徐 航,张 冰,时文歆

聚苯乙烯微塑料对菌-藻颗粒污泥的影响机制研究

徐 航,张 冰*,时文歆

(重庆大学环境与生态学院,三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆 400045)

在成熟的好氧颗粒污泥(AGS)中接种小球藻,成功构建了菌-藻共生好氧颗粒污泥(ABGS)系统.开展了聚苯乙烯微塑料(PS-MPs)对ABGS系统的影响机制研究.研究表明:低浓度PS-MPs(1mg/L)对ABGS的生物量、藻类生长、沉降性能和污染物去除效率无明显影响.相较于ABGS对照组,高浓度PS-MPs(10mg/L和100mg/L)胁迫作用下ABGS的生物量、藻类生长、沉降性能受到了明显抑制,叶绿素α/MLSS比值降低了0.19mg/g,污泥平均粒径降低了200μm,颗粒污泥结构逐渐松散破碎,有机物、氮和磷等污染物的去除效率分别降低了4.83%、5.06%和4.11%.此外,PS-MPs抑制了ABGS胞外聚合物(EPS)的分泌,降低了EPS中色氨酸和芳香族蛋白质的含量.在微生物群落结构组成方面,PS-MPs提高了ABGS系统内物种多样性,但抑制了疣微菌门(Verrucomicrobiota)、蓝藻门(Cyanobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)等功能细菌的生长,不利于维持系统的长期稳定性.

菌-藻颗粒污泥；微塑料；聚苯乙烯；污染物去除效率；胞外聚合物；微生物群落

好氧颗粒污泥(AGS)是微生物在选择压的驱动作用下通过不断粘附、凝聚而形成的颗粒状聚集体,具有沉降性能好、耐高毒性、污染物去除效率高和抗冲击负荷能力强等优势特征[1].现有的工程经验表明,AGS技术优势明显,但也存在一定的弊端,一方面是机械曝气所需能耗较高,另一方面是在长期运行过程中,可能由于颗粒厌氧内核破裂、丝状菌过度生长或胞外聚合物(EPS)组分改变等原因,导致颗粒结构失稳、出水水质恶化甚至发生系统崩溃.

菌-藻共生好氧颗粒污泥(ABGS)是将AGS与菌-藻共生系统耦合而成的一种新型污水生物处理技术.在ABGS系统中,细菌和藻类之间具有物质转化与能量循环等紧密的共生关系,例如,藻类通过光合作用产生的O2可用于好氧细菌的代谢,好氧细菌氧化有机物产生的CO2可供给藻类用于光合作用,减少温室气体排放[2].与AGS相比,ABGS沉降性能更好,污染物去除效率更高,颗粒结构稳定性更强.刘怡等[3]研究发现,在非曝气条件下,ABGS系统中COD、NH4+-N、TN和PO43--P的平均去除效率与AGS系统相比分别提高了31.08%、23.97%、30.47%和22.17%.此外,ABGS可作为生物质原料提取生物柴油以及生产乙醇等生物燃料.因此,ABGS系统具有减污降碳协同增效和资源能源高值转化的双重优势,近年来备受关注[4].

微塑料(MPs)是指粒径小于5mm的塑料[5],其粒径微小、比表面积大、疏水性强,能够吸附环境中的有机污染物和重金属,促进污染物的迁移,加剧对水环境的污染[6].微塑料会随着生活污水和雨水径流不可避免地进入污水处理厂(WWTP)[7-9].殷伟庆等[10]对镇江市三座污水处理厂开展微塑料调查,发现污水处理厂进水中检出的微塑料主要包含聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)和聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)等,三座污水处理厂的进水中微塑料浓度分别为2226、2263和1950 个/L.Sun等[11-12]研究发现污水处理厂进水中微塑料浓度约为1～ 5.6mg/L.进入污水处理厂的微塑料,其中99%以上会被污水多级处理工艺截留并转移至污泥中[13].Li等[14]研究表明,我国28个污水处理厂污泥中微塑料的平均含量高达2.3´104个/(kg·干污泥).微塑料对污水生物处理效能产生的负面影响不容忽视.Zhao等[15]发现聚酰胺66(PA 66)微塑料会降低AGS系统中化学需氧量(COD)的去除效率,抑制微生物的生长.Qin等[16]表明聚醚砜(PES)微塑料会抑制微生物亚硝酸盐还原酶的活性,降低AGS系统脱氮效率.

