环境科学  2020, Vol. 41 Issue (8): 3731-3739   PDF    
引用本文
刘吉宝, 牛雨彤, 郁达伟, 谭颖锋, 左壮, 魏源送. 零价铁对厌氧消化过程中氨氮抑制解除的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(8): 3731-3739.
LIU Ji-bao, NIU Yu-tong, YU Da-wei, TAN Ying-feng, ZUO Zhuang, WEI Yuan-song. Effect on Ammonia Inhibition Mitigation in the Anaerobic Digestion Process with Zero-Valent Iron[J]. Environmental Science, 2020, 41(8): 3731-3739.
零价铁对厌氧消化过程中氨氮抑制解除的影响
刘吉宝1, 牛雨彤1, 郁达伟1, 谭颖锋2, 左壮2, 魏源送1     
1. 中国科学院生态环境研究中心, 北京 100085;
2. 北京城市排水集团有限责任公司, 北京 100192
收稿日期: 2019-12-31; 修订日期: 2020-02-28
基金项目: 国家自然科学基金青年科学基金项目（51808539）；北京市自然科学基金项目（8182053）
作者简介: 刘吉宝(1988~), 男, 博士研究生, 助理研究员, 主要研究方向为有机固体废弃物减量化与资源化, E-mail:jbliu@rcees.ac.cn
通信作者: 魏源送, E-mail:yswei@rcees.ac.cn
摘要: 氨氮抑制是影响高含固有机固体废弃物厌氧消化产甲烷效率的重要因素.本研究通过实验室批量实验，考察了微米级零价铁对剩余污泥、热水解污泥厌氧消化的影响以及对高氨氮抑制解除的影响.结果表明，投加4 g·L-1和10 g·L-1零价铁对剩余污泥、热水解污泥厌氧消化过程中的产甲烷速率、迟滞时间和产甲烷潜势等动力学特征均未有影响.但是，在高氨氮抑制的厌氧消化过程中，4 g·L-1和10 g·L-1的零价铁投加可使厌氧消化受氨氮抑制的产甲烷迟滞时间由对照组的18.61 d分别缩短为17.22 d和16.18 d，最大产甲烷速率（以VS计）由对照组的6.34 mL·（d·g）-1提升为7.84 mL·（d·g）-1和7.39 mL·（d·g）-1.零价铁并未通过化学反应对厌氧消化的pH缓冲体系产生直接影响，而是使氨氮抑制后的产甲烷优势古菌Methanosarcina的相对丰度（27 d）由对照组的30.71%提升到53.50%和60.30%.本研究证明了零价铁并不能提升污泥产甲烷潜势，而只是在受抑制影响的厌氧消化过程中，刺激产甲烷微生物的代谢活性，强化如氨氮抑制影响的快速解除.
关键词: 零价铁      氨氮抑制      污泥      厌氧消化      抑制解除     
Effect on Ammonia Inhibition Mitigation in the Anaerobic Digestion Process with Zero-Valent Iron
LIU Ji-bao1 , NIU Yu-tong1 , YU Da-wei1 , TAN Ying-feng2 , ZUO Zhuang2 , WEI Yuan-song1     
1. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
2. Beijing Drainage Croup Co., Ltd., Beijing 100192, China
Abstract: Ammonia inhibition is an important factor impacting methane production efficiency during the anaerobic digestion of high-solid organic wastes. This study investigated the effect of micro-sized zero-valent iron (m-ZVI) on the anaerobic digestion of excess sewage sludge and thermal hydrolyzed sludge using batch mode experiments. The effect of m-ZVI on ammonia inhibition mitigation was also studied. Results showed that the kinetic characteristics of the methane production rate, lag phase, and methane production potential of the anaerobic digestion of excess sludge and thermal hydrolyzed sludge were not impacted by the addition of m-ZVI at a dosage of 4 g·L-1 and 10 g·L-1. However, during the inhibited anaerobic digestion process with a high ammonia concentration, the addition of 4 g·L-1 and 10 g·L-1 of m-ZVI was able to shorten the lag phase from 18.61 d (the control) to 17.22 d and 16.18 d, respectively. Moreover, the maximum methane production rate (based on the VS) increased from 6.34 mL·(d·g)-1(the control) to 7.84 mL·(d·g)-1 (4 g·L-1 m-ZVI) and 7.39 mL·(d·g)-1 (10 g·L-1 m-ZVI). The pH buffer system was not influenced by the chemical reaction of m-ZVI in the anaerobic digestion, although the relative abundance of the dominant methanogenic archaea (Methanosarcina) improved greatly from 30.71% (the control) to 53.50% (4 g·L-1 m-ZVI) and 60.30% (10 g·L-1 m-ZVI) at 27 d. This study proved that m-ZVI was incapable of improving the methane production potential of sewage sludge, while the mitigation of ammonia inhibition during anaerobic digestion was enhanced by the stimulating effect on methanogenic archaea.
Key words: zero-valent iron      ammonia inhibition      sludge      anaerobic digestion      inhibition removing     

