2018, Vol. 39
2. 华南理工大学环境与能源学院, 广州 510006;
3. 广东华欣环保科技有限公司, 韶关 512122
, HU Xiao-yi1 , WANG Ming2 , WEI Jing-yue2 , FAN Yi-wen1 , WEI Chao-hai2 , ZHONG Lian-wen3 , PENG Ya-huan3
2. School of Environment and Energy, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China;
3. Huaxin Environmental Technology Company, Shaoguan 512122, China
多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是一类广泛存在于环境中的强疏水性有机物, 具有高毒性和致癌性, 苯并[a]芘(benzo[a]pyrene, BaP)是PAHs的典型代表[1].PAHs在焦化废水原水水相中的总浓度达到(101.97±12.36) μg·L-1, 其中BaP的浓度达到(8.16±1.48) μg·L-1[2].Pavlovich等[3]研究了俄罗斯某个焦化废水处理厂PAHs的存在及削减情况, 发现PAHs大部分被削减, 但BaP较难削减.
焦化废水中有机污染物的种类很复杂, 主要以苯酚类及其衍生物为主, 约占焦化废水总COD的60%~70%, 其次是喹啉类及其衍生物, 还含有油、胺、萘、吡啶、蒽等含氮、氧、硫杂环化合物及PAHs等多种有机组分[4].这些组分的存在会影响微生物的生长, 其生物降解也有可能相互抑制或者促进, 而苯酚作为焦化废水的主要污染物及主要碳源, 可能对废水中的PAHs降解产生影响.有研究表明, 大多数微生物对4环以上PAHs的降解是以共基质及共代谢的方式进行[5, 6], 王鸣等[7]的研究表明, 苯酚的加入可以促进BaP等PAHs的微生物厌氧降解.另一个方面, 高浓度的焦化废水会抑制厌氧菌的生长, 国内普遍的A2/O工艺的厌氧A单元对焦化废水的处理效果甚微, 均无法实现产甲烷的目标, 出水水质指标中的PAHs、COD等指标的去除效率非常低[8~11], Zhu等[12]曾经对焦化废水处理实际工程中厌氧处理单元微生物的分析研究发现, 污泥中不存在产甲烷菌.一般的焦化废水COD浓度高于4 000 mg·L-1, 其毒性作用抑制了厌氧微生物的活性.市政污水厂原水COD浓度只有200~300 mg·L-1, 且为容易利用的有机碳源, 有利于微生物的生长, 微生物种类和丰度都有可能比工业废水的污泥要高.刘国新等[13]以市政污泥接种焦化废水原水进行好氧降解, 市政污泥克服了焦化废水中毒性成分的抑制作用之后能迅速适应环境对焦化废水进行净化.
根据以上分析, 本文以市政污泥和焦化污泥作为对比, 用苯酚驯化两种厌氧池污泥, 再以苯酚为共基质, 研究两种污泥在苯酚共基质作用的情况下对BaP的厌氧降解情况, 比较BaP在两种污泥中的微生物降解性能, 并以降解BaP前后的污泥进行微生物群落高通量测序, 分析经过长期毒性抑制后的焦化污泥和普通的市政污泥对苯酚及BaP的群落响应及降解能力, 有助于理解实际工程中以BaP等毒性物质为控制目标的微生物学机制, 寻求焦化污泥削减BaP及其他PAHs的可能新途径.
1 材料与方法 1.1 材料 1.1.1 主要仪器高效液相色谱(日本岛津Shimadzu), PCR仪(美国Bio-rad).
1.1.2 主要试剂BaP (美国SIGMABellefonte公司, 纯度>97%); 丙酮、二氯甲烷、甲醇购自德国默克公司, 为色谱纯级; 内标物十氟联苯购自Aldrich公司.
无机盐培养液:NH4Cl 50 mg·L-1; KH2PO4 50 mg·L-1; K2HPO4 50 mg·L-1; NaHCO3 600 mg·L-1; MgSO4 50 mg·L-1; CaCl250 mg·L-1; FeCl2 25 mg·L-1; NaCl 10 mg·L-1.
微量元素:CoCl2·6H2O 5 mg·L-1; MnCl2·4H2O 5 mg·L-1; AlCl3 2.5 mg·L-1; (NH4)6Mo7O24 15 mg·L-1; H3BO4 5 mg·L-1; NiCl2·6H2O 5 mg·L-1; CuCl2·5H2O 5 mg·L-1; ZnCl2 5 mg·L-1.