聚苯乙烯被广泛用于制造食品包装、塑料瓶和塑料餐具,聚苯乙烯微塑料(PS-MPs)是污水处理厂中最常见的微塑料种类之一.Long等[17]研究表明, PS-MPs在污水处理厂中大量累积,含量达到MPs总量的10.1%.PS-MPs对细菌的生长具有抑制作用.研究表明,PS-MPs降低了AGS的脱氮速率,在5mg/L浓度PS-MPs的长期胁迫下,AGS系统的TN去除率由70%降低至60%,NH4+-N的去除率由100%降低至95%[18].Mao等[19]研究发现,PS-MPs对藻类生长也存在抑制作用,在PS-MPs胁迫作用下,蛋白核小球藻()细胞发生氧化应激反应,类囊体扭曲,细胞膜受损,5、10和100mg/L浓度的PS-MPs对其生长的抑制率分别为21.0%、29.0%和38.5%.然而,PS-MPs的长期暴露对以细菌和藻类为群落结构主体的ABGS系统产生何种影响目前尚不明确.

本研究通过分析不同浓度PS-MPs对ABGS系统的理化特性(沉降性能、生物质含量和颗粒粒等)、污染物去除效能(有机物、氮和磷)和EPS含量与组分的影响,以及暴露于PS-MPs下微生物群落结构的变化规律,揭示PS-MPs对ABGS系统的影响机制,研究结果可为ABGS污水处理技术的实际应用提供理论指导.

1 材料与方法

1.1 实验材料与水质组成

实验所用接种藻种(FACHB- 31)购自武汉水生生物研究所淡水藻类培养库.接种时其叶绿素a(Chl-a)浓度为11.27mg/L.采用实验室培养成熟的AGS作为接种污泥,其混合液悬浮固体浓度(MLSS)为2.83g/L,污泥体积指数(SVI5)为70.12mL/g.小球藻和AGS的接种比例为1:7(体积比,/),接种后MLSS为2.51g/L,SVI5为80.09mL/g,接种培养10d后正式开展实验.

PS-MPs购自瑞科科技有限公司(无锡).PS-MPs为白色粉末,显微镜下观察呈现规则圆球状,平均粒径为50μm.在投加PS-MPs之前,将其在250W和40kHz下超声处理10min,避免其在模拟生活污水中发生聚集.

本实验采用人工配制的模拟生活污水作为进水,进水水质组成如表1所示.

表1 模拟生活污水组成成分

1.2 实验装置与运行方式

如图1所示,实验装置主体为4个有效体积为0.8L的光生物反应器,分别标记为R1、R2、R3和R4.将其放置于振荡速度为150r/min的摇床中(25±2) ℃,构建非曝气条件下的AGS和ABGS系统.其中,R1和R2分别为AGS和ABGS系统,R3和R4分别为投加PS-MPs的AGS和ABGS系统.R2和R4采用LED灯带进行光照,光照强度约为200μmol/m2·s,光照周期为12h亮相/12h暗相,R1和R3进行了遮光处理.控制AGS系统和暗相ABGS系统的溶解氧(DO)浓度为4～5mg/L,亮相ABGS系统的DO浓度为6～7mg/L.反应器采用间歇方式运行,运行周期为12h,包括进水1min、振荡715min、沉降3min和排水2min,体积交换比为50%,水力停留时间(HRT)为24h.根据PS-MPs的投加浓度,将整个实验周期划分为3个阶段.第一阶段(1～20d),根据污水中PS-MPs的实际浓度,向R3和R4中投加1mg/L PS-MPs.考虑到塑料使用量的快速增加以及微塑料在环境中的累积效应[20],在第二阶段(21～40d)和第三阶段(41～60d),将PS-MPs投加浓度分别提升至10mg/L和100mg/L,以研究高浓度PS-MPs对ABGS系统的影响.

