ABR啟動期運行效能及互營產甲烷菌群的分布特征

班巧英,劉 琦,張立國,李建政

?

ABR啟動期運行效能及互營產甲烷菌群的分布特征

班巧英1*,劉 琦1,張立國1,李建政2

(1.山西大學環境與資源學院,山西 太原 030006；2.哈爾濱工業大學市政與環境工程學院,黑龍江 哈爾濱 150090)

為探討厭氧折流板反應器(ABR)啟動期運行效能和互營產甲烷菌群的空間分布特征,考察了ABR反應器處理制糖廢水啟動期的運行特征,并采用聚合酶鏈式反應-變性梯度凝膠電泳(PCR-DGGE)技術分析了互營產甲烷菌群在ABR各格室的分布規律.結果表明,在污泥馴化階段,ABR的COD去除率為61.5%,出水揮發酸總量高達1808mg/L.經過2個階段的調控運行后,ABR出水揮發酸明顯降低,甲烷含量增加至55%以上,COD去除率達到了94.8%.而且ABR第2~4格室形成了沉降性能良好的顆粒污泥.PCR-DGGE檢測結果表明,該ABR系統中的主要產氫產乙酸菌為和,主要分布在ABR系統第3,4格室.ABR第1,2格室的產甲烷菌主要為耐酸的氫營養型產甲烷菌(和),而乙酸營養型產甲烷菌(和)主要分布在第3,4格室.ABR系統中產甲烷菌的多樣性要明顯高于產氫產乙酸菌,說明當系統受到沖擊時,產氫產乙酸作用比產甲烷作用更易成為限速步驟.

厭氧折流板反應器；啟動運行；產氫產乙酸菌；產甲烷菌；聚合酶鏈式反應-變性梯度凝膠電泳

厭氧生物處理技術廣泛用于處理各種有機廢棄物,同時回收甲烷作為清潔能源[1-3].有機物的厭氧生物處理過程主要涉及4類微生物:產酸發酵菌群、產氫產乙酸菌群、同型產乙酸菌群和產甲烷菌群.其中,產氫產乙酸菌群將產酸發酵菌群的代謝產物(如:丙酸、丁酸、乙醇、乳酸等)轉化為產甲烷菌可利用的底物(乙酸和H2/CO2).研究表明,產氫產乙酸菌群的活性對甲烷發酵過程具有顯著的限制作用,主要是由于這些短鏈揮發酸和乙醇(乳酸除外)的厭氧降解是一個高度吸能的過程,很難自發進行[4].因此,強化產氫產乙酸菌群的功能,對提高厭氧生物處理系統的效能和穩定性發揮重要作用.

在產甲烷環境中,這些短鏈揮發酸和乙醇的降解是通過產氫產乙酸菌和產甲烷菌的互營協作來完成的[5].產氫產乙酸菌的這種代謝方式使其分離培養十分困難,導致只有少數產氫產乙酸菌被分離和鑒定[5].產氫產乙酸菌廣泛存在于各種厭氧生境中,它們的組成和分布受到諸多因素的影響[6-8]. Ariesyady等[9]用顯微放射自顯影-熒光原位雜交的方法發現:在一個城市廢水處理廠的厭氧反應器中,當丙酸濃度為0.5mmol/L時,是主要的食丙酸產氫產乙酸菌,而是丙酸濃度為2.5mmol/L條件下的主要食丙酸產氫產乙酸菌.實時熒光定量PCR(qPCR)分析表明,高水力停留時間(HRT)有利于的生長,而低HRT促進了的生長[10]盡管一些研究已經報道了互營產甲烷菌群(產氫產乙酸菌群和產甲烷菌群)在升流式厭氧污泥床反應器(UASB)、厭氧消化器、自然生境中的分布特征[7-8,10].然而,互營產甲烷菌群在厭氧折流板反應器(ABR)中不同格室分布特征的相關報道仍然較少.