1.1.3 实验污泥供试焦化厌氧污泥采自韶钢松山焦化厂废水处理二期工程厌氧段, 市政厌氧污泥采自广州市大坦沙污水处理厂厌氧池.
1.2 厌氧实验装置实验用到的厌氧降解装置为5 L的厌氧反应罐, 如图 1所示, 进行厌氧实验时, 罐底通入氮气10 min除氧以维持厌氧条件.
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图 1 厌氧反应实验装置示意 Fig. 1 Anaerobic reaction device |
(1) 苯酚降解实验
实验同时对两种污泥进行对苯酚厌氧降解的驯化, 待两种污泥都具有稳定降解苯酚的能力后, 取这两种污泥开展降解BaP实验以及苯酚与BaP共基质降解实验.驯化条件:苯酚300 mg·L-1、无机盐培养液、微量元素、硝酸钠20 mmol·L-1, 接种污泥:MLSS=10 g·L-1.运行控制条件:pH为7~7.5, ORP为-400~-300 mV.
(2) BaP降解实验
厌氧反应罐装液量4 L, 具体培养物及反应条件为:BaP 10 mg·L-1、无机盐培养液、微量元素、硝酸钠20 mmol·L-1, 接种污泥量MLSS=10 g·L-1, 初始pH=7.5, 加K2HPO4作为pH缓冲溶液.分别在0、7、14、21、28、35、42、49、56 d取样测定泥水混合物中的BaP含量.
(3) 以苯酚为共基质的BaP降解实验
每7 d流加苯酚300 mg·L-1, 其他条件同(2)中BaP的降解实验.
(4) BaP的非降解损失实验
污泥在121℃高温灭菌30 min, 加入同样的物质, 以验证BaP的非降解损失.
1.3.2 BaP测定方法回收率实验称取1.0 g污泥置于10 mL离心管中, 加入配制好的BaP丙酮溶液, 同时进行本底空白实验, 重复4次.将上述样品于暗处放置, 待有机溶剂挥发至干后进行样品的提取, BaP的回收率按文献[13]方法测定.
1.3.3 样品预处理将定时取样的5 mL泥水混合样品通过滤纸过滤进行泥水分离, 滤液进行固相萃取[9], 所得滤纸及附在其上的污泥经冷冻干燥48 h后进行超声萃取[10], 合并萃取液, 最后用甲醇定容到1 mL进行HPLC分析.
1.3.4 苯酚、苯并[a]芘浓度测定条件高效液相色谱型号为Shimadzu LC-20A, 色谱柱为C18柱; BaP色谱条件:甲醇:水(90:10), 流速1.0 mL·min-1, 柱温40℃, 紫外检测器(287 nm); 苯酚色谱条件:甲醇:水(55:45), 流速1.0 mL·min-1, 柱温35℃, 紫外检测器(254 nm)测定其峰面积值, 根据标准曲线进行定量.
1.4 细菌多样性分析实验选取进行降解实验前的市政污泥A1、焦化污泥B1, 以及进行降解BaP+苯酚实验后并获得稳定降解效果的市政污泥A2和焦化污泥B2进行微生物群落分析.污泥样品以12 000 r·min-1, 离心10 min, 弃上清液, 加入已灭菌的生理盐水洗涤2~3次, 再用STE缓冲液洗涤一遍.
厌氧降解的微生物群落结构利用高通量测序技术分析.使用专为土壤样品DNA提取设计的PowerSoil DNA Isolation Kit试剂盒, 按照操作说明, 从污泥中提取DNA, 采用Qubit 2.0 DNA检测试剂盒对基因组DNA精确定量, 以确定PCR反应加入的DNA量, 针对细菌16S rDNAV3~V4区, 采用融合引物F:GTACTCCTACGGGAGGCAGCA, R:GTGGACTACHVGGGTWTCTAAT进行PCR扩增, PCR扩增体系为10×PCR Buffer 5 μL, dNTPs (10 mmol·L-1) 0.5 μL, Bar-PCR primer F(50 μmol·L-1) 1 μL, primer R (50 μmol·L-1) 1 μL, Plantium Taq DNA聚合酶(5 mol·μL-1) 0.5 μL, 基因组DNA 10 ng, 不足部分用双蒸水补足至50 μL.扩增程序为:94℃预变性30 s, 94℃变性20 s, 45℃退火20 s, 65℃延伸60 s, 共5个循环; 94℃变性20 s, 60℃退火20 s, 72℃延伸20 s, 共20个循环; 72℃最后延伸5 min.PCR扩增产物用1%琼脂糖凝胶电泳检测.将扩增好的PCR产物的两个末端加上接头.将经过检测的样品DNA送至广州美格生物科技有限公司, 用Illumina高通量测序平台进行微生物群落组成和多样性检测.
