何 琴,李 蕾,瞿 莉,趙小飛,伍 迪,彭緒亞*

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餐廚垃圾干式厭氧消化污泥膨脹微生態(tài)特征

何 琴1,2,李 蕾1,瞿 莉1,趙小飛1,伍 迪1,彭緒亞1*

(1.重慶大學,三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室,重慶 400045；2.西華師范大學,環(huán)境科學與工程學院, 四川 南充 637002)

分別在推流式反應器(PFR)(R1)和完全混合式反應器(CSTR)(R2)中進行餐廚垃圾(KW)中溫干式厭氧消化(AD),并采用MiSeq高通量測序技術分析反應器污泥膨脹前后的微生態(tài)特征.結果表明,污泥膨脹后古菌群落結構變化不顯著,R1和R2分別以乙酸營養(yǎng)型的和復合營養(yǎng)型的為優(yōu)勢產甲烷菌;而細菌群落中某些可能與污泥膨脹有關的菌屬的相對豐度顯著增大,包括能合成并分泌生物表面活性物質的菌屬(如、等)和細胞壁含分枝菌酸的菌屬(如).反應器在污泥膨脹前均經(jīng)歷了揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)和氨氮積累,相應的,能貢獻系統(tǒng)酸積累(如、和等)和氨氮積累(如、和等)的菌屬也大量增殖.

餐廚垃圾；干式厭氧消化；污泥膨脹；微生物；MiSeq

污泥起泡或膨脹問題是困擾厭氧消化(AD)系統(tǒng)穩(wěn)定運行的一大難題[1-3].過量的泡沫或膨脹污泥會引起泵堵塞或反應器損壞,以及沼氣產量減小和維護費用增加等問題[1-2].作為典型生化反應器的AD反應器中,微生物在起泡或膨脹過程中扮演著極其重要的角色[4-5].例如,研究者指出污水污泥中溫濕式AD反應器中大量增殖的或sp.是誘導泡沫形成的主要原因[6-7].然而,這些絲狀菌是由污水污泥作為底物或接種污泥所帶入的,并不能解釋其他底物或接種物的AD系統(tǒng)起泡或污泥膨脹.在不同的運行條件下,AD系統(tǒng)發(fā)生起泡或污泥膨脹時的微生物群落結構可能是不同的[4].目前在極易出現(xiàn)污泥膨脹或泡沫的餐廚垃圾(KW)的中溫干式AD系統(tǒng)中,鮮有關于微生物群落變化以及特征微生物的報道[8-9].另外,以往研究者們在研究AD起泡反應器中微生物的過程中通常采用微生物染色鏡檢、DGGE、qPCR和FISH等常規(guī)分子生物技術[7,10-12],這些技術僅能檢測到優(yōu)勢菌種,容易遺漏某些重要的信息,結果并不全面,而新一代的高通量測序技術則克服了這一困難.

故本研究分別在推流式反應器(PFR)和完全混合式反應器(CSTR)中進行KW中溫干式AD,并分別通過超負荷和氨抑制誘導污泥膨脹.隨后結合運行參數(shù)監(jiān)測結果,采用MiSeq高通量測序技術研究污泥膨脹的微生態(tài)特征,以期為KW中溫干式AD污泥膨脹機理研究和及時消泡提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 消化底物與接種污泥

KW取自重慶大學某學生食堂.按本實驗室以往報道[3,13]的方式進行采集、預處理及存儲.接種污泥取自常溫下運行的某戶農家沼氣池,在接種前過10目篩,去除其中的無機混雜物.隨后離心沉淀以滿足干式運行總含固率(TS)要求(20%~40%)[14].并在(37±1)℃預孵化2周,以去除其中殘留的原有機底物.而R2在預孵化完成進行馴化過程中因反應器底部出料口漏水而停止馴化,待反應器維修好后重新馴化.KW和接種污泥的主要理化性質見表1.

表1 KW和接種污泥的理化特征

注: S1和S2分別代表R1和R2的接種污泥.

