氟化物對火山石基質(zhì)人工濕地處理廢水性能及菌群的影響

吳英海，楊靜，李可心，榮馨宇，孫慶江，楊娜，張雨葵，韓蕊，3

（1 大連海洋大學海洋與土木工程學院，遼寧大連116023；2 生態(tài)環(huán)境部華南環(huán)境科學研究所，廣東廣州510655；3 設(shè)施漁業(yè)教育部重點實驗室，遼寧大連116023）

人工濕地（CW）與傳統(tǒng)污水處理廠相比具有投資少、運行成本低、易于管理和生態(tài)效益高等優(yōu)點。為了滿足更加嚴格的排放要求，CW近年來常用于工業(yè)廢水深度處理[1]，其中垂直流人工濕地（VFCW）應用更加廣泛[2]。CW 的處理性能常受到溫度、溶解氧（DO）、水力負荷率（HLR）、碳氮比（C/N）、基質(zhì)種類以及有毒物質(zhì)等因素的影響[3]。其中濕地基質(zhì)、HLR、C/N等因素是影響CW去除效率的主要因素，得到了較多的關(guān)注和研究[4]。當CW 用于工業(yè)廢水深度處理時，工業(yè)廢水中的有毒物質(zhì)（例如重金屬、殺菌劑、毒害有機物等）會影響CW 中的微生物而導致CW 處理效率降低[5]。

氫氟酸是工業(yè)生產(chǎn)中普遍使用的化學物質(zhì)，氟化工生產(chǎn)、不銹鋼酸洗、有色金屬冶煉、電器清洗和有機化工合成等均能產(chǎn)生含氟污水。高濃度含氟污水一般采用石灰沉淀法，即利用石灰中的鈣離子與氟離子（F-）生CaF2沉淀而除去F-[6]。然而某些工業(yè)廢水（例如液晶顯示模板生產(chǎn)廢水）具有污水排放量大、含有中低濃度氟化物等特點，即使采用投加石灰乳使廢水pH達到12，也只能使廢水中F-濃度下降至約15mg/L，且水中懸浮物含量很高，不滿足我國《污水綜合排放標準》（GB8979—96）一級標準的要求。這是由于石灰乳的溶解度較小，產(chǎn)生的Ca2+不足，從而無法形成有效CaF2沉淀；此外，形成的CaF2是一種細微的結(jié)晶（粒徑小于3μm 的顆粒占60%左右），根據(jù)斯托克斯公式[7]，細小微粒的沉降速度與顆粒粒徑的平方成正比，因此CaF2的沉降速度很慢。徐金蘭等[8]采用聚合氯化鋁（PAC）來處理含氟廢水，在PAC 投加400mg/L的條件下出水氟化物濃度可達10mg/L，但是費用高且容易造成二次污染。濃度≤50mg/L的氟化物在工業(yè)廢水或經(jīng)過物理化學工藝初步處理過的廢水中比較常見。CW系統(tǒng)依靠物理、化學和微生物的作用對許多污染物具有較好的去除效果[2,9]，然而在處理含氟廢水時濃度≤50mg/L 的氟化物對CW 處理效果的影響程度如何尚未發(fā)現(xiàn)有報道，限制了CW系統(tǒng)在含氟污水深度處理中的應用。

CW基質(zhì)上的微生物對于污染物的去除起關(guān)鍵作用[9]，然而目前氟化物對濕地微生物的影響尚不清楚。HLR 和C/N 是影響CW 處理性能的重要指標[3]。在適當?shù)腍LR 和C/N 條件下，微生物可發(fā)揮最大代謝作用。比耗氧速率（SOUR）和氨攝取速率（AUR）可分別反映微生物代謝有機物和氨氮的能力，經(jīng)常被用來分別考察污水處理系統(tǒng)對有機物和氨氮的降解能力[10-13]。硝酸鹽還原酶（NaR）是氮素代謝過程中的關(guān)鍵酶，將硝酸鹽氮（NO3-N）還原為亞硝酸鹽氮（NO2-N），負責硝酸鹽氮次第還原過程的第一步反應[14]。這些指標可用來表征微生物的降解能力。

