群體感應(yīng)淬滅酶對MBR-CANON工藝脫氮性能及污泥特性的影響

張肖靜，張紅麗，張楠，位登輝，馬冰冰，張涵，楊浩潔

鄭州輕工業(yè)大學(xué) 環(huán)境污染治理與生態(tài)修復(fù)河南省協(xié)同創(chuàng)新中心，河南 鄭州 450001

0 引言

全程自養(yǎng)脫氮(Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite, CANON)工藝是近年來廣受關(guān)注的新型脫氮技術(shù)，其脫氮過程能耗低、物耗少，是可持續(xù)污水處理技術(shù)的主要組成單元，也是實(shí)現(xiàn)污水處理碳中和的重要步驟[1-3]。然而，該工藝的高效穩(wěn)定運(yùn)行依賴高質(zhì)量濃度的微生物量。近年來的研究[4-6]表明，膜生物反應(yīng)器(Membrane Bioreactors, MBR)既能截留所有微生物，也能分開控制污泥停留時(shí)間和水力停留時(shí)間(Hydraulic Retention Time, HRT)，可獲得較高的微生物量且有利于CANON工藝中功能微生物好氧氨氧化菌(Aerobic Ammonia-oxidizing Bacteria, AOB)和厭氧氨氧化菌(Anaerobic Ammonia-oxidizing Bacteria, AAOB)的生長，因此被公認(rèn)為是一種能實(shí)現(xiàn)自養(yǎng)脫氮工藝的高效反應(yīng)器。然而,在MBR運(yùn)行過程中，微生物會(huì)附著在膜表面并以生物膜形式生長，這會(huì)使膜組件的通量嚴(yán)重下降，導(dǎo)致膜污染。膜污染不僅增加了維護(hù)和運(yùn)行成本，也嚴(yán)重限制了MBR的發(fā)展及應(yīng)用[7]。為了控制或減緩膜污染，研究者們[8-9]提出了多種物理或化學(xué)方法，包括低通量操作、周期性反沖洗、間歇進(jìn)水、膜改性、添加膜污染控制劑等。然而，這些控制手段不僅成本高，還存在引入次生污染物的風(fēng)險(xiǎn)。

群體感應(yīng)是微生物之間的一種通訊機(jī)制，微生物產(chǎn)生并識別信號分子從而調(diào)控自身行為，?；呓z氨酸內(nèi)酯(Acyl-Homoserine-Lactones，AHLs)就是其中一種常見的信號分子[10]。群體感應(yīng)淬滅酶可以通過催化降解AHLs調(diào)節(jié)細(xì)菌行為，如可溶性微生物產(chǎn)物(Soluble Microbial Products, SMP)和胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substance, EPS)的產(chǎn)生、細(xì)胞外酶的分泌、生物膜的形成等，這一發(fā)現(xiàn)為控制MBR系統(tǒng)中細(xì)菌行為及膜污染開辟了一條新的途徑[11]。根據(jù)催化降解AHLs機(jī)制的不同，可將群體感應(yīng)淬滅酶分為3類：AHLs內(nèi)酯酶、AHLs?；D(zhuǎn)移酶和AHLs氧化還原酶。其中關(guān)于AHLs?；D(zhuǎn)移酶的研究較為深入[12]。近年來的研究[13-14]證明，AHLs?；D(zhuǎn)移酶可有效減緩膜污染，延長MBR運(yùn)行周期。然而，CANON工藝的功能微生物AAOB對環(huán)境條件非常敏感，如將AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶用于控制MBR-CANON工藝的膜污染，其勢必將對反應(yīng)器的脫氮性能、微生物活性、關(guān)鍵酶活及功能微生物組成造成影響。鑒于此，本文探索性地研究了AHLs?；D(zhuǎn)移酶對MBR-CANON工藝運(yùn)行性能及微生物特征的影響，以期解決MBR-CANON工藝的膜污染問題并推動(dòng)該工藝的發(fā)展及應(yīng)用。

