杜陽,華天予,肖壯波,屈云賀,趙明星,阮文權(quán),施萬勝*

1(江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院,江蘇 無錫,214122)2(無錫市城市環(huán)境科技有限公司,江蘇 無錫, 214026)

眾所周知,乳制品、大豆加工等食品生產(chǎn)過程中會(huì)產(chǎn)生大量含有高濃度蛋白質(zhì)的廢水。2018年,全球乳制品產(chǎn)量達(dá)到7 500萬t,比2017年增長(zhǎng)2.9%[1]。乳制品廢水的特征是富含大量碳水化合物和乳清/酪蛋白。同時(shí),2019/2020年全球大豆平均產(chǎn)量達(dá)到3.37億t,到2029年全球大豆產(chǎn)量可能達(dá)到4.06億t[2]。大豆加工過程也會(huì)產(chǎn)生大量含蛋白質(zhì)的廢水。對(duì)于該類廢水的處理,厭氧消化處理不僅效率高、成本低,而且可實(shí)現(xiàn)資源回收,因此被認(rèn)為是一種非常有前景的技術(shù)。但高濃度蛋白質(zhì)在厭氧分解時(shí)會(huì)產(chǎn)生高濃度的氨氮。一般認(rèn)為氨氮濃度低于200 mg/L時(shí)有利于厭氧過程,因?yàn)榈菂捬跷⑸锏谋匾獱I(yíng)養(yǎng)物;但高濃度的氨氮會(huì)對(duì)厭氧消化產(chǎn)生抑制。游離氨 (NH3)被認(rèn)為是氨抑制的主要原因,游離氨分子可以通過被動(dòng)擴(kuò)散進(jìn)入細(xì)胞,導(dǎo)致質(zhì)子不平衡或鉀缺乏[3]。因此,厭氧過程中需要控制氨濃度范圍,進(jìn)而緩解氨的抑制效應(yīng)。相應(yīng)措施包括稀釋、共消化、汽提、磷酸銨鎂沉淀、添加劑的使用(如沸石、微量元素)等[4]。其中,氨汽提和稀釋方法已經(jīng)成功地應(yīng)用于大規(guī)模沼氣生產(chǎn)[5]。原位厭氧氨汽提指在反應(yīng)器內(nèi)使用氣體混合系統(tǒng),氨不斷從消化液中除去。但需要添加大量藥劑來提高溶液的pH值[6]。稀釋法在降低氨氮濃度的同時(shí)不利于產(chǎn)生CH4[7],而且會(huì)形成大量的沼液。

近年來,膜分離技術(shù)迅速發(fā)展,特別是脫氨膜的應(yīng)用可以有效地從廢水及消化液中去除和回收氨氮[8-9]。廢水中的游離氨通過疏水脫氨膜轉(zhuǎn)移,并被酸性溶液吸收。一些研究表明,針對(duì)高濃度蛋白底物,通過利用消化系統(tǒng)自身的堿度,在不需調(diào)節(jié)pH的條件下實(shí)現(xiàn)氨氮的去除和回收氨資源。這為降低高濃度蛋白廢水厭氧消化反應(yīng)器中氨氮的濃度,進(jìn)而降低氨氮對(duì)厭氧消化系統(tǒng)的抑制作用提供了一種可行的方法?；诖?本研究將高濃度蛋白廢水厭氧消化與膜法氨回收相結(jié)合,分析該廢水厭氧消化過程中氨氮的變化過程及脫氨過程對(duì)厭氧消化性能的影響,評(píng)估氨同步回收對(duì)高濃度蛋白廢水厭氧消化性能的促進(jìn)作用,并闡明其作用機(jī)理,為該技術(shù)的推廣應(yīng)用奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試劑與材料

