郭雨婷,劉亞軍,鄧 覓,涂 勛,吳虎彬,李 昆,李榮富,吳永明,* (.南昌大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,鄱陽湖環(huán)境與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江西 南昌 33003；.江西省科學(xué)院微生物研究所,江西 南昌 330096)

氯化多氟醚磺酸鹽(F-53B)是一種人工多氟化物(PFASs),具有良好的表面活性、疏水疏油性和熱穩(wěn)定性,同時作為全氟辛烷磺酸(PFOS)的新型替代品被廣泛用于鍍鉻工業(yè)中[1].伴隨著PFOS 的逐漸淘汰,其在環(huán)境中的殘存量也逐年遞增[2-4],大量富含F(xiàn)-53B 的廢水會進(jìn)入污水處理系統(tǒng),其對污水厭氧處理系統(tǒng)影響待探索[5].

厭氧處理作為工業(yè)電鍍廢水常用的生物處理技術(shù)手段,主要是在缺氧環(huán)境下,利用專性和兼性厭氧菌群的代謝活動達(dá)到降解有機(jī)物的目的,有利于后續(xù)的脫氮除磷處理[6].研究發(fā)現(xiàn),F-53B 相較于其他PFASs,擁有更強(qiáng)的生物累積潛力和毒性.有研究發(fā)現(xiàn),在黑斑蛙中F-53B 的生物累積因子顯著高于PFOS[7].同樣斑馬魚的肝毒性實(shí)驗(yàn)也表明F-53B 的生物毒性要明顯高于PFOS[8].而微生物由于其個體微小、體表面積大,因此對環(huán)境變化更為敏感.在厭氧處理系統(tǒng)中,輕微的環(huán)境變化都可能會影響微生物驅(qū)動的降污能力[9-10].在厭氧污泥中,隨著PFOA濃度(3～60μg/g-TS)的不斷增加,與發(fā)酵和產(chǎn)甲烷相關(guān)的功能微生物類群會不斷下降,從而降低了厭氧污水處理系統(tǒng)的消化能力[11].此外,PFOS 暴露還會顯著降低厭氧氨氧化菌的相對豐度,而提高了反硝化細(xì)菌的相對豐度[12].當(dāng)污水中存在大量PFOS(100mg/L)時,還會顯著降低微生物的豐富度和多樣性,同時刺激微生物分泌更多的可溶性微生物代謝物和細(xì)胞外聚合物質(zhì),進(jìn)而顯著降低COD 和氨氮的去除率[13].F-53B 作為PFOS 替代品,具有類似的化學(xué)性質(zhì),然而,關(guān)于F-53B 與微生物的相關(guān)研究還較為少見.

本文主要探索在不同濃度F-53B 脅迫下,污水厭氧處理系統(tǒng)的水質(zhì)凈化效果和污泥性能的變化特征.同時分析厭氧處理系統(tǒng)中細(xì)菌的群落組成及其功能代謝特征,旨在進(jìn)一步揭示氟化物對微生物脅迫影響機(jī)制,為含氟污水的生物處理提供參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所用F-53B 購自上海邁坤化工有限公司.污泥取自南昌某污水處理廠厭氧池,進(jìn)行厭氧污泥的馴化.所用廢水為合成廢水,模擬電鍍行業(yè)廢水的生物處理系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)(COD 為200～450mg/L)[14].廢水總體初始COD、TN、TP 分別達(dá)到350,35和15mg/L,并調(diào)節(jié)pH 至7.0±0.2,廢水配置方案見表1[15-16].

