提高污泥含固率對高溫厭氧消化互營產甲烷影響

朱俊兆,卓 楊,華飛虎,周夢雨,王雪娜,劉金洋,韓 蕓

提高污泥含固率對高溫厭氧消化互營產甲烷影響

朱俊兆,卓 楊,華飛虎,周夢雨,王雪娜,劉金洋,韓 蕓*

(西安建筑科技大學環境與市政工程學院,陜西 西安 710055)

以常規含固率(2%)剩余污泥高溫厭氧消化排泥為接種污泥,分析接種污泥在不同氨濃度下厭氧消化各步驟的動力學速率變化,并以熱水解預處理的高含固污泥(10%)為基質進行連續試驗,探討高溫厭氧消化條件下基質由常規含固率快速切換至高含固率的產甲烷性能變化.結果表明,隨著氨濃度上升,接種污泥對乙酸、丙酸、丁酸和熱水解污泥的比產甲烷活性均有所下降,但其氫利用速率和互營乙酸氧化速率未受到顯著影響.高溫厭氧消化基質含固率由2%切換至10%連續運行試驗結果表明,在有機負荷高達14g COD/(L·d)時,雖然系統COD去除率不足(27.99±3.66)%,且存在VFAs積累(10.41±2.25)g COD/L,但pH值仍可穩定在(7.74±0.09),說明該切換策略具有可行性.穩定運行系統中產氫產乙酸和互營乙酸氧化功能菌屬以(15.29%)、(8.89%)(17.99%)和(1.60%)為主,切換后乙酸營養型產甲烷菌被淘汰,而參與互營乙酸氧化過程的和相對豐度顯著提高,說明體系通過構建互營乙酸氧化產甲烷途徑來抵御高溫高氨的環境脅迫.因此,以常規含固率高溫厭氧消化污泥作為接種泥是實現由常規含固率切換至高含固熱水解-高溫厭氧消化的有效策略,并且接種污泥的互營乙酸氧化活性是切換成功的關鍵因素.

高含固污泥；高溫厭氧消化；熱水解預處理；互營乙酸氧化；氨抑制

厭氧消化作為廣泛應用的污泥穩定化和資源化技術,可將污泥中的生物質能以甲烷形式回收[1].近年來,污泥熱水解預處理技術的發展將厭氧消化污泥含固率提升至10%以上,可有效解決高含固污泥在厭氧消化時傳質受阻和中間產物積累的問題[2].高含固污泥熱水解厭氧消化工藝具有機負荷高和投資低等優勢,成為城市污水處理廠污泥厭氧消化系統改進工藝的主推方向之一[3].高溫厭氧消化是高含固熱水解預處理技術理想的耦合工藝,厭氧消化在高溫條件下不僅擁有更快的產甲烷速率,而且有利于熱水解換熱過程中的能量回收[4].然而,高含固熱水解-高溫厭氧消化(THP-TAD)具有高氨和高pH值的特點,并且在高溫下大幅上升的游離氨將對厭氧消化過程產生更強的抑制作用[5].除此之外,有機負荷和高溫條件極易致使產甲烷菌受到抑制作用,進而導致氫分壓上升和揮發性脂肪酸(VFAs)過量積累,最終導致反應器的酸化甚至崩潰.因此,在高氨氮環境下維持穩定的產甲烷性能是THP-TAD需要解決的首要問題.

互營乙酸氧化菌(SAOB)是與產甲烷作用相關的核心菌群[6].SAOB通常適宜在高溫下將乙酸氧化為H2與CO2,繼而被氫營養型產甲烷菌利用[7],即互營乙酸氧化產甲烷過程(SAO-HM).在不利于乙酸營養型產甲烷菌生長的厭氧環境下,SAOB通常會調節乙酸降解動力學[8].例如在高氨[9]和高VFAs[10]環境中,互營乙酸氧化產甲烷是降解乙酸的主要途徑.因此,在厭氧體系中建立SAO-HM是實現THP-TAD的關鍵因素,已有研究證實可通過氨誘導和酸誘導逐步建立SAO-HM[11-12].在常規高溫厭氧消化切換至高含固熱水解-高溫厭氧消化過程中,低氨低VFAs環境會逐漸轉向高氨高VFAs環境,更有利于SAOB與氫營養型產甲烷菌建立互營關系.此種切換方式是在THP-TAD體系下實現SAO-HM途徑的潛在策略,而目前對其可行性及運行特性尚缺乏研究.

