碳酸氫鹽對嗜氫和嗜乙酸產甲烷菌的影響機制

張玉鵬,李建政*,劉鳳琴,劉 崇,2,施 恩(.哈爾濱工業大學,城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090；2.民政部一零一研究所,北京 00070)

碳酸氫鹽對嗜氫和嗜乙酸產甲烷菌的影響機制

張玉鵬1,李建政1*,劉鳳琴1,劉 崇1,2,施 恩1(1.哈爾濱工業大學,城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090；2.民政部一零一研究所,北京 100070)

分別以H2/CO2和乙酸鹽為底物,研究了HCO3–濃度([HCO3–])對厭氧活性污泥中嗜氫產甲烷菌(HM)和嗜乙酸產甲烷菌(AM)活性的影響,并從群落結構、反應動力學和熱力學等方面進行了分析.結果表明,0.05～0.20mol/L的[HCO3–]對HM的產甲烷活性具有刺激作用,刺激濃度隨著系統氫分壓的升高而降低.但高[HCO3–](0.05～0.20mol/L)對AM的產甲烷反應有抑制作用.HM中的Methanobacterium formicium和AM中的Methanosarcina mazei是厭氧活性污泥的優勢菌群.隨[HCO3–]的升高,M. formicicum的豐度逐漸增加,而M. mazei的豐度則呈現先增加([HCO3–]≤0.10mol/L)后降低([HCO3–]≥0.15mol/L)的趨勢.[HCO3–]可顯著改變發酵體系的pH值和產甲烷反應的吉布斯自由能變化,進而影響HM和AM的產甲烷效能.

厭氧活性污泥；碳酸氫鹽；產甲烷反應；嗜氫產甲烷菌；嗜乙酸產甲烷菌

高濃度有機廢水的厭氧生物處理,能耗低,且可回收CH4和H2等可再生能源,得到了廣泛研究和應用,但也存在反應速率低、處理時間長等不足,而且系統易受水質水量變化的影響[1-2].如何進一步提高厭氧處理系統的效能和運行穩定性,一直是厭氧生物處理技術的研究熱點.

有機廢水的甲烷發酵是在產酸發酵、產氫產乙酸和產甲烷等功能菌群的共同參與下完成的,一般可分為產酸階段和產甲烷階段[3].產酸發酵菌群和產甲烷菌群在生理生態特性上有顯著差別[4].如產酸發酵菌群可在pH值為4～10范圍內生存[5-6],而產甲烷菌群的生長pH值為6.8～7.2[7].產甲烷菌是嚴格厭氧微生物,只能利用乙酸和一碳化合物進行呼吸和生長,與產酸發酵菌群相比,產能效率低,生長緩慢,且對環境變化敏感,其產甲烷代謝被認為是甲烷發酵過程的限速步驟[8].為維持甲烷發酵系統的穩定運行,必須將產酸發酵菌群的生長代謝水平限制在與產甲烷菌群相匹配的水平上,系統的處理效能因此受到了很大影響[9].

在厭氧生物處理系統中,碳酸氫鹽(HCO3–)既是嗜氫產甲烷菌(HM)的碳源,也是嗜乙酸產甲烷菌(AM)的產物,對系統的 pH值還有調節作用[10].關于 HCO3–對厭氧消化系統 pH值的調節作用已有大量報道,但就其對AM和HM的影響機制研究尚不夠深入[11-13].本文分別以H2/CO2和乙酸鈉為底物,在不同碳酸氫鹽濃度([HCO3–])下,對厭氧活性污泥進行培養,考察HM和AM的產甲烷代謝特征,并從特征微生物、反應動力學和產甲烷反應的熱力學等角度,探討[HCO3–]對厭氧活性污泥中產甲烷菌群的影響與機制,以期為厭氧生物處理系統的調控提供參考.

