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悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用

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郝志鹏, 张会宁, 彭维, 葛向阳, 梁运祥, 靳慧霞, 陈正军. 悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
引用本文: 郝志鹏, 张会宁, 彭维, 葛向阳, 梁运祥, 靳慧霞, 陈正军. 悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
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HAO Zhipeng, ZHANG Huining, PENG Wei, GE Xiangyang, LIANG Yunxiang, JIN Huixia, CHEN Zhengjun. Stabilizing effect of seasonal alternation of bacterial communities on the effluent qualities in moving bed biofilm reactor[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
Citation: HAO Zhipeng, ZHANG Huining, PENG Wei, GE Xiangyang, LIANG Yunxiang, JIN Huixia, CHEN Zhengjun. Stabilizing effect of seasonal alternation of bacterial communities on the effluent qualities in moving bed biofilm reactor[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
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悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用

  • 1.

    华中农业大学生命科学技术学院，农业微生物学国家重点实验室，武汉 430070

  • 2.

    浙江大学宁波理工学院，宁波 315000

    • 作者简介: 郝志鹏(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：低浓度污水处理技术。E-mail：229266017@qq.com
    通讯作者: 陈正军(1976—)，男，博士，副教授。研究方向：微生物修复技术。E-mail：chenzhengjun@163.com
  • 基金项目:
    浙江省自然科学基金资助项目(2017C510006)

  • 中图分类号: X703

Stabilizing effect of seasonal alternation of bacterial communities on the effluent qualities in moving bed biofilm reactor

  • 1.

    State Key Laboratory of Agricultural Microbiology, College of Life Science and Technology, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China

  • 2.

    Ningbo Institute of Technology, Zhejiang University, Ningbo 315000, China

    • Corresponding author: CHEN Zhengjun, chenzhengjun@163.com

摘要

  • 摘要: 针对生物实验室污水处理难度高及其秋冬季节达标率低的问题，采用改进工艺的悬浮填料生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)进行连续处理，观察秋冬季节MBBR水质处理效果，利用高通量测序技术研究环境因子水温(Tw)、溶解氧(DO)、pH对生物膜细菌群落更替的影响以及主要微生物种群变化。结果表明，Tw由26 ℃下降到10 ℃期间，反应器COD、NH+4-N去除率仍然分别保持在75%、80%左右，MBBR出水稳定在一级A标准。变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和浮霉菌门(Planctomycetes)是生物膜主要优势菌门，Tw的下降引起拟杆菌门的相对丰度显著升高。假单胞菌属(Pseudomonas)和黄杆菌属(Flavobacterium)在低Tw下成为优势菌属，动胶菌属(Zoogloea)相对丰度保持稳定。通过冗余分析(RDA)发现，DO与短波单胞菌属(Brevundimonas)、pH与脱氯单胞菌(Dechloromonas)、固氮弧菌属(Azoarcus)具有显著正相关性，Tw与假单胞菌属、黄杆菌属具有显著负相关性。MBBR结果揭示，细菌群落动态更替是MBBR出水水质仍然保持稳定的重要原因。
    Abstract: Biological laboratory wastewater is complicate and the effluent quality of its common treatment process is fluctuant during autumn and winter. An innovated moving bed biofilm reactor (MBBR) was used to continuously treat this wastewater, and its treatment effects were detected in autumn and winter. High-throughput sequencing technology was used to explore the effects of environmental factors, such as water temperature (Tw), dissolved oxygen (DO), and pH, on alternation of bacterial communities, as well as the change of dominant genus. Results showed that when the system temperature drops from 26 ℃ to 10 ℃, the removal rates of COD and NH+4-N were above 75% and 80%, respectively, and the effluent quality of MBBR met the first-level A standard. Proteobacteria, Bacteroidetes and Planctomycetes were the main dominant bacteria of biofilm, the relative abundance of Bacteroidetes increased significantly with the decline of temperature. Similarly, Pseudomonas and Flavobacterium finally became the dominant genus at low temperature, while the proportion of Zoogloea remained stable accordingly. Furthermore, Redundancy analysis (RDA) showed that DO was significantly positively correlated with Brevundimonas, pH was significantly positively correlated with Dechloromonas or Azoarcus, while Tw was negatively correlated with Pseudomonas or Flavobacterium. These results revealed that the dynamic alternation of bacterial community might be the key reasons for keeping stable effluent of MBBR.

  • 挥发性有机物(VOCs)是一种有害气体污染物，是雾霾和臭氧污染的前驱物，会对环境和人群健康造成危害。因此，VOCs的控制技术已成为近年来的研究热点[1-2]。近年来，光催化氧化技术因其成本低、无二次污染等优点，得到了广泛的关注。催化剂是光催化技术的核心技术，由于TiO2具有成本低、安全、活性高、稳定性好等优点，目前已成为应用最广泛一种光催化剂[3-4]。然而，它也存在着一些缺点，如易失活、可见光利用率低等。因此，对光催化剂的改性研究成为了热点，目前主要的改性方法主要包括金属离子掺杂、非金属离子掺杂、贵金属表面沉积、表面光敏化和半导体复合材料等[5]。

    有研究表明，复合半导体改性方法能有效提高TiO2的光催化活性，特别是ZnO和MnO2[6-8]。SIWINSKA等[9]采用溶胶-凝胶法研究了一系列不同摩尔比的二氧化钛-氧化锌体系。结果表明，与原来的TiO2相比，二氧化钛-氧化锌对3种有机染料具有更高的光催化活性。MA等[10]采用阳极氧化和电沉积方法合成了二氧化锰/二氧化钛纳米管阵列(MnO2/TiO2-NTAS)光电阴极，具有良好的稳定性和可重复利用性，在废水处理中具有很大的应用潜力。

