陽極位置對新型ABR-BEF系統處理性能及微生物群落的影響

宿程遠,鄧秋金,盧宇翔,覃容華,阮子欣,韋敬威,鄭成志

陽極位置對新型ABR-BEF系統處理性能及微生物群落的影響

宿程遠1*,鄧秋金1,盧宇翔1,覃容華1,阮子欣1,韋敬威1,鄭成志2

(1.廣西師范大學環境與資源學院,珍稀瀕危動植物生態與環境保護教育部重點實驗室,廣西 桂林 541004；2.廣東粵港供水有限公司,廣東 深圳 518021)

研究了陽極所處位置對新型厭氧折流板-生物電Fenton(ABR-BEF)系統處理中藥廢水效能與產電能力的影響,并對各格室污泥的疏松胞外聚合物(LB-EPS)及緊密胞外聚合物(TB-EPS)組分情況進行了分析,繼而通過高通量測序技術對系統中微生物群落演替進行了探討.結果表明,當將陽極電極位置由系統的第4格室調整到第3、第2格室后,由于陽極與陰極距離的增大,COD平均去除率由原來的90%分別下降到70%和65%;輸出電壓由149.8mV降至95.3mV、50.0mV左右,同時最大功率密度由76.78mW/m3減少到55.57mW/m3和52.87mW/m3;但陰極室對鄰苯二酚的降解率仍保持在95%左右.改變陽極位置后LB-EPS、TB-EPS中蛋白質含量均下降,TB-EPS尤為明顯;而對于多糖而言,陽極在第3號格室時,各組分多糖含量最高.陽極位置由第4格室改為第2格室后,第1到第4格室甲烷絲狀菌屬()所占比例分別增大到71.09%、72.47%、58.03%和76.79%;在總細菌綱水平上產電菌所屬的d變形菌綱(Deltaproteobacteria)在第1到第4格室中分別減少了2.54%、6.06%、4.40%和4.87%,陽極與陰極距離的增大使得產電菌數量減少,這成為該系統產電能力下降的重要原因.

ABR-BEF；陽極位置；產電性能；微生物群落；胞外聚合物

廢水處理過程中厭氧生物處理技術具有能耗低、污泥產量少、抗沖擊負荷能力強、可產生能源等優點,具有良好的環境與社會經濟效益[1-2].但當廢水中含有難生物降解的高分子污染物或有毒物質時,由于此類物質的存在會導致產甲烷菌的活性受到抑制,若此類廢水直接進入厭氧反應器,往往使得厭氧反應器的處理效率降低,甚至造成厭氧反應器運行失敗,因此,需對這部分難生物降解或有毒廢水進行物化預處理,而后再進行生物處理.Fenton技術作為典型的高級氧化處理方法,具有高效、反應條件溫和、設備簡單等優點,對于去除水中難生物降解污染物具有良好的效果.但單一Fenton技術處理成本較高,更限制其應用的是需新建Fenton預處理單元,這無疑會增加占地與基建投資. Feng等研究發現,微生物燃料電池(MFC)的陰極(鐵碳電極)可生成Fenton體系所需的H2O2,從而構成自我維持、無需外源電力的生物電Fenton系統(Bio- electro-Fenton),具有不需要持續投加H2O2與鐵鹽的優點,在去除污染物的同時可產生電能,因此新型生物電Fenton技術成為當前研究的熱點[3-4].當前國內外研究表明,生物電Fenton在難降解有機物的可持續降解方面具有巨大潛力,曾亞瓊等利用生物電Fenton系統去除水體中痕量有機微污染物雌激素,結果發現該體系對雌二醇的最佳去除率達到90%,化學氧化是該體系去除雌二醇的主要途徑[5-6].

基于此,本課題組將厭氧處理與生物電Fenton技術進行了結合,開發了新型厭氧折流板-生物電Fenton反應器(ABR-BEF),旨在發揮生物電Fenton對難生物降解及有毒物質高效去除的優勢,為厭氧反應器的良好運行提供保障;同時廢水中的污染物通過厭氧分解生成簡單化合物,以保證生物電Fenton體系電能的輸出.以往對生物電Fenton技術的研究主要集中在電極的選擇上,而當生物電Fenton陽極所處位置發生改變時,其底物類型會發生變化,這將直接影響到產電效能以及電子的轉移,并進一步影響到污染物的降解與系統中的微生物群落,而電極上微生物群落的鑒定可為深入了解微生物對反應器穩定性增強的協同作用和交互作用提供科學的借鑒[7].中藥廢水中不僅含有木質素、生物堿、鞣質、蒽醌等天然有機物,同時含有難降解的多環芳烴類等物質,使得該類廢水具有生物毒性強、有機物濃度高等特點[8].因此本文以中藥廢水為研究對象,通過改變陽極所處位置,研究了ABR-BEF反應器對污染物的去除能力與產電性能,并分析了反應器中污泥胞外聚合物(EPS)的組分以及微生物群落的變化情況,從而為該新型反應器的設計與優化提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與實驗過程

