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目前,国内外普遍在水源水体中检测到了不同种类的微量污染物[1-2]。这些微量污染物经过传统水处理工艺包括混凝、沉淀、过滤很难有效去除[3-4]。因此,高级氧化工艺如催化臭氧、紫外过氧化氢、紫外氯联合、芬顿等对微量污染物的强化去除方面的研究成为热点[5-8]。
多相芬顿技术作为高级氧化技术的一种,与活性炭工艺联用不仅可以去除水中天然有机物,还可以去除水中的有机农药、抗生素、内分泌干扰物等难降解的微量污染物,降低由微量污染物导致的水体毒性[9-12]。与其他深度处理技术相比,其不需要增加光、声、电等辅助设施,通常对温度和压力无要求,故具有非常广阔的应用前景[13]。
双酚A作为一种微量污染物,会影响人的内分泌系统,目前,对其降解的相关研究较多,除了化学法之外,也有采用微生物方法对其进行降解的研究[14-15]。在本研究中,首先以工业化合成的多相芬顿催化剂建立了多相芬顿催化柱,在北京某水厂进行了多相芬顿催化对天然有机物(NOM)的降解去除研究。在经过200 d运行后,通过对催化柱不同位置的催化剂进行取样,利用小试实验考察了生物膜对不同浓度双酚A去除效果的影响,最后为了分析生物膜的作用,对催化剂表面生物膜群落结构等进行了表征。本研究结果表明多相芬顿技术是一种很有应用前景的去除微量污染物的实用技术。
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中试装置建在北京市某自来水厂实验基地内,装置采用的水处理工艺流程包括混凝-沉淀-砂滤-多相芬顿催化氧化-活性炭过滤,装置流程如图1所示。本研究所使用的多相芬顿催化剂以氧化铝小球为载体,以铜、钴等化合物为主要成分,并以吨级规模工业合成(目前尚未商品化生产),LYU等[16]对该类催化剂已有较多的研究报道。多相芬顿催化柱流量30 L·min−1、水力停留时间为15 min、投加过氧化氢量为0.15 mmol·L−1、活性炭柱流量为30 L·min−1、水力停留时间为15 min、反冲周期为7 d。
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由于该水厂原水中没有检测到双酚A的存在,而且考虑到在水厂中人为添加微量污染物实验排水会影响环境,因此,在中试现场对水体中NOM进行了为期200 d的去除研究,同时考察了对消毒副产物和致病微生物控制效果,相关的研究结果[17]已发表。芬顿催化柱高度为4.0 m,经过长时间运行之后,在芬顿催化柱上、中、下层(柱高分别为3.6、1.8和0.5 m处)分别取适量材料,之后在实验室进行双酚A去除的小试研究。把上、中、下3层催化剂材料分别填装,共填装6根小柱(柱子尺寸40 mm×30 cm):3根小柱分别装填上、中、下3层的多相芬顿催化剂,另外3根小柱装填上、中、下3层经过超声振荡并清洗后无生物膜的多相芬顿催化剂。
实验分别在2种条件下运行,一种配制进水双酚A浓度为10 μg·L−1,运行条件与中试相同,停留时间为15 min;另一种条件配制进水双酚A浓度为5 mg·L−1、停留时间为40 min。2种实验条件分别连续运行7 d,并于第2、4和6天取样,分析2种条件下双酚A的去除率,且考察了生物膜对双酚A去除效果的影响。
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中试实验流程进水采用水厂水源水经预氯化后水,经检测水质如下:温度为(20±2) ℃、浊度为3.0 NTU、DOC为(3.5±0.6) mg·L−1、pH=7.6~8.6、硬度为80~126 mg·L−1(以CaCO3计)、碱度为75~126 mg·L−1(以CaCO3计)、其他各种离子(2~3 mg·L−1
NO−3 -N、4~8 mg·L−1 Cl−、0.2~0.5 mg·L−1 F−、21~36 mg·L−1SO2−4 )。 -
水中溶解性有机碳 (DOC) 采用TOC分析仪(TOC-VCPH,SHIMADZU, Japan)。H2O2浓度利用辣根过氧化氢酶采用分光光度法分析。
在进行催化剂上生物膜采样时,首先把催化剂进行冷冻干燥然后称取一定量的催化剂利用灭菌棉签擦拭催化剂表面,并用磷酸盐缓冲溶液(PBS)进行冲洗,然后把棉签和磷酸盐缓冲溶液一起进行超声震荡,收集PBS溶液[17]。催化柱上中下层出水各采集1 L溶液。上、中、下3层出水及生物膜各取样3个,分别标记为生物膜上层(RS1.1、RS1.2、RS1.3),生物膜中层(RS2.1、RS2.2、RS2.3),生物膜下层(RS3.1、RS3.2、RS3.3),上层出水(RS4.1、RS4.2、RS4.3),中层出水(RS5.1、RS5.2、RS5.3)和下层出水(RS6.1、RS6.2、RS6.3)。
把溶液过0.45 µm聚碳酸酯膜,然后用Fast DNA spin kit for soil(Qbiogene,Solon,OH)试剂盒进行DNA基因提取。利用7300实时荧光定量聚合酶链式反应系统仪器(7300 Real Time PCR System)分析检测总细菌(16S rRNA),用于表征催化剂表面的微生物量。同时基于IonS5TMXL测序平台,利用单端测序方法构建小片段文库进行单端测序。通过对Reads剪切过滤,OTU(operational taxonomic units)聚类,β多样性分析采用算术均值的非加权配对平均法(unweighted pair-group method with arithmetic mean, UPGMA)聚类分析。最后根据16S测序数据进行基于KEGG数据库的功能预测。
对传统的热提取方法进行了优化,以提取生物膜中微生物的胞外多聚物(EPS),具体步骤参照文献中的方法[18]。然后用Folin苯酚比色法测定EPS中的蛋白质,以牛血清白蛋白为标准物质。用苯酚硫酸比色法测定EPS中的多糖,以葡萄糖为标准物质,并使用三维荧光(EEM)对EPS进行成分分析。
低浓度双酚A首先利用固相萃取柱进行浓缩,然后利用超高效液相色谱四极杆-飞行时间质谱联用仪(UPLC-Q-TOF-MS,ACQUITY UPLC/Xevo G2 Q-TOF,Waters)。
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多相芬顿催化柱中试实验连续运行200 d,运行周期内多相芬顿催化柱进出水溶解性有机碳(DOC)变化如图2所示。砂滤出水(多相芬顿催化柱进水)的DOC为(3.12±0.51) mg·L−1,经过多相芬顿催化剂处理后DOC值降低至(1.96±0.49) mg·L−1,在相同运行时间条件下比砂滤出水降低了42%~63%。由图2可以看出,多相芬顿催化柱对NOM有很好的去除效果。另外,在中试运行120 d以后,多相芬顿出水DOC出现稳中有降的趋势,这可能与生物膜的形成有关。
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为了分析生物膜对芬顿催化剂去除双酚A的影响,我们对上、中、下3层具有不同生物膜的催化剂材料分别进行了小试实验。根据国家标准《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)中生活饮用水水质参考指标及限值规定,饮用水中双酚A浓度不得高于10 µg·L−1,因此,我们选择此浓度为低浓度进行研究。图3反映了不同起始浓度下双酚A的降解率。如图3(a)所示,在停留时间仍然为15 min且在不加H2O2的条件下,低浓度(10 µg·L−1)双酚A在无生物膜的上、中、下3层催化剂中的去除率分别为24.9%、27.6%和28.3%,而在有生物膜的上、中、下3层催化剂上去除率分别为36.0%、37.4%和37.8%。该结果说明,上、中、下3层催化剂洗去生物膜后,对双酚A去除效果基本相同,而具有不同生物膜群落组成的上、中、下3层催化剂对其去除效果也基本相同。但是,有生物膜的催化剂明显比没有生物膜的催化剂去除效果更好。
除了低浓度双酚A,本研究还进行了高浓度5 mg·L−1双酚A的去除实验,由于其浓度较高,控制停留时间为40 min,结果如图3(b)所示。与低浓度双酚A的实验结果类似,有生物膜的催化剂比没有生物膜催化剂对双酚A的去除率较高,而且有生物膜的催化剂从上层到下层其对双酚A的去除能力有逐渐增强趋势,在下层中对双酚A的去除率达到了39%。
因此,在中试条件下,控制多相芬顿催化柱流量30 L·min−1,水力停留时间为15 min,投加过氧化氢量为0.15 mmol·L−1,冲洗周期为7 d的条件下,多相芬顿催化柱表面形成的生物膜影响了小试过程中双酚A的去除,使得双酚A去除率有所提高,同时发现,随着停留时间的延长,下层生物膜影响较大。
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1)微生物群落多样性。根据实验分析方法描述,对催化柱上中下3层进行生物膜和出水中微生物采样分析,图4为6组样品的所有平行样,共18个,在微生物门水平(phylum level)上对其多样性基于进化序列差异(unweighted unifrac)距离矩阵进行的UPGMA聚类树分析。由图4可以看出,生物膜和水中微生物各自聚类在一起,这说明生物膜和水中微生物存在差别。有研究[19]表明,过滤过程中生物膜对其出水中微生物存在决定作用,该结果上层出水与生物膜相似性高,中下层出水与生物膜差别大,这可能是由于H2O2从催化剂底部投加,中、下层为H2O2初始反应阶段,产生的羟基自由基对水体中微生物生长影响较大。另外,中层生物膜RS2.1、RS2.2、RS2.3和下层生物膜RS3.1、RS3.2、RS3.3聚类在一起,相似度较高,与上层生物膜有一定差别,该结果同样说明,随着反应不断进行,H2O2浓度有搜降低,从而影响了生物膜群落组成。有研究[20]表明,加氯消毒过程对微生物群落结构影响较大,该结果也说明,多相芬顿反应投加H2O2能够影响微生物群落结构组成。
