膜生物反應器處理含環(huán)丙沙星合成廢水

　　環(huán)丙沙星(ciprofloxacin, CIP)作為第三代氟喹諾酮類(lèi)抗生素, 因具有廣譜抗菌活性而得到廣泛應用, 這也導致越來(lái)越多的CIP進(jìn)入環(huán)境之中.據報道, 近年來(lái)CIP在生活污水、制藥廢水、農業(yè)廢水和地表水中均被頻繁檢出.該物質(zhì)化學(xué)性質(zhì)穩定, 很難被微生物降解, 因此其抗菌生物活性在環(huán)境中殘留時(shí)間較長(cháng).有研究表明, CIP的大量使用甚至濫用致使致病菌長(cháng)期處于亞抑菌濃度中, 致病菌很容易突變產(chǎn)生耐藥性.因此, 近年來(lái)CIP等新型污染物引起的微污染問(wèn)題已引起了人們的廣泛關(guān)注.

　　CIP在環(huán)境中持續地遷移擴散, 當達到一定濃度后會(huì )對某些敏感微生物的生長(cháng)產(chǎn)生抑制, 甚至直接殺死它們, 從而改變土著(zhù)微生物區系和數量, 影響微生物群落結構分布.同時(shí), 環(huán)境中殘留的CIP等氟喹諾酮類(lèi)抗生素能促進(jìn)抗性基因(antibiotic resistant genes, ARGs)的產(chǎn)生.目前, 在河流、湖泊、土壤、底泥等不同介質(zhì)中就檢出了由于抗生素作用而產(chǎn)生的抗性基因和耐藥細菌.抗性基因的傳播和擴散可能會(huì )加快抗藥性菌群的大量繁殖, 且細菌抗藥性一旦生成就很難在短時(shí)間內消失， 對微生物群落結構形成了潛在的威脅.抗性基因作為一種新型污染物, 其危害比抗生素本身要大, 這給人類(lèi)的身體健康和生態(tài)環(huán)境安全帶來(lái)了不可預測的風(fēng)險.近年來(lái), 圍繞著(zhù)CIP對水或土壤中微生物群落的影響開(kāi)展了較多的研究, 但大多集中于CIP痕量水平(ng ·L-1或μg ·L-1級別), 關(guān)于高濃度CIP(mg ·L-1水平)對活性污泥中微生物群落結構、功能微生物數量及抗性基因豐度的影響還少有報道.

　　Xie等針對某抗生素生產(chǎn)廢水開(kāi)展研究, 發(fā)現廢水中CIP濃度很高, 達到5.06 mg ·L-1, 生化處理對CIP去除效果不佳, 處理出水中殘留濃度仍高達3.23 mg ·L-1; 且該系統對有機物和氨氮去除效果較差, 推測是廢水中的CIP對活性污泥中功能微生物造成了影響.此外, 本實(shí)驗室前期研究也發(fā)現CIP對膜生物反應器(membrane bioreactor, MBR)運行效能會(huì )產(chǎn)生負面影響.

　　本研究旨在通過(guò)MBR處理CIP模擬廢水實(shí)驗, 考察不同CIP投加濃度下MBR中微生物群落結構和功能微生物豐度的變化; 探討CIP-ARGs, 包括gyrA、gyrB、parC和parE在CIP選擇壓力下的變化情況, 以期為CIP生產(chǎn)廢水的無(wú)害化處理提供數據支撐.

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗用水

　　MBR進(jìn)水中含有200 mg ·L-1葡萄糖、256.67 mg ·L-1無(wú)水乙酸鈉、94.17 mg ·L-1硫酸銨和17.50 mg ·L-1磷酸二氫鉀(C :N :P=100 :5 :1), 其COD、氨氮和磷濃度分別約為400、20和4 mg ·L-1.整個(gè)實(shí)驗分為4個(gè)工況, 共運行132 d, 運行工況1(1~33 d)、2(34~66 d)、3(67~99 d)、4(100~132 d)條件下分別向上述MBR進(jìn)水中投加CIP濃度為0、5、10和15 mg ·L-1.所用CIP(上海阿拉丁生化科技股份有限公司)、葡萄糖、無(wú)水乙酸鈉、硫酸銨、磷酸二氫鉀等藥劑均為分析純.