本研究中所采用高濃度蛋白廢水為人工配水,采用蛋白胨配制,主要成分為:30 g/L胰蛋白胨,0.1 g/L NaCl,0.09 g/L KH2PO4,0.296 g/L CaCl2·2H2O,0.041 g/L MgSO4·7H2O,2.0 mg/L FeSO4·7H2O,0.3 mg/L CoSO4·7H2O和0.2 mg/L NiCl2·6H2O,國(guó)藥集團(tuán)試劑有限公司。該廢水主要水質(zhì)特征為化學(xué)需氧量(chemical oxygen demand, COD)31 520 mg/L;pH值5.62;氨氮115 mg/L,可溶性蛋白15 810 mg/L。接種厭氧顆粒污泥取自無錫某公司檸檬酸生產(chǎn)廢水厭氧消化反應(yīng)器。實(shí)驗(yàn)前,采用蒸餾水對(duì)接種污泥進(jìn)行淘洗以去除其中溶解性有機(jī)物,然后過篩去除其中的雜物和大顆粒物。預(yù)處理后顆粒污泥的總固體(total solid, TS)和揮發(fā)性固體(volatile solid, VS)分別為10.21%和8.5%。污泥接種比例(VS與COD質(zhì)量比)為1∶1.5。脫氫酶、乙酸激酶和蛋白酶試劑盒,蘇州科銘生物技術(shù)有限公司;Mag-Bind土壤DNA試劑盒,美國(guó)Omega公司。

1.2 儀器與設(shè)備

ETO-2.5X8型氣滲透膜,蘇州艾吉克膜科技有限公司;GC-2014型氣相色譜儀、GC-2010PLUS型氣相色譜儀,日本島津公司;F-7000型熒光分光光度計(jì),日本日立公司。

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置及實(shí)驗(yàn)方法

采用1.0 L的血清瓶作為厭氧脫氨反應(yīng)器(有效容積0.8 L),并構(gòu)建厭氧消化與膜脫氨組合系統(tǒng),如圖1所示。反應(yīng)器配有氣體采樣袋和取樣口,放置于水浴鍋中,使反應(yīng)溫度控制在37.0 ℃。在高濃度蛋白廢水進(jìn)行厭氧消化處理過程中,實(shí)驗(yàn)組采用氣滲透膜對(duì)厭氧過程中所產(chǎn)生的氨氮進(jìn)行回收,對(duì)照組在厭氧消化過程中不進(jìn)行脫氨處理。實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器的脫氨處理分別在厭氧消化反應(yīng)第1、2、3.5、5、12天后進(jìn)行,具體脫氨過程和時(shí)間點(diǎn)如表1所示。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig.1 Experimental set-up

表1 脫氨膜運(yùn)行過程Table 1 Operation process of membrane contactor

1.4 分析方法

廢水pH、COD、氨氮和可溶性蛋白指標(biāo)按照標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[10]。分析測(cè)試前,水樣以8 000 r/min離心10 min,上清液經(jīng)0.45 μm膜過濾。每天收集沼氣并測(cè)量其成分,使用配有熱導(dǎo)檢測(cè)器和填充柱的氣相色譜儀分析沼氣成分。揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)的濃度通過使用配備有火焰離子化檢測(cè)器和毛細(xì)管柱的氣相色譜儀測(cè)定。厭氧消化后采集污泥樣品,并對(duì)污泥的胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS) 進(jìn)行分步提取,分別獲得松散型EPS(LB-EPS)和緊密型EPS(TB-EPS)[11],并使用熒光分光光度計(jì)對(duì)EPS特征進(jìn)行三維激發(fā)-發(fā)射矩陣(excitation emission matrix, EEM)熒光光譜分析。激發(fā)波長(zhǎng)(excitation wavelength,Ex)和發(fā)射波長(zhǎng)(emission wavelength,Em)掃描范圍分別為200～450 nm和200～550 nm,步長(zhǎng)為5 nm,狹縫寬度為5 nm,樣品的掃描速度為2 400 nm/min。脫氫酶、乙酸激酶和蛋白酶活性采用試劑盒測(cè)定,并參考ZHAO等[12]報(bào)道的方法對(duì)輔酶F420活性進(jìn)行測(cè)定。