如圖1所示, ABR-BEF反應器材質為有機玻璃,長為42cm、寬為5cm、高為15cm,有效容積約為2.5L,主體結構包括四個格室,最后的小格室設為生物電Fenton的陰極室,兩部分用法蘭相接并以一質子交換膜(PEM,Nafion117)隔開.起初4號格室作為生物電Fenton的陽極室;陽極材料采用是纖維碳刷(CTN310,東麗),由碳絲和鈦絲組成;使用親水性碳布(W0S1002,125mm×60mm)通過改性負載鐵作為陰極的基材[8],而后卷成直徑為40mm,高為60mm柱狀作陰電極;陰陽兩電極選用鈦絲(1mm)相連并接電阻箱(ZX21,上海東茂),正常運行電阻箱調至1000Ω.電壓采用數據采集卡(PISO-813U,泓格)連接電腦進行采集,每1min記錄一次.陰極室使用空氣泵(ACO001,日生)進行曝氣,氣體流量通過閥門調節,溶解氧控制在2~4mg/L.

圖1 裝置示意

中藥廢水取自桂林某制藥廠,其COD濃度為1900~2900mg/L,氨氮濃度為70~140mg/L,懸浮物含量為150~220mg/L,通過蠕動泵(BT100-2J,蘭格)將廢水輸送進反應器中;由于中藥廢水中多含有酚類物質,為了考察該反應器對酚類物質的去除性能,將人工配制的含有150mg/L的鄰苯二酚廢水泵入陰極室,12h后將陰極室廢水通過小型蠕動泵(KCP-C,卡默爾)回流至第1格室.整個實驗過程共分3個周期,即陽極室依次從4號格室換到3號格室,最后調整到2號格室,每2個星期為一個周期.

1.2 分析方法

COD的測定采用快速消解法;鄰苯二酚濃度采用紫外分光光度法測定,測定波長為276nm[9].

輸出電壓數據自動記錄生成TXT文件保存于電腦中,用Origin軟件對其進行處理;通過調節電阻箱改變外電阻(50Ω~5kΩ)獲得功率密度與電流密度,從而繪制功率密度曲線與極化曲線[10].

每個運行階段的末期對各格室的污泥取樣,進行EPS組分的分析,污泥中EPS的提取參照文獻[11-14],其多糖和蛋白質組分含量測定分別采用蒽酮比色法和考馬斯亮藍比色法[11-14],每個樣品測定3次取平均值.

利用高通量技術分析ABR-BEF系統內的微生物群落變化情況,利用試劑盒(OMEGA,E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit)對DNA進行提取,利用Qubit2.0DNA檢測試劑盒對DNA進行精確定量;古菌PCR擴增分為三輪,細菌PCR擴增分為兩輪;擴增結束后,利用MiSeq Illumina測序平臺上進行高通量測序;利用RDP(核糖體數據庫項目)分類器對OTUs(運算分類單位)(以97%的序列相似閾值處理)進行分類分析,得到各分類學水平下物種的組成及相對豐度[15-17].

2 結果與討論

2.1 陽極位置改變對污染物去除的影響

由圖2可知,陽極室在4號格室與陰極室相鄰時,COD去除率在90%左右,說明微生物對污染物具有更好的吸附利用能力,并能較好地去除中藥廢水中的有機污染物.陽極位置換至3號格室時,COD的初始去除率僅為54.92%,原因是系統運行穩定不久,反應器內微生物對運行因子變化的反應較為敏感,而后升至70%左右.在第34d陽極位置換至2號格室時,COD去除率并未出現急劇下降,可能的原因是此時系統運行更為穩定,短期的環境變化未對系統產生明顯影響,但在第35d至44d時,COD去除率由85.45%持續下降至 47.52%,而后緩慢上升至65%左右.這表明改變陽極室位置會降低反應器對COD的去除效率,原因是改變陽極位置會使反應器中微生物燃料電池組分提前接觸中藥廢水,此時中藥廢水中有機負荷較大,毒性較強,微生物燃料電池的陽極可能對有機負荷的改變較為敏感,進而影響整個反應器對COD的去除效率;特別是當陽極位置換至2號格室時,COD去除率不僅出現較大波動,且明顯降低.

