Keine Auswirkung von Sauerstoff auf die mikrobielle Struktur und die Methanproduktion während Trocknungs- und Wiedervernässungsereignissen | Guangzhou BlueStream Ventures Group Co., Ltd

Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 16570 (2022) Diesen Artikel zitieren

964 Zugriffe

5 Altmetrisch

Details zu den Metriken

In natürlichen Umgebungen mit häufiger Entwässerung kommt es zu Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignissen, die zu Schwankungen der Wasserverfügbarkeit und der Sauerstoffbelastung führen. Diese relativ dramatischen Zyklen haben tiefgreifende Auswirkungen auf die mikrobielle Aktivität in der Umwelt und die daraus resultierenden Emissionen von Methan und Kohlendioxid. In dieser Studie haben wir Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignisse nachgeahmt, indem wir methanogene Gemeinschaften aus streng anaeroben Umgebungen (anaerobe Fermenter) mit unterschiedlichen phylogenetischen Strukturen aufeinanderfolgenden Austrocknungsereignissen unter aeroben (Luft) und anaeroben (Stickstoff) Bedingungen ausgesetzt haben, gefolgt von einer Wiedervernässung. Wir haben gezeigt, dass sich die Methanproduktion nach jeder Wiedervernässung schnell erholte, und überraschenderweise konnte kein signifikanter Unterschied zwischen den Auswirkungen der aeroben und anaeroben Austrocknungsereignisse beobachtet werden. Nach aufeinanderfolgender Trocknung und Wiedervernässung kam es zu einer leichten Veränderung der mikrobiellen Gemeinschaftsstruktur und einem Rückgang der Methanproduktionsraten, was auf eine Erschöpfung des Pools an verfügbarer organischer Substanz oder die Hemmung der methanogenen Gemeinschaften zurückzuführen ist. Diese Beobachtungen deuten darauf hin, dass im Vergleich zu den Trocknungs- und Wiedervernässungsereignissen oder der Sauerstoffexposition die anfängliche phylogenetische Struktur sowie die Menge und Qualität der organischen Substanz einen stärkeren Einfluss auf die methanogenen Gemeinschaften und die gesamten Reaktionen der mikrobiellen Gemeinschaften hatten. Diese Ergebnisse verändern das aktuelle Paradigma der Empfindlichkeit streng anaerober Mikroorganismen gegenüber Sauerstoffexposition.

Natürliche Umgebungen mit häufigen Entwässerungen unterliegen Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignissen, die zu Schwankungen der Sauerstoffbelastung (O2) führen, die durch drastische Veränderungen des Grundwasserspiegels verursacht werden. Es wird allgemein angenommen, dass strenge Anaerobier eine geringe O2-Toleranz haben, sie können jedoch unterschiedliche Strategien anwenden, um mit einer solchen O2-Exposition umzugehen, beispielsweise durch die Bildung von Ruhestadien oder die Produktion von Enzymen, die reaktive Sauerstoffspezies (ROS) deaktivieren1. Darüber hinaus hat sich gezeigt, dass Methanogene, obwohl sie als O2-empfindliche Mikroorganismen gelten, eine durch Austrocknung geförderte Erholungsfähigkeit nach O2-Exposition aufweisen. Methanogene wurden häufig in oxidativen Umgebungen wie anoxischen Reisfeldern gefunden, die häufig von der Luft entzogen werden, und in ihren Genomen wurden auch antioxidative Gene wie das Katalase (KAT)-Gen nachgewiesen, insbesondere in denen von Methanogenen der Klasse II, z , Methanosarcina barkeri, Methanobrevibacter arboriphilus und Methanocellales, die ebenfalls Aerotoleranz zeigen2,3. Darüber hinaus wurde über eine höhere Resistenz gegenüber oxidativem Stress bei Methanocellales, Methanomicrobiales und Methanosarcinales im Vergleich zu Klasse-I-Methanogenen (z. B. Methanopyrales, Methanobacteriales und Methanococcales) berichtet2. Diese Resistenz könnte auf ihre Fähigkeit zurückzuführen sein, den durch O2 und reaktiven Schäden verursachten Schäden entgegenzuwirken Sauerstoffspezies (ROS) über verbesserte Abwehr-/Reparaturmechanismen, wie etwa ein vielfältigeres und höheres Expressionsniveau antioxidativer Enzyme und die Entwicklung eines neuen O2/ROS-Eliminierungsweges2. Daher wurde kürzlich vorgeschlagen, dass die Theorie bezüglich der O2-Intoleranz in Die Mikrobiologie sollte so geändert werden, dass einige Taxa streng anaerober Methanogene oxische Bedingungen überleben können4. Darüber hinaus hat sich gezeigt, dass sich ihre Funktion schnell erholt, was sich in einem verstärkten Abbau organischer Substanz und einer Methanproduktion nach der Trocknung von Süßwassersedimenten und anschließender Wiedervernässung zeigt5. Es ist unklar, welcher Umweltfaktor zu dieser Erholung beitragen könnte, es wurden jedoch Veränderungen in den mikrobiellen Gemeinschaften im Sediment nach Trocknung und Wiedervernässung gemeldet6, die für Sedimente unterschiedlicher Herkunft unterschiedlich waren. Diese Beobachtung führte zu Postulationen über den möglichen Einfluss verschiedener organischer Quellen auf die mikrobielle Reaktion auf Austrocknung4, da Lufttrocknung und Wiederbefeuchtung die Eigenschaften organischer Materie beeinflussen könnten7. Ebenso wurde beobachtet, dass die Mineralisierung organischer Stoffe beim Trocknen und Wiederbefeuchten des Bodens aufgrund einer erhöhten Löslichkeit organischer Stoffe und der Zerstörung von Bodenaggregaten zunahm8. Im Gegensatz dazu haben Hernandez et al. (2019) stellten fest, dass im Vergleich zum Austrocknungs- und Wiedervernässungseffekt der Effekt der organischen Bodensubstanz auf die mikrobielle Gemeinschaft gering war9. Conrad (2020) schlug vor, dass die methanogene Unempfindlichkeit gegenüber Austrocknung und O2-Exposition eine plausible Erklärung für diese gegensätzlichen Ergebnisse sein könnte, und stellte die Hypothese auf, dass die Oxidationsmittelresistenz einer anaeroben mikrobiellen Gemeinschaft durch ihre saisonal/periodisch trocknende und wiedervernässte natürliche Umweltumgebung gewonnen oder verstärkt werden könnte4 .

Das Verständnis, wie sich die Oxidationsmittelresistenz einer anaeroben Mikrobengemeinschaft entwickelt, kann jedoch durch die Untersuchung der natürlichen Umweltumgebungen eingeschränkt werden, da diese möglichen Mechanismen der Oxidationsmittelresistenz in solchen Umgebungen bereits etabliert sein sollten. Es ist daher vernünftig anzunehmen, dass natürliche Umgebungen, die einer häufigen Entwässerung ausgesetzt sind, mehr O2-tolerante und/oder austrocknungstolerante Mikroorganismen enthalten sollten4, während anaerobe Gemeinschaften, die in Umgebungen wachsen, in denen selten aerobe Situationen auftreten, durch Lufttrocknung und Wiedervernässung negativ beeinflusst werden sollten. Anaerobe Fermenter (ADs) sind technische Systeme, die darauf ausgelegt sind, über einen relativ langen Zeitraum eine anaerobe Umgebung aufrechtzuerhalten und eine kontinuierliche Verfügbarkeit organischer Stoffe sicherzustellen, um den Abbau organischer Stoffe und die Methanogenese zu maximieren10. Mikrobielle Gemeinschaften in ADs sind keinem periodischen O2 (oder Wasserverlust) ausgesetzt und daher ist nicht zu erwarten, dass sie an die Bewältigung von oxidativem Stress oder Austrocknung angepasst sind. Daher sollte die durch AD verursachte Austrocknung und hohe O2-Exposition mikrobieller Gemeinschaften, zumindest nach dem derzeitigen Kenntnisstand, dramatische Veränderungen in der Struktur mikrobieller Gemeinschaften und funktionelle Schäden hervorrufen, wie sich an ihren Schwierigkeiten bei der Wiederaufnahme der Methanproduktion zeigt. Unsere Ergebnisse stellten das oben erwähnte Verständnis der schwerwiegenden Toxizität von O2/Oxidantien gegenüber streng anaeroben Organismen in Frage und enthüllten einige O2-tolerante Methanogene sowie den noch zu erforschenden Mechanismus der Resistenz gegen anaerobe Oxidationsmittel.

Anaerober Faulschlamm aus (a) der Kläranlage Henriksdal (Stockholm, Schweden), (b) der Biogasanlage Åby mit Lebensmittelabfällen (Linköping, Schweden) und (c) Gasum Jordberga mit landwirtschaftlichen Abfällen (Linköping, Schweden) wurden im Oktober 2017 beprobt, ins Labor transportiert und dort einige Stunden bei Raumtemperatur (ca. 25 °C) aufbewahrt. Der Schlamm wurde dann sowohl als Medium als auch als Inokulumquelle verwendet, um die Auswirkung der Trocknung (unter Luft und N2) und Wiederbefeuchtung auf die Methanproduktionsrückgewinnung zu untersuchen. Es wurden Kontrollgruppen ohne Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsbehandlung für die drei Schlämme eingeschlossen. Chargenflaschen für jede Art von Schlamm und Behandlung wurden in dreifacher Ausführung eingesetzt.

