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摘要：
对从太湖打捞的蓝藻进行离心脱水后获得藻浆压滤液，其中含有大量藻类细胞液，N、P以及微囊藻毒素（MCLR）含量较高，如不经处理直接排放，必将引起二次污染。采用下向流曝气生物滤池（BAF）工艺处理藻浆压滤液，考察了对COD、氨氮、TN、TP、MCLR等污染物的去除效果。结果表明，当水力负荷为0.40 m3/（m2·h）时，出水COD、氨氮、TN、TP、MCLR平均去除率分别为73.4%、91.6%、39.6%、13.2%和88.3%。出水COD、氨氮达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》中的一级A标准，MCLR低于《生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）》的限值。对BAF系统中微生物种属进行分析，通过构建系统发育树确定其优势菌种分别为赖氨酸杆菌、气单胞菌、芽孢杆菌、不动杆菌、无色菌、梭状杆菌和假单胞菌，启动期投加的藻毒素降解菌T1在BAF系统中生长良好并形成优势菌种。
关键词：
藻浆压滤液；曝气生物滤池；生物降解；DNA提取；菌种鉴定；系统发育
近20年来，由于水体富营养化导致湖泊和水库水华频发现象引起了公众的关注。“三湖”之一的太湖水体富营养化严重，几乎每年夏季爆发蓝藻水华。2007年太湖蓝藻事件以来，环太湖沿岸地区已相继建设了数十个蓝藻集中打捞点和藻水分离站，在每年的4月初至10月底这段蓝藻爆发期间运行，处理方法主要是先用吸藻船打捞出蓝藻藻液并输送至分离站，再经气浮后形成藻浓度更高的藻浆，藻浆经加药絮凝后离心脱水，脱水后的固体物为泥渣，液体称之为压滤液。这种蓝藻打捞及藻浆压滤处理的方法为中国太湖等少数蓝藻爆发地区特有的应急处理方法，国外未见报道，中国也未见藻浆压滤液处理的报道。
张文艺，等：下向流曝气生物滤池工艺处理藻浆压滤液特性及微生物种属分析
由于离心压滤过程中大量藻细胞破损或死亡，使得藻细胞内物质释放到水体中，造成藻浆压滤液含有高浓度的N、P以及微囊藻毒素（microcystins，MCs）[1]。N、P是引起水体富营养化的主要因素之一，微囊藻毒素具有强肝毒性[24]和“三致”效应，这些污染物质若不经处理直接排放，会对周边水体造成二次污染，藻水分离站对蓝藻的分离处理也变成“去藻不去污”。
目前，对于藻浆压滤液的研究还处于起步阶段，未见相关研究报道。藻水分离站也仅进行回流处理，污染物质仍被间接排入水体，不能从根本上去除。因此，急需一种有效、快速的藻浆压滤液的处理方法。下向流曝气生物滤池（BAF）兼具物理过滤和生物降解作用，近年来在污水处理领域应用较多。本试验采用该工艺处理藻浆压滤液，考察COD、氨氮、TN、TP以及MC的去除效果，对BAF系统内生物膜进行分离纯化，分析其中的优势菌种，以期为藻浆压滤液的有效处理提供技术参考。
1材料和方法
1.1试验工艺流程
试验工艺流程如图1所示，下向流BAF试验装置有效体积1.68 L，有效高度1.0 m，内径46.79 mm。填料为经NaCl改性的斜发沸石，沸石粒径4～6 mm，孔隙率为52.47%。
图1下向流BAF工艺流程示意图
1.2试验水质
试验用水为常州市武进区蓝藻污水处理站的藻浆压滤液。为了保证良好的脱水效果，藻浆压滤前加入了适量聚丙烯酰胺（PAM），故压滤液中仍会残留部分PAM，使压滤液中藻类逐渐沉降，水质变清。试验水质指标如表1所示。
1.3BAF的启动与运行
启动：反应器以0.15 m3/（m2·h）的滤速进行自然挂膜。初期采用生活污水，7 d后改进试验用水。14 d后出水COD和氨氮去除率均大于70%且趋于稳定，表明挂膜成功。
为了提高下向流BAF对压滤液中藻毒素的生物降解能力，在挂膜进水中加入1%的藻毒素降解菌菌液。菌液制备方法：将藻毒素降解菌接种于液体牛肉膏蛋白胨培养基，于30 ℃、100～120 r/min的条件下在恒温摇床中培养24～48 h。藻毒素降解菌（被命名为T1）是由张文艺等[5]从太湖底泥中筛选所得，保存在中国微生物菌种保藏管理委员会（登记入册编号为：CGMCC4498）。
