纳米氧化铜颗粒和环丙沙星对好氧颗粒污泥的协同胁迫效应

李玉琪,赵白航,张雨晴,陈效堂,杨海山

纳米氧化铜颗粒和环丙沙星对好氧颗粒污泥的协同胁迫效应

李玉琪,赵白航*,张雨晴,陈效堂,杨海山

(北京工业大学,城市建设学部,北京 100124)

纳米颗粒和抗生素在污水处理厂中的共同存在可产生综合毒性.选择纳米氧化铜颗粒(CuO NPs)和环丙沙星(CIP)作为纳米颗粒和抗生素的代表性物质,探究了CuO NPs和CIP共存胁迫对好氧颗粒污泥(AGS)系统的运行性能、污泥特性和微生物群落的长期影响.结果表明:CuO NPs单独胁迫使脱氮性能轻微提高,对碳和磷的去除性能轻微下降.CIP单独胁迫显著抑制了碳、氮和磷的去除性能.CuO NPs和CIP共存时对碳、氮和磷去除表现出明显的协同抑制效应.CuO NPs和CIP共存胁迫使细胞膜完整性下降,乳酸脱氢酶(LDH)释放量增多,胞外聚合物(EPS)分泌增强,且溶解性EPS(S-EPS)的官能团发生显著变化.CuO NPs和CIP共存胁迫改变了微生物群落结构,对生物多样性具有显著的协同抑制效应,对微生物具有较强的毒性作用.

纳米氧化铜颗粒(CuO NPs)；环丙沙星(CIP)；好氧颗粒污泥(AGS)；协同效应

纳米颗粒(NPs)和抗生素的广泛应用导致其释放到环境中,污水处理厂已成为其最主要的受体[1-2].NPs和抗生素可能会对微生物群落和代谢产生生态毒性,对活性污泥系统的安全稳定运行造成潜在威胁[3].研究NPs和抗生素对废水处理系统的影响机理对降低污水处理厂的运行风险具有重要意义.

纳米氧化铜颗粒(CuO NPs)是一种典型的NPs,其对废水处理系统的潜在毒性主要是由可溶性铜离子(Cu2+)引起的.Wang等[4]报道CuO NPs浓度为30～60mg/L时,对活性污泥系统的COD、NH4+-N和TP去除率及微生物酶活性均有不利影响.然而,少量的Cu2+可以激活含铜的亚硝酸盐还原酶,从而促进脱氮[1].Zheng等[5]报道0～50mg/L浓度CuO NPs的长期胁迫促进了AGS系统的氮代谢,提高了TN去除率.氟喹诺酮类药物是广谱合成抗生素,在治疗严重细菌感染方面发挥着重要作用.环丙沙星(CIP)是使用最广泛的氟喹诺酮类药物,对革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌均具有抗菌特性[6].城市污水中检测的抗生素中,CIP的浓度相对较高,可达1265ng/L[7].研究报道CIP可以抑制活性污泥中微生物的活性,降低COD的去除效率[8].Yi等[9]研究发现2mg/L CIP的长期胁迫抑制了活性污泥系统的脱氮除磷性能,并显著降低了反硝化菌(DNB)、聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)的相对丰度.

目前研究人员对CuO NPs和CIP对活性污泥[10-11]、生物膜[12]、厌氧污泥[9]和菌株[2,13]的单独胁迫效应进行了诸多相关研究,对CuO NPs和CIP共存胁迫对好氧颗粒污泥(AGS)系统的长期毒性研究较少.然而,释放到环境中的CuO NPs和CIP不可避免地在污水处理系统中共存,且AGS技术因其微生物种群丰富、沉降性好、结构致密、抗冲击负荷能力强等优点,在水处理领域受到广泛关注[14].AGS技术不仅可用于去除有机污染物,还因其内部氧环境不同可以实现良好的脱氮除磷性能[15].因此,很有必要综合研究CuO NPs和CIP共存时对AGS系统的运行性能、污泥特性和微生物群落的影响.

