RSI-MO工藝對沼氣脫硫的影響及微生物種群分析

阮仁俊,李家樂,歐坤軒,趙昌爽,,孫俊偉,操家順

RSI-MO工藝對沼氣脫硫的影響及微生物種群分析

阮仁俊1,2*,李家樂1,歐坤軒1,趙昌爽1,2,孫俊偉1,操家順2

(1.安徽工程大學(xué)建筑工程學(xué)院,安徽 蕪湖 241000；2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210098)

為實現(xiàn)剩余污泥厭氧消化沼氣原位深度脫硫,采用向反應(yīng)器中嵌入最佳劑量(20g/L)廢鐵屑并引入微氧條件,構(gòu)建廢鐵屑-微氧(RSI-MO)消化工藝,探索其對原位脫硫的影響.研究分7階段,P1階段對照組,P2階段加入RSI,P3~P7階段逐步提高O2劑量.結(jié)果表明,MO效應(yīng)激發(fā)硫氧化菌(SOB)生物脫硫,促發(fā)RSI化學(xué)腐蝕而生成鐵硫沉淀物.P1~P7階段,RSI與MO交互作用可促進(jìn)水解酸化,但O2劑量過高會抑制產(chǎn)甲烷微生物活性,造成VFAs積累.為研究RSI與MO交互作用對微生物群落多樣性和豐度的影響,取P1、P2和P6階段污泥樣品進(jìn)行高通量測序發(fā)現(xiàn),RSI投加有益于產(chǎn)氫型微生物()、產(chǎn)乙酸型微生物()、產(chǎn)甲烷微生物()的生長.MO效應(yīng)可激活SOB的活性,強化生物脫硫作用.

廢鐵屑；微氧效應(yīng)；生物脫硫；化學(xué)除硫；微生物種群

如何有效處理并穩(wěn)定市政污泥是我國當(dāng)前面臨的重要問題.厭氧消化工藝再生利用生物質(zhì)廢棄物,產(chǎn)生再生能源CH4,是解決能源和環(huán)境危機的有效途徑[1].原始沼氣除CH4和CO2外,還含有一定濃度的H2S,體積分?jǐn)?shù)0.5%~1.0%.H2S易通過細(xì)胞膜擴散至細(xì)胞質(zhì)中,抑制產(chǎn)甲烷菌活性,特別是營乙酸型產(chǎn)甲烷菌[2],造成厭氧消化產(chǎn)氣效率偏低.研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)沼氣H2S濃度從50mg/L升至1000mg/L時,CH4產(chǎn)率降低50%[3].此外,硫酸鹽還原菌(SRB)將硫酸鹽還原為H2S,厭氧發(fā)酵期間SRB與產(chǎn)甲烷菌之間競爭氫、乙酸等底物[4].因此,去除H2S是提高CH4產(chǎn)量的必要條件.

為了控制H2S的抑制作用,可采取稀釋、聯(lián)合消化和馴化等措施[5].近幾年,很多含鐵試劑(納米零價鐵粉、普通零價鐵粉、FeCl3、磁鐵礦等)受到廣大研究人員的青睞,通過投加含鐵試劑提升剩余污泥厭氧消化效率,同時控制H2S濃度[6-9].雖然以上含鐵試劑能夠有效控制沼氣H2S濃度,但價格十分昂貴,增加運行成本.廢鐵屑(RSI)作為價格低廉的含鐵材質(zhì),能否控制厭氧消化H2S含量且脫硫效率如何,鮮有文獻(xiàn)報道.此外,也有學(xué)者通過微氧(MO)效應(yīng),即提供適量O2降低沼氣H2S含量[10].MO原位脫硫的前提是不破壞厭氧反應(yīng)器還原性氛圍,向厭氧反應(yīng)器中通入一定量的O2或空氣(0.3~1mg/L)[11],在SOB作用下,利用O2作為電子受體,將反應(yīng)器內(nèi)的硫化物氧化為單質(zhì)硫或硫酸鹽(O2過量)等[12]. SOB在環(huán)境中普遍存在,且對O2的利用效率比較高,不需刻意接種.可聯(lián)合兼性厭氧菌及時將溶解氧消耗掉,保證反應(yīng)器的還原性氛圍,減弱或消除O2對產(chǎn)甲烷菌的抑制.

厭氧消化在多種微生物菌群的協(xié)同作用下形成復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng),主要以產(chǎn)CH4和非產(chǎn)CH4兩大類微生物菌群為主.非產(chǎn)甲烷菌群為產(chǎn)甲烷菌群提供生長繁殖所需的物質(zhì)基礎(chǔ)并創(chuàng)造適宜生存的還原性環(huán)境,產(chǎn)甲烷菌可為非產(chǎn)甲烷菌消除氫、酸積累引發(fā)的抑制性作用.二者既相互聯(lián)系又相互制約,借助分子生物學(xué)技術(shù)了解厭氧消化全過程產(chǎn)甲烷菌群和非產(chǎn)甲烷菌群動態(tài)變化很有必要.