1 材料與方法

1.1 厭氧活性污泥

實驗采用的厭氧活性污泥,取自本實驗室的一個厭氧折流板反應器(4格室)的第3格室.在進水COD 8000mg/L、HRT 36h和35°C條件下,該格室的比產甲烷速率為 2.5L/(L·d)[14].用于測試的污泥樣品,其揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)和懸浮固體濃度(MLSS)分別為4.5和8.66g/L.

1.2 培養基

基礎培養基(mg/L):Na2HPO4·2H2O 530, KH2PO4410,NH4Cl 300,CaCl2·2H2O 110, MgCl2·6H2O 100,NaCl 300,FeCl2·4H2O 4.5, EDTA·Na21.65,微量元素液1mL,維生素液1mL, L-半胱氨酸 500,0.1%刃天青 1mL[15].其中,微量元素液(mg/L):H3BO450,ZnCl250,CuCl2·H2O 38, MnCl2·4H2O 50,CoCl2·6H2O 50,NiCl2·6H2O 92, Na2SeO3·5H2O 26,Na2WO4·2H2O 33,Na2MoO4?2H2O 24;維生素液(mg/L):生物素4,煙酸 40,維生素B6 10,維生素B2 20,維生素B1 40,維生素B12 20,葉酸 20,硫辛酸 40,對氨基苯甲酸 20.

乙酸培養基:在基礎培養基中加入 20mmol/ L的乙酸鈉.

1.3 甲烷發酵實驗

對活性污泥的甲烷發酵測試,采用批式發酵方式進行,發酵容器為 250mL的血清瓶.分別以乙酸鹽和H2/CO2為碳源的培養體系,均設置5個[HCO3–]梯度,即0、0.05、0.10、0.15和0.20mol/L,每個濃度下設置 3個重復.乙酸培養基用氮氣吹脫 15min后,每瓶分裝 100mL.在氮氣保護下,按照設計濃度加入NaHCO3,并用NaCl將培養體系中的Na+調節至0.20mol/L,用1mol/L的HCl溶液將pH值調節為7.5后,接種5mL活性污泥,加蓋密封.采用相同操作,利用基礎培養基構建以H2/CO2為碳源的培養體系.其中,每只血清瓶的培養基分裝劑量為 50mL,污泥接種量 2.5mL.加蓋密封前,用 H2/CO2(v/v=80/20)的混合氣吹脫5min.

所有培養體系構建完成后,置于 37℃、150r/min的空氣浴恒溫搖床中培養.以乙酸鹽為碳源的培養體系,依照[HCO3–]依次編號為 A0、A0.05、A0.1、A0.15和A0.2,以H2/CO2為碳源的培養體系依次編號為H0、H0.05、H0.1、H0.15和H0.2.

培養過程中,對于以乙酸為碳源的培養體系,每2d測定一次產氣量和氣體組分,同時檢測液相的pH值和乙酸濃度;對于以H2/CO2為碳源的培養體系,每12h測定一次氣體組分,每24h測定一次pH值.

1.4 檢測方法

pH值、堿度(ALK,以CaCO3計)、MLSS和MLVSS的檢測依照標準方法進行[16].其中,pH值檢測采用DELTA320型pH計(Mettler Toledo),生物量(MLSS和MLVSS)測定采用恒重法.氣體產量采用氣壓平衡法,以20mL玻璃注射器測量,并折算為標準狀態(0°C,101.325kPa)下的體積.氣相組分(H2和CH4)和液相中的揮發性脂肪酸(VFAs)分別采用SP6800A型(TCD檢測器)和SP6890型(FID檢測器)氣相色譜儀(山東魯南瑞虹化工儀器有限公司)檢測[14].

1.5 產甲烷菌群落結構分析

取培養前后的活性污泥進行產甲烷菌群落結構分析.采用PowerSoil DNA試劑盒(Mo-Bio Laboratories Inc., CA, USA)提取活性污泥的基因組DNA,克隆文庫的構建及T-RFLP分析參照文獻進行[17].其中,T-RFLP所用的限制性內切酶為HaeⅢ,PCR所用引物為古細菌通用引物,即: ARC8F(5′-YCYGKTTGATCCYGSCRG-3′) 和ARC931R(5′-CCCGCCAATTCCTTTHAG-3′).