1.5 DNA提取和PCR擴(kuò)增

厭氧消化反應(yīng)初始和反應(yīng)結(jié)束時(shí)采集污泥樣品,分別標(biāo)記為A1(初始)、A2(對(duì)照組)和A3(實(shí)驗(yàn)組),并對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)變化進(jìn)行分析。使用Mag-Bind土壤DNA試劑盒對(duì)DNA進(jìn)行提取。通過16S rRNA基因高通量測(cè)序?qū)ξ⑸锶郝溥M(jìn)行分析。用341F(5′-CTACGGGNGGCWGCAG-3′)和805R(5′-GATCACHVGGGTATCTAATCC-3′)引物擴(kuò)增細(xì)菌16S rRNA基因V3-V4區(qū)。采用第一輪引物340F(5′-CCCCTAYGGGGYGCASCAG-3′)和1000R(5′-GGCCCATGCA-CYWCYTCTC-3′)以及第二輪引物349F(5′-GGYGCASCAGKCGMGAAW-3′)和806R(5-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3′)擴(kuò)增古菌16S rRNA基因的V3-V4區(qū)。PCR擴(kuò)增采用WANG等[13]報(bào)道的方法,并使用高通量Illumina Miseq平臺(tái)對(duì)擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行純化和測(cè)序。16S rRNA基因高通量測(cè)序由上海生工生物工程股份有限公司完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 可溶性蛋白、氨氮的變化

蛋白質(zhì)的構(gòu)象和結(jié)構(gòu)比較復(fù)雜,需要水解酶的參與下被降解為多肽和氨基酸,才能被產(chǎn)甲烷菌進(jìn)行利用[14]。厭氧消化過程中的可溶性蛋白的變化如圖2-a所示。從反應(yīng)初始到第7天,由于蛋白質(zhì)分子的水解,對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組的可溶性蛋白濃度快速降低,而且經(jīng)膜脫氨處理的實(shí)驗(yàn)組中可溶性蛋白濃度始終低于對(duì)照組。反應(yīng)第1天,對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組的可溶性蛋白濃度降低最為迅速,反應(yīng)第2～7天呈緩慢下降;從第7天到反應(yīng)結(jié)束,可溶性蛋白濃度保持在一個(gè)相對(duì)穩(wěn)定的水平,最終對(duì)照組殘留可溶性蛋白1 308 mg/L,實(shí)驗(yàn)組殘留可溶性蛋白84 mg/L,實(shí)驗(yàn)組可溶性蛋白基本降解完全。

a-可溶性蛋白濃度;b-氨氮濃度圖2 高濃度蛋白廢水厭氧消化過程中可溶性蛋白和氨氮濃度的變化Fig.2 Variation of soluble protein and ammonia nitrogen concentration during anaerobic digestion of wastewater with high content of protein

氨氮來源于蛋白質(zhì)的降解,適宜的氨氮濃度在微生物生長(zhǎng)代謝中發(fā)揮著重要作用。蛋白質(zhì)首先轉(zhuǎn)化為氨基酸,然后經(jīng)脫氨和脫羧過程產(chǎn)生氨、有機(jī)酸、二氧化碳和胺等主要產(chǎn)物[14]。厭氧消化過程中氨氮濃度的變化如圖2-b所示。在前4 d,對(duì)照組反應(yīng)器中氨氮濃度快速上升,第4天時(shí)氨氮濃度高達(dá)3 000 mg/L。然后,氨氮含量逐漸增加,直至反應(yīng)結(jié)束。氨氮從初始的115 mg/L增至4 192 mg/L。發(fā)酵液中氨氮的含量由細(xì)菌的同化和蛋白質(zhì)降解所決定[15]。從氨氮的變化來看,釋放速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過了同化的量。從COD的變化來看,對(duì)照組第5天后的有機(jī)物不能被繼續(xù)降解,可能是高氨氮在較高pH條件下,形成大量的游離氨,疏水性氨分子可以被動(dòng)擴(kuò)散的方式進(jìn)入細(xì)胞中,導(dǎo)致質(zhì)子不平衡以及K+的流失等[16],從而對(duì)微生物菌群表現(xiàn)出強(qiáng)烈的抑制作用,降低廢水厭氧消化性能。