2)微生物群落组成。为了进一步分析生物膜及出水中微生物群落组成,对生物膜及出水微生物在属水平上相对丰度在前10的微生物进行作图分析(每组样品3个平行样取平均值作图),如图5所示。通过对比分析发现,上层生物膜RS1中赫山单胞菌属(Herminiimonas)、慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)、鞘氨醇盒菌属(Sphingopyxis)和旱杆菌属(Aridibacter)4种微生物菌属较多,其对应的相对丰度分别为23.9%、20.5%、8.5%和7.3%。中层生物膜RS2中这4种菌属分别降低至2.1%、5.6%、0.3%和0.06%,下层生物膜RS3这4种微生物菌种降低至2.2%、6.3%、0.3%和0.2%。但是在中层RS2和下层RS3生物膜中Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)含量明显升高。RS2中相对丰度分别为12.2%和3.1%,RS3中分别为19.4%和4.7%。另外,催化柱上、中、下3层出水微生物变化较大,在上层出水RS4中鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas)、水杆菌属(Aquabacterium)、赫山单胞菌属(Herminiimonas)和慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)相对丰度较高。中层出水RS5中Aquicella和生丝微菌属(Hyphomicrobium)相对丰度较高。下层出水RS6中赫山单胞菌属(Herminiimonas)、慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)、柄杆菌属(Caulobacter)相对丰度高。结果表明,相比于生物膜,不同层出水中微生物群落组成变化较大。另外,投加H2O2是从催化柱下面投加,H2O2接触到催化剂表面生成羟基自由基(∙OH)对有机物进行降解并灭活微生物,随着反应进行从下层到上层H2O2浓度逐渐降低。因此,生物膜中赫山单胞菌属(Herminiimonas)、慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)、鞘氨醇盒菌属(Sphingopyxis)和旱杆菌属(Aridibacter)相对丰度从下层到上层逐渐增加,但是芬顿催化柱中层和下层生物膜群落组成相似,其中,Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)含量明显比上层高。
3)微生物功能分析。根据测序样品在数据库中的功能注释及丰度信息,从功能查阅层面进行聚类分析。其中,微生物功能分析包括细胞过程、环境信息处理、遗传信息处理、关于人类疾病、新陈代谢、有机系统、无法归类和无功能共8种。在环境信息处理和新陈代谢方面,中层和下层催化剂生物膜的微生物功能更强。以上结果说明,受周围环境H2O2和有机物浓度的影响,中层和下层催化剂生物膜的微生物表现出更强的代谢能力。
通过对生物膜上微生物16S rRNA进行定量分析,发现下层微生物总细菌含量最多,微生物基因拷贝数高达8个对数量级;中层其次,上层最少,分别为7.8个和7.7个对数量级(图6(a))。由对催化剂表面生物膜上胞外多聚物EPS表征结果可以看出,在中、下层的生物膜上微生物EPS中蛋白质含量较高,分别高达624.3 ng·g−1和642.8 ng·g−1(图6(b))。
因此,中试过程中从催化柱下部投加H2O2溶液,起始投加量为5 mg·L−1,随着反应的进行,从下到上的H2O2浓度逐渐降低,出水H2O2浓度为0.45 mg·L−1。随着催化柱从下到上H2O2浓度变化及其对有机物的降解,多相芬顿催化柱上、中、下3层出水中微生物群落组成变化较大,但是生物膜上微生物群落存在相似性,其中,中层和下层相似度高。上层生物膜中微生物以赫山单胞菌属(Herminiimonas)和慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)为主,而中层和下层生物膜中微生物以Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)为主。另外,中层和下层生物膜中微生物量相比上层多,代谢能力强,生物膜上微生物分泌的EPS多,蛋白质含量高,微生物吸附性能有所增强[21],这可能会影响催化柱对天然有机物和微量污染物的去除。小试实验结果证明,生物膜的形成影响了对双酚A的去除。在停留时间为15 min时,有生物膜的催化柱明显比没有生物膜的催化柱对10 µg·L−1双酚A的去除率高,但对于有生物膜的上、中、下层,其对双酚A的去除率差别不大。当停留时间在40 min后,有生物膜的催化柱比没有生物膜的催化柱对5 mg·L−1双酚A去除率要高,而且下层对双酚A的去除率最高,可能与下层生物膜中Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)含量较高有关。
在多相芬顿催化体系中,H2O2除了与释放到溶液中的少量金属离子发生链反应外,主要与催化剂发生界面反应,多相芬顿反应需要高活性的催化剂,其可提高H2O2的利用率[13]。本研究结果表明,在多相芬顿催化柱运行过程中,很难避免生物膜的形成,而对于微量污染物双酚A,生物膜可以提高对其的去除效果。但是,生物膜对不同种类和浓度的污染物去除的影响还需要进行深入的研究和探索,从而更好的优化运行多相芬顿催化柱,以便能尽早的解决实际问题。另外,建议今后要深入开展生物膜对芬顿反应去除不同微量污染物的影响研究。
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1)多相芬顿催化柱在中试运行过程中对天然有机物表现出良好的去除效果,而实验过程中形成的生物膜可提高对双酚A的去除率。在无生物膜条件下,多相芬顿反应对双酚A的去除率低于30%,而在生物膜形成后,对双酚A的去除率可提高到36%~39%。
2)通过对催化柱上生物膜进行表征,发现催化柱生物膜上微生物群落存在相似性,其中,中层和下层相似度高。上层生物膜中微生物以赫山单胞菌属(Herminiimonas)和慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)为主,而中层和下层生物膜中微生物以Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)为主。
3)随着生物膜上微生物群落组成的变化,多相芬顿催化柱由上层到下层生物膜上生物量有所增加,微生物代谢活性增强,从而分泌更多的胞外多聚物,这可能是有生物膜的催化柱特别是下层催化柱可更好地去除双酚A的主要原因。
多相芬顿催化剂表面生物膜对去除双酚A的影响及其微生物群落表征
Effects of the surface biofilms of heterogeneous Fenton catalyst on the bisphenol A removal and the characterization of its bacterial community
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摘要: 为了分析经长期运行的多相芬顿催化柱上生物膜的群落结构特征及其对双酚A去除的影响,利用中试实验对多相芬顿催化降解天然有机物(NOM)进行了为期200 d的跟踪检测,并利用小试实验对比研究了在有无生物膜以及催化柱不同位置上的生物膜对多相芬顿反应去除双酚A的影响效果。同时采集了多相芬顿催化柱不同位置的催化剂样品,对样品表面的生物膜群落结构、微生物量、代谢活性以及胞外多聚物(EPS)进行了系统的表征。结果表明:多相芬顿对NOM有很好的去除效果,而且生物膜的形成使得对双酚A的去除率可提高到36%~39%;此外,催化柱生物膜上微生物群落存在相似性,其中层和下层相似度更高;上层生物膜中微生物以赫山单胞菌属(Herminiimonas)和慢生根瘤菌属(Bardyrhizobium)为主,而中层和下层生物膜中微生物以Reyranella菌属和生丝微菌属(Hyphomicrobium)为主;随着微生物群落的变化,中试催化柱由上层到下层生物量有所增加,微生物代谢活性增强,可分泌更多的EPS,这可能是生物膜特别是下层生物膜提高对双酚A去除效果的主要原因。以上研究结果证实,多相芬顿技术是一种很有应用前景的去除微量污染物的实用技术。Abstract: In order to investigate the biofilms communities on the surface of heterogeneous Fenton catalyst after long-time running and their effects on the removal of bisphenol A, the heterogeneous Fenton was studied in a pilot scale to test its effect on the removal of natural organic matter (NOM) for 200 d. The effects of biofilms and the biofilms at different places of catalyst column on the removal of bisphenol A were also studied using a bench scale test. Meanwhile, different catalyst samples at the different places of the catalyst column were collected, and the biofilms bacterial community structure, bacterial biomass, bacterial metabolism, and the composition of extracellular polymeric substances (EPS) on the sample surface were analyzed. The results showed that heterogeneous Fenton had a good performance on the removal of NOM, and the formed biofilms improved the removal rate of bisphenol A to 36%~39%. Moreover, the results also indicated that the biofilms showed great similarity, especially for the biofilms in the middle and lower layers. The bacterial genera in upper layers were dominated by Herminiimonas and Bardyrhizobium, while in middle and lower layers, the bacterial genera were dominated by Reyranella Hyphomicrobium. Along with the changes of bacterial community, the biomass increased in the biofilms of catalyst from top to bottom. The function of bacterial metabolism also increased, and the bacteria could produce more EPS. This may be the main reason for the more removal of bisphenol A by biofilms adsorption, especially for the biofilms in the lower layers. The results indicated that the heterogeneous Fenton was a practical technique with promising applications for removing micropollutants.