1.6 數據分析

氣相中的H2和CH4體積百分數、液相的乙酸濃度和pH值等數據,均取3個平行培養體系的平均值.采用改進后的 Gompertz模型[式(1)],對單位底物的甲烷累積產量(M(t),mmolCH4/mmol底物)進行非線性擬合,并從中求得底物的理論甲烷產量(Pmax,mmolCH4/mmol底物)、最大產甲烷速率[Rmax,mmolCH4/(mmol底物?d)]和停滯期時間(λ,d)[18].

2 結果與分析

2.1 HCO3–影響下的H2/CO2產甲烷特征

如圖1a,在培養的前2.5d,不加HCO3–的厭氧活性污泥培養體系(H0),其H2轉化速率明顯高于投加了 HCO3–的培養體系(H0.05、H0.1、H0.15和H0.2).H0氣相中的H2,由初始的34.2mmol/L降低到第2.5d的25.2mmol/L,而此后則表現出較其他培養體系更低的H2轉化速率.

隨著 H2的消耗,發酵體系的 M(t)不斷增加.如圖1b所示,在培養初期,H0的M(t)明顯高于投加了HCO3–的培養體系,但自2.5d以后,其M(t)增加緩慢,且明顯低于另外4組投加了HCO3–的培養體系.至第6d培養結束時,H0.05、H0.1、H0.15和 H0.2利用 H2/CO2的 M(t)分別平均為 0.21、0.21、0.24和 0.24mmolCH4/mmolH2,均高于 H0的0.20mmolCH4/mmolH2.可見,一定濃度的HCO3–對厭氧活性污泥中的 HM活性具有明顯的刺激作用.由于培養體系的底物為乙酸或 H2/CO2,甲烷發酵過程表現為產堿發酵[19].但各培養體系的pH值在培養過程中的變化均不顯著(圖1c),說明各系統均具有良好的酸堿緩沖能力[20].

圖1 厭氧活性污泥利用H2/CO2的產甲烷特征Fig.1 Performance of anaerobic activated sludge in methane production from H2/CO2

2.2 HCO3–影響下的乙酸產甲烷特征

如圖2a所示,以乙酸為惟一碳源的所有培養體系中,乙酸含量在培養初期均有所升高,其原因可能是部分活性污泥微生物無法適應新環境而死亡,其細胞融解所釋放的有機物在產酸發酵菌群的作用下產生了乙酸[21].未添加 HCO3–的 A0,在 21d內可將乙酸完全轉化,乙酸降解速率顯著高于另外 4組投加 HCO3–的培養體系(A0.05、A0.1、A0.15和A0.2).隨著[HCO3–]提高,A0.05、A0.1、A0.15和A0.2的λ依次延長,在對數期表現出的最大乙酸降解速率依次降低,表明過高的[HCO3–]會抑制乙酸的產甲烷作用.值得關注的是,所有以乙酸為惟一碳源的培養體系表現出了一個共同特征,即:當體系的乙酸濃度降低到5mmol/L以下時,厭氧活性污泥對乙酸的降解速率明顯降低,這可能與不同種屬的AM所適宜的乙酸濃度存在差異有關[22].

圖2 厭氧活性污泥利用乙酸的產甲烷特征Fig.2 Performance of anaerobic activated sludge in methane production from acetate

隨著乙酸的消耗,培養體系的 M(t)不斷增加.由圖2b可知,A0的M(t)增加最快,在第21d時達到峰值.[HCO3–]為0.05和0.1mol/L的培養體系,與未投加HCO3–的A0相比,其停滯期明顯延長,其M(t)也明顯降低,但最終的M(t)與A0的相當.在[HCO3–]為0.15和0.2mol/L時,活性污泥代謝的停滯期更長,其最終M(t)明顯低于A0、A0.05和A0.1.以上結果表明,在0.05～0.2mol/L的范圍內,[HCO3–]越高,對嗜乙酸產甲烷作用的抑制程度越高.