陽極位置改變后,陰極室對鄰苯二酚的去除情況如圖2所示.陽極在4號格室時,12h后鄰苯二酚去除率達到99.85%;陽極在3號和2號格室,鄰苯二酚最終去除率在96.86%和97.07%;Gogoi等[9]以Fe3O4-CeO2為催化劑,探討了多相類Fenton對鄰苯二酚的去除效率,在最佳運行條件下,鄰苯二酚的去除率為83.8%~89.2%,通過對比可知本ABR-BEF系統可實現對鄰苯二酚的有效去除.具體表現為:陽極位置在4號格室時,處理30min后,鄰苯二酚去除率僅為20.32%,而陽極在3號格室為33.81%,陽極在2號格室為22.76%;到420min時,陽極在4號格室去除率為93.16%,陽極在3、2號格室去除率分別為96.04%、95.54%.陽極在3、2號格室時,陰極室對鄰苯二酚降解在330min時基本穩定.這說明改變陽極位置對鄰苯二酚的去除影響不明顯,可能的原因在于鄰苯二酚的降解是靠陰極室中生成的H2O2與附著在陰極上的鐵作用所產生的羥基自由基(·OH),而H2O2的生成跟陽極室傳導過來的H+與陰極室中O2有關,雖然陽極與陰極距離的增大影響了H+的傳導,但O2對H2O2的產生發揮著更為重要的作用.

2.2 陽極位置改變對產電性能的影響

輸出電壓是MFC反應器運行過程中一個重要的產電性能評價指標,因此本文對不同陽極位置時系統的電壓輸出情況進行了分析,陽極在4號格室時,輸出電壓由118.8mV緩慢上升到149.8mV,而后持續穩定產電;當陽極換至3號格室,電壓下降至44.6mV,之后緩慢增加至120.3mV,能較穩定保持在95.3mV~125.0mV;當把陽極改變到2號格室時,電壓從82.4mV升至94.7mV,之后保持小幅度波動并持續產電至第10h,最高產電到達107.2mV,短暫的增大之后開始回落,最后降到40mV.不同陽極位置所產生的電壓有明顯變化,其中陽極在4號格室時產生電壓最高,也最為穩定,其次為3號格室,最后為2號格室.原因在于,改變陽極位置使得陰極與陽極距離增大,增加了反應器內阻,所要克服的阻力變大,進而產電量降低且出現不穩定的波動.

依次把外電阻由低到高(50Ω~5KΩ)的次序接到電路并運行一定時間,記錄電壓取平均值,繪出各運行條件下系統的功率密度曲線如圖3所示.由圖3可知,陽極位置在4號格室最大功率密度最大,在電流密度為311.36mA/m3時達到76.78mW/m3;其次是在3號格室,在183.51mA/m3時最大功率密度為55.57mW/m3;最后為在2號格室,在141.51mA/m3僅最大功率密度52.87mW/m3,由此可以看出,當改變陽極位置,最大輸出功率明顯下降,說明調整陽極位置,增大兩電極之間距離會使電池功率下降.

同時由圖3可知,在開路狀態下,陽極在4、3、2號格室的平衡電壓分別為424.9,439.6和429.6mV;由于電路處于開路狀態而不存在電流,因此損失的電壓與電子轉移和電流無關,而跟陽極中微生物分解污染物的過程有關.一旦接通外電路,電路中即存在有電流,微生物燃料電池即開始對外做功,隨著電流密度的增大,跟電流密度相關的極化開始出現.陽極在4號格室時,當電流密度由0增大到258.99mA/m3,電壓從424.9mV迅速降低到256.4mV,在電流密度比較低的時候,ABR-BEF的極化主要表現在陽極室中微生物的代謝和電子的轉移以及陰極氧氣還原所需要克服反應壁壘,也就是活化極化.隨著電流密度的增大,電壓下降趨勢變緩,此時活化極化開始被歐姆極化取代.對比陽極在3、2號格室,電壓隨電流密度的變大呈現出良好的線性關系,整個過程未發現活化極化,均為歐姆極化主導,但電流密度與功率密度明顯低于陽極在4號格室時;且陽極在2號的比在3號格室的要低,兩電極間距越大,ABR-BEF內阻變大,因此造成電壓、功率密度和電流密度的下降.

