謝慧娜,王亞娥,李 杰,趙 煒,嵇 斌

?

不同價態(tài)鐵處理腈綸廢水過程中菌群結構分析

謝慧娜,王亞娥*,李 杰,趙 煒,嵇 斌

(蘭州交通大學環(huán)境與市政工程學院,甘肅 蘭州 730070)

利用不同反應器條件(SBBR、Fe(0)-SBBR、Fe(Ⅱ)-SBBR、Fe(Ⅲ)-SBBR)對腈綸廢水進行處理,探究不同價態(tài)鐵對腈綸廢水處理過程及此過程中微生物群落結構變化.結果表明,Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR對腈綸廢水有良好的處理效果,特別是NH4+-N,去除率均在90%以上;整個運行周期內(nèi)Fe(0)-SBBR處理效果最好.利用Illumina MiSeq高通量測序技術分析處理過程中微生物群落結構,結果表明,Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR優(yōu)勢菌在屬水平上差異顯著,Fe(0)-SBBR主要以、、、等屬為主;Fe(Ⅱ)-SBBR主要以、、、等屬為主;Fe(Ⅲ)-SBBR主要以、、、等屬為主;與對照組SBBR相比,Fe(0)-SBBR對其處于相對劣勢的菌有很好的刺激生長作用;Fe(0)和Fe(Ⅲ)對微生物群落的改變大于Fe(Ⅱ).

不同價態(tài)鐵；Illumina MiSeq高通量測序；腈綸廢水；微生物群落結構

腈綸廢水污染物濃度高、成分復雜,是公認的難處理有機廢水之一.主要成分包含腈類、烷烴、芳烴、苯酚、丙烯酸甲酯、硫醇、N,N-二甲基乙酰胺、甲基烯丙基磺酸鈉等[1-2].故廢水處理常用的活性炭吸附、離子交換、電化學等方法,都難以實現(xiàn)腈綸廢水中有機物降解.目前,大部分處理方法主要集中在高級氧化技術預處理和生化處理的組合上[3-4].尤其是腈綸廢水的生物處理法已從實驗室規(guī)模研究擴展到全面的廢水處理廠中.

鐵能夠促進細菌內(nèi)部酶活性、電子傳遞、質子傳遞及細胞色素合成等,越來越多學者將不同價態(tài)的鐵應用到廢水生物處理中.如,Kong等[5]將零價鐵(ZVI)投加到SBAR反應器中,好氧污泥顆粒化得到有效增強;同時王亞娥等[6]處理腈綸廢水時發(fā)現(xiàn)Fe0更有利于生長;Zhen等[7]研究發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化反應器的啟動時間隨Fe(Ⅱ)濃度的升高而大大縮短; Zhang等[8]將Fe(III)添加到MEC厭氧反應器后,有機物降解顯著增強.微生物作為生物法體系的主體,決定著整個系統(tǒng)的處理效果,污水處理性能的穩(wěn)定運行與其中的微生物群落的結構和功能動態(tài)變化密不可分.所以僅僅研究工藝對廢水的處理效果是不夠的,有必要對處理過程中的生物群落進行控制和優(yōu)化.

目前,鐵與微生物協(xié)同處理廢水多數(shù)都集中在理化指標和酶活性的研究上[9],分子水平的研究也僅局限于單一價態(tài)的鐵[10-11],而不同價態(tài)鐵在廢水處理中微生物群落結構分析鮮有涉及.課題組將鐵應用到腈綸廢水生物處理中雖已有大量研究[6,12-13],但都局限在工藝或理化指標上,尚未開展微生物機理探究.本文將不同價態(tài)鐵置于SBBR反應器中來處理腈綸廢水,采用Illumina高通量測序技術從分子水平來分析不同價態(tài)鐵在腈綸廢水生物處理中微生物群落結構.本研究的結果不僅可以為鐵與微生物協(xié)同處理廢水的微生物研究提供數(shù)據(jù)參考,同時為腈綸廢水的實際工程優(yōu)化提供技術支撐.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

同時啟動4個有效容積為4.5L的SBBR反應器,運行條件見表1.以未投加鐵的SBBR反應器為對照組,周期為48h,試驗過程中DO和pH值根據(jù)試驗條件進行變化,MLSS控制在2000mg/L左右.4個反應器進水均為吉林奇峰化纖股份有限公司污水處理廠調(diào)節(jié)池出水,平均進水水質:pH(7.15±0.65)、COD(790±170)mg/L、氨氮(120±20)mg/L、總氮(131±21)mg/L、BOD5(220±60) mg/L.