[HCO3–]的提高可顯著提升系統對pH值變化的緩沖能力.如圖 2c所示,在[HCO3–]≥0.05mol/L的培養體系中,其發酵過程的 pH值并無顯著變化,而未添加HCO3–的A0,其pH值則有顯著升高.

2.3 HCO3–對產甲烷菌群落結構的影響

如圖3a所示,在作為接種物的厭氧活性污泥中,檢測出4種豐度顯著的產甲烷菌,包括79.2%的產甲烷桿菌(Methanobacterium formicium)、2.4%的產甲烷八疊球菌(Methanosarcina mazei)、11.0%的產甲烷絲狀菌(Methanosaeta concilii)和7.3% 的 產 甲 烷 絲 狀 菌 (Methanosaeta harundinacea).其中,M. formicium為專性HM,M. concilii和 M. harundinacea為專性 AM,而 M.mazei即可利用乙酸也可利用H2/CO2產甲烷.以H2/CO2為惟一碳源進行培養時,無論是否添加HCO3–,活性污泥中 M. formicium的豐度均保持在 70%以上.而接種污泥中的 M. mazei、M. concilii和M. harundinacea等優勢菌群,在不添加HCO3–的條件下(H0)培養后則不能檢出.在[HCO3–]分別為0.05和0.1mol/L條件下培養后的活性污泥中,除了能檢測到 M. formicium 和 M. harundinacea外,還能夠檢測到未知古細菌198bp.當[HCO3–]≥0.15mol/L時,培養后污泥中的 M. formicium豐度較[HCO3–]≤0.1mol/L的培養體系有顯著降低,而未知古菌58bp則大量增加.

研究表明,M. formicium沒有細胞色素,能夠利用低濃度的H2較快生長,而M. mazei具有細胞色素,無法在氫分壓(PH2)較低的環境中生存[23].圖 1a的結果顯示,隨著培養時間的延續,各系統氣相中的H2濃度均呈現迅速下降趨勢,培養結束時幾乎消耗殆盡.如圖 3a所示,在[HCO3–]≥0.15mol/L的以H2/CO2為惟一碳源的培養體系中,培養前后均能檢測到 M. mazei的存在.但[HCO3–]≤0.1mol/L時,在培養后的活性污泥中無法檢測到 M. mazei.可見,[HCO3–]的提高,有利于M. mazei在低PH2下的生長.[HCO3–]分別為0.05、0.1和0.15mol/L的培養體系,其pH值均維持在7.4～7.8(圖 1c),恰是 M. formicicum生長的最適pH[24-25].因此,這3個培養體系表現出了較其他以H2/CO2為碳源的培養體系更高的Rmax(表1).

以乙酸為惟一碳源時,在培養后的活性污泥中,除了M. formicium、M. mazei、M. concilii和M. harundinacea等優勢菌群外,還檢測到了未知的 58bp、80bp和 198bp等古細菌(圖 3b).隨著[HCO3–]的提高,活性污泥中M. formicium豐度隨之升高,而 M. harundinacea豐度保持穩定,M. concilii豐度則有所降低.在[HCO3–]≤0.1mol/L的培養體系中,其M. mazei豐度沒有顯著差異.然而,當[HCO3–]依次提高為0.15和0.2mol/L時,培養后活性污泥中的 M. mazei豐度隨之降低. Methanosarcina和Methanosaeta雖同屬AM,但在生理生態和生理生化習性上存在較大差異. Methanosarcina能夠生成具有保護作用的莢膜,可以適應惡劣的生存環境,而Methanosaeta對環境變化較敏感[26].研究發現,M. concilii和 M. harundinacea生長的適宜 pH 值范圍分別是7.1～7.5和7.2～7.6,而M. mazei的適宜pH值范圍較廣,為4.0～9.0[27-28].如圖2c所示,在以乙酸為惟一碳源的培養體系中,其pH值均保持在8.0以上的水平,對 Methanosaeta的生長是不利的,而對M. mazei是比較適宜的.因此,經過培養,活性污泥中M. concilii和M. harundinacea的豐度顯著降低,而M. mazei的豐度變化并不明顯.

