, 张诗琦1, 胡青1, 蔡萍莉1, 刘迎九1, 王爱杰2,3
1. 南华大学污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室, 衡阳 421001;
2. 哈尔滨工业大学, 城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090;
3. 中国科学院生态环境研究中心, 中国科学院环境生物技术重点实验室, 北京 100085
收稿日期: 2019-06-26; 修回日期: 2019-08-18; 录用日期: 2019-08-18
基金项目: 湖南省自然科学基金青年基金(No.2019JJ50507);中科院环境生物技术重点实验室开放课题(No.kf2018001);南华大学留学归国人员科研启动经费(No.2018XQD25);湖南省研究生科研创新项目(No.CX2018B605)
作者简介: 曾涛涛(1985-), 男, E-mail:biowater@126.com
通讯作者（责任作者）: 王爱杰, E-mail:ajwang@rcees.ac.cn
摘要: 本研究将枯草芽孢杆菌接种于活性污泥中，系统考察了酸性含硒含镉废水的低温生物强化处理效果.研究发现，活性污泥联合枯草芽孢杆菌对硒、镉的去除效率（Se：94.9%，Cd：99.1%）高于单一枯草芽孢杆菌（B菌）、混合枯草芽孢杆菌及活性污泥.影响因素试验结果表明，在20℃、pH 4.0、甲醇为碳源时生物强化硒、镉去除效率较高.利用SBR反应器处理酸性（pH 4.0）含硒（3.7~10.0 mg·L-1）含镉（5.0~11.2 mg·L-1）废水，在低温（8.0~10.8℃）条件下运行80个周期，硒、镉和COD的平均去除率分别为97.4%、90.7%和95.0%.红外光谱分析表明，酰胺基、芳香族C—H伸缩健在硒、镉去除中起到主要作用.透射电镜与能谱分析证实了生物强化污泥对硒、镉去除之后形成纳米颗粒物.通过高通量测序分析微生物群落结构，发现生物强化污泥中富集了Pseudomonas（假单胞菌属）、Dechloromonas（脱氯单胞菌）等典型硒还原菌.
关键词:硒镉枯草芽孢杆菌低温生物强化
Bioaugmentation treatment of selenite and cadmium-containing acidic wastewater at low temperature
ZENG Taotao1,2,3
, ZHANG Shiqi1, HU Qing1, CAI Pingli1, LIU Yingjiu1, WANG Aijie2,3 1. Hunan Province Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse Technology, University of South China, Hengyang 421001;
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090;
3. Key Laboratory of Environmental Biotechnology, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085
Received 26 June 2019; received in revised from 18 August 2019; accepted 18 August 2019
Abstract: The present study investigated selenite and cadmium (Cd) removal efficiency from synthetic acid wastewater by using a sequencing batch reactor (SBR), which was inoculated with bioaugmentation sludge (active sludge associated with Bacillus subtilis). Pre-experiment results showed that better selenite and Cd removal efficiencies (94.9% and 99.1%) were obtained by bioaugmentation sludge than that of sole Bacillus subtilis, mixed Bacillus subtilis and activated sludge. An optimum selenite and Cd removal performance was available at 20℃, pH 4 and methanol as carbon source. The SBR was operated with wastewater containing selenite at 3.7~10.0 mg·L-1 and Cd at 5.0~11.2 mg·L-1 for four phases with total 80 cycles at low temperature (8.0~10.8℃). The average removal efficiencies of total selenium, Cd and chemical oxygen demand (COD) were 97.4%, 90.7% and 95.0%, respectively. Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR) results show amide group and aromatic C-H stretching played important roles in total selenium and Cd removal. Transmission electron microscope (TEM) and energy dispersive spectrometer (EDS) results confirmed biological nanoparticles formation after selenite and Cd removal by bioaugmentation. Microbial community analysis result indicates Proteobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes were the dominant phylum. While Pseudomonas and Dechloromonas were typical selenite reducing bacteria.
