1 引言(Introduction)

　　近幾十年來, 由于氟聚合物優(yōu)異的耐高低溫性、化學(xué)穩(wěn)定性、絕緣性、低摩擦性、不燃性、潤滑性等性能, 促進(jìn)了氟化工行業(yè)迅猛發(fā)展, 其氟聚合物產(chǎn)品被廣泛應(yīng)用于制冷、航空航天、石油化工、機(jī)械、電子、冶金等領(lǐng)域(高明華等, 2004).與此同時(shí), 水環(huán)境中有機(jī)氟化物的污染也日益嚴(yán)重, 對(duì)人類的健康和生存構(gòu)成了威脅.因此, 需要更多的研究來解決氟化工廢水處理過程中遇到的難題(Frömel et al., 2010;Giesy et al., 2010).

　　氟化工廢水具有有機(jī)物濃度高、毒性強(qiáng)、可生化性差、成分復(fù)雜、色度高、有異味、強(qiáng)酸強(qiáng)堿性等特點(diǎn)(王萍等, 2012), 在廢水處理時(shí), 大大限制了生物法的應(yīng)用.與處理費(fèi)用較高且出水效果不佳的純物理化學(xué)方法相比, 物化+生物的組合技術(shù)相對(duì)更加經(jīng)濟(jì)高效.潘偉剛等(2010) 采用微電解-ClO2催化氧化-生化復(fù)合廢水處理技術(shù)對(duì)含氟廢水進(jìn)行預(yù)處理, 再用A/O生物法處理的工藝, 取得了較為理想的出水效果.因此, 物化預(yù)處理+生物法組合工藝技術(shù)的應(yīng)用, 將大大提高氟化工廢水的處理效果和經(jīng)濟(jì)可行性.不可否認(rèn), 該組合技術(shù)的核心元素仍然是生物法, 而找到耐毒性強(qiáng)、降解效果好的微生物將成為水質(zhì)達(dá)標(biāo)排放的關(guān)鍵因素.

　　在廢水可生化性研究中, 用傳統(tǒng)的BOD5/CODCr比值法來評(píng)價(jià)廢水的生物處理可行性盡管方便, 但比較粗糙, 因?yàn)閺U水的BOD5/CODCr值不可能直接等于可生物降解的有機(jī)物占全部有機(jī)物的百分?jǐn)?shù), 還受到水質(zhì)特征和雜質(zhì)干擾的影響(韓瑋, 2004;郭文成等, 1998).與此相比, 好氧呼吸速率的大小可直接反映活性污泥的生物活性, 使得用呼吸速率來評(píng)價(jià)廢水可生化性的方法越來越受到人們的關(guān)注.Strathtox呼吸儀在監(jiān)測廢水中污泥的適應(yīng)性及可生化性方面具有操作簡單、實(shí)驗(yàn)周期短、準(zhǔn)確度高的特點(diǎn).Aspray等(2007) 利用Strathtox呼吸儀檢測土壤泥漿呼吸運(yùn)動(dòng)狀況, 說明了微生物在土壤中的適應(yīng)性及土壤修復(fù)情況;Hartmann等(2013) 利用Strathtox呼吸儀檢測活性污泥中微生物的呼吸狀況, 說明金屬物質(zhì)會(huì)抑制活性污泥的活性及污泥的適應(yīng)狀況.因此, 在氟化工廢水處理系統(tǒng)中, 對(duì)該類廢水有降解作用的好氧或兼氧微生物, 必將加快溶解氧的消耗速率, 并能通過呼吸儀監(jiān)測反映出來.

　　本研究以氟化工廢水為研究對(duì)象, 通過Strathtox活性污泥呼吸儀測定3種活性污泥在不同類型氟化工廢水中的呼吸速率, 進(jìn)而說明3種污泥在該廢水中的適應(yīng)能力和廢水的可生化性.同時(shí), 采用PCR-DGGE及克隆技術(shù)分析3種污泥中微生物多樣性和菌種特征, 以期獲得在氟化工廢水中具有耐毒性、降解效果好的優(yōu)勢菌種, 為進(jìn)一步提高氟化工廢水生化處理效能提供理論依據(jù)和新途徑.