2.3 陽極位置改變對污泥EPS組成的影響

EPS是由微生物在一定的環境條件下所分泌的高分子聚合物,主要成分是一些大分子物質,如蛋白質、多糖及核酸,類似于微生物的細胞內成分;較厚的EPS層可起到預防與保護作用,從而減少有害物質侵蝕微生物[18];同時污泥的絮凝性、沉降性能以及在反應器中的高度持留也與EPS的組分結構有較大關系[19-20].在EPS中,蛋白質與多糖占據75%-90%,蛋白質影響絮凝體的疏水性,而多糖是親水性聚合物,可逆性地吸收和散發水或生物液體[21],本文分析了不同陽極位置情況下,ABR-BEF反應器中各個格室污泥EPS的蛋白和多糖組分,其比率結果如圖4所示.

由圖4可知,陽極在4號格室時,LB-EPS和TB-EPS的蛋白質與多糖比率最高,分別達到了29.20~38.65和10.40~12.84;而陽極在3號格室分別僅為0.87~10.62和0.30~0.98,在2號格室為8.35~11.67和1.01~1.41.TB-EPS的蛋白質和多糖比相較LB-EPS有所下降但趨于平穩,在同一條件下各個格室的比率相差不大,這是因為TB-EPS處于EPS的核心區域,受外界干擾較少.陽極從4號格室改變到3號和2號格室,蛋白質與多糖比值下降明顯,造成其比值下降可能是因為更換電極位置后,該反應器穩定性下降,微生物活性遭受影響從而未能最大程度利用中藥廢水中污染物質,因此分泌出來的EPS中含有較多的多糖聚合物,從而保護微生物不受侵害;過多的多糖會使污泥絮凝沉降效果變差[22-25],使反應器處理效率下降,污泥的絮凝性和穩定性在陽極位置處于4號格室時最優,這與COD去除效率下降的結果相一致,在2號格室次之,3號格室最差.同時隨著廢水由第1格室依次流到第4格室,廢水中有機污染物減少,因此后面格室EPS中的蛋白質與多糖比值出現上升的趨勢,這在陽極位于第3號和2號格室時尤為明顯.

2.4 陽極位置改變對古菌群落的影響

鑒于陽極位置第4號格室與第2號格室時, ABR-BEF系統對中藥廢水處理效能變化較為明顯,因此采用高通量測序技術分析了陽極在第4格室與第2格室時,系統中各個格室古菌群落結構與分布情況,結果如圖5與圖6所示.

陽極在第4格室時,第1到第4格室所得測序序列數分別為70468、74326、74989、64417,Chao1指數分別為45267、35984、39869、43883,Shannon指數分別為3.37、2.83、3.40、3.14;而陽極調整到第2格室時,第1到第4格室的測序序列數分別為51582、66234、61839、65108,Chao1指數分別為11929、20320、23800、32322,Shannon指數分別為2.24、2.64、2.23、1.94,可見陽極調整到第2格室后,微生物群落的豐富度與多樣性均出現了減少.由圖5可知,在綱水平下,陽極在4號格室時,在第1格室中,甲烷微菌綱(Methanomicrobia)豐度比例為47.47%,甲烷桿菌綱(Methanobacteria)豐度比例為49.13%;第2格室中,甲烷微菌綱(Methanomicrobia)豐度比例為56.65%,甲烷桿菌綱(Methanobacteria)豐度比41.12%;第3格室中,甲烷微菌綱(Methanomicrobia)所占的豐度比為79.30%,熱變形菌綱(Thermoprotei)所占的豐度比為11.36%;第4格室中,甲烷微菌綱(Methanomicrobia)豐度比例為53.89%,熱變形菌綱(Thermoprotei)豐度比例為28.32%,甲烷桿菌綱(Methanobacteria)豐度比例14.37%.具有產電能力的產電微生物所在的鹽桿菌綱(Halobacteria)在4號格室中的相對豐度為1.30%.改變陽極位置后(由第4格室改變到第2格室),在古菌綱水平上主要有甲烷微菌綱(Methanomicrobia)、甲烷桿菌綱(Methanobacteria)、熱變形菌綱(Thermoprotei)及熱原體綱(Thermoplasmata),其中甲烷微菌綱(Methanomicrobia)為優勢菌,在各格室的相對豐度分別為78.22%、81.33%、66.72%和79.7%,其次為甲烷桿菌綱(Methanobacteria)對應相對豐度為13.53%、15.73%、12.03%和9.86%;而熱變形菌綱(Thermoprotei)在3,4號格室占17.43%和8.55%,可知, 在陽極位置由4號格室更改至2號格室后,反應器中甲烷微菌綱(Methanomicrobia)增多而甲烷桿菌綱(Methanobacteria)減少,產電菌所屬的鹽桿菌綱(Halobacteria)減少到檢測限值以下,產電微生物減少是產電效率降低的重要原因.