基于此,本论文拟开展如下研究:(1)研究CuO NPs和CIP共存时对AGS去除有机物以及脱氮除磷的胁迫效应,(2)分析CuO NPs和CIP共存时AGS污泥应激响应机制;(3)探讨CuO NPs和CIP共存时AGS的微生物群落响应机制.

1 材料与方法

1.1 接种污泥及试验用水

实验中使用的AGS取自中试规模的序批式反应器(SBR)(工作容积:80L).该反应器已经实现了长期稳定的同步硝化反硝化和除磷性能,具有良好的去除碳、氮和磷化合物的性能.

实验过程中进水采用合成废水,分别以乙酸钠(NaAc)、氯化铵(NH4Cl)和磷酸二氢钾(KH2PO4)为碳源、氮源和磷源.进水中COD、NH4+-N和TP浓度分别为150、30和4mg/L.其余成分的浓度如下:碳酸氢钠(NaHCO3)为300mg/L,氯化钙(CaCl2)为13mg/L,七水硫酸镁(MgSO4·7H2O)为14mg/L.试验中CuO NPs和CIP的浓度综合来源于已发表文献中的不同废水中CuO NPs和CIP的浓度[5,8].试验中使用的CuO NPs(粒径40nm)和CIP分别购自阿拉丁试剂和麦克林试剂.将1g CuO NPs和1g CIP分别溶解在1L Milli-Q水中制备成1g/L CuO NPs和1g/L CIP储备液.CuO NPs储备液用超声(25℃,150W, 40KHz)分散2h,并在每次加入前超声分散0.5h.

1.2 试验设置

实验设置R1、R2和R3三个试验反应器,其工作体积均为1L,混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)约为5000mg/L.R0为对照反应器,不含CuO NPs和CIP.试验反应器R1、R2和R3中分别含有5mg/L CuO NPs+0mg/L CIP、0mg/L CuO NPs+5mg/L CIP和5mg/L CuO NPs+5mg/L CIP.反应器以厌氧/好氧/缺氧(A/O/A)模式运行,每个循环6h,包括进水2min,厌氧120min;曝气120min;缺氧的110min;沉降6min;排水2min.好氧阶段的溶解氧(DO)浓度控制为7mg/L,温度为(18±1)℃,pH保持在7.8±0.5,换水率为80%.试验过程中不进行排泥.反应器共运行80个循环,每2个循环检测反应器进出水中氮、碳和磷化合物的浓度.对照反应器R0出水中NH4+-N、TN、COD和TP的平均浓度分别为0.47、8.23、21.16和0.14mg/L,其平均去除率分别为98.43%、72.82%、84.55%和96.38%,具有良好的有机物去除和脱氮除磷性能.

1.3 胞外聚合物的提取和光谱分析

反应器运行80循环后,取10mL混合污泥样品用于胞外聚合物(EPS)分析.根据前人研究,采用离心+超声+热提取法提取EPS[16-17].具体提取步骤如下:悬浮污泥混合液6000g离心10min后,上清液代表溶解性EPS(S-EPS).去掉上清液后的污泥颗粒在提取前用0.9% NaCl溶液洗涤两次;混合液经20KHz超声2min(4℃),8000g离心10min,上清液为松散结合EPS(LB-EPS);将留在离心管中的污泥颗粒悬浮在0.9% NaCl溶液中,在60℃下水浴加热60min,然后在11000g下离心10min,上清液视为紧密结合EPS(TB-EPS).离心后的上清液均经0.45 μm 聚四氟乙烯膜(天津,津腾)过滤.采用蒽酮-硫酸法[18]和Lowry法[19]分析多糖(PS)和蛋白质(PN)含量.

傅里叶变换红外(FTIR)光谱分析.EPS提取液用冷冻干燥机(Heto-Holten,丹麦)在-40℃下冻干48h.然后,将1mg冻干样品与100mg溴化钾(KBr)混合,研磨均匀以减少光散射.采用美国Thermo Fisher Nicolet公司的NicoletiS10型FTIR光谱仪对样品进行红外光谱分析.

