200~540 nm，步长为10 nm，发射波长为250~600 nm，步长为0.5 nm，激发光和发射光的带宽均为10 nm，扫描速度为1500 nm ·min-1. 各样品的荧光数据在去掉Milli-Q超纯水过相应膜测得的荧光数据后，采用Origin 8.5进行处理. 荧光光谱以等高线的形式给出，X轴代表发射波长，Y轴代表激发波长，不同颜色填充的等高线代表荧光强度.
2 结果与讨论
2.1 污水常规指标
试验装置进水取自天津市某市政污水处理厂沉砂池出水，经实验室规模的A/DAT-IAT工艺处理后，取DAT池上清液及IAT出水进行了常规指标测定，结果见表1.
表1 各处理单元污水主要常规指标
2.2 系统各反应池出水TOC随相对分子质量的分布特性
DOM包含着相对分子质量几十到几十万的有机物，而一定分子量区间内的各类有机物，往往表现出类似的物理化学性质[11]. 采用超滤膜法测得的并不是有机物真正的相对分子质量，而是根据超滤膜孔径大小，大致地估计其分子量. 因此称为外观 分子量(appearance molecular weight，AMW)或外观分子尺寸(appearance molecular size，AMS)[12]. 污水处理系统中DOM的分子量分布作为污水中有机物的一个重要特征，已有很多学者进行了相关研究[13, 14, 15].
采自污水处理厂的进水有机物含量较低. 由图 3可以看出，工艺对市政污水各相对分子质量区间的有机物均有较大去除. 尤其是DAT池，对各分子量区间有机物均有良好的去除效果，对总有机物的去除效率达到76.76%. 经过IAT池进一步处理后的出水TOC去除率只增加了7.22%，一方面是因为经DAT池连续曝气处理后，易降解有机物已被大量消耗，进入IAT池的多为难降解物质，另一方面也说明后增加的间歇曝气池对有机物的削减能力有限，这与间歇曝气池的设计初衷——进一步增加脱氮效果是一致的.
图 3各处理单元TOC分子量分布(绝对含量)
污水中DOM通常呈双峰形式分布在大相对分子质量(>100×103)与小相对分子质量(<1×103)部分[15]. 从图 4可以发现，进水中相对分子质量>100×103的有机物含量占进水DOM的9.11%; 而相对分子质量<1×103的有机物含量最高，占进水DOM的59.95%，且污水中相对分子质量<1×103的这部分有机物被认为可用来估计污水中易生物降解物质. 虽然大相对分子质量有机物含量并不是特别突出，但还是与之前的研究结论基本保持一致，即不同来源的污水中有机物的浓度虽然不尽相同，但分子量分布情况类似，其中可生物降解的部分总是维持在一个合理的常数[11, 14].
图 4各处理单元TOC分子量分布(百分含量)
污水在试验装置处理过程中，<1×103的小分子量有机物逐渐减少，最终在IAT出水中的含量仅为19.10%. 虽然>100×103的大分子量有机物绝对量有所下降，但其占DOM的百分比从进水中的9.11%增加到IAT出水中的30.69%. 中间分子量(1×103~100×103)的有机物也呈现增长趋势，在整个处理过程中从30.94%增加到50.21%. 整体看来，污水在A/DAT-IAT工艺生物处理过程中，DOM的分布呈现出由低分子量向高分子量转化的趋势. 污水生物降解过程中，有机物由低分子量向高分子量转化的现象，曾经被文献[16]所报道. 这可能是由于活性污泥中的微生物利用小分子量有机物，进行新陈代谢，过程中产生胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)及溶解性微生物产物(soluble microbial products，SMP)，它们的组成除了糖类和蛋白质，还有核酸、 脱落的细胞表面物质、 细胞自溶物等大、 中分子物质. 而污水中原有的大分子物质可能被细胞吸附并被胞外酶水解，但被利用的量有限. 同时小分子量部分被快速利用，更突出了大分子量部分的比例. 而中间分子量物质在溶液中的积累说明代谢吸收这部分，而不是水解高分子物质和直接利用小分子物质，可能是活性污泥过程的限速步骤[14]. 更具体的原因需要进一步研究，如单独对各段分子量有机物进行生物处理后再对DOM的分布进行分析.
