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外文翻譯 題目1：如何使用活性碳纖維陰極（電芬頓技術(shù)） 從實際印染廢水去除COD 題目2：一個完整的印染廢水處理系統(tǒng)中 微生物群落的演變研究 外文翻譯之一 如何使用活性碳纖維陰極（電芬頓技術(shù)） 從實際印染廢水去除COD 作者：Chih-Ta Wang,Wei-Lung Chou,Mei-Hui Chung,Yi-Ming Kuo 國籍：中國 出處：生物資源技術(shù) 概要：本試驗在PAN（聚丙烯腈）基活性碳纖維陰極的基礎(chǔ)上，利用Fe2+與過氧化氫電化學反應(yīng)對實際印染廢水中COD去除效率的研究。在不同的氧噴射速率，不同的電流密度，F(xiàn)e2 +濃度，溶液pH值和溫度的情況下對COD去除率的研究。電芬頓技術(shù)可以成功地在240min后從復雜的實際印染廢水中去除超過70%的COD。隨著氧氣噴射速度上升到150 cm3/min的時候，COD的去除率明顯增加。當施加的電流密度達到3.2?mA/cm2時，COD的去除效率最高可以達到75.2%；而在高密度電流下因為副反應(yīng)率的增加使得COD去除效率有所下降。結(jié)果表明，最適pH值為3。在此之后，提高溶液的pH值，COD的去除率就迅速下降；相反，COD的去除率會因為Fe2+濃度上升到2mM而增加。溫度對COD的去除效率略有負面影響。 引 言 紡織印染行業(yè)在臺灣是主要的工業(yè)用水行業(yè)。然而，印染廢水想要達到滿意的處理效果通常是很困難的，因為污水有很高的色度和COD。雖然我們已經(jīng)了解一些從廢水中去除染料的傳統(tǒng)方法比如化學氧化，絮凝法，吸附法和生物處理法，但仍存在一定的局限性。最近，學者對電化學方法處理廢水的實際應(yīng)用問題的興趣，如直接或間接電氧化，還原和電凝電吸附，一直在增加。 最有效的電化學法是通過間接介質(zhì)氧化處理污染物所得到。傳統(tǒng)的間接氧化使用氯離子作為氧化還原介質(zhì)。即使它在處理某些有機物和無機物時非常有效，但在處理期間的初始階段會有一些有毒物質(zhì)的產(chǎn)生。然而，這些含氯化合物在水溶液中可完全礦化（電化學氧化）或氧化成為揮發(fā)性化合物。近日，一些研究人員使用了原位電化學過氧化氫氧來處理廢水。然而，過氧化氫氧化對于有機污染物的分解并不是非常有效。應(yīng)用紫外照射和金屬催化劑可以有效地提高過氧化氫的羥基自由基的氧化功率。 最近，研究表明羥基自由基的使用有可能部分或完全地破壞有機化合物。芬頓試劑，是一種過氧化氫和亞鐵離子組成的酸性混合物。芬頓試劑所產(chǎn)生的羥基自由基具有高氧化能力，其反應(yīng)機理是非常復雜的，可描述為： Fe2 + + H2O2→Fe3 + + OH? + OH? （1） 盡管芬頓試劑氧化效率高，但要通過集中儲存和運輸高濃度并且含有Fe3 +的H2O2（aq）容易造成土壤污染，所以使用受到限制。在酸性介質(zhì)中，通過原位電化學對過氧化氫在陰極還原氧氣和Fe2 +再生，可以解決這個問題。最近幾年，一些研究人員在酸性環(huán)境運用電化學還原氧已經(jīng)產(chǎn)生了相當大的量的過氧化氫。該技術(shù)結(jié)合電化學過氧化氫和增加的Fe2 +被稱為電芬頓技術(shù)。明顯的是，過氧化氫在陰極的產(chǎn)生效率是電芬頓技術(shù)至關(guān)重要的。有兩種方式可使陰極的氧氣含量降低，從而產(chǎn)生過氧化氫或水。氧的電化學還原遵從的兩個或四個電子過程完全取決于陰極材料。 基于碳作電極，包括石墨，玻璃碳，碳纖維和碳海綿及氣體擴散電極已被用于生產(chǎn)過氧化氫。傳統(tǒng)上通過電化學生產(chǎn)過氧化氫而使用的石墨，是因為其成本較低。然而，由于在水溶液中氧氣的低溶解度，從而導致傳質(zhì)限制，使得效率不高。最近氧碳-PTFE擴散陰極已被廣泛使用，被認為是用于產(chǎn)生過氧化氫 [24]最有效的電極。但是，氣體擴散的陰極表面面積相對較小，因而不適合適用于處理大量的廢水。此外，其成本高且長期運行的電極容易造成氣體擴散不穩(wěn)定是研究的主要問題。因此，在工業(yè)應(yīng)用中，價格低廉并且具有高表面積的碳纖維在生產(chǎn)過氧化氫工藝中是最具有吸引力的。 過氧化氫電化學率顯著影響著電-芬頓技術(shù)的處理效率。幾個因素影響著過氧化氫的電化學效率：氧氣必須首先被溶解在溶液中；其次，溶解氧轉(zhuǎn)移到陰極表面，并吸附在陰極，最后在酸性介質(zhì)中，隨著電化學反應(yīng)減緩而產(chǎn)生過氧化氫，可能會出現(xiàn)的副反應(yīng)是同時在陰極降低電過氧化氫的生成率。 電化學生成的過氧化氫與亞鐵離子，與外部添加或減少所產(chǎn)生的三價鐵離子或那些原本存在于溶液中具有高的氧化還原電勢的離子，產(chǎn)生羥基自由基，根據(jù)式（1）。 大多數(shù)研究者使用電芬頓技術(shù)處理印染廢水的成分相對較少，染料濃度低。相比之下，專注于采用電芬頓技術(shù)研究處理實際廢水是有限的。這項工作是研究使用電芬頓技術(shù)處理實際印染廢水的COD去除率的可行性和有效性。過氧化氫是在三維活性炭纖維布陰極產(chǎn)生的，而Fe2+通過外部添加。采用恒定電流模式對COD去除效率進行評價。我們著重研究三維碳纖維布陰極和幾個運行參數(shù)對效率影響，如氧噴射速率，施加電流密度，溶液的pH值，F(xiàn)e2+濃度和從實際的印染廢水去除COD的溫度。 2.實驗 2.1 物料 臺灣的碳科技公司，提供PAN（聚丙烯腈）基活性炭纖維布，而陽極的鉑絲從本地的金屬公司購買。所有試劑均為分析純，且沒有進一步純化。在這項工作中，氧氣（純度99.9％）是從當?shù)氐囊患夜举彽?，并且其噴射速率?0到250cm3/min。 2.2 實驗裝置和方法 所有實驗均在未分隔且配有兩個電極的電化學電槽中進行，溶液的體積為0.5立方分米。陽極是一個直徑為0.05厘米的鉑絲，陰極被設(shè)計成中空圓筒形結(jié)構(gòu)，包括一個大小為9cm×7cm×0.02cmPAN基活性炭纖維布層，在兩個塑料的屏幕中，圖1中所見。中空圓柱形陰極的直徑和高度分別為2.9厘米和7厘米。鉑絲陽極放置在中空圓柱形陰極的中心。這種設(shè)計的一個特點是使初電流或電位分布更均勻。從氧氣瓶噴射出來的氧氣，直接分配到中空的圓柱形陰極的底部。在所有的實驗中，該溶液的磁力攪拌速率為300rpm，保持溫度與恒溫浴一樣，并且控制測量溶液的pH值，用轉(zhuǎn)子流量計控制氧氣流量，供給的電壓為直流電源（GW，GPR-25H30D）。為了準確地測量電壓和電流，電壓表和電流表分別連接到所述電路中。含COD的廢水用哈希分光光度計（DR5000）測量。BET的表面積（ 1558.1平方米/克）和活性炭纖維的孔體積（ 0.431立方厘米/ g）用比表面積測定儀測定（ ThermoQuest ， Qsurf系列）。 圖1 實驗裝置示意圖 1：電源；2：活性炭纖維布陰極；3：陽極；4：氣機磁力攪拌器；5：鼓風機；6：pH值統(tǒng)計。 這項試驗中所用的廢水樣本取自一個位于臺灣仁德村的紡織印染化工廠，然后將其存儲在一個黑暗的環(huán)境中。進行電化學實驗前，廢水中的膠體懸浮顆粒用乙酸纖維素濾紙（0.45μm的細孔徑）過濾除去。測定廢水中的某些特征，這些數(shù)據(jù)都在表1體現(xiàn)，實驗所需時間為240分鐘。COD去除率百分比定義為： 其中COD0是在實際印染廢水的COD初始值。 表1 廢水中的特征指數(shù) 3. 實驗結(jié)果與討論 3.1 吸附，氧氣氧化和電芬頓工藝的比較 隨著電化學反應(yīng)產(chǎn)生過氧化氫，其他兩種工藝--包括污染物的吸附和氧氣氧化都參與了電芬頓技術(shù)在印染廢水中使用碳纖維布作為陰極去除COD的過程。為了探討研究僅使用電芬頓法后COD的去除率，本實驗就對活性炭纖維上對污染物的吸附和由噴射的氧氣氧化對COD的去除率的影響進行了這項研究。圖2顯示除去使用氧氣氧化和電芬頓法的氧化就純吸附的函數(shù)而得到的去除百分比。圖2由三個獨立的實驗獲得。在氧氣氧化的情況下，不通過電極就將氧氣噴射入反應(yīng)器中。通過吸附研究COD的去除率，即氧氣將不會被噴入反應(yīng)器中，而電流也會被切斷。發(fā)現(xiàn)表明，通過簡單的吸附，COD去除率很低，在240分鐘的處理后也只達到2.8％。雖然噴射的氧氣氧化對COD的去除百分比高于簡單的吸附，污染物使用氧氣氧化似乎并不能有效去除印染廢水中的COD。COD的去除率的百分比隨著時間逐漸增加，240分鐘后達到10.9％，但是，其去除率在使用氧氣氧化后仍然很低。