Keywords: selenitecadmiumBacillus subtilislow temperaturebioaugmentation
1 引言(Introduction)硒是人和动物生理必需的微量元素, 对人类健康有着极为重要的作用(徐巧林等, 2017), 但浓度稍微升高就会产生毒害作用(Lenz et al., 2009).随着工业发展, 人为产生的硒也相应增加, 含硒废水来源于采矿、金属冶炼、石油加工、烧煤火电厂及局部农业灌溉等(Tan et al., 2016), 通常含硒矿山废水具有较低pH, 多种重金属(镉、锌、铅等)共存的特点.在2015年《城镇污水处理厂污染物排放标准》(征求意见稿)中, 已经将总硒的排放限值由现行标准的0.1 mg·L-1调整为0.01 mg·L-1(环境保护部, 2015), 说明国家对含硒废水处理更为重视.
水体中硒污染主要以溶解性硒酸盐[Se(Ⅵ)]和亚硒酸盐[Se(Ⅳ)]两种形式存在(Nancharaiah et al., 2015).微生物可以将高价硒还原成难溶性的Se(0)或Se(-Ⅱ), 来降低硒污染风险.Mal等(2016)通过批量实验, 发现厌氧颗粒污泥对亚硒酸钠的去除效果良好, 在150 mg·L-1的Pb(Ⅱ)和400 mg·L-1的Zn(Ⅱ)存在情况下, 79 mg·L-1的亚硒酸钠去除率可达92%, 但150~400 mg·L-1的Cd(Ⅱ)对亚硒酸盐还原影响较大.Tan等(2018b)通过UASB反应器处理含硒(SeO42-)、硫酸根、镍废水, 人工添加乳酸作为碳源, 保持COD为2 g·L-1.结果显示pH由7降到5之后, 总硒去除率下降20%~30%, 反应器无法保持长期稳定运行, 平均总硒去除率只有43%±13%.因此对酸性含硒重金属废水处理有待深入研究.作者此前也曾发现, 厌氧颗粒污泥可在低温(17.5 ± 0.4)℃条件下, 有效处理pH为中性的含硒含镉废水, 对10 mg·L-1的硒平均去除率为95%, 对2 mg·L-1的镉平均去除率为85% (Zeng et al., 2019a).但目前尚缺少对酸性含硒含镉废水的低温生物处理报道.
此前, 彭祚全等(2012)从湖北省恩施硒矿床中分离出枯草芽胞杆菌, 能在含硒量为33 mg·mL-1的培养基中正常生长, 表现出良好的耐硒能力.Li等(2019)发现枯草芽胞杆菌对5 mg·L-1的镉表现出高去除能力.本文通过预试验, 发现枯草芽孢杆菌联合活性污泥对含硒含镉废水有较好的去除能力, 以此接种到SBR反应器, 进行酸性含硒含镉废水低温生物强化处理.通过透射电镜、红外光谱等技术分析生物强化污泥除硒、镉机理, 通过高通量测序解析微生物群落结构, 以期为酸性含硒含镉废水低温生物强化处理技术提供微生物基础.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 菌种及活性污泥来源此前已从江西省宜春市某富硒温泉中分离、纯化4株细菌, 16S rDNA鉴定表明这4株细菌均为枯草芽孢杆菌.活性污泥取自浙江省杭州市某污水处理厂.
2.2 含硒含镉废水的微生物强化处理实验设置4组实验, 分别以此前除硒效果最佳的枯草芽孢杆菌B菌、4种枯草芽孢杆菌等份混合、活性污泥、混合菌+活性污泥(体积比为1:1)作为微生物反应主体.先将这4组微生物在25 ℃、150 r·min-1恒温振荡器中培养1 d, 离心收集沉淀；然后按10%接种到含有250 mL培养基的锥形瓶中, 培养基配方(mg·L-1)：NH4Cl(300)、KH2PO4(250)、Na2PO4(250)、CaCl2·7H2O(15)、MgCl2(120)、KCl(250), 加入浓度为20 mg·L-1葡萄糖作为的碳源.通过亚硒酸钠(Na2SeO3)配置初始硒浓度为10 mg·L-1, 通过氯化镉(CdCl2·2H2O)配置初始镉浓度为5 mg·L-1.在25 ℃、150 r·min-1、初始pH 7条件下, 反应10 d, 每天取样测定其剩余硒、镉浓度, 每组试验设置3个平行, 比较硒、镉的去除效果.水样中总硒含量采用3, 3′-二氨基联苯胺分光光度法测定(环境保护部, 2016), 镉含量采用原子吸收分光光度法进行测定(北京市环境保护监测中心, 1987).