本研究以常規高溫厭氧消化污泥為接種泥開展THP-TAD切換試驗,通過分析氨抑制條件下常規高溫厭氧污泥代謝典型基質的產甲烷特性,特別是不同氨濃度下的氫利用速率以及互營乙酸氧化速率以探討該策略的可行性.通過監測連續運行反應器中指標以評估該策略的適用性,并探討切換后的核心菌群和產甲烷菌之間的代謝關系,為高含固熱水解-高溫厭氧消化系統啟動和工藝優化提供技術支撐.

1 材料與方法

1.1 接種污泥與基質

接種污泥取自實驗室穩定運行280d以上的常規高溫厭氧消化反應器(55 ± 1)℃,接種污泥基本指標如表1所示.該反應器有效容積5L,基質為剩余污泥,COD去除率為(34.39 ± 2.83)%,水力停留時間(HRT)20d.連續運行試驗所用消化基質為熱水解預處理的剩余污泥,剩余污泥取自西安市某污水處理廠(A2/O工藝),脫水后調整含固率至10%,后置于熱水解反應釜(KCF-5,北京世紀森朗),熱水解條件為165 ℃、30min.消化基質于4 ℃冰箱保存待用.樣品預處理方法:將污泥樣品于10000r/min離心10min后(5804R,Eppendorf),取上清液測定溶解態指標,將污泥樣品在超聲破碎機中破胞進行總化學需氧量測定.接種污泥和消化基質指標見表1.

表1 接種污泥和消化基質基本指標

注:“/”表示該指標無單位.

1.2 試驗設置

1.2.1 比產甲烷活性測定 為探究氨氮濃度對接種污泥底物代謝的影響,試驗測定了不同氨氮濃度下接種污泥對典型基質的比產甲烷活性(SMA),采用有效容積120mL厭氧瓶一式3份進行,操作流程如圖1所示:

各試驗組氨氮濃度為接種泥所含有的氨氮濃度及氨氮投加濃度之和,未包含熱水解濾液投加導致的氨氮濃度增加(約28.88mg/L).產生的氣體用玻璃注射器測量體積后用排水集氣法收集,并利用氣相色譜儀測量氣體組分.計算公式為:

式中:SMA為比產甲烷活性,mLCH4/(gVSS·d);CH4為累計甲烷產量,mL;R為厭氧瓶中添加的污泥量,L;VSS為所用污泥的揮發性懸浮固體含量,g/L;為時間,d.

圖1 比產甲烷活性測定流程

Fig.1 The measurement process of specific methanogenic activity

1.2.2 氫利用速率和互營乙酸氧化速率 為表征其代謝速率,設計測定裝置如下:

(1)氫利用速率測定使用文獻[13]所示的方法,計算公式為:

式中:HUR為氫利用速率,mLH2/(gVSS·h);H2為累計氫氣消耗量,mL;R為厭氧瓶中添加的污泥量,L;VSS為所用污泥的揮發性懸浮固體含量,g/L;為時間,h.

同型產乙酸速率測定:殺滅產甲烷菌后,測定方法和計算方法與氫利用速率相同.

(2)互營乙酸氧化速率測定裝置:如圖所示,將一定體積已殺滅產甲烷菌的厭氧污泥置于厭氧瓶,投加適量乙酸鈉作為消化基質,厭氧瓶頂空與氣袋相連接以擴大頂空體積,設置蠕動泵加速氣體循環,每隔一定時間在厭氧瓶中取樣,測定液體樣品中的乙酸濃度,在氣袋中采樣測定氣體中的氫氣含量.計算公式為:

式中:SAO為互營乙酸氧化速率,mgHAc/(gVSS·h);HAc為乙酸消耗量,mg;R為厭氧瓶中添加的污泥量,L;VSS為所用污泥的揮發性懸浮固體含量,g/L;為時間,h.

1.2.3 連續運行試驗設置 實驗設置4個連續運行的完全混合厭氧反應器,反應器有效容積均為1.2L,HRT分別為20、15、10和5d,依次編號R1～R4,反應器接種常規高溫厭氧消化污泥800mL,并以熱水解污泥為基質進行連續運行試驗,采用集氣袋收集氣體,每日手動進排污泥.在連續運行期間監測VFAs、TAN、COD、容積產氣率和堿度等指標.

