生物活性炭使用過程中微生物群落變化規律及其對凈化效能的影響

李聰聰，劉 成，*，蘭 童，許展鵬，馮昌龍，陳 衛

(1.河海大學淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室，江蘇南京 210098；2.河海大學環境學院，江蘇南京 210098)

臭氧-生物活性炭技術是目前國內應用最廣泛的深度處理技術之一，對提升城市供水水質具有重要的作用，其中，生物活性炭(BAC)工藝單元對工藝及水廠出水具有明顯的保障作用。一般認為BAC工藝單元是通過活性炭吸附、微生物降解及其協同作用來去除水中污染物，且在不同階段各途徑的貢獻存在一定差異[1]。當BAC使用時間較長時(尤其是使用3～5年之后)，其吸附性能弱化，生物降解作用在水中污染物去除過程中發揮主導作用[2-3]。然而，在實際應用中也發現使用時間超過3～5年后，其生物量基本維持穩定的情況下，BAC的凈化效能隨使用時間整體呈現下降趨勢[4-6]，微生物群落結構及功能微生物比例的改變可能是關鍵因素。部分研究結果表明,BAC表面定殖的種類繁多，并明確不同炭池具體微生物組成種類，就豐度而言，變形桿菌門(Proteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)等是BAC生物膜的優勢菌[7]，但針對BAC整個使用時間范圍內微生物種群結構變化規律尚沒有系統的研究。因此，本文采用中試試驗裝置對0～10年BAC顆粒上附著微生物群落特征的演變過程進行解析，比較了不同使用年限BAC顆粒上微生物群落的分類和系統發育，結合進出水水質的變化情況，明確BAC應用過程中的微生物群落演替規律及其對BAC凈化性能的影響。論文研究結果將為水廠BAC工藝的應用及失效節點判定提供一定的參考。

1 材料和方法

1.1 試驗裝置及運行條件

BAC樣品采自以太湖水為原水的3個水廠(XL、ZQ、XD)的活性炭池，共收集了1、3、5、7年和9年5個使用時間的炭樣(BAC池表層以下300 mm處)，分別填充到中試裝置的炭柱中(中試試驗裝置如圖1所示)，炭柱直徑為200 mm、高度為3 500 mm，承托層高度為300 mm，炭層厚度為2 000 mm。進水為XL水廠臭氧接觸池出水(水質參數如表1所示)，采用下向流運行方式，運行參數參照XL水廠BAC池：空床接觸時間為15 min，濾速為8 m/h，反沖洗周期為7～10 d，氣沖為3 min，水沖為8 min。

圖1 中試裝置示意圖Fig.1 Diagram of Pilot Plant

在連續運行至第3 d和1年后，分別取表層下300 cm炭樣，并分別標記為1年BAC(1-yr BAC)、2年BAC(2-yr BAC)、3年BAC(3-yr BAC)、4年BAC(4-yr BAC)、5年BAC(5-yr BAC)、6年BAC(6-yr BAC)、7年BAC(7-yr BAC)、8年BAC(8-yr BAC)、9年BAC(9-yr BAC)、10年BAC (10-yr BAC)。針對所采集樣品，測定其生物量、生物活性及種群結構。裝置連續運行期間，定期取樣測定BAC柱進、出水的相關水質指標。

在冬季水溫為7～10 ℃時，向進水桶投加氯化銨,使2年和10年BAC柱進水氨氮質量濃度達到1.0～1.2 mg/L，裝置連續運行10 d，每天取BAC柱進出水測定氨氮濃度。

表1 BAC池進水水質參數Tab.1 Inflow Quality Parameters of BAC Filter

1.2 分析項目及方法

1.2.1 水質指標

氨氮指標按《生活飲用水標準檢驗方法 總則》(GB/T 5750.1—2006)檢測；DOC采用Aurora1 030W 總有機碳分析儀測定。

1.2.2 生物指標

BAC的生物量和生物活性分別采用脂磷法和比好氧速率(SOUR)測定[3]；微生物DNA提取采用EZNA?Soil DNA(Omega Bio-Tek，USA)試劑盒；微生物種群采用16S rRNA高通量測序分析，測序步驟及擴增子分析流程參考文獻[8]。

1.3 數據分析方法

微生物群落結構主坐標成分分析(PCoA)，利用R語言的vegan的Package分析。冗余分析(RDA)利用CANOCO 5.0軟件進行分析。利用零模型探究BAC微生物群落的組裝方式。先計算獲得最近種間親緣關系指數(βNTI)和Raup-Crick 矩陣(RCbray)等參數，當βNTI值>2時，表示群落組裝過程為確定性過程；βNTI值<2時，表示群落組裝以隨機性過程為主。同時，當RCbray值>0.95、RCbray值<-0.95及RCbray值<0.95時，分別表示隨機性過程為擴散限制、同質擴散[9]。