2.3 环境因素对含硒含镉废水生物强化处理的影响选取温度、pH、碳源作为环境因素, 考察其对含硒含镉废水生物强化处理的影响.每个影响因素试验均设置3组平行试验.
人工配置初始硒浓度10 mg·L-1、镉浓度5 mg·L-1的废水, 按10%体积比接种微生物到250 mL锥形瓶中, 设置温度20、25、30、37、45 ℃, 150 r·min-1振荡培养24 h, 测定硒、镉去除效果.类似地, 设置pH为4.0、5.0、6.0、7.0、8.0, 在25 ℃、150 r·min-1恒温振荡器中培养24 h, 测定硒、镉去除效果.碳源选择为甲醇、乙酸、乳酸和葡萄糖, 按2 g·L-1比例加入到培养基中, 置于25 ℃、150 r·min-1恒温振荡器中培养24 h.
2.4 利用SBR反应器处理酸性含硒含镉废水2.4.1 试验装置本试验采用SBR反应器结构如图 1所示, 有效体积为：1 L(直径：10.40 cm, 高：11.77 cm), 包括反应池、pH计、搅拌器和溶氧仪等部分.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 试验中SBR反应器示意图 (1.溶氧仪；2.pH计；3.搅拌桨) Fig. 1Schematic diagram of the SBR utilized in this study (1. Dissolved oxygen meter; 2. pH meter; 3. agitator) |
2.4.2 运行方式及运行条件配制模拟硒、镉废水, 培养基配方(mg·L-1)：NH4Cl(300)、KH2PO4(250)、Na2PO4(250)、CaCl2·7H2O(15)、MgCl2(120)、KCl(250), 加入浓度为25.3 mg·L-1甲醇作为碳源、硒初始浓度10 mg·L-1、镉初始浓度5 mg·L-1.按10%体积比接种生物强化污泥(混合菌+活性污泥)至SBR反应器, 运行24 h, 每小时取样, 测定硒、镉浓度, 通过预试验确定适宜的反应时间为3 h.
因此, SBR反应器一个周期设置为4 h, 包括进水5 min、反应3 h、沉淀45 min, 排水10 min；共连续运行4个阶段, 每个阶段20个周期, 各阶段运行工况如表 1所示.考察硒、镉、COD去除效果, COD采用重铬酸盐法测定(环境保护部, 2017).
表 1(Table 1)
| 表 1 SBR反应器不同阶段运行工况 Table 1 Different operating periods of the SBR | |||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 SBR反应器不同阶段运行工况 Table 1 Different operating periods of the SBR
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2.5 红外光谱(FTIR)分析功能基团通过傅里叶变换红外光谱仪(Thermo Nicolet Avatar 460), 分析生物强化污泥除硒除镉前、后的官能团变化特征(4000~300 cm-1)(Kamnev et al., 2017).样品预处理方法：将样品冷冻干燥后, 与适量KBr晶体混合, 完全研磨直至成粉末, 并压制在砂浆中.
2.6 微生物微观结构分析对除硒前、后的生物强化污泥进行透射电镜(TEM, JEM-3010)观察与能谱(EDS, 布鲁克xflash6130型)检测, 分析除硒镉前、后微生物微观形态结构及元素组成特征.样品处理方法为：将样品冷冻干燥至粉末状；取适量粉末状样品分散于酒精中, 采用超声波清洗仪(SB-5200B型)加速分散；取分散液并加在覆有Formver膜的铜网上约3 min, 从铜网边缘吸去多余的液体, 室温风干样品；滴加2%的磷钨酸(pH 7.2)负染5 min, 用滤纸吸去多余的染色液, 再室温风干(Wadgaonkar et al., 2018).
2.7 微生物群落结构组成分析通过OMEGA-soil DNA Kit试剂盒(OMEGA Bio-Tek, USA)提取微生物基因组DNA, 采用通用引物515F/806R扩增细菌16S rDNA的部分片段, 基于Illumina MiSeq PE平台(Illumina, USA)进行高通量测序.获得的序列通过质控后, 根据97%的相似水平, 划分操作分类单元(OTU).选用Silva数据库进行16S rRNA基因序列比对, 统计每个样本在门(Phylum)和属(Genus)水平的群落组成及丰度(曾涛涛等, 2018).