In dieser Studie war die Methanproduktion ein indirektes Maß für die methanogene Funktion und wurde daher auch als mikrobielle Funktion in den untersuchten Systemen interpretiert. Der Begriff „Methanproduktion“ wurde jedoch aus Gründen der Klarheit und zur Vermeidung von Missverständnissen gewählt. Die Leistung der Methanproduktion nach einem Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsereignis (Zyklus 1) wurde mithilfe eines automatischen Methanpotenzialtestsystems II (AMPTS II, Bioprocess Control, Schweden) bewertet. In jede Chargenflasche wurden 400 ml Schlamm gegeben, während mit N2 gespült wurde, so dass ein Kopfraum von 250 ml verblieb. Anschließend wurden alle Chargenflaschen in ein thermostatisches Wasserbad (37 °C) gestellt und an das AMPTS II-System angeschlossen. Die Mischer wurden auf Rühren in einem Zyklus von 20 Minuten Mischen und 5 Minuten Ruhen eingestellt. Das produzierte Methanvolumen wurde von der Software automatisch in Standardtemperatur und -druck umgerechnet. Zur Luft- und N2-Trocknung wurden für jede Schlammart und jede Behandlung zwei Böden eingesetzt. Jede Wanne wurde mit 1,2 l Schlamm beschickt, mit einem Deckel verschlossen, an einen Eingangsschlauch mit N2 oder Luft und einen Ausgangsschlauch für das Belüftungssystem in einem klimatisierten Raum (37 °C) angeschlossen. Die Schläuche wurden im Inneren der Proben platziert, sodass Luft/N2 während der Trocknung tief in die Gärreste eindringen konnte. Der Trocknungsprozess dauerte etwa 14 bzw. 20 Tage für die Luft- bzw. N2-Trocknungsbehandlung, bis die Schlammproben vollständig getrocknet waren (bewertet anhand der Abnahme des TS-Gewichts aufgrund des Wasserverlusts). Nach dem Trocknen wurden alle Chargenflaschen mit einer bestimmten Menge getrockneten Schlamms gefüllt und erneut mit O2-freiem Milli-Q-Wasser benetzt, um ein Schlammvolumen von 400 ml zu erreichen. Anschließend wurden sie mit N2 gespült, um anaerobe Bedingungen sicherzustellen, und an das AMPTS II angeschlossen wie zuvor beschrieben. Parallel dazu hatte ein Tablett mit Batch-Flaschen (Dreifachproben) den gleichen Aufbau, außer dass die N2- oder Lufttrocknungsbehandlung als Kontrollgruppe eingestellt wurde. Um nachfolgende wiederholte Trocknungs-Wiederbefeuchtungs- und Inkubationsvorgänge zu erleichtern, wurden die Zyklen 2 und 3 mit einem ähnlichen Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsprozess wie in Zyklus 1 in einem herkömmlichen Batch-System durchgeführt. Der Aufbau der Batch-Flasche und die Berechnung des Methangehalts wurden zuvor von Sun et al.11 beschrieben, mit der Ausnahme, dass jeder 320-ml-Flasche 160 ml Schlamm hinzugefügt wurden. Für jede Trocknungsbehandlung wurden die Flaschen geöffnet und in einem 37 °C warmen Inkubationsraum mit Luft oder N2 gespült. Für die Zyklen 2 und 3 waren die Schlammproben nach 5 bis 7 Tagen Gasspülung vollständig trocken. Während des Trocknungsprozesses wurde in allen drei Zyklen nicht gerührt. Wie in Zyklus 1 wurden die Schlammproben dann erneut mit O2-freiem Milli-Q-Wasser benetzt und bei 37 °C erneut inkubiert. Als Kontrollgruppe wurde parallel ein Tablett mit Batch-Flaschen (dreifach) ohne N2- oder Lufttrocknungsbehandlung aufgestellt. Das produzierte Gas in der Kontrollgruppe wurde zwischen jedem Zyklus abgelassen, um den Flaschendruck neu einzustellen. Aus jeder Chargenflasche wurden nach jedem Trocknungs-Wiederbefeuchtungs- und Inkubationsvorgang sowie aus dem ursprünglichen Inokulum etwa 2 ml Schlamm entnommen, und diese Proben wurden für eine spätere molekulare Analyse bei –20 °C aufbewahrt.

Für Zyklus 1 wurde die gesamte Biogasproduktion mithilfe von Gaszählern bestimmt, die auf der Wasserverdrängung basieren. Für die Zyklen 2 und 3 wurde der Gasdruck in jeder Flasche regelmäßig mit einem Druckmessgerät (Testo 312, Deutschland) gemessen, um das Volumen der Biogasproduktion zu quantifizieren. Gasproben wurden für die Analyse des Methangehalts im Headspace mittels Gaschromatographie (Serie 5880A, Hewlett Packard, USA) gesammelt. Die Methanproduktion wurde auf den Schlammgehalt jeder Flasche normalisiert (d. h. norm. ml g−1 Gärrest) und bei Standardatmosphärendruck und 0 °C angegeben. Vor und nach jeder Behandlung wurden mehrere Parameter der Schlammproben bestimmt. Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC) wurde mit einem TOC-Analysator (Shimadzu TOC-VCPH, Japan) analysiert, nachdem die Proben durch eine 0,45 μm Polyethersulfonmembran (USA) filtriert wurden. VFA-Konzentrationen, einschließlich Acetat, Propionat, Butyrat, Isobutyrat, Valerat und Isovalerat, wurden mit einem Gaschromatographen (Serie 6890, Hewlett Packard, USA) nach Jonsson und Borén12 analysiert. Der pH-Wert wurde mit einer pH-Elektrode (InfoLab pH 7310, Deutschland) bestimmt. Der Student-T-Test und die Welch-ANOVA wurden in der R-Software (Version 4.0.2) durchgeführt, um den Unterschied zwischen der Menge und Rate der Methanproduktion zwischen den Proben zu analysieren.

Aliquote von 200 mg in dreifacher Ausfertigung jeder aufbewahrten Probe wurden verwendet, um die gesamte genomische DNA mit dem FastDNA-Spin-Kit für Boden (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA) zu extrahieren, wie zuvor beschrieben11. Die DNA-Konzentrationen wurden mit einem Qubit 3.0 Fluorometer (Invitrogen, Thermo Fisher Scientific, Waltham, MA, USA) quantifiziert. Die 16S-rRNA-Gensequenzbibliothek wurde durch Polymerasekettenreaktion (PCR) unter Verwendung des Primerpaars 515′F(GTGBCAGCMGCC GCG GTAA)/805R(GAC TAC HVGGG TAT CTA ATC C) für die Bakteriengemeinschaft und 516F(TGY CAG CCG CCG CGG) erstellt TAA HACCVGC)/915R(GTG CTC CCC CGC CAA TTC CT) für die Archaeengemeinschaft13,14. Das detaillierte PCR-Verfahren und die Schritte zur Vorbereitung der Sequenzbibliothek wurden zuvor beschrieben15. Die Amplikonsequenzierung der nächsten Generation wurde mithilfe der Illumina MiSeq-Technologie auf der SNP&SEQ-Technologieplattform von SciLifeLab in Uppsala, Schweden, durchgeführt. Die Rohdaten wurden über die Open-Source-Bioinformatik-Pipeline DADA2 (Version 1.16) in R-Software (Version 4.0.2)16 analysiert. Vorwärts- und Rückwärtssequenzen wurden für Bakterien mit der Qualitätsschwelle von maxEE = 2 und truncQ = 2 auf Längen von 259 bzw. 150 bp und für Archaeen mit maxEE = 2 und truncQ = 2 auf 280 und 240 bp gekürzt, gemäß in Silico-Berechnung von FIGARO17. Taxonomische Profile wurden basierend auf Amplikonsequenzvarianten (ASVs) mithilfe der rRNA-Datenbank SILVA, Version 13218, zugewiesen.

