1 引言 (Introduction)
聚甲醛生產(chǎn)廢水含有甲醛、三聚甲醛 (TOX)、二氧五環(huán)、甲縮醛和酚類等有害物質(zhì), 具有鹽分高、COD高等特征, 很難生物處理至達(dá)標(biāo)排放, 對(duì)環(huán)境和人體有極大的危害.目前針對(duì)聚甲醛廢水常見(jiàn)的處理方法有石灰法、高級(jí)氧化法 (如Fenton氧化法、濕式氧化法、臭氧催化氧化法)、復(fù)合工藝法等.但由于以上方法會(huì)產(chǎn)生大量化學(xué)污泥、條件要求苛刻、運(yùn)行成本較高、工藝管理困難, 因此應(yīng)用受限;普通生物法也由于甲醛、TOX等有毒物質(zhì)的抑制作用, 許多微生物活性喪失, 無(wú)法實(shí)現(xiàn)有效生物降解.
通過(guò)對(duì)聚甲醛污水反應(yīng)器底泥分離篩選, 本課題組先后獲得甲醛降解菌Candida maltosa和Pseudomonsa putida 和三聚甲醛 (TOX) 降解菌Bacillus methylotrophicus等, 調(diào)查了其在不同環(huán)境因子下對(duì)TOX的降解規(guī)律, 并發(fā)現(xiàn)B. methylotrophicus與甲醛降解菌的生物強(qiáng)化組的結(jié)果優(yōu)于其它組合, 可共同消除抑制微生物群落的主要毒性物質(zhì).在此基礎(chǔ)上, 本次實(shí)施了聚甲醛廢水生物強(qiáng)化的中試模擬研究, 除調(diào)查污染物去除規(guī)律和穩(wěn)定強(qiáng)化系統(tǒng)外, 還利用PCR-TGGE技術(shù)分析中試系統(tǒng)中微生物的群落結(jié)構(gòu)和種群動(dòng)態(tài), 以對(duì)強(qiáng)化系統(tǒng)高穩(wěn)態(tài)、高抗沖擊負(fù)荷能力的解讀, 為工業(yè)難降解污水的生物強(qiáng)化處理提供有益的思路.
2 材料與方法 (Materials and methods) 2.1 菌株
麥芽糖假絲酵母 (C. maltosa)、惡臭假單胞菌 (P. putida) 和甲基營(yíng)養(yǎng)型芽孢桿菌 (B. methylotrophicus), 為重慶大學(xué)城市建設(shè)與環(huán)境工程學(xué)院微生物分子生態(tài)學(xué)實(shí)驗(yàn)室保存菌株.以分離純化的菌株B. methylotrophicus及實(shí)驗(yàn)室分離出的甲醛降解菌按2:1(體積) 組合成的復(fù)合菌劑作為外投菌劑.
2.2 活性污泥與水樣
活性污泥取自某煤化工企業(yè)聚甲醛污水廠曝氣池;以該污水廠厭氧段出水作為中試模擬進(jìn)水 (同時(shí)亦為該污水廠好氧段進(jìn)水), 水質(zhì)數(shù)據(jù)見(jiàn)表 1.
表 1 系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)
2.3 培養(yǎng)基
擴(kuò)培培養(yǎng)基 (LB)：蛋白胨10 g、氯化鈉10 g、酵母浸出粉5 g、蒸餾水1000 mL、pH 7.0, 1×105 Pa滅菌20 min.
2.4 指標(biāo)測(cè)定
COD測(cè)定：HACH消解法 (吉芳英等, 2003);甲醛測(cè)定：乙酰丙酮分光光度法;TOX測(cè)定：參照侯麗等 (2013)頂空色譜毛細(xì)柱法方法測(cè)定.