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 含硒含镉废水生物强化处理效果4组含硒含镉废水微生物处理实验结果如图 2所示, 其中硒浓度变化情况如图 2a所示.以混合菌+活性污泥作为反应主体时, 前4 d硒去除较为缓慢, 由初始浓度的10 mg·L-1下降到第4 d的7.5 mg·L-1, 去除率为25%.从第5 d开始, 去除速率加快, 反应6 d后, 去除效果在4组中达到最大(71.5%), 枯草芽孢杆菌B、混合枯草芽孢杆菌、活性污泥3组去除情况分别为58.2%、26.9%、51.2%.反应10 d后, 总硒去除率为94.9%, 其它3组去除情况分别为72.2%、43.1%、75.5%.
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 在常温(18~20 ℃)、pH 7条件下, 4组微生物反应主体对硒(a)、镉(b)去除情况 Fig. 2Total selenium (a) and cadmium (b) removal by four microorganisms during 10 days under ambient temperature (18~20 ℃) and initial pH 7 |
镉去除情况的实验结果如图 2b所示.当反应1 d后, 混合菌+活性污泥对镉去除率达93.5%, 枯草芽孢杆菌B、混合枯草芽孢杆菌、活性污泥3组去除率分别为80.3%、89.3%、85.8%.对比说明混合菌+活性污泥产生协同作用, 比单独两者去除率均要高.作者此前利用厌氧颗粒污泥处理同样浓度的硒、镉废水, 第7 d去除率才达到87.7% (Zeng et al., 2019b).因此, 通过枯草芽孢杆菌联合活性污泥的方式, 对镉有良好的去除能力.当反应10 d时, 混合菌+活性污泥对镉的去除率达99.1%, 其它3组情况分别为91.7%、97.6%、98.6%.根据硒、镉去除情况, 确定“混合菌+活性污泥”为后续含硒含镉废水处理的生物强化污泥.
3.2 环境因素对含硒含镉废水生物强化处理的影响环境因素对含硒含镉废水生物强化处理效果的影响如图 3所示.在25 ℃条件下、反应24 h, 初始pH分别为4、5、6、7、8的试验组, 生物强化对硒(10 mg·L-1)/镉(5 mg·L-1)去除率分别为92.3%/69.7%、87.1%/60.3%、98.1%/58.7%、94.7%/58.7%、95.67%/63.78%(图 3a).实验结果表明生物强化对酸性(pH=4)含硒废水有着较好的去除效果.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 环境因素对生物强化污泥去除废水中硒、镉的影响 (a.不同初始pH条件下, b.不同温度, c.不同碳源) Fig. 3Environmental factors on total selenium and cadmium removal by activated sludge with mixed bacteria (a. under different initial pH, b. under different initial temperature, c. with different carbon source) |
在pH 4条件下、初始温度为20、25、30、37、45 ℃时, 反应24 h后, 生物强化对硒的平均去除率分别为90.6%、97.0%、95.6%、94.7%、99.0%(图 3b), 说明随着温度升高, 总体上对硒去除率有所上升；镉的去除率分别为99.2%、60.2%、35.5%、61.4%、58.9%, 显示生物强化污泥在20 ℃对镉的去除最好.综合考虑硒、镉去除效果, 含硒含镉废水生物强化处理可在20 ℃进行.
碳源对含硒含镉废水生物强化处理的影响结果如图 3c所示.在20 ℃、pH 4时, 振荡培养24 h后, 当甲醇作为碳源时, 生物强化活性污泥对硒、镉去除率最高, 分别为91.29%、96.66%.因此, 与乙酸、乳酸、葡萄糖相比, 甲醇更适合作为含硒含镉废水生物强化处理的碳源.原因是甲醇容易被微生物利用, 是大多数污水处理的首选碳源.