1.3 理化指標分析

TS和VSS均采用重量法測定;COD采用重鉻酸鉀法測定;pH值采用上海精科PHS-3CpH計測定;堿度采用滴定法測定,總堿度的滴定終點為3.8[14];氨氮采用納氏試劑分光光度法測定;VFAs測定采用氣相色譜法(BEIFEN Corp.3420A、FID檢測器),色譜柱為DB-FFAP毛細柱(50m × 0. 32mm × 0.50μm),測定條件為初始柱箱溫度120℃,保持初始柱箱溫度1min后進入升溫程序1,升溫程序1以10℃/min速率升溫,最終溫度為180℃,最終保持時間5min,然后進入程序2,程序以10℃/min速率升溫,最終溫度為220℃,最終保持時間5min.進樣口溫度180℃、檢測器溫度250℃;氣體組分包括CH4、CO2、H2和N2,采用氣相色譜法(BEIFEN Corp.3420A、TCD檢測器),色譜柱為蘭化TDX-01(3mm×2m),測定條件為進樣口溫度80℃、柱箱溫度100℃、檢測器溫度100℃.

游離氨(FAN)濃度依據文獻[15]中的公式計算:

式中:FAN為游離氨,mg/L;TAN為總氨氮,mg/L;為厭氧消化熱力學溫度,K.

Gompertz方程廣泛應用于估算甲烷產量和氫氣消耗量,利用修正的Gompertz方程擬合產甲烷和耗氫的動力學曲線,得到相關參數并評估了參數與模型的擬合度,其方程如下式所示:

式中:()為時間時刻累計甲烷產量或耗氫量,mL;max為最大累計甲烷產量或耗氫量,mL;max為最大甲烷產率或耗氫速率,mL/d或mL/h;為滯后時間;為消化時間;e為自然指數常數.

1.4 微生物群落分析

為探討切換前后微生物群落結構變化,在穩定運行的常規高溫反應器C1和切換完成后的R1～R4高含固熱水解高溫反應器中采集微生物樣本.使用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit (OMEGA, M5635-02)對樣本進行DNA抽提.利用Qubit3.0DNA檢測試劑盒對基因組DNA精確定量后,以確定PCR反應加入的DNA量.細菌PCR第一輪擴增所用引物為341F(5'-CCTACGGGNGG- CWGCAG-3')和805R(5'-GACTACHVGGGTATC- TAATCC-3').第二輪擴增引入Illumina橋式PCR兼容引物.古菌引用槽式PCR擴增有三輪,第一輪使用340F(5'-CCCTAYGGGGYGCASCAG-3')和1000R (5'-GGCCATGCACYWCYTCTC-3')進行引物擴增.第二輪使用第一輪PCR產物進行擴增,349F(5'- GYGCASCAGKCGMGAAW-3')和806R(5'-GGA- CTACVSGGGTATCTAAT-3'),第三輪擴增引入Illumina橋式PCR兼容引物.細菌和古菌PCR所用引物均融合了測序平臺的V3～V4通用引物.通過2%瓊脂糖凝膠電泳檢測文庫大小,使用Qubit3.0熒光定量儀進行文庫濃度測定,最后在Illumina平臺進行高通量測序.數據處理由上海生工生物工程股份有限公司完成.

2 結果與討論

2.1 不同氨濃度下常規含固率高溫厭氧污泥的產甲烷特性

圖2 不同氨濃度接種污泥對典型基質的產甲烷特性

為探討常規含固率高溫厭氧消化污泥作為接種污泥實現高含固熱水解-高溫厭氧消化的可行性,對常規高溫厭氧污泥在不同氨濃度下代謝典型基質的產甲烷性能進行測定,結果如圖2所示,在0.5和2.0g/LNH4+-N時,乙酸、丙酸和丁酸的累計產甲烷量基本相同,分別為(62.21±5.82)和(44.01± 12.61) mLCH4,而熱水解污泥的累計產甲烷量明顯低于其他組,僅為(23.99±2.52)和(16.70±0.90)mLCH4,這是由于熱水解污泥含有的抑制物會影響產甲烷性能[16].在2g/LNH4+-N時,丙酸組累計產甲烷量略高于乙酸和丁酸,這可能是不同VFAs的產氫產乙酸反應過程差異及接種泥的乙酸裂解、氧化反應在不同氨濃度下的抑制性導致.丙酸組具有最長的滯后期,為2.74d(表2),丙酸是高溫厭氧消化系統中最易積累的VFAs之一,與其他VFAs相比其對產甲烷菌的毒性最大,故而代謝緩慢[17].產甲烷菌可以直接利用乙酸產生甲烷,而代謝丁酸微生物的比生長速率較大,尤其是在高溫條件下可達到0.77d-1,故丁酸作為底物時也極易降解,通常難以發生積累[18].圖2中空白組最大產甲烷速度早于部分基質組,因此對最大甲烷產量及最大產甲烷速率進行數據擬合,隨后將最大甲烷產量及甲烷產率減去空白組,其結果見表2.SMA由最大產甲烷速率折算至每克揮發性懸浮固體.SMA在0.5g/LNH4+-N下最大.隨著氨氮濃度增加到2.0g/LNH4+-N,各組SMA分別下降了28.05%,57.89%,61.27%和13.33%.其中,乙酸和熱水解污泥的下降程度較小,這說明乙酸裂解型產甲烷依然貢獻度較大,且微生物對熱水解污泥的適應性較強.

