聚對苯二甲酸乙二醇酯微塑料對Anammox顆粒污泥的尺寸影響效應(yīng)

洪先韜,周 鑫

聚對苯二甲酸乙二醇酯微塑料對Anammox顆粒污泥的尺寸影響效應(yīng)

洪先韜1,2,周 鑫1,2*

(1.太原理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山西 晉中 030600；2.山西省市政工程研究生教育創(chuàng)新中心,山西 晉中 030600)

為探究微塑料(MPs)對活性污泥脫氮性能的尺寸影響效應(yīng),采用水質(zhì)測定、活性測試、物化表征及微生物群落分析等方法,探索了不同粒徑下(75～500μm)聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)對厭氧氨氧化顆粒污泥(AnGS)的影響.結(jié)果顯示,投加75和150μm的PET-MPs時,Anammox脫氮效能低于控制組,而300和500μm組中卻表現(xiàn)出優(yōu)于控制組.厭氧氨氧化活性(SAA)測試具有相似結(jié)果.胞外聚合物(EPS)分析發(fā)現(xiàn)PET-MPs粒徑越小,EPS分泌和PN/PS越高,AnGS結(jié)構(gòu)越不完整.小粒徑下PET對Anammox抑制主要與顆粒污泥所具有的較低Zeta電位和較小的比表面積顯著相關(guān).而大粒徑PET-MPs則減少了與MPs接觸的機(jī)率且能提供更多的活性位點,促進(jìn)了Anammox底物的傳遞效率.高通量測序結(jié)果表明PET-MPs粒徑大小決定了微生物群落的多樣性和豐富度,尤其對Anammox菌屬(Candidatus)相對豐度影響顯著.

微塑料；聚對苯二甲酸乙二醇酯；厭氧氨氧化；生物脫氮；微生物群落；影響

微塑料(MPs)是指直徑小于5mm的塑料顆粒[1].自2004年被首次提出,MPs一直作為典型的新污染物而成為國內(nèi)外環(huán)境領(lǐng)域研究的熱點.污水處理廠(WWTPs)是MPs最重要的源和匯.目前,研究人員已經(jīng)在城市污水處理廠中檢測到各種形態(tài)和不同類型的MPs[2].據(jù)統(tǒng)計,有約占總量16.9%的MPs遺留在二級處理系統(tǒng)中[3],這些MPs與活性污泥通過靜電吸附作用相互接觸,進(jìn)而對生化處理效能產(chǎn)生不可避免的影響.

厭氧氨氧化(Anammox)是在厭氧條件下,厭氧氨氧化菌(AnAOB)以亞硝酸鹽氮作為電子受體,將氨氮直接氧化生成氮氣的過程.大幅節(jié)約曝氣能耗和無需有機(jī)碳源投加是Anammox最顯著的優(yōu)勢.然而,AnAOB屬于無機(jī)自養(yǎng)菌,本身生長速率緩慢,同時對于外界環(huán)境污染物(如MPs)十分敏感[4].因此,MPs的引入勢必對Anammox脫氮工程應(yīng)用提出了新挑戰(zhàn).

MPs粒徑大小決定了MPs與微生物之間的相互作用以及底物傳輸速率等方面,進(jìn)而對生物脫氮效率產(chǎn)生重要影響.有研究指出,在活性污泥中加入粒徑為150～300μm的PS-MPs后,總氮去除率(NRR)與對照組基本一致,而隨著粒徑減小至0～75μm,這一數(shù)值也降低至56.18%[5].另外,Zhou等[6]發(fā)現(xiàn)相同濃度(1000μg/L)下,100μm的PS塑料對脫氮性能沒有表現(xiàn)出顯著影響,而100nm的PS塑料卻使NRR減少了24.48%.

聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)是污水處理廠被檢出的最典型的MPs類型之一.因此,本文以PET作為模型MPs,探究不同粒徑PET-MPs對厭氧氨氧化顆粒污泥(AnGS)性能的影響機(jī)制.