    Zn-MnO2干电池具有成本低、容量大等优点，是目前应用最广泛的消费型电池之一。全球锌锰电池的年消耗量约为6×107 t，且仍在增长[11]。废旧锌锰电池含有大量的锰和锌以及其他重金属元素，大量废弃的锌锰电池处理不当会造成土壤、水和大气污染[12-13]。因此，开发出一种经济可行的回收方法非常重要，将废旧电池回收制备功能材料已经逐渐成为研究热点[14-19]。GALLEGOS等[20]使用生物湿法冶金工艺从废电池中回收锌和锰，以制备去除VOCs的催化剂。ZHANG等[21]采用还原酸浸法从废旧锌锰电池中成功合成二氧化锰，并用其负载Cu作为一氧化碳氧化催化剂。将废旧锌锰电池制备成催化剂来处理环境问题是一种具有前景的技术。但截至目前，现有的回收方法过于复杂，成本过高，大部分都只针对废旧电池中的特定金属进行回收，并且回收过程中还存在二次污染问题，因而不利于在实际工程中推广应用。

    废旧锌锰电池中含有大量的锰和锌，利用废旧锌锰电池来提高TiO2的光催化性能是一种较为可行的方法。因此，本研究以废旧锌锰电池和二氧化钛为原料，采用球磨法制备复合改性光催化剂，以实现废旧电池中的相关物质全部回收利用。

    1.   材料与方法

    1.1   实验原料

    废旧锌锰电池均来源于生活中收集的5号废旧南孚电池，TiO2为重庆新华化工有限公司生产的TiO2-C801，无水乙醇(CH3CH2OH)为分析纯。

    1.2   实验装置

    如图1所示，反应器由一个内径为8 mm的石英管制成，催化剂固定在反应器的中心，以4个254 nm的环形紫外灯环绕在反应器外部作为光源。将甲苯混合气体通入反应器，与催化剂接触发生光催化反应。采用气相色谱测定甲苯污染物浓度。

    图 1  光催化净化甲苯装置图
    Figure 1.  Device diagram of photocatalytic purification of toluene
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    1.3   实验方法

    1)废旧锌锰电池芯粉的制备。将电池金属外壳机械移除，并收集内部残留物。内部残留物用去离子水反复洗涤，然后于105 ℃干燥并研磨成粉末。制备的废电池芯粉命名为WBP。

    2)废旧锌锰电池复合光催化剂的制备。将TiO2和WBP按不同质量比倒入玛瑙研钵中。将一定量的无水乙醇溶液倒入玛瑙砂钵中，用球磨机以500 r·min−1的速度球磨6 h。将混合后的糊状催化剂放入烘箱中，在80 ℃下至完全干燥。然后，将干燥后的催化剂研磨成均匀的粉末，在500 ℃煅烧4 h，制备出废旧锌锰电池芯粉-TiO2催化剂，命名为WBC。根据TiO2与WBP的质量比分别为1∶1、2∶1、3∶1和4∶1，将光催化剂分别命名为WBC1、WBC2、WBC3和WBC4。

    1.4   分析方法

    1)催化剂表征。采用XRF表征测定样品各元素的含量；采用TG热重法测定催化剂在升温加热过程中的质量变化；采用比表面积分析仪测定样品的比表面积和孔径分布；采用扫描电子显微镜(SEM)观察样品的形貌；采用X射线衍射(XRD)分析样品的元素和晶体结构；采用X射线光电子能谱(XPS)测定样品的表面元素和价态；采用EIS和PL表征催化剂的光电性能。

    2)光催化降解甲苯实验。首先，将1.5 mL样品置于固定床连续流动反应器中；然后，将初始浓度为62.5 mg·m−3的甲苯以30 mL·min−1的流速引入气体混合室，氮气通过洗气瓶后进入混气瓶，为反应提供水蒸气，氧气直接通入混气瓶，反应气体在进入光催化反应器之前在混气瓶中充分混合；最后，混合均匀的反应气体进入光催化反应器，进行光催化反应。

    研究空速(0.2、0.25、0.33、0.5、1.0 s−1)、光强(5 W、10 W、15 W、20 W)、相对湿度(10%、20%、30%、40%、50%、60%)和氧含量(0、10%、15%、21%、30%)对光催化净化效率的影响。以甲苯在光催化反应前后的质量浓度计算其去除效率，以表示催化剂的光催化性能。污染物的空速变化由总气体流量控制，紫外线灯组由4个254 nm圆形紫外线灯组成，光照强度由打开的紫外光灯的数量控制，强度分布用功率表示。

    2.   结果与讨论

    2.1   催化剂表征

    采用XRF对WBP进行了元素分析，结果如图2(a)所示。WBP主要含有Mn、Zn、C和O 4种元素，质量分数分别为25.69%、10.14%、30.16%和32.62%，其他微量元素含量不到1%。复合改性催化剂WBC2的元素质量分数如图2(b)所示，与复合前相比，催化剂中碳的质量分数大幅降低。其原因可能是，在煅烧过程中，碳转化为CO2或其他气态物质而挥发。根据WBC2的元素组成分析可知，催化剂主要以锰、锌和钛的氧化物的形式存在。

