PHBV生物濾池深度脫氮過程中抗生素環(huán)丙沙星的同步去除規(guī)律及影響因素

迮思文，王宇暉，宋新山，黃威，許中碩*，張志蘭

1.東華大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院

2.上海澤耀環(huán)保科技有限公司

抗生素類因其廣泛存在于環(huán)境中而被認(rèn)為是最嚴(yán)重的新污染物之一。抗生素類的過度使用和不合理處置使其積聚于市政污水處理系統(tǒng)。然而，作為一種新污染物，抗生素類不能被傳統(tǒng)污水處理廠完全去除而遺留于污水處理廠的二級出水中[1-3]。環(huán)丙沙星（CIP）是一種全球廣泛使用的廣譜氟喹諾類抗生素，其在污水處理廠出水中的檢出頻率和濃度均呈現(xiàn)較高水平[3-5]。同時(shí)，CIP是對敏感水生生物呈現(xiàn)高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的抗生素，低濃度條件下即可造成水生態(tài)系統(tǒng)和人體健康的較大負(fù)面影響[6]。

目前反硝化生物濾池是污水深度處理領(lǐng)域研究和應(yīng)用的熱點(diǎn)，可有效解決污水處理廠二級出水因NO3--N濃度過高而引起的總氮超標(biāo)問題[7-8]。研究表明，盡管反硝化生物濾池系統(tǒng)的設(shè)計(jì)目的主要是為了高效去除硝態(tài)氮，然而其使抗生素的轉(zhuǎn)化去除也同步得到了提升[9-11]。比如，在葡萄糖/乙酸鈉-反硝化脫氮系統(tǒng)中，抗生素CIP均可被同步去除，去除率最高可達(dá)83%[9-10]。在甲醇/乙醇-后置反硝化生物濾池中，乙?；前粪奏ず图籽跗S啶等抗生素的生物轉(zhuǎn)化速率常數(shù)可以達(dá)到1.2～12.9 L/(g·d)（以生物量計(jì)）[11]。究其原因，有機(jī)碳源是生物濾池系統(tǒng)中限制反硝化過程的重要因素，碳源類型也會對反硝化微生物結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響[12-13]。有機(jī)碳源不僅為硝酸鹽的還原提供電子，而且為抗生素的共代謝提供底物，從而實(shí)現(xiàn)NO3--N和抗生素的同步去除。由此可見，有機(jī)碳源是反硝化生物濾池中抗生素被同步生物轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵因素。

目前反硝化生物濾池的有機(jī)碳源主要分為2類：傳統(tǒng)液體和新型固相有機(jī)碳源。相較于傳統(tǒng)液體碳源（如乙酸鈉和葡萄糖等），聚羥基丁酸戊酸酯（PHBV）作為微生物胞內(nèi)儲能物質(zhì)，具有優(yōu)異的生物相容性。大量研究表明，PHBV反硝化生物濾池具有廣闊的市場應(yīng)用前景，可以有效處理含有高濃度NO3--N的污水[14]，如硝酸鹽污染的地下水[15]、城鎮(zhèn)污水處理廠二級出水[16-17]以及水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水[18]等。Sun等[19]證實(shí)了曝氣PHBV生物濾池可以有效處理含有50 μg/L布洛芬和三氯生的含氮廢水。Feng等[20]發(fā)現(xiàn)相較于PHBV生物濾池，PHBV/活性炭生物濾池可以更有效處理含有100 μg/L美托洛爾和雙氯芬酸的硝態(tài)氮廢水，這主要是由于活性炭的吸附作用所引起的。上述研究主要探究PHBV反硝化生物濾池處理含有藥品和個(gè)人護(hù)理用品（PPCPs）的氮污染廢水，為反硝化生物濾池處理新污染物提供了一定理論支撐。