圖3 以H2/CO2(a)或乙酸(b)為碳源培養的厭氧活性污泥的優勢菌群相對豐度Fig.3 Relative abundance of dominant microbial communities in anaerobic activated sludge after been cultured with H2/CO2(a) or acetate (b) as carbon source

Methanosarcina和 Methanosaeta在增殖和乙酸利用能力上也存在差異.Methanosarcina利用乙酸激酶-磷酸轉乙酰酶將乙酸轉化為乙酰CoA,但只有在乙酸濃度達到1mmol/L以上時才能發生,最大比生長速率(μmax)可達0.06h-1[22,29-30].而Methanosaeta利用乙酰CoA合成酶合成乙酰CoA,只能利用低濃度的乙酸,當乙酸濃度大于20μmol/L時,嗜乙酸產甲烷反應就會受到抑制, μmax只有0.032h-1[30-31].因此,在圖2a中可以觀察到,當培養體系中的乙酸濃度降低到5mmol/L以下后,活性污泥利用乙酸的速率明顯降低.

乙酸的甲烷轉化包括 2種代謝途徑:一是AM 分解乙酸生成甲烷;二是互營乙酸氧化菌(SAOB)將乙酸分解為H2/CO2,而后再被HM利用而生成甲烷[32].所以,以乙酸為惟一碳源培養時,在活性污泥中仍能檢測到大量的嗜氫產甲烷菌M. formicicum(圖3b).如前所述,HM較AM有更加寬泛的生長 pH值,當 pH值達到 8.0以上時,AM 就會受到抑制,系統中的乙酸將主要被SAOB和HM利用并產生甲烷[33].可見,HCO3–可以通過改變或維持系統的pH值對厭氧活性污泥的產甲烷特性產生影響.Lin等[34]在研究葡萄糖高溫甲烷發酵中也發現,高水平的[HCO3–]能抑制Methanosaeta的生長,卻可促進HM的生長.

2.4 甲烷發酵的動力學分析

以式(1)對測得的單位底物的 M(t)進行非線性擬合,求得厭氧活性污泥在不同[HCO3–]下的Pmax、Rmax和λ.如表1所示,在以H2/CO2為碳源時(表1),[HCO3–]為0.15mol/L的培養體系H0.15,其Rmax顯著高于其余4組,其Pmax雖略低于H0.2,但明顯高于H0、H0.05和H0.1.比較而言,[HCO3–]為 0.1mol/L的培養體系 H0.1其 λ最短,為2.616d.當[HCO3–]繼續升高時,培養體系的λ顯著延長,說明產甲烷菌群在[HCO3–]≥0.15mol/L條件下,需要較長的調整適應期.

對于以乙酸為碳源的培養體系(表2),未添加HCO3–的培養體系A0,其λ(7.305d)顯著低于添加了 HCO3–的培養體系(≥16.97d),其 Rmax[0.053mmolCH4/(mmol乙酸?d)]則顯著高于添加了HCO3–的培養體系[≤0.023mmolCH4/ (mmol乙酸?d)].這一結果表明,隨著[HCO3–]的提高,乙酸的Pmax增加,但Rmax隨之降低,且λ延長.因此,要使厭氧活性污泥中的AM維持良好的代謝活性,需要將反應系統的[HCO3–]維持在 0.05mol/L以下的水平.