ABR反應器是由一系列垂直的折流板組成[11].它的特殊構造有利于顆粒污泥的形成、生物相的分離、微生物的截留、以及抗沖擊負荷能力的提高,適用于處理各種高濃度及難降解有機廢水[2,11].ABR反應器的成功啟動是其處理有機廢水的先決條件.因此,本研究考察以絮狀污泥為接種污泥時,ABR反應器啟動期的運行特征以及互營產甲烷菌群在ABR反應器中不同格室的分布特征,為優化ABR反應器的啟動過程、強化互營產甲烷作用及運行穩定性提供理論基礎.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗裝置為ABR,由有機玻璃制成,其有效容積為27.8L.ABR由4個相等的格室組成(記作C1、C2、C3、C4),每個格室用垂直的隔板將其分為下向流室和上向流室(體積比1:4).每個向上流室沿壁設置4個等間距的取樣口.每個格室頂部設有集氣管與水封相連,產生的氣體由濕式氣體流量計計量.水封和氣體流量計裝有pH 3.0的水以防止氣體溶解.反應器外壁纏繞電熱絲,通過溫控儀將內部混合液的溫度控制在(35±1)℃.試驗廢水由蠕動泵控制流量進入第1格室,最后從第4格室上部流出.

1.2 試驗廢水及接種污泥

試驗廢水為稀釋的制糖廢水,添加尿素和KH2PO4使COD:N:P為200~300:5:1,并補充微生物生長所必須的微量元素及維生素等[12].

接種污泥取自哈爾濱市某污水處理廠二沉池好氧污泥和哈爾濱某啤酒廠厭氧生物處理系統中二沉池厭氧污泥.其中第1格室以好氧污泥為種泥;第2格室和第3格室則以好氧污泥:厭氧污泥(VSS)分別為2.5:1和1:2.5的比例接種;第4格室以厭氧污泥為接種污泥.第1,2,3,4格室污泥生物量分別為15.23,14.92,13.74,14.31g VSS/L.

1.3 反應器運行控制

ABR啟動過程分為3個階段:污泥馴化階段、效能提高階段、負荷提高階段.污泥馴化階段采用低負荷運行方式,固定HRT為24h,進水COD分階段從500mg/L逐步提高到6000mg/L.效能提高階段采用延長HRT與提高進水COD濃度交替進行的方式,將HRT由24h經由36h延長至48h,而進水COD濃度由6000mg/L提高至8000mg/L.負荷提高階段采用固定COD濃度,逐步縮短HRT的方式,將HRT由48h經由42h縮短至36h.反應器運行溫度控制在(35±1)℃,進水pH值控制在8.0左右.每次改變運行條件均在前一次運行達到穩定時進行.啟動結束時從4個格室污泥床采集污泥樣品,保存至-20℃備用.

1.4 分析項目及方法

COD、pH值和生物量采用標準方法測定[13],氣體組成和揮發酸組成采用氣相色譜儀測定(SP- 6800A和SP6890,山東魯南瑞虹化工儀器有限公司),測定方法參照以前研究[12].

1.5 掃描電子顯微鏡觀察活性污泥形態

在污泥樣品中加入戊二醛(2.5%)于4℃固定2h;用0.1mol/L磷酸緩沖液沖洗3次;用不同濃度乙醇依次脫水;用無水乙醇/叔丁醇(體積比1:1)、純叔丁醇各置換1次;用HCP-2型(HITACHI)臨界點干燥儀進行干燥;將樣品觀察面朝上粘貼在掃描電鏡觀測樣品臺上,用E-1010(HITACHI)型離子濺射鍍膜儀在樣品表面鍍上一層厚度15nm金屬膜,然后鏡檢.

1.6 DNA提取、PCR及DGGE分析

稱取0.15g污泥(濕重),采用DNA提取試劑盒(MO Bio Laboratories,Inc,Carlsbad,CA,USA)提取厭氧活性污泥總DNA.DNA濃度用分光光度計測定(Thermo Fisher Scientific Inc.USA).

