2021, Vol. 42
2. 中国科学院生态环境研究中心环境模拟与污染控制国家重点联合实验室, 北京 100085;
3. 中国科学院生态环境研究中心水污染控制实验室, 北京 100085;
4. 中国科学院大学, 北京 100049
2. State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. Department of Water Pollution Control, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
4. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
近年来, 由于抗生素广泛使用于医学治疗、畜禽养殖及农业生产等众多领域, 使得环境中的部分细菌在较高的抗生素选择压力下产生耐药性从而成为耐药菌(antibiotic resistant bacteria, ARB).另外, 抗性基因(antibiotic resistant genes, ARG)特有的生物学特性使其能在环境中多维度传播扩散[1], 这给人类健康和环境安全造成了巨大的潜在威胁.所以有效削减ARB、ARG和控制抗性污染已经成为当前研究的热点之一.
城市污泥向环境释放ARB和ARG的贡献高于污水厂出水[2], 剩余污泥是ARG的重要储存库和基因水平转移的重要场所.厌氧消化作为目前应用最广泛的污泥处理技术之一, 近年来研究者们更为关注强化厌氧消化工艺的研究.但目前人们对污泥处理过程中ARG归趋的影响因素, 以及如何控制ARG的传播研究仍处于黑箱状态.研究表明底物性质, 如COD、氨氮和磷等, 是厌氧消化过程ARG水平转移及转归的重要影响因素[3], 并且底物类型, 如猪粪、鸡粪和污泥的差异也显著影响ARG的转归和微生物群落结构[4].也有研究认为细菌群落结构是ARG传播的主要驱动力[5], 例如Ma等[6]的研究发现厌氧消化中细菌的群落结构比原始ARG组成对ARG转归的影响更大.此外, 底物性质也是影响ARG转归的重要因素, 如生物处理反应器中进水有机底物的浓度极大地影响ARG的绝对丰度[7]; 工业废水处理过程中, 高盐度可能会抑制某些ARG宿主细菌的生长从而抑制部分ARG的传播扩散[8].以上研究表明, 在厌氧消化中污泥性质对ARG的转归和细菌群落变化有影响.
在众多预处理强化厌氧消化工艺中, 微波-H2O2-碱预处理不仅可提高甲烷产量, 而且能促进ARG和ARB的削减[9~11].本课题组前期研究了不同性质的剩余污泥(即A2O和A2O-MBR工艺剩余污泥)对微波预处理强化厌氧消化的产气效果及古菌群落结构的影响[12].在此基础上, 本研究重点考察不同性质剩余污泥(A2O和A2O-MBR剩余污泥)对微波预处理强化厌氧消化过程ARG的转归特征及对细菌群落结构演变的影响.
1 材料与方法 1.1 实验设备与样品采集本实验装置和所取样品与文献[12]一致, 简要叙述为, 厌氧消化进泥取自北京某污水处理厂一、二期A2O工艺(SRT=20 d)及三期A2O-MBR工艺(SRT=30 d)的脱水污泥, 将其分别经微波-H2O2-碱预处理, 然后和北京市某污水处理厂卵形消化池出泥(作为接种污泥)以VS比为3:1的比例混合后作为BMP测试系统的进泥, 以未经微波预处理的则作为对照组, 每组设置3个平行实验, 在38℃±1℃进行为期25 d的厌氧消化, 分别在微波预处理前(即原污泥)、微波预处理后和厌氧消化后收集泥样进行分析.鉴于污泥性质的变化已经在前期研究中详细讨论[12], 本研究只讨论污泥性质与ARG和细菌群落结构的关系.各样品污泥性质见表 1.