运行：运行期按水力负荷的递增分为0.15、040、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段，每运行5 d反冲洗1次。采用气水联合反冲洗，方法是：先曝气10 min，曝气强度为40～50 m3/（m2·h）；再气水联合反冲洗10 min，进水流速为15～20 m3/（m2·h）；然后停止曝气，用水反冲洗10 min；在一定的水力负荷条件下稳定24 h后进行取样测定。
1.4水质分析方法
按中国国家标准法[6]：其中CODCr采用密闭消解法，氨氮采用蒸馏法，TN采用碱性过硫酸钾消解分光光度法，TP采用钼酸铵分光光度法。藻毒素（MCLR）的测定采用比克（Beacon，America）公司的微囊藻毒素检测试剂盒（酶联免疫法）。
1.5微生物的分离纯化
待BAF稳定运行时，从反应器内取出100 mL填料置于三角瓶中，加入100 mL无菌水，置于120 r/min的摇床中，30 min后将其静置5 min，并吸取上清液10 mL于100 mL液体培养基中，于30 ℃摇床转速120 r/min下富集培养24 h。将富集培养后的菌液用无菌水进行倍比稀释，吸取100 μL稀释后的菌液至NB固体培养基，平板涂布后于30 ℃恒温生化培养箱中进行培养。24～48 h后，进行菌落形态特征观察，选择性地分别挑选单一菌落进行平板划线，重复划线2～3次，获得纯化的单一菌株。
NB培养基配方：牛肉膏3 g、蛋白胨10 g、NaCl 5 g、琼脂15～20 g（仅配制固体培养基时加入）、蒸馏水1 000 mL、pH 7.0～7.2。灭菌条件：121 ℃，103 kPa，20 min。 1.6细菌计数
BAF运行稳定时，从反应器内取出100 mL填料于三角瓶中，加入100 mL无菌水，置于120 r/min的摇床中，30 min后吸取10 mL作为检测水样进行倍比稀释直至10-8。吸取不同稀释倍数的水样1 mL至无菌培养皿，在每个培养皿中倒入冷却至50 ℃左右的NB培养基20 mL，迅速转动培养皿使之混匀，置水平位置静止后使之凝固，倒置后于30 ℃恒温培养箱中培养24 h，选取适宜的稀释倍数下的平板进行菌落计数，同一稀释倍数计数3个取平均值。
1.7DNA提取及同源性分析
DNA提取采用上海捷瑞生物工程有限公司的细菌基因组DNA提取试剂盒（离心柱型），菌种鉴定采用16S rDNA序列分析法。PCR正向引物为5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’，反向引物为5’-CTACGGTTACCTTGTTACGAC-3’，体系50.0 μL（25.0 μL 2倍浓度含染料Taq Master Mix，10 μL正向引物，10 μL反向引物，1.0 μL DNA模板，22.0 μL双蒸水）。反应条件为：预变性94 ℃，5 min；变性94 ℃，45 s；退火56 ℃，45 s；延伸72 ℃，1 min 50 s；最后延伸72 ℃，10 min；循环30次。
DNA的测序工作委托南京昆泰生物科技有限公司完成，测序结果通过DNAMAN软件进行拼接并去除载体序列的影响，将获得的16S rDNA菌株序列在NCBI（美国国家生物技术信息中心，http：//www. ncbi.nlm.nih.gov/BLAST）网上进行BLAST，与GenBank数据库中的16S rDNA基因序列进行同源性比较分析。使用MEGA 5.0软件采用邻位连接法（Neighbour Joining）绘制系统发育树，各分枝的重复性采用Bootstrap method程序分析，重复数为1 000，根据菌株的16S rDNA序列在系统发育树中的地位判断其分类归属。
2结果与分析
2.1COD去除效果
图2为水力负荷分别为0.15、0.40、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段的COD去除效果。废水生物处理过程中，由于水温、溶解氧（DO）及进水COD波动，BAF出水指标总有少量波动；同一水力负荷下，COD去除率通常有10%左右的波动。为避免这种情况对分析造成的影响，取5组数据的平均去除率进行分析，以消除这种波动。由该图可见，随着水力负荷的增加，COD的去除率总体呈下降的趋势。水力负荷从0.15 m3/（m2·h）增加为0.40 m3/（m2·h）时，平均去除率由77.13%降至73.39%；再增加至0.65 m3/（m2·h）时，去除率基本保持持平；增加至0.90 m3/（m2·h）时，去除率降为63.88%。