表1 反應器運行條件

1.2 高通量測序分析方法

DNA提取與PCR擴增:分別取穩(wěn)定運行期各反應器中污泥混合液,采用OMEGA公司的土壤 DNA試劑盒提取4個樣品DNA.分別以4個樣品基因組DNA為模板,對細菌16S rRNA基因V4區(qū)進行PCR擴增,引物520F:5￠-AYTG GGYDTAAAGN G-3￠,802R:5￠-TACNVGGGTATCTAATC C-3￠.PCR條件:98℃ 5min,變性(98℃ 30s),退火(50℃ 30s),延伸(72℃ 30s),72℃總延伸5min,擴增產(chǎn)物4℃保存.PCR擴增反應結束后,2%瓊脂糖凝膠電泳檢測.檢測后樣品DNA送至上海派森諾生物科技有限公司進行Illumina MiSeq高通量測序.

測序數(shù)據(jù)優(yōu)化:為了保證結果的準確性,對有效序列進行過濾和去除嵌合體處理.運用QIIME進行序列過濾,運用Mothur去除嵌合體序列,得到用于后續(xù)分析的優(yōu)質序列.

微生物群落結構和多樣性分析:利用Uclust對優(yōu)質序列進行97%相似水平上分類(OTU),并與 Greengenes和RDP數(shù)據(jù)庫比對.利用 Mothur計算豐富度指數(shù)(Chao指數(shù)和ACE 指數(shù))、多樣性指數(shù)(Shannon指數(shù))及樣本間OTU維恩圖.利用QIIME進行分類等級劃分(門、屬)及PCoA分析.

2 結果與討論

2.1 腈綸廢水處理效果

實驗連續(xù)測定了18個運行周期內(nèi)SBBR及Fe(0)/ Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR反應器出水COD、NH4+-N、TN濃度,結果如圖1所示.

由圖1可知,在1~18d,反應器處于啟動期,盡管進水波動較大,但各反應器出水COD均呈現(xiàn)持續(xù)降低趨勢,18d之后,各反應器出水指標基本穩(wěn)定.說明反應器啟動完成.

對照組SBBR和Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR對COD的去除率在50%~60%之間,效果差異顯著(< 0.05),可明顯觀察到整個運行周期內(nèi)Fe(0)-SBBR處理效果最好.一方面,海綿鐵作為一種特殊的零價鐵,自身作為載體為微生物提供更充足優(yōu)異的空間繁殖,達到對有機物強化去除效果[16];另一方面,海綿鐵具有還原性,能夠直接還原部分有機物,且海綿鐵經(jīng)腐蝕會形成一個Fe2+和Fe3+電化學平衡環(huán)境,適量的鐵離子可提高污泥活性,提高反應器處理效率[17].此外,Fe2+能夠作為還原劑與有機物反應,在一系列反應過程中還能夠產(chǎn)生活性氧化物,還原氧化降解腈綸廢水中有機物;Fe2+和Fe3+水解產(chǎn)物具有絮凝作用[6],能夠沉淀去除污染物.故零價鐵處理效果相對更好.對照組SBBR和Fe(Ⅱ)-SBBR在穩(wěn)定運行期COD濃度曲線出現(xiàn)多次近乎重合現(xiàn)象.這是因為Fe2+在中性有氧條件下,極易被氧化成Fe3+,但其作用效果遠不及單一Fe3+體系,故與對照組SBBR處理效果更接近.

在對NH4+-N去除中,各反應器啟動期出水濃度波動幅度很大,穩(wěn)定期去除率在92%~97%之間,效果差異顯著(<0.05).TN去除中,各反應器啟動期出水濃度有一定波動,但整體呈現(xiàn)降低趨勢,穩(wěn)定期去除率在47%~56%之間,效果差異顯著(<0.05).氨氮和總氮的降解中,整體仍是Fe(0)-SBBR去除效果最好,穩(wěn)定期SBBR和Fe(Ⅱ)–SBBR較接近.鐵離子對硝化反應具有一定的促進作用[18],但Fe3+混凝沉淀物會附著在污泥表面阻礙微生物代謝生長,而零價鐵能夠集電化學、水解、Fenton反應于一體,始終處在一個化學動態(tài)平衡中,同時與微生物協(xié)同作用,使得Fe(0)-SBBR體系始終處在一個高活性狀態(tài)下,強化去除效果.