相比之下，通過電芬頓法獲得COD的去除率較高。在240分鐘處理后，COD的去除率為75.2％，這表明大部分的COD通過電芬頓技術(shù)去除是現(xiàn)在主要的研究方向。因此，這種碳纖維布陰極被證明能夠有效地產(chǎn)生過氧化氫，然后與Fe2 +反應(yīng)，產(chǎn)生羥基自由基，根據(jù)式（1）。 圖2 在pH 為3和溫度為20°C時，COD去除百分比隨時間的變化 對于電芬頓技術(shù)的影響 增加電流密度：3.2mA/cm2時；氧氣噴射率：150cm3/min；Fe2+：2mM。對于氧氣氧化：氧氣噴射率：150cm3/min。對于吸附：無氧氣，電流被關(guān)斷。 3.2 氧氣噴射速率的影響 圖3顯示的實驗結(jié)果：氧噴射速率從50到250cm3/min，即50，100，150，200和250cm3/min的噴射率，且施加的電流密度為3.2mA/cm2時，COD去除百分比分別為59.3％，69.5％，75.2％，76.3％和77.1％。顯然，在電芬頓技術(shù)中COD去除率隨著氧氣噴射速率增加而增加，因為在此過程中，過氧化氫有所增加。因此COD去除效率將取決于電致的過氧化氫濃度。即，氧噴射速率的增加可提高水中的溶解氧濃度和加速氧氣的傳質(zhì)速率，最終增加了過氧化氫產(chǎn)生的量。這一發(fā)現(xiàn)與Do等學者使用CSTER（連續(xù)攪拌釜式反應(yīng)器）以及我們以前的研究相一致。此外，COD去除率在氧氣噴射率超過150立方厘米后僅略微增加。該結(jié)果表明，在這項研究中，當氧氣噴射速率超過150cm3/min時通過過氧化氫的電化學反應(yīng)產(chǎn)生控制COD去除率。顯然，目前的研究中施加電流密度3.2 mA/cm2，氧氣噴射速率為150 cm3/min的條件是適當?shù)摹? 3.3 施加的電流密度的影響 為了選擇合適的電流密度來測試最佳COD去除率，在施加電流密度為0.8 mA/cm2到4.8 mA/cm2的范圍內(nèi)進行試驗。圖4顯示外加電流密度對廢水中的COD去除百分比的影響。施加電流密度為0.8，1.6，2.4，3.2，4.0和4.8 mA/cm2時，COD去除百分比分別為19.2％，49.9％，62.8％，75.2％，73.0％和64.8％，最高的COD去除率在施加電流密度為3.2 mA/cm2時實現(xiàn)。該情況下，在電流密度小于3.2 mA/cm2時，COD去除百分比隨著電流密度的增加而增加。因為增加所施加的電流密度，可以放大過氧化氫的產(chǎn)率，從而提高羥基自由基的濃度。然而，調(diào)查結(jié)果進一步表明，當施加超過3.2 mA/cm2的電流密度時，COD的去除百分比也開始下降，這意味著過氧化氫電化學反應(yīng)的速率下降。高電流密度是指施加較高的電壓時的電化學系統(tǒng)。因此，當在陰極施加一個更高的電壓時式（3）中的副反應(yīng)容易發(fā)生。因此，在施加電流密度大于3.2 mA/cm2時更多的電力被浪費。 圖3 在50到250cm3/min不同的氧氣噴射速率的條件下，COD去除率百分比 施加的電流密度：3.2mA/cm2；pH值：3；加入Fe2 +：2mM；溫度：20°C。 圖4 在各種的電流密度下COD去除百分比 氧氣噴射速率：150cm3/min；pH值：3；Fe2 +：2mM；溫度：20°C。 圖5 在不同pH值的溶液中COD的去除率 電流密度：3.2mA/m2；氧氣噴射率：150cm3/min；Fe2 +：2mM；溫度：20°C。 3.4 溶液中PH值的影響 對于電芬頓氧化過程中，溶液的pH值，不僅是影響芬頓氧化效率的關(guān)鍵因素，也是對于H2O2電化學反應(yīng)的一個主要參數(shù)。因此，重要的是研究在這個過程中pH值對COD去除百分比的影響。在傳統(tǒng)芬頓工藝中，在高pH值時鐵類物質(zhì)開始沉淀成為鐵的氫氧化物。另一方面，在較低pH值的環(huán)境中，鐵類物質(zhì)與H2O2形成穩(wěn)定的復合物，影響了催化劑的活性。結(jié)果，氧化效率顯著降低。因此，芬頓反應(yīng)一般是在酸性溶液中進行，pH值范圍從2到4。已發(fā)現(xiàn)傳統(tǒng)芬頓處理過程最佳的pH值約為3。在過氧化氫的產(chǎn)生方面，在理論上，低pH值是有利于產(chǎn)生過氧化氫，因為在酸性溶液中溶解氧轉(zhuǎn)化成過氧化氫消耗質(zhì)子，如式（2）。然而，低pH值也促進析氫，如式（4），降低了用于產(chǎn)生過氧化氫的活性位點的數(shù)目。因此，在這項研究中，可能獲得最佳的溶液的pH值。該溶液的pH值對COD的去除百分比影響示于圖5。當溶液的pH值從3提高到5，COD去除率百分比顯著下降。此外，當溶液的pH值保持在2時，對COD的去除百分率是72.4％，稍低于在pH= 3時的COD去除百分比，因為兩個同時在陰極發(fā)生的副反應(yīng)（式（3）和（4））。除此之外，在pH值低于3，過氧化氫根據(jù)溶液中的氫離子將保持穩(wěn)定： 因此，結(jié)合H2O2電化學和芬頓化學反應(yīng)，在最適pH為3，通過240分鐘處理廢水的條件下，COD去除率達到了75.2％。這個結(jié)果與先前研究結(jié)果是一致的。 圖6 在不同的Fe2 +濃度下COD去除率百分比 施加電流密度：3.2mA/cm2；氧噴射速率：150cm3/min；pH值：3；溫度：20°C。 3.5 初始Fe2+濃度的影響 圖6表明外部添加Fe2 +的濃度對COD的去除百分比的影響。當沒有Fe2 +的溶液中加入到該溶液中COD去除率百分比很低（19.8％），說明過氧化氫的氧化能力是不夠破壞大分子的，如實際印染廢水中的染料。而添加Fe2 +的實際廢水，并結(jié)合電化學過氧化氫根據(jù)芬頓反應(yīng)可產(chǎn)生羥基自由基。加入Fe2 +的濃度與羥基自由基的產(chǎn)生有關(guān)，根據(jù)式（1）。因此，為研究在電解開始時添加不同的Fe2 +濃度對COD的去除百分比的影響進行了一系列的實驗。圖6顯示，F(xiàn)e2 +的存在顯著影響COD的去除率百分比。COD去除率百分比在外部添加Fe2 +的濃度為0.33mM時顯著增加，從19.8％增加至43.1％。顯然，COD去除率百分比一直在增加當加入Fe2 +的濃度達到2mM前。比較對只含染料的廢水進行的簡單的處理結(jié)果，可得到，更高濃度的Fe2 +被添加到實際廢水中。這可能可以解釋在目前實際染色廢水降解過程中形成酸，醇的Fe2 +化合物和Fe2 +。與此相反，當Fe2 +增加到超過2mM時，F(xiàn)e2 +濃度對COD去除率有消極的影響。一種可能的解釋是，當Fe2 +的濃度很高的時候， Fe2 +對有用的羥基自由基進行反應(yīng)，導致廢水COD去除率降低，根據(jù)式（8）： 因此，過量的Fe2 +會消耗羥基自由基。結(jié)果顯示，在目前的研究中當Fe2+濃度大于2mM時COD的去除百分比會下降。此外，在該陰極表面可能以Fe3+形式存在根據(jù)式（1）和（8），從而導致陰極表面上的有效產(chǎn)生過氧化氫的數(shù)目減少。因此，電化學反應(yīng)中的過氧化氫產(chǎn)生率和COD的去除百分比皆下降。 3.6 溫度的影響 為了研究溫度的影響，在電芬頓過程中，從20°C至40°C在5個溫度條件下進行電化學反應(yīng)。圖7顯示在這項工作中溫度對COD去除百分比的影響。結(jié)果表明，溫度對COD的去除率有消極影響。溫度從20 ° C升高至40°C，COD去除百分比從75.2 ％下降到68.1 ％，用羥基自由基去除COD，將溫度提高將減少過氧化氫的電化學反應(yīng)率，這與一些過氧化氫的電化學率基本相關(guān)。溫度對COD的去除百分比的消極影響體現(xiàn)在溶解氧濃度較低且在更高的溫度下過氧化氫自行分解。即，溫度的升高，過氧化氫的濃度減少，因為溫度升高可降低廢水中氧的溶解度。此外，對于氧氣來說，過氧化氫的自行分解效率隨溫度的變化而變化。溫度每上升10 °C，分解率就變成較低溫度下的2.3倍。在這種情況下，一個較低的溫度有利于電化學中過氧化氫的積累，從而提高了COD的去除率。 圖7 在不同溫度下COD的去除百分比 施加的電流密度：3.2mA/cm2時；氧氣噴射率：150cm3/min；pH值：3；Fe2 +：2mM。 4.結(jié)論 本研究設(shè)計了一個以PAN基活性炭纖維布作為中空的圓柱形陰極來去除實際印染廢水中的COD。通過電致的羥基自由基及添加Fe2 +（電芬頓過程）結(jié)合過氧化氫去除廢水中的COD。COD去除率隨著氧氣噴射速率的比例增加而增加。結(jié)果表明，當氧氣噴射速率超過150cm3/min時，由過氧化氫控制COD去除率百分比。