微生物处理（共12篇）
微生物处理 篇1
活性污泥中微生物包括各种细菌、微型动物(包括单细胞原生动物和多细胞后生动物)、真菌及藻类等。这些微生物可将污水中的有机废物氧化分解为无机物,使污水得到净化,并为自身提供生长、繁殖的物质和能量。生化反应器进水污染物浓度、温度、pH值、营养盐、溶解氧等多种运行条件影响着活性污泥微生物的生长和繁殖,使其种群数量不断发生变化。
生物镜检具有操作简便快捷、无二次污染等优点。人们利用生物镜检,作为化学水质分析的辅助手段,能够及时发现生物污水处理构筑物的运行问题,及时采取措施以避免生产损失和确保稳定生产。由于污水处理场的进水水质不同,工艺流程不同,活性污泥微生物种群结构不同,只有通过长期观察,分析各种微生物对应的环境和水质条件,才能总结出本污水处理场活性污泥微生物对生化反应器运行状态和水质的指示规律。在此选用锦西石化污水处理场合建式完全混合曝气池和缺氧/好氧生化反应池为研究对象,总结了其活性污泥微生物对曝气池的运行条件和水质的指示规律,希望为其他污水处理场生物镜检工作提供借鉴。
1锦西石化污水处理场生化处理工艺概述
锦西石化污水处理场主要处理炼油化工废水和部分生活污水,设计处理能力为1 000 m3/h,实际处理量约550 m3/h。主要污水处理构筑物包括机械格栅、粗隔油池、均质除油罐、浮选池、合建式完全混合曝气池、缺氧/好氧生化反应池、生化沉淀池、混凝反应池、混凝沉淀池、监测池和动态砂滤等。
其中合建式曝气池共有10间。每间合建式曝气池容积862 m3,单间设计负荷150 m3/h,实际停留时间12 h。每间曝气池的结构分为曝气区、沉淀区、污泥区和导流区四个功能区。污水从池底中部进入曝气区,与回流污泥混合后,经曝气充氧并提升,经过回流窗和导流区,再进入沉淀区,处理后的水由沉淀区周边的三角堰流入出水槽中,沉淀下来的污泥沿回流缝进入曝气区,剩余污泥则通过池底排泥管排出系统。
缺氧池/好氧池又称A/O生化反应池,如缺氧池和好氧池串联运行的前置反硝化运行模式。采用两组并联又可分别独立运行的“A/O”生化池组成,单组“A/O”生化池有效容积约54 200 m3。缺氧生化池(A)与好氧生化池(O)体积比约1∶3。污水首先进入缺氧生化池,然后进入好氧生化池进行碳化和硝化反应。硝化液回流到缺氧池进行反硝化。“A/O”池出水进入生化沉淀池,沉淀池池底的活性污泥经污泥回流泵回流至生化缺氧池或好氧池,剩余污泥和浮渣排出系统。合建式曝气池和A/O生化反应池的水质控制指标及操作条件如表1所示。
2生物镜检基本工作方法
2.1 采样方法
每24 h在固定采样点采集250 mL样品,并在2 h内对样品进行镜检,以保证样品的生物活性。
2.2 制片方法
将1 mL清水置于清洁干燥的表面皿上,用滴管将清水吸净,再逐滴滴出,直至滴完,记录滴数,计算每滴容量。重复三次。一般1 mL约20滴,每滴0.05 mL。
将活性污泥样品搅拌均匀,用标定过的滴管吸取一定量混合液,滴一滴于清洁载玻片中央,从液滴一侧缓缓盖上盖玻片,防止气泡产生。将制好的滴片放到显微镜载物台上,夹好,选择10倍物镜,调整焦距后开始镜检。
2.3 镜检方法
选择10倍物镜以“之”字形逐行扫视整张滴片,以“正”字法记录观察到的微型动物数量。用40倍物镜进行细致观察,对照图谱对微型动物进行鉴定,画图记录微型动物的主要特征,文字记录微型动物的行为特征。
将40倍物镜对准滴片中央任意三点,观察视野中丝状菌丰度。选择一个菌胶团(该菌胶团大小应与整张滴片中所有胶团平均大小相当,此类胶团被称为优势胶团),并将物镜固定在该视野处,开始记录该菌胶团上的丝状菌数量,同时适当调节细准焦螺旋,以便准确记录。最后取三点视野记录的丝状菌丰度的平均值记录。
将40倍物镜对准滴片中央任意三点,观察视野中游离细菌丰度:选择一个清亮无菌胶团的视野,观察游离细菌丰度。游离细菌在显微镜视野中呈清亮小点,有椭球形、球形、杆状和波状等不同形状,个别细菌能够微微游动,但其个体比鞭毛虫小得多,应注意区分。将物镜固定在该视野处,开始记录该视野中游离细菌的数量,同时适当调节细准焦螺旋,以便准确记录。最后取三点视野记录的游离细菌丰度的平均值记录。
3活性污泥微生物的指示作用
3.1 丝状菌数量与入水水质的对应关系
活性污泥中的丝状微生物包括丝状菌、丝状真菌、丝状藻类等,其中以丝状细菌细胞相连且形成丝状菌体最为常见。当丝状菌过度增殖时,丝状菌从菌胶团中伸展出来,形成“刺毛球”,阻碍菌胶团絮粒的凝聚,导致污泥沉降性能下降,出水悬浮物增加,甚至引起污泥膨胀。
锦西石化污水处理场合建式曝气池入水挥发酚含量>60 mg/L时,丝状菌清晰可见且长度较长,各运行曝气池丝状菌平均丰度>40根/优势胶团,且其丰度随入水挥发酚含量增大而增加。挥发酚冲击过后,丝状菌丰度下降缓慢。而丝状菌对COD、氨氮等污染物含量波动不敏感。(见图1)
3.2 游离细菌数量与入水水质的对应关系
活性污泥中的细菌是污水净化的主要承担者,其数量可占活性污泥总量的92%～95%左右。当曝气池运行条件正常时,大部分细菌分泌出多糖类荚膜聚集成团,形成菌胶团,抵御环境变化和原生动物的吞噬;但当曝气池运行状况异常,如入水水质冲击、污泥负荷升高或有毒物质过高时,菌胶团多样荚膜破坏,大量细菌从菌胶团上游离出来,成为游离细菌。而当环境条件适宜时,这些游离细菌又会附着在其它菌胶团上,或附着在丝状菌骨架上,形成新生的菌胶团。
锦西石化污水处理场合建式曝气池水质冲击负荷较高,水质波动大,镜检时经常可见游离细菌。经过长期观察,发现游离细菌丰度与入水污染物含量存在如下关系:
当曝气池入水污染物COD含量>800 mg/L,或氨氮含量>70 mg/L,或酚含量>100 mg/L时,镜检时视野浑浊,出现大量游离细菌,各运行曝气池游离细菌平均丰度>100个/视野。游离细菌的数量随污染物含量上升而增加。(见图2)
3.3 微型动物对水质的指示作用
目前很多文献指出各种微型动物对生化反应器运行状况的指示作用,例如,在高负荷、曝气量相对不足时,小鞭毛虫占优势;运行环境良好,处理效果好时,大量出现漫游虫属、斜叶虫属、管叶虫属、钟虫属、累枝虫属、盖虫属、有肋纤虫属、独缩虫属及各种吸管虫类等或有壳变形虫,而过分曝气则出现大量的肉足虫类及轮虫类。
通过对锦西石化污水处理场镜检数据的长期采集分析,发现各类微型动物对不同污染物的适应能力不同,特定种类的微型动物在某一浓度的污染物中生长速率可达到最大,表现为随水质波动而数量激增;当超过此浓度范围时,此类微型动物都将受到生长抑制,甚至消失。找到各种微型动物数量与COD、氨氮、挥发酚、石油类等各种污染物含量的对应关系,对指导石化污水处理场工艺生产具有重要意义。
3.3.1 虫体形态的指示作用
钟虫虫体形态对水质的指示作用最为明显。曝气池入水污染物浓度低且水质稳定时,钟虫大小适中,通体透明,纤毛环迅速摆动,尾柄收缩频繁有力;当曝气池污水溶解氧含量变低或pH突变时,钟虫前端出现顶泡;当来水中有过多难分解或抑制物质时,或水温过低时,钟虫体内积累有未消化颗粒呈不活跃状态;当来水负荷突然增高,或来水而突然涌入大量有毒物质(如酚)时,出现畸形钟虫,虫体干瘪,不规则,虫体变小,或虫体后端长出次生纤毛环、钟虫尾柄脱落形成呈游泳状态生活的游泳体;如来水水质继续得不到改善,则虫体将形成包囊而死亡。
3.3.2 微型动物种群数量变化的指示作用
(1)变形虫数量变化的指示作用
锦西石化污水处理场合建式曝气池和A/O生化池活性污泥中常见的变形虫有简便虫属、马氏虫属等无壳裸变形虫和鳞壳虫属、表壳虫属、葫芦虫属等有壳变形虫。有壳类变形虫指示入水负荷较低和存在硝化作用,其与曝气池入水水质的关系仍在摸索中。下文所指变形虫均指无壳类变形虫。
经过长期观察发现,变形虫对石油类、氨氮类污染物的适应类强于其它微型动物,其与入水氨氮、挥发酚及COD等污染物含量波动的对应关系见图3所示。
当A/O生化池入水石油类污染物含量<25 mg/L,同时氨氮含量在10～35 mg/L时,变形虫生长受到促进,A/O生化池入口处变形虫数量将激增到>100只/0.05 mL。合建式曝气池出水石油类污染物含量<15 mg/L,同时氨氮含量在20～55 mg/L时,变形虫生长受到促进,各间运行曝气池变形虫平均数量将迅速增加到>100只/0.05 mL。