1 材料與方法

1.1 主要材料與儀器

主要材料：(NH4)2SO4、NaHCO3、MgSO4、CaCl2和KH2PO4，均為化學(xué)純，甲醇(優(yōu)級純)，均為阿拉丁試劑有限公司產(chǎn)；實(shí)驗(yàn)用淬滅酶為AHLs?；D(zhuǎn)移酶Ⅰ，酶活力為500～1500 U/mg，美國Sigma公司產(chǎn)。

主要儀器：TU-1810型紫外分光光度計(jì)，北京普析通用儀器有限責(zé)任公司產(chǎn)；Muti3430型便攜式水質(zhì)參數(shù)測定儀，德國WTW公司產(chǎn)。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)置

本實(shí)驗(yàn)采用圓柱形MBR反應(yīng)器，由有機(jī)玻璃制成，有效體積約為4.8 L。實(shí)驗(yàn)采用人工配水，配水中氨氮質(zhì)量濃度約為200 mg/L，堿度約為1600 mg/L，同時(shí)含有微量元素及礦物質(zhì)元素。運(yùn)行過程中維持HRT為18 h，溫度控制在18～22 ℃。實(shí)驗(yàn)共包含3個(gè)階段，分別記為P0、P1和P2，其中P0不添加淬滅酶，P1和P2階段分別加入0.1 mg/L和0.5 mg/L的淬滅酶。各階段末從反應(yīng)器內(nèi)部取懸浮態(tài)的污泥樣品進(jìn)行EPS、SMP、關(guān)鍵酶活及功能微生物組成的測定，樣品以各階段標(biāo)記命名。其中，P1和P2階段結(jié)束時(shí)，由于膜絲表面明顯附著有生物膜，同時(shí)采集了膜絲表面的生物膜樣品，分別記為MP1和MP2。

1.3 分析方法

采用納氏試劑分光光度法測定氨氮質(zhì)量濃度，波長為420 nm；采用N-1-萘基乙二胺分光光度法測定亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，波長為540 nm；采用紫外分光光度法測定硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，波長為220 nm和275 nm。氨氮去除率和總氮去除率按照式①和②計(jì)算，其中C指物質(zhì)的質(zhì)量濃度/(mg·L-1)。泥樣經(jīng)8000 r/min離心后，上清液用于測定SMP的含量，剩余泥樣中加入緩沖溶液，經(jīng)加熱提取得到的溶液用于測定EPS的含量。其中，EPS和SMP中的多糖含量采用蒽酮法測定，蛋白質(zhì)含量采用福林-酚法測定。

①

②

基于文獻(xiàn)[15-16]的方法，羥氨氧化還原酶(Hydroxylamine Oxidoreductase，HAO)的活性以鐵氰化鉀催化羥胺為反應(yīng)基質(zhì)進(jìn)行測定，氨氮加氧酶(Ammonia Monooxygenase，AMO)活性通過硫酸銨氧化生成亞硝酸鹽氮的速率來反映，亞硝酸鹽還原酶(Nitrite Reductase，NIR)的活性則通過以甲基紫晶為電子供體還原亞硝酸鹽氮的速率來反映。

1.4 高通量測序

每次取泥樣時(shí)，均從反應(yīng)器3個(gè)不同位置分別取樣，混合后作為樣品用于測定。從反應(yīng)器內(nèi)部和膜絲表面取樣后,采用E.Z.N.ATM Mag-Bind試劑盒提取DNA。提取得到的合格DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增，擴(kuò)增引物為341F/805R(341F:CCTACGGGNGGCWGCAG; 805R:GACTACHVGGGTATCTAATCC)，得到的擴(kuò)增產(chǎn)物在Miseq平臺上進(jìn)行高通量測序。測序結(jié)果與Silva數(shù)據(jù)庫中的序列進(jìn)行比對，并進(jìn)行微生物分類。OTU定義為相似度大于97%，多樣性指數(shù)Shannon和Simpson通過Mothur軟件(Mothur v1.30.1)進(jìn)行分析。

圖1 反應(yīng)器在不同階段的脫氮效果Fig.1 Nitrogen removal performance of the reactor in each stage

