李玉琪,趙白航,張雨晴,陳效堂,楊海山

納米氧化銅顆粒和環(huán)丙沙星對好氧顆粒污泥的協(xié)同脅迫效應

李玉琪,趙白航*,張雨晴,陳效堂,楊海山

(北京工業(yè)大學,城市建設學部,北京 100124)

納米顆粒和抗生素在污水處理廠中的共同存在可產生綜合毒性.選擇納米氧化銅顆粒(CuO NPs)和環(huán)丙沙星(CIP)作為納米顆粒和抗生素的代表性物質,探究了CuO NPs和CIP共存脅迫對好氧顆粒污泥(AGS)系統(tǒng)的運行性能、污泥特性和微生物群落的長期影響.結果表明:CuO NPs單獨脅迫使脫氮性能輕微提高,對碳和磷的去除性能輕微下降.CIP單獨脅迫顯著抑制了碳、氮和磷的去除性能.CuO NPs和CIP共存時對碳、氮和磷去除表現出明顯的協(xié)同抑制效應.CuO NPs和CIP共存脅迫使細胞膜完整性下降,乳酸脫氫酶(LDH)釋放量增多,胞外聚合物(EPS)分泌增強,且溶解性EPS(S-EPS)的官能團發(fā)生顯著變化.CuO NPs和CIP共存脅迫改變了微生物群落結構,對生物多樣性具有顯著的協(xié)同抑制效應,對微生物具有較強的毒性作用.

納米氧化銅顆粒(CuO NPs)；環(huán)丙沙星(CIP)；好氧顆粒污泥(AGS)；協(xié)同效應

納米顆粒(NPs)和抗生素的廣泛應用導致其釋放到環(huán)境中,污水處理廠已成為其最主要的受體[1-2].NPs和抗生素可能會對微生物群落和代謝產生生態(tài)毒性,對活性污泥系統(tǒng)的安全穩(wěn)定運行造成潛在威脅[3].研究NPs和抗生素對廢水處理系統(tǒng)的影響機理對降低污水處理廠的運行風險具有重要意義.

納米氧化銅顆粒(CuO NPs)是一種典型的NPs,其對廢水處理系統(tǒng)的潛在毒性主要是由可溶性銅離子(Cu2+)引起的.Wang等[4]報道CuO NPs濃度為30～60mg/L時,對活性污泥系統(tǒng)的COD、NH4+-N和TP去除率及微生物酶活性均有不利影響.然而,少量的Cu2+可以激活含銅的亞硝酸鹽還原酶,從而促進脫氮[1].Zheng等[5]報道0～50mg/L濃度CuO NPs的長期脅迫促進了AGS系統(tǒng)的氮代謝,提高了TN去除率.氟喹諾酮類藥物是廣譜合成抗生素,在治療嚴重細菌感染方面發(fā)揮著重要作用.環(huán)丙沙星(CIP)是使用最廣泛的氟喹諾酮類藥物,對革蘭氏陽性菌和革蘭氏陰性菌均具有抗菌特性[6].城市污水中檢測的抗生素中,CIP的濃度相對較高,可達1265ng/L[7].研究報道CIP可以抑制活性污泥中微生物的活性,降低COD的去除效率[8].Yi等[9]研究發(fā)現2mg/L CIP的長期脅迫抑制了活性污泥系統(tǒng)的脫氮除磷性能,并顯著降低了反硝化菌(DNB)、聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)的相對豐度.

目前研究人員對CuO NPs和CIP對活性污泥[10-11]、生物膜[12]、厭氧污泥[9]和菌株[2,13]的單獨脅迫效應進行了諸多相關研究,對CuO NPs和CIP共存脅迫對好氧顆粒污泥(AGS)系統(tǒng)的長期毒性研究較少.然而,釋放到環(huán)境中的CuO NPs和CIP不可避免地在污水處理系統(tǒng)中共存,且AGS技術因其微生物種群豐富、沉降性好、結構致密、抗沖擊負荷能力強等優(yōu)點,在水處理領域受到廣泛關注[14].AGS技術不僅可用于去除有機污染物,還因其內部氧環(huán)境不同可以實現良好的脫氮除磷性能[15].因此,很有必要綜合研究CuO NPs和CIP共存時對AGS系統(tǒng)的運行性能、污泥特性和微生物群落的影響.