　　1.2 實(shí)驗裝置與運行條件

　　MBR主要由有機玻璃容器(長(cháng)方體結構, 有效體積為12 L)、膜組件(日本三菱麗陽(yáng)株式會(huì )社的中空纖維膜, 膜平均孔徑為0.1 μm, 膜面積為0.09 m2)和曝氣裝置組成(圖 1).反應器中接種污泥取自某生活污水處理廠(chǎng)好氧膜池, 經(jīng)稀釋水洗和稀釋后, 調整反應器中初始MLSS為6.2 g ·L-1.整個(gè)MBR裝置和進(jìn)水桶采取遮光處理, 避免CIP發(fā)生光解.反應器連續進(jìn)水, 流速為25 mL ·min-1; 間歇抽吸出水, 每連續出水5 min后停止出水1 min, 以減緩膜污染, 出水流速為30 mL ·min-1.整個(gè)實(shí)驗中, 反應器水力停留時(shí)間(HRT)為8 h, 溶解氧為2~4 mg ·L-1, pH為7~8, 水溫為25~30℃, COD容積負荷約1.2 kg ·(m3 ·d)-1, 除工況1視情況周期性排泥外其余3個(gè)工況幾乎沒(méi)有排泥(檢測時(shí)所取混合液體積與整個(gè)MBR體積相比, 影響甚微, 可忽略此污泥損耗).

　　圖 1

圖 1 實(shí)驗裝置結構示意

　　每個(gè)工況下周期性取樣分析常規水質(zhì)指標和CIP的變化情況, 并取污泥樣品密封避光保存于-70℃超低溫冰箱內, 用于分析微生物群落及其抗性基因的變化.

　　1.3 分析項目與方法1.3.1 高通量測序

　　分別于第33 d(運行工況1末)、36 d和66 d(即工況2的第3 d和33 d)、69 d和99 d(即工況3的第3 d和33 d)、102 d和132 d(即工況4的第3 d和33 d)采取污泥樣品, 委托生工生物工程(上海)股份有限公司進(jìn)行高通量測序.

　　泥水混合物3 000 r ·min-1離心去上清液, 沉淀固體部分使用E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit試劑盒(OMEGA)進(jìn)行DNA提取, 之后用Qubit®2.0熒光計(Invitrogen)檢測DNA濃度, 用瓊脂糖凝膠(美國UVP)檢測DNA完整性, 用Qubit 2.0 DNA檢測試劑盒(Life)對基因組DNA精確定量.PCR擴增采用融合了MiSeq測序平臺的V3-V4通用引物341F(CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG(barcode) CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACT ACHVGGGTATCTCTA ATCC).

　　1.3.2 抗性基因檢測分析

　　采用PowerSoil® DNA Isolation Kit試劑盒(MO BIO)并結合液氮冷凍研磨法對樣品的基因組DNA進(jìn)行提取.PCR的擴增引物如表 1所示.PCR反應體系:DNA模板1 μL, 2×Taq酶12.5 μL, 上下游引物(10 μmol ·L-1)各0.5 μL, 10.5 μL ddH2O, 反應體系總體積為25 μL.PCR反應程序:94℃預熱5 min, 30個(gè)循環(huán):94℃變性30 s, 退火溫度(gyrA, gyrB:55℃; parC, parE:57℃; 16S rRNA:60℃)30 s, 72℃延伸30 s, 最后72℃停留7 min.再采用Universal DNA Purification Kit(TIANGEN)試劑盒對CIP-ARGs的PCR產(chǎn)物進(jìn)行純化回收, 并委托中國科學(xué)院南京土壤研究所對純化的PCR產(chǎn)物進(jìn)行定量分析.