当入水污染物含量高于以上范围时,变形虫生长受到抑制;污染物含量越高,抑制作用越强;当入水污染物含量过高时,变形虫甚至消失。例如,A/O生化池入水石油类污染物含量<25 mg/L,或氨氮含量>35 mg/L时,A/O生化池变形虫开始受到抑制;当入水石油类含量>30 mg/L,或入水氨氮含量>85 mg/L时,变形虫生长受到强烈抑制;当入水氨氮含量>130 mg/L时,变形虫完全消失。同理,合建式曝气池出水石油类污染物含量>15 mg/L,或氨氮含量>55 mg/L时,变形虫生长开始受到抑制;当出水石油类含量>40 mg/L,或入水氨氮含量>80 mg/L时,变形虫生长受到强烈抑制;当入水氨氮含量>135 mg/L,或出水石油类>75 mg/L时,变形虫完全消失。
变形虫对污水污染物挥发酚的适应力低于鞭毛虫,对COD的适应力与鞭毛虫相当。例如,当A/O生化池入水挥发酚含量<5 mg/L,同时入水COD含量<250 mg/L,且石油类和氨氮含量在变形虫生长范围内,A/O生化池入口处变形虫数量>100只/0.05 mL;当A/O生化池入水挥发酚含量>5 mg/L或COD>450mg/L时,变形虫生长就会受到抑制;当A/O生化池入水挥发酚含量>10 mg/L,或COD>600 mg/L时,变形虫生长就会受到强烈抑制,A/O生化池入口处变形虫数量将下降到<50只/0.05 mL;当A/O生化池入水挥发酚含量>25 mg/L,或入水COD含量>1 000 mg/L时,变形虫将完全消失。
(2)鞭毛虫数量变化的指示作用
通过对锦西石化分公司污水处理场合建式曝气池和A/O生化池的长期观察,发现其活性污泥中常见的波豆虫属和滴虫属等鞭毛虫纲原生动物的数量变化与曝气池入水氨氮、挥发酚及COD等污染物含量波动的对应关系见图4所示。
鞭毛虫对挥发酚的适应力高于其它原生动物,常在水质冲击后生长受到促进,出现数量迅速上升的现象。例如,A/O生化池入水挥发酚含量>30 mg/L后,当受到水质冲击入水挥发酚含量下降到<20 mg/L时,A/O生化池入水处鞭毛虫生长受到促进,数量开始上升,当入水挥发酚含量继续下降到<5 mg/L时,鞭毛虫数量将激增至>100只/0.05 mL。又如,合建式曝气池入水挥发酚含量>140 mg/L后受到冲击,入水挥发酚含量又下降到<50mg/L时,鞭毛虫生长受到促进,数量开始上升,当入水挥发酚含量继续下降到10～25 mg/L时,各间运行曝气池平均鞭毛虫数量将>100只/0.05 mL。
尽管鞭毛虫对挥发酚的适应力强于其他原生动物,但其耐受力也是有限的。尤其要注意挥发酚对原生动物的抑制作用特别强烈。当生化反应器入水污染物含量超过鞭毛虫的最适范围时,鞭毛虫生长也会受到抑制。例如,A/O生化池入水挥发酚含量>10 mg/L,或COD含量>600 mg/L,或氨氮含量>30 mg/L,石油类含量>20 mg/时,鞭毛虫数量开始下降,或维持在1～50只/0.05 mL;如果入水污染物含量继续上升,挥发酚含量>30 mg/L,或COD含量>1 000 mg/L,或氨氮含量>130 mg/L时,鞭毛虫将完全消失。
同理,合建式曝气池入水挥发酚含量>50 mg/L,或COD含量>400 mg/L,或氨氮含量>25 mg/L,出水石油类含量>2 mg/L时,鞭毛虫数量开始下降;如果入水污染物含量继续上升,挥发酚含量>85 mg/L,或COD含量>600 mg/L,或氨氮含量>45 mg/L,出水石油类含量>20 mg/L时,鞭毛虫生长会受到强烈抑制,数量下降到<50只/0.05 mL;当入水挥发酚含量>120 mg/L,或COD含量>1 000 mg/L,或氨氮含量>135 mg/L,出水石油类含量>75 mg/L时,鞭毛虫将完全消失。
(3)钟虫数量变化的指示作用
当曝气池活性污泥生物相优势种由鞭毛虫/变形虫向钟虫转变时,往往指示曝气池入水COD、氨氮、挥发酚等污染物浓度下降。钟虫出现时,指示水质情况较好,各污染物含量较低。经过长期观察锦西石化污水处理场合建式曝气池和A/O生化池钟虫生长繁殖特性,总结出无形变的健康固着生活个体数量与各污染物含量关系如图5所示。
钟虫对污染物比较敏感,只在水质条件好,污染物含量低的水体中出现。当A/O生化池入水COD含量<300 mg/L,氨氮含量<30 mg/L,挥发酚含量<5 mg/L,石油类含量<10 mg/L时,A/O生化池入水处钟虫数量>20只/0.05 mL。
一旦入水COD含量>500 mg/L,或氨氮含量>50 mg/L,或挥发酚含量>16mg/L,或石油类含量>15 mg/L时,A/O生化池入水处钟虫数量就会下降到<10只/0.05 mL。当入水COD含量>1 000 mg/L,或氨氮含量>110 mg/L,或挥发酚含量>26 mg/L时,钟虫将完全消失。
钟虫适宜在溶解氧含量较高的水体中生存。高溶解氧含量将提高钟虫对污染物的适应力。合建式曝气池溶解氧含量常年在3.0～8.0 mg/L,当入水COD含量<550 mg/L,氨氮含量<45 mg/L,挥发酚含量<35 mg/L,且出水石油类含量<15 mg/L时,钟虫数量>100只/0.05 mL。当污染物含量上升时,钟虫生长会受到抑制。当入水COD含量>600 mg/L,或氨氮含量>50 mg/L,或挥发酚含量>45 mg/L,或出水石油类含量>35 mg/L时,各间运行曝气池平均钟虫数量<50只/0.05mL。当入水COD含量>860 mg/L,或氨氮含量>90 mg/L,或挥发酚含量>60 mg/L时,钟虫生长受到强烈抑制,各间运行曝气池平均钟虫数量<10只/0.05 mL。当入水COD含量>1 000 mg/L,或氨氮含量>105 mg/L,或挥发酚含量>116 mg/L时,钟虫将完全消失。
(4)轮虫数量变化的指示作用
轮虫为多细胞微生物,以单细胞原生动物或污泥碎屑为食,出现时说明污水中溶解氧充足,微生态平衡稳定,污泥有较强的抗冲击能力。但如长期曝气过量,污泥发生自氧化,污泥变碎,易造成轮虫恶性增殖,污泥污染物去除率下降,出水水质变差。因此当发现轮虫数量急剧增加时,应降低曝气量,并适量提高入水污染物浓度(见图6)。
4结语
利用活性污泥微生物相易受环境因素影响的特性,经过长期镜检观察,分析微生物对应的环境和水质条件,总结出微生物相对生化反应器运行状态和水质条件的对应关系。根据锦西石化分公司污水处理场生物镜检工作实例,归纳出以下规律:
(1)在该合建式完全混合曝气工艺中,丝状菌丰度可以用来指示入水挥发酚含量变化。当入水挥发酚含量>60 mg/L时,丝状菌清晰可见,其平均丰度>40根/优势胶团,且其丰度随入水挥发酚含量增大而增加。挥发酚冲击后,丝状菌丰度下降缓慢。
(2)在该合建式完全混合曝气工艺中,游离细菌丰度与入水COD、氨氮、挥发酚含量有关。当入水COD含量>800 mg/L,或氨氮含量>70 mg/L,或挥发酚含量>100 mg/L时,镜检时视野浑浊,出现大量游离细菌,游离细菌平均丰度>100个/视野。
(3)当生化处理反应器入水水质变差时,钟虫活动方式或虫体形态发生变化甚至死亡,个别微生物生殖方式变为有性繁殖;
(4)变形虫、鞭毛虫、钟虫等原生动物对COD、氨氮、挥发酚、石油类等污染物的适应能力各有不同。当污染物含量在其适应生长的范围内时,原生动物的生长受到促进,数量上升;当污染物含量超过原生动物适宜生长的范围时,原生动物的生长受到抑制,污染物含量越高,抑制作用越强;当污染物含量超过其生存范围时,原生动物完全消失。
(5)当轮虫出现时,说明曝气池入水污染物浓度较低,溶解氧含量较高。但轮虫数量急剧增多时,指示曝气过量,应及时调整。
参考文献
[1]王基成,廖婷婷,周彦波,等.活性污泥系统中微型动物与水质净化效果的相关分析[J].环境污染与防治,2009,31(2).
[2]王北苏.原生动物在环境监测与污水处理中的应用[J].甘肃科技,2010,26(8).
[3]刘娟,杨敏,齐嵘,等.污泥膨胀状态下原生动物群落结构分析[J].环境工程学报,2009,3(2).