1.2 裝置及運行

R1為總容積30L,工作容積18L的PFR,通過與循環(huán)加熱水箱相連的容器夾套維持消化污泥溫度為(37 ± 1)℃.半連續(xù)方式運行,回流比5:1.初始有機負荷(OLR) 3.0kgVS/(m3·d),以一定的梯度逐步提升OLR,分別在3.0、4.1、5.5、6.8和8.5kgVS/(m3·d)運行1、1、2、3、2個水力停留時間(HRT),各個負荷的HRT分別為45d、35d、25d、20d和15d.R2為總容積50L,工作容積30L的CSTR,溫度(37±1)℃,溫控方式同R1.攪拌轉速為45r/min,采用攪拌5min,停歇55min的間歇攪拌方式.半連續(xù)方式運行,以3.0kgVS/(m3·d)負荷啟動并在該負荷下長期運行.

1.3 常規(guī)指標分析方法

在每日進料前測定理化參數(shù),如產氣量、氣體成分、pH值、TS、VS、總堿度(TA)、總氨氮(TAN)、VFAs,測定方法參考以往報道[3,5,13].沼氣量換算成標準狀態(tài)(0℃,101.325kPa)下的氣體體積.比甲烷產率(SMP)的計算參考本實驗室以往報道[3,5].

1.4 微生物分析方法

分別在R1、R2污泥膨脹前(第IV階段,見圖1)和膨脹后(第V階段)各采集3個污泥樣品.使用E.Z.N.A Soil DNA試劑盒(Omega,美國)參照操作說明進行基因組DNA抽提.對所提取的3份DNA進行純化并混合.使用細菌引物338F (5’-ACTCC TACGG GAGGC AGCAG-3’)和806R (5’-GGACT ACCAG GGTAT CTAAT -3’)[15],古菌引物Arch344F (5’-ACGGG GYGCA GCAGG CGCGA-3’)和Arch915R (5’-GTGCT CCCCC GCCAA TTCCT-3’)[13]對16S rRNA基因片段進行PCR擴增(GeneAmp? 9700型,ABI,美國).擴增產物用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測,經(jīng)純化后送往上海美吉生物技術有限公司進行MiSeq高通量測序.參考文獻[16]對原始數(shù)據(jù)進行質量控制和OTU聚類分析.采用Mothur軟件(v.1.30.1)對OTU進行多樣性指數(shù)分析.

1.5 統(tǒng)計學分析

使用PASW Statistic軟件(v 18.0)分析各個理化指標的均值和標準偏差.理化數(shù)據(jù)之間的差異顯著性采用t檢驗分析(置信水平為5%).污泥膨脹前后微生物相對豐度差異通過2檢驗計算[17].

2 結果與討論

2.1 干式AD污泥膨脹

經(jīng)過餐廚垃圾AD馴化后,R1在3.0~ 6.8kgVS/(m3·d)高效穩(wěn)定地運行(圖1).在OLR繼續(xù)提升至8.0kgVS/(m3·d)并運行1個HRT后(第204d),污泥體積開始膨脹.直至第214d膨脹的污泥堵塞出氣口,反應器內部壓力持續(xù)增大最終導致反應器頂蓋炸裂,結束運行.R2經(jīng)長期運行后,系統(tǒng)中開始逐漸反復出現(xiàn)氨抑制現(xiàn)象,最后系統(tǒng)失穩(wěn)(圖1),并在運行第220d開始出現(xiàn)污泥膨脹,直至233d膨脹的污泥占據(jù)反應器的整個頂空體積,迫使運行停止.

圖1 運行期間反應器性能參數(shù)變化情況

R1的I-V運行階段分別代表OLR為3.0、4.1、5.5、6.8和8.5kgVS/(m3·d)的階段;R2的I-V運行階段分別代表馴化期、穩(wěn)定期、臨界失穩(wěn)期、失穩(wěn)期、污泥膨脹期

本文所述的AD污泥膨脹或起泡現(xiàn)象描述的都是沼氣氣體在反應器內被截留的現(xiàn)象;區(qū)別在于兩個現(xiàn)象所處的反應器含固率不同.起泡現(xiàn)象出現(xiàn)在濕式AD反應器中,沼氣氣泡上升過程中攜帶固體顆粒一起上升,最后在反應器上部累積,反應器內含物出現(xiàn)明顯的分層現(xiàn)象,且上部形成的泡沫層的含固率明顯高于下部的消化液.而在高含固率的干式AD反應器中,分布在消化污泥中的產甲烷菌所產生的氣體被表面活性物質以及污泥固體顆粒截留,無法順利上升或溢出污泥,使得氣體均勻分布在污泥體中,形成富含細小沼氣氣泡的污泥膨脹體,即整體體積膨脹.