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表 1 厌氧消化过程中污泥性质变化(平均值) Table 1 Sludge characteristics in various stages of anaerobic digestion(mean value) |
1.2 DNA提取与定量PCR
采用试剂盒Fast DNA Spin Kit for soil提取污泥基因组DNA, 用Nanodrop 2000 (Thermo Scientific, USA)测定DNA浓度和质量, 将提取的DNA样品于-80℃冰箱保存备用.采用荧光定量PCR(qPCR)定量分析ARG与16S rRNA基因, 具体包括β-内酰胺类抗性基因blaTEM、blaCTX-M和blaNDM-1, 大环内酯类抗性基因ermB、ermF和mefA/E, 喹诺酮类抗性基因qnrA和qnrS, 四环素类抗性基因tetA、tetM和tetX, 磺胺类抗性基因sulⅠ和sulⅡ, 整合子intI1及转座子Tn916/1545.引物信息如表 2所示.PCR反应体系为20 μL, 包括SYBR Premix ExTaqTM(Tli RNaseHPlus)(TAKARA)10.0 μL, 引物F为0.4 μL, 引物R为0.4 μL, DNA模板5.0 μL和RNase-free(Ambion)水4.2 μL.荧光定量PCR反应条件为：①50℃, 2 min; ②95℃, 30 s; ③95℃, 15 s; ④退火, 20 s; ⑤72℃, 30 s; ⑥Plate read, 重复③~⑤, 39次重复; ⑦Melt-curve分析：60℃至95℃, 使用无菌水作为阴性对照, 每隔0.2℃采集生成溶解曲线.将扩增产物用1%的琼脂糖凝胶电泳进行分析.
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表 2 抗性基因和转移元件所需的引物序列 Table 2 Primers for the resistance genes and mobile elements |
1.3 细菌菌群结构分析
采用515F/806R引物, 对污泥DNA样品经巢式PCR扩增后, 使用Illumina MiSeq对16S rRNA的V4区进行高通量测序, 所得序列以97%的序列相似性处理生成OTUs(操作分类单元), 使用RDP(核糖体数据库项目)分类器将每个样品中的序列进行分类, 分析细菌菌群结构的演变.
1.4 数据分析采用Origin 2017软件对ARG的变化进行分析; 通过Heml 1.0软件制作细菌菌群结构热图, 基于欧氏距离的相似度进行聚类分析, 采用Gephi 0.9.1软件, 基于Spearman相关分析, 对ARG和细菌菌群结构进行网络分析, 考察二者相关性; 采用Canoco 5.0(Microcomputer Power, USA)进行冗余分析(RDA), 考察污泥性质对污泥处理过程ARG分布和细菌群落结构变化的影响.
2 结果与讨论 2.1 生物量的变化本研究以16S rRNA拷贝数的变化作为污泥中生物量变化的参考. A2O和A2O-MBR污泥在微波预处理-厌氧消化过程中16S rRNA的变化情况如图 1所示.虽然A2O原污泥中的VS低于A2O-MBR污泥(表 1), 但前者的16S rRNA拷贝数(以TS计, 下同)是后者的2.6倍, 分别为4.13×1012copies·g-1和1.60×1012copies·g-1, 这可能是由于A2O原泥中可溶性有机物的含量高于A2O-MBR原泥(A2O原泥的SCOD为8 780 mg·L-1, A2O-MBR原泥的SCOD为7 080 mg·L-1), 使得A2O原泥中的微生物有更好的生长和增殖条件[12].微波预处理对两种污泥16S rRNA拷贝数的削减率分别为81.6%和41.6%.但在厌氧消化过程, A2O微波污泥的生物量增加, 而A2O-MBR微波污泥的生物量呈持续下降趋势.一方面是由于本研究厌氧进泥中加入了25%(VS占比)的接种污泥[12], 影响了厌氧进泥的生物量, 另一方面也说明在同等厌氧实验条件下, A2O微波污泥的生物活性高于A2O-MBR微波污泥的生物活性.