　　表 1 引物信息 Table 1 Primer information

　　1.3.3 其它指標檢測

　　CIP濃度采用高效液相色譜儀HPLC(LC-2010A型, 日本島津)測定:色譜柱為ODS-2, 5 μm 4.6×250 mm(WondaCract, 日本島津); 檢測器為紫外可見(jiàn)吸收檢測器(UV-Vis), 波長(cháng)為277 nm; 流動(dòng)相為色譜純乙腈:水(含0.1%甲酸, 色譜純)=20 :80(體積比); 流速為0.7 mL ·min-1; 溫度為35℃; 進(jìn)樣體積為10 μL.COD、氨氮和MLSS分別采用重鉻酸鉀法、納氏試劑分光光度法和重量法[30]測定; TOC采用TOC-VCSN總有機碳分析儀(日本島津)測定.

　　2 結果與討論2.1 不同CIP投加濃度下MBR中微生物群落解析2.1.1 活性污泥的微生物群落結構

　　不同CIP投加濃度下MBR污泥中微生物群落在門(mén)、綱、目、科、屬等分類(lèi)水平上的平均種類(lèi)分布如圖 2所示.門(mén)、綱、目、科、屬等5個(gè)分類(lèi)水平微生物種類(lèi)數分布大體上都隨著(zhù)CIP投加濃度和運行時(shí)間的增加呈現減少的趨勢.

　　圖 2

圖 2 各分類(lèi)水平微生物群落的數量分布

　　在工況1下MBR運行穩定時(shí), 微生物群落分析中共檢出了17個(gè)門(mén)、34個(gè)綱、60個(gè)目、104個(gè)科和232個(gè)屬.

　　當運行至工況2, MBR進(jìn)水中CIP濃度為5 mg ·L-1時(shí), 微生物體系突然受到CIP的脅迫, 敏感微生物活性受到抑制而死亡, 使得微生物群落的門(mén)、綱和目種類(lèi)減少; 繼續運行至該階段末, MBR運行逐漸趨于穩定, 此時(shí)科和屬種類(lèi)數相較于0 mg ·L-1(33 d)時(shí)分別下降了21%和25%.

　　繼續增加MBR進(jìn)水中CIP濃度至10 mg ·L-1和15 mg ·L-1, 門(mén)和綱水平上微生物種類(lèi)數基本趨于穩定; 但目、科、屬水平上微生物種類(lèi)數卻有較大程度減少, 尤其是屬水平, 工況4末的屬水平種類(lèi)數相較于工況1末下降了53%.結果顯示, CIP的加入對微生物群落的門(mén)和綱數量影響不大, 但對目、科、屬數量影響較大; 表明了微生物分類(lèi)單位越小, CIP脅迫所引起的微生物種類(lèi)變化越明顯.

　　為了深入探究不同CIP濃度對微生物群落結構的影響, 接下來(lái)分別從門(mén)、科、屬水平上進(jìn)行群落結構分析.門(mén)水平上, MBR中微生物群落結構分布如圖 3所示.

　　圖 3

圖 3 門(mén)水平上微生物群落結構分布

　　MBR在工況1中運行穩定時(shí), 微生物群落共檢出17個(gè)門(mén), 優(yōu)勢菌群為變形菌門(mén)(Proteobacteria)、擬桿菌門(mén)(Bacteroidetes)、浮霉菌門(mén)(Planctomycetes)、酸桿菌門(mén)(Acidobacteria)和硝化螺旋菌門(mén)(Nitrospirae), 其中變形菌門(mén)所占豐度比例最大, 為52%.工況2, MBR進(jìn)水中開(kāi)始投加5 mg ·L-1的CIP, 上述優(yōu)勢菌群受到CIP的突然沖擊, 其相對豐度比例呈現出不同程度地降低; 厚壁菌門(mén)(Firmicutes)、放線(xiàn)菌門(mén)(Actinobacteria)、Candidatus Saccharibacteria和綠彎菌門(mén)(Chloroflexi)為該工況下新增的優(yōu)勢菌群.

