0 引 言
随着城市化的发展、居民生活水平的提高，餐厨垃圾所带来的问题也日益突出，其资源化利用与无害化处理逐渐受到重视。目前厌氧消化是我国餐厨垃圾处理中的主流技术，根据对已知技术路线的餐厨垃圾处理设施(50 t/d以上)的统计结果，70%以上的设施采用厌氧发酵技术。利用厌氧发酵技术可以得到生物质燃气，同时沼渣、沼液经过脱盐处理后可作为液态有机肥料在农业灌溉、园林种植等领域使用[1-2]。抗生素抗性基因是一种新型环境污染物，其危害在于可以通过水平基因转移使致病菌获得抗性，威胁人类健康[3]。目前关于畜禽粪便、污泥厌氧发酵以及堆肥过程中ARGs的形成和控制机理已有大量研究[4-5]。而对于餐厨垃圾厌氧发酵研究多注重于采取各种技术强化厌氧发酵过程，以期获得更高的沼气产率[6]，但是研究餐厨垃圾厌氧发酵过程中的一些新型污染类型，如ARGs的行为特征和控制技术鲜见报道。有研究表明，Fe0具有强还原能力，在厌氧发酵过程中具有明显的促进作用，并可以在此基础上削减抗性基因[7-9]。本研究以餐厨垃圾为研究对象，研究Fe0的投加量对餐厨垃圾厌氧发酵产气及抗性基因削减效果的影响。
1 实验部分
1)材料。
餐厨垃圾取自某学生食堂，经手工筛选，粉碎，湿热水解预处理(140 ℃，80 min)去油等预处理措施后低温保存。接种污泥为某柠檬酸生产厂污水处理产生的厌氧颗粒污泥，餐厨垃圾和污泥特征参数见表1。
表1 餐厨垃圾和接种污泥的主要性质
Table 1 Characteristic of the food wasteand inoculated sludge
项目含水率/%pHTS/%VS/%餐厨垃圾82.534.517.4716.62接种污泥87.107.1312.909.28发酵物料85.335.9014.6712.57
2)实验装置。
厌氧发酵装置由1组有效容积为500 mL的具塞广口瓶作为厌氧发酵反应器、气体收集瓶，用密封橡胶管连接成1套气体收集装置。将厌氧发酵罐置于35 ℃恒温水浴振荡器。每天取样结束后充入N2以确保厌氧瓶中的无氧状态。
3)实验方法。
采用中温(35±1)℃厌氧发酵，研究Fe0的投加量对餐厨垃圾厌氧发酵及抗性基因丰度的影响。反应器中以VS污泥∶VS餐厨=1∶2投加物料，污泥投加量为92.61 g，餐厨投加量为107.39 g，并在反应器中投加不同质量的还原零价铁粉，设置实验组A、B、C、D、E、F组(对应投加量分别为0，1，5，10，15，20 g/L)，所有实验均设2组平行，取其平均值作为实验结果，发酵周期为15 d，每天取餐厨垃圾发酵液分析餐厨垃圾体系中pH、氨氮、SCOD、VFAs的变化情况，并测量每天产气量。
4)检测分析方法。
总固体(TS)采用105 ℃干燥重量法；挥发性固体(VS)采用马弗炉灼烧重量法；COD采用快速消解法；氨氮采用纳氏试剂分光光度法；产气量采用排水法测定；以上指标均参照相应国标。产气组分和挥发性脂肪酸(VFAs)采用气相色谱法(岛津，GC2014)。气组分采用填充柱，TCD热导检测器，分析柱1为hayesep Q(2 m)，分析柱2为5 A分子筛(3 m)；进样口温度150 ℃，检测器温度150 ℃，柱温80 ℃，电流50 mA；采用高纯氮气作为载气，进气量1 mL。VFAs采用FID检测器，FFAP色谱柱，进样口温度250 ℃，检测器温度250 ℃，采用高纯氮气作为载气，进样量0.5 μL。采用qPCR对目标基因进行定量检测分析，分析方法见文献[10]。
5)数据分析方法。
数据分析运用Origin 8.5和SPSS 22.0统计分析软件进行处理，计算因变量和自变量之间的皮尔逊相关系数r和P值。设置统计检验显著性水平P=0.05，若P<0.05则具有显著相关性，反之则认为相关性不显著。
2 结果与分析
2.1 投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷的影响
