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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(shí)際印染廢水去除COD 題目2：一個(gè)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(gè)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(xiàng)研究中，在完整的印染廢水處理系統(tǒng)的兩個(gè)階段的生物過程中，用植入和分子生物技術(shù)來跟蹤細(xì)菌、真菌和古生菌種群動(dòng)力學(xué)特征。枚舉結(jié)果表明，在這個(gè)系統(tǒng)中，細(xì)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(xì)菌的比例在減少，而古生菌對細(xì)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(xì)菌，57.6％的真菌和38.2％的古生菌種群在系統(tǒng)運(yùn)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(yùn)行而不斷增長。盡管在進(jìn)水時(shí)微生物群落和組成不斷變化，但某些細(xì)菌的種群，如陶厄氏菌和黃色單胞菌同時(shí)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(xué)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(xué)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(yùn)行期間會(huì)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(huì)導(dǎo)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(gè)特定的階段，通常會(huì)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(shí)候會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)啟動(dòng)的失敗。假設(shè)優(yōu)勢微生物在系統(tǒng)的每個(gè)階段扮演著重要的角色，同時(shí)說明了優(yōu)勢微生物在系統(tǒng)運(yùn)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(dòng)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(shí)驗(yàn)室規(guī)模條件下的生物反應(yīng)器。我們以往在兩個(gè)不同的實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的反應(yīng)器中研究擴(kuò)大堿性細(xì)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(shí)極少的那些從富集接種培養(yǎng)物中分離出來細(xì)菌種群可以在穩(wěn)定運(yùn)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(bào)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(dòng)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(yùn)行的污泥中存在著的微生物群落的進(jìn)化。針對印染廢水水質(zhì)變化快特性和復(fù)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(jì)和操作以便了解微生物群落動(dòng)態(tài)變化及系統(tǒng)啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行之間的關(guān)系。 這項(xiàng)研究中，在一個(gè)全面的PDW生物處理系統(tǒng)的建立和調(diào)試期間將運(yùn)用PCR-DGGE和rRNA基因測序方法，跟蹤三種類型的微生物（細(xì)菌，真菌和古生菌）的進(jìn)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(jìn)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(dá)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(biāo)準(zhǔn)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(lán)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(dòng)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(gè)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(dòng)，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(jìn)行操作，同時(shí)從H2富集的污泥在這里形成生物膜。在啟動(dòng)之后，整個(gè)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(shí)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(dòng)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(shí)用生物枚舉法立刻進(jìn)行處理。其他部分進(jìn)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(chǔ)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(chǔ)在20℃的條件下以便進(jìn)行PCR–DGGE分析。 2.4 微生物種群量化 用植入和實(shí)時(shí)熒光定量PCR方法對不同的微生物種群進(jìn)行計(jì)量。通過枚舉法，細(xì)菌和真菌的濃度取決于改進(jìn)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(xì)菌在1-2天后，真菌在3-5天后，計(jì)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(fù)測量。 