Inhibition of anaerobic digestion process A review翻译.docVIP

Inhibition of anaerobic digestion process: A review厌氧消化过程的抑制因素综述摘要：厌氧消化是一种很有吸引力的废物处理技术，因为它可以同时实现污染控制和能源回收。许多农业和工业废弃物都是厌氧消化的理想原料，因为他们含有较高的易于生物降解的物质。但在厌氧消化过程中经常遇到甲烷产量较低和运行不稳定等问题，使得厌氧消化技术不能得到广泛应用。变化多样的抑制物质是厌氧消化效果不佳或失败的主要原因，而废物中富含这些物质。已经有相当多的实验致力于确认这种抑制机制及抑制因素的控制。本文详细记述了厌氧消化过程抑制的实验控制。厌氧消化中常见的抑制物主要有氨、硫化物、轻金属离子、重金属和有机物。由于厌氧接种物、废物成分、实验方法和条件的不同，文献报道因特定的有毒物质导致厌氧消化抑制的种类非常广泛。与其他废物联合消化、改变微生物对抑制物质的适应性、采用结合的方法在厌氧消化前去除或者中和有毒物质可以明显改善废物处理效率。1 绪论厌氧消化包括厌氧条件下，厌氧微生物对有机物的降解和稳定化过程，从而形成沼气（一种二氧化碳和甲烷的混合物，可再生能源）和生物体。厌氧消化技术提供了一种减少农业和工业运作中的污染并同时抵消操作过程中化石燃料的使用的方法。作为一种有效的废物和废水处理技术，厌氧消化被广泛应用于城市污泥的处理，并且被有限的应用于一些有机工业废物的处理，包括水果和蔬菜加工废物、食品加工厂废物和农业废物。厌氧消化技术具有很多优势，例如较低的污泥产量、低能耗和可回收能源。与中温厌氧消化相比，高温厌氧消化还有一些其它的好处，如较高的废物稳定化程度、更彻底的破坏病毒和细菌等病原体、改善后处理泥的脱水作用。尽管厌氧消化具有这些好处，但是较差的操作稳定性仍然阻碍了厌氧消化技术广泛的商业应用。在厌氧消化中，产酸菌和产甲烷菌在生理、营养需求、生长动力学和对环境敏感条件等方面均存在着较大的差异。这两种生物种群间的失衡是导致反应器不稳定的主要因素。抑制物质是厌氧消化效果不佳或失败的主要原因，而在废水和污泥中富含这些物质。已报到的厌氧消化抑制物种类很多。当一种物质导致微生物数量发生不利的变化或者抑制微生物生长时，可判定其对厌氧消化产生抑制。抑制产生可以通过稳定速率的甲烷产量的减少和有机酸的积累来指示。本综述的目的是对以前和现在各种各样的无机物和有机物对厌氧消化抑制的研究进行简要而详尽的概括，主要集中在：（1）抑制机制，（2）影响抑制的因素，和（3）废物处理过程中经常遇到的操作问题。2 抑制剂关于厌氧消化的文献显示大多数物质的抑制/毒性水平存在相当大的变化。导致这种变化的主要是由于厌氧消化过程机制的复杂性，如拮抗作用、协同作用、驯化作用和配合作用都能够显著影响抑制的现象。2.1 氨氨是微生物降解含氮物质产生的，这些含氮物质大多数以蛋白质和尿素的形式存在。厌氧生物降解产生的氨的量可以用下面的化学剂量式进行估计：几种不同的氨抑制机制已经被提出，如改变细胞内的pH值、更高的维护能量需求和抑制某一种特定的酶反应。铵根离子和游离氨是水溶液中无机氨氮的主要存在形式。游离氨被认为是导致抑制的主要原因，因为它可以自由的通过细胞膜。疏水性氨分子可以被被动运输到细胞内，导致质子失衡和/或者钾缺乏。在四种厌氧消化微生物中，产甲烷菌的耐受力是最低的，最容易受氨抑制影响而停止生长。当氨浓度在4051-5734mg NH3-N L-1范围内增长时，颗粒污泥中产甲烷菌失去56.5%活性时，产酸菌数量几乎不受影响。这与文献中报道的嗜乙酸甲烷菌和嗜氢甲烷菌对氨的敏感程度有冲突。一些基于甲烷产量和微生物生长速率对比的实验显示一般情况下抑制作用对嗜乙酸甲烷菌比嗜氢甲烷菌强，然而其它观察显示与嗜氢产甲烷菌比嗜乙酸甲烷菌对较高水平的总氨氮有较好的耐受力。产甲烷菌菌株在厌氧消化中一般是相互独立，也就是，洪氏产甲烷螺菌、巴氏甲烷八叠球菌、甲酸甲烷杆菌，其中洪氏产甲烷螺菌最为敏感，4.2g/L即产生抑制，其他三种可以抵抗高达10g/L的氨浓度。2.1.1 氨抑制控制因素2.1.1.1 浓度一般认为氨浓度低于200mg/L对厌氧消化过程是有利的，因为氮是厌氧微生物必需的营养元素。据文献报道，氨具有较大的抑制浓度范围，导致甲烷产量降低50%的总氨氮抑制浓度范围为1.7-14g/L。氨抑制浓度的显著区别可以归因于基质和接种物、环境条件和驯化周期的不同。2.1.1.1 pH在所处理的废物中包含较高浓度的总氨氮时，pH影响微生物生长的同时也影响总氨氮的组成成分。由于游离氨被认为是真正的有毒物质，pH升高可能会导致毒性升高，因为在pH较高时具有较高的游离氨和铵根离子转化比率。过程不稳定是由于氨经常导致挥发性脂肪酸的积累，这又将导致pH降低，因此导致游离氨浓度下降。游离氨、挥发性脂肪酸和pH之间的交互作用可以形成一种“内部稳定状态”，系统稳定运行，但是甲烷产量较低。控制pH在适宜微生物生长的最佳值可以减少氨的毒性。报道称螃蟹污染物的酸化加强了上流式厌氧污泥床反应器的运行效果，表现为较低的出水化学需氧量。在牛粪的高温厌氧消化过程中将pH值从7.5降到7.0可以使甲烷的产量增加4倍。