由于實(shí)驗(yàn)組在反應(yīng)第1、2、3.5、5、12天進(jìn)行膜脫氨處理,分別從反應(yīng)器中去除氨氮378、573、578、400、685 mg,最終累積去除氨氮量為2 614 mg;從而使得整個(gè)厭氧消化過程中實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器氨氮濃度維持在2 000 mg/L以下(1 075～1 949 mg/L)。從可溶性蛋白濃度及COD(圖3-c)變化來看,實(shí)驗(yàn)組一定程度上緩解了氨抑制,第5天后有機(jī)物和可溶性蛋白繼續(xù)被微生物利用,最終底物基本被完全降解。

a-累積氣體產(chǎn)量;b-累積甲烷產(chǎn)量;c-出水COD濃度圖3 高濃度蛋白廢水厭氧消化過程中累積氣體產(chǎn)量,累積甲烷產(chǎn)量和出水COD濃度變化Fig.3 Variation of cumulative biogas production, cumulative methane production, and effluent COD concentration during anaerobic digestion of wastewater with high content of protein

2.2 甲烷產(chǎn)量和COD的變化

沼氣和甲烷的產(chǎn)量變化如圖3-a和圖3-b所示?？傮w上對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組的沼氣和甲烷累積產(chǎn)量經(jīng)歷了快速上升、緩慢上升和趨于平穩(wěn)的過程。厭氧消化結(jié)束時(shí),實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器沼氣及甲烷產(chǎn)量明顯高于對(duì)照組,其中,實(shí)驗(yàn)組累產(chǎn)甲烷產(chǎn)量較對(duì)照組提高了54%。圖3-c為厭氧消化過程中COD的變化趨勢(shì)。實(shí)驗(yàn)組是在反應(yīng)第1、2、3.5、5、12天進(jìn)行了膜脫氨處理。隨著反應(yīng)進(jìn)行,對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組COD都在逐漸下降,但對(duì)照組在第5天時(shí),因?yàn)楦邼舛劝钡囊种谱饔脤?dǎo)致出水COD不再降低,維持在16 000 mg/L左右;經(jīng)膜脫氨處理后,實(shí)驗(yàn)組出水COD持續(xù)下降至1 144 mg/L。實(shí)驗(yàn)組COD去除率較對(duì)照組提高了88%。

2.3 VFAs、pH和堿度的變化

厭氧消化過程中所產(chǎn)生的高濃度游離氨往往會(huì)對(duì)產(chǎn)甲烷菌有較強(qiáng)的抑制作用,從而導(dǎo)致VFAs積累[17-18]。這個(gè)過程中,氨氮及pH變化讓厭氧消化系統(tǒng)處于“抑制型假穩(wěn)態(tài)”,運(yùn)行雖穩(wěn)定,但甲烷產(chǎn)量非常低[3]。在厭氧消化過程中,VFAs濃度和組分變化如圖4-a和4-b所示。由圖4-a可以看出,對(duì)照組中VFAs濃度不斷提高,表明反應(yīng)器中VFAs不斷積累,反應(yīng)結(jié)束時(shí)VFAs濃度達(dá)到7 676 mg/L;實(shí)驗(yàn)組中VFAs濃度出現(xiàn)先增加后降低的趨勢(shì),在第1天時(shí)VFAs濃度達(dá)到最高點(diǎn)為1 851 mg/L,之后在2～5 d維持在1 350 mg/L左右,然后持續(xù)下降,到12 d時(shí)VFAs被完全消耗。圖4-b觀察到的VFAs主要成分為乙酸、丙酸和丁酸。第5天時(shí),對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組乙酸比例分別為55%和50%,但是兩者乙酸含量相差很大,分別為3 302 mg/L (對(duì)照組)和709 mg/L(實(shí)驗(yàn)組),反應(yīng)至第12天時(shí),對(duì)照組乙酸占比77%,乙酸含量為5 933 mg/L;而實(shí)驗(yàn)組的乙酸被完全消耗。厭氧反應(yīng)過程中對(duì)照組受高氨氮的影響,使乙酸向甲烷轉(zhuǎn)化出現(xiàn)抑制,造成酸累積;而實(shí)驗(yàn)組經(jīng)脫膜后,有效緩解氨抑制的影響濃度,促進(jìn)了VFAs的消耗。

a-VFAs;b-VFAs組分;c-pH值;d-堿度圖4 高濃度蛋白廢水厭氧消化過程中VFAs、對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組第5天以及對(duì)照組反應(yīng)結(jié)束時(shí)的VFAs組分、pH值和堿度變化Fig.4 Variation of VFAs, VFAs components of control and experimental groups on the 5th day and at the end of control reactor, pH, and alkalinity during anaerobic digestion of wastewater with high content of protein