2.5 聚甲醛廢水中試系統(tǒng)反應(yīng)器及運(yùn)行參數(shù)
中試模擬裝置以污水廠工藝為參照, 采用鋼筋混凝土罐作為連續(xù)流反應(yīng)器, 共設(shè)一級(jí)好氧 (R1)、二級(jí)好氧 (R2)、三級(jí)好氧 (R3) 和二沉池 (R4) 等4級(jí), Q1~Q3為風(fēng)機(jī), J1~J3為攪拌器, F1~F12為閥門 (圖 1), 各反應(yīng)器有效容積分別為2.4、0.8、2.4和0.6 m3, 設(shè)計(jì)水力停留時(shí)間 (HRT) 分別為48、16、48 h和8 h.各反應(yīng)器配置有相應(yīng)污水泵、變頻攪拌器及空壓機(jī)以保證系統(tǒng)正常連續(xù)運(yùn)行;流量通過(guò)出水閥和電磁流量計(jì)控制, 污泥回流比控制為50%~80%;系統(tǒng)剩余污泥通過(guò)二沉池底部排泥閥定期排放.當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后于一級(jí)好氧反應(yīng)器R1中按容積比例的1%投加菌液;首次加入菌劑時(shí)反應(yīng)器R1需停止進(jìn)、出水, 維持DO值2~3 mg·L-1悶曝24 h, 而后中試反應(yīng)系統(tǒng)在其他運(yùn)行條件不變下再次實(shí)現(xiàn)連續(xù)運(yùn)行.
圖 1 中試模擬裝置簡(jiǎn)圖
2.6 樣品采集
系統(tǒng)運(yùn)行后每天定時(shí)取樣, 測(cè)定各反應(yīng)器進(jìn)出水甲醛、TOX和COD濃度.樣本基因組DNA提取所需活性污泥取自R1反應(yīng)器第5、15、30、40和55 d, 樣品采集后于-20 ℃保存?zhèn)溆?
2.7 活性污泥鏡檢及掃描電鏡 2.7.1 活性污泥的顯微鏡觀察
取反應(yīng)器R1未經(jīng)強(qiáng)化的原始活性污泥以及投加菌劑強(qiáng)化運(yùn)行后第5、30和40 d的活性污泥于光學(xué)顯微鏡下觀察, 并利用Motic Images Advanced 3.2軟件進(jìn)行記錄拍照, 分析各階段活性污泥絮體狀態(tài)以及微生物生長(zhǎng)狀況.
2.7.2 活性污泥的掃描電鏡觀察
取運(yùn)行至40 d時(shí)中試系統(tǒng) (生物強(qiáng)化) 與同期污水廠 (未強(qiáng)化) 的活性污泥樣品, 首先用戊二醛、酒精等逐級(jí)脫水固定, 然后低溫干燥, 最后噴金進(jìn)行掃描電鏡分析其表面及微生物種群形態(tài).
2.8 活性污泥總DNA的提取與純化
提取方法參照OMEGA DNA提取試劑盒說(shuō)明書進(jìn)行.取3 μL提取的DNA與1 μL 6 × loading buffer混合后, 用1%瓊脂糖凝膠電泳檢驗(yàn)其DNA濃度及大小, 并判斷是否需要進(jìn)行純化.若提取的DNA純度不夠, 用TaKaRa DNA凝膠回收試劑盒進(jìn)行純化;若純度夠, 亮度不夠, 盡量不純化, 否則會(huì)因試劑盒對(duì)大片段DNA回收率低, 影響后續(xù)PCR.
2.9 污泥總基因組DNA的PCR擴(kuò)增
對(duì)已純化的DNA, 選擇引物R518(5′AT TACCGCGGCTGCT GG3′) 和F341-GC5′CGCCCG CCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGG CCTACGGGAGGCAGCAG3′) 進(jìn)行16S rDNA V3區(qū)的擴(kuò)增.PCR反應(yīng)體系為：總反應(yīng)體積50 μL, 其中10×Taq buffer 5 μL, d NTP mix 4 μL, 上下游引物 (10 μmol·L-1) 各2 μL, DNA模板4 μL, Taq酶0.5 μL, 滅菌超純水32.5 μL.反應(yīng)條件為：95 ℃預(yù)反應(yīng)5 min;95 ℃變性1 min, 58 ℃退火45 s, 72 ℃延伸1 min, 反應(yīng)循環(huán)35次; 72 ℃延伸5 min.用1%瓊脂糖凝膠電泳檢驗(yàn)PCR產(chǎn)物, 若一次擴(kuò)增產(chǎn)物亮度不夠, 用一次擴(kuò)增產(chǎn)物作為模板進(jìn)行二次擴(kuò)增, 反應(yīng)體系不變, 則將反應(yīng)條件中的循環(huán)次數(shù)減為26次.