在流态猪粪的厌氧消化过程中（pH=8），挥发性脂肪酸累积量达316mg/L。调整pH值到7.4导致挥发性脂肪酸的再利用，使挥发性脂肪酸的浓度降到20mg/L。在pH为7.4时系统能够更好的运行，可以归因于在较低的pH值条件下，可以减缓氨抑制作用。应该特别注意的是产甲烷菌和产酸菌均具有最佳的pH。如果不能控制pH值在适宜的范围内，那么即便氨浓度处于安全的水平，也可能导致反应器运行的失败。2.1.1.3 温度微生物生长速率和游离氨浓度都受温度变化的影响。一般而言较高的运行温度可以提高微生物新陈代谢的速率，但同时也导致了较高的游离氨浓度。很多作者研究发现废物的厌氧发酵在较高的氨浓度下更容易受到抑制，并且在高温条件下比在中温条件下更不稳定。在总氨氮浓度高于3g/L的情况下对牛粪进行高温（50）厌氧消化是很困难的。在较高的氨浓度下，将厌氧消化的操作温度由60降低到37，可以减缓游离氨导致的抑制，表现为沼气产量的增加。与这些发现相反，对有机物的厌氧消化研究发现，在37的情况下游离氨浓度为0.22g/L时甲烷产量减少50%，而在60的情况下，游离氨浓度达到0.69g/L时才会使甲烷产量减少50%，这表明，高温菌群对游离氨的耐受程度至少是中温菌群的两倍。2.1.1.4 存在其它离子研究发现某些特定的离子，如Na+、Ca2+和Mg2+与氨抑制具有拮抗作用，现象为当有其它离子存在时某一特定离子的毒性减弱。氨和钠具有相互拮抗作用，即一种离子的存在可以减缓另一种离子的毒性。0.15M的氨可以使由乙酸转化的甲烷产量降低20%，而加入0.002-0.05MNa+可以使甲烷产量比空白（没有添加抑制剂的样品）增加5%。Na+和K+或者Na+和Mg2+联合作用可以使甲烷产量比单独使用Na+的情况下提高10%左右。当NH4Cl浓度高达30g/L时，加入10%（w/v）的磷矿石也可以增加家畜粪便厌氧消化的沼气产量。这种增长可以归因于生物体可以吸附在磷矿石颗粒表面，减少其流动性，避免生物体被冲刷出反应器。也有人认为磷矿石可以减缓氨抑制作用是由于磷矿石提供的具有拮抗作用的矿物质（K+、Ca2+、Mg2+）。但是，当NH4Cl浓度高达50g/L时其抑制作用是不能逆转的，而且不能通过添加磷矿石而消除。2.1.1.5 驯化作用驯化作用是影响氨抑制程度的另一个因素。Melbinger和Donnellon最早通过使产甲烷菌暴露于逐渐提高污泥厌氧消化中的氨浓度对产甲烷菌对氨的适应性进行了研究。目前报道的产甲烷菌对潜在的抑制物的适应性变化很大。这种适应性可能是体系内部占优势的菌群的变化或产甲烷菌数量的变化的结果。一旦适应，微生物可以在高于原有抑制浓度很多的环境中生存。Koster和Lettinga报告未经驯化的产甲烷菌在1.9-2g N/L时就不再产生甲烷，而经驯化后可达11g N/L。Hashimoto观察发现氨对未经驯化和经驯化的高温产甲烷菌产生抑制的起始浓度分别为2.5g/L和4g/L。经驯化后，厌氧滤池可以在6g/L和7.8g/L的情况下正常运行。Parkin and Miller报道经驯化后，总氨氮浓度高达8-9g/L是仍然可以耐受，而不会导致甲烷产量的明显下降。此试验明确证实了在经过驯化之后，在氨浓度超过5gN/L的情况下实现对牛粪稳定的厌氧消化是可能的。然而，其甲烷产量比氨负荷较低的反应器要低。2.1.2 抵消氨抑制的方法从基质中去除氨可以采用以下两种物理化学方法：气提和化学沉淀。这两种方法均被证实切实可以用于去除较高浓度的氨，并且可以适应复杂的废水基质。最常用的缓解氨抑制的方法是稀释牛粪，使其总固体含量为0.5-3.0%。然而，这样导致增加了要处理的废物的体积，因此使其在经济上不具有吸引力。许多类型的抑制物都可以通过增加生物质的停留时间来抵消。研究发现在连续搅拌槽反应器中在进料前后半小时停止搅拌，可以增加甲烷产生量。这种操作通过沉淀导致出水中生物质的浓度减小，从而增加生物质的停留时间。这种方法可以使反应器中的颗粒物沉淀下来，因其方法简单且经济，故是有希望实现的。报道称用各种不同的惰性材料固定微生物可以减轻对沼气产生的抑制作用并且可以使得过程更加稳定。加入离子交换剂或吸附剂可以去除抑制物从而减轻氨抑制。天然沸石和海绿石对铵根离子有很好的选择性，可以用作氨的离子交换剂。当处理猪粪时，加入浓度为2.5%（w/w）或更高的活性炭或者加入FeCl2可以去除大部分溶解态的硫化物。虽然活性炭不能够吸附氨，但是它却可以通过去除硫来减轻氨抑制，而硫与氨具有协同作用。加入具有拮抗作用的阳离子，如Mg2+或Ca2+可以稳定厌氧消化过程。加入沸石对厌氧消化产生的积极影响可以部分归因于沸石中带有对氨抑制有中和作用的阳离子，如Ca2+和Na+等。2.2 硫化物硫酸盐是工业废水中普遍存在的一种成分。在厌氧反应器中。硫酸盐在硫酸还原细菌的作用下被还原成硫化物。硫酸盐的还原过程由两种主要的硫酸还原菌完成：一种是不完全氧化，将还原性物质，如乳酸盐还原成醋酸盐和CO2；另一种是完全氧化，将物质完全转化成醋酸盐、CO2和HCO3-。硫酸盐还原导致对厌氧消化两阶段的抑制。一级抑制是由于与硫酸盐还原细菌竞争共有的有机物和无机基质，从而抑制甲烷的产生。二级抑制是由于硫化物对于大多数细菌具有毒性导致的。2.2.1 硫酸还原细菌与其他厌氧生物的竞争作用硫酸还原细菌由于其代谢途径不同可分为很多种。