　　隨著(zhù)運行時(shí)間的延長(cháng)和CIP投加濃度的繼續增加, 上述優(yōu)勢菌群的相對豐度比例呈現不同的變化趨勢:變形菌門(mén)和擬桿菌門(mén)的相對豐度比例呈先升高后降低再升高再降低的趨勢, 表明這兩種菌群對CIP濃度的增加比較敏感; 浮霉菌門(mén)、酸桿菌門(mén)和硝化螺旋菌門(mén)的相對豐度比例均呈先增后減的趨勢, 表明這3種菌群能適應一定濃度的CIP環(huán)境但在更高濃度的CIP環(huán)境中很難生存; 5 mg ·L-1(3 d)時(shí)新檢出的優(yōu)勢菌群均不能適應CIP的長(cháng)期脅迫而持續減少, 甚至消失.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　在高濃度CIP的長(cháng)期選擇性壓力下變形菌門(mén)和擬桿菌門(mén)成為MBR污泥中的主要菌群, 工況4末二者相對豐度比例分別為57.5%和12.7%, 表明MBR中大部分抗CIP的微生物是屬于這兩種優(yōu)勢菌群, 這與前人的研究一致.

　　科水平上, MBR中微生物群落結構分布如圖 4所示(僅顯示整個(gè)運行過(guò)程中平均相對豐度比例≥2.5%的菌科).

　　圖 4

圖 4 科水平上微生物群落結構分布

　　工況1條件下, MBR中檢出的優(yōu)勢菌科有紅環(huán)菌科(Rhodocyclaceae)、Kofleriaceae、生絲微菌科(Hyphomicrobiaceae)、Chitinophagaceae和浮霉菌科(Planctomycetaceae), 所占比例分別為15.45%、5.80%、5.67%、16.10%和10.13%;前3者均屬于變形菌門(mén), 后兩者分別隸屬于擬桿菌門(mén)和浮霉菌門(mén).工況2, 當MBR進(jìn)水中開(kāi)始投加CIP時(shí), 這些優(yōu)勢菌科活性和生長(cháng)受到CIP的抑制, 相對豐度比例均急劇降低; 而紅桿菌科(Rhodobacteraceae)、消化鏈球菌科(Peptostreptococcaceae)和葉桿菌科(Phyllobacteriaceae)比例增大, 成為優(yōu)勢菌科.

　　當MBR在5~15 mg ·L-1的CIP環(huán)境中運行期間, 微生物群落結構產(chǎn)生不同的變化.其中紅環(huán)菌科逐漸適應CIP環(huán)境, 相對豐度比例持續增加; Kofleriaceae、Chitinophagaceae和浮霉菌科的相對豐度比例呈現出先升高后降低再升高再降低的過(guò)程, 表現出波動(dòng)狀態(tài), 表明這3種菌科易受到CIP濃度增加的影響, 其中Chitinophagaceae的變化趨勢與擬桿菌門(mén)完全一致; 生絲微菌科、紅桿菌科、消化鏈球菌科和葉桿菌科相對豐度比例逐漸降低, 表明這4種菌科經(jīng)不住CIP的長(cháng)期脅迫.

　　面對高濃度CIP長(cháng)時(shí)間的選擇性壓力, 在工況4末期選擇出來(lái)的優(yōu)勢菌科為紅環(huán)菌科、Chitinophagaceae和叢毛單胞菌科(Comamonadaceae), 相對豐度比例分別為29.96%、5.44%和6.60%.

　　屬水平上, MBR中微生物群落結構分布如圖 5所示(僅顯示整個(gè)運行過(guò)程中平均相對豐度比例≥2.5%的菌屬).MBR進(jìn)水中未投加CIP時(shí), 污泥中的優(yōu)勢菌屬為Azospira、Kofleria、Ferruginibacter、動(dòng)膠菌屬(Zoogloea)和生絲微菌屬(Hyphomicrobium), 所占比例分別為13.07%、5.80%、10.41%、7.03%和4.48%.工況2, 當MBR進(jìn)水中開(kāi)始投加CIP時(shí), 上述優(yōu)勢菌屬相對豐度比例均急劇降低, 表明其活性和生長(cháng)受到了CIP的抑制; 此時(shí)優(yōu)勢菌屬為動(dòng)膠菌屬(隸屬于紅環(huán)菌科)、Tissierella(隸屬于消化鏈球菌科)、Acetoanaerobium和Roseicitreum.