表1 合成廢水Table 1 Synthetic wastewater

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

相關(guān)研究發(fā)現(xiàn),2013 年鍍鉻電鍍行業(yè)的廢水中F-53B 濃度為65～112μg/L,根據(jù)模型計(jì)算,2020 年鍍鉻廠周圍地區(qū)的F-53B 濃度將達(dá)到2.3mg/L[2,17].按照當(dāng)前工業(yè)廢水中F-53B 的濃度以及未來可能出現(xiàn)更高的濃度,本實(shí)驗(yàn)設(shè)置3 組處理:對照組(C),不作處理;低濃度組(L),F-53B 濃度為1mg/L;高濃度組(H),F-53B 濃度為10mg/L;每組處理設(shè)置3 個平行重復(fù).選擇500mL 發(fā)酵瓶(帶閥門開關(guān))進(jìn)行厭氧序批實(shí)驗(yàn),具體而言,在發(fā)酵瓶中加入100mL 厭氧污泥與300mL 合成廢水,控制初始混合液懸浮固體濃度(MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)分別約為10g/L和7g/L[18].采用磁力攪拌(轉(zhuǎn)速150rpm),為了更好地控制溫度條件,節(jié)約能耗,選擇在25℃下進(jìn)行孵育培養(yǎng).當(dāng)日產(chǎn)氣量不足累積產(chǎn)氣量1%視為實(shí)驗(yàn)結(jié)束[19],每隔7d 進(jìn)行一次換水過程,記為1 個階段,共進(jìn)行3 次換水過程,運(yùn)行21d.在每個階段結(jié)束前記錄產(chǎn)氣量并測定出水F-53B、COD、TN、TP、NH4+-N、PO43--P 的濃度,同時通過高通量測序?qū)Σ煌幚斫M污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析,在實(shí)驗(yàn)結(jié)束后測定污泥的MLSS、MLVSS.

1.3 水質(zhì)理化指標(biāo)測定

水體中F-53B 的含量用超高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(UPLC-MS/MS)測定.將采集的水樣以2000g的轉(zhuǎn)速離心5 分鐘,取上清液并用甲醇稀釋(混合后甲醇含量為40%),并通過0.22μm 濾膜過濾器,為了減少濾膜對F-53B 的吸附,丟棄最初的4mL 濾液,隨后取1mL 進(jìn)行分析[20],具體液相色譜、質(zhì)譜條件參數(shù)見參考文獻(xiàn)[21].

水體常規(guī)理化指標(biāo)均采用國標(biāo)法測定[22].COD采用快速消解分光光度法測定;TN 采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定;NH4+-N 采用納氏試劑分光光度法測定;TP 采用鉬酸銨分光光度法測定;PO43--P 采用磷鉬藍(lán)分光光度法測定;MLSS 和MLVSS 采用失重法測定.

1.4 DNA 提取及高通量測序分析

利用 DNA 提取試劑盒 Power Soil DNA Isolation kit(MOBIO Laboratories,inc.,Carlsbad,CA,USA)提取總DNA,利用1%凝膠電泳檢測DNA 完整性,并通過NanoDrop2000 檢測DNA 濃度和純度.基于Illumina Miseq PE300 測序平臺進(jìn)行高通量測序,針對細(xì)菌V3-V4 的可變區(qū)域,引物選擇338F(5′–ACTCCTA-CGGGAGGCAGCAG–3′) 和 806R(5′–GGACTACHVGGGTWTCTAAT–3′)[23].序列片段用Flash 軟件連接,重疊≥10bp,無堿基錯配,得到各樣本有效數(shù)據(jù)之后再進(jìn)行OTU 聚類分析和物種分類學(xué)分析,同時計(jì)算微生物群落Alpha 多樣性與Beta 多樣性等,獲得微生物群落的物種組成,分析微生物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境變量的關(guān)系.為了明確樣品中群落的功能作用,基于 16s rRNA 基因測序數(shù)據(jù),使用FAPROTAX 工具進(jìn)行預(yù)測[24].

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)處理分析采用Excel 2016、Origin2018 和R語言完成,所有的測量都是計(jì)算3 個重復(fù)的均值±標(biāo)準(zhǔn)差.采用單因素方差分析(ANOVA)評價結(jié)果的顯著性,以P<0.05 為差異有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義.基于Bray-Curtis 的主坐標(biāo)分析(Principal coordinate analysis,PCoA)分析樣品間細(xì)菌群落的差異.基于RDA/CCA分析環(huán)境因子、菌群、樣品三者之間的關(guān)系.