厌氧消化是实现市政污泥、有机垃圾、农业秸秆和畜禽粪便等有机固体废弃物资源化的重要技术, 在欧美发达国家得到广泛应用, 我国基于沼气工程的生物天然气将纳入国家能源发展规划[1], 市场化前景广阔.厌氧消化是以不同类型的微生物协同作用下发生的有机物多步骤无机矿化过程, 微生物活性是决定沼气生成效率的关键因素.与传统厌氧消化工艺不同, 高含固、干式厌氧消化(total solids, TS>15%)因其高负荷、低能耗、高容积产气率和低沼液产量等突出优势已成为目前的研究热点[2].在针对城市有机生活垃圾的处置中, 干式厌氧消化已实现规模化的工程应用[3].但是, 随着物料浓度的提高, 厌氧消化过程中的中间产物浓度往往远高于传统厌氧消化过程.特别是污泥和餐厨等富含高蛋白质的有机固体废弃物, 厌氧消化过程中随着蛋白质的分解, 产生了对产甲烷微生物具有显著抑制作用的产物——氨氮.

针对传统的厌氧消化过程, 氨氮的存在是微生物得以正常生存所必须的氮源, 而当氨氮超过一定浓度后, 其产生的游离氨将对产甲烷菌造成毒性抑制, 影响微生物的正常代谢过程, 影响厌氧消化甲烷产生效率.有研究表明[4], 中温厌氧消化情况下, 3 000 mg ·L-1的氨氮浓度会对产甲烷微生物活性产生抑制, 高温厌氧消化情况下, 氨氮浓度超过2 000 mg ·L-1便会产生抑制影响.针对氨氮抑制, 控制的主要方式包括降低氨氮浓度、微生物驯化、微量元素投加、pH控制和温度控制等[5, 6].其中, 生物炭等外源物质投加是比较有效的缓解氨氮抑制的措施[7].已有研究表明[8], 零价铁具有强化厌氧消化的作用.在厌氧消化过程中, 零价铁可能发挥了改善厌氧消化氧化还原电位(ORP)、析氢腐蚀以及促进酶活等作用.说明零价铁对产甲烷微生物活性具有一定的刺激作用.而零价铁能否刺激受抑制状态下产甲烷微生物的活性, 使其快速摆脱氨氮抑制, 目前仍鲜有报道.

本研究向污泥厌氧消化系统中投加不同量的微米级零价铁, 通过批量实验, 探究了不同类型污泥及高浓度氨氮抑制情况下, 不同投加量零价铁对污泥产甲烷情况、pH缓冲体系以及产甲烷古菌群落结构的影响, 以明确零价铁对氨氮抑制的强化解除及其机制.

1 材料与方法 1.1 实验材料

如表 1所示, 本实验开展两批次的厌氧消化实验.剩余污泥、高温热水解污泥和厌氧消化接种污泥取自北京某污水处理厂高温热水解+中温厌氧消化工艺过程的原始脱水污泥、Cambi高温热水解后污泥以及厌氧消化罐出泥.脱水剩余污泥取回后过18目筛, 并通过去离子水稀释至含固率为6% ~8%左右.厌氧消化污泥取回后于4℃下静置沉淀24 h并过18目筛.剩余污泥、高温热水解后污泥以及厌氧消化接种污泥基本特征如表 1所示.实验使用微米级零价铁为Aladdin公司生产的还原铁粉(AR, 100目).