可以被硫酸还原细菌降解或者部分降解的化合物包括支链和长链的脂肪酸、乙醇和其它醇类、有机酸和芳香族化合物。Laanbroek et al. (1984)对硫酸还原细菌对还原性物质的亲和力进行了排序，顺序如下：H2丙酸酯其它有机电子供体。由于硫酸还原细菌利用的基质不同，它可以与厌氧消化过程中的多种微生物竞争基质。硫酸还原菌可以与厌氧消化体系中利用醋酸盐、H2、丙酸酯和丁酸盐的产甲烷微生物、产乙酸菌或发酵微生物发生竞争。硫酸还原菌与其它厌氧微生物的竞争决定反应系统内硫化物的浓度。硫化物对产甲烷菌和硫酸还原菌自身均是有毒性的。因此硫化物浓度和厌氧生物对硫化物的敏感程度有反馈到硫酸还原菌和其它厌氧生物的竞争上。2.2.1.1 硫酸还原菌和水解产酸菌的竞争硫酸还原菌不能降解天然生物高聚物，如淀粉、糖酐、蛋白质或者油脂，因此要依赖于其它生物体的活动为它们提供降解产物，所以在水解阶段不产生抑制。虽然一些硫酸还原菌的菌株可以利用糖和氨基酸作为基质，硫酸还原菌在典型的acedogenic基质上快速正常的生长是不常见的。一般而言，硫酸还原菌不能够对快速生长的发酵微生物构成有效的竞争，包括在单体降解实验中，以葡萄糖和乳糖作为厌氧消化原料的情况。加入硫酸盐不影响发酵菌的降解速率，这表明硫酸还原菌在葡萄糖和乳糖的降解过程中没有发生切实的作用。2.2.1.2 硫酸还原菌和产乙酸菌的竞争基于单纯的热动力学和动力学观点，硫酸还原菌在竞争基质方面胜过其他厌氧生物。然而，在实际情况下，COD/SO42-、硫酸还原菌和其它厌氧微生物的相对数量和硫酸还原菌和其它厌氧微生物对硫化物毒性的敏感程度等因素均会影响它们之间的竞争。这就导致了，关于含有硫酸盐的废水的厌氧消化的文献报道非常复杂，并且经常是相互对立的。丙酸酯是厌氧消化过程中非常重要的中间体，并且是所有硫酸还原菌的基质。硫酸还原菌具有比利用丙酸酯的互养微生物更好的对丙酸酯的亲和性和更快的生长速度。在工业规模的厌氧消化反应器中，硫酸还原菌和其互生细菌的饱和常数Ks和在饱和浓度中微生物的最大比增长速率max分别为0.15d-1和23mg/L、0.05d-1和34mg/L。结果，硫化物氧化丙酸酯应该比起协同作用更为有利。用不同的厌氧消化系统和不同的污泥进行实验均验证了硫酸还原菌在消化丙酸酯过程中发挥了重要作用，且表明硫化物氧化是其降解基质的主要途径。丁酸盐和乙醇也是厌氧消化中重要的发酵中间产物。在以挥发性脂肪酸和蔗糖为混合原料的上流式厌氧污泥床反应器中（COD/SO42-=0.5），丁酸盐只能被硫酸还原菌利用。而在另一种混合反应器中，COD/SO42-为3和5.6的情况下，硫酸盐还原菌和产甲烷菌均存在，这表明对于丁酸盐和乙醇，硫酸盐还原菌和其它厌氧生物之间存在着竞争。而非硫酸还原菌的有效竞争可以归因于硫酸还原菌对丁酸盐和乙醇的较低的亲和性。2.2.1.3 硫酸盐还原菌和氢营养产甲烷菌的竞争从热动力学和基质亲和性方面考虑，硫酸还原菌数量占优势的情况下，氢氧化硫酸还原菌应该远远胜过氢营养产甲烷菌。这一观点被以前报道的关于含硫酸盐废水反应器处理数据所支持，硫酸盐还原菌具有专门的H2氧化催化剂。甲烷的生成和硫酸盐的还原是同时的，但是产甲烷微生物不能够与硫酸盐还原菌竞争H2。硫酸盐还原菌对于H2利用的优势与对硫酸盐还原菌更有利的动力学参数有关。氢营养硫酸盐还原菌具有比氢营养产甲烷菌更低的氢阈值浓度。报道称温度影响硫酸盐还原菌和氢营养产甲烷菌的竞争结果。硫酸盐还原菌在中温（37）条件下占统治地位，而氢营养产甲烷菌在高温条件下（55）更占优势。目前尚没有对这一现象作出解释。2.2.2 硫酸盐还原菌和乙酸营养产甲烷菌的竞争文献中关于硫酸盐还原菌和产甲烷菌对乙酸的竞争是对立的，一些学者认为硫酸盐还原菌更占优势，而另一些人认为产甲烷菌占据统治地位。人们提出了不同的机制来解释实验观察到差异。Choi and Rim (1991)把这种结果归因于COD/SO42-的不同，当COD/SO42-高于2.7时，乙酸营养产甲烷菌占优势，而当COD/SO42-低于1.7时硫酸盐还原菌占优势，主动竞争发生在这两个比率之间。OFlaherty et al. (1998b)对不同pH值下不同生长阶段的硫酸盐还原菌和产甲烷菌的生长情况做了关联。Oude Elferink et al. (1994)观察发现，硫酸盐还原菌的起始数量在硫酸盐还原菌和产甲烷菌的竞争中扮演重要角色。他们计算得出，当起始乙酸营养产甲烷菌数量和硫酸盐还原菌数量比为104：1，并且生物质在反应器中的停留时间为0.02d-1时，将花费一年的时间才可以使反应器中硫酸盐还原菌的数量和产甲烷菌的数量相等。Isa et al. (1986a,b)将产甲烷菌竞争的成功归因于他们具有较高的附着能力。在固定膜反应器中，微生物具有好的附着能力可以有效避免生物质被冲刷出去。Colleran and Pender (2002)推断乙酸营养的产甲烷菌占优势是因为硫酸盐还原菌与其它基质相比，具有较低的对乙酸的亲和力。当硫酸盐含量有限的情况下，以酸被认为是硫酸盐还原菌最不喜欢的基质。然而，硫酸盐还原菌在乙酸降解中占优势地位，要归因于硫酸盐还原菌在动力学方面比产甲烷菌具有优势。