持續(xù)負荷沖擊下AnSBBR運行性能及群落結構響應

王 澤 ,于莉芳 *,馬芷萱 ,鄭蘭香 ,劉 然 ,劉 甜 (.西安建筑科技大學環(huán)境與市政工程學院,陜西 西安70055；2.寧夏大學生態(tài)環(huán)境學院,寧夏 銀川 75002；3.中國葡萄酒產(chǎn)業(yè)技術研究院,寧夏 銀川 75002)

廢水水質(zhì)水量的波動對厭氧生物處理系統(tǒng)產(chǎn)生有機負荷沖擊,打破系統(tǒng)內(nèi)產(chǎn)酸和產(chǎn)甲烷的動態(tài)平衡,從而降低系統(tǒng)中污泥強度[1]、影響胞外聚合物(EPS)分泌[2]、改變微生物群落結構及代謝途徑[3],導致系統(tǒng)緩沖能力下降、甲烷產(chǎn)量低以及揮發(fā)性脂肪酸(VFA)積累.目前,厭氧系統(tǒng)負荷沖擊的研究主要集中在瞬時高負荷沖擊和長期逐級負荷沖擊對消化系統(tǒng)性能的影響.一般認為,可通過序批式進水[4]、延長水力停留時間[5]和提高回流比[6]等方式來抵抗負荷沖擊,也可通過投加填料形成厭氧生物膜,增加系統(tǒng)中生物濃度和多樣性來保證運行的穩(wěn)定性[7].厭氧序批式生物膜反應器(AnSBBR)兼?zhèn)湫蚺较到y(tǒng)和厭氧生物膜法,序批式系統(tǒng)自動化程度高、厭氧生物膜法運行成本低適宜小型酒莊,并且其抗負荷沖擊能力已在多個行業(yè)的廢水處理研究中被證實[7-8].但是,生產(chǎn)季葡萄酒生產(chǎn)廢水的持續(xù)負荷沖擊對AnSBBR 的消化性能、生物膜活性及微生物群落結構的影響仍有待研究.

截止2020年底,寧夏賀蘭山東麓葡萄酒產(chǎn)區(qū)的種植面積為3.28×104hm2,產(chǎn)量約10.0×107L,產(chǎn)區(qū)約93.1%的酒莊規(guī)模小于1500t/a,55.69%的酒莊選用厭氧生物法處理生產(chǎn)廢水[9].葡萄酒生產(chǎn)廢水主要來源于加工設備的清洗和殘液的排出,具有低pH值、高色度、高有機濃度及可生化性好等特性,是一種典型的季節(jié)性生產(chǎn)廢水,主要集中在9～11月,且在生產(chǎn)季每日水質(zhì)、水量波動大,這一點在小型酒莊尤為突出[10-11].課題組對賀蘭山東麓地區(qū)29 家酒莊調(diào)研發(fā)現(xiàn),大部分酒莊的廢水處理設施未充分考慮廢水水質(zhì)水量的變化特征,其實際產(chǎn)能僅為設計產(chǎn)能的20%～50%,存在設備浪費、運行成本高等問題[9].

基于此,試驗采用AnSBBR 處理葡萄酒生產(chǎn)廢水,通過監(jiān)測反應器的消化效果、運行穩(wěn)定性、產(chǎn)甲烷活性和群落結構響應來考察AnSBBR 在持續(xù)負荷沖擊下的表現(xiàn).以期為AnSBBR 抗負荷沖擊研究和推動AnSBBR 處理葡萄酒生產(chǎn)廢水工程化應用提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與接種污泥

AnSBBR,φ270mm×360mm,有效容積為10L,運行溫度為(35±1)℃ ,HRT=20h,T=6h.前期研究已確定反應器最佳運行負荷(OLR=5.4g/(L·d))并運行60d以上[8].