图1 反应装置示意

1.3 检测指标与方法

MLSS、SVI5、COD、PO43--P、NH4+-N、NO2--N、NO3--N等指标按照标准方法进行测定[21].污泥表观形态采用数码相机拍照记录.污泥的微观形态采用扫描电子显微镜(SEM,ZEISS Gemini 300,德国)观察.污泥的粒径分布采用Malvern 3000激光粒度仪分析.

ABGS中藻类生物质浓度通过叶绿素(Chl-)含量表示[22].采用热提取法提取污泥中的紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)和松散结合型胞外聚合物(LB-EPS).EPS样品中蛋白质(PN)和多糖(PS)的含量分别采用BCA试剂盒(Sigma-Aldrich)和苯酚-硫酸法[23]进行测定.采用三维荧光光谱仪(FP-6500,日本JASCO公司)记录EPS样品的激发-发射矩阵光谱图(EEM)并分析EPS中荧光类物质的组成成分.

采用16s rRNA和18s rRNA基因高通量测序技术分析颗粒污泥中微生物和藻类群落结构的多样性和组成.采用E.Z.N.A.®土壤DNA试剂盒(Omega,美国)提取颗粒污泥的DNA,细菌16s rRNA的V3-V4区扩增引物为338F和806R,18s rRNA扩增引物为P23SrV-1F和P23SrV-1R,按照Zhang等[24]的方法进行基因测序和生物信息学分析.

本研究中的分析测试重复三次,并通过方差分析(ANOVA)检验结果的显著性,<0.05代表结果差异具有统计学意义

2 结果与讨论

2.1 污泥理化特性的变化

在60d的实验周期中,4组反应器内的生物量均呈现先增加后趋于稳定的变化趋势(图2a).在PS-MPs浓度为1mg/L的阶段,R1和R3系统中的MLSS含量差异不明显,同时R2和R4的MLSS含量也未有显著差异(>0.05).当PS-MPs浓度提升至10mg/L和100mg/L后,与R1和R2相比,R3和R4的MLSS含量均受到了显著抑制(<0.05),至实验末期(第60d),其MLSS含量分别降低了0.31g/L和0.26g/L.分析认为,颗粒污泥对低浓度PS-MPs具有一定的耐受性,而在高浓度PS-MPs暴露下,颗粒污泥中的微生物细胞发生氧化应激反应,细菌生长受到抑制,从而降低了AGS和ABGS系统中的生物量.

藻类接种后,R2和R4系统内的初始叶绿素a/MLSS比值为1.21mg/g,随着培养时间的延长,该比值逐渐增加并趋于稳定(图2b).藻类生物量的提高可能是由于光照激活了藻细胞的卡尔文循环的暗反应,通过光合作用吸收CO2并将其以有机物的形式储存[25].在PS-MPs浓度为1mg/L的阶段,R2和R4系统中叶绿素a含量无显著差别,当PS-MPs浓度提升至10mg/L后,R4系统中叶绿素α含量增加速率比R2缓慢,说明高浓度PS-MPs对藻类生长存在显著抑制作用(<0.05),且随着PS-MPs浓度进一步升高,叶绿素a含量的增加速率更加缓慢.至第60d时,R4系统中叶绿素a/MLSS比值(1.42mg/g)明显低于R2(1.61mg/g).分析认为,PS-MPs会吸附在藻细胞的表面,阻止一部分光照射,阻碍了物质和气体的交换和转移,从而抑制藻类的光合作用,影响藻类利用光能的效率,抑制藻类的生长[26-28].