2 結(jié)果與討論

2.1 淬滅酶對反應(yīng)器性能的影響

反應(yīng)器在不同階段的脫氮效果如圖1所示。由圖1可知，P0階段前期，在進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度為200 mg/L左右的條件下，出水氨氮質(zhì)量濃度逐漸下降，至第10 d時(shí)，出水氨氮質(zhì)量濃度降為4.0 mg/L，但亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮分別剩余17.4 mg/L和25.7 mg/L。這說明，AOB的活性較好，能夠及時(shí)將氨氮氧化為亞硝酸鹽氮，但AAOB的活性不足以將亞硝酸鹽氮及時(shí)還原。同時(shí)，硝酸鹽氮生成量較高，說明反應(yīng)器中存在硝化細(xì)菌(Nitrite-oxidizing Bacteria，NOB)，而這不利于高效脫氮。因此，在第11 d，將反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧從0.17 mg/L調(diào)節(jié)至0.10 mg/L。之后，反應(yīng)器的氨氮去除率和總氮去除率均迅速下降，出水氨氮質(zhì)量濃度升高，同時(shí)不再有亞硝酸鹽氮?dú)埩簟＿@說明，溶解氧質(zhì)量濃度的降低限制了AOB的活性，不能將全部氨氮氧化為亞硝酸鹽氮，但低溶解氧有利于AAOB對亞硝酸鹽氮的還原。再次運(yùn)行10 d后，即第21 d再次通過調(diào)節(jié)曝氣量將溶解氧升高至0.13 mg/L左右，之后出水氨氮質(zhì)量濃度迅速降低，氨氮去除率和總氮去除率隨之升高，同時(shí)反應(yīng)器內(nèi)無亞硝酸鹽氮積累，硝酸鹽氮生成量約為28 mg/L，此時(shí)硝酸鹽氮生成量與氨氮去除量的比值為0.16，略大于CANON反應(yīng)的理論值0.11[17]。此后直至該階段結(jié)束，反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定，氨氮去除率和總氮去除率最終穩(wěn)定在83.7%和65.9%。這表明，溶解氧是CANON反應(yīng)器運(yùn)行的關(guān)鍵參數(shù)，即使相差較小的數(shù)值，對反應(yīng)器的脫氮性能及功能微生物的活性都有較大影響。與之前的研究結(jié)果相似[18]，即溶解氧太高會(huì)抑制AAOB活性，太低則抑制AOB活性，在實(shí)際運(yùn)行中，需要經(jīng)過多次調(diào)控以找到最佳參數(shù)。

在第二階段P1加入0.1 mg/L的AHLs?；D(zhuǎn)移酶后，氨氮氧化受到抑制，出水氨氮質(zhì)量濃度迅速升高，同時(shí)總氮去除率下降。加入后的第1 d，出水氨氮質(zhì)量濃度從25.6 mg/L升高至59.2 mg/L，相應(yīng)地，氨氮去除率從87.0%降低至71.1%，總氮去除率從68.0%降低至57.9%，而亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度無明顯變化，硝酸鹽氮生成量大幅降低。這表明，AHLs?；D(zhuǎn)移酶剛加入時(shí)，不僅抑制了AOB的活性，同時(shí)也抑制了NOB的活性，但是對AAOB的影響較小。然而，在運(yùn)行一段時(shí)間后，反應(yīng)器去除效果回升，尤其是第59 d后，出水氨氮質(zhì)量濃度顯著降低，氨氮去除率和總氮去除率均隨之升高，最終分別達(dá)到91.8%和70.5%，出水氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮質(zhì)量濃度分別為16.4 mg/L、0.7 mg/L和42.2 mg/L(最后5 d平均值，下同)，這個(gè)現(xiàn)象可能是由于MBR-CANON體系內(nèi)的微生物逐漸適應(yīng)了AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶，AOB和AAOB的活性得到提升，進(jìn)而提高了總氮去除率，同時(shí)有部分氨氮被氧化為硝酸鹽氮。