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餐厨垃圾是指餐馆、饭店、单位食堂等的饮食剩余物,以及后厨的果蔬、肉食、油脂、面点等的加工过程废弃物。近年来,我国的餐厨垃圾产生量每年以超过10%的速度持续增长[1-2]。若不经妥善处理,餐厨垃圾会腐烂变质,进而污染土壤和水体,同时散发恶臭气体、传播疾病,危害人群健康[3]。传统的餐厨垃圾处理方式如填埋、焚烧等处理过程中可能会导致渗滤液中的高浓度有机污染物进入土壤和地下水,再加上填埋产生的甲烷、焚烧产生的二噁英等也可能进入空气,因此,传统的处理方式存在二次污染的可能[4]。利用厌氧发酵等生化方法对餐厨垃圾进行无害化和资源化利用是绿色有效的[5]。将餐厨垃圾固液分离后,固相经一定的处理可制得生物蛋白,液相经过定向生物转化、高效分离加以利用。该过程可获得的产品包括乳酸、乙醇、丁醇、己酸、氢气、沼气等。这些产物为增值化学品,具有较高的利用价值[6]。
乳酸是三大有机酸之一,已广泛应用于酿酒、医药、食品、化妆品、卷烟、制革等领域。此外,乳酸还是一种重要的生物基平台化合物,可作为生产原料制造其他化学品,如聚乳酸、丙烯酸、丙酸、2,3-戊二酮、丙酮酸、丙烯、乳酸酯(绿色环保溶剂)、乳酸盐等[7],具有广阔的应用前景。以乳酸为主要原料聚合生成的聚乳酸,是一种新型的生物降解材料,为重要的塑料替代品。随着各国对抗塑料污染、鼓励开发生物降解塑料等政策的实施,聚乳酸市场需求快速增长,并成为乳酸的第一大应用领域。以乳酸为原料制造聚乳酸,其市场占比约为37.5%。
由于化学法生产乳酸往往产生DL-乳酸的外消旋混合物,因此,目前在工业上应用较多的是发酵法,约占乳酸生产的90%以上[8]。但微生物发酵生产乳酸存在3个主要瓶颈:一是适应复杂底物的优势乳酸工程菌的选育;二是发酵底物和营养物质的高成本;三是下游工艺(分离和纯化步骤)的复杂和高成本。
餐厨垃圾有机物含量高,含有丰富的氮、磷及微量元素,是很好的生物发酵培养基。在利用餐厨垃圾进行乳酸发酵前往往需要先经过预处理过程,以便于微生物更好地利用底物。生物发酵产乳酸的流程图如图1所示。
本文从餐厨垃圾乳酸发酵技术的高产菌株选育、与其他废物协同发酵及缓解产物抑制的原位分离耦合发酵3个方面,对国内外相关研究进行综述,并梳理餐厨垃圾乳酸发酵领域的新进展,以期为解决该领域存在的瓶颈问题、促进其产业化提供参考。
1. 乳酸发酵用微生物
1.1 细菌
乳酸菌(lactic acid bacteria,LAB)是最常见且在工业中使用最多的细菌,为革兰氏阳性菌,是无芽孢的球菌或棒状菌。LAB利用单糖或二糖来发酵产乳酸,其适宜的生长温度为5~45 ℃,pH为5.5~6.5。氨基酸、核苷酸、矿物质、维生素、脂肪、碳水化合物等均可作为其营养来源[9]。另外,LAB分布广泛,种类众多,从各种物质中分离和筛选出的野生型LAB是获得可发酵和遗传稳定菌株的最主要来源,已有多种菌株用于乳酸生产中[10]。然而,受自身和发酵环境所限制,野生乳酸菌的发酵能力也有限,因此,分离得到高产量的野生乳酸菌是LAB研究的主要内容。
乳酸发酵可分为同型发酵、异型发酵和双岐发酵3种途径,其反应式分别如式(1)~(3)所示。
stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2) stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3) 同型发酵是通过糖酵解途径(embden meyerhof pathway,EMP)得到乳酸,该过程产物纯度高,糖产乳酸的理论转化率为100%。然而,由于该过程存在微生物的其他生理活动,如细胞生长、蛋白质合成等,故实际转化率会低于理论转化率。一般认为,实际转化率达到80%以上者,即为同型乳酸发酵。异型发酵和双岐发酵途径的理论转化率仅为50%。
从环境中分离得到乳酸菌是相对快捷的方法。WANG等[11]利用自行分离得到能耐高温的TY50乳酸菌,可在温度为45 ℃,pH为5.5~6.0的条件下发酵餐厨垃圾产乳酸。该课题组还利用TD46乳酸菌对餐厨垃圾进行不灭菌发酵,产生的乳酸浓度比未接种乳酸菌的对照组提高了75.1%[12]。KWAN等[13]先用泡盛曲霉或米曲霉对餐厨垃圾进行水解,之后利用干酪乳杆菌(Shirota)对餐厨垃圾发酵产乳酸,乳酸产率可达0.27 g·g−1(以单位干重餐厨垃圾的乳酸产量计)。
芽孢杆菌是革兰氏阴性、兼性厌氧菌,也可用于生产乳酸。PLEISSNER等[14]利用食品废物和烘焙废物的混合物制乳酸,将用真菌酶水解后再进行脱脂的产物作为凝结芽孢杆菌生产乳酸的氮源,效果较好,并降低了成本。SAKAI等[15]分离出一种地衣芽孢杆菌TY7,在50 ℃下对餐厨垃圾进行不灭菌发酵,可产生40 g·L−1的L-乳酸,其光学纯度为97%,生产率为2.5 g·(L·h)−1。该课题组还利用嗜热芽孢杆菌,在55 ℃、pH为5.5的情况下发酵5 d,积累了86 g·L−1的乳酸,光学纯度为97%[16]。高温发酵环境会使该芽孢杆菌在与餐厨垃圾中土著菌群的竞争中处于优势,又由于其对pH相对敏感,故利用该芽孢杆菌发酵的关键就是控制温度的同时也要控制pH,以保证产生高质量的L-乳酸。
1.2 真菌
真菌也可用以生产乳酸。与细菌相比,部分真菌可直接利用淀粉等大分子底物,而不需先进行糖化。其中,米根霉的相关应用较多,它对营养需求相对较低,对环境的适应性很强,可利用底物很广。此外,米根霉丝状结构富含蛋白质,发酵后的残渣可作为粗蛋白原料再利用。液态发酵时,米根霉易沉降,有利于后续菌液分离。然而,菌丝体的形态和氧气供应会影响乳酸的生产率[10]。周群等[17]采用米根霉AS3.819对厨余垃圾进行不灭菌发酵,研究了pH对乳酸生产的影响。该研究发现,发酵液中还原糖浓度呈先上升后下降的趋势,pH为8时乳酸产量最大,达到60 g·L−1,60 h内乳酸的产生速率为1 g·(L·h)−1。L-乳酸为主要的异构体产物,其乳酸光学纯度可达99%。利用真菌来进行餐厨垃圾乳酸发酵的研究相对较少,所能利用的菌种也较为局限,因此,在分离、筛选高效真菌菌株方面还有很多内容可研究。以上内容提到的细菌和真菌产乳酸的研究成果汇总见表1。
表 1 以餐厨垃圾为底物利用细菌及真菌进行乳酸发酵的成果Table 1. Summary of recent studies of lactic acid fermentation with bacteria and fungi on food waste底物 菌种 预处理 发酵模式 温度/℃ pH 光学纯度 乳酸产量/(g·L−1) 产率/(g·g−1) 生产率/(g·(L·h)−1) 参考文献 餐厨垃圾 乳酸菌TY50 — 不灭菌 45 5.5~6.0 — 36.29 0.44 1.01 [11] 餐厨垃圾 乳杆菌TD46 — 不灭菌 30 5.5~6.0 — 28.85 0.39 0.60 [12] 餐厨垃圾 干酪乳杆菌Shirota 真菌水解 批式 37 6.0 — 93.2 0.93 1.55 [13] 餐厅废物+烘焙废物 凝结芽孢杆菌 真菌水解、提取脂质 — 52 — — 37 — — [14] 餐厨垃圾 地衣芽孢杆菌 TY7 加酶糖化 不灭菌 50 7.0 97% 40 — 2.5 [15] 餐厨垃圾 凝结芽孢杆菌 加酶糖化 不灭菌 55 6.5 97% 86 — 1.36 [16] 餐厨垃圾 米根霉AS3.819 — 不灭菌 34 8 99% 60 — 1 [17] 1.3 基因工程菌