2 结果与分析 2.1 方法回收率称取1.00 g土壤置于10 mL离心管中, 加入配制好的BaP丙酮溶液, 同时进行本底空白实验, 重复4次.将上述样品于暗处放置, 待有机溶剂挥发至干后进行样品的提取, BaP的回收率按文献[14]方法测定, 同时测定了污泥本底以及加入BaP的丙酮溶液后污泥中BaP的含量.市政污泥未检出BaP, 样品中BaP的回收率88.52%±4.34%.
2.2 BaP的非生物损失检测灭菌污泥中BaP的浓度变化, 结果表明其在泥水混合物中不易挥发和水解, 94.2%的BaP残留.所以, 在本实验中, 35℃条件下, 各多环芳烃浓度的降解应该是微生物降解转化的结果.
2.3 苯酚共基质降解BaP的污泥作用 2.3.1 苯酚的降解按照1.3.1节中的方法, 对两种污泥进行了驯化, 经过一段时间, 两种污泥均获得了稳定降解苯酚的能力, 如图 2所示, 经过驯化后的市政污泥能在5 d内将初始浓度300 mg·L-1的苯酚降解95%, 焦化污泥也能在7 d内降解90%.在两种污泥对苯酚降解的实验中, 市政污泥对苯酚的降解效果要优于焦化污泥, 其可能原因为焦化污泥受到焦化废水长期的毒性抑制, 微生物的种群受到影响, 有些种群已近消失, 而市政污水在营养、能源及毒性抑制方面都比焦化废水有利于微生物生长, 污泥的微生物丰度及多样性要比焦化污泥丰富, 在驯化过程中, 有更多的微生物参与到苯酚的降解, 表现出好的降解效果.
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图 2 两种污泥对苯酚的降解情况 Fig. 2 Degradation of phenol by anaerobic coking sludge and municipal sludge |
按1.3.1节中方法进行实验, 得出4种BaP的降解结果, 如图 3所示.从中可知, 两种污泥都能利用苯酚及BaP, 且苯酚的加入均提高了两种污泥对BaP的降解能力, 一方面, 苯酚分子由酚羟基直接连在苯环的双键上构成, 苯酚的苯基很大, 易溶于苯, 而其羟基较小, 能够表现出一定的极性, 根据相似相溶原则, 苯酚溶于水的同时, 也一定程度提高了BaP在水相的溶解度.另一方面, 苯酚是微生物相对容易利用的基质, 且在苯酚每隔7 d进行添加, 微生物群落得到了比单一碳源组更充足的碳源, 其代谢能力更活跃, 从而促进BaP的降解.另一种存在的可能性是微生物在降解苯酚的同时, 产生非专一性的多环芳烃降解酶, 这些酶促进了BaP的降解.
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图 3 不同基质条件下焦化污泥和市政污泥对BaP的降解 Fig. 3 Degradation of BaP by Coking sewage sludge and municipal sludge |
在两种污泥对BaP的降解能力比较上, 由图 3的降解数据可见, 无论是否存在苯酚, 市政污泥对BaP的降解能力都要强, 在BaP为唯一碳源的情况下, 56 d内, 市政污泥能转化26.3%的BaP, 而焦化污泥只转化了21.4%的BaP; 在以苯酚共基质的情况下, 56 d内, 市政污泥能转化60.9%的BaP, 而焦化污泥只转化36.5%的BaP.对实验数据进行了回归分析, 根据一级反应动力学:
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式中, S底物浓度, X细菌浓度, K动力学常数, 得出如图 4所示的BaP降解-ln(S/S0)-t的4种回归曲线.
