2019, Vol. 40
2. 中国科学院城市环境研究所, 中国科学院城市污染物转化重点实验室, 厦门 361021;
3. 日本国立环境研究所, 筑波 305-8506
2. Key Laboratory of Urban Pollutant Conversion, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China;
3. National Institute of Environment Studies, Tsukaba 305-8506, Japan
近年来, 畜禽养殖业快速发展导致其污水(主要为沼液形式)对环境的压力越发显著[1].同时, 抗生素在畜禽养殖废水中高残留现象也逐渐被社会所关注[2, 3].考虑到经济成本因素, 以活性污泥法为代表的生物处理技术被广泛用于沼液的净化处理, 但沼液所含高浓度污染物和抗生素残留也对传统生物处理法提出了严峻的考验.针对此问题, 作为未来活性污泥法发展趋势的好氧颗粒污泥技术被认为可有效解决生物法现存瓶颈难点[4~6]. Figueroa等[7]的研究指出好氧颗粒污泥在处理生猪养殖悬浮液过程中, 在有机物(以COD计)和氮素(以N计)负荷率分别为4.4kg·(m3·d)-1和0.83kg·(m3·d)-1的情况下, 有机物和氮素去除率分别可达87%和70%.
然而, 基于好氧颗粒污泥技术的沼液废水处理过程特性及微生物群落结构还有待深入解析, 且其对实际沼液中新兴污染物(例如抗生素)的去除特性也较少报道.因此, 本实验利用好氧颗粒污泥对实际养殖沼液进行了净化考察, 研究有机物、营养盐和抗生素的去除过程特性及系统稳态阶段微生物群落结构情况, 以期为好氧颗粒污泥技术在畜禽养殖污染治理过程中的应用提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置及污水水质本实验采用序批式反应器, 反应器体积为10 L, 工作容积8 L, 污水体积交换率设定为75%.采用底部鼓风曝气方式, 通过转子流量计控制其水平保持在0.4 m3·h-1, pH通过实时在线控制设备维持在7~8, 温度保持室温水平22~27℃.反应器每天运行两个周期, 每周期运行时间为8 h, 每个周期的运行情况如下：进水20 min, 曝气7.5 h, 沉降5 min, 排水5 min.实验所用接种颗粒污泥取自本实验前期所获稳态颗粒污泥系统, 颗粒粒径0.5~1.6 mm, 系统污泥浓度保持在4 400~4 800mg·L-1.污泥停留时间为12 d.
本实验所用养殖沼液取自于厦门市某生猪养殖场沼气池出水, 沼液中典型污染物含量如下：化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)820~1150mg·L-1、氨氮(ammonia nitrogen, AN)670~780mg·L-1和总磷(total phosphorus, TP)67~82mg·L-1.
1.2 分析方法COD、AN和TP等常规分析指标的测定方法均采用国家水质分析标准[8].四环素类抗生素(tetracyclines, TCs)的土霉素(oxytetracycline, OTC)和金霉素(chlortetracycline, CTC), 磺胺类抗生素(sulfonamides, SAs)的磺胺甲基嘧啶(sulfamerazine, SMZ)的分析测试过程如下：采用固相萃取装置进行富集, 固相萃取小柱(Oasis HLB, Waters)用丙酮(6 mL)进行活化处理; 之后将水样以5 mL·min-1左右的速度过固相萃取小柱; 水样富集后用0.5%甲酸水溶液(10 mL)冲洗柱体, 真空干燥30 min之后, 采用甲醇(10 mL)将目标化合物洗脱到氮吹管中, 用氮气将甲醇吹干; 最后用20%的甲醇水溶液溶解(1 mL), 甲醇水溶液用0.45 μm有机滤膜过滤, 并于4℃低温保存; 富集抗生素溶液利用高效液相色谱-串联四级杆质谱仪(HPLC-MS/MS, ABI 3200Q TRAP)进行分析测定[9].
好氧颗粒污泥系统运行稳定后, 采用OMEGA生物试剂盒提取微生物DNA样品, 经纯度与浓度检测合格后送检进行PCR扩增与文库构建, 并利用Illumina HiSeq 2000平台进行生物测序, 测序数据经拼接过滤后, 利用Uparse软件对所有样品的全部有效Tags进行聚类, 采用GreenGene数据库进行物种注释分析.
