1 引言(Introduction)

　　近幾十年來, 由于氟聚合物優異的耐高低溫性、化學穩定性、絕緣性、低摩擦性、不燃性、潤滑性等性能, 促進了氟化工行業迅猛發展, 其氟聚合物產品被廣泛應用于制冷、航空航天、石油化工、機械、電子、冶金等領域(高明華等, 2004).與此同時, 水環境中有機氟化物的污染也日益嚴重, 對人類的健康和生存構成了威脅.因此, 需要更多的研究來解決氟化工廢水處理過程中遇到的難題(Frömel et al., 2010;Giesy et al., 2010).

　　氟化工廢水具有有機物濃度高、毒性強、可生化性差、成分復雜、色度高、有異味、強酸強堿性等特點(王萍等, 2012), 在廢水處理時, 大大限制了生物法的應用.與處理費用較高且出水效果不佳的純物理化學方法相比, 物化+生物的組合技術相對更加經濟高效.潘偉剛等(2010) 采用微電解-ClO2催化氧化-生化復合廢水處理技術對含氟廢水進行預處理, 再用A/O生物法處理的工藝, 取得了較為理想的出水效果.因此, 物化預處理+生物法組合工藝技術的應用, 將大大提高氟化工廢水的處理效果和經濟可行性.不可否認, 該組合技術的核心元素仍然是生物法, 而找到耐毒性強、降解效果好的微生物將成為水質達標排放的關鍵因素.

　　在廢水可生化性研究中, 用傳統的BOD5/CODCr比值法來評價廢水的生物處理可行性盡管方便, 但比較粗糙, 因為廢水的BOD5/CODCr值不可能直接等于可生物降解的有機物占全部有機物的百分數, 還受到水質特征和雜質干擾的影響(韓瑋, 2004;郭文成等, 1998).與此相比, 好氧呼吸速率的大小可直接反映活性污泥的生物活性, 使得用呼吸速率來評價廢水可生化性的方法越來越受到人們的關注.Strathtox呼吸儀在監測廢水中污泥的適應性及可生化性方面具有操作簡單、實驗周期短、準確度高的特點.Aspray等(2007) 利用Strathtox呼吸儀檢測土壤泥漿呼吸運動狀況, 說明了微生物在土壤中的適應性及土壤修復情況;Hartmann等(2013) 利用Strathtox呼吸儀檢測活性污泥中微生物的呼吸狀況, 說明金屬物質會抑制活性污泥的活性及污泥的適應狀況.因此, 在氟化工廢水處理系統中, 對該類廢水有降解作用的好氧或兼氧微生物, 必將加快溶解氧的消耗速率, 并能通過呼吸儀監測反映出來.

　　本研究以氟化工廢水為研究對象, 通過Strathtox活性污泥呼吸儀測定3種活性污泥在不同類型氟化工廢水中的呼吸速率, 進而說明3種污泥在該廢水中的適應能力和廢水的可生化性.同時, 采用PCR-DGGE及克隆技術分析3種污泥中微生物多樣性和菌種特征, 以期獲得在氟化工廢水中具有耐毒性、降解效果好的優勢菌種, 為進一步提高氟化工廢水生化處理效能提供理論依據和新途徑.

　　2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 廢水及材料來源

　　試驗所用的氟化工廢水取自浙江某大型氟化工廠污水處理廠, 3種污泥分別為采自該氟化工污水處理廠一期工程的活性污泥S1(A/O工藝的二沉池污泥)、二期工程的活性污泥S2(二級A/O工藝的二沉池污泥)及城市污水處理廠的活性污泥S3.污泥均為二沉池回流污泥, 初始污泥濃度控制在2000 mg·L-1.用來配制模擬廢水的葡萄糖(分析純)購于國藥集團公司, SPE萃取小柱(150 mg, 6 mL)購于CNW公司.

　　2.2 試驗方法

　　3種污泥曝氣2 h后, 分別與葡萄糖模擬廢水、原始氟化工廢水、經過SPE-HLB小柱萃取后的氟化工有機模擬廢水混合, 設置污泥負荷分別為0.1、0.2、0.5 g·g-1·h-1(以每g MLSS中的COD計, 下同)3個梯度, 用于測定其呼吸速率, 污泥濃度維持在2000 mg·L-1.