水力负荷为0.15～0.90 m3/（m2·h）时，出水均能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》一级A标准（≤50 mg/L）。水中CODCr的去除主要依赖物理截留和微生物的分解作用。本试验中CODCr去除率下降主要是因为随着水力负荷的增大，污水与BAF中微生物接触的时间缩短，水中有机物被降解的机率减小；另外，流速增大使得水对生物膜的冲击力增大，生物膜易脱落，影响出水COD值。
图2水力负荷对COD去除的影响
2.2氨氮去除分析
图3为水力负荷分别为015、040、065、090 m3/（m2·h） 4个阶段的氨氮去除效果。由该图可见，水力负荷在0.15～0.90 m3/（m2·h）范围内时，BAF反应器对氨氮都有比较好的去除效果，去除率均大于80%。水力负荷为0.15～0.65 m3/（m2·h）时，去除率相差不大，平均去除率为91.6%；水力负荷提高至0.90 m3/（m2·h）时，去除率轻微下降至835%。水力负荷为0.15～0.65 m3/（m2·h）时，出水氨氮能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》一级A标准（≤5 mg/L）。
图3水力负荷对氨氮去除的影响
下向流BAF对藻浆压滤液中氨氮的去除机理主要表现在如下3个方面：1）某些微生物如芽孢杆菌[7]，通过合成代谢将氨氮转化为自身细胞成分从而减少水中的氨氮含量；2）氨氮在硝化细菌的作用下转化为NO2-、NO3-；3）BAF填料—NaCl改性沸石对氨氮有物理吸附和离子交换的作用[810]。
2.3总氮去除分析
图4为水力负荷分别为0.15、0.40、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段的总氮去除效果。由该图可见，总氮的去除率呈先上升后下降的趋势。水力负荷040 m3/（m2·h）时，平均去除率最高，为39.6%。分析认为，水力负荷0.15 m3/（m2·h）时，一方面，水力负荷低时，产生的NO2-和NO3-浓度就高，NO2-抑制了好氧反硝化细菌的活性，降低了对NO3-的转化；另一方面，虽然污染物与微生物的接触时间较长，但气、水的传质速率受到影响，不利于总氮的去除；水力负荷大于0.40 m3/（m2·h）后，气、水的传质速率已不再是影响总氮去除的因素，而由于与微生物的接触时间缩短，去除率一直减小。
去除总氮主要有3个途径：1）氮被填料表面微生物转化为自身组成成分后随着反冲洗水排出；2）BAF反应器具有同步反硝化作用[1113]，在反硝化菌的作用下NO2-和NO3-被转化成N2释放到空气中；3）NaCl改性沸石对氮的物理吸附和离子交换作用。BAF反应器对总氮的去除率并不高，主要是缺少缺氧的环境，导致反硝化作用效率低，对此可增加一级BAF，为反硝化反应提供缺氧的环境。
图4BAF连续运行对TN的处理效果
2.4总磷的去除分析 图5为不同水力负荷条件下总磷的去除效果。由该图可见，随着水力负荷的上升，总磷的去除率一直下降，4个阶段的去除率分别为16.5%、13.2%、9.2%、6.6%。总磷去除率下降的主要原因是水力负荷增加导致与微生物接触的时间缩短。
图5BAF连续运行对TP的处理效果
下向流BAF对藻浆压滤液中TP的去除率较低，主要是由于BAF反应器的结构比较简单，不能满足生物除磷通常需要的厌氧、好氧交替进行的运行条件，其工作原理主要是好氧生物氧化和物理截留，故BAF反应器难以取得理想的生物除磷效果[14]。对此，可以在系统前增加厌氧反应池，以便聚磷菌在后续好氧段大量吸收磷，提高总磷去除率。
2.5藻毒素去除分析
藻毒素包括胞内藻毒素和胞外藻毒素。胞内藻毒素主要存在于藻细胞内，若将藻类去除，胞内藻毒素也随之去除，而胞外藻毒素的去除主要依靠微生物降解。图6为不同水力负荷条件下对藻毒素MCLR的检测结果。由图可见，随着水力负荷的增加，出水MCLR逐渐增大，其去除率逐渐降低。水力负荷增加到0.40 m3/（m2·h） 时，MCLR去除率略有降低，增加到0.65 m3/（m2·h）时，去除率降低明显，再增加到0.90 m3/（m2·h）时，去除率降低幅度减小。由试验结果得出，出水MCLR浓度低于世界卫生组织颁布的《饮用水卫生准则》和中国《生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）》的限值（1.0 μg/L）。