(a)陽極位置在第4格室

(b)改變陽極位置后

圖5 陽極位置改變前后古菌綱水平circos圖

Fig.5 Circos of archaea at the class level with changing the position of anode

繼而分析了陽極位置改變前后該反應器各格室中古菌屬水平上豐度的變化情況(1~4表示陽極位置在第4格室,1￠~4￠表示陽極位置在第2格室),由圖6可知,陽極在4號格室時,各格室的甲烷絲狀菌屬(Methanothrix)豐度比例分別為36.31%,50.31%, 64.88%,39.4%,甲烷絲狀菌屬(Methanothrix)是3格室中優勢菌群;甲烷桿菌屬(Methanobacterium)豐度比例分別為40.93%,40.94%,5.06%,13.99%;在各個格室中甲烷繩菌屬(Methanolinea)豐度比少于10%,甲烷絲狀菌屬(Methanothrix)和甲烷桿菌屬(Methanobacterium)占的比例相對較多.改變陽極位置后(即陽極位于第2格室),反應器中各格室古菌屬水平上微生物群落結構大體一致,優勢菌群仍為甲烷絲狀菌屬(Methanothrix),相對豐度分別為71.09%、72.47%、58.03%和76.79%,除3號格室有所下降外,其他3個格室的甲烷絲狀菌屬(Methanothrix)均有所增加;其次為甲烷桿菌屬(Methanobacterium),在各個格室的相對豐度為12.69%、15.53%、11.94%和9.75%,較陽極在4號格室時均有所降低,因此在改變陽極位置后,反應器的厭氧主導位置更強烈,而產電菌屬衰減,這與前面的產電效率下降結果是一致的.同時甲烷桿菌屬(Methanobacterium)所占比例減少,可能該菌屬能利于的基質種類更為豐富,其數量的減少影響了COD的去除效果.

他跪伏著，聽到天葬師的喉嚨里發出了一連串怪異的咒語，繁瑣而冗長。咒語結束后，周圍陷入了長時間的沉默，除了桑煙經過骷髏頭的嗚咽聲，再無其他聲響。在這種單調的聲音中，青辰覺得自己陷入了一種昏昏欲睡的狀態，這種狀態，令他在事后一度覺得非常困惑。按理說，那時的他在滿懷期望地等待著神明的到來，怎么會睡呢？后來，他從其他人的口中了解到，那一刻，不只自己，每一個人都有過那種昏昏欲睡的狀態。他推測，是有什么東西在那段時間降臨了，它的到來，讓人們的精神高度恐懼，為了防止精神崩潰，大腦及時開啟了自我防御機能，選擇性地屏蔽了它，讓人們以昏睡般的麻木狀態來度過那段時光。

圖6 陽極位置改變前后古菌屬水平上豐度分布 Fig.6 Abundance of archaea at the genus level with changing the position of anode

2.5 陽極位置改變對總細菌群落的影響

考察了ABR-BEF系統內總細菌群落的演替情況,繪制了陽極在反應器不同位置時,各格室總細菌群落分布的Heatmap圖,如圖7所示.

圖7 改變陽極位置總細菌門水平物種豐度熱圖 Fig.7 Heatmap of bacteria at the phylum level with changing the position of anode

陽極在第4格室時,第1到第4格室的測序序列數分別為68168、71684、42097、66317,Chao1指數分別為32573、112329、66961、107138,Shannon指數分別為5.56、5.96、6.25、6.12;而陽極調整到第2格室時,第1到第4格室的測序序列數分別為59609、68352、52443、82641,Chao1指數分別為19554、28715、22524、23060,Shannon指數分別為5.50、5.24、5.35、5.16.由圖7可知,改變陽極位置后,反應器中總細菌在門水平上群落結構未發生明顯變化,其中綠彎菌門(Chloroflexi)、厚壁菌門(Firmicutes)、變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)在陽極位置改變后相對豐度熱度仍保持一致,且在各個格室中的熱度值變化不大,說明改變陽極位置對這四個門類的總菌種影響不大;陽極在4號格室時,綠彎菌門(Chloroflexi)在1號格室中的熱度值較低,在后三個格室均有較高的熱度值.改變陽極位置后,變形菌門(Proteobacteria)的豐度出現了下降,而許多產電菌屬于變形菌門,因此使得系統的產電性能出現了下降.根據熱圖的樣本聚類,陽極位置在4號格室時,4號格室與2號格室菌群更接近,差別最大為1號格室;在陽極位置改變到2號格室后,2號格室變成與3號格室菌群更為接近.