為了解析氟化物對CW系統(tǒng)處理效果和菌群的影響，本研究構(gòu)建以火山石為基質(zhì)的VFCW試驗模擬系統(tǒng)，研究不同處理的污染物去除效果，分析不同進水濃度、HLR等關(guān)鍵因素對處理效果的影響，優(yōu)化運行參數(shù)并在該條件下研究氟化物對VFCW處理效果和菌群的影響。本研究可以為CW系統(tǒng)處理含氟廢水提供技術(shù)參考。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置及系統(tǒng)運行條件

構(gòu)建的VFCW實驗裝置如圖1所示。該系統(tǒng)主要由VFCW反應器、配水柱、配水箱、潛水泵和流量控制器等組成。VFCW 反應器中的填料為火山石，其上種植有銅錢草，采集某污水廠活性污泥、大連市西山水庫底泥和花圃土壤微生物接種啟動，溫度控制在20℃±2℃。反應器的總體積為46.0L，DO為5.6mg/L±0.5mg/L。

實驗用水：純水用來測試理化指標，自來水經(jīng)處理后參考已有文獻配制人工污水[15]。

測定指標：化學需氧量（COD）、氨氮（NH4-N）、NO3-N、總氮（TN）和氟化物（以F-離子計）。

1.2 實驗材料和試劑

1.2.1 實驗儀器

紫外可見分光光度計（Themo Genesys 10s）、pH/溶解氧儀（WTW inoLab Oxi 7310）、氨電極（PNH3-1，上海雷磁）、場發(fā)射掃描電鏡（Nova NanoSEM 450，美國FEI 公司）、臺式高速離機（HT20MM，上海創(chuàng)萌生物科技有限公司）、氟離子選擇電極（PF-1，上海雷磁）、恒溫培養(yǎng)箱（DHP-9052，上海錦玟）等。

1.2.2 實驗試劑

乙酸鈉、氯化銨、納氏試劑、酒石酸鉀納、重鉻酸鉀、鄰苯二甲酸氫鉀、硝酸鉀、硫酸鋁鉀、濃氨水（25%）、硫酸鋅、大孔徑中性樹脂、酚二磺酸、葡萄糖、鋁鉀礬等。以上試劑除氯化銨、鄰苯二甲酸氫鉀、硝酸鉀是優(yōu)級純以外，其他均為分析純。

1.3 實驗方法以及步驟

1.3.1 實驗條件及取樣

實驗系統(tǒng)采用循環(huán)處理方式。在探究HLR 影響時，四個CW反應器中的流速分別為160mL/min、120mL/min、80mL/min、40mL/min；在探究C/N 的影響時，四個反應器中的C/N 值分別為5.5、4.5、3.5、2.5；在得到最佳HLR 和C/N 后，開展不同含量氟化物影響研究，四個反應器中的濃度分別為0、10mg/L、20mg/L、50mg/L。在每個實驗開始前將四個反應器中的污水混合均勻并平均分配于四個反應器中，以保證初始濃度一致。在配水柱溢流口取水樣作為進水水樣，在濕地溢流口取水樣作為出水水樣。為了減少誤差，每次取的水樣體積應一致，取完水樣后每250mL 的水樣加入100μL 濃硫酸，保證其pH＜2 并在冰箱4℃冷藏保存。為了減少實驗誤差，每天取水樣前在每個反應器水箱中加入自來水補充蒸發(fā)量。在對照處理（CT）和氟化物濃度50mg/L 處理（F50） 中分別取上層填料（U）、中層填料（M）和下次填料（L）樣品，編號分別為CT.U、CT.M、CT.L、F50.U、F50.M 和F50.L，填料粉碎后冷藏，進行高通量測序。

1.3.2 填料表面性狀及物質(zhì)測定

先對火山石填料進行固定噴金（Run Profile 為QT Time AU），再用場發(fā)射掃描電鏡（TEM）測試火山石填料的表面性狀，其參數(shù)設(shè)定為HV 5.00kV，WD 4.7mm，Mag 2000m，Spot 3.0，腔體壓力50Pa。另取F50處理中50g火山石填料（含反應器內(nèi)污水）放入燒杯，超聲震蕩后取懸濁液加入50mL 離心管離心（1000r/min，5min）后棄去上清液，沉淀物經(jīng)冷凍干燥后采用X 射線衍射（X-ray diffraction，XRD）技術(shù)進行晶體分析，使用X射線粉 末 衍 射 儀 （Empyrean， PANalytical B. V.，Holland），參數(shù)設(shè)定為掃描范圍10.0197°～89.9697°；步長0.039°；連續(xù)掃描；Cu 靶；λ=1.5404?；管電流40mA，電壓40kV。