Mit der Software STAMP (Version 2.1.3)19 wurden ANOVA- und Post-hoc-Tests durchgeführt, um den Unterschied in der relativen Häufigkeit auf Gattungsebene zwischen den Proben zu analysieren. Nichtmetrische mehrdimensionale Skalierung (NMDS) wurde angewendet, um die Unähnlichkeit der mikrobiellen Gemeinschaft zwischen den Proben zu bewerten (veganes Paket in R, Permutationen = 999). Die Diversität der Bakteriengemeinschaft wurde mithilfe des Hill-Diversitätsindex 0D und 1D20 im R-Paket „hillR“ (https://CRAN.R-project.org/package=hillR) bewertet. Eine kombinierte bakterielle und archaeale ASV-Tabelle mit einer relativen Häufigkeit ≥ 0,1 % des gesamten Sequenzschwellenwerts wurde verwendet, um eine Netzwerkanalyse für das gemeinsame Vorkommen durchzuführen (RCy3- und igraph-Paket in R). Spearmans Rangkorrelation wurde zwischen jedem ASV-Paar berechnet und die p-Werte wurden durch die Benjamini-Hochberg-Korrektur korrigiert, um die Falscherkennungsrate bei mehreren Vergleichen zu kontrollieren21. Korrelationen mit einer Signifikanz p ≤ 0,001 und Koeffizienten ≥ 0,5 waren im Kookkurrenznetzwerk vorhanden. Grad-, Betweenness- und Closeness-Zentralitätsindizes wurden berechnet, um die Netzwerkstruktur des gleichzeitigen Vorkommens und potenzielle Schlüsselmikroorganismen zu bewerten22. Die Abbildung des Kookkurrenznetzwerks wurde mit Cytoscape (Version 3.7.2) aufgezeichnet.

Um die methanogene Produktion und die durch Trocknung verursachten Veränderungen in der mikrobiellen Gemeinschaft von den Auswirkungen der O2-Exposition zu unterscheiden, haben wir anaeroben Schlamm unter Luft- und N2-Atmosphären getrocknet und ihn dreimal hintereinander mit O2-freiem Wasser erneut benetzt. Schlammproben wurden aus drei verschiedenen Kategorien von ADs entnommen, nämlich Klärschlamm, landwirtschaftlichen Abfällen und Fermentern für Lebensmittelabfälle, von denen bekannt ist, dass sie potenziell methanogene Gemeinschaften mit deutlich unterschiedlichen phylogenetischen Strukturen aufweisen23,24. Nach den Austrocknungs-Wiedervernässungsereignissen wurden die methanogene Produktion und die Gemeinschaftsstruktur bewertet. Wie erwartet sanken die Methanproduktionsraten im Laufe der Zeit und nach jedem Trocknungs-Wiedervernässungsereignis, wobei die höheren Raten aus landwirtschaftlichen Abfällen gefolgt von denen aus Lebensmittelabfällen und Klärschlamm kamen (Tabelle 1). Der Gesamttrend war jedoch bei allen Experimenten konstant, mit einer schnellen Erholung der methanogenen Produktion nach der Wiederbefeuchtung bei allen drei Trocknungs-Wiederbefeuchtungsereignissen und einem insgesamt fehlenden klaren Unterschied zwischen der Trocknung mit Luft und der Trocknung mit N2 (Tabelle 1).

Während sich das erste Trocknungs-Wiedervernässungsereignis negativ auf die Methanproduktion der drei Schlammarten auswirkte, hatten die nächsten beiden Trocknungs-Wiedervernässungsereignisse im Vergleich zu denen der Kontrollgruppen im Allgemeinen deutlich positive Auswirkungen auf die Methanproduktionsmenge und -rate (Tabelle 1). Bei den Lebensmittelabfällen und Klärschlammproben nach der letzten Behandlung war die Methanproduktionsleistung bei beiden Behandlungen (Luft- und N2-trocken) ähnlich, möglicherweise aufgrund der Erschöpfung der organischen Substanz. Der „erschöpfte“ Schlamm (nach einem Trocknungsvorgang) produzierte mehr Methan als die ungetrocknete Kontrolle, was darauf hindeutet, dass die Trocknung die Verfügbarkeit organischer Stoffe verbessern und die methanogene Produktion begünstigen könnte (Tabelle 1). Dieses Ergebnis steht im Einklang mit denen mehrerer früherer Studien zur Verfügbarkeit und Zusammensetzung organischer Stoffe, einschließlich der Bewertung einer Reihe von Fraktionierungsverfahren, wie z. B. Lufttrocknung der Probe mit anschließender Wiederbefeuchtung und Nasssiebung, wobei anerkannt wird, dass Lufttrocknung und Die Wiedervernässung von Bodenproben beeinflusst die Eigenschaften organischer Substanz (OM)7 und erhöht die Solubilisierung von OM sowie die Zerstörung von Bodenaggregaten8, was die Verfügbarkeit von OM für Mikroorganismen erhöhen könnte. Ähnliche Ergebnisse wurden auch für die Methanproduktion gemeldet, d. h. ein Anstieg der Methanproduktion nach Austrocknung und Wiedervernässung in Sedimenten von Altwasserseen des Amazonas5 und regengespeisten Reisfeldern aus Thailand25.

Die Erholungszeit der Methanproduktion war zwischen den drei verschiedenen Materialien und zwischen dem ersten, zweiten und dritten Trocknungs-Wiedervernässungsereignis unterschiedlich (Welchs ANOVA, p < 0,01), was darauf hindeutet, dass die beobachteten unterschiedlichen Verzögerungsphasen der Methanogenese mit dem Ursprung von Methan zusammenhingen die mikrobielle Gemeinschaft und die Verfügbarkeit organischer Substanz. Ähnliche Unterschiede wurden für natürliche Sedimente berichtet, in denen Methanogene je nach Stoffwechselstadium und dem Vorhandensein anderer Elektronenakzeptoren als O25 unterschiedliche Verzögerungszeiten aufweisen. In der vorliegenden Studie deutet jedoch eine überraschend ähnliche Reaktion zwischen der Luft- und der N2-Behandlung (mit Ausnahme von Klärschlamm, der viel weniger Methan produziert als die anderen beiden Schlammarten und einen inkonsistenten Trend zeigte) darauf hin, dass die O2-Exposition eine begrenzte, wenn auch begrenzte Wirkung hatte Einfluss auf die Verzögerungsphase und die Wiederherstellung der Methanproduktion (Tabelle 1).

Um die Auswirkung von Trocknung und Wiederbefeuchtung auf die Solubilisierung organischer Stoffe zu beurteilen, haben wir die Veränderungen der Konzentrationen des gelösten organischen Kohlenstoffs (DOC) ausgewertet. Die DOC-Werte variierten zwischen den drei anaeroben Schlammproben, wobei der höchste DOC-Wert in Proben aus landwirtschaftlichen Abfallvergärungsanlagen (2526 ± 99 mg/L) auftrat, gefolgt von Proben aus Lebensmittelabfällen (1862 ± 18 mg/L) und Klärschlamm ( 293 ± 5 mg/L) Fermenter. Dennoch traten die DOC-Werte in den drei verschiedenen Schlammarten bei allen Trocknungs-Wiedervernässungsereignissen in der gleichen absteigenden Reihenfolge auf (d. h. landwirtschaftliche Abfälle > Lebensmittelabfälle > Klärschlamm) (Tabelle S1). Es ist bekannt, dass die Trocknung die Qualität und die physikalisch-chemischen Eigenschaften von DOC erheblich verändern kann, z. B. in Boden- und Wassersedimentproben26,27, Informationen über die Trocknungswirkung auf anaeroben Schlamm sind jedoch auf einige wenige Studien28,29,30 beschränkt, mit keinem Studie zur Bewertung der Trocknungswirkung auf DOC im Hinblick auf Mikroben. Dennoch haben Knoop et al. (2018) beobachteten einen Rückgang des DOC während der Trocknung in anaeroben Fermentern, die mit kommunalen organischen Abfällen betrieben werden. Ihre Ergebnisse zeigten auch eine signifikante positive Korrelation zwischen dem DOC-Gehalt und gelöstem Mg, Ca, Ni und Zn29.

Mg-, Zn- und Ni-Konzentrationen beeinflussen die mikrobielle Enzymaktivität31, während Ca an der Regulierung der mikrobiellen Membranpermeabilität beteiligt ist32; Daher könnte eine verminderte Zugänglichkeit dieser Elemente die mikrobielle Toleranz gegenüber Austrocknung verringern. Wie erwartet beobachteten wir eine DOC-Abnahme nach jedem Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsvorgang bei allen Schlammarten, unabhängig von N2 und Lufttrocknung. Eine plausible Hypothese für diesen Rückgang ist, dass die Trocknung die Mikroporen aufgrund der Kohäsion schwer löslicher Bestandteile stabilisiert und die Aggregate stärkt, was zu einer Verringerung des DOC führt, wie bei den Bodenproben beobachtet wurde33,34. Darüber hinaus kann die Trocknung auch die Hydrophobie von Partikeln verändern, und eine Erhöhung der Hydrophobie in Böden kann den Anstieg des Wasserpotentials bei der folgenden Wiedervernässung verlangsamen und somit die Fähigkeit organischer Stoffe zur Wiederauflösung verringern27,35,36.