厭氧消化過程中生成了大量氨,導(dǎo)致堿度不斷上升(圖4-d),對(duì)照組最終堿度維持在10 740 mg/L,而且對(duì)照組堿度高于實(shí)驗(yàn)組。實(shí)驗(yàn)組經(jīng)膜脫氨過程處理,會(huì)消耗一部分堿度,從第1天至反應(yīng)結(jié)束,實(shí)驗(yàn)組堿度維持在4 893～6 194 mg/L。堿度較高,可以允許更多的酸性物質(zhì)存在,緩沖性能較好。VFAs/堿度比值是反應(yīng)厭氧消化系統(tǒng)穩(wěn)定性的重要參數(shù)[19]。此值小于0.4時(shí)反應(yīng)穩(wěn)定,處于0.4～0.8出現(xiàn)系統(tǒng)不穩(wěn)定,而大于0.8嚴(yán)重不穩(wěn)定甚至反應(yīng)停止。對(duì)照組VFAs/堿度為0.3～0.72,實(shí)驗(yàn)組為0～0.31,實(shí)驗(yàn)組較對(duì)照組更加穩(wěn)定,經(jīng)膜處理后的厭氧消化可以更加穩(wěn)定的進(jìn)行。

圖4-c為對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組厭氧過程的pH變化,2組反應(yīng)器中pH值從初始的5.62上升到7.27,然后維持在7.5左右,第5～9天對(duì)照組的pH值略低于實(shí)驗(yàn)組。在對(duì)照組中,較高pH和氨氮濃度導(dǎo)致游離氨濃度較高,從而對(duì)厭氧消化產(chǎn)生不利影響。而經(jīng)過脫氨后,實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器中氨氮濃度得到有效降低,游離氨總量下降,從而減輕氨氮的抑制。

2.4 三維EEM熒光光譜分析

三維EEM熒光光譜可以表征污泥EPS中溶解有機(jī)物質(zhì)的特征。在第12天時(shí),對(duì)照和實(shí)驗(yàn)組污泥EPS的熒光光譜如圖5-a～圖5-f所示。EEM峰分為5個(gè)區(qū)域,包括酪氨酸、色氨酸類物質(zhì)(區(qū)域Ⅰ和區(qū)域Ⅱ,Ex=200～250 nm,Em=200～380 nm)、黃腐酸類有機(jī)物(區(qū)域Ⅲ,Ex=200～250 nm,Em=380～500 nm)、可溶性微生物副產(chǎn)物(區(qū)域Ⅳ,Ex=250～280 nm,Em=200～380 nm)和腐植酸類有機(jī)物(區(qū)域Ⅴ、Ex=250～400 nm,Em=380～500 nm)。圖5-a～圖5-c松散型EPS的三維熒光光譜,其中有2個(gè)明顯的熒光峰,主要為可溶性微生物副產(chǎn)物、酪氨酸和色氨酸類物質(zhì)。反應(yīng)前后2個(gè)峰區(qū)域熒光強(qiáng)度變化表現(xiàn)為對(duì)照組>實(shí)驗(yàn)組>初始。圖5-d～圖5-f為緊密型EPS的三維熒光光譜圖,同樣觀察到可溶性微生物副產(chǎn)物、酪氨酸和色氨酸類物質(zhì),并無觀察到腐殖質(zhì)和黃腐酸類有機(jī)物。實(shí)驗(yàn)組TB-EPS中酪氨酸、色氨酸類物質(zhì)熒光強(qiáng)度高于對(duì)照組和初始。其中色氨酸類物質(zhì)有利于厭氧顆粒污泥的穩(wěn)定性[13]?？梢?經(jīng)脫氨處理后有利于厭氧顆粒污泥和底物結(jié)合,使其更加穩(wěn)定、充分地進(jìn)行厭氧反應(yīng)。