为满足商业的要求,可利用基因工程技术改造发酵用乳酸菌株,以使其光学纯度更高、营养物质需求更少、乳酸产量和生产率更高,并达到提高其底物特异性、消除质粒及抗生素标记[10]等目的。
雷森林[18]利用基因工程的方法改造并研究了毕赤酵母对餐厨垃圾的发酵作用,分别克隆了凝结芽孢杆菌的乳酸脱氢酶基因、米曲霉的淀粉酶基因、黑曲霉的糖化酶基因,然后将这3种基因同时表达在1株毕赤酵母中。利用此菌株,在不外加商业淀粉酶的情况下,最高乳酸产量是16.8 g·L−1,为理论产值的48%。常被用于改造的菌种中,有乳酸菌、大肠杆菌、酵母菌、米根霉及一些藻类等[19]。将菌种本不具备的相关基因通过基因工程的手段进行表达,可减少所用相关酶的量,从而降低成本。但目前基因工程菌种对工业生产条件和环境的适应能力不强,这也限制了其大规模应用。因此,工程菌的进一步研究方向为改善微生物的代谢能力,提高工程菌的产酸效率,尽量降低副产物,增加工程菌对环境的适应性及对副产物的耐受性,从而进一步降低发酵成本。
1.4 混合菌
单一菌种会受到自身条件及发酵过程中的底物、产物的限制,因此,利用混合菌共发酵来提高底物利用率和乳酸产率也逐渐被关注。KIM等[20]利用以乳酸杆菌为主要菌种的土著混合菌对餐厨垃圾进行乳酸发酵时发现,在50 ℃时发酵效果最好,当水力停留时间为1 d时,乳酸质量浓度可达40 g·L−1。陈佳奇[21]将几种确定的菌种进行混合发酵研究,发现可利用解淀粉芽孢杆菌和德氏乳杆菌对餐厨垃圾进行底物不灭菌混合发酵,当发酵温度为45 ℃、接种间隔为1.5 h、初始发酵pH为6.5时,乳酸产率最高,可达0.351 g·g−1(以每克总固质量所产乳酸质量计)。
餐厨垃圾中含各种各样的土著菌种,如产酶菌、乳酸菌等。利用土著菌群进行发酵亦可取得较好效果。ZHANG等[22]利用餐厨垃圾中的土著菌群进行发酵,并研究了乳酸的纯度和微生物菌群。结果表明:L-乳酸是主要异构体产物,且pH在酸性或碱性条件下光学纯度比中性更高;菌群中乳酸菌和梭菌属占主要部分。WANG等[23]利用分离出的2种野生乳酸菌株TH165和TD175对餐厨垃圾进行发酵,可产生33.80 g·L−1的乳酸,比不接种的对照组高36.9%。黄林丽等[24]分别以调酸发酵和泡菜水发酵菌种作为混合菌种,在灭菌和未灭菌的情况下分别进行餐厨垃圾的发酵。结果表明,未灭菌组的乳酸含量均高于灭菌组,且金黄色葡萄球菌和沙门氏菌没被检出。TASHIRO等[25]使用海洋动物资源堆肥中的微生物群对餐厨垃圾进行分批发酵。通过设置一系列温度梯度进行发酵研究发现,在50 ℃时乳酸产量为34.5 g·L−1。
用产酶菌代替酶制剂,可大大降低原料的预处理成本[26],特别是将糖化酶的生产、酶解糖化和乳酸发酵在同一反应器内进行。该过程可节省反应器体积,降低购酶费用和投资成本,是一个新的发展方向。例如,可利用一些糖化酶生产菌与乳酸生产菌混合培养,直接转化淀粉等碳水化合物生产乳酸,如黑曲霉(糖化酶生产菌)和米根霉(乳酸生产菌)同为好氧菌,有望能在同一反应器中混合培养产乳酸,可增加底物糖的浓度,实现同步糖化发酵,从而增加发酵效率。
虽然混合菌进行发酵效果更好,但需要考虑各菌种的最适生长条件、功能及协同性,需开发具有共生作用和协同作用的酶生产菌和乳酸生产菌。因此,选择合适的菌种搭配、进行不同菌群的发酵过程研究是当前使用混合菌发酵的重点。
2. 餐厨垃圾与其他生物质废物混合发酵
利用单一餐厨垃圾为底物时,虽然其营养丰富,但所含淀粉和葡萄糖等极易降解,碳源消耗速度较快,乳酸迅速生成积累使发酵系统易酸化而发生产物抑制进而影响乳酸产量。因此,将餐厨垃圾与木质纤维素、活性污泥等生物质废物进行混合发酵,有利于发酵底物营养元素的优势互补,并缓解餐厨垃圾易酸化的问题。
2.1 餐厨垃圾与木质纤维类废物的混合发酵
利用木质纤维素类废物发酵产乳酸需外加氮源和生长因子(如酵母膏),而且木质纤维素本身结构复杂,不易被微生物降解,其预处理成本较高。将餐厨垃圾与木质纤维类废物混合发酵,可调节底物碳氮比,使底物营养均衡,也可延缓系统的酸化,从而促进乳酸发酵过程。
ZHENG等[27]分别将苦参药渣(含纤维素28.3%、半纤维素23.6%、木质素14.6%)与餐厨垃圾以不同混合比(以干重计)(0∶1,1∶0.5,1∶1,1∶1.5,1∶2,1∶0)混合后,接入种子培养液,再加入酶制剂,并在35 ℃、140 r·min−1的恒温摇床中进行乳酸发酵。结果表明,混合物料共发酵生成的乳酸浓度均比仅餐厨垃圾或仅苦参药渣发酵的乳酸浓度高;当苦参药渣与餐厨垃圾质量比为1∶1.5时,得到的L-乳酸浓度最高,可达48.4 g·L−1,说明物料之间具有明显协同效应。此混合比条件下的糖酸转化率为0.904 g·g−1,分别是相同质量单独原料分别产乳酸量的6倍(苦参药渣)或1.8倍(餐厨垃圾)以上。WANG等[28]同样研究了两种原料的协同作用,将碱预处理后的苦参残渣与餐厨垃圾以1∶1.5的比例混合,并进行同步糖化发酵,获得乳酸浓度可达67.5 g·L−1。同时还发现,将碱预处理液间隔24 h添加到发酵体系并调节pH,可提高乳酸产量;特别是当碱预处理液回用50%的乳酸产量时,比不回用的对照组增加了34.3%。这是由于碱预处理液的间歇式添加使得发酵体系pH更稳定,可减轻餐厨垃圾酸化;又因为碱预处理液中含有某些抑制性物质,抑制了产乙醇酵母的生长但不影响乳酸菌生长和代谢,使得更多的可发酵糖转化为乳酸。而餐厨垃圾为整个体系提供了丰富的氮源,从而降低了药渣发酵的额外氮源添加量。
汪群慧等[29]将菌糠添加到餐厨垃圾中发酵产乳酸。菌糠是栽培并采收食用菇后的剩余培养基或培养料,含有氨基酸、微量元素及水解效率高的微生物等。当10 g菌糠与50 g餐厨垃圾共发酵时,乳酸产率(以每克底物(干重)产乳酸的质量计)为0.30 g·g−1,比仅用餐厨垃圾时的产率提高了2.33倍。后续还需研究餐厨垃圾与菌糠在不同混合比条件下的共发酵系统中碳氮营养互补、多组分协同降解的机理,探究菌糠中所含高木质纤维素物料、pH调理性物料(石灰粉或石膏粉等)对缓解系统酸化的作用,以及菌糠中多种微量元素(如Zn、Se、Mn和Fe等)、生物活性物质(纤维素酶、半纤维素酶、蛋白酶等)对餐厨垃圾-菌糠共发酵产乳酸的促进作用。菌糠中含有很多细菌和真菌,当它与餐厨垃圾共发酵时,存在与乳酸发酵菌群竞争底物的问题。同时,氧化乳酸的微生物、底物投加方式、发酵系统温度和pH调控方式等必将影响该发酵过程核心功能微生物群落的变化。如何抑制与乳酸菌竞争的菌群,从而保证产乳酸发酵菌群的优势生长,是餐厨垃圾-菌糠混合发酵系统成功构建的关键。
2.2 餐厨垃圾与活性污泥混合发酵
我国餐厨垃圾的碳氮比(C/N)一般为10~30,而活性污泥的C/N较低,约为6~16[30]。由于污泥中微生物种类多,故将二者进行混合发酵并进行组分性质互补研究。XUE等[31]以活性污泥和餐厨垃圾为混合底物,利用混合微生物菌群进行阴极电发酵产乳酸,在阴极上施加了−100 mV电压来刺激发酵过程,得到乳酸生产率为0.657 8 g·(L·h)−1,比没有外部电压的另一组提高了4.73倍。这可能是由于施加电压增加了某些微生物的生命活动或者酶活。
ZHANG等[32]研究了pH和温度对餐厨垃圾和活性污泥混合发酵过程的乳酸浓度和光学纯度变化的影响,并通过响应面(response surface methodology,RSM)分析验证多因素交互作用效果。结果表明,随着温度的升高,乳酸生产的最佳pH会降低;在发酵温度为35 ℃、初始底物(以COD计)质量浓度 25.51 g ·L−1时,最佳pH为9;若发酵温度50 ℃、初始底物(以COD计)质量浓度21.01 g·L−1时,最适pH为7。最高速率均为活性污泥和餐厨垃圾共发酵3 d后获得,且产乳酸菌的最佳生存条件与高速率生产条件相一致。