本研究整合RSI-MO消化工藝,探索RSI與MO交互作用對系統(tǒng)水解酸化的影響,并淺析RSI與MO交互作用脫硫機制.通過Miseq高通量測序技術(shù)檢測微生物種群落結(jié)構(gòu)組成和豐度,分析微生物群落結(jié)構(gòu)對RSI與MO交互作用的響應(yīng),為厭氧發(fā)酵系統(tǒng)穩(wěn)定而高效運行提供生物學(xué)調(diào)控依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

剩余污泥取自南京江寧經(jīng)濟開發(fā)區(qū)污水處理廠二沉池,-20℃儲藏待用.剩余污泥使用之前進(jìn)行堿預(yù)處理[15],污泥堿預(yù)處理后VS=20.3g/L、TS= 32.9g/L.厭氧接種污泥取自洋河酒廠污水站污泥膨脹床(EGSB),種泥VS=24.1g/L、TS=34.7g/L,接種之前種泥處于饑餓狀態(tài)一周.RSI購于南京某機械加工車間,表面覆蓋一層鐵銹(鐵氧化物聚集物,主要成分為Fe(OH)3、FeCO3、Fe2O3、FeOOH和Fe3O4),外形為10mm×10mm×0.3mm,使用之前用0.1mol/L氫氧化鈉溶液浸泡24h去除表面油漬.

1.2 半連續(xù)厭氧/微氧試驗設(shè)計

圖1 實驗裝置示意

表1 試驗7個周期相關(guān)參數(shù)設(shè)置與結(jié)果

注: O2/biogas為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下所提供的氧氣與消化所產(chǎn)沼氣的體積比,即標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氧氣(L)/標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下沼氣(m3).

前期研究已獲知不同劑量RSI(0,1,5,10,20和30g/L)對剩余污泥厭氧消化的影響,以及對沼氣H2S含量的初步影響,并確定RSI的最佳投加劑量為20g/L[16].本文在此基礎(chǔ)上開展半連續(xù)厭氧/微氧消化研究,將RSI最佳劑量嵌入反應(yīng)器中.半連續(xù)消化試驗于有效體積4L、頂空體積0.5L的有機玻璃反應(yīng)器中進(jìn)行,溫度控制在35℃.試驗共分7個階段進(jìn)行,每個階段持續(xù)30d,共210d.每天進(jìn)料排料各一次,每次200mL.為了提高厭氧消化沼氣H2S濃度,進(jìn)料污泥中添加Na2SO4且濃度為2g/L.為了使微量O2能夠充分地被SOB利用,借助小型壓縮機(1L/min)進(jìn)行沼氣循環(huán).氧氣罐連接一個氣體流量計(SIERRA 820Top-Trak)控制O2量,直接加入反應(yīng)器頂空,跟隨沼氣循環(huán),被反應(yīng)器內(nèi)SOB利用,裝置如圖1所示.第一階段(P1)作為對照組,RSI和O2均不提供;第二階段(P2)只提供RSI(20g/L);第三至第七階段(P3~P7)提供RSI(20g/L),并逐步提升O2劑量(分別為1,5,10,15和20mL).相關(guān)試驗設(shè)置如表1所示.反應(yīng)器每天取樣一次,并保存于4℃環(huán)境下,產(chǎn)生的沼氣收集于5L集氣袋中(CEL Scientific, Santa Fe Springs, CA, USA).鑒于沼氣產(chǎn)量的原因,經(jīng)計算,沼氣停留時間超過7h,足以完成沼氣生物脫硫[17].

1.3 測試方法

1.3.1 揮發(fā)性脂肪酸VFAs的檢測 VFAs采用安捷倫氣相色譜儀(GC7890)進(jìn)行測定.樣品在測定前需要進(jìn)行一定的預(yù)處理:先離心(5000r/min, 10min)再過濾(0.45mm),收集濾液,最后濾液中加入事先配制好的磷酸溶液將濾液的pH值降至3以下,再進(jìn)行檢測.氣相色譜法的檢測參數(shù):檢測器為火焰離子化檢測器,溫度控制在250℃,氫氣、空氣和尾吹流量分別為30、400和30mL/min.以高純N2作為載氣,同時溫度控制在200℃;再以10℃/min的升溫方式將柱溫箱的溫度由80℃升至180℃,于此溫度下保持1min,再以上述升溫方式將柱溫箱溫度升至220℃,于此溫度下保持5min.