最高的COD去除率在施加電流密度為3.2 mA/cm2時實現(xiàn)的。施加電流密度大于3.2 mA/cm2時COD的去除百分比下降是由于副反應(yīng)率增加。結(jié)果顯示，本研究是最佳溶液的pH值為3 ，并且增加溶液的pH會使COD去除率百分比迅速下降。隨著Fe2 +濃度增加的并高達2mM時，COD去除百分比也有所提高。溫度對COD去除百分比有輕微的負面影響。從20 ° C至40°C，隨著溫度的升高，COD去除百分比從75.2 ％下降到68.1％。 參考文獻 [1] E. Brillas, J.C. Calpe, J. Casado, Water Res. 34 (2000) 2253–2262. [2] A.M. Palcaro, S. Palmas, F. Renoldi,M.Mascia, Electrochim. Acta 46 (2000) 389–394. [3] G. Chen, Sep. Purif. Technol. 38 (2004) 11–41. [4] L. Szpyrkowicz, M. Radaelli, S. Daniele, Catal. Today 100 (2005) 425–429. [5] A.S. Koparal, Y. Yavuz, C.Gürel, ü.B.??ütveren, J.Hazard.Mater. 145 (2007) 100–108. [6] C.T. Wang, W.L. Chou, Y.M. Kuo, J. Hazard. Mater. 164 (2009) 81–86. [7] G.P.R. Malpass, D.W. Miwa, D.A. Mortari, S.A.S. Machado, A.J. Motheo, Water Res. 41 (2007) 2969–2977. [8] J.L. Hu, W.L. Chou, C.T. Wang, Y.M. Kuo, Environ. Eng. Sci. 25 (2008) 1009–1015. [9] M. Panizza, G. Cerisola, Electrochim. Acta 48 (2003) 1515–1519. [10] F. Bonfatti, S. Ferro, F. Lavezzo, M. Malacarne, G. Lodi, A. DeBattisti, J. Electrochem. Soc. 147 (2000) 592–596. [11] J.S. Do, C.P. Chen, Ind. Eng. Chem. Res. 33 (1994) 387–394. [12] Z. Qiang, J.H. Chang, C.P. Huang, Water Res. 36 (2002) 85–94. [13] Y.W. Kang, K. Hwang, Water Res. 34 (2000) 2786–2790. [14] T. Harrington, D. Pletcher, J. Electrochem. Soc. 46 (1999) 2983–2989. [15] A. Alverez-Gallegos, D. Pletcher, Electrochemi. Acta 44 (1999) 2483–2492. [16] E. Brillas, E.Mur, R. Sauleda, L. Sanchez, J. Peral, X. Domenech, J. Casado, Appl. Catal., B Environ. 16 (1998) 31–42. [17] A. Da, P.F. Pozzo, M. Merli, E. Petrucce, J. Appl. Electrochem. 35 (2005) 391–398. [18] C. Flox, S. Ammar, C. Arias, E. Brillas, A.V. Vargas-Zavala, R. Abdelhedi, Appl. Catal., B Environ. 67 (2006) 93–104. [19] B. Gozmen, M.A. Oturan, N. Oturan, O. Erbatur, Environ. Sci. Technol. 37 (2003) 3716–3723. [20] S. Hammami, N. Oturan, N. Bellakhal, M. Dachraoui, M.A. Oturan, J. Electroanal. Chem. 660 (2007) 75–84. [21] C.T. Wang, J.L. Hu, W.L. Chou, Y.M. Kuo, J. Hazard. Mater. 152 (2008) 601–606. [22] A. Wang, J. Qu, J. Ru, H. Liu, J. Ge, Dyes Pigm. 65 (2005) 227–233. [23] A. ?zcan, Y. ?ahin, A.S. Koparal,M.A. Oturan, J. Electroanal. Chem. 616 (2008) 71–78. [24] A. Da, L.D.P. Pozzo, C. Merli, E. Petrucci, J. Appl. Electrochem. 35 (2005) 413–419. [25] J.S. Do, I.Y. Chao, J. Chin. Inst. Chem. Eng. 30 (1999) 329–338. [26] M. Zhou, Q. Yu, L. Lei, G. Barton, Sep. Purif. Technol. 57 (2007) 380–387. [27] C.W. Jones, Applications of Hydrogen Peroxide and Derivatives, 1st Ed., MPG Books,UK, 1999. - １６ - 外文翻譯 題目1：如何使用活性碳纖維陰極（電芬頓技術(shù)） 從實際印染廢水去除COD 題目2：一個完整的印染廢水處理系統(tǒng)中 微生物群落的演變研究 外文翻譯之二 一個完整的印染廢水處理系統(tǒng)中微生物群落的演變研究 作者：楊慶祥，王佳，王洪濤，陳軒宇，任思維，李雪玲 國籍：中國 出處：生物資源技術(shù) 摘要：這項研究中，在完整的印染廢水處理系統(tǒng)的兩個階段的生物過程中，用植入和分子生物技術(shù)來跟蹤細菌、真菌和古生菌種群動力學特征。枚舉結(jié)果表明，在這個系統(tǒng)中，細菌是優(yōu)勢種群。在所有處理單元中，特別是在從第二階段的生物樣品處理過程中，真菌對于細菌的比例在減少，而古生菌對細菌的比例有著明顯的增長。PCR-變性梯度凝膠電泳（DGGE）分析表明，64.6％的細菌，57.6％的真菌和38.2％的古生菌種群在系統(tǒng)運行過程中一直存留在初生污泥中，且微生物多樣性隨著系統(tǒng)運行而不斷增長。盡管在進水時微生物群落和組成不斷變化，但某些細菌的種群，如陶厄氏菌和黃色單胞菌同時出現(xiàn)在所有收集到的樣本中。 1. 介紹 在中國，多種含染料的廢水構(gòu)成了幾乎近30%的工業(yè)廢水，其中印染廢水（PDW）是最重要的廢水之一。印染廢水有BOD5/COD（5天生化需氧量/化學需氧量，20％左右）比率低，PH高（10-13），含有毒性，水質(zhì)變化大和生物難降解物質(zhì)（如染料和染料助劑：聚乙烯醇，PVA）的特性。雖然在中國，對污水的處理工藝是一種結(jié)合物理，化學和生物的過程，但是生物過程卻發(fā)揮了核心作用，并且能去除40％-50％的COD和50％-60％的色度。但是，在系統(tǒng)開始或者系統(tǒng)運行期間會出現(xiàn)重要的問題，如活性污泥濃度的降低，污泥膨脹和大量泡沫的產(chǎn)生經(jīng)常會導致處理效率的大大降低或者系統(tǒng)的崩潰。 在大多數(shù)工業(yè)廢水處理廠，接種污泥在一個特定的階段，通常會從市政污水處理廠被收集起來作為接種物。這種污泥中的微生物群落結(jié)構(gòu)通過適應(yīng)新的污水環(huán)境中需要經(jīng)歷很大的變化，有時候會導致系統(tǒng)啟動的失敗。假設(shè)優(yōu)勢微生物在系統(tǒng)的每個階段扮演著重要的角色，同時說明了優(yōu)勢微生物在系統(tǒng)運行中生物處理過程的組成和它們的演變很有可能幫助理解和解決上述問題。許多先前關(guān)于微生物群落動態(tài)的研究側(cè)重于功能和群落之間的關(guān)系穩(wěn)定或者關(guān)于環(huán)境條件對生物群落結(jié)構(gòu)的的影響，通常是在能夠處理合成廢水的實驗室規(guī)模條件下的生物反應(yīng)器。