Alphenaar et al. (1993)将上流式厌氧污泥床反应器/连续搅拌槽反应器中硫酸盐还原菌具有较高程度的有机物去除率归因于较长的水利停留时间，这导致分散生长的产甲烷菌被冲刷出去。2.2.3 硫化物对不同营养菌群的抑制关于硫化物的天然毒性和不同硫化物对微生物的影响的文献报道很混乱。Tursman and Cork (1988)报道硫化物中有毒的形式是H2S，因为它可以扩散进入细胞膜。一旦进入细胞质，H2S可以通过使天然蛋白质改性，在多肽链中形成硫化物、二硫化物交叉耦合，干扰多种辅酶的硫化物连接和干扰同化新陈代谢作用而产生抑制。这一理论被Speece (1983)的研究支持。相反，McCartney and Oleszkiewicz (1991)发现当pH增加时硫化物的毒性也增加。其它关于硫化物抑制的研究表明在不同的情况下可以存在不同的抑制阈值。Koster et al. (1986)观测到在pH值范围为6.4-7.2时，未电离的硫化物浓度和乙酸营养产甲烷菌最大活性有很好的相关性。在pH为7.8-8.0时，总硫化物浓度指示一直程度。OFlaherty et al. (1998b)发现在pH为6.8-7.2时，硫化物对所有菌群的抑制作用均与未电离的硫化物浓度有关，而在pH高于7.2时，抑制作用与总硫化物浓度有关。Hilton and Oleszkiewicz (1990)硫化物对硫酸盐还原菌和产甲烷菌的抑制分别于总硫化物浓度和未电离的硫化物浓度有关。文献中对于可以导致不同营养类型的微生物产生抑制的硫化物的浓度和厌氧消化过程中哪一步受硫化物的影响最为严重的报道也存在很大差异。大多数文献中数据的获得是通过向体系中添加硫化物而不是硫酸盐。因此，硫酸盐还原菌和非硫酸盐还原菌的交互作用没有被考虑。此外，文献中很少包含pH值的相关数据，使得不可能从中获得可靠的抑制浓度。文献报道的硫化物抑制浓度范围为：100-800mg/L溶解态硫化物或者50-400mg/L非溶解态硫化物。负责将单体破坏成小分子产物的发酵微生物受硫化物毒性的影响要比硫酸盐还原菌或产甲烷菌小。研究发现，相对于产甲烷菌，产乙酸菌对硫化物抑制的敏感程度要低；产乙酸菌的毒性阈值与硫酸盐还原菌相一致。硫元素是产甲烷菌需要的营养元素。研究表明，产甲烷菌的硫含量要高于其它在厌氧消化系统中常见的微生物种群。据文献报导，硫含量的最佳水平为1-25mgS/L。文献中报道的对硫酸盐还原菌的抑制浓度也不相同，在污泥悬浮状态，pH为7-8时，其半抑制率IC50为50-125 mg H2S /L，pH为6.4-7.2和7.8-8.0时，其IC50值分别为250 mg H2S /L和90 mg H2S /L。2.2.4 硫酸盐毒性控制很多方法可以促进非溶解态的硫酸盐的去除。一种避免硫化物毒性的方法是将废水稀释，然而一般情况下这种方法因为会造成需要处理的废水的量的增加，因此被认为是不合理的。减少厌氧消化系统中硫化物浓度的一种替代方法是在整个过程中加入脱硫这一步骤。脱硫技术包括物理化学方法（气提），化学反应（混凝、氧化、沉淀）或生物转化（部分氧化为元素硫）。驯化硫酸盐还原菌，使其适应游离态的H2S，特别是在固定生物质的反应器中，可以增加硫酸盐还原菌对硫化物的耐受性。Isa et al. (1986a)报道经驯化的乙酸营养和氢营养硫酸盐还原菌在游离态H2S浓度超过1000mg/L时只受到轻微抑制。2.3 轻金属离子（Na、K、Mg、Ca和Al）在生物学领域进行盐毒性的研究已经有几十年了。高盐浓度使得细菌细胞由于渗透压而脱水。虽然在溶液中盐的阳离子必须和阴离子联合，研究发现，盐的毒性主要取决于阳离子。轻金属离子，包括钠、钾、钙、镁在厌氧消化的进水中存在。它们可以在破坏有机物或者添加调节pH的化学物质时释放出来。它们是微生物生长需要的，因此可以像其它营养物质一样影响物种生长速率。适当的浓度可以促进微生物的生长，量过多会减缓微生物生长，浓度再增加，可以导致严重的抑制和毒性效应。2.3.1 铝文献中报道的氯对厌氧消化的影响是最小的。文献报道铝抑制的机制是它与作为微生物细胞壁、细胞膜支撑的铁和锰竞争，从而影响微生物的生长。加入Al(OH)3，产乙酸微生物和产甲烷微生物受到抑制。在暴露于1000mg/L的Al(OH)359天后，产甲烷菌和产乙酸菌的活性分别降低了50%和72%。Jackson-Moss and Duncan (1991)报道经驯化后，厌氧微生物可以忍受2500mg/L的Al3+。2.3.2 钙钙是几种产甲烷菌株生长所必需的，且对微生物聚合物的形成很重要。过多的钙可以导致碳酸盐和磷酸盐的沉淀，使得(i)反应器和管道结垢；(ii)生物质结垢，产甲烷菌活性降低；(iii)厌氧消化缓冲能力下降，基本营养元素流失。关于Ca2+对厌氧消化毒性的了解很少。Jackson-Moss et al. (1989)观测到当Ca2+高于7000mg/L时仍对厌氧消化没有抑制作用。大多数的Ca2+通过消化反应器，并最终出现在出水中。Kugelman and McCarty (1964)报道了一个较低的毒性阈值。他们指出乙酸甲烷化的最佳Ca2+浓度为200mg/L。Ca2+在浓度为2500-4000mg/L时为轻微抑制，但是当浓度达到8000mg/L时，发生很严重的抑制作用。添加钙可以使需要的生物质得以保留从而产生有利影响。