1.2 廢水組成

基于葡萄酒生產(chǎn)廢水的主要來源、課題組對葡萄酒及其生產(chǎn)廢水中有機物組成及濃度的測定,試驗通過稀釋葡萄酒以模擬葡萄酒生產(chǎn)廢水,葡萄酒中COD 為(221020±2100)mg/L,總磷為(31±2)mg/L,總氮為(1524±37)mg/L,乙酸為(1410±13)mg/L,多糖(PS)為(2525±45)mg/L,蛋白質(zhì)(PN)為(18045±189)mg/L,pH 值為(3.99±0.20).投加(2000±20)mg/L 的NaHCO3調(diào)節(jié)進水pH 值.

1.3 試驗設計

根據(jù)進水COD 將AnSBBR 的運行分為三個階段,如表 1所示.階段 I(1～28d),在進水 COD 為4500mg/L 下穩(wěn)定運行,作為AnSBBR 持續(xù)負荷沖擊試驗的基準;階段 Ⅱ(29～56d),通過設置進水COD 為3500 和5500mg/L(24h 轉換一次),誘導反應器內(nèi)形成持續(xù)的有機負荷沖擊;階段Ⅲ(57～84d),進水COD恒定為4500mg/L,進行恢復運行.

表1 AnSBBR運行參數(shù)Table 1 Operation parameters of AnSBBR

1.4 分析項目及方法

1.4.1 理化指標分析 COD、TS、VS、pH 值采用標準方法測定;部分堿度(PA)和總堿度(TA)使用滴定法[12]測定,碳酸氫鹽堿度(BA)為1.2PA;總多酚(TPP)濃度采用福林酚法[13]測定;EPS 提取及PN、PS濃度參照文獻[5]測定;電子傳遞活性(INT-ETS)參照文獻[14]測定;輔酶F420濃度參照文獻[15]測定;產(chǎn)氣量使用濕式氣體流量計計量;氣體組分使用TCD-氣相色譜儀(SP-3420A)測定;VFAs 使用FID-氣相色譜(SP-3420A)測定;三維熒光使用熒光光度計(日立F-7000)測定.

1.4.2 基于乙酸的比產(chǎn)甲烷活性(SMA)從AnSBBR 取數(shù)個生物膜進行測試,步驟如下:生物膜填料用磷酸鹽緩沖液(PBS)清洗3 次后置于250mL厭氧瓶中,加入150mL 由NaAc、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3組成的營養(yǎng)液,設置不添加無水乙酸鈉的對照組.氮吹5min 排除瓶中空氣,隨后將厭氧瓶置于 35℃水浴搖床中連續(xù)運行 36h.利用修正的Gompertz 模型方程擬合產(chǎn)甲烷的動力學參數(shù)[8].

式中:Pt為t 時刻累積甲烷產(chǎn)量,mL/gTS;Pmax為最大甲烷產(chǎn)量,mL/gTS;Rmax為最大甲烷產(chǎn)率,mL/(gTS·h);e=2.7183;λ 為停滯時間,h;U 為最大SMA,gCOD/(gTS·d).

1.4.3 基于H2/CO2的比產(chǎn)甲烷活性 氫利用速率(HUR)參照文獻[16]測定,從反應器中取數(shù)個填料用PBS 清洗后置于厭氧瓶(500mL)中,向厭氧瓶中加滿緩沖溶液(由NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3組成).將200mL 混合氣體(VCO2:VH2:1:4)注入瓶中等體積替換瓶內(nèi)緩沖液,打開蠕動泵使瓶內(nèi)氣體循環(huán),U 形壓力計監(jiān)測瓶內(nèi)壓力,N2平衡厭氧瓶頂空壓力和外部壓力.最后,定期對瓶內(nèi)頂空氣體進行采樣和分析,試驗共持續(xù)6h.HUR 活性根據(jù)等式(3)和等式(4)計算.

式中:HUR′為最大的 H2利用率,mL-H2/(gTS·h);HUR 為最大SMA,gCOD/(gTS·d);V 為頂空體積,mL;X 為總生物量,gTS;0.633 為35℃運行條件下的轉化系數(shù).

1.4.4 微生物群落結構分析 微生物群落結構分析采用Illumina MiSeq 高通量測序,分別在反應器運行的28,56 和84d,取生物膜進行高通量測序分析.使用通用特異性引物515FmodF(5′-GTGYCAGCMGCCGCGGTAA-3′)和 806RmodR(5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′),對全菌16S rRNA 基因進行PCR 擴增,擴增區(qū)域為V4,測序深度為(38843± 1714),利用Illumina 公司的Miseq PE250 平臺進行測序.