表 1 原污泥、热水解污泥和接种污泥基本特征 Table 1 Characteristics of raw sludge, thermal hydrolyzed sludge, and inoculum sludge

1.2 实验方法

批量厌氧消化实验(BMP)采用全自动甲烷潜势测试系统(AMPTS Ⅱ, Bioprocess Control)来进行, 该系统有15个体积为600 mL的玻璃瓶作为厌氧消化反应器, 有效容积为400 mL, 每个玻璃配有搅拌电机和搅拌桨, 转速为112 r ·min-1.每个厌氧消化瓶连接到装有3 mol ·L-1 NaOH的吸收瓶, 以吸收沼气中的H2S和CO2, 经过吸收后的剩余气体被认为是甲烷, 并经过检测器进行实时计量, 所计量的气体体积为标准条件下(0℃, 101.3 kPa)的体积.厌氧消化反应前, 通入氮气1~2 min, 以排出空气.

1.3 实验设计

为全面地考察微米级零价铁对污泥厌氧消化过程的影响, 本实验设计了两批次的BMP实验, 分别为在无氨氮抑制情况下的微米级零价铁对剩余污泥和高温热水解后污泥厌氧消化的影响, 和氨氮抑制情况下的微米级零价铁对剩余污泥厌氧消化的影响.两批次实验中零价铁的投加量均包含4 g ·L-1和10 g ·L-1两个浓度梯度.在氨氮抑制实验组, BMP实验前, 通过碳酸氢铵(NH4HCO3)调节污泥的初始氨氮浓度为5 000 mg ·L-1.所有实验组厌氧消化污泥的接种比(接种污泥:底物, 以VS计)为1 :3.每个实验组设置2个平行.

1.4 分析方法 1.4.1 常规指标

污泥的TS、VS采用重量法[9]测定.污泥经过8 000 r ·min-1离心15 min后的上清液过0.45 μm的滤膜, 用以测定氨氮、SCOD、蛋白质、多糖、挥发性脂肪酸等溶解性指标.其中, 溶解性COD(SCOD)通过HACH快速试剂盒(2125915, HACH)消解后, 利用DR 2800分光光度计测定; 蛋白质和多糖分别用修正的Lowry法[10]和Dubious分光光度法[11]测定; 氨氮通过纳氏试剂分光光度法测定; 碱度通过快速试剂盒(TNT870, HACH)测定; 挥发性脂肪酸(VFAs)通过气相色谱(Shimazu, 2014)测定, 配备FID检测器、DB-FFAP毛细色谱柱(30 m×0.32 μm×0.25 μm), 进样口温度为220℃, 检测器温度为250℃.

为了定量描述厌氧消化的产甲烷动力学特征, 通过Gompertz方程对累积产甲烷曲线进行拟合.

式中, P为最大产甲烷潜势(mL ·g-1, 以单位VS计), t为厌氧消化时间(d), Rm为最大产甲烷速率[mL ·(d ·g)-1, 以单位VS计], λ为厌氧消化迟滞时间(d).

1.4.2 古菌群落结构

取氨氮抑制实验组接种污泥以及厌氧消化过程第27、40和46 d的污泥样品2 mL, 经过5 000 r ·min-1、10 min离心后的固体使用FastDNA Spin Kit for Soil试剂盒(MP Biomedicals, USA)提取, 具体步骤按照试剂盒说明书进行.通过1%琼脂糖凝胶电泳和NanoDrop ND-1000 (NanoDrop, USA)检测DNA提取质量, 然后于-20℃下保存.DNA送生工生物工程(上海)股份有限公司, 通过Illumina MiSeq测序系统(Illumina, USA)进行16S rRNA V4区高通量测序.产甲烷古菌通过巢式PCR方式, 首先使用引物Arch340F和引物Arch1000R进行一轮DNA扩增, PCR产物再利用引物Arch349F和引物Arch806R进行扩增[12].