2 結(jié)果與分析

2.1 F-53B 的濃度變化及其對污水厭氧處理性能的影響

表2 結(jié)果顯示,隨著暴露時間的延長,低濃度組(L)和高濃度組(H)出水中F-53B 的濃度逐漸升高,均為Ⅰ階段<Ⅱ階段<Ⅲ階段.表明污水厭氧處理系統(tǒng)對水中F-53B 的去除能力有限,低濃度的去除效果優(yōu)于高濃度,但隨著暴露時間增長,去除率均呈下降趨勢.一般來說,厭氧處理對氟化物的去除主要靠污泥吸附,污泥中微生物產(chǎn)生的胞外聚合物(EPS)具有較強(qiáng)的吸附能力,同時污泥中帶電離子(如Ca2+和Mg2+)與F-53B 形成陽離子架橋作用,以及F-53B 磺酸基及較長的主鏈表現(xiàn)出的疏水作用更易被污泥吸附[25].F-53B 去除率下降可能是由于厭氧污泥表面的吸附位點(diǎn)有限,對F-53B 的吸附已接近飽和狀態(tài)[18].

表2 階段出水水質(zhì),累積產(chǎn)氣量及污泥濃度Table 2 Stage effluent quality, cumulative gas production, and sludge concentration

有機(jī)物降解率和系統(tǒng)產(chǎn)氣量是評估污水厭氧處理系統(tǒng)性能的重要指標(biāo).在本實(shí)驗(yàn)中,H 組的出水COD 濃度較對照組顯著增加(P<0.05),在第Ⅱ和Ⅲ階段均表現(xiàn)為:H 組[(132.93±69.92)mg/L,(53.18±11.29)mg/L]>C 組[(62.7±8.66)mg/L,(31.94±2.37) mg/L].實(shí)驗(yàn)表明,高濃度F-53B 會抑制厭氧處理系統(tǒng)的COD 去除效率,而低濃度F-53B 對COD 去除無影響.對于產(chǎn)氣量,在F-53B 暴露初期(Ⅰ階段)具有顯著的抑制作用.但隨著F-53B 暴露時間的延長,產(chǎn)氣量反而逐漸增大,這可能與活性污泥中微生物群落在長期暴露下的遺傳適應(yīng)和短期暴露下的生理適應(yīng)有關(guān)[26].此外,出水氮(TN、NH4+-N),磷(TP、PO43--P)含量均隨著F-53B 的濃度增大而升高.Ⅲ階段中H 組的氮(TN、NH4+-N),磷(TP、PO43--P)含量相較于C 組顯著增高(P<0.05),而L 組的氮磷含量與C 組差異不顯著.厭氧氨氧化菌、硝化及反硝化等功能菌在厭氧環(huán)境下能夠?qū)⒌镛D(zhuǎn)化為 N2和N2O[27],而PFASs 的脅迫會導(dǎo)致厭氧氨氧化菌中血紅素c 的含量與厭氧氨氧化菌CandidatusBrocadia相對豐度的下降[12],這可能是出水TN、NH4+-N 濃度均表現(xiàn)為H 組> L 組> C 組的原因.此外,研究發(fā)現(xiàn)PFOS 脅迫下微生物會分泌更多的EPS 來抵御外界惡劣環(huán)境[18],我們實(shí)驗(yàn)同樣發(fā)現(xiàn)低濃度F-53B不會對出水水質(zhì)產(chǎn)生顯著的惡化.以上結(jié)果表明F-53B 在厭氧污泥系統(tǒng)中不斷富集,可能會抑制微生物的代謝活動,進(jìn)而導(dǎo)致出水水質(zhì)下降,電鍍廢水處理時應(yīng)先降低F-53B 濃度從而有利于后續(xù)的生物處理.