　　圖 5

圖 5 屬水平上微生物群落結構分布

　　由圖 5可知, 繼續延長(cháng)CIP作用時(shí)間并增加CIP的投加濃度, 微生物群落結構分布產(chǎn)生顯著(zhù)性差異.其中Azospira、Kofleria、Tissierella、生絲微菌屬、Acetoanaerobium和Roseicitreum在CIP長(cháng)期脅迫下很難生存而失去優(yōu)勢; 而Methyloversatilis、Ferruginibacter、動(dòng)膠菌屬和叢毛單胞菌屬(Comamonas)在高濃度CIP的選擇性壓力下成為優(yōu)勢菌屬, 工況4末各相對豐度比例分別為21.70%、7.56%、5.24%和4.15%.

　　門(mén)、科、屬水平上的微生物群落結構分析表明, 在高濃度CIP的長(cháng)期脅迫和選擇性壓力下, 敏感性微生物活性受到抑制而難以生存; 而變形菌門(mén)中紅環(huán)菌科下的Methyloversatilis、Ferruginibacter和動(dòng)膠菌屬及叢毛單胞菌科下的叢毛單胞菌屬最終成為了MBR中的優(yōu)勢菌屬.

　　2.1.2 CIP投加濃度對MBR中微生物群落多樣性的影響

　　考察CIP投加濃度對MBR中微生物群落豐富度與多樣性的影響, 結果如表 2所示.Chao1和ACE指數用來(lái)估計微生物群落的豐富度, 而Simpson和Shannon指數代表群落多樣性.由表 2可知, 隨著(zhù)MBR進(jìn)水中CIP投加濃度的增加和反應時(shí)間的延長(cháng), Chao1指數呈下降趨勢, 從0 mg ·L-1(33 d)的1271.7降至15 mg ·L-1(33 d)的469.7, 下降率為63%;ACE指數在整個(gè)運行中比較波動(dòng), 但整體上呈下降趨勢; Simpson指數持續升高, 而Shannon指數持續降低.Chao1、ACE、Shannon指數的降低和Simpson指數的升高表明了MBR污泥中微生物群落受到了CIP的抑制導致部分微生物難以生存而死亡, 使得污泥中微生物群落豐富度和多樣性均呈下降趨勢, 這與圖 2顯示的結果一致.

　　表 2 CIP投加濃度對微生物群落Chao1、ACE、Simpson和Shannon指數的影響

　　2.1.3 CIP投加濃度對部分功能微生物群落的影響

　　考察CIP投加濃度對TOC、氨氮和CIP去除效果的影響(如圖 6), 淺析污染物去除率變化與微生物群落結構變化的關(guān)系.結合圖 5和圖 6可知, 隨著(zhù)CIP投加濃度從0 mg ·L-1增加到15 mg ·L-1, TOC平均去除率從97.56%下降至90.84%, 表明CIP對有機物去除有所影響但影響程度不大.眾所周知, 菌膠團是活性污泥和生物膜的重要組成部分, 是有機物降解去除的主力軍; 動(dòng)膠菌屬作為菌膠團的主要構成體, 在CIP長(cháng)期脅迫下, 其相對豐度比例趨于穩定, 或許TOC去除效果較穩定就與之相關(guān).

　　圖 6

圖 6 CIP投加濃度對污染物去除率的影響

　　圖 5顯示, 叢毛單胞菌屬也逐漸成為MBR中優(yōu)勢菌屬之一, 有研究報道該菌屬能利用CIP作為碳源[32]; 但在整個(gè)運行期間CIP去除率較低, 除了5 mg ·L-1(3 d)時(shí)主要靠污泥吸附去除59.03%的CIP外, 其余時(shí)段平均去除率僅為7.24%~24.90%, 表明大部分優(yōu)勢菌種雖可在CIP脅迫下生存和繁殖, 但對CIP利用率不高.

　　由圖 6和圖 7可知, 隨著(zhù)CIP投加濃度的增加和運行時(shí)間的延長(cháng), 亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)和硝化螺旋菌屬(Nitrospira)相對豐度呈先降低后升高再降低的趨勢; 產(chǎn)堿菌屬(Alcaligenes)和硝化桿菌屬(Nitrobacter)持續減少, 最后消失.這4種菌屬的減少或消失對MBR中氨氮的去除造成了負面影響, 平均去除率由0 mg ·L-1(33 d)的96.67%降低至15 mg ·L-1(33 d)的66.52%.雖然硝化微生物對低濃度CIP(μg ·L-1)可能具有一定的抵抗性和適應性, 但在高濃度CIP環(huán)境中硝化微生物卻很難成為優(yōu)勢菌群, 導致氨氮的去除效率降低.

