N. europaea/Nc. mobilis譜系在垃圾滲濾液處理中的脫氨貢獻

熊 英,向 斯,程 凱

./.譜系在垃圾滲濾液處理中的脫氨貢獻

熊 英1,2,向 斯1,2,程 凱1*

(1.湖北工業大學資源與環境工程學院,河湖生態修復與藻類利用湖北省重點實驗室,湖北 武漢 430068；2.武漢凱諾金環境生物科技有限公司,湖北 武漢 430068)

為了解垃圾滲濾液處理系統中菌群結構與脫氨效果的關系,采用16S rRNA基因高通量測序技術分析了15個實際垃圾滲濾液處理系統中的自養氨氧化細菌(AOB)的群落結構,監測了其中1個處理系統中的AOB群落結構的周年變化,并采集實際垃圾滲濾液開展了為期45d的模擬試驗.結果表明,屬是垃圾滲濾液處理系統中的優勢自養氨氧化細菌,其相對豐度與脫氨活性呈顯著正相關(<0.05).在此菌屬中,和的相對豐度與脫氨活性顯著正相關(<0.05),這3種菌在系統發育上同屬于/譜系,說明該譜系是實際垃圾滲瀝液處理系統中的優勢AOB類群,并對垃圾滲濾液脫氨有重要貢獻.

垃圾滲濾液；氨氧化；二代測序；生物多樣性

生物法是現階段國內外污水處理技術的核心,而微生物的氨氧化是其中的重要組成部分[1],具有氨氧化功能的微生物主要包括自養氨氧化細菌(AOB)[2]、異養氨氧化細菌[3]、厭氧氨氧化細菌[4]和氨氧化古菌[5-6]等,其中,AOB是眾多實際污水處理系統中氨氧化的主要菌群[2,7].根據細胞形態和胞質內膜結構的不同可將AOB分為亞硝化單胞菌屬()、亞硝化螺菌屬()、亞硝化球菌屬()、亞硝化葉菌屬()和亞硝化弧菌屬()等5個屬[7].在現有的污水處理系統中,屬和屬是最為常見的2個屬[2,8],其中又以屬對氨氧化的貢獻最大[2,9].如Wagner等[10]認為(該菌在系統發育上屬于屬)是高氨氮污水處理系統中AOB的優勢菌;Mobarry等[11]發現在活性污泥和生物膜樣品中,屬是AOB中的優勢菌屬;Purkhold等[8]也發現市政和印染廢水中AOB的優勢屬也是屬.

垃圾滲濾液成分復雜、水質水量變化大,含有高濃度的氨氮、難降解有機物和重金屬.以往對于垃圾滲濾液處理系統中氨氧化菌群結構的研究主要集中在解析不同處理工藝、滲濾液的成分、溫度、溶解氧和光照等的影響,如Xiong等[12]通過在實驗室內模擬的移動床生物膜反應器(MBBR)中,接種市政污水處理廠中的活性污泥處理成熟垃圾滲濾液,發現的相對豐度與脫氨活性有一定的關系;Isaka等[13]在實驗室氣升式反應器中,通過固定化微生物處理垃圾滲濾液,發現在低溫環境(10℃)下,屬是垃圾滲濾液氨氧化階段的主要微生物;Chen等[1]在實驗室采用缺氧-好氧-好氧-缺氧AOOA工藝處理實際垃圾滲濾液,將反應器中的溶解氧長期控制在低水平(0.1mg/L)時,發現主要由屬積累亞硝酸鹽;孫洪偉等[14]在實驗室內采用單級上流式厭氧污泥床-序批式活性污泥法(UASB—SBR)聯用工藝處理實際垃圾滲濾液,發現AOB中以屬和屬為主.如上所述,雖然有部分研究認為某些AOB菌“屬”在垃圾滲濾液中分布較廣,但對具體AOB菌“種”的分布規律尚缺乏認識,其與脫氨活性的關系也不清楚,特別是上述研究通常都是對實驗室內的模擬垃圾滲濾液處理系統[1,15-17]或少數幾個實際垃圾滲濾液處理系統[18]研究所得,缺乏較大空間和時間尺度的系統調查,故難以全面評價具體AOB菌種在實際垃圾滲濾液處理系統中的貢獻.