我們以往在兩個不同的實驗室規(guī)模的反應(yīng)器中研究擴大堿性細菌培養(yǎng)對處理真正的印染廢水處理影響，表明在沒有影響處理效率的過程中微生物群落經(jīng)歷了巨大的變化，同時極少的那些從富集接種培養(yǎng)物中分離出來細菌種群可以在穩(wěn)定運行的生物反應(yīng)器中被檢測到。然而，國內(nèi)只有少數(shù)研究報告是關(guān)于微生物群落在大規(guī)模工業(yè)廢水處理系統(tǒng)種的動態(tài)，尤其在完整的印染廢水處理系統(tǒng)從接種污泥到穩(wěn)定運行的污泥中存在著的微生物群落的進化。針對印染廢水水質(zhì)變化快特性和復雜的組合成分，它更重要的是印染廢水處理系統(tǒng)的設(shè)計和操作以便了解微生物群落動態(tài)變化及系統(tǒng)啟動和穩(wěn)定運行之間的關(guān)系。 這項研究中，在一個全面的PDW生物處理系統(tǒng)的建立和調(diào)試期間將運用PCR-DGGE和rRNA基因測序方法，跟蹤三種類型的微生物（細菌，真菌和古生菌）的進化過程。關(guān)于微生物種群在廢水處理系統(tǒng)中的功能的研究結(jié)果將形成進一步研究基礎(chǔ)。 2. 方法 2.1 廢水特性和處理系統(tǒng) 用一開始確定的處理系統(tǒng)處理新鄉(xiāng)聯(lián)達印染有限公司的廢水且連續(xù)監(jiān)測一年半以上其印染廢水的特性和生物處理系統(tǒng)的性能。用標準方法測定COD，BOD5的濃度，色度，懸浮固體（SS），總氮（TN），總磷酸鹽（TP），NH4+-N和pH值。該公司每天排放500噸的混合廢水，水的顏色經(jīng)常從棕色變成深藍色，綠色，灰色，最后變成黑色。廢水的特性列于表1。 該廢水處理系統(tǒng)于2009年的10月設(shè)立。該系統(tǒng)由混凝沉淀池，兩段式生物處理工藝包括過程1（厭氧水解酸化單元（H1），好氧活性污泥處理單元（O1）和沉降槽1）和過程2（厭氧水解酸化單元（H2），好氧生物接觸氧化單元（O2）和沉降槽2）組成，如圖1所示。在系統(tǒng)啟動階段，市政污水處理廠被收集到的活性污泥接種到O1以獲得最終的SS濃度為4-5g/l 。經(jīng)過約一個星期的低曝氣，O1操作如表2中所示。該沉淀池的污泥回流到H1。在O1單元接種1000升的混合脫色酵母的23天后H2開始啟動，我們先前了解和研究的沉淀池1的污泥和市政污水處理廠的污泥的那部分正為O1。從23日到29日，O2在低氧曝氣的條件下進行操作，同時從H2富集的污泥在這里形成生物膜。在啟動之后，整個系統(tǒng)在如表2所示的條件下操作。 圖1 PDW處理過程的流程圖 （H1，厭氧水解單元; O1酸化，好氧活性污泥單元; H2，厭氧水解酸化單元，O2，好氧生物接觸氧化單元） 2.2 污泥樣品 從以上的生物處理單元且在不同的操作時期收集污泥樣本，即，接種污泥（第1天和23天，分別為O1和H2），系統(tǒng)啟動后（第23天為O1和H1；第29天為O2），并在此中間操作（第29天，185天為O1和H1；185天為O2和H2）。將一小部分樣品放在無菌的聚丙烯試管中，同時用生物枚舉法立刻進行處理。其他部分進行分子分析，即，樣品從不同的處理槽，在4°C條件下以12000rpm離心10分鐘。將沉淀物用磷酸鹽緩沖液（pH=7）洗滌兩次（每在12000 rpm下離心10分鐘），并儲存在20℃用于分子分析。 2.3 DNA抽取 通過十六烷基三甲基溴化銨（CTAB）法從污泥顆粒中提取總的DNA。得到的天然或者純化的殘缺的DNA在溴化乙錠（EB）染色后，通過瓊脂糖凝膠電泳（1％w /v瓊脂糖）和紫外線透視來鑒定。純化后的DNA被存儲在20℃的條件下以便進行PCR–DGGE分析。 2.4 微生物種群量化 用植入和實時熒光定量PCR方法對不同的微生物種群進行計量。通過枚舉法，細菌和真菌的濃度取決于改進后對肉蛋白胨瓊脂和馬丁瓊脂平板的稀釋技術(shù)。所有瓊脂板在室溫下培養(yǎng)。細菌在1-2天后，真菌在3-5天后，計算板上數(shù)量。各組的微生物菌落的數(shù)量取決于同一水平上的三次重復測量。 細菌，真菌和古生菌的種群通過引物使用實時PCR技術(shù)被計數(shù)量化，338f (5’-CCTACGGGAGGCAGCAG)和518r (5’-ATTACCGCGGCTGCTGG)是細菌的序列；FF390(5’-CGATAACGAACGAGACCT) 和 FR1(5’-AICCATTCAATCGGTAIT) 是真菌的序列；344f(5’-ACGGGGYGCAGCAGGCGCGA)和519r (5’-TTACCGCGGCGGCKGCTG)是古生菌的序列。該PCR技術(shù)在95℃的條件下運行30s，40個變性的循環(huán)（94℃，5s），熱處理（34s：細菌，63℃；真菌，60℃；古生菌，65℃）和從60℃-95℃每0.5℃讀取板上的一個數(shù)據(jù)做熔解曲線分析。實時PCR法使用ABI7500Q-PCR儀（美國）在體積為25微升的條件下進行，按照制造商的說明用SYBR綠色檢測系統(tǒng)和SYBR的預混料EX的Taq?器材進行檢測。放大的16S rRNA和18S rRNA基因?qū)氲酱竽c桿菌DH5-α質(zhì)粒。這個標準要求用103-108基因拷貝那些稀釋的質(zhì)粒DNA。使用了兩個熔解曲線分析和瓊脂糖凝膠電泳證實了這個擴增產(chǎn)物的特異性。用兩個獨立實時PCR檢測并各自進行三個重復樣本的試驗。通過繪制的循環(huán)閾值與log10的基因拷貝數(shù)（古鐵雷斯等，2004）產(chǎn)生的標準曲線。 2.5 PCR-DGGE技術(shù)分析微生物種群 對于細菌DGGE分析，16S rRNA基因的V3區(qū)是采用引物338F GC (5’-CGCCC GCCGC GCGCG GCGGG CGGGG CGGGG GCACG GGGGG ACTCC TACGG GAGGC AGCAG 3)和518R (5’-ATT ACC GCG GCT GCT GG-3’)在95℃的PCR條件下持續(xù)5分鐘，循環(huán)變性10次（94℃，1分鐘），熱處理（65 ℃，每秒減少1℃，直到55，72 ℃持續(xù)90秒），循環(huán)變性20次（94 ℃持續(xù)1分鐘），熱處理（55℃持續(xù)45秒，72℃持續(xù)90秒），最后直到72℃持續(xù)7分鐘。 對于真菌種群分析，18S rRNA基因的PCR擴增進行使用引物FF390（5’-CGATA ACGAA CGAGA CCT-3）和GC-FR1（50 CCCCC GCCGC GCGCGGCGGG CGGGG，CGGGG，GCACG GGCCG AICCA TTCAA TCGGT AIT-3’），在95℃的PCR反應(yīng)條件下進行8分鐘，30個變性循環(huán)（95℃持續(xù)30秒），退火（50℃下持續(xù)45秒，72 ℃持續(xù)120秒），同時在72℃條件下持續(xù)10分鐘。 對于的古生菌群落分析，它的16S rRNA通用引物ARC344F-GC為：5’-CGC CCG CCG CGC GCG GCG GGC GGG GCG GGG GCA CGG GGG GAC GGG GYG CAG CAG GCG CGA-3’和519r：5’-GWA TTA CCG CGG CKG CTG-3’下在94℃的PCR條件下進行5分鐘，10個變性循環(huán)（94℃，30秒），退火（61℃持續(xù)30秒，每兩個循環(huán)中降低1℃，直到51℃，72℃持續(xù)30秒），20個變性循環(huán)（94℃，30秒），退火（56持續(xù)30秒，72持續(xù)30秒），72℃下進行30分鐘。 上述細菌，真菌和古細菌的PCR產(chǎn)物進行直接用于DGGE分析。DGGE將如前所述使用一個D-代碼的通用突變系統(tǒng)和變性梯度為35-60％的細菌和古細菌及20-50％為真菌。DGGE圖譜通過使用4.6.2軟件（Bio-Rad公司實驗室）來進行分析。每一個頻段的存在或不存在在每個泳道的凝膠為基礎(chǔ)，構(gòu)建一個二進制矩陣成對骰子距離矩陣進行計算的。通過加權(quán)配對組，得到了一個關(guān)于平均（UPGMA）聚類分析的樹狀圖。Shannon多樣性指數(shù)（H0）被引入用來分析如前所述細菌群落多樣性（物種豐富度）。在多樣性指數(shù)中，譜帶強度相對于骰子索引的相似性，更值得被考慮。每個頻段所指示的單一物種和譜帶強度被認為是物種豐富度。該指數(shù)計算公式如下： （n/N） 其中ni/ N是通過物種來確定的種群的比例（明亮譜帶、譜帶總亮度）。