本研究探討PHBV反硝化生物濾池深度脫氮過程中，典型抗生素 CIP（0～1 000 μg/L）的去除特征及其影響因素，以期為抗生素在污水處理系統(tǒng)中的風(fēng)險(xiǎn)削減調(diào)控提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)所構(gòu)建的PHBV反硝化生物濾池裝置結(jié)構(gòu)如圖1所示。裝置主體采用有機(jī)玻璃外覆黑色避光膜構(gòu)建，以防止CIP光解。生物濾池內(nèi)徑為20 cm，高80 cm，基質(zhì)填充高度為60 cm。其中，生物濾池填充基質(zhì)分為上下2層：下層填充50 cm火山巖與PHBV顆粒（1 000 g）的均勻混合物，上層填充10 cm生物陶粒?；鹕綆r購于河南鄭州元泉環(huán)保凈水材料廠，平均粒徑為30～50 mm；PHBV顆粒購于寧波天安生物材料有限公司，為呈乳白色螺旋圓的柱狀顆粒，平均粒徑約為8～10 mm；生物陶粒購于江西萍鄉(xiāng)紫金陶粒廠，平均粒徑為3 mm。

圖1 PHBV反硝化生物濾池裝置示意Fig.1 Schematic diagram of PHBV supported denitrification biofilter

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

參照以往研究[21]，PHBV反硝化生物濾池以上流式運(yùn)行。依據(jù)城鎮(zhèn)污水處理廠二級出水特征[22]，模擬廢水主要由自來水添加NaNO3、KH2PO4配制而成。系統(tǒng)首先接種3 500 mg/L二沉池污泥（取自上海市松江區(qū)污水處理廠），內(nèi)循環(huán)3 d后連續(xù)進(jìn)水；當(dāng)反應(yīng)器出水NO3--N濃度連續(xù)15 d小于1 mg/L時(shí)，則視為反應(yīng)器啟動成功。隨后，依據(jù)污水處理廠出水CIP濃度[3-5]，探究CIP濃度為0～1 000 μg/L運(yùn)行條件下系統(tǒng)的出水水質(zhì)。為使研究接近實(shí)際工程參數(shù)，本試驗(yàn)在自然室溫下連續(xù)運(yùn)行112 d（2020年9月29日——2021年1月18日），各階段進(jìn)水指標(biāo)和運(yùn)行參數(shù)如表1所示。

表1 PHBV反硝化生物濾池進(jìn)水水質(zhì)特征和運(yùn)行條件Table 1 Influent characteristics and operation parameters in PHBV supported denitrification biofilter

1.3 試驗(yàn)分析方法

1.3.1 水質(zhì)測試方法

試驗(yàn)過程中，每天定時(shí)采集生物濾池進(jìn)出水。參照以往研究方法[18]，將水樣通過0.45 μm濾膜過濾后進(jìn)行水質(zhì)分析。利用哈希便攜水質(zhì)分析儀（HQ-40d）測定水樣的DO、pH、ORP；COD采用快速消解分光光度法測定；NO3--N、NO2--N以及NH4+-N濃度分別利用紫外分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺光度法以及納氏試劑光度法測定。

根據(jù)二維熒光全光譜掃描結(jié)果，CIP有2個(gè)最大激發(fā)波長（Em)，分別在280和325 nm處[19]。根據(jù)發(fā)射光譜掃描結(jié)果，發(fā)射波長（Ex)為447 nm。因此，三維熒光（EEM）的Em范圍設(shè)置為230～260 nm，Ex范圍設(shè)置為250～550 nm，狹縫寬度設(shè)置為5 nm。CIP濃度采用HPLC-熒光檢測器檢測法測定，柱溫為40 ℃；流動相為0.05 mol/L磷酸-乙腈(體積比為18∶82)，流速為 1.0 mL/min，進(jìn)樣量為 20 μL；熒光檢測器Em為280 nm，Ex為450 nm。