當氨氮濃度增加到3.0g/LNH4+-N時,產甲烷過程明顯呈現兩段式產氣,見圖2.在第一階段,各組SMA均受到嚴重抑制,相較于2.0g/LNH4+-N分別下降了97.12%,94.74%,77.27%和80.17%.接種污泥體系中的產甲烷途徑為乙酸裂解型產甲烷,但乙酸營養型產甲烷菌對氨耐受能力較差,導致產甲烷過程近乎停滯[19].研究表明,互營乙酸氧化產甲烷途徑占比在大于3.0g/LNH4+-N時會顯著增加[20],而接種污泥的氫營養型產甲烷菌相對豐度較低,這可能是導致氨氮濃度提升至3000mg/L后SMA降幅較大的原因.在第二階段時,除熱水解污泥組下降外,其余各組的SMA分別提升至76.67%,83.33%和44.44%,這可能是由于參與SAO-HM過程的微生物對氨氮具有更高的耐受能力,在高氨氮環境中對乙酸代謝起重要作用.同時,第二階段中熱水解污泥組SMA下降,可能是高氨氮環境與熱水解污泥攜帶的抑制物協同作用,對微生物產生抑制[21].

表2 不同氨濃度下接種污泥對典型基質代謝的動力學參數

注:由于3g/LNH4+-N時為兩段式產氣,故分別進行擬合.

2.2 氫利用速率及互營乙酸氧化速率

氫利用速率和同型產乙酸速率大小能夠反映接種污泥對厭氧系統氫分壓的調控潛能.對不同氨濃度下常規高溫厭氧污泥的氫利用速率、同型產乙酸速率和互營乙酸氧化速率進行測定,由圖3(a)和(b)可知,氫營養型產甲烷菌和同型產乙酸菌能快速適應高氫分壓環境.

在測定開始時其耗氫量便快速增長,此時裝置中的氫氣基質充足,反應不受限制,在經過3～4h后,由于氫分壓降低,反應受基質濃度限制速率逐步減緩,其總氫利用速率和同型產乙酸速率在2.0g/ LNH4+-N時達到最大,分別為(6.98±0.86)和(6.65± 0.41)mLH2/(gVSS·h),而在3.0g/LNH4+-N時,氫利用速率為(5.26±0.28)mLH2/(gVSS·h),與2.0g/LNH4+-N相比僅下降24.79%.接種的常規高溫厭氧污泥以乙酸營養型產甲烷菌為主,在0.5g/ LNH4+-N時其乙酸的SMA為(40.96±0.16)mLCH4/(gVSS·d),而在3.0g/ LNH4+-N時乙酸SMA僅為(3.65±0.48)mLCH4/ (gVSS·d),與2.0g/LNH4+-N相比下降87.76%,氨氮濃度上升對乙酸SMA影響較大.對氫利用速率進行單因素ANOVA檢驗,顯著性為0.252(>0.05),這說明氨氮濃度對氫利用速率影響不顯著.氫營養型產甲烷菌是高氨氮環境下主導產甲烷過程的功能菌群[22],彭韻等[23]發現在高氨氮環境中,乙酸型產甲烷途徑會發生轉變,而氫型產甲烷途徑相關基因依然保持穩定.上述結果為高氨氮環境下實現互營乙酸氧化產甲烷奠定了基礎.