2 結果和討論

2.1 BAC炭粒上生物量和生物活性變化趨勢

生物量和生物活性直接反映了其生物降解效果的變化情況(圖2)。生物降解是BAC去除污染物的重要降解途徑，因此，進一步探究生物量和生物活性指標隨使用時間的變化規律。

圖2 BAC上(a)生物量及(b)生物活性變化Fig.2 Changes of (a)Biomass and (b) Bioactivity on BAC

在BAC初始運行時(2年內)，生物量呈現線性增長，達到200 nmol P/(g BAC)。2年后生物量增長放緩，在5年后穩定在250～350 nmol P/(g BAC)。由于微生物的附著點主要位于活性炭的大孔通道和表面，并且BAC顆粒的大孔體積和表面積是相對確定的值，因而活性炭容納的生物量勢必會存在最大限值。多數研究中，生物膜成熟穩定后，BAC生物量穩定在80～400 nmol P/(g BAC)[10-12]，主要受進水水質(水溫、水中有機物含量等)因素影響呈現一定的差異。

BAC使用初期，生物活性隨著生物量的增加而逐漸增加，2～3年時達到最高值[0.04 mg O2/(g BAC)·h]，后隨使用年限出現緩慢降低的趨勢。一般認為，BAC表面微生物的生物降解活性在一定范圍內是穩定的[13]，生物膜內部生物活性會隨使用時間呈現一定的下降趨勢[14-15]。

2.2 BAC顆粒上生物種群變化規律分析

BAC附著微生物種群是影響其凈化效能的重要因素，因此，探究BAC微生物群落結構隨使用年限的變化情況。

圖3 不同使用年限BAC門水平的微生物種群組成Fig.3 Microbial Community Composition at Phylum Level of BAC under Service Lifes

2.2.1 門水平上的變化情況

圖4 不同使用年限BAC屬水平的生物種群組成Fig.4 Microbial Communities Composition at Genus Level of BAC under Service Lifes

圖3為不同使用時間BAC微生物群落組成在門水平上的相對豐度。1～10年BAC的微生物群落在門水平上微生物分類組成表現出極大的相似性與穩定性，但相對豐度存在明顯差異。微生物群落主要分布在以下門類中Proteobacteria、Acidobacteria和綠彎菌門(Chloroflexi)，占總豐度的70%～90%，是BAC池中的主要微生物群落。在0～10年BAC中，Proteobacteria始終為門水平下的優勢菌群，相對豐度超過40%，其碳源主要來自于有機物，故對污染物具有較強的去除作用，是維持BAC群落穩定的主要貢獻者。此外，BAC在運行過程中，Actinobacteria和Bacteroidetes的相對豐度在1～10年分別從8.33%、6.16%下降到0.49%、1.23%。Actinobacteria能夠將多種有機物作為碳源，對纖維素類物質的降解發揮重要作用，而Bacteroidetes具有將蛋白質、脂質和其他大分子分解為簡單化合物的功能。因此，這些微生物的減少一定程度上影響BAC生物降解功能。

2.2.2 屬水平上的變化情況

進一步分析不同使用年限BAC樣品屬水平上的主要微生物變化情況，結果如圖4所示。

BAC顆粒上的微生物在屬水平上呈現較顯著的變化：1)根瘤菌屬(Rhizobium)、慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)、阿菲波菌屬(Afipia)是常見的異養菌，攜帶芳香化合物降解基因并能降解不同種類的有機物，在2～4年BAC上富集，相對豐度達到7.85%、3.64%、3.63%，之后隨著使用時間延長豐度分別降至4.53%、1.76%、1.09%；2)硝化螺旋菌屬(Nitrospira)是水中脫氮過程的重要參與者，其相對豐度從3.51%下降到1.29%，會引起BAC氨氮凈化效能改變[16]；3)博斯氏菌(Bosea)與生物膜的生物活性(SOUR)呈正相關[17]，可保證微生物的降解活性和功能。在BAC微生物群落的演替中顯示Bosea出現明顯的下降趨勢，當BAC使用時間超過8年時，其相對豐度降低至0.43%，故導致BAC生物活性減弱，影響微生物群落的功能特性；4)相比之下，一些厭氧菌屬，如紅假單胞菌屬(Rhodopseudomonas)、斯克爾曼氏菌(Skermanella)和紅游動菌屬(Rhodoplanes)，在0～10年運行過程中其相對豐度分別從0.25%、0.63%、0.19%增加至2.96%、1.57%、2.04%，由此推測在運行過程中BAC生物膜逐漸形成明顯的厭氧分層結構。此外，應特別注意某些絲狀菌種，研究[18]報道，鮑曼不動桿菌(Acinetobacter)是典型絲狀微生物，可導致生物膜的老化以及BAC池堵塞，降低微生物的凈化效能。本研究發現Acinetobacter在使用時間較長的BAC出現明顯的積累，8～10年BAC中其相對豐度達到1%以上，分別為1.13%、2.05%和2.19%。