1.3.2 微生物群落測試分析方法

在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，沿反應(yīng)器縱向0～10、10～20、20～30、30～40、40～50以及50～60 cm處分別取足量填料樣品（n=3）。其中，各層3個(gè)平行樣品的生物膜經(jīng)微生物DNA抽提后混合在一起，樣品分別命名為a1～ a6。采用高通量測序技術(shù)對上述樣品進(jìn)行微生物群落結(jié)構(gòu)特征分析。16S rDNA高通量測序文庫的構(gòu)建和基于Illumina MiSeq平臺的測序由上海派森諾生物科技股份公司完成。其中，本試驗(yàn)PCR擴(kuò)增選用細(xì)菌16S rDNA 基因的高度可變的V3～V4區(qū)特異性引物，主要包括338F(5’-ACTC CTACGGGAGGCAGCA-3’) 和 806R(5’-GGACTAC HVGGGTWTCTAAT-3’)。利用 TruSeq Nano DNA LT Library Prep Kit進(jìn)行建庫，并在Illumina MiSeq平臺上利用MiSeq Reagent Kit V3(600cycles)進(jìn)行2×250 bp的雙端測序。同時(shí)采用Quantiy one、Canoco、Mothur等軟件分析試驗(yàn)數(shù)據(jù)，開展基于高通量測序技術(shù)的微生物群落多樣性研究。

Chao1指數(shù)在生態(tài)學(xué)中常用來估計(jì)物種總數(shù)（樣本中所含OTU數(shù)），計(jì)算公式為：

式中：SChao1為估計(jì)的OTU數(shù)；Sobs為實(shí)際觀測到的OTU數(shù)；n1為只含有1條序列的OTU數(shù)；n2為只含有2條序列的OTU數(shù)。

香農(nóng)（Shannon）指數(shù)是用來估算樣品中微生物多樣性的指數(shù)，計(jì)算公式為：

式中：S為DGGE膠中條帶數(shù)；Pi為第i條帶灰度在該樣品總灰度中的占比，%。

2 結(jié)果與討論

2.1 出水基礎(chǔ)指標(biāo)變化特征

生物濾池中進(jìn)出水DO濃度、ORP、pH以及COD的變化如圖2所示。DO濃度是影響反硝化作用的重要因素，大多數(shù)反硝化菌是兼性厭氧菌，在缺氧的情況下利用硝酸鹽作為最終的電子受體[23]。由圖2（a）可知，運(yùn)行期間平均進(jìn)水DO濃度為7.08～11.46 mg/L，這是由于運(yùn)行溫度逐漸降低，從而導(dǎo)致水中飽和DO濃度升高。整體而言，出水DO濃度（1.87～3.20 mg/L）均低于進(jìn)水。出水DO濃度的顯著降低可能是由于系統(tǒng)中兼性微生物分解PHBV有機(jī)物，需要消耗部分氧氣造成的。ORP反映水體的氧化還原性，ORP越高則氧化性愈強(qiáng)，反之則還原性越強(qiáng)。從圖2（b）可以看出，出水ORP逐漸降低并低于-100 mV，說明該系統(tǒng)易于NO3--N的還原反應(yīng)發(fā)生。其中，ORP的降低主要是由于氧氣和NO3--N等氧化性物質(zhì)的消耗以及有機(jī)物的生成等因素所造成的。

圖2 進(jìn)出水DO、ORP、pH以及COD變化特征Fig.2 Variation characteristics of effluent DO,ORP, pH and COD

由圖2（c）可知，進(jìn)出水pH在6.36～7.61波動。除階段Ⅰ外，其余階段出水pH均略低于進(jìn)水，這主要是由PHBV的酸性中間降解產(chǎn)物造成的[24]。研究表明，PHBV反硝化生物濾池出水COD主要是由于PHBV中間降解產(chǎn)物與其消耗量間的平衡造成的[14]。由圖2（d）可知，整體而言，階段Ⅰ～Ⅵ出水COD平均值分別為 (25.98±13.85)、(59.28±27.34)、(49.58±17.08)、(23.71±9.23) 、(23.28±10.56) 、(19.95±7.65)mg/L。相較于階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ，階段Ⅳ、Ⅴ和Ⅵ出水COD呈現(xiàn)一定下降趨勢。Chu等[15]研究發(fā)現(xiàn)，在以高分子聚合物PHBV/竹粉為載體的反應(yīng)器中，初始階段的出水溶解性有機(jī)碳（DOC）濃度在15.4～98.9 mg/L波動，后期隨著反應(yīng)器運(yùn)行，出水DOC濃度逐漸降至10.5 mg/L以下，這與本研究出水COD變化趨勢類似。研究表明，有機(jī)碳源是抗生素降解的關(guān)鍵因素。如乙酸可促進(jìn)流化床生物膜反應(yīng)器對CIP的去除，其生物轉(zhuǎn)化速率常數(shù)約增加了55%[25]，而較高的易降解有機(jī)碳負(fù)荷是反硝化生物濾池呈現(xiàn)更高的反硝化和微污染物生物轉(zhuǎn)化速率常數(shù)原因[26]。因此，系統(tǒng)COD的降低可能是導(dǎo)致階段Ⅳ、Ⅴ和Ⅵ中CIP去除率下降的原因。