反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定后，進(jìn)入P2階段。將淬滅酶的質(zhì)量濃度提高到0.5 mg/L，出水氨氮質(zhì)量濃度再次出現(xiàn)大幅升高，在該階段第1 d上升至51.2 mg/L，說明AOB活性再次受到嚴(yán)重抑制。亞硝酸鹽氮尚無積累，出水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度有所下降但仍然較高，說明NOB活性沒有受到抑制。而脫氮效果的下降主要是因?yàn)锳OB無法為AAOB及時(shí)提供足夠的亞硝酸鹽氮基質(zhì)。第5 d反應(yīng)器運(yùn)行效果開始回升，經(jīng)過波動(dòng)后，最終出水氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮質(zhì)量濃度分別穩(wěn)定在87.0 mg/L、3.3 mg/L和24.6 mg/L，氨氮去除率和總氮去除率則穩(wěn)定在57.0%和43.6%。該結(jié)果表明，0.5 mg/L的AHLs?；D(zhuǎn)移酶長期作用嚴(yán)重影響了氨氮的氧化，AOB和AAOB活性均受到持續(xù)抑制，NOB能夠較快速適應(yīng)，這對于維持自養(yǎng)脫氮穩(wěn)定是不利的。有研究[19]表明，AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶的加入會(huì)導(dǎo)致脫氮效果下降，嚴(yán)重抑制AOB活性，但對其豐度影響不大，這與本文結(jié)果相似。本文實(shí)驗(yàn)中AOB受到持續(xù)抑制后，AAOB由于得不到充足的反應(yīng)基質(zhì)，也在較高質(zhì)量濃度的AHLs?；D(zhuǎn)移酶作用下受到抑制。

圖2 各階段懸浮污泥及膜附著污泥樣品的EPS和SMP含量Fig.2 EPS and SMP contents of the suspended sludge and membrane attached sludge in each stage

2.2 淬滅酶對污泥EPS的影響

各階段懸浮污泥及膜附著污泥樣品的EPS和SMP含量如圖2所示。由圖2a)可知，在樣品P0中，EPS中的多糖和蛋白質(zhì)含量分別為1.1 mg/g SS(指單位質(zhì)量污泥中的含量，下同)和6.6 mg/g SS，至P1階段末，多糖和蛋白質(zhì)含量均顯著降低，分別降至0.4 mg/g SS和3.0 mg/g SS。一般認(rèn)為，在受到毒性抑制時(shí)，微生物會(huì)大量分泌EPS以保護(hù)自身細(xì)胞的正常生命活動(dòng)。但本實(shí)驗(yàn)中，AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入?yún)s降低了EPS的含量，同樣的結(jié)果在之前也有相關(guān)報(bào)道，例如豬腎酰基轉(zhuǎn)移酶加入MBR后顯著降低了EPS含量，有效抑制了膜污染[11]。其原因一方面是AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入抑制了微生物對EPS的分泌，另一方面則是AHLs?；D(zhuǎn)移酶會(huì)導(dǎo)致某些微生物受到抑制，尤其是膜污染微生物更易受到影響。

泥樣MP1中，EPS中的多糖和蛋白質(zhì)含量均顯著升高(P<0.01)，分別升至6.5 mg/g SS和22.0 mg/g SS。這說明低質(zhì)量濃度的AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶會(huì)導(dǎo)致微生物生長趨向發(fā)生轉(zhuǎn)變，逐漸向膜絲表面轉(zhuǎn)移并附著生長。也可能是P1階段運(yùn)行時(shí)間較長，此時(shí)跨膜壓力大、膜污染程度較重而導(dǎo)致的。而在P2階段，懸浮污泥的EPS中多糖和蛋白質(zhì)含量恢復(fù)至1.2 mg/g SS和3.8 mg/g SS，同時(shí)膜絲表面EPS中的多糖和蛋白質(zhì)含量顯著降低至0.9 mg/g SS和2.4 mg/g SS(P<0.01)。有研究[20]表明，膜絲表面附著的EPS是MBR出現(xiàn)膜污染的重要原因，而本文的結(jié)果表明，0.5 mg/L的AHLs?；D(zhuǎn)移酶極大地抑制了EPS的分泌，降低了膜表面的EPS含量，有利于減緩膜污染速度。然而，值得注意的是，在該質(zhì)量濃度下，氨氮的好氧氧化受到抑制，因此需進(jìn)一步考查是否可用于厭氧系統(tǒng)的氨氮氧化,或者需結(jié)合其他抗抑制策略用于好氧系統(tǒng)。