    图 2  样品XRF元素分析图
    Figure 2.  XRF element analysis diagram of samples
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    在空气气氛中，以10 ℃·min−1的升温速率，对样品在25～800 ℃进行了热重分析。球磨后催化剂的TG曲线如图3所示。随着温度的升高，催化剂的质量下降。当温度达到500 ℃时，WBC2的质量下降了5%，这可能是由于催化剂中的碳在加热过程中生成为CO2导致的。温度继续上升到800 ℃时，催化剂的质量继续下降。在XRF结果中也可以看出，催化剂在500 ℃时碳的剩余量已经很低了，所以温度升高到500 ℃以上时，碳质量的减少可能是因氧的析出。

    图 3  样品的TG图
    Figure 3.  The TG patterns of samples
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    图4(a)显示了TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP的N2吸附-脱附等温线；图4(b)展示了样品的孔径分布。其中，图4(a)中的样品等温线显示为典型的第Ⅳ类等温线，这是介孔结构的典型特征[22]。如图4(b)所示，与其他改性后催化剂相比较，TiO2的孔径分布范围更大、更平均，孔结构更发达。表1列出了不同样品的比表面积(SBET)、孔体积(Vt)和孔径。TiO2的比表面积、孔容和孔径分别为179.33 m2·g−1、0.583 cm3·g−1和13.022 nm。从表1的数据中可以看出，随着WBP的加入，催化剂的比表面积和总孔体积减小，孔径增大。比表面积和孔体积的降低会导致催化剂吸附性能的降低[23]。因此，WBP的加入会降低光催化剂的吸附性能。

    图 4  样品的比表面积数据图
    Figure 4.  Data plot of specific surface area of sample
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    表 1  样品的比表面积、孔容和孔径
    Table 1.  Specific surface area, pore volume, and pore size of the samples
    样品名称比表面积/(m2·g−1)孔体积/(cm3·g−1)平均孔径/nm
    TiO2179.330.5813.02
    WBP10.080.0623.66
    WBC154.640.2417.32
    WBC268.90.2816.09
    WBC389.610.3515.91
    WBC498.310.3915.67
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    图5为样品TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP的XRD衍射图。如图5所示，所有样品均呈现典型的(101)、(102)、(204)、(215)锐钛矿衍射峰(JCPDS No.21-1272)[24]。锐钛矿型TiO2经电池芯粉改性后，其特征峰保持完整，这说明锐钛矿型TiO2的晶体结构和晶型没有因电池芯粉的加入和球磨工艺而改变。随着WBP的加入，氧化锌对应的衍射峰出现在2θ=36.1°处[9]，同时也出现了相应的二氧化锰衍射峰。随着WBP含量的降低，MnO2和ZnO的XRD衍射峰强度变弱，MnO2和ZnO的负载量降低，进而可能影响催化剂的改性效果。

    图 5  样品的XRD图
    Figure 5.  The XRD patterns of samples
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    从图6(a)～图6(d)中可以看出，TiO2和WBP混合均匀。在4种改性样品中，WBC2(图4(b))、WBC3(图4(c))和WBC4(图4(d))样品具有较好的分散性，WBC1(图4(a))样品中WBP的加入量较大，其表面颗粒团聚现象严重，WBC1样品的颗粒增大。随着WBP添加量的增加，催化剂表面发生团聚，使催化剂粒径变大，不利于WBP与TiO2形成较好的接触，进而影响不同物质之间的电子传递，并且使对光生电子空穴对复合的抑制作用降低。此外催化剂表面团聚会造成比表面积下降，进而影响催化剂的吸附性能。这与BET结果相符。

    图 6  样品的SEM图
    Figure 6.  SEM images of samples
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    图7(a)显示了WBC2的全尺寸XPS光谱。复合材料中，O 1s、C 1s、Ti 2p、Mn(2p3/2、2p1/2、3s和3p)和Zn 2p的峰值明显，这表明存在O、C、Ti、Mn、Zn等元素。为了研究Mn的化学价态，对Mn 2p进行了高分辨XPS分析。如图7(b)所示，在641.5eV和653.5eV的位置处出现了属于Mn 2p3/2和Mn 2p1/2结合能的Mn 2p峰，根据文献[10,25]推测，这对应于Mn4+的特征峰[9,24]。这表明，催化剂中的Mn以Mn4+氧化物的形式存在，说明MnO2已成功沉积在TiO2表面。图7(c)显示了Zn 2p状态下的电子能级XPS谱。1021.8 eV对应于ZnO晶格中Zn2+的2p3/2。同时，与O1s区相对应的高分辨率XPS光谱如图7(d)所示，O1s峰可以模拟特征结合能为530eV和531.4eV的2个峰，这意味着形成了2种不同类型的O1s态。这些峰可以归因于晶格氧(Ti-O)和羟基-OH。

    图 7  WBC2样品的XPS谱图
    Figure 7.  XPS spectra of WBC2
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    2.2   改性催化剂净化甲苯的性能

    在空速为0.33 s−和甲苯初始质量浓度为62.5 mg·m−3时，在20 W紫外光照射下，分别进行了TiO2、WBC1、WBC2、WBC3、WBC4和WBP对甲苯的光催化净化实验。实验中使用的催化剂均经过穿透吸附试验后达到甲苯吸附饱和状态，排除了吸附性能变化对净化效率的影响。如图8所示，废电池芯粉改性光催化剂的净化效率得到很大提高，其中，WBC2对甲苯的净化效率最高。纯TiO2和WBP的净化效率较低，仅为10%左右。采用球磨法将2种物质混合后，4种混合比例的催化剂对甲苯的净化效率均大大提高，其中改性效果最好的WBC2对甲苯的净化效率提高了近45%。