2.10 污泥樣品中群落結(jié)構(gòu)的PCR-TGGE分析
TGGE所需凝膠的配制參照王云仙等 (2010)實(shí)驗(yàn)步驟.主要分3步：第1步電壓300 V, 溫度范圍為20~ 20 ℃, 時(shí)間10 min;第2步電壓0 V, 溫度范圍為42~60 ℃, 時(shí)間10 min;第3步電壓155 V, 溫度范圍為42~60 ℃, 時(shí)間18 h.電泳結(jié)束后采用銀染法染色, 染色顯影后用UVP凝膠成像系統(tǒng)于白光下拍照保存, 并用軟件Quantity One進(jìn)行分析.
2.11 微生物群落多樣性分析
以Shannon-wiener指數(shù)來(lái)作為群落結(jié)構(gòu)量度指標(biāo), 展示系統(tǒng)整體微生物群落中近似的多樣性程度.Shannon-wiener指數(shù)：
3 結(jié)果與分析 (Results and analysis) 3.1 廢水中甲醛的生物降解特征
甲醛是聚甲醛污水的主要有毒物質(zhì)之一, 但部分微生物可以利用甲醛作為碳源和能源, 從而可對(duì)其進(jìn)行降解.本次選擇性生物強(qiáng)化菌劑中的甲醛降解菌為麥芽糖假絲酵母 (C. maltosa)、惡臭假單胞菌 (P. putida), 系前期分離及測(cè)試菌株.中試系統(tǒng)采用污水廠同期進(jìn)水, 對(duì)中試系統(tǒng)一級(jí)好氧反應(yīng)器 (R1) 出口、二沉池 (R4) 出水和同期污水廠出水的甲醛濃度進(jìn)行了測(cè)定, 結(jié)果見(jiàn)圖 2.
圖 2 系統(tǒng)反應(yīng)器甲醛進(jìn)出水濃度
由圖 2可知, 在運(yùn)行的0~25 d、進(jìn)水甲醛濃度控制在150~200 mg·L-1之間時(shí), 中試系統(tǒng)在短期適應(yīng)后, 反應(yīng)器R1與中試系統(tǒng)出水甲醛濃度均逐漸降低, R1出水甲醛穩(wěn)定在16~20 mg·L-1, 甲醛去除率在89.8%以上;而中試最終出水甲醛濃度均低于4 mg·L-1, 系統(tǒng)甲醛總?cè)コ矢哌_(dá)97.8%.運(yùn)行至26~35 d時(shí), 進(jìn)水甲醛被調(diào)控升高, R1出口甲醛濃度出現(xiàn)輕微波動(dòng)后逐步恢復(fù)至前期降解水平, 而中試系統(tǒng)最終出水幾乎不受影響.而對(duì)比同期聚甲醛污水廠出水狀況, 雖然0~25 d初始階段時(shí)污水廠有較高的甲醛降解率 (95.6%), 但當(dāng)甲醛沖擊負(fù)荷出現(xiàn)以后, 出水甲醛濃度大幅攀升, 可能污水廠原生污泥中部分微生物活性受到極大抑制.對(duì)照實(shí)驗(yàn)表明, 中試系統(tǒng)可耐受住高濃度甲醛的沖擊, 其抗沖擊負(fù)荷能力遠(yuǎn)高于污水廠污泥系統(tǒng).其主要原因應(yīng)該是該強(qiáng)化菌劑的甲醛耐受濃度可達(dá)1060 mg·L-1, 在720 mg·L-1以下可實(shí)現(xiàn)甲醛的有效降解從而穩(wěn)定中試系統(tǒng) (李媛等, 2015).