1.3.3 水樣的測定方法

COD、NH4-N、NO3-N、TN和F-分別采用快速消解分光光度法、納氏試劑分光光度法、紫外分光光度法、堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法和氟離子選擇電極法進行檢測。對每個水樣測試三次。

1.3.4 擴增子實驗

按照DNA 提取試劑盒說明書進行基因組DNA抽提后，檢測DNA 的濃度和純度；然后采用16S V4 區(qū)引物（515F 和806R），使用帶barcode 的引物及Premix Taq（TaKaRa）進行PCR 擴增；再檢測PCR 產(chǎn)物的片段長度和濃度；使用E.Z.N.A.?Gel Extraction Kit 凝膠回收試劑盒回收PCR 混合產(chǎn)物；接著進行建庫；使用Illumina Hiseq 2500 平臺對構(gòu)建的擴增子文庫進行PE250測序（廣東美格基因科技有限公司）。詳細操作見文獻[9]報道。

1.3.5 微生物信息學分析

測序數(shù)據(jù)處理、OTU 及物種群落分析、α多樣性分析、β多樣性分析、組間差異統(tǒng)計分析和冗余分析（RDA）的詳細方法見文獻報道[9]。

1.3.6 SOUR、AUR和NaR活性的測定

取15g濕地填料，在無外部細菌污染條件下進行粉碎，隨后對粉狀填料進行測試，SOUR和AUR按參考文獻[10]方法進行測定，NaR 的測定采用酚二磺酸比色法[16]。

1.3.7 去除率的計算

2 實驗結(jié)果與討論

2.1 VFCW填料的表面性狀及物質(zhì)分析

利用TEM 對添加氟化物前后火山石顆粒填料的表面超微形貌結(jié)構(gòu)進行了觀測，結(jié)果見圖2。從圖中可以看出，火山石顆粒填料表面具有大量的凹坑結(jié)構(gòu)，可以容納大量微生物生長。圖2(a)中填料表面生長的微生物量明顯大于圖2(b)的微生物量。從圖2(b)上還可以看到，火山石顆粒填料表面沉積了一些顆粒狀物質(zhì)，推測為含氟沉淀物質(zhì)。這些沉淀物質(zhì)后經(jīng)XRD 測定顯示主要為氟化鈣（CaF2）、氟磷酸鈣[Ca5F(PO4)3]和磷酸鈣[Ca3(PO4)2]等（圖3）。

圖2 添加氟化物前后火山石顆粒填料表面性狀

圖3 添加50mg/L氟化物后火山石顆粒填料表面XRD分析

濕地填料通過物理/化學吸附、生成沉淀等機理可以去除部分有機物、氮、磷等污染物。何春艷等[17]運用SEM對濕地填料改性前后的表面形態(tài)進行了表征，發(fā)現(xiàn)改性后的石英砂和沸石對Cr(Ⅵ)吸附效果較好。楊洋[18]對濕地基質(zhì)進行了SEM 等分析，發(fā)現(xiàn)基質(zhì)對氮、磷吸附能力強與表面微孔結(jié)構(gòu)和含有的金屬元素有關(guān)。F-有很強的電負性。紅外光譜證實，F(xiàn)-可在一些水化的Al2O3表面上發(fā)生氫鍵吸附[19]。本研究中，火山石表面的大量凹坑結(jié)構(gòu)具有較大的吸附容量。火山石基質(zhì)含有的鈣鹽可將F-轉(zhuǎn)化為難溶的CaF2沉淀。此外，由于配置的人工污水中含有磷酸鹽，而鈣鹽與磷鹽同時存在時，可以生成更難容的Ca5(PO4)3F 沉淀[19]。除了這兩種含氟沉淀物，沉淀物中還含有Ca3(PO4)2及少量其他晶體沉淀物?？梢?，氟化物進入以火山石為基質(zhì)的CW系統(tǒng)后，一部分會與系統(tǒng)中存在的鈣鹽、磷酸鹽發(fā)生沉淀反應而從水中去除，沉淀物會黏附于火山石填料表面。