表1 厭氧活性污泥以H2/CO2為碳源的甲烷發酵動力學特征參數Table 1 Methane fermentation kinetic parameters of anaerobic activated sludge with H2/CO2as carbon source

表2 厭氧活性污泥以乙酸為碳源的甲烷發酵動力學特征參數Table 2 Methane fermentation kinetic parameters of anaerobic activated sludge with acetate as carbon source

2.5 甲烷發酵的熱力學分析

在厭氧消化系統中,AM 在利用乙酸產甲烷時也會生成HCO3–[式(2)].而HM可以H2作為電子供體,將HCO3–還原為甲烷[式(3)].可見,向甲烷發酵系統投加HCO3–可以刺激 HM的產甲烷反應,同時也可能抑制AM的產甲烷作用.

如式(2)和式(3)所述的反應,其實際吉布斯自由能變化(ΔG)受底物和產物濃度影響[35].對于一般反應a[A] + b[B] = c[C] + d[D],可利用式(4)計算不同[HCO3–]下的ΔG,即

式中:R為常數,8.29J/(mol?K);T是絕對溫度,K.

圖4 產甲烷反應的吉布斯自由能變化Fig.4 Change in Gibbs free energy for methanogenic reaction

由式(4)對以H2/CO2或乙酸為惟一碳源的厭氧活性污泥系統的產甲烷反應 ΔG分別計算,結果如圖4所示.在以H2/CO2為惟一碳源的甲烷發酵體系中(圖4a),ΔG隨PH2的降低而增加.在無外加HCO3–的體系中,其ΔG最高.HCO3–的添加,則可減少嗜氫產甲烷反應的 ΔG,且 HCO3–劑量越高,ΔG減少的幅度越大.如表1所示的結果顯示,隨著[HCO3–]的提高,以 H2/CO2為碳源的培養體系的 Rmax也隨之增加.可見,提高系統的[HCO3–]能夠降低嗜氫產甲烷反應的 ΔG,進而促進活性污泥的嗜氫產甲烷活性.對于以乙酸為惟一碳源的培養體系(圖4b),隨著乙酸濃度的降低,其產甲烷反應的 ΔG隨之升高,而 HCO3–的添加則顯著提高了ΔG.也就是說,提高[HCO3–]對嗜乙酸產甲烷反應具有抑制效應.

4 結論

4.1 [HCO3–]可改變甲烷發酵系統的群落結構與代謝活性,進而影響系統的產甲烷效能.以H2/CO2為惟一碳源時,[HCO3–]的增加可提高厭氧活性污泥中M. mazei和M. concilii的數量,而以乙酸為惟一碳源時,提高[HCO3–]能夠增加 M. formicium的數量.

4.2 0.15～0.20mol/L的[HCO3–]可有效降低嗜氫產甲烷反應的ΔG,刺激嗜氫產甲烷菌的代謝活性.

4.3 [HCO3–]的升高,會提高嗜乙酸產甲烷反應的ΔG,對嗜乙酸產甲烷菌活性具有顯著抑制作用.

[1] Chen Y, Cheng J J, Creamer K S. Inhibition of anaerobic digestion process: a review [J]. Bioresource technology, 2008, 99(10):4044-4064.

[2] Karakashev D, Batstone D J, Angelidaki I. Influence of environmental conditions on methanogenic compositions in anaerobic biogas reactors [J]. Applied and environmental microbiology, 2005,71(1):331-338.

[3] 張 錄,徐潔泉.沼氣兩步發酵工藝微生物生態學的研究 [J].中國沼氣, 1989,7(1):9-12.

[4] 李 剛,歐陽峰,楊立中,等.兩相厭氧消化工藝的研究與進展[J]. 中國沼氣, 2001,19(2):25-29.

[5] 王祥錕,閔祥發,李建政,等.產氫產乙酸和產甲烷反應對厭氧消化的限速作用 [J]. 中國環境科學, 2016,36(10):2997-3002.

[6] 劉 和,劉曉玲,張晶晶,等.酸堿調控污泥厭氧發酵實現乙酸累積及微生物種群變化 [J]. 微生物學報, 2009,(12):1643-1649.