1 材料與方法

1.1 MPs準(zhǔn)備和物化性質(zhì)測定

PET-MPs購買于東莞名譽(yù)興塑膠原料有限公司(中國東莞).PET的密度范圍為1.29～1.41g/cm3,粒徑的誤差限不超過5%.

PET-MPs的Zeta電位采用納米粒度電位儀(Malvern Zetasizer Nano ZS90,UK)測定.測試時分散劑為水,并需要超聲5min.由于反應(yīng)器中的pH值維持在7.5～8.2,因此將測試的pH值設(shè)置為8.每個樣品測試3次.

PET-MPs的比表面積采用全自動比表面積分析儀(麥克ASAP2460,US)測定.吸附氣體為N2,脫氣溫度為120℃,脫氣時間為6h.每個樣品測試3次.

1.2 污泥接種以及廢水配置

接種污泥采用本實驗室UASB反應(yīng)器中自主培養(yǎng)了2年的AnGS,其中Candidatus的相對豐度約為40%.混合液揮發(fā)性懸浮物(MLVSS)約6.0g/L,氮去除能力0.6kg-N/(m3×d).人工配水含有100mg/L NH4Cl,130mg/L NaNO2,20mg/L KH2PO4及微量元素(具體配比見表1).pH值維持在7.5±0.2.

表1 微量元素成分(mg/L)

1.3 實驗步驟

采用5個有效容積為100mL的血清瓶.R0作為控制組不添加MPs,R1～R4作為實驗組,分別投加粒徑為75, 150, 300和500μm的PET- MPs,濃度均固定為0.5g/L.反應(yīng)器運行周期為6h.每個瓶裝填70mL的人工配水和30mL的AnGS.進(jìn)水用99.99%的純氮氣吹脫20min,以保證厭氧環(huán)境.反應(yīng)器放置在恒溫振蕩培養(yǎng)箱中,溫度和轉(zhuǎn)速分別設(shè)置為32℃和120r/min.整個實驗連續(xù)運行30d.

1.4 化學(xué)分析

每個周期出水采用0.45μm的濾膜過濾后進(jìn)行化學(xué)測定分析.NH4+-N使用哈希分光光度計測定(HACH DR1900,美國).NO2--N和NO3--N使用紫外分光光度計測定(UV-5500,上海元析). MLVSS采用重量法測定.pH值由便攜式pH計(METTLER TOLERO FE20,德國)監(jiān)測,溶解氧(DO)由便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀(WTW Multi 3420,德國)監(jiān)測.

1.5 SEM測試

在使用SEM觀測之前需要對AnGS進(jìn)行預(yù)處理,包括固定、沖洗、脫水、置換和干燥.在預(yù)處理結(jié)束后對樣品進(jìn)行噴金處理,隨后采用SEM(Quattro S, Thermo Fisher Scientific,美國)進(jìn)行觀察.標(biāo)尺參數(shù)分別為1和100μm.

1.6 EPS提取與測定

EPS采用離心法提取[7].蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)分別采用考馬斯亮藍(lán)法和硫酸-蒽酮比色法測定.

1.7 高通量測序

實驗結(jié)束后,采集5個反應(yīng)器中的AnGS樣品分析微生物群落,使用Illumina Miseq高通量測序平臺(上海生工)對樣品進(jìn)行測序分析.