2.2 HLR和C/N對VFCW處理污水的影響

不同HRL 條件下實驗系統(tǒng)出水中四類污染物指標的去除率見圖4。由該圖可知，運行60h 后80mL/min 處理COD、NH4-N 和TN 的去除率最高，分別為78.2%、85.3%和49.2%，比其他處理分別至少高11%、1.0%和5.4%以上，而NO3-N 去除率僅比最高的120mL/min 的處理低0.9%。HLR 為160mL/min的處理去除效率不是最高，說明過高的HLR不利于污染物在系統(tǒng)內(nèi)降解[3]。Almeida等[20]的研究也發(fā)現(xiàn)隨著HLR增大超過一個峰值后，VFCW對NO3-N 的處理效率出現(xiàn)較明顯的下降。在HLR降至40mL/min 時，COD、NH4-N和TN去除率出現(xiàn)下降，說明在循環(huán)水處理系統(tǒng)中過低的HLR 沒有發(fā)揮系統(tǒng)的全部處理能力，從而影響了對污染物的處理效果。NO3-N 去除率出現(xiàn)負值是由于系統(tǒng)中NH4-N轉(zhuǎn)化為NO3-N，而NO3-N未及時還原出現(xiàn)累積所致，說明在設(shè)定HLR 條件下硝化效率較高，將水中大部分NH4-N 轉(zhuǎn)化為NO3-N。此外，本實驗中較高的HLR 導致DO 較高（DO≈5.6mg/L），從而抑制了反硝化菌在短時間內(nèi)生長而出現(xiàn)NO3-N累積[3,21]。Yi 等[22]研究發(fā)現(xiàn)直到系統(tǒng)運行48h 后，NO3-N累積現(xiàn)象才緩解。綜上所述，HRL 為80mL/min、120mL/min 的兩個處理對有機物和氮污染物有較高的處理效率。

圖4 不同HLR條件下濕地系統(tǒng)運行60h的污染物去除率

不同C/N 條件下濕地系統(tǒng)運行60h 的污染物去除率見圖5。C/N低于3.5時，氮的去除率受到了一定程度的影響，尤其NO3-N 受到的不利影響較明顯；C/N高于4.5時處理效率很接近（圖5）。C/N會明顯影響CW 的處理效果。Zhu 等[23]的研究表明潛流CW 對氮的去除率隨著C/N 增大而升高；但當C/N 超過5 時，對處理效果的提高不再明顯。低的C/N 會限制反硝化菌的生長。Zhao 等[24]的研究表明當C/N 低于2.5 時，除氮效率下降41%。許多研究表明碳源不足會影響或抑制反硝化菌而導致NO3-N在污水處理系統(tǒng)中累積[3,22]。通過添加緩釋性碳源可以有效提高異養(yǎng)反硝化菌的活性。以往研究表明，通過在CW基質(zhì)中固定稻殼可以提供可持續(xù)的碳源釋放，從而提高了硝酸鹽氮的還原[25]。綜上所述，C/N=4.5處理的污染物處理效率較高。

圖5 不同C/N條件下濕地系統(tǒng)運行60h的污染物去除率

2.3 氟化物對污水處理效果的影響及氟化物的去除率

圖6 不同氟化物進水濃度條件下實驗系統(tǒng)出水中污染物濃度隨時間的變化

圖6顯示了不同氟化物進水濃度條件下實驗系統(tǒng)出水污染物濃度隨時間的變化。隨著運行時間延長，四個處理的COD 和NH4-N 濃度穩(wěn)步地下降[圖6(a)和(b)]。四個處理的NO3-N含量均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢；NO3-N 在0～48h 下降不明顯，而在48～60h 呈現(xiàn)較為明顯的下降[圖6(c)]。四個處理的TN雖然有輕微波動，但總體上呈下降趨勢；TN在0～48h下降不明顯，而在48～60h呈現(xiàn)較為明顯的下降[圖6(d)]。不同氟化物進水濃度條件下實驗系統(tǒng)運行60h后的污染物去除率見圖7，三種添加不同濃度的氟化物處理對污染物去除率的影響表現(xiàn)出差異，其中10mg/L 氟化物處理對COD 去除率的影響輕微，對NH4-N和TN的去除率相對0mg/L處理分別下降8.4%和5.5%，NO3-N 開始出現(xiàn)累積（去除率為-23.1%）；20mg/L氟化物處理中COD、NH4-N和TN 的去除率相對0 處理分別下降4.7%、7.9%和14.5%，NO3-N 累積加重（去除率為-52.2%）；50mg/L 氟化物處理中COD、NH4-N 和TN 的去除率相對0mg/L 處理分別下降10.0%、17.1%和28.4%，NO3-N累積更加嚴重（去除率為-96.1%）。