(3) 動物園的安全警示是否充足。根據城市動物園管理規定第三章第二十一條：動物園管理機構應當完善各項安全設施，加強安全管理，確保游人、管理人員和動物的安全。動物園方應該設置足夠多且位于醒目位置的警示牌、在危險區域安排足夠多的巡邏車、安裝數量充足的監控攝像頭保證二十四小時的不停歇監控, 在發現游客有危險舉動時應立即上前勸阻與阻攔。

繼而從綱水平對總細菌群落的變化情況進行了分析,由圖8可知,陽極位置改變前后ABR-BEF系統內總細菌綱水平上結構大致以厭氧繩菌綱(Anaerolineae)(13.83%~41.72%)、梭菌綱(Clostridia) (13.17%~21.36%)、δ變形菌綱(Deltaproteobacteria) (4.82%~12.78%)和浮霉菌門(Planctomycetia) (0.57%~22.98%)為主.改變陽極位置后,反應器各格室中的厭氧繩菌綱(Anaerolineae)(在產甲烷生物系統中具有降解碳水化合物和其他細胞材料的重要作用)的相對豐度均有不同幅度增加,分別增加了4.34%、10.59%、10.19%和17.03%,說明在改變陽極位置后,使整個反應器中厭氧產甲烷能力增強,其中4號格室增幅最大.具有產電能力的梭菌綱(Clostridia)、d變形菌綱(Deltaproteobacteria)在4號格室的相對豐度減少,分別減少了4.30%和2.54%;梭菌綱(Clostridia)在前3個格室的相對豐度分別增加了6.56%、8.41%和4.36%,但d變形菌綱(Deltaproteobacteria)卻下降了6.06%、4.40%和4.87%,而此時反應器的產電效能較陽極位置在4號格室時降低,表明d變形菌綱(Deltaproteobacteria)具有更高效的產電能力,因此在改變陽極位置后,反應器產電效率下降[6,26-27].混合產電菌的協同作用能增強該反應器運行的穩定性并提高系統的產電效能[28].

圖8 陽極位置改變前后反應器各格室總細菌綱水平上豐度分布 Fig.8 Abundance of bacteria at the class level with changing the position of anode

3 結論

3.1 隨著陽極室的前提,陽極與陰極間距增大使得ABR-BEF系統對COD去除率由90%降低至65%,最大功率密度由76.78mW/m3降至52.87mW/m3,但對鄰苯二酚的去除率均保持在95%以上,該反應器為含有毒工業廢水的有效處理提供了新思路.

3.2 改變陽極位置后污泥EPS的多糖和蛋白質組分發生明顯變化,陽極位置在4號格室時各格室的LB-EPS和TB-EPS中的蛋白質含量最高,從而有利于厭氧污泥保持良好的絮凝性能;陽極位置在3號格室時,LB-EPS與TB-EPS中的多糖含量最高.

3.3 陽極位置由第4格室改變到第2格室后,具有產電能力的Clostridia、Deltaproteobacteria在第4格室的相對豐度減少,Halobacteria減少到檢測限值以下,從而造成ABR-BEF系統產電能力的下降.

參考文獻：

[1] 李 玥,胡 奇,高大文.溫度對一體式厭氧流化床膜生物反應器運行效能及微生物群落結構的影響[J]. 環境科學, 2018,39(4): 1731-1738. Li Y, Hu Q, Gao D W, Effect of temperature on operation efficiency and microbial community structure of integrated anaerobic fluidized bed membrane bioreactor [J]. Environmental Science, 2018,39(4): 1731-1738.

[2] Gulhane M, Pandit P, Khardenavis A, et al. Study of microbial community plasticity for anaerobic digestion of vegetable waste in Anaerobic Baffled Reactor [J]. Renewable Energy, 2017,101:59-66.

[3] Feng C H, Li F B, Hong J M, et al. Bio-Electro-Fenton process driven by microbial fuel cell for wastewater treatment [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44:1875-1880.

[4] 王躍強,胡勇杰,李 進,等.新型生物電Fenton法降解偶氮染料:鐵復合碳氈陰極研究[J]. 生態環境學報, 2013,22(5):826-831. Wang Y Q, Hu Y J, Li J, et al. New bioelectric Fenton method for degradation of azo dyes: effect of the cathode of iron composite carbon blanket [J]. Journal of Ecological Environment, 2013,22(5): 826-831.

[5] Wang, D L, Hou H J, Hu J P, et al. A bio-electro-Fenton system with a facile anti-biofouling air cathode for efficient degradation of landfill leachate [J]. Chemosphere, 2019,215:173-181.

[6] 曾亞瓊,王斌偉,李 杰,等.生物電Fenton氧化法去除水體中雌二醇的研究[J]. 北京大學學報, 2016,52(5):939-946.Zeng Y Q, Wang B W, Li Y, et al. Removal of 17β-estradiol in a Bio-electro-Fenton System [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, 2016,52(5):939-946.