而類似于濕式AD的泡沫現(xiàn)象,本研究的R1和R2在污泥膨脹前均監(jiān)測到VFAs和TAN的大量積累(圖1b,c).Zhang等[9]在餐廚垃圾AD系統(tǒng)中觀察到總VFAs迅速積累至20.00g/L的同時,系統(tǒng)中出現(xiàn)了嚴重的泡沫事件.另外,由于產甲烷菌對抑制物的敏感性,氨抑制最后也往往表現(xiàn)為VFAs積累[18-19].R2正是由于逐漸積累的TAN導致VFAs快速積累的;隨后pH值的下降,使得TAN平衡從游離態(tài)(NH3)轉向毒性更低的離子形態(tài)(NH4+),雖然減弱了對產甲烷菌活性的抑制作用,但VFAs仍繼續(xù)積累(圖1b,c). Lv等[20]也在雞糞和青貯AD起泡前觀察到了TAN和VFAs先后大量積累.

系統(tǒng)中積累的VFAs和NH4+可能對污泥膨脹有貢獻.因為VFAs的羧基端具有表面活性性質,而NH4+也可以與長鏈脂肪酸作用形成同時具有疏水和親水端的離子化合物,它們趨于附著在微小的沼氣氣泡的氣液界面并積累,減小消化液的表面張力,從而防止氣泡破滅,促進污泥膨脹[6,21].

2.2 微生物群落多樣性分析

利用MiSeq高通量測序技術分析各個反應器在污泥膨脹前后的微生物群落組成,其統(tǒng)計學分析結果見表2.

各個樣品細菌和古菌群落良好的文庫覆蓋率表明所測的序列量已基本上可完整反映該樣品實際序列信息.豐富度指數(shù)(ACE和Chao1)指數(shù)和多樣指數(shù)(Shannon和Simpson)結果表明,R1中,相比于污泥膨脹發(fā)生當天所取樣品R1-2,負荷6.8kgVS/(m3·d)穩(wěn)定運行期的樣品R1-1的細菌和古菌群落的豐富度和多樣性均最高.R2中,與污泥膨脹發(fā)生前的失穩(wěn)期樣品R2-1相比較,污泥膨脹期樣品R2-2的細菌群落豐富度更高,而多樣性則較低;而古菌群落的豐富度和多樣性則是在污泥膨脹發(fā)生前更高.

表2 微生物序列統(tǒng)計學分析結果

注: R1-1和R1-2、R2-1和R2-2分別代表R1、R2污泥膨脹前后的微生物樣品,分別取自R1、R2的第IV和V階段.

2.3 細菌群落結構

污泥膨脹前后真細菌和古菌群落結構組成分別見圖2a和圖2b.

圖2 不同樣品中真細菌(a)和古菌(b)的群落結構

僅顯示至少在一個樣品中的比例大于1%的古菌屬或細菌門

污泥膨脹前,Firmicutes和Bacteroidetes是兩個反應器共同的優(yōu)勢細菌門,兩者相對豐度總和高達56.2%~89.0%(圖2a).它們主要負責有機底物的水解和酸化,也是其他KW的AD系統(tǒng)中常見的優(yōu)勢細菌門[4,22].污泥膨脹后,兩個反應器中的Firmicutes門比例均明顯減小,尤其是R2中減小幅度更大;另一個優(yōu)勢菌門Bacteroidetes除在R1中減小約20%外,在R2中無明顯變化.而Actinobacteria的相對豐度在污泥膨脹后的兩個反應器中明顯增大,分別增大為26.03%和16.39%.Actinobacteria的成員大多具有絲狀結構,也主要負責水解和酸化過程[23].而R2中Actinobacteria的相對豐度低于R1,可能是因為R2的攪拌剪切作用不利于絲狀菌生長.另外,R2中的Synergistetes增大了106%,其成員主要是厭氧氨基酸降解菌以及可與產甲烷菌共養(yǎng)的互養(yǎng)乙酸氧化細菌[24-25].為明晰這些變化與污泥膨脹現(xiàn)象之間的相關性,找出與之相關的特征微生物,進一步從屬水平上分析污泥膨脹后變化顯著的細菌屬,發(fā)現(xiàn)許多菌屬的比例在污泥膨脹后顯著增大(圖3和圖4).