圖7 不同氟化物進水濃度條件下實驗系統(tǒng)運行60h的污染物去除率

三種添加不同濃度的氟化物處理COD 去除率下降均≤10%，可能是火山石基質(zhì)上存在較多對氟化物具有較好耐受能力的有機物利用菌。研究發(fā)現(xiàn)部分有機物降解菌的耐受性比較強，例如Hu 等[26]發(fā) 現(xiàn) 紅 球 菌HX-2 能 夠 耐 受1%～10% 的NaCl。10mg/L氟化物處理導致系統(tǒng)反硝化效率明顯下降，20mg/L 氟化物處理導致系統(tǒng)反硝化效率進一步下降，導致出水TN 去除率下降超過10%，可見反硝化菌對氟化物較為敏感；而20mg/L 氟化物處理中氨氮的去除效果僅下降7.9%，可見該氟化物濃度下反硝化菌受影響不嚴重，可能是火山石基質(zhì)上具有硝化功能的微生物對氟化物具有一定的耐受能力。Ochoa-Herrera 等[27]發(fā)現(xiàn)硝化菌表現(xiàn)出對氟化物很快適應，在暴露高濃度氟化物僅四天后幾乎完全恢復代謝活性。50mg/L 氟化物處理會導致系統(tǒng)硝化、反硝化效率均明顯下降，導致出水TN 去除率下降接近30%，該濃度處理對出水水質(zhì)影響較為嚴重，推斷是由于該濃度的氟化物對相關(guān)菌群的影響較為嚴重所致。一些研究表明，反硝化菌容易受化學物質(zhì)的影響。Guo 等[28]研究發(fā)現(xiàn)淡水沉積物中反硝化菌群落極易受金屬污染的影響，Ghafari等[29]的研究表明無機碳源對自養(yǎng)型反硝化菌影響較大。

VFCW對四個不同進水氟化物濃度處理中的F-去除均較為迅速，第一個循環(huán)出水就已達到基本穩(wěn)定，在60h內(nèi)基本不再發(fā)生變化（圖8）。進水是由自來水配制的污水，對照處理含有的0.1mg/L 氟化物的去除率可以達到38%；在氟化物進水濃度為10mg/L 時達到了90%；隨著進水氟化物濃度由10mg/L增大到50mg/L，其去除率基本維持在90%左右（圖8）。氟化物在經(jīng)過VFCW的基質(zhì)時，與基質(zhì)發(fā)生吸附、沉淀、離子交換等反應，氟化物在污水和基質(zhì)中重新分配。基質(zhì)中的陽離子、微生物胞外聚合物等成份會影響到氟化物的去除率[30]。常國華等[31]的研究表明濕地對氟化物的去處率一般。李玉倩[32]對丹河CW處理化工污水的研究結(jié)果表明CW系統(tǒng)中對于難降解的氟化物去除率基本為零，出口水平和進口基本一致，CW系統(tǒng)對難降解的化合物基本不能去除。從前述SEM和XRD結(jié)果可知，火山石基質(zhì)含有的Ca2+以及污水中的磷酸鹽均會與氟化物發(fā)生沉淀反應，本研究氟化物去除率高于已報道的研究[19,33]。此外，濕地植物也會去除部分氟化物，其去除率相對于基質(zhì)較小，但具有可持續(xù)的優(yōu)勢[34]。

圖8 不同氟化物進水濃度條件下實驗系統(tǒng)氟化物出水濃度隨時間的變化（以第一個循環(huán)結(jié)束為時間0點）

2.4 氟化物對CW菌群構(gòu)成和多樣性的影響

圖9顯示了氟化物濃度0處理和50mg/L處理的屬水平聚類熱圖。相當一部分細菌在組間存在明顯的相對豐度差異。圖9 中的上部12 個物種，即Rubivivax、Variovorax、Stenotrophomonas等物種在對照組中相對豐度較低，而在氟化物處理組中相對豐度較高；下部14 個物種，即Nitrospira、Sulfuritalea、α_proteobacterium_P-20 等物種在對照組中相對豐度較高，而在氟化物處理組中相對豐度較低?？梢姡餄舛?0mg/L 處理明顯地改變了VFCW 系統(tǒng)菌群組成，一些物種占比明顯減少，而另一些物種具有相對較強的耐受性。