1.4.5 數(shù)據(jù)處理 運用Canoco 5.0 進行冗余分析(RDA);運用 SPSS 25 進行相關性分析,并根據(jù)Pearson 相關性結果使用Origin 2023 繪制圖形.

2 結果與討論

2.1 AnSBBR運行效果及穩(wěn)定性

2.1.1 AnSBBR運行效果 如圖1a所示,階段I(1～28d)進水COD 恒定時,出水COD 為(163.3±21.4)mg/L,去除率為(96.4±0.5)%;階段 Ⅱ(29～56d)的29～41d 中出水COD 為(188.5±81.1)mg/L,去除率為(95.6±1.6)%,反應器仍保持對COD的高效去除,出水COD 滿足《農(nóng)田灌溉標準》[17]旱作水質(zhì)標準,可繼續(xù)用于植被灌溉.以往研究表明[7],AnSBBR 可以應對瞬時高負荷沖擊,有較好的抗負荷沖擊能力.之后,隨負荷沖擊的持續(xù),出水 COD 逐漸增加,達到941.3mg/L(56d),去除率降至83.0%.階段 Ⅲ(57～84d),經(jīng)8d 恢復后,出水COD 降至200mg/L.與混合式USBF 反應器相比,不僅在負荷沖擊下COD 去除率更高,且恢復穩(wěn)態(tài)所需時間更少[18].

圖1 AnSBBR 的性能表現(xiàn)Fig.1 Operation performance of AnSBBR

沼氣組分可反映反應器的性能及運行狀態(tài),階段I 和階段Ⅲ沼氣中甲烷占比相近(約73.4%)(圖1b).階段 Ⅱ,沼氣中甲烷比例和氫分壓增加,在50～56d 時分別為(79.3±1.4)%和(528.3±365.4)Pa,甲烷產(chǎn)量持續(xù)降低,從19.6L/d(29d)降至15.7L/d(56d).通常,厭氧消化中H2由發(fā)酵細菌代謝單糖或產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸菌降解VFA 產(chǎn)生,保持低氫分壓有利于產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸和嗜乙酸產(chǎn)甲烷過程的進行[5].生物膜結構會使溶解氫在其內(nèi)部傳遞時存在濃度梯度,在溶解氫傳質(zhì)限制下存在低氫分壓微環(huán)境,保證產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸的自發(fā)進行[19].負荷沖擊后逐漸增加的氫分壓有助于嗜氫產(chǎn)甲烷菌的生長,這與文獻[20-21]結果一致.

多酚類化合物主要存在于葡萄皮和籽中,隨釀酒生產(chǎn)工序進入廢水中.其種類繁多、組分復雜,導致生物降解效果較差[22].各階段總多酚去除率為(43.0±3.9)%、(42.3±3.1)%和(43.9±3.8)%(圖1c);廢水的色度源于多酚類化合物,各階段脫色率為(41.9±1.9)%、(40.2±2.4)%和(40.6±2.4)%(圖1d),持續(xù)負荷沖擊未對總多酚去除率造成明顯的影響,推測是總多酚濃度未超過微生物的耐受閥值.

2.1.2 穩(wěn)定性 VFA 是厭氧消化過程中有機物轉化為甲烷和CO2的中間代謝產(chǎn)物,其濃度可表征反應器運行性能變化.出水VFAs 濃度如圖2a所示,階段I 中VFAs 基本為乙酸,其值為(129.5±8.4)mg/L.階段 Ⅱ,隨著持續(xù)負荷波動VFAs 開始累積,在56d時 VFAs 濃度為 858.3mg/L,其中,乙酸達到740.5mg/L,丙酸、丁酸和戊酸增加,分別為63.0,18.3和36.5mg/L.階段 Ⅲ,系統(tǒng)中累積的VFAs 被利用轉化,在66d 時乙酸降至180.0mg/L,丙酸、丁酸和戊酸低于15.0mg/L.持續(xù)負荷沖擊下VFA 大量積累,一方面是廢水由大量溶解性有機酸和醇組成,可生化性好、降解快;另外,產(chǎn)甲烷菌對環(huán)境變化敏感,過高的氫分壓抑制乙酸向甲烷的轉化.