    图 8  样品对甲苯的净化效率图
    Figure 8.  Purification efficiency diagram of toluene by samples
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    为了更进一步揭示催化剂性能提升的机理，使用EIS-Nyquist图来描述催化剂表面电荷载体的转移特性。阻抗弧半径越小，则物质间的电子转移越快。从图9可以看出，激发光照射下TiO2的Nynquist半径最大，这表明TiO2具有较大的电极阻抗、缓慢的表面电荷转移速率和较低的分离效率[26]。在所有样品中，WBC2的弧半径最小，电荷转移速率最快，电子-空穴对分离效率最好。

    图 9  样品的EIS图
    Figure 9.  EIS Nyquist diagram of samples
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    利用室温PL光谱可揭示催化剂电子-空穴对的分离能力。由图10可以看出，在456~458 nm处，6种催化剂均表现出较强的荧光发射峰。当TiO2与WBP复合时，催化剂的发光强度受到强烈抑制。这说明WBP与TiO2之间存在良好的电荷转移，新型复合催化剂的电子-空穴对复合速率降低，光催化活性提高[27]。随着WBP复合量的增加，光生电子-空穴对的分离效率提高，其中WBC2的分离效率最高。EIS和PL光谱的结果与光催化净化实验获得的结果一致。WBC2净化效率最高的原因可能是，随着WBP复合量的增加，可以提供更多的电子-空穴对吸附位点，从而更有效地抑制电子-空穴对的复合，提高催化活性。当WBP的复合量过大时，它会在催化剂表面聚集，如SEM结果所示。这不利于WBP与TiO2的接触，进而影响二者之间的电子传递，导致催化活性降低，所以WBC1对甲苯的净化效率低于WBC2。

    图 10  样品的PL谱图
    Figure 10.  PL spectra of samples
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    如图11所示，随着空速的降低，污染物的净化效率相应提高。一方面，污染物与催化剂的接触更加充分，污染物分子可以吸收更多的紫外光能量，提高光反应的量子效应；另一方面，也增加了污染物与反应体系中产生的·OH等强氧化活性物质的碰撞概率，提高了污染物的净化效率[28]。当空速从1 s−1降低到0.2 s−1时，TiO2对甲苯的净化效率提高了约10%，而WBC2对甲苯的净化效率提高了近27%。可以看出，经废旧锌锰电池改性后的催化剂可以产生更多的活性组分，降低空速，延长污染物与催化剂的接触时间，催化剂的净化能力将有更大的提升空间。然而，空速的降低也会导致催化剂用量的增加，同时也会增加净化设备的前期投资成本。因此，综合考虑效率和成本因素，确定最优空速具有重要的现实意义。

    图 11  空速对净化效率的影响
    Figure 11.  Effect of space velocity on purification efficiency
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    如图12所示，随着紫外光照射强度的增加，光催化净化效率亦相应提高。光照强度越高，单位体积内入射光子越多，催化剂表面产生的活性物质越多，反应越快，则净化效率越高。但是，光的强度并不是越高越好。当光子利用率达到最大值时，光强度的提高并不能转化为更高的净化效率，从而造成能量的浪费。实验结果表明，随着光照强度的增加，WBC2对甲苯的净化效率提高最大。这这说明WBC2催化剂的光子利用率上限较高，具有较高的光子利用率。然而，当紫外灯的功率从15 W上升到20 W时，净化效率的提高幅度会减小，并且随着光强的增加可能达到催化剂光子利用率的上限。因此，在实际应用中需要确定合适的光照强度。

    图 12  光强对净化效率的影响
    Figure 12.  Effect of light intensity on purification efficiency
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    如图13所示，随着相对湿度的增加，净化效率先升高后降低，相对湿度在30%左右时净化效果最好。其原因可能是：随着反应体系中相对湿度的增加，水蒸气在催化剂表面水解形成大量羟基自由基，这会导致反应体系中羟基自由基浓度增加，从而提高污染物净化效率。但是，光催化净化甲苯是先吸附后氧化的过程，当水蒸气含量过高时，水蒸气会被催化剂吸附在表面，占据催化剂表面的活性吸附位点，从而降低催化剂对污染物的吸附，进而降低对甲苯的净化效率[28-29]。当反应系统的相对湿度过高时，污染物的净化效率呈下降趋势。从实验结果可以看出，当相对湿度过高时，WBC2对甲苯的净化效率下降幅度最大。这说明，WBC2对空气湿度较为敏感，不适合高湿度环境。尽管WBC2暴露在高湿度下净化效率会大幅度下降，但其对甲苯的净化效率仍高于其它催化剂，这说明本研究采用的光催化剂改性方法是有效的。

    图 13  相对湿度对净化效率的影响
    Figure 13.  Effect of relative humidity on purification efficiency
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    氧气体积分数对催化剂光催化净化效率的影响如图14所示。在缺氧条件下，光催化净化效率很低。随着氧气体积分数的增加，净化效率得到了很大的提高，但当氧气体积分数增加到15%~21%时，净化效率达到稳定状态，且不随氧气体积分数的增加而增加或降低。这可能是因为，吸附在催化剂表面的氧可以捕获催化剂在紫外光照射下产生的表面电子。一方面，它能促进活性基团的形成，如超氧离子(O2−)、过氧化氢(H2O2)和羟基自由基(·OH)，从而参与光催化氧化；另一方面，它可以通过捕获电子在一定程度上抑制电子-空穴对的复合，从而提高催化效率[30]。然而，氧气量的不断增加可以提供足够的活性基团来源，但催化剂的转化能力和利用效率有限，不能带来持续的改善。当氧含量为21%时，WBC2对甲苯的净化效率达到峰值。与其它催化剂相比，净化效率的峰值出现在更高氧气浓度处，说明WBC2可以利用更多的氧气，将更多的氧气转化为活性基团。此实验结果还表明，在大气环境下，即可为光催化反应系统可以提供足够的氧气。