2 结果与讨论 2.1 零价铁对不同类型污泥厌氧消化的影响

如图 1所示, 在本实验中, 微米级零价铁的投加无论对于剩余污泥的厌氧消化还是热水解污泥的厌氧消化都未起到明显地促进作用, 这与部分研究中报道的零价铁对污泥厌氧消化强化作用的结果并不一致.Feng等[13]的研究认为, 零价铁可强化污泥的水解酸化, 进而强化产甲烷, 与单独污泥厌氧消化相比, 在20 g ·L-1的投加量下, 可使污泥产甲烷量提升43.5%.Zhang等[14]的研究表明, 零价铁可促进热水解以及碱预处理污泥的产甲烷, 解除预处理后产生的产甲烷活性抑制, 投加10 g ·L-1的零价铁可使累积产甲烷量(以VSS计)由对照组的155 mL ·g-1提升到296.8 mL ·g-1, 提升了91.5%.Wei等[15]通过总结关于不同类型铁(铁屑、微米零价铁和纳米零价铁)对剩余污泥、猪粪和有机生活垃圾等厌氧消化过程的促进作用的研究, 认为零价铁是一种经济、环保的强化厌氧消化技术.但是, 在本研究的实验条件下, 微米级零价铁并不能进一步地强化剩余污泥和热水解污泥的厌氧消化.在文献[16]中, 微米级零价铁对微波预处理后污泥的累积产甲烷量促进作用也并不显著, 最大提升幅度为7.42%.

图 1 零价铁对不同类型污泥厌氧消化产甲烷的影响 Fig. 1 Cumulative methane production of excess sludge and thermal hydrolyzed sludge with m-ZVI addition

为此, 对相关研究的实验方法以及不同条件下单位污泥产甲烷量进行了对比, 结果如表 2所示, 在已有报道的关于零价铁强化污泥厌氧消化的研究中, 大部分研究基于实验室开展的批量实验, 重要的是, 所有研究中报道的对照组(单独污泥厌氧消化)在未有零价铁投加的情况下, 污泥的产甲烷量(以VS或VSS计)在71.72~192.6 mL ·g-1, 远远低于本研究中剩余污泥的产甲烷量(256.82 mL ·g-1).进一步分析实验设计上的差异, 在已有的零价铁可显著强化污泥厌氧消化的研究中, 批量实验的接种污泥量要远远小于反应底物污泥的量, 甚至无接种污泥.而已有研究表明[22, 23], 厌氧消化BMP实验的接种比对产甲烷具有显著的影响, Raposo等[24]的研究指出, 在厌氧消化BMP实验中接种比(inoculum to substrate ratio, ISR, 以VS计)不光影响产甲烷速率, 也影响累积产甲烷量, 接种比大于2, 可以避免厌氧消化批量实验中出现抑制产甲烷速率和累积产甲烷量的影响. Holliger等[25]同样认为对于标准的BMP实验, 接种比(ISR)应该在2~4, 对于不易降解的反应物(如木质纤维素), 接种比(ISR)可以接近于1.

表 2 文献中报道的铁对厌氧消化的强化作用 Table 2 Enhanced performance of ZVI addition on anaerobic digestion reported in other studies

通过上述分析, 不难看出, 在以往的诸多关于零价铁对污泥厌氧消化显著强化作用的研究中, 非常低的接种比甚至于无接种污泥情况下, 污泥厌氧消化本身存在着抑制性的影响, 累积产甲烷量远远低于污泥的产甲烷潜势.在此情况下, 零价铁的投加发挥了提升产甲烷量的显著作用.而在本研究中, 接种比(ISR)在1 :3的情况下, 污泥本身能够被充足的微生物代谢分解, 并且厌氧消化接种污泥与剩余污泥、热水解污泥均取自于同一个污泥厌氧消化工艺过程, 微生物在BMP实验中不需要经过驯化, 能够适应底物类型和厌氧环境.在此情况下, 零价铁并无影响污泥产甲烷速率和累积产甲烷量的作用.由此, 零价铁并不能像污泥预处理措施一样提升剩余污泥的产甲烷潜势, 而是在有机负荷过高和微生物活性受抑制影响等情况下, 零价铁可能发挥了恢复剩余污泥产甲烷潜势的作用.