图6水力负荷MCLR去除的影响
试验中BAF反应器对MCLR有较好的去除效果，主要因为：1）由于滤料的过滤作用，藻细胞被拦截，由此便去除了大部分胞内藻毒素；2）改性沸石可能存在对藻毒素的吸附作用；3）所投加的MC降解菌以及反应器内某些微生物对藻毒素的生物降解作用，这是胞外藻毒素降解的主要机制。
本试验所投加的MC降解菌T1为张文艺等[5]从太湖底泥中筛得。研究表明，T1对初始浓度为250 μg/L的MCLR的去除率可达60%～70%。而本试验中MCLR的浓度较低，为2.5 μg/L左右，且污水成分复杂，微生物可利用的碳源除MCLR外还有很多，在与多种碳源共存的条件下，MCLR的去除率仍达到75%左右，这说明T1对藻毒素的降解具有一定的专一性，不会因为其他碳源的存在而影响其对MCLR的利用。这一现象也说明了T1具有开发工程菌的价值，即用于处理成分复杂的实际污水时也可保持与静态实验相当的效果。
2.6微生物分离结果
经过分离纯化，共分得15株菌株，其中革兰氏阳性菌5株，阴性菌10株，对它们纯培养得到的菌落形态特征及革兰氏染色结果总结于表2。
2.7细菌计数结果
每毫升生物膜震荡混合液中各菌数量见表2，各菌数量由多到少依次是：1#、3#、7#、5#、6#、2#、4#、9#、8#、10#、12#、15#、13#、14#和11#。其中1#～7#的数量均多于其他菌类，它们在下向流BAF处理藻浆压滤液系统中占优势，为它们分别编号为BL1～BL7，作为进一步研究的对象。
2.8优势菌DNA鉴定
对BL1～BL7进行DNA提取和测序，将序列提交到GenBank数据库，获得BL1～BL7登录号分别为JQ923439、JQ923440、JQ923441、JQ923442、JQ923443、JQ923444、JQ923445。将序列在GenBank中进行BLAST，与已知的有代表性序列进行比对，构建系统发育树，结果如图7所示。
图7BAF系统中7株优势菌的16S rDNA序列与GenBank中最相似序列的系统进化树
同源性分析和系统进化表明，BL1与Lysinibacillus sphaericus（球形赖氨酸杆菌）最为相似；BL2与Bacillus fusiformis（梭状杆菌）、BL3与Aeromonas veronii（维氏气单胞菌）、BL4与Pseudomonas putida（恶臭假单胞菌）、BL5与Acinetobacter calcoaceticus（醋酸钙不动杆菌）、BL6与Achromobacter xylosoxidans（木糖氧化无色杆菌）、BL7与Lysinibacillus sphaericus（球形赖氨酸杆菌）最相似。结合菌株的形态学和生理学特性，初步鉴定BL1为赖氨酸杆菌属，BL2为梭状杆菌属，BL3为气单胞菌属，BL4为假单胞菌属，BL5为不动杆菌属，BL6为无色菌属，BL7为芽孢杆菌属。其中，BL1、BL2、BL7三株菌的亲缘关系较近。
根据细菌计数结果，BAF反应器内BL1～BL7数量由多到少依次是：BL1、BL3、BL7、BL5、BL6、BL2和BL4。可见BAF反应器中占优势菌类依次为赖氨酸杆菌、气单胞菌、芽孢杆菌、不动杆菌、无色菌、梭状杆菌和假单胞菌。其中，BL7与所投加的藻毒素降解菌T1（登录号HQ877618.1）的相似性为99%，且同为芽孢杆菌属。根据进化树种的亲缘关系，基本可以确定BL7与T1为同一种菌，即为T1后代。由此从遗传学的角度证实了T1菌在BAF反应器内生长良好并形成了一定的优势。
3结论
1）下向流BAF处理藻浆压滤液的最佳的水力负荷为0.40 m3/（m2·h）。此条件下出水CODCr、氨氮、TN、TP、MCLR平均去除率分别为734%、91.6%、39.6%、13.2%和88.3%。出水COD、氨氮达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》中的一级A标准，TP基本满足《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》三级标准，MCLR低于《生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）》的限值。