1.8 厭氧氨氧化活性(SAA)計算

2 結(jié)果與分析

2.1 脫氮性能

圖1 不同粒徑PET-MPs暴露下的AnGS脫氮性能

圖2 不同粒徑PET-MPs暴露下的AnGS系統(tǒng)的SAA

從圖1中可以看出,各反應(yīng)器NH4+-N和NO2--N平均出水濃度的大小排序為:75μm>150μm>控制組> 300μm>500μm,這說明小粒徑的PET-MPs對Anammox產(chǎn)生了抑制作用,而在大粒徑300和500μm時,卻出現(xiàn)Anammox的促進(jìn)現(xiàn)象.投加75μm的PET-MPs后,NH4+-N和NO2--N的去除率相比于控制組分別下降了1.60%和1.46%,而500μm的PET-MPs使該值分別提高了4.23%和4.32%.如圖2所示,投加500μm PET-MPs的SAA最高,為(128.6±18.4) mg-N/ (g-VSS·d),高于控制組的(118.21±12.5) mg-N/(g- VSS·d).而投加75μm PET-MPs,SAA值則為(109.8± 11.5) mg-N/(g-VSS·d),低于控制組,這與Anammox脫氮效率的變化趨勢相一致.這些結(jié)果表明PET-MPs對于Anammox影響具有尺寸效應(yīng).大粒徑MPs可能改變了AnGS的物理化學(xué)性質(zhì)及內(nèi)部結(jié)構(gòu),加快了Anammox的底物傳質(zhì)速率以及AnAOB的繁殖,進(jìn)而提高了厭氧氨氧化代謝活性.

2.2 MPs物化性質(zhì)分析

Zeta電位描述了MPs在溶劑中的穩(wěn)定性,這決定了MPs對細(xì)胞的滲透性和相互作用[8].由圖3.可知,PET-MPs的粒徑越小,Zeta電位越低.由于活性污泥表面含有大量的負(fù)電荷,根據(jù)靜電吸附原理, PET-MPs的Zeta電位(絕對值)越小,兩者之間的靜電斥力越小,相互接觸的概率越大,這就解釋了75μm對Anammox抑制程度最顯著的現(xiàn)象[9].有研究報道,50nm的PS-NPs對硝化細(xì)菌的接觸率比500nm要更強(qiáng),并導(dǎo)致了硝化作用的減弱[10].另有研究報道,經(jīng)-NH2修飾的PS-NPs比未修飾的PS-NPs產(chǎn)生對活性污泥更高的生物毒性指標(biāo)(ROS和LDH)水平,而PS-COOH NPs卻最低,因其Zeta電位的絕對值最高[11].這說明MPs的Zeta電位也是決定對細(xì)胞毒性程度大小的關(guān)鍵因素.小粒徑的PET-MPs可能在細(xì)胞周圍的存在造成了潛在生態(tài)毒性,引起細(xì)胞氧化應(yīng)激,損害Anammox細(xì)胞結(jié)構(gòu).

由圖4可知,PET-MPs的BET與粒徑尺寸呈正相關(guān),這與其他報道相一致[12].BET越大,顆粒的孔隙率越高,可供微生物附著的空間就越多.500 μm MPs具有最高的BET,能夠為AnAOB提供更多的增殖空間.另一方面,較高的BET意味著具有更多的活性位點,能夠吸附Anammox所必需的底物(NH4+-N以及NO2--N),增強(qiáng)AnAOB對底物的攝取速率.

圖3 不同粒徑PET-MPs的Zeta電位(pH=8)

圖4 不同粒徑PET-MPs的BET

2.3 AnGS形貌分析

在運行結(jié)束后,利用SEM觀察控制組與實驗組的AnGS形態(tài)差異.從圖5中可以看出,控制組的AnGS表面呈現(xiàn)光滑和完整,而暴露于75μm PET-MPs的AnGS表面充滿了不規(guī)則和磨損痕跡.而暴露在500μm下的AnGS出現(xiàn)孔洞甚至解體的現(xiàn)象.這是由于反應(yīng)器在振蕩中,500μm的PET-MPs與AnGS之間產(chǎn)生強(qiáng)烈的沖擊作用,從而導(dǎo)致AnGS結(jié)構(gòu)發(fā)生物理性破壞.據(jù)報道,微曝氣處理后的污泥表面出現(xiàn)了寬大的空隙和通道,增加了底物傳遞速率[13].這解釋了500μm MPs組中最低的NH4+-N和NO2--N出水濃度[13].微生物相分析發(fā)現(xiàn)在控制組中球形細(xì)菌占主導(dǎo)地位.然而,隨著PET-MPs的加入后,球狀菌的比例下降,取而代之的是絲狀菌和桿狀菌,這表明PET-MPs改變了AnGS的微生物群落結(jié)構(gòu).