　　2.3 分析方法 2.3.1 生化分析

　　COD采用COD快速消解儀(上海雷磁)測定, TOC采用TOC儀(日本島津)測定, 污泥呼吸速率使用Strathtox呼吸儀(德國)測定, 重金屬由原子吸收光譜儀(AA-6300C日本島津)測定, pH 值采用pH 計(OHAUS Starter 3C, 美國奧豪斯) 測定, 鹽度值采用便攜式鹽度計(哈希HQ40) 測定, 光學顯微鏡觀察污泥生物相種類、數量及生長狀況.

　　2.3.2 PCR-DGGE

　　采用離心式DNA 快速提取試劑盒(Qiagen, 美國)提取細菌的總DNA, 采用細菌通用引物8F-GC、518R對總細菌16S rDNA 進行兩輪PCR擴增.第一輪PCR反應采用50.0 μL的反應體系, 其組分包括：9.0 μL的去離子水, 25.0 μL的2×KODFx buffer, 10 μL的dNTP (10 mmol·L-1), 1.5 μL的8F引物 (10 μmol·L-1), 1.5 μL的引物798R(10 μmol·L-1), 1.0 μL的KODFx(1 U·μL -1, Toyobo), 以及2.0 μL的DNA 模板.第一輪PCR反應條件如下：94 ℃預變性2. 0 min;98 ℃變性10 s, 58 ℃退火15 s, 68 ℃延伸1.0 min(每個循環溫度降低0.1 ℃), 共循環25次;最后在68 ℃條件下延伸10.0 min.第二輪PCR反應采用50.0 μL 的反應體系, 其組分包括：10.0 μL的去離子水, 25.0 μL的2×KODFx buffer, 10 μL的dNTP(10 mmol·L-1), 1.5 μL的F341引物(10 μmol·L-1, 含GC-clamp), 1.5 μL的引物R518(10 μmol·L-1), 1.0 μL的KODFx(1 U·μL-1, Toyobo), 以及1.0 μL的第一輪DNA 產物.第二輪PCR反應條件如下：94 ℃預變性2.0 min;98 ℃變性10 s, 58 ℃退火15 s, 68 ℃延伸30 s(每個循環溫度降低0.1 ℃), 共循環35次;最后在68 ℃條件下延伸10.0 min.

　　DGGE在D-code系統(Bio-Rad, 美國)上進行, 聚丙烯酰胺凝膠濃度為8.0%, 電泳條件：凝膠變性梯度40%~60%, 電泳緩沖液為1×TAE, 電泳溫度60 ℃, 電壓100 V, 電泳時間20 h.電泳結束后, 快速銀染后, 進行DGGE凝膠圖片的拍照.

　　2.3.3 克隆測序

　　選擇DGGE 膠板上含有目的DNA 的條帶, 用滅菌后的手術刀切下并迅速轉移至離心管中, 用滅菌后的刀片將膠塊壓碎, 稱重后, 加入2倍體積的diffusion buffer;50 ℃水浴30 min, 離心(12000 r·min-1, 1 min), 保留上清;過濾柱過濾上清, 保留流出液;估計體積, 加入6倍體積的Buffer QX1和10 uL QIAEX II, 室溫混勻10 min;離心(12000 r·min-1, 1 min)后, 500 μL Buffer PE漂洗2次;干燥沉淀, 加入10 μL Tris Buffer(pH 8.0) 進行溶解.取5.0 μL上清液為模板, 采用總細菌引物8FGC和518R進行PCR擴增.擴增產物采用1.5%瓊脂糖凝膠進行電泳, 檢測回收產物, 用QIAquick PCR純化試劑盒對擴增產物進行純化, 送往TaKaRa公司進行測序.

　　2.3.4 DGGE圖譜統計分析

　　采用Shannon-wiener多樣性指數H′表征微生物種群多樣性, 其計算公式如下(Gafan et al., 2005)：

(1)

　　式中, Pi=ni /N;ni為第i個條帶的強度;N為所有條帶強度總和.