而多樣性指數(shù)受物種數(shù)和物種豐富度所影響。 DGGE凝膠上切下的主要頻段，并克隆到大腸桿菌質(zhì)粒上并按照PMD18-T克隆試劑盒（上海生工生物技術(shù)有限公司，上海，中國）上制造商的要求進行測試。序列分析中包括的BLAST搜索證明最近在數(shù)據(jù)庫內(nèi)的相關(guān)物種。通過MEGA版4.1使用鄰接法構(gòu)建系統(tǒng)進化樹。 2.6 添加核苷酸序列 細菌和古細菌的核苷酸序列至少超過200條，并可能不會被提交到基因庫中。真菌在基因數(shù)據(jù)庫中的序列號為JN371150到JN371169。 3.結(jié)果與討論 3.1 PDW 處理系統(tǒng)的性能 COD濃度和PDW的色度分別在646–5056mg/l和80–650倍之間波動。在使用硫酸亞鐵和聚氯化鋁（PAC）進行混凝沉淀后，COD和色度分別降低到417-3750mg/l和40-550倍，同時平均去除率為43.9％和38.5％。在同一時間，PDW的pH值明顯降低，從10.96-13.89達到了8.50左右，這是后續(xù)的生物處理所必要的條件。 PDW以水質(zhì)組成經(jīng)常變化為特點。在檢測期間，進水的顏色范圍從黑色，深藍色，深綠色，褐色，深紫色，深紅色到玫瑰紅色，因此COD會有波動?；炷螅m然COD和色度有不同程度降低，但是處理后的廢水的顏色比先前的進水僅有了少許的清晰。廢水經(jīng)過第一級生物處理過程同時結(jié)果示于補充圖1。通過這個處理過程，COD濃度和色度分別降至174-902mg/l和稀釋30-80倍，脫除效率分別為25-83.4％和25-89.1％。綠色是最難脫色的，而黑色和藍色比較容易脫色。雖然進水的COD濃度到達2000多mg/l，在某些時期，在第一階段的生物處理工藝有使COD濃度小于800mg/l的去除效率。高COD進水濃度是最有可能由于混凝不足或PDW高濃度的原料輸入到系統(tǒng)中，因此水力停留時間為24小時（ O1 ）似乎是不夠的。然而，即使在低濃度的進水條件下，污水通過這個處理過程中仍含有174-500mg/l的COD濃度，這是由生物頑抗那些使用普通的活性污泥卻難以降解的物質(zhì)存在。 第一階段的生物處理工藝處理后的廢水被送入第二階段由生物過程組成的水解池和生物接觸氧化池作進一步處理（補充圖2）。這個過程中，通過10.8-53.9％COD的去除率和25-66.7％色度的去除率，最終達到COD<500毫克每升和色度<40倍的指標。第二階段生物過程對COD和色度有明顯的去除效果，因此出水看起來比進水更清晰，尤其是那些高濃度的進水（COD>200mg/l）。混凝和兩個階段的生物過程的總處理效率將總結(jié)在表3中。COD和色度的平均去除率達到了85％。最終出水的色度滿足當?shù)嘏欧艠藴剩?50倍稀釋）。然而，剩余的COD（146-492mg/l）需要更深度的處理。因此，不同的方法，如混凝，預氧化處理和O3氧化需在實驗室進行比較。結(jié)果表明，芬頓氧化有最好的效果并且在pH值為4.0時，通過添加150mg/l硫酸亞鐵和0.8l/l過氧化氫最終使COD從490mg/l減少到<100mg/l。 3.2 不同微生物種群在操作系統(tǒng)中的濃度變化 微生物種群的濃度將使用接種和獨立培養(yǎng)（實時熒光定量PCR）的方法。培養(yǎng)結(jié)果表明，在所有收集到的樣本上異養(yǎng)細菌，放線菌和真菌分別達到每克干污泥有2.01*109-8.86*109CFU，2.54*108-4.4*1010CFU和1.87* 105-6.36*106個菌落。在所有系統(tǒng)操作進行處理后，真菌比例對于細菌總數(shù)有明顯下降，例如，在185天內(nèi)，從O1的種子污泥1:1.72*103（O1-1）下降到1:1.96* 105（圖2a）。古生菌不通過接種計數(shù)。 圖2 在不同的的PDW處理系統(tǒng)運行階段中枚舉的微生物種群 （A，栽培的結(jié)果； B，實時熒光定量PCR結(jié)果，黑色方格：細菌；白色方格：真菌；條紋方格：古生菌。樣品分別以處理單元和采樣時間命名。樣品O1-1和H2-23分別對應(yīng)種子污泥在O1和H2 1日和23日操作，分別O1-23和O2-29，O1和O2啟動后，分別O1-29，O1-185，H1-29，H1-185，O2-185和H2-185，中間階段的系統(tǒng)運行） 這個培養(yǎng)的方法提供了一個直觀的計算結(jié)果。然而，由于大部分微生物無法培養(yǎng)的特性，分子生物學方法（實時PCR）的運用通過操作PDW處理系統(tǒng)來確認微生物群落結(jié)構(gòu)的演變趨勢。實時PCR的結(jié)果表明，隨著細菌和真菌的異常，系統(tǒng)隱藏著大量的古生菌。在收集到的樣品中，三種微生物：細菌，古細菌和真菌濃度分別為1.29 *1011- 1.16 * 1016個，5.52*107-2.05*1013個和5.10*107-3.67 *1010個每克干污泥，這是遠高于圖2b中得到的培養(yǎng)結(jié)果 。雖然在培養(yǎng)和實時熒光定量PCR的結(jié)果之間有差異，微生物種群變化趨勢是類似的。在運行的系統(tǒng)中，真菌和古細菌種群變化正好相反，真菌的比率顯著減少而細菌和古生菌的比例增加（如圖所示在表4中）。 最近的研究表明，真菌（含酵母菌）利于染料降解和脫色。但是，在PDW處理系統(tǒng)全過程中，真菌在初生污泥中并沒有生存得更好。實時PCR結(jié)果表明：真菌數(shù)量比率很大（真菌：細菌，1:8.6*102），同時大于在接種污泥O1（O1-1）中的古生菌，雖然它們的數(shù)量比細菌要少。然而，符合的培養(yǎng)結(jié)果，在系統(tǒng)操作下，真菌在所有的處理單元的比例減少，所以可知真菌在PDW環(huán)境頻繁變動的條件下無法適應(yīng)。在能夠生長得更好的前提下，將培養(yǎng)的脫色酵母接種到H2，通過其和活性污泥一起在廠房和沉淀池O1處理市政污水，我們將假設(shè)真菌在大多數(shù)COD在活性污泥中通過微生物去除后。相比于O1-1（初生污泥O1，1:860 ）和O1 -23（部分初生污泥H2，1:1.38 *107），真菌在H2（H2-23，真菌接種污泥細菌，1:470）的初生污泥中的比例極大地增長。然而，這個比例大幅降低至1:1.8*104，在采樣185天時（ H2-185）。O2單元流入的混合廢水和H2的活性污泥，表示在圖1。在系統(tǒng)啟動后29天（O2- 29，真菌：細菌，1:32），在O2的合成填料有利于真菌存活在當真菌細菌比例很高的條件下。不幸的是，這個比例可能不會一直持續(xù)這一水平當系統(tǒng)運行到比例高達1:1.0* 103在185天后（O2 -185）。在污水處理系統(tǒng)中維持真菌比例是這一領(lǐng)域中主要的應(yīng)用難題。即使我們在脫色酵母菌中的應(yīng)用，甚至在實驗室中試驗紡織廢水處理系統(tǒng)，已經(jīng)取得了一些成功，但是這仍然是一個將真菌運用在所有污染廢水處理器中的主要挑戰(zhàn)。 對比真菌數(shù)量，古細菌在O1（O1-1，古細菌，1:3.6*105）的初生污泥中的微生物群落中的濃度很小。然而，這個比例迅速增加。在23日，古生菌的濃度超過真菌同時增加至1:1.2* 103（O1-23，古生菌）后維持在該水平上。更多有趣的是，第二階段的生物處理過程中似乎更有利于古生菌增長。隨著系統(tǒng)的運行，在185天（O2-185，古細菌，1:0.58）O2種古生菌種群的濃度顯著增加甚至超過細菌成為優(yōu)勢種群。 古生菌種群已被廣泛研究，如厭氧污泥床反應(yīng)器處理啤酒廠的環(huán)境廢水，綿羊瘤胃，海洋沉積物，并且他們的已證實在農(nóng)業(yè)沼氣主導地位植物采用實時PCR和FISH（熒光原位雜交）。古生菌的檢測和定量在好氧廢水處理系統(tǒng)中對污染物的降解能力是非常罕見的。古生菌的大量存在在PDW處理系統(tǒng)的這項研究中，特別是正常的活性污泥處理后，古生菌很有可能在降解生物頑抗物質(zhì)扮演起重要的角色。 3.3 系統(tǒng)操作體系中的微生物多樣性的動態(tài)變化 細菌的PCR-DGGE指紋圖譜（圖3），對古細菌和真菌種群收集到的樣本進行了Shannon多樣性指數(shù)（H0）分析。系統(tǒng)顯示出的三個微生物種群的多樣性差異，同時細菌具有最高的多樣性（H’ = 1.02-1.37），之后才是古細菌（H0 = 0.59-1.30）和真菌（H0 = 0.78-1.17）。相比于其他研究，這個系統(tǒng)中的細菌群落是多樣的。