2 结果与讨论 2.1 好氧颗粒污泥结构特性本实验好氧颗粒污泥的初期形态(1 d)和后期形态(72 d)如图 1所示, 表明好氧颗粒污泥在处理养殖沼液过程中可以保持良好的颗粒化形态, 未发生显著性的颗粒破碎或丝状菌膨胀现象. Liu等[5]和Morales等[6]的实验结果显示, 沼液处理过程中颗粒体颜色发生显著变化.实验过程中接种颗粒体的颜色由棕黄色转变为黑褐色, 表明好氧颗粒污泥在处理沼液过程中会对水体中色素成分进行吸附固定, 微生物群落结构可能发生了显著的转化.
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图 1 好氧颗粒污泥处理养殖沼液过程结构形态变化 Fig. 1 Changes in the structure and morphology of aerobic granular sludge during the process of treating the biogas slurry |
污泥体积指数可反映活性污泥的松散程度和凝聚性能, 进而可表征污泥沉降性能的优劣.相比絮状活性污泥, 好氧颗粒污泥的较快沉降速率为其结构特征之一[10], 本研究采用5 min污泥体积指数(5 min sludge volume index of granular sludge, SVI5)来表征好氧颗粒污泥的沉降性能.如图 2所示, 好氧颗粒污泥的SVI5在实验初期第1 d时为(41±1)mL·g-1, 而在实验后期第74d时变为(32±0.5)mL·g-1, 结果表明好氧颗粒污泥处理沼液过程中仍可保持其自身优势特性, 颗粒体仍可保持较好的紧密度.沼液所含高浓度基质不仅没有破坏颗粒体结构, 反而强化了颗粒污泥的结构强度.这是由于养殖废水中较高钙镁离子含量, 钙离子通过结晶作用可有助于高强度好氧颗粒污泥的形成, 这与刘丽等[11]的研究结论相一致.
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图 2 好氧颗粒污泥SVI5变化情况 Fig. 2 Changes in the SVI5 of the aerobic granular sludge |
养殖沼液通过好氧颗粒污泥系统处理后, 系统出水中传统污染物(COD、AN和TP)的去除情况如图 3所示.好氧颗粒污泥系统出水中COD、AN和TP的含量平均水平分别为(267±81)、(62±12)和(61±5)mg·L-1, 去除效率分别为73%±8%、91%±2%和16%±2%, 结果表明COD和AN的去除效果符合中国《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)的规定, 并略优于标准中的指标要求, 但TP去除效果无法达到相关标准.
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图 3 好氧颗粒污泥处理沼液过程中有机物和氮磷的去除效果 Fig. 3 Removal efficiency of organics and nitrogen and phosphorus in the biogas slurry treatment with aerobic granular sludge |
好氧颗粒污泥系统中COD与AN的去除主要依靠生物的降解和转化[12].两者在系统中较为稳定的去除效率表明, 颗粒化结构可有效抵抗污染物高浓度水平对微生物活性的冲击, 好氧颗粒污泥可在有机物和氮素去除中发挥较优与稳定的作用.磷素在生物处理系统中通常依靠化学吸附和生物吸收进行去除[13], 由于系统pH值控制在7~8之间, 好氧颗粒污泥对磷素的化学吸附作用在本实验中可忽略不计, 进而推测在磷素去除过程中仍以生物吸收利用为主, 这与王亮等[14]和何理等[15]的研究结果相一致.因此, 畜禽养殖沼液的磷素高污染特征, 净化达标仅仅通过好氧颗粒污泥单一净化系统难以实现.考虑到生物磷素吸收利用原理, 沼液中较低的碳磷比例将成为制约该技术有效处理沼液所含磷素的主要因素.
2.3 新兴污染物的净化特性本实验在考察传统污染物的同时, 选取了畜禽养殖沼液中较为典型的四环素类(土霉素OTC和金霉素CTC)和磺胺类(磺胺甲基嘧啶SMZ)抗生素为对象, 考察其在颗粒化系统中的去除效率, 实验结果见图 4.
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图 4 典型抗生素在好氧颗粒污泥系统中的去除情况 Fig. 4 Removal of typical antibiotic ingredients in the aerobic granular sludge system |
如图 4所示, OTC和CTC的检出浓度较为稳定, 分别约为1.1~3.4 μg·L-1和0.5~6.2 μg·L-1, 而SMZ在沼液中含量水平波动较大, 约为0.1~20.1 μg·L-1, 且其检出含量相对最高.两类目标抗生素在好氧颗粒污泥系统中的去除情况差异较大, OTC和CTC的平均去除效率分别为63%±18%和67%±13%, SMZ的平均去除效率为98%±2%.此外, OTC、CTC和SMZ的平均去除效率的标准差分别为2%、18%和13%.
