微生物作业

青霉素菌渣厌氧处理影响因素的探讨。引言目前我国已成为世界最大的抗生素原料药生产与出口大国，据统计，我国抗生素总产量在2009年达到14.7万吨，其中青霉素的年产量占全球产量的75%[1]。按照生产1t抗生素会带来8~10t左右的新鲜菌渣来算[2]，2009年我国抗生素菌渣的产生量为130万吨，依据2008年修订后的《国家危险废物名录》，抗生素菌渣属于化学药品原料药生产过程中的培养基废物，须按危险废物进行管理，抗生素菌渣含有残留抗生素及代谢中间产物等，是一种特殊的危险废物。1.青霉素菌渣的来源及特点。1.1来源在发酵类抗生素的生产过程中，在提取药物有效成分过程中会产生大量菌渣，青霉素菌渣是将提取完青霉素的发酵液压滤得到的，发酵生产青霉素的培养基主要成分为玉米、大豆等有机作物，发酵结束后，青霉菌菌丝体、少量残留的青霉素、新陈代谢产物留在残留培养基中，形成了青霉素菌渣[1]。1.2特点青霉素菌渣的含水率在70%以上，菌渣富含有机物，干基含30%～40%的粗蛋白，10%～20%粗脂肪，培养基中含有的必须的金属元素和微量元素也会进入到菌渣中，另外没有被完全提取出的抗生素也会残留在菌渣中，青霉素菌渣中含0.2%～0.4%的青霉素，刚从压滤机上去除的青霉素菌渣外观似豆腐渣，颜色为土黄色，能闻到青霉素降解产物的味道，常温下放置一段时间，青霉素菌渣会发生自溶，并产生二次发酵，颜色变黑，发出恶臭味，在菌渣放置过程中不稳定的抗生素也可能会降解成其他有害物质[1]。1.3.处理处置方法目前，针对抗生素菌渣的处理方法主要有焚烧、填埋、肥料化、饲料化、厌氧消化等，其中，厌氧消化技术由于菌渣减量化效果显著，运行成本低，并且能够回收沼气和制作农肥，是解决大宗抗生素菌渣问题最有效的途径。2.厌氧发酵技术概述厌氧发酵(AnaerobicDigestion)，是指微生物在没有溶解氧的条件下，将有机物转化为CH4、CO2和其他营养物质的过程。在多种微生物的共同作用下，有机物不断被分解，大部分有机碳转化为甲烷，并储存大量的能量，只有一小部分有机碳彻底氧化生成二氧化碳，释放能量维持微生物的生命活动[3]。2.1厌氧发酵的基本过程厌氧发酵过程是一个复杂的由多种微生物共同作用的连续的生化过程，非产甲烷菌和产甲烷菌是厌氧发酵微生物的两大类，不同类型的微生物在厌氧发酵系统中协同共存，实现物质和能量的转换[4]。两阶段理论（产酸阶段和产甲烷阶段）、三阶段理论（水解阶段、产酸阶段、产甲烷阶段）和四阶段理论（水解阶段、产酸阶段、同型产乙酸阶段、产甲烷阶段）是关于厌氧发酵过程的几种相关理论，目前，沼气发酵三阶段理论的接受范围更广。下面以三阶段理论为基础，介绍厌氧发酵过程的基本过程。（1）水解酸化阶段在水解阶段，淀粉、脂肪、蛋白质、纤维素等大分子有机物在水解酶的作用下被分解为小分子有机物，简单有机物进一步发酵成挥发酸和醇类[5]。通过适当预处理，可以加快水解酸化步骤，缩短厌氧发酵时间，增加甲烷产量。（2）产酸阶段专性产氢产乙酸细菌将挥发酸和醇类等水解产物进一步分解成小分子化合物（CH3COOH、H2和CO2），同型产氢产乙酸菌利用H2和CO2等合成乙酸，所以反应系统中的氢气分压能保持在较低的水平，厌氧发酵过程容易向正向进行[5]。（3）产甲烷阶段经过一系列的水解酸化反应后，产甲烷菌成为反应器内的优势菌群，产甲烷菌可利用乙酸生成甲烷和二氧化碳，也可以利用氢气和二氧化碳生成甲烷。342CHCOOHCHCO（1-1）224242COHCHHO（1-2）在实际的厌氧发酵系统中，产甲烷菌和非产甲烷中相互制约、相互依赖，三个阶段是一个连续的反应过程。复杂有机物多糖、脂肪、蛋白质等简单有机物葡萄糖、脂肪酸、氨基酸等丙酸、丁酸等挥发酸；乳酸、芳香酸等有机酸；醇类等乙酸H2、CO2；甲醇；甲酸等CH4、CO2等水解发酵细菌产氢产乙酸菌同型产乙酸菌产甲烷菌图1-1青霉素菌渣厌氧发酵的基本过程2.2厌氧发酵的影响因素pH值及酸碱度、温度、总固体含量、接种量、有毒有害物质、有机负荷等从不同角度影响厌氧发酵过程[6]。