基于此,本論文擬開展如下研究:(1)研究CuO NPs和CIP共存時對AGS去除有機物以及脫氮除磷的脅迫效應,(2)分析CuO NPs和CIP共存時AGS污泥應激響應機制;(3)探討CuO NPs和CIP共存時AGS的微生物群落響應機制.

1 材料與方法

1.1 接種污泥及試驗用水

實驗中使用的AGS取自中試規(guī)模的序批式反應器(SBR)(工作容積:80L).該反應器已經實現了長期穩(wěn)定的同步硝化反硝化和除磷性能,具有良好的去除碳、氮和磷化合物的性能.

實驗過程中進水采用合成廢水,分別以乙酸鈉(NaAc)、氯化銨(NH4Cl)和磷酸二氫鉀(KH2PO4)為碳源、氮源和磷源.進水中COD、NH4+-N和TP濃度分別為150、30和4mg/L.其余成分的濃度如下:碳酸氫鈉(NaHCO3)為300mg/L,氯化鈣(CaCl2)為13mg/L,七水硫酸鎂(MgSO4·7H2O)為14mg/L.試驗中CuO NPs和CIP的濃度綜合來源于已發(fā)表文獻中的不同廢水中CuO NPs和CIP的濃度[5,8].試驗中使用的CuO NPs(粒徑40nm)和CIP分別購自阿拉丁試劑和麥克林試劑.將1g CuO NPs和1g CIP分別溶解在1L Milli-Q水中制備成1g/L CuO NPs和1g/L CIP儲備液.CuO NPs儲備液用超聲(25℃,150W, 40KHz)分散2h,并在每次加入前超聲分散0.5h.

1.2 試驗設置

實驗設置R1、R2和R3三個試驗反應器,其工作體積均為1L,混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)約為5000mg/L.R0為對照反應器,不含CuO NPs和CIP.試驗反應器R1、R2和R3中分別含有5mg/L CuO NPs+0mg/L CIP、0mg/L CuO NPs+5mg/L CIP和5mg/L CuO NPs+5mg/L CIP.反應器以厭氧/好氧/缺氧(A/O/A)模式運行,每個循環(huán)6h,包括進水2min,厭氧120min;曝氣120min;缺氧的110min;沉降6min;排水2min.好氧階段的溶解氧(DO)濃度控制為7mg/L,溫度為(18±1)℃,pH保持在7.8±0.5,換水率為80%.試驗過程中不進行排泥.反應器共運行80個循環(huán),每2個循環(huán)檢測反應器進出水中氮、碳和磷化合物的濃度.對照反應器R0出水中NH4+-N、TN、COD和TP的平均濃度分別為0.47、8.23、21.16和0.14mg/L,其平均去除率分別為98.43%、72.82%、84.55%和96.38%,具有良好的有機物去除和脫氮除磷性能.

1.3 胞外聚合物的提取和光譜分析

反應器運行80循環(huán)后,取10mL混合污泥樣品用于胞外聚合物(EPS)分析.根據前人研究,采用離心+超聲+熱提取法提取EPS[16-17].具體提取步驟如下:懸浮污泥混合液6000g離心10min后,上清液代表溶解性EPS(S-EPS).去掉上清液后的污泥顆粒在提取前用0.9% NaCl溶液洗滌兩次;混合液經20KHz超聲2min(4℃),8000g離心10min,上清液為松散結合EPS(LB-EPS);將留在離心管中的污泥顆粒懸浮在0.9% NaCl溶液中,在60℃下水浴加熱60min,然后在11000g下離心10min,上清液視為緊密結合EPS(TB-EPS).離心后的上清液均經0.45 μm 聚四氟乙烯膜(天津,津騰)過濾.采用蒽酮-硫酸法[18]和Lowry法[19]分析多糖(PS)和蛋白質(PN)含量.