　　2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 廢水及材料來源

　　試驗(yàn)所用的氟化工廢水取自浙江某大型氟化工廠污水處理廠, 3種污泥分別為采自該氟化工污水處理廠一期工程的活性污泥S1(A/O工藝的二沉池污泥)、二期工程的活性污泥S2(二級(jí)A/O工藝的二沉池污泥)及城市污水處理廠的活性污泥S3.污泥均為二沉池回流污泥, 初始污泥濃度控制在2000 mg·L-1.用來配制模擬廢水的葡萄糖(分析純)購于國藥集團(tuán)公司, SPE萃取小柱(150 mg, 6 mL)購于CNW公司.

　　2.2 試驗(yàn)方法

　　3種污泥曝氣2 h后, 分別與葡萄糖模擬廢水、原始氟化工廢水、經(jīng)過SPE-HLB小柱萃取后的氟化工有機(jī)模擬廢水混合, 設(shè)置污泥負(fù)荷分別為0.1、0.2、0.5 g·g-1·h-1(以每g MLSS中的COD計(jì), 下同)3個(gè)梯度, 用于測定其呼吸速率, 污泥濃度維持在2000 mg·L-1.

　　2.3 分析方法 2.3.1 生化分析

　　COD采用COD快速消解儀(上海雷磁)測定, TOC采用TOC儀(日本島津)測定, 污泥呼吸速率使用Strathtox呼吸儀(德國)測定, 重金屬由原子吸收光譜儀(AA-6300C日本島津)測定, pH 值采用pH 計(jì)(OHAUS Starter 3C, 美國奧豪斯) 測定, 鹽度值采用便攜式鹽度計(jì)(哈希HQ40) 測定, 光學(xué)顯微鏡觀察污泥生物相種類、數(shù)量及生長狀況.

　　2.3.2 PCR-DGGE

　　采用離心式DNA 快速提取試劑盒(Qiagen, 美國)提取細(xì)菌的總DNA, 采用細(xì)菌通用引物8F-GC、518R對(duì)總細(xì)菌16S rDNA 進(jìn)行兩輪PCR擴(kuò)增.第一輪PCR反應(yīng)采用50.0 μL的反應(yīng)體系, 其組分包括：9.0 μL的去離子水, 25.0 μL的2×KODFx buffer, 10 μL的dNTP (10 mmol·L-1), 1.5 μL的8F引物 (10 μmol·L-1), 1.5 μL的引物798R(10 μmol·L-1), 1.0 μL的KODFx(1 U·μL -1, Toyobo), 以及2.0 μL的DNA 模板.第一輪PCR反應(yīng)條件如下：94 ℃預(yù)變性2. 0 min;98 ℃變性10 s, 58 ℃退火15 s, 68 ℃延伸1.0 min(每個(gè)循環(huán)溫度降低0.1 ℃), 共循環(huán)25次;最后在68 ℃條件下延伸10.0 min.第二輪PCR反應(yīng)采用50.0 μL 的反應(yīng)體系, 其組分包括：10.0 μL的去離子水, 25.0 μL的2×KODFx buffer, 10 μL的dNTP(10 mmol·L-1), 1.5 μL的F341引物(10 μmol·L-1, 含GC-clamp), 1.5 μL的引物R518(10 μmol·L-1), 1.0 μL的KODFx(1 U·μL-1, Toyobo), 以及1.0 μL的第一輪DNA 產(chǎn)物.第二輪PCR反應(yīng)條件如下：94 ℃預(yù)變性2.0 min;98 ℃變性10 s, 58 ℃退火15 s, 68 ℃延伸30 s(每個(gè)循環(huán)溫度降低0.1 ℃), 共循環(huán)35次;最后在68 ℃條件下延伸10.0 min.

　　DGGE在D-code系統(tǒng)(Bio-Rad, 美國)上進(jìn)行, 聚丙烯酰胺凝膠濃度為8.0%, 電泳條件：凝膠變性梯度40%~60%, 電泳緩沖液為1×TAE, 電泳溫度60 ℃, 電壓100 V, 電泳時(shí)間20 h.電泳結(jié)束后, 快速銀染后, 進(jìn)行DGGE凝膠圖片的拍照.