SAOB是高氨氮環境中代謝乙酸的核心菌群,其活性大小能間接表征厭氧微生物通過互營乙酸氧化產甲烷的代謝速率.由圖3(c)可知,在2.0g/ LNH4+-N時,其互營乙酸氧化速率和同型產乙酸速率均最高,分別為(5.16±0.51)和(6.65±0.41)mLH2/ (gVSS·h).同型產乙酸和互營乙酸氧化速率同時偏高的原因可能是由于它們是同一種SAOB介導,因為部分SAOB同時具有互營乙酸氧化功能和同型產乙酸功能[24,25],接種污泥的互營乙酸氧化速率在0.5和3.0g/LNH4+-N時分別為(4.74±0.33)和(4.40± 0.30)mgHAc/(gVSS·h).對互營乙酸氧化速率進行單因素ANOVA檢驗,顯著性為0.534(p>0.05),此結果說明常規含固率高溫厭氧消化污泥在高氨氮或低氨氮環境中,即便乙酸營養型產甲烷菌被抑制也依然保持代謝乙酸的能力,說明采用該污泥作為接種泥強化SAO-HM途徑實現高含固熱水解-高溫厭氧消化具備可能性.

2.3 切換過程中高含固熱水解高溫厭氧消化的運行特性

2.3.1 反應器運行性能 以2%含固率高溫厭氧消化污泥為接種污泥,經熱水解預處理的10%高含固污泥為基質,采用小試CSTR系統開展連續運行實驗.各反應器共運行69d,CSTR系統運行性能和OLR如圖4所示.系統在啟動大約12d后產氣量達到穩定,容積產氣率分別穩定在 (0.40±0.09),(0.61±0.12), (0.95±0.17)和(1.79±0.22)L/(L·d),且在較短的HRT也可以有效轉化有機物.在高OLR下,系統仍可維持一定的有機物去除率.在穩定期時COD去除率分別為(37.76±3.11)%(HRT為20d),(33.04±3.28)%(HRT為15d),(30.62±3.71)%(HRT為10d)和(27.99±3.66)% (HRT為5d).OLR最高時的COD去除率相比最低時下降25.87%,表明更高的OLR可能會使微生物承受的負荷更大,進而導致COD轉化率降低[26].同時,VS去除率分別為(35.65±2.68)%,(30.57±3.04)%, (28.47 ±2.57)%和(26.13±2.34)%.Wu等[27]分析了水熱預處理后的高含固污泥高溫厭氧消化去除率,熱水解后的污泥TCOD為83.6g/L,VS/TS為0.55,高溫條件下反應器的COD去除率為37.8%,與本研究的去除率接近.說明在高氨氮、高酸以及高負荷沖擊環境下,系統仍然能保持正常的COD去除率.因此,提高含固率是實現高含固熱水解-高溫厭氧消化的合理策略.

圖4 切換過程中高含固熱水解高溫厭氧消化的運行特性

氨抑制是影響高溫厭氧消化過程穩定性的重要因素[28],在本實驗切換過程中卻未出現明顯的氨抑制現象.常規高溫厭氧污泥的總氨氮濃度為(599.98± 90.12)mg/L,在基質改變為熱水解污泥后,各反應器的總氨氮濃度逐漸上升,在穩定期時,各反應器總氨氮濃度達到(2349.37±110.22)mg/L(見圖4).游離氨可對微生物表現出更強的毒性,但也存在高游離氨濃度環境下系統穩定運行的現象,Kim等[29]發現游離氨濃度達到700mg/L時系統仍能穩定運行不受抑制.Calli等[30]將配水運行的厭氧消化系統游離氨濃度提升至800mg/L,但COD降解率仍能維持在78%～96%.戴曉虎等[31]認為厭氧消化氨抑制研究的重點不僅在于獲得抑制閾值濃度,更應該傾向于解析游離氨濃度帶來的微生物種群結構和代謝途徑的變化.在高溫厭氧消化由常規含固率提升至高含固率過程中,游離氨濃度由接種污泥的(87.80±7.60)mg/L增加至切換完成后的(665.65±121.29)mg/L,在此過程中,游離氨上升很可能會造成微生物種群結構的變化,進而導致產甲烷途徑的改變.在高氨氮厭氧消化環境中,互營乙酸氧化產甲烷途徑占甲烷生成的68%～75%[32],該途徑的轉變有利于體系中的乙酸降解乃至其余VFAs氧化反應.因此,氨氮濃度提升對于切換過程中產甲烷途徑的轉變至關重要.