    图 14  氧气体积分数对净化效率的影响
    Figure 14.  Effect of oxygen content on purification efficiency
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    综合以上结果，无论反应条件如何变化，废电池复合改性催化剂的净化效率都高于TiO2，而WBC2在所有催化剂中一直处于最优地位。在任何条件下，该催化剂都能保持较高的催化活性，这说明WBC系列催化剂具有较强的环境适应性，能在相对恶劣的反应环境中保证较高的催化活性，当反应条件得到改善时，催化剂的净化能力将有更大的提升空间。

    3.   结论

    1)以TiO2和废旧锌锰电池芯粉为原料，用球磨法制备了复合光催化剂。TiO2与WBP的机械物理结合形成了一种新的复合结构，促进了光生电子-空穴对的分离，极大地提高了光催化活性。

    2) WBC2对甲苯的净化效果最好，即二氧化钛与WBP的最佳配比(质量比)为2∶1。

    3)空速越大催化剂对甲苯的净化效率越低；净化效率随光照强度的增加呈现先增加后保持不变的规律；催化剂在相对湿度为30%的条件下具有最佳的催化活性；氧气体积分数为15%时为净化效率达到最大。

  • 图 1  MBBR装置流程图

    Figure 1.  Schematic diagram of MBBR equipment

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    图 2  MBBR处理过程中水温的变化

    Figure 2.  Changes of water temperature during MBBR treatment process

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    图 3  MBBR处理过程中DO的变化

    Figure 3.  Changes of DO during MBBR treatment process

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    图 4  MBBR处理过程中pH的变化

    Figure 4.  Changes of pH during MBBR treatment process

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    图 5  MBBR进出水COD的变化

    Figure 5.  COD variations of influent and effluent of MBBR

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    图 6  MBBR进出水NH+4-N的变化

    Figure 6.  NH+4-N variations of influent and effluent of MBBR

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    图 7  MBBR样品Venn图

    Figure 7.  Venn diagram of MBBR

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    图 8  MBBR细菌群落门水平、属水平相对丰度的变化

    Figure 8.  Relative abundances of bacterial community in MBBR at phylum and genus levels

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    图 9  环境因子与MBBR细菌群落的RDA分析

    Figure 9.  RDA analysis of environmental factors and bacterial community

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    表 1  MBBR样品OTU数和Alpha多样性指数变化

    Table 1.  OTUs and Alpha diversity analysis of MBBR samples

    检测指标1号MBBR2号MBBR
    9月10月11月12月9月10月11月12月
    有效序列48 13353 62439 10755 20158 95962 49739 75953 369
    OTUs/个1 0479901 0341 4411 4941 4609251 654
    覆盖率/%98.7798.8599.0598.4198.3597.9898.9499.97
    Chao11 0589901 1811 6591 4941 4609252 052
    Shannon7.376.747.857.558.047.997.587.95
    检测指标1号MBBR2号MBBR
    9月10月11月12月9月10月11月12月
    有效序列48 13353 62439 10755 20158 95962 49739 75953 369
    OTUs/个1 0479901 0341 4411 4941 4609251 654
    覆盖率/%98.7798.8599.0598.4198.3597.9898.9499.97
    Chao11 0589901 1811 6591 4941 4609252 052
    Shannon7.376.747.857.558.047.997.587.95
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出版历程
  • 收稿日期:  2018-12-28
  • 录用日期:  2019-05-09
  • 刊出日期:  2019-11-15
郝志鹏, 张会宁, 彭维, 葛向阳, 梁运祥, 靳慧霞, 陈正军. 悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
引用本文: 郝志鹏, 张会宁, 彭维, 葛向阳, 梁运祥, 靳慧霞, 陈正军. 悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
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HAO Zhipeng, ZHANG Huining, PENG Wei, GE Xiangyang, LIANG Yunxiang, JIN Huixia, CHEN Zhengjun. Stabilizing effect of seasonal alternation of bacterial communities on the effluent qualities in moving bed biofilm reactor[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
Citation: HAO Zhipeng, ZHANG Huining, PENG Wei, GE Xiangyang, LIANG Yunxiang, JIN Huixia, CHEN Zhengjun. Stabilizing effect of seasonal alternation of bacterial communities on the effluent qualities in moving bed biofilm reactor[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2601-2609. doi: 10.12030/j.cjee.201812193
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悬浮填料生物膜反应器细菌群落季相更替对处理效果的稳定作用

    通讯作者: 陈正军(1976—)，男，博士，副教授。研究方向：微生物修复技术。E-mail：chenzhengjun@163.com
    作者简介: 郝志鹏(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：低浓度污水处理技术。E-mail：229266017@qq.com
  • 1. 华中农业大学生命科学技术学院，农业微生物学国家重点实验室，武汉 430070
  • 2. 浙江大学宁波理工学院，宁波 315000
  • 收稿日期:  2018-12-28
  • 录用日期:  2019-05-09
  • 网络出版日期:  2020-11-11
基金项目:
浙江省自然科学基金资助项目(2017C510006)