1.4 微生物群落的测定

反应器运行80循环后,利用E.Z.N.A.®土壤DNA试剂盒(Omega公司,USA)从污泥样本中提取DNA.然后,利用Illumina Miseq平台(Illumina, Inc.,USA)对细菌16S rRNA基因的V3-V4区域进行高通量测序分析(上海生工公司).筛选后,使用Usearch(版本5.2.236)对操作分类单元(OTUs)进行相似性阈值为97%的分析.利用RDP分类器对OTUs代表性序列进行分类分析,并统计各样本的菌落组成.

1.5 其他分析方法

NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N、COD、TP、和MLVSS的测定均采用国家标准方法[20].pH和DO的测定采用便携式WTW仪(德国).乳酸脱氢酶(LDH)活性通过细胞毒性检测试剂盒(碧云天,中国)进行测定,以反映细胞破损程度.具体操作步骤如下:反应器运行80循环后,将适量新鲜污泥样品从反应器中取出(立即测定),置于灭菌的2mL离心管中,在12000rpm转速下离心5min,将上清液分装于无菌的96孔板中,每个孔100μL,然后加入60μL的LDH检测液,于室温条件下避光反应30min,使用酶标仪在490nm处测定荧光强度.

所有重要数据均为3次重复测定的平均值,并进行方差分析(ANOVA)检验结果的显著性,<0.05为差异有统计学意义.

2 结果与讨论

2.1 CuO NPs和CIP对AGS系统运行性能的影响

2.1.1 CuO NPs单独胁迫运行性能 如图1～图3所示, 3个试验反应器对氮、碳和磷的去除性能在第60～80循环基本达到稳定状态.R1稳定后出水中NH4+-N和TN的平均浓度为0.16和8.11mg/L. 与R0相比,R1的NH4+-N和TN平均去除率分别上升了1.05%和2.09%,脱氮性能略有提高.这与已报道的研究结果一致,即CuO NPs长期胁迫后促进了氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)、和DNB等微生物菌群的生长,提高了脱氮性能[5,11].R1出水中TP和COD的平均浓度分别为0.21和23.70mg/L.与R0相比,R1的TP和COD平均去除率分别下降了2.36%和2.01%.这表明5mg/L CuO NPs长期胁迫抑制了有机物和磷的去除.Zheng等[5]报道CuO NPs长期胁迫对生物除磷具有慢性毒性作用,可能抑制了碳源向聚羟基烷酸盐(PHA)的转化,从而对除磷效果产生了抑制作用.

2.1.2 CIP单独胁迫运行性能 如图2所示,R2稳定后出水中NH4+-N、TN、COD 和TP的平均浓度分别为9.58、15.70、40.35和1.14mg/L.与R0相比,R2的NH4+-N、TN、COD 和TP的平均去除率分别下降了31.82%、25.72%、14.34%和28.01%.这表明5mg/L CIP长期胁迫显著抑制了氮、碳和磷的去除.Yi等[9]报道0.2mg/L和2mg/L CIP的长期胁迫使TN去除率分别降低了10.9%和15.6%,脱氮性能显著降低.研究表明,10mg/L CIP长期胁迫使SBR系统中COD去除率降低15.2%,2mg/L CIP长期胁迫使TP去除率降低15.6%[8-9].由于抗生素对微生物生长的毒性作用,CIP长期胁迫可能导致AOB、NOB、DNB和PAOs等微生物活性受到限制,从而使有机物去除和脱氮除磷性能受到抑制.