2.3.2 pH值、VFAs、堿度及氫分壓 pH值、VFAs、堿度是影響體系穩定性的主要因素,能反映厭氧體系的酸堿平衡和緩沖能力[33].在切換過程中,所有反應器的pH值在穩定期均保持在7.6～8.2之間,在啟動期(第1～33d)pH值均在不斷升高,這是由于基質中蛋白質含量隨著含固率升高.同時,這也導致各反應器在切換過程中總堿度在不斷上升,最終每臺反應器的總堿度維持在(7.41±0.08)g/L(見圖4),表明系統的緩沖能力得到極大提升.

啟動初期的總VFAs濃度較低,僅為(0.60± 0.27)gCOD/L,且各反應器均以乙酸和丙酸為主(圖5).在穩定期時各反應器總VFAs分別增加到(4.12± 0.71),(7.17±1.39),(6.20±1.01)和(10.41±2.25)g COD/ L(圖4),丙酸逐漸取代乙酸成為VFAs的主要成分,分別占總組份的44.41%,66.63%,61.15%和55.39%.高負荷厭氧體系的丙酸易發生積累[34],較高的OLR容易導致產酸和產甲烷過程代謝失衡[35],VFAs積累最終會導致系統pH值急劇下降.本研究中,隨著OLR的增加體系中丁酸和戊酸的比例隨之增加,丁酸易在高有機負荷下積累[36],而由于戊酸氧化的主要中間產物丙酸較難降解,戊酸的產氫產乙酸過程也被限制.在啟動初期,體系中氨濃度和VFAs濃度逐漸上升,產甲烷過程被抑制,氫分壓增加導致VFAs積累[37],雖然VFAs濃度上升,但同時總堿度也在逐步增加,這可能減緩了VFAs積累,使得水解產酸菌和產甲烷菌達到代謝平衡.在穩定期,SAOB和氫營養型產甲烷菌逐漸取代乙酸營養型產甲烷菌成為優勢菌群,使得產甲烷途徑轉變為SAO-HM, VFAs濃度逐漸趨緩并保持穩定.

圖5 連續運行反應器中VFAs濃度(a)R1;(b)R2;(c)R3;(d)R4

氫分壓影響厭氧消化過程中的熱力學和降解途徑,高氫分壓會抑制VFAs降解導致其積累.在本文中,各反應器的氫分壓均保持在極低的范圍(圖5),分別為(3.04±1.69),(4.25±4.44),(6.25±4.79)和(13.60±6.66)Pa,這說明系統消耗氫的能力逐漸提升.隨著SAO-HM體系的建立,氫營養型產甲烷菌對氫氣的消耗促使系統維持低氫分壓,保證SAO-HM過程能夠順利進行,故而氫分壓并未影響VFAs氧化反應.

2.3.3 最大產甲烷活性和氫利用速率 為探討切換過程中產甲烷途徑的變化,將切換完成后各反應器的排泥用無氧水淘洗并低速離心,控制氨氮濃度至(0.52±0.02)g/LNH4+-N測定氫利用速率和乙酸SMA.其結果由圖6所示,HRT為5d時其氫利用速率達到最大,為(14.84±0.57)mLH2/(gVSS·h),在HRT提升后,其氫利用速率分別為(11.46±0.71),(7.95±0.84)和(10.89±0.79)mLH2/(gVSS·h),與常規高溫厭氧污泥在0.5g/LNH4+-N下的氫利用速率(5.89± 0.43) mLH2/(gVSS·h)相比分別提升了151.95%,94.57%, 34.97%和84.89%;另一方面,常規高溫厭氧消化污泥在0.5g/LNH4+-N下乙酸的SMA為(40.96±0.16) mLCH4/(gVSS·d),切換后乙酸SMA分別變化至(15.01±1.98),(35.71±4.23),(16.79±1.25)和(39.47± 2.56)mLCH4/(gVSS·d).切換完成后,氫利用速率均有不同程度的提升,而乙酸SMA呈現下降趨勢.乙酸是產甲烷菌最易利用的基質之一,但乙酸SMA下降,這說明關于乙酸代謝的功能微生物出現抑制或轉化路徑發生改變.SAO-HM途徑相比乙酸裂解途徑的乙酸降解速率較慢[38],這可能是導致乙酸SMA下降的重要原因.氫利用速率提升說明產甲烷菌群從乙酸營養型轉變為氫營養型,產甲烷途徑已經轉變為SAO-HM.