[7] Zhang C, Su H, Tan T. Batch and semi-continuous anaerobic digestion of food waste in a dual solid–liquid system [J]. Bioresource technology, 2013,145:10-16.

[8] Liu Y, Whitman W B. Metabolic, phylogenetic, and ecological diversity of the methanogenic archaea [J]. Annals of the New York Academy of Sciences, 2008,1125(1):171-189.

[9] Li J, Ban Q, Zhang L, et al. Syntrophic Propionate Degradation in Anaerobic Digestion: A Review [J]. International Journal of Agriculture & Biology, 2012,14(5):843-850.

[10] De Bok F A M, Plugge C M, Stams A J M. Interspecies electron transfer in methanogenic propionate degrading consortia [J]. Water Research, 2004,38(6):1368-1375.

[11] 劉宇紅,曲 穎,宋虹葦,等.pH值和堿度對厭氧折流板反應器運行的影響 [J]. 中國給水排水, 2012,28(5):70-73.

[12] 曹 剛,徐向陽.堿度對 UASB污泥顆?；挠绊?[J]. 中國給水排水, 2002,18(8):13-16.

[13] 鄭國臣,田竹君,李建政,等.堿度對厭氧折流板反應器(ABR)發酵產氫產甲烷的影響 [J]. 太陽能學報, 2013,34(12):2078-2083.

[14] Ban Q, Li J, Zhang L, et al. Linking Performance with Microbial Community Characteristics in an Anaerobic Baffled Reactor [J]. Applied biochemistry and biotechnology, 2013,169(6):1822-1836.

[15] 班巧英,李建政,張立國,等.丙酸質量濃度對丙酸富集培養物降解特性的影響 [J]. 哈爾濱工業大學學報, 2013,45(12):43-47.

[16] American Public Health Association, American Water Works Association, Water Pollution Control Federation, et al. Standard methods for the examination of water and wastewater [M]. American Public Health Association, 1915.

[17] Ato M, Ishii M, Igarashi Y. Enrichment of amino acid-oxidizing, acetate-reducing bacteria [J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2014,118(2):160-165.

[18] Lay J J, Li Y Y, Noike T. Mathematical model for methane production from landfill bioreactor [J]. Journal of environmental engineering, 1998,124(8):730-736.

[19] 胡明成,龍騰銳,傅衛東,等.UASB反應器處理酸性大豆蛋白加工廢水 [J]. 工業水處理, 2007,27(12):28-30.

[20] Paulo P L, Villa G, van Lier J B, et al. The anaerobic conversion of methanol under thermophilic conditions: pH and bicarbonate dependence [J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2003,96(3):213-218.

[21] 郝曉地,朱景義,曹亞莉,等.污水生物處理系統中內源過程的研究進展 [J]. 環境科學學報, 2009,29(2):231-242.

[22] Singh-Wissmann K, Ferry J G. Transcriptional regulation of the phosphotransacetylase-encoding and acetate kinase-encoding genes (pta and ack) from Methanosarcina thermophila [J]. Journal of bacteriology, 1995,177(7):1699-1702.

[23] Thauer R K, Kaster A K, Seedorf H, et al. Methanogenic archaea: ecologically relevant differences in energy conservation [J]. Nature Reviews Microbiology, 2008,6(8):579-591.

[24] Bryant M P, Boone D R. Isolation and characterization of Methanobacterium formicicum MF [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 1987,37(2):171-171.

[25] Schauer N L, Ferry J G. Metabolism of formate in Methanobacterium formicicum [J]. Journal of Bacteriology, 1980,142(3):800-807.

[26] 林代炎,林新堅,楊 菁,等.產甲烷菌在厭氧消化中的應用研究進展 [J]. 福建農業學報, 2008,23(1):106-110.

[27] Patel G B, Sprott G D. Methanosaeta concilii gen. nov., sp. nov.(“Methanothrix concilii”) and Methanosaeta thermoacetophila nom. rev., comb. nov. [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 1990,40(1):79-82.