傅里葉變換紅外(FTIR)光譜分析.EPS提取液用冷凍干燥機(Heto-Holten,丹麥)在-40℃下凍干48h.然后,將1mg凍干樣品與100mg溴化鉀(KBr)混合,研磨均勻以減少光散射.采用美國Thermo Fisher Nicolet公司的NicoletiS10型FTIR光譜儀對樣品進行紅外光譜分析.

1.4 微生物群落的測定

反應器運行80循環(huán)后,利用E.Z.N.A.?土壤DNA試劑盒(Omega公司,USA)從污泥樣本中提取DNA.然后,利用Illumina Miseq平臺(Illumina, Inc.,USA)對細菌16S rRNA基因的V3-V4區(qū)域進行高通量測序分析(上海生工公司).篩選后,使用Usearch(版本5.2.236)對操作分類單元(OTUs)進行相似性閾值為97%的分析.利用RDP分類器對OTUs代表性序列進行分類分析,并統(tǒng)計各樣本的菌落組成.

1.5 其他分析方法

NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N、COD、TP、和MLVSS的測定均采用國家標準方法[20].pH和DO的測定采用便攜式WTW儀(德國).乳酸脫氫酶(LDH)活性通過細胞毒性檢測試劑盒(碧云天,中國)進行測定,以反映細胞破損程度.具體操作步驟如下:反應器運行80循環(huán)后,將適量新鮮污泥樣品從反應器中取出(立即測定),置于滅菌的2mL離心管中,在12000rpm轉速下離心5min,將上清液分裝于無菌的96孔板中,每個孔100μL,然后加入60μL的LDH檢測液,于室溫條件下避光反應30min,使用酶標儀在490nm處測定熒光強度.

所有重要數據均為3次重復測定的平均值,并進行方差分析(ANOVA)檢驗結果的顯著性,<0.05為差異有統(tǒng)計學意義.

2 結果與討論

2.1 CuO NPs和CIP對AGS系統(tǒng)運行性能的影響

2.1.1 CuO NPs單獨脅迫運行性能 如圖1～圖3所示, 3個試驗反應器對氮、碳和磷的去除性能在第60～80循環(huán)基本達到穩(wěn)定狀態(tài).R1穩(wěn)定后出水中NH4+-N和TN的平均濃度為0.16和8.11mg/L. 與R0相比,R1的NH4+-N和TN平均去除率分別上升了1.05%和2.09%,脫氮性能略有提高.這與已報道的研究結果一致,即CuO NPs長期脅迫后促進了氨氧化菌(AOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)、和DNB等微生物菌群的生長,提高了脫氮性能[5,11].R1出水中TP和COD的平均濃度分別為0.21和23.70mg/L.與R0相比,R1的TP和COD平均去除率分別下降了2.36%和2.01%.這表明5mg/L CuO NPs長期脅迫抑制了有機物和磷的去除.Zheng等[5]報道CuO NPs長期脅迫對生物除磷具有慢性毒性作用,可能抑制了碳源向聚羥基烷酸鹽(PHA)的轉化,從而對除磷效果產生了抑制作用.

2.1.2 CIP單獨脅迫運行性能 如圖2所示,R2穩(wěn)定后出水中NH4+-N、TN、COD 和TP的平均濃度分別為9.58、15.70、40.35和1.14mg/L.與R0相比,R2的NH4+-N、TN、COD 和TP的平均去除率分別下降了31.82%、25.72%、14.34%和28.01%.這表明5mg/L CIP長期脅迫顯著抑制了氮、碳和磷的去除.Yi等[9]報道0.2mg/L和2mg/L CIP的長期脅迫使TN去除率分別降低了10.9%和15.6%,脫氮性能顯著降低.研究表明,10mg/L CIP長期脅迫使SBR系統(tǒng)中COD去除率降低15.2%,2mg/L CIP長期脅迫使TP去除率降低15.6%[8-9].由于抗生素對微生物生長的毒性作用,CIP長期脅迫可能導致AOB、NOB、DNB和PAOs等微生物活性受到限制,從而使有機物去除和脫氮除磷性能受到抑制.