圖2 AnSBBR運行穩(wěn)定性Fig.2 Operation stability of AnSBBR

堿度在維持系統(tǒng)酸堿平衡方面發(fā)揮重要作用.階段I,出水TA 為(1550.7±29.2)mg/L(圖2b),出水pH值為(7.34±0.04)(圖2c).在29～41d 內(nèi)(階段 Ⅱ),出水TA 緩慢降低((1517.2±44.7)mg/L),pH 值仍維持在(7.25±0.09),適宜厭氧微生物的弱堿性環(huán)境.隨負荷沖擊時間增加,在56d 時出水TA 為1175.5mg/L,pH值降至7.0 以下;與TA 相比,出水PA 降幅更大,從1275.5mg/L(41d)降至550.2mg/L(56d).階段 Ⅲ,在恢復的第4 天(60d)時出水TA 和PA 分別達到1400.0和1158.3mg/L.

系統(tǒng)緩沖能力由堿度和VFAs 共同作用,是評估反應器運行穩(wěn)定性的關鍵指標.在 29～41d 內(nèi),VFA/TA 為(0.10±0.05),BA/TA 為(1.01±0.03),VFA/BA 為(0.10±0.04).一般認為,VFA/TA <0.4 時系統(tǒng)處于穩(wěn)定狀態(tài)[23].Vital-Jacome 等[24]使用CSTR 處理葡萄酒廢水時控制運行 pH 值和堿度,但系統(tǒng)中VFA/TA 仍大于0.5,運行穩(wěn)定性較差.在56d 時VFA/TA 為0.72,BA/TA 為0.56,VFA/BA 為1.29.厭氧緩沖體系中碳酸氫鹽堿度與VFA 反應生成揮發(fā)性堿度,其提供的緩沖能力較弱,當系統(tǒng)中VFAs 積累后導致VFA/BA>1.2.Li 等[12]發(fā)現(xiàn)VFA/BA 響應最快,可作為預警指標,當比值超過1.2 后預示系統(tǒng)即將酸化.

2.2 EPS 變化

如圖3所示,反應器穩(wěn)定運行時(階段I),各層EPS 濃度及組成比例基本穩(wěn)定.與28d 相比,在42d 時僅外層的Slime-EPS 濃度增加較為明顯,增加34.1%;在56d 時LB-EPS 和TB-EPS 濃度顯著增加,分別增加61.3%和62.8%,達到31.46和66.85mg/ gVSS.EPS 作為包裹在細胞外圍的大分子物質(zhì),是保護和維持細胞結構和活性的屏障,持續(xù)負荷沖擊下微生物需要更多的EPS 來抵抗環(huán)境脅迫.相比TB-EPS,LB-EPS 濃度增加較小,因為LB-EPS 由小分子物質(zhì)組成,當其濃度過高時會降低密度、增加空隙[25].階段 Ⅲ,反應器趨于穩(wěn)定,代謝有機物的速率加快,EPS 濃度逐漸降低.

圖3 EPS 組分濃度變化Fig.3 Variation of EPS during the procession of operation

由于EPS 存在于污泥表面,當環(huán)境改變時其組成成分更易受到影響[26].各層EPS 中PN/PS 比值在遭受負荷沖擊后均有所增加,在56d 時達到最大,分別為 2.87、4.02 和 5.04,相應提高了93.9%、197.8%和126.0%(與28d 相比).PN 具有高疏水性和負電荷性,較高的比值有助于黏附絮凝,避免因負荷沖擊而導致的生物膜解體[2].階段Ⅲ,TB-EPS 和LB-EPS 濃度及PN/PS 比值逐漸降低.