1.3.2 微生物高通量測序 利用Miseq高通量測序技術(shù)對7階段中的3種不同運行狀態(tài)(P1、P2和P6)的厭氧污泥樣品進(jìn)行測序分析.P1階段,厭氧消化系統(tǒng)既沒有提供O2也沒有提供RSI;第2階段提供RSI而沒有提供O2;P3~P7階段在投加RSI的基礎(chǔ)上逐步提高O2劑量,鑒于P6階段反應(yīng)器綜合性能最佳(圖2),故選取P6階段污泥樣品作為此運行狀態(tài)的代表.將取好的污泥樣品冷凍并送至凌恩生物科技有限公司進(jìn)行檢測,Illumina PE250測序?qū)嶒灹鞒?基因組DNA提取→設(shè)計并合成引物→PCR擴增和產(chǎn)物純化→PCR產(chǎn)物定量和均一化→Miseq高通量測序.

基因組DNA提取:完成基因組DNA抽提后,利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測抽提的基因DNA.

PCR擴增:按指定測序區(qū)域,合成帶有barcode的特異引物.為保證后續(xù)數(shù)據(jù)分析的準(zhǔn)確性及可靠性,需滿足兩個條件:①盡可能使用低循環(huán)數(shù)擴增;②保證每個樣本擴增的循環(huán)數(shù)一致.隨機選取具有代表性的樣本進(jìn)行預(yù)實驗,確保在最低循環(huán)數(shù)中使絕大多數(shù)樣本能夠擴增出濃度合適的產(chǎn)物.PCR采用TransGen AP221- 02:TransStart Fastpfu DNA Polymerase;PCR儀: AB1GeneAmp ?9700型.全部樣本按照正式實驗條件進(jìn)行,每個樣本3個重復(fù),將同一樣本的PCR產(chǎn)物混合后用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測,使用 AxyPrepDNA 凝膠回收試劑盒(AXYGEN公司)切膠回收PCR產(chǎn)物,Tris_HCl洗脫;2%瓊脂糖電泳檢測.

熒光定量:參照電泳初步定量結(jié)果,將PCR產(chǎn)物用QuantiFluor?-ST藍(lán)色熒光定量系統(tǒng)(Promega公司)進(jìn)行檢測定量,之后按照每個樣本的測序量要求,進(jìn)行相應(yīng)比例的混合.

所得微生物測試結(jié)果經(jīng)過去除接頭序列、低復(fù)雜度序列和低質(zhì)量序列后得到有效序列,通過對有效序列作圖對比分析.按照 97%相似性,對非重復(fù)的有效序列進(jìn)行OTU聚類分析及物種多樣性分析.在綱和屬水平上統(tǒng)計各污泥樣品微生物群落組成,獲取微生物菌群組成和豐度.

2 結(jié)果與討論

2.1 RSI與MO交互作用對VFAs的影響

P1~P7階段,剩余污泥厭氧/微氧消化液中VFAs (甲酸、乙酸、丙酸、丁酸和戊酸)各組分濃度變化如圖2所示.7階段的平均VFAs值可分成3個波動等級,最低P1階段為927.0mgCOD/L;中等P2~P6階段分別為1527.8,1523.8,1550.8,1540.5, 1526.9mgCOD/ L;最高P7階段為1816.5mgCOD/L. RSI于P2階段加入反應(yīng)器,VFAs濃度顯著提高,可知RSI投加促進(jìn)剩余污泥水解酸化,與前期批式試驗成果一致[16].P7階段反應(yīng)器平均VFAs濃度最高,除RSI存在外,可能原因:①P7階段O2劑量最高,激發(fā)好氧和兼性厭氧酸化菌群的活性[18],提升產(chǎn)酸速率;②根據(jù)前期研究成果可知高劑量O2破壞反應(yīng)器還原性氛圍,再結(jié)合P7階段甲酸、乙酸(產(chǎn)甲烷微生物可直接利用的基質(zhì))殘余濃度最高,推測產(chǎn)甲烷微生物活性受到抑制,造成VFAs積累.此外,P7階段丙酸濃度為118.3mgCOD/L,較P1~P6階段高,歸因于丙酸型發(fā)酵更易在氧化還原電位(ORP)值高于-278mV的環(huán)境下發(fā)生[19],由前期研究成果可知,P7階段ORP處于?200~?230mV之間,促進(jìn)丙酸型發(fā)酵的發(fā)生. P1~P7階段,丁酸和戊酸濃度分別為152.8, 365.9, 373.4, 368.3, 378.9, 370.3, 272.4mgCOD/L和170.5, 486.6, 471.4, 487.8, 466.5, 459.2, 379.4mgCOD/L.P2~P7階段丁酸和戊酸濃度都明顯高于P1階段,歸功于投加RSI可促進(jìn)水解酸化效率.而P7階段的丁酸和戊酸濃度較P2~P6階段稍有回落,歸因于P7階段氧氣劑量最高,促進(jìn)相關(guān)酸化細(xì)菌活性,將丁酸和戊酸進(jìn)一步降解成小分子的VFAs.