微生物处理 篇2
微生物处理含油废水的实验研究
摘要：实验以天津大港油田受原油污染的土壤为菌源,原油为唯一碳源,采用限制性底物大剂量冲击驯化方式,共驯化、筛选分离出四株对原油有一定降解能力的优势微生物,初步认定为假单胞菌属(Pseudomonas);以此优势菌株为始发菌株,聚乙烯醇为载体,采用包埋法进行微生物固定化实验,实验结果表明:微生物固定化后微生物的活性相对稳定,可以认为聚乙烯醇是一种比较好的包埋载体.作 者：沈齐英 SHEN Qi-ying 作者单位：北京石油化工学院化工系,北京 102617期 刊：环境科学与技术 ISTICPKU Journal：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY年，卷(期)：,30(2)分类号：X703关键词：微生物 固定化 含油废水
微生物处理 篇3
关键词：臭氧；微生物；油脂；脂肪酸；鸭肉
中图分类号： TS251.1文献标志码： A文章编号：1002-1302（2015）02-0252-03
收稿日期：2014-04-23
基金项目：“十二五”农村领域国家科技计划（编号：2013BAD19B09）；江苏省科技基础设施建设计划（编号：BM2012026）。
作者简介：梁龙（1988—），男，河南商丘人，硕士研究生，主要从事食品安全与检测的研究。E-mail：lianglongliang12@163.com。
通信作者：陆利霞，博士，副教授，从事食品安全和微生物方面的研究。E-mail：llxhn66@126.com。臭氧发现于1785年，应用到工业中则是在20世纪初。臭氧的特殊性质使其能够和很多物质发生反应，在法国将臭氧应用于饮用水消毒以来，其应用范围不断扩大。食品杀菌方面，最早应用臭氧的是法国科隆市对冷冻肉的保存[1]。随后食品加工中臭氧保鲜和臭氧杀菌技术在发达国家得到广泛应用。臭氧作为一种国际公认的绿色、安全消毒剂，目前在果蔬保鲜中主要应用于杀灭其表面微生物，从而延长果蔬的货架期，提高产品质量。McLoughlin[2]和Strickland等[3]分别研究利用臭氧水处理苹果和鲜切沙拉时，都得到了臭氧水可以延长产品货架期的结论，从而节约了成本，大大减少后续工作。在肉制品中使用臭氧水同样是为了杀灭微生物，提高产品质量。 Coll Cárdenas等[4]和 Novak等[5]研究了臭氧水处理对牛肉中微生物、肉表面颜色和气味的影响，Jaksch等[6]报道了臭氧水处理对猪肉中微生物和肉品质的影响，贾艳花等[7]研究了臭氧水处理对鸡肉中微生物、挥发性盐基氮、pH值和感官的影响；但涉及鸭肉的研究很少，特别是臭氧水处理对油脂脂肪酸的研究，国内外还没有相关报道。本研究讨论了臭氧水处理鸭肉对肉中微生物和脂肪酸的影响，为臭氧水在肉制品中的进一步应用提供参考。
1材料与方法
1.1材料
1.1.1样品与试剂冷冻鸭腿肉（购于当地超市）。营养琼脂培养基为北京奥博星生物技术责任有限公司产品；自封袋；碘化钾、浓硫酸、硫代硫酸钠、可溶性淀粉、石油醚、甲醇、氢氧化钠、三氟化硼、氯化钠、无水硫酸钠等均为分析纯；正己烷为色谱纯；11种脂肪酸标准品为 AccuStandard 公司产品。
1.1.2仪器设备HM-SY30型臭氧机，南京皇明臭氧机电设备厂；FD-3型冷冻干燥机，北京博医康实验仪器有限公司；RE-52型旋转蒸发仪，上海亚荣生化仪器厂；6890N型气相色谱仪，安捷伦。
1.2方法
1.2.1臭氧水的制备利用臭氧机制取臭氧气体，通入自制气液混合装置中，通过调节臭氧气体流量和出水流速从而调节臭氧水浓度。采用碘量法测定制取的臭氧水浓度。
1.2.2鸭肉样品的处理将鸭肉分成10 g/份，去皮、去筋，浸泡在臭氧浓度为6、9、14 mg/L的臭氧水中5、10、 20 min；未经臭氧水处理的鸭肉作为对照。通过单因素试验，分析臭氧水处理对鸭肉中菌落总数和脂肪酸的影响。
1.2.3细菌总数测定采用平板计数法（APC），参照GB 4789.2—2010《食品微生物学检验菌落总数测定》中细菌总数的测定方法进行测定，其灭活率公式为：N=S0/S×100%。式中：N表示灭活率；S0表示处理后鸭肉中菌落总数；S表示处理前鸭肉中菌落总数。
1.2.4鸭肉中油脂的提取利用索氏抽提的方法，样品前处理通过真空冷冻干燥去除水分。用石油醚（沸程30～60 ℃）作为萃取溶剂，回流8 h后提取结束。利用真空旋转蒸发仪将石油醚蒸干后得到鸭肉的粗脂肪。
1.2.5脂肪氧化值的测定过氧化值（POV）按GB/T 5538—2005《动植物油脂过氧化值测定》中的方法测定；硫代巴比妥酸值（TBA）参考 Mielnik等的方法[8]测定。
1.2.6鸭肉中油脂的甲酯化将Garcia Regueiro等的方法[9]稍作修改：取“1.2.4”节中提取的鸭油200 mg至50 mL圓底烧瓶中，加入4 mL氢氧化钠甲醇溶液；在烧瓶上套上冷凝管水浴回流20 min，加入5 mL三氟化硼甲醇溶液并煮沸 3 min，再加入3 mL正己烷；立即取出烧瓶并加入饱和氯化钠溶液，摇晃均匀后取上层溶液；加入适量无水硫酸钠，保存于-20 ℃，待做气相色谱分析。
1.2.7气相色谱分析条件色谱柱DB-WAX（30 m×0.25 mm×0.2 μm）毛细管柱；火焰检测器（FID），温度190 ℃；进样口温度230 ℃；载气为高纯氮；升温程序：起始温度150 ℃，保持2 min，以6 ℃/min升温至230 ℃，保持 30 min；进样量1 μL；分流比10 ∶1。
1.2.8统计与分析每个试验重复3次，试验结果采用 Excel 和SPSS软件进行处理和分析。
2结果与分析
2.1臭氧水处理对鸭肉中细菌总数的影响
由图1可以看出，臭氧水对鸭肉中细菌总数的减少有着显著效果。随着臭氧水浓度的增大，对细菌的杀灭能力不断增强。相同浓度的臭氧水处理鸭肉，随着作用时间的延长，其杀灭率不断提高；但是当臭氧水浓度为14 mg/L时，随着作用时间的延长，杀灭率并没有明显提高。这与郑露等的报道中利用臭氧水单独作用菌悬液的杀灭效果[10]有很大差异。其原因主要与臭氧的灭菌机制有关，臭氧首先作用于细菌的细胞壁，然后作用于细胞膜，改变其通透性使细胞质流出或直接进入细胞质破坏膜内组织使菌体死亡[11]。所以臭氧首先要接触到微生物才有可能将其杀灭，总结已有臭氧处理食品的文献得知影响臭氧杀灭微生物效果的主要因素包括：食品类型、目标微生物种类、原始菌量和臭氧的物理状态。含有机介质的微生物对臭氧的敏感度很低，即有机物对臭氧杀灭微生物的效果有显著性影响[12]。有机物包裹着细菌，大量臭氧与先接触到的有机物产生反应而被消耗[13-14]。 因此需要提高臭氧浓度、改变处理方式使臭氧与微生物直接接触从而达到更好的灭菌效果。
nlc202309031149
2.2臭氧水处理对鸭肉中油脂氧化和脂肪酸的影响
2.2.1不同浓度臭氧水处理对鸭肉油脂氧化的影响利用不同浓度臭氧水处理鸭肉10 min后，鸭肉中脂肪氧化变化情况见表1。鸭肉变质的原因之一为肉中的油脂氧化。肉中油脂的氧化主要有2个原因：自动氧化和外界因素引起的氧化（本试验主要是臭氧对肉中油脂的氧化）。POV值是测定脂肪氧化初级产物氢过氧化物，用于反映肉中脂类氧化程度。由表1可知，随着臭氧水浓度的增大，鸭肉中POV值也增大。当使用浓度≥9 mg/L的臭氧水处理鸭肉10 min时鸭肉中油脂POV值呈显著性差异（P<0.05）。TBA值反映脂肪二次氧化程度，主要是以丙二醛（MDA）的生成量为代表。由表1可知，随着处理浓度的增大，其TBA值反而减小。这可能是由于MDA本身不稳定，能与许多物质反应生成其他产物，从而使TBA值在氧化过程中变化不明显甚至有所下降。总之，不同浓度臭氧水对脂肪氧化的影响较显著，但是不影响鸭肉油脂的品质。
2.2.2脂肪酸标准品的测定11种脂肪酸甲酯混合标准品的分离情况如图2所示，已鉴定的各脂肪酸甲酯成分见表2。
2.2.3原料鸭腿肉中脂肪酸的组成原料鸭腿肉中脂肪酸
从图3可知，鸭肉中主要脂肪酸有4种，分别是棕榈酸（C16 ∶0）、硬脂酸（C18 ∶0）、油酸（C18 ∶1）和亚油酸（C18 ∶2），它们的相对百分含量总和占总脂肪酸含量的8724%。饱和脂肪酸中棕榈酸含量最高（20.88%），其次是硬脂酸（631%）。不饱和脂肪酸中油酸含量最高（4046%），其次是亚油酸（19.59%）。这与王道营[15]、杨士章等[16]对鸭肉中脂肪酸含量的报道一致。可见鸭腿肉中富含不饱和脂肪酸，其中单不饱和脂肪酸油酸的含量高达40%，这对于降低胆固醇、预防动脉硬化具有显著效果，对人体有良好的保健功能[17]。
2.2.4臭氧水处理后鸭肉中脂肪酸的变化利用臭氧水对鸭肉进行浸泡杀菌处理，当臭氧水的浓度为14 mg/L并作用10 min时细菌杀灭率可达97.4%，很好地达到了减菌化的目的。然后将臭氧水处理后的样品除去水分，提取脂肪，甲酯化后进行气相色谱分析。根据不同浓度的脂肪酸甲酯标准品建立标准曲线，鸭肉中主要脂肪酸的标准曲线方程见表3，根据处理样品的峰高可计算该脂肪酸的含量。
3结论与讨论
臭氧水处理鸭肉能有效减少其微生物总数，使用浓度为6 mg/L的臭氧水浸泡5 min时对细菌的杀灭率可达91.2%，且处理时间越长杀灭率就越高。使用浓度为9 mg/L的臭氧水处理20 min与浓度为14 mg/L的臭氧水处理10 min的杀灭效果相当，鸭肉中的细菌总量能够降低97%左右。臭氧水不能完全杀灭微生物的原因与其杀菌机制有关——臭氧水中的有效成分能够与大部分有机物发生反应，从而使得肉中的有机物对微生物产生保护作用，影响臭氧水的杀灭效果。但也正是此原因使得臭氧水对肉中的油脂起到了保护作用，所以使用低浓度臭氧水处理鸭肉时对肉中油脂氧化无显著影响。使用浓度为14 mg/L的臭氧水处理10 min，对鸭肉中油脂氧化有显著性影响（P<0.05），对不饱和脂肪酸中的油酸含量也有显著性影响（P<0.05）。
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肉牛饲料秸秆微生物处理技术 篇4
秸秆养畜过腹还田具有很高的综合效益。目前, 国内已开发出秸秆青贮, 氨化、微化、碱化、盐化等饲料转化技术, 秸秆总饲用率已提高到30%左右。每年可节约饲料用粮2000万吨。秸秆饲料适口性好, 纤维降解率可达到20～35%, 蛋白质含量增加50%以上, 并含有多种氨基酸, 可替代40～50%的精饲料, 用于牛羊等草饲家畜养殖饲料, 效果十分显著。同时, 农区养牛业、养羊业的发展, 带动了牛羊屠宰, 肉类与皮革加工和第三产业的发展, 而且延伸了产业链, 扩大了就业机会, 拓展了农民脱贫致富之路, 为农业和农村经济的发展注入了新的活力。
农作物秸秆纤维物质含量高, 营养成分低, 不适宜直接当作饲料饲养畜禽, 必须经过适当处理。经过多年试验, 在广泛吸取了目前秸秆处理方法优点的基础上, 由中国农业科学院与中国人民解放军军事医学科学院联合研究开发出秸秆饲料生物处理发酵剂。发酵剂中含有纤维分解菌, 乳酸菌, 芽孢杆菌和酵母菌等多种有利于秸秆降解和刺激畜禽生长的有益微生物。该技术处理方法简单, 处理效果明显, 优于氨化处理等老方法, 能分解木质素, 提高营养价值, 增强适口性, 提高消化率。
1 秸秆预处理
各种农作物秸秆 (如玉米秸、高粱秸、稻草、麦秸、藤薯秧等) 均可作为肉牛的粗饲料。某些作物 (如玉米秸) 收获果穗后, 秸秆仍然青绿, 若饲喂肉牛直接揉碎后备用, 若用于老弱和幼畜饲喂则切成1～2厘米的段。已存放一段时间的农作物秸秆, 经过日光的照射, 已老化发黄, 选用无霉变的切成2～4厘米段备用, 秸秆水分含量低的先用水浸泡2小时再处理。
2 微生物发酵处理
在水泥地 (池) 上平铺一层10厘米厚的秸秆, 并按秸秆重量撒入5‰的生物发酵剂和3%的尿素。生物发酵剂可与适量玉米面、豆粕等混合后撒入, 撒料时尿素与生物发酵剂分别撒入, 上面再铺一层10厘米厚的秸秆, 以此进行, 直至料堆达到预定高度。发酵料堆厚度不得低于50厘米, 发酵第一天料堆覆盖草垫, 第二天去掉草垫, 白天用彩条布覆盖防止阳光照射。用温度计监测料堆深度30厘米处, 检查饲料每天温度变化情况, 当料堆温度达到50～60℃时开始翻堆, 每天翻堆一次。
采用生物发酵剂处理的肉牛秸秆饲料, 从第三天开始, 料堆温度一般比不加生物发酵剂的高出10～18℃, 料堆中人为加入大量的生物发酵剂, 增加了料堆中微生物的数量, 大量微生物的生长繁殖产生的生物热能增加了料堆的温度, 加速秸秆腐解进程。秸秆腐解过程中, 微生物是有机质降解的动力。秸秆的基本成分是纤维素、半纤维素和木质素, 其中纤维素为主要成分, 纤维素的分解是靠纤维素酶的水解作用。发酵时间长短根据环境温度而定, 最低发酵温度为10℃, 温度升高发酵时间相应缩短。发酵好的秸秆饲料色泽金黄或浅黄色, 具有酒香或苹果香味, 手感质地柔软松散。
3 养肉牛饲喂方法
秸秆发酵后干物质消化率提高40%以上, 粗蛋白质含量提高8～12%, 有机酸和糖提高30～40%, 粗脂肪3～7%, 全氮129%, 全磷47%, 全钾112%, 同时还产生大量维生素、氨基酸等生理活性物质, 可替代50%的精饲料直接用于饲喂育肥牛。
微生物处理 篇5
采用硫酸盐还原菌处理含铬(Ⅵ)废水,研究了其去除铬(Ⅵ)的最适宜工艺条件.实验表明,该菌的.适用范围广,处理含铬废水的能力强.在菌液与废液体积比为1.0:1、铬(Ⅵ)质量浓度为150 mg/L条件下处理36 h,铬(Ⅵ)去除率达99.9%.