在污泥膨脹后的R1中,屬于Actinobacteria門的屬的增幅高達1334%(圖3).眾所周知,屬是絲狀菌,且細胞壁上存在分枝菌酸,極其疏水[6,26].而細胞的疏水性質驅使絲狀菌附著在氣泡上,并在氣泡界面上積累,同時分泌大量具有表面活性性質的用于有機物降解的胞外酶,降低污泥表面張力,促進了污泥膨脹[27].可見該微生物的增殖也許與污泥膨脹相關.Actinobacteria門屬的增幅超過55%,其成員的細胞壁上含分枝菌酸,且能產生生物表面活性物質(如磷脂)[26],其大量繁殖也可能與系統(tǒng)污泥膨脹有關.

另外,大量產酸菌在R1污泥膨脹后也顯著增殖,如Fastidiosipila、Petrimonas、Anaerosalibacter、Defluviitalea、Mobilitalea、Ruminococcaceae_ NK4A214、Guggenheimella、Caldicoprobacter[28-35](圖3).其中,Fastidiosipila污泥膨脹后的增幅為34%,以乙酸和丁酸為主要的末端產物[28]. Petrimonas增幅為75%,在元素硫存在時可水解多種碳水化合物和有機酸,并產生大量的乙酸[29].耐鹽耐熱菌屬Anaerosalibacter增幅高達235%,并以乙酸、丁酸和H2為主要的發(fā)酵產物[30].而可發(fā)酵多種糖類并以以乳酸、乙酸等有機酸作為最終產物的Caldicoprobacter屬增幅為320%[35].

最后,在R1的膨脹污泥樣品中也檢測到了蛋白類物質代謝菌屬的大量增殖,如、、、[25,29,34,36].其中,屬是典型厭氧氨基酸降解細菌,當與耗氫的產甲烷菌聯(lián)合培養(yǎng)時可發(fā)酵多種氨基酸(如丙氨酸、絲氨酸、半胱氨酸等)[25],增幅高達696%.專性厭氧的蛋白質水解菌增幅約為71%,可水解發(fā)酵酵母提取物、蛋白胨、丙酮酸、甘氨酸和精氨酸等,并以乙酸和NH3為其主要的水解產物[29].可代謝多種蛋白類物質鐵還原細菌增幅為433%[37].

圖3 R1污泥膨脹前后細菌相對豐度差異性比較

僅顯示相對豐度高于0.5%且在污泥污泥膨脹后顯著增大的細菌屬

圖4 R2污泥膨脹前后細菌相對豐度差異性比較

僅顯示相對豐度高于0.5%且在污泥污泥膨脹后顯著增大的細菌屬

污泥膨脹后的R2中,可發(fā)酵多種碳水化合物并以乳酸為主要的發(fā)酵產物的屬增幅高達1189%[34](圖4).而乳酸被廣泛地應用于食品行業(yè)作為發(fā)泡劑[27],且在發(fā)酵過程中還會產生具有發(fā)泡性質的生物表面活性劑(主要分為蛋白類、糖脂、糖蛋白、糖脂肽四大類)[37].Kougias等也在其泡沫反應器中也檢測到了該菌屬的大量增殖[27].另外,降解纖維素或半纖維產甲酸、乙酸等VFAs的屬在污泥膨脹后的R2中大幅增殖,增幅高達1021%[38].可發(fā)酵糖類和淀粉等碳水化合物產乙酸、甲酸和乙醇的屬增幅110%[39].最后,在污泥膨脹后的R2樣品中,也檢測到了曾在R1中大量增殖的絲狀菌屬,產酸菌屬、和_NK4A214,以及產NH4+菌屬、和的大量增殖.

2.4 古菌群落結構

從圖2b可看出,兩個反應器有著不同的優(yōu)勢產甲烷菌屬,且污泥膨脹前后無明顯變化,分別為乙酸型產甲烷菌,以及復合營養(yǎng)型的.此差異有可能是由系統(tǒng)內抑制物質濃度或反應器構型的不同造成的.研究表明,在高TAN反應器中的乙酸裂解途徑,轉變?yōu)橐宜崾紫冉?jīng)互營乙酸氧化生成H2和CO2,隨后再被耗氫的產甲烷菌利用生成甲烷的途徑[40-41].故R2運行初期較高的TAN使可利用H2/CO2的得到了一定程度的富集;加之R2運行時的攪拌剪切作用不利于絲狀結構的形成,其含量逐漸減少,最終變?yōu)橹鲗Мa甲烷菌[19,22,42].而由于R1的推流方式有利于形成多細胞聚集結構,用于抵抗環(huán)境中高VFAs和TAN抑制[22],故并未因污泥膨脹期系統(tǒng)高VFAs和TAN而淘汰.