細(xì)菌，真菌和古生菌的種群通過引物使用實(shí)時(shí)PCR技術(shù)被計(jì)數(shù)量化，338f (5’-CCTACGGGAGGCAGCAG)和518r (5’-ATTACCGCGGCTGCTGG)是細(xì)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P(yáng)CR技術(shù)在95℃的條件下運(yùn)行30s，40個(gè)變性的循環(huán)（94℃，5s），熱處理（34s：細(xì)菌，63℃；真菌，60℃；古生菌，65℃）和從60℃-95℃每0.5℃讀取板上的一個(gè)數(shù)據(jù)做熔解曲線分析。實(shí)時(shí)PCR法使用ABI7500Q-PCR儀（美國）在體積為25微升的條件下進(jìn)行，按照制造商的說明用SYBR綠色檢測系統(tǒng)和SYBR的預(yù)混料EX的Taq?器材進(jìn)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(gè)標(biāo)準(zhǔn)要求用103-108基因拷貝那些稀釋的質(zhì)粒DNA。使用了兩個(gè)熔解曲線分析和瓊脂糖凝膠電泳證實(shí)了這個(gè)擴(kuò)增產(chǎn)物的特異性。用兩個(gè)獨(dú)立實(shí)時(shí)PCR檢測并各自進(jìn)行三個(gè)重復(fù)樣本的試驗(yàn)。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(biāo)準(zhǔn)曲線。 2.5 PCR-DGGE技術(shù)分析微生物種群 對于細(xì)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(kuò)增進(jìn)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(jìn)行8分鐘，30個(gè)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(shí)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(jìn)行5分鐘，10個(gè)變性循環(huán)（94℃，30秒），退火（61℃持續(xù)30秒，每兩個(gè)循環(huán)中降低1℃，直到51℃，72℃持續(xù)30秒），20個(gè)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(jìn)行30分鐘。 上述細(xì)菌，真菌和古細(xì)菌的PCR產(chǎn)物進(jìn)行直接用于DGGE分析。DGGE將如前所述使用一個(gè)D-代碼的通用突變系統(tǒng)和變性梯度為35-60％的細(xì)菌和古細(xì)菌及20-50％為真菌。DGGE圖譜通過使用4.6.2軟件（Bio-Rad公司實(shí)驗(yàn)室）來進(jìn)行分析。每一個(gè)頻段的存在或不存在在每個(gè)泳道的凝膠為基礎(chǔ)，構(gòu)建一個(gè)二進(jìn)制矩陣成對骰子距離矩陣進(jìn)行計(jì)算的。通過加權(quán)配對組，得到了一個(gè)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(xì)菌群落多樣性（物種豐富度）。在多樣性指數(shù)中，譜帶強(qiáng)度相對于骰子索引的相似性，更值得被考慮。每個(gè)頻段所指示的單一物種和譜帶強(qiáng)度被認(rèn)為是物種豐富度。該指數(shù)計(jì)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(jìn)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(jìn)化樹。 2.6 添加核苷酸序列 細(xì)菌和古細(xì)菌的核苷酸序列至少超過200條，并可能不會(huì)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(dòng)。在使用硫酸亞鐵和聚氯化鋁（PAC）進(jìn)行混凝沉淀后，COD和色度分別降低到417-3750mg/l和40-550倍，同時(shí)平均去除率為43.9％和38.5％。在同一時(shí)間，PDW的pH值明顯降低，從10.96-13.89達(dá)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(diǎn)。在檢測期間，進(jìn)水的顏色范圍從黑色，深藍(lán)色，深綠色，褐色，深紫色，深紅色到玫瑰紅色，因此COD會(huì)有波動(dòng)?；炷?，雖然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(jìn)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(shí)結(jié)果示于補(bǔ)充圖1。通過這個(gè)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(lán)色比較容易脫色。雖然進(jìn)水的COD濃度到達(dá)2000多mg/l，在某些時(shí)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(jìn)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(shí)間為24小時(shí)（ O1 ）似乎是不夠的。然而，即使在低濃度的進(jìn)水條件下，污水通過這個(gè)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(jìn)一步處理（補(bǔ)充圖2）。這個(gè)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(dá)到COD<500毫克每升和色度<40倍的指標(biāo)。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(jìn)水更清晰，尤其是那些高濃度的進(jìn)水（COD>200mg/l）?；炷蛢蓚€(gè)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(dá)到了85％。最終出水的色度滿足當(dāng)?shù)嘏欧艠?biāo)準(zhǔn)（<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(yù)氧化處理和O3氧化需在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)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(shí)，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(dú)立培養(yǎng)（實(shí)時(shí)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(xì)菌，放線菌和真菌分別達(dá)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(gè)菌落。在所有系統(tǒng)操作進(jìn)行處理后，真菌比例對于細(xì)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(jì)數(shù)。 