2.1.3 CuO NPs和CIP共存胁迫运行性能 R3稳定后出水中NH4+-N、TN、COD 和TP的平均浓度分别为12.05、17.10、43.77和2.39mg/L (图3).与R0相比,R3的NH4+-N、TN、COD 和TP的平均去除率分别下降了40.22%、31.06%、17.53%和65.48%.与R1和R2相比,R3中氮、碳和磷的去除性能受到较严重的抑制,且其抑制作用显著大于CuO NPs和CIP单独胁迫时抑制作用的累加.CuO NPs和CIP的共存对AGS运行性能的抑制表现出明显的协同效应.Zhang等[11,21]研究报道了CuO NPs与抗生素如磺胺甲恶唑(SMX)或土霉素(OTC)结合形成CuO NPs-SMX或CuO NPs-OTC复合物的可能性.因此,进水中同时添加CuO NPs和CIP时,可能会形成CuO NPs-CIP复合物.具备一定纳米特性的复合物,容易进入微生物细胞,对细胞结构和功能造成更严重的破坏[21].与CIP单独胁迫相比,CuO NPs和CIP共存胁迫时NH4+-N、TN、COD和TP去除率分别下降了8.40%、5.34%、3.19%和37.47%.本研究中,CuO NPs和CIP的协同抑制作用和高毒性的可能原因是,CuO NPs和CIP共存时,其形成的CuO NPs-CIP复合物与生物酶发生了一定的化学结合,并可能进入到生物细胞内,破坏了生物酶的活性和细胞的功能性,从而导致AGS对有机污染物和氮磷的去除能力下降[11].

另外,由图2和图3可以看出,R2和R3在第26～ 28循环时除磷效率达到最低,然后逐渐升高.NPs和抗生素对污水处理系统的抑制作用与胁迫浓度和胁迫时间有关[3,21].在20周期左右,CIP和CuO NPs-CIP对除磷的抑制作用逐渐加重,使出水中TP浓度逐渐上升,除磷率逐渐降低.这可能是由于CIP和CuO NPs-CIP在AGS中的积累逐渐增大导致的.随着胁迫时间的进一步增加,除磷功能菌群可能对CIP和CuO NPs-CIP产生一定的抗性,使出水中TP浓度降低,除磷率逐渐升高并达到稳定状态.

2.2 CuO NPs和CIP对污泥特性的影响

2.2.1 LDH释放量 AGS具有较大的比表面积.其表面吸附的CuO NPs和CIP的生物毒性,可诱导微生物氧化损伤,导致细胞膜完整性受到破坏,从而释放LDH[5].因此,利用LDH释放量可表征细胞膜的完整性(图4).相比R0,R1的LDH释放量没有发生显著变化.这表明在5mg/L CuO NPs单独胁迫下,细胞膜的完整性没有受到明显破坏.R2的LDH释放量为120.0%,这表明5mg/L CIP单独胁迫下,AGS中细胞膜完整性受到一定程度的破坏.R3的LDH释放量为145.0%.相比R0,R3的LDH释放增加量为45%,其值高于R1和R2的LDH释放增加量之和(0%+20%).这表明,CuO NPs和CIP共存时,细胞膜的完整性更差,受损细胞的比例更高.这可能是由于CuO NPs- CIP复合物的形成使CIP借助纳米特性进一步转移到微生物体内[21].CuO NPs和CIP共存胁迫对微生物细胞产生更严重的损伤,从而对运行性能的抑制进一步加剧.