圖5 AnGS在SEM觀察下的表面特征

(a)控制組;(b)75μm;(c)500μm

2.4 EPS含量及特性

如圖6所示,EPS在控制組中的含量為(24.27±2.55) mg/g-MLVSS,而在投加75μm的PET-MPs后,該值顯著升高至(33.28±2.84) mg/g-MLVSS.EPS的含量升高說明PET-MPs的存在對AnGS造成了一定的環(huán)境脅迫,AnAOB通過自主地在胞外分泌EPS,以擴(kuò)大“保護(hù)層”的厚度,減緩PET-MPs的擴(kuò)散[11].然而,當(dāng)PET-MPs粒徑為500μm時,EPS的含量為(26.04±3.16) mg/g-MLVSS,它高于控制組但低于75μm組.因此,在同一濃度水平下,PET-MPs的粒徑越小對AnGS細(xì)胞的滲透性越強(qiáng),環(huán)境脅迫程度越高.隨著PET粒徑的增大,PN和PS的含量也呈現(xiàn)降低的趨勢.PN/PS是衡量顆粒污泥結(jié)構(gòu)完整性的重要指標(biāo),PN/PS數(shù)值越高,其完整性越低.當(dāng)PET-MPs粒徑為75μm時,PN/PS從控制組的(2.43±0.12)上升至(2.77±0.11),隨后又降低至500μm的(2.43±0.15),這說明小粒徑的PET-MPs改變了EPS的組分比例,促使AnGS朝著不利于結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的方向發(fā)展.

圖6 暴露在不同粒徑PET-MPs下的PN,PS和PN/PS

2.5 微生物群落特征

如表2所示,相比于控制組,75,150和300μm的PET-MPs降低了微生物群落的豐富度,但隨著粒徑尺寸的增加,豐富度持續(xù)上升,到500μm時Chao和ACE指數(shù)超過了控制組.Shannon和Simpson指數(shù)也呈現(xiàn)相同的趨勢,這說明小粒徑的PET-MPs會降低微生物群落的豐富度和多樣性,而500μm則呈相反趨勢.這可能是500μm PET-MPs與微生物的弱相互作用以及較大的BET,使得對微生物在定殖空間上的促進(jìn)作用大于其抑制作用.

表2 控制組和實驗組樣品微生物群落Alpha分析

如圖7所示, Planctomycetes, Proteobacteria, Ignavibacteriae, Chloroflexi, Acidobacteria, Bacteroidetes, Firmicutes為最主要的6種門,其相對豐度超過80%.作為最重要的門,Planctomycetes隨著PET-MPs粒徑的增大而減少,從控制組的41.37%降低至19.5%.AnAOB隸屬于Planctomycetes,因此其數(shù)量變化說明PET-MPs的添加對AnAOB產(chǎn)生抑制[14].相反地,Proteobacteria與PET-MPs粒徑呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)性,該豐度在控制組中為28.9%,而在加入75μm PET-MPs時急劇增至43.25%.Proteobacteria已被證實為有機(jī)物污染物的降解者,同時具有對MPs的良好抵抗性[15-16].在投入PET-MPs后,Ignavibacteriae、Chloroflexi、Acidobacteria和Firmicutes的相對豐度均隨著PET-MPs的投加而增加,表現(xiàn)了對MPs的較強(qiáng)適應(yīng)性.

圖7 暴露于不同粒徑下的PET-MPs微生物群落組成(門水平)

如圖8所示,在屬水平上, 75,150,300,500μm的Candidatus相對豐度分別為37.73%, 17.48%,27.59%,31.72%,32.28%.可以看出,隨著粒徑尺度的減少,該值持續(xù)下降,其變化趨勢與Planctomycetes基本保持一致.除了AnAOB之外,是最主要的菌屬,其含量從控制組的6.60%升高至75μm的10.88%.而該值在500μm時為8.42%,意味著對相對豐度的促進(jìn)效果與PET-MPs的粒徑大小有關(guān).被證實擁有異化還原為銨(DNRA)的能力,它常在Anammox耦合反硝化反應(yīng)器中與AnAOB同時被檢測到[17].是典型的異養(yǎng)反硝化菌,能夠參與營養(yǎng)物質(zhì)的運輸[18].結(jié)果顯示,控制組中的相對豐度為4.19%,而75μm組中為5.66%,這與75μm中最高含量的EPS相對應(yīng),即刺激細(xì)胞分泌的EPS能夠被部分利用,并促進(jìn)其繁殖.隸屬于Acidobacteria的3、6和10的相對豐度隨著PET-MPs的投加而上升[19].