圖2 在不同的的PDW處理系統(tǒng)運(yùn)行階段中枚舉的微生物種群 （A，栽培的結(jié)果； B，實(shí)時(shí)熒光定量PCR結(jié)果，黑色方格：細(xì)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(shí)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(dòng)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(yùn)行） 這個(gè)培養(yǎng)的方法提供了一個(gè)直觀的計(jì)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(xué)方法（實(shí)時(shí)PCR）的運(yùn)用通過操作PDW處理系統(tǒng)來確認(rèn)微生物群落結(jié)構(gòu)的演變趨勢。實(shí)時(shí)PCR的結(jié)果表明，隨著細(xì)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(xì)菌，古細(xì)菌和真菌濃度分別為1.29 *1011- 1.16 * 1016個(gè)，5.52*107-2.05*1013個(gè)和5.10*107-3.67 *1010個(gè)每克干污泥，這是遠(yuǎn)高于圖2b中得到的培養(yǎng)結(jié)果 。雖然在培養(yǎng)和實(shí)時(shí)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(yùn)行的系統(tǒng)中，真菌和古細(xì)菌種群變化正好相反，真菌的比率顯著減少而細(xì)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(shí)時(shí)PCR結(jié)果表明：真菌數(shù)量比率很大（真菌：細(xì)菌，1:8.6*102），同時(shí)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(xì)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(dòng)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(xì)菌，1:470）的初生污泥中的比例極大地增長。然而，這個(gè)比例大幅降低至1:1.8*104，在采樣185天時(shí)（ 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(dòng)后29天（O2- 29，真菌：細(xì)菌，1:32），在O2的合成填料有利于真菌存活在當(dāng)真菌細(xì)菌比例很高的條件下。不幸的是，這個(gè)比例可能不會(huì)一直持續(xù)這一水平當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行到比例高達(dá)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(shí)驗(yàn)室中試驗(yàn)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(gè)將真菌運(yùn)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(xì)菌在O1（O1-1，古細(xì)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(gè)比例迅速增加。在23日，古生菌的濃度超過真菌同時(shí)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(yùn)行，在185天（O2-185，古細(xì)菌，1:0.58）O2種古生菌種群的濃度顯著增加甚至超過細(xì)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(shí)在農(nóng)業(yè)沼氣主導(dǎo)地位植物采用實(shí)時(shí)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(xiàng)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(dòng)態(tài)變化 細(xì)菌的PCR-DGGE指紋圖譜（圖3），對古細(xì)菌和真菌種群收集到的樣本進(jìn)行了Shannon多樣性指數(shù)（H0）分析。系統(tǒng)顯示出的三個(gè)微生物種群的多樣性差異，同時(shí)細(xì)菌具有最高的多樣性（H’ = 1.02-1.37），之后才是古細(xì)菌（H0 = 0.59-1.30）和真菌（H0 = 0.78-1.17）。相比于其他研究，這個(gè)系統(tǒng)中的細(xì)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(xiàng)研究中，細(xì)菌的多樣性明顯高于古細(xì)菌和真菌。在厭氧反應(yīng)器的細(xì)菌多樣性被認(rèn)為是大于古細(xì)菌的多樣性。通過復(fù)雜的供應(yīng)材料，這可能反映細(xì)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(qiáng)調(diào)了一些重要的問題，例如，尚未被培養(yǎng)的古細(xì)菌的巨大多樣性，先前無法預(yù)測的能量代謝（例如，化能有機(jī)營養(yǎng)），以及未知的占主導(dǎo)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(gè)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(yùn)行，細(xì)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(xì)菌DGGE條帶的存在及其強(qiáng)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(dòng)之后將有超過一半的細(xì)菌群落仍能生存。 在這項(xiàng)研究的處理系統(tǒng)中，初生污泥中的持久性是遠(yuǎn)高于我們先前在實(shí)驗(yàn)室利用豐富的堿細(xì)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(xì)菌比富含培養(yǎng)液的細(xì)菌更持久。在系統(tǒng)運(yùn)行中，細(xì)菌群落在一個(gè)獨(dú)立的處理單元中是在不斷進(jìn)化的體現(xiàn)，通過在運(yùn)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(huì)頻繁的改變，這可能是驅(qū)動(dòng)細(xì)菌群落變化的因素之一。以往的研究也表明在實(shí)驗(yàn)室的生物反應(yīng)器中，細(xì)菌群落高度可變，即使在性能穩(wěn)定試點(diǎn)規(guī)模的反應(yīng)器。 