PCR反應體系(50μL)為:DNA 2.0μL,正、反向引物(20μmoL/L)各0.5μL,dNTPs (2.5mmoL/L)4.0μL, 10×ExTaq buffer 5.0μL,ExTaq酶(5U/μL) 0.8μL,超純水37.2μL.反應程序:94℃預變性5min;94℃變性1min,55℃退火45s(古細菌退火溫度56℃),72℃ 45s,30個循環;72℃延伸7min.所用引物為真細菌通用引物和古菌通用引物[12].

取15μL上述PCR產物進行DGGE.電泳條件:聚丙烯酰胺濃度40%~60%,電壓120V、溫度60℃,時間10h,然后進行銀染.將DGGE凝膠中的條帶用手術刀片切下來、碾碎并置于30μL 1×TE緩沖溶液中, 40℃恒溫水浴3h(期間每30min顛倒混勻一次). 12000r/min離心3min.取3μL上清作為模板,用上述通用引物進行PCR擴增.然后用膠回收試劑盒(賽百盛)純化PCR產物,將純化的PCR產物連接到pMD18-T 載體上并轉化到大腸桿菌DH5α中,隨機挑選3個白色克隆進行PCR檢測,將陽性克隆送至上海生工生物技術有限公司測序,測序結果與NCBI的GenBank數據庫中的16S rRNA基因序列對比分析.

1.7 qPCR分析

定量分析采用絕對定量方式.所用引物為真細菌和古菌通用引物[12].標準樣品為含目的基因序列的重組pMD18-T質粒.將標準樣品進行10倍梯度稀釋(101~107).標準樣品和待測樣品同時進行實時qPCR檢測.qPCR在熒光定量分析系統(Model 7500, ABI,Foster,CA,USA)中完成,所用熒光染料為SYBR green.反應體系:引物1μmol/L,SYBR Green Mix 10μL(Toyobo Co.,LTD.,Japan),H2O 5.96μL,ROX 0.04μL,DNA模板3μL.反應程序:94℃預變性1min,94℃15s,58℃ 30s,72℃35s數據采集,40個循環.每個qPCR反應設置3個重復.以達到對數增長時的循環數(Ct值)為橫坐標,標準質粒數目的對數值為縱坐標繪制標準曲線,得到關于真細菌和古菌的一元線性回歸方程分別為=-0.3031+11.626 (2=0.9929),=-0.2769+10.455 (2=0.9982).

2 結果與分析

2.1 ABR啟動期運行特征

ABR是一種符合分階段多相厭氧工藝思想的高效厭氧反應器[11].在流態上,ABR具有良好的生物相分離的特征,使參與甲烷發酵的主要功能微生物菌群能夠生長于各自最佳的環境中,促使厭氧生物處理過程的效率與穩定性大大提高.ABR反應器啟動成功的標志就是顆粒污泥的形成和微生物相分離功能的實現[2,11].本研究中,ABR采用低負荷、分階段運行方式進行啟動,經過228d調控運行達到穩定,完成了啟動過程.如表1所示,污泥馴化階段歷時120d達到穩定狀態,且穩定期的COD去除率僅為61.5%.從出水揮發酸的組成可以看出,造成COD去除率較低的主要原因是乙酸和丙酸不能被有效的降解,它們的濃度分別為1072,554mg/L.說明乙酸營養型產甲烷菌和食丙酸產氫產乙酸菌的代謝活性在此階段受到顯著的抑制.該階段第3,4格室pH￡6.2,而大多數產甲烷菌和食丙酸產氫產乙酸菌適宜的pH范圍是6.8~7.2[4,14].因此,乙酸和丙酸在這個階段發生了明顯的積累,進而導致COD去除率較低.在最后一個格室仍然含有一定量的氫氣,表明氫營養型產甲烷菌的活性也受到一定程度的抑制.而氫分壓也是影響產氫產乙酸菌活性的主要原因之一[4].

表1 ABR啟動期各階段穩定期運行特征

注:“n.d.”表示含量低于檢測限.