本文采用16S rRNA基因高通量測序技術,分析了來源于15個實際垃圾滲濾液污水處理系統的AOB菌群結構,監測了其中1個處理系統中AOB菌群結構的周年變化,并采用實際垃圾滲濾液開展了為期45d的模擬試驗,有助于精細評價不同AOB菌種在實際垃圾滲濾液處理系統中的貢獻.

1 材料和方法

1.1 不同垃圾滲濾液處理系統的調查

1.1.1 樣品來源 從湖南會同(S1)、麻陽(S2)、靖州(S3)、通道(S4)、安江(S5)、洪江(S6)、益陽(S7)、懷化(S8)、溆浦(S9)、芷江(S10)、宜章(S11)、郴州(S12)和澧縣(S13),四川大英(S14)和威遠(S15)等地(圖1)垃圾滲濾液處理站的一級好氧池分別采集了15個泥水混合物樣品.這些垃圾滲濾液處理站均采用非膜法處理工藝,生化系統則主要采用SBR- AOAO工藝,處理量為50～300m3/d,進水氨氮濃度為400～1300mg/L.

圖1 采樣點的分布

1.1.2 脫氨速率的測定 分別取100mL樣品裝入250mL錐形瓶,于31℃,200r/min振蕩培養,0和24h時測氨氮濃度并計算脫氨速率[mg/(L×h)],計算公式如下:

式中:C表示24h的氨氮濃度,mg/L;0表示0h的氨氮濃度,mg/L.

1.1.3 AOB菌群結構分析 使用DNA提取試劑盒從采集的15個泥水混合物樣品中提取DNA,使用Qubit? dsDNA HS Assay Kit 檢測DNA濃度.16S rRNA基因序列V3和V4區的PCR擴增以20～30ng DNA為模板,上/下游引物[19]分別為CCTACGG- RRBGCASCAGKVRVGAAT和GGACTACNVGG- GTWTCTAATCC,反應體系為25μL:Takara taq酶(15U/μL) 0.5μL;緩沖液2.5μL;dNTP混合液 (2.5mmol/L) 2μL;模板 20ng;上下游引物各1μL;超純水18μL.反應條件:94℃預變性3min;94℃變性5s; 57℃退火90s;72℃延伸10s;24個循環;72℃最終延伸5min.PCR產物采用基于Illumina平臺的16S rRNA宏基因組測序(蘇州金唯智),最終得到的序列使用VSEARCH(1.9.6)進行序列聚類(序列相似性設為97%),再用RDP classifier貝葉斯算法對OTU的代表性序列進行物種分類學統計(分類到屬).進一步,對于能夠分類到屬的結果,其序列再經Blastn比對后,按相似度大于99%的標準分類到種[20].

1.2 湖南芷江某垃圾填埋場的周年監測

1.2.1 樣品來源 樣品取自湖南芷江某垃圾滲濾液處理站的一級好氧池,取樣時間為2017年4月～2018年4月,取樣間隔為2個月,分析其AOB菌群結構.

1.2.2 脫氨速率的測定 根據該處理站一級好氧池每日的進水流量、進水氨氮濃度和出水氨氮濃度,計算月平均脫氨速率,計算公式如下:

1.3 模擬垃圾滲濾液處理系統搭建與監測

1.3.1 模擬反應裝置的搭建與運行 如圖2所示,模擬反應裝置主體材質為PVC,有效容積為10L.進水流量根據出水氨氮濃度調整(進水速度為(5.5± 3.3)L/d,對應的水力停留時間為27～111h),溶解氧控制為0.5～2.0mg/L,環境溫度控制為30℃以促進亞硝化[21],pH值為7.6～8.5;出水經沉淀后的活性污泥的回流比為150%～200%.試驗共運行45d,每天監測進出水的氨氮和亞硝酸鹽氮濃度、反應器內溶解氧量和pH值.還采集了第3, 13, 25, 35, 45d的活性污泥樣品,分析其AOB菌群結構.