污泥絮體的結(jié)構(gòu)和細(xì)胞表面完整性已被證明會影響污水厭氧處理系統(tǒng)的污泥性能[28].F-53B 暴露實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),對于混合液懸浮固體濃度,表現(xiàn)為C 組[(8.31±0.96)g/L]>L 組[(9.36±1.35)g/L]>H 組[(12.35±0.50) g/L];而對于混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度,H 組[(7.64 ± 0.05)g/L]>L 組[(6.65 ±0.82)g/L]>C 組[(6.61±0.10)g/L],但差異性不顯著(P>0.05).同時隨著F-53B 濃度的增加,相對生物量(混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度/混合液懸浮固體濃度)逐漸下降,其中L、H 組相對生物量分別為71.43%±6.87%、61.92%±2.58%,均低于C 組80.16%±8.19%,說明F-53B 的加入會導(dǎo)致污泥性能的惡化.有研究發(fā)現(xiàn)PFOS會使相對生物量顯著下降,該結(jié)果與本實(shí)驗(yàn)相同,這可能是由于F-53B 抑制污泥中微生物生長并造成膜損傷[18].

2.2 F-53B 對細(xì)菌群落的影響

對污水厭氧處理3 個階段結(jié)束后的污泥進(jìn)行擴(kuò)增子測序分析,經(jīng)質(zhì)量控制和聚類(97%相似性)分析,共得到8568 個最小分類單元(OTU),注釋獲得54 個門、159 個綱、358 個目、587 個科和1114 個屬.由圖2 可見,本實(shí)驗(yàn)中厭氧處理各階段結(jié)束時所取的樣品覆蓋度均為0.98～0.99,表明樣品文庫覆蓋率高,測序結(jié)果能夠很好地表征細(xì)菌群落的變化特征[29].Chao1,ACE 指數(shù)能夠很好的表征微生物群落的豐富度,香農(nóng)和辛普森指數(shù)主要表達(dá)群落的多樣性,香農(nóng)指數(shù)值越大,說明群落多樣性越高,而辛普森指數(shù)則相反[30].研究發(fā)現(xiàn),短期內(nèi)(Ⅰ,Ⅱ階段)隨F-53B 暴露濃度的增大, Chao1,ACE 指數(shù)均呈下降趨勢,但對于香農(nóng)和辛普森指數(shù),3 個不同處理組沒有顯著性的差異.而長期暴露(Ⅲ階段)下,H 組較其他兩組處理表現(xiàn)出了更低的Chao1,ACE,香農(nóng)指數(shù)和更高的辛普森指數(shù).此外發(fā)現(xiàn),3 個階段內(nèi)H 組的PD 指數(shù)均顯著下降(P<0.05),表示譜系多樣性的下降,遺傳進(jìn)化距離變大.以上結(jié)果表明,在F-53B 的脅迫下,部分厭氧細(xì)菌類群的生長代謝會受到抑制,且濃度越高脅迫性越強(qiáng).以往的研究報(bào)道,PFASs 會抑制土壤、沉積物和水生生態(tài)系統(tǒng)等環(huán)境介質(zhì)的微生物多樣性[31-33],本實(shí)驗(yàn)F-53B 對污泥中微生物多樣性具有同樣的抑制作用.這可能因?yàn)镻FASs 導(dǎo)致部分細(xì)菌的細(xì)胞膜通透性增加,誘導(dǎo)氧化應(yīng)激甚至DNA損傷,從而對細(xì)菌的活性產(chǎn)生負(fù)面影響[34].

圖1 微生物群落Alpha 多樣性Fig.1 Alpha diversity of microbial community

基于OTU 對細(xì)菌群落進(jìn)行PCoA 分析發(fā)現(xiàn)[圖3(a)],隨暴露時間增長,低濃度組和對照組逐漸聚為一簇,而高濃度組單獨(dú)聚為一簇.表明,在高濃度F-53B 的脅迫下,細(xì)菌群落組成會發(fā)生顯著地分異變化.同時維恩圖結(jié)果發(fā)現(xiàn)[圖3(b)],3 個處理組共有OTU 為1508,1410 和1699 個,僅占總OTU 的30.64%,26.23%和35.87%.隨暴露時間增長,對照組特有OTU 占比逐漸下降,而高濃度組特有OTU 占比由開始5.28%,2.95 %增大到Ⅲ階段中的15.46%.表明在F-53B 脅迫下,微生物群落組成發(fā)生了明顯的變化.