　　2.4 活性污泥降解氟化工有機物廢水驗證實驗

　　本實驗利用自行設計的總容積為7.5 L的SBR反應器進行馴化實驗.以取自浙江某大型氟化工企業中的化工廢水為原料, 經0.45 μm濾膜過濾后, 濾液經過活化平衡后的SPE-HLB小柱, 上樣、淋洗和洗脫得到有機污染物, 小柱對氟化工有機物的回收率為96%.將分離后的有機污染物用超純水配制成母液, 用TOC儀測定TOC, 并配制TOC濃度分別為50、100、200、300、400、500 mg·L-1的模擬廢水進行污泥負荷逐步增加的馴化實驗.

　　3 結果與討論(Results and discussion) 3.1 不同活性污泥在不同類型廢水中呼吸速率的變化特征

　　由表 1可知, 氟化工原始廢水中含有Cu、Ni、Pb、Cd、Cr、Mn、As等重金屬, 且鹽度值高達53400 mg·L-1;經過SPE小柱萃取所得的氟化工有機物模擬廢水, 其重金屬含量都在檢測限以下, 鹽度值為365 mg·L-1, 不同廢水水質差異明顯.

　　污泥的呼吸速率大小可以表征污泥活性的強弱, 說明污泥中毒的程度, 從而論證廢水生物降解的可行性.由表 2可知, 污泥S1在葡萄糖配制的模擬廢水中, 隨著污泥負荷從0.1 g·g-1·h-1增加到0.5 g·g-1·h-1時, 其呼吸速率由41.10 mg·L-1·h-1上升到174.00 mg·L-1·h-1, 最后又下降到58.20 mg·L-1·h-1.說明在以葡萄糖作為碳源的廢水中, 污泥負荷過高、過低都不利于污泥達到最佳活性, 且在污泥負荷為0.2 g·g-1·h-1時, 呼吸速率最大.當污泥負荷較低時, 由于營養元素的不足, 導致污泥中微生物競爭較為激烈, 影響微生物酶系統的正常代謝(袁青彬等, 2014), 隨著污泥負荷的增加, 微生物所需的營養元素得到滿足, 促進了新陳代謝;此時再提高模擬廢水濃度, 可能使得微生物處在高濃度環境中, 破壞了細胞內的水質平衡, 進而影響酶活性系統, 導致正常代謝受阻, 呼吸速率下降.

　　污泥S1在原始氟化工廢水中, 微生物的呼吸速率降至最低, 在3種不同的污泥負荷下, 呼吸速率分別是2.80、3.47、5.60 mg·L-1·h-1, 由圖 1可知, 其相對抑制率((1-污泥在其他廢水中的呼吸速率/污泥在葡萄糖模擬廢水中呼吸速率)×100%)分別達到了93%、98%、92%.由于原始氟化工廢水中高鹽度及重金屬的存在, 加上高濃度的有機污染物, 使得污泥中毒較深, 微生物的代謝作用受到嚴重抑制甚至停止(梁凱, 2011).污泥負荷的提高從某種程度上增加了微生物可利用的營養元素, 但同時也增加了污泥的中毒程度, 因此, 隨著污泥負荷的增加, 呼吸速率并沒有顯著提高.此時, 廢水的生物處理是不可行的.這與之前眾多學者報道的結論相一致：氟化工廢水的生化性較差.與之相對的, 污泥在氟化工有機物廢水中, 在污泥負荷由0.1 g·g-1·h-1增加到0.5 g·g-1·h-1時, 污泥呼吸速率由16.93 mg·L-1·h-1增加到53.02 mg·L-1·h-1, 并沒有增加到本實驗中呼吸速率的最大值174.00 mg·L-1·h-1, 隨即降低到23.39 mg·L-1·h-1;污泥活性在該廢水中受到抑制, 說明有機物在提供給微生物碳源的同時, 也增加了污泥的中毒程度, 在促進與抑制的平衡過程中, 抑制起主導作用.與此同時, 污泥呼吸速率與氟化工原始廢水中的呼吸速率相比, 已有明顯提高, 呼吸抑制率也分別下降到58%、68%、59%, 說明污泥在氟化工的有機廢水中, 微生物有一定的抗毒性, 通過自我調節可適應低毒環境.污泥S2和污泥S3在不同廢水中污泥呼吸速率的變化趨勢與S1類似, 但3種污泥在不同廢水中的最佳呼吸速率并不相同.葡萄糖中污泥S1的最佳呼吸速率為174.0 mg·L-1·h-1, 污泥S2為189.20 mg·L-1·h-1, 污泥S3為134.50 mg·L-1·h-1, 呼吸速率大小為S2> S1> S3;在氟化工有機物模擬廢水中, 污泥S1的最佳呼吸速率為53.02 mg·L-1·h-1, 污泥S2為68.60 mg·L-1·h-1, 污泥S3為38.10 mg·L-1·h-1, 呼吸速率大小為S2> S1> S3.顯然, 污泥S2在氟化工有機物模擬廢水中的活性最佳, 抗毒性最好.但3種污泥的相對抑制率分別為68%、80%、71%, 抑制率大小為S2>S3> S1, 表明污泥S1的抗沖擊能力比較強, 在不同廢水環境的適應能力更強.與此同時, 我們也可以做出假設, 3種污泥在不同廢水中表現出呼吸速率之間的差異, 可能與活性污泥中微生物群落結構、菌種及菌種多樣性有關.