2.1.3 CuO NPs和CIP共存脅迫運行性能 R3穩(wěn)定后出水中NH4+-N、TN、COD 和TP的平均濃度分別為12.05、17.10、43.77和2.39mg/L (圖3).與R0相比,R3的NH4+-N、TN、COD 和TP的平均去除率分別下降了40.22%、31.06%、17.53%和65.48%.與R1和R2相比,R3中氮、碳和磷的去除性能受到較嚴重的抑制,且其抑制作用顯著大于CuO NPs和CIP單獨脅迫時抑制作用的累加.CuO NPs和CIP的共存對AGS運行性能的抑制表現出明顯的協(xié)同效應.Zhang等[11,21]研究報道了CuO NPs與抗生素如磺胺甲惡唑(SMX)或土霉素(OTC)結合形成CuO NPs-SMX或CuO NPs-OTC復合物的可能性.因此,進水中同時添加CuO NPs和CIP時,可能會形成CuO NPs-CIP復合物.具備一定納米特性的復合物,容易進入微生物細胞,對細胞結構和功能造成更嚴重的破壞[21].與CIP單獨脅迫相比,CuO NPs和CIP共存脅迫時NH4+-N、TN、COD和TP去除率分別下降了8.40%、5.34%、3.19%和37.47%.本研究中,CuO NPs和CIP的協(xié)同抑制作用和高毒性的可能原因是,CuO NPs和CIP共存時,其形成的CuO NPs-CIP復合物與生物酶發(fā)生了一定的化學結合,并可能進入到生物細胞內,破壞了生物酶的活性和細胞的功能性,從而導致AGS對有機污染物和氮磷的去除能力下降[11].

另外,由圖2和圖3可以看出,R2和R3在第26～ 28循環(huán)時除磷效率達到最低,然后逐漸升高.NPs和抗生素對污水處理系統(tǒng)的抑制作用與脅迫濃度和脅迫時間有關[3,21].在20周期左右,CIP和CuO NPs-CIP對除磷的抑制作用逐漸加重,使出水中TP濃度逐漸上升,除磷率逐漸降低.這可能是由于CIP和CuO NPs-CIP在AGS中的積累逐漸增大導致的.隨著脅迫時間的進一步增加,除磷功能菌群可能對CIP和CuO NPs-CIP產生一定的抗性,使出水中TP濃度降低,除磷率逐漸升高并達到穩(wěn)定狀態(tài).

2.2 CuO NPs和CIP對污泥特性的影響

2.2.1 LDH釋放量 AGS具有較大的比表面積.其表面吸附的CuO NPs和CIP的生物毒性,可誘導微生物氧化損傷,導致細胞膜完整性受到破壞,從而釋放LDH[5].因此,利用LDH釋放量可表征細胞膜的完整性(圖4).相比R0,R1的LDH釋放量沒有發(fā)生顯著變化.這表明在5mg/L CuO NPs單獨脅迫下,細胞膜的完整性沒有受到明顯破壞.R2的LDH釋放量為120.0%,這表明5mg/L CIP單獨脅迫下,AGS中細胞膜完整性受到一定程度的破壞.R3的LDH釋放量為145.0%.相比R0,R3的LDH釋放增加量為45%,其值高于R1和R2的LDH釋放增加量之和(0%+20%).這表明,CuO NPs和CIP共存時,細胞膜的完整性更差,受損細胞的比例更高.這可能是由于CuO NPs- CIP復合物的形成使CIP借助納米特性進一步轉移到微生物體內[21].CuO NPs和CIP共存脅迫對微生物細胞產生更嚴重的損傷,從而對運行性能的抑制進一步加劇.