2.2 CIP在PHBV反硝化生物濾池中的去除規(guī)律

PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)階段Ⅵ（CIP濃度為 1 000 μg/L ）進(jìn)出水的三維熒光特征如圖3所示。由圖3可知，相較于進(jìn)水熒光峰，出水熒光峰面積和強(qiáng)度明顯縮小，說明CIP在出水中的濃度明顯降低，證實(shí)了PHBV反硝化生物濾池可以同步去除CIP。

圖3 PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)的CIP三維熒光特征Fig.3 EEM characteristics of CIP influent and effluent in PHBV supported denitrification biofilter

采用HPLC對反應(yīng)器進(jìn)出水CIP濃度變化特征進(jìn)行定量監(jiān)測，結(jié)果如圖4所示。由圖4可知，當(dāng)進(jìn)水CIP濃度為100～300 μg/L時(shí)（階段Ⅰ～Ⅳ，處于秋季），出水CIP去除率大于98%，表明PHBV反硝化系統(tǒng)可以有效去除低濃度的CIP。究其原因，PHBV會被水解發(fā)酵細(xì)菌降解生成溶解態(tài)有機(jī)物質(zhì)（如3-羥基丁酸3HB，揮發(fā)性短鏈脂肪酸乙酸、丙酸、正丁酸以及異丁酸等）[20]。研究表明，葡萄糖、揮發(fā)性脂肪酸以及乙醇等碳源添加可以增強(qiáng)CIP的生物去除率[21]。因此，PHBV及其中間代謝有機(jī)產(chǎn)物，可成為降解CIP的共代謝物質(zhì)。內(nèi)在原因可能是共代謝有機(jī)碳源可以誘導(dǎo)參與抗生素等有毒物質(zhì)特定降解酶的表達(dá)[22-23]，如細(xì)胞色素P450酶可以催化CIP發(fā)生加羥基、水解以及哌嗪環(huán)中的C-N脫乙基等降解反應(yīng)[24]。當(dāng)進(jìn)水CIP濃度提升至500和1 000 μg/L 時(shí)（運(yùn)行階段Ⅴ～Ⅵ，處于冬季），出水CIP濃度分別為55～215和210～669 μg/L，平均值分別為（152.8±38.91）和（510.35±99.28）μg/L，平均去除率分別降至69%和49%?？梢?，在秋季（溫度為3～19 ℃）條件下，PHBV反硝化生物濾池可以有效處理 300 μg/L 的 CIP；然而，冬季（溫度為-8～12 ℃）條件下，PHBV反硝化生物濾池不能高效地處理較高濃度（1 000 μg/L）CIP。

圖4 PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)進(jìn)出水CIP濃度變化Fig.4 Variation of CIP concentrations in influent and effluent in PHBV supported denitrification biofilter