圖1 ABR啟動期各格室生物量

在效能提高階段,隨著HRT逐步由24h延長至48h,產氫產乙酸菌群和產甲烷菌群的代謝活性逐步提升,尤其是ABR的第3,4格室,發酵氣體中甲烷含量分別達到了51.0%和58.9%,出水揮發酸總量降低至347mg/L,使得COD去除率也隨之增加并最終穩定在了90.1%(表1).在負荷提高階段,逐步縮短HRT至36h,COD去除率保持了穩步上升的趨勢,僅運行了24d就達到了穩定狀態.分析認為,HRT的逐步縮短促使ABR系統中顆粒污泥大量形成,提高了反應器的生物量以及抗負荷沖擊能力,導致ABR反應器可在短時間內達到高效穩定的運行狀態.其出水揮發酸殘留僅為291mg/L,COD去除率高達94.8% (表1).然而,當ABR處理疫病動物尸骸廢水時,在有機負荷率為4.6kgCOD/(m3·d)條件下,其COD去除率只有88.0%[11].第1,2格室產生了大量揮發酸,而第3,4格室的揮發酸顯著減少,甲烷含量卻明顯增加,說明該ABR系統的1,2格室為產酸相,3,4格室為產甲烷相.

圖2 ABR不同格室的污泥形態

如圖1所示,在ABR啟動的污泥馴化階段(HRT 24h、進水COD 6000mg/L) 達到穩定運行時,第1~4格室的MLVSS分別為8.3,8.5,10.1,9.2g/L.在效能提高階段,隨著HRT延長至48h,進水COD增加至8000mg/L,ABR 4個格室的生物量增加了18.1%~ 75.0%.這一結果表明,較長的HRT促進了厭氧污泥中微生物的增殖.在負荷提高階段,HRT從48h 逐步縮短到36h,有機負荷率由4.0kgCOD/(m3·d)提高到了5.4kgCOD/(m3·d).ABR系統第1~4格室的生物量持續增加,分別達到了11.2,13.4,18.4,16.7g/L.分析認為,生物量的增加與ABR系統中污泥的顆粒化有關.在ABR系統第2~4格室已經形成厭氧顆粒污泥(圖2),提高了系統的抗負荷沖擊能力[2].較高的生物持有量,為ABR系統的高效穩定運行奠定了基礎.

2.2 生物相變化特征.

ABR相分離功能將具有不同生理生態特征的微生物分布在不同格室,使其各自在適宜環境條件下發揮著較強的代謝活性.為了探討ABR 的相分離特征,本研究通過qPCR分析了負荷提高階段真細菌和古菌在ABR不同格室的分布特征.如圖3所示,第1、2格室以真細菌為主,其含量分別為3.6′106個和1.2′106個16S rRNA基因拷貝數/ng DNA.相反,古菌在第1,2格室的含量比真細菌少2個數量級.主要是由于前2個格室主要功能為產酸發酵(表1),而參與產酸發酵的微生物屬于真細菌.與第1,2格室相比,第3格室的古菌含量顯著增加,達到了1.6′106個16S rRNA基因拷貝數/ng DNA.盡管第4格室的古菌含量顯著減少,但仍然占細菌總數的50%左右.類似地,劉然等的研究也表明,ABR的前端格室以真細菌為主,而后端格室中古菌的相對豐度明顯增加[15].

圖3 ABR系統中真細菌和古菌分布特征

2.3 產氫產乙酸菌群的分布特征

為了解產氫產乙酸菌群在ABR各格室的分布規律,在ABR啟動結束時,對每個格室的污泥進行了真細菌PCR-DGGE分析.結果表明(圖4),有3個條帶的16S rRNA基因序列與已鑒定產氫產乙酸菌高度相似,且均為食丙酸產氫產乙酸菌.其中,條帶B1和B2分別與變形菌門的和高度相似(95%)(表2).當與產甲烷菌共存時,這兩種菌可以氧化丙酸生成乙酸和CO2/H2,同時也可以在一些特殊的底物上純培養[4].條帶B3與厚壁菌門低GC 含量的革蘭氏陽性菌的相似性為96%.是一個專性互營菌,只有與產甲烷菌共培養時才能生長.它們通過甲基丙二酰-輔酶A途徑(MMC)降解丙酸[4].