下面简单介绍几个重要的因素:(1)pH值和酸碱度厌氧发酵系统的酸度是由挥发酸含量决定，碱度则是由氨氮含量决定的，反应系统的pH值则是由碱度和酸度共同作用影响的。厌氧颗粒污泥在一定的pH值范围内活性最好，并且极易受pH值波动的影响。产酸菌的适宜pH值范围为5.0～8.5，而产甲烷菌的适宜pH值范围为6.6～7.5[7]。反应器实际运行过程中，pH值最佳范围为6.8～7.2左右。如果超过这个pH范围，产甲烷菌活性会受到抑制，反应器甚至会不产气。随着反应的进行，系统的pH值经历由酸性到中性再到碱性的过程，反应器连续运行时，进料负荷会影响系统的pH值，所以应保持合理的进料负荷，如果反应系统急速酸化，需要停止进料或者加入适量的生石灰直至恢复反应系统的pH值[8]。在反应器运行过程中，为了保证系统的缓冲能力，应保持反应器的碱度在2000mg/L以上[9]。(2)温度温度是厌氧发酵体系的重要影响因素。厌氧颗粒污泥对温度的变化非常敏感，温度突变，产甲烷菌的活性就收到抑制，水解产酸产酸作用受影响不大，系统中挥发酸会积累，破坏厌氧系统的稳定，产气量骤降，所以要严格控制反应系统的温度，保持温度的变化在±1℃范围内。根据厌氧发酵系统采用的温度不同，厌氧发酵可分为以下三类：常温厌氧发酵、中温厌氧发酵(35℃左右)和高温厌氧发酵(55℃左右)[10]。研究发现，常温厌氧发酵发酵周期长，且产气量不大，高温厌氧产气量大，发酵周期短，但是需要耗费更多的能量来加热，中温厌氧发酵产气效率高，且耗能小,综合考虑，中温厌氧发酵工艺最常见[11]。(3)接种比适宜的接种比，为厌氧发酵提供足够的微生物，加快微生物对新环境的适应，并且在发酵过程具有更好的抗冲击负荷能[12]。接种量少时，产甲烷菌需要一定的迟滞期，此时反应系统可能造成挥发酸的累积，导致反应系统酸化，接种量过大，产气效率也不会有明显的变化，反应器的有效容积也没有得到充分利用。徐颂等通过林可霉素菌渣的中温厌氧消化摇瓶实验发现，接种比越高，越有利于甲烷的产生[13]。(4)含固率厌氧发酵底物的固体含量是影响厌氧发酵过程的主要因素之一。研究发现，随着含固率（TS）的增加，总产气量相应增加，含固率（TS）过大，发酵过程中物料盒接种污泥无法充分混合，且会造成挥发酸和氨氮等积累，抑制微生物的活性[14]。含固率（TS）过小，反应系统中可供微生物利用的有机物量不足，产气量也比较低，所以，发酵底物必须保持适宜的含固率。研究发现，发酵底物含固率的适宜范围为4%-10%，且最佳含固率的范围与温度有关，一般夏季在6%左右，冬季在8%-10%[15]。(5)碳氮比在厌氧消化过程中，微生物利用底物中的有机物进行生长代谢。厌氧发酵处理有机固体废弃物时，需要根据微生物的营养需求调配原料的碳、氮、磷的比例[16]，保证厌氧发酵进程的顺利进行。碳氮比太低，氮元素含量过高，容易引起氨氮累积，抑制微生物的活性，此时应添加适当的碳源，调节物料的碳氮比；碳氮比过高，容易引起反应系统的酸化，系统缓冲能力下降导致厌氧发酵失败。研究表明，厌氧发酵适宜的碳氮比在20:1-30:1之间[17]。（6）有毒有害物质厌氧发酵过程中，发酵底物本身含有的有毒有害物质以及发酵过程中形成的产物都有可能会影响反应系统的正常运行。吴铎等以林可霉素菌渣为研究对象发现，氨氮浓度超过1000mg/L时产甲烷过程受到抑制，林可霉素液相浓度高于100mg/L时，产甲烷过程被完全抑制[18]；朱晓磊以青霉素废水为研究对象，研究结果表明，当青霉素含量小于10mg/L时，厌氧发酵作用受影响较小，高浓度青霉素会对厌氧反应系统产生抑制作用，影响污泥性状[19]。3氨氮浓度对厌氧发酵的抑制作用及其解决办法3.1氨氮浓度对厌氧发酵的影响厌氧发酵过程中，厌氧微生物在降解蛋白质和尿素为主含氮物质的过程中都会产生氨氮。