圖4 CuO NPs和CIP長期脅迫下AGS系統(tǒng)中LDH釋放量

2.2.2 EPS含量 EPS在維持AGS的結構和穩(wěn)定性方面發(fā)揮著重要作用,并且可以作為屏障物質抵御有毒物質的侵害[22].因此,EPS的組成及含量的變化可以反映出AGS性能的變化.PN和PS分別是污泥EPS基質的主要成分和次要成分[23].如圖5(a)所示,R0、R1、R2和R3中PN分別占EPS總量的55.5%、54.7%、59.2%和60.3%,占主導地位.與R0相比,R1中EPS組成、總EPS含量和PN/PS值無顯著變化(>0.05).這表明CuO NPs單獨脅迫對EPS沒有產生顯著影響.CIP單獨脅迫下,EPS含量發(fā)生明顯變化.如圖5(a)所示,R2中PN和PS的總含量分別從R0的120.7mg/ gVSS和96.7mg/gVSS增加到188.5mg/gVSS和129.9mg/gVSS.CuO NPs和CIP共存時,EPS的含量進一步增加.此時,R3中PN和PS的總含量分別增加到200.4mg/gVSS和132.1mg/ gVSS.CuO NPs和CIP共存時,EPS產量的增加與微生物的自我保護機制密切相關[23-24].PN和PS含量的增加可能是由于CuO NPs-CIP復合物對AGS的毒性更大,污泥會分泌更多的EPS作為CuO NPs和CIP共存脅迫的保護屏障.PN的一些官能團可以與重金屬、NPs和抗生素絡合,以降低對微生物的毒性作用[25,26].此外,PS具有較強的親水性,使細胞周圍的水化層變厚,增大CuO NPs-CIP的水動力直徑,促進其聚集,從而增強對CuO NPs和CIP的毒性抵抗能力[27].

與R0相比,不同脅迫條件下LB-EPS和S-EPS含量均顯著增加,但對TB-EPS含量的影響較小.如圖5(b)所示,CuO NPs和CIP共存脅迫時,S-EPS和LB- EPS含量分別從R0的8.5mg/gVSS和28.3mg/ gVSS急劇上升至47.2mg/gVSS和102.7mg/gVSS,而TB- EPS含量沒有發(fā)生顯著變化(>0.05).這表明S-EPS和LB-EPS可能首先與CuO NPs和CIP接觸和相互作用[23].在脅迫條件下,作為對毒物的保護性反應,污泥會積累更多的S-EPS和LB-EPS.與R2相比,R3中TB-EPS含量由201.3mg/gVSS下降到187.3mg/gVSS,而LB-EPS含量由74.3mg/gVSS升高到102.7mg/ gVSS.這表明EPS結構中的PN和PS可能從緊密結合的TB-EPS向松散的LB-EPS轉移,以抵抗CuO NPs和CIP的共存脅迫.如圖5(a)所示,R2和R3的PN/PS從R0的1.26顯著增加到1.46和1.54(< 0.05).PN/PS值的增加提高了污泥的相對疏水性,有利于在不利脅迫條件下保護微生物細胞[28].

2.2.3 EPS紅外光譜分析 利用FTIR測定了CuO NPs和CIP長期脅迫后EPS官能團的變化.FTIR主要波段分配表和FTIR圖如表1和圖6所示.如表1所示,官能團可以分為四類:碳氫化合物、蛋白質類、多糖類和指紋[29].在3425-3450cm-1區(qū)域的廣譜吸附峰是由于EPS中羥基和胺基的-OH和-NH2伸縮振動引起的.1630cm-1處的明顯條帶是蛋白質中C=O和C-N(酰胺I)肽鍵伸縮振動的結果.1380cm-1處的條帶是甲基的C-H伸縮振動的結果.1145cm-1處的條帶可以歸因于C-OH和C-O的伸縮振動. 1075cm-1處的尖峰對應多糖中C-O-C的伸縮振動.指紋區(qū)(<1000cm-1)中的一些波段可以歸屬于磷酸和硫的官能團[23].