随着生物量的增加,4组反应器中的污泥沉降性能均有所改善(图2c).至第60d时,R1和R3系统内污泥的SVI5由80.09mL/g分别下降至66.90L/g和70.52L/g,R2和R4系统内的SVI5分别下降至58.62mL/g和62.54mL/g.研究结果表明ABGS比AGS具有更好的沉降性能,且相比于对照组,高浓度PS-MPs(10mg/L和100mg/L)显著抑制了AGS和ABGS的沉降性能(<0.05).分析认为,相比于对照组,高浓度PS-MPs的持续暴露使ABGS中丝状细菌过度生长(图3h),沉降性能降低.如图2d可见,实验末期R1和R2系统中的污泥平均粒径达到1100mm左右,高于R3和R4系统中的污泥平均粒径(900μm). PS-MPs暴露下,颗粒污泥结构疏松破碎,导致污泥的平均粒径降低.

图2 反应器运行过程中颗粒污泥理化特性的变化情况(1-20d: PS-MPs浓度1mg/L; 21-40d: PS-MPs浓度10mg/L; 41-60d: PS-MPs浓度100mg/L)

a. MLSS; b. SVI5; c. ABGS系统中叶绿素α含量及叶绿素α/MLSS比值; d. 粒径

2.2 污泥形貌特征

如图3所示,实验前期(第10d),R1和R3系统中的AGS为淡黄色,粒径大小不一,且形状不规则.随着实验进行,颗粒污泥形状变得规则,边缘平滑,结构更加密实.实验后期(第60d),在AGS表面观察到丝状细菌的生长.R2和R4系统中的颗粒污泥在实验前期(第10d)呈现黄绿色,边界较为清晰,表明小球藻在反应器内适应性良好,与AGS相结合形成了ABGS.随着实验的进行,大部分ABGS变为深绿色,值得注意的是,实验后期(第60d),R4中ABGS表面覆盖了大量的丝状菌,导致颗粒变得粗糙而松散.

a. R1-10d; b. R1-60d; c. R2-10d; d. R2-60d; e. R3-10d; f. R3-60d; g. R4-10d; h. R4-60d

a、b.第60d R1中AGS的SEM图片; c、d.第60d R2中ABGS的SEM图片; e、f.第60d R3中AGS的SEM图片; g、h.第60d R4中ABGS的SEM图片; i、j.ABGS中PS-MPs的SEM图片

采用SEM进一步观察实验后期颗粒污泥的微观形态.如图4所示,AGS和ABGS表面主要由杆状菌和球菌所组成,且有原生动物附着在颗粒污泥表面,表明系统出水水质良好[29].同时,在R4系统中观察到了PS-MPs颗粒粘附并嵌入于颗粒污泥表层.黄晓桦[18]在研究聚苯乙烯对好氧颗粒污泥的影响机制中同样发现,大量的PS-MPs吸附于AGS细菌的表面,且随着微塑料浓度的提高,细菌表面吸附的PS-MPs数量大量增加.在200mg/L PS-MPs实验组中,PS-MPs密集排列并覆盖在细菌的表面.因此,推测PS-MPs进入颗粒污泥系统后,会被颗粒污泥裹挟黏附并截留于颗粒污泥中.此外,R4中颗粒污泥表面也存在大量的丝状菌.丝状菌是颗粒污泥的结构骨架,被认为是颗粒稳定性的重要因素,然而丝状菌的过度生长会导致污泥系统稳定性恶化[30-32].