[7] Sangeetha T, Guo Z C, Liu W Z, et al. Energy recovery evaluation in an up flow microbial electrolysis coupled anaerobic digestion (ME- AD) reactor: Role of electrode positions and hydraulic retention times [J]. Applied Energy, 2017,206:1214-1224.

[8] 余登喜,丁 杰,劉先樹,等.強化混凝預處理削減中藥廢水的毒性[J]. 環境工程學報, 2016,10(11):6133-6138. Yu D X, Ding J, Liu X S, et al. Toxicity reduction on pretreatment of traditional Chinese medicine wastewater by enhanced coagulation [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016,10(11):6133- 6138.

[9] Gogoi A, Navgire M, Sarma K C, et al. Fe3O4-CeO2 metal oxide nanocomposite as a Fenton-like heterogeneous catalyst for degradation of catechol [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,311: 153-162.

[10] 羅 勇,張仁鐸,李 婕,等.以吲哚為燃料的微生物燃料電池降解和產電特性[J]. 中國環境科學, 2010,30(6):770-774. Luo Y, Zhang R D, Li J, et al. Degradation and electrical generation characteristics of microbial fuel cells fueled by indoles [J]. China Environmental Science, 2010,30(6):770-774.

[11] Jian S, Liang G, Li Q, et al. Structural and functional properties of organic matters in extracellular polymeric substances (EPS) and dissolved organic matters (DOM) after heat pretreatment with waste sludge [J]. Bioresource Technology, 2016,219:614-623.

[12] Li K, Wei D, Yan T, et al. Responses of soluble microbial products and extracellular polymeric substances to the presence of toxic 2,6-dichlorophenol in aerobic granular sludge system [J]. Journal of Environmental Management, 2016,183:594-600.

[13] Zhang D, Trzcinski A P, Kunacheva C, et al. Characterization of soluble microbial products (SMPs) in a membrane bioreactor (MBR) treating synthetic wastewater containing pharmaceutical compounds [J]. Water Research, 2016,102:594-606.

[14] Zhang W, Cao B, Wang D, et al. Influence of wastewater sludge treatment using combined peroxyacetic acid oxidation and inorganic coagulants re-flocculation on characteristics of extracellular polymeric substances (EPS) [J]. Water Research, 2016,88:728-739.

[15] Miao L, Wang C, Hou J, et al. Response of wastewater biofilm to CuO nanoparticle exposure in terms of extracellular polymeric substances and microbial community structure [J]. Science of the Total Environment, 2017,579:588-597.

[16] 黃 薇,劉蘭英,吳妙鴻,等.養殖廢水處理系統中微生物菌群結構及動態變化[J]. 中國環境科學, 2019,39(2):839-848. Huang W, Liu L Y, Wu M H, et al. Microbial community structure and dynamics in swine wastewater treatment system [J]. China Environmental Science, 2019,39(2):839-848.

[17] Su C Y, Li W G, Chen M L, et al. Effect of iron-manganese-sepiolite as heterogeneous Fenton-like catalyst on the performance and microbial community of anaerobic granular sludge treatment system [J]. Bioresource Technology, 2016,200:1065-1072.

[18] Bingrui M, Shanshan L, Sen W, et al. Effect of Fe3O4nanoparticles on composition and spectroscopic characteristics of extracellular polymeric substances from activated sludge [J]. Process Biochemistry, 2018,75:212-220.

[19] Zhang L W, Dong D M, Hua X Y, et al. Inhibitory effects of extracellular polymeric substances on ofloxacin sorption by natural biofilms [J]. Science of The Total Environment, 2018,625:178-184.

[20] 宋成康,王亞宜,韓海成,等.溫度降低對厭氧氨氧化脫氮效能及污泥胞外聚合物的影響[J]. 中國環境科學, 2016,36(7):2006-2013. Song C K, Wang Y Y, Han H C, et al. Effect of temperature reduction on anaerobic ammox denitrification efficiency and extracellular polymer of sludge [J]. China Environmental Science, 2016,36(7): 2006-2013.

[21] Basuvaraj M, Fein J, Liss S N. Protein and polysaccharide content of tightly and loosely bound extracellular polymeric substances and the development of a granular activated sludge floc [J]. Water Research, 2015,82:104-117.

[22] 楊 波,徐 輝,馮修平,等.SCAR處理城市生活污水的效能及其微生物群落動態分析[J]. 環境科學, 2017,38(5):2021-2029. Yang B, Xu H, Feng X P, et al. Efficacy and dynamic analysis of microbial community in SCAR treatment of municipal sewage [J]. Environmental Science, 2017,38(5):2021-2029.