　　2.3.3 克隆測序

　　選擇DGGE 膠板上含有目的DNA 的條帶, 用滅菌后的手術(shù)刀切下并迅速轉(zhuǎn)移至離心管中, 用滅菌后的刀片將膠塊壓碎, 稱重后, 加入2倍體積的diffusion buffer;50 ℃水浴30 min, 離心(12000 r·min-1, 1 min), 保留上清;過濾柱過濾上清, 保留流出液;估計(jì)體積, 加入6倍體積的Buffer QX1和10 uL QIAEX II, 室溫混勻10 min;離心(12000 r·min-1, 1 min)后, 500 μL Buffer PE漂洗2次;干燥沉淀, 加入10 μL Tris Buffer(pH 8.0) 進(jìn)行溶解.取5.0 μL上清液為模板, 采用總細(xì)菌引物8FGC和518R進(jìn)行PCR擴(kuò)增.擴(kuò)增產(chǎn)物采用1.5%瓊脂糖凝膠進(jìn)行電泳, 檢測回收產(chǎn)物, 用QIAquick PCR純化試劑盒對(duì)擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行純化, 送往TaKaRa公司進(jìn)行測序.

　　2.3.4 DGGE圖譜統(tǒng)計(jì)分析

　　采用Shannon-wiener多樣性指數(shù)H′表征微生物種群多樣性, 其計(jì)算公式如下(Gafan et al., 2005)：

(1)

　　式中, Pi=ni /N;ni為第i個(gè)條帶的強(qiáng)度;N為所有條帶強(qiáng)度總和.

　　2.4 活性污泥降解氟化工有機(jī)物廢水驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)

　　本實(shí)驗(yàn)利用自行設(shè)計(jì)的總?cè)莘e為7.5 L的SBR反應(yīng)器進(jìn)行馴化實(shí)驗(yàn).以取自浙江某大型氟化工企業(yè)中的化工廢水為原料, 經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后, 濾液經(jīng)過活化平衡后的SPE-HLB小柱, 上樣、淋洗和洗脫得到有機(jī)污染物, 小柱對(duì)氟化工有機(jī)物的回收率為96%.將分離后的有機(jī)污染物用超純水配制成母液, 用TOC儀測定TOC, 并配制TOC濃度分別為50、100、200、300、400、500 mg·L-1的模擬廢水進(jìn)行污泥負(fù)荷逐步增加的馴化實(shí)驗(yàn).

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion) 3.1 不同活性污泥在不同類型廢水中呼吸速率的變化特征

　　由表 1可知, 氟化工原始廢水中含有Cu、Ni、Pb、Cd、Cr、Mn、As等重金屬, 且鹽度值高達(dá)53400 mg·L-1;經(jīng)過SPE小柱萃取所得的氟化工有機(jī)物模擬廢水, 其重金屬含量都在檢測限以下, 鹽度值為365 mg·L-1, 不同廢水水質(zhì)差異明顯.

　　污泥的呼吸速率大小可以表征污泥活性的強(qiáng)弱, 說明污泥中毒的程度, 從而論證廢水生物降解的可行性.由表 2可知, 污泥S1在葡萄糖配制的模擬廢水中, 隨著污泥負(fù)荷從0.1 g·g-1·h-1增加到0.5 g·g-1·h-1時(shí), 其呼吸速率由41.10 mg·L-1·h-1上升到174.00 mg·L-1·h-1, 最后又下降到58.20 mg·L-1·h-1.說明在以葡萄糖作為碳源的廢水中, 污泥負(fù)荷過高、過低都不利于污泥達(dá)到最佳活性, 且在污泥負(fù)荷為0.2 g·g-1·h-1時(shí), 呼吸速率最大.當(dāng)污泥負(fù)荷較低時(shí), 由于營養(yǎng)元素的不足, 導(dǎo)致污泥中微生物競爭較為激烈, 影響微生物酶系統(tǒng)的正常代謝(袁青彬等, 2014), 隨著污泥負(fù)荷的增加, 微生物所需的營養(yǎng)元素得到滿足, 促進(jìn)了新陳代謝;此時(shí)再提高模擬廢水濃度, 可能使得微生物處在高濃度環(huán)境中, 破壞了細(xì)胞內(nèi)的水質(zhì)平衡, 進(jìn)而影響酶活性系統(tǒng), 導(dǎo)致正常代謝受阻, 呼吸速率下降.