2.3 系统各反应池出水UV254随分子量的分布特性
UV254是表征污水中芳香性或具有双键物质的参数[17]，是水中腐殖质含量的指示性指标. UV254不但与水中有机物含量有关，而且与色度，消毒副产物(三卤甲烷THMs等)的前体物有很好的相关性. 此外，水中的致突变物质也有明显的紫外吸收，因此，UV254可成为了解水质特性的“窗口”[18]. SUVA(specific ultraviolet absorbance) 值是每米UV254与DOC 的比值(100×UV254/DOC)，可以用来表征水中芳香性有机碳或含双键有机物的含量在总有机物中所占比例. 如果用氯化物对污水进行深度处理，高SUVA 值污水与氯的反应活性高，三卤甲烷生成量相应升高[19].
进水、 DAT上清液及IAT出水的UV254分别为 0.171、 0.112和0.102 cm-1，综合污水的TOC含量，求得进水、 DAT上清液及IAT出水SUVA 值分别为0.59、 1.66和2.19. 说明伴随污水处理过程，污水与氯的反应活性增高，产生消毒副产物的风险增加.
由图 5可以看出，进水UV254含量在相对分子质量<1×103的区间内最高，占总 UV254 的 47.31%，其次是中间分子量(1×103~100×103)的有机物，这与TOC分布基本一致，说明进水中芳香性或具有双键物质主要集中在中小分子段. 在分子量<1×103的区间内DAT上清液和IAT出水中UV254含量分别增大到63.51%和66.57%. 同时，由表2可见在该区间，进水、 DAT上清液及IAT出水的SUVA也急剧增大，从进水中的0.46增加到DAT上清液中的2.83，再到IAT出水中的7.63. 根据Edzwald[6]的分类标准，当 SUVA 值介于 4~5之间时，水中的溶解性有机物主要是富里酸和腐殖酸，具有较多的芳香族化合物构造和较强的疏水性; 当 SUVA 值小于3时，水中的溶解性有机物相对而言是亲水性的，芳香族化合物构造也较少. 说明在本试验中，伴随处理工艺流程，分子量<1×103区间的物质发生了改变，腐殖质类物质含量上升，这也是导致污水整体芳香性上升的原因. 也就是说，在同样TOC去除水平下，如果选择对IAT出水中分子量<1×103的有机物进行去除，能更有效地减少氯化消毒的风险.
图 5各单元污水溶解性有机物UV254随分子量分布情况(百分含量)
表2 市政污水UV254及SUVA
2.4 污水3D-EEM光谱特性
荧光分析(或荧光光谱法)不仅灵敏度高、 选择性好，还具有方法简捷、 无需化学试剂、 不需前处理、 重现性好、 取样量少，仪器设备不太复杂等优点[20]. 被用来作为研究海洋、 湖泊及河流中DOM来源、 组成及迁移转化动力学[8, 21]，污水处理过程实时在线监测的工具[22].