图4 CuO NPs和CIP长期胁迫下AGS系统中LDH释放量

2.2.2 EPS含量 EPS在维持AGS的结构和稳定性方面发挥着重要作用,并且可以作为屏障物质抵御有毒物质的侵害[22].因此,EPS的组成及含量的变化可以反映出AGS性能的变化.PN和PS分别是污泥EPS基质的主要成分和次要成分[23].如图5(a)所示,R0、R1、R2和R3中PN分别占EPS总量的55.5%、54.7%、59.2%和60.3%,占主导地位.与R0相比,R1中EPS组成、总EPS含量和PN/PS值无显著变化(>0.05).这表明CuO NPs单独胁迫对EPS没有产生显著影响.CIP单独胁迫下,EPS含量发生明显变化.如图5(a)所示,R2中PN和PS的总含量分别从R0的120.7mg/ gVSS和96.7mg/gVSS增加到188.5mg/gVSS和129.9mg/gVSS.CuO NPs和CIP共存时,EPS的含量进一步增加.此时,R3中PN和PS的总含量分别增加到200.4mg/gVSS和132.1mg/ gVSS.CuO NPs和CIP共存时,EPS产量的增加与微生物的自我保护机制密切相关[23-24].PN和PS含量的增加可能是由于CuO NPs-CIP复合物对AGS的毒性更大,污泥会分泌更多的EPS作为CuO NPs和CIP共存胁迫的保护屏障.PN的一些官能团可以与重金属、NPs和抗生素络合,以降低对微生物的毒性作用[25,26].此外,PS具有较强的亲水性,使细胞周围的水化层变厚,增大CuO NPs-CIP的水动力直径,促进其聚集,从而增强对CuO NPs和CIP的毒性抵抗能力[27].

与R0相比,不同胁迫条件下LB-EPS和S-EPS含量均显著增加,但对TB-EPS含量的影响较小.如图5(b)所示,CuO NPs和CIP共存胁迫时,S-EPS和LB- EPS含量分别从R0的8.5mg/gVSS和28.3mg/ gVSS急剧上升至47.2mg/gVSS和102.7mg/gVSS,而TB- EPS含量没有发生显著变化(>0.05).这表明S-EPS和LB-EPS可能首先与CuO NPs和CIP接触和相互作用[23].在胁迫条件下,作为对毒物的保护性反应,污泥会积累更多的S-EPS和LB-EPS.与R2相比,R3中TB-EPS含量由201.3mg/gVSS下降到187.3mg/gVSS,而LB-EPS含量由74.3mg/gVSS升高到102.7mg/ gVSS.这表明EPS结构中的PN和PS可能从紧密结合的TB-EPS向松散的LB-EPS转移,以抵抗CuO NPs和CIP的共存胁迫.如图5(a)所示,R2和R3的PN/PS从R0的1.26显著增加到1.46和1.54(< 0.05).PN/PS值的增加提高了污泥的相对疏水性,有利于在不利胁迫条件下保护微生物细胞[28].

2.2.3 EPS红外光谱分析 利用FTIR测定了CuO NPs和CIP长期胁迫后EPS官能团的变化.FTIR主要波段分配表和FTIR图如表1和图6所示.如表1所示,官能团可以分为四类:碳氢化合物、蛋白质类、多糖类和指纹[29].在3425-3450cm-1区域的广谱吸附峰是由于EPS中羟基和胺基的-OH和-NH2伸缩振动引起的.1630cm-1处的明显条带是蛋白质中C=O和C-N(酰胺I)肽键伸缩振动的结果.1380cm-1处的条带是甲基的C-H伸缩振动的结果.1145cm-1处的条带可以归因于C-OH和C-O的伸缩振动. 1075cm-1处的尖峰对应多糖中C-O-C的伸缩振动.指纹区(<1000cm-1)中的一些波段可以归属于磷酸和硫的官能团[23].

表1 FTIR光谱特征的波段分配

如图6所示,LB-EPS和TB-EPS相关峰的位置和数量非常接近,说明其化学基团特征相似.S-EPS较LB-EPS和TB-EPS变化更明显,对CuO NPs和CIP更敏感.S-EPS的FTIR光谱差异表明,CuO NPs和CIP长期胁迫对EPS的不同官能团具有一定的影响.CuO NPs单独胁迫后,S-EPS光谱中3435cm-1处的峰移至3450cm-1.这表明S-EPS中羟基和胺基的-OH和-NH2易受CuO NPs的影响.R1、R2和R3的S-EPS光谱在1630cm-1处的条带强度变强, 1145cm-1处的条带强度变弱,甚至1420cm-1处的条带消失(图6).这表明,CuO NPs和CIP单独和共存胁迫后,S-EPS中羧基的C=O和多糖中的C-OH和C-O均与CuO NPs或CIP结合.多糖和羧基为CuO NPs和CIP在AGS上的吸附提供了活性结合位点. CuO NPs和CIP共存胁迫后,S-EPS的FTIR在1380cm-1处出现了一条新带,代表甲基的C-H对称弯曲振动.这表明S-EPS在CuO NPs和CIP共存胁迫条件下官能团发生了变化.FTIR图谱的变化证明了EPS中不同官能团参与了CuO NPs和CIP与AGS的相互作用[30].