　　污泥S1在原始氟化工廢水中, 微生物的呼吸速率降至最低, 在3種不同的污泥負(fù)荷下, 呼吸速率分別是2.80、3.47、5.60 mg·L-1·h-1, 由圖 1可知, 其相對(duì)抑制率((1-污泥在其他廢水中的呼吸速率/污泥在葡萄糖模擬廢水中呼吸速率)×100%)分別達(dá)到了93%、98%、92%.由于原始氟化工廢水中高鹽度及重金屬的存在, 加上高濃度的有機(jī)污染物, 使得污泥中毒較深, 微生物的代謝作用受到嚴(yán)重抑制甚至停止(梁凱, 2011).污泥負(fù)荷的提高從某種程度上增加了微生物可利用的營養(yǎng)元素, 但同時(shí)也增加了污泥的中毒程度, 因此, 隨著污泥負(fù)荷的增加, 呼吸速率并沒有顯著提高.此時(shí), 廢水的生物處理是不可行的.這與之前眾多學(xué)者報(bào)道的結(jié)論相一致：氟化工廢水的生化性較差.與之相對(duì)的, 污泥在氟化工有機(jī)物廢水中, 在污泥負(fù)荷由0.1 g·g-1·h-1增加到0.5 g·g-1·h-1時(shí), 污泥呼吸速率由16.93 mg·L-1·h-1增加到53.02 mg·L-1·h-1, 并沒有增加到本實(shí)驗(yàn)中呼吸速率的最大值174.00 mg·L-1·h-1, 隨即降低到23.39 mg·L-1·h-1;污泥活性在該廢水中受到抑制, 說明有機(jī)物在提供給微生物碳源的同時(shí), 也增加了污泥的中毒程度, 在促進(jìn)與抑制的平衡過程中, 抑制起主導(dǎo)作用.與此同時(shí), 污泥呼吸速率與氟化工原始廢水中的呼吸速率相比, 已有明顯提高, 呼吸抑制率也分別下降到58%、68%、59%, 說明污泥在氟化工的有機(jī)廢水中, 微生物有一定的抗毒性, 通過自我調(diào)節(jié)可適應(yīng)低毒環(huán)境.污泥S2和污泥S3在不同廢水中污泥呼吸速率的變化趨勢與S1類似, 但3種污泥在不同廢水中的最佳呼吸速率并不相同.葡萄糖中污泥S1的最佳呼吸速率為174.0 mg·L-1·h-1, 污泥S2為189.20 mg·L-1·h-1, 污泥S3為134.50 mg·L-1·h-1, 呼吸速率大小為S2> S1> S3;在氟化工有機(jī)物模擬廢水中, 污泥S1的最佳呼吸速率為53.02 mg·L-1·h-1, 污泥S2為68.60 mg·L-1·h-1, 污泥S3為38.10 mg·L-1·h-1, 呼吸速率大小為S2> S1> S3.顯然, 污泥S2在氟化工有機(jī)物模擬廢水中的活性最佳, 抗毒性最好.但3種污泥的相對(duì)抑制率分別為68%、80%、71%, 抑制率大小為S2>S3> S1, 表明污泥S1的抗沖擊能力比較強(qiáng), 在不同廢水環(huán)境的適應(yīng)能力更強(qiáng).與此同時(shí), 我們也可以做出假設(shè), 3種污泥在不同廢水中表現(xiàn)出呼吸速率之間的差異, 可能與活性污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)、菌種及菌種多樣性有關(guān).

　　圖 1(Fig. 1)

　　3.2 不同活性污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)分析 3.2.1 不同活性污泥中微生物的DGGE圖譜