a-初始LB-EPS;b-對(duì)照組LB-EPS;c-實(shí)驗(yàn)組LB-EPS;d-初始TB-EPS;e-對(duì)照組TB-EPS;f-實(shí)驗(yàn)組TB-EPS圖5 高濃度蛋白廢水厭氧消化過程后初始、對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的LB-EPS三維熒光光譜以及初始、對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的TB-EPS三維熒光光譜圖Fig.5 3D-EEM fluorescence spectra of LB-EPS of initial sludge, sludge in control reactor, and experimental reactor, 3D-EEM fluorescence spectra of TB-EPS of initial sludge, sludge in control reactor, and experimental reactor after anaerobic digestion of wastewater with high content of protein

2.5 酶活性變化

在高濃度蛋白廢水厭氧消化過程中,幾種關(guān)鍵酶(蛋白酶、脫氫酶、乙酸激酶和輔酶F420)的活性變化如圖6所示,其中以初始污泥的酶活性為100%。堿性蛋白酶是指在堿性條件下催化蛋白質(zhì)肽鍵水解的酶類,該酶還能水解酯鍵、酰胺鍵,具有轉(zhuǎn)酯及轉(zhuǎn)肽的功能。由圖6-a可以看出,對(duì)照組蛋白酶水平低于實(shí)驗(yàn)組,對(duì)照組的蛋白酶受到中間代謝產(chǎn)物氨基酸的抑制[20],而實(shí)驗(yàn)組經(jīng)過膜脫氨后水解反應(yīng)可以更快速地進(jìn)行,實(shí)驗(yàn)組中微生物分泌更多的蛋白酶。脫氫酶為催化物質(zhì)氧化還原反應(yīng)的酶,底物通過細(xì)胞色素系統(tǒng)被氧化,釋放的能量以供微生物生長(zhǎng)代謝。乙酸激酶是催化乙酸和ATP生成乙酰磷酸和ADP,參與細(xì)菌碳代謝和能量代謝,為古細(xì)菌合成甲烷提供關(guān)鍵原料。圖6-b和圖6-c表明,對(duì)照組中脫氫酶和乙酸激酶活性較初始污泥分別降低了44%和33%,這主要是因?yàn)楦邼舛鹊陌钡种屏嗣富钚?。?shí)驗(yàn)組脫氫酶和乙酸激酶活性增大,分別是對(duì)照組的1.57倍和2.96倍。可見,經(jīng)膜脫氨處理后,可以提高微生物對(duì)底物氧化還原以及乙酸激酶的活性,實(shí)現(xiàn)有機(jī)物向VFAs的高效轉(zhuǎn)化。F420為產(chǎn)甲烷菌中的富含電子載體的輔酶[21]。輔酶F420活性可以間接表示產(chǎn)甲烷菌落的數(shù)目或者微生物產(chǎn)甲烷的效能[22]。由圖6-d可以看出,實(shí)驗(yàn)組輔酶F420活性高于對(duì)照組,這與實(shí)驗(yàn)組甲烷產(chǎn)量高于對(duì)照組的結(jié)果一致。

a-蛋白酶;b-脫氫酶;c-乙酸激酶;d-輔酶F420圖6 高濃度蛋白廢水厭氧消化過程后蛋白酶、脫氫酶、乙酸激酶和輔酶F420相對(duì)活性的變化Fig.6 Variation of relative activity of protease, dehydrogenase, acetate kinase, and F420 after anaerobic digestion of wastewater with high content of protein