当原料中Ca2+的浓度低于120mg/L时，添加Ca2+可以增加生物膜的聚合物。当Ca2+的浓度高于120mg/L时，会形成矿物聚合物，生物膜中水分含量减少，抑制细胞的新陈代谢。类似的，在上流式厌氧污泥床反应器中，较低的Ca2+浓度，100-200mg/L，有利于污泥颗粒的形成，而较高的Ca2+浓度(高于300mg/L)被报道是有害的。碳酸钙沉淀也会影响生物质活性。碳酸钙沉淀依赖于Ca2+浓度和COD去除率。沉淀对生物质活性的影响很复杂。高度钙化的生物质活性较低，因为物质传递受限。然而，活性的生物质可以附着在沉淀表面形成薄层的生物膜。生物质的总活性是这两种作用的均数。2.3.3 镁文献报道，在产甲烷菌受控的上流式厌氧污泥床反应器中，对于高温产甲烷菌TM1最佳Mg2+浓度为720mg/L。经过驯化后，可以耐受300mM Mg2+，而不会造成生长速率的变化，但当Mg2+浓度为400mg/L时，生长停止。镁离子在较高浓度时会刺激但细胞的产生。单个细胞敏感性的降低是影响厌氧反应器中产乙酸菌活性的重要因素。2.3.4 钾在培养介质或消化反应器中维持高水平的钾浓度是不合理的，因为单纯的培养研究表明高水平的细胞外钾浓度(1.0M)会导致钾离子被动运输，降低膜电位。此外，钾是污泥交换位点密切相关的最好的金属提炼物。Ilangovan and Noyola (1993)观察了在上流式厌氧污泥床反应器中处理含有大量钾的废糖蜜蒸馏残渣增加微量营养元素（Cu2+、Zn2+、Ni2+、Mo2+、Co2+）。从活性污泥中去除必需的微量元素被认为是导致厌氧产甲烷菌活性降低的原因。钾的毒性作用的相关报道很少。低浓度的钾(低于400mg/L)在中温和高温条件下，都对厌氧消化有强化作用，而高浓度时，在高温情况下有更明显的抑制作用。插入金属棒，发酵培养基中氧离子的浓度突然升高，以确定单独的阳离子的毒性。实验显示，0.15M K+导致利用乙酸的产甲烷菌受到50%的抑制。连续实验显示钾抑制高温消化模拟咖啡废水。不同的微生物对钾敏感程度的信息相互矛盾。采用乙酸作碳源的批式实验显示提高K+浓度，对照实验和样品的产气量是一致的，这表明抑制可能发生在产酸阶段。Mouneimne et al.(2003)用乙酸和葡萄糖作为介质，用厌氧污泥作为接种物对钾的生物毒性作了研究。对利用乙酸的产甲烷菌的半抑制率为0.74mol/L。然而，对葡萄糖的降解速率事实上并未受钾的影响，这表明利用乙酸的产甲烷菌对阳离子比对酸形式的阳离子的毒性更为敏感。钠、镁和氨可以减轻钾的毒性，其中钠可以产生最好的效果。阳离子联合产生的拮抗作用优于单一阳离子。最佳的结果由钠和钙联合、钠、钙和氨联合得到。2.3.5 钠食品加工工业的废水经常会含有较高浓度的钠。对比中温和高温厌氧过滤器处理蚌类烹饪厂的废水的效果。中温反应器比高温反应器运行效果更好，这归因于中温厌氧污泥可以更快的适应废水中较高的盐度。对比脂肪酸降解菌发现，钠对利用丙酸的微生物的毒性要高于利用乙酸的微生物。这与Liu and Boone (1991)的发现相一致，他们发现NaCl的毒性按以下顺序降低：木质纤维素降解微生物乙酸利用微生物丙酸利用微生物H2/CO2利用微生物。2.3.5.1 浓度在低浓度时，钠是产甲烷菌必须的元素，可能是因为它在三磷酸腺苷的形成和NADH的氧化中发挥重要的作用。McCarty (1964)报道钠浓度在100-200mg/L时对中温厌氧菌的生长有利。根据Kugelman and Chin (1971)的报道，在废物处理过程中，中温乙酸营养的产甲烷菌的最佳钠浓度为230mgNa+/L。中温氢营养产甲烷菌的最佳生长情况发生在钠浓度为350mgNa+/L时。在高浓度时，钠很容易影响微生物的活性和干扰它们的新陈代谢。抑制的水平依赖于钠离子的浓度。一个早期的研究报道称，在钠盐浓度为3500-5500mg/L时会对中温产甲烷菌产生轻度抑制，而钠盐浓度为8000mg/L时会对其产生严重的抑制。据报道钠盐抑制的半抑制率为5.6-53g/L，依赖于适应的阶段、拮抗/协同效应、基质和反应器结构2.3.5.2 驯化驯化的产甲烷菌长时间暴露于高浓度的钠环境中可以增加其耐受力且可以缩短产生甲烷之前的延迟期。耐受力与产甲烷菌所适应的浓度与暴露时间有关。产甲烷微生物分别在Na+浓度为4.1和12.0g/L驯化后，其IC100至从12.7增加到22.8g/L。驯化时间延长接种物对钠的耐受力也增加。Mendez et al. (1995)报道称当接种物从厌氧反应器中取出后经过一天的驯化其IC90为12.0g/L，而驯化时间为719天时，其值大于17.0g/L。处理高盐度废水2年的厌氧过滤反应器中的污泥也优于进行污水中心活性消化一年的污泥。将批式反应器的试验结果应用于连续式的反应器，经常会导致过高的估计了微生物的敏感程度。这可能是由于在批式反应器中，微生物所处的环境钠盐浓度突然变化，使得它们的适应时间很短。而在连续实验中，钠盐浓度一般是逐渐变化的，是微生物有充分的时间来适应。与上一节提到的结果相反，Rinzema et al. (1988)发现Methanothrix菌株在高钠盐浓度下驯化12周之后没有表现出适应性。相似的，在处理甲醇的硫酸还原反应器中，逐渐升高钠盐的浓度也不能增加硫酸还原菌对钠盐的适应性，这显示高温菌、降解甲醇的硫酸还原菌在高钠盐浓度是不能发生适应。