Die archaischen Gemeinschaftsstrukturen der drei Schlammtypen vor den Experimenten (1_AW_I, 1_FW_I und 1_SS_I) waren erwartungsgemäß aufgrund ihrer unterschiedlichen Substratquellen unterschiedlich (Abb. 1). Archaeengemeinschaften aus landwirtschaftlichen Abfällen und Klärschlammfaulen wurden von der obligaten acetolaktischen Gattung Methanosaeta dominiert (43 bzw. 48 % der Archaeengemeinschaften), während diejenigen aus dem Lebensmittelschlammfauler die höchste relative Häufigkeit von Methanoculleus aufwiesen (66,5 % der Archaeen). Gemeinschaften), gefolgt von Methanosarcina (24,0 % der archaischen Gemeinschaften) (Abb. 1). Methanosaeta kann nur Acetat verwenden, und Methanoculleus kann H2 und Formiat für die Methanproduktion verwenden, während Methanosarcina in seinem Substratspektrum sehr vielseitig ist, aber kein Formiat für die Methanproduktion verwenden kann37,38. Das erste Trocknungs-Wiedervernässungsereignis förderte eine Anreicherung von Methanobacterium im Verhältnis zu Methanosarcina im Schlamm aus der landwirtschaftlichen AD. Allerdings erholte sich die relative Häufigkeit von Methanosarcina deutlich und ersetzte Methanobacterium und Methanosaeta (Abb. S1) nach dem zweiten und dritten Trocknungs-Wiedervernässungsereignis, wobei auch eine nicht klassifizierte Bathyarchaeia archaea dominant wurde. Unter den Archaea-Gattungen wies Methanosarcina in allen Proben aus den Fermentern für Agrar- und Lebensmittelabfälle auch nach den Trocknungs- und Wiedervernässungsereignissen vergleichsweise hohe relative Häufigkeiten auf, während die relative Häufigkeit von Methanobacterium weitgehend abnahm. In der Archaeengemeinschaft aus dem Klärschlammfauler überwog nach den Trocknungs-Wiedervernässungsereignissen Methanobacterium, gefolgt von Methanosarcina (Abb. 1). Obwohl sich archaische Gemeinschaften unterschiedlicher Herkunft unterschiedlich entwickelten, begünstigten die Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignisse insgesamt die Etablierung von Methanosarcina im Vergleich zu anderen Methanogenen. Interessanterweise wurde kein klarer Unterschied hinsichtlich der Zusammensetzung der Methanogengemeinschaften zwischen der luft- und der N2-getrockneten Behandlung festgestellt.

Relative Häufigkeit der Archaeengemeinschaft auf der Gattungsebene von drei Arten von Schlamm (AW-Agrarabfall, FW-Lebensmittelabfälle und SS-Klärschlamm), getrennt nach Trocknung-Wiedervernässung (Probenname endet mit „I“) und Inkubationsereignissen (Probenname). endet mit „F“). Von links nach rechts in jeder Abbildung Blöcke, die dem ersten, zweiten und dritten Trocknungs-Wiederbefeuchtungs- und Inkubationsereignis entsprechen (Probennamen beginnen mit 1, 2 bzw. 3). Wenn der Gattungsname den Sequenzen nicht zugeordnet werden konnte, wird die am nächsten klassifizierte taxonomische Ebene angezeigt: Klasse (C), Ordnung (O) und Familie (F).

Das unerwartetste Ergebnis unserer Studie war, dass die O2-Exposition während der Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsbehandlung die Methanproduktion im späteren anaeroben Inkubationsschritt der drei Schlammarten kaum beeinflusste, wie die ähnlichen Mengen und Geschwindigkeiten der Methanproduktion nach der Trocknung belegen Luft oder N2. Eine etwas längere Verzögerungsphase für die Wiederherstellung der Methanproduktion durch die luftgetrocknete Archaeengemeinschaft aus den Lebensmittelabfällen beim ersten Wiedervernässungsereignis und dem Klärschlamm beim dritten Wiedervernässungsereignis waren Ausnahmen für das gesamte Experiment, während bei den anderen Experimenten ähnliche Verzögerungsphasen beobachtet wurden Behandlungsbedingungen (Tabelle 1). Diese kombinierten Ergebnisse stellen unser derzeitiges Verständnis der O2-Empfindlichkeit von Methanogenen in Frage. Darüber hinaus lässt das Fehlen einer klaren Unterscheidung in der Struktur der Archaeengemeinschaft, die zwischen luft- und N2-getrocknetem anaerobem Schlamm zu erwarten wäre, darauf schließen, dass die O2-Resistenzkapazität selbst für die methanogenen Gemeinschaften, die in streng anaeroben Umgebungen leben, typisch war. Einige Gruppen von Methanogenen, in dieser Studie vertreten durch Mitglieder von Methanosarcina, zeigten eine höhere Stresstoleranz als andere Methanogene der Archaeengemeinschaft (Abb. 1). Bei ADs wurde Methanosarcina im Vergleich zu anderen Methanogenen aufgrund seiner hohen Anpassungsfähigkeit an variable Betriebsbedingungen im Fermenter, wie niedriger pH-Wert und hoher Ammoniak- und Salzgehalt, oft als das dominierende Methanogen identifiziert39. Eine Dominanz von Methanosarcina kommt auch in natürlichen Ökosystemen vor, beispielsweise in Sedimenten von Altarmen im Amazonasgebiet, in denen es periodisch zu Regen- und Trockenzeiten kommt5, und in biologischen Bodenkrusten von Trockengebieten, in denen trockene und oxische Bedingungen herrschen40. Eine kürzlich durchgeführte Studie ordnete Methanosarcina hinsichtlich der Oxidationsmitteltoleranz entsprechend ihrer Genomsequenzen der Klasse II unter 40 anderen Methanogenen zu. Darüber hinaus deutete die Studie darauf hin, dass diese hohe Oxidationsmitteltoleranz auf ein vielfältigeres und höheres Expressionsniveau antioxidativer Enzyme und die Entwicklung eines neuen O2/ROS-Eliminierungswegs im Vergleich zu denen von Methanogenen der Klasse I zurückzuführen sein könnte2. Methanosarcina ist außerdem flexibel in der Substratnutzung und wächst schneller als Methanosaeta41, was zu seiner hohen Toleranz unter Stressbedingungen beiträgt. Darüber hinaus kann die hohe Stresstoleranz von Methanosarcina weiter gesteigert werden, wenn sie in einer Gemeinschaft statt in einer Reinkultur gehalten werden42,43. Das Trocknungsereignis erklärte jedoch nicht den Rückgang von Methanoculleus (Klasse II) im Lebensmittelabfallschlamm, wenn man bedenkt, dass Methanoculleus nachweislich auch in trockenen und oxischen Böden vorherrscht40. Eine mögliche Erklärung ist eine Veränderung der Eigenschaften der organischen Substanz nach den Trocknungs- und Wiederbefeuchtungsereignissen, die zu einer Erhöhung der Verfügbarkeit von Acetat im Verhältnis zu H2 oder Formiat führt. Dieses Szenario hätte die Wiederbelebung von acetolaktischem Methanosarcina anstelle von Formiat- und hydrotrophem Methanoculleus im Agrar- und Lebensmittelabfallschlamm begünstigt. Bei dem vergleichsweise geringen Gehalt an organischer Substanz im Klärschlamm dürfte dieser Effekt begrenzt gewesen sein.

Die Struktur der Bakteriengemeinschaft der drei Schlammarten hatte relativ ähnliche Zusammensetzungen, jedoch unterschiedliche relative Häufigkeiten (Abb. 2a und b). Der Stamm Firmicutes machte 52 bzw. 48 % der Gesamtbakterien aus den Fermentern für Agrar- und Lebensmittelabfälle aus, gefolgt von Bacteroidetes (25 bzw. 14 % der Bakterien). Die Phyla Cloacimonetes, Chloroflexi, Atribacteria und Thermotogae waren auch in den Fermentern für landwirtschaftliche Abfälle und Lebensmittelabfälle vorherrschend, mit einigen Unterschieden, einschließlich einer höheren relativen Häufigkeit von Thermotogae (16 %) im Fermenter für Lebensmittelabfälle als im Fermenter für landwirtschaftliche Abfälle Vorhandensein von Synergisten im Fermenter für landwirtschaftliche Abfälle. Die Bakteriengemeinschaft aus dem Klärschlammfaulbehälter wurde von den Phyla Proteobacteria (25 %), Bacteroidetes (22 %), Chloroflexi (21 %) und Firmicutes (19 %) dominiert. Actinobakterien (6 %), Acidobakterien (3 %), Aegiribakterien (2 %) und Spirochäten (2 %) waren ebenfalls in geringer Häufigkeit vorhanden, während sie in den Proben aus Agrar- und Lebensmittelabfallvergärungsanlagen fehlten (Abb. 2b).

Bakteriengemeinschaftsstruktur der drei Schlammarten (AW: landwirtschaftliche Abfälle, FW: Lebensmittelabfälle und SS: Klärschlamm). (a) Nichtmetrische multidimensionale Skalierungsanalyse (NMDS) basierend auf ASV-Lesezahlen, die die Verteilung der Bakteriengemeinschaft gefärbt nach Schlammtypen anzeigt. (b) Relative Häufigkeit der Bakteriengemeinschaft auf der Stammebene von drei Arten von Schlamm, die nach den Trocknungs-Wiedervernässungsereignissen (Probenname endet mit „I“) und Inkubationsereignissen (Probenname endet mit „F“) getrennt werden. Von oben nach unten entsprechen die Balkendiagramme den landwirtschaftlichen Abfällen, Lebensmittelabfällen und Klärschlämmen. Von links nach rechts entsprechen die Balkendiagramme dem ersten, zweiten und dritten Trocknungs-Wiederbefeuchtungs- und Inkubationsereignis (Probennamen beginnen mit 1, 2 bzw. 3). Dargestellt sind Bakterien mit einer relativen Häufigkeit von ≥ 1,0 % in mindestens einer Probe.