2.3 CIP對PHBV反硝化生物濾池脫氮效果的影響

2.3.1 NO3--N進(jìn)出水變化規(guī)律

PHBV反硝化生物濾池進(jìn)出水NO3--N濃度變化如圖5所示。由圖5可知，隨著微生物的適應(yīng)，階段Ⅰ出水NO3--N濃度呈現(xiàn)逐漸下降趨勢，但是階段Ⅱ～Ⅵ出水NO3--N濃度呈波動變化趨勢。隨著HRT的提升（階段Ⅱ），與前人研究結(jié)果類似[22]，出水NO3--N濃度明顯下降并保持在穩(wěn)定狀態(tài)，出水NO3--N 平均濃度為（0.62±0.37）mg/L。當(dāng)進(jìn)水CIP濃度為100 μg/L時(shí)（階段Ⅲ），出水NO3--N濃度并無明顯改變，NO3--N平均去除率為97%±1%，說明低濃度CIP對PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)脫氮性能的抑制影響可以忽略不計(jì)。進(jìn)水CIP濃度增至300μg/L時(shí)（階段Ⅳ），出水NO3--N濃度明顯上升并呈波動狀態(tài)；其中出水NO3--N濃度為0.76～10.65 mg/L，平均值為（4.59±2.06）mg/L，NO3--N 平均去除率降為71%±14%。當(dāng)進(jìn)水CIP濃度進(jìn)一步增至500和1 000 μg/L（階段Ⅴ、Ⅵ）時(shí)，出水NO3--N濃度分別為1.17～7.92和2.97～9.45 mg/L，平均值分別為（5.15±2.56）和（6.13±1.80）mg/L；NO3--N 平均去除率分別降為68%±16%和60%±12%。由上述結(jié)果可知，冬季低溫和高濃度 CIP（＞300 μg/L）條件下，脫氮效果受到了明顯的抑制。

圖5 PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)NO3- -N濃度變化Fig.5 Nitrate removal performance in PHBV supported denitrification biofilter

2.3.2 NH4+-N進(jìn)出水變化規(guī)律

PHBV反硝化生物濾池進(jìn)出水NH4+-N濃度變化如圖6所示。由圖6可知，相較于進(jìn)水NH4+-N濃度，整個(gè)運(yùn)行期間出水NH4+-N濃度均有不同程度的升高。其中，階段Ⅰ～Ⅵ，出水NH4+-N平均濃度分別為（0.70±0.31）、（1.12±0.38）、（1.96±0.51）、（0.96±0.30）、（1.20±0.24）、（1.20±0.38）mg/L。這是由于系統(tǒng)發(fā)生了硝酸鹽異化還原（DNRA）作用，即在微生物作用下將硝酸鹽異化還原為銨的過程。研究證明在PHBV反硝化生物濾池深度脫氮過程中，當(dāng)運(yùn)行溫度為30 ℃時(shí)，出水NH4+-N濃度呈現(xiàn)出一定程度的上升趨勢；隨著運(yùn)行溫度逐漸降至10 ℃，出水NH4+-N濃度均呈現(xiàn)下降趨勢[27]，說明低溫條件下DNRA受到了明顯抑制作用。由此可以推斷，CIP的加入有可能改變了氮的代謝途徑，一定程度上增強(qiáng)了DNRA過程，從而導(dǎo)致低溫條件下出水NH4+-N濃度升高。此外，系統(tǒng)進(jìn)出水NO2--N濃度的變化特征表明，出水NO2--N濃度始終維持在較低水平，最高濃度為0.26 mg/L；整個(gè)運(yùn)行階段均無NO2--N的明顯積累，可忽略不計(jì)。

圖6 PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)各階段進(jìn)出水NH4+ -N濃度變化Fig.6 Concentration of NH4+ -N in influent and effluent during different phases in PHBV supported denitrification biofilter

2.3.3 反應(yīng)器縱向沿程水質(zhì)變化

階段Ⅵ中，縱向沿程水質(zhì)變化特征如表2所示。由表2可知，COD呈現(xiàn)2次先上升后下降趨勢，與pH的變化呈明顯的負(fù)相關(guān)，進(jìn)一步佐證了PHBV降解產(chǎn)生了酸性有機(jī)產(chǎn)物。NO3--N和CIP縱向沿程濃度均呈現(xiàn)遞減趨勢，其中NO3--N沿程去除率分別為16%、28%、34%、42%、61%和72%；CIP沿程去除率分別為8%、15%、18%、39%和50%。40～50 cm沿程中NO3--N和CIP去除率最高，分別達(dá)到了20%和15%，這可能是由于該沿程中較高的COD累積為反硝化菌和CIP降解菌提供了充足的有機(jī)碳源。此外，NO2--N積累可忽略不計(jì)，NH4+-N濃度整體略有上升，進(jìn)一步驗(yàn)證了低溫條件下DNRA的發(fā)生。