2.3 胞外聚合物的含量与组成

图5 反应器运行过程中颗粒污泥EPS含量的变化

a. R1; b. R2; c. R3; d. R4

2.3.1 胞外聚合物的含量 EPS主要来源于细胞分泌、细胞代谢、细胞死亡以及废水中吸附的有机物,颗粒污泥分泌的EPS对颗粒的形成过程和稳定性以及保护微生物免受外部有毒污染物的毒害作用等方面发挥着重要作用[33].如图5所示,4个系统中EPS含量均呈持续上升的变化趋势,但不同系统中的EPS含量存在明显差异.在低浓度PS-MPs (1mg/L)暴露下,AGS和ABGS的EPS分泌受到了抑制作用,当PS-MPs浓度提升至10mg/L和100mg/L时,其对EPS分泌的抑制作用更加显著(<0.05).至实验末期(第60d),R2中EPS含量(97.35mg/g MLSS)>R4 (91.22mg/g MLSS)>R1(85.23mg/g MLSS)>R3 (79.72mg/g MLSS),表明在PS-MPs胁迫作用下, ABGS比AGS分泌了更多的EPS以抵抗PS-MPs的毒性.同时,R3系统中PN/PS比值(4.12)低于R1(4.80),R4系统中的PN/PS比值(4.63)低于R2 (5.40).相关研究表明,PN是颗粒污泥EPS中的主要成分,其含量的大幅提高有助于增强细胞表面的疏水性,有利于细菌相互粘附,对促进颗粒化过程及维持颗粒结构的稳定性具有重要的作用,PN/PS比值变化与污泥的聚集性能呈正相关,较高的PN/PS比值表明颗粒表面具有较低的表面电荷和较高的表面疏水性,有利于细胞间发生聚集[34-36].因此,PS- MPs对AGS和ABGS颗粒污泥细胞的聚集性能和结构稳定性均存在一定的负面影响.除此之外,R4系统中PN/PS比值比R3系统提高了0.51,表明在PS-MPs暴露下,ABGS分泌了更多PN,相较于AGS具有更强的结构稳定性.

2.3.2 胞外聚合物的荧光组分 采用三维荧光光谱(3D-EEM)分析实验末期(第60d)AGS和ABGS中EPS的荧光组分和强度的差异,结果如图6所示示.AGS和ABGS中提取的EPS均存在两个吸收峰,即峰A(x/m:280/360nm)和峰B(x/m:225/345- 355nm),分别代表蛋白质衍生的色氨酸物质和芳香族蛋白质物质,这两种蛋白质是颗粒污泥EPS的主要成分,有利于颗粒污泥的形成和结构稳定性的维持[37].研究结果表明,AGS和ABGS样品中EPS荧光组分没有明显的差异,且PS-MPs没有明显改变AGS和ABGS的荧光组分.

比较实验末期各组颗粒污泥TB-EPS和LB- EPS中峰A和峰B的荧光强度,发现ABGS中峰A和峰B的荧光强度明显高于AGS,表明相比于AGS, ABGS中色氨酸物质和芳香族蛋白质物质含量更高.进一步分析发现,R3系统中峰A和峰B的荧光强度分别为1920.35(TB-EPS)和1746.43(TB- EPS),相较于R1分别降低了974.76(TB-EPS)和786.25(TB- EPS);R4中峰A和峰B的荧光强度分别为2756.33 (TB-EPS)和2308.21(TB-EPS),相较于R2分别降低了639.56(TB-EPS)和614.30(TB-EPS).研究结果表明,PS-MPs胁迫作用降低了AGS和ABGS中色氨酸物质和芳香族蛋白质物质的含量,不利于AGS和ABGS系统的稳定性.

图6 颗粒污泥LB-EPS和TB-EPS的3D-EEM图谱

a、e.R1系统中的LB-EPS和TB-EPS; b、f.R2系统中的LB-EPS和TB-EPS; c、g.R3系统中的LB-EPS和TB-EPS; d、h.R4系统中的LB-EPS和TB-EPS