為了進一步探究持續(xù)負荷沖擊對生物膜EPS的影響,測定各階段下EPS 的三維熒光(圖4).根據(jù)文獻[27],腐殖酸類物質(zhì)波長區(qū)間為 250～400/380～500nm,溶解性微生物代謝產(chǎn)物250～400/280～380nm,蛋白質(zhì)類物質(zhì)色氨酸200～250/300～380nm,富里酸類物質(zhì)200～250/380～500nm.

圖4 EPS 三維熒光光譜圖Fig.4 Three dimensional fluorescence spectra of EPS

EPS 主要由蛋白質(zhì)類物質(zhì)色氨酸、溶解性微生物代謝產(chǎn)物和腐殖酸類物質(zhì)組成.在28d 時,與Slime-EPS 相比,LB-EPS 各物質(zhì)含量更低,TB-EPS中蛋白質(zhì)類物質(zhì)色氨酸更多,而腐殖酸類物質(zhì)較少.持續(xù)負荷沖擊下TB-EPS 中峰發(fā)生變化,但仍以蛋白質(zhì)類物質(zhì)色氨酸、溶解性微生物代謝產(chǎn)物為主,LB-EPS 中腐殖酸類物質(zhì)含量增加.LB-EPS 先接觸有機物并降解轉化,腐殖酸類物質(zhì)含量較高,TB-EPS 靠近細胞,需要大量的蛋白質(zhì)來維持結構穩(wěn)定[25].階段 Ⅲ,在84d 時結果與28d 類似,經(jīng)過穩(wěn)定運行后EPS 重新與環(huán)境和微生物達成了新的平衡.這表明,持續(xù)負荷沖擊激發(fā)了保護機制,EPS 分泌大量的應急性蛋白類產(chǎn)物以應對環(huán)境脅迫.研究顯示[28],分泌的EPS 中含有的類黃素和細胞色素等活性物質(zhì),可作為電子轉移媒介參與細胞的胞外電子轉移過程.

2.3 生物膜活性

2.3.1 比產(chǎn)甲烷活性 SMA 表示微生物產(chǎn)甲烷潛力和對COD 的去除能力,是表征生物膜活性的重要參數(shù).代謝底物的性質(zhì)決定了產(chǎn)甲烷菌的類型、數(shù)量及代謝途徑,如圖5所示,各階段中HUR 活性高于乙酸SMA 活性.穩(wěn)定運行期間(階段I),比產(chǎn)甲烷活性基本相同.與 28d 相比,在 42d 時 HUR 達到0.341gCOD/(gTS·d),增加16.8%,乙酸SMA 活性為0.050gCOD/(gTS·d),降低25.4%;隨著負荷沖擊的持續(xù),在56d 時HUR 達到0.494gCOD/(gTS·d),增加69.2%,乙酸SMA 為0.035gCOD/(gTS·d),降低46.2%.經(jīng)恢復后(階段 Ⅲ),在70d 時HUR 降至0.315gCOD/(gTS·d),乙酸SMA 為0.030gCOD/(gTS·d),仍在降低.再經(jīng)14d 穩(wěn)定運行后(84d),HUR 為0.332gCOD/(gTS·d);乙酸SMA 得到恢復,為0.054gCOD/(gTS·d).

圖5 比產(chǎn)甲烷活性變化Fig.5 Change of specific methanogenic activity

持續(xù)負荷沖擊下的生物膜系統(tǒng)中,HUR 顯著增加而乙酸SMA 降低.不斷累積的VFAs 和增加的氫分壓,抑制了嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌對乙酸代謝而促進了嗜氫產(chǎn)甲烷菌對H2的利用,導致產(chǎn)甲烷途徑進一步向嗜氫產(chǎn)甲烷轉移.這與文獻[29-30]結果一致,因系統(tǒng)中VFAs 積累以及不穩(wěn)定的運行環(huán)境,不適應嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌的生長所致.