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图 1 污泥处理过程中16S rRNA的变化 Fig. 1 Variation of 16S rRNA during sludge treatment |
污泥在微波-厌氧消化过程中总ARG绝对丰度变化如图 2所示.A2O原污泥中总ARG为A2O-MBR原污泥的2倍, 这与其生物量较高可为ARG提供更多的潜在宿主有关.微波预处理-厌氧消化全过程对A2O和A2O-MBR污泥所携带的总ARG均有较好地削减作用, 二者总ARG分别削减了2.62×1011 copies·g-1和1.14×1011 copies·g-1, 削减率分别为78.8%和68.7%, 可见微波-厌氧消化对A2O原污泥中总ARG的削减效果更佳.其中微波预处理对总ARG的削减率分别为72.1%和48.9%, 这是由于预处理过程中, 微波辐射与热效应、H2O2的加入及调节的碱性条件在促进细菌溶胞破壁释放有机物的同时, 也促进了微生物的死亡和DNA的破坏[11, 18~20], 使得ARG的绝对丰度与生物量同时降低; 随后的厌氧消化对微波污泥的总ARG又分别削减了24.1%和38.8%, 能使ARG总绝对丰度进一步降低.与之相比, 在未经预处理的污泥厌氧消化过程中, 总ARG削减效率分别为53.5%和30.6%, 低于微波预处理-厌氧消化的削减率(78.8%和68.7%).由此可见, 微波预处理有利于污泥处理过程中的抗性污染控制.
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图 2 污泥处理过程中ARG绝对丰度的变化 Fig. 2 Variation in the absolute abundance of ARG during sludge treatment |
无论是A2O还是A2O-MBR原污泥, sulⅠ和sulⅡ均为占比最高的ARG, 其次是四环素类ARG, 其中tetX的占比最高; 再次是大环内酯类ARG; β-内酰胺类ARG和喹诺酮类ARG则占比较低.已有研究也发现剩余污泥中最丰富的ARG类型为磺胺类ARG[18, 21].对比A2O和A2O-MBR两种剩余污泥中各种类别ARG的占比, A2O污泥中大环内酯类ARG、β-内酰胺类和四环素类ARG绝对丰度占比均高于A2O-MBR污泥(23.8%、1.26%、21.4%和13.8%、0.5%、15.7%), 磺胺类和喹诺酮类ARG的占比反而低于A2O-MBR污泥(52.6%、1.0%和67.0%、3.0%).经微波处理后, A2O和A2O-MBR污泥的优势ARG仍为sulⅠ和sulⅡ.无论有、无微波预处理, 厌氧消化后两种消化污泥中的优势ARG均为ermF, 同时qnrS和blaNDM-1的绝对丰度也在厌氧过程增加, 说明ermF、qnrS和blaNDM-1是污泥厌氧消化过程中难削减、易于增殖传播的抗性基因.课题组前期研究同样发现, 经热水解预处理的污泥在厌氧消化后, ermF、qnrS和blaNDM-1的绝对丰度也增加[22].因此, 在今后研究中应更加关注此类抗性基因.
2.3 抗性基因相对丰度的变化微波预处理-厌氧消化对不同性质污泥ARG相对丰度的削减效果如图 3所示.无论有、无预处理, 消化污泥的总ARG相对丰度均高于原污泥, 有预处理的消化污泥低于没有预处理的消化污泥, 这些结果说明：微波预处理有助于控制污泥处理过程中的总ARG相对丰度; 污泥厌氧消化过程可能促使ARG宿主增殖及抗性基因水平转移, 造成总ARG相对丰度增加.由图 3可知, 在厌氧消化过程中, ermF相对丰度的增加是造成总ARG相对丰度增加的主要原因, 表明与其他目标ARG相比, ermF更难以被削减, 而趋向于在污泥中持久性存在.已有研究也发现[22, 23], 无论是抗生素废水处理所产生的剩余污泥还是城市污水厂产生的剩余污泥, 不论是BMP小试实验还是实际污泥厌氧消化工艺, 厌氧过程均可导致ermF的丰度明显增加, 这主要是因为ermF常与其他ARG(如tetQ)以及遗传元件(如转座子)相关联, 从而产生基因共选择的现象[24, 25], 导致ermF更易存在于系统中.此外, A2O污泥和A2O-MBR两种污泥中sulⅠ的相对丰度在微波处理后均呈显著增加, 说明sulⅠ的宿主菌与其他目标ARG的宿主细菌相比, 可能对微波预处理更不敏感.