2.2 微生物分析

2.2.1 微生物群落豐富度和多樣性 利用Illumina MiSeq高通量測序技術,對各反應器樣品序列進行過濾和去除嵌合體后共得到37662條優(yōu)質序列.在97%相似性水平劃分原則下,所有樣品得到的序列可以劃分為426~574個OTUs.樣品OTU分類結果及多樣性指數(shù)見表2.

表2 微生物群落的豐富度和多樣性指數(shù)

ACE指數(shù)和Chao指數(shù)是反映微生物種群豐度的2個指標,其數(shù)值越大說明樣品中的種群越豐富.從表2可以看出,相似度97%時,Chao指數(shù)和ACE指數(shù)反應的豐度情況均為:SBBR>Fe(Ⅲ)-SBBR> Fe(Ⅱ)-SBBR>Fe(0)-SBBR,與OTUs基本一致.說明在腈綸廢水處理過程中,部分本土微生物受到鐵的抑制,微生物豐度降低,這與Wu等[19]研究中納米鐵的添加可能會減少微生物種群的豐度結果相一致.香農(nóng)(Shannon)指數(shù)反應了微生物多樣性,指數(shù)越大多樣性越高.本研究中,Shannon指數(shù)SBBR> Fe(Ⅲ)-SBBR>Fe(Ⅱ)-SBBR>Fe(0)-SBBR,即對照組SBBR污泥樣品多樣性最高,而Fe(0)-SBBR樣品多樣性最低.

2.2.2 微生物群落相似性和差異性分析 本研究通過Venn圖和PCoA分析來闡明樣品間的相似性及差異性,結果如圖2所示.

對照組SBBR和Fe(0)/ Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR共有170個OTUs,分別占各自總OTUs的比例分別為30%、40%、32%、31%,說明這部分微生物不受鐵元素影響,一直能夠在各個反應器中生存,原因可能是其進水水質相同,而水質特點是影響微生物結構的最主要因素[20-21].170個共有OTUs中相對豐度排在前五的優(yōu)勢菌門為變形菌門(Proteobacteria, 47.1%)、浮霉菌門(Planctomycetes,21.8%)、擬桿菌門(Bacteroidetes,7.6%)、綠彎菌門(Chloroflexi,5.3%)和酸桿菌門(Acidobacteria,3.5%).每個樣品中獨有的OTUs分別占各自總OTUs的比例分別為18%、15%、18%、11%,鐵的添加改變了微生物原有生存環(huán)境,菌群對生境做出響應,形成各自獨有的菌落.對照組SBBR和Fe(Ⅱ)-SBBR樣品中共有62個OTUs,較其它兩兩樣品間共有OTUs都大,說明其樣品微生物群落結構相似性相對較高.由圖2 (b) PCoA分析可知,Fe(0)-SBBR與其它樣品微生物群落結構差異較大,對照組SBBR與Fe(Ⅱ)-SBBR微生物群落結構較相似,這與維恩分析結果相一致.

2.2.3 污泥微生物群落結構分析 (1) 門水平上的組成和豐度:如圖3所示,對照組SBBR和Fe(0)/Fe(Ⅱ)/ Fe(Ⅲ)-SBBR主要優(yōu)勢菌門為變形菌門(Proteobacteria)、浮霉菌門(Planctomycetes、厚壁菌門(Firmicutes)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、酸桿菌門(Acidobacteria)、放線菌門(Actinobacteria),此6個門總的相對豐度分別為87.7%、84.6%、93.7%、90.9%.這與文獻中報導的污水處理微生物菌落研究結果一致[22-23].在對照組SBBR和Fe(Ⅱ)-SBBR體系中,Proteobacteria是相對豐度最大的菌門,占細菌總數(shù)的比例分別為32.1%、54.7%,Proteobacteria在氨氮去除和亞硝酸鹽積累及有機物去除中扮演著重要角色[24-25],這可能是反應器運行中硝化和反硝化發(fā)生及廢水COD降低的主要原因.在Fe(0)-SBBR 和Fe(Ⅲ)-SBBR體系中,Proteobacteria相對豐度減少,在脫氮過程中發(fā)揮著關鍵性作用的Planctomycetes快速繁殖[26],相對豐度達到36.2%和30.4%.在Fe(0)-SBBR中,Bacteroidetes受Fe(0)刺激增長較快,對系統(tǒng)脫氮具有很好促進作用[27],然而Firmicutes和Actinobacteria受Fe(0)毒害作用較大,相對豐度減少至0.5%和1.6%.此外,在對照組SBBR和Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR中,Acidobacteria能夠降解多種有機物[28-29],但在加鐵體系中其相對豐度都明顯降低,可見腈綸廢水處理過程中Acidobacteria對鐵的耐受性較差.