3.3 SBR反应器的生物强化处理效果根据表 1所示的运行工况, SBR反应器在80个周期内对酸性含硒含镉废水处理结果如图 4所示.在阶段Ⅰ, 硒、镉、COD平均去除率分别为97.7%、90.9%、97.8%, 这个阶段平均温度为8.0 ℃；在阶段Ⅱ, 硒、镉、COD平均去除率分别为96.7%、80.3%、95.2%, 此阶段平均温度为9.3 ℃.与阶段Ⅰ相比, 阶段Ⅱ的硒、COD去除率变化不大, 均保持在较高的效果.镉的平均去除率从90.9%下降到80.3%, 推测原因是进水中镉的浓度从阶段Ⅰ的5.0 mg·L-1升高到6.9 mg·L-1, 造成镉去除率有所下降.但生物强化污泥对镉的去除能力并没有降低, 通过计算去除负荷, 发现阶段Ⅱ的平均去除负荷1.8 mg·L-1·h-1要高于阶段Ⅰ的平均去除负荷1.5 mg·L-1·h-1.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 低温条件下SBR反应器对酸性(pH=4)含硒含镉废水处理效果 (a.总硒去除率, b.镉去除率, c.COD去除率, d.温度变化情况) Fig. 4Treatment of selenite and cadmium containing synthetic acid wastewater (pH=4) by SBR under low temperature (a. total selenium removal efficiency, b. cadmium removal efficiency, c. COD removal efficiency, d. temperature) |
阶段Ⅲ, 硒、镉、COD去除效率分别为97.4%、95.0%、92.8%, 此时平均反应温度为9.3 ℃, 镉的去除效率得到提升.当SBR反应器运行到第Ⅳ阶段时, 即进水硒、镉浓度分别为7.9、11.2 mg·L-1时, 生物强化污泥对硒、镉去除率最高, 去除率分别为97.9%±1.1%、96.7%±1.9%, COD去除率为93.9%±2.6%.综合比较反应的4个阶段, 在第Ⅳ阶段, 硒、镉去除率最高, COD去除率也较稳定.说明经过80周期的驯化, 生物强化污泥在低温下能够对硒、镉有较好且稳定的去除效率.
此前作者利用厌氧颗粒污泥在中性pH下处理含硒含镉废水, 在温度为(17.5±0.4) ℃条件下, 对10 mg·L-1硒的平均去除率为95%, 对2 mg·L-1镉的平均去除率为85% (Zeng et al., 2019a).Tan等(2018b)利用UASB反应器处理含硒、镍废水, 进水pH由7降到5之后, 总硒去除率下降20%~30%, 平均总硒去除率只有43%±13%.而本研究平均温度为8.0~10.8 ℃, 进水pH为4.0, SBR反应器对硒、镉、COD的平均去除率分别达到97.4%、90.7%和95.0%.温度更低的条件下, 硒、镉去除效率更高, 说明采用的酸性含硒含镉废水低温生物强化处理技术效果更好.
3.4 生物强化去除硒和镉的机制分析利用红外光谱(FTIR)分析生物强化污泥的功能基团, 结果如图 5所示.除硒、镉前后微生物官能团峰位发生明显变化.未处理前微生物峰位有3418.5 cm-1(酰胺基；O—H, N—H)、2921.9 cm-1(C—H伸缩键, 脂族)、2821.0 cm-1(C—H伸缩键, 芳香族)、1659.3 cm-1(C=O羰基)、1541.8 cm-1(C=C碳碳双键)、1033.9 cm-1(C—N碳氮伸缩键)、467.5 cm-1(脂肪族结构), 除硒、镉后这些峰分别移动至3304.6、2926.0、2850.3、1655.3、1544.4、1033.5、467.5 cm-1.与其它官能团峰位变化幅度相比, 酰胺基峰位变化最显著, 移动约113.9 cm-1.另外, C—H伸缩健移动幅度也较大(29.3 cm-1).
