鏈霉素菌渣中溫厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣性能研究

梁文華， 王瑞達(dá)， 吳 健， 劉 敬， 邊紅杰， 程輝彩， 張麗萍

（1.河北省科學(xué)院生物研究所， 河北 石家莊 050081； 2.河北科技大學(xué) 生物科學(xué)與工程學(xué)院， 河北 石家莊050018； 3.北方工程設(shè)計研究院有限公司， 河北 石家莊 050011）

0 引言

抗生素菌渣是抗生素生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的未被完全利用的有機(jī)質(zhì)、 培養(yǎng)基菌絲體及發(fā)酵殘留抗生素等物質(zhì)的混合體。 作為世界上最大的抗生素生產(chǎn)使用國，我國的抗生素年產(chǎn)量約為24.8 萬t，占全球年產(chǎn)量的70%以上[1]。 在抗生素制備過程中，每產(chǎn)出1 t 抗生素會產(chǎn)生8~10 t 新鮮菌渣。 菌渣的主要危害源于本身所殘留的抗生素， 如何對菌渣施行安全高效的處置， 已成為現(xiàn)代抗生素藥業(yè)發(fā)展過程中亟待解決的問題。

歐美等發(fā)達(dá)國家主要將焚燒作為抗生素菌渣的安全處置方式，此方法在我國石藥、華藥等制藥企業(yè)亦有相應(yīng)的應(yīng)用。 焚燒處理可迅速使大量菌渣減量化、無害化，但是，焚燒處置菌渣的平均成本高達(dá)1 500 元/t，且處理不當(dāng)可能會帶來二次污染。 曹盼通過好氧堆肥的方式對壯觀鏈霉素菌渣進(jìn)行處理，結(jié)果表明，對菌渣中的抗生素殘留具有良好的去除效果[2]。 平然利用SEA-CBS 技術(shù)對去吉他霉素和螺旋霉素菌渣施行聯(lián)合處理， 在有效降低菌渣抗生素殘留的同時， 得到了具有可觀效果的有機(jī)肥料[3]。 制作堆肥的過程會對菌渣中的抗生素耐受性微生物起到積累和富集作用，因此，在堆肥實際使用過程中仍須進(jìn)行安全評估。此外，近年出現(xiàn)的資源化技術(shù)，如培養(yǎng)基替代品的制備、水煤漿活性炭的制取、固態(tài)燃料的開發(fā)等[4]~[6]，皆在實際處置中受到技術(shù)瓶頸、 生產(chǎn)成本等因素的限制， 面對大規(guī)模抗生素菌渣處理的實際問題時效果較差。

作為一種技術(shù)成熟的菌渣處理辦法， 厭氧發(fā)酵技術(shù)具有運(yùn)行過程能耗低、有機(jī)負(fù)荷高、污水產(chǎn)生量少的特點(diǎn)， 同時可以經(jīng)濟(jì)有效地降低菌渣中的抗生素殘留， 是當(dāng)下國內(nèi)企業(yè)進(jìn)行抗生素菌渣處置的有效途徑之一[7]，[8]。本文重點(diǎn)研究了鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵過程中各參數(shù)的變化規(guī)律， 探討了鏈霉素菌渣在含固率（以VS 的質(zhì)量計，下同）為2%、中溫（30±2 ℃）的條件下進(jìn)行批式厭氧發(fā)酵時的產(chǎn)氣特性及各參數(shù)的動態(tài)變化， 為抗生素菌渣的無害化處理研究提供了合理化方案和數(shù)據(jù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

鏈霉素菌渣取自河北省石家莊市華藥集團(tuán)，種子液（已在實驗室進(jìn)行了馴化）取自石家莊市橋西區(qū)污水處理廠。

1.2 試驗方法

試驗設(shè)置2 個處理，處理一為對照組，處理二為菌渣處理組，每個處理設(shè)置3 個平行。發(fā)酵罐運(yùn)行的有效體積為2.5 L，其中，鏈霉素菌渣在處理二中的含固率為20 g/L， 對照組不添加鏈霉素菌渣（其他條件均與處理二相一致）；種子液添加量均為有效體積的1/3，即800 mL，剩余部分用自來水補(bǔ)充。 定期記錄集氣袋中的氣體體積和組分含量， 同時放出40 mL 發(fā)酵液用于理化性質(zhì)的測定。 菌渣和種子液的理化性質(zhì)如表1 所示。

表1 鏈霉素菌渣與接種液的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of streptomycin fermentation residue and inoculum %