圖2 不同運行階段VFAs濃度變化曲線

2.2 RSI與MO交互作用控制沼氣H2S的潛在機理

RSI與MO交互作用有助于系統(tǒng)實現(xiàn)沼氣原位脫硫,通過前面研究結(jié)果可對其脫硫機理進(jìn)行闡述.如圖3所示,通過強化反應(yīng)體系生物和化學(xué)作用實現(xiàn)沼氣原位深度脫硫.首先,反應(yīng)器進(jìn)料污泥經(jīng)破胞作用,釋放胞內(nèi)有機質(zhì).一方面,在酸化細(xì)菌作用下有機質(zhì)被降解并產(chǎn)生電子,另一方面含硫有機物被轉(zhuǎn)變成硫酸鹽,硫酸鹽在SRB的作用下轉(zhuǎn)化成硫化物(S2-、HS-和H2S)溶于液相.厭氧環(huán)境下RSI釋放Fe2+和Fe3+,結(jié)合硫化物生成鐵硫化合物沉淀.其中,Fe3+在鐵還原菌(IRB)異養(yǎng)代謝作用下還原成Fe2+,Fe2+與硫化物結(jié)合生成FeS(亞穩(wěn)態(tài)),并逐步轉(zhuǎn)化成FeS2(穩(wěn)態(tài)),有益于液相硫化物濃度的控制[20].其次,MO效應(yīng)可同時強化化學(xué)除硫作用和生物原位脫硫作用.歸因于提供的O2:①可促進(jìn)RSI釋放Fe2+和Fe3+,促進(jìn)鐵硫化合物沉淀的生成,有效降低液相硫化物濃度;②可作為電子受體強化SOB脫硫活性,促使硫化物氧化為單質(zhì)或硫酸鹽(O2過量).通過系統(tǒng)排泥將固化的含硫化合物(單質(zhì)S和FeS2)排除,降低液相硫化物濃度.通過耦合化學(xué)和生物脫硫作用,液相硫化物濃度得到有效地控制.根據(jù)亨利定律,液相硫化物濃度的降低,可有效減少氣相硫化物的釋放,故可控制沼氣H2S濃度[21].最后,由于SOB生存在氧氣濃度比較高的區(qū)域,大部分聚集在反應(yīng)器氣液交界面附近,即使有部分H2S已釋放到氣相中,在交界面附近的氣態(tài)H2S會被在交界面附近的SOB氧化,可直接起到降低沼氣H2S濃度的作用.

圖3 RSI與MO交互作用的潛在脫硫機理

2.3 RSI與MO交互作用對系統(tǒng)微生物群落的影響

圖4 P1、P2、P6階段穩(wěn)定運行期厭氧污泥樣品稀釋性曲線

相似水平0.97

2.3.1 系統(tǒng)微生物多樣性分析 圖4是3種不同運行階段穩(wěn)定期污泥樣品的稀釋性曲線,由圖可知,隨著序列數(shù)量的增加,稀釋性曲線逐漸趨于平緩,說明所取污泥樣品微生物豐度較高[22].根據(jù)3種不同運行階段穩(wěn)定期污泥樣品的測序量在不同測序深度時的微生物多樣性指數(shù)構(gòu)建Shannon曲線(圖5),且所取樣品的Shannon曲線隨著測序數(shù)量的增加亦逐漸趨向平緩,說明所選污泥樣品的微生物多樣性較高[23].通過Rarefaction曲線和Shannon曲線說明試驗所選微生物測序的污泥樣品較為合理,污泥樣品中的絕大部分微生物種類和豐度可被反映出來.

圖5 P1、P2、P6階段穩(wěn)定運行期厭氧污泥樣品Shannon指數(shù)變化曲線

相似水平0.97

通過對反應(yīng)器穩(wěn)定運行期厭氧污泥樣品多樣性分析,可反映樣品微生物群落的多樣性和豐度,表2是污泥樣本微生物群落多樣性指數(shù)匯總表.由3組污泥樣品覆蓋度數(shù)值均大于99.9%可知,本次檢測結(jié)果較為理想,能真實反應(yīng)污泥微生物群落結(jié)構(gòu)特征.首先,由OTU聚類分析可知,污泥樣品P1、P2、P6階段OUT值分別為886、957和1147.根據(jù)污泥樣品序列豐度,對樣品OTU豐富度指數(shù)(ACE、Chao)以及多樣性指數(shù)(Shannon、Simpson)進(jìn)行評價.3個階段污泥樣品序列的豐富度指數(shù)與多樣性指數(shù)存在一定差異.P6階段穩(wěn)定運行期微生物豐富度指數(shù)ACE和Chao分別為1312和1377,多樣性指數(shù)Shannon和Simpson分別為6.46和0.021,與P1、P2階段相比,P6階段微生物菌群豐度及多樣性均相對較高.圖6體現(xiàn)了不同階段污泥樣品間的OUT重合情況,3個污泥樣品共有的OUT數(shù)量達(dá)767,P2階段OTU數(shù)較P1階段(對照組)多91個,P6階段OUT數(shù)最多,達(dá)1147個.由檢測結(jié)果可知,厭氧體系微生物群落豐度與多樣性因RSI與MO的交互作用得以提高.