圖2 試驗裝置示意

1.3.2 試驗用水和接種污泥 試驗所用垃圾滲濾液取自湖南芷江垃圾滲濾液處理站的一級好氧池,其基本水質如表1所示.所用污泥為好氧池剩余污泥壓濾所得,其含水率為70%,接種至模擬反應裝置后的SV30為30%.

表1 垃圾滲濾液的水質情況

1.4 檢測與計算方法

氨氮的測定采用納氏試劑比色法,亞硝酸鹽氮的測定采用N-(1-奈基)-乙二胺光度法[22],DO和pH值采用YSI Pro Plus多參數水質測量儀測定.

通過SPSS Statistics 22.0進行相關分析,用Origin 8.0軟件作圖.

2 結果與討論

2.1 垃圾滲濾液處理系統的AOB群落結構

如表2所示,在15個不同垃圾滲濾液處理站的活性污泥中,MLSS的波動范圍為0.30～11.38g/L, AOB占總菌的相對豐度的波動范圍為0.20%～ 28.98%,其中:大多數自養氨氧化菌屬占AOB的平均比例均低于1%,但科的屬和屬在AOB中的平均占比分別高達87.24%和9.54%,特別是,在其中12個來源的樣本中,屬占AOB的比例超過了90%.進一步的分析還表明,和是屬的主要成員,它們在屬的平均占比分別為26.67%和45.24%.此外,這2種菌在屬中的占比波動范圍較大(0～100%),考慮到這15個污水處理站的生化處理工藝是相似的,推測造成此差異的主要原因是各污水處理站的進水水質及具體的運行操控方法[23].

表2 不同采樣點的AOB相對豐度(%)

圖3 不同采樣點的脫氨速率及主要AOB的相對豐度

由圖3可見,脫氨速率的波動范圍為0.5～ 14.3mg/(L×h),平均值為4.7mg/(L×h).進一步的相關分析表明,脫氨速率不但與AOB占總菌的相對豐度及屬占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),也與占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),而與屬和占總菌的相對豐度無顯著相關(分別為0.834和0.829).

2.2 某垃圾填埋場污水處理系統AOB群落結構的周年變化

如表3所示,AOB占總菌的相對豐度波動范圍為0.62%～3.66%,其中大多數自養氨氧化菌屬占AOB的平均比例均低于1%,但屬在AOB中的平均占比高達82.42%,同時,從9月份開始,屬占AOB的比例均超過了90%.進一步分析還發現,、和是屬的主要成員,其在屬的平均占比分別為30.45%、40.43%和26.47%.

表3 不同月份樣品中的AOB相對豐度(%)

圖4 不同月份的脫氨速率與主要AOB的相對豐度

由圖4可見,脫氨速率的波動范圍為8.1～ 12.4mg/(L×h),平均值為9.6mg/(L×h).進一步的相關性分析表明,脫氨速率不但與AOB占總菌的相對豐度及屬占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),也與占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),而與和占總菌的相對豐度無顯著相關性(分別為0.734和0.852). 此外,這3種菌在屬中的占比波動范圍也較大(0～99.61%),推測其原因除了包括進水水質變化和運行操控方法外,還可能受水溫的影響[24].

2.3 模擬垃圾滲濾液處理系統中脫氨活性與AOB群落結構

表4顯示,AOB占總菌比例的波動范圍為0.54%～2.17%,其中:大多數自養氨氧化菌屬占AOB的平均比例均低于1%,僅屬在AOB中的平均占比高達86.43%.進一步的分析還表明,、和是o屬的主要成員,其在屬的平均占比分別為35.36%、32.41%和29.20%.

表4 反應器中AOB相對豐度(%)

由圖5可見,出水亞硝酸鹽氮濃度的波動范圍為0.2～184.2mg/L,平均值為32.7mg/L.進一步的相關性分析表明,出水亞硝酸鹽氮濃度不但與AOB占總菌的相對豐度及屬占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),也與占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),而與和占總菌的相對豐度無顯著相關性(分別為0.129和0.216).