　　3種污泥9個(gè)樣本PCR產(chǎn)物的DGGE電泳結(jié)果見圖 2(每種泥樣取空間分布不同的3個(gè)采樣點(diǎn)).從圖 2a中可以看出, 每個(gè)樣品的電泳條帶數(shù)目、條帶強(qiáng)度和條帶遷移速率均存在一定的差異, 進(jìn)而表征了污泥樣品中微生物多樣性的不同.采自污泥S1生化池不同區(qū)域的3個(gè)樣品的條帶基本相似, 且條帶a和條帶b相對(duì)比較粗黑, 是優(yōu)勢菌群.采自污泥S2生化池不同區(qū)域的3個(gè)樣品的條帶不同, 共同的微生物種屬如圖中標(biāo)注的F、G, 各自特有的種屬如圖中標(biāo)注的g、h、j, 說明了菌種在空間區(qū)域分布上存在一定差異.采自污泥S3生化池不同區(qū)域的3個(gè)樣品的條帶也不相同, 三者既有共同的一些微生物種屬, 如圖中標(biāo)注的I、M, 也各自特有的種屬, 如圖中標(biāo)注的n、o、p.在3類污泥的圖譜對(duì)比中發(fā)現(xiàn), S1的條帶最為豐富, 菌種最多, 三者的微生物多樣性存在差異, 這與3種污泥在廢水中呼吸速率表現(xiàn)出差異的情況是一致的.由圖 2b可知, 在兩種處理不同水質(zhì)的污泥里, 通過DGGE技術(shù)分離得到的優(yōu)勢菌種存在明顯的差異.S1是處理化工廢水的污泥, 其優(yōu)勢菌群如圖所示為q、r、s、t、u;S3是處理城市生活污水的污泥, 其優(yōu)勢菌如圖所示為v、w、x、y;兩種污泥各自特有的微生物種群是在處理各自特征廢水過程中, 經(jīng)過長期演替而適應(yīng)的優(yōu)勢菌種;也從微觀上揭示了S3與S1、S2在氟化工廢水中生物活性相差較大的原因.

　　圖 2(Fig. 2)

　　3.2.2 不同活性污泥中微生物聚類分析

　　為進(jìn)一步比較各個(gè)樣品間微生物群落多樣性相似程度, 對(duì)9個(gè)樣品進(jìn)行UPGMA聚類分析, 構(gòu)建樣品的聚類樹, 研究它們之間的相似性.UPGMA聚類結(jié)果如圖 3所示, 從圖中可得, S2-1、S2-2、S2-3聚在同一樹枝上, 說明這3個(gè)樣品之間的菌種相似性較高;同理可得, S3-1、S3-2、S3-3樣品之間的菌種相似性較高, S1-1、S1-2、S1-3樣品之間的菌種相似性較高.研究發(fā)現(xiàn), 9個(gè)樣品基本上分成了三大種族, 每一種族代表了一種泥樣, 顯示了它們在微生物結(jié)構(gòu)特征上的差異, 該差異也是它們在處理相同廢水時(shí), 產(chǎn)生不同呼吸速率并且表現(xiàn)出不同適應(yīng)性的重要原因.

　　圖 3(Fig. 3)

　　3.2.3 不同活性污泥中微生物香濃指數(shù)多樣性分析

　　利用Band view分析軟件, 得到一系列衡量樣品多樣性的指標(biāo), 結(jié)果如表 3所示.由表 3可知, S1-1、S1-2、S1-3的香濃指數(shù)最高都為1.61, 說明S1樣品中的菌群數(shù)量最為豐富, 微生物種類更多且各種間數(shù)量分布更均衡;同時(shí), S2-2、S3-2的香濃指數(shù)最低都為0.69, 說明這兩個(gè)樣品中菌群數(shù)量相對(duì)貧乏.與3.1節(jié)3種污泥在3種廢水中的呼吸速率變化差異是一致的.由于S1的物種最為豐富, 從葡萄糖模擬廢水到氟化工有機(jī)廢水, 其呼吸速率在不同廢水水質(zhì)中的變化相對(duì)穩(wěn)定, 其相對(duì)抑制率是最小的.污泥S2和S3的物種豐富度相對(duì)較低, 因此, 影響了它們對(duì)于水質(zhì)變化的適應(yīng)性.

　　根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道, 表 4列出了活性污泥在處理6類化工廢水時(shí), 活性污泥微生物豐富度的變化情況, 豐富度大小依次是采油廢水(裘湛等, 2006)>造紙廢水(郭建國等, 2014)>苯胺廢水(余彬彬等, 2009)>苯酚廢水(段佩玲等, 2015)>味精廢水(于魯冀等, 2014)>氟化工廢水(本研究).顯然, 菌種豐富度最低的是氟化工廢水處理工藝中的活性污泥, 進(jìn)一步反映出氟化工廢水較差的可生化性.