相比四环素类抗生素, 好氧颗粒污泥表现出对磺胺类抗生素更好的去除效果与稳定性, 两类抗生素的性质差异应当是导致该现象的主要原因.有研究指出四环素类抗生素主要通过范德华力、色散力、诱导力和氢键等分子间作用力与颗粒物表面吸附位点结合, 进而实现水相中四环素类抗生素的去除[16, 17], 本研究中四环素类抗生素去除随实验进程的逐渐降低进一步证实此结论, 即沼液中四环素类抗生素在好氧颗粒污泥中存在饱和吸附的可能性.磺胺类抗生素的去除研究表明, 其在生物系统中的去除主要依靠微生物降解作用, 在氮素营养盐充足条件下脱氮微生物可实现对磺胺类抗生素的高效降解[18, 19].由此可见, 好氧颗粒污泥对于抗生素的生物降解能力要强于其的吸附固定能力.
2.4 微生物群落结构演变特征好氧颗粒污泥处理畜禽沼液过程中, 选取相对丰度大于1%的菌群为对象, 分析微生物群落科水平演变情况, 研究结果见图 5.
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图 5 好氧颗粒污泥处理沼液过程中的微生物群落演变 Fig. 5 Microbial community evolution during the aerobic sludge treatment of biogas slurry |
如图 5所示, 好氧颗粒污泥系统初期的主导菌群为α-变形菌门的醋杆菌科(Acetobacteraceae)、鞘脂单胞菌科(Sphingomonadaceae)和红螺旋菌科(Rhodospirillaceae), β-变形菌门的红环菌科(Rhodobacteraceae)、亚硝化单胞菌科(Nitrosomonadaceae)和从毛单胞菌科(Comamonadaceae), γ-变形菌门的假单胞菌科(Pseudomonadaceae)和黄单胞菌科(Xanthomonadaceae), 硝化螺旋菌门硝化螺旋菌科(Nitrospiraceae).该系统在处理畜禽沼液后关键菌群发生了部分转变、Acetobacteraceae、Rhodospirillaceae、Rhodobacteraceae和Nitrospiraceae的相对丰度显著降低, 而Nitrosomonadaceae、β-变形菌门伯克氏菌科(Burkholderiaceae)和γ-变形菌门肠杆菌科(Enterobacteriaceae)具有显著地升高, 但好氧颗粒污泥中首要关键菌属并未发生显著演变, Comamonadaceae在系统运行期间都表现出最高相对丰度, 约为14.51%(第1d)和16.66%(第75d). Comamonadaceae属于变形菌门, 是水体环境中常见脱氮除磷功能微生物群落[20, 21], 尤其是在反硝化过程中发挥着重要的作用[22], 实验结果表明尽管硝化菌群会发生一定的变化, 但是Comamonadaceae为好氧颗粒污泥体系中的最主要的反硝化菌群.而实验所用废水中较高氮素存在使Comamonadaceae丰度水平得以保持.在上述微生物中Nitrospiraceae和Nitrosomonadaceae也被认定为是脱氮过程的关键作用菌群, 两者分别主导硝化过程和氨氧化过程[23]. Nitrospiraceae和Nitrosomonadaceae的演变表明好氧颗粒污泥系统中氮素生物转化途径发生变化, 而沼液中较高氨氮水平所带来的游离氨胁迫作用应当是两者转变的主要因素. Anthonisen等[24]的研究指出Nitrospiraceae的游离氨抑制阈值小于1mg·L-1, 而Nitrosomonadaceae的抑制阈值大于8 mg·L-1, 即Nitrospiraceae更容易受到游离氨的毒性胁迫.而在本实验运行周期的初期与末期阶段, 系统中游离氨平均含量分别约为47mg·L-1和4mg·L-1.