摘要: 针对生物实验室污水处理难度高及其秋冬季节达标率低的问题，采用改进工艺的悬浮填料生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)进行连续处理，观察秋冬季节MBBR水质处理效果，利用高通量测序技术研究环境因子水温(Tw)、溶解氧(DO)、pH对生物膜细菌群落更替的影响以及主要微生物种群变化。结果表明，Tw由26 ℃下降到10 ℃期间，反应器COD、NH+4-N去除率仍然分别保持在75%、80%左右，MBBR出水稳定在一级A标准。变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和浮霉菌门(Planctomycetes)是生物膜主要优势菌门，Tw的下降引起拟杆菌门的相对丰度显著升高。假单胞菌属(Pseudomonas)和黄杆菌属(Flavobacterium)在低Tw下成为优势菌属，动胶菌属(Zoogloea)相对丰度保持稳定。通过冗余分析(RDA)发现，DO与短波单胞菌属(Brevundimonas)、pH与脱氯单胞菌(Dechloromonas)、固氮弧菌属(Azoarcus)具有显著正相关性，Tw与假单胞菌属、黄杆菌属具有显著负相关性。MBBR结果揭示，细菌群落动态更替是MBBR出水水质仍然保持稳定的重要原因。

English Abstract

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  • 随着我国高校实验室种类和规模不断扩大，实验产生的污水量逐渐增加[1]。实验室污水具有成分复杂、危害大、间歇性排放、排水量无明显规律的特点，对环境的污染问题也日益严重[2]。目前，实验室污水常规的处理方法主要包括物理处理、化学处理、生物处理[3]。物理处理存在能耗高、废水处理量小等缺点，化学处理过程中会产生二次污染和处理成本较高的问题[4-5]。传统生物处理是利用活性污泥法、生物转盘法和生物膜法等处理污水，该方法存在污泥膨胀、处理效果不稳定等缺点[6]。悬浮填料生物膜反应器(MBBR)是集活性污泥法和生物转盘法优点于一体的新型生物膜反应器，可以高效、稳定地处理成分复杂的污水[7]。

    MBBR具有抗冲击负荷能力较强，处理效果稳定，微生物量大等优点[8]。贾方明[9]利用MBBR在14~18 ℃水温处理北方地区生活污水，当DO=4.5 mg·L−1，出水氨氮去除率最高达到65%；当DO=2.0 mg·L−1时，出水总氮和总磷去除率分别为45.2%和58.2%，对于低温环境处理北方生活污水具有较大帮助。庄海峰等[10]采用缺氧/好氧MBBR处理煤化工废水，硝态氮/亚硝态氮混合液回流比200%，最佳HRT=12 h，出水COD、氨氮、总氮去除率分别达到68.1%、84.0%、74.7%，出水达到国家一级A排放标准，出水酚类化合物的数量和种类分别减少了84.4%和54.5%。李月等[11]采用MBBR处理低浓度氨氮(2 mg·L−1)养殖废水，MBBR在水力停留时间为6~8 min和曝气量为180 L·h−1的条件下氨氮去除率可达到70%~75%，氨氮去除负荷为560~700 g·(m3·d−1)，能高效地处理低浓度氨氮养殖废水。

    MBBR作为污水处理的新技术，目前研究主要集中于MBBR处理生活污水和工业废水，而对实验室污水的处理效果，尤其是环境因子影响下生物膜细菌群落变化的研究则较少[12]。本研究构建了2个相同的MBBR，在秋冬季节处理实验室污水，并监测系统的Tw、DO和pH，探究MBBR水质COD、NH+4-N处理效果以及生物膜细菌群落的动态变化，分析出水水质波动和细菌群落变化之间的相关性。

1.   材料与方法

    1.1.   实验装置

  • 本研究构建2套相同的1号MBBR和2号MBBR，实验装置如图1所示。MBBR反应桶有效容积为800 L，MBBR载体填充率为30%。反应器底部曝气采用多管砂芯曝气，曝气设置好氧 6 h，间隔2 h。1号和2号MBBR分别对应实验室A、B座污水，反应器进水方式采用间歇式进水，实验来水经格栅除杂、紫外杀菌后进入反应器，MBBR连续运行的水力停留时间(HRT)为8~12 h。出水经过紫外杀菌后进入沉淀池，检测出水水质后排放。

    • 1.2.   实验条件和检测方法

  • MBBR填料挂膜采用闷曝自然挂膜法，活性污泥取自武汉沌口污水处理厂脱水污泥，通过添加0.02%葡萄糖间隔曝气活化24 h，取SV30沉降在5 min左右的污泥，按照活性污泥和污水1∶2的比例投放，曝气时间为2 h，间隔时间为1 h[13]。经过约20 d，填料挂膜成功，MBBR运行处理实验室污水。MBBR处理实验室污水期间为自然环境温度，实验持续时间为106 d。每3 d，利用便携式多参数分析仪(HQ30D，哈希公司，美国)现场测定系统的Tw、DO、pH。同时，采集进出水水样，分别采用重铬酸盐法(GB 11914-1989)、纳氏试剂比色法(GB 7479-1987)测定样品的COD、NH+4-N。

    • 1.3.   DNA提取和高通量测序

  • 在反应器运行7、37、64、97 d(每月下旬)时，取填料生物膜提取总DNA，生物膜总DNA的提取按照土壤细菌DNA提取试剂盒(fast DNA SPIN kit for soil，MP biomedicals)的操作方法。总DNA利用微量紫外分光光度计(ND-1 000，Fisher Scientific，USA)检测其浓度和纯度，通过0.8%的琼脂糖凝胶电泳检测总DNA的完整性，并对其进行高通量测序。

    • 1.4.   数据分析

  • 采用Illumina MiSeq平台对细菌群落DNA片段进行双端(Paired-end)测序，运用QIIME软件检查并剔除嵌合体等疑问序列，对获得的高质量序列按97%的序列相似度进行归并和OTU划分，并选取每个OTU中丰度最高的序列作为该OTU的代表序列进行统计。利用R软件统计样本细菌群落多样性((即Alpha多样性)以及在各分类水平的组成并进行分析。用Canoco for Windows 4.5软件对细菌优势菌属的相对丰度和环境因子进行冗余分析(redundancy analysis, RDA)。