2.2 零价铁对污泥厌氧消化过程中氨氮抑制解除的影响

如图 2所示, 在有氨氮抑制影响存在的情况下, 零价铁的加入的确对厌氧消化的恢复有促进作用, 但对累积产甲烷量仍未有提升作用.与4 g ·L-1的投加量相比, 10 g ·L-1投加量下, 氨氮抑制产生的产甲烷迟滞时间(λ)进一步缩短, 由17.22 d缩短到16.18 d(表 3), 最大产甲烷速率(以VS计)由对照组的6.34 mL ·(d ·g)-1提升为7.84 mL ·(d ·g)-1和7.39 mL ·(d ·g)-1.由此证明了, 零价铁在刺激和恢复受抑制状态下的厌氧消化微生物活性方面具有一定的作用.据报道[5], 氨氮对厌氧消化抑制影响主要是因为自由氨进入微生物细胞内, 对细胞内pH产生了影响, 从而影响了产甲烷菌的正常生理活动.而铁元素是产甲烷菌所必须的微量元素, 是参与产甲烷代谢过程中细胞色素和细胞氧化酶等合成所必需的元素, 铁元素的加入可能刺激了微生物正常代谢过程中产甲烷菌活性以及促进关键酶的活性[8].零价铁也可能作为电子供体, 为厌氧消化产甲烷过程提供了电子, 提升了产甲烷微生物的代谢效率[26].

图 2 零价铁对污泥厌氧消化氨氮抑制的强化解除 Fig. 2 Enhanced ammonia inhibition removal from sludge anaerobic digestion with m-ZVI

表 3 不同实验组产甲烷的Gompertz动力学特征 Table 3 Kinetic characteristics of methane production based on the Gompertz equation

2.3 污泥厌氧消化过程氨氮抑制解除的三元缓冲特征

对于厌氧消化过程, 随着大分子有机物的分解并最终矿化, 将产生一些氨氮、碳酸盐和挥发性脂肪酸等物质, 决定着厌氧消化体系的缓冲性能和pH值的动态变化, 进而又将对厌氧消化微生物本身的代谢活性产生影响.一些碳氮比严重失衡的物料, 如餐厨、鸡粪的厌氧消化过程, 由于单一物质的过度累积, 往往容易出现酸化后pH严重降低, 或者氨氮浓度过高导致pH升高并引起了自由氨累积.因此, 厌氧消化过程除了关注有机物的分解外, 氨氮、碳酸盐、VFAs以及受其调控的pH缓冲体系的动态变化, 往往决定了厌氧消化过程是否会产生抑制性影响.

如图 3所示, 在正常的剩余污泥和热水解污泥厌氧消化过程中, 随着有机物的分解矿化, 中间产物氨氮、无机碳和挥发性脂肪酸都得以释放, 其中氨氮和无机碳的浓度随着厌氧消化进行在15d释放完全, 与产甲烷过程同步, 其中氨氮来自于蛋白质中氨基酸的分解, 说明尽管水解酸化是厌氧消化前段步骤, 但是在消化过程中, 仍然是逐渐的发生, 导致氨氮随厌氧消化过程逐渐释放.但是挥发性脂肪酸作为中间产物, 其在水解酸化和产氢产乙酸阶段作为产物产生, 同时, 在产甲烷阶段作为底物被消耗.挥发性脂肪酸在厌氧消化初期是过量的累积, 而在后期快速地消耗.而pH的变化受到了氨氮、无机碳(溶液中主要以碳酸盐形态存在)和挥发性脂肪酸的控制.如图 4所示, 根据剩余污泥、热水解污泥厌氧消化过程中的氨氮、碳酸盐和挥发性脂肪酸的产生情况, 以这3种离子的不同配比组成下的pH值变化, 实验模拟得到了在受这3种离子控制的pH缓冲体系.在实测的污泥厌氧消化过程中氨氮、碳酸盐、挥发性脂肪酸浓度以及pH对模拟的缓冲体系进行校正后, 发现模拟的pH缓冲体系与实际校正后的pH缓冲体系基本一致, 说明在污泥的厌氧消化过程中, pH缓冲体系主要受氨氮、碳酸盐和挥发性脂肪酸控制.