2.3 CuO NPs和CIP对微生物群落的影响

2.3.1 微生物群落多样性 为了探究CuO NPs和CIP对微生物群落丰度和多样性的影响,基于OTUs进行了微生物多样性分析(图7).如图7(a)所示,4个反应器中的污泥样品有294个OUTs相同,证实了这些污泥的同源性.基于OTUs的主成分分析(PCA)图显示,4个样品分离,证实了CuO NPs和CIP对微生物丰富度和多样性产生了不同的影响[图7(b)].良好的覆盖度(表2)、扁平化的rank丰度曲线[图7(c)]和稀疏曲线[图7(d)]保证了该测序的可信度.

CuO NPs和CIP长期胁迫下的微生物群落丰度和多样性指数如表2所示.R1的Chao和Shannon指数分别从R0时的425.40和3.50提高到429.09和3.63,表明5mg/L CuO NPs单独胁迫提高了微生物群落的丰度和多样性.然而,R2(412.98和2.95)和R3(407.78和2.69)的Chao和Shannon指数显著低于R0.这可能是由于R2和R3中存在的CIP迫使部分细菌死亡,导致R2和R3的微生物群落丰度和多样性下降.R3中的Chao和Shannon指数低于R2,说明CuO NPs和CIP共存胁迫对微生物群落丰度和多样性具有协同抑制作用.

图7 微生物多样性的表征

表2 CuO NPs和CIP对微生物丰度和多样性的影响

2.3.2 基于属水平的微生物群落分析 反应器中污泥样本在属水平上细菌组成的相对丰度如图8所示.丰度的变化代表了物质含量的相关变化.在4个反应器中,AOB以亚硝化单胞菌属()为主,NOB以硝化螺旋菌属()为主.R0中AOB和NOB的相对丰度分别为0.04%和0.70%.与R0相比,R1中AOB和NOB丰度增大0.004%和0.26%.这进一步说明5mg/L CuO NPs单独胁迫对AGS的脱氮过程具有积极作用,从而使得NH4+-N和TN的平均去除率升高.R2中AOB和NOB丰度分别下降到0.03%和0.35%.CIP单独胁迫后,AOB和NOB显著降低.相比AOB,NOB对CIP的胁迫更为敏感.因此,R2的NH4+-N平均去除率下降31.82%,出水中NO2--N平均浓度上升到5.87mg/L.R3中AOB和NOB丰度分别下降到0.02%和0.33%.与R2相比,R3中AOB和NOB丰度降低,NH4+-N和TN平均去除率分别降低8.40%和5.34%.这表明CuO NPs和CIP共存胁迫对AGS的脱氮菌群丰度和脱氮性能具有一定的协同抑制效应.

与R0相比,R1、R2和R3中典型的GAOs属相对丰度升高,而两个主要的反硝化PAOs(DPAOs)属和s相对丰度降低.这与前面试验中CuO NPs和CIP长期胁迫下TP去除率降低现象一致.CuO NPs和CIP长期胁迫对DPAOs的抑制作用可能是除磷失败的主要生物机制[31].此外,DNB如、和在4个反应器中均被检测到,且在R2和R3中的相对丰度显著增加.DNB在反硝化/反硝化除磷过程中会与DPAOs竞争NO2--N/NO3--N,这也可能是除磷失败的原因.R2和R3中DNB丰度的增加可能是由于CIP和CuO NPs-CIP复合物导致部分微生物死亡,死亡细胞成为反硝化的有机底物,进而促进部分DNB的生长.