XU等[33]以餐厨垃圾和活性污泥作为底物,利用重复分批发酵方式进行乳酸发酵,乳酸产率可达(以每克有机物(单位体积底物COD)对应产生乳酸的质量计)0.72 g·g−1,乳酸生产率可达0.53 g·(L·h)−1。与分批反应器相比,重复分批反应器中关键水解酶活性得以增加。废活性污泥含有丰富的微生物群落,虽可以提高乳酸发酵过程中的水解酸化作用,但也会不可避免引入消耗乳酸及产生挥发性脂肪酸(volatile fatty acids,VFA)的菌种。因此,在将餐厨垃圾和废活性污泥混合发酵中,需严格控制温度和pH,以避免产生过多的VFA及L-乳酸产量的下降。LI等[34]在餐厨垃圾发酵产乳酸时添加活性污泥,并开发了碱性发酵技术。结果表明,添加污泥及间歇性碱性发酵不仅明显改善了水解步骤,还抑制了乳酸消耗和D-乳酸的产生,L-乳酸产率以每克有机物(以单位体积底物COD对应产生乳酸的质量计)为0.52 g·g −1,光学纯度为100%。
3. 原位分离耦合乳酸发酵
在乳酸发酵过程中,乳酸不断积累会造成体系的pH下降,导致发酵液酸化并使发酵过程减慢、底物利用率低,进而影响乳酸产率及产量。因此,需要采用合适的方法边发酵边将乳酸分离出来(即原位分离乳酸发酵技术),以降低乳酸的抑制作用,提高发酵效率。表2所示的3种原位分离乳酸发酵技术已受到较多关注和研究。
表 2 常用的原位分离技术及优缺点Table 2. Common in-situ separation techniques and their advantages and disadvantagess方法 优点 缺点 萃取分离 耗能低,选择性好、无细菌污染 萃取剂有一定毒性,其分配系数较低 吸附分离 分离效果好,吸附剂可再生循环利用 部分吸附剂选择性不高,且成本较高 膜分离 可连续进行,效果好 膜易被污染而影响过滤效果 3.1 原位萃取发酵技术
原位乳酸萃取发酵也称为萃取分离耦合乳酸发酵,即在发酵过程中利用有机溶剂连续萃取发酵产物,以消除乳酸抑制。以液体为萃取剂时,如含有目标产物的原料也是液体,则称为液液萃取。根据萃取剂的不同,又分为溶剂萃取、双水相萃取、超临界流体萃取、液膜萃取等。萃取剂的基本要求即分配系数高,自身消耗少,对发酵体系的毒害影响小。十二烷醇、油醇、叔胺Alamine-336等是常用的萃取剂,萃取剂与细胞直接接触会产生毒害作用。常用的减轻溶剂毒性的方法有:使用膜将溶剂与细胞分开(渗透萃取);细胞固定化;在固定化载体中包埋豆油等植物油。陈敏等[35]使用三辛胺和油醇混合溶剂,利用固定化细胞方法进行了萃取发酵,经过24 h发酵后,乳酸产量比对照组提高了60%,且可有效提取乳酸,同时对乳酸菌毒性也较小。WASEWAR等[36]研究了反应萃取在原位分离中的使用,比较了辛醇、甲基异丁酮(methylisobutylketone,MIBK)和癸醇的添加对从一种叔胺(Alamine 336)中提取乳酸的效果。结果表明,辛醇的提取效果最好,并且进行半连续操作更便捷,且不消耗额外试剂,不产生大量废物。
相较于传统有机相-水相的溶剂萃取,双水相萃取是全新的替代方法。这两相大多数情况下由水与非挥发性成分组成,可避免挥发性有机成分的使用。除此之外,该萃取方法还具备如下优势:含水量高(70%~90%)适宜提取水溶性的蛋白质、酶等生物活性物质,且不易引起蛋白质的变性失活;不存在有机溶剂残留问题;易于放大,各种参数可按比例放大而产物收率并不降低。这是其他分离技术无法比拟的。KWON等[37]探究了聚合阳离子、聚乙基亚胺(polyethylimine,PEI)和不带电聚合物(羟乙基)纤维素(hydroxyethyl cellulose,HEC)组成的双水相体系萃取乳酸发酵的潜力。在无pH控制的情况下,乳酸乳球菌在PEI/ HEC两相发酵体系中添加质量分数为20 g·L−1的葡萄糖进行分批发酵,与PEI或HEC单相发酵体系相比,乳酸产量和细胞生物膜分别提高了3~4倍,乳酸优先分布到富含PEI的底相中。
萃取剂本身的性质、对乳酸的分配系数及可能的毒性,都是制约其大规模应用于发酵生产的影响因素。为了能将萃取法更多应用于原位发酵提取中,需进一步开发高效、绿色、成本更低的萃取剂。
3.2 原位吸附发酵技术
原位乳酸吸附发酵也称吸附分离耦合乳酸发酵,即利用特定固体吸附剂(如树脂、活性炭等)在发酵过程中通过吸附分离将乳酸从发酵液中移除。BONK等[38]在餐厨垃圾发酵产乳酸的同时,采用活性炭进行原位分离:实验前将活性炭洗涤筛分;实验中直接与发酵液接触;吸附后利用丙酮来进行脱附。该项研究结果表明,即使在含有颗粒物的餐厨垃圾发酵液中,也可以用活性炭进行原位分离,并没有发生明显的孔隙堵塞导致效率下降的情况。该研究实现了更高的产率,并提高了乳酸的纯度。然而,在实际应用中,活性炭和丙酮的循环使用次数还有待进一步研究。
由于活性炭易吸附饱和,不但吸附乳酸还会吸附糖等其他物质,因此,从工业化生产的角度来对比,离子交换树脂法以选择性强、交换(吸附)容量大、操作简单、易于自动化控制等优点具有较强的竞争力。ATAEI等[39]使用Amberlite树脂(IRA-400,Cl−)在自动控制pH的条件下从发酵液中原位分离乳酸。在pH=6.1,温度为37 ℃时生产率最大,使用该原位分离系统发酵38 h后,乳酸的最大质量浓度为37.4 g·L−1,其乳酸生产率是不采用原位分离系统的5倍。GARRETT等[40]使用Amberlite™ IRA-67弱碱树脂进行乳酸提取,将乳酸质量浓度控制在20 g·L−1以内;该系统产率是常规分批补料发酵的1.3倍;对该树脂进行表征,其吸附曲线与Langmuir等温线相吻合,且发酵108 d后,树脂仍具有较好的稳定性,可有效原位分离乳酸。ZHANG等[41]利用凝结芽孢杆菌进行乳酸发酵,利用10种离子交换树脂进行原位分离,发现其中的335树脂效果最好。WANG等[42]利用树脂吸附回收乳酸,发酵液循环回发酵罐,使乳酸产量提高了23%,达到183.4 g·L−1。
吸附剂的高吸附容量有利于产物的及时分离,可明显降低产物抑制作用。开发选择性更好、吸附容量更高、成本更低、寿命更长、机械强度和化学稳定性更好的吸附剂是进一步研究的主要内容。
3.3 原位膜分离发酵技术
将膜组件与常规发酵罐集成在一起,当目标产物达到一定浓度时,及时将其从发酵体系中移除,可减少产物抑制,并使发酵过程保持较高的细胞浓度。应用较多的膜类型有:渗析(扩散排阻)、电渗析(离子排阻)、微滤和超滤(分子排阻)、纳滤等。
JEANTET等[43]研究了生物反应器中乳酸的半连续生产与纳滤膜耦合技术,纳滤膜部分是MSP006239 Prolab 系统配备Nanomax 50 Millipore (R76A) 膜,使用该技术实现的最高生产率为7.1 g·(L·h)−1,乳酸质量浓度为55 g·L−1,发酵44 d后超过99%的膜污染是可逆的,并且通过水冲洗即很容易恢复到初始渗透通量。SIKDER等[44]将纳滤分离和细胞循环发酵产乳酸相结合,发现NF3复合聚酰胺膜可保留94%的糖,乳酸的光学纯度为85.6%。WANG等[45]将中空纤维超滤膜和发酵罐耦合,进行了6批次的发酵,乳酸的产率及细胞密度持续上升,且重复分批发酵的反应稳定性较高,底物可被有效利用,是一种提高产率的有效方法。TALEGHANI等[46]制备了一种纳滤膜TFC-NF,并与另外3种商用纳滤膜进行了膜分离发酵效果比较,结果显示自制膜对目标产物的排斥因子更低。