圖8 暴露于不同粒徑下的PET-MPs的相對豐度前15位的菌屬

相對豐度進(jìn)行l(wèi)og10的數(shù)值轉(zhuǎn)換

3 結(jié)論

3.1 與控制組相比,小粒徑(75μm,150μm)的PET-MPs抑制了Anammox反應(yīng),而大粒徑(300μm, 500μm)的PET-MPs卻表現(xiàn)為Anammox促進(jìn)作用.

3.2 小粒徑的PET-MPs對Anammox的抑制作用與其表面具有的較低的Zeta電位和較小的BET有關(guān).SEM發(fā)現(xiàn),大粒徑下的PET-MPs所表現(xiàn)的Anammox促進(jìn)作用是由于AnGS結(jié)構(gòu)被改變,提高了底物傳質(zhì)速率.

3.3 AnGS在小粒徑PET-MPs暴露時EPS分泌量和PN/PS更高,高通量測序結(jié)果發(fā)現(xiàn)小粒徑的PET- MPs Candidatus的相對豐度更低.

[1] Thompson R C, Olsen Y, Mitchell R P, et al. Lost at Sea: Where is all the plastic? [J]. Science, 2004,304(5672):838–838.

[2] Blair R M, Waldron S, Gauchotte-Lindsay C. Average daily flow of microplastics through a tertiary wastewater treatment plant over a ten-month period [J]. Water Research, 2019,163:114909.

[3] Jiang J, Wang X, Ren H, et al. Investigation and fate of microplastics in wastewater and sludge filter cake from a wastewater treatment plant in China [J]. Science of the Total Environment, 2020,746:141378.

[4] Ma B, Wang S, Cao S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200:981–990.

[5] Sun X, Chen B, Li Q, et al. Toxicities of polystyrene nano- and microplastics toward marine bacterium Halomonas alkaliphila [J]. Science of the Total Environment, 2018,642:1378–1385.

[6] Zhou C, Wu J, Ma W, et al. Responses of nitrogen removal under microplastics versus nanoplastics stress in SBR: Toxicity, microbial community and functional genes [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022,432:128715.

[7] 李金璞,張雯雯,楊新萍.活性污泥污水處理系統(tǒng)中胞外多聚物的作用及提取方法[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2018,37(9):2825–2833.

Li J P, Zhang W W, Yang X P. The roles and extraction methods of extracellular polymeric substances in activated sludge wastewater treatment system [J]. Chinese Journal of Ecology, 2018,37(9):2825– 2833.

[8] Martin L M A, Gan N, Wang E, et al. Materials, surfaces, and interfacial phenomena in nanoplastics toxicology research [J]. Environmental Pollution, 2022,292:118442.

[9] Bos R. Physico-chemistry of initial microbial adhesive interactions – its mechanisms and methods for study [J]. FEMS Microbiology Reviews, 1999,23(2):179–229.

[10] Lee J, Jeong S, Long C, et al. Size dependent impacts of a model microplastic on nitrification induced by interaction with nitrifying bacteria [J]. Journal of Hazardous Materials, 2022,424:127363.

[11] Qian J, He X, Wang P, et al. Effects of polystyrene nanoplastics on extracellular polymeric substance composition of activated sludge: The role of surface functional groups [J]. Environmental Pollution, 2021,279:116904.

[12] 王天慧.微塑料對土壤中菲的水土界面行為及微生物群落的影響[D]. 馬鞍山:安徽工業(yè)大學(xué), 2022.