針對(duì)甲醛的微生物降解, 國(guó)內(nèi)外近年來(lái)關(guān)于此方面的研究也開始逐漸增多, 研究中涉及的甲醛降解微生物有細(xì)菌、酵母菌及少部分真菌.這些已經(jīng)報(bào)道的菌株對(duì)甲醛的降解能力高低不一, Halomonas sp. MA-C在甲醛濃度100 mg·L-1以下時(shí)能很好生長(zhǎng), 而當(dāng)甲醛濃度提升至125~150 mg·L-1時(shí), 即使在碳源豐富的培養(yǎng)基中仍不能生長(zhǎng) (Azachi et al., 1995);Rhodococcus erythropolis UPV-1在近20 h內(nèi)去除了20 mg·L-1的甲醛 (Hidalgo et al., 2002);Pseudomonas pseudoalcaligenes OSS能在24 h內(nèi)完全降解3700 mg·L-1的甲醛 (Mirdamadi et al., 2005).即使同一菌屬的菌, 不同菌株之間的甲醛降解率也相差較大, Pseudomonas putida A2能夠在24 h內(nèi)將240 mg·L-1的甲醛降解至40 mg·L-1(Adroer et al., 1990);Pseudomonas putida A1最高能耐受1200 mg·L-1的甲醛, 完全降解400 mg·L-1的甲醛耗時(shí)56 h (謝文娟等, 2011);Pseudomonas putida能在含有豐富碳源的條件下46 h內(nèi)降解5000 mg·L-1的甲醛, 屬于甲醛耐受及降解率較高的菌株 (徐云等, 2010), 尋找高濃度甲醛高效降解菌仍然是甲醛生物降解的目標(biāo).
3.2 廢水中TOX的生物降解特征
TOX為聚甲醛廢水中濃度僅次于甲醛的有毒污染物, 且較甲醛更難生化降解.為考察復(fù)合菌劑對(duì)TOX降解能力, 中試系統(tǒng)采用污水廠同期進(jìn)水, 對(duì)中試系統(tǒng)一級(jí)好氧反應(yīng)器 (R1) 出口、二沉池 (R4) 出水和同期污水廠出水的TOX濃度進(jìn)行了測(cè)定, 結(jié)果如圖 3所示.
圖 3 系統(tǒng)反應(yīng)器TOX進(jìn)出水濃度
由圖 3可知, 污水廠出水TOX濃度及變化趨勢(shì)與進(jìn)水基本一致, TOX降解率不到10%;而當(dāng)后期受到TOX濃度沖擊時(shí), 更是幾乎不降解, 可見(jiàn)污水廠好氧段已失去對(duì)TOX的降解能力.而中試系統(tǒng)加入含有甲基營(yíng)養(yǎng)型芽孢桿菌 (B. methylotrophicus) 的復(fù)合菌劑后, R1出口和中試出水的TOX濃度均逐步降低, 經(jīng)0~10 d適應(yīng)期后出水即趨于穩(wěn)定.在10~30 d內(nèi), R1出口TOX濃度平均為40 mg·L-1, 對(duì)TOX降解率為73.5%;最終中試出水低于10 mg·L-1, 去除率高達(dá)94.2%以上.即使在26 d后TOX濃度逐漸上升至250 mg·L-1左右, 中試出水TOX濃度仍穩(wěn)定在10 mg·L-1以下, 中試系統(tǒng)展示出較強(qiáng)的耐受TOX和抗沖擊負(fù)荷的能力.
3.3 廢水中COD生物降解特征
系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行并加入復(fù)合菌劑后, 測(cè)定污水廠進(jìn)水、中試R1出口、中試系統(tǒng)出水和同期污水廠出水的COD值, 結(jié)果見(jiàn)圖 4.