2）通过分离纯化，从下向流BAF反应器中共获得15株菌株，分别命名为BL1～BL15，其中BL1～BL7为优势菌株，通过DNA提取、PCR扩增、测序和构建系统发育树，确定其种属分别为芽孢杆菌、梭状杆菌、气单胞菌、假单胞菌、不动杆菌、无色菌和芽孢杆菌。 3）通过菌种数量统计和菌种鉴定表明，启动期投加的藻毒素降解菌T1菌在BAF反应器内生长良好并形成了优势菌种。
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关键词：
藻浆压滤液；曝气生物滤池；生物降解；DNA提取；菌种鉴定；系统发育
近20年来，由于水体富营养化导致湖泊和水库水华频发现象引起了公众的关注。“三湖”之一的太湖水体富营养化严重，几乎每年夏季爆发蓝藻水华。2007年太湖蓝藻事件以来，环太湖沿岸地区已相继建设了数十个蓝藻集中打捞点和藻水分离站，在每年的4月初至10月底这段蓝藻爆发期间运行，处理方法主要是先用吸藻船打捞出蓝藻藻液并输送至分离站，再经气浮后形成藻浓度更高的藻浆，藻浆经加药絮凝后离心脱水，脱水后的固体物为泥渣，液体称之为压滤液。这种蓝藻打捞及藻浆压滤处理的方法为中国太湖等少数蓝藻爆发地区特有的应急处理方法，国外未见报道，中国也未见藻浆压滤液处理的报道。
张文艺，等：下向流曝气生物滤池工艺处理藻浆压滤液特性及微生物种属分析
由于离心压滤过程中大量藻细胞破损或死亡，使得藻细胞内物质释放到水体中，造成藻浆压滤液含有高浓度的N、P以及微囊藻毒素（microcystins，MCs）[1]。N、P是引起水体富营养化的主要因素之一，微囊藻毒素具有强肝毒性[24]和“三致”效应，这些污染物质若不经处理直接排放，会对周边水体造成二次污染，藻水分离站对蓝藻的分离处理也变成“去藻不去污”。
目前，对于藻浆压滤液的研究还处于起步阶段，未见相关研究报道。藻水分离站也仅进行回流处理，污染物质仍被间接排入水体，不能从根本上去除。因此，急需一种有效、快速的藻浆压滤液的处理方法。下向流曝气生物滤池（BAF）兼具物理过滤和生物降解作用，近年来在污水处理领域应用较多。本试验采用该工艺处理藻浆压滤液，考察COD、氨氮、TN、TP以及MC的去除效果，对BAF系统内生物膜进行分离纯化，分析其中的优势菌种，以期为藻浆压滤液的有效处理提供技术参考。
1材料和方法
1.1试验工艺流程
试验工艺流程如图1所示，下向流BAF试验装置有效体积1.68 L，有效高度1.0 m，内径46.79 mm。填料为经NaCl改性的斜发沸石，沸石粒径4～6 mm，孔隙率为52.47%。
图1下向流BAF工艺流程示意图
1.2试验水质
试验用水为常州市武进区蓝藻污水处理站的藻浆压滤液。为了保证良好的脱水效果，藻浆压滤前加入了适量聚丙烯酰胺（PAM），故压滤液中仍会残留部分PAM，使压滤液中藻类逐渐沉降，水质变清。试验水质指标如表1所示。
1.3BAF的启动与运行
启动：反应器以0.15 m3/（m2·h）的滤速进行自然挂膜。初期采用生活污水，7 d后改进试验用水。14 d后出水COD和氨氮去除率均大于70%且趋于稳定，表明挂膜成功。
为了提高下向流BAF对压滤液中藻毒素的生物降解能力，在挂膜进水中加入1%的藻毒素降解菌菌液。菌液制备方法：将藻毒素降解菌接种于液体牛肉膏蛋白胨培养基，于30 ℃、100～120 r/min的条件下在恒温摇床中培养24～48 h。藻毒素降解菌（被命名为T1）是由张文艺等[5]从太湖底泥中筛选所得，保存在中国微生物菌种保藏管理委员会（登记入册编号为：CGMCC4498）。
运行：运行期按水力负荷的递增分为0.15、040、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段，每运行5 d反冲洗1次。采用气水联合反冲洗，方法是：先曝气10 min，曝气强度为40～50 m3/（m2·h）；再气水联合反冲洗10 min，进水流速为15～20 m3/（m2·h）；然后停止曝气，用水反冲洗10 min；在一定的水力负荷条件下稳定24 h后进行取样测定。
1.4水质分析方法