Wang T H. Effects of microplastics on soil and water interface behavior and soil microbial community in the Philippines [D]. Maanxhan: Anhui University of Technology, 2022.

[13] Wang C, Wei W, Zhang Y T, et al. Different sizes of polystyrene microplastics induced distinct microbial responses of anaerobic granular sludge [J]. Water Research, 2022,220:118607.

[14] Costa M C M S, Carvalho L, Leal C D, et al. Impact of inocula and operating conditions on the microbial community structure of two anammox reactors [J]. Environmental Technology, 2014,35(14): 1811–1822.

[15] Cui Y, Gao J, Zhang D, et al. Responses of performance, antibiotic resistance genes and bacterial communities of partial nitrification system to polyamide microplastics [J]. Bioresource Technology, 2021, 341:125767.

[16] Lin X, Su C, Deng X, et al. Influence of polyether sulfone microplastics and bisphenol A on anaerobic granular sludge: Performance evaluation and microbial community characterization [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2020,205:111318.

[17] Ahmad H A, Guo B, Zhuang X, et al. A twilight for the complete nitrogen removal via synergistic partial-denitrification, anammox, and DNRA process [J]. npj Clean Water, 2021,4(1):31.

[18] Zhang C, Tayyab M, Abubakar A Y, et al. Bacteria with different assemblages in the soil profile drive the diverse nutrient cycles in the sugarcane straw retention ecosystem [J]. Diversity, 2019,11(10):194.

[19] Liu C, Dong Y, Hou L, et al. Acidobacteria community responses to nitrogen dose and form in Chinese fir plantations in southern China [J]. Current Microbiology, 2017,74(3):396–403.

Size effect of polyethylene terephthalate microplastics on Anammox granular sludge.

HONG Xian-tao1,2, ZHOU Xin1,2*

(1.College of Environmental Science and Engineering, Taiyuan University of Technology, Jinzhong 030600, China；2.Shanxi Municipal Engineering Graduate Education Innovation Center, Jinzhong 030600, China)., 2023,43(12)：6406～6412

To investigate the size-dependent effect of microplastics (MPs) on nitrogen removal performance of activated sludge, the effect of polyethylene terephthalate (PET) on anaerobic ammonia-oxidizing granular sludge (AnGS) at different particle sizes (75～500μm) was explored using the methods of water quality determination, activity test, physicochemical characterization and microbial community analysis in this study. Results showed that the nitrogen removal efficiency of Anammox was lower than that of the control group when 75 and 150μm PET-MPs were dosed, while the 300 and 500μm groups showed superiority over the control group. Anaerobic ammonia oxidation activity (SAA) tests showed similar results. Extracellular polymeric substances (EPS) analysis revealed that the smaller the particle size of PET-MPs, the higher the EPS secretion and PN/PS, and the more incomplete the AnGS structure. The inhibition of Anammox by PET at small particle size was mainly associated with the granular sludge's lower Zeta potential and smaller specific surface area. In contrast, large-size PET-MPs reduced the chance of contact with MPs and provided more active sites, facilitating Anammox substrates' delivery efficiency. High-throughput sequencing results showed that the particle size of PET-MPs determined the diversity and abundance of microbial community, especially the relative abundance of Candidatus.

microplastics；PET；anammox；biological nitrogen removal；microbial community；effect

X703

A

1000-6923(2023)12-6406-07

洪先韜,周 鑫.聚對苯二甲酸乙二醇酯微塑料對Anammox顆粒污泥的尺寸影響效應(yīng) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(12):6406-6412.

Hong X T, Zhou X.Size effect of polyethylene terephthalate microplastics on Anammox granular sludge [J]. China Environmental Science, 2023,43(12):6406-6412.

2023-05-15

國家自然科學(xué)基金資助項目(21607111);山西省基礎(chǔ)研究計劃項目(20210302123198)

* 責(zé)任作者, 教授, raymans2006@163.com

洪先韜(1998-),男,河南信陽人,太原理工大學(xué)碩士研究生,研究方向為微塑料對生物脫氮性能的影響機(jī)制.723839813@qq.com.