2.   结果与讨论

    2.1.   MBBR环境因子的变化

     

  • 图2是MBBR处理污水期间Tw的变化。由图2看出，Tw下降的趋势基本相同，由前期的26 ℃下降到中期的16 ℃，再到后期的10 ℃。水温是MBBR处理污水过程中重要的环境因子之一，对MBBR出水水质和生物膜微生物群落的演变具有显著的影响[14]。

    •  

  • 图3是MBBR处理污水期间DO的变化。1号和2号MBBR的DO含量整体保持在(4.8±0.3) mg·L−1和(5.0±0.2) mg·L−1。1号反应器在第94天时，DO含量降到最低3.8 mg·L−1，2号MBBR在94~106 d时，DO含量降低到3.7~4.3 mg·L−1。有研究[15]表明，微生物在分解利用污水中有机物等物质时，会大量消耗DO，从而引起污水中的DO含量波动。反应器DO含量增高有利于有机质的分解和硝化反应的进行，较低的DO含量有利于脱氮微生物进行反硝化作用。

    •  

  • 图4是MBBR处理污水期间pH的变化。1号、2号MBBR的pH稳定在7.5±0.3、7.8±0.3左右，整体偏弱碱性。1号反应器在第103天时，pH最高达到8.1，2号反应器在第19天时，pH最低下降到6.9。pH对微生物代谢活动影响显著，硝化过程产酸积累会导致反应受抑制，碱性环境有利于NH+4-N的去除[16]。反硝化过程产生的碱度会消耗环境酸度，较低的 pH有利于污水TN的去除。MBBR处理过程中pH处于弱碱性，有利于硝化反应的进行。

    • 2.2.   MBBR进出水质的变化

     

  • 图5(a)和图5(b)是MBBR进出水水质COD的变化。实验期间，1号和2号MBBR进水COD分别为31.02~1 003.16 mg·L−1和11.71~662.69 mg·L−1。1号MBBR整体出水COD低于50 mg·L−1，但在前22 d，出水COD为33.28~342.75 mg·L−1。监测数据表明，进水COD最高时(1 003.16 mg·L−1)，现有微生物种类和数量不能使耗氧有机污染物(以COD计)完全降解，随着微生物快速繁殖适应环境，出水COD逐渐下降且恢复正常值。2号MBBR平均出水COD低于50 mg·L−1，而在后期第97 天，出水COD达到126 mg·L−1，后期较低水温(10 ℃)和高有机负荷的进水(349 mg·L−1)是造成出水COD增加的原因。本研究中MBBR进水具有滞后性，高有机负荷的污水会对出水造成影响，而现有微生物种类、数量不足和低Tw是引起MBBR出水COD增高的主要因素[17]。

    •  

  • 图6(a)和图6(b)为MBBR进出水NH+4-N的变化结果。1号和2号MBBR进水NH+4-N浓度分别为0.20~9.69 mg·L−1和0.44~12.71 mg·L−1，进水NH+4-N浓度低但波动较大。1号和2号MBBR平均出水NH+4-N浓度保持在0.76~1.25 mg·L−1左右。1号MBBR在第46~52天，出水NH+4-N浓度均高于进水，最高可达到6.19 mg·L−1。环境因子数据表明，在49 d时，DO含量只有4.3 mg·L−1，pH降低到6.5，下降的DO和弱酸性的环境不利于硝化反应的进行，硝化细菌不能快速将NH+4-N转化为NO−3-N、NO−2-N，导致NH+4-N浓度积累，造成出水的NH+4-N浓度较高[18]。2号MBBR在后期97 d时(Tw=11.5 ℃，DO=3.7 mg·L−1)，出水NH+4-N浓度升高到3.28 mg·L−1，随后又快速恢复到正常水平，反应器较低的Tw和DO影响出水NH+4-N。结果表明，随着季节Tw下降，MBBR仍能稳定去除污水中的NH+4-N，出水NH+4-N浓度保持在达标值，而Tw、DO、pH等环境因子是引起出水NH+4-N波动的重要因素。

    • 2.3.   MBBR细菌群落的OTU和多样性

  • MBBR不同月份样品OTU数和Alpha多样性指数变化见表1。从表1可以看出，2个MBBR生物膜样品的高通量测序总共获得410 649个高质量的序列，覆盖率达到97.98%~99.97%。1号和2号MBBR样品OTU总数分别达到4 512、5 533(97%的序列相似度)。细菌群落多样性可以用侧重体现群落丰富度的Chao1和群落均匀度的Shannon指数来反映，1号和2号MBBR在12月份的Chao1指数均最大(1 689、2 050)，Shannon指数没有明显降低。2个MBBR在冬季12月份细菌群落多样性指数仍然保持在较高值，这说明填料微生物能很好地适应冬季低温环境，群落微生物多样性较高，从而能在低温环境下稳定地处理生物实验室污水。

    图7反映2个MBBR样品的Venn图。1号MBBR(A)在9、10、11、12月共有OTU数388个，独有的OTU数分别有211、171、205和677个；2号MBBR(B)在9、10、11、12月共有OTU数271个，独有的OTU数分别有383、368、213和995个。2个MBBR在不同月份都具有丰富的物种，2号MBBR的物种数量高于1号，在12月，2个MBBR独有的物种均达最高，说明MBBR在不同月份物种组成具有相似性，但每月都有其独有的物种，随着不同月份Tw的变化，物种数量也有相应的动态变化。