圖3 微生物群落在門水平組成和相對豐度(>1%)

圖4 微生物群落在屬水平組成和相對豐度

(2)屬水平上的組成和豐度:從4組樣品共307個菌屬中選擇相對豐度排在前25的菌屬進行分析,結果如圖4所示.在對照組SBBR中,相對豐度較高的菌屬有:(16.7%)、(7.3%)、(6.9%)、(4.4%)、(4.3%)、(3.4%)、(3.1%).其中,是對高分子聚合物有特殊降解能力的細菌[30],在 Fe(0)/Fe(Ⅱ)/ Fe(Ⅲ)-SBBR中相對豐度分別為9.4%、9.9%、6.9%,鐵對其有一定的毒害作用,但在3組樣品中仍是相對優(yōu)勢菌屬,猜測其對腈綸廢水中聚合有機物有特殊降解能力.在Fe(Ⅱ)- SBBR中,除與對照組SBBR相同的優(yōu)勢菌外,(6.9%)、(5.2%)、(5.1%)、(4.5%)繁殖為新的優(yōu)勢菌屬.其中,為亞鐵氧化菌[31],可見Fe2+能夠刺激鐵氧化菌快速增長;能氧化NH4+為 NO2[32],是多數(shù)廢水處理中主要的脫氮菌,本研究中只在Fe(Ⅱ)-SBBR中具有良好的繁殖特性.在Fe(Ⅲ)-SBBR中,相對豐度最高,占細菌總數(shù)的12.6%,成為體系中最優(yōu)菌.具有良好的脫氮作用,為Fe(Ⅲ)-SBBR反應器對氮的去除提供強大支撐.

在Fe(0)-SBBR中,雖然相對豐度較高的細菌與對照組SBBR有一定重合,但優(yōu)勢菌屬仍存在明顯差異,主要菌屬有(11.7%)、(11.3%)、(9.4%)、(6.3%)、(5.3%)、(4.5%)、Pirellulaceae(3.8%)、Cytophaga(3.7%)、(3.0%).和能夠利用有機碳和氮生長繁殖[33],從而達到去除污染物的目的,是對照組和Fe(Ⅱ)-SBBR中相對豐度的5倍,這可能是Fe(0)-SBBR反應器較好出水效果的主要貢獻者.、、、、在其余3組樣品中都處于劣勢菌群,這些菌多數(shù)與有機物的降解和硝化反硝化過程有關,可見Fe(0)的存在對優(yōu)勢菌屬起到很好的篩選作用.

與對照組SBBR比較可知,在25個菌屬中, Fe(0)/ Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR分別有11、9、12個細菌受到促進相對豐度增加,分別占各細菌總數(shù)比例為53.7%、43.5%、55.1%,受到抑制相對豐度減少的菌分別有13、15、12個,分別占各細菌總數(shù)比例為21.7%、28.2%、21.2%.Fe(Ⅱ)-SBBR中個別細菌生長較快,但整體菌群結構與對照組SBBR差異較小,Fe(0)-SBBR中一些在對照組SBBR中處于相對劣勢的菌則受到更多促進生長.這表明,Fe(0)和Fe(Ⅲ)對微生物群落的改變大于Fe(Ⅱ),繼而強化實際腈綸廢水處理效果.

3 結論

3.1 Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR對COD、NH4+-N、TN的去除率分別在50%~60%、92%~97%、47%~56%之間;整個運行周期內(nèi)Fe(0)-SBBR處理效果最好,說明零價鐵體系對腈綸廢水具有更好的處理效果.

3.2 Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR優(yōu)勢菌,在門水平上相似,但在屬水平上差異顯著;Fe(0)-SBBR主要以Gemmata、Planctomyces、Aridibacter、Fluviicola等屬為主;Fe(Ⅱ)-SBBR主要以Thermomonas、Aridibacter、Bacillus、Paracoccus等屬為主; Fe(Ⅲ)-SBBR主要以Planctomyces、Bacillus、Nostocoida、Aridibacter等屬為主;其中,Aridibacter對腈綸廢水中聚合有機物可能有特殊降解能力.