2.4 污染物的去除效果

图7为反应器运行期间COD、NH4+-N、TN、PO43--P的去除效能.R2系统中的污染物去除效率始终维持稳定,至实验末期(第60d),COD、NH4+-N、TN和PO43--P的去除效率分别达到91.43%、92.32%、91.54%和91.45%,与R1系统相比分别提高了5.83%、5.36%、6.36%和5.89%.这表明在非曝气条件下,ABGS系统对有机物和氮磷等污染物的去除效果显著优于AGS系统(<0.05).此外,R4系统中的污染物去除效率显著高于R3系统(<0.05),表明在PS-MPs暴露下,ABGS相较于AGS仍具有更好的污染物去除效能.分析认为,ABGS除了通过硝化作用去除NH4+-N外,ABGS中的微藻还可以吸收一部分NH4+-N用于细胞生长和代谢.此外,ABGS系统中微藻能够通过吸收聚磷酸盐去除约10%的可溶性磷[32].因此,ABGS系统中NH4+-N和PO43--P去除效率较高的原因可能是由于藻类对氮和磷的吸收作用.通过对比R2和R4系统中污染物的去除效果,发现1mg/L的PS-MPs对污染物去除效率的负面影响不明显(>0.05),而10mg/L和100mg/L的PS-MPs显著降低了碳、氮和磷的去除效率(<0.05).至实验末期,R4系统中COD、NH4+-N、TN和PO43--P的去除效率分别比R2系统降低了4.83%、4.26%、5.06%和4.11%.分析认为,PS-MPs会诱导细菌和藻类细胞发生氧化应激反应,产生过多的活性氧会损伤细胞膜上的酶蛋白,还会导致细胞膜结构受损,细胞发生裂解作用并失活,进而导致有机物和NH4+-N去除效率降低[11].另有研究表明,PS-MPs会削弱脱氮除磷相关功能细菌的相对丰度,从而抑制NH4+-N和PO43--P的去除效率[38-40].

图7 反应器运行期间污染物去除效果

a.COD; b.NH4+-N; c.PO43--P

2.5 微生物群落结构

如表2所示,4个样品的物种Coverage指数均大于99%,表明测序结果能够反映样品中微生物分类的真实性.通常采用ACE指数和Chao1指数评估微生物群落丰富度,采用Shannon指数和Simpson指数表征微生物的物种多样性.对比不同颗粒污泥样品中的ACE指数、Chao1指数、Shannon指数和Simpson指数可知,AGS系统(R1和R3)中ACE指数、Chao1指数和Shannon指数高于ABGS系统(R2和R4),且AGS系统中Simpson指数低于ABGS系统,说明藻类的生长降低了ABGS系统内微生物的群落丰富度和物种多样性.此外,R4系统中Shannon指数(3.465)高于R2系统(3.325),且R4系统中Simpson指数(0.151)低于R2系统(0.154),表明PS-MPs提高了ABGS系统内的物种多样性.分析认为,在PS-MPs胁迫作用下,ABGS系统内的微生物种类发生了演替,微生物群落结构的多样性有利于维持系统稳态,抵抗外界不良环境的干扰[41].

表2 微生物群落丰富度和多样性分析

在门分类水平上,变形菌门(Proteobacteria)和绿弯菌门(Chloroflexi)是AGS和ABGS系统中的主要优势菌群(图8a).其中,变形菌门(Proteobacteria)是最具优势的细菌门.对比其相对丰度发现,投加PS- MPs提高了ABGS系统中变形菌门(Proteobacteria)的相对丰度.此外,R4系统中绿弯菌门(Chloroflexi)的相对丰度与R2系统相比下降了4.64%.此类细菌可以与丝状菌相互缠绕形成稳定的生物聚集体,加固颗粒污泥的结构稳定性[42],这种细菌相对丰度的降低可能是导致ABGS结构失稳的原因之一.R4系统中疣微菌门(Verrucomicrobiota)的相对丰度(2.76%)明显低于R2系统(6.11%),说明在ABGS系统中疣微菌门(Verrucomicrobiota)对PS-MPs的毒性作用较为敏感.疣微菌门(Verrucomicrobiota)在降解有机物方面发挥着重要作用[43],这与PS-MPs暴露下ABGS系统中COD去除效率下降的实验结果相符(图7).此外,R2系统中蓝藻门(Cyanobacteria)的相对丰度(25.76%)高于R4系统(20.09%),表明PS-MPs对ABGS中蓝藻门(Cyanobacteria)的生长具有一定的抑制作用.