电渗析技术也是常用的膜分离技术。BOONTAWAN等[47]研究了电渗析法提取发酵乳酸中乳酸浓度的影响,发现临界浓度为80 g·L−1,溶液中的乳酸浓度最高可达185 g·L−1。GAO等[48]使用连续电渗析发酵法(electrodialysis fermentation,EDF)来生产乳酸,进料葡萄糖浓度为175 g·L−1,发酵持续了350 h以上,乳酸最大生产率为8.18 g·(L·h)−1,转化率为71%,乳酸产量是常规EDF的19.5倍、间歇EDF的9.7倍。WANG等[49]将双极膜电渗析和发酵过程耦合进行连续发酵,乳酸回收率达到69.5%,净产量约为1.32 mol·L−1。
原位膜分离发酵中,体系内的细胞浓度比常规发酵中更高,底物利用更快,在减少产物抑制的情况下能保持一定的底物量,可明显提高乳酸产率。但是,膜生物反应器的生物膜控制及系统运行的监控是必须要考虑的因素,而且膜组件成本较高,且在运行中需要注意膜污染问题及膜组件的更换和清洗,因此,开发新型膜组件以降低成本、延长寿命、提高效率是原位膜分离发酵技术推广应用的关键。
3.4 乳酸镁结晶分离耦合乳酸发酵
在温度高于34.5 ℃时,乳酸镁的溶解度低于乳酸钙[50]。WANG等[51]用镁碱(MgO)为中和剂,利用乳酸镁在水溶液中具有较低溶解度的优势,实现了乳酸镁结晶在线移除(或原位分离),降低了产物抑制效应,并采用HCl酸化、异戊醇萃取、浓缩萃余液得到MgCl沉淀,再进行热解得到MgO和HCl,实现了重复利用。含乳酸的萃取液用水反萃取,浓缩后得到乳酸产品,萃取液异戊醇回用。该工艺相比于钙盐分离工艺,没有任何固体或液体废物排放,可减少活性炭脱色、阴阳离子交换等工艺,且操作简单,是一种新的原位分离耦合乳酸发酵模式。
4. 餐厨垃圾乳酸发酵的新进展
4.1 开放式发酵体系中各菌群的协同调控
传统的纯物质乳酸发酵一般为原料灭菌后接入乳酸菌,再在无菌条件下进行发酵,称为非开放式发酵模式。而发酵原料不灭菌接入乳酸菌,无需严格的无菌操作即进行乳酸发酵则称为开放式发酵模式。开放式发酵的工艺简单、节能,可降低乳酸生产成本。
本课题组在前期研究中多次验证了餐厨垃圾采用不灭菌的开放式发酵是可行的,且乳酸菌在发酵过程中成为优势菌株,其乳酸产量达到、甚至超过原料灭菌的非开放式发酵[52-53]。SAKAI等[54]也发现,厨余垃圾在不灭菌的开放式乳酸发酵时,间歇调节pH到中性可有效富集产乳酸细菌群。TANAKA等[55]在开放式发酵过程中通过控制pH、抑制土著微生物生长,进而提高了脱脂麦麸产乳酸的光学纯度。邹慧等[56]将嗜淀粉乳杆菌接种到餐厨垃圾中,比较了开放式与非开放式发酵中乳酸的产量及占比。在发酵96 h后,开放式发酵体系中的乳酸产量比非开放式高54%。姜华[57]关注了开放式发酵过程中的乳酸、总糖、可溶性糖及细菌数量变化,认为餐厨垃圾适合作为乳酸发酵的底物,且相比传统非开放式发酵,开放式发酵明显提高了乳酸产量。其原因可能是:土著菌参与了大分子的水解,将其转化成小分子可溶糖,为乳酸菌提供了丰富的底物。张波等[58]通过对温度和pH的调控,提高开放式发酵系统中目标产物-乳酸的光学纯度,使餐厨垃圾在45℃条件下发酵144 h后,获得的乳酸光学纯度达到97%。
在实际乳酸发酵工程应用中常通过延迟添加碱性缓冲剂的办法,使发酵液呈酸性来抑制开放式发酵体系中的杂菌繁殖。如可在发酵开始后8 h左右分批添加碳酸钙,这样可利用发酵初期产生的少量乳酸来抑制杂菌生长。ZHAO等[59]的研究表明,底物不灭菌,仅添加乳酸菌至餐厨垃圾后放置1~3 d,即会生成高浓度的乳酸,从而使pH下降,病原菌类的金黄色葡萄球菌落和大肠杆菌落数比不加乳酸菌的对照组分别减少了99.9%和99.8%。
针对不灭菌的开放式发酵系统,可采用宏基因组、宏转录组学及荧光定量PCR等现代分子生物学手段,定性与定量解析其微生物群落的变化;需确定复杂底物乳酸发酵过程的关键功能菌群,阐明乳酸菌(尤其是L-乳酸菌)、水解酸化菌、真菌等各菌群之间的相互作用和关系(拮抗、协同和共生作用);需通过复杂底物胞外水解酶、乳酸菌胞内分解代谢关键酶等相关酶活的测定,揭示酶活与系统运行状态之间的动态关联,阐明底物向乳酸转化的机理。
4.2 高细胞密度发酵技术
高细胞密度是一个相对概念,一般认为上限值为150~200 g·L−1,下限值为20~30 g·L−1。然而,对于一些极端微生物或自养微生物,若细胞浓度达到1 g·L−1也可算高细胞密度。广义来讲,凡是细胞密度比较高,以至接近其理论值均可称为高细胞密度。采用分批补料发酵、细胞循环发酵和固定化细胞发酵等培养技术,均可提高细胞密度(即菌体生物量),从而提高体积产率。
分批补料发酵是在微生物的分批发酵中,向反应器内补加一定量的底物,从而使培养液中的底物浓度保持在一定范围内,以满足微生物的生长需要。与批式发酵相比,相同量的底物分多次添加,可明显降低底物抑制作用,但添加底物的量、添加次数及添加频率等都是需要考虑的因素。
细胞循环发酵即将上一批次发酵的部分或全部乳酸菌细胞接种于下一批次。与普通的批次发酵或分批补料发酵相比,细胞循环发酵提高了乳酸菌的生物量,降低了设备投资和生产成本,节省了发酵罐清洁和灭菌及种子液培养的时间和成本,也便于下游分离纯化。
固定化细胞发酵是将细胞通过一定的方法约束在一定空间界限内,限制其自由移动,但保留其催化活性。固定化细胞技术可获得更高的细胞浓度,细胞可重复利用,同时在稀释率较高时也不会发生洗脱现象。此外,其单位容积的产率高,发酵液中菌体含量少,有利于产品的分离纯化。陶静等[60]探索了海藻酸钠、琼脂和明胶-戊二醛3种载体,进行固定化乳酸菌发酵实验。结果表明,使用海藻酸钠更为合理,其最佳反应条件为:海藻酸钠浓度2%,接种量15%,凝胶珠直径为2~2.5 mm,氯化钙浓度为5%。目前,固定化细胞技术在乳酸发酵中使用较少,载体也限制了生化反应所需的扩散作用,但其成本低且可操作性好的特点使固定化细胞乳酸发酵引起了业界越来越多的关注。
4.3 生物强化乳酸发酵技术
为提高乳酸产率,添加一些物质来强化生物发酵过程也是一种新思路。之前较多的研究集中在铁材料促进甲烷发酵,而对发酵过程中产生的有机酸的影响关注较少[61]。JIN等[62]探究了纳米零价铁(nanoscale zero-valent iron,NZVI)对餐厨垃圾发酵产VFA的影响,反应48 h后乙酸比例最大,占到了72%,并发现NZVI可提高多种关键酶的活性,改变微生物群落结构。此外,在发酵过程中乳酸产量与NZVI剂量呈正相关。铁材料作为微生物营养元素和高效催化剂,可促进底物水解,还可与有机酸直接反应,达到缓解底物酸化的作用(Fe0 +2H+
Fe2+ +H2),并对氧化还原电位也有调整作用。WANG等[61]探究了NZVI、纳米氧化铁(nFO)及磁铁矿(nM)对餐厨垃圾连续发酵产有机酸、醇等的作用。其中,NZVI和nFO对底物溶解和转化的促进作用更明显,也可促进乳酸生产。由于纳米铁材料比普通铁材料具有更大的比表面积和更好的反应性,故在餐厨垃圾发酵产乳酸的过程中,添加纳米铁材料会产生积极效果。⇌ 添加NZVI可促进乳酸产生,而氧化还原电位的调整可能来自于NZVI的电子供应,因此,向微生物群落提供电子也会影响乳酸发酵。施加一定电压以提供电子是一个新的思路。XUE等[31]使用两级电化学系统,发酵反应室连接负电极,通电为之提供负电压,与未通电相比,乳酸的生产率和光学纯度均得到了提高,说明电流提供的电子可能促进了丙酮酸到乳酸的转化。有研究已证实,微生物电解池(microbial electrolysis cells,MEC)可有效缓解VFA带来的酸抑制作用[63],构建阴极电化学发酵产乳酸系统,在阴极室提高还原力,可使得乳酸产量和产率明显提高。将电化学技术更多地应用到乳酸发酵系统,甚至作为预处理,亦可作为发酵方法研究的重要方向。
4.4 更高附加值产品的延伸制取