投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵日产甲烷量的影响见图1。可知：在厌氧发酵过程中，6组实验日产甲烷量均呈现先增加再减少的趋势。未投加Fe0的A组在第3天产甲烷量达到最大值为116.78 mL，加入Fe0的B—F组均在第2天产甲烷达到最大值，产气高峰与未加Fe0相比有所提前，说明加入Fe0可提高微生物活性，加速有机物的水解和酸化，促进产甲烷[11-12]。但是在第3天，B—F组日产气量明显下降，原因可能是反应器有机酸不断累积，导致产甲烷菌活性降低，为了防止发酵失败，用0.5 mol/L NaHCO3缓冲溶液调节pH，甲烷菌逐渐恢复活性再次开始合成甲烷，因此出现第2个产甲烷小高峰，这与魏桃员等[13]的研究趋势一致，E、F组在第2天产甲烷量达到211.4，322.9 mL，明显高于A、B、C、D组。说明适量的Fe0有利于维持厌氧发酵产甲烷的稳定运行。
—A； 
—B； 
—C； 
—D； 
—E； 
—F。
图1 Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵日产气量的影响
Fig.1 Effect of Fe0 on daily gas production of food waste anaerobic digestion
在15 d的厌氧发酵过程中，计算6组的累积产甲烷量。B—F组累积产甲烷量分别为713.08，723.28，727.75，736.2，792.02 mL，比A组累积产甲烷量分别高了0.09%、2.2%、2.8%、4.0%和11.5%，表明投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵产气具有促进作用。
2.2 投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中SCOD的影响
餐厨垃圾厌氧发酵过程中SCOD随时间变化见图2。在起始阶段，A、F组SCOD分别为42.6，41.6 g/L。6个组的SCOD均呈现先增加后减少的趋势，原因是餐厨垃圾厌氧发酵的有机负荷较高，有机物水解后产生大量有机酸，使得反应体系的pH迅速下降，产甲烷菌活性降低，从而出现酸积累，SCOD升高，第13天达到最大值，之后随着产甲烷菌对有机酸的分解，SCOD开始下降。第15天厌氧发酵结束时，A—F组对应的SCOD依次为78.5，77.5，77.3，76.9，76.3，76.0 g/L。在厌氧发酵结束时，各组的SCOD比初始物料的SCOD有明显增加，原因是在发酵过程中餐厨垃圾中的颗粒性有机物逐渐转化为可溶性物质，并进一步被转化为挥发性脂肪酸[14]。
—A； 
—B； 
—C； 
—D； 
—E； 
—F。
图2 Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中SCOD的影响
Fig.2 Effect of Fe0 on SCOD in anaerobic digestion of food waste
2.3 投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中氨氮的影响
6个试验组厌氧发酵过程中氨氮随时间变化均呈现先增加后减少的趋势，并且在第13天达到最大值(图3)。氨氮浓度增加是由于餐厨垃圾中含有大量有机氮，多以蛋白质的形式存在，加入反应器中，蛋白质发生水解反应转化为氨基酸，并进一步转化为氨氮。一般认为，当氨氮浓度高于1500 mg/L时，产甲烷菌的活动就会被抑制[15]，发酵液中氨氮浓度在第7天后逐渐高于1500 mg/L，这也是导致产气效果下降的原因。Fe0的投加对氨氮没有明显的削减效果，可能是由于有机负荷太高，Fe0的投加量不足以影响氨氮浓度。
—A； —B； —C； —D； —E； —F。
图3 Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中氨氮的影响
Fig.3 Effect of Fe0 on ammonia nitrogen in
anaerobic digestion of food waste
2.4 投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中VFAs的影响
实验组VFAs浓度均随发酵的进行逐渐升高(图4)，说明系统的水解酸化速率>产甲烷速率，在此条件下产甲烷菌活性受到抑制，产气效果也明显降低，产生酸抑制现象。第15天厌氧发酵结束后，B、C、D、E和F组VFAs积累量均比A组有较明显减少。因为Fe0的投加对VFAs的积累有抑制效果，从一定程度上缓解了酸抑制现象[16]。