污水含有大量荧光物质，如油脂、 蛋白质、 表面活性剂、 腐殖酸、 维生素、 酚类等芳香族化合物、 农药残留、 药品残余及其代谢产物等等，它的荧光光谱因污染物种类和含量不同而各异，具有与水样一一对应的特点，就像人的指纹具有唯一性一样，所以被称为污水的荧光指纹[23]. 三维荧光光谱通过不断改变激发波长来获得一系列荧光发射光谱，由各个激发波长下的发射谱组合在一起就构成了一个三维的荧光光谱图[24]，利用它可得到低浓度下的有机物结构信息，用于区分水体中不同类型和来源的溶解性有机物[25]. 根据Coble[21]的研究，环境水样中通常存在6类荧光峰，其名称及荧光峰位置分别为: Peak A，类腐殖质(humic-like)荧光峰，Ex/Em=237~260/400~500 nm; Peak B，类酪氨酸(tyrosine-like)荧光峰，Ex/ Em=225~237/309~321 nm， 275/310 nm; Peak T1，类色氨酸荧光峰(tryptophan-like)，Ex/Em=275/340nm; Peak T2，类色氨酸荧光峰(tryptophan-like)，Ex/Em=225~237/340~381 nm; Peak C，类腐殖质(humic-like)荧光峰，Ex/Em=300~370/400~500 nm; Peak M，海洋腐殖质(marine humic-like) 荧光峰，Ex/Em=312/380~410 nm. 在不同的水样中上述6个荧光峰的位置可能会发生红移或蓝移，水体中DOM的浓度就是影响峰位置的原因之一，高浓度时发生红移，反之则发生蓝移[26].
蛋白质是市政污水的主要污染物之一，主要来源于洗涤用品、 食物残余及排泄物. 如图 6所示，进水3D-EEM图谱在中心为280/382.5 nm及220/383.5 nm附近存在两个荧光峰，分别为类色氨酸荧光峰Peak T1和Peak T2，都是类蛋白质荧光峰. 这与之前对污水荧光特性的研究是一致的，即污水中蛋白质荧光峰最强[27]. 因为即使是在处理后的污水中，Peak T的强度相对天然水体中的背景强度仍然是显著的，类蛋白质荧光峰可以被认为是天然水体中人为物质的一个示踪物或遗迹. 并且Peak T1处的荧光强度被认为与可生物降解部分的含量相关，在污水处理后，该处荧光强度急剧降低[28]. 但相对于典型的蛋白质荧光峰，Peak T1的激发和发射波长均发生了红移，尤其是发射波长. 而红移通常与荧光团结构中羰基、 羟基、 烷氧基及氨基的增加有关. 除了之上两个明显的类蛋白质荧光峰外，进水310~350/402~452 nm及230~260/422~466 nm附近出现了两个强度分别约为215和340的荧光带，根据Clobe[21]的研究，应归为Peak C和Peak A，同属于类腐殖质荧光峰. DAT上清液及IAT出水均在中心为330/420.5 nm及250/453 nm附近出现了两个荧光峰，分别为类腐殖质荧光峰Peak C和Peak A， 这与Baker对污水处理厂出水及污水处理厂下游河流进行的荧光特性研究中类腐殖质荧光峰(336~339/420~422 nm)的位置是非常接近的[29]，说明腐殖质确实是污水处理厂出水中主要物质. 较之进水中明显的类蛋白质荧光峰Peak T1和Peak T2，DAT上清液及IAT出水在相应附近区域没有成峰的趋势，说明类蛋白物质是易通过生物处理去除的，而进水荧光峰强度与后两者比较，可以发现后两者的类腐殖质物质总量并没有变化，说明天然水体中难以去除的腐殖质及处理过程中形成的腐殖质成分难以去除，是二级出水中主要的荧光物质.
图 6市政污水三维荧光光谱图
用超滤膜法对污水进行分离后，各级样品的主要荧光峰及其强度见表3. 对进水、 DAT上清液及IAT出水，除进水过100×103膜外，逐级过膜均减少了荧光峰的强度，说明各分子量区间均存在荧光物质. 而样品过1×103膜后，荧光强度均显著下降，意味着在分子量1×103~10×103区间，含有大量的类腐殖质及类蛋白质荧光物质. 而在分子量<1×103区间，进水类蛋白质荧光峰Peak T1及Peak T2的荧光强度分别占到总荧光强度的75.52%和82.10%，DAT上清液类腐殖质荧光峰Peak C及Peak A的荧光强度分别占到总荧光强度的68.87%和67.80%，IAT出水类腐殖质荧光峰Peak C及Peak A的荧光强度分别占到总荧光强度的75.98%和73.80%. 结合TOC在各区间的分布，可以发现，沿着试验装置的处理流程，在分子量<1×103区间的物质含量大幅下降，占总TOC的比例也从59.95%下降到19.10%，但荧光强度的绝对值和相对含量均没有太大的变化，仍然维持在较高水平. 表明生物处理方式对去除类腐殖质等芳香性物质无效，导致深度处理和排放都存在更大的风险，再次突出了污水处理过程中不能仅仅以常规的有机物含量去除为目的，针对类腐殖质等芳香性物质的特性调节工艺参数或增加强化处理段意义重大.