水溶液中存在两种主要的氨态氮：NH3和NH4+，其中NH3的抑制性更强，主要是其能渗透性的自由透过细胞膜，NH3具疏水性，在浓度梯度作用下进入细胞中，引起钾缺乏或质子失衡。氨氮浓度不同时，对厌氧微生物的产甲烷活性影响也不同，刘冰等研究发现，氨氮浓度较低时，促进产甲烷菌的活性，而氨氮浓度过高，又会对厌氧微生物产生毒性作用，抑制颗粒污泥的活性，导致反应器运行失[20]。3.2解决厌氧发酵过程中氨氮抑制的方法厌氧消化处理高含氮有机物时，在氨氮、pH值、挥发酸的综合作用下，反应系统可以稳定运行，但是产气量相当低。为了提高产气量，结合厌氧反应系统的不同情况，可以采用不同的办法解决氨氮抑制的问题。Velsen曾报道过，在氨氮浓度为2420mg/L的系统中驯化过的污泥，在氨氮浓度高达3000mg/L的系统内可以快速产气[21]，因此可以考虑先驯化厌氧微生物菌群，使其能够承受更高的氨氮浓度；G.Lissens等认为，有机固体废物C/N大于15时，单相系统更合适，而当有机固体废弃物富含蛋白质且C/N小于10时，为减小氨氮的抑制程度，应优选两相系统[22]。而在实际工程应用中，KayhanianM提出了两个方法:用清水对厌氧系统内的物料进行稀释和调节进料的C/N减轻氨氮的抑制[23]。任洪强等公开了一种降低厌氧过程高浓度氨氮同步提高产甲烷菌活性的方法，当高含氮有机废水厌氧发酵过程中产生大量氨氮并在厌氧反应器中累积时，部分出水可进入反应池中进行脱氮处理，调节pH至7.0～10.0，待处理液体中的Mg2+、NH4+和PO43-快速发生反应生成MAP结晶并沉淀下来，调节上清液pH到6.5～8.0后回流至厌氧反应器内，该项发明解除了反应系统中氨氮抑制，提高了反应器中产甲烷菌的活性，提高了厌氧反应的运行效果和甲烷产率，同时回收了鸟粪石[24]。席北斗等公开了一种降低氨氮累积的干式厌氧发酵工艺，当系统内发酵液的氨氮浓度达到预定值时，使发酵液通过沸石去除氨氮，本发明在降低氨氮抑制的同时，提高了系统的产气速率[25]。3.3鸟粪石脱氮法的影响因素（1）pH值鸟粪石的生成存在一个最佳pH值，pH在小于最佳pH值范围时，随着pH值升高，鸟粪石在水中的溶解度反而降低，当pH值大于最佳pH值时，随着pH升高，鸟粪石在水中溶解度也升高。溶液中PO43-离子在pH值7时浓度低，反应不利于向生成鸟粪石沉淀的方向进行，当pH值为8.0～9.5时，鸟粪石为沉淀主要成分，当pH值为9.5～11时，有一部分氨氮转化成气态氨逸出，鸟粪石和Mg(OH)2为沉淀主要成分，当pH值11时，沉淀中除李鸟粪石外还有Mg3(PO4)2；当pH值12时，沉淀为Mg3(PO4)2[82]。曾庆玲等研究发现，当pH为9时，脱氮效果最好[26]；徐远研究发现，当pH在8.85左右时，氨氮去除率高达98.6%[27]；杨雪在回收发酵液中氨氮时发现，当pH=10时，氨氮的回收效果最佳[28]。（2）反应时间研究表明，反应时间对氨氮去除率影响很小，但反应时间过长，鸟粪石的结晶沉淀体系会被破坏，降低结晶沉淀性能，反应时间越长，动力消耗越更大，处理费用也越高。曾庆玲等研究发现，反应时间超过5min之后，氨氮去除率变化不大，为使鸟粪石结晶充分发育，便于沉淀洗出，取反应时间为10min[26]。（3）反应物料摩尔比鸟粪石发生结晶反应时，理论上的摩尔比n(Mg2+)∶n(NH4+)∶n（PO43-）应为1∶1∶1，如下式5-1：23442442g6g6MNHPOHOMNHPOHO(1-3)根据同离子效应，为了提高氨氮的去除率，应提高Mg2+、PO43-的配比，不同的处理底物中，不同离子的含量也不同，所以应考虑所处理料液的性质来确定具体的沉淀剂投料量。刘小澜等人以焦化废水为研究对象，选用MgCl2•6H2O和Na2HPO4•12H2O为沉淀剂，结果表明：当n(Mg2+)∶n(NH4+)∶n（PO43-）的摩尔比为1.4∶1∶0.8时，氨氮的去除率可达到95%以上[29]。付钟等以鸡粪厌氧消化液为对象，以MgCl2