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图 4 不同基质条件下焦化污泥和市政污泥降解BaP的-ln(S/S0)-t回归曲线 Fig. 4 Regression curve of -ln(S/S0)-t of benzo [a]pyrene degradation by Coking sewage sludge and municipal sludge under different substrate conditions |
由图 4可知, 两种污泥对BaP的降解, -ln(S/S0)与t的线性相关性良好, 通过对上述曲线进行线性拟合, 求得两种污泥对BaP厌氧降解速率常数K和相关系数及半衰期t1/2=(ln2)/K, 结果见表 1.综上分析可知, 4种实验条件下, BaP的降解都符合一级反应动力学, BaP为唯一碳源的情况下, 市政污泥降解BaP的半衰期为116.3 d, 焦化污泥降BaP的半衰期155.41 d; 在添加了苯酚为共基质的情况下, 两种污泥降解BaP的半衰期则分别为38.44 d及81.25 d.
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表 1 BaP降解速率常数相关系数及半衰期 Table 1 Reaction rate constant, correlation coefficient, and half-life of BaP during BaP degradation |
从实验结果来看, 无论是对苯酚降解, 还是对BaP的降解及添加苯酚为共基质对BaP的降解, 市政污泥对苯酚和BaP的降解均优于焦化废水处理厂所采集出来的污泥.焦化污泥经过焦化废水长时间驯化, 微生物群落的耐受能力和利用有毒底物的能力应该很稳定, 但焦化污泥由于长期受到焦化废水的毒性抑制, 微生物的种类及丰度相对市政污泥要少[12, 15].因而, 市政污泥更丰富多样性和更广的微生物群落导致其利用苯酚和协同降解BaP的能力更强.因此, 下文对两种污泥进行微生物群落分析, 区别两种污泥未加苯酚及BaP基质时及添加两种基质后的微生物群落结构及组成, 分析群落对降解苯酚和BaP的关联性.
2.4 微生物种群分析对两种污泥驯化降解BaP前后的4个样品A1(市政污泥添加基质前)、B1(焦化污泥添加基质前)、A2(市政污泥添加苯酚+BaP降解28 d)、B2(焦化污泥添加苯酚+BaP降解28 d)用Illumina MiSeq系统进行微生物16S rRNA高通量测序分析, 观察污泥中微生物群落结构组成.
2.4.1 稀释曲线采用随机抽样的方法抽取数据, 以抽到的序列数与它们所能代表操作分类单元(operational taxonomic unit, OTU)的数目构建曲线, 即稀释性曲线.4个样品的稀释曲线如图 5所示.样品稀释曲线最终趋于平坦, 说明测序数据量合理.
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图 5 稀释曲线 Fig. 5 Curve of dilution |
各样品的操作分类单元(operational taxonomic unit, OTU), 统计结果如表 2所示.从中可见, 市政污泥的菌群量要比焦化污泥多1/3左右, 其OTUs约为焦化污泥的1.5倍, 两种污泥在添加了苯酚+BaP降解30 d后, OTUs数量比较接近.从OTUs数据可知, 市政初始污泥的群落比焦化初始污泥的群落要丰富很多, 说明活性污泥微生物群落的结构受到废水中物理化学性质的影响, 生活污水处理厂的原水COD浓度只有200~300 mg·L-1, COD的成分主要是微生物容易利用的有机碳源, 因而有利于微生物的生长; 焦化废水成分复杂, 含有大量的有毒有机物, 微生物不容易利用, 有些微生物甚至不能在这样的条件下存活, 因而微生物丰度减少.两种活性污泥经过苯酚的驯化且加了10 mg·L-1的BaP进行降解实验后, 微生物种群都迅速下降, 驯化后市政污泥的OTUs是驯化前的约1/3, 驯化后的焦化污泥是驯化前的1/2, 驯化之后两种污泥的种群数量相近, 市政污泥的种群略多.结果表明10 mg·L-1BaP的加入, 影响了很多微生物的活性.