按中国国家标准法[6]：其中CODCr采用密闭消解法，氨氮采用蒸馏法，TN采用碱性过硫酸钾消解分光光度法，TP采用钼酸铵分光光度法。藻毒素（MCLR）的测定采用比克（Beacon，America）公司的微囊藻毒素检测试剂盒（酶联免疫法）。
1.5微生物的分离纯化
待BAF稳定运行时，从反应器内取出100 mL填料置于三角瓶中，加入100 mL无菌水，置于120 r/min的摇床中，30 min后将其静置5 min，并吸取上清液10 mL于100 mL液体培养基中，于30 ℃摇床转速120 r/min下富集培养24 h。将富集培养后的菌液用无菌水进行倍比稀释，吸取100 μL稀释后的菌液至NB固体培养基，平板涂布后于30 ℃恒温生化培养箱中进行培养。24～48 h后，进行菌落形态特征观察，选择性地分别挑选单一菌落进行平板划线，重复划线2～3次，获得纯化的单一菌株。
NB培养基配方：牛肉膏3 g、蛋白胨10 g、NaCl 5 g、琼脂15～20 g（仅配制固体培养基时加入）、蒸馏水1 000 mL、pH 7.0～7.2。灭菌条件：121 ℃，103 kPa，20 min。 1.6细菌计数
BAF运行稳定时，从反应器内取出100 mL填料于三角瓶中，加入100 mL无菌水，置于120 r/min的摇床中，30 min后吸取10 mL作为检测水样进行倍比稀释直至10-8。吸取不同稀释倍数的水样1 mL至无菌培养皿，在每个培养皿中倒入冷却至50 ℃左右的NB培养基20 mL，迅速转动培养皿使之混匀，置水平位置静止后使之凝固，倒置后于30 ℃恒温培养箱中培养24 h，选取适宜的稀释倍数下的平板进行菌落计数，同一稀释倍数计数3个取平均值。
1.7DNA提取及同源性分析
DNA提取采用上海捷瑞生物工程有限公司的细菌基因组DNA提取试剂盒（离心柱型），菌种鉴定采用16S rDNA序列分析法。PCR正向引物为5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’，反向引物为5’-CTACGGTTACCTTGTTACGAC-3’，体系50.0 μL（25.0 μL 2倍浓度含染料Taq Master Mix，10 μL正向引物，10 μL反向引物，1.0 μL DNA模板，22.0 μL双蒸水）。反应条件为：预变性94 ℃，5 min；变性94 ℃，45 s；退火56 ℃，45 s；延伸72 ℃，1 min 50 s；最后延伸72 ℃，10 min；循环30次。
DNA的测序工作委托南京昆泰生物科技有限公司完成，测序结果通过DNAMAN软件进行拼接并去除载体序列的影响，将获得的16S rDNA菌株序列在NCBI（美国国家生物技术信息中心，http：//www. ncbi.nlm.nih.gov/BLAST）网上进行BLAST，与GenBank数据库中的16S rDNA基因序列进行同源性比较分析。使用MEGA 5.0软件采用邻位连接法（Neighbour Joining）绘制系统发育树，各分枝的重复性采用Bootstrap method程序分析，重复数为1 000，根据菌株的16S rDNA序列在系统发育树中的地位判断其分类归属。
2结果与分析
2.1COD去除效果
图2为水力负荷分别为0.15、0.40、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段的COD去除效果。废水生物处理过程中，由于水温、溶解氧（DO）及进水COD波动，BAF出水指标总有少量波动；同一水力负荷下，COD去除率通常有10%左右的波动。为避免这种情况对分析造成的影响，取5组数据的平均去除率进行分析，以消除这种波动。由该图可见，随着水力负荷的增加，COD的去除率总体呈下降的趋势。水力负荷从0.15 m3/（m2·h）增加为0.40 m3/（m2·h）时，平均去除率由77.13%降至73.39%；再增加至0.65 m3/（m2·h）时，去除率基本保持持平；增加至0.90 m3/（m2·h）时，去除率降为63.88%。水力负荷为0.15～0.90 m3/（m2·h）时，出水均能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》一级A标准（≤50 mg/L）。水中CODCr的去除主要依赖物理截留和微生物的分解作用。本试验中CODCr去除率下降主要是因为随着水力负荷的增大，污水与BAF中微生物接触的时间缩短，水中有机物被降解的机率减小；另外，流速增大使得水对生物膜的冲击力增大，生物膜易脱落，影响出水COD值。