图 3 厌氧消化过程中NH4+-N、TIC、TVFAs和pH的变化 Fig. 3 Evolution of NH4+-N, TIC, TVFAs, and pH during anaerobic digestion

图 4 pH三元缓冲特征 Fig. 4 Characteristics of the ternary pH buffer system

零价铁的加入因为未对厌氧消化各个阶段(水解酸化、产氢产乙酸和产甲烷)生化反应过程产生影响, 氨氮、碳酸盐以及挥发性脂肪酸的动态变化也就未有影响, 进而无论剩余污泥还是热水解污泥的厌氧消化过程中, 即使10 g ·L-1零价铁的加入, 也并未对pH产生影响.尽管零价铁的加入理论上会发生着铁的析氢腐蚀作用, 可能导致pH的升高, 但实际上并未发生该影响.这说明, 零价铁加入到污泥厌氧消化中, 铁的析氢腐蚀反应可能非常有限, 这与Hao等[21]的推测一致.

而在受氨氮抑制的情况下, 零价铁虽未对氨氮和碳酸盐的释放产生影响, 但是在氨氮抑制到20 d左右后, 零价铁刺激了产甲烷微生物对挥发性脂肪酸的消耗, 相应地, pH有所升高.总体来说, 零价铁的加入对pH缓冲体系本身并未有直接的影响, 而是刺激了产甲烷微生物代谢活性的快速恢复.

2.4 污泥厌氧消化过程氨氮抑制解除的古菌群落特征

如图 5所示, 在氨氮抑制下的BMP实验中, 初始接种污泥的优势古菌为Methanosaeta, 其相对丰度达到了73.65%.而在氨氮抑制的情况下, 产甲烷微生物群落结构要进行缓慢的调整驯化, 在20 d后, 产甲烷古菌才能正常进行挥发性脂肪酸的降解并产生甲烷.在第27 d时, 氨氮抑制的对照组中, 优势产甲烷古菌已经由厌氧消化初期的Methanosaeta转变为Methanosarcina(相对丰度为30.71%)和Methanomassiliicoccus(相对丰度为25.54%).而零价铁的加入显著促进了该古菌群落结构的转变过程, 如在第27 d时, 在4g ·L-1和10g ·L-1零价铁的投加量下, Methanosarcina的相对丰度分别达到53.50%和60.30%, 远远高于对照组的30.71%.在厌氧消化即将结束(46 d)时, 对照组中Methanosarcina的相对丰度才与零价铁投加情况下相当, 达到了60%以上.Methanosaeta为严格的乙酸营养型产甲烷菌, 只能以由乙酸直接分解产生甲烷.而Methanosarcina的营养类型要广泛, 既可以直接分解乙酸产甲烷, 也可以通过H2作为中间电子供体, 以CO2为底物产甲烷.Methanosarcina相对于Methanosaeta对乙酸和氨氮浓度具有更高的耐受程度, 是高氨氮浓度厌氧消化系统中的优势产甲烷古菌[27].而Methanomassiliicoccus通过另一种产甲烷代谢途径(H2为中间电子供体, 以甲醇等为底物产甲烷), 为甲基营养型产甲烷菌[28].在高浓度氨氮的胁迫下, 厌氧消化产甲烷古菌群落势必要发生转变, 代谢途径由乙酸营养型向氢营养型甚至甲基营养型转变.零价铁在受氨氮抑制的厌氧消化系统中, 显著加速了上述产甲烷古菌群落结构及产甲烷代谢途径的转变, 主要刺激了Methanosarcina的代谢活性, 显著提升其相对丰度, 这是零价铁促使氨氮抑制实验组产甲烷迟滞期缩短和产甲烷速率提升的本质原因.