微生物的相对丰度变化与其对CuO NPs和CIP的抗性有关.与R0相比,R1中的相对丰度从1.45%增加到3.93%.这可能是对CuO NPs具有一定的抗性.CuO NPs溶解产生的较低浓度的Cu2+促进了的生长.Li等[32]报道在2mg/L和5mg/L Cu2+时相对于0mg/L Cu2+增加,较低浓度的Cu2+促进了的生长.与R0相比,R2中、和的丰度增加,这表明它们可能对CIP抗生素具有抗性,并在CIP去除中发挥着重要作用.与其他反应器相比,R3中的相对丰度显著增加到0.22%.这表明在CuO NPs和CIP共存胁迫下,CuO NPs-CIP复合物或某些代谢产物的生成显著促进了的生长.据报道,对包括氟喹诺酮类在内的多种抗生素具有耐药性[8].文献报道、和能产生大量的EPS[33].R3的相对丰度由R0时的0.12%显著增加到0.61%(<0.05).R3中的丰度的显著升高是R3中EPS分泌量显著增高的主要原因. 因此,在CuO NPs和CIP共存胁迫下,的相对丰度增加,这有助于增加EPS的分泌,以降低对AGS系统的协同毒性.

图8 属水平微生物群落结构

3 结论

3.1 CuO NPs和CIP共存胁迫使NH4+-N、TN、TP和COD去除率显著降低,具有明显的协同效应.

3.2 CuO NPs和CIP共存胁迫对AGS产生更严重的毒性.CuO NPs和CIP共存胁迫下,细胞膜完整性被显著破坏,EPS分泌增加,S-EPS官能团发生显著变化.

3.3 CuO NPs和CIP共存胁迫显著降低了微生物的丰度和多样性,抑制了硝化菌群和DPAOs的生长,使微生物菌群发生显著变化.

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Synergistic stress effect of copper oxide nanoparticles and ciprofloxacin on aerobic granular sludge.

LI Yu-qi, ZHAO Bai-hang*, ZHANG Yu-qing, CHEN Xiao-tang, YANG Hai-shan

(Faculty of Architecture, Civil and Transportation Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2023,43(1)：61～69

The coexistence of nanoparticles and antibiotics in wastewater treatment plants can produce combined toxicity. CuO NPs and CIP were used as representative substances of nanoparticles and antibiotics, respectively, to investigate the long-term coexistence effects of CuO NPs and CIP on the operation performance, sludge characteristics and microbial community in aerobic granular sludge (AGS) systems. The nitrogen removal under CuO NPs single stress slightly improved. Meanwhile, the carbon and phosphorus removal slightly decreased in the AGS system. CIP single stress significantly inhibited the removal of carbon, nitrogen and phosphorus. The coexistence stress of CuO NPs and CIP showed an obvious synergistic inhibition on the removal of carbon, nitrogen and phosphorus. The coexistence stress of CuO NPs and CIP decreased cell membrane integrity, increased lactate dehydrogenase (LDH) release, enhanced extracellular polymeric substances (EPS) secretion, and significantly changed the functional groups of soluble EPS(S-EPS) in AGS systems. The coexistence stress of CuO NPs and CIP changed microbial community structure, had a significant synergistic inhibition on biodiversity, and had a strong toxicity on microorganisms.

copper oxide nanoparticles (CuO NPs)；ciprofloxacin (CIP)；aerobic granular sludge (AGS)；synergistic effect

X703

A

1000-6923(2023)01-0061-09

李玉琪(1996-),女,山东济宁人,硕士研究生,研究方向为污水处理及资源化.发表论文3篇.

2022-06-05

国家自然科学基金项目(51978009)

*责任作者, 副教授, bhzh@bjut.edu.cn