圖3 不同階段微生物菌群功能預(yù)測Fig.3 Functional prediction of microbial communities at different stages

進(jìn)一步對優(yōu)勢細(xì)菌門(>1%)的分析發(fā)現(xiàn),厚壁菌門(Firmicutes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)和放線菌門(Actinobacteriota)最為豐富(相對豐度>10%),其次是擬桿菌門(Bacteroidota)、酸桿菌門 (Acidobacteriota)、髕骨細(xì)菌門(Patescibacteria)、Caldisericota、硝化螺旋菌門(Nitrospirota)和脫硫桿菌門(Desulfobacterota).相較而言,F-53B 長期暴露(Ⅲ階段)下,L,H 組富集了更多的厚壁菌門(19.27%,28.37%),和更低的變形菌門(17.39%,12.52%).大量的研究發(fā)現(xiàn),在PFOA和PFOS的脅迫下,厚壁菌門的相對豐度會顯著增加[16,35],本實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)一步說明了厚壁菌門能夠很好地適應(yīng)高濃度氟化物的環(huán)境,包括F-53B.污水厭氧處理系統(tǒng)中,變形菌門在有機(jī)物降解和反硝化過程中扮演著重要角色[36],而F-53B 對變形菌生長的抑制,可能會導(dǎo)致出水水質(zhì)惡化.此外,H 組在三個階段內(nèi)的擬桿菌門和硝化螺旋菌門相對豐度均低于C 組,這表明高濃度F-53B 還可能會抑制厭氧處理系統(tǒng)內(nèi)的產(chǎn)酸和氮轉(zhuǎn)化過程[37-38].

基于屬水平的分析發(fā)現(xiàn),高濃度F-53B 會提高Trichococcus的相對豐度,3 個階段均表現(xiàn)為:H 組(11.22%,13.60%,13.53%)>C 組(9.81%,11.86%,7.02%).據(jù)研究Trichococcus菌屬于引起污泥膨脹的絲狀菌[39],而污泥膨脹會導(dǎo)致污水處理效率下降,出水水質(zhì)惡化,這在一定程度上解釋了H 組出水水質(zhì)較差的原因.此外,F-53B 會抑制進(jìn)行反硝化的norank_f__norank_o__Saccharimonadales菌豐度,并且短期內(nèi)使水解菌norank_f__norank_o__C10-SB1A豐度下降,影響厭氧處理過程中有機(jī)物與氮的降解轉(zhuǎn)化[40-42].以上結(jié)果表明,F-53B 會選擇性抑制污水厭氧處理系統(tǒng)中一些負(fù)責(zé)污染物降解轉(zhuǎn)化的微生物類群的生長.

2.3 微生物群落功能預(yù)測分析

為進(jìn)一步獲取微生物群落在不同F(xiàn)-53B 濃度暴露下的功能變化,采用FAPROTAX 對菌群進(jìn)行預(yù)測分析(圖4).結(jié)果表明,與化能異養(yǎng)、發(fā)酵和好氧化能異養(yǎng)相關(guān)基因信息占比最高,分別為30.72%～34.97%、19.70%～25.95%和11.69%～14.02%,三者總占比均超過60%.相較而言, H 組在Ⅱ,Ⅲ階段中表現(xiàn)出更高的化能異養(yǎng)和發(fā)酵能力,這可能是H 組在長期F-53B 暴露下厭氧處理產(chǎn)氣量反而增大的原因.同時,H 組還會影響氮(N)代謝潛力,如亞硝酸鹽脫氮、N2O 反硝化、反硝化作用、硝酸鹽脫氮能力均下降;而硝酸鹽還原、氮呼吸和硝酸鹽呼吸能力有所上升.此外發(fā)現(xiàn),Ⅲ階段中H 組關(guān)于動物、人類疾病和光利用的微生物功能基因類群也表現(xiàn)出極低的豐度,包括動物寄生蟲或共生體、人類病原體、人類病原體肺炎以及光生作用和光異養(yǎng).