图 5 氨氮抑制下污泥厌氧消化过程中古菌群落结构变化 Fig. 5 Evolution of the archaeal community during anaerobic digestion under ammonia inhibition

基于上述结果, 从实际应用的角度考虑, 在正常运行的厌氧消化系统中, 零价铁投加并未有作用, 无需投加零价铁, 但针对厌氧消化系统受到突然波动或长期累积的氨氮抑制时, 一次性投入零价铁能促进产甲烷古菌群落及产甲烷代谢途径的快速转变, 当菌群结构得以驯化调整, 则无需继续投加零价铁.

3 结论

(1) 零价铁并非如污泥预处理技术一样, 能够显著地提升污泥产甲烷潜势.无论是剩余污泥还是热水解污泥, 4 g ·L-1和10 g ·L-1的微米级零价铁对厌氧消化均无影响.这与以往研究中报道的零价铁对污泥厌氧消化显著强化作用效果相矛盾, 通过文献对比分析, 这可能是因为以往研究中批量实验非常低的接种比甚至无接种污泥的情况下, 零价铁对污泥厌氧消化过程中微生物的驯化调整发挥了作用, 而并非提升污泥的产甲烷潜势.

(2) 零价铁对污泥厌氧消化过程中的氨氮抑制解除具有促进作用, 缩短了氨氮抑制产甲烷的迟滞时间.通过厌氧消化过程缓冲体系的分析, 零价铁在通过析氢腐蚀的化学反应对pH的影响较小, 主要是对产甲烷古菌的群落结构产生影响, 刺激了优势产甲烷古菌Methanosarcina的代谢活性, 使产甲烷过程快速恢复.从而印证了零价铁在受抑制的污泥厌氧消化过程中微生物驯化调整中的作用.