表1 FTIR光譜特征的波段分配

如圖6所示,LB-EPS和TB-EPS相關峰的位置和數量非常接近,說明其化學基團特征相似.S-EPS較LB-EPS和TB-EPS變化更明顯,對CuO NPs和CIP更敏感.S-EPS的FTIR光譜差異表明,CuO NPs和CIP長期脅迫對EPS的不同官能團具有一定的影響.CuO NPs單獨脅迫后,S-EPS光譜中3435cm-1處的峰移至3450cm-1.這表明S-EPS中羥基和胺基的-OH和-NH2易受CuO NPs的影響.R1、R2和R3的S-EPS光譜在1630cm-1處的條帶強度變強, 1145cm-1處的條帶強度變弱,甚至1420cm-1處的條帶消失(圖6).這表明,CuO NPs和CIP單獨和共存脅迫后,S-EPS中羧基的C=O和多糖中的C-OH和C-O均與CuO NPs或CIP結合.多糖和羧基為CuO NPs和CIP在AGS上的吸附提供了活性結合位點. CuO NPs和CIP共存脅迫后,S-EPS的FTIR在1380cm-1處出現了一條新帶,代表甲基的C-H對稱彎曲振動.這表明S-EPS在CuO NPs和CIP共存脅迫條件下官能團發(fā)生了變化.FTIR圖譜的變化證明了EPS中不同官能團參與了CuO NPs和CIP與AGS的相互作用[30].

2.3 CuO NPs和CIP對微生物群落的影響

2.3.1 微生物群落多樣性 為了探究CuO NPs和CIP對微生物群落豐度和多樣性的影響,基于OTUs進行了微生物多樣性分析(圖7).如圖7(a)所示,4個反應器中的污泥樣品有294個OUTs相同,證實了這些污泥的同源性.基于OTUs的主成分分析(PCA)圖顯示,4個樣品分離,證實了CuO NPs和CIP對微生物豐富度和多樣性產生了不同的影響[圖7(b)].良好的覆蓋度(表2)、扁平化的rank豐度曲線[圖7(c)]和稀疏曲線[圖7(d)]保證了該測序的可信度.

CuO NPs和CIP長期脅迫下的微生物群落豐度和多樣性指數如表2所示.R1的Chao和Shannon指數分別從R0時的425.40和3.50提高到429.09和3.63,表明5mg/L CuO NPs單獨脅迫提高了微生物群落的豐度和多樣性.然而,R2(412.98和2.95)和R3(407.78和2.69)的Chao和Shannon指數顯著低于R0.這可能是由于R2和R3中存在的CIP迫使部分細菌死亡,導致R2和R3的微生物群落豐度和多樣性下降.R3中的Chao和Shannon指數低于R2,說明CuO NPs和CIP共存脅迫對微生物群落豐度和多樣性具有協(xié)同抑制作用.

圖7 微生物多樣性的表征

表2 CuO NPs和CIP對微生物豐度和多樣性的影響

2.3.2 基于屬水平的微生物群落分析 反應器中污泥樣本在屬水平上細菌組成的相對豐度如圖8所示.豐度的變化代表了物質含量的相關變化.在4個反應器中,AOB以亞硝化單胞菌屬()為主,NOB以硝化螺旋菌屬()為主.R0中AOB和NOB的相對豐度分別為0.04%和0.70%.與R0相比,R1中AOB和NOB豐度增大0.004%和0.26%.這進一步說明5mg/L CuO NPs單獨脅迫對AGS的脫氮過程具有積極作用,從而使得NH4+-N和TN的平均去除率升高.R2中AOB和NOB豐度分別下降到0.03%和0.35%.CIP單獨脅迫后,AOB和NOB顯著降低.相比AOB,NOB對CIP的脅迫更為敏感.因此,R2的NH4+-N平均去除率下降31.82%,出水中NO2--N平均濃度上升到5.87mg/L.R3中AOB和NOB豐度分別下降到0.02%和0.33%.與R2相比,R3中AOB和NOB豐度降低,NH4+-N和TN平均去除率分別降低8.40%和5.34%.這表明CuO NPs和CIP共存脅迫對AGS的脫氮菌群豐度和脫氮性能具有一定的協(xié)同抑制效應.

與R0相比,R1、R2和R3中典型的GAOs屬相對豐度升高,而兩個主要的反硝化PAOs(DPAOs)屬和s相對豐度降低.這與前面試驗中CuO NPs和CIP長期脅迫下TP去除率降低現象一致.CuO NPs和CIP長期脅迫對DPAOs的抑制作用可能是除磷失敗的主要生物機制[31].此外,DNB如、和在4個反應器中均被檢測到,且在R2和R3中的相對豐度顯著增加.DNB在反硝化/反硝化除磷過程中會與DPAOs競爭NO2--N/NO3--N,這也可能是除磷失敗的原因.R2和R3中DNB豐度的增加可能是由于CIP和CuO NPs-CIP復合物導致部分微生物死亡,死亡細胞成為反硝化的有機底物,進而促進部分DNB的生長.