Das erste Trocknungs-Wiedervernässungsereignis veränderte die Struktur der drei Bakteriengemeinschaften und führte zu einem erheblichen Anstieg der relativen Häufigkeit von Proteobakterien um eine Größenordnung von < 1 auf 53 % (luftgetrocknet) und 68 % (N2-getrocknet) in der Landwirtschaft Abfallschlamm; von 4 % bis zu 34 % (luftgetrocknet) und 13 % (N2-getrocknet) für Lebensmittelabfälle; und von 25 % auf bis zu 46 % (luftgetrocknet) bzw. 37 % (N2-getrocknet) für Klärschlamm (Abb. 2b). Allerdings sank die relative Häufigkeit von Proteobakterien nach dem ersten Inkubationsereignis (< 10 %), wobei Firmicutes, insbesondere in den Gärrestproben aus Agrar- und Lebensmittelabfällen, die Bakteriengemeinschaft dominierten. Das gleiche Muster, d. h. die abwechselnde Dominanz zwischen Proteobakterien und Firmicutes während der Trocknungs-Wiederbenetzungs- und Inkubationsereignisse, wiederholte sich in der zweiten und dritten Behandlungsrunde, und am Ende übertrafen sie die meisten anderen Bakterien [auch als verringerte Population dargestellt]. Diversitätsindizes (Tabelle S2)]. Auf Gattungsebene erfolgte dieser Prozess als einheitlicher Anstieg der relativen Häufigkeit von Hydrogenispora und Alkaliphilus innerhalb des Stammes Firmicutes (Abb. S2), während bei Proteobakterien der Anstieg der relativen Häufigkeit je nach Herkunft der mikrobiellen Gemeinschaften etwas unterschied. vertreten durch die Gattung Pusillimonas in den Agrar- und Lebensmittelabfallproben und ein nicht klassifiziertes Mitglied der Familie Burkholderiaceae in den Klärschlammproben (Abb. S3). Darüber hinaus vermehrte sich am Ende des Experiments die Familie der Halobacteroidaceae, die ebenfalls zum Stamm der Proteobakterien gehört, in den Lebensmittelabfällen und Klärschlammproben. Die Gattung Hydrogenispora kann verschiedene Zucker zu Wasserstoff und Acetat fermentieren, während Alkaliphilus Zucker zu Acetat und Formiat fermentieren kann44,45. Es wurde auch gezeigt, dass Mitglieder der Familie Burkholderiaceae und Halobacteroidaceae verschiedene Zucker fermentieren46,47, während die Gattung Pusillimonas Acetat als Kohlenstoffquelle nutzen und möglicherweise mit Methanogenen konkurrieren kann48. Der Anstieg der relativen Häufigkeit von Pusillimonas nach den Trocknungs-Wiederbefeuchtungsereignissen, insbesondere später bei den luftgetrockneten Proben, lässt darauf schließen, dass acetolaktische Bakterien zeitweise mit acetoklastischen Methanogenen (in unserem Fall Methanosarcina) um Acetat konkurriert haben, insbesondere wenn letzteres gehemmt wurde .

Die Dynamik mikrobieller Gemeinschaften unter trockenem und oxischem Stress bei ADs hat nur begrenztes Interesse geweckt, und die meisten Studien haben sich auf die Reaktionen in natürlichen Umgebungen wie Böden und Seesedimenten konzentriert, wo insgesamt ein Trend zur Zunahme grampositiver Phyla (z. B. Firmicutes) im Zusammenhang mit zu beobachten ist Es wurde über gramnegative Phyla (z. B. Proteobacteria und Bacteroidetes) berichtet5,49. Auch die Toleranz von Bakterien gegenüber Trockenstress/Trockenstress ist relativ gut untersucht. Zu den physiologischen Eigenschaften, die die Toleranz beeinflussen, zählen vor allem die Dicke der Zellwände und die Fähigkeit zur Sporulation49. Daher ist es nicht überraschend, dass Hydrogenispora und Alkaliphilus (zu Firmicutes gehörend), beide sporenbildende und grampositive Bakterien, in unserer Studie insgesamt eine höhere Stresstoleranz aufwiesen als Bacteroidetes (dargestellt durch die Ordnung Bacteroidales, meist gramnegativ)44 ,50,51,52,53,54,55. Diese Argumente erklären jedoch nicht die Zunahme der Häufigkeit der Phylum-Proteobakterien, die in der vorliegenden Studie durch die Gattungen Pusillimonas, Pseudomonas und Nitrincola sowie die Familien Burkholderiaceae und Halobacteroidaceae repräsentiert werden, bei denen es sich allesamt um gramnegative und nicht sporenbildende Bakterien handelt. mit Ausnahme einiger weniger Arten der Halobacteroidaceae, die Endosporen produzieren können46,47,56,57,58. Daher muss es andere bakterielle Strategien geben, die den Austrocknungseffekten entgegenwirken. Eine mögliche Erklärung könnte die Fähigkeit dieser Bakterien sein, Osmolyte zu produzieren und anzusammeln, die zur Aufrechterhaltung des Zellturgors und zum Schutz der makromolekularen Struktur in Mikroorganismen beitragen59. Eine weitere Möglichkeit könnte ein etabliertes Netzwerk zwischen verschiedenen mikrobiellen Gruppen sein, d. h. eine vorteilhafte kooperative Interaktion in mikrobiellen Gemeinschaften könnte möglicherweise deren Widerstandsfähigkeit gegen Umweltstress verbessern60.

Um zu beurteilen, ob der Stress durch Austrocknung und Wiedervernässung die kooperativen Interaktionen in mikrobiellen Gemeinschaften beeinflussen könnte, führten wir eine Netzwerkanalyse des gleichzeitigen Auftretens mikrobieller Gemeinschaften nach den Ereignissen durch Austrocknung und Wiedervernässung und Inkubation durch. Abbildung 3 zeigt Signifikationskorrelationen (p ≤ 0,001, R ≥ 0,5) in einem mikrobiellen Netzwerk, das aus Archaeen und Bakterien besteht und mindestens drei Knoten (≥ 0,1 % in relativer Häufigkeit) auf Gattungsebene enthält, basierend auf ihrem Grad, ihrer Zwischen- und Nähezentralität . Das Netzwerkmuster unterschied sich deutlich zwischen den Ereignissen Trocknung-Wiederbenetzung und Erholung/Inkubation (Abb. 3a und b). Für die Trocknungs-Wiederbefeuchtungsgruppe (Abb. 3a) trat ein etwas weniger gehäufter und insgesamt niedrigerer R-Wert auf als für die Erholungs-/Inkubationsgruppe (Abb. 3b). Eine nicht klassifizierte Gattung, die zum Stamm Aegiribacteria und zur Gattung Methanolinea gehört, war positiv miteinander verknüpft und zeigte in beiden Netzwerken einen relativ hohen Grad an Zentralität (Abb. 3, Tabellen S3 und S4). Diese Taxa kamen jedoch in den Proben nur in geringer relativer Häufigkeit vor (Abb. 2). Bei den mit Trocknung und Wiederbefeuchtung behandelten Proben (Abb. 3a) korrelierten Aegiribakterien auch positiv mit der Gattung Candidatus Methanofastidiosum über Bacteriodes vadinHA17 und Anaerolineaceae, was weiter mit einem Subcluster von Methanogenen, einschließlich Candidatus Methanomethylicus und Methanosaeta, korrelierte; es bestand jedoch eine negative Korrelation mit Methanosarcina. Interessanterweise fehlte die Konkurrenzbeziehung zwischen Methanosarcina und den anderen beiden Methanogenen und wurde durch eine positive Wechselwirkung zwischen den beiden Bakteriengattungen Hydrogenispora und Alkaliphilus ersetzt, die insbesondere nach der Inkubationsphase zunahm (Abb. 3b).

Kookkurrenz-Netzwerkanalyse basierend auf der Korrelation der relativen Häufigkeit von Amplikonsequenzvarianten (ASV)-Lesevorgängen für die mikrobiellen Profile auf Gattungsebene oder der am nächsten klassifizierten taxonomischen Ebene. (a) nach den Trocknungs-Wiederbefeuchtungs- und (b) Inkubationsereignissen. Bakterien- und Archaeengruppen werden durch Knoten in Grün bzw. Orange dargestellt. Jede Kante stellt signifikante Korrelationen zwischen Knotenpaaren dar (p ≤ 0,001), wobei positive und negative Korrelationen in Grün bzw. Rot eingefärbt sind. Die Dicke der Kante ist proportional zum R-Wert der Korrelation (R ≥ 0,5).