圖4 階段出水水質(zhì)和微生物種群(優(yōu)勢門)的關(guān)系Fig.4 The relationship between effluent quality and microbial population (dominant phylum) in stages

2.4 功能菌群與環(huán)境因子的影響分析

為了更好地揭示F-53B 脅迫下水體環(huán)境與厭氧微生物之間的關(guān)系,對出水水質(zhì)和微生物種群(優(yōu)勢門)進(jìn)行冗余分析(RDA)(圖4).前2 軸解釋率分別為47.57%和13.18%.總體來看,厚壁菌門、變形菌門、綠彎菌門與相應(yīng)的水質(zhì)指標(biāo)有很強(qiáng)的耦合關(guān)系,其中厚壁菌門主要受F-53B 的正向影響,同時與TN 和NH4+-N 呈正相關(guān);變形菌門主要與COD、TP 和PO43--P 呈正相關(guān);綠彎菌門則顯示與pH 呈正相關(guān).與F-53B 呈正相關(guān)的菌群主要有厚壁菌門和放線菌門,大部分菌群受到負(fù)面影響,包括變形菌門、髕骨細(xì)菌門、硝化螺旋菌門、擬桿菌門和酸桿菌門.不同微生物對F-53B 的耐受力不同,隨著污泥中吸附的F-53B 增多,F-53B 耐受菌相對豐度逐漸增加,而F-53B 敏感菌的生長則受到抑制.厚壁菌門廣泛存在于環(huán)境中,具有降解多種有機(jī)污染物的能力[43],根據(jù)RDA 分析說明厚壁菌門對F-53B 有一定的承受力.研究發(fā)現(xiàn),土壤環(huán)境PFASs(>1mg/kg)和淡水環(huán)境PFASs(10mg/L)均會抑制變形菌的生長[44-45],本實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步證明在其他環(huán)境中變形菌也會受到氟化物的負(fù)面影響,對F-53B 污染具有指示作用.

3 結(jié)論

3.1 污水厭氧處理系統(tǒng)對F-53B 的去除能力有限.高濃度(10mg/L)F-53B 會導(dǎo)致出水水質(zhì)惡化,包括COD、氮(TN、NH4+-N)、磷(TP、PO43--P)顯著升高,同時還會導(dǎo)致污泥相對生物量(MLVSS/MLSS)下降,對污水厭氧處理系統(tǒng)具有較大的沖擊性.隨工業(yè)發(fā)展F-53B 產(chǎn)量和釋放量的逐漸增大,電鍍廠附近可能會富集高濃度的F-53B,建議處理電鍍廢水應(yīng)預(yù)先去除或降低F-53B 的濃度以減輕其對后續(xù)生物處理的影響.

3.2 高濃度F-53B 脅迫下顯著降低了細(xì)菌的多樣性(ACE、Chao1 和PD 指數(shù));此外,F-53B 還會抑制特定微生物類群的生長,包括變形菌門、擬桿菌門、硝化螺旋菌門,而厚壁菌門的相對豐度則隨著F-53B 濃度的增加而升高.進(jìn)而導(dǎo)致細(xì)菌群落表現(xiàn)出更低的氮(N)代謝潛力,包括亞硝酸鹽脫氮、N2O反硝化、反硝化作用和硝酸鹽脫氮.

3.3 RDA 分析顯示,F-53B 是影響微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的重要環(huán)境因子,其中厚壁菌門受F-53B 的正向影響,同時與TN 和NH4+-N 呈正相關(guān);而變形菌門受F-53B 負(fù)向影響,與COD、TP 和PO43--P 呈正相關(guān).我們的研究初步證實(shí)了F-53B 能夠通過改變微生物的種群組成來降低污水厭氧處理系統(tǒng)的去污能力.