作 者：瞿建国 申如香 徐伯兴 李福德 Qu Jianguo Shen Ruxiang Xu Boxing Li Fude 作者单位：瞿建国,Qu Jianguo(华东师范大学,河口海岸国家重点实验室,上海,62)
申如香,Shen Ruxiang(中国科学院,硅酸盐研究所,上海,200050)
徐伯兴,Xu Boxing(华东师范大学,环境科学系,上海,200062)
李福德,Li Fude(中国科学院,成都生物研究所,四川,成都,610041)
刊 名：化工环保 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL PROTECTION OF CHEMICAL INDUSTRY 年，卷(期)： 25(1) 分类号：X703 关键词：铬(Ⅵ) 废水处理 硫酸盐还原菌 微生物法
阿奇霉素废水生物处理工艺研究 篇6
关键词： 阿奇霉素废水 厌氧消化 预处理 COD
中图分类号：X787 文献标识码：A 文章编号：1672-5336（2015）06-0000-00
1 阿奇霉素简介
阿奇霉素（Azithromycin）[1]简称AM，是新型红霉素的两个最具代表的药物之一，它是将9位酮肟化后进行Beckman重排和N上甲基化反应，内脂环被插入了一个氮原子而扩大的15圆氮杂环内脂类抗生素[2]。商品名有舒美特、泰力特、希舒美、Zithromax等。1988年首先在前南斯拉夫上市，1991年在英国上市，1992年在美国上市。阿奇霉素已经广泛用于临床治疗呼吸道、泌尿道、皮肤和软组织等感染。临床实验表明，阿奇霉素治疗呼吸道感染和软组织感染显示了极其优越的前景[3]。阿奇霉素是一个从红霉素A制备的广谱抗菌药。它的化学名为：9A-甲基-9-脱氧-9A-氮杂-9A-高红霉素A。其合成方法最早在Bright.USP：4474768和Kobrehel，et al.，USP：4517359中公开。在这些专利中被被命名为N-甲基-11-氮杂-10-脱氧-10-二氢-红霉素 A。
阿奇霉素的合成路线由4部分组成：红霉素A的肟化、贝克曼重排、还原、甲基化反应。即：由红霉素A肟经贝克曼重排反应得到红霉素6，9-亚胺醚后，还原得到氮红霉素，然后进行甲基化得到阿奇霉素一水合物，重结晶后得到阿奇霉素二水合物。
阿奇霉素废水是我国制药行业排放的一类高色度、含有中间产物、残余阿奇霉素以及含难降解有机物和生物毒性物质较多的高浓度有机废水。该类废水水体污染严重，成分复杂，其中含有大量有机物、溶解性固体及悬浮物，此外还含有具有生物毒性的抗菌素。阿奇霉素废水含有的有机物主要为红霉素肟、丙酮、甲醇、二氯甲烷、氯仿、甲醛、阿奇霉素等，无机物主要有氯离子、高氯酸钠、硫酸根离子和氨根离子等。
2 预处理实验方案
分为三部分进行：（1）混凝处理；混凝条件为：取一定量的废水，用NaOH或H2SO4溶液调pH=3，加入混凝剂聚合氯化铝。考察处理效果，注重考察COD去除率。（2）铁炭微电解处理；铁炭微电解处理条件：取混凝后的废水，用NaOH或H2SO4溶液调pH=4，加入Fe为6 g/100mL，Fe/C质量比为4：1，反应时间为2h。（3）Fenton氧化处理；Fenton氧化处理条件：取铁炭微电解处理的废水，用NaOH或H2SO4溶液调pH=4，加入0.3 mL 的FeSO4溶液，0.6 mL 的H2O2，每10min加一次，搅拌时间为20 min。
3 实验方案
经过预处理后，达到可生化的目的，然后进行生物处理，生物法是利用自然界存在的各种生物特别是微生物，分解和去除废水中污染物质方法。由于多种情况是依靠异养菌和原生动物起主要作用，故适合采用生物法的是以有机成分为主的废水。厌氧-好氧组合工艺处理：首先进行厌氧污泥的培养驯化，厌氧微生物能进行好氧微生物所不能进行的反应，由于大多数抗生素结晶母液是代谢产物，其中不仅含有复杂的苯环结构，而且还存在着大量中间代谢产物，它们各有不同的抑菌范围。因此可以在厌氧环境下利用厌氧微生物的生命活动打破芳香环及较大的苯环结构，使其变成小分子，并破坏其抑菌作用，提高其废水的生物处理能力。然后进行好氧污泥的培养驯化，好氧微生物通过自身的新陈代谢进行进一步的去除。实验采用中温消化，在温度35℃的条件下， pH=5.0～6.0，对污泥进行培养和驯化。营养液由人工配制（配比如下：葡萄糖 7.6g/L， H2NCONH2 0.43g/L，KH2PO4 0.18g/L，pH=7.0），连续培养一星期之后，再加入稀释的废水进行驯化，同时观察生物生长情况，并检测出水水质（COD）比较稳定后转入厌氧消化瓶。
4 实验步骤
（1）熟悉预处理的方法。（2）测定原水的pH值和水温。（3）重复最优条件的混凝处理，得出COD的去除率。（4）重复最优条件的铁炭微电解处理，得出COD的去除率。（5）重复最优条件的Fenton试剂氧化法处理，得出COD的去除率。（6）培养驯化厌氧污泥。（7）注意观察并记录驯化过程的温度，PH值，营养液配比等并记录产气量。（8）用重铬酸钾法测定进出水的COD值。
5 预处理实验结果
选定混凝-铁炭微电解-Fenton氧化法的各种最优条件组合进行了重复实验。以最佳组合条件结果：在最优条件下，混凝的COD平均去除率为35.5%。在最优条件下，经铁炭微电解处理，COD去除率达到50.39%。在最优条件下，最终经Fenton氧化处理后，COD去除率达到65.49%。
6 结语
本论文通过大量的重复性实验、探索性实验研究了阿奇霉素废水预处理效果和厌氧生物消化处理的情况，得出以下结论：（1）原水COD：27914.15 mg/L， pH=10，经过混凝、铁炭微电解、Fenton氧化三步预处理后，测定废水COD：10836.80 mg/L， 计算得预处理COD的平均去除率可达65.49%。（2）厌氧消化实验通过外观观察，出水逐渐清澈，悬浮物很少，污泥呈黑色，结构密实，颗粒较原来大，沉降性能好，至此污泥培养基本成熟，目前水解启动期基本完成。（3）由于厌氧消化运行周期时间稍长，最终厌氧消化处理效果受时间限制，需要等待进一步测定。因为时间有限，本文只做到了厌氧消化的水解酸化阶段，为进一步确定阿奇霉素废水最佳工艺条件需要更严谨，更严肃的实验态度和更全面更合适的实验方法。
参考文献
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收稿日期：2015-03-09
作者简介：李倩（1992—），女，云南曲靖人，本科，毕业于大连大学，学生，研究方向：化学工程与工艺。
微生物处理含Cr废水工艺研究 篇7
目前,将Cr(Ⅵ)转化为Cr(Ⅲ)的方法主要有物理法、化学法和生物法[6],但物理法和化学法存在成本高、工艺复杂等缺点。由于生物法具有成本低、操作简单、不形成二次污染等特点,近年来,利用微生物去除Cr(Ⅵ)危害的研究得到了研究者的广泛关注。微生物去除Cr(Ⅵ)的方法主要有吸附和还原两种。目前利用微生物吸附法去除Cr(VI)的研究较少,且效果欠佳。Gong等[7]的研究表明,黑曲霉作吸附剂能去除部分Cr(Ⅵ)。目前,关于微生物还原Cr(Ⅵ)研究较多,研究表明Pseudomonas sp.[8,9],Bacillus sp.[10],Escherichia coli[11],Shewanella putrefaciens[12],Pseudomonas putida[13],Brucella sp.[14]都能直接将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)。Wielinga等[15]发现Shewanella alga能通过酶的作用直接还原Cr(Ⅵ)。
本研究采用实验室前期分离、培养、驯化出的Cr(Ⅵ)高效还原菌Pannonibacter phragmitetus处理Cr渣堆场附近含Cr的废水,并优化相关工艺参数,建立了含Cr废水的微生物处理方法。
1 实验部分
1.1 含Cr废水、菌种来源及培养
含Cr废水取自某冶炼厂Cr渣转移后所形成的大型集水池,废水中Cr(Ⅵ)质量浓度为301.4 mg/L,SS为104 mg/L,类大肠杆菌浓度为58 个/L。菌种取自Cr污染土壤,经反复富集培养、平板纯化、高浓度Cr(Ⅵ)逐渐驯化[16,17]得到,优化培养基成分及培养条件,最终获得Cr(Ⅵ)高效还原菌。培养后菌液用氢氧化钠和盐酸调pH为9.5,细菌浓度约为2×108 个/mL。
1.2 实验仪器及试剂
丙酮、二苯碳酰二肼、盐酸(质量分数38%)、硫酸、磷酸、NaOH、NaCl均为分析纯;蛋白胨、葡萄糖作为微生物生长所需氮源和碳源。
U2021型紫外分光光度计:日本日立公司;HZ-92123型恒温振荡箱:太仓市科教仪器厂;XMT型干燥箱:上海市实验仪器总厂;AB204N型电子天平:Mettler-Toledo公司;LRH-250A型生化培养箱:广东省医疗器械厂;HR2050型高速冷冻离心机:湖南湘仪集团。
1.3 摇瓶还原实验
取废水90 mL,按一定体积分数加入菌液,控制一定还原温度及废水pH,在一定震荡速率下进行还原反应。每6 h取样2 mL,测定废水中Cr(Ⅵ)质量浓度。考察Cr(Ⅵ)初始质量浓度、细菌接种量、废水pH、反应温度及震荡速率对细菌还原废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响。实验重复3次,同时设置对照实验。