表2 PHBV反硝化生物濾池縱向沿程水質(zhì)變化特征Table 2 Characteristics of water quality along the longitudinal profile in PHBV supported denitrification biofilter

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)特征

PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)的微生物多樣性指數(shù)見表3。由表3可知，生物濾池系統(tǒng)中微生物多樣性隨著縱向沿程發(fā)生了明顯的變化。樣品a1～a6的Shannon指數(shù)為4.77～9.65，微生物群落多樣高的位置集中在PHBV/火山巖填充層中，尤其是以樣品a2（10～20 cm）和a5（40～50 cm）處較高。Chao1指數(shù)越大表示微生物群落的豐富度越高，生物濾池的Chao1指數(shù)為2 192.23～4 863.72，樣品a2（10～20 cm）和 a5（40～50 cm）處的物種總數(shù)均高于生物濾池其他區(qū)域。整體而言，樣品a6的Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)相較于生物濾池其他區(qū)域均是最低的，說明50～60 cm處物種豐富度和物種總數(shù)最低，這與系統(tǒng)縱向的水質(zhì)變化特征以及基質(zhì)種類（如有機(jī)/無機(jī)填料）等有密切關(guān)系。

表3 PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)的微生物多樣性指數(shù)Table 3 Microbial diversity index of PHBV supported denitrification biofilter

PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)的微生物群落結(jié)構(gòu)在門、綱及屬水平上的組成如圖7所示。由圖7（a）可知，6個(gè)樣品的優(yōu)勢菌門主要包括變形菌門（Proteobacteria）、類桿菌門（Bacteroidetes）以及厚壁菌門（Firmicutes）等。上述優(yōu)勢門的相對豐度均存在明顯的差異，表明了PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)縱向空間微生物群落結(jié)構(gòu)的差異性。整體而言，樣品a1、a2、a4以及a5在門水平的組成相似性較高，a3和a6則呈現(xiàn)明顯的差異性。6個(gè)樣品中的最優(yōu)勢門均為Proteobacteria，其次為Bacteroidetes。大量研究表明，Proteobacteria是固相碳源反硝化脫氮系統(tǒng)中的最優(yōu)勢門[28-30]。Bacteroidetes的主要功能是實(shí)現(xiàn)有機(jī)物的水解發(fā)酵，其在樣品a1～a5中均屬于優(yōu)勢門，而在a6中的相對豐度可忽略不計(jì)。研究表明，PHBV作為一種高分子生物聚合物，可經(jīng)水解發(fā)酵細(xì)菌降解微小分子有機(jī)物[24]。很明顯，Bacteroidetes的豐度特征與該系統(tǒng)的PHBV有機(jī)基質(zhì)分布特征存在明顯的相關(guān)性。

由圖7（b）可知，6個(gè)樣品的優(yōu)勢菌綱包括γ變形菌綱（Gammaproteobacteria）、擬桿菌綱（Bacteroidia）以及α變形菌綱（Alphaproteobacteria）等。其中，Gammaproteobacteria為所有樣品的最優(yōu)勢綱，相對豐度分別為63%、61%、39%、67%、56%以及92%。研究表明，Gammaproteobacteria能夠在異生環(huán)境中降解和轉(zhuǎn)化能被利用的有機(jī)物[31]，可良好分泌胞外聚合物（EPS），相對其他微生物可更有選擇性地黏附在生物膜表面[32]。Gammaproteobacteria可能因?qū)IP具有較高的耐藥性，從而成為系統(tǒng)的優(yōu)勢綱。

圖7 門水平、綱水平以及屬水平上微生物群落相對豐度Fig.7 Relative abundance of microbial communities at phylum, class and genus levels