圖9 16s RNA MiSeq測序顯示兩組前30個微生物屬的相對豐度

圖10 顯示了氟化物濃度0 處理和50mg/L 處理的優(yōu)勢度指數(shù)（Dominance） 和主坐標分析（principalco-ordinates analysis，PcoA）分析結(jié)果，它們分別可表示α多樣性和β多樣性。圖10(a)顯示氟化物濃度50mg/L 處理后，上、中、下層填料中微生物群落Dominance指數(shù)均比對照處理組明顯變小，尤其上部填料變化更為明顯。圖10(b)顯示氟化物濃度0處理和50mg/L處理的微生物群落距離較遠，表明它們之間存在明顯的差異。PC1、PC2 分別代表對于兩組微生物群落組成的可能影響因素，其中，PC1解釋了91.1%，PC2解釋了3.9%，CT組和F50 組微生物群落在PC1 軸的方向上分離開來，分析PC1 是導致CT 組和F50 組分開的因素，驗證了氟化物濃度因素有較高的可能性影響了微生物群落的組成；此外，在氟化物濃度50mg/L處理后上、中、下層填料中微生物群落的距離有所減小，表明它們之間的差異性有所減小，共有菌種比例增加。

圖10 對照處理（CT）與氟化物濃度50mg/L處理（F50）的α多樣性和β多樣性

圖11 對照處理組（CT）與氟化物濃度50mg/L處理組的物種差異分析（相對豐度≥0.01；p＜0.05）和RDA（基于屬水平）

圖11 顯示了氟化物濃度0 處理和50mg/L 處理的屬水平物種差異。圖11 中顯示的物種均為差異顯著的屬（p＜0.05），其中有負責有機物轉(zhuǎn)化的Zoogloea屬、 硝 化 功 能 的Nitrospira屬 和Nitrosomonas屬、 反 硝 化 功 能 的Thauera屬、Simplicispira屬和Dechloromonas屬等。氟化物濃度50mg/L 處理均對它們產(chǎn)生了顯著影響（p＜0.05）。從圖11中內(nèi)嵌的RDA分析可知，DO的不同使得上中下層填料中微生物產(chǎn)生差異，而在對照處理和氟化物濃度50mg/L 處理之間菌群產(chǎn)生明顯差異的關(guān)鍵因素是氟化物。

從氟化物對VFCW菌群構(gòu)成和多樣性的影響結(jié)果（圖10）可知，氟化物濃度50mg/L 處理的菌群組成明顯受到了影響。負責有機物轉(zhuǎn)化的Zoogloea屬、硝化功能的Nitrospira屬和Nitrosomonas屬、反硝化功能的Thauera屬、Simplicispira屬和Dechloromonas屬等的減少將可能降低對污染物的處理效果[9,35]。這從前述處理效率結(jié)果也得到了證實。氟化物濃度50mg/L 處理對有機物去除率的影響相對較小，是因為微生物群落中能利用有機物的菌種非常多，除了Zoogloea屬以外還存在許多其他菌種，因此僅從Zoogloea屬相對豐度減少的程度不能直接判定對有機物去除率影響的大小。反硝化菌的相對豐度降低的程度與硝化菌類似，然而NO3-N的去除率明顯低于NH4-N 的去除率，推測氟化物對NO3-N 微生物還原過程的影響不僅包括降低功能細菌的豐度，還可能抑制其活性，從而導致反硝化過程的不利影響最為突出[圖6(c)]。菌群多樣性變差影響了菌群整體協(xié)作代謝的能力，也將影響對污水的處理性能。氟化物對大多數(shù)菌種均有不利的影響，這可能是上中下層填料中微生物群落的差異性變小的原因。然而，物種差異分析結(jié)果也顯示不同菌種對毒性物質(zhì)的耐受能力存在差異，這可能與不同菌種的細胞結(jié)構(gòu)有關(guān)[36]。過高濃度的氟化物會損害微生物的細胞結(jié)構(gòu)。有研究發(fā)現(xiàn)氟化物能誘導氧化應激，調(diào)節(jié)細胞內(nèi)氧化還原穩(wěn)態(tài)，導致線粒體損傷、內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應激和基因表達改變[37]。還有研究發(fā)現(xiàn)氟化鈣納米顆粒對原核微生物的最低抑菌濃度（MIC）值明顯低于許多其他納米顆粒和抗生素[38]。由于氟與氯屬于同族元素，氟離子F-與鹽度對微生物的影響機理可能相似。然而目前氟化物對單菌毒性的研究還不多和深入，其毒性機制還需進一步揭示。