1.4 分析方法
采用二苯碳酰二肼分光光度法[18]测定Cr(Ⅵ) 质量浓度,波长540 nm。
2 结果与讨论
2.1 细菌对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当初始Cr(VI)质量浓度为301.4 mg/L、细菌接种量为10%、还原温度为35 ℃、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,细菌对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图1。由图1可见:加有菌液的废水中Cr(Ⅵ)质量浓度随着时间延长逐渐减小,42 h后废水中Cr(Ⅵ)质量浓度由初始的301.4 mg/L减小至0,说明Cr(Ⅵ)被完全还原;在只加入培养基的空白对照实验中,废水Cr(Ⅵ)质量浓度随时间的延长基本不变。因此,实验证明所加入的细菌可还原废水中的Cr(Ⅵ)。
2.2 Cr(Ⅵ)初始质量浓度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当反应温度为35 ℃、细菌接种量为10%、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,Cr(Ⅵ)初始质量浓度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图2。
由图2可见:不同Cr初始质量浓度废水中Cr(VI)质量浓度随着反应时间延长逐渐减小,说明Cr(VI)完全还原所需要的时间随着初始质量浓度的增大而延长。通过对不同初始质量浓度的Cr(VI)还原曲线拟合可知,质量浓度由高到低还原曲线斜率绝对值分别为1.52、4.36、7.47、8.33和9.90。斜率绝对值越大,还原速率就越大,这是因为细菌还原Cr(VI)具有一个质量浓度阈值,当Cr(VI)质量浓度超过此值时,Cr(VI)毒性影响到微生物活性,导致细菌的还原能力减弱甚至消失。因此,Cr初始质量浓度越小还原速率就越大。
2.3 细菌接种量对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、反应温度为35 ℃、废水pH为10.0、震荡速率为100 r/min时,细菌接种量对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图3。由图3可见,细菌接种量在5%~50%范围内,反应48 h后废水中Cr(VI)质量浓度基本为0,说明Cr(VI)全部还原;随着细菌接种量增大,曲线斜率的绝对值增大,说明还原速率增大,但当细菌接种量超过20%时,细菌接种量增加曲线倾斜率没有明显变化,即Cr(VI)的还原速率没有明显提高,因此本研究选择最佳细菌接种量为20%。
2.4 废水pH对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、还原温度为35 ℃、细菌接种量为10%、震荡速率为100 r/min时,废水pH对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图4。由图4可见:在较宽的pH范围内,细菌都可使Cr(VI)质量浓度减小,说明该菌的pH适应性较强;当废水pH为10.0时,曲线斜率绝对值最大,还原速率最高。因此,选择废水最佳pH为10.0。
2.5 反应温度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、废水pH为10.0、细菌接种量为10%、震荡速率为100 r/min时,反应温度对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图5。由图5可见:细菌在较宽温度范围内都可使Cr(VI)质量浓度减小 [19,20];当反应温度为30 ℃时,反应36 h后废水中Cr(VI)质量浓度为3.4 mg/L,而35 ℃时废水中Cr(VI)质量浓度为36.4 mg/L。因此选择还原温度为30 ℃。
2.6 震荡速率对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响
当Cr(VI) 初始质量浓度为301.4 mg/L、废水pH为10.0、细菌接种量为10%、还原温度为35 ℃时,震荡速率对废水中Cr(Ⅵ)质量浓度的影响见图6。由图6可见,震荡速率为50~200 r/min都能使Cr(Ⅵ)质量浓度减小到0,完全还原Cr(Ⅵ);当震荡速率大于100 r /min时,曲线几乎重合,说明细菌还原Cr(Ⅵ)效果相同。本研究选择最佳震荡速率为100 r /min。
2.7 含Cr废水连续处理实验结果
在细菌还原废水中Cr(Ⅵ)的最佳条件下,进行模拟化工废水连续处理实验。结果表明,处理后废水的色度、SS以及细菌浓度分别为48倍、65 mg/L和60个/L,分别小于GB8978—1996《污水综合排放标准》的50倍、100 mg/L和100个/L。通过各级处理,含Cr废水可达排放标准。
3 结论
a)采用从Cr污染土壤中分离纯化的Cr(Ⅵ)高效还原菌处理含Cr废水。实验结果表明,当废水Cr(Ⅵ)质量浓度为301.4 mg/L时,最优的处理条件为细菌接种量20%,还原温度30 ℃,废水pH 10.0,震荡速率100 r /mim。
微生物处理 篇8
伴随着全球水资源压力的日益增加和环境标准的提高, 欧洲污水和清洁水处理行业面临着不断提高的能源消耗成本, 整个行业的二氧化碳减排逐年持续上升。由欧盟第七研发框架计划 (FP7) 资助支持的, 由荷兰科学家领导的欧洲ANAMMOX研发团队, 主要聚焦于淡水系统微生物的生态学研究, 积极探索开发智能性的可持续水处理替代解决方案。
研发团队的研究, 从厌氧氨氧化反应中隔离出有用的微生物厌氧氨氧化菌种入手, 研究实验室人工培育繁殖的工艺技术、微生物菌在自然环境状况下的活动及工作机理、相互之间的作用和污水缺氧环境下的脱胺过程以及微生物菌的全面测序, 尤其特别关注沉淀物与水体界面之间微生物的活动规律等, 积极为人类的科技知识积累和进一步的技术开发应用, 打下坚实的理论基础。研发团队的研究已获得多项成果, 部分成果已得到商业化应用。
厌氧氨氧化微生物菌种在水处理过程中, 具备许多独特的不可替代有用特性, 可以有效地分解水体中普遍存在的有害物质亚硝酸盐。研发团队的研究已从微生物生态学的理论意义上, 解释了该菌种基本的生存特性、适应能力和活动规律, 从而开启了微生物菌种廉价处理污水和降低整个行业二氧化碳排放的新路径。
微生物在污水处理中的应用 篇9
1 微生物对于有机物质的分解作用阐述
1.1 微生物对于不含氮有机物质的分解作用论述
任何一种微生物都只能分解特定的有机物质, 例如说自然界中的大部分微生物都可以分解葡萄糖, 而只有少部分特殊微生物才能够分解纤维素。当前对于微生物的分解作用, 多以细菌和霉菌研究居多。常规来说, 主要有镰刀霉菌、纤维黏菌、纤维孤菌、青霉菌、木霉菌以及纤维杆菌等。如若是淀粉, 在微生物的代谢作用下会率先分解出葡萄糖, 参与的微生物主要有根霉菌、曲霉菌等霉菌物质。而葡萄糖的分解则可以由例如酵母菌或细菌等物质来完成。
1.2 微生物对于含氮物质的分解作用论述
生活污水中所含有氮的物质主要是以尿素或者氨离子的形式存在的。除此之外, 在所有含有氮的物质中, 有10%左右的是更为复杂的有机化合物, 其中包含有氨基酸以及蛋白质。本文便就尿素的分解进行了简单的分析:尿素的分解过程其实很简单, 先由尿素酶将尿素全部水解成碳酸铵, 然而后者较不稳定, 所以较易分解为二氧化碳、氨以及水。引起尿素水解的细菌被称之为尿素细菌, 尿素细菌则可以划分为杆状菌和球状菌两大类。通常而言, 尿素细菌都是好氧型的, 但对于氧的需求量较小, 并且在存在多种菌种或无氧条件下也可以持续生长。
1.3 无机元素的转化
1.3.1 磷元素的转化
无机磷酸盐能够借以微生物的分解特点, 分解自身有机物质, 从而产生二氧化碳以及有机酸, 最终转化为可溶性磷盐。除此之外, 有机磷化物在悠扬的条件下也能够被注入蜡质芽孢杆菌或大芽孢杆菌等微生物分解, 从而形成磷酸盐。并且, 在缺氧的条件之下, 磷酸盐还能够因为微生物的分解作用而被还原成磷元素
1.3.2 铁元素的转化
铁在碱性环境中并不容易溶于水中, 而在酸性环境中便会产生许多游离铁。微生物对于铁元素的转化方式有还原、氧化、沉淀、溶解等多方面的作用。
2 微生物絮凝剂的应用
2.1 微生物絮凝剂的特点分析