　　3.2.4 不同活性污泥中優(yōu)勢菌種的鑒定

　　為進(jìn)一步探明不同污泥樣品中細(xì)菌微生物群落的多樣性和差異性, 對(duì)DGGE 圖譜中所感興趣的條帶進(jìn)行切膠回收、重新PCR、克隆轉(zhuǎn)化、篩選等一系列操作后進(jìn)行測序, 通過NCBI利用Blast進(jìn)行同源性搜索及相關(guān)信息檢索, 并與數(shù)據(jù)庫中已有序列進(jìn)行比對(duì), 得到各條帶所代表的細(xì)菌類型及其相似程度的結(jié)果如表 5所示.同時(shí), 通過Megalign軟件作出系統(tǒng)發(fā)育樹進(jìn)行分析, 結(jié)果如圖 4所示.從圖 4可以看出, 污泥S1中的菌種與S3中的菌種相距較近, 表明這兩種污泥的親緣性相近, 這與圖 3污泥樣品聚類分析的結(jié)果相一致.

　　圖 4(Fig. 4)

　　從表 5可知, 3種污泥中的優(yōu)勢菌種不同, 與其相關(guān)的菌種功能也存在差異.條帶1、5、6、7、13屬于污泥S1樣品中的菌屬, 分別代表了Kineococcus gynurae、uncultured bacterium1、uncultured bacterium2、uncultured bacteriu3、uncultured bacterium5, 其中, Kineococcus gynurae菌種屬于球菌屬(陸鵬等, 2016), 可在強(qiáng)輻射、高鹽、高濃度金屬離子及強(qiáng)化學(xué)毒性等多種嚴(yán)酷環(huán)境中存活.由此可見, Kineococcus gynurae是污泥S1在氟化工廢水中尚存在較弱生物呼吸速率的重要優(yōu)勢菌種, 并與其它不可培養(yǎng)的菌種共同作用, 使得S1污泥能夠在氟化工有機(jī)廢水中維持生物活性, 表現(xiàn)出一定抗毒性.條帶3、4、11、12屬于S2樣品中的菌屬, 分別代表了Butyricicoccus pullicaecorum、uncultured bacterium4、Butyricicoccus pullicaecorum、bacterium NLAE-zl-G77, 其中, bacterium NLAE-zl-G77對(duì)木糖降解具有較好的效果(Makinen et al., 2013) ;Butyricicoccus pullicaecorum屬于丁酸弧菌屬(Geirnaert et al., 2014), 在低pH值條件下, 能夠降解脂肪酸, 生成丁酸鹽;在缺氧狀態(tài)下還原硝酸鹽, 具有脫氮功能.因此, 該菌種可能對(duì)氟化工廢水中的有機(jī)物中間產(chǎn)物存在降解作用, 并且對(duì)廢水中的硝酸鹽類起脫氮作用.該菌與其它不可培養(yǎng)菌種共存, 使得污泥S2在氟化工有機(jī)廢水中能夠通過自我調(diào)節(jié)適應(yīng)低毒環(huán)境.條帶2、8、9屬于污泥S3樣品中的菌種, 分別代表了Kytococcus sedentarius、Cupriavidus metallidurans、endophytic bacterium SV811, 其中, Kytococcus sedentarius屬于微球菌(Kampfer et al., 2009), 它能夠在低pH環(huán)境中降解脂肪酸, 生成肉豆蔻酸、棕櫚酸和硬脂酸.Cupriavidus metallidurans CH34是一種重金屬耐受性細(xì)菌(李莉等, 2012), 能在以苯酚、甲苯酚、苯甲酸、苯胺等芳香族化合物為唯一碳源和能源的培養(yǎng)基中生長;其他學(xué)者通過分離純化, 發(fā)現(xiàn)該菌株對(duì)有機(jī)物吲哚也具有很好的降解作用(Qu et al., 2015);還能在重金屬存在下, 高效降解對(duì)氯硝基苯(Wu et al., 2011).endophytic bacterium SV811屬于內(nèi)切植菌(Babu et al., 2013) , Babu等(2013) 實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證了該菌株具有降解吲哚及去除重金屬的功能.因此, 這些菌種的存在大大提高了污泥S3在氟化工廢水中的生存能力.由于氟化工原始廢水的生化性較差, 對(duì)功能菌種在該廢水中的耐毒性和降解能力研究較少, 因此, 本文中涉及的菌種, 對(duì)于其降解氟化工廢水的具體效果和機(jī)理有待進(jìn)一步的研究.同時(shí), 這些菌種的發(fā)現(xiàn)及它們在氟化工有機(jī)廢水中表現(xiàn)出的適應(yīng)性, 能夠?yàn)楹笃诠δ芫�種篩選和提高氟化工廢水可生化性研究提供重要依據(jù).