    • 2.4.   MBBR细菌群落结构的变化

  • 图8为 MBBR细菌群落相对丰度的变化。由图8(a)看出，MBBR处理实验室污水过程中变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和浮霉菌门(Planctomycetes)是主要优势菌门。变形菌门是所有MBBR样品最大的优势菌门，占据61.87% ~ 85.78%的相对丰度。变形菌门包含多种代谢类型，广泛分布在填料生物膜好氧和厌氧环境中，在MBBR除碳脱氮中发挥关键性作用[19]。拟杆菌门是主要优势菌门之一，1号MBBR样品拟杆菌门在9月和10月的相对丰度分别是3.12%和11.41%，在11月和12月的相对丰度升高到21.6%和15.05%。同样，2号MBBR样品相对丰度在11月和12月也升高到24.1%和16.73%。拟杆菌门的相对丰度在水温较低的环境显著增加，说明拟杆菌门细菌可以很好地适应低温环境，从而在MBBR低温处理污水中发挥显著作用[20]。

    图8(b)和图8(c)为MBBR样品细菌属水平相对丰度的变化。可以看出，在MBBR细菌群落属水平上，动胶菌属(Zoogloea)占据8.27%~15.96%的相对丰度，是明显的优势菌属之一。有研究[21]表明，动胶菌属是化能异养的专性好氧菌，通过群聚形成菌胶团，具有吸附、氧化分解、凝聚沉降等能力，高丰度的动胶菌属可以稳定生物絮团，保证充足的生物量分解污水中有机物，从而降低污水中COD值。氢噬胞菌属(Hydrogenophaga)在1号、2号MBBR样品中相对丰度最高分别达到15.78%(9月)和11.06%(10月)；而在12月，分别下降到4.02%和0.21%，氢噬胞菌属更适合Tw较高的季节。氢噬胞菌属的细菌具有降解多环芳烃化合物(PAHs)的能力，通过产酶作用于苯环，经过氧化反应，进一步代谢为邻苯二甲酸等中间产物[22]。氢噬胞菌属可能在降解实验室污水的多环芳烃物质中发挥重要作用。假单胞菌属(Pseudomonas)的相对丰度随Tw变化较显著，1号的假单胞菌属从9月的0.77%升高到12月的22.95%，同样2号的假单胞菌属从9月的0.32%上升到12月的5.86%。这表明假单胞菌属能很好地适应低温环境，成为生物膜的优势菌种，是低温环境重要的脱氮微生物之一。

    在11月和12月，MBBR出水水质能稳定保持在较低浓度，这是因为适应低温环境的微生物(如假单胞菌属)逐渐增加成为优势菌属，而不适应低温的微生物(如氢噬胞菌属)逐渐减少，通过生物膜菌群的演替，保证了MBBR在秋冬季节仍然能稳定达标的处理实验室污水。

    • 2.5.   环境因子对MBBR细菌群落结构的影响

  • 图9是环境因子与细菌群落的冗余分析(RDA)结果。MBBR的RDA排序图第1和第2主轴分别解释了优势菌群相对丰度变化的37.67%和23.96%，第1轴上，相关性较大的环境因子是DO(r=− 0.918)、NH+4-N(r=0.687)和pH(r=−0.634)；第2轴上，相关性较大的环境因子是COD(r=0.811)和Tw(r=−0.668)。可以看出，DO与短波单胞菌属(Brevundimonas)、气单胞菌属(Aeromonas)具有显著正相关性，较高的DO有利于短波单胞菌属和气单胞菌属的生长。短波单胞菌属具有广谱的烷烃类有机物降解能力，还能降解芳香族有毒物质[23]。pH与脱氯单胞菌(Dechloromonas)、固氮弧菌属(Azoarcus)具有显著正相关性，这说明脱氯单胞菌和固氮弧菌属更适合碱性的环境。脱氯单胞菌和固氮弧菌属是常见的脱氮微生物，脱氯单胞菌具有很强的硝酸盐还原能力，固氮弧菌属具有脱硫脱氮的重要作用[24-25]。Tw明显与黄杆菌属(Flavobacterium)、假单胞菌属(Pseudomonas)具有负相关性，黄杆菌属和假单胞菌属在较低Tw环境成为优势菌种，从而在低温环境发挥分解有机物和脱氮的重要作用。综上所述，Tw、DO、pH是影响MBBR细菌群落更替的重要环境因子，对MBBR处理生物实验室污水产生较大影响。

3.   结论

  • 1)随着秋冬季节Tw从26 ℃下降到10 ℃，MBBR能稳定达标地处理实验室污水。当进水COD、NH+4-N分别为200 mg·L−1和6 mg·L−1时，MBBR出水COD、NH+4-N去除率仍然保持在75%和80%左右。

    2)通过RDA分析发现，DO与短波单胞菌属、pH与脱氯单胞菌、固氮弧菌属具有显著正相关性，Tw与假单胞菌属、黄杆菌属具有显著负相关性，环境因子Tw、pH、DO显著影响生物膜细菌群落的变化。

    3)高通量测序表明，MBBR样品中变形菌门、拟杆菌门和浮霉菌门是生物膜主要优势菌门，Tw的下降引起拟杆菌门的相对丰度显著增加，假单胞菌属和黄杆菌属的相对丰度随Tw的降低而极大地升高，动胶菌属相对丰度保持稳定，说明细菌群落动态更替是MBBR出水水质保持稳定达标的重要原因。

参考文献 (25)

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