2.2.3 生物多樣性

表2為1～10年BAC微生物的Chao、Ace、Shannon指數。α多樣性指數結果顯示，微生物群落多樣性在1～10年呈先升高再下降趨勢，在運行2年達到最大值。群落多樣性可以確保微生物代謝能力并且可以提高微生物群落的穩定性，故可提高污染物去除效能?？紤]到β多樣性，PCoA分析探索了群落組成的總體變化，并深度解釋了約73.17%的方差(圖5)。PERMANOVA進一步證實了BAC樣品之間微生物群落組成差異的統計學意義(p<0.001)。結果表明，不同使用時間的BAC微生物群落在第一、二維度上存在顯著差異，隨BAC使用時間的增加，各個時期不同微生物群落存在明顯分離，差異性擴大，說明微生物群落具有明顯的時間演變。

表2 BAC微生物群落Alpha多樣性指數Tab.2 Alpha Diversity Index of BAC Microbial Communities

圖5 對不同使用時間BAC微生物群落組成PCoAFig.5 PCoA of BAC Microbial Communities Composition under Different Service Lifes

2.2.4 微生物群落組裝機制

確定性和隨機性過程是被用于揭示群落構建的兩種過程類型。確定性過程與生態選擇有關，是指由非生物和生物因素決定物種的存在/缺失和相對豐度，主要包括同質選擇和異質選擇。隨機過程則包括物種概率分布以及物種相對豐度發生的隨機變化，包括生態漂移、均質擴散和有限擴散。本文通過生態位寬度和零模型評估了組裝過程在微生物群落發展過程的作用。

結果表明，不同使用時間BAC生態位寬度差異明顯，2～4年BAC生態位較寬，此后隨使用時間延長群落的生態位逐漸變窄[圖6(a)]，與微生物多樣性呈相同變化趨勢。隨機過程和確定性過程對BAC微生物群落形成具有顯著影響，微生物群落結構和功能之間的關系受群落組裝機制控制。由圖6(b)可知，有限擴散過程在1年和2年BAC群落組裝過程發揮關鍵作用(47.91%～51.63%)，在3～7年BAC中，均質擴散相對貢獻較高(39.20%～46.21%)。而同質選擇控制了8～10年BAC中的微生物群落組裝過程(59.09%～75.63%)，這可能導致微生物群落結構更為相似[19]。因此，同質選擇組裝過程降低了BAC群落多樣性，限制BAC工藝凈化性能。BAC工藝通常由人為控制，其在空間和時間上都處于被高度控制的狀態，由此產生恒定選擇壓力，可能影響BAC生物膜群落結構和組裝過程[20-21]。

圖6 不同使用年限(a)BAC生態位和(b)微生物群落組裝過程Fig.6 (a) BAC Niche and (b) Microbial Community Assembly Process under Different Service Lifes

2.3 不同使用年限BAC凈化效能變化情況

本試驗比較了0～10年BAC運行過程中對水中污染物的去除特性和規律，針對氨氮、DOC和抗負荷沖擊能力3個方面，研究使用時間、微生物群落演替對BAC凈水效能產生的影響。

2.3.1 氨氮

BAC池進水的氨氮質量濃度為0.07～0.11 mg/L，在運行期間波動不大[圖7(a)]。鑒于BAC對氨氮基本沒有吸附去除能力，在BAC池中，生物量和生物活性被視為氨氮去除的直接影響因素。0～2年BAC，隨著生物量和生物活性的增加，BAC對氨氮的去除性能逐漸提高。此階段的BAC對污染物的生物降解效率受生物量和生物活性影響較大。在生物膜成熟后，BAC生物量和生物活性基本保持穩定，微生物群落是影響處理效能的關鍵因素。在2～5年對氨氮的去除效能最高，去除率為72.89%～78.30%，此階段微生物群落多樣性最高，且Nitrospira等功能微生物相對豐度較高。當使用時間為5～8年時，BAC的氨氮去除效能出現下降趨勢，去除率為40%～70%，而此階段功能微生物的相對豐度呈現下降趨勢，且微生物多樣性降低。BAC使用時間為8～10年時，對氨氮的去除率為5.12%～40.36%。此階段功能微生物豐度和多樣性持續降低，因而對污染物去除呈現微弱的降解效能。在冬季時，不同使用時間的BAC對氨氮的去除率存在明顯差異，特別是10年BAC對氨氮的去除率低于10%。因此，不同使用時間的BAC對氨氮的去除效果受溫度影響程度不同，BAC可以通過調整微生物群落來影響其脫氮性能。