多樣性指數(shù)高于（平均0.82）膜生物反應(yīng)器處理的美國海軍船舶的灰水，并接近膜生物反應(yīng)器處理的市政污水（1.3-1.6）。在這項研究中，細菌的多樣性明顯高于古細菌和真菌。在厭氧反應(yīng)器的細菌多樣性被認為是大于古細菌的多樣性。通過復雜的供應(yīng)材料，這可能反映細菌代謝的靈活性和可用基質(zhì)的范圍。然而，一些最近的發(fā)現(xiàn)強調(diào)了一些重要的問題，例如，尚未被培養(yǎng)的古細菌的巨大多樣性，先前無法預測的能量代謝（例如，化能有機營養(yǎng)），以及未知的占主導地位的古生菌群落在原核生物的非重讀環(huán)境，如在土壤中的氨氧化。 如圖3所示，可以看出，在操作條件和PDW環(huán)境適宜的條件下，微生物群落系統(tǒng)在四個構(gòu)筑物里經(jīng)歷了顯著的變化。一般情況下，隨著系統(tǒng)的運行，細菌和古生菌的可見光波段在所有構(gòu)筑物中都增加，這是違背了真菌種群變化趨勢。UPFMA分析是基于細菌DGGE條帶的存在及其強度（示于表5）形成的，表明了樣本在O1的第一天（O1-1）和第23天（O1-23）的相似性為64.6％，這表明在系統(tǒng)啟動之后將有超過一半的細菌群落仍能生存。 在這項研究的處理系統(tǒng)中，初生污泥中的持久性是遠高于我們先前在實驗室利用豐富的堿細菌培養(yǎng)作為種子接種生物反應(yīng)器的研究（分別為16.7％和36.4％，種子培養(yǎng)和樣品之間的相似性，從15天的操作得出）得出的結(jié)果。這表明，在活性污泥的處理系統(tǒng)中細菌比富含培養(yǎng)液的細菌更持久。在系統(tǒng)運行中，細菌群落在一個獨立的處理單元中是在不斷進化的體現(xiàn)，通過在運行期間減少收集樣本的相似性（47.7-63.8％）。如上所述，色度，COD和PDW的混合物即使在一天內(nèi)也會頻繁的改變，這可能是驅(qū)動細菌群落變化的因素之一。以往的研究也表明在實驗室的生物反應(yīng)器中，細菌群落高度可變，即使在性能穩(wěn)定試點規(guī)模的反應(yīng)器。 相比細菌，真菌種群在系統(tǒng)運行中有著更大的變化。雖然42.6-61％的真菌群落在系統(tǒng)啟動后的每個處理單元的活性污泥中都有著持續(xù)性，當系統(tǒng)運行單位達在每個獨立的處理單元在不同的操作環(huán)境下達到17.7％到50.6％之間時是它們的相似性不斷地降低，如（表5）。 相較于細菌和真菌，古生菌之間的相似處在每個處理池的樣品中最低，在系統(tǒng)分別啟動O1和O2后，群落在38.2％-42％的范圍內(nèi)波動和維持。 綜上所述，在本研究中，當系統(tǒng)啟動，細菌和真菌在這個處理池中比古生菌更持久（前三周）。在系統(tǒng)運行和進水起伏不定時，細菌種群比真菌和古細菌更穩(wěn)定。幾項調(diào)查研究原核生物的多樣性的轉(zhuǎn)變，取決于廢水的成分或不同的反應(yīng)器發(fā)生的操作條件。一些證據(jù)展示了在恒定的操作條件下細菌進化的穩(wěn)定性。事實上，古生菌群落變化比細菌少，同時也被其他研究人員證實了，它們在反應(yīng)器性能上反應(yīng)出來并且與工藝參數(shù)相關(guān)聯(lián)，如揮發(fā)性脂肪酸（VFAs的）。 雖然當系統(tǒng)運行時微生物群落不斷變化，并且進水也有如綜上所述的波動，但是通過第一階段生物處理工藝，COD和色度去除率幾乎相同，甚至在第二階段的生物過程增加了。這似乎是剛組建或不斷變化的微生物群落都有的相同或更強大對污染物降解的功能。這是可能是在多樣的進化群體之間功能的剩余，同時在對反應(yīng)器沒有影響的前提下使群落改變?？紤]到一些微生物物種中未檢測到DGGE凝膠，當其濃度均低于104每克干污泥或PCR過程可能會在廢水處理階段抑制一些物質(zhì)，有人推測存在一個更高的微生物多樣性在初生污泥，其中一些可能有高PDW處理效率，也有可能被保留在系統(tǒng)中DGGE凝膠，但沒有檢測到。在長期對PDW的適應(yīng)過程中，有較高的性能的初生微生物在色度去除率和PDW消減能力上越來越強大，因此通過DGGE檢測出來。 圖3 在操作條件和PDW環(huán)境適宜的條件下，微生物群落系統(tǒng)的四個構(gòu)筑物里經(jīng)歷的變化 3.4 在系統(tǒng)操作下的微生物群落系統(tǒng)組合物的動態(tài)變化 從DGGE凝膠來看，共有41組密集的細菌帶被切除和測序，在所收集到的樣品中，幾乎所有的細菌占主導地位?；趯@些序列的系統(tǒng)物種分析表明，41個細菌克隆形成29個操作分類單元（ OTUS ）分布在不同的系統(tǒng)物種群落，其中包括變形菌，桿菌，梭狀芽胞桿菌，芽孢桿菌，硝化螺，暖繩菌，擬桿菌，酸桿菌（圖4a）。隨著系統(tǒng)的運行，樣品中OTU的數(shù)量在所有的處理池中普遍增加，O1-185樣本（18）最高和樣品中H1-29 ，H2-23和O2-29 最低（7）。據(jù)推測，細菌在進水屬性頻繁改變下，不斷進行基因突變，可能在運行長時間之后已經(jīng)形成新的物種。多樣化的微生物種群增強該系統(tǒng)的處理PDW的能力，并得到了穩(wěn)定的COD和色度的處理效率。 然而，雖然細菌和進水改變，還有一些DGGE圖譜或OTU單板不斷保留在每個處理池中。例如，有4個OTU分配給梭菌，索氏菌和黃單胞菌，同時在O1的所有樣本中被檢測出來；3個OTU分配給硝化螺菌，梭狀芽孢桿菌和索氏菌從H1的樣本中檢測出來。這些細菌種類在污染物退化或維持活性污泥顆粒方面可能會扮演重要的角色。 在第一階段的生物過程處理之后，大多數(shù)污染物被耗盡，在第二階段的生物物質(zhì)的過程中，留下一些生物頑抗物質(zhì)作為食品的微生物。第二階段的過程中有比第一階段顯著更少的但更穩(wěn)定的細菌（6個OTU在H2和5個OTU在O2），這表明殘余頑抗的物質(zhì)更穩(wěn)定，同時少量的細菌種類屬于綠菌和暖繩菌，索氏菌， 黃單胞菌和類桿菌，能在廢水環(huán)境中進一步利用這些物質(zhì)。該殘余頑抗物質(zhì)需要進一步分析。兩種細菌屬于索氏菌（通過DGGE膠帶12）和黃單胞菌（頻帶1所示）分別為所有收集到的樣品中檢測到的，這意味著無論系統(tǒng)運行時間和頻繁變化的進水這些物種在PDW凈化中扮演著重要角色。 從真菌DGGE凝膠檢索測序到總共20個波段，所示在系統(tǒng)發(fā)育樹的構(gòu)建圖4b上。幾乎所有的序列都不能被鑒定出，<95％的序列有著未知的克隆。20個序列中的8條包括了最密集的條帶如10，11，12和13，它們都不是真菌，但類似于某些原蟲，這意味著使用的引物沒有嚴格的特定。其他序列被分配到兩個真菌群體，門壺菌門和接合菌。在第二階段的一些酵母接種之后從這個運行的PDW處理系統(tǒng)隔離出去，其中一些已確定具有高色度去除效率（數(shù)據(jù)未顯示）。然而，這里沒有發(fā)現(xiàn)酵母。對真菌種群在PDW系統(tǒng)的進一步研究正在使用其他方法并且正在進行中。共28個克隆取自古生菌的DGGE凝膠進行測序，構(gòu)建了系統(tǒng)發(fā)生樹，如圖所示圖4（c）。所有古生菌的克隆被分配到廣古菌和泉古菌，其中大部分只群集一些未知的物種或克隆。 28個克隆形成16OTU單板且在一個OTU內(nèi)只有1-2個堿基差異。古生菌OTU的數(shù)量在第二階段的生物處理工藝超過在第一階段的古生菌OTU的數(shù)量，并且和結(jié)果相對應(yīng)。隨著系統(tǒng)的運行，古細菌OTU的數(shù)量在第一階段的生物處理過程中下降，在處理槽之內(nèi)的樣品只共享一個OTU，而所述OTU數(shù)量在第二階段的生物處理過程中顯著增加，與樣品共享3-4個OTU。這些結(jié)果表明，在第二階段的生物處理過程中，類似細菌，古細菌種群比第一階段穩(wěn)定得多。生物過程的第一階段相比，在第二階段的進水的組合物是更恒定的，這表明，這個變量廢水特性在大型PDW處理系統(tǒng)中使微生物群落進化的是主要驅(qū)動因素。我們的研究結(jié)果與其他研究人員的結(jié)論是一致的：微生物群落結(jié)構(gòu)本身并不能驅(qū)動生物系統(tǒng)的穩(wěn)定性，該生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性是功能冗余的結(jié)果，這是確保由水庫的物種的存在下，可以執(zhí)行相同的生態(tài)功能。在廢水處理系統(tǒng)，充足的細菌群落動態(tài)的靈活性以適應(yīng)變化的環(huán)境中，是穩(wěn)定的廢水處理系統(tǒng)中很重要的因素。