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表 2 各样品OTUs统计数 Table 2 OTUs numbers of the sludge samples |
2.4.3 污泥样品的微生物相关度分析
对4个样品菌种进行韦恩图分析, 结果如图 6所示.从中可以得到4个样品菌种的关系, 其中A1、A2的OTUs为469个, 说明市政污泥在经过苯酚及BaP的降解驯化后, 种群大幅度下降, 在驯化后的744个OTUs的微生物种群中, 有469个OTUs是和未降解前重合的, 占降解后OTUs数的63.0%, 有275个OTUs发生了差异.焦化污泥在加入了10 mg·L-1浓度的BaP后, 微生物种群下降了约一半, 由1 560个OTUs下降到了727个OTUs, 其中有478个OTUs与降解前重复, 占降解后OTUs数的65.8%, 另有249个OTUs发生了差异.在加入BaP降解前的两种污泥A1和B1除了在OTUs数量上有较大差异外, 有相同的OTUs种类也不多, 是319个, 占市政污泥的OTUs数的13.7%, 焦化污泥的20.4%, 说明两种污泥在降解前的微生物种群的丰度和种类都相差较大.两种污泥经过投加10 mg·L-1的BaP降解后, A2和B2的OTUs数量相近, 它们相同的OTUs数为178个, 占A2的23.9%, 占B2的24.5%, 比降解前略有提高.而4种污泥都有的OTUs是113个, 占A1的4.9%, B1的7.2%, A2的15.2%, B2的15.5%.污泥16S rRNA高通量测序的数据分析表明, 市政污泥和焦化污泥无论是在加入BaP降解前还是降解后, 微生物种群结构都相差很大, 降解后两种不同污泥的微生物种群的OTUs相似度有所提高.而同一种污泥在降解前和降解后, 虽然微生物的OTUs大幅下降, 但降解后的微生物种群和降解前的种群有较高的重合度.
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图 6 污泥样品OTUs韦恩图 Fig. 6 Venn diagram representing the OTUs of sludge samples |
对4个样品所检测到的OTUs分别进行了门、科以及属的分析, 结果分别如图 7~9所示.从门分析柱状图发现:市政污泥主要由Bacteroidetes、Proteobacteria、Chloroflexi及Chlorobi组成; 焦化污泥主要由Proteobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes及Chlorobi构成.市政污泥中丰度最高的是Bacteroidetes, 占33.9%, 其次是Proteobacteria, 占31.5%, 这两种菌门占了种群丰度的65.4%;焦化污泥中微生物丰度最高是Proteobacteria, 占57.6%, 其次是Bacteroidetes, 占18.5%, 这两种菌门占焦化污泥种群丰度的76.1%.这和Zhu等[12]分析的焦化污泥厌氧池的结果相似, 也和Ma等[16]研究的9个焦化废水处理厂的群落分析类同, 均是Proteobacteria占比最大.两种污泥经苯酚及BaP驯化30 d后微生物种类和丰度都发生了较大变化, 一些菌丰度呈现下降, 一些菌丰度呈现上升.Bacteroidetes在驯化后均呈现大幅下降, 其中市政污泥Bacteroidetes的初始为33.9%, 驯化后为4.2%, 焦化污泥驯化前后各为18.5%和6.2%.说明Bacteroidetes下的很多微生物种群会受到BaP的抑制, 从而大幅度改变了Bacteroidetes在群落中的百分比.Caldiserica、Acidobacteria等菌门驯化后也呈下降趋势.两种污泥驯化后, 百分占比提升最为明显的是Proteobacteria, 市政污泥由31.5%上升为37.1%, 焦化污泥则从57.6%上升到71.1%.说明Proteobacteria的细菌能够适应苯酚及BaP的毒性, 并有可能参与苯酚和BaP的降解, 有研究分离得到了许多能降解PAHs的Proteobacteria细菌, Musat等[17]从近海岸带表层底泥中分离到2株能够厌氧降解萘的硫酸盐还原海洋细菌NaphS2和NaphS3, 16S rDNA测序结果表明同属于Proteobacteria.Lu等[18]从海洋沉积物富集培养获得了1组能够厌氧降解PAHs的混合菌群, 其中包括19株Proteobacteria细菌和4株Actinobacteria细菌.目前已经发现的厌氧条件下能够降解PAHs的纯菌大都属于Proteobacteria, 本实验添加了BaP降解以后的焦化污泥中71.1%的微生物属于这个门, 而市政污泥只有37.1%, 也就是说, 从门分类来看, 添加了BaP降解后的市政污泥微生物群落多样性还是更丰富, 对其降解苯酚和BaP有更好的协同作用.