　　圖 1(Fig. 1)

　　3.2 不同活性污泥中微生物群落結構分析 3.2.1 不同活性污泥中微生物的DGGE圖譜

　　3種污泥9個樣本PCR產物的DGGE電泳結果見圖 2(每種泥樣取空間分布不同的3個采樣點).從圖 2a中可以看出, 每個樣品的電泳條帶數目、條帶強度和條帶遷移速率均存在一定的差異, 進而表征了污泥樣品中微生物多樣性的不同.采自污泥S1生化池不同區域的3個樣品的條帶基本相似, 且條帶a和條帶b相對比較粗黑, 是優勢菌群.采自污泥S2生化池不同區域的3個樣品的條帶不同, 共同的微生物種屬如圖中標注的F、G, 各自特有的種屬如圖中標注的g、h、j, 說明了菌種在空間區域分布上存在一定差異.采自污泥S3生化池不同區域的3個樣品的條帶也不相同, 三者既有共同的一些微生物種屬, 如圖中標注的I、M, 也各自特有的種屬, 如圖中標注的n、o、p.在3類污泥的圖譜對比中發現, S1的條帶最為豐富, 菌種最多, 三者的微生物多樣性存在差異, 這與3種污泥在廢水中呼吸速率表現出差異的情況是一致的.由圖 2b可知, 在兩種處理不同水質的污泥里, 通過DGGE技術分離得到的優勢菌種存在明顯的差異.S1是處理化工廢水的污泥, 其優勢菌群如圖所示為q、r、s、t、u;S3是處理城市生活污水的污泥, 其優勢菌如圖所示為v、w、x、y;兩種污泥各自特有的微生物種群是在處理各自特征廢水過程中, 經過長期演替而適應的優勢菌種;也從微觀上揭示了S3與S1、S2在氟化工廢水中生物活性相差較大的原因.

　　圖 2(Fig. 2)

　　3.2.2 不同活性污泥中微生物聚類分析

　　為進一步比較各個樣品間微生物群落多樣性相似程度, 對9個樣品進行UPGMA聚類分析, 構建樣品的聚類樹, 研究它們之間的相似性.UPGMA聚類結果如圖 3所示, 從圖中可得, S2-1、S2-2、S2-3聚在同一樹枝上, 說明這3個樣品之間的菌種相似性較高;同理可得, S3-1、S3-2、S3-3樣品之間的菌種相似性較高, S1-1、S1-2、S1-3樣品之間的菌種相似性較高.研究發現, 9個樣品基本上分成了三大種族, 每一種族代表了一種泥樣, 顯示了它們在微生物結構特征上的差異, 該差異也是它們在處理相同廢水時, 產生不同呼吸速率并且表現出不同適應性的重要原因.