2.3.5.3 拮抗/协同效应当细胞外溶质浓度超过细胞质时，微生物会聚集阳离子和/或被称为相容性溶质的低分子量的有机化合物。人们已经认识到相容性溶质在渗透调节中所起的作用，也已经研究了阳离子和三甲酰乙内酯对钠的拮抗作用。Kugelman and McCarty (1964)研究显示钾和钙联合与钾单独存在相比，明显增加了其拮抗作用。对处理螃类加工废水的污泥进行厌氧毒性实验也证明当使用厌氧滤池的出水作为实验介质，相对于用蒸馏水，污泥对钠的耐受程度增加。这一效应是由于前者要对抗出水中存在的海盐，可能为K+、Mg2+和Ca2+。文献中关于Mg2+影响的信息是相互矛盾的。Ahring et al. (1991)报道了Mg2+对Na+具有拮抗作用。Na+导致的抑制直接与Mg2+浓度相关。当Mg2+浓度为0.05mM或更低时，0.35mM Na+可以导致生长完全受到抑制。而当Mg2+浓度较高时，需要更高的Na+浓度才会导致抑制。然而，有报道称，当Mg2+浓度超过0.01mM/L时，Mg2+即表现出与Na+的协同效应。Ca2+和NH4+也表现出和Na+具有协同效应。Yerkes et al. (1997)研究了相溶性溶质三甲铵乙内酯对钠毒性的拮抗作用。细菌在忍受较高的盐度压时，会与媒介中盐度成比例的积累三甲铵乙内酯。当三甲铵乙酸酯浓度为1mM时可以缩短适应或延迟时间，增加基质吸收速率，可以有效减小高浓度钠盐产生的毒性，增加产气量。2.4 重金属在城市污水和污泥中，重金属可以具有较高的浓度。以确认需要被特别关注的重金属有铬、铁、钴、铜、锌、镉和镍。重金属的与其它有毒物质不同的一个特点是它们是不可生物降解的切可以在生物体内积累到潜在的毒性浓度。在一次广泛的厌氧消化实验中发现重金属是导致厌氧消化运行不良或失败的主要原因。重金属的毒害作用主要是由于它可以破坏酶的作用，在金属和硫醇或其它蛋白质分子之间成键，替换酶辅基中自然存在的金属导致的。2.4.1 重金属抑制的因素控制许多重金属是推动厌氧消化反应的众多酶的基本组成成分。分析十种产甲烷菌株，结果显示细胞中重金属呈现如下顺序：FeZnNiCo=MoCu。重金属是否可以刺激或者抑制厌氧微生物取决于总重金属浓度、重金属存在形式和过程相关参数，如pH和潜在的氧化还原作用。一般认为产酸微生物具有比产甲烷微生物更好的对重金属的耐受力。然而，Hickey et al. (1989)推测在厌氧消化菌群中的某种营养类群或生命体，在脉冲式添加重金属的情况下，可能会受到比产甲烷菌更严重的抑制。2.4.1.1 重金属存在的化学形式由于厌氧消化系统的复杂性，重金属可能被包含在多种物理化学过程中，包括(1)沉淀形成硫化物(除了Cr)、碳酸盐化合物和氢氧化物，(2)吸附在生物质或者无生物活性的固体颗粒物等固体碎片上，和(3)形成复杂的溶解态中间体，并在厌氧消化过程中形成化合物。在这些金属存在形式中，只有溶解态的和游离态的金属是对微生物具有毒性的。很多实验已经证明，重金属毒性与金属的游离离子浓度（通过透析和离子交换联合方法测定）而不是总浓度呈现很好的相关性。在以前的报道中，由于重金属和厌氧消化污泥之间复杂的交互关系和/或缺少对特定金属种类的分析技术，对于某种特定的重金属存在的不同的物理化学形式很少被区分出来。这可以作为解释不同文献报道中重金属不同的一个因素。2.4.1.2 浓度除了物理化学存在形式，不同的基质、细菌种类和环境因素也可以解释报道中重金属剂量和相对毒性的显著差异(从几到几百mg/L)。而且，在厌氧消化反应器中，运行时含固水平通过为重金属抑制提供保护也显著影响重金属对厌氧消化的毒性。如果采用毫克金属每克挥发性脂肪酸的形式来表达导致抑制的重金属的剂量将使得数据更具有可比性。不幸的是，大多数文献只报道了以mg/L为单位的抑制浓度，这使得抑制浓度的对比变得更困难。在乳清甲烷化的过程中，导致甲烷产生受到50%抑制的重金属浓度按如下顺序减小：CuZnNi。Lin (1992, 1993) and Lin and Chen (1999)也得到了相似的结论。然而，这并不奇怪，因为Zn和Ni是多种厌氧消化微生物产生的酶的组成成分。产酸菌和产甲烷菌对重金属毒性的相对敏感程度分别为：CuZnCrCdNiPb和CdCuCrZnPbNi。报道称，四种金属对厌氧消化污泥的相对毒性为CrNiCuZn。2.4.1.3 拮抗和协同作用工业废水和污泥一般含有很多种可以和厌氧消化发生协同或拮抗作用的重金属。这种抑制的水平取决于各种成分种类和比例。虽然大多数重金属都是混合的时候都具有协同效应，如Cr-Cd、Cr-Pb、Cr-Cd-Pb和Zn-Cu-Ni，但也有一些重金属混合的时候呈现拮抗效应。Babich and Stotzky (1983)发表的一篇关于好氧、兼养和厌氧研究的综述表明，Ni在Ni-Cu、Ni-Mo-Co和Ni-Hg系统中呈现出协同效应，而在Ni-Cd、Ni-Zn系统中呈现出拮抗作用。Ahring and Westermann (1985)发现Ni可以减弱Cd和Cu的毒性。2.4.2 重金属的解毒最重要的减轻重金属毒性的方法是沉淀、吸附作用和有机和无机配体的螯和作用。在沉淀重金属中硫化物是常用的主要药剂。当暴露于铜中后添加硫化物，反应器可以从20mg/L的铜暴露剂量中恢复。