表3 市政污水三维荧光光谱峰位及峰强
2.5 系统各反应池出水毒性随分子量的分布特性
污水排放到环境中会给生态系统以及直接或间接给人类带来风险，以简单快捷的发光菌发光抑制试验来初步进行测试，结果以抑光率来表示，抑光率越大，认为样品的毒性越大. Milli-Q超纯水过系列膜的样品进行毒性测试后，结果用单因素t检验进行分析，各样品间不存在显著差异，说明膜材料并未对发光菌产生毒性. 污水中物质的种类繁多，它们之间可能存在协同、 相加和拮抗作用，所以不能按化学计量参数的方式进行简单的加减，故各样品数据没有扣除空白的抑光率，也没有用递减的方式给出各分子量区间的值.
如图 7所示，进水的发光抑制率为60.12%，DAT上清液的发光抑制率为34.12%，IAT出水的发光抑制率为59.44%，即沿污水处理流程，毒性呈现先下降后上升的趋势，最终出水的毒性与进水相差甚微. 这与Rappaport等[30]利用 Ames试验进行的研究中发现二级生物处理出水致突变性高于一级处理出水类似，该研究认为可能是活性污泥处理过程将惰性物质转变成具有突变性的物质. 确实，研究发现，出水的毒性更多地产生于生物处理过程中，也就是 SMP 产生的毒性大于废水本身存在的有机污染物产生的毒性. SMP含有各种亲电取代基 (如—OH、 —SH 和—NH2等)，很容易受到电子诱导和共轭效应的影响，与生物分子发生反应而对微生物产生毒性[31]. 结合超滤分离后各样品的分析，可以发现进水发光抑制率沿分离流程呈现先上升后下降的趋势，分子量<1×103的污水样品的抑光率大于分子量小于0.45 μm的水样，达到了69.95%，说明进水中造成毒性的主要是小分子物质. 而小分子物质是易被微生物利用的，故进水中的易降解有毒有机物经过DAT池后含量大幅减少，DAT上清液毒性也随之降低. 经过IAT池处理后进水中能被生物利用的中小分子量有机物及能被生物利用的SMP都几乎被耗尽，IAT出水中残留的是极少量进水中原有的难降解物质及生物处理过程产生的难以被生物利用的SMP，其存在使得IAT出水较DAT上清液的毒性反而大幅回升，最终IAT出水的毒性与进水相差甚微.
图 7市政污水发光菌发光抑制率分布
进水中造成毒性的主要是小分子物质，这与Klinkow等[32]的研究结果一致. 相对于进水，由生物活动产生的溶解性微生物产物(SMP)中的大、 中分子量有机物的毒性开始有所体现. 因此，DAT上清液伴随超滤逐渐分离，发光抑制率呈下降趋势，从<0.45 μm 部分的发光抑制率34.12%，到分子量<1×103部分的发光抑制率17.13%，可判定分子量<1×103这部分有机物仍然是造成毒性的重要原因.