在纲分类水平上,a-变形菌纲(Alphaproteobacteria)和g-变形菌纲(Gammaproteobacteria)是4个系统内的优势菌群,但其相对丰度存在较大差异(图8b).R4系统中α-变形菌纲(Alphaproteobacteria)的相对丰度比R2系统降低了2.55%,且R4系统中γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)的相对丰度(10.54%)明显低于R2系统(35.52%).大多数属于α-变形菌纲(Alphaproteobacteria)和γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)的细菌都是EPS产生菌,这两种细菌的生长有利于细胞之间的粘附和聚集,在维持颗粒稳定性方面发挥着重要作用错误.因此,ABGS系统中EPS分泌减少的原因可能是这两种细菌的生长受到PS-MPs的抑制作用.

图8 颗粒污泥中的微生物群落结构组成

a.细菌在门水平分布; b.细菌在纲水平分布; c.细菌在属水平分布; d.藻类在属水平分布

在属分类水平上,新巨隆线虫属(Neomegalonema)、丝硫菌属()、属和属是4个系统内的优势菌群(图8c).R4系统中新巨隆线虫属()的相对丰度(36.13%)明显高于R2系统(3.74%).该属属于a-变形菌纲(),是一种丝状细菌[45].颗粒污泥中的不同菌群会竞争污水中的碳源、溶解氧和必需的生长因子.高晨晨等[46-47]研究发现,污泥中的丝状细菌与脱氮功能菌存在竞争关系,丝状细菌在竞争中处于优势地位并大量增殖,相对丰度上升.此外,马烨姝[48]发现丝状细菌在与聚磷菌和聚糖菌的竞争中更具优势,丝状菌增殖时,聚磷菌和聚糖菌的丰度降低.因此,在PS-MPs暴露下, ABGS系统中的有机物、氮和磷等污染物降解菌的生长受到抑制,而与此竞争的丝状细菌吸收更多营养物质进而大量生长,推测实验末期R4系统中污泥沉降性能下降可能是由于此类细菌的过度生长所致.除此之外,投加PS-MPs降低了ABGS系统中丝硫菌属()和属的相对丰度.其中,是一种EPS产生菌[49],其相对丰度的降低与较低的EPS含量相一致(图5).R4系统中属的相对丰度(1.50%)低于R2系统(5.58%),该属有利于形成粘性EPS黏附在颗粒污泥生物膜上,以保护自身免受不利环境影响,与颗粒污泥稳定性密切相关[50-51].其丰度的下降可能是ABGS系统稳定性下降的原因之一.

ABGS系统中的藻类在属水平上的相对丰度如图8d所示.R2和R4中真核藻类群落主要包括四链藻属()和麦可属().R4系统中四链藻属()的相对丰度(20.15%)明显低于R2系统(31.18%).该属具有高效除磷潜力,可在短时间内净化废水,是一种废水修复藻株[52-53].R4系统中麦可属()的相对丰度(32.21%)明显低于R2系统(49.27%).该属可利用多种营养物质和多种波长的光进行光合作用并去除废水中的污染物[54-55].综上所述,相对于R2系统,R4系统中的有机物、氮和磷等污染物去除效率较低的原因可能是这两种藻属的生长受到了PS-MPs的抑制作用.

以上结果表明,PS-MPs选择性抑制了ABGS系统内特定的细菌种类.在PS-MPs的长期影响下,相关功能细菌丰度的变化导致ABGS系统的污染物去除效率下降和EPS分泌量减少,并导致ABGS系统稳定性降低.