而在铜暴露前添加硫化物，可以明显缩短恢复所需的时间。然而，应该注意添加的量的精确，因为过量的硫化物也是对产甲烷菌产生抑制的重要物质之一。过多的硫化物可以通过添加硫酸铁使其最小化，硫酸铁对于所有有毒的重金属都具有最高的溶解度。重金属可以和硫化物形成FeS，释放出在浓度高达几百mg/L是依然相对无毒的Fe2+。反应器中固相的存在保护厌氧微生物不受重金属的抑制。保护的效果与固体的表面积或总固体含量成比例。这种保护的机制被认为是化学吸附。污泥对重金属的亲和力的顺序为(呈降序)：CuCdZnNi。类似的，用活性炭、高岭土、斑脱土、硅藻土和堆肥和纤维素纸浆废物等废物也可以减轻抑制。与有机配体螯合的文献报道很充分。Babich and Stotzky (1983)证实依如下顺序，EDTA、PDA、NTA、天门冬氨酸盐和柠檬酸盐可以使镍的毒性减小。微生物暴露在重金属中可以使细胞内各种不同的解毒策略恢复活性。细胞内的防御系统包括生物媒介沉淀或把金属离子螯合在细胞表面，生物甲基化，胞外分泌物(将金属在细胞内进行化学灭活后排出)和以质粒为介质的抵抗。2.5 有机物很多种类的有机物都可以抑制厌氧消化过程。有机化学物质一般难溶于水或者吸附在固体污泥表面，可能在厌氧消化反应器中积聚到很高的浓度。非极性物质在细胞膜内积聚会导致细胞膜膨胀和泄漏，破坏离子梯度，最终导致细胞裂解。被报道对厌氧消化过程产生毒性的有机化合物包括烷基苯、卤代苯、硝基苯、苯酚和烷基苯酚、卤代苯酚、硝基酚、烷烃、卤代脂肪族化合物、醇、卤代醇、醛、醚、酮、丙酸酯、羧酸、胺、腈、氨基化合物和嘧啶及其衍生物。此外，有报道称一些长链脂肪酸、表面活性剂和除垢剂也对厌氧消化产生不利影响。抑制浓度的范围随毒性物质的不同而不同。影响有机物毒性的参数有有毒物质浓度、生物质浓度、毒物暴露时间、细胞龄、加料方式、驯化和温度。在低浓度时，通过生物降解一些有毒物质可以防止抑制；而高浓度的有毒物质一般导致厌氧消化受到严重抑制。当生物质浓度较高时，反应器在毒物冲击下表现出很好的稳定性。实验证明，在同等的固体浓度下，年轻的群落具有较好的生物活性且对有毒物质的耐受力要好于年老的群落。抑制通常通过确定IC50浓度来量化。由于不同研究间缺乏暴露时间的一致性，其变化范围在30min到285h之间，因此抑制浓度的变化也很显著。和其它抑制物质一样，微生物驯化是评估抑制物对有机体抑制作用的一个重要参数。四种与驯化相关的机理已经被提出：(1)丰富的可以降解有毒化合物的有机体，(2)诱导产生某种特定的降解酶，(3)遗传工程，和(4)在转化成异型生物质前耗尽被优先利用的物质，如双峰转换。对厌氧微生物的驯化既增强了它们对有毒物质冲击的耐受力，也增强了它们对有毒物质的降解能力。2.5.1 氯酚氯酚包括一氯酚(CPs)、二氯酚(DCPs)、三氯酚(TCP)、四氯苯酚(TeCPs)和五氯苯酚(PCP)。氯酚通过破坏通过膜的核子梯度和妨碍细胞的能量传递而对大多数微生物产生毒性。Sikkema et al. (1995).报道了芳香化合物对膜的作用的影响。很多研究者对氯酚的相对毒性进行了研究，结果稍有差异。在不同的异构体中，五氯酚对产酸菌和产甲烷菌的毒性均是最大的。大约0.5-10mg/L的五氯酚即对产酸菌和产甲烷菌产生抑制。Sierra-Alverez and Lettinga (1991b)阐述了苯环上氯取代数量的增加和对产甲烷菌毒性之间的关系。这一理论是基于Jin and Bhattacharya (1996)的发现，三氯苯酚毒性大于二氯苯酚和一氯苯酚。然而，其它研究没有发现二氯苯酚和三氯苯酚毒性与氯取代数量之间存在相关性。在单独的异构体系列中，二氯苯酚和三氯苯酚对丙酸盐和醋酸盐降解的毒性取决于苯环上氯取代的位置。不同取代顺序的相对毒性已经被报道。一氯苯酚对丙酸盐和醋酸盐的降解的毒性没有受到氯取代的位置的明显影响。然而，Davies-Venn et al. (1992)发现一氯苯酚对乙酸营养的产甲烷菌的毒性随着苯环上取代位置的变化而增加，邻位小于间位小于对位。在以前对芳香化合物的研究中，得到如下相关的物理化学性质，降低极性的结构毒性增加。具有较强的疏水性的化合物可以更有效地在细胞膜内积累，从而导致对膜结构更大的破坏。氯取代苯和苯酚对产甲烷菌的毒性和logP(辛醇-水分配系数的对数)高度相关。相对的疏水性也为硝基酚和间苯二酚的毒性提供了解释。文献中关于产甲烷生物污泥中不同的重要亚种群对氯酚的耐受力的报道也相互冲突。这种变化可能是由于不同种类的微生物生长速率不同和/或生理状况，这些像细胞内有机物积累一样可以影响微生物对抑制物的耐受力。Colleran et al. (1992)报道乙酸营养产甲烷菌、丁酸氧化菌和乙醇氧化菌具有相同的对氯代芳香烃的敏感程度，而氢营养菌敏感度较低。另一项研究显示，丙酸酯降解菌是对氯酚最敏感的，然而，Kim et al. (1994)报道乙醇降解菌不像乙酸降解菌对氯酚和氯苯胺那么敏感。微生物经驯化后，对于初级抑制物，如2，4-DCP、2，3，6-TCP、2，3，5-TCP、4-CP和2，4，6-TCP降解被观测。驯化与基质浓度和它们的化学结构相关。2.5.2 卤代脂肪族化合物大多数脂肪族化合物都是产甲烷抑制物的强抑制剂。