2.3.2 INT-ETS 及輔酶F420濃度 如圖6所示,穩(wěn)定運行期間(階段I),INT-ETS 活性略有降低,在28d時為2.47mmol/(gVSS·min).階段Ⅱ中INT-ETS 活性逐漸增大,在56d 時達到3.35mmol/(gVSS·min),增加35.5%(與28d 相比).階段 Ⅲ,INT-ETS 活性降低,在84d 時為2.88mmol/(gVSS·min).INT-ETS 活性指微生物呼吸鏈中電子傳遞速率,反映厭氧微生物活性[14].持續(xù)負荷沖擊下系統(tǒng)中INT-ETS 活性提高35.5%,認為是分泌的EPS 中的電化學活性物質(zhì)提高了電子轉移的能力[28,31].研究表明[32],厭氧處理偶氮染料等難降解、高色度有機廢水時,提高系統(tǒng)的電子傳遞速率可以促進污染物的高效厭氧降解.這也是持續(xù)負荷沖擊下總多酚去除率下降不明顯的原因.

圖6 INT-ETS 活性及輔酶F420 濃度Fig.6 Changes of INT-ETS activity and coenzyme F420 concentration

階段I,輔酶F420濃度略有增加,在28d 時,為559.08μmol/gVSS.負荷沖擊下輔酶F420濃度也呈現(xiàn)增加的趨勢;在56d 時,達到625.46μmol/gVSS,增加11.9%(與28d 相比).穩(wěn)定運行后(70d)其濃度進一步增加,到達649.62μmol/gVSS;在84d 時濃度下降至632.45μmol/gVSS.輔酶F420由嗜氫產(chǎn)甲烷菌分泌,其濃度可反映產(chǎn)甲烷菌的數(shù)量或產(chǎn)甲烷活性[15].持續(xù)負荷沖擊系統(tǒng)中HUR 明顯增加,嗜氫產(chǎn)甲烷菌生長得到促進,這也是在負荷沖擊結束后輔酶F420濃度繼續(xù)增加的原因.此外,根據(jù)代謝活性與環(huán)境因子RDA 分析(圖7)發(fā)現(xiàn),HUR、輔酶F420與乙酸SMA呈負相關.HUR、INT-ETS 和輔酶F420與氫分壓、乙酸和COD 濃度呈正相關,且HUR 與其相關性最強.系統(tǒng)中增加的氫分壓在加快耗氫速率時,也提高了VFAs 降解的能量壁壘限制后續(xù)過程的進行[33],導致堿度被大量消耗,pH 值和系統(tǒng)穩(wěn)定性降低.

圖7 代謝活性與環(huán)境因子RDA 分析Fig.7 RDA analysis of metabolic activity and environmental factors

2.4 微生物群落結構

微生物群落結構在門水平上分布如圖8a所示.其中,Proteobacteria(31.0%～42.1%)、Euryarchaeota(35.0%～51.3%)和Firmicutes(8.1%～10.2%)是主要的優(yōu)勢菌.與階段Ⅰ相比,階段Ⅱ中Proteobacteria、Firmicutes、Spirochaetes、Bacteroidetes 和Chloroflexi豐度減少,尤其是Proteobacteria,由42.1%降至31.0%;Euryarchaeota 豐度明顯增加,由35.0%增至51.3%.階段Ⅲ中Proteobacteria、Spirochaetes 和Chloroflexi豐度增加,Euryarchaeota、Firmicutes 和Bacteroidetes豐度降低.Proteobacteria、Firmicutes、Spirochaetes、Bacteroidetes 和Chloroflexi 是中溫厭氧消化系統(tǒng)中常見的參與碳循環(huán)的發(fā)酵細菌,可將蛋白質(zhì)和多糖等水解成VFAs 和乙醇等物質(zhì)[5,14,29],負荷沖擊后豐度降低,這將影響厭氧消化的水解和產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸過程.Euryarchaeota 由產(chǎn)甲烷菌組成,在各階段的豐度依次為35.0%、51.3%和50.4%,負荷沖擊后其豐度得到明顯增加,這說明微生物群落通過強化產(chǎn)甲烷過程來應對持續(xù)負荷沖擊.