另外,反應器中還存在少量典型的氫營養(yǎng)型產甲烷菌,包括以及,它們可不斷消耗系統(tǒng)中的H2,從而避免氫分壓過高而產生抑制[40-41].

反應器的古菌群落結構在污泥膨脹前后均無明顯變化,故推測產甲烷古菌與污泥膨脹之間無明顯相關性[27].

2.5 KW干式AD污泥膨脹微生態(tài)特征

本研究分別通過超負荷或氨抑制在兩個餐廚垃圾厭氧消化反應器中誘導了污泥膨脹,隨后在兩個污泥膨脹反應器中均檢測到了細胞壁含有分枝菌酸的的大量增殖.另外,還檢測到可產生具有表面活性的物質的菌屬大量增殖,如可產生生物表面活性劑磷脂且細胞壁也含有分枝菌酸的(R1);分泌發(fā)泡物質乳酸以及大量生物表面活性物質的(R2).這些菌屬所具有的極其輸水的絲狀結構,或產生的具有表面活性性質的物質,促進了污泥膨脹.另外,大量產酸菌(、和等)和產NH4+的菌屬(、和等)的比例在污泥膨脹后大幅增加,這解釋了系統(tǒng)在污泥膨脹前出現(xiàn)的VFAs快速積累和NH4+大量富集的現(xiàn)象.然而,如前所述,高濃度的VFAs和NH4+可促進污泥膨脹.故推測這些產酸和產NH4+菌屬的大幅增殖現(xiàn)象可能也對系統(tǒng)污泥膨脹有一定的潛在貢獻.

3 結論

3.1 污泥膨脹前后古菌群落結構變化不顯著,分別以乙酸營養(yǎng)型的和復合營養(yǎng)型的為優(yōu)勢產甲烷菌.

3.2 某些特征微生物的大量繁殖以及表面活性物質的大量積累共同導致了AD污泥污泥膨脹.

3.3 這些特征微生物包括細胞壁含分枝菌酸的菌屬(如、)和能合成并分泌生物表面活性物質的菌屬(如、等).

3.4 可貢獻系統(tǒng)VFAs積累(如、和等)和TAN積累(如、和等)的菌屬也大量增殖.

[1] Kougias P G, Boe K, O-Thong S, et al. Anaerobic digestion foaming in full-scale biogas plants: a survey on causes and solutions [J]. Water Sci Technol., 2014,69(4):889-895.

[2] Moeller L, G?rsch K, Müller R A, et al. Formation and suppression of foam in biogas plants - practical experiences [J]. Landtechnik., 2012,67:110-113.

[3] 何 琴,李 蕾,彭 爽,等.餐廚垃圾厭氧消化起泡現(xiàn)象研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(3):1040-1050.

[4] Guo X, Wang C, Sun F, et al. A comparison of microbial characteristics between the thermophilic and mesophilic anaerobic digesters exposed to elevated food waste loadings [J]. Bioresource Technol., 2014,152:420-428.

[5] Li L, He Q, Ma Y, et al. A mesophilic anaerobic digester for treating food waste: process stability and microbial community analysis using pyrosequencing [J]. Microb. Cell Fact., 2016, 15:65.

[6] Ganidi N, Tyrrel S, Cartmell E. Anaerobic digestion foaming causes-a review [J]. Bioresource Technol., 2009,100:5546-5554.

[7] Lienen T, Kleyb?cker A, Verstraete W, et al. Foam formation in a downstream digester of a cascade running full-scale biogas plant: Influence of fat, oil and grease addition and abundance of the filamentous bacterium Microthrix parvicella [J]. Bioresource Technol., 2014,153:1-7.

[8] Zarkadas I S, Sofikiti A S, Voudrias E A, et al. Thermophilic anaerobic digestion of pasteurised food wastes and dairy cattle manure in batch and large volume laboratory digesters: Focussing on mixing ratios [J]. Renew. Energ., 2015,103:180-186.

[9] 李 蕾,何 琴,馬 垚,等.厭氧消化過程穩(wěn)定性與微生物群落的相關性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(11):3397-3404.

[10] Ganidi N, Tyrrel S, Cartmell E. The effect of organic loading rate on foam initiation during mesophilic anaerobic digestion of municipal wastewater sludge [J]. Bioresource Technol., 2011, 102(12):6637-6643.