采用高通量測序技術對15個實際垃圾滲濾液處理系統的系統調查、湖南芷江某垃圾填埋場的周年監測以及模擬垃圾滲濾液處理系統中的AOB菌群結構分析,發現屬占AOB的平均比例超過了80%,是AOB中的優勢屬.而近年來針對垃圾滲濾液的研究則多基于單個污水處理系統或室內模擬處理裝置,如何曉紅等[25]采用變性梯度凝膠電泳(PCR-DGGE)技術,對實驗室內模擬的連續式好氧硝化混合反應器(CSTR)中活性污泥進行菌群結構分析,發現了屬是AOB中的優勢屬;曾薇等[26]采用PCR-DGGE技術對實驗室內模擬的UASB-A/O反應器中活性污泥進行菌群結構分析,發現屬是AOB中的優勢屬;Chen等[1]對實驗室內AOOA反應器中的活性污泥中進行了分析,也發現了屬是AOB中的優勢屬;王秀杰等[27]采用16S rRNA基因克隆文庫技術分析了實驗室內模擬的膜生物反應器(MBR)中的活性污泥的菌群結構,發現屬占AOB的41.1%;Isaka等[13]采用PCR-DGGE和FISH技術分析了實驗室內氣升式反應器中活性污泥的菌群結構,發現屬占AOB的60%;Kim等[17]通過熒光原位雜交(FISH)技術分析了實驗室內BAF(生物濾池)反應器中菌群結構,也發現屬占AOB的60%以上.表5對比了本研究與上述文獻報道的異同:本研究在較大空間尺度和較長時間尺度上證明屬是實際垃圾滲濾液處理系統中AOB的優勢屬,且優勢度(占比平均超過80%)明顯高于以往基于實驗室模擬系統的研究(占比最高為60%,平均為42%).

圖5 反應器中主要AOB的相對豐度與出水亞硝酸鹽氮濃度

本研究還發現,AOB和屬占總菌的相對豐度與脫氨速率(或出水亞硝酸鹽氮濃度)呈顯著正相關(<0.05).類似的,廖小兵等[30]利用熒光定量PCR技術對實驗室內SBR反應器中AOB的含量變化進行分析,發現AOB的含量與脫氨活性有著顯著正相關性.通常,污水處理系統中細菌的數量為1012～ 1013cells/L[31],而根據本文測出的AOB豐度(0.2%～ 29.0%)和氨氧化速率[0.46～14.34mg/(L×h)],可推算出本文中單個AOB細胞的氨氧化能力為2.3× 10-12～ 6.9×10-10mgN/cell/h,這與實際污水處理系統的研究結果是基本吻合的:Harms等[32]發現市政污水處理系統中單個AOB細胞的氨氧化能力范圍為1.1×10-10～ 1.7×10-10mgN/(cell×h),Limpiyakorn等[31]對12個污水處理廠活性污泥的研究發現單個AOB細胞的氨氧化能力為不超過6.9×10-10mgN/(cell×h),而Gabarró等[16]也發現垃圾滲濾液處理系統中單個AOB細胞的氨氧化能力為1.8×10-11～6.0×10-11mgN/(cell×h).

表5 不同(模擬)垃圾滲濾液處理系統中的AOB群落結構比較

注:“—”表示未測定.

本研究的3個不同試驗中脫氨速率(或出水亞硝酸鹽氮濃度)分別與和占總菌的相對豐度顯著正相關(<0.05),而這3種菌在系統發育上同屬于/譜系[7].此前有少量研究表明該譜系在污水中較其它AOB更容易生長[12,33],如Limpiyakorn等[34]在實驗室內的模擬高氨污水處理系統中,采用PCR-DGGE技術發現譜系是AOB中的優勢菌,并發揮了主要的氨氧化作用;Siripong等[35]調查了7個不同生活污水處理廠,采用基于16S rRNA和基因的T-RFLP技術也發現譜系是低氨污水處理系統中的優勢AOB,但該譜系在垃圾滲濾液中對高氨污水脫氨的貢獻尚未見諸報道.本研究結果說明/譜系對垃圾滲濾液脫氨有重要貢獻,究其原因,可能與該譜系的AOB具有較強的抗逆性有關:如該譜系中的的終端氧化酶具有高度的多樣性,其基因組也編碼有多種重金屬的抗性基因[36],導致其能夠適應垃圾滲濾液這種污染成分復雜的高氨污水.此外,生態分布較廣的菌種通常具有較強的環境適應性,故其在生物增效(Bioaugmentation)工程中往往具有更好的效果[37].而本研究發現譜系在垃圾滲濾液中廣泛分布,這為應用該譜系的微生物來提高垃圾滲濾液的脫氨效率[38]提供了理論支持.