Im Allgemeinen deutete die Netzwerkanalyse auf ein insgesamt geschwächtes Netzwerk von Interaktionen zwischen Mikroorganismen nach den Trocknungs-Wiedervernässungsereignissen hin, während nach Inkubationsereignissen eine neue positive Korrelation zwischen den vermehrten Bakterien Hydrogenispora und Alkaliphilus zusammen mit einem Subcluster von Methanogenen identifiziert wurde. Hydrogenispora und Alkaliphilus wurden auch beide in Reisfeldern gefunden, einer weiteren Umgebung, die periodischen Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignissen ausgesetzt ist61,62. Da Hydrogenispora und Alkaliphilus beide als fermentative Bakterien identifiziert werden, die sowohl Acetat als auch Wasserstoff (Hydrogenispora) und Formiat (Alkaliphilus) produzieren44,45, deuten unsere Beobachtungen darauf hin, dass ihre Zunahme der relativen Häufigkeit möglicherweise als neue Substratlieferanten für beide Formiat-abhängigen Bakterien dienen könnte , hydrotrophe und acetotrophe Methanogene. Die Zusammenhänge zwischen Aegiribakterien und Methanolinea müssen noch erforscht werden, mit Ausnahme einer kürzlich durchgeführten Studie, die über ihr gemeinsames Vorkommen in anaeroben Fermentern mit hohem Sulfidgehalt berichtet63. Darüber hinaus zeigten Aegiribacteria und Methanolinea einen relativ hohen Grad an Zentralität, Nähe und Verbindung sowohl in der Trocknungs-Wiederbenetzungs- als auch in der Erholungsgruppe, während ihr Abstand zwischen ihnen nach der Inkubationsphase drastisch abnahm (Tabelle S4), was darauf hindeutet, dass sie als Schlüsselarten bei der Methanbildung fungieren könnten Funktionswiederherstellung nach Berry und Widder22.

Im Gegensatz zum aktuellen Wissensstand über die schwere Toxizität von O2/Oxidantien gegenüber Methanogenen deuteten unsere Beobachtungen auf eine unerwartet ähnliche Struktur der Methanogengemeinschaft und Erholung der Methanproduktion nach Trocknung/Befeuchtung mit und ohne Anwesenheit von O2 hin. Es ist auch nicht klar, ob die Trocknung die anaerobe Mikrobengemeinschaft dabei unterstützt, ihre Strategie zur Resistenz gegen O2/Oxidantien zu entwickeln. Zukünftige Forschungen sollten daher die Gene, die unter diesen Bedingungen in Methanogenen reguliert werden, sorgfältig untersuchen, um ihre Selbstschutzmechanismen unter O2/Oxidantien oder Trocknungsstress weiter aufzudecken. Unsere Studie zeigte, dass die ursprünglichen Eigenschaften des AD-Schlamms, einschließlich des DOC-Gehalts und der Zusammensetzung der mikrobiellen Gemeinschaften, Schlüsselfaktoren für die Trocknungs- und Wiedervernässungstoleranz zu sein schienen, wie sich in der Methanproduktion zeigte. Die wiederholt wiederkehrende Methanproduktion nach Austrocknungs- und Wiedervernässungsereignissen deutet darauf hin, dass Mikroorganismen möglicherweise neue metabolische Interaktionsnetzwerke bilden, die zu stresstoleranteren Gemeinschaften führen.

Die in der aktuellen Studie erhaltenen rohen DNA-Sequenzierungsdaten sind in der Datenbank des National Center for Biotechnology Information (NCBI) unter der Zugangsnummer PRJNA736312, BioSample: SAMN19641899 (Bacteria), SAMN19643011 (Archaea) verfügbar.

Madigan, MT, Bender, KS, Buckley, DH, Sattley, WM & Stahl, DA (Pearson Benjamin Cummings, San Francisco, CA94111, 2021).

Lyu, Z. & Lu, Y. Stoffwechselverschiebungen auf Klassenebene geben Aufschluss über die Anpassung von Methanogenen an oxidative Umgebungen. ISME J. 12, 411–423. https://doi.org/10.1038/ismej.2017.173 (2018).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Brioukhanov, AL, Netrusov, AI & Eggen, RIL Die Katalase- und Superoxiddismutase-Gene werden durch oxidativen Stress im streng anaeroben Archäon Methanosarcina barkeri transkriptionell hochreguliert. Mikrobiologie 152, 1671–1677. https://doi.org/10.1099/mic.0.28542-0 (2006).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Conrad, R. Methanproduktion in Bodenumgebungen – anaerobe Biogeochemie und mikrobielles Leben zwischen Überschwemmung und Austrocknung. Mikroorganismen 8, 881. https://doi.org/10.3390/microorganisms8060881 (2020).

Artikel CAS PubMed Central Google Scholar

Conrad, R. et al. Reaktion der methanogenen mikrobiellen Gemeinschaften in den Sedimenten des Amazonas-Altwassersees auf Austrocknungsstress. Umgebung. Mikrobiol. 16, 1682–1694. https://doi.org/10.1111/1462-2920.12267 (2014).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Ji, Y. et al. Struktur und Funktion methanogener mikrobieller Gemeinschaften in Sedimenten amazonischer Seen mit unterschiedlichen Wassertypen. Umgebung. Mikrobiol. 18, 5082–5100. https://doi.org/10.1111/1462-2920.13491 (2016).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Kaiser, M., Kleber, M. & Berhe, AA Wie Lufttrocknung und Wiederbefeuchtung die Eigenschaften organischer Bodensubstanz verändern: Eine Bewertung zur Verbesserung der Dateninterpretation und -schlussfolgerung. Bodenbiol. Biochem. 80, 324–340. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2014.10.018 (2015).

Artikel CAS Google Scholar

Wu, J. & Brookes, PC Die proportionale Mineralisierung von mikrobieller Biomasse und organischer Substanz, die durch Lufttrocknung und Wiederbefeuchtung eines Grünlandbodens verursacht wird. Bodenbiol. Biochem. 37, 507–515. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2004.07.043 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Hernández, M. et al. Struktur, Funktion und Widerstandsfähigkeit gegenüber Austrocknung methanogener mikrobieller Gemeinschaften in vorübergehend überschwemmten Böden des Amazonas-Regenwaldes (Cunia Reserve, Rondonia). Umgebung. Mikrobiol. 21, 1702–1717. https://doi.org/10.1111/1462-2920.14535 (2019).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Schnürer, A., Bohn, I. & Moestedt, J. in Hydrocarbon and Lipid Microbiology Protocols: Bioproducts, Biofuels, Biocatalysts and Facilitating Tools (Hrsg. Terry J. McGenity, Kenneth N. Timmis und Balbina Nogales) 171–200 (Springer Berlin Heidelberg, 2017).

Sun, L., Liu, T., Müller, B. & Schnürer, A. Die mikrobielle Gemeinschaftsstruktur in industriellen Biogasanlagen beeinflusst die Abbaurate von Stroh und Zellulose in Chargentests. Biotechnologie. Biokraftstoffe 9, 1–20. https://doi.org/10.1186/s13068-016-0543-9 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Jonsson, S. & Borén, H. Analyse von Mono- und Diestern von o-Phthalsäure durch Festphasenextraktion mit Polymeren auf Polystyrol-Divinylbenzol-Basis. J. Chromatogr. A 963, 393–400. https://doi.org/10.1016/S0021-9673(02)00647-7 (2002).

Artikel CAS Google Scholar

Hugerth, LW et al. DegePrime, ein Programm für das Design degenerierter Primer für PCR mit breitem taxonomischem Bereich in mikrobiellen Ökologiestudien. Appl. Umgebung. Mikrobiol. 80, 5116–5123. https://doi.org/10.1128/AEM.01403-14 (2014).

Artikel ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Takai, K. & Horikoshi, K. Schneller Nachweis und Quantifizierung von Mitgliedern der Archaeengemeinschaft durch quantitative PCR unter Verwendung fluorogener Sonden. Appl. Umgebung. Mikrobiol. 66, 5066–5072 (2000).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Liu, T., Schnürer, A., Björkmalm, J., Willquist, K. & Kreuger, E. Vielfalt und Häufigkeit mikrobieller Gemeinschaften in UASB-Reaktoren während der Methanproduktion aus hydrolysiertem Weizenstroh und Luzerne. Mikroorganismen 8, 1394 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Callahan, BJ et al. DADA2: Hochauflösende Probeninferenz aus Illumina-Amplikondaten. Nat. Methoden 13, 581 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Weinstein, MM, Prem, A., Jin, M., Tang, S. & Bhasin, JM FIGARO: Ein effizientes und objektives Werkzeug zur Optimierung der Mikrobiom-rRNA-Gentrimmparameter. bioRxiv https://doi.org/10.1101/610394 (2019).