微生物的相對豐度變化與其對CuO NPs和CIP的抗性有關.與R0相比,R1中的相對豐度從1.45%增加到3.93%.這可能是對CuO NPs具有一定的抗性.CuO NPs溶解產生的較低濃度的Cu2+促進了的生長.Li等[32]報道在2mg/L和5mg/L Cu2+時相對于0mg/L Cu2+增加,較低濃度的Cu2+促進了的生長.與R0相比,R2中、和的豐度增加,這表明它們可能對CIP抗生素具有抗性,并在CIP去除中發(fā)揮著重要作用.與其他反應器相比,R3中的相對豐度顯著增加到0.22%.這表明在CuO NPs和CIP共存脅迫下,CuO NPs-CIP復合物或某些代謝產物的生成顯著促進了的生長.據報道,對包括氟喹諾酮類在內的多種抗生素具有耐藥性[8].文獻報道、和能產生大量的EPS[33].R3的相對豐度由R0時的0.12%顯著增加到0.61%(<0.05).R3中的豐度的顯著升高是R3中EPS分泌量顯著增高的主要原因. 因此,在CuO NPs和CIP共存脅迫下,的相對豐度增加,這有助于增加EPS的分泌,以降低對AGS系統(tǒng)的協(xié)同毒性.

圖8 屬水平微生物群落結構

3 結論

3.1 CuO NPs和CIP共存脅迫使NH4+-N、TN、TP和COD去除率顯著降低,具有明顯的協(xié)同效應.

3.2 CuO NPs和CIP共存脅迫對AGS產生更嚴重的毒性.CuO NPs和CIP共存脅迫下,細胞膜完整性被顯著破壞,EPS分泌增加,S-EPS官能團發(fā)生顯著變化.

3.3 CuO NPs和CIP共存脅迫顯著降低了微生物的豐度和多樣性,抑制了硝化菌群和DPAOs的生長,使微生物菌群發(fā)生顯著變化.

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Synergistic stress effect of copper oxide nanoparticles and ciprofloxacin on aerobic granular sludge.

LI Yu-qi, ZHAO Bai-hang*, ZHANG Yu-qing, CHEN Xiao-tang, YANG Hai-shan

(Faculty of Architecture, Civil and Transportation Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2023,43(1)：61～69

The coexistence of nanoparticles and antibiotics in wastewater treatment plants can produce combined toxicity. CuO NPs and CIP were used as representative substances of nanoparticles and antibiotics, respectively, to investigate the long-term coexistence effects of CuO NPs and CIP on the operation performance, sludge characteristics and microbial community in aerobic granular sludge (AGS) systems. The nitrogen removal under CuO NPs single stress slightly improved. Meanwhile, the carbon and phosphorus removal slightly decreased in the AGS system. CIP single stress significantly inhibited the removal of carbon, nitrogen and phosphorus. The coexistence stress of CuO NPs and CIP showed an obvious synergistic inhibition on the removal of carbon, nitrogen and phosphorus. The coexistence stress of CuO NPs and CIP decreased cell membrane integrity, increased lactate dehydrogenase (LDH) release, enhanced extracellular polymeric substances (EPS) secretion, and significantly changed the functional groups of soluble EPS(S-EPS) in AGS systems. The coexistence stress of CuO NPs and CIP changed microbial community structure, had a significant synergistic inhibition on biodiversity, and had a strong toxicity on microorganisms.

copper oxide nanoparticles (CuO NPs)；ciprofloxacin (CIP)；aerobic granular sludge (AGS)；synergistic effect

X703

A

1000-6923(2023)01-0061-09

李玉琪(1996-),女,山東濟寧人,碩士研究生,研究方向為污水處理及資源化.發(fā)表論文3篇.

2022-06-05

國家自然科學基金項目(51978009)

*責任作者, 副教授, bhzh@bjut.edu.cn