图2水力负荷对COD去除的影响
2.2氨氮去除分析
图3为水力负荷分别为015、040、065、090 m3/（m2·h） 4个阶段的氨氮去除效果。由该图可见，水力负荷在0.15～0.90 m3/（m2·h）范围内时，BAF反应器对氨氮都有比较好的去除效果，去除率均大于80%。水力负荷为0.15～0.65 m3/（m2·h）时，去除率相差不大，平均去除率为91.6%；水力负荷提高至0.90 m3/（m2·h）时，去除率轻微下降至835%。水力负荷为0.15～0.65 m3/（m2·h）时，出水氨氮能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》一级A标准（≤5 mg/L）。
图3水力负荷对氨氮去除的影响
下向流BAF对藻浆压滤液中氨氮的去除机理主要表现在如下3个方面：1）某些微生物如芽孢杆菌[7]，通过合成代谢将氨氮转化为自身细胞成分从而减少水中的氨氮含量；2）氨氮在硝化细菌的作用下转化为NO2-、NO3-；3）BAF填料—NaCl改性沸石对氨氮有物理吸附和离子交换的作用[810]。
2.3总氮去除分析
图4为水力负荷分别为0.15、0.40、0.65、0.90 m3/（m2·h） 4个阶段的总氮去除效果。由该图可见，总氮的去除率呈先上升后下降的趋势。水力负荷040 m3/（m2·h）时，平均去除率最高，为39.6%。分析认为，水力负荷0.15 m3/（m2·h）时，一方面，水力负荷低时，产生的NO2-和NO3-浓度就高，NO2-抑制了好氧反硝化细菌的活性，降低了对NO3-的转化；另一方面，虽然污染物与微生物的接触时间较长，但气、水的传质速率受到影响，不利于总氮的去除；水力负荷大于0.40 m3/（m2·h）后，气、水的传质速率已不再是影响总氮去除的因素，而由于与微生物的接触时间缩短，去除率一直减小。
去除总氮主要有3个途径：1）氮被填料表面微生物转化为自身组成成分后随着反冲洗水排出；2）BAF反应器具有同步反硝化作用[1113]，在反硝化菌的作用下NO2-和NO3-被转化成N2释放到空气中；3）NaCl改性沸石对氮的物理吸附和离子交换作用。BAF反应器对总氮的去除率并不高，主要是缺少缺氧的环境，导致反硝化作用效率低，对此可增加一级BAF，为反硝化反应提供缺氧的环境。
图4BAF连续运行对TN的处理效果
2.4总磷的去除分析 图5为不同水力负荷条件下总磷的去除效果。由该图可见，随着水力负荷的上升，总磷的去除率一直下降，4个阶段的去除率分别为16.5%、13.2%、9.2%、6.6%。总磷去除率下降的主要原因是水力负荷增加导致与微生物接触的时间缩短。
图5BAF连续运行对TP的处理效果
下向流BAF对藻浆压滤液中TP的去除率较低，主要是由于BAF反应器的结构比较简单，不能满足生物除磷通常需要的厌氧、好氧交替进行的运行条件，其工作原理主要是好氧生物氧化和物理截留，故BAF反应器难以取得理想的生物除磷效果[14]。对此，可以在系统前增加厌氧反应池，以便聚磷菌在后续好氧段大量吸收磷，提高总磷去除率。
2.5藻毒素去除分析
藻毒素包括胞内藻毒素和胞外藻毒素。胞内藻毒素主要存在于藻细胞内，若将藻类去除，胞内藻毒素也随之去除，而胞外藻毒素的去除主要依靠微生物降解。图6为不同水力负荷条件下对藻毒素MCLR的检测结果。由图可见，随着水力负荷的增加，出水MCLR逐渐增大，其去除率逐渐降低。水力负荷增加到0.40 m3/（m2·h） 时，MCLR去除率略有降低，增加到0.65 m3/（m2·h）时，去除率降低明显，再增加到0.90 m3/（m2·h）时，去除率降低幅度减小。由试验结果得出，出水MCLR浓度低于世界卫生组织颁布的《饮用水卫生准则》和中国《生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）》的限值（1.0 μg/L）。
图6水力负荷MCLR去除的影响
试验中BAF反应器对MCLR有较好的去除效果，主要因为：1）由于滤料的过滤作用，藻细胞被拦截，由此便去除了大部分胞内藻毒素；2）改性沸石可能存在对藻毒素的吸附作用；3）所投加的MC降解菌以及反应器内某些微生物对藻毒素的生物降解作用，这是胞外藻毒素降解的主要机制。