一般，溴代化合物对产甲烷菌的抑制强于氯代化合物。Renard et al. (1993)测定了多氯有机化合物包括C4Cl6、C2Cl6、C2Cl4等的混合毒性并且发现对产甲烷菌产生50%抑制的起始浓度为3.3mg/L，对产甲烷菌的完全抑制发生在100mg/L。其他氯代脂肪族碳水化合物对产甲烷菌的毒性报道很少。然而，对氯仿这种应用最广泛的氯代脂肪族化合物对产甲烷菌的毒性的研究很广泛。在六种氯代碳氢化合物溶剂，包括四氯化碳、1，1，1-三氯乙烷中，氯仿被证明是对厌氧消化污泥毒性最大的。污水中0.01mg/L或者更高浓度的氯仿即可能会导致对污泥的厌氧消化产生不利影响。对于未经驯化的产甲烷菌氯仿的IC50浓度值为0.15mg/L，经驯化的产甲烷菌可以达到50mg/L。在厌氧降解氯仿的过程中，会形成活性物质和有毒中间体，这些是造成其强毒性的部分原因。与氯代芳香族化合物不同，氯代脂肪族化合物中氯取代的数量和其毒性之间没有相关性。极性是一个非常重要的因素，但是这不足以用于预测不同化合物的毒性。有报道称甲烷和乙烷的三氯和四氯衍生物毒性比二氯衍生物大。乙烷和乙烯的全氯代化合物在几乎达到其在水溶液中的最大溶解度的情况下依然几乎不产生抑制。与其饱和衍生物相比，不饱和氯代脂肪烃具有较小的毒性。经驯化后，使得产甲烷菌菌群适应多氯代脂肪族化合物是可能的。Yang and Speece (1986)研究发现，在发酵乙酸生产甲烷过程中，产甲烷菌可以适应氯仿存在的情况。氯仿对未经驯化的产甲烷菌的抑制浓度为0.5mg/L，但是经驯化后，产甲烷菌可以耐受15mg/L的氯仿。Filho et al. (1992)报道称发酵菌可以比氢营养菌更快的驯化，接下来是产氢产乙酸菌和乙酸营养的产甲烷菌。2.5.3 N-取代的芳香族化合物N-取代的芳香族化合物，包括硝基苯、硝基酚、氨基酸、芳香胺等，是具有反应毒性的。反应毒性是由于在酶的作用下产生某种特定的化学中间体或者干扰代谢途径。含硝基的芳香族化合物对产甲烷菌具有很强的毒性，它的IC50只一般在0.014-0.12mM之间。相反，芳香胺具有较低的抑制作用，其IC50值范围是3.2-67mM，这可能是由于它具有较低的疏水性。实验发现，硝基苯胺是毒性最强的N-取代芳香族化合物，部分是由于它们具有很高的化学反应性。硝基苯上超过一个硝基后硝基数量的增加对其毒性的增加影响很小。在氨基酸上增加一个额外的氨基将会产生毒性更强的化合物，而在苯胺上增加一个氨基会生成毒性更小的苯二胺。然而，硝基和氨基联合，如硝基苯胺，被证明是毒性更强的取代模式。一硝基酚的毒性也取决于取代的位置。在对硝基酚的研究中，得出在醋酸丰富的情况下，其毒性按如下顺序增加4-硝基酚2-硝基酚3-硝基酚。在醋酸和丙酸酯丰富的环境中也可得出类似的结果。另一项研究表明对硝基酚是对产甲烷菌的毒性最大的，其次是间硝基酚，邻硝基酚的毒性最小。对厌氧性微生物的驯化可以减小N-取代芳香族化合物对它们的毒性，因而加强其生物降解作用。在充分驯化后，在4-硝基酚和2，4-二硝基酚的浓度高达200mg/L时仍能够被降解。开始降解前的延迟时间随着有毒物质浓度的增加而延长。2.5.4 长链脂肪酸用厌氧消化技术处理脂肪原料经常受到阻碍，因为长链脂肪酸具有抑制作用。据报道，长链脂肪酸在较低浓度时是革兰氏阳性菌的抑制物，但对于革兰氏阴性菌却不是。长链脂肪酸可以对产甲烷菌产生抑制，因为它们的细胞壁与革兰氏阳性菌的相似。长链脂肪酸通过吸附在细胞壁/细胞膜上，破坏其运输和保护功能而对厌氧生物菌群产生急性毒性。此外，长链脂肪酸吸附在生物质表面形成薄层，导致其污泥上浮，最终被冲刷出去。在上流式厌氧污泥床反应器中，有时颗粒污泥上浮会发生在毒物浓度远低于其毒性界限的情况下。油酸和月桂酸的抑制作用基本相当，其IC50值为4.3mM。Cyprylic acid只产生轻微的抑制。Koster and Cramer (1987)观察发现当月桂酸存在时，发酸和肉豆蔻酸的毒性增强。长链脂肪酸的毒性随着厌氧污泥种类的不同而变化并且与其物理特性的相关性要大于与其生物特性的相关性。悬浮的和絮凝性污泥，具有较大的比表面积，比颗粒污泥受到的抑制更明显。报道称为高温微生物比中温微生物对长链脂肪酸更敏感，可能是由于它们的细胞膜的成分不同。在中温和高温环境中，生物降解长链脂肪酸均有报道。长链脂肪酸具有杀菌作用且产甲烷微生物不能够适应。然而，最近一项基于厌氧固定床反应器中油酸降解的实验研究显示驯化可以改善生物膜对油酸的抵抗能力，并且与不存在油脂情况下形成的生物膜相比，可以改善生物膜的生物降解能力。研究显示，加入钙可以减轻长链脂肪酸的抑制作用，或许是由于可以形成盐溶液。但是，加入钙不能够解决污泥上浮的问题。2.5.5 木质素和木质素相关的化合物带有醛基的或者其它非极性基团的木质素衍生物对产甲烷菌具有很高的毒性。然而，芳香族羧酸只具有较低的毒性。Op den Camp et al. (1988)测试了几种与木质素同型的酚酸对厌氧降解纤维素的毒性，结果显示酸只在浓度很高时才对甲烷产量产生抑制。Benjamin et al. (1984)评价了来源于牛皮纸浓缩物的不同单体形式存在的木质素对产甲烷菌的毒性，结果发现具有非极性支链的丁子香酚比和它相似但没有支链的邻甲氧基苯酚毒性强。3 工程意义3.1 农业固废农业固废包括来自于