表2 P1、P2、P6階段穩(wěn)定運行期污泥樣品微生物α多樣性指數(shù)

圖6 P1、P2、P6階段穩(wěn)定運行期厭氧污泥樣品的OUT比較Venn圖

2.3.2 微生物群落結(jié)構(gòu)與豐度變化分析 反應(yīng)器在P1、P2、P6穩(wěn)定運行期的微生物群落結(jié)構(gòu)和豐度,因RSI與MO交互作用而存在較大差異(圖7).古細(xì)菌在綱的分類水平上相對豐度較高的菌群主要包括甲烷微菌綱(Methanomicrobia,37.71%、44.45%、40.30%)和甲烷球菌綱(Methanococci, 3.96%、6.31%、5.89%),且甲烷微菌綱為古菌優(yōu)勢菌群.古細(xì)菌在屬水平上主要包含10種菌群,其中、、、、和是營氫型產(chǎn)甲烷菌,、、和為營乙酸型產(chǎn)甲烷菌.從P2階段開始,隨著RSI投加,產(chǎn)甲烷菌群(尤其營氫型產(chǎn)甲烷菌)群落結(jié)構(gòu)得到豐富,比如、和都屬于營氫型產(chǎn)甲烷菌[24],在P1階段豐度小于0.5%,而在P2和P6階段豐度皆超過0.5%,可見RSI投加可豐富產(chǎn)甲烷微生物菌群結(jié)構(gòu).此外,從高通測序結(jié)果來看,營乙酸型產(chǎn)甲烷菌群和兩種微生物豐度因RSI投加而顯著增加.P1階段,二者豐度值分別為2.45%和3.96%,進(jìn)入到P2和P6階段,豐度分別提升至4.13%、5.09%和6.31%、5.89%.因此,產(chǎn)甲烷菌群結(jié)構(gòu)和豐度都因RSI投加而增加,有助于提升反應(yīng)器消化效率.將P6階段古細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)與P1、P2階段相比較發(fā)現(xiàn),MO并未減少體系中產(chǎn)甲烷菌群的結(jié)構(gòu)和豐度,即對厭氧消化體系未產(chǎn)生負(fù)面影響.