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图 7 污泥样品菌门相对丰度 Fig. 7 Relative abundance of the microbial phyla of in the sludge samples |
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图 8 污泥样品菌科相对丰度 Fig. 8 Relative abundance of microbial families in the sludge samples |
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图 9 污泥样品菌属相对丰度 Fig. 9 Relative abundance of microbial genera in the sludge samples |
从图 8的科水平柱状图分析发现, 市政污泥主要包括Sphingomonadaceae、Chitinophagaceae(Sinobacteraceae、Rhodocyclaceae、Syntrophobacte-raceae等)菌科, 焦化污泥则主要由Comamonadaceae(Tissierellaceae、Rhodocyclaceae、Pseudomonadaceae、Bacillaceae、Geobacteraceae等)菌科组成.
市政污泥驯化后相对丰度明显增加的菌科有Rhodocyclaceae、Ignavibacteriaceae、Bacillaceae、Nannocystaceae、Syntrophobacteraceae、Clostridiaceae和Hydrogenophilaceae等, 其中Rhodocyclaceae相对丰度由4.2%提高到24.6%, Ignavibacteriaceae初始相对丰度为2.4%, 驯化后为4.3%, 说明市政污泥中Rhodocyclaceae的细菌能够适应BaP的毒性, 并能成为优势菌.焦化污泥增加的菌科则主要为Comamonadaceae、Geobacteraceae、Syntrophobacte-raceae、Porphyromonadaceae和Hydrogenophilaceae, 其中Comamonadaceae从相对丰度16.9%增加到44.4%, 成为驯化后污泥含量最丰富的菌科.两种污泥的优势菌科在驯化前各不相同, 市政污泥驯化前优势菌科Chitinophagaceae在驯化后优势不到1%, 取而代之的是属于Rhodocyclaceae, 但是Rhodocyclaceae在降解PAHs方面却鲜见报道.而对于焦化污泥, 驯化前及驯化后的优势菌科均是Comamonadaceae, 且该菌科在BaP驯化后丰度大幅度提升, 表明Comamonadaceae适应PAHs的毒性, 且参与了BaP等PAHs的降解.有不少研究报道, Comamonadaceae的微生物能够促进PAHs的降解, Comamonas sp.MQ能通过共代谢降解二苯并呋喃[19]; Comamonas testosteroni能编码降解多环芳烃的双加氧酶基因[20], Huang等[21]在对菲污染的生物修复过程中, 检测到含有双加氧酶的Comamonas的存在.
从图 9的菌属柱状分布分析结果中可看出, 市政污泥的菌属非常丰富, 未经驯化前, 大于1%的菌属几乎没有, 说明从城市污水中提取的污泥微生物种属非常多, 没有一种可以占据明显优势, 说明市政污水是微生物容易生存的环境; 市政污泥经苯酚和BaP驯化后, 两种菌属Dok59和Nannocystis的优势比较明显.未经驯化的焦化污泥, 微生物种属相对市政污泥集中一些, 大于1%的菌属只有Tissierella_Sochngenia、Pseudomonas、Acidithiobacillu, 经苯酚和BaP驯化后, 大于1%的菌属增多, 分别是:Tissierella_Sochngenia、Pseudomonas、Comamonas、Thiobacillus、Geobacter.Zhu[12]在对广东韶钢集团的焦化废水处理厂的厌氧池污泥的微生物群落分析发现:Pseudomona、Comamonas和Thiobacillus这3种菌属占主导地位; Pseudomonas是环境中最普遍存在的也是最常见的降解苯酚及PAHs的菌属之一, Liang等[22]的研究也发现, 在特定的厌氧条件下Pseudomonas能够降解BaP、荧蒽和菲; Pseudomonas aeruginosa PAH-1能厌氧降解菲[23]; Pseudomonas mendocina NSYSU能厌氧降解二英类物质[24].已经报道的降解PAHs的常见菌属Bacillus、Sphingomonas sp.、Pseudoxanthomonas、Achromobacter[25~30], 虽然在两种污泥中没有占到1%的优势, 但是在两种污泥中, 他们的占比均排在前20的分布, 且驯化后比驯化前的百分占比有所提高.