圖 4 系統(tǒng)反應(yīng)器進(jìn)出水COD
由圖 4可知, 系統(tǒng)進(jìn)水COD變化主要分為2個(gè)階段:0~30 d, COD為1000~1250 mg·L-1;30~60 d, COD為1500~1600 mg·L-1.在同等進(jìn)水條件下, 污水廠好氧段COD降解率不到20.0%;當(dāng)中期受到負(fù)荷沖擊時(shí), 其出水COD甚至達(dá)1300 mg·L-1, 污水廠整個(gè)好氧段已處于崩潰狀態(tài).而對(duì)于中試系統(tǒng), 經(jīng)短暫適應(yīng)期后, R1出口COD趨于穩(wěn)定, 保持在350~450 mg·L-1之間, 去除率達(dá)65.8%以上;而中試系統(tǒng)在運(yùn)行至10 d時(shí)出水COD便降至120 mg·L-1以下, COD去除率高達(dá)92.6%, 滿足污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)GB8978-1996二級(jí)標(biāo)準(zhǔn), 整個(gè)中試系統(tǒng)也展現(xiàn)出優(yōu)良的抗沖擊負(fù)荷能力.
中試系統(tǒng)甲醛、TOX和COD去除率如表 2所示.結(jié)合圖 2、3和4可知, 相比于甲醛, TOX對(duì)于普通活性污泥更難降解且對(duì)微生物毒性更強(qiáng), 是引起聚甲醛廢水污染物和COD去除率低的主要因素.經(jīng)強(qiáng)化后中試系統(tǒng)獲得同步有效降甲醛和TOX的能力, 從而解除甲醛、特別是TOX對(duì)其它COD降解微生物的代謝和生長(zhǎng)的抑制, 通過(guò)協(xié)同作用增強(qiáng)活性污泥去除COD的能力.
表 2 主要污染物去除率
3.4 活性污泥的性狀分析 3.4.1 污泥鏡檢分析
對(duì)系統(tǒng)運(yùn)行不同時(shí)期活性污泥進(jìn)行光學(xué)顯微鏡觀察, 分析不同階段活性污泥形態(tài)及生物相變化, 結(jié)果如圖 5所示.
圖 5 各階段活性污泥鏡檢圖 (10 × 40光學(xué)顯微鏡)(a.未強(qiáng)化, b.強(qiáng)化5 d, c.強(qiáng)化30 d, d.強(qiáng)化40 d)
由圖 5總體可看出, 未強(qiáng)化前污泥絮體松散, 污泥顆粒較小, 且未觀察到任何原生及后生動(dòng)物, 說(shuō)明該活性污泥活性差, 這也從另一方面解釋了污水廠好氧段COD去除率低的原因.在投加復(fù)合菌劑運(yùn)行至第5 d以后, 污泥絮體明顯較為緊實(shí), 且顆粒變大;至第30 d時(shí), 活性污泥相對(duì)于第5 d時(shí)則較為松散, 觀察到有球狀菌團(tuán)出現(xiàn), 而期間進(jìn)水TOX驟升至250 mg·L-1, COD升至1600 mg·L-1左右, 受到負(fù)荷沖擊, 這也許是微生物抵抗外界不利因素侵害的一種反應(yīng);當(dāng)運(yùn)行至第40 d時(shí), 活性污泥絮體更為密實(shí), 且顆粒度最大, 并有輪蟲出現(xiàn), 表明此時(shí)系統(tǒng)在經(jīng)歷負(fù)荷沖擊后運(yùn)行穩(wěn)定, 活性污泥生長(zhǎng)狀態(tài)良好.
3.4.2 污泥掃描電鏡分析
分別選取同期污水廠一級(jí)氧化池和反應(yīng)器R1運(yùn)行至第40 d的活性污泥, 作掃描電鏡對(duì)比觀察, 結(jié)果如圖 6所示.