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图 3 污泥处理过程中ARG相对丰度的变化 Fig. 3 Variation in the relative abundance of ARG during sludge treatment |
MGE在基因水平转移所引起的ARG传播扩散中起十分重要的作用[26].本研究中intI1和Tn916/1545的绝对丰度和相对丰度在污泥处理过程中的变化如图 4所示.
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图 4 污泥处理过程中MGE绝对丰度和相对丰度的变化 Fig. 4 Variation in the absolute abundance and relative abundance of MGE during sludge treatment |
由图 4(a)可知, A2O原污泥中intI1和Tn916/1545的绝对丰度均高于A2O-MBR原污泥, 并且几乎所有污泥样品中intI1的绝对丰度均高于Tn916/1545.无论有、无预处理, 厌氧消化可削减两种MGE的绝对丰度, A2O和A2O-MBR原污泥在微波预处理-厌氧消化过程中污泥总MGE绝对丰度的削减率分别为97.6%和93.8%.未经预处理的厌氧消化MGE削减效率则相对略低, 分别为95.1%和81.9%, 说明有预处理的厌氧消化工艺对转移元件的削减效果更佳.同样的, 由图 4(b)可知, 无论有无预处理, 微波预处理-厌氧消化对intI1和Tn916/1545相对丰度的削减也较为明显.无论污泥性质如何, 微波过程会导致总MGE相对丰度增加.
2.5 细菌群落结构的变化污泥处理过程中细菌菌群结构的演变如图 5所示.由聚类分析结果可知, A2O和A2O-MBR原污泥的菌群结构差异较大.A2O污泥中的优势细菌为Acinetobacter(10.7%)、Macellibacteroides(4.0%)和Dechloromonas(3.9%), 而A2O-MBR污泥中的优势菌群为Ferruginibacter(7.9%)、Dechloromonas(7.2%)和Nitrospira(6.1%), 其中Ferruginibacter可以有效降解有机物, Dechloromonas是典型的反硝化除磷菌, Nitrospira是废水处理过程中常见的亚硝酸盐氧化菌(NOB)[27~29], 由此可见, 原污泥中含有大量去除营养物的功能菌.
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每个样品取前10菌属袁细菌丰度以2为底的对数处理 图 5 属水平菌群结构的热图 Fig. 5 Heat map of bacterial community evolution at the genus level |
从图 5的聚类分析结果可知, A2O原污泥和A2O微波泥结构相似, A2O-MBR原污泥和A2O-MBR微波泥结构相似.微波后丰度均增加的菌属主要有Dechloromonas、Tetrasphaera、Proteiniclasticum、Zavarzinella和Mycobacterium等(增幅为0.1%~6.5%).其中Dechloromonas可以O2、ClO3-、ClO4-和NO3-为电子受体, 分解有机酸, 并完全还原氯酸盐和高氯酸盐为氯化物, 不能形成孢子[30].Proteiniclasticum是严格厌氧的蛋白水解细菌, 水解产物为乙酸、丙酸和异丁酸, 不能形成孢子[31].Tetrasphaera菌属被认为是重要的聚磷菌, 可在厌氧、好氧交替的环境里富集磷酸盐, 而且具有反硝化和发酵的功能, 不能形成孢子[32].Zavarzinella为需氧菌, 可降解多种有机物, 如碳水化合物、氨基酸和有机酸等[33].Mycobacterium菌属大部分为好氧和微需氧菌, 可引起人类结核病等疾病, 大多数以自由活动的形式存在于土壤和水中, 也属于非孢子生成菌[34].由此可知, 微波处理后, 丰度增加的优势菌属多为非孢子生成菌, 而且多个菌属并非严格厌氧菌, 这一结果与热水解后丰度增加的菌多为孢子生成菌[22]显著不同.此外, 由图 5的聚类分析可知, 微波前后污泥的菌群结构较为相似.这些结果说明, 本研究微波过程的辐射、热效应和H2O2的氧化作用对污泥中微生物的刺激性相对较小, 非孢子生成菌易于存活, 未能显著改变菌群结构.