SMP是反應(yīng)器內(nèi)的溶解性微生物產(chǎn)物，與死亡的微生物殘?bào)w有密切關(guān)系。由圖2b)可知，在P0階段，SMP中多糖和蛋白質(zhì)含量分別為5.3 mg/L和12.6 mg/L，而在P1階段，SMP中多糖和蛋白質(zhì)含量均略有升高，說明0.1 mg/L的AHLs?；D(zhuǎn)移酶對于微生物生長影響較小。在P2階段，SMP有輕微降低，表明AHLs?；D(zhuǎn)移酶更多的是影響微生物活性，并不足以導(dǎo)致微生物死亡。膜絲表面附著污泥的SMP含量均比懸浮污泥要高，這是由于微生物產(chǎn)物更容易附著在膜表面，而膜表面的環(huán)境也更適合微生物附著生長。此外，據(jù)報(bào)道[21]，反硝化菌可以利用SMP進(jìn)行內(nèi)源反硝化，這也是SMP含量出現(xiàn)波動(dòng)的原因之一。

圖3 反應(yīng)器中各階段關(guān)鍵酶活性的變化Fig.3 Variation of the key enzymes’ activity in each stage of the reactor

2.3 淬滅酶對關(guān)鍵酶活的影響

反應(yīng)器中各階段關(guān)鍵酶活性的變化如圖3所示，其中P1和P2階段的AMO僅測定了一次，故未進(jìn)行誤差分析。HAO是厭氧氨氧化過程的重要參與者，同時(shí)也廣泛存在于 AOB和反硝化細(xì)菌中，能夠催化脫氮過程中間產(chǎn)物—羥胺的氧化和還原。因此，HAO 的活性變化與 CANON 系統(tǒng)的脫氮效果密切相關(guān)[22]。由圖3可以看出，加入AHLs?；D(zhuǎn)移酶后，HAO的含量顯著降低(P<0.01)，從P0階段的0.54 EU/g SS(指單位質(zhì)量污泥的酶活性，下同)降低至0.016 EU/g SS，但到P2階段有回升的趨勢，懸浮污泥中的HAO含量略微升高到0.14 EU/g SS。這說明，AHLs?；D(zhuǎn)移酶嚴(yán)重抑制了AOB的活性，但隨著運(yùn)行時(shí)間的延長，AAOB或反硝化菌逐漸適應(yīng)，酶活增高。膜絲表面泥樣的HAO含量也同樣有所升高，從P1階段的0.034 EU/g SS升高到P2階段的0.086 EU/g SS。這說明AHLs?；D(zhuǎn)移酶對自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)有重要影響，但具體影響規(guī)律仍需進(jìn)一步研究。

AMO主要存在于AOB中，反映了AOB氧化氨氮的活性[16]。由圖3b)可知，在加入AHLs?；D(zhuǎn)移酶后，AMO含量同樣顯著降低，從P0階段的0.025 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))降低至0.009 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))，并在P2階段進(jìn)一步降低至0.005 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))，這再次說明，AHLs?；D(zhuǎn)移酶對AOB活性影響較大，嚴(yán)重限制了氨氮的氧化。同時(shí)，在MP1和MP2樣品中膜絲表面微生物的AMO活性在兩個(gè)階段變化不大，說明附著生長在膜絲表面的微生物受到的沖擊較小，比懸浮態(tài)的污泥更能夠耐受沖擊，適應(yīng)不利環(huán)境。