Artikel Google Scholar

Quast, C. et al. Das SILVA-Ribosomal-RNA-Gendatenbankprojekt: Verbesserte Datenverarbeitung und webbasierte Tools. Nukl. Säuren Res. 41, D590–D596. https://doi.org/10.1093/nar/gks1219 (2013).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Parks, DH, Tyson, GW, Hugenholtz, P. & Beiko, RG STAMP: Statistische Analyse taxonomischer und funktioneller Profile. Bioinformatik 30, 3123–3124. https://doi.org/10.1093/bioinformatics/btu494 (2014).

Artikel CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Lucas, R. et al. Eine kritische Bewertung ökologischer Indizes für die vergleichende Analyse mikrobieller Gemeinschaften auf der Grundlage molekularer Datensätze. FEMS Mikrobiol. Ökologisch. https://doi.org/10.1093/femsec/fiw209 (2017).

Artikel PubMed Google Scholar

Haynes, W. in Encyclopedia of Systems Biology (Hrsg. Werner Dubitzky, Olaf Wolkenhauer, Kwang-Hyun Cho und Hiroki Yokota) 78–78 (Springer New York, 2013).

Berry, D. & Widder, S. Entschlüsselung mikrobieller Interaktionen und Erkennung von Schlüsselarten mit Koexistenznetzwerken. Vorderseite. Mikrobiol. https://doi.org/10.3389/fmicb.2014.00219 (2014).

Artikel PubMed PubMed Central Google Scholar

Liu, T., Sun, L. & Schnürer, BMA Bedeutung der Inokulumquelle und der anfänglichen Gemeinschaftsstruktur für die Biogasproduktion aus landwirtschaftlichen Substraten. Bioresour. Technol. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.08.213 (2017).

Artikel PubMed Google Scholar

Sundberg, C. et al. 454 Pyrosequenzierungsanalysen des Bakterien- und Archaeenreichtums in 21 Biogasfermentern im Originalmaßstab. FEMS Mikrobiol. Ökologisch. 85, 612–626 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Reim, A. et al. Reaktion methanogener Mikrobengemeinschaften auf Austrocknungsstress in überfluteten und regengespeisten Reisböden aus Thailand. Vorderseite. Mikrobiol. 8, 785 (2017).

Artikel Google Scholar

del Campo, R., Gómez, R. & Singer, G. Trockenphasenbedingungen prägen die Dynamik gelöster organischer Stoffe in der Nassphase in intermittierenden Flüssen. Limnol. Ozeanogr. 64, 1966–1979. https://doi.org/10.1002/lno.11163 (2019).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Borken, W. & Matzner, E. Neubewertung der Trocknungs- und Benetzungseffekte auf die C- und N-Mineralisierung und -Flüsse in Böden. Globus. Biol. ändern 15, 808–824. https://doi.org/10.1111/j.1365-2486.2008.01681.x (2009).

Artikel ADS Google Scholar

Awiszus, S., Meissner, K., Reyer, S. & Müller, J. Ammoniak- und Methanemissionen bei der Trocknung von entwässertem Biogas-Gärrest in einem Zweiband-Durchlauftrockner. Bioresour. Technol. 247, 419–425. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.09.099 (2018).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Knoop, C., Dornack, C. & Raab, T. Einfluss der Trocknung, Kompostierung und anschließenden Entfernung von Verunreinigungen durch Sieben auf die Eigenschaften von Gärrückständen aus kommunalen organischen Abfällen. Abfallmanagement. 72, 168–177. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2017.11.022 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Salamat, R., Scaar, H., Weigler, F., Berg, W. & Mellmann, J. Trocknung von Biogas-Gärresten: Eine Übersicht mit Schwerpunkt auf verfügbaren Trocknungstechniken, Trocknungskinetik und gasförmigem Emissionsverhalten. Trocken. Technol. https://doi.org/10.1080/07373937.2020.1781879 (2020).

Artikel Google Scholar

Šafarič, L. et al. Auswirkung von Kobalt-, Nickel- und Selen/Wolfram-Mangel auf die mesophile anaerobe Verdauung chemisch definierter löslicher organischer Verbindungen. Mikroorganismen 8, 598 (2020).

Artikel Google Scholar

Matheri, AN, Belaid, M., Seodigeng, T. & Ngila, JC in Proceedings of the World Congress on Engineering, London, Großbritannien.

Kemper, W. & Rosenau, R. Bodenkohäsion in Abhängigkeit von Zeit und Wassergehalt. Bodenwissenschaft. Soc. Bin. J. 48, 1001–1006 (1984).

Artikel ADS Google Scholar

Peng, X. & Horn, R. Modellierung der Bodenschrumpfungskurve für ein breites Spektrum von Bodentypen. Bodenwissenschaft. Soc. Bin. J. 69, 584–592. https://doi.org/10.2136/sssaj2004.0146 (2005).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Halverson, LJ, Jones, TM & Firestone, MK Freisetzung intrazellulärer gelöster Stoffe durch vier Bodenbakterien, die Verdünnungsstress ausgesetzt sind. Bodenwissenschaft. Soc. Bin. J. 64, 1630–1637. https://doi.org/10.2136/sssaj2000.6451630x (2000).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Schimel, J., Balser, TC & Wallenstein, M. Mikrobielle Stressreaktionsphysiologie und ihre Auswirkungen auf die Ökosystemfunktion. Ecology 88, 1386–1394 (2007).

Artikel Google Scholar

Smith, KS & Ingram-Smith, C. Methanosaeta, das vergessene Methanogen?. Trends Mikrobiol. 15, 150–155. https://doi.org/10.1016/j.tim.2007.02.002 (2007).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Thauer, RK, Kaster, A.-K., Seedorf, H., Buckel, W. & Hedderich, R. Methanogene Archaeen: Ökologisch relevante Unterschiede in der Energieeinsparung. Nat. Rev. Microbiol. 6, 579–591. https://doi.org/10.1038/nrmicro1931 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

De Vrieze, J., Hennebel, T., Boon, N. & Verstraete, W. Methanosarcina: Das wiederentdeckte Methanogen für die Hochleistungs-Biomethanisierung. Bioresour. Technol. 112, 1–9. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2012.02.079 (2012).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Angel, R., Claus, P. & Conrad, R. Methanogene Archaeen sind weltweit in belüfteten Böden allgegenwärtig und werden unter feuchten, anoxischen Bedingungen aktiv. ISME J. 6, 847–862. https://doi.org/10.1038/ismej.2011.141 (2012).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Schnürer, A. Biogasproduktion: Mikrobiologie und Technologie. Adv Biochem Eng Biotechnol. 156, 195–234. https://doi.org/10.1007/10_2016_5 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Kato, MT, Field, JA & Lettinga, G. Hohe Toleranz von Methanogenen in körnigem Schlamm gegenüber Sauerstoff. Biotechnologie. Bioeng. 42, 1360–1366. https://doi.org/10.1002/bit.260421113 (1993).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Kiener, A. & Leisinger, T. Sauerstoffempfindlichkeit methanogener Bakterien. Syst. Appl. Mikrobiol. 4, 305–312. https://doi.org/10.1016/S0723-2020(83)80017-4 (1983).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Liu, Y., Qiao, J.-T., Yuan, X.-Z., Guo, R.-B. & Qiu, Y.-L. Hydrogenispora ethanolica gen. Nov., sp. Nov., ein anaerobes Kohlenhydrat fermentierendes Bakterium aus anaerobem Schlamm. Int. J. Syst. Evolution. Mikrobiol. 64, 1756–1762. https://doi.org/10.1099/ijs.0.060186-0 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Wu, X.-Y. et al. Alkaliphilus halophilus sp. Nov., ein streng anaerobes und halophiles Bakterium, das aus einem Salzsee isoliert wurde, und verbesserte Beschreibung der Gattung Alkaliphilus. Int. J. Syst. Evolution. Mikrobiol. 60, 2898–2902. https://doi.org/10.1099/ijs.0.014084-0 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Coenye, T. in The Prokaryotes: Alphaproteobacteria and Betaproteobacteria (Hrsg. Eugene Rosenberg et al.) 759–776 (Springer Berlin Heidelberg, 2014).

Oren, A. in Bergeys Manual of Systematics of Archaea and Bacteria 1–4.

Stolz, A., Bürger, S., Kuhm, A., Kämpfer, P. & Busse, H.-J. Pusillimonas noertemannii gen. Nov., sp. nov., ein neues Mitglied der Familie Alcaligenaceae, das substituierte Salicylate abbaut. Int. J. Syst. Evolution. Mikrobiol. 55, 1077–1081. https://doi.org/10.1099/ijs.0.63466-0 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Naylor, D. & Coleman-Derr, D. Trockenstress und wurzelassoziierte Bakteriengemeinschaften. Vorderseite. Anlage. Wissenschaft. https://doi.org/10.3389/fpls.2017.02223 (2018).

Artikel PubMed PubMed Central Google Scholar

Acosta-Martínez, V. et al. Vorherrschende Bakterien- und Pilzansammlungen in landwirtschaftlichen Böden während einer Rekorddürre/Hitzewelle und Verbindungen zu Enzymaktivitäten des biogeochemischen Kreislaufs. Appl. Boden. Ökologisch. 84, 69–82. https://doi.org/10.1016/j.apsoil.2014.06.005 (2014).