圖 6 強(qiáng)化前后污泥掃描電鏡圖 (放大倍數(shù)3000x)(a.同期聚甲醛污水廠活性污泥, b.中試系統(tǒng)第40 d活性污泥)
同期聚甲醛污水廠活性污泥 (圖 6a) 疏松多孔, 且有大量絲狀菌附著繁殖, 期間甲醛和TOX濃度均在250 mg·L-1以上, 系統(tǒng)受嚴(yán)重負(fù)荷沖擊, 表明此時(shí)污泥已中毒失活, 生長(zhǎng)狀況較差;而同期強(qiáng)化中試系統(tǒng)活性污泥 (圖 6b) 密實(shí)少孔, 且有桿狀和球狀菌存在, 可看出強(qiáng)化后中試系統(tǒng)較原污水廠對(duì)甲醛及TOX毒性有更強(qiáng)的耐受和降解能力.
3.5 活性污泥微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性分析 3.5.1 微生物群落結(jié)構(gòu)變化分析
對(duì)各個(gè)階段活性污泥樣品進(jìn)行DNA提取, 并將所得污泥總DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增實(shí)驗(yàn), 活性污泥6個(gè)樣品PCR均未出現(xiàn)非特異性擴(kuò)增, 片段大小在250~500 bp之間, 滿足后續(xù)溫度梯度凝膠電泳 (TGGE) 實(shí)驗(yàn)要求.系統(tǒng)運(yùn)行各階段PCR-TGGE圖譜及泳道識(shí)別見(jiàn)圖 7.
圖 7 一級(jí)氧化反應(yīng)器R1不同運(yùn)行時(shí)段污泥TGGE圖譜及泳道識(shí)別圖 (a.污泥TGGE圖譜; b. TGGE圖譜泳道識(shí)別圖; 0.未強(qiáng)化, 1. B. methylotrophicus, 2.第5 d, 3.第15 d, 4.第30 d, 5.第40 d, 6.第55 d)
由圖 7a可看出, 未強(qiáng)化前系統(tǒng)微生物群落結(jié)構(gòu)較單一, 但隨著強(qiáng)化菌群的加入及進(jìn)水水質(zhì)變化, 圖譜部分條帶出現(xiàn)亮度逐漸變暗或增加, 以及出現(xiàn)新條帶的現(xiàn)象, 表明該系統(tǒng)活性污泥微生物種群結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯演替.以0號(hào)樣品 (未強(qiáng)化) 作為參照, 6號(hào)與0號(hào)樣品相似性指數(shù)最低, 僅為56.8%(圖 7b), 表明強(qiáng)化后穩(wěn)定運(yùn)行的中試系統(tǒng)與原污泥系統(tǒng)的微生物群落結(jié)構(gòu)已有較大差異.而相鄰泳道6號(hào) (55 d)、5號(hào) (40 d) 之間相似性相差也較大, 研究認(rèn)為這是系統(tǒng)對(duì)沖擊負(fù)荷實(shí)現(xiàn)了有效適應(yīng), 實(shí)現(xiàn)了優(yōu)勢(shì)菌株的快速增長(zhǎng).
圖 7a中i譜帶為原活性污泥中不具有的B. methylotrophicus, 該菌加入中試系統(tǒng)后一直存在, 這揭示了中試系統(tǒng)TOX低的原因.隨著運(yùn)行進(jìn)程, TGGE圖譜的i譜帶出現(xiàn)了亮度先下降、后逐漸增加和在第30 d時(shí)最暗的現(xiàn)象, 這應(yīng)該同該系統(tǒng)受到負(fù)荷沖擊有關(guān), 是菌株對(duì)系統(tǒng)環(huán)境變化的適應(yīng)所致.運(yùn)行至后期代表B. methylotrophicus的條帶i亮度恢復(fù), 幾乎與強(qiáng)化初期持平, 說(shuō)明此時(shí)B. methylotrophicus已成功附著于活性污泥中, 并實(shí)現(xiàn)了有效增殖.而原污水廠活性污泥中沒(méi)有該譜帶和B. methylotrophicus, 反映在水質(zhì)指標(biāo)上就是TOX較高, 水質(zhì)毒性未解除, 導(dǎo)致其生物種群數(shù)量也不及中試系統(tǒng)穩(wěn)定態(tài)多, 從而COD降解率也較低.總體來(lái)看, 菌株B. methylotrophicus在系統(tǒng)中擁有抵抗負(fù)荷沖擊和去除TOX所需的優(yōu)勢(shì)地位, 解除了TOX對(duì)其他微生物的抑制, 實(shí)現(xiàn)聚甲醛廢水的高效處理.