NIR是亞硝酸鹽還原酶，其活性反映了微生物對亞硝酸鹽氮的還原能力[23]，在CANON工藝中則主要反映AAOB的活性。由圖3c)可知，在加入AHLs?；D(zhuǎn)移酶后，NIR也受到抑制，從P0階段的1.76 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))降低到1.14 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))。但與HAO和AMO相比，其降低幅度較小，因而反映出AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶對AAOB活性影響較小。然而在P2階段，NIR再次顯著降低至0.18 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))(P<0.01)，說明AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶質(zhì)量濃度的升高增強(qiáng)了對AAOB的抑制。因此，在P2階段，不僅AOB受到抑制，懸浮污泥中的AAOB同樣受到抑制。值得注意的是，膜表面污泥中的NIR含量出現(xiàn)升高，從MP1的0.63 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))增加到MP2的1.16 μg亞硝酸鹽氮/(min·mg蛋白質(zhì))，這說明AAOB更加趨向于附著生長，其在膜表面污泥中的活性遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于懸浮狀態(tài)的污泥。膜表面污泥中AAOB活性的增強(qiáng)可以減小反應(yīng)系統(tǒng)中AAOB受到的綜合影響，而膜表面的AAOB分泌EPS較少，更加有利于控制膜污染。

通過分析以上3種關(guān)鍵酶的活性變化情況可知，AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入，導(dǎo)致AOB的關(guān)鍵酶活受到嚴(yán)重抑制，而對AAOB的影響相對較小。AAOB在受到抑制時(shí)，更趨向于附著在膜絲表面生長以增強(qiáng)活性。因此推測，利用AHLs?；D(zhuǎn)移酶減少EPS的分泌進(jìn)而減緩膜污染的方法可能更適用于MBR-厭氧氨氧化系統(tǒng)。

2.4 淬滅酶對微生物群落的影響

在實(shí)驗(yàn)過程中，分別測得P0、P1、MP1、P2、MP2 5個(gè)泥樣的有效序列個(gè)數(shù)為53 349、67 560、62 004、57 884、63 230，滿足微生物分類的要求，按照相似度大于97%進(jìn)行分類，5個(gè)樣品的序列中分別包含479、488、477、475、474個(gè)OTU。而結(jié)合OTUs分布圖(見圖4)可知，5個(gè)樣品中共有的OTU 為373個(gè)，每個(gè)樣品獨(dú)有的OTU較少。這說明，AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶的加入對CANON系統(tǒng)OTU組成及生物多樣性的影響較小，對其微生物組成的種類影響不大。代表多樣性的Shannon指數(shù)越高，代表微生物多樣性越大，Simpson指數(shù)則相反。表1為高通量測序結(jié)果，表1顯示，兩個(gè)指數(shù)在幾個(gè)樣品中變化均較小。整體而言，加入AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶后，懸浮污泥中的生物多樣性有所增加，從P0階段的3.64增加到P1階段的3.70，至P2階段則進(jìn)一步增加至3.82，這說明AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入引入了一些新的微生物，但影響不顯著。而膜表面污泥中的微生物多樣性相對較小，這一方面是由于其附著時(shí)間較短，另一方面是由于附著在膜絲表面的微生物應(yīng)具備一定的特性，比如黏性較大等，因此微生物組成相對較為簡單，多樣性較小，但隨著AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入，多樣性同樣有所增加。

圖4 OTUs分布圖Fig.4 Distribution of OTUs

經(jīng)與Silva數(shù)據(jù)庫比對，各階段懸浮污泥和附著污泥中微生物組成(屬水平)如圖5所示，與脫氮相關(guān)的微生物相對豐度見表1。其中，CandidatusKuenenia是典型的AAOB細(xì)菌，其相對豐度在P0階段為21.1%，在P1階段加入AHLs?；D(zhuǎn)移酶后降低為17.1%，在P2階段進(jìn)一步降低至11.7%，這說明AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶的加入限制了AAOB的增殖，限制的原因可能是由于沒有充足的基質(zhì)而生長受限，從而導(dǎo)致總氮去除率下降。然而值得注意的是，膜絲表面同樣存在AAOB，兩個(gè)階段的相對豐度分別為10.8%和9.3%，并不高于懸浮污泥，這是由于膜絲表面附著有大量與膜污染有關(guān)的微生物，減少了AAOB的相對占比。