3 結論

3.1屬在AOB中的占比平均超過80%,/譜系在屬中的占比平均超過55%,分別是實際垃圾滲瀝液處理系統中AOB的優勢屬和優勢譜系.

3.2/譜系中的、和的相對豐度與脫氨活性顯著正相關,說明該譜系對垃圾滲瀝液脫氨有重要貢獻.

[1] Chen Z, Wang X, Yang Y Y,et alPartial nitrification and denitrification of mature landfill leachate using a pilot-scale continuous activated sludge process at low dissolved oxygen [J]. Bioresource Technology, 2016,218:580-588.

[2] Park H D, Noguera D R. Evaluating the effect of dissolved oxygen on ammonia-oxidizing bacterial communities in activated sludge [J]. Water Research, 2004,38(14):3275-3286.

[3] Duan S, Zhang Y, Zheng S. Heterotrophic nitrifying bacteria in wastewater biological nitrogen removal systems: A review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2021,3:1-37.

[4] Zhang L, Okabe S. Ecological niche differentiation among anammox bacteria [J]. Water Research, 2020,171(15):115468.1-115468.14.

[5] Wu L, Chen X, Wei W, et al. A critical review on nitrous oxide production by ammonia-oxidizing archaea [J]. Environmental Science and Technology, 2020,54(15):9175–9190.

[6] Limpiyakorn T, Maria F, Thanasita C, et al. amoA-encoding archaea in wastewater treatment plants: a review [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013,97(4):1425-1439.

[7] Koops H P, Purkhold U, Andreas P R, et al. The lithoautotrophic ammonia-oxidizing bacteria [J]. Prokaryotes, 2006,5(2):778-811.

[8] Purkhold U, PommereningR?ser A, Juretschko S,et alPhylogeny of all recognized species of ammonia oxidizers based on comparative 16S rRNA and amoA sequence analysis: implications for molecular diversity surveys. [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2000, 66(12):5368-5382.

[9] Wells G F, Hee-Deung P, Chok-Hang Y, et alAmmonia-oxidizing communities in a highly aerated full-scale activated sludge bioreactor: betaproteobacterial dynamics and low relative abundance of Crenarchaea [J]. Environmental Microbiology, 2010,11(9):2310-2328.

[10] Wagner M, Noguera D R, Juretschko S,et al. Combining fluorescent in situ hybridization (fish) with cultivation and mathematical modeling to study population structure and function of ammonia-oxidizing bacteria in activated sludge [J]. Water Science and Technology, 1998, 37(4/5):441-449.

[11] Mobarry B K, Wagner M, Urbain V, et al. Phylogenetic probes for analyzing abundance and spatial organization of nitrifying bacteria. [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1996,62(2):2156-2162.

[12] Xiong J Y, Zheng Z, Yang X Y, et al. Mature landfill leachate treatment by the MBBR inoculated with biocarriers from a municipal wastewater treatment plant [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2018,119:304-310.

[13] Isaka K, Yoshie S, Sumino T. Nitrification of landfill leachate using immobilized nitrifying bacteria at low temperatures [J]. Biochemical Engineering Journal, 2007,37(1):49-55.

[14] 孫洪偉,郭 英,彭永臻,等.實際垃圾滲濾液短程生物脫氮的常溫實現及低溫維持[J]. 中國環境科學, 2013,33(11):1972-1977.

Sun H W, Guo Y, Peng Y Z, et alThe achievement of partial nitrification at normal temperature and maintenance at low temperature for real landfill leachate [J]. China Environmental Science, 2012,126(6):283-289.

[15] 孫洪偉,王淑瑩,張樹軍,等.高氮滲濾液短程深度脫氮及反硝化動力學[J]. 環境科學, 2010,31(1):129-133.

Sun H W, Wang S Y, Zhang S J, et al. Advanced nitrogen removal via nitrite from landfill leachate with high nitrogen concentration and kinetics of denitritation [J]. Environmental Science, 2010,31(1):129- 133.