[11] Lienen T, Kleyb?cker A, Brehmer M, et al. Floating layer formation, foaming, and microbial community structure change in full-scale biogas plant due to disruption of mixing and substrate overloading [J]. Energy, Sustainability and Society., 2013,3(20): 14.

[12] Marneri M, Mamais D, Koutsiouki E. Microthrix parvicella and Gordona amarae in mesophilic and thermophilic anaerobic digestion systems [J]. Environ. Technol., 2009,30 (PII 9102520315):437-444.

[13] 李 蕾,何 琴,馬 垚,等.厭氧消化過程穩(wěn)定性與微生物群落的相關性[J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(11):3397-3404.

[14] Kothari R, Pandey A K, Kumar S, et al. Different aspects of dry anaerobic digestion for bio-energy: an overview [J]. Renew. Sust. Energ. Rev., 2014,39:174-195.

[15] Mu H, Zhao C, Zhao Y, et al. Enhanced methane production by semi-continuous mesophilic co-digestion of potato waste and cabbage waste: Performance and microbial characteristics analysis [J]. Bioresource Technol., 2017,236:68-76.

[16] Li Y, Wang J, Zhang A, et al. Enhancing the quantity and quality of short-chain fatty acids production from waste activated sludge using CaO2as an additive [J]. Water Res., 2015,83:84-93.

[17] Wang Z, Liu X, Ni S, et al. Weak magnetic field: A powerful strategy to enhance partial nitrification [J]. Water Res., 2017, 120:190-198.

[18] Yenigun O, Demirel B. Ammonia inhibition in anaerobic digestion: a review [J]. Process Biochem., 2013,48(5/6):901-911.

[19] Dai X, Yan H, Li N, et al. Metabolic adaptation of microbial communities to ammonium stress in a high solid anaerobic digester with dewatered sludge [J]. Sci Rep-Uk., 2016,6:28193.

[20] Lv Z, Hu M, Harms H, et al. Stable isotope composition of biogas allows early warning of complete process failure as a result of ammonia inhibition in anaerobic digesters [J]. Bioresource Technol., 2014,167:251-259.

[21] Boe K, Kougias P G, Pacheco F, et al. Effect of substrates and intermediate compounds on foaming in manure digestion systems [J]. Water Sci. Technol., 2012,66(10):2146-2154.

[22] Li L, He Q, Ma Y, et al. Dynamics of microbial community in a mesophilic anaerobic digester treating food waste: Relationship between community structure and process stability [J]. Bioresource Technol., 2015,189:113-120.

[23] Ziganshin A M, Schmidt T, Scholwin F, et al. Bacteria and archaea involved in anaerobic digestion of distillers grains with solubles [J]. Appl. Microbiol. Biot., 2011,89(6):2039-2052.

[24] Ito T, Yoshiguchi K, Ariesyady H D, et al. Identification of a novel acetate-utilizing bacterium belonging togroup 4in anaerobic digester sludge [J]. Isme J., 2011,5(12):1844-1856.

[25] Jumas-Bilak E, Helene M. The phylum[M]. The prokaryotes-other major lineages of bacteria and the archaea, Rosenberg E, Springer Berlin Heidelberg, 2014,931-954.

[26] Rosenberg E, Delong E F, Lory S, et al. The prokaryotes:[M]. Fourth Edition ed. New York: Springer Heidelberg, 2014:1061.

[27] Kougias P G, De Francisci D, Treu L, et al. Microbial analysis in biogas reactors suffering by foaming incidents [J]. Bioresource Technol., 2014,167:24-32.

[28] Falsen E, Collins M D, Welinder-Olsson C, et al.sanguinis gen. nov., sp nov., a new gram-positive, coccus-shaped organism from human blood [J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2005, 55(2):853-858.

[29] Sakamoto M. The family[M]. The prokaryotes-other major lineages of bacteria and the archaea, Rosenberg E, Springer Berlin Heidelberg, 2014:811-824.

[30] Rezgui R, Maaroufi A, Fardeau M, et al.gen. nov., sp nov., a halotolerant bacterium isolated from sludge [J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2012,62(10):2469-2474.

[31] Jabari L, Gannoun H, Cayol J, et al. Characterization ofgen. nov., sp nov., a thermophilic bacterium isolated from an upflow anaerobic filter treating abattoir wastewaters, and proposal offam. nov.[J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2012,62(3):550-555.