其一, 高效性。微生物絮凝剂与当前惯常使用的如铝盐、铁盐、聚丙酰胺等絮凝剂相比, 在同等剂量的情况下, 前者的絮凝速度更大, 并且非常容易使用过滤法除去絮凝沉淀;其二, 无毒性。通过对微生物絮凝剂进行急毒试验, 其结果表明, 微生物絮凝剂为安全无毒物质, 完全可以应用到医药或食品行业;其三, 能够消除二次污染。微生物絮凝剂是由菌体分泌所产生的生物高分子物质, 归属于天然有机的高分子絮凝剂。所以, 它并不会危害到其他生物, 更不会影响到生态环境, 完全不会造成二次污染;其四, 应用范围极为广泛。微生物絮凝剂所能够处理的对象非常广泛, 无论是酵母菌、污泥、细菌、粉煤灰、河底沉积物、饮用水亦或者各种生产废水均能进行处理, 而相比之下, 其他絮凝剂的应用范围便更具局限性;其五, 经济成本偏低。该问题主要是从两个方面进行考虑: (1) 微生物絮凝剂乃是有机高分子物质或生物菌体, 相比于化学絮凝剂更加便宜; (2) 微生物絮凝剂是由生物发酵而成的, 而化学絮凝剂则是由人工进行合成的, 所以无论是从生产工艺、生产原材料、能源消耗等各个方面考虑, 均是微生物絮凝剂所消耗的成本资源更低。如若对比两种絮凝剂的处理技术费用, 微生物絮凝剂的技术费用仅为化学絮凝剂技术费用的三分之二。
2.2 微生物絮凝剂的技术优点阐述
微生物絮凝剂具有安全无毒无污染、絮凝使用范围广、局限性小、絮凝活性高等特点, 并且微生物絮凝剂所产生菌的种类繁多、生长速度快、价格低廉, 更容易实现工业化。
3 结语
综上所述, 微生物由于其自身的代谢特点, 几乎能够降解或者转化环境中所存在的各种各样的天然物质, 针对有机物质来说, 更是具有非常良好的效果。当前, 微生物处理技术在污水处理工作中的应用极为广泛, 无论是工业生产污水的处理还是城市污水的处理, 都能够见到该种技术的“身影”。并且, 污水同时具备微生物的生长条件与繁殖条件, 所以微生物可以在污水中获取到自身所需的养分, 并降解及利用污水中的有害物质, 从而净化污水。由此可见, 微生物污水处理技术在我国拥有着非常广阔的发展前景, 以下几个微生物研究的侧重点都具有十分重要的现实意义: (1) 培养新的特效物种, 并且进一步的提高微生物污水处理技术的应用效率, 尽可能降低其应用成本; (2) 运用多种相关处理技术并加以优化完善, 尤其是低消耗、高效能、易普及的特种微生物同特殊工艺技术的有机结合; (3) 加强于不同学科、不同专业之间的合作, 例如将微生物学、病理学与环境工程学进行结合; (4) 微生物污水处理技术的核心宗旨在于从根本上消除污染源, 充分实现废物资源最大化, 良好协调人与自然的和谐共生关系。
摘要：微生物污水处理技术可谓是工业废水以及生活污水处理的重要手段, 当前已经获得了极为广泛的应用, 且满意度较高。相较于传统污水处理手法, 微生物污水处理技术具有投资少、二次污染少等诸多优点, 所以深受世界各国相关专家学者的重视, 目前已投入大量的物力、人力进行研究与开发, 本文便就微生物在污水处理中的技术应用进行了分析探讨, 希望借本文内容, 能够促使其他各行各业的专家更为了解微生物污水处理技术。
关键词：微生物,污水处理,技术应用,生物工程,絮凝剂
参考文献
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微生物处理制革废弃物研究进展 篇10
制革生产过程产生大量固、液、气废弃物,给环境带来了严重的负担,也成为制革行业可持续发展道路上的一块绊脚石。传统制革工艺流程中,仅有20%的原料皮通过一系列的加工转化成了成品革[1],其余的大部分作为固体废弃物丢弃,这一行为造成了资源的极大浪费,同时也给制革行业的固体废弃物处理带来了巨大的挑战和压力。随着自然资源、社会环境等全球性问题的日益严峻,制革废弃物处理问题已成为关乎制革行业兴衰成败的大事。早在20 世纪9年代就有一些专家提出[2]:在制革污染的问题上,制革行业面临着两种选择,要么从源头上将废弃物的排放降到最低;要么将制革副产物做到最大化的处理与回收。由前者引申的制革清洁生产课题,正在各科研机构与企业之间如火如荼的展开,而后者却在很大程度上被人们所忽视。
微生物通常是肉眼看不到的微小生物,同时也是人类生存环境中必不可少的成员,有了它们才使得地球上的物质得以循环[3]。微生物的生长需要碳、氮、无机盐、生长因子和水五大类营养因素。制革废弃物中丰富的胶原蛋白及其不同程度的降解产物(多肽、氨基酸等)可成为微生物生长繁殖的碳素与氮素物质来源;制革过程使用的大量无机盐也可成为其生长的营养物质。将制革废弃物作为微生物的培养基,只需按微生物的营养要求再适当添加营养物质即可。如此一来,不仅可以有效地处理制革废弃物,而且通过微生物的培养可选择性的获得其代谢产物。因此,近年来,利用微生物处理制革废弃物已受到研究人员的广泛关注,这既为生物技术在制革工业中的应用提供了思路,更为制革行业的发展与创新拓宽了渠道。本文综述了国内外利用微生物处理制革废弃物的研究进展,期望对相关研究的发展起到一定的参考作用。
1 微生物对含铬革屑的处理
制革工业产生的大量废弃物中,含铬废弃物占总废弃物的60%以上[4,5]。在铬鞣工艺的鞣制过程中,铬与胶原发生交联作用,使生皮完全转化成革,这一过程提高了胶原稳定性,但是为废弃物的处理带来了困难。尽管近年来业内人士正在积极进行无铬鞣及其相关方面的技术研究,但铬鞣技术仍在制革生产中占据着主导性地位。铬鞣过程中,铬与胶原纤维中的羧基通过配位的方式结合,铬在胶原纤维内以三价态存在。在人体和动物体的生长过程中,三价铬是不可或缺的微量元素,例如,三价铬是葡萄糖耐量因子的组成部分。然而,不恰当的处理方法有可能使三价铬氧化成有毒性的六价铬,从而给环境造成不良影响。因此,如何安全、有效的处理这些含铬固体废弃物成为关注的焦点。处理含铬革屑的传统方法—化学方法,该法作用条件剧烈而且能源消耗量大,同时还具有二次污染的危险。而微生物来源广泛、反应条件比较温而且不会对环境造成严重污染的优点正好弥补了传统方法的不足。但铬鞣革对绝大多数微生物都有一定抗性,因此,微生物降解铬革屑的关键在于所选微生物对重金属铬的耐受性。
国外在利用微生物降解铬革屑的研究较早,20 世纪80 年代就有关于利用青霉、铜绿假单胞菌降解铬革屑的报道[6,7],尽管从当时的研究结果来看并未能达到很好的降解效果,但却为以后的研究提供了方向。印度学者K. Dhayalan等[8]利用从制革污水及污泥中分离出的厌氧菌对铬革屑进行了降解研究,研究结果表明,脱鞣处理可明显提高微生物对铬革屑的降解能力:以积累产气量作为评价标准,脱铬作用可使厌氧菌总产气量由脱铬前的160 m L提高到350 m L左右。以铬革屑为培养基质,在培养微生物的同时收获蛋白质和酶产物,也已被证明是铬革屑高值转化的一个可行办法[9]。国内的董燕等人[10-11从不同来源的微生物中筛选出了能降解革屑的皱绒青霉AS 3.1066 菌株,并利用该菌株所产酶对铬革屑进行了降解实验,结果表明:Ca(OH)对含铬革屑的预处理不能有效促进该菌种对革屑的降解,但其处理的革屑中,大量的三价铬生成沉淀,从而除去三价铬,当该菌所产粗酶的量达到2.26%时,50%的革屑已被水解。
2 微生物在处理制革工业中污水污泥的应用
2.1 微生物对三价铬的吸附与回收
制革工业排放的污水中,铬主要来源于鞣制工艺过程未能完全反应的铬盐,据统计,铬鞣阶段约有25%的铬盐排放到污水池中,这造成制革行业所产生的工业总污水中铬的含量高达10~70 mg/L。汤克勇等[12]对水中所含三价铬的危害性做了比较详细的研究,结果证明:当水体中三价铬的含量达到1 mg/L时,三价铬对鱼类的毒性比六价铬的危害还大,同时,水生物食物链的破坏将进一步影响到人类。目前常用的铬回收方法包括碱沉淀回收法、焚烧氧化法、电解法、膜分离技术等[13]。然而,这些方法都存在着成本高,吸收效果不理想等局限,相反,微生物吸附则因其来源广,二次污染风险小,吸附能力强,易于分离的优点,而具有良好的应用前景。
我国的科研人员对生物处理废水中的铬做了大量研究,但早期多限于对六价铬的还原,直到近几年才有关于微生物吸收废水中三价铬的报道。如:牟俊华等[14]对从某污水处理中心分离出的9 株菌株进行了耐三价铬性能及吸附三价铬性能的初步试验,并在诱变的基础上,对最优菌株进行了吸附三价铬的实验条件优化。结果表明:体系温度在30 ℃、p H维持在6.0 左右、吸附时间为72 h的试验条件下,菌株对三价铬的吸附率达到最大,最高可达29.1%。占金宝等人[15]将发酵工业中废弃的菌丝作为吸附介质,并通过与分子印迹技术相结合,制得了青霉菌丝体分子印迹为基体的一种吸附膜,并从动力学角度通过该吸附膜对三价铬的吸附特性曲线、影响吸附的因素以及吸附膜的稳定性进行了系统研究。
2.2 微生物对六价铬的吸附与回收
据了解,排放含铬废水中六价铬约有3 500t,六价铬是很容易被人体吸收的,长期接触六价铬具有致癌和致突变性的危险,易被人体吸收同时在体内不断积累,形成重金属富集,是国际上所公认的3 种致癌金属物之一,而且也被美国环境保护局列为129 种重点污染物之一。六价铬污染不止存在于制革工业中,在冶金、建材、染料、电镀、防腐几大行业中都有严重的铬污染。微生物吸附的方法除六价铬主要作用原理是:利用活性微生物的化学结构及其成分特性来吸附制革工业废水中的六价铬,再通过两相分离的方法进行分离六价铬。
Moore[16]等人发现在厌氧消化系统下加入300 mg/L的六价铬后,半小时内六价铬含量迅速降低至60 mg/L,两天后,逐步降至2 mg/L。Lamb[17]利用活性污泥反应器做六价铬去除实验,结果表明在6.5 h内,有35%的六价铬能够被去除。周立祥[18]等将嗜酸性硫杆菌接种在制革污泥中,该方法能有效地将污泥中的六价铬去除或使其溶出。而在该过程中添加能源物质粉,淋滤处理8 天后,六价铬的去除率高达100%。微生物吸附处理含铬废水,速率快,操作方便,后期处理简单,但其吸附容量不高,废水中微生物吸附剂的新陈代谢作用有限等缺点限制了吸附方法的应用。