表2 產氫產乙酸菌和產甲烷菌16S rRNA部分序列的BLAST比對結果

圖4 ABR啟動結束時真細菌DGGE圖譜

從圖4可以看出,所有的產氫產乙酸菌分布在第3,4格室.由表1可知,第3,4格室的pH為7.0~7.4,適合產氫產乙酸菌的生長.圖4表明,條帶B1和B2的信號明顯高于條帶B3,說明可能是ABR系統中主要的產氫產乙酸菌.從表1可以看出,ABR第2格室出水丙酸濃度高達608mg/L,經過第3,4格室的降解之后,80.8%的丙酸被去除,可見,這些食丙酸產氫產乙酸菌在ABR系統的丙酸降解中起著重要作用.類似地,陳重軍等[16]發現是ABR厭氧氨氧化反應器中的主要產氫產乙酸菌.然而,在一個以葡萄糖為唯一碳源的ABR中,是主要的產氫產乙酸菌[17].此外,從表1還可以看出,經過第3,4格室的降解后,丁酸濃度從152mg/L降低至38mg/L,說明少量的食丁酸產氫產乙酸菌可能存在于第3,4格室.然而, PCR-DGGE并沒有檢測到與已知食丁酸產氫產乙酸菌高度相似的條帶.這可能是由于食丁酸產氫產乙酸菌的含量低于PCR-DGGE的檢測限或一些未知的食丁酸產氫產乙酸菌存在于系統中造成的.

2.4 產甲烷菌群的分布特征

在甲烷發酵系統中,產氫產乙酸菌的生長代謝離不開產甲烷菌的協同作用,因此本研究也對古菌進行了PCR-DGGE指紋分析.從古細菌DGGE圖譜(圖5)中獲得9條16S rRNA基因部分序列.條帶A1和A4與未知的古菌高度相似(97%以上).條帶A2, A3,A6,A8,A9與氫營養型產甲烷菌(,,,,)的相似性為98%~100%(表2).這些氫營養型產甲烷菌可利用H2/CO2和甲酸進行生長代謝[14].條帶A5,A7分別與產甲烷絲狀菌和高度相似(99%).產甲烷絲狀菌屬可以利用濃度低至5~ 20μmol/L的乙酸[14].從DGGE圖譜上可以看出,在ABR系統中,產甲烷菌群在各個格室中的分布存在著明顯的演替過程.從前端格室到后端格室,產甲烷菌的多樣性逐漸提高.

圖5 ABR啟動結束時古菌DGGE圖譜

由圖5可知,ABR第1,2格室的優勢產甲烷菌為(條帶A8),(條帶A9),已有研究結果表明,這兩個屬的產甲烷菌為耐酸產甲烷菌[18-19].除此之外,條帶A3 ()和A6 ()也存在于在第1,2格室.一些研究表明,氫營養型產甲烷菌比乙酸營養型產甲烷菌更耐酸[9,20-21].耐酸產甲烷菌的存在降低了ABR系統產酸格室的氫分壓 (表1),為產酸發酵菌群解除了產物的反饋抑制作用.這些耐酸氫營養型產甲烷菌使得ABR系統的產酸格室(第1,2格室)的甲烷產量分別達到了4.0,6.7L/d.第3,4格室的主要產甲烷菌是(條帶A2),Uncultured ArcI archaeon (條帶A4),(條帶A5)、(條帶A7),(條帶A8)、(條帶A9).結合圖5和表2可以發現,乙酸營養型產甲烷菌(和)存在于ABR系統的第2~4格室.產甲烷絲狀菌(和)不僅是產甲烷系統中常見的乙酸營養型產甲烷菌,而且能促進顆粒污泥的形成[22].圖2也證實了第2~4格室的微生物是以顆粒污泥的形式存在的.以前的研究也發現,產甲烷絲狀菌是顆粒污泥反應器中主要的乙酸營養型產甲烷菌[23-24].這些產甲烷菌使得ABR系統第3,4格室的甲烷含量達到了55%以上.本研究還發現,產甲烷菌的多樣性要明顯高于產氫產乙酸菌,說明與產甲烷作用相比,在系統遭受沖擊時,產氫產乙酸作用可能會成為第一限速步驟.