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 除硒镉前后的生物强化污泥红外光谱结果比较 (图谱中各峰所代表的官能团如下(cm-1)：A/A′酰胺基(N—H, 3418.5/3304.6). B/B′ C—H伸缩键(2921.9/2926.0). C/C′ C—H伸缩键(2821.0/2850.3). D/D′羰基(C=O, 1659.3/1655.3). E/E′碳碳双键(C=C, 1541.8/1544.4). F/F′ C—N碳氮伸缩键(1033.9/1033.5). G/G′脂肪族结构(467.5/467.5)) Fig. 5Fourier transform infrared spectroscopy (FT-IR) spectra of active sludge with mixed bacteria before and after selenite and cadmium treatment (The probable groups represented by different peaks (cm-1): A/A′ amide bond (N—H, 3418.49/3304.62). B/B′ C—H bond (2921.86/2925.97). C/C′ C—H bond (2821.00/2850.27). D/D′ carbonyl (C=O, 1659.32/1655.30). E/E′ carbon-carbon double bond (C=C, 1541.81/1544.35). F/F′ C—N bond (1033.88/1033.50). G/G′ aliphatic structure (467.45/467.47)) |
Kora等(2017)研究了大肠杆菌合成硒纳米颗粒中的FTIR特征, 发现O—H基团特征峰明显.Raja1等(2016)研究了上流式生物反应器中海洋曲霉菌对硒的吸附与回收特征, 发现脂族与芳香族C—H伸缩健起到重要作用, 分别对应于FTIR中2925和2850 cm-1的峰位.因此, 推测本研究中FTIR峰位的变化主要是由于酰胺基(O—H, N—H)参与硒、镉的去除而引起峰位的变化, 芳香族C—H伸缩健也在硒、镉去除中起到重要作用.
酰胺基和C—H健均是细菌胞外多聚物(EPS)的重要基团, 此前有不少研究报道了EPS在含硒废水处理中的作用.Wadgaonkar等(2018)等通过透射电镜结合能谱分析, 发现处理含亚硒酸盐废水的UASB反应器中, 微生物EPS聚合物包含了Se(0).Nancharaiah等(2018)等研究了好氧颗粒污泥处理含亚硒酸盐废水, 发现高浓度EPS有利于捕获还原后的Se(0), 也有利用还原硒的稳定性, 减少硒再次返回水相中去.Mal等(2017)等发现颗粒污泥EPS对硒、镉均有较好的捕获作用.作者此前曾通过厌氧颗粒污泥进行含硒含镉废水处理, 发现厌氧颗粒污泥的EPS可以吸附1.57 μg Se/(mg C/EPS)及9.54 μg Cd/(mg C/EPS) (Zeng et al., 2019b).因此推测在本实验中, 生物强化污泥的EPS在硒、镉去除中也发挥重要作用.
利用透射电镜与能谱(TEM-EDS)分析除硒、镉前后活性污泥的微观结构变化(图 6), 发现废水处理前没有明显的颗粒状结构(图 6a, 6c), 而在除硒、镉后, 出现颗粒状物(图 6b, 6d).对应的能谱分析发现, 反应前污泥中不存在硒、镉两种元素(图 6e), 而反应后出现硒、镉元素(图 6f).
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 生物强化污泥除硒镉前、后的透射电镜及能谱检测结果(a, c为生物强化污泥除硒镉前的透射电镜图, b, d为生物强化污泥除硒镉后 (第Ⅳ阶段)的透射电镜图, a，b标尺分别为200、100 nm. c, d标尺均为50 nm. e、f为对应的能谱结果图) Fig. 6Transmission electron microscope (TEM) and Energy Dispersive Spectrometer (EDS) images of activated sludge with mixed bacteria before and after selenite and cadmium treatment (a, c represented the TEM results of activated sludge with mixed bacteria without selenite and cadmium treatment. b, d represented the TEM results of activated sludge with mixed bacteria upon selenite and cadmium treatment in period Ⅳ. The bars of a and b were 200 nm and 100 nm, respectively. The bars of both c and d were 50 nm. e and f were the responding EDS spectra) |
Ayano等(2014)研究发现假单胞菌可以将亚硒酸钠还原, 并与镉形成硒化镉纳米颗粒.透射电镜发现细胞内部及表面存在10~20 nm的颗粒, 细胞外聚集大的颗粒约100 nm, 推测是由小的纳米颗粒聚集形成的, 能谱分析证实了其中主要为硒、镉元素.Mal等(2017)通过厌氧颗粒污泥进行含硒含镉废水处理, TEM结果发现形成了球形纳米颗粒, 直径在10~40 nm之间.本研究中, 生物强化污泥对硒、镉去除之后, 同样存在纳米颗粒物, 直径小于50 nm, 结合EDS结果, 推测这些纳米颗粒为CdSe.