对于厌氧消化阶段, 未经预处理的A2O和A2O-MBR污泥在厌氧消化后的优势菌属相似, 均为Petrimonas(5.7%和7.8%)、Saccharicrinis(3.8%和3.4%)和Candidatus Cloacamonas(3.8%和5.3%); 而有预处理的厌氧消化, 细菌菌群结构则发生了较大变化：A2O厌氧消化泥中的优势细菌变为Petrimonas(10.2%)、Lutispora(2.2%)和Saccharicrinis(2.1%), A2O-MBR的优势细菌则仍为Dechloromonas(11.4%)、Ferruginibacter(5.1%)和Nitrospira(3.7%).以上结果表明, 污泥性质对无预处理的厌氧消化菌群结构变化影响较小, 但对预处理-厌氧消化工艺的菌群结构变化影响较大.无论有、无微波预处理, 厌氧消化后丰度均增加的菌属为Petrimonas、Clostridium Ⅳ、Lutispora、Clostridium Ⅲ、Anaerobacterium、Saccharicrinis、Subdivision3_genera_incertae_sedis、Syntrophomonas、Aminivibrio、Ercella和Candidatus Cloacamonas.其中Petrimonas是一种在厌氧期间可产生乙酸盐、H2和CO2的发酵细菌[35].Lutispora是严格厌氧的中度嗜热菌, 可利用蛋白质、氨基酸等为底物生成VFA, 如乙酸、丙酸、异丁酸和异戊酸[36].Clostridium Ⅳ和Clostridium Ⅲ为典型的发酵菌群; Syntrophomonas具有降解短链VFAs和协同产甲烷的能力, 有利于正向促进乙酸产甲烷代谢途径, 提高沼气产量率[37]等.由此可见, 无论有、无预处理, 厌氧消化过程中促进产酸发酵和协同产甲烷过程的细菌会大量增殖, 与优势菌属共同促进有机物的降解和甲烷的产生, 从而使厌氧消化系统稳定运行.
总之, 不同性质的污泥在微波预处理-厌氧消化过程中细菌群落的演变及其影响因素较为复杂, 根据已有研究, 微生物群落结构对ARG的转归有较大的贡献, 因此, 本研究中微生物群落结构对ARG的转归可能也有十分重要的作用.
2.6 ARG与细菌群落结构的关系为了明确ARG、MGE和细菌群落结构间的内在联系, 本研究基于Spearman相关性分析进行了网络分析(图 6).由图可知, 本研究中部分菌属与多种ARG、MGE密切正相关, 如Macellibacteroides和Pseudomonas均与blaTEM、blaCTX-M、qnrA、tetA、tetX、tetM、sulⅠ和sulⅡ显著正相关, Acinetobacter同时与blaTEM、blaCTX-M、tetA、tetX和tetM显著正相关等; 此外, Macellibacteroides同时与intI1和Tn916/1545显著正相关(P < 0.05), Pseudomonas与Tn916/1545显著正相关(P < 0.05).由群落结构演替结果可知, Acinetobacter、Macellibacteroides和Pseudomonas的丰度在微波预处理过程中均呈降低趋势, 而这3种菌属均与多种ARG显著正相关, 说明预处理过程中, 以上菌属丰度的降低对总ARG的降低可能起到了重要贡献.Pseudomonas和Acinetobacter菌属中包含有典型致病菌; 虽然未见Macellibacteroides是致病菌的报道, 但已有研究发现Macellibacteroides对氨基糖苷类的卡那霉素有耐药性[38], 因此这些菌属在污泥厌氧消化过程中具有携带多种ARG的潜在风险, 且具有致病性的潜在危险, 可能会对下游的环境安全带来威胁, 应在今后的研究中予以关注.此外, blaNDM-1、ermF和qnrS均与Clostridium Ⅳ、Lutispora、Clostridium Ⅲ、Saccharicrinis、Subdivision3_genera_incertae_sedis、Anaerobacterium、Syntrophomonas和Candidatus Cloacamonas显著正相关(P < 0.05), 而这些菌属在厌氧过程中均丰度升高, 表明以上菌属有可能会促进厌氧消化过程中ARG的增加.此外, blaNDM-1和ermF还与Petrimonas、Sedimentibacter、Aminivibrio和Ercella显著正相关(P < 0.05), 说明这两种ARG与其他ARG相比而言, 潜在宿主范围更广, 传播耐药性的风险更高.