参考文献
[1] 国家发展改革委, 国家能源局, 财政部, 等.关于促进生物天然气产业化发展的指导意见[EB/OL]. 2019. https://www.ndrc.gov.cn/xxgk/zcfb/ghxwj/201912/t20191219_1213770.html, 2019-12-04.
[2] Peng W, Lü F, Hao L P, et al. Digestate management for high-solid anaerobic digestion of organic wastes:a review[J]. Bioresource Technology, 2020, 297: 122485.
[3] 梁芳, 包先斌, 王海洋, 等. 国内外干式厌氧发酵技术与工程现状[J]. 中国沼气, 2013, 31(3): 44-49, 60.
Liang F, Bao X B, Wang H Y, et al. Current situation of dry anaerobic fermentation technology and the projects in domestic & abroad[J]. China Biogas, 2013, 31(3): 44-49, 60.
[4] Hidaka T, Wang F, Togari T, et al. Comparative performance of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion for high-solid sewage sludge[J]. Bioresource Technology, 2013, 149: 177-183.
[5] 张玉秀, 孟晓山, 王亚炜, 等. 畜禽废弃物厌氧消化过程的氨氮抑制及其应对措施研究进展[J]. 环境工程学报, 2018, 12(4): 985-998.
Zhang Y X, Meng X S, Wang Y W, et al. Research progress of ammonia inhibition and counter measures during anaerobic digestion of livestock wastes[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(4): 985-998.
[6] Rajagopal R, Massé D I, Singh G. A critical review on inhibition of anaerobic digestion process by excess ammonia[J]. Bioresource Technology, 2013, 143: 632-641.
[7] Mumme J, Srocke F, Heeg K, et al. Use of biochars in anaerobic digestion[J]. Bioresource Technology, 2014, 164: 189-197.
[8] 郝晓地, 魏静, 曹达啟. 废铁屑强化污泥厌氧消化产甲烷可行性分析[J]. 环境科学学报, 2016, 36(8): 2730-2740.
Hao X D, Wei J, Cao D Q. Feasibility analysis of enhancing anaerobic digestion for methane production by waste iron scrap[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(8): 2730-2740.
[9] CJ/T 221-2005, 城市污水处理厂污泥检验方法[S]. 2006.
[10] Frølund B, Griebe T, Nielsen P H. Enzymatic activity in the activated-sludge floc matrix[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1995, 43(4): 755-761.
[11] DuBois M, Gilles K A, Hamilton J K, et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substances[J]. Analytical Chemistry, 1956, 28(3): 350-356.
[12] Zhang J Y, Lv C, Tong J, et al. Optimization and microbial community analysis of anaerobic co-digestion of food waste and sewage sludge based on microwave pretreatment[J]. Bioresource Technology, 2016, 200: 253-261.
[13] Feng Y H, Zhang Y B, Quan X, et al. Enhanced anaerobic digestion of waste activated sludge digestion by the addition of zero valent iron[J]. Water Research, 2014, 52: 242-250.
[14] Zhang Y B, Feng Y H, Quan X. Zero-valent iron enhanced methanogenic activity in anaerobic digestion of waste activated sludge after heat and alkali pretreatment[J]. Waste Management, 2015, 38: 297-302.
[15] Wei J, Hao X D, Van Loosdrecht M C M, et al. Feasibility analysis of anaerobic digestion of excess sludge enhanced by iron:A review[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2018, 89: 16-26.
[16] 牛雨彤, 刘吉宝, 马爽, 等. 零价铁和微波预处理组合强化污泥厌氧消化[J]. 环境科学, 2019, 40(3): 1431-1438.
Niu Y T, Liu J B, Ma S, et al. Enhancement for anaerobic digestion of waste activated sludge based on microwave pretreatment combined with zero valent iron[J]. Environmental Science, 2019, 40(3): 1431-1438.
[17] Zhang Y B, Feng Y H, Yu Q L, et al. Enhanced high-solids anaerobic digestion of waste activated sludge by the addition of scrap iron[J]. Bioresource Technology, 2014, 159: 297-304.
[18] Suanon F, Sun Q, Li M Y, et al. Application of nanoscale zero valent iron and iron powder during sludge anaerobic digestion:Impact on methane yield and pharmaceutical and personal care products degradation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 321: 47-53.
[19] Wang T Y, Qin Y J, Cao Y, et al. Simultaneous addition of zero-valent iron and activated carbon on enhanced mesophilic anaerobic digestion of waste-activated sludge[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(28): 22371-22381.
[20] Yang Y, Guo J L, Hu Z Q. Impact of nano zero valent iron (NZVI) on methanogenic activity and population dynamics in anaerobic digestion[J]. Water Research, 2013, 47(17): 6790-6800.
[21] Hao X D, Wei J, Van Loosdrecht M C M, et al. Analysing the mechanisms of sludge digestion enhanced by iron[J]. Water Research, 2017, 117: 58-67.
[22] 房明, 吴树彪, 张万钦, 等. 接种比对餐厨垃圾中温厌氧消化的影响[J]. 中国农业大学学报, 2014, 19(1): 186-192.
Fang M, Wu S B, Zhang W Q, et al. Influence of inoculum-substrate ratio on food waste mesothermal anaerobic digestion[J]. Journal of China Agricultural University, 2014, 19(1): 186-192.
[23] Zhang Y H Z, Caldwell G S, Zealand A M, et al. Anaerobic co-digestion of microalgae Chlorella vulgaris and potato processing waste:effect of mixing ratio, waste type and substrate to inoculum ratio[J]. Biochemical Engineering Journal, 2019, 143: 91-100.
[24] Raposo F, De La Rubia M A, Fernández-Cegrí V, et al. Anaerobic digestion of solid organic substrates in batch mode:an overview relating to methane yields and experimental procedures[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2012, 16(1): 861-877.
[25] Holliger C, Alves M, Andrade D, et al. Towards a standardization of biomethane potential tests[J]. Water Science & Technology, 2016, 74(11): 2515-2522.
[26] Karri S, Sierra-Alvarez R, Field J A. Zero valent iron as an electron-donor for methanogenesis and sulfate reduction in anaerobic sludge[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2005, 92(7): 810-819.
[27] Tao Y, Ersahin M E, Ghasimi D S M, et al. Biogas productivity of anaerobic digestion process is governed by a core bacterial microbiota[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 380: 122425.
[28] Borrel G, Parisot N, Harris H M, et al. Comparative genomics highlights the unique biology of Methanomassiliicoccales, a Thermoplasmatales-related seventh order of methanogenic archaea that encodes pyrrolysine[J]. BMC Genomics, 2014, 15: 679.