3 结论

3.1 在非曝气条件下成功构建了ABGS系统.低浓度PS-MPs(1mg/L)对ABGS的生物量、沉降性能和藻类光合作用几乎无影响,而在高浓度PS-MPs (10mg/L和100mg/L)暴露下,ABGS的生物量增长和沉降性能受到了抑制,ABGS中藻类的光合作用被抑制,颗粒污泥结构松散并逐渐破碎解体.

3.2 PS-MPs对ABGS的EPS分泌具有抑制作用,且浓度越高抑制作用越明显,在PS-MPs的胁迫作用下,ABGS的EPS总含量降低了6.13mg/g MLSS, PN/PS比值降低了0.77,色氨酸物质和芳香族蛋白质物质的分泌受到了抑制,不利于微生物之间发生聚集及颗粒污泥结构的稳定性维持.

3.3 低浓度PS-MPs(1mg/L)对ABGS系统中的污染物去除效率影响不明显,但在高浓度PS-MPs (10mg/L和100mg/L)胁迫作用下,碳、氮和磷的去除效率降低了4.11%～5.06%.

3.4 PS-MPs的长期胁迫作用刺激了丝状菌过度生长,同时抑制了属和属等功能细菌的生长,推测这是导致系统污染物去除效率降低、EPS产生量减少和系统稳定性降低的生物学机制.

3.5 与AGS相比,ABGS具有更好的沉降性能、除污效能和更高的结构稳定性,特别是ABGS对较低浓度PS-MPs的耐受性较好,在含微塑料的废水处理中具有较为广阔的应用前景.

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Unravelling the influencing mechanism of polystyrene microplastics on the algal-bacterial granular sludge systems.

XU Hang, ZHANG Bing*, SHI Wen-xin

(Key Laboratory of Three Gorges Reservoir Region’s Eco-Environment, Ministry of Education, College of Environment and Ecology, Chongqing University, Chongqing 400045, China)., 2023,43(10)：5562～5573

The algal-bacterial granular sludge (ABGS) system was established by inoculating the mature aerobic granular sludge (AGS) and targeted algae (). The effects of polystyrene microplastics (PS-MPs) on the ABGS system was investigated in this study. Results indicated that low concentrations of PS-MPs (1mg/L) had no significant effect on the biomass content, algal growth, sludge settling performance and pollutant removal efficiency of ABGS. Compared with the control group, the biomass content, algal growth and sludge settling performance of ABGS were inhibited under the pressure of high concentrations of PS-MPs (10mg/L and 100mg/L). To be specific, the ratio of chlorophyll α to MLSS decreased by 0.19mg/g, and the average particle size of sludge decreased by 200μm. Meanwhile, the granular sludge structure gradually became loosely and disintegrated. The removal efficiencies of chemical oxygen demand (COD), nitrogen, phosphorus of ABGS system were significantly decreased by 4.83%, 5.06% and 4.11%, respectively. In addition, PS-MPs inhibited the secretion of extracellular polymer substance (EPS) of ABGS, especially for the tryptophan and aromatic proteins. In terms of the microbial community structure, PS-MPs improved the diversity of bacterial species in the ABGS system, but inhibited the growth of functional bacteria (such as,and), which were not conducive to maintaining the long-term stability of ABGS system.

algal-bacterial granular sludge (ABGS)；microplastics；polystyrene；pollutant removal efficiency；extracellular polymeric substance (EPS)；microbial community structure

X703.1

A

1000-6923(2023)10-5562-12

2023-02-22

国家自然科学基金资助项目(52000014)

* 责任作者, 副教授, zhangbing@cqu.edu.cn

徐 航(1998-),男,重庆铜梁人,重庆大学硕士研究生,主要从事污水生物处理技术方面研究.2906878617@qq.com.

徐 航,张 冰,时文歆.聚苯乙烯微塑料对菌-藻颗粒污泥的影响机制研究 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5562-5573.

Xu H, Zhang B, Shi W X, et al. Unravelling the influencing mechanism of polystyrene microplastics on the algal-bacterial granular sludge systems [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5562-5573.