Nitrosomonas是AOB細(xì)菌，其相對豐度同樣出現(xiàn)下降，從7.1%降低至6.9%再進(jìn)一步降低至5.7%。AOB豐度的下降并不明顯，說明AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入主要影響了AOB的活性，而對其相對豐度影響較小。相反，AHLs?；D(zhuǎn)移酶對AAOB的限制則主要表現(xiàn)在相對豐度的降低，這是由于AOB活性受到抑制，無法為AAOB提供充足的基質(zhì)，限制了AAOB的生長，該結(jié)論尚需進(jìn)一步研究確認(rèn)。膜絲表面污泥中的AOB和AAOB的相對豐度均低于懸浮污泥，與酶活的變化剛好相反，這說明附著生長的自養(yǎng)脫氮微生物活性更好，但膜絲表面生長了更多與膜污染相關(guān)的細(xì)菌，因此脫氮細(xì)菌占比較低。Nitrospira是系統(tǒng)中檢測到的唯一NOB，這證實(shí)了反應(yīng)器中過多的硝酸鹽氮是由NOB氧化生成的。其相對豐度在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中一直很低，從0.3%分別升高至0.8%和1.2%，這說明AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入對硝化菌有一定的促進(jìn)作用，從而導(dǎo)致反應(yīng)器出水中硝酸鹽氮的生成量相應(yīng)增加。硝化菌相對豐度的升高不利于自養(yǎng)脫氮的穩(wěn)定性，也不利于總氮的去除。膜絲表面的硝化菌含量也低于懸浮狀態(tài)的污泥，分別為0.2%和0.9%。這說明，膜絲表面附著的更多是膜污染微生物，脫氮微生物則較多懸浮在反應(yīng)器中。有研究[24]認(rèn)為，AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入雖然對有機(jī)物去除效果影響不大，但對微生物有較大影響。也有研究[25]表明，AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入對微生物組成影響不大。此外，還有研究[26]認(rèn)為，AHLs?；D(zhuǎn)移酶的加入對革蘭氏陰性菌有嚴(yán)重的抑制作用，而本文CANON系統(tǒng)中，功能微生物多為革蘭氏陰性菌。結(jié)合本文的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶的加入對微生物組成影響較小，其生物多樣性變化不大，但對功能微生物的相對豐度及關(guān)鍵酶活影響較大。因此，將群體感應(yīng)淬滅酶應(yīng)用于MBR-CANON系統(tǒng)的膜污染控制，需要解決的首要問題應(yīng)是如何快速恢復(fù)功能微生物及關(guān)鍵酶的活性。

表1 高通量測序結(jié)果Table 1 Results of the high throughput sequencing

圖5 各階段懸浮污泥和附著污泥中微生物組成(屬水平)Fig.5 Microbial composition of the suspended sludge and membrane attached sludge in each stage (in genus level)

3 結(jié)論

本文在穩(wěn)定運(yùn)行的MBR-CANON工藝過程中投加AHLs?；D(zhuǎn)移酶，跟蹤分析該工藝各階段的脫氮性能、污泥性能、關(guān)鍵酶活及微生物組成的變化情況，得出：0.5 mg/L的AHLs?；D(zhuǎn)移酶可大幅降低膜絲表面污泥的EPS含量，有利于減緩膜污染；AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶的加入，抑制了AOB及其關(guān)鍵酶活，對AAOB活性的抑制則相對較小，且長期運(yùn)行后有一定的適應(yīng)性；AHLs酰基轉(zhuǎn)移酶對AOB的相對豐度影響較小，對AAOB的相對豐度影響較大，AAOB受到的影響主要表現(xiàn)為生長受限；AHLs?；D(zhuǎn)移酶對NOB有一定的誘導(dǎo)作用，不利于自養(yǎng)脫氮工藝的穩(wěn)定性。該研究結(jié)果表明AHLs?；D(zhuǎn)移酶可用于調(diào)控MBR-CANON工藝的膜污染，但需考慮如何減輕其對功能微生物及關(guān)鍵酶活性的影響，并進(jìn)一步了解其對單獨(dú)的亞硝化或者厭氧氨氧化工藝的影響規(guī)律。