[23] Ma J, Quan X, Si X, et al. Responses of anaerobic granule and flocculent sludge to ceria nanoparticles and toxic mechanisms [J]. Bioresource Technology, 2013,149:346-352.

[24] Lu X Q, Zhen G Y, Estrada A L, et al. Operation performance and granule characterization of upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor treating wastewater with starch as the sole carbon source [J]. Bioresource Technology, 2015,180:264-273.

[25] 宿程遠,鄭 鵬,盧宇翔,等.磁性納米鐵對厭氧顆粒污泥特性及其微生物群落的影響[J]. 環境科學, 2018,39(3):1316-1324. Su C Y, Zheng P, Lu Y X, et al. Effect of magnetic nanometer iron on the characteristics of anaerobic granular sludge and its microbial community [J]. Environmental Science, 2008,39(3):1316-1324.

[26] Ronald H O, Alex D G, Ursulo Y P, et al. Bioelectrogenesis with microbial fuel cells (MFCs) using the microalga Chlorella vulgaris and bacterial communities [J]. Electronic Journal of Biotechnology, 2018, 31:34-43.

[27] Renata T M, Karolina S, Monika K. Bioelectricity production from wood hydrothermal-treatment wastewater: Enhanced power generation in MFC-fed mixed wastewaters [J]. Science of The Total Environment, 2018,634:586-594.

[28] Lee B, Park J G, Shin W B, et al. Microbial communities change in an anaerobic digestion after application of microbial electrolysis cells [J]. Bioresource Technology, 2017,234:273-280.

Effects of anode position on the performance and microbial community of the novel ABR-BEF system.

SU Cheng-yuan1*, DENG Qiu-jin1, LU Yu-xiang1, QIN Rong-hua1, RUAN Zi-xin1, WEI Jing-wei1, ZHENG Cheng-zhi2

(1.Key Laboratory of Ecology of Rare and Endangered Species and Environmental Protection, School of Environment and Resources, Guangxi Normal University, Guilin 541004, China；2.Guangdong Yuegang Water Supply Co., Ltd., Shenzhen 518021, China). China Environment Science, 2019,39(9)：3770~3779

Abstract：In this study, the effect of the position of anode on the efficiency and electricity generation of the novel anaerobic baffle reactor-bioelectricity Fenton (ABR-BEF) system were investigated for treatment traditional Chinese medicine (TCM) wastewater. The components of loosely-bound extracellular polymeric substances (LB-EPS) and tightly-bound extracellular polymeric substances (TB-EPS) in the sludge were also measured. Finally, the high-throughput sequencing technology was used to analyze the variation of microbial community in the system at different anode positions. The results showed that when the position of anode electrode was changed from the 4th compartment to the 3rd and 2nd compartment, the COD removal rate was reduced from 90% to 70% and 65%, respectively, due to the distance between anode and cathode gradually increasing. Meanwhile, the voltage output was declined from 149.8mV to 95.3mV and 50.0mV, and the maximum power density was decreased to 76.78mW/m3 to 55.57mW/m3 and 52.87mW/m3, respectively. However, the removal rate of catechol in the cathode chamber was remained around 95%. After changing the position of anode, the protein content in the LB-EPS and TB-EPS was decreased, especially TB-EPS. In addition, the polysaccharides content of LB-EPS and TB-EPS was the highest when the position of anode was changed into the 3rd compartment. When the position of anode was changed from the 4th compartment to the 3rd and 2nd compartment, the abundance of Methanothrix was increased to 71.09%, 72.47%, 58.03% and 76.79% in each compartment at the genus level of archaea. While the abundance of Deltaproteobacteria, which was a class contained electrogenic bacteria, was reduced to 2.54%, 6.06%, 4.40% and 4.87%, respectively. The increasing of the distance between anode and cathode was leaded to reduce the abundance of electrogenic bacteria, which was an important reason for the decrease of the electricity generation capacity of the ABR-BEF system.

Key words：ABR-BEF；position of anode；electricity generation；microbial community；extracellular polymeric substances

中圖分類號：X703

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2019)09-3770-10

作者簡介：宿程遠(1981-),男,河北晉州人,教授,博士,主要從事水及廢水處理理論與技術研究.發表論文60余篇.

收稿日期：2019-03-06

基金項目：國家自然科學基金資助項目(51641803);廣西自然科學基金資助項目(2017GXNSFAA198277);深圳市科技計劃(KJYY20170413170501147)

* 責任作者, 教授, suchengyuan2008@126.com