本试验所投加的MC降解菌T1为张文艺等[5]从太湖底泥中筛得。研究表明，T1对初始浓度为250 μg/L的MCLR的去除率可达60%～70%。而本试验中MCLR的浓度较低，为2.5 μg/L左右，且污水成分复杂，微生物可利用的碳源除MCLR外还有很多，在与多种碳源共存的条件下，MCLR的去除率仍达到75%左右，这说明T1对藻毒素的降解具有一定的专一性，不会因为其他碳源的存在而影响其对MCLR的利用。这一现象也说明了T1具有开发工程菌的价值，即用于处理成分复杂的实际污水时也可保持与静态实验相当的效果。
2.6微生物分离结果
经过分离纯化，共分得15株菌株，其中革兰氏阳性菌5株，阴性菌10株，对它们纯培养得到的菌落形态特征及革兰氏染色结果总结于表2。
2.7细菌计数结果
每毫升生物膜震荡混合液中各菌数量见表2，各菌数量由多到少依次是：1#、3#、7#、5#、6#、2#、4#、9#、8#、10#、12#、15#、13#、14#和11#。其中1#～7#的数量均多于其他菌类，它们在下向流BAF处理藻浆压滤液系统中占优势，为它们分别编号为BL1～BL7，作为进一步研究的对象。
2.8优势菌DNA鉴定
对BL1～BL7进行DNA提取和测序，将序列提交到GenBank数据库，获得BL1～BL7登录号分别为JQ923439、JQ923440、JQ923441、JQ923442、JQ923443、JQ923444、JQ923445。将序列在GenBank中进行BLAST，与已知的有代表性序列进行比对，构建系统发育树，结果如图7所示。
图7BAF系统中7株优势菌的16S rDNA序列与GenBank中最相似序列的系统进化树
同源性分析和系统进化表明，BL1与Lysinibacillus sphaericus（球形赖氨酸杆菌）最为相似；BL2与Bacillus fusiformis（梭状杆菌）、BL3与Aeromonas veronii（维氏气单胞菌）、BL4与Pseudomonas putida（恶臭假单胞菌）、BL5与Acinetobacter calcoaceticus（醋酸钙不动杆菌）、BL6与Achromobacter xylosoxidans（木糖氧化无色杆菌）、BL7与Lysinibacillus sphaericus（球形赖氨酸杆菌）最相似。结合菌株的形态学和生理学特性，初步鉴定BL1为赖氨酸杆菌属，BL2为梭状杆菌属，BL3为气单胞菌属，BL4为假单胞菌属，BL5为不动杆菌属，BL6为无色菌属，BL7为芽孢杆菌属。其中，BL1、BL2、BL7三株菌的亲缘关系较近。
根据细菌计数结果，BAF反应器内BL1～BL7数量由多到少依次是：BL1、BL3、BL7、BL5、BL6、BL2和BL4。可见BAF反应器中占优势菌类依次为赖氨酸杆菌、气单胞菌、芽孢杆菌、不动杆菌、无色菌、梭状杆菌和假单胞菌。其中，BL7与所投加的藻毒素降解菌T1（登录号HQ877618.1）的相似性为99%，且同为芽孢杆菌属。根据进化树种的亲缘关系，基本可以确定BL7与T1为同一种菌，即为T1后代。由此从遗传学的角度证实了T1菌在BAF反应器内生长良好并形成了一定的优势。
3结论
1）下向流BAF处理藻浆压滤液的最佳的水力负荷为0.40 m3/（m2·h）。此条件下出水CODCr、氨氮、TN、TP、MCLR平均去除率分别为734%、91.6%、39.6%、13.2%和88.3%。出水COD、氨氮达到《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》中的一级A标准，TP基本满足《城镇污水处理厂污染物排放标准（GB 18918-2002）》三级标准，MCLR低于《生活饮用水卫生标准（GB 5749-2006）》的限值。
2）通过分离纯化，从下向流BAF反应器中共获得15株菌株，分别命名为BL1～BL15，其中BL1～BL7为优势菌株，通过DNA提取、PCR扩增、测序和构建系统发育树，确定其种属分别为芽孢杆菌、梭状杆菌、气单胞菌、假单胞菌、不动杆菌、无色菌和芽孢杆菌。 3）通过菌种数量统计和菌种鉴定表明，启动期投加的藻毒素降解菌T1菌在BAF反应器内生长良好并形成了优势菌种。
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