3 結論

3.1 在中溫條件下,ABR系統經過3個階段的調控運行完成了啟動過程,在有機負荷率為5.4kgCOD/ (m3·d)條件下,COD去除率達到了94.8%,且在第2~4格室形成了性能良好的顆粒污泥.

3.2 ABR系統的前2格室以真細菌為主,而后2格室中的古菌數量顯著增加,其中,為優勢產氫產乙酸菌,主要分布在第3,4格室.

3.3 在ABR系統的第1,2格室主要為耐酸的氫營養型產甲烷菌(,),而乙酸營養型產甲烷菌(,)主要分布在第3,4格室.

[1] 吳 鵬,陸爽君,徐樂中,等.ABR耦合間歇曝氣MBR工藝處理生活污水研究[J]. 中國環境科學, 2015,35(9):2658-2663.

[2] 趙 麗,陳 晴,王毅力,等.ABR 處理模擬畜禽養殖廢水中有機物的快速啟動與運行優化研究[J]. 環境工程學報, 2017,11(7):3943- 3949.

[3] 楊 敏,陳德珍,戴曉虎.污泥熱解液與牛糞混合厭氧消化特性研究[J]. 中國環境科學, 2018,38(2):634-642.

[4] Li J, Ban Q, Zhang L, et al. Syntrophic propionate degradation in anaerobic digestion: A review [J]. International Journal of Agriculture and Biology, 2012,5:843–850.

[5] Mcinerney M J, Struchtemeyer C G, Sieber J, et al. Physiology, ecology, phylogeny and genomics of microorganisms capable of syntrophic metabolism [J]. Annals of the New York Academy of sciences, 2008,1125:58-72.

[6] Sekiguchi Y, Kamagata Y, Nakamura K, et al. Fluorescence in situ hybridization using 16S rRNA- targeted oligonucleotides reveals localization of methanogens and selected uncultured bacteria in mesophilic and thermophilic sludge granules [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999,65:1280–1288.

[7] Antwi P, Li J, Boadi P O, et al. Functional bacterial and archaeal diversity revealed by 16S rRNA gene pyrosequencing during potato starch processing wastewater treatment in an UASB [J]. Bioresource Technology, 2017,235:348-357.

[8] Zhang Y, Wang X, Hu M, et al. Effect of hydraulic retention time (HRT) on the biodegradation of trichloroethylene wastewater and anaerobic bacterial community in the UASB reactor [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015,99:1977-1987.

[9] Ariesyady H D, Ito T, Okabe S. Functional bacterial and archaeal community structures of major trophic groups in a full-scale anaerobic sludge [J]. Water Research, 2007,41:1554–1568.

[10] 班巧英,張 瑞,張立國,等.熒光定量PCR解析酸性條件下丙酸氧化菌的演替 [J]. 中國環境科學, 2017,37(10):3861-3866.

[11] 劉夢林,李 平,于可可,等.有機負荷對ABR處理疫病動物尸骸廢水的產酸及產甲烷特性影響 [J]. 環境工程學報, 2016,10(6):3051- 3056.

[12] Ban Q, Li J, Zhang L, et al. Syntrophic propionate degradation response to temperature decrease and microbial community shift in an UASB Reactor [J]. Journal of Microbiology and Biotechnology, 2013,23:382-389.

[13] 國家環保局.水和廢水監測分析方法[M]. 北京:中國環境科學出版社, 2002.