2.6 微生物群落分析

對(duì)初始污泥、對(duì)照組及實(shí)驗(yàn)組污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況進(jìn)行分析,探究氨同步回收處理對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。圖7-a為細(xì)菌門水平上的分布,可以觀察到Bacteroidetes,Chloroflexi和Firmicutes為優(yōu)勢(shì)菌屬。Bacteroidetes是厭氧消化過程中水解和酸化時(shí)的優(yōu)勢(shì)細(xì)菌,包含大量可以降解蛋白質(zhì)和氨基酸的發(fā)酵細(xì)菌,其參與乙酸和丙酸的產(chǎn)生[23-24],在發(fā)酵過程中起到了重要作用[25]。對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組中Bacteroidetes相對(duì)豐度分別為40.68%和30.76%。產(chǎn)酸細(xì)菌Chloroflexi通常需要共生繁殖,并能將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為VFAs[26]。Chloroflexi的相對(duì)豐度由對(duì)照組的12.98%增加到實(shí)驗(yàn)組的15.35%。Firmicutes有降解大分子(蛋白質(zhì)、脂類和碳水化合物)和產(chǎn)生VFAs的能力[27]。對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組相對(duì)于初始污泥,Firmicutes豐度都有一定程度的提升,而且實(shí)驗(yàn)組(13.12%)略高于對(duì)照組(11.56%)。因此,膜處理后提高了微生物群落對(duì)蛋白質(zhì)的降解能力。

a-細(xì)菌門;b-細(xì)菌屬;c-古菌屬圖7 初始(A1)、對(duì)照(A2)和實(shí)驗(yàn)(A3)細(xì)菌門和屬以及古菌屬群落結(jié)構(gòu)變化Fig.7 Variation in relative abundance of bacterial communities at the phylum level and genus level in each group and methanogenic archaea at the genus level in initial sludge (A1), control (A2), and experimental (A3) reactor

圖7-b是細(xì)菌屬水平的微生物群落分布。unclassified_Bacteroidales主要以碳水化合物(淀粉、葡萄糖等)和蛋白質(zhì)化合物(蛋白胨、胰蛋白胨等)為主要代謝來源,可以在極端環(huán)境條件下生長(zhǎng)。在高氨氮抑制下,unclassified_Bacteroidales在對(duì)照組中(21.03%,接種污泥為18.74%)富集,相比之下,經(jīng)脫氨后的實(shí)驗(yàn)組unclassified_Bacteroidales相對(duì)豐度明顯降低(15.30%)。此外膜處理后的反應(yīng)器unclassified_Anaerolineaceae相對(duì)豐度較未進(jìn)行膜處理的相比增加了3.12%,Anaerolineaceae被認(rèn)為與嗜乙酸型產(chǎn)甲烷菌一起通過直接種間電子傳遞參與產(chǎn)甲烷,促進(jìn)系統(tǒng)中有機(jī)物的快速消耗。Macellibacteroides在對(duì)照組中得到富集,可能是導(dǎo)致產(chǎn)生大量丁酸的重要原因。Saccharibacteria是大多數(shù)活性污泥中的優(yōu)勢(shì)種,Saccharibacteria與蛋白質(zhì)水解和有機(jī)物降解有關(guān)[28]。此菌相對(duì)豐度在對(duì)照組為3.41%,低于初始污泥中該菌相對(duì)豐度(7.49%);而實(shí)驗(yàn)組(5.97%)該菌相對(duì)豐度高于對(duì)照組(3.41%)。對(duì)照組中受氨抑制的影響,該菌屬相對(duì)豐度大幅降低,而經(jīng)膜脫氨后在一定程度上緩解了氨抑制,提高此菌落的相對(duì)豐度。Syntrophomonas不僅參與長(zhǎng)鏈脂肪酸的降解,還能與產(chǎn)甲烷菌建立合成代謝[29]。對(duì)照組Syntrophomonas的相對(duì)豐度為1.98%,而實(shí)驗(yàn)組相對(duì)豐度2.37%,Syntrophomonas可將丙酸和丁酸降解為乙酸,其豐度的增加促進(jìn)了VFAs的降解。實(shí)驗(yàn)組Syntrophorhabdus(1.06%)和Petrimonas(1.34%)相對(duì)豐度高于對(duì)照組(分別為0.75%和0.22%),這兩種菌群都能將復(fù)雜化合物轉(zhuǎn)化為乙酸、H2和CO2,并與嗜氫產(chǎn)甲烷菌合作生產(chǎn)CH4[30-31]。實(shí)驗(yàn)組Ignavibacterium相對(duì)豐度(1.16%)高于對(duì)照組(0.8%),據(jù)報(bào)道,Ignavibacterium與Methanobacterium存在共生作用[32],可以通過直接種間電子傳遞過程促進(jìn)甲烷的產(chǎn)率。綜上,實(shí)驗(yàn)組經(jīng)膜脫氨處理,可以大量的富集蛋白質(zhì)和酸降解細(xì)菌,同時(shí)將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為乙酸、H2和CO2,促進(jìn)嗜氫產(chǎn)甲烷和直接種間電子傳遞過程。