因此，選擇具有良好性能的活性污泥和豐富的微生物群落作為接種污泥是PDW處理系統(tǒng)穩(wěn)定性的重要保證。 4. 結(jié)論 調(diào)查的PDW生物處理系統(tǒng)有顯著的COD和色度去除率，在優(yōu)勢種群為細菌的情況下同時包含著不同的細菌，古細菌和真菌。在這個過程中，接種污泥適應(yīng)新PDW的環(huán)境，不同的微生物種群經(jīng)歷巨大的，持續(xù)的，多樣的和系統(tǒng)的變化。在系統(tǒng)運行中，微生物群落是在不斷進化的，盡管有穩(wěn)定性，這是最有可能通過進水成分來波動的。在第二階段的生物處理過程中存在大量的古生菌表明，他們可能在降解生物頑抗污染物中發(fā)揮重要作用。 參考文獻 Acevedo, F., Pizzul, L., Castillo, M.P., Cuevas, R., Diez, M.C., 2011. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by the Chilean white-rot fungus Anthracophyllum discolor. Journal of Hazardous Materials 212, 212–219. Briones, A., Raskin, L., 2003. Diversity and dynamics of microbial communities in engineered environments and their implications for process stability. Current Opinion in Biotechnology 14, 270–276. Carter, M.R., 1993. Soil sampling and methods of analysis. In: Canadian Society of Soil Science. Lewis Publishers, Boca Raton, pp. 271–273. Emiliano, E.D., Alfons, J.M.S., Ricardo, A., Sanz, J.L., 2006. Phenotypic properties and microbial diversity of methanogenic granules from a full-Scale upflow anaerobic sludge bed reactor treating brewery wastewater. Applied and Environmental Microbiology 72 (7), 4942–4949. Goberna, M., Insam, H., Franke-Whittle, I.H., 2009. Effect of biowaste sludge maturation on the diversity of thermophilic bacteria and archaea in an anaerobic reactor. Applied and Environmental Microbiology 75 (8), 2566–2572. Gutiérrez, R.A., Green, P.J., Keegstra, K., Ohlrogge, J.B., 2004. Phylogenetic 　　profiling of the Arabidopsis thaliana proteome: what proteins distinguish plants from other organisms. Genome Biology 5, R53. Hai, F.I., Yamamoto, K., Nakajima, F., Fukushi, K., 2011. Bioaugmented membrane bioreactor (MBR) with a GAC-packed zone for high rate textile wastewater treatment. Water Research 45, 2199–2206. Hori, T., Haruta, S., Ueno, Y., Ishii, M., Igarashi, Y., 2006. Dynamic transition of a methanogenic population in response to the concentration of volatile fatty Acids in a thermophilic anaerobic digester. Applied and Environmental Microbiology 72, 1623–1630. Hou, W., Yu, J., 2004. Development of printing and dyeing wastewater treatment processes. Industrial Water and Wastewater 35, 57–60. LaPara, T.M., Nakatsu, C.H., Pantea, L.M., Alleman, J.E., 2002. Stability of the Bacterial communities supported by a seven-stage biological process treating pharmaceutical wastewater as revealed by PCR–DGGE. Water Research 36,638–646. Levin, L., Melignani, E., Ramos, A.M., 2010. Effect of nitrogen sources and vitamins on ligninolytic enzyme production by some white-rot fungi. Dye decolorization by selected culture filtrates. Bioresource Technology 101, 4554–4563. Liu, Y., Zhang, Y., Quan, X., Zhang, J., Zhao, H., Chen, H., 2011. Effects of an Electric field and zero valent iron on anaerobic treatment of azo dye wastewater And microbial community structures. Bioresource Technology 102, 2578–2584. Lu, Z., Sun, X., Yang, Q., Li, H., Li, C., 2009. Persistence and functions of a Decolorizing fungal consortium in a non-sterile biofilm reactor. Biochemical Engineering Journal 46, 73–78. Miura, Y., Hiraiwa, M.N., Ito, T., Itonaga, T., Watanabe, Y., Okabe, S., 2007. Bacterial Community structures in MBRs treating municipal wastewater: Relationship between community stability and reactor performance. Water Research 41 (3), 627–637. Muyzer, G., de Waal, E.C., Uitterlinden, A.G., 1993. Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA. Applied and Environmental Microbiology 59 (3), 695–700. Nettmann, E., Bergmann, I., Pramschufer, S., Mundt, K., Plogsties, V., Herrmann, C.,Klocke, M., 2010. Polyphasic analyses of methanogenic archaeal communities in agricultural biogas plants. Applied and Environmental Microbiology 76 (8), 2540–2548. Ohene-Adjei, S., Teather, R.M., Ivan, M., Forster, R.J., 2007. Postinoculation Protozoan establishment and association patterns of methanogenic archaea in the ovine rumen. Applied and Environmental Microbiology 73 (14), 4609–4618. Overas, L., Forney, L., Dae, F.L., 1997. Distribution of bacterial plankton in meromictic lake saelevanner, as determined by denaturing gradient gel electrophoresis of PCR amplified gene fragments coding for16S rRNA. Applied and Environmental Microbiology 63, 3367–3373. Park, B.J., Park, S.J., Yoon, D.N., Schouten, S., Damste, J.S.S., Rhee, S.K., 2010. Cultivation of autotrophic ammonia-oxidizing archaea from marine sediments in coculture with sulfur-oxidizing bacteria. Applied and Environmental Microbiology 76 (22), 7575–7587. Prakitchaiwattana, C., Fleet, G., Heard, G., 2004. Application and evaluation of denaturing gradient gel electrophoresis to analyse the yeast ecology of wine grapes. FEMS Yeast Research 4, 865–877. Reging, G., Peter, H.J., Werner, L., 1998. Diversity and structure of the Methanogenic community in anoxic rice paddy soil microcosms as examined by Cultivation and direct 16S rRNA gene sequence retrieval. Applied and Environmental Microbiology 64 (3), 960–969. Taina, P., Laura, P., Jarkko, H.R., 2001. PCR-based method for the direct analysis of fungal communities in complex environmental samples. Soil Biology And Biochemistry 33, 697–699. Tamura, K., Dudley, J., Nei, M., Kumar, S., 2007. MEGA4: molecular evolutionary genetics analysis (MEGA) software version 4.0. Molecular Biology and Evolution 24, 1596–1599. Taras, M., 1971. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. American Public Health Association, New York, NY, p. 874. Vainio, E.J., Hantula, J., 2000. Direct analysis of wood-inhabiting fungi using denaturing gradient gel electrophoresis of amplified ribosomal DNA. Mycological Research 104, 927–936. Wang, X., Wen, X., Yan, H., Ding, K., Zhao, F., Hu, M., 2011. Bacterial community dynamics in a functionally stable pilot-scale wastewater treatment plant. Bioresource Technology 102, 2352–2357. William, V.S., Ronald, F.T., 2002. The impact of chlorothalonil application on soil bacteria and fungal populations as assessed by denaturing gradient gel electrophoresis. Applied Soil Ecology 21, 107–118. Wittebolle, L., Vervaeren, H., Verstraete, W., Boon, N., 2008. Quantifying community dynamics of nitrifiers in functionally stable reactors. Applied and Environmental Microbiology 74, 286–293. Wu, H., Wang, S., Kong, H., Liu, T., Xia, M., 2007. Performance of combined process Of anoxic baffled reactor-biological contact oxidation treating printing and Dyeing wastewater. Bioresource Technology 98, 1501–1504. Yang, Q., Li, C., Li, H., Li, Y., Yu, N., 2009. Degradation of synthetic reactive azo dyes and treatment of textile wastewater by a fungi consortium reactor. Biochemical Engineering Journal 43, 225–230. Yang, Q., Zhang, W., Zhang, H., Li, Y., Li, C.M., 2011. Wastewater treatment by alkali bacteria and dynamics of microbial communities in two bioreactors. Bioresource Technology 102, 3790–3798. Yu, Z., García-González, R., Schanbacher, R., Morrison, M., 2008. Evaluations of different hypervariable regions of archaeal 16S rRNA genes in profiling of methanogens by archaea-specific PCR and denaturing gradient gel electrophoresis. Applied and Environmental Microbiology 74 (3), 889–893. Zhou, J., Bruns, M., Tiedje, J., 1996. DNA recovery from soils of diverse Composition. Applied and Environmental Microbiology 62, 316. Zumstein, E., Moletta, R., Godon, J.J., 2000. Examination of two years of community dynamics in an anaerobic bioreactor using fluorescence polymerase chain reaction (PCR) single-strand conformation polymorphism analysis. Environmental Microbiology 2, 69–78. - ２２ -