圖6 切換完成后的最大乙酸SMA和最大氫利用速率

Fig 6 The maximum specific acetate methanogenic activity and hydrogen utilization rate after switching completion

2.4 微生物群落結構變化

在厭氧系統中,細菌直接參與底物降解過程,其中間產物會被產甲烷菌利用,因此細菌的群落結構會最先受到影響.細菌屬水平的相對豐度如圖7(a)所示,屬為嗜熱厭氧菌,其相對豐度由7.65%上升至15.29%.已有研究證實,是與氫營養型產甲烷菌共同進行互營氧化過程中降解乙酸鹽的主要菌屬[21].的相對豐度由0.19%提高至3.29%,該類菌屬主要是在高溫條件下對大分子有機物(如蛋白質)降解過程起重要作用[39].和相對豐度分別由0.46%和0.05%顯著提升至8.89%和17.99%,二者主要將糖轉化為乙酸、H2和CO2[40-41],可能與氫營養型產甲烷菌存在互營關系.此外,和對高氨氮和高VFAs環境也表現出極強的耐受性,研究也發現這些菌屬只在高氨氮反應體系中出現[42].互營單胞菌屬相對豐度由0.09%提高至1.60%,其主要功能就是將有機酸降解為乙酸和氫氣供產甲烷菌利用,參與互營乙酸氧化代謝過程[43].因此以上結果說明,在高溫厭氧消化由常規含固率切換至高含固率的過程中,環境變化導致、和等菌屬的相對豐度增加,促進SAO-HM途徑的構建.此類細菌對極端環境的強耐受性保障了高含固熱水解-高溫厭氧消化體系下水解酸化、產氫產乙酸和互營乙酸氧化階段的順利進行,這可能也是在高溫高氨環境下系統切換過程保持穩定的重要原因.

由圖7(b)中可知,甲烷八疊球菌()、甲烷絲菌()和甲烷熱桿菌()是系統的優勢古菌屬.在切換完成后,其相對豐度從接種污泥的16.52%分別上升至49.78%,53.48%, 67.01%和64.73%.除可利用乙酸外,可利用氫氣產生甲烷,并且已有研究證實其可以促進SAOB的生長[44].另外,因細胞表面有較高的卷起率,游離氨會更少擴散進其細胞內[6].因此推測在高含固厭氧消化系統中,游離氨濃度上升對相對豐度影響不顯著[31].常規含固率高溫接種污泥以乙酸營養型的甲烷絲菌主導,其相對豐度達到62.41%,切換后相對豐度由62.41%分別下降至0.47%,0.65%,0.69%和0.74%,這可能是切換過程中體系中的氨氮濃度在不斷增加所導致的.研究表明,氨氮高于1700mg/L時,會顯著抑制的活性,但的氨氮耐受閾值高達7000mg/L[45].因此,在高VFAs和高氨氮濃度體系下,而非會成為優勢菌屬,這與之前的研究結果一致[46–48].氫營養型甲烷熱桿菌在接種污泥中相對豐度僅占2.69%.在55℃以上的消化溫度,被認為是產甲烷的核心功能微生物,能利用H2與CO2合成甲烷[49],并且已證實其是能夠參與SAO- HM途徑的產甲烷古菌[50].相對豐度在切換后從2.69%分別上升至48.71%, 37.79%,28.89%和33.34%,這可能是切換后系統氫利用速率大幅提升的重要原因.

綜上所述,在切換過程中SAOB和氫營養型產甲烷菌強化的互營作用抵御了高溫下的氨脅迫和酸脅迫.因此,在厭氧體系中保持高豐度的氫營養型產甲烷菌有利于體系保持低氫分壓,從而更易于保持高負荷體系下乙酸化和甲烷化的平衡,促進產甲烷菌與互營氧化細菌之間的物質及能量交換過程.切換完成后,體系的產甲烷途徑轉變為互營乙酸氧化產甲烷,證實以常規高溫厭氧消化污泥為接種泥切換至高含固熱水解-高溫厭氧消化是一種有效策略.

3 結論

3.1 乙酸、丙酸、丁酸和熱水解污泥的SMA隨著氨濃度的上升均受到顯著抑制,而氫利用速率和互營乙酸氧化速率卻未受到明顯影響,表明通過建立互營乙酸氧化產甲烷途徑實現高含固熱水解-高溫厭氧消化具備可行性.