为获得更有价值的产品,将乳酸作为中间产物向其他产物转化的研究亦越来越多。ZHU等[64]进行了接种Ruminococcaceae bacterium CPB6菌将乳酸转化为正己酸的研究,在pH为6.0~6.5、温度为(30±1)℃的条件下,初始乳酸质量浓度为20 g·L−1,分批进行实验,中间补充乳酸,最终产生己酸23.41 g·L−1。己酸在食品、医药及化学工业中用途广泛,是食品添加剂、香水、抗癌药己雷琐辛等的主要原料,也可作为表面活性剂生产中的添加剂。
由于发酵液中的葡萄糖和甘露糖会抑制木糖代谢途径,因此,直接发酵葡萄糖半纤维素水解液生产木糖醇的效率较低。RIVAS等[65]采用先接种乳酸菌、转换葡萄糖和甘露糖为乳酸,然后微滤去除乳酸菌,并接种发酵微生物转化木糖为木糖醇,从而使发酵的效率得以提高。
程琪越[66]将玉米秸秆和淀粉作为底物,接种乳酸乳球菌(Lactococcus lactis subsp.lactis ATCC 11454)进行同步糖化发酵,生产乳链菌肽和乳酸。若在食品中加入十万分之几到万分之几乳链菌肽,将可抑制引起食物腐败的许多革兰氏阳性菌(包括葡萄球菌、链球菌、微球菌等)生长和繁殖,并生成一种高效、无毒的天然食品防腐剂。该项研究表明,在淀粉质量浓度为40 g·L−1, 糖化酶添加量为100 U·g−1、CaCO3添加量为2.5%、Tween-80添加量为1 mL的条件下,得到的产物乳链菌肽最高效价为2 516.42 IU·mL−1, 乳酸质量浓度为37 g·L−1,达到理论产率的84%。
有些乳酸菌还可产生一种新型的天然抗菌物质-苯乳酸,与乳酸菌产生的细菌素(如乳链球菌素)相比,苯乳酸是小分子物质,其抑菌谱宽、稳定性高,已成为乳酸菌抑菌能力的有效标志之一。作为一种新型生物防腐剂,苯乳酸在乳品工业中具有广阔应用前景。
此外,生物法乳酸脱水制造丙烯酸的成本约为1.1×104元·t−1。而目前丙烯酸售价已经高达1.4×104~1.8×104元·t−1。南京工业大学开发的利用微生物将乳酸脱水制丙烯酸技术的转化率已达到85%[67]。可以通过减少石化原料的消耗、减少有毒中间产物的产生,使乳酸转化成丙烯酸的成本大大降低。
近年来,用木糖渣发酵联产乳酸和聚氨基葡萄糖、生物发酵联产L-乳酸和L-赖氨酸、粗甘油生物发酵联产1,3-丙二醇和乳酸、用玉米芯发酵联产低聚木糖和乳酸等的可行性研究亦有报道,已实现了高附加值产品的生物炼制过程。此外,餐厨垃圾与其他生物质废物混合发酵联产乳酸和有机肥等的研究也获得较好的经济效益和环境效益,可最大限度地实现废物的减量化和资源化。
5. 结语
1)市场对于乳酸和聚乳酸的需求量日益增加。尽管相关研究取得了一定进展,但目前利用餐厨垃圾发酵产乳酸技术仍有一些限制因素。
2)发酵菌种是乳酸生产的主体。可从环境中分离发酵效果好的野生乳酸细菌,或利用已分离得到的效果较好的乳酸细菌作为发酵菌株。再将其接种至餐厨垃圾中,通过相关实验优化对餐厨垃圾这类复杂底物的适应性等,进而获得适宜参与餐厨垃圾发酵的相关菌种。米根霉等真菌因可直接利用淀粉及所产乳酸的高光学纯度而受到较多关注。利用基因工程技术筛选或改造出可产生高效水解酶、生命活动受pH等环境因素影响小、能适应餐厨垃圾复杂底物,并可高效利用糖类、生产更高质量、更高纯度乳酸的菌株,将是乳酸发酵领域急待突破的关键技术。
3)此外,还需开发新的发酵工艺,如将不同菌种混合进行发酵,改变单一菌种发酵的方式或者利用不同配比的底物等,可有效地改善微生物对底物的利用。尤其是利用细胞循环、固定化细胞等高细胞密度发酵技术,可缩小反应器体积,缩短生产周期,减少设备投资,并在一定程度上减少废水量,降低生产成本,提高综合生产效率。
4)各种原位分离耦合乳酸发酵技术可从发酵系统中选择性地分离乳酸,可有效减少产物抑制作用。其中,原位萃取发酵技术重点在选择对微生物无害,且萃取效果好、成本低的萃取剂。在原位吸附发酵技术中,要选择性质稳定、吸附容量大、可回收利用、寿命长的吸附剂,采用负载金属、改变孔隙结构等方法来加强其吸附能力。开发新的膜材料、优化膜分离工艺、改善膜清洗方式等,都有益于解决原位膜分离发酵技术的膜污染堵塞、膜寿命和成本问题。
5)生物炼制被认为是化学炼制的替代方式。餐厨垃圾作为生物质废物的一种,其乳酸衍生物及发酵联产高附加值产品的潜力很大,需继续深入研究,以期更好地实现餐厨垃圾的无害化与资源化利用。
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[1] JOHNSON A C, KELLER V, DUMONT E, et al. Assessing the concentration and risks of toxicity from the antibiotics ciprofloxacin, sulfamethoxazole, trimethoprim and erythromycin in european rivers[J]. Science of the Total Environment, 2015, 511: 747-755. doi: 10.1016/j.scitotenv.2014.12.055 [2] WANG H, HU C, LIU L, et al. Interaction of ciprofloxacin chlorination products with bacteria in drinking water distribution systems[J]. Journal of Hazardous Materials, 2017, 339: 174-181. doi: 10.1016/j.jhazmat.2017.06.033 [3] YE Z, WEINBERG H S, MEYER M T. Trace analysis of trimethoprim and sulfonamide, macrolide, quinolone, and tetracycline antibiotics in chlorinated drinking water using liquid chromatography electrospray tandem mass spectrometry[J]. Chemosphere, 2007, 79(3): 1135-1144. [4] JIA S, SHI P, HU Q, et al. Bacterial community shift drives antibiotic resistance promotion during drinking water chlorination[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(20): 12271-12279. [5] GUO Y, WANG H, WANG B, et al. Prediction of micropollutant abatement during homogeneous catalytic ozonation by a chemical kinetic model[J]. Water Research, 2018, 142: 383-395. doi: 10.1016/j.watres.2018.06.019 [6] IKE I A, LEE Y, HUR J. Impacts of advanced oxidation processes on disinfection byproducts from dissolved organic matter upon post-chlor(am)ination: A