　　圖 3(Fig. 3)

　　3.2.3 不同活性污泥中微生物香濃指數多樣性分析

　　利用Band view分析軟件, 得到一系列衡量樣品多樣性的指標, 結果如表 3所示.由表 3可知, S1-1、S1-2、S1-3的香濃指數最高都為1.61, 說明S1樣品中的菌群數量最為豐富, 微生物種類更多且各種間數量分布更均衡;同時, S2-2、S3-2的香濃指數最低都為0.69, 說明這兩個樣品中菌群數量相對貧乏.與3.1節3種污泥在3種廢水中的呼吸速率變化差異是一致的.由于S1的物種最為豐富, 從葡萄糖模擬廢水到氟化工有機廢水, 其呼吸速率在不同廢水水質中的變化相對穩定, 其相對抑制率是最小的.污泥S2和S3的物種豐富度相對較低, 因此, 影響了它們對于水質變化的適應性.

　　根據文獻報道, 表 4列出了活性污泥在處理6類化工廢水時, 活性污泥微生物豐富度的變化情況, 豐富度大小依次是采油廢水(裘湛等, 2006)>造紙廢水(郭建國等, 2014)>苯胺廢水(余彬彬等, 2009)>苯酚廢水(段佩玲等, 2015)>味精廢水(于魯冀等, 2014)>氟化工廢水(本研究).顯然, 菌種豐富度最低的是氟化工廢水處理工藝中的活性污泥, 進一步反映出氟化工廢水較差的可生化性.

　　3.2.4 不同活性污泥中優勢菌種的鑒定

　　為進一步探明不同污泥樣品中細菌微生物群落的多樣性和差異性, 對DGGE 圖譜中所感興趣的條帶進行切膠回收、重新PCR、克隆轉化、篩選等一系列操作后進行測序, 通過NCBI利用Blast進行同源性搜索及相關信息檢索, 并與數據庫中已有序列進行比對, 得到各條帶所代表的細菌類型及其相似程度的結果如表 5所示.同時, 通過Megalign軟件作出系統發育樹進行分析, 結果如圖 4所示.從圖 4可以看出, 污泥S1中的菌種與S3中的菌種相距較近, 表明這兩種污泥的親緣性相近, 這與圖 3污泥樣品聚類分析的結果相一致.

　　圖 4(Fig. 4)

　　從表 5可知, 3種污泥中的優勢菌種不同, 與其相關的菌種功能也存在差異.條帶1、5、6、7、13屬于污泥S1樣品中的菌屬, 分別代表了Kineococcus gynurae、uncultured bacterium1、uncultured bacterium2、uncultured bacteriu3、uncultured bacterium5, 其中, Kineococcus gynurae菌種屬于球菌屬(陸鵬等, 2016), 可在強輻射、高鹽、高濃度金屬離子及強化學毒性等多種嚴酷環境中存活.由此可見, Kineococcus gynurae是污泥S1在氟化工廢水中尚存在較弱生物呼吸速率的重要優勢菌種, 并與其它不可培養的菌種共同作用, 使得S1污泥能夠在氟化工有機廢水中維持生物活性, 表現出一定抗毒性.條帶3、4、11、12屬于S2樣品中的菌屬, 分別代表了Butyricicoccus pullicaecorum、uncultured bacterium4、Butyricicoccus pullicaecorum、bacterium NLAE-zl-G77, 其中, bacterium NLAE-zl-G77對木糖降解具有較好的效果(Makinen et al., 2013) ;Butyricicoccus pullicaecorum屬于丁酸弧菌屬(Geirnaert et al., 2014), 在低pH值條件下, 能夠降解脂肪酸, 生成丁酸鹽;在缺氧狀態下還原硝酸鹽, 具有脫氮功能.因此, 該菌種可能對氟化工廢水中的有機物中間產物存在降解作用, 并且對廢水中的硝酸鹽類起脫氮作用.該菌與其它不可培養菌種共存, 使得污泥S2在氟化工有機廢水中能夠通過自我調節適應低毒環境.條帶2、8、9屬于污泥S3樣品中的菌種, 分別代表了Kytococcus sedentarius、Cupriavidus metallidurans、endophytic bacterium SV811, 其中, Kytococcus sedentarius屬于微球菌(Kampfer et al., 2009), 它能夠在低pH環境中降解脂肪酸, 生成肉豆蔻酸、棕櫚酸和硬脂酸.Cupriavidus metallidurans CH34是一種重金屬耐受性細菌(李莉等, 2012), 能在以苯酚、甲苯酚、苯甲酸、苯胺等芳香族化合物為唯一碳源和能源的培養基中生長;其他學者通過分離純化, 發現該菌株對有機物吲哚也具有很好的降解作用(Qu et al., 2015);還能在重金屬存在下, 高效降解對氯硝基苯(Wu et al., 2011).endophytic bacterium SV811屬于內切植菌(Babu et al., 2013) , Babu等(2013) 實驗驗證了該菌株具有降解吲哚及去除重金屬的功能.因此, 這些菌種的存在大大提高了污泥S3在氟化工廢水中的生存能力.由于氟化工原始廢水的生化性較差, 對功能菌種在該廢水中的耐毒性和降解能力研究較少, 因此, 本文中涉及的菌種, 對于其降解氟化工廢水的具體效果和機理有待進一步的研究.同時, 這些菌種的發現及它們在氟化工有機廢水中表現出的適應性, 能夠為后期功能菌種篩選和提高氟化工廢水可生化性研究提供重要依據.