3.5.2 活性污泥微生物多樣性分析
中試系統(tǒng)污泥群落的Shannon-wiener指數(shù)變化情況如圖 8所示.
圖 8 活性污泥各階段Shannon-wiener指數(shù)變化
由圖 8可知, 在整個(gè)運(yùn)行期間, 系統(tǒng)污泥微生物多樣性經(jīng)歷了由高到低、再由低到高的過(guò)程.未強(qiáng)化前污泥Shannon-wiener指數(shù)低 (2.286), 說(shuō)明其微生物多樣性相對(duì)較低.加入菌劑初期 (第5 d), Shannon-wiener指數(shù)上升至2.428, 大幅增強(qiáng)了系統(tǒng)微生物種類和多樣性.當(dāng)運(yùn)行至第30 d, 期間由于負(fù)荷沖擊使Shannon-wiener指數(shù)一度降至2.194, 表明系統(tǒng)微生物生長(zhǎng)受到嚴(yán)重抑制致使其多樣性降低;結(jié)合圖 7b(泳道4) 可知, 負(fù)荷沖擊雖使活性污泥微生物多樣性有所降低, 但仍未影響到關(guān)鍵優(yōu)勢(shì)菌株如B. methylotrophicus對(duì)目標(biāo)污染物TOX的降解能力.系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行期55 d時(shí), Shannon-wiener指數(shù)大幅提高至2.692, 微生物多樣性獲得進(jìn)一步增加, 表明此時(shí)中試系統(tǒng)已完全適應(yīng)進(jìn)水高負(fù)荷的沖擊, TOX毒性被降低, 微生物種群數(shù)量增加, 其中B. methylotrophicus則是維持該系統(tǒng)微生物多樣性回復(fù)上升和穩(wěn)定的關(guān)鍵因子和優(yōu)勢(shì)菌株.
4 結(jié)論 (Conclusions)
1) 復(fù)合菌劑被應(yīng)用于中試系統(tǒng)進(jìn)行了聚甲醛降解的生物強(qiáng)化研究, 當(dāng)采用生產(chǎn)污水作為進(jìn)水時(shí), 中試系統(tǒng)最終出水甲醛、TOX和COD濃度分別低于4、10和120 mg·L-1, 其降解率在97.8%、94.2%和92.6%以上, 出水水質(zhì)達(dá)到預(yù)期目標(biāo).
2) PCR-TGGE圖譜分析表明, 添加強(qiáng)化復(fù)合菌劑的中試系統(tǒng), 聚甲醛降解菌B. methylotrophicus可以在活性污泥中實(shí)現(xiàn)有效增殖, 在經(jīng)受住沖擊負(fù)荷后成為了系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)菌株, 支撐著中試系統(tǒng)對(duì)TOX的有效降解.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3) 復(fù)合菌劑的加入不僅大幅降低了TOX、甲醛等物質(zhì)的毒性, 更由于毒性物質(zhì)對(duì)活性污泥中微生物抑制的去除, 提高了中試系統(tǒng)的微生物活力和微生物多樣性, 不僅增強(qiáng)了系統(tǒng)的抗沖擊負(fù)荷能力, 也最終形成了一個(gè)穩(wěn)定的聚甲醛污水處理系統(tǒng).