微生物群落结构演变结果表明, 好氧颗粒污泥处理沼液过程中, 微生物群落结构不会发生显著的迁移变化, 但其中功能微生物菌群丰度会受到水质的作用影响.然而, 由于畜禽养殖污水中抗生素的高浓度残留, 好氧颗粒污泥系统所产生的剩余污泥中抗生素抗性基因扩增风险将会产生. Liu等[25]已证实, 畜禽养殖污水中抗生素的含量可达到诱导好氧颗粒污泥中抗生素抗性基因相对丰度水平升高的阈值水平.本实验中所获得的微生物群落分析数据进一步揭示了抗生素抗性基因扩增的途径.实验结果表明Sphingomonadaceae和Xanthomonadaceae为好氧颗粒污泥的关键群落组成, 在实验运行初期两者在好氧颗粒污泥中相对比例分别为14.51%和8.23%, 而在处理畜禽养殖废水后相对丰度进一步显著增加, 在系统运行75 d后Sphingomonadaceae和Xanthomonadaceae在污泥中的相对比例为16.66%和9.14%.前期国内外研究已证明该两种菌群对于磺胺类和四环素类抗生素具有显著的抗性响应特征, 并为抗生素抗性基因扩散过程中的主要参加菌群[26].因此, 从抗生素抗性基因角度, 在利用好氧颗粒污泥处理养殖沼液过程中剩余污泥的安全处置还需进一步深入研究.
3 结论(1) 好氧颗粒污泥可成功应用于畜禽养殖沼液的净化处理, 在此过程中颗粒体结构可保持良好的稳定性能.
(2) 好氧颗粒污泥可在有机物降解和氮素去除转化方面发挥较优与稳定的作用效果, 但受制于沼液中低碳磷比例因素, 其对磷素去除难以达到国家相关标准.
(3) 沼液所含抗生素在好氧颗粒污泥系统中可实现显著去除, 但抗生素类型与迁移降解特性决定好氧颗粒污泥对其的去除效果.
(4) 好氧颗粒污泥中微生物群落结构对沼液响应情况显著, 不同菌群相对丰度比例会出现明显演变, 但关键菌群分类学特征保持相似性.
| [1] |
刘林林, 黄旭雄, 危立坤, 等. 15株微藻对猪场养殖污水中氮磷的净化及其细胞营养分析[J]. 环境科学学报, 2014, 34(8): 1986-1994. Liu L L, Huang X X, Wei L K, et al. Removal of nitrogen and phosphorus by 15 strains of microalgae and their nutritional values in piggery sewage[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(8): 1986-1994. |
| [2] |
孙建平, 郑平, 胡宝兰. 多种抗生素对畜禽废水厌氧消化的联合抑制[J]. 环境科学, 2009, 30(9): 2619-2624. Sun J P, Zheng P, Hu B L. Combined effect of antibiotics on anaerobic digestion of piggery wastewater[J]. Environmental Science, 2009, 30(9): 2619-2624. |
| [3] |
廖杰, 徐熙安, 刘玉洪, 等. 水生植物滤床深度处理养殖废水过程中抗生素与抗性基因的响应研究[J]. 环境科学学报, 2015, 35(8): 2464-2470. Liao J, Xu X A, Liu Y H, et al. Removal and response of antibiotics and antibiotic resistance genes during advanced treatment of livestock wastewater by aquatic plant filter bed[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(8): 2464-2470. |
| [4] | Van Loosdrecht M C M, Brdjanovic D. Anticipating the next century of wastewater treatment[J]. Science, 2014, 344(6191): 1452-1453. DOI:10.1126/science.1255183 |
| [5] | Liu L, You Q Y, Gibson V, et al. Treatment of swine wastewater in aerobic granular reactors:comparison of different seed granules as factors[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2015, 9(6): 1139-1148. |
| [6] | Morales N, Figueroa M, Fra-Vázquez A, et al. Operation of an aerobic granular pilot scale SBR plant to treat swine slurry[J]. Process Biochemistry, 2013, 48(8): 1216-1221. DOI:10.1016/j.procbio.2013.06.004 |
| [7] | Figueroa M, Van Del Río A, Campos J L, et al. Treatment of high loaded swine slurry in an aerobic granular reactor[J]. Water Science and Technology, 2011, 63(9): 1808-1814. DOI:10.2166/wst.2011.381 |
| [8] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 第四版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. |
| [9] | Liu L, Liu Y H, Wang Z, et al. Behavior of tetracycline and sulfamethazine with corresponding resistance genes from swine wastewater in pilot-scale constructed wetlands[J]. Journal of hazardous materials, 2014, 278: 304-310. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.06.015 |
| [10] | Zheng Y M, Yu H Q, Sheng G P. Physical and chemical characteristics of granular activated sludge from a sequencing batch airlift reactor[J]. Process Biochemistry, 2005, 40(2): 645-650. DOI:10.1016/j.procbio.2004.01.056 |
| [11] |
刘丽, 任婷婷, 徐得潜, 等. 高强度好氧颗粒污泥的培养及特性研究[J]. 中国环境科学, 2008, 28(4): 360-364. Liu L, Ren T T, Xu D Q, et al. Cultivation and characteristics of the high strength aerobic granular sludge[J]. China Environmental Science, 2008, 28(4): 360-364. DOI:10.3321/j.issn:1000-6923.2008.04.015 |