相比細(xì)菌，真菌種群在系統(tǒng)運(yùn)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(dòng)后的每個(gè)處理單元的活性污泥中都有著持續(xù)性，當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行單位達(dá)在每個(gè)獨(dú)立的處理單元在不同的操作環(huán)境下達(dá)到17.7％到50.6％之間時(shí)是它們的相似性不斷地降低，如（表5）。 相較于細(xì)菌和真菌，古生菌之間的相似處在每個(gè)處理池的樣品中最低，在系統(tǒng)分別啟動(dòng)O1和O2后，群落在38.2％-42％的范圍內(nèi)波動(dòng)和維持。 綜上所述，在本研究中，當(dāng)系統(tǒng)啟動(dòng)，細(xì)菌和真菌在這個(gè)處理池中比古生菌更持久（前三周）。在系統(tǒng)運(yùn)行和進(jìn)水起伏不定時(shí)，細(xì)菌種群比真菌和古細(xì)菌更穩(wěn)定。幾項(xiàng)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(xì)菌進(jìn)化的穩(wěn)定性。事實(shí)上，古生菌群落變化比細(xì)菌少，同時(shí)也被其他研究人員證實(shí)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(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)微生物群落不斷變化，并且進(jìn)水也有如綜上所述的波動(dòng)，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(qiáng)大對污染物降解的功能。這是可能是在多樣的進(jìn)化群體之間功能的剩余，同時(shí)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(dāng)其濃度均低于104每克干污泥或PCR過程可能會(huì)在廢水處理階段抑制一些物質(zhì)，有人推測存在一個(gè)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(qiáng)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(gè)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(dòng)態(tài)變化 從DGGE凝膠來看，共有41組密集的細(xì)菌帶被切除和測序，在所收集到的樣品中，幾乎所有的細(xì)菌占主導(dǎo)地位?；趯@些序列的系統(tǒng)物種分析表明，41個(gè)細(xì)菌克隆形成29個(gè)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(yùn)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(xì)菌在進(jìn)水屬性頻繁改變下，不斷進(jìn)行基因突變，可能在運(yùn)行長時(shí)間之后已經(jīng)形成新的物種。多樣化的微生物種群增強(qiáng)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(xì)菌和進(jìn)水改變，還有一些DGGE圖譜或OTU單板不斷保留在每個(gè)處理池中。例如，有4個(gè)OTU分配給梭菌，索氏菌和黃單胞菌，同時(shí)在O1的所有樣本中被檢測出來；3個(gè)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(xì)菌種類在污染物退化或維持活性污泥顆粒方面可能會(huì)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(xì)菌（6個(gè)OTU在H2和5個(gè)OTU在O2），這表明殘余頑抗的物質(zhì)更穩(wěn)定，同時(shí)少量的細(xì)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(jìn)一步利用這些物質(zhì)。該殘余頑抗物質(zhì)需要進(jìn)一步分析。兩種細(xì)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(yùn)行時(shí)間和頻繁變化的進(jìn)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(gè)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(gè)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(yán)格的特定。其他序列被分配到兩個(gè)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(gè)運(yùn)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(jìn)一步研究正在使用其他方法并且正在進(jìn)行中。共28個(gè)克隆取自古生菌的DGGE凝膠進(jìn)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(gè)克隆形成16OTU單板且在一個(gè)OTU內(nèi)只有1-2個(gè)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(yùn)行，古細(xì)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(gè)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(gè)OTU。這些結(jié)果表明，在第二階段的生物處理過程中，類似細(xì)菌，古細(xì)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(jìn)水的組合物是更恒定的，這表明，這個(gè)變量廢水特性在大型PDW處理系統(tǒng)中使微生物群落進(jìn)化的是主要驅(qū)動(dòng)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(dòng)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(xì)菌群落動(dòng)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(xì)菌的情況下同時(shí)包含著不同的細(xì)菌，古細(xì)菌和真菌。在這個(gè)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(yùn)行中，微生物群落是在不斷進(jìn)化的，盡管有穩(wěn)定性，這是最有可能通過進(jìn)水成分來波動(dòng)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(xiàn) 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 -