圖7 不同使用年限BAC對(a)氨氮和(b)DOC去除效果變化Fig.7 Changes of (a)Ammonia Nitrogen and (b) DOC Removal Rate by BAC under Different Service Lifes

2.3.2 有機物

整體來看，在0～10年運行期間，BAC對DOC的去除隨運行時間呈現緩慢下降的趨勢，去除率從89%降至10%[圖7(b)]。一般將BAC對DOC的去除大致分為兩個階段，一個階段為活性炭初期運行(0～3個月)，依靠活性炭的吸附作用對DOC的去除效果較好，去除率一般為60%以上。第二階段為生物膜成熟后直至BAC使用時間結束，主要依靠吸附作用和生物降解作用共同實現對DOC的去除。但在不同使用時間下，BAC的吸附作用與生物降解作用對污染物去除貢獻率不同，研究[22]認為當BAC使用時間超過6年，吸附作用弱化，生物降解為主導作用。從微生物群落結果可知，8～10年BAC的Rhizobium等功能微生物相對豐度較低以及Acinetobacter等絲狀微生物數量增加，削弱了BAC對DOC的凈化效能。

2.3.3 不同使用年限BAC應對氨氮負荷沖擊性能

由2.3.1小節可知，水溫是影響BAC脫氮效能的重要因素。當水溫降低于10 ℃時，微生物的硝化速率受到明顯抑制[23]。水溫為7～10 ℃，BAC對氨氮去除性能隨著氨氮負荷升高而變差(圖8)。相比之下，使用時間較長的BAC受負荷沖擊影響更顯著，需要更長時間來適應低溫條件下氨氮負荷。結果顯示，當氨氮質量濃度大于1.0 mg/L，2年BAC和10年BAC，分別在運行2、7 d后氨氮的去除性能恢復正常。從微生物群落組裝過程結果發現，由于同質選擇過程為10年BAC微生物群落組裝的主導機制，可能導致微生物多樣性降低以及生態位變窄，進而對微生物代謝通路產生影響。因此，應對污染物負荷沖擊時，較長使用時間的BAC微生物群落可能需要更長時間來恢復其凈化效能。

2.4 BAC微生物種群與處理效能的RDA

RDA(p<0.05)用于進一步評估不同使用時間BAC微生物屬水平上微生物群落結構和凈化效能之間的關系(圖9)。結果表明，氨氮與Nitrospira、假單胞菌屬(Pseudomonas)和硝酸菌屬(Nitrobacter)數量呈正相關，進一步證實了Nitrospira對BAC池氨氮去除效能的貢獻。Nitrospira可以進行完全的氨氧化，是典型的硝化細菌[16]。由2.3.1小節可知，2～5年BAC池對氨氮去除效能最高，這是由于Nitrospira豐度較高并增強了BAC池對氨氮的凈化效能。此外，Rhizobium、Bradyrhizobium和Afipia與DOC去除率呈正相關，是BAC降解有機化合物的主要類群。此類功能微生物在2～5年BAC共同富集，之后，其相對豐度隨BAC使用時間呈明顯下降趨勢，故一定程度上導致使用時間較長的BAC對DOC凈化效能下降。由此可見，不同使用時間BAC微生物群落的功能結構存在差異，微生物群落的演變是BAC凈化性能改變的重要原因。

圖9 RDA揭示不同使用時間BAC污染物去除效率和微生物群落的相關性Fig.9 RDA Revealed the Correlation between Pollutants Removal Efficiency and Microbial Communities under BAC Different Service Lifes

3 結論

(1)本研究中BAC生物量到5年時穩定在250～350 nmol P/(g BAC)，之后在一定范圍內波動。生物活性2年時達到最高值[0.04 mg O2/(g BAC)·h]，后隨BAC的使用時間呈緩慢下降的趨勢。

(2)Proteobacteria、Acidobacteria和Chloroflexi始終是BAC微生物群落的優勢菌群，對維持BAC生物膜性能穩定發揮重要的作用。隨著BAC使用時間延長微生物群落發生明顯演變，與凈水效能相關的微生物，如硝化Nitrospira、Rhizobium、Bradyrhizobium和Afipia，相對豐度隨時間延長逐漸降低，導致BAC池對氨氮和DOC的去除效果顯著降低。

(3)確定過程和隨機過程驅動BAC微生物群落的聚集與發展，在BAC運行過程中，0～7年BAC群落組裝機制以隨機過程為主，7年后，組裝機制向確定過程轉變。同時，同質選擇為8～10年BAC群落發展的主要驅動機制，占59.09%～75.63%，引起微生物群落多樣性下降。故此階段的BAC微生物群落穩定性較差，應對氨氮負荷沖擊能力減弱。