| [12] | Gao D W, Liu L, Liang H, et al. Aerobic granular sludge:characterization, mechanism of granulation and application to wastewater treatment[J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2011, 31(2): 137-152. DOI:10.3109/07388551.2010.497961 |
| [13] | De-Bashan L E, Moreno M, Hernandez J P, et al. Removal of ammonium and phosphorus ions from synthetic wastewater by the microalgae Chlorella vulgaris coimmobilized in alginate beads with the microalgae growth-promoting bacterium Azospirillum brasilense[J]. Water Research, 2002, 36(12): 2941-2948. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00522-X |
| [14] |
王亮, 陈重军, 陈英旭, 等. 规模化猪场养殖废水UASB-SFSBR-MAP处理工艺中试研究[J]. 环境科学, 2013, 34(3): 979-985. Wang L, Chen C J, Chen Y X, et al. Effect of pilot UASB-SFSBR-MAP process for the large scale swine wastewater treatment[J]. Environmental Science, 2013, 34(3): 979-985. |
| [15] |
何理, 高大文, 刘琳, 等. 养猪废水处理过程中体积交换率对好氧污泥颗粒化的影响[J]. 环境工程, 2015, 33(9): 69-73. He L, Gao D W, Liu L, et al. Effect of volume exchange rate in aerobic granulation of treating swine wastewater[J]. Environmental Engineering, 2015, 33(9): 69-73. |
| [16] | Li B, Zhang T. Biodegradation and adsorption of antibiotics in the activated sludge process[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(9): 3468-3473. |
| [17] | Prado N, Ochoa J, Amrane A. Biodegradation and biosorption of tetracycline and tylosin antibiotics in activated sludge system[J]. Process Biochemistry, 2009, 44(11): 1302-1306. DOI:10.1016/j.procbio.2009.08.006 |
| [18] | Müller E, Schüssler W, Horn H, et al. Aerobic biodegradation of the sulfonamide antibiotic sulfamethoxazole by activated sludge applied as co-substrate and sole carbon and nitrogen source[J]. Chemosphere, 2013, 92(8): 969-978. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.02.070 |
| [19] | Kassotaki E, Buttiglieri G, Ferrando-Climent L, et al. Enhanced sulfamethoxazole degradation through ammonia oxidizing bacteria co-metabolism and fate of transformation products[J]. Water Research, 2016, 94: 111-119. DOI:10.1016/j.watres.2016.02.022 |
| [20] |
方芳, 陈少华. 功能基因在反硝化菌群生态学研究中的应用[J]. 生态学杂志, 2010, 29(9): 1836-1845. Fang F, Chen S H. Application of functional genes in the study of the ecology of denitrifying bacteria:A review[J]. Chinese Journal of Ecology, 2010, 29(9): 1836-1845. |
| [21] | Nguyen H T T, Le V Q, Hansen A A, et al. High diversity and abundance of putative polyphosphate-accumulating Tetrasphaera-related bacteria in activated sludge systems[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2011, 76(2): 256-267. DOI:10.1111/fem.2011.76.issue-2 |
| [22] | Adav S S, Lee D J, Show K Y, et al. Aerobic granular sludge:recent advances[J]. Biotechnology Advances, 2008, 26(5): 411-423. DOI:10.1016/j.biotechadv.2008.05.002 |
| [23] | Pal L, Kraigher B, Brajer-Humar B, et al. Total bacterial and ammonia-oxidizer community structure in moving bed biofilm reactors treating municipal wastewater and inorganic synthetic wastewater[J]. Bioresource Technology, 2012, 110: 135-143. DOI:10.1016/j.biortech.2012.01.130 |
| [24] | Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam T B, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid[J]. Journal-Water Pollution Control Federation, 1976, 48(5): 835-852. |
| [25] | Liu L, Gibson V, Huang X, et al. Effects of antibiotics on characteristics and microbial resistance of aerobic granules in sequencing batch reactors[J]. Desalination and Water Treatment, 2016, 57(18): 8252-8261. DOI:10.1080/19443994.2015.1024746 |
| [26] | Rosenberg E, DeLong E F, Lory S, et al. The Prokaryotes:Gammaproteobacteria (4th ed.)[M]. Berlin: Springer, 2014. |