2.3 微生物对六价铬的还原
20 世纪70 年代,科学家们开始研究六价铬的微生物还原,发现某些微生物能够将制革工业污水中的六价铬还原成成三价铬。
从国内外研究动态以及结果来看,用来还原六价铬的微生物主要是细菌,例如普罗威登斯菌[24]、节杆菌[25]、微杆菌[26]、溶血不动杆菌[27]、无色杆菌[28]等等。韩国中央研究所Woo-Chul Bae[29]等人研究了大肠杆菌还原六价铬的最佳条件,发现当体系p H值为7.0 时稳定存在,温度在37℃,p H为6.5 时达到酶的最优活性,同时发现其在好氧的条件下能将六价铬还原。其他大量研究也表明大多数的还原菌的最佳p H为中性。除大肠杆菌外,芽孢杆菌[30]、硫杆菌[31]、以及假单胞菌[32]等种属的菌也是在好氧的条件下还原六价铬,其余大多数种类的菌株都只能在厌氧的条件下将六价铬还原。
国内的马琳娜[33]等在皮革厂污泥中分离出一株S7 还原菌,研究表明该菌株显示出较高的六价铬抗性和还原性,好氧条件下在液体Luria-Bertani培养基中培养72 h可还原六价铬,并在浓度为2 mmol/L,温度在30~35 ℃,p H维持在7~8 时将六价铬完全还原,最有利的是在补充培养基和六价铬时可以连续还原。秦利玲[34]等筛选并驯化了一株耐六价铬细菌,可以把葡萄糖作为碳源和电子供体来还原六价铬。结果表明,该菌对温度和p H值都有很好的适应能力,在接种量1∶4 的实验条件下,该菌能在72 h内将20mg/L的六价铬完全还原。同时六价铬的还原介质为M9 限制性培养基,成本低廉,便于以后的工业化推广。中南大学的龙腾发[35]等分离了株属Achromobacter sp的无色细菌,该菌的耐盐度、耐碱度、耐六价铬浓度很高,并在有氧,温度为30℃,p H为10.3 时具备强还原特性,该菌株的分离发现将微生物治理制革废水的范围由酸性、中性环境扩大到碱性环境,具有实际回收价值。
研究人员认为这些细菌对六价铬的还原机理主要是依靠其体内本身的还原酶或者利用其体内具有的一系列还原性的物质。细菌能够产生铬还原酶,主要是其在好氧条件下产生的一种防御机制,用以防六价铬进入其体内造成的损伤。此机制由以下三种方式来实现:
(1) 利用分泌到细胞外的可溶性还原酶,将六价铬还原为三价铬;
(2)细胞膜上所含有的铬还原酶,阻止了大部分六价铬进入细菌的细胞内;
(3)少量进入细胞体内的六价铬由细胞内存在的铬还原酶进行还原。通过分析假单胞菌的细胞组分,在细胞周质和细胞膜中发现大部分的铬还原酶,只有少许铬还原酶分泌到细胞体外。
微生物还原制革工业废水中的六价铬主要通过以下两个步骤:
其中,第一个反应过程主要由细菌来完成,而第二个反应过程是通过将制革工业废水中p H值升高,从而使三价铬沉淀。
近年来,研究人员不止研究了还原六价铬的细菌,沈阳环境科研所的常文越[36]等在含铬量超高的土壤里分离筛选出了土著真菌,该真菌在48 ~72 h内可将铬渣浸出液中的六价铬从1151.2 mg/L降到10.9 mg/L。王保军[37]从不同来源的样品中分离出青霉菌BS-l和BS-3、黑曲霉BR-4 和黄曲霉BX-1,其中BS-1 的抗铬浓度达900 mg/L,结果表明,该四株菌在铬浓度为7 200mg/L的培养基中生长4~6 d,培养液中的六价铬完全消失。由此证明真菌类微生物对制革废水中六价铬同样有着较强的还原作用。
3 微生物对制革无铬废弃物毛发的处理
制革废弃物分为铬鞣前废弃物(毛发、肉渣等)铬鞣后废弃物(含铬废水等)以及皮革制品后加工产生的废弃物三类,保毛脱毛法的应用就使得毛发的利用成为急需解决的环境问题。研究人员除了利用芽孢杆菌SD-142 变异菌株产生的蛋白酶用于脱毛工序外,对废弃毛发的微生物降解也开始发展,部分研究人员[38]对制革脱毛工序中回收的毛用微生物适度的进行发酵处理后,作植物生长过程中所需要的缓释有机肥和土壤调节剂。近年来的研究结果表明,一些细菌培养物具有水解角蛋白的活力,可为降解制革废弃毛发所用,例如:孙颖杰成功的驯化了角蛋白厌氧降解复合菌系M1-18,p H维持在8.0,温度在55 ℃条件下厌氧的环境下培养,对降解牛毛、猪毛等制革固体废弃物能达到较好的效果。
4 微生物对制革染料废水的处理
制革后期处理过程,含有染料的废水排入水体后,影响水体中光的入射以及氧的传输,改变水体中生物的生存环境,严重的会污染地下水,诱导有机体产生突变的物质,从而致癌致畸,例如偶氮染料等。近年来很多研究者利用微生物吸附对染料废水进行脱色,以达到降低污染的目的。英国利兹大学的研究人员[39]分离出腐败谢瓦纳拉菌,结果表明p H维持在8.0 左右,温度35 ℃时,脱色效果最佳,能够脱除废水中95%的活性染料和葸醌染料。Knapp J S等人[40]观察到混合厌氧菌在2 d内可脱除废水中85%的颜色。而李慧蓉[41]等研究了黄孢原毛平革菌对固体介质中染料的降解反应过程,将真菌技术从水处理范畴扩展到固体物处理领域的应用,研究发现在不同固体介质体系中,该菌都能有效地对代表性染料进行降解,其中BKM-F-1767 品系菌种的降解能力最强,并且对蒽醌染料的进攻性优于双偶氮染料和聚合染料的进攻性。
5 结语
作为全球环保的重大课题,制革废弃物的综合治理问题不容小觑。微生物处理制革废弃物作为一个交叉学科,在环保技术的领域是一个新的突破,在皮革和微生物方面都将存在更大的发展空间。但目前微生物处理法大多局限于实验室或中试规模的研究阶段,并且大部分研究是只对微生物降解等的影响因素和机理进行探讨。在工业化应用研究中,国内外对其报道寥寥无几,所以微生物法的工业应用依靠加强工程化的研究与开发,同时也要加强:
(1)对新菌种的研制与开发,需开发具有强还原能力的新菌种,并且能在强碱(p H>9)、高盐(8%)及高铬含量的环境中生存并保持良好的活性;
(2)对培养基进行优化,提高菌种的生长与繁殖速度,缩短繁殖时间,降低研究的成本;
(3)对反应器本身进行优化,设计高效能的生物反应器,优化工艺条件,不断探索新工艺。
微生物处理 篇11
一、在生物教学中，要注重学生德与智协调发展
《九年义务教育全日制初级中学生物教学大纲》提出的学生思想情感方面的教学目的有三点，即：①热爱大自然，热爱生命，形成保护生物多样性、保护环境的意识，增强爱国主义情感。②乐于探索生命的奥秘，具有一定的探索精神和创新意识。③初步形成生物学的基本观点，受到辩证唯物主义教育，能够以科学的态度去认识生命世界。
因此，在生物教学中，教师要加强对学生道德、行为、人生观、世界观及思想政治素质的培养；在传授学生生物学知识的过程中，要紧密结合生物教学内容的特点，努力挖掘教材中的德育因素，潜移默化地将思想和情感教育寓于知识传授之中。教学中要坚持用辩证唯物主义观点来阐述生物个体的形态结构、生理功能、生殖、发育和生物界发生发展的规律，向学生进行结构与功能相统一、生物与环境相适应、进化观点和生态观点等生物学基本观点的教育。结合我国国情，向学生进行热爱社会主义祖国、热爱家乡的教育，增强他们的民族自信心和自豪感。
二、正确处理传授知识与培养能力的关系
在生物教学过程中，教师要处理好传授知识与培养能力的关系。知识是能力的载体，能力是知识的升华，离开了基础知识谈能力，便是无源之水，无本之木。教师要把握好生物教学的内容和要求，在传授学生基本的生物学知识的同时，正确引导学生进行质疑、调查、探究等活动，培养学生观察、实验操作、探究和自学等能力。
三、在教学过程中，平面教育与立体教育相结合
生物教学要注重培养学生的创造性思维，这已成为每一位教师的共识。但是在目前的实际教学中，绝大多数教师仍停留在对书本知识讲授的平面静止状态，学生没有直接地接触、观照、感受和解读书本所述生物知识，书本知识对他们只能是外在的、疏远的、异己的，更谈不上进行创造性的思维。因此，生物教学应当由平面教育迈向立体化，这是生物教学中培养学生创造性思维的一个重要途径。
结合上面所述，生物教师要做到以下三点：一是重视密切联系当地生物种类的实际进行教学。可利用教学大纲规定的乡土教材的课时，补充讲述当地常见的和对经济发展有重要意义的生物种类，以及有关的生物学基础知识。二是注意结合季节。生物课的教学内容，有的具有季节性，教师对这部分内容的安排可以因时因地灵活掌握，适当调整教学内容的讲授顺序。三是要密切结合学生的实际和对身心素质的要求进行人体生理卫生的教学。尤其要重视青春期生理和心理卫生的教育，帮助学生理解青春期的发育特点，初步学会基本的卫生保健技能，养成有关的卫生习惯，促进学生的全面发展。人体生理卫生的教学要与体育课和学校卫生工作紧密结合，共同完成增强学生体质的任务。
微生物处理 篇12
木质纤维素含有近40%的纤维素，玉米秸秆纤维素含量为41%、半纤维素含量24%、木质素含量17%[1]。作为东北的主要农业剩余物，玉米秸秆具有产量稳定，可以集中采集和处理等优点。对于退去叶和髓后的秸皮，由于纤维素含量为44.69%，可以成为造纸行业的纤维素原料来源[2]。面对制浆行业高能耗和高排污处理成本，利用微生物预处理有望成为一种解决的方案。在常温、常压下降解部分秸秆，在接下来的碱法制浆过程，就会需要较低能耗和化学原料，达到节约能源减少排放的效果。
1 瘤胃微生物处理玉米秸秆的机理
1.1 瘤胃微生物的共生、协同作用机理