[14] Liu Y, Whitman W B. Metabolic, phylogenetic, and ecological diversity of the methanogenic archaea [J]. Annals of New York of Academy Science, 2008,1125:171-189.

[15] 劉 然,彭劍鋒,宋永會,等.厭氧折流板反應器(ABR)中微生物種群演替特征[J]. 環境科學研究, 2010,23(6):741-747.

[16] 陳重軍,張海芹,汪瑤琪,等.基于高通量測序的ABR厭氧氨氧化反應器各隔室細菌群落特征分析 [J]. 環境科學, 2016,37(7):2652-2658.

[17]劉 然,彭劍鋒,宋永會,等.厭氧折流板反應器酸化及對其對為生物種群分布的影響 [J]. 環境科學, 2010,31(7):1554-1560.

[18] Br?uer S L, Cadillo-Quiroz H, Yashiro E, et al. Isolation of a novel acidiphilic methanogen from an acidic peat bog [J]. Nature, 2006, 442:192-194.

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

[20] Horn M A, Matthies C, K?sel K, et al. Hydrogenotrophic methanogenesis by moderately acid-tolerant methanogens of methane-emitting acidic peat [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003,69:74-83.

[21] Zhang L, Ban Q, Li J, et al. Response of syntrophic propionate degradation to pH decrease and microbial community shifts in an UASB reactor [J]. Journal of Microbiology and Biotechnology, 2016,26:1409-1419.

[22] Keyser M, Witthuhn R C, Lamprecht C, et al. PCR-based DGGE fingerprinting and identification of methanogens detected in three different types of UASB granules [J]. Systematic and Applied Microbiology, 2006,29:77-84.

[23] Kim T G, Yun J, Cho K S. The close relation betweenandis a keystone for stable methane production from molasses wastewater in a UASB reactor [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015,99(19):8271-8283.

[24] Pillay S, Foxon K, Rodda N, et al. Microbiological studies of an anaerobic baffled reactor (ABR) [J]. Materials Science and Engineering Applications, 2010,15(2):750-754

The performance of ABR at startup and the distribution of syntrophic methanogens.

BAN Qiao-ying1*, LIU Qi1, ZHANG Li-guo1, LI Jian-zheng2

(1.College of Environment and Resource, Shanxi University, Taiyuan 030006, China；2.School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2018,38(9)：3351~3357

An anaerobic baffled reactor (ABR) was employed to investigate the operational performance and the distribution of syntrophic methanogens during the treatment of sugar refinery wastewater. The distribution of syntrophic methanogens was analyzed by polymerase chain reaction-denaturing gradient gel electrophoresis (PCR-DGGE). COD removal was 61.5% and volatile fatty acids (VFAs) in effluent were 1808mg/L at sludge acclimation stage. After the regulation operation of two stages, the VFAs were dramatically reduced and methane content was increased to above 55%. The COD removal was achieved 94.8% at the stable state. The granular sludge with good settling performance was formed in the last 3compartments. PCR-DGGE explored that the dominant hydrogen-producing acetogens were related to the generaand, which were distributed in the third and fourth compartments of ABR. The acid-tolerant hydrogenotrophic methanogens (and) were mainly distributed in the first and second compartments, while acetotrophic methanogens (and) mainly existed in the third and fourth compartments. The present study found the diversity of methanogens was higher than that of hydrogen-producing acetogens, indicating hydrogen-producing acetogenesis is more likely to be a rate-limiting step when the system is shocked.

anaerobic baffled reactor；operation at startup；hydrogen-producing acetogens；methanogens；PCR-DGGE

X703.5

A

1000-6923(2018)09-3351-07

班巧英(1982-),女,山西忻州人,講師,博士,主要從事廢水厭氧生物處理研究.發表論文30余篇.

2018-02-08

國家自然科學基金(51708341);哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室開放課題(QA201523);山西省“青年三晉學者”支持計劃,山西省高等學校優秀創新團隊支持計劃

* 責任作者, 講師, banqiaoying@163.com