在屬水平上的分布(圖8b),Methanobacterium(32.2%～50.9%)、 Desulfovibrio(9.6%～19.4%)和Ruminococcus(5.2%～8.4%)為主要的優(yōu)勢菌屬.負荷沖擊后功能菌 Desulfovibrio、Ruminococcus、Geobacter 和 Syntrophobacter 豐度降低,其中Desulfovibrio 降幅最大,由 19.4%降至 9.6%.Desulfovibrio 可代謝乙醇或其他碳水化合物產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸[14];Ruminococcus 屬于Firmicutes 門,可以產(chǎn)生蛋白酶和脂肪酶等胞外酶降解蛋白質(zhì)和脂類等底物,為產(chǎn)甲烷菌提供乙酸、H2和CO2[5,8,29];Geobacter為互營VFAs 降解菌,具備直接種間電子傳遞功能[14,31];Syntrophobacter 屬于Proteobacteria 門,可與嗜氫產(chǎn)甲烷菌共生,是酒糟中主要的丙酸降解菌[34].系統(tǒng)中增加的VFAs 和氫分壓阻礙了產(chǎn)氫產(chǎn)乙酸過程的自發(fā)進行,抑制了這類功能菌的代謝生長.同時,Methanobacterium豐度增加,由32.2%增至50.9%,嗜氫產(chǎn)甲烷途徑占比得到進一步增加.階段Ⅲ中Methanobacterium、Ruminococcus 和Syntrophobacter豐度降低,Desulfovibrio 和 Geobacter 豐度增加.Desulfovibrio 和Geobacter 具備DIET 能力,可與Methanobacterium 產(chǎn)甲烷菌建立DIET 產(chǎn)甲烷途徑,在提高系統(tǒng)穩(wěn)定性、促進VFAs 降解和增強產(chǎn)甲烷過程發(fā)揮重要作用[35].

持續(xù)負荷沖擊下,抑制了產(chǎn)酸功能菌(Desulfovibrio 、 Ruminococcus 、 Geobacter 和Syntrophobacter)的 代 謝 ,但 促 進 了Methanobacterium 的生長.根據(jù)代謝活性與微生物群落相關性分析(圖9)可知,Methanobacterium 與輔酶F420、HUR 和INT-ETS 呈正相關,這表明生物膜系統(tǒng)通過群落結構演替,促進還原CO2產(chǎn)甲烷途徑來維持產(chǎn)甲烷過程的進行.負荷沖擊結束后,利用菌屬Desulfovibrio、Geobacter 和Syntrophobacter 與Methanobacterium 形成新的互營共生關系來維持代謝平衡.

圖9 代謝活性與群落結構相關性Fig.9 Correlation analysis between metabolic activity and community structure

3 結論

3.1 持續(xù)負荷沖擊期間,AnSBBR 在前13d(29～41d)可保持高的去除效果和運行穩(wěn)定性.42～56d 反應器性能迅速下降,COD 去除率降至83.0%,氫分壓增至739.7Pa,VFAs 為858.3mg/L,甲烷產(chǎn)量為15.7L/d;穩(wěn)定性明顯降低,pH 值低于7.0,VFA/TA 為0.72,VFA/BA 為1.29.經(jīng)8d 穩(wěn)定運行后反應器的性能重新恢復.

3.2 與穩(wěn)定階段相比(28d),在42d 時僅外層的Slime-EPS 濃度明顯增加(34.1%);隨負荷沖擊時間增加,在56d 時TB-EPS 和LB-EPS 濃度分別增加61.3%和62.8%.同時,其PN/PS 比值也顯著增加197.8%和126.0%.恢復運行中EPS 含量及PN/PS 快速恢復至原有水平.結合三維熒光發(fā)現(xiàn),持續(xù)負荷沖擊激發(fā)了保護機制,EPS 分泌大量的應急性蛋白類產(chǎn)物以應對環(huán)境脅迫.

3.3 與穩(wěn)定階段相比(28d),持續(xù)負荷沖擊下(56d),生物膜系統(tǒng)中HUR 增加69.2%,乙酸SMA 降低46.2%,INT-ETS 活性增加35.5%,輔酶F420濃度增加11.9%.結合群落結構發(fā)現(xiàn),嗜氫產(chǎn)甲烷菌(Methanobacterium)豐度由32.2%增至50.9%,生物膜系統(tǒng)通過促進還原CO2產(chǎn)甲烷途徑來維持產(chǎn)甲烷過程.