反刍动物的瘤胃内具有庞大的厌氧微生物菌群，主要包括细菌、真菌、原生动物和甲烷古菌[3,4,5]。其中，瘤胃细菌和瘤胃真菌能分泌与植物降解有关的纤维素酶、半纤维素酶、酯酶、果胶酶和蛋白酶等[6];原虫在瘤胃内处于真菌和细菌的上层食物链，除直接利用纤维素和淀粉外还吞噬瘤胃细菌，是反刍动物单体蛋白主要来源;甲烷古菌与瘤胃真菌[7]和细菌属于寄生关系对他们的代谢产物进一步的利用，同时消除了他们代谢产物的拮抗作用。反刍动物对纤维素等物质的消化是通过瘤胃微生物对纤维物质的粘附作用和酶类的水解作用来实现的[8]。真菌的假根具有穿透能力。植物组织经真菌作用变得疏松，方便细菌的降解作用，过程是瘤胃真菌孢子在15min内附着在秸秆表面，6h后瘤胃真菌的菌丝定殖到细胞壁组织中，24h后大量繁殖，占优势的是含孢子的球形或椭球体细胞[9]。典型瘤胃真菌休的典型孵形结构，标尺25mm，如图1所示[10]。
1.2 瘤胃微生物的作用效果
厌氧微生物没有线粒体，发酵底物所需的能量较有氧呼吸低的多，厌氧发酵终产物为乙酸、丙酸、丁酸、乙醇、乳酸、甲酸等[11]。厌氧发酵的优点是为了保证微生物的自身生长需要大量的降解底物，而不是充分利用底物，这为秸秆利用和代谢产物的应用提供了可能。瘤胃微生物的缺点是不能完全降解底物，秸秆在瘤胃中仅被利用30%左右[7]。其中木质素由于其稳定的结构不被瘤胃微生物利用[12]，但可以溶解到培养基。
1.3 瘤胃微生物作用于玉米秸秆的酶学特性
好氧微生物的纤维素降解酶表现独立性，瘤胃微生物可分泌一系列的纤维多糖降解酶，在这些酶的共同作用下，纤维素、半纤维素逐步被降解成可以为瘤胃微生物所利用的单糖，最终为宿主提供能量和挥发性脂肪酸等物质。从许多厌氧微生物中分离到了多组分的纤维降解酶复合物(即纤维体)它可以将各种参与纤维素和半纤维素降解的酶整合在一起，并将微生物与纤维性底物连接起来，进而实现对纤维素的高效降解[13]。纤维素体是一个大分子结构，由各种酶和酶的亚基装配在独特结构的脚手架亚基上，以协同方式降解纤维多糖，并且负责连接底物和细胞(如图2所示[14])，纤维素体特性决定其有很大作用。
1.4 瘤胃与瘤胃微生物的适应关系及协同对玉米秸秆降解
瘤胃的形态结构、动态的蠕动特性和消化系统对于瘤胃内环境的调控，都为瘤胃微生物的生长提供了便利条件[15]。瘤胃可以吸收VFA、氨、无机盐、水和可溶性糖，同时通过血液系统将营养物质通过瘤胃进入以稳定内环境和提供微生物营养物质[16]。瘤胃真菌假根的穿透作用[10]，瘤胃微生物酶的作用和瘤胃蠕动的机械作用是达到秸秆降解的几个主要因素。
2 基于瘤胃微生物降解机理的仿生工艺
2.1 工艺仿生的生物原型
自然界的各种玉米秸秆生物处理原型中，反刍动物消化系统以其处理量大、高效(周期在24～48h)而成为首选仿生生物原型。在反刍动物消化系统中，瘤胃及其瘤胃微生物对玉米秸秆的作用最为重要，玉米秸秆的降解主要在其中进行。亦即，将瘤胃及其瘤胃微生物的协同处理秸秆过程作为工艺仿生的生物原型。
2.2 可供使用的两种工艺路线
方案1：采用厌氧微生物处理废水方案，直接接种瘤胃内容物，逐渐添加底物进行厌氧微生物驯化，直到稳定运行，适用于大规模秸秆处理。方案2：采用微生物发酵方案，严格控制底物，添加确定的共培养菌种，进行发酵过程调控，适用于实验室及小试研究瘤胃微生物降解规律。
2.3 工艺仿生的可行性
由于瘤胃微生态系统是为达到尽可能高效的秸秆降解率，而本文所说的生物预处理制备玉米秸秆纤维的工艺目的是为了达到较高的半纤维素降解率和相对较低的纤维素降解率。瘤胃微生物基本不能降解木质素，木质素主要是瘤胃微生物的附着点，为了尽量提高半纤维素的降解率，需要尽量解开木质素和半纤维素之间的酯键。由于需求的差异仿生工艺中需要的微生物与瘤胃的微生物体系不可能完全相同，真正相同的应当是瘤胃微生物体系的降解规律，即初级代谢产物成为次级代谢产物的底物，并且相互抑制对方竞争菌。其实瘤胃微生态系统也是随着底物变化发生改变，从另一个角度说明改变瘤胃微生物体系是可行的。
对瘤胃液及真菌经过62代传代的培养液总DNA均能扩增，可以得到条带清晰的PCR产物,真菌培养62代，即200天后，仍能在其培养液中检测到甲烷菌的存在，这说明甲烷菌能与这些厌氧真菌长时间共存[17]。
去除纤毛虫可增加真菌数量。纤毛虫在瘤胃生态系统里的主要作用是增加单细胞蛋白，所以考虑去除纤毛虫。瘤胃真菌与瘤胃细菌共培养出现相互抑制，降低秸秆降解率的问题，主要是相同的底物竞争所致，但他们在瘤胃中共生主要在于具有抑制其他杂菌的作用。
由于瘤胃真菌的独特地位以及瘤胃真菌的酶活高于瘤胃细菌[18]。在瘤胃微生物预处理秸秆纤维体系中首选瘤胃真菌中的单中心体和其降解产物利用菌;瘤胃真菌降解产物厌氧利用菌，要求去除原虫，另外还需要有效的调控手段。
不同瘤胃真菌酶活比较，如表1所示[19]。表1中单中心体N.hurleyensis酶活高于多中心体Orpino-myces sp，足以表现出其在工业降解秸秆的潜力。连续培养木聚糖酶活十倍以上于纤维素酶，与在批次培养中两种酶之酶活相近有较大差别，而高的木聚糖酶活可能会降解更多的半纤维素[20]。单中心真菌中Piromyces的木聚糖酶活要高于Neocallima-stix[21]。
只有有效的调控才能保证较高的降解率，单中心体瘤胃真菌N.hurleyensis连续培养和批次培养降解麦秆，如图3所示[22]。图3说明的是连续培养要高于批次培养，连续培养中半纤维素降解率高于纤维素降解率。玉米秸皮相对含量较少的木聚糖和瘤胃真菌相对高的木聚糖酶活可以大量降解以木聚糖为主要成分的半纤维素，正是这点使玉米秸皮纤维瘤胃微生物预处理工艺成为可能。
3 工业应用存在的问题
3.1 瘤胃微生物降解秸秆仅适合作为玉米秸秆纤维制备的预处理工艺
微生物的复合酶可以对玉米秸秆产生多种作用，但还无法完全替代碱法制浆工艺。碱法制浆的机理：一是木质素与碱作用生成碱木素，树脂被皂化成树脂皂，蜡质被乳化，三者均被溶解，大部分被除去，使纤维得以分离，主要成分木质素被除去;二是大部分半纤维素直接溶解在碱液中，并水解成戊糖，主要成分半纤维素被除去;三是纤维素发生碱性氧化降解，聚合度降低，有利于达到粘胶纤维的指标要求;四是碱液使纤维细胞膨润，初生壁被破坏，浆粕的反应得以继续。对纤维进行高温碱蒸煮过程中发生了多种反应，而且是有利于纤维素的分离[23]。生物方法如能产生上述作用就可以取代碱法制浆粕工艺，如果能部分取代上述反应，则可以进行纤维原料的预处理，降低用碱量和能耗。
由于瘤胃微生物降解后的木质素没有完全脱离，还粘附在半纤维素上，角质层的酯类物质是否降解还不确定，一部分半纤维素并未降解。因此，这种处理不能完全替代碱法制备纤维浆粕，只能作为预处理工艺。
3.2 瘤胃微生物发挥高效作用需要特殊的环境
瘤胃微生物属于极度厌氧的微生物，需要严格的厌氧环境和稳定的内环境，温度不能高于42℃，代谢产物需要被瘤胃吸收，瘤胃壁还需渗出营养物质供微生物生长需要，唾液需要不断添加调节微生物生长的内环境满足pH值和微量元素之需要。只有连续培养情况下，半纤维素降解率才高于纤维素降解率，批次培养下纤维素降解率高于半纤维素降解率[10]。瘤胃微生物只有在连续培养的环境下才能真正发挥瘤胃真菌的高效降解特性，并且有望实现秸秆纤维制备瘤胃微生物预处理工艺。
4 瘤胃微生物前处理工艺应用关键问题
4.1 瘤胃微生物的共培养技术
厌氧微生物共培养的降解处理有广泛应用。传统的池塘沤麻，其实就是利用了池塘底部的厌氧微生物体系进行麻的脱胶预处理，现在已开始菌种分离和调控研究[24]。污水的厌氧菌群落对废水的降解处理、瘤胃真菌和甲烷菌共培养能够提高半纤维素的利用及降解率，其主要原因是共培养改变了厌氧真菌的代谢产物类型，而且增强了酶活，这是因为真菌代谢产物乳酸和甲酸被甲烷菌利用生成乙酸和甲烷[6,25]。预计利用瘤胃真菌和其产物利用菌共培养进行玉米秸秆纤维预处理是完全可以实现的。瘤胃真菌与其它可利用其代谢产物的瘤胃细菌同样可以共培养，如瘤胃真菌与反刍兽月形单胞菌共培养，纤维发酵程度增加[26]。
反刍动物对秸秆的利用堪称自然界的典范，可以作为仿生原型。瘤胃和其内部的微生物菌群构成一个复杂的生态系统。运用可调控的人工系统和有限的几种瘤胃微生物实现降解半纤维素，解开木质素与半纤维素的连接及纤维素与半纤维素的连接，成为工业化应用可行性的关键。
4.2 满足瘤胃微生物生长的设备
利用瘤胃微生物进行玉米秸秆纤维预处理，需要提供一个供瘤胃微生物生长繁殖的装置，孟庆翔曾设计一套全瘤胃液发酵装置[27]。相关人员在使用后认为一个比较理想的持续人工瘤胃发酵装置应包括：发酵系统、喂料系统、缓冲液输送系统、气体导入系统、排出物收集系统(包括气体收集系统和固、液相食糜收集系统)、pH值校正系统、加热控温系统和搅拌系统[28]。
笔者依据瘤胃这一生物原型仿生设计了一种蠕动发酵罐[29]。其具有发酵内环境调控、发酵与分离耦合的功能，受控的振动部件作用于柔性内囊，产生蠕动混料效果，滤膜在柔性内囊与其相接触。其原理简图，如图4所示。
1.膜渗出液出口管2.E字形支架支撑圆环体3.E字形支架下脊4.E字形支架中的大半圆环体5.E字形支架上脊6.培养基液体入口管7.排气口管8.Z型弹簧9.换热管10.进料管11.支撑壁12.柔性壁13.螺旋弹簧14.压电片15.下半部分膜16.发酵产物出口管17.排渣管
5 结束语