鏈霉素菌渣發(fā)酵液發(fā)酵前后抗生素效價的測定試驗：以金黃色葡萄球菌為指示菌作鏈霉素效價檢測，設(shè)置對照組（每孔加10 000 U 鏈霉素標(biāo)準(zhǔn)品）、發(fā)酵前組（取發(fā)酵前混合液50 μL）和發(fā)酵后組（取發(fā)酵后沼液50 μL）[9]。

1.3 試驗裝置及檢測方法

試驗裝置如圖1 所示。

圖1 厭氧發(fā)酵試驗裝置Fig.1 Diagram of anaerobic digestion test device

各指標(biāo)的檢測方法如下：

①溶解性化學(xué)需氧量（SCOD）和氨氮含量測定：化學(xué)需氧量快速測定儀5B-3C（V8），分別執(zhí)行HJ/T399-2007 標(biāo)準(zhǔn)和DZ/T 0064.57-1993 標(biāo)準(zhǔn)；

②pH 值、揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）和碳酸氫鹽（TIC） 濃度測定：ZD-2 自動電位滴定儀， 采用Nordmann 滴定法[10]；

③氧化還原電位測定：OHAUS STARTER 3100 氧化還原電位儀；

④沼氣產(chǎn)量及組分含量測定：濕式流量計與Biogas 5000 沼氣分析儀；

⑤含固率（包括TS 和VS）測定：烘箱-馬弗爐差重法[11]。

2 結(jié)果與分析

2.1 SCOD 和氨氮含量的變化

在鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵過程中，SCOD 和氨氮含量的變化情況如圖2 所示。 從圖2（a）可以看出： 鏈霉素菌渣發(fā)酵液的起始SCOD 為466.65 mg/L，在厭氧發(fā)酵初期，體系中各種水解微生物的生長代謝活動較為活躍， 底物被分解成較小的可溶性物質(zhì)，發(fā)酵液的SCOD 在短期內(nèi)迅速上升，反應(yīng)進(jìn)行到第11 天時達(dá)到最高值 （2 199 mg/L）；隨著發(fā)酵時間的延長， 酸化菌對底物的適應(yīng)能力變強(qiáng)，進(jìn)而對有機(jī)質(zhì)的利用速率加快，發(fā)酵體系中總有機(jī)質(zhì)與可利用有機(jī)質(zhì)的含量越來越少，SCOD也相應(yīng)減少，18 d 后，鏈霉素菌渣發(fā)酵液的SCOD下降速率減緩，直至后期維持在500 mg/L 左右。

圖2 SCOD 和氨氮含量的變化情況Fig.2 Changes of SCOD and ammonia nitrogen content

氨氮由蛋白質(zhì)和氨基酸等各種含氮基質(zhì)在水解酸化作用下產(chǎn)生， 氨氮含量的高低對反應(yīng)體系的穩(wěn)定性與反應(yīng)速率有較大影響。 從圖2（b）可以看出：鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵前期，發(fā)酵液的氨氮含量持續(xù)增加，第8 天出現(xiàn)峰值（477.53 mg/L）后略有下降，11 d 后， 發(fā)酵液的氨氮含量繼續(xù)升高，第29 天達(dá)到576.80 mg/L，此后發(fā)酵液的氨氮含量維持在550~600 mg/L；反應(yīng)體系氨氮含量的快速增加主要集中在0~8 d， 原因是此階段系統(tǒng)中原料水解酸化速率逐漸加快， 蛋白質(zhì)和氨基酸等容易分解利用的大分子組分快速降解， 生成了氨氮和小分子化合物。 由于發(fā)酵底物的含固率僅為2%，因此，發(fā)酵液的氨氮含量整體處于較低水平，此條件下的氨氮含量未達(dá)到相關(guān)報道指出的氨氮抑制濃度。

2.2 VFAs 和TIC 濃度的變化

在鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵的水解階段， 底物通過菌群的降解作用被分解成單糖、 氨基酸等小分子有機(jī)物， 這些小分子有機(jī)物進(jìn)一步降解為更短的成分復(fù)雜的揮發(fā)性脂肪酸（VFAs），這些VFAs是使產(chǎn)甲烷過程順利進(jìn)行的主要底物。 鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵過程中VFAs 和TIC 濃度的變化情況如圖3 所示。 從圖3 可以看出：在厭氧發(fā)酵初期，發(fā)酵液的VFAs 濃度迅速上升，第8 天出現(xiàn)峰值1 834 mg/L，之后直到第22 天，發(fā)酵液的VFAs 濃度快速下降；在厭氧發(fā)酵后期，發(fā)酵液的VFAs 濃度相對穩(wěn)定，維持在170~230 mg/L。 鏈霉素菌渣發(fā)酵過程中，發(fā)酵液的VFAs 濃度整體較低，8~22 d 處于VFAs 的快速消耗期，原因是這個時期的甲烷菌活性較高， 將大量VFAs 分解轉(zhuǎn)化為沼氣；22~29 d 仍處于反應(yīng)體系的產(chǎn)氣高峰期， 此階段的VFAs 濃度對鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣效果的影響不明顯。TIC 對防止發(fā)酵液酸化、保證厭氧發(fā)酵反應(yīng)正常進(jìn)行具有重要作用。 從圖3 可以看出， 在厭氧發(fā)酵初期， 發(fā)酵液的TIC 濃度逐漸增加，22 d 之后，維持在2 500~3 000 mg/L。