分析微生物群落结构组成发现, 生物强化污泥中微生物在门(phylum)水平各物种组成及丰度如图 7a所示, 对于所占比例小于1%的物种统一用“others”表示.未进行酸性硒、镉废水处理的活性污泥中, 丰度在前4位的细菌为Proteobacteria(36.1%)、Chloroflexi(24.1%)、Bacteroidetes(17.6%)和Actinobacteria(7.2%).在处理酸性硒、镉废水之后, 在SBR反应器Ⅰ~Ⅳ阶段, Proteobacteria菌所占比例升高至50.1%、57.8%、50.4%和57.0%；Chloroflexi比例下降明显, 4个反应阶段分别为5.5%、7.2%、1.8%和10.0%；Bacteroidetes所占比例在.Actinobacteria菌的比例出现波动.Nitrospirae和Firmicutes在原始污泥中所占比例很低, 分别为1.2%和0.8%.处理酸性硒、镉废水之后, 这两种菌的比例分别升高至2.6%~8.4%与3.7%~7.8%之间.Nancharaiah等(2018)通过SBR反应器, 发现好氧颗粒污泥处理对100 μmol·L-1的亚硒酸几乎完全去除, 高通量测序发现Protebacteria所占比例共计达到68.6%, 拟杆菌丰度为6.6%.Tan等(2018a)也发现Proteobacteria、Firmicutes、Bacteroidetes在含硒废水生物膜处理中占有绝对优势.因此, 在本实验SBR处理酸性硒、镉废水的生物强化污泥中, 推测Proteobacteria菌发挥主要作用, Bacteroidetes和Firmicutes也发挥重要作用.
图 7(Fig. 7)
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| 图 7 原始污泥及生物强化污泥在门(a)、属(b)水平上的微生物群落结构分析 Fig. 7Microbial community analysis of original sludge and bioaugmentation sludge at phylum (a) and genus (b) level |
微生物在属(genus)水平上各物种组成及丰度如图 7b所示, 对于所占比例小于1%的物种统一用“others”表示.与接种污泥相比, 进行酸性硒、镉废水处理后的生物强化污泥中, Pseudomonas(假单胞菌)、Dechloromonas(脱氯单胞菌)、Nitrospira等菌属所占比例增加显著.此前报道Pseudomona对硒、镉均有良好的耐受性, 能够去除79 mg·L-1的硒与112.4 mg·L-1的镉(Ayano et al., 2014).Dechloromonas是常见的硒还原菌, 此前也有Dechloromonas联合枯草芽孢杆菌(Bacillus sp.)进行含硒农业废水处理的报道(Zhang et al., 2007).Nitrospira为常见的硝化菌(史国帅等, 2019), 此类菌属丰度的增加, 可能与废水中有较高的氨浓度(300 mg·L-1)相关, 因为Nancharaiah等(2018)也在亚硒酸钠还原与氨氮废水处理中发现硝化菌属的存在.因此, 推测Pseudomonas、Dechloromonas等典型硒还原菌在生物强化污泥除硒除镉中承担了重要作用.而接种的枯草芽孢杆菌在SBR运行的4个阶段, 所占比例分别为1.3%、1.3%、1.7%和0.2%, 优势不是非常明显, 推测经过酸性硒、镉废水的驯化, 污泥中多种微生物均能发挥作用.
4 结论(Conclusions)1) 通过预实验确定“混合菌+活性污泥”做为含硒含镉废水处理的生物强化污泥；通过环境因素影响实验, 发现含硒含镉废水在常温(20 ℃)、酸性(pH 4.0)、甲醇为碳源的条件下可取得较好的去除效果.
2) 利用SBR反应器处理含硒含镉废水, 在运行的80个周期内, 平均温度在8.0~10.8 ℃之间, 硒、镉和COD的平均去除率分别达到97.4%、90.7%和95.0%, 说明低温下酸性含硒含镉废水生物强化处理取得较好的效果.
3) 红外光谱分析结果表明, 酰胺基、芳香族C—H伸缩健在硒、镉去除中起到主要作用；透射电镜与能谱分析结果证明了生物强化污泥对硒、镉去除之后形成纳米颗粒物；高通量测序结果表明, 门水平上Proteobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes为优势菌, 属水平出现Pseudomonas、Dechloromonas等典型硒还原菌.
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