critical review[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 375: 121929. doi: 10.1016/j.cej.2019.121929 [7] FAN C, HORNG C Y, LI S J. Structural characterization of natural organic matter and its impact on methomyl removal efficiency in Fenton process[J]. Chemosphere, 2013, 93: 178-183. doi: 10.1016/j.chemosphere.2013.05.027 [8] WANG W, ZHANG X, WU Q, et al. Degradation of natural organic matter by UV/chlorine oxidation: Molecular decomposition, formation of oxidation byproducts and cytotoxicity[J]. Water Research, 2017, 124: 251-258. doi: 10.1016/j.watres.2017.07.029 [9] ZHAO L, CHEN Y, LIU Y, et al. Enhanced degradation of chloramphenicol at alkaline conditions by S(II) assisted heterogeneous Fenton-like reactions using pyrite[J]. Chemosphere, 2017, 188: 557-566. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.09.019 [10] ZHANG Y, CHEN Z, ZHOU L, et al. Heterogeneous Fenton degradation of bisphenol A using Fe3O4@β-CD/rGO composite: Synergistic effect, principle and way of degradation[J]. Environmental Pollution, 2019, 244: 93-101. doi: 10.1016/j.envpol.2018.10.028 [11] HOU X J, HUANG X P, JIA F, et al. Hydroxylamine promoted goethite surface Fenton degradation of organic pollutants[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(9): 5118-5126. [12] XIE Z R, WANG C X, YIN L W. Nickel-assisted iron oxide catalysts for the enhanced degradation of refractory DDT in heterogeneous Fenton-like system[J]. Journal of Catalysis, 2017, 353: 11-18. doi: 10.1016/j.jcat.2017.03.024 [13] 吕来, 胡春. 多相芬顿催化水处理技术与原理[J]. 化学进展, 2017, 29(9): 981-999. doi: 10.7536/PC170552 [14] YAO J Y, QU R J, WANG X H, et al. Visible light and fulvic acid assisted generation of Mn(III) to oxidize bisphenol A: The effect of tetrabromobisphenol A[J]. Water Research, 2020, 169: 115273. doi: 10.1016/j.watres.2019.115273 [15] TAGHIZADEH T, TA0LEBIAN-KIAKALAIEH A, JAHANDAR H, et al. Biodegradation of bisphenol A by the immobilized laccase on some synthesized and modified forms of zeolite Y[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 386: 121950. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.121950 [16] LYU L, ZHANG L L, WANG Q Y, et al. Enhanced fenton catalytic efficiency of γ-Cu-Al2O3 by σ-Cu2+-ligand complexes from aromatic pollutant degradation[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49: 8639-8647. [17] 刘小琳, 刘文君, 金丽燕, 等. 北京市给水管网管壁微生物膜群落[J]. 自然科学版, 2008, 48(9): 78-81. [18] 鲁智礼, 张堯, 黄俊亮, 等. 多相芬顿-活性炭工艺强化饮用水消毒效果[J]. 环境工程学报, 2019, 13(4): 792-799. doi: 10.12030/j.cjee.201812123 [19] MA X, VIKRAM A, CASSON L, et al. Centralized drinking water treatment operations shape bacterial and fungal community structure[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(13): 7648-7657. [20] WANG H B, HU X X, HU C. Effects of chlorine and pipe material on biofilm development and structure in a reclaimed water distribution system[J]. Water Science and Technology: Water Supply, 2012, 12(3): 362-371. doi: 10.2166/ws.2012.005 [21] XING X C, WANG H B, HU C, et al. Effects of phosphate-enhanced ozone/biofiltration on formation of disinfection byproducts and occurrence of opportunistic pathogens in drinking water distribution systems[J]. Water Research, 2018, 139: 168-176. doi: 10.1016/j.watres.2018.03.073 -