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基于Spearman相关性分析, P < 0 05,其中橙色节点代表细菌,绿色节点代表MGE,蓝色节点代表ARG,节点的大小代表与该节点相关的节点数多少,边代表物种间相关关系 图 6 污泥在预处理-厌氧消化过程中ARG和细菌群落结构的关系 Fig. 6 Relationship between ARG and bacterial community structure during sludge pretreatment-anaerobic digestion |
通过网络分析还发现, 部分ARG和MGE之间也有显著相关性, 如blaTEM与qnrA、tetA、tetM、tetX、sulⅠ、sulⅡ呈显著正相关(P < 0.01), qnrA与tetA、tetM、tetX、sulⅠ和sulⅡ呈显著正相关(P < 0.01), tetA、tetM和tetX均与sulⅠ和sulⅡ呈显著正相关(P < 0.01);此外, 遗传元件intI1与blaTEM、qnrA、tetA、tetM、tetX、sulⅠ和sulⅡ呈显著正相关(P < 0.05), Tn916/1545与blaTEM、tetM、blaCTX-M、qnrA、tetA、tetX、sulⅠ和sulⅡ呈显著正相关(P < 0.05), 可见MGE对ARG的传播扩散有显著促进作用.
2.7 污泥性质对ARG和菌群结构的影响本研究通过RDA分析考察微波-厌氧消化过程中, 污泥性质对ARG分布的影响以及污泥性质与细菌群落结构演替之间的关系(图 7和图 8).图 7中, RDA分析结果对ARG和MGE变化的解释度为97.80%, 其中轴1的解释度为74.86%, 轴2的解释度为15.27%. A2O和A2O-MBR的原污泥、微波泥和厌氧消化污泥这些样本的分布较分散, 说明不同样本中ARG和MGE分布的相似度较低.其中, A2O和A2O-MBR的原污泥在轴1的投影距离相对较远, 说明不同来源的原污泥中携带的初始ARG差异较大; 而A2O原泥厌氧后、A2O微波厌氧后、A2O-MBR原泥厌氧后、以及A2O-MBR微波厌氧后的污泥样品在轴1投影距离相对较近, 说明无论有、无预处理, 厌氧消化工艺过程对污泥中ARG和MGE的分布有趋同性的作用. 16S rRNA、氨氮和正磷与ARG和MGE夹角相对较小, 说明污泥特性中, 这3种指标对ARG和MGE分布的影响力最大, 其中生物量即16S rRNA, 对ermB、tetM和mefA/E的影响较大, 氨氮与blaNDM-1、ermF和qnrS这3种ARG的分布密切相关.intI1和Tn916/1545均与多种ARG密切相关, 再次表明本研究中MGE对ARG的传播和水平转移有促进作用.