　　3.3 活性污泥降解氟化工有機(jī)廢水的驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)

　　選取3種污泥中對(duì)氟化工有機(jī)廢水具有較高耐毒性的泥種(S2) 進(jìn)行馴化實(shí)驗(yàn), 污泥馴化采用逐步增加負(fù)荷的方法來提高微生物對(duì)廢水的適應(yīng)能力.污泥接種后, 以氟化工有機(jī)廢水為進(jìn)水水樣, 馴化過程以TOC濃度和污泥性狀作為調(diào)節(jié)指標(biāo), 視系統(tǒng)對(duì)TOC的去除率和污泥馴化情況逐步提高反應(yīng)器負(fù)荷, 以使微生物對(duì)有機(jī)物具有良好的降解性能.

　　由圖 5可知, 馴化初期, 活性污泥在低濃度廢水中適應(yīng)情況較理想, TOC降解速率比較快, 去除率在80%以上;隨著進(jìn)水TOC濃度的升高, 活性污泥的降解能力下降, 在TOC為250 mg·L-1時(shí), 生物活性降至最低, 通過對(duì)進(jìn)水濃度的調(diào)控, 污泥中的功能微生物漸漸適應(yīng), 并大量繁殖, 使得活性污泥對(duì)廢水中的TOC保持較高的降解率, 去除率在70%以上.

　　圖 5(Fig. 5)

　　在污泥馴化初期, 反應(yīng)器中污泥顏色發(fā)黑, 功能微生物處于復(fù)蘇、適應(yīng)階段;第1周的鏡檢結(jié)果表明, 反應(yīng)器中的微生物體型較小;實(shí)驗(yàn)進(jìn)入第2周, 由于進(jìn)水的TOC濃度達(dá)到了污泥的適應(yīng)極限, 反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)大量浮泥, 鏡檢中發(fā)現(xiàn)了大量絲狀菌, 此時(shí)的SVI為178 mL·g-1, 明顯高于正常情況下的SVI(120 mL·g-1), 發(fā)生污泥膨脹;隨著進(jìn)水TOC濃度的回落, 到了馴化的第3、第4周, 實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)活性污泥呈絮狀結(jié)構(gòu), 菌膠團(tuán)數(shù)量增多, 顏色由黑色變成黃褐色, 同時(shí)發(fā)現(xiàn)較多的原生動(dòng)物及草履蟲、輪蟲等微型后生動(dòng)物, 表明此時(shí)污泥對(duì)該TOC濃度下的廢水已基本適應(yīng), 馴化得以完成.

　　從驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)結(jié)果可得, 選取的污泥對(duì)氟化工有機(jī)廢水具有一定耐毒性, 并且在TOC為250 mg·L-1范圍內(nèi), 經(jīng)過一定時(shí)期的馴化培養(yǎng), 其降解性能表現(xiàn)較好, 為氟化工廢水的后期生化處理提供了理論依據(jù).

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) Strathtox呼吸速率儀測定結(jié)果表明, 3種污泥在氟化工原始廢水中的呼吸速率受到明顯抑制, 氟化工原始廢水的可生化性極低;但在氟化工有機(jī)廢水中, 污泥的呼吸速率顯著提升, 大大增加了氟化工有機(jī)廢水的可生化性.

　　2) PCR-DGGE結(jié)果表明, 采自不同污水處理廠的污泥, 其微生物種類、微生物結(jié)構(gòu)及微生物多樣性不盡相同, 進(jìn)而對(duì)氟化工廢水的適應(yīng)能力表現(xiàn)不同;微生物種類越豐富, 結(jié)構(gòu)越復(fù)雜, 其對(duì)氟化工有機(jī)廢水的耐毒性就越強(qiáng).具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3) 通過克隆測序, 從3種污泥的樣品中成功鑒定獲得Kineococcus gynurae等13種微生物的16S rDNA 序列, 并作為其在各自污泥中的優(yōu)勢微生物, 表明這些優(yōu)勢菌對(duì)氟化工廢水毒性具有一定的耐受性.

　　4) 污泥驗(yàn)證實(shí)驗(yàn)表明, 氟化工原始廢水在經(jīng)過前期的脫鹽、消除重金屬的物化處理后, 氟化工廢水的可生化性將大大增強(qiáng).