　　圖 7

圖 7 CIP投加濃度對硝化菌屬的影響

　　2.2 CIP對抗性基因(CIP-ARGs)的影響

　　由圖 3~5可知, 在CIP投加濃度為5 mg ·L-1的階段, MBR中微生物在門(mén)、科和屬水平上的優(yōu)勢群落結構分布均存在顯著(zhù)性差異.因此選取該階段為研究對象, 考察CIP-ARGs平均相對豐度隨時(shí)間的變化情況, 判斷ARGs水平是否也存在類(lèi)似現象, 結果如表 3所示.本研究選取的抗性基因包括DNA促旋酶A亞單位(gyrA)與B亞單位(gyrB)和拓撲異構酶Ⅳ的C亞單位(parC)與E亞單位(parE).為了減少分析檢測過(guò)程中產(chǎn)生的誤差, 采用CIP-ARGs的相對豐度(目標基因拷貝數/ 16S rRNA拷貝數)進(jìn)行分析.表 3顯示, CIP的加入對MBR微生物產(chǎn)生了較為顯著(zhù)的影響, 其中內參基因16S rRNA的絕對豐度隨CIP暴露時(shí)間的增加總體上呈降低趨勢, 由3.45×107 copies ·g-1降至33 d的1.68×107 copies ·g-1; 4種CIP-ARGs在運行3 d時(shí), 相對豐度均呈現不同程度的降低, 以gyrA基因降低幅度最大, 原因可能是攜帶這4種抗性基因的部分菌種對高濃度CIP敏感而被殺死.之后隨著(zhù)運行時(shí)間的增加, 這4種CIP-ARGs的相對豐度呈波動(dòng)狀態(tài), 但相較于CIP投加初期均有所增加(parE基因除外), 原因可能在于細菌長(cháng)期暴露在CIP環(huán)境中, 其DNA旋轉酶和拓撲異構酶Ⅳ基因的抗性決定區發(fā)生基因突變導致細菌對CIP出現抗性作用, 抗藥性細菌可能會(huì )逐漸被選擇成為優(yōu)勢菌群, 這與微生物群落結構分布結果相一致.

　　表 3 CIP-ARGs在MBR運行中的波動(dòng)變化(CIP=5 mg ·L-1)

　　3 結論

　　(1) 通過(guò)考察不同CIP投加濃度下MBR污泥中微生物群落結構變化發(fā)現, 隨著(zhù)CIP投加濃度和運行時(shí)間的增加, 工況4末, 門(mén)水平上Proteobacteria和Bacteroidetes仍然為MBR中的優(yōu)勢菌群, 科水平上Rhodocyclaceae、Chitinophagaceae和Comamonadaceae被選擇成為優(yōu)勢菌科, 屬水平上Methyloversatilis、Ferruginibacter、Zoogloea和Comamonas被選擇成為優(yōu)勢菌屬.Chao1、ACE、Shannon指數降低和Simpson指數升高表明MBR中微生物豐富度和多樣性均降低.高濃度CIP對硝化微生物Nitrosomonas、Nitrospira、Alcaligenes和Nitrobacter的活性具有抑制作用, 導致氨氮去除效果下降.

　　(2) CIP-ARGs分析表明高濃度CIP的長(cháng)期脅迫使得MBR中的gyrA、gyrB和parC基因增加.

　　(3) 本研究?jì)H為CIP對MBR中微生物群落結構特征和抗性基因的影響提供數據支撐, 由于實(shí)驗規模較小, 未對如何提高耐藥菌與抗性基因的削減效果進(jìn)行探討, 今后有必要在這一方面, 優(yōu)化工藝參數與運行條件, 開(kāi)展放大規模的連續實(shí)驗, 從技術(shù)和經(jīng)濟上進(jìn)行綜合評估.(來(lái)源：科學(xué)學(xué)報 作者：戴琦)