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红色箭头代表环境变量; 蓝色箭头代表ARG和MGE：A. blaTEM; B. blaCTX-M; C. blaNDM-1; D. ermB; E. ermF; F. mefA/E; G. qnrA; H. qnrS; I. tetA; J. tetM; K. tetX; L. sulⅠ; M. sulⅡ; N. intI1; O. Tn916/1545 图 7 ARG和MGE与污泥性质的RDA分析 Fig. 7 RDA analysis of ARG, MGE, and sludge characteristics |
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红色箭头代表环境变量(污泥性质); 蓝色箭头代表物种变量(属水平)：1.Acinetobacter; 2.Macellibacteroides; 3.Dechloromonas; 4.Ferruginibacter; 5.Comamonas; 6.Dokdonella; 7.Petrimonas; 8.Pseudomonas; 9.Nitrospira; 10.Haliscomenobacter; 11.Tetrasphaera; 12.Proteiniclasticum; 13.Zavarzinella; 14.Mycobacterium; 15.Aridibacter; 16.Sedimentibacter; 17.Tissierella; 18.Clostridium Ⅳ; 19.Lutispora; 20.Oleiagrimonas; 21.Clostridium Ⅲ; 22.Propionivibrio; 23.Azonexus; 24.Saccharicrinis; 25.Subdivision3_genera_incertae_sedis; 26.Anaerobacterium; 27.Syntrophomonas; 28.Aminivibrio; 29.Ercella; 30.Thermomarinilinea; 31.Candidatus Cloacamonas 图 8 菌群结构与污泥性质的RDA分析 Fig. 8 RDA analysis of bacterial community structure and sludge characteristics |
污泥性质对菌群结构影响的RDA分析如图 8所示, RDA分析结果对细菌群落结构变化的解释度为98.50%, 其中轴1的解释度为69.90%, 轴2的解释度为18.40%.其中污泥性质与菌群结构关系表明, 污泥性质常与菌属的功能密切相关.例如, VFA与Dechloromonas、Nitrospira、Ferruginibacter和Aridibacter正相关, 其中Dechloromonas是具有水解功能的细菌[39], 并且在厌氧条件下可降解碳水化合物和蛋白质, Ferruginibacter与葡萄糖的发酵有关, 并且可促进水解从而使污泥减量化[39], Aridibacter则可有效利用低浓度蛋白质作为其生长底物[40], 这些细菌在厌氧消化过程中参与了有机物的水解及产酸发酵过程, 从而与厌氧消化的重要中间产物VFA密切相关; 同时这些细菌是A2O原泥、A2O-MBR原泥、A2O-MBR微波泥和A2O-MBR微波厌氧消化泥中的优势细菌, 可见VFA对厌氧污泥中细菌群落结构变化有着重要影响作用.氨氮与多个菌属密切相关, 如Anaerobacterium、Ercella、Saccharicrinis、Clostridium Ⅲ和Syntrophomonas.其中Saccharicrinis菌属中已检测到固氮酶的同源基因nif基因[41], 说明该菌属有潜在的固氮能力.正磷和16S rRNA则对Acinetobacter、Pseudomonas、Proteiniclasticum和Mycobacterium有显著正向影响.其中的Acinetobacter和Pseudomonas均为聚磷微生物, 跟系统中磷的迁移转化有关[42].
3 结论(1) A2O和A2O-MBR原污泥的菌群结构差异较大; 微波预处理不会显著改变菌群结构; 污泥性质对无预处理的厌氧消化污泥菌群结构影响较小, 但对预处理-厌氧消化污泥的菌群结构变化影响较大.
(2) 不同来源的原污泥中携带的初始ARG差异较大, 但无论有、无预处理, 厌氧消化工艺过程对污泥中ARG和MGE的分布有趋同性的作用.无论有、无预处理的污泥厌氧消化工艺, ermF、qnrS和blaNDM-1均是厌氧消化过程中难以削减、易于增殖传播的抗性基因, 而Clostridium Ⅳ、Clostridium Ⅲ、Lutispora和Saccharicrinis等多个菌属均与这3种ARG显著相关, 对这3种ARG的增殖与传播有促进作用.
(3) 污泥特性中, 16S rRNA、氨氮和正磷对ARG和MGE分布的影响力最高; 污泥性质对细菌群落结构有重要影响, 与部分功能菌属丰度变化密切相关.
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