3.3 Fe(0)-SBBR對對照組SBBR中處于相對劣勢的菌有很好的刺激生長作用;Fe(0)和Fe(Ⅲ)對微生物群落的改變大于Fe(Ⅱ).

[1] Nese T, Nuket S, Ismail T. Pollutants of textile industry wastewater and assessment of its discharge limits by water quality standards [J]. Turkish Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 2007,7:97-103.

[2] Wang S, Yu Z C, Ma D. Acrylic fiber wastewater treatment in a nested biofilm airlift suspension reactor [J]. International Journal of Applied Environmental Sciences, 2013,8(19):2379.

[3] Zhang C Y, Wang J L, Zhou H F, et al. Anodic treatment of acrylic fiber manufacturing wastewater with boron-doped diamond electrode: A statistical approach [J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 161(1/2):93-98.

[4] Li J, Luan Z K, Yu L, et al. Pretreatment of acrylic fiber manufacturing wastewater by the Fenton process [J]. Desalination, 2012,284:62-65.

[5] Kong Q, Ngo H H, Shu L, et al. Enhancement of aerobic granulation by zero-valent iron in sequencing batch airlift reactor [J].Journal of Hazardous Materials, 2014,279:511-517.

[6] 王亞娥,李 杰,翟思媛,等.Fe0對SBBR工藝處理腈綸廢水性能影響[J]. 化工學報, 2013,64(8):2996-3002.

[7] Zhen B, Qiao S, Zhou J, et al. Fast start-up of anammox process with appropriate ferrous iron concentration [J]. Bioresource Technology, 2014,170(5):506-512.

[8] Zhang J, Zhang Y, Quan X, et al. Effects of ferric iron on the anaerobic treatment and microbial biodiversity in a coupled microbial electrolysis cell(MEC): Anaerobic reactor [J]. Water Research, 2013, 47(15):5719-5728.

[9] 汪桂芝,戴友芝,龔 敏,等.不同價態(tài)鐵元素對厭氧微生物降解2,4,6-三氯酚的影響[J]. 微生物學通報, 2013,40(12):2196-2202.

[10] Philip A, Li J Z, Portia O B, et al. Dosing effect of zero valent iron (ZVI) on biomethanation and microbial community distribution as revealed by 16S rRNA highthroughput sequencing [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2017,123:191-199.

[11] Ru W, Cheng Y, Meng Z, et al. Chemoautotrophic denitrification based on ferrous iron oxidation: Reactor performance and sludge characteristics [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,313:693-701.

[12] 白廷洲.腈綸廢水生物強化處理研究[D]. 蘭州:蘭州交通大學, 2016.

[13] 方自磊.外加碳源及不同運行工藝對腈綸廢水處理研究[D]. 蘭州:蘭州交通大學, 2017.

[14] 李 杰,王亞娥.生物海綿鐵的制備及其在水處理中的應用:中國,ZL 2006 1 0104990.9 [P]. 2009-04-29.

[15] 豆寧龍.不同價態(tài)鐵對生化處理強化作用研究[D]. 蘭州:蘭州交通大學, 2014.

[16] 李 杰,張艷梅,王亞娥.零價鐵載體填料主料結合方式對生物強化效果的影響研究[J]. 水處理技術, 2015,41(3):41-44.

[17] 權海榮,王亞娥,趙 煒,等.海綿鐵加量對SBSI反應器處理性能的影響[J]. 環(huán)境科學與技術, 2017,44(4):148-151.

[18] 王秀蘅,任南琪,王愛杰,等.鐵錳離子對硝化反應的影響效應研究[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2003,35(1):122-125.

[19] Wu D L, Shen Y H, Ding A Q, et al. Effects of nanoscale zero-valent iron particles on biological nitrogen and phosphorus removal and microorganisms in activated sludge [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013,262:649-655.

[20] Hu M, Wang X H, Wen X H, et al. Microbial community structures in different wastewater treatment plants as revealed by 454- pyrosequencing analysis [J]. Bioresource Technology, 2012,117: 72-79.

[21] Ma Q, Qu Y, Shen W, et al. Bacterial community compositions of coking wastewater treatment plants in steel industry revealed by Illumina high-throughput sequencing [J]. Bioresource Technology, 2015,179:436-443.