[16] Gabarró J, Ganigué R, Gich F, et alEffect of temperature on AOB activity of a partial nitritation SBR treating landfill leachate with extremely high nitrogen concentration [J]. Bioresource Technology, 2012,126(6):283-289.

[17] Kim D J, Lee D I, Keller J. Effect of temperature and free ammonia on nitrification and nitrite accumulation in landfill leachate and analysis of its nitrifying bacterial community by FISH [J]. Bioresource Technology, 2006,97(3):459-468.

[18] 李振山,邵 軍,孫海美,等.垃圾滲濾液處理系統中微生物群落結構變化研究[J]. 北京大學學報(自然科學版), 2010,46(3):435-441.

Li Z S, Shao J, Sun H M, et alVariation of microbial community structures in landfill leachate treatment system [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2010,46(3):435-441.

[19] Guo R B, Fu S F, Wang F, et alImpacts of microaeration on the anaerobic digestion of corn straw and the microbial community structure [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,287:523-528.

[20] Kim M, Oh H S, Park S C, et al. Towards a taxonomic coherence between average nucleotide identity and 16S rRNA gene sequence similarity for species demarcation of prokaryotes [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2014,64(2): 346-351.

[21] 李 蕓,熊向陽,李 軍,等.膜生物反應器處理晚期垃圾滲濾液亞硝化性能及其抑制動力學分析[J]. 中國環境科學, 2016,36(2):419- 427.

Li Y, Xiong X Y, Li J, et al. Performance of nitritation process in membrane bioreactor for old landfill leachate and analysis of inhibition kinetics [J]. China Environmental Science, 2016,36(2): 419-427.

[22] 國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法[M]. 4版.北京:中國環境科學出版社, 2002.

State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis method [M]. 4th Ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002.

[23] 王 凱,武道吉,陳舉欣,等.SBR處理滲濾液深度脫氮的影響因素研究[J]. 中國環境科學, 2016,36(11):3287-3294.

Wang K, Wu D J, Chen J X, et al. The influential factors of landfill leachate advanced nitrogen removal by SBR [J]. China Environmental Science, 2016,36(11):3287-3294.

[24] 王思萌,苗圓圓,彭永臻,等.低溫投加短程硝化污泥下城市污水SPN/A工藝運行特性[J]. 中國環境科學, 2019,39(4):1456-1463.

Wang S M, Miao Y Y, Peng Y Z, et al. Operation characteristics of the SPN/A process for municipal wastewater under low temperature shortcut nitrification sludge [J]. China Environmental Science, 2019, 39(4):1456-1463.

[25] 何曉紅,楊 暖,陶 勇,等.高濃度氨氮廢水短程硝化及氨氧化菌群分析[J]. 應用與環境生物學報, 2013,19(2):313-317.

He X H, Yang N, Tao Y, et al. Shortcut nitrification of high ammonia concentration wastewater and ammonia-oxidizing bacterial community [J]. Chinese Journal of Appled and Environmental Biology, 2013,19(2):313-317.

[26] 曾 薇,楊 慶,張樹軍,等.采用FISH、DGGE和Cloning對短程脫氮系統中硝化菌群的比較分析[J]. 環境科學學報, 2006,26(5): 734-739.

Zeng W, Yang Q, Zhang S J, et al. Analysis of nitrifying bacteria in short-cut nitrification-denitrification processes by using FISH, PCR- DGGE and Cloning [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2006,26(5): 734-739.

[27] 王秀杰,李 軍,李 蕓,等.晚期垃圾滲濾液MBR亞硝化系統中細菌及功能菌的多樣性[J]. 北京工業大學學報, 2017,43(9):1416-1425.

Wang X J, Li J, Li Y, et al. Diversity of bacteria and functional bacteria in MBR shortcut nitrification system treating late landfill leachate [J]. Journal of Beijing University of Technology, 2017,43(9):1416-1425.

[28] 梁俊宇,周 鴻,趙 晴,等.垃圾滲濾液部分亞硝化的啟動運行及菌群分析[J]. 水處理技術, 2018,44(3):99-103.