—A； —B； —C； —D； —E； —F。
图4 餐厨垃圾厌氧消化过程中VFAs变化
Fig.4 VFAs changes during anaerobic digestion of food waste
2.5 发酵过程影响因子与累积产甲烷量的相关性分析
餐厨垃圾厌氧产甲烷潜力与Fe0的投加量、挥发性脂肪酸、SCOD、氨氮等中间代谢产物之间有密切联系。采用相关性分析研究指标间的相关性，结果如表2所示。累积产甲烷量与Fe0的投加量呈显著正相关(r=0.898，P<0.05)，Fe0的投加量与SCOD呈负相关(r=-0.846，P<0.05)。Fe0在厌氧发酵体系中的主要作用原理是向微生物提供新陈代谢所需要的电子，影响微生物的酶系统，提高微生物活性。因此Fe0可以促进厌氧消化，提高产气效率，与产气量呈正相关，同时Fe0的添加促进了SCOD转化为甲烷，添加量与SCOD呈负相关。
表2 各影响因素之间的相关性
Table 2 Correlation between the various factors
项目Fe0 产气量SCOD氨氮VFAsFe0产气量COD氨氮VFAsr10.898∗-0.846∗0.644-0.449P—0.015∗0.034∗0.1670.372r1-0.6800.622-0.319P—0.1370.1870.537r1-0.2380.657P—0.6500.156r10.361P—0.482r1P—
注：*在0.05 水平(双侧)上显著相关。
2.6 投加Fe0对餐厨垃圾厌氧发酵过程中抗生素抗性基因的影响
图5为厌氧发酵前餐厨垃圾、接种污泥，以及厌氧发酵结束后A组和F组的抗性基因丰度的比较，检测的抗性基因包括β-内酰胺类抗性基因(blaOXA-1、blaTEM)，大环内脂类抗性基因(ermB、ermF、mefA/E)，磺胺类抗性基因(sul1、sul2)，四环素类抗性基因(tetM、tetO、tetQ、tetW、tetX)和Ⅰ类整合子intI1，共13种。
餐厨垃圾； 
污泥； 
A； 
F。
图5 抗生素抗性基因的变化特征
Fig.5 Changes in antibiotic resistance genes
由图5可知：餐厨垃圾中抗性基因丰度很低，而污泥中ermF和四环素类(tetM、tetO、tetQ、tetW)基因丰度较高，因此餐厨垃圾厌氧发酵系统内抗性基因丰度增长有可能是接种污泥引起的。餐厨垃圾厌氧发酵常用的污泥以及畜禽粪便厌氧发酵沼液等均含有较高丰度的抗性基因[4-5]。发酵物料、厌氧发酵后空白组A组，和厌氧发酵产气量最好的F组的抗性基因丰度相比，厌氧发酵结束后各种抗性基因的丰度都有大幅降低，表明厌氧发酵过程能够有效削减抗性基因丰度。Gao等[17]的研究也表明，Fe0在污泥和厨余垃圾的高温共发酵体系中对四环素抗性基因和Ⅰ类整合子具有削减作用。但mefA、tetM 2种抗性基因丰度有所升高，Fe0的投加量对抗性基因丰度也有一定影响，F组中mefA、tetM基因丰度与A组相比有削减效果，降幅分别为38.3%和5.98%，但ermF、tetW有升高的趋势，这可能是由于以上抗性基因发生水平转移，或携带有这些抗性基因的细菌微生物在发酵反应中的增殖所造成的[18]。
3 结 论
1)在餐厨垃圾厌氧发酵系统中加入Fe0能够提高产气量，投加20 g/L Fe0时的累计甲烷产量比未投加Fe0时提高11.5%，同时可在一定程度上加快发酵反应进程，促进有机物转化为甲烷，还可以缓解酸抑制现象。
2)累积产甲烷量与Fe0的投加量呈显著正相关(r=0.898， P<0.05)，而Fe0的投加量与SCOD呈显著负相关(r=-0.846，P<0.05)。
3)餐厨垃圾本身抗性基因的丰度很低，而污泥中ermF和四环素类(tetM、tetO、tetQ、tetW)基因丰度较高，经过厌氧发酵可显著降低大部分抗性基因的丰度，但mefA、tetM 2种抗性基因丰度有所升高，Fe0的投加量对抗性基因丰度有一定影响，F组中mefA、tetM基因丰度与A组相比有削减效果，降幅分别为38.3%和5.98%。
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