[22] Wang X H, Wen X H, Yan H J, et al. Bacterial Community Dynamics in a Functionally Stable Pilot-scale Wastewater Treatment Plant [J]. Bioresource Technology, 2011,102(3):2352-2357.

[23] Wong M T, Mino T, Seviour R J, et al. In situidentification and characterization of the microbial community structure of full-scale enhanced biological phosphorous removal plants in Japan [J]. Water Research, 2005,39(13):2901-2914.

[24] Zhang T, Shao M F, Ye L. 454Pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14sewage treatment plants [J]. ISME Journal, 2012,6(6):1137-1147.

[25] 張 楠,初里冰,丁鵬元,等.A/O生物膜法強化處理石化廢水及生物膜種群結構研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(1):80-86.

[26] Wang Y, Zhu G B, Erwin van der Biezen, et al. Microbial Diversity of planctomycetes and related bacteria in wetlands with different anthropogenic disturbances [J]. Wet Land Science, 2013,11(2): 158-166.

[27] Thomas F, Hehemann J H, Rebuffet E, et al. Environmental and gut Bacteroidetes: the food connection [J]. Frontiers in Microbiology, 2011,2:1-16.

[28] Liu X T, Yin H, Tang S Y, et al. Effects of single and combined copper/perfluorooctane sulfonate on sequencing batch reactor process and microbial community in activated sludge [J]. Bioresource Technology, 2017,238:407-415.

[29] 范軍輝,郝瑞霞,Liu L,等.SCSC-S/Fe復合系統(tǒng)脫氮除磷途徑及微生物群落特性[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(4):1358-1365.

[30] Foesel B U, Overmann J, Huber K J, et al. Particulate organic matter (POM) degradation in acidobacteria is species-specific[R]. German: German Association for General and Applied Microbiology (VAAM), 2017.

[31] Eva M M, Simone G, Bernhard S, et al. Ecophysiology and the energetic benefit of mixotrophic Fe (Ⅱ)oxidation by various strains of nitrate-reducing bacteria [J]. FEMS Microbiol Ecol, 2009,70: 335–343.

[32] Michael W, Alexander L. Bacterial community composition and function in sewage treatment systems [J]. Current opinion in biotechnology, 2002,13(3):218-227.

[33] Liu J B, Zhang H B, Zhang P Y, et al. Two-stage anoxic/oxic combined membrane bioreactor system for landfill leachate treatment: Pollutant removal performances and microbial community [J]. Bioresource Technology, 2017,243:738-746.

Analysis of microbial community structure in acrylic fiber wastewater treated by different valence forms of iron.

XIE Hui-na, WANG Ya-e*, LI Jie, ZHAO Wei, JI Bin

(School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China)., 2018,38(9)：3406~3412

Different reactors (SBBR, Fe(0)-SBBR, Fe(Ⅱ)-SBBR, Fe(Ⅲ)-SBBR) were employed in this paper to investigate the treating processes of acrylic fiber wastewater by different valence forms of iron as well as the variation of microbial communities during these processes. The results showed that acrylic fiber wastewater was well treated by Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR, especially the removal rate of NH4+-N was above 90%. And, the Fe(0)-SBBR worked best throughout the entire operating cycle. Illumina MiSeq high throughput sequencing was also utilized to analyze the structure of microbial communities during the processes. It was found that the dominant bacteria were significantly different at the genus level between Fe(0)/Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)-SBBR systems.、、、were the dominant genera in Fe(0)-SBBR.、、、were the dominant genera in Fe(Ⅱ)-SBBR.、、、were the dominant genera in Fe(Ⅲ)-SBBR. Compared with control group SBBR, Fe (0)-SBBR could strongly stimulate the growth of bacteria which were at a relative disadvantage. Moreover, the change of microbial community by Fe (0) and Fe (Ⅲ) were greater than that by Fe (Ⅱ).

different valence forms of iron；illumina miseq high throughput sequencing；acrylic fiber wastewater；microbial community structure

X703

A

1000-6923(2018)09-3406-07

謝慧娜(1988-),女,河南漯河人,蘭州交通大學博士研究生,研究方向為水污染控制.發(fā)表論文3篇.

2018-01-28

國家自然科學基金資助項目(51468030)

* 責任作者, 教授, wye@mail.lzjtu.cn