Liang J Y, Zhou H, Zhao Q, et al. Analysis of start-up, operation and microbial community during landfill leachate partial nitritation [J]. Technology of Water Treatment, 2018,44(3):99-103.

[29] Kulikowska D, Jó?wiak T, Kowal P, et alMunicipal landfill leachate nitrification in RBC biofilm – Process efficiency and molecular analysis of microbial structure [J]. Bioresource Technology, 2010, 101(10):3400-3405.

[30] 廖小兵,許玫英,鄧代永,等.晚期垃圾滲濾液的部分亞硝化[J]. 環境工程學報, 2012,6(9):2918-2922.

Liao X B, Xu M Y, Deng D Y, et al. Partial nitrification of old landfill leachate [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2012, 6(9):2918-2922.

[31] Limpiyakorn T, Shinohara Y, Kurisu F, et al. Communities of ammonia-oxidizing bacteria in activated sludge of various sewage treatment plants in Tokyo [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2005, 54(2):205-217.

[32] Harms G, Layton A C, Dionisi H M, et al. Real-time PCR quantification of nitrifying bacteria in a municipal wastewater treatment plant. [J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(2):343-351.

[33] Koops H P, Pommerening-R?ser A. Distribution and ecophysiology of the nitrifying bacteria emphasizing cultured species [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2001,37(1):1-9.

[34] Limpiyakorn T, Kurisu F, Sakamoto Y,et alEffects of ammonium and nitrite on communities and populations of ammonia-oxidizing bacteria in laboratory-scale continuous-flow reactors [J]. FEMS Microbiology Ecology, 2007,60(3):501-512.

[35] Siripong S, Rittmann B E. Diversity study of nitrifying bacteria in full-scale municipal wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2007,41(5):1110-1120.

[36] Stein L Y, Arp D J, Berube P M, et alWhole-genome analysis of the ammonia-oxidizing bacterium,C91: implications for niche adaptation [J]. Environmental Microbiology, 2007,9(12):2993-3007.

[37] Thompson I P, Gast C J V D, Ciric L, et al. Bioaugmentation for bioremediation: the challenge of strain selection [J]. Environmental Microbiology, 2005,7(7):909-915.

[38] 熊 英,向 斯,程 凱.一株高適應性CZ-4的脫氨特性[J]. 中國環境科學, 2019,39(8):3365-3372.

Xiong Y, Xiang S, Cheng K. Nitrogen removal characteristics of a highly adaptableCZ-4 [J]. China Environmental Science, 2019,39(8):3365-3372.

The contribution oflineage to the deamination in full-scale landfill leachate treatment systems.

XIONG Ying1,2, XIANG Si1,2, CHENG Kai1*

(1.Hubei Key Laboratory of Ecological Restoration for River-Lakes and Algal Utilization for College of Resources and Environmental Engineering, Hubei University of Technology, Wuhan 430068, China；2.Wuhan Cyano-King Environmental Technology Co.Ltd, Wuhan 430068,China)., 2021,41(6)：2602～2609

In order to study the relationship between the microbial community structure and the deamination effect in landfill leachate treatment systems, 16S rRNA high-throughput sequencing technology was used to analyze the community structure of autotrophic ammonia oxidizing bacteria (AOB) in 15 full-scale landfill leachate treatment systems. Meanwhile, the annual change of the community structure of AOB in one of the treatment systems was monitored. Moreover, a 45-day simulation test using real landfill leachate was carried out to study the deamination activity. The results showed thatwas the dominant AOB genus in landfill leachate treatment systems, and its relative abundance was positively correlated with the deamination activity (<0.05). Within the genus, the relative abundance of,and, which all belongs to thelineage, were positively correlated with deamination activity (<0.05). The results indicated that thelineage was the dominant AOB group in the full-scale landfill leachate treatment systems, and greatly contributed to the deamination in landfill leachate.

landfill leachate；ammonia oxidation；next-generation sequencing；biodiversity

X703.1

A

1000-6923(2021)06-2602-08

熊 英(1994-),女,湖北孝感人,湖北工業大學碩士研究生,主要研究方向為氨氧化微生物技術.發表論文1篇.

2020-10-15

國家科技重大專項(2017ZX07602002)

* 責任作者, 教授, chengkaicn@163.com