圖3 VFAs 和TIC 濃度的變化Fig.3 Changes of VFAs andTIC

2.3 pH 值和氧化還原電位變化

在鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵過程中，發(fā)酵液的pH值和氧化還原電位的變化情況如圖4 所示。 從圖4（a）可以看出，在厭氧發(fā)酵初期，發(fā)酵液的pH 值明顯下降， 反應(yīng)進(jìn)行到第6 天時降至最低， 之后pH 值明顯上升， 從第15 天開始，pH 值的上升幅度減小，直到發(fā)酵結(jié)束，發(fā)酵液的pH 值始終維持在7.0~7.2。 在發(fā)酵初期，系統(tǒng)中底物的水解酸化造成的酸類物質(zhì)增多是發(fā)酵液pH 值降低的主要原因；此外，TIC 濃度相對較低，對發(fā)酵液中酸類物質(zhì)的緩沖能力較弱，對厭氧發(fā)酵初期發(fā)酵液pH值的變化亦存在一定的影響； 隨著底物的降解及TIC 的積累，系統(tǒng)穩(wěn)定性不斷增強(qiáng)，在產(chǎn)氣高峰階段，VFAs 的快速利用和消耗使發(fā)酵液pH 的值快速上升。

圖4 發(fā)酵液pH 值和氧化還原電位的變化情況Fig.4 Changes of pH value and redox potential of fermentation broth

從圖4（b）可以看出：在厭氧發(fā)酵的前6 d 里，發(fā)酵液的氧化還原電位由-189 mV 降至-260 mV，產(chǎn)氣集中階段（6~29 d），發(fā)酵液的氧化還原電位維持在-250~-300 mV； 隨著產(chǎn)氣速率的降低， 發(fā)酵液的氧化還原電位有所上升， 最終維持在-230 mV 附近。在厭氧發(fā)酵初期，系統(tǒng)中的氧氣在好氧微生物的作用下快速耗盡，之后，底物通過厭氧微生物的代謝，轉(zhuǎn)化為還原性酸類等有機(jī)物，這是發(fā)酵液的氧化還原電位在短期內(nèi)迅速降低的主要原因。在產(chǎn)氣高峰期，還原性酸類物質(zhì)大量消耗，致使發(fā)酵液中還原性物質(zhì)的濃度逐漸降低，促進(jìn)了氧化還原電位的升高；在厭氧發(fā)酵后期，發(fā)酵液的氧化還原電位相對較穩(wěn)定， 還原性物質(zhì)的生成與消耗速率達(dá)到平衡。

2.4 日產(chǎn)氣量和累積產(chǎn)氣量的變化

在鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵過程中， 日產(chǎn)氣量和累積產(chǎn)氣量的變化情況見圖5。 從圖5 可以看出，厭氧發(fā)酵進(jìn)行到第4 天開始產(chǎn)氣， 日產(chǎn)氣量為0.93 L，隨后產(chǎn)氣速率迅速下降，第6 天又開始緩慢上升，在第15，25 天分別產(chǎn)生兩個日產(chǎn)氣量峰值，29 d 之后， 沼氣的產(chǎn)生速率明顯降低，46 d 之后，沼氣的產(chǎn)生速率小于0.05 L/d。 經(jīng)計算，發(fā)酵進(jìn)行到第36 天時，系統(tǒng)的累積產(chǎn)氣量為16.60 L，約占總累積產(chǎn)氣量的90%。 空白對照組的產(chǎn)氣量<100 mL，可以忽略不計。

圖5 日產(chǎn)氣量和累積產(chǎn)氣量的變化情況Fig.5 The changes of daily gas production and cumulative gas production

鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵的啟動階段會水解產(chǎn)生大量以CO2為主的氣體， 隨后厭氧發(fā)酵進(jìn)入酸化期。隨著甲烷菌對發(fā)酵環(huán)境的適應(yīng)，產(chǎn)甲烷代謝隨之增強(qiáng)，系統(tǒng)的產(chǎn)氣量與甲烷含量不斷升高，第15天時，系統(tǒng)的發(fā)酵環(huán)境最適合甲烷菌。由于原料中各種成分降解的難易程度不同， 發(fā)酵反應(yīng)體系中微生物在對底物先后利用的過程中表現(xiàn)出時間差異，進(jìn)一步體現(xiàn)為不同產(chǎn)氣峰。日產(chǎn)氣量的變化趨勢與厭氧微生物直接利用的前體物質(zhì) （VFAs）含量的變化有較大的相關(guān)性， 隨著體系中VFAs 濃度的升高， 厭氧發(fā)酵的日產(chǎn)氣量亦表現(xiàn)出與之相對一致的同步性；在第22~29 天，兩者的同步性出現(xiàn)較大偏差， 推測此時的甲烷菌代謝活性仍較高，產(chǎn)甲烷活動促進(jìn)了底物的消耗，使得VFAs 的濃度降低；29 d 之后，發(fā)酵液中可利用的有機(jī)物幾乎消耗殆盡，產(chǎn)甲烷菌的代謝受到影響，導(dǎo)致后期的產(chǎn)氣量顯著下降。

2.5 CH4 和H2S 含量的變化

在鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵產(chǎn)甲烷過程中，CH4和H2S 含量的變化情況如圖6 所示。 從圖6 可以看出：厭氧發(fā)酵初期，氣體中的CH4含量（體積含量）較低，第15 天，CH4含量達(dá)到最高值（57.47%），直到厭氧發(fā)酵結(jié)束，發(fā)酵體系的CH4含量亦無明顯變化；產(chǎn)氣穩(wěn)定期，CH4含量的平均值為55.27%；整個發(fā)酵過程中，沼氣中的H2S 含量都很低，第1天，沼氣中的H2S 的含量僅為1.32×10-4，第8 天后降至10-4以下， 之后，H2S 的含量一直處于0.4×10-4~0.8×10-4。

圖6 CH4 和H2S 含量的變化情況Fig.6 The changes of CH4 and H2S content

2.6 鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵前后，TS 和VS 含量的變化

厭氧發(fā)酵系統(tǒng)中的有機(jī)物可用于各種厭氧微生物的生長繁殖和代謝過程。厭氧發(fā)酵前，發(fā)酵液中的TS 和VS 含量分別為3.37%和2.35%， 厭氧發(fā)酵后，TS 和VS 含量分別降至1.88%和0.84%，TS 和VS 的去除率分別達(dá)到44.19%和64.32%。由此可見，鏈霉素菌渣經(jīng)過中溫厭氧發(fā)酵后，其中的多數(shù)有機(jī)物被去除。

2.7 鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵前后鏈霉素殘留的測定

鏈霉素對金黃色葡萄球菌的生長繁殖具有抑制作用，以金黃色葡萄球菌為指示菌，對鏈霉素菌渣厭氧發(fā)酵前后的鏈霉素活性進(jìn)行測定， 結(jié)果如圖7 所示。 測得CK 抑菌圈的平均直徑為35.3 mm，厭氧發(fā)酵前，發(fā)酵液的抑菌圈直徑接近打孔直徑，平均為11.0 mm，而厭氧發(fā)酵后，沼液未表現(xiàn)出抑菌效果。這說明經(jīng)過厭氧發(fā)酵后，鏈霉素菌渣的抗生素殘留大大降低， 通過抑菌圈試驗已經(jīng)檢測不到鏈霉素的殘留， 進(jìn)一步說明通過厭氧發(fā)酵可以實現(xiàn)鏈霉素菌渣的無害化、資源化處理。

圖7 鏈霉素菌渣的厭氧發(fā)酵對抗生素活性的影響Fig.7 Effect of streptomycin fermentation residue anaerobic digestion on antibiotic activity

3 結(jié)論

①鏈霉素菌渣經(jīng)過60 d 的中溫（30±2 ℃）厭氧發(fā)酵，累積產(chǎn)氣量為18.20 L，原料的產(chǎn)氣能力為364.07 mL/g；發(fā)酵進(jìn)行到第36 天時，系統(tǒng)的累積產(chǎn)氣量占總產(chǎn)氣量的90%，系統(tǒng)的最大產(chǎn)氣速率為972.5 mL/d；在穩(wěn)定產(chǎn)氣階段，CH4的含量為55.27%，H2S 的日排放量均值小于10-4。

②以金黃色葡萄球菌為指示菌對發(fā)酵前的菌渣和發(fā)酵后的沼液進(jìn)行抑菌試驗，試驗結(jié)果表明，厭氧發(fā)酵后的沼液未出現(xiàn)抑菌圈， 這說明通過厭氧發(fā)酵的方式， 可以有效去除鏈霉素菌渣中的鏈霉素殘留。