圖7 第1、2、6階段穩(wěn)定運行期微生物群落在屬分類水平上的分布

為使視圖效果最佳,作圖時將豐度低于0.5%的部分合并為others在圖中顯示

細(xì)菌在綱分類水平上相對豐度較高的菌群主要包括變形菌綱(Alphaproteobacteria,29.29%、13.46%、14.97%)、梭菌綱(Clostridia,18.09%、15.89%、13.61%)、Δ-變形菌綱(Deltaproteobacteria, 0、10.03%、9.56)、酸微菌亞綱(Acidimicrobidae,0、1.37%、3.24%)、ε-變形菌綱(Epsilonproteobacteria, 0、0、3.80%)和丙型變形菌綱(Gammaproteobacteria, 0、0、2.92%),且變形菌綱和梭菌綱為優(yōu)勢菌群.細(xì)菌在屬的水平上主要包含19種菌群,其中和以CH4為基質(zhì),其存在必會降低系統(tǒng)CH4產(chǎn)量.通過高通量測序發(fā)現(xiàn)二者皆存在于P1階段,而P2階段RSI投加,使得豐度減小(<0.5%),可見RSI投加可遏制其生長,間接提高系統(tǒng)CH4產(chǎn)量,與Dunfieid等[25]研究結(jié)果一致.Uncultured、、、、和屬于產(chǎn)酸發(fā)酵微生物類群,可將大分子難降解復(fù)雜有機物代謝為有機酸.其中,是一類具有降解纖維素能力的厭氧菌群,具有蛋白質(zhì)或氨基酸降解屬性[26],此兩類菌群僅出現(xiàn)于P2和P6階段,并且二者在P6階段的豐度較P2階段都有所提高,說明RSI和微氧效應(yīng)皆有益于纖維素、蛋白質(zhì)等消化基質(zhì)的降解.在厭氧體系中,氫氣和乙酸是產(chǎn)甲烷菌群直接利用的基質(zhì)[27],對提升系統(tǒng)厭氧消化效率至關(guān)重要.sp.屬于產(chǎn)氫型微生物,存在于反應(yīng)器的所有階段.亦屬于產(chǎn)氫型微生物,可將丙酸氧化成甲酸,但它只出現(xiàn)于RSI投加之后(P2和P6),可見RSI投加有益于系統(tǒng)產(chǎn)氫型微生物類群的生長,為后續(xù)產(chǎn)甲烷提供有效基質(zhì).圖2顯示,P2~P6階段丙酸濃度較P1低,而甲酸濃度較P1高,可證實這一點.、和屬于產(chǎn)乙酸微生物類群,亦可為產(chǎn)甲烷提供有效基質(zhì).其中,出現(xiàn)于厭氧/微氧消化的整個歷程之中,而、僅出現(xiàn)于P2和P6階段,說明RSI投加可豐富產(chǎn)乙酸微生物類群,提高厭氧消化的乙酸產(chǎn)量,間接有益于甲烷產(chǎn)量的提高.屬于IRB,可將乙酸和多碳有機質(zhì)氧化為CO2.此種微生物只存在RSI投加之后(P2和P6),能夠?qū)⑾|(zhì)中難生物降解的大分子有機質(zhì)轉(zhuǎn)化成小分子有機酸[28].說明RSI投加能夠刺激IRB的生長,對厭氧消化污泥減量化和甲烷產(chǎn)量具有潛在的促進(jìn)作用.而sp.和sp.微生物類群屬于鐵氧化菌(IOB),將Fe(II)氧化為Fe(III)[29].sp.出現(xiàn)于P2和P6階段,而sp.只出現(xiàn)于P6階段,歸因于P6階段的MO效應(yīng),加速了Fe(II)的釋放速率,進(jìn)而提高IOB的種類.本研究所取的3個厭氧污泥樣品,SOB只存在于P6階段,分別為Unculturedsp.、Uncultured和Unculturedsp.,此類微生物能夠?qū)⒘蚧镅趸蓡钨|(zhì)硫、硫代硫酸鹽或硫酸鹽等,是系統(tǒng)實現(xiàn)生物脫硫的主功能微生物類群.其中, Unculturedsp.出現(xiàn)于前人研究的污泥微氧消化反應(yīng)器的頂空之中[30];Uncultured正如Kryachko等[31]的發(fā)現(xiàn),為化能自養(yǎng)型SOB,微氧效應(yīng)能激發(fā)其生物脫硫潛力;Unculturedsp.出現(xiàn)于Potivichayanon等[32]設(shè)計的生物過濾器之中,通過生物脫硫去除H2S氣體.

3 結(jié)論

3.1 RSI與MO交互作用可促進(jìn)水解酸化效率,顯著提升酸化產(chǎn)物VFAs濃度,P1~P7階段VFAs濃度分別為927.0,1527.8,1523.8,1550.8,1540.5,1526.9和1816.5mgCOD/L,為后續(xù)產(chǎn)甲烷過程提供基質(zhì).

3.2 通過RSI和MO的交互作用可實現(xiàn)沼氣原位深度脫硫,潛在機制為MO效應(yīng)可強化RSI的化學(xué)除硫作用和SOB的生物脫硫作用,實現(xiàn)雙重作用的耦合.

3.3 因RSI與MO的交互作用,厭氧體系微生物群落豐度與多樣性得以提高,并且P1、P2、P6之間存在較大差異.對于古細(xì)菌,RSI投加不僅增加體系產(chǎn)甲烷菌群的種類(、和),而且提高了相關(guān)產(chǎn)甲烷菌群的豐度(于P1、P2、P6階段豐度分別為2.45%、4.13%、6.31%和于P1、P2、P6階段豐度分別為3.96%、5.09%、5.89%),而MO效應(yīng)沒有對產(chǎn)甲烷菌群產(chǎn)生負(fù)面影響;對于細(xì)菌,RSI投加有益于系統(tǒng)產(chǎn)氫型()和產(chǎn)乙酸型微生物(、)類群的生長,為產(chǎn)甲烷提供有效基質(zhì),而MO效應(yīng)可激活SOB活性,實現(xiàn)微生物脫硫.

[1] Wei Y F, Yuan H R, Wachemo A C, et al. Anaerobic co-digestion of cattle manure and liquid fraction of digestate (LFD) pretreated corn stover: Pretreatment process optimization and evolution of microbial community structure [J]. Bioresource Technology, 2020,296:122282.

[2] Cao J J, Zhang L, Hong J Y, et al. Different ferric dosing strategies could result in different control mechanisms of sulfide and methane production in sediments of gravity sewers [J]. Water Research, 2019, 164:114914.

[3] Cecilia P, Felipe A M, Giulio M. The role of organic load and ammonia inhibition in anaerobic digestion of tannery fleshing [J]. Water Resources and Industry, 2018,19:25-34.