2.5 氟化物對CW菌群污染物代謝能力的影響

在逐漸升高的F-濃度影響下，SOUR、AUR 和NaR 活性均表現(xiàn)出逐漸下降的趨勢（表1），其受不同濃度F-的影響表現(xiàn)出顯著差異（p＜0.05）。在F-濃度為50mg/L時，SOUR、AUR和NaR活性分別降低了13.7%、18.8%和55.6%。

表1 F-濃度分別與SOUR、AUR和NaR活性的關(guān)系（n=3，p＜0.05）

在F-濃度為50mg/L 的處理中，AUR 和NaR 受到的不利影響比NaR 活性受到的不利影響小，表明F-濃度≤50mg/L時系統(tǒng)中負責有機物轉(zhuǎn)化和硝化反應的菌群保留了大部分代謝能力。微生物對污染物的降解能力取決于相應功能菌群的數(shù)量和活性[9]，雖然系統(tǒng)中這些功能微生物的相對豐度下降，但留存的代謝能力使得系統(tǒng)對有機物和NH4-N仍具有80%以上的去除能力（圖6）。以往研究表明某些細菌中含有的nhaA基因編碼的反向轉(zhuǎn)運蛋白能夠使得細菌耐Cl-[39-40]，推測本研究中這些對F-耐受性較強的菌屬也可能含有某些功能蛋白，對F-具有一定防御反應。

NaR 活性在F-濃度為50mg/L 時出現(xiàn)顯著性下降（p＜0.05），表明系統(tǒng)中負責反硝化的菌群代謝能力對濃度為50mg/L 的F-耐受力不高，系統(tǒng)此時反硝化能力嚴重受到抑制。這也佐證了前面對反硝化活性受到較大抑制的推測。NaR通常存在于反硝化細菌中，在缺氧、厭氧環(huán)境中啟動，影響反硝化過程中從NO3-N 到NO2-N 的轉(zhuǎn)化，其活性高低反映反硝化菌活性和系統(tǒng)硝酸鹽氮還原能力的強弱。已有研究表明，NO3-N還原是一個敏感的步驟，在受到硫化物、氯離子和O2等影響時反硝化性能易明顯下降[41-43]。

3 結(jié)論

CW常用于工業(yè)廢水深度處理，然而在處理含氟廢水時濃度≤50mg/L的氟化物對污染物處理效果和微生物的影響程度未見報道，相關(guān)知識的缺乏限制了CW系統(tǒng)在含氟污水深度處理中的應用。本研究發(fā)現(xiàn)，構(gòu)建的VFCW 系統(tǒng)在HRL 80mg/L、C/N 4.5 條件下對有機物和氮有較高的去除率。10mg/L氟化物處理導致NO3-N 開始出現(xiàn)累積（去除率為-23.1%）。20mg/L 氟化物處理中TN 的去除率與0mg/L 處理相比下降14.5%，NO3-N 累積加重（去除率為-52.2%）。50mg/L 氟化物處理中COD、NH4-N 和TN 的去除率與0mg/L 處理相比分別下降10.0%、17.1%和28.4%，NO3-N累積更加嚴重（去除率為-96.1%）。F-主要與系統(tǒng)中鈣鹽、磷酸鹽反應生成CaF2和Ca5F(PO4)3沉淀而去除。50mg/L 氟化物處理的菌群組成明顯受到了影響，菌群多樣性降低，有機物轉(zhuǎn)化菌（Zoogloea）、硝化菌（Nitrospira和Nitrosomonas） 和 反 硝 化 菌 （Thauera、Simplicispira和Dechloromonas）等的相對豐度顯著降低（p＜0.05）。SOUR、AUR 和NaR 活性均隨著氟化物濃度增大而下降，在F-濃度為50mg/L 時，分別降低13.7%、18.8%和55.6%。氟化物改變了VFCW系統(tǒng)的菌群結(jié)構(gòu)和活性，導致污染物去除率降低，其中對反硝化過程和反硝化菌的影響最大，其次是硝化過程和硝化菌。本研究可以為CW系統(tǒng)處理含氟廢水提供技術(shù)參考。VFCW中氟化物累積機制以及負責防御氟化物的相關(guān)功能蛋白和基因，仍需在今后進一步研究。