圖7-c是古菌屬水平微生物群落分布,主要古菌屬為Methanomassiliicoccus,Methanolinea,Methanobacterium和Methanothrix。古菌Methanomassiliicoccus屬消耗H2和CH3OH生成CH4[33]。該甲烷菌在實(shí)驗(yàn)組(49.25%)的相對(duì)豐度是初始(36.61%)及對(duì)照組(37.99%)的1.32和1.29倍。Methanolinea為氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,其相對(duì)豐度在對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組分別為11.03%和8.83%。Methanobacterium是一種嗜氫型產(chǎn)甲烷菌[34],一般出現(xiàn)于消化早期[35]。Methanobacterium在對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的相對(duì)豐度分別為13%和7%。Methanothrix為乙酸裂解型產(chǎn)甲烷菌,是厭氧消化的優(yōu)勢(shì)產(chǎn)甲烷菌[36]。對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組Methanothrix的相對(duì)豐度分別為23%和21%,兩者之間沒有顯著的差異。古菌群落結(jié)構(gòu)變化主要表現(xiàn)為氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,特別是Methanomassiliicoccus和Methanobacterium相對(duì)豐度的變化,而且氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌為優(yōu)勢(shì)菌群。據(jù)研究報(bào)道,在氨氮抑制的厭氧消化系統(tǒng)中,氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌更為活躍[37]。

因此,在本研究中,氨氮的抑制作用與該抑制作用的緩解并沒有改變高濃度蛋白廢水厭氧消化產(chǎn)甲烷途徑,而脫氨過程可以緩解氨氮抑制,并促進(jìn)了厭氧消化過程中各種關(guān)鍵酶的活性,從而提高了高濃度蛋白廢水厭氧消化性能。

3 結(jié)論

本研究采用脫氨膜對(duì)發(fā)酵液中的氨氮進(jìn)行回收,以緩解高濃度蛋白廢水厭氧消化過程中的氨氮抑制作用。未經(jīng)脫氨處理的厭氧消化反應(yīng)器(對(duì)照組)中氨氮濃度快速上升,最后達(dá)到4 192 mg/L;經(jīng)脫氨處理的反應(yīng)器(實(shí)驗(yàn)組)中氨氮濃度一直維持在2 000 mg/L以下。相對(duì)于對(duì)照組,實(shí)驗(yàn)組累積甲烷產(chǎn)量提升了54%,COD去除率提高了88%;對(duì)照組反應(yīng)器中出現(xiàn)了VFAs的積累,反應(yīng)結(jié)束時(shí),VFAs濃度達(dá)到7 676 mg/L;與此同時(shí),實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器中VFAs一直維持在較低濃度,而且最終被完全消耗。因此,脫氨處理緩解了高氨氮對(duì)高濃度蛋白廢水厭氧消化的抑制作用。

微生物群落結(jié)構(gòu)分析表明,在產(chǎn)甲烷過程中,氫營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌相對(duì)豐度較高,為優(yōu)勢(shì)菌群。經(jīng)脫氨處理的實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器中,細(xì)菌主要以Bacteroidetes,Chloroflexi和Firmicutes為主,有利于提高微生物對(duì)蛋白質(zhì)的降解以及有機(jī)物分解為VFAs的能力;從屬水平上來看,實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)器中富集Saccharibacteria蛋白質(zhì)水解菌以及Syntrophomonas酸降解菌,有利于加快有機(jī)物向乙酸、H2和CO2轉(zhuǎn)化,促進(jìn)嗜氫產(chǎn)甲烷和直接種間電子傳遞過程。此外,脫氨處理增強(qiáng)了厭氧消化過程中各種關(guān)鍵酶的活性,從而提高了高濃度蛋白廢水厭氧消化性能。