[32] Podosokorskaya O A, Bonch-Osmolovskaya E A, Beskorovaynyy A V, et al.gen. nov., sp nov., a halotolerant polysaccharide-degrading bacterium[J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2014,64(8):2657-2661.

[33] Kenters N, Henderson G, Jeyanathan J, et al. Isolation of previously uncultured rumen bacteria by dilution to extinction using a new liquid culture medium [J]. J. Microbiol. Meth., 2011, 84(1):52-60.

[34] De Vos P, Garrity G M, Jones D, et al. Bergey's manual of systematic bacteriology-the[M]. Springer Dordrecht Heidelberg London New York, 2011:1450.

[35] Yokoyama H, Wagner I D, Wiegel J.gen. nov., sp nov., an anaerobic, xylanolytic, extremely thermophilic bacterium isolated from sheep faeces, and proposal offam. nov.[J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2010,60(1):67-71.

[36] Slobodkin A I, Tourova T P, Kostrikina N A, et al.gen nov, sp nov, a novel moderately thermophilic, Fe(III)-reducing bacterium of the order[J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2006,56(2):369-372.

[37] Satpute S K, Kulkarni G R, Banpurkar A G, et al. Biosurfactants fromspecies: properties, challenges and potential biomedical applications [J]. J. Basic. Microb., 2016,56(11): 1140-1158.

[38] Cann I, Bernardi R C, Mackie R I. Cellulose degradation in the human gut:expands the cellulosome paradigm [J]. Environ. Microbiol., 2016,18(2): 307-310.

[39] Ritalahti K M, Justicia-Leon S D, Cusick K D, et al.gen. nov., sp nov andsp nov., free-living, spherical spirochaetes [J]. Int. J. Syst. Evol. Micr., 2012,62(1):210-216.

[40] Li N, He J, Yan H, et al. Pathways in bacterial and archaeal communities dictated by ammonium stress in a high solid anaerobic digester with dewatered sludge [J]. Bioresource Technol., 2017,241:95-102.

[41] Demirel B, Scherer P. The roles of acetotrophic and hydrogenotrophic methanogens during anaerobic conversion of biomass to methane: a review [J]. Rev. Environ. Sci. Biotechnol., 2008,7(2):173-190.

[42] Yu H, Wang Z, Wu Z, et al. Enhanced waste activated sludge digestion using a submerged anaerobic dynamic membrane bioreactor: performance, sludge characteristics and microbial community [J]. Sci Rep-Uk., 2016,6:20111.

Microbial characteristics of bulking sludge in high-solids anaerobic digestion of kitchen waste.

HE Qin1,2, LI Lei1, QU Li1, ZHAO Xiao-fei1, WU Di1, PENG Xu-ya1*

(1.Key Laboratory of Three Gorges Reservoir Region’s Eco-Environment, Ministry of Education, Chongqing University, Chongqing 400045, China；2.Department of Environmental Science and Engineering, China West Normal University, Nanchong 637002, China)., 2018,38(3)：1010~1017

A plug-flow reactor (PFR) (R1) and a completely-stirred tank reactor (CSTR) (R2) were operated under mesophilic temperature (37±1℃) for high-solids digestion of kitchen waste to investigate the microbial community characteristics before and after sludge-bulking using MiSeq high-throughput sequencing technology. The results showed that the archaeal community structure changed little after sludge-bulking, and acetoclastic methanogenand mixotrophic methanogendominated in both reactors. There was a marked increase in the relative abundance of bacteria genera that might be related to sludge bulking. Those proliferated bacteria genera are those capable of producing biosurfactants (,, etc.) and those containing mycolic acids in cell walls (,, etc.). In addition, volatile fatty acids (VFAs) and total ammonia nitrogen (TAN) were accumulated in these reactors before sludge-bulking. Accordingly, bacteria that can contribute to the accumulation of VFAs (,and, etc.) and TAN (and, etc.) were observed to proliferate.

food waste；high-solid anaerobic digestion；sludge bulking；microorganisms；MiSeq

X705

A

1000-6923(2018)03-1010-08

何 琴(1988-),女,四川遂寧人,講師,博士,主要從事固體廢物污染控制與資源化研究.發(fā)表論文14篇.

2017-08-12

中央高校基本科研業(yè)務費項目(106112017CDJXY 210006)

* 責任作者, 教授, xypeng33@126.com