由圖7（c）可知，從屬水平上看，系統(tǒng)中前10種優(yōu)勢菌包括氣單胞菌屬（Aeromonas）、脫氯單胞菌屬（Dechloromonas）、硫氧化單胞菌屬（Sulfurimonas）、SC-I-84、Lentimicrobiaceae、固氮螺菌屬（Azospira）、[Eubacterium]_brachy_group、動膠菌屬（Zoogloea）、脫硫弧菌屬（Desulfovibrio）以及固氮卷菌屬（Azonexus）。其中，樣品a1的優(yōu)勢屬為Sulfurimonas（11%）、Aeromonas（8%）以及Dechloromonas（8%）；樣品 a2的優(yōu)勢屬為Aeromonas（10%）、Dechloromonas（7%）；樣品a3的優(yōu)勢屬為Dechloromonas（7%）；樣品a4的優(yōu)勢屬為Aeromonas（41%）；樣品a5的優(yōu)勢屬為Dechloromonas（10%）和Aeromonas（6%）；樣品 a6 的優(yōu)勢屬為Aeromonas（83%）。Aeromonas對β-內(nèi)酰胺酶基因相關(guān)的β-內(nèi)酰胺類抗生素具有固有耐藥性，Aeromonas的一些分離株也顯示出對抗生素四環(huán)素的耐藥性[33]。Dechloromonas是PHBV反硝化生物濾池深度脫氮過程中的優(yōu)勢反硝化菌屬[21]，其在樣品a1～a5中的相對豐度均超過了5%，最高達(dá)10%。據(jù)報(bào)道，Dechloromonas是外加乙酸為碳源的脫氮系統(tǒng)中最優(yōu)勢的反硝化菌屬。當(dāng)系統(tǒng)暴露于氟喹諾類抗生素（FQs）時(shí)，Dechloromonas可保持不變甚至呈增加的趨勢，說明Dechloromonas對FQs具有良好的耐藥性和適應(yīng)性[32]。類似地，當(dāng)FQs類抗生素洛美沙星濃度提升至500 ng/L，Dechloromonas和Brevundimonas將替代Ochrobactrum與Azospirillum而成為系統(tǒng)的優(yōu)勢菌屬[34]。由此推測，Dechloromonas在系統(tǒng)中的優(yōu)勢存在，是系統(tǒng)暴露于CIP條件下依然保持較好脫氮能力的重要原因。除此之外，整個(gè)系統(tǒng)反硝化細(xì)菌種類豐富，主要包括Sulfurimonas[35]、Dechloromonas[36]、Azospira[37]、Zoogloea[38]、Azonexus[39]、Simplicispira[40]、Flavobacterium[41]、Thiobacillus[35]以及Hydrogenophaga[42]等。由此可見，盡管系統(tǒng)長期暴露于CIP，系統(tǒng)的反硝化菌屬物種依然豐富，這可能是由于污水處理廠中反硝化菌屬多攜帶抗性基因所導(dǎo)致的[43]。

3 結(jié)論

（1）秋季適宜溫度（3～27 ℃）條件下，PHBV 反硝化生物濾池可實(shí)現(xiàn)同步高效去除進(jìn)水15 mg/L NO3--N和300 μg/L CIP（均超過95%）；冬季低溫（-8～12 ℃）條件下，PHBV反硝化生物濾池對于進(jìn)水15 mg/L NO3--N和1 000 μg/L CIP的去除率分別為60%和49%。系統(tǒng)出水COD變化趨勢和縱向沿程水質(zhì)變化特征揭示了NO3--N和CIP的同步去除效果與COD呈現(xiàn)一定的正相關(guān)關(guān)系。

（2）微生物群落結(jié)構(gòu)特征分析顯示，雖然PHBV反硝化生物濾池長期暴露于微量CIP，但是系統(tǒng)的反硝化菌屬物種依然豐富多樣，主要包括Sulfurimonas、Dechloromonas、Azospira、Zoogloea、Azonexus以及Simplicispira等；其中最優(yōu)勢反硝化菌屬Dechloromonas的相對豐度最高（達(dá)10%），推測其是PHBV反硝化生物濾池系統(tǒng)在CIP條件下依然保持較好脫氮能力的重要原因。