　　3.3 活性污泥降解氟化工有機廢水的驗證實驗

　　選取3種污泥中對氟化工有機廢水具有較高耐毒性的泥種(S2) 進行馴化實驗, 污泥馴化采用逐步增加負荷的方法來提高微生物對廢水的適應能力.污泥接種后, 以氟化工有機廢水為進水水樣, 馴化過程以TOC濃度和污泥性狀作為調節指標, 視系統對TOC的去除率和污泥馴化情況逐步提高反應器負荷, 以使微生物對有機物具有良好的降解性能.

　　由圖 5可知, 馴化初期, 活性污泥在低濃度廢水中適應情況較理想, TOC降解速率比較快, 去除率在80%以上;隨著進水TOC濃度的升高, 活性污泥的降解能力下降, 在TOC為250 mg·L-1時, 生物活性降至最低, 通過對進水濃度的調控, 污泥中的功能微生物漸漸適應, 并大量繁殖, 使得活性污泥對廢水中的TOC保持較高的降解率, 去除率在70%以上.

　　圖 5(Fig. 5)

　　在污泥馴化初期, 反應器中污泥顏色發黑, 功能微生物處于復蘇、適應階段;第1周的鏡檢結果表明, 反應器中的微生物體型較小;實驗進入第2周, 由于進水的TOC濃度達到了污泥的適應極限, 反應器內出現大量浮泥, 鏡檢中發現了大量絲狀菌, 此時的SVI為178 mL·g-1, 明顯高于正常情況下的SVI(120 mL·g-1), 發生污泥膨脹;隨著進水TOC濃度的回落, 到了馴化的第3、第4周, 實驗發現活性污泥呈絮狀結構, 菌膠團數量增多, 顏色由黑色變成黃褐色, 同時發現較多的原生動物及草履蟲、輪蟲等微型后生動物, 表明此時污泥對該TOC濃度下的廢水已基本適應, 馴化得以完成.

　　從驗證實驗結果可得, 選取的污泥對氟化工有機廢水具有一定耐毒性, 并且在TOC為250 mg·L-1范圍內, 經過一定時期的馴化培養, 其降解性能表現較好, 為氟化工廢水的后期生化處理提供了理論依據.

　　4 結論(Conclusions)

　　1) Strathtox呼吸速率儀測定結果表明, 3種污泥在氟化工原始廢水中的呼吸速率受到明顯抑制, 氟化工原始廢水的可生化性極低;但在氟化工有機廢水中, 污泥的呼吸速率顯著提升, 大大增加了氟化工有機廢水的可生化性.

　　2) PCR-DGGE結果表明, 采自不同污水處理廠的污泥, 其微生物種類、微生物結構及微生物多樣性不盡相同, 進而對氟化工廢水的適應能力表現不同;微生物種類越豐富, 結構越復雜, 其對氟化工有機廢水的耐毒性就越強.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　3) 通過克隆測序, 從3種污泥的樣品中成功鑒定獲得Kineococcus gynurae等13種微生物的16S rDNA 序列, 并作為其在各自污泥中的優勢微生物, 表明這些優勢菌對氟化工廢水毒性具有一定的耐受性.

　　4) 污泥驗證實驗表明, 氟化工原始廢水在經過前期的脫鹽、消除重金屬的物化處理后, 氟化工廢水的可生化性將大大增強.