同样，对IAT出水分级分离后进行分析，发现各样品毒性变化不大，结合TOC分布(图 3)，以抑光率与TOC的比值作为风险性的指标(表4)，可以发现，进水与DAT上清液的风险均较小，而IAT出水各部分风险均显著增大，尤其是分子量<1×103的部分，风险因子高达67.87. 较IAT出水及DAT上清液中的该部分物质，风险因子显著增大，一方面，可能是膜的逐级过滤将污水出水中的大分子无毒物质去除，增加了小分子物质与发光菌的接触，即增加了生物可利用性; 另一方面，在分子量<1×103区间内，进水、 DAT上清液和IAT出水的抑光率数据也说明在IAT池中间歇曝气处理，确实产生了毒性较高的小分子物质. 这与Aviani等[33]寻找橄榄油厂废水毒性的来源的试验中，发现经白腐真菌处理后残余的毒性主要是来源于未降解的小分子物质而不是原水中大分子物质降解产生的小分子物质的结论正好相反，这可能与污水来源不同有关.
表4 市政污水发光菌发光抑制率及风险因子
结合IAT出水的TOC、 UV254、 荧光特性及毒性(图 8)，可以清楚发现毒性变化与TOC的变化规律不一致，对其进行相关性分析，得到r=-0.013，说明毒性与TOC相关性差，这也解释了为何沿污水处理流程，TOC从29.09 mg ·L-1降低到4.66 mg ·L-1，削减率达到83.98%，而毒性几乎没变. 说明常规指标的削减并不意味着毒性的消除，仅以常规指标达标作为污水排放标准不能保障生态系统及人群的安全. 分子量<1×103的区间TOC虽只占IAT出水的19.10%，但UV254占出水的66.57%，类腐殖质荧光峰1(Peak C)占出水的75.98%，类腐殖质荧光峰2(Peak A)占出水的73.80%，说明这区间物质主要为芳香性高的类腐殖质物质. 同时，这区间物质表征毒性的发光菌抑光率高达60.40%，可以认为分子量<1×103的小分子腐殖质是IAT出水毒性的主要来源.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
图 8IAT出水TOC、 UV254、 荧光特性及抑光率随分子量分布情况
3 结论
(1) 实验室规模的A/DAT-IAT工艺对市政污水各分子量区间的有机物均有较好的去除效果，尤其是DAT池. 在该工艺生物处理过程中，DOM的组成呈现出由低分子量向高分子量转化的趋势. 可能与生物处理反应器内同时发生包括EPS及SMP的形成在内的多种过程有关，具体原因有待进一步研究.
(2) 伴随污水处理过程，污水与氯的反应活性增高，产生消毒副产物的风险增加. 伴随处理工艺流程，分子量<1×103区间的物质发生了改变，IAT出水中的溶解性有机物主要是富里酸和腐殖酸等腐殖质类物质，具有较多的芳香族化合物构造和较强的疏水性，与氯的反应活性高. 在同样TOC去除水平下，如果选择对IAT出水中分子量<1×103的有机物进行去除，能更有效地减少氯化消毒的风险.
(3) 3D-EEM荧光分析结果表明，市政污水中含有大量的易生物降解类蛋白物质. 腐殖质是污水处理厂出水中主要物质，且天然水体中的难以去除的腐殖质及处理过程中形成的腐殖质成分是二级出水中主要的荧光物质.
(4) 沿污水处理流程，毒性呈现先下降后上升的趋势，最终IAT出水的毒性与进水相差甚微. 毒性变化与TOC的变化规律不一致，常规指标的削减并不意味着毒性的消除，仅以常规指标达标作为污水排放标准不能保障生态系统及人群的安全. 进水毒性的主要来源是分子量<1×103的小分子物质，而IAT出水的毒性更多地产生于生物处理过程中，尤其是IAT池中的间歇曝气处理，产生了毒性较高的小分子物质.
(5) 结合对TOC、 UV254、 3D-EEM及毒性的分析，小分子的腐殖质是二级出水有机物含量达标、 氯化消毒副产物控制及毒性控制应该重点考虑去除的对象，在之后的研究中，应该根据这部分物质进行工艺调节及针对性处理单元的添加.