[4] Liu Y, Wachemo A C, Yuan H R, et al. Anaerobic digestion performance and microbial community structure of corn stover in three-stage continuously stirred tank reactors [J]. Bioresource Technology, 2019,287:121339.

[5] Ashley J B, Stephanie L, Walter M, et al. Methane and hydrogen sulfide production during co-digestion of forage radish and dairy manure [J]. Biomass and Bioenergy, 2015,80:44-51.

[6] 李小蘭,周 蕓,陳志燕,等.針鐵礦強化剩余污泥與煙草廢棄物厭氧發(fā)酵的研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2019,39(6):2475-2482. Li X L, Zhou Y, Chen Z Y, et al. Enhanced anaerobic fermentation of waste activated sludge and tobacco waste using Goethite [J]. China Environmental Science, 2019,39(6):2475-2482.

[7] 蘇良湖,張明珠,張龍江,等.水合氧化鐵對污泥厭氧消化過程的硫化氫控制 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(4):1349-1357. Su L H, Zhang M Z, Zhang L J, et al. The removal of hydrogen sulphide by ferrihydrite during anaerobic digestion of sewage sludge [J]. China Environmental Science, 2017,37(4):1349-1357.

[8] Zhu T T, Cheng H Y, Yang L H, et al. Coupled sulfur and iron(II) carbonate-driven autotrophic denitrification for significantly enhanced nitrate removal [J]. Environmental Science & Technology, 2019,53(3): 1545-1554.

[9] Ruan D N, Zhou Z, Pang H J, et al. Enhancing methane production of anaerobic sludge digestion by microaeration: Enzyme activity stimulation, semi-continuous reactor validation and microbial community analysis [J]. Bioresource Technology, 2019,289:121643.

[10] Zhou X J, Yin J G, Chen Y L, et al. Simultaneous removal of sulfur and iron by the seed precipitation of digestion solution for high-sulfur bauxite [J]. Hydrometallurgy, 2018,181:7-15.

[11] Meng J, Li J L, Li J Z, et al. Enhanced nitrogen removal from piggery wastewater with high NH4+and low COD/TN ratio in a novel upflow microaerobic biofilm reactor [J]. Bioresource Technology, 2018,249: 935-942.

[12] Tripathia N, Singhb R S, Hillsa C D. Microbial removal of sulphur from petroleum coke (petcoke) [J]. Fule, 2019,235:1501-1505.

[13] Chu L B, Yan S T, Xing X H, et al. Progress and perspectives of sludge ozonation as a powerful pretreatment method for minimization of excess sludge production [J]. Water Research, 2009,43(7):1811-1822.

[14] 阮仁俊,李運晴,項經(jīng)緯,等.廢鐵屑對剩余污泥厭氧消化特性的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2020,33(9):179-185. Ruan R J, Li Y Q, Xiang J W, et al. Influence of rusty scrap iron on the anaerobic digestion performance of waste-activated sludge [J]. Research of Environmental Sciences, 2020,33(9):179-185.

[15] Ramos I, Díaz I, Fdz-Polanco M. The role of the headspace in hydrogen sulfide removal during microaerobic digestion of sludge [J]. Water Science & Technology, 2012,66:2258-2264.

[16] Li Y F, Guo J B, Li H B, et al. Effect of dissolved oxygen on simultaneous removal of ammonia, nitrate and phosphorus via biological aerated filter with sulfur and pyrite as composite fillers [J]. Bioresource Technology, 2020,296:122340.

[17] Alkaya E, Demirer G N. Anaerobic acidification of sugar-beet processing wastes: effect of operational parameters [J]. Biomass and Bioenergy, 2011,35(1):32-39.

[18] 黃紹福,葉 捷,周順桂.赤鐵礦抑制硫酸鹽廢水厭氧消化產(chǎn)甲烷過程中硫化氫形成與機制[J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(4):1857-1864. Huang S F, Ye J, Zhou S G. Effect of hematite on the inhibition of hydrogen sulfide formation and its mechanism during anaerobic digestion and methanogenesis of sulfate wastewater [J]. Environmental Science, 2019,40(4):1857-1864.

[19] Shokouhi M, Jalili A H, Zoghi A T. Experimental investigation of hydrogen sulfide solubility in aqueous sulfolane solution [J]. The Journal of Chemical Thermodynamics, 2017,106:232-242.

[20] Amato K R, Yeoman C J, Kent A, et al. Habitat degradation impacts black howler monkey (Alouatta pigra) gastrointestinal microbiomes [J]. The ISME Journal, 2013,7:1344-1353.

[21] Wang Y, Sheng H F, He Y, et al. Comparison of the levels of bacterial diversity in freshwater, intertidal wetland, and marine sediments by using millions of illumina tags [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2012,78:8264-8271.