3 讨论采集自市政污水处理厂的市政污泥及采集自焦化废水处理厂的焦化污泥, 它们的厌氧污泥对苯酚和BaP的厌氧降解效果却比经过长期耐受苯酚及PAHs等有毒物的焦化污泥好, 说明高浓度焦化废水抑制了微生物的活性并且是不可逆转的, 这和已有的对焦化废水厌氧池的处理效果及微生物毒性抑制的相关研究结果相吻合, 这些研究进一步表明, 焦化处理过程中厌氧工段的处理效果甚微, 并没有检测到一些厌氧反应必须的菌类[8~12].但是, 过去的十年间, 焦化废水处理工艺大部分采用A2/O、A/H/O或者A/O2等先经过厌氧过程再到好氧过程的处理方法[4, 8, 13, 31], 到了值得反思的阶段, 即置前的A段工艺没有发挥作用.经过理论研究及工程经验的总结, 近几年, 焦化废水处理已经开始直接从好氧阶段出发, 形成了新的好氧-水解-好氧的新工艺[31].在实际工程运行的启动阶段, 生物系统的微生物需要提供大量的污泥进行培养, 因为市政污水处理厂污泥的生成量大, 相对容易获取, 大部分焦化废水处理工程的启动阶段都要部分或者全部接种市政污泥.有研究者曾经设计了新建的4个焦化废水处理工程[4, 15, 31], 结合新型生物流化床污泥原位分离技术, 全部采用市政污泥调试运行成功, 市政污泥对焦化废水的启动过程中, 微生物群落可能波动较大, 但适应也很快, 充分体现出反应器对污泥的驯化与适应作用.苯酚的加入, 都能够促进市政污泥和焦化污泥对BaP的降解, 对于普遍含有500 mg·L-1苯酚的焦化废水[32], 苯酚的存在, 有利于BaP及其他PAHs的生物削减, 废水处理工程中苯酚浓度的优化控制可以为PAHs的削减提供潜在的经济途径.
无论是焦化污泥还是市政污泥, 经过BaP的驯化以后, 群落组成都发生了较大变化, 群落多样性大幅度减少, 微生物丰度结构大幅度改变, 市政污泥改变远比焦化污泥大的原因为:焦化污泥长期处于含PAHs的毒性废水环境, 不耐受毒性的细菌早就已经消失.但添加了10 mg·L-1的BaP后, 其毒性仍然对群落冲击较大.从OTUs、菌落的种类分析可以看出, 驯化前市政污泥微生物的丰度及多样性要比焦化污泥高很多, 两种污泥经过10 mg·L-1的BaP驯化后, 污泥微生物群落的总OTUs差别不大, 但微生物种类和丰度的构成还是有较大的差别.焦化废水污泥经10 mg·L-1的BaP驯化后, 微生物的优势菌属和驯化前差别不大, 且其优势菌属都是已经报道的能够降解PAHs的菌属.而市政污泥经过驯化以后, 微生物的优势菌属和驯化前差别较大, 且丰度占比为第一的菌科及优势占比为第一、二的菌属并不是常见的PAHs降解菌类.但是, 再往后一些的丰度排名菌科及菌属, 却仍然可见常报道的能降解PAHs的菌类.以此分析, 市政污泥在同样的时间内, 无论是对苯酚, 对BaP还是对苯酚+BaP的碳源, 降解效率都比取自焦化厌氧池的污泥高, 应当是更多的细菌种类参与到了这些物质的降解中, 作为这种功能的存在, 一些菌属未见报道, 说明微生物资源种类的更新及丰富除了特定的环境, 还需要向适合大部分微生物生长的、具有丰富微生物种类及丰度的环境中寻找.
4 结论(1) 市政污泥及焦化污泥都能够利用的苯酚、BaP或者苯酚+BaP这3种情况中, 市政污泥都优于焦化污泥.苯酚的加入, 促进了BaP的降解, 表明苯酚的活用可以改变焦化废水处理工艺中PAHs特别是BaP浓度的削减.
(2) 市政污泥及焦化污泥经过10 mg·L-1的BaP驯化后, 两种污泥微生物种群结构都发生了较大变化.市政污泥的改变远比焦化污泥大.焦化废水污泥经驯化后, 微生物的优势菌属和驯化前差别不大, 且其优势菌属基本是已经报道的能够降解PAHs的菌属.而市政污泥经过驯化以后, 微生物的优势菌属和驯化前差别较大, 占比最多的菌属并不是常见的PAHs降解菌类, 但常报道的能降解PAHs的菌类仍然占比靠前, 且相对丰度比驯化前增加.通过对微生物变化的理解, 可以为实际焦化废水处理工程的工艺优化与调试运行提供更好的技术路线.
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