3.2 連續運行試驗顯示不同HRT下的高含固熱水解-高溫厭氧消化反應器均能穩定運行,容積產氣率分別為(0.40±0.09),(0.61±0.12),(0.95±0.17)和(1.79± 0.22)L/(L·d).游離氨達到(665.65±121.29)mg/L時,系統未有明顯的氨抑制和酸積累現象.在切換過程中,微生物通過改變產甲烷途徑來響應游離氨濃度上升產生的環境脅迫.

3.3 切換后各反應器污泥最大乙酸SMA均有不同程度的降低,而最大氫利用速率顯著提升.同時產氫產乙酸和互營乙酸氧化功能微生物主要為、、和,其相對豐度均大幅提升,促進了互營乙酸氧化產甲烷途徑的構建.切換后乙酸營養型產甲烷菌被淘汰,參與互營乙酸氧化過程的和相對豐度顯著提高.切換過程成功將產甲烷途徑由乙酸裂解產甲烷轉變為互營乙酸氧化產甲烷,從而證實高溫厭氧消化由常規含固率切換至高含固率是實現高含固熱水解-高溫厭氧消化的有效策略.

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Effects of the increased solid content of waste activated sludge on syntrophic acetate oxidation for methane production through thermophilic anaerobic digestion.

ZHUJun-zhao, ZHUO Yang, HUA Fei-hu, ZHOU Meng-yu, WANG Xue-na, LIU Jin-yang, HAN Yun*

(School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China)., 2023,43(9)：4697～4707

This study investigated the kinetic rate variations of each stage involved in anaerobic digestion under different ammonia loadings, in this process, the inoculated sludge was obtained from a thermophilic anaerobic digestion system with solid content of 2%. Furthermore, effects of thequick switch between low solid content (2%) and high solid content (10%) on methane production potentials were explored through feeding thermal hydrolyzed sludge to a continuous flow model. Results showed that with ammonia loading increasing, the specific methanogenic activities of typical substrates like acetic acid, propionic acid, butyric acid, and thermal hydrolyzed sludge were all decreased, while the hydrogen utilization rates (HUR) and syntrophic acetate oxidation (SAO) rates were not significantly affected. With continuous flow model, although the chemical oxygen demand (COD) removal ratio was insufficient (27.99±3.66)% and the VFAs accumulation (10.41±2.25) g COD/L was observed when the organic loading reached 14g COD/(L·d), the pH values remained stable at (7.74±0.09). This result suggested that this switching strategy was feasible in achieving stable operating condition. The predominant hydrogen-producing acetogen and syntrophic acetate oxidizing functional genera were(15.29%),(8.89%),(17.99%), and(1.60%) at stable stage. Moreover,, acetoclastic methanogen, was eliminated, whileand, being involved in the syntrophic acetate oxidation process, was significantly enriched. It can be concluded that the above anaerobic digestion system resists the environmental stress of high temperature and ammonia through establishing syntrophic acetate oxidation coupled with hydrogenotrophic methanogenesis (SAO-HM) pathway. Overall, using conventional thermophilic anaerobic digestion sludge as the inoculated sludge is an effective strategy to achieveswitching from conventional solid content to high solid thermal hydrolysis pretreatment following thermophilic anaerobic digestion (THP-TAD), and the syntrophic acetate oxidation activity of the inoculated sludge is the key factor for this successful switch.

high solid sludge；thermophilic anaerobic digestion；thermal hydrolysis pretreatment；syntrophic acetate oxidation；ammonia inhibition

X703

A

1000-6923(2023)09-4697-11

朱俊兆(1998-),男,陜西西安人,西安建筑科技大學碩士研究生,主要研究方向為城市污水廠污泥處理與處置.17342947626@163.com

朱俊兆,卓 楊,華飛虎,等.提高污泥含固率對高溫厭氧消化互營產甲烷影響 [J]. 中國環境科學, 2023,43(9):4697-4707.

ZhuJ Z, Zhuo Y, Hua F H, et al. Effects of the increased solid content of waste activated sludge on syntrophic acetate oxidation for methane production through thermophilic anaerobic digestion [J]. China Environmental Science, 2023,43(9):4697-4707.

2023-02-19

國家自然科學基金面上項目(52070153);國家自然科學基金青年科學基金項目(52200175);陜西省自然科學基礎研究計劃資助項目(項目編號2022JQ-445)

* 責任作者, 教授, hanyun@ xauat.edu.cn