[22] Cadillo-Quiroz H, Yavitt J B, Zinder S H. Methanosphaerula palustris gen. nov., sp. nov., a hydrogenotrophic methanogen isolated from a minerotrophic fen peatland [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2009,59:928-935.

[23] Dunfield P F, Khmelenina V N, Suzina N E, et al. Methylocella silvestris sp. nov., a novel methanotroph isolated from an acidic forest cambisol [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2003,53:1231-1239.

[24] Tarlera S, Stams A J M. Degradation of proteins and amino acids by Caloramator proteoclasticus in pure culture and in coculture with Methanobacterium thermoformicicum Z245 [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1999,53:133-138.

[25] Kumar A, Samadder S R. Performance evaluation of anaerobic digestion technology for energy recovery from organic fraction of municipal solid waste: A review [J]. Energy, 2020,197:117253.

[26] Ying X, Guo K, Chen W, et al. The impact of electron donors and anode potentials on the anode-respiring bacteria community [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2017,101:7997-8005.

[27] Sachan R, Singh A K. Comparison of microbial influenced corrosion in presence of iron oxidizing bacteria (strains DASEWM1and DASEWM2) [J]. Construction and Building Materials, 2020,256: 119438.

[28] Díaz I, Pérez S I, Ferrero E M, et al. Effect of oxygen dosing point and mixing on the microaerobic removal of hydrogen sulphide in sludge digesters [J]. Bioresource Technology, 2010,102:3768-3775.

[29] Kryachko Y, Semler D, Vogrinetz J, et al. Hemmingsen. enrichment and identification of biosurfactant-producing oil field microbiota utilizing electron acceptors other than oxygen and nitrate [J]. Journal of Biotechnology, 2016,231:9-15.

[30] Potivichayanon S, Pokethitiyook M, Kruatrachue M. Hydrogen sulfide removal by a novel fixed-film bioscrubber system [J]. Process Biochemical, 2006,41:708-715.

致謝：本實驗的現(xiàn)場剩余污泥采樣工作由南京江寧經(jīng)濟開發(fā)區(qū)污水處理廠工作人員協(xié)助完成,本實驗的污泥微生物高通量測序工作由凌恩生物科技有限公司相關(guān)工作人員完成取樣和測序,在此表示感謝.

Influence of RSI-MO process on biogas desulfurization and analysis of microbial communities.

RUAN Ren-jun1,2*, LI Jia-le1, OU Kun-xuan1, ZHAO Chang-shuang1,2, SUN Jun-wei1, CAO Jia-shun2

(1.School of Architecture and Civil Engineering, Anhui Polytechnic University, Wuhu 241000, China；2.College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China)., 2021,41(4)：1909~1916

To achieve in-situ deep desulfurization of biogas derived from waste-activated sludge (WAS) anaerobic digestion, an integrated approach of optimal rusty scrap iron addition (20g/L) with micro-oxygen injection (RSI-MO) was constructed to disclose their combined influences on the performance of in-situ desulfurization. The operation of semi-continuous anaerobic/microaerobic reactor included seven stages (P1~P7). The operation of first stage (P1) was set as the control. The addition of RSI was started at the second stage (P2). The oxygen was introduced in P3 stage, and the concentrations were gradually increased from P3 to P7 stages. The results showed that MO induced the microbial sulfide oxidation by stimulating sulfur-oxidizing bacteria (SOB), and simultaneously promoted the chemical corrosion on iron to generate iron-sulfide precipitation. From P1 to P7, the synergistic effects of RSI and MO contributed to the hydrolytic-acidogenic efficiency. However, the overdose of oxygen inhibited the activities of methanogenic microorganisms, which caused the accumulation of VFAs. To demonstrated the combined effects of RSI and MO on the microbial diversity and abundance, the microbial communities in sludge samples of P1, P2 and P6 were analyzed via the high-throughput sequencing technology. The microbial analysis suggested that the RSI addition stimulated the activity of hydrogen-producing microorganisms (), acetate-producing microorganisms () and methanogenic microorganisms () while the MO stimulated the activity of SOB for biological desulphurization enhancement.

rusty scrap iron；micro-oxygen effect；biological desulfurization；chemical desulfurization；microbial communities

X172

A

1000-6923(2021)04-1909-08

阮仁俊(1988-),男,安徽馬鞍山人,講師,博士,主要從事固體廢棄物處理與資源化利用.發(fā)表論文7篇.

2020-08-26

國家自然科學(xué)基金資助項目(51808001);科學(xué)與研究預(yù)研項目(Xjky110201911);大學(xué)生科研項目(2020DZ15);安徽工程大學(xué)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計劃項目(202010363118, S201910363292);安徽省高等學(xué)校自然科學(xué)研究項目(KJ2020A0365)

* 責(zé)任作者, 講師, rrjgrad@163.com