Artikel Google Scholar

Bouskill, NJ et al. Eine vorherige Exposition gegenüber Dürre erhöht die Widerstandsfähigkeit tropischer Waldbodenbakteriengemeinschaften gegenüber längerer Dürre. ISME J. 7, 384–394. https://doi.org/10.1038/ismej.2012.113 (2013).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Chodak, M., Gołębiewski, M., Morawska-Płoskonka, J., Kuduk, K. & Niklińska, M. Die chemischen Eigenschaften des Bodens beeinflussen die Reaktion von Waldbodenbakterien auf Trockenheit und Wiedervernässungsstress. Ann. Mikrobiol. 65, 1627–1637. https://doi.org/10.1007/s13213-014-1002-0 (2015).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Curiel Yuste, J. et al. Starke funktionelle Stabilität von Bodenmikrobengemeinschaften unter semiariden mediterranen Bedingungen und unter langfristigen Verschiebungen der Grundniederschläge. Bodenbiol. Biochem. 69, 223–233. https://doi.org/10.1016/j.soilbio.2013.10.045 (2014).

Artikel CAS Google Scholar

Hartmann, M. et al. Ein Jahrzehnt Bewässerung verändert das Bodenmikrobiom eines halbtrockenen Kiefernwaldes. Mol. Ökologisch. 26, 1190–1206. https://doi.org/10.1111/mec.13995 (2017).

Artikel PubMed Google Scholar

Zakharyuk, A. et al. Alkaliphilus namsaraevii sp. nov., ein alkaliphiles eisen- und schwefelreduzierendes Bakterium, das aus einem Sodasee in der Steppe isoliert wurde. Int. J. Syst. Evolution. Mikrobiol. 67, 1990–1995. https://doi.org/10.1099/ijsem.0.001904 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Jin, L. et al. Pusillimonas caeni sp. nov., isoliert aus einer Schlammprobe eines Biofilmreaktors. Antonie Van Leeuwenhoek 110, 125–132 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Joshi, A. et al. Nitrincola tapanii sp. nov., ein neuartiges alkaliphiles Bakterium aus An Indian Soda Lake. Int. J. Syst. Entwicklung Mikrobiol. 70, 1106–1111. https://doi.org/10.1099/ijsem.0.003883 (2020).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Palleroni, NJ Pseudomonas. Bergeys Handbuch zur Systematik von Archaeen und Bakterien. https://doi.org/10.1002/9781118960608.gbm01210 (2015).

Walisisch, DT Ökologische Bedeutung der kompatiblen Anreicherung gelöster Stoffe durch Mikroorganismen: Von einzelnen Zellen zum globalen Klima. FEMS Mikrobiol. Rev. 24, 263–290. https://doi.org/10.1111/j.1574-6976.2000.tb00542.x (2000).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Morris, BEL, Henneberger, R., Huber, H. & Moissl-Eichinger, C. Mikrobielle Syntrophie: Interaktion für das Gemeinwohl. FEMS Mikrobiol. Rev. 37, 384–406. https://doi.org/10.1111/1574-6976.12019 (2013).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Li, H., Peng, J., Weber, KA & Zhu, Y. Phylogenetische Vielfalt von Fe(III)-reduzierenden Mikroorganismen im Reisfeldboden: Anreicherungskulturen mit verschiedenen kurzkettigen Fettsäuren als Elektronendonoren. J. Böden Sedim. 11, 1234. https://doi.org/10.1007/s11368-011-0371-2 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Yi, X.-Y. et al. Kopplung des Metabolismus von Arsen und Eisen mit Huminstoffen durch Mikroorganismen im Reisboden. J. Hazard. Mater. 373, 591–599. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2019.03.113 (2019).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Shakeri Yekta, S. et al. Die Rückführung von Abwasserfeststoffen in kommunale Schlammfaulen verbessert die Abbaukapazität für langkettige Fettsäuren. Biotechnologie. Biokraftstoffe 14, 56. https://doi.org/10.1186/s13068-021-01913-1 (2021).

Artikel CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Referenzen herunterladen

Die Autoren danken Professor Bo H. Svensson und Professor Ralf Conrad für die wertvollen Kommentare und Rezensionen zu diesem Manuskript. Diese Studie wurde von der schwedischen Energieagentur [Fördernummer: 35624-2] finanziert und im Biogas-Forschungszentrum der Universität Linköping, Schweden, durchgeführt.

Open-Access-Finanzierung durch die Universität Linköping.

Diese Autoren haben gleichermaßen beigetragen: Tong Liu und Xiaoxiao Li.

Abteilung für Molekularwissenschaft, Uppsala BioCenter, Schwedische Universität für Agrarwissenschaften, 750 07, Uppsala, Schweden

Tong Liu & Anna Schnürer

Abteilung für Labormedizin, Putuo-Krankenhaus, Shanghai-Universität für Traditionelle Chinesische Medizin, Shanghai, 200062, Volksrepublik China

Xiaoxiao Li

Abteilung für thematische Studien – Umweltveränderungen, Universität Linköping, 581 83, Linköping, Schweden

Xiaoxiao Li, Sepehr Shakeri Yekta, Annika Björn und Alex Enrich-Prast

Staatliches Schlüssellabor für Bioreaktortechnik und Institut für Angewandte Chemie, East China University of Science and Technology, Shanghai, 200237, Volksrepublik China

Xiaoxiao Li & Bo-Zhong Mu

Multiuser Unit for Environmental Analysis, Federal University of Rio de Janeiro – UFRJ, Av. Carlos Chagas Filho, 373, Bloco A, Ilha do Fundão, Rio de Janeiro, RJ, CEP 21941-971, Brasilien

Laura Shizue Moriga Masuda & Alex Enrich-Vergangenheit

Biogas-Forschungszentrum, Universität Linköping, 581 83, Linköping, Schweden

Tong Liu, Xiaoxiao Li, Sepehr Shaker Yekta, Annika Björn, Anna Schnürer und Alex Enrich-Prast

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Konzeptualisierung, AP und BM; Methodik, TL und AS (Mikrobiologie), XL, LM und AP (anaerobe Kultivierung und Trocknungs-Wiederbefeuchtungsbehandlung); Validierung, TL und AP; formale Analyse, TL und XL; Untersuchung, TL und XL; Ressourcen, AS und AP; Datenkuration, TL und XL; Schreiben – Originalentwurfsvorbereitung, AP (Zusammenfassung und Einleitung), TL (Mikrobiologie, Methoden, Ergebnisse und Diskussion), XL (Methoden, anaerobe Kultivierung und Trocknungs-Wiederbefeuchtungsbehandlung); Schreiben – Überprüfen und Bearbeiten, TL, XL, SY, AB, AS und AP; Visualisierung, TL und XL; Supervision, AS (Mikrobiologie) und AP (anaerobe Kultivierung und Trocknungs-Wiederbefeuchtungsbehandlung); Projektverwaltung, AP, AB und AS; Finanzierungsakquise, AP, AB und AS. Alle Autoren haben die veröffentlichte Version des Manuskripts gelesen und ihr zugestimmt.

Korrespondenz mit Tong Liu oder Alex Enrich-Prast.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Springer Nature bleibt neutral hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten.

Open Access Dieser Artikel ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert, die die Nutzung, Weitergabe, Anpassung, Verbreitung und Reproduktion in jedem Medium oder Format erlaubt, sofern Sie den/die Originalautor(en) und die Quelle angemessen angeben. Geben Sie einen Link zur Creative Commons-Lizenz an und geben Sie an, ob Änderungen vorgenommen wurden. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe für das Material nichts anderes angegeben ist. Wenn Material nicht in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten ist und Ihre beabsichtigte Nutzung nicht gesetzlich zulässig ist oder über die zulässige Nutzung hinausgeht, müssen Sie die Genehmigung direkt vom Urheberrechtsinhaber einholen. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Nachdrucke und Genehmigungen

Liu, T., Li, X., Yekta, SS et al. Keine Auswirkung von Sauerstoff auf die mikrobielle Struktur und die Methanproduktion während Trocknungs- und Wiedervernässungsereignissen. Sci Rep 12, 16570 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-20448-5

Zitat herunterladen

Eingegangen: 11. Juli 2022

Angenommen: 13. September 2022

Veröffentlicht: 04. Oktober 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-20448-5

Jeder, mit dem Sie den folgenden Link teilen, kann diesen Inhalt lesen:

Leider ist für diesen Artikel derzeit kein Link zum Teilen verfügbar.

Bereitgestellt von der Content-Sharing-Initiative Springer Nature SharedIt

Durch das Absenden eines Kommentars erklären Sie sich damit einverstanden, unsere Nutzungsbedingungen und Community-Richtlinien einzuhalten. Wenn Sie etwas als missbräuchlich empfinden oder etwas nicht unseren Bedingungen oder Richtlinien entspricht, kennzeichnen Sie es bitte als unangemessen.