[28] Ma K, Liu X, Dong X. Methanosaeta harundinacea sp. nov., a novel acetate-scavenging methanogen isolated from a UASB reactor [J]. International journal of systematic and evolutionary microbiology, 2006,56(1):127-131.

[29] Jetten M S M, Stams A J M, Zehnder A J B. Methanogenesis from acetate: a comparison of the acetate metabolism in Methanothrix soehngenii and Methanosarcina spp [J]. FEMS Microbiology Reviews, 1992,8(3/4):181-197.

[30] Schmidt J E, Ahring B K. Immobilization patterns and dynamics of acetate-utilizing methanogens immobilized in sterile granular sludge in upflow anaerobic sludge blanket reactors [J]. Applied and environmental microbiology, 1999,65(3):1050-1054.

[31] Smith K S, Ingram-Smith C. Methanosaeta, the forgotten methanogen [J]. Trends in microbiology, 2007,15(4):150-155.

[32] Schnürer A, Nordberg A. Ammonia, a selective agent for methane production by syntrophic acetate oxidation at mesophilic temperature [J]. Water science and technology: a journal of the International Association on Water Pollution Research, 2007, 57(5):735-740.

[33] Hao L P, Lü F, Li L, et al. Shift of pathways during initiation of thermophilic methanogenesis at different initial pH [J]. Bioresource technology, 2012,126:418-424.

[34] Lin Y, Lü F, Shao L, et al. Influence of bicarbonate buffer on the methanogenetic pathway during thermophilic anaerobic digestion [J]. Bioresource technology, 2013,137:245-253.

[35] Spahn S, Brandt K, Müller V. A low phosphorylation potential in the acetogen Acetobacterium woodii reflects its lifestyle at the thermodynamic edge of life [J]. Archives of microbiology, 2015,197(6):745-751.

Mechanisms of bicarbonate's effect on hydrogenotrophic and aceticlastic methanogens.

ZHANG Yu-peng1, LI Jian-zheng1*, LIU Feng-qin1, LIU Chong1,2, SHI En1(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.The 101 Research Institute of the Ministry of Civil Affairs, Beijing 100070, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1937～1944

Effect of bicarbonate concentration ([HCO3–]) on hydrogenotrophic methanogens (HM) and aceticlastic methanogens (AM) in anaerobic activated sludge was investigated with H2/CO2and acetate as the sole carbon source, respectively. The mechanisms of bicarbonate's effect on methane formation was analysed based on the methane production efficiency, community structure of methanogens, reaction kinetics and thermodynamics. The results showed that [HCO3–] ranged from 0.05 to 0.20 mol/L could stimulate the activity of HM, and the higher hydrogen partial pressure, the lower [HCO3–] for the stimulation. An increased [HCO3–], on the contrary, would inhibit the methanogenesis of AM. Methanobacterium formicium and Methanosarcina mazei were identified as the dominated HM and AM, respectively, in the incubated anaerobic active sludge. It was found that the abundance of M. formicicum was enhanced by the increased [HCO3–] in the fermentation systems. The abundance of M. mazei was also improved by a [HCO3–] less than 0.10mol/L, but decreased with the [HCO3–] over than 0.15mol/L. Variation of [HCO3–] could significantly change the pH and Gibbs free energy of the methanogenic reactions in the fermentation processes, and the methanogenesis activities of HM and AM were further affected as a result.

anaerobic activated sludge；bicarbonate；methanogenesis；hydrogenotrophic methanogen；aceticlastic methanogen

X172

A

1000-6923(2017)05-1937-08

張玉鵬(1988-),男,河南新鄉人,哈爾濱工業大學博士研究生,主要研究方向為厭氧廢水處理.

2016-10-08

國家自然科學基金資助項目(51478141);城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學)自主課題(2016DX06)

* 責任作者, 教授, ljz6677@163.com