生物燃料研究精选(十四篇)

序言：作为思想的载体和知识的探索者，写作是一种独特的艺术，我们为您准备了不同风格的14篇生物燃料研究，期待它们能激发您的灵感。

篇1

一、国内生物燃料产业发展现状及存在的主要制约因素

（一）国内生物燃料产业发展现状

1、燃料乙醇开始规模化应用

“十五”期间，我国在黑龙江、吉林、河南、安徽4省，分别依托吉林燃料乙醇有限责任公司、河南天冠集团、安徽丰原生化股份有限公司和黑龙江华润酒精有限公司四家企业建成了四个燃料乙醇生产试点项目进行定点生产，初步形成了现有国内燃料乙醇市场格局。到2007年，我国燃料乙醇产能达160万吨，四家定点企业产能达144万吨。值得注意的是，为不影响粮食安全并改善能源环境效益，我国已确定不扩大现有陈化粮玉米乙醇生产能力的政策，转向以木薯和甜高粱等非粮作物为原料生产燃料乙醇，并开始商业化生产。目前，广西木薯乙醇项目的生产能力超过20万吨，2008年全国燃料乙醇总产量达172万吨。此外，生物液体燃料也已开始在道路交通部门中初步得到规模化应用，我国燃料乙醇的消费量已占汽油消费量的20%左右，在黑龙江、吉林、辽宁、河南、安徽5省及湖北、河北、山东、江苏部分地区已基本实现车用乙醇汽油替代普通无铅汽油。

2、生物柴油步入快速发展轨道

自2002年经国务院批示，国家发改委开始推进生物柴油产业发展以来，生物柴油年产量由最初的1万吨发展到现在的近20万吨，总设计产能约200万吨/年，生物柴油被纳入《中华人民共和国可再生能源法》的管理范畴。2008年，为鼓励和规范生物柴油产业发展，防止重复建设和投资浪费，根据生物燃料产业发展总体思路和基本原则，结合国家有关政策要求及产业化工作部署与安排，国家发改委批准了中石油南充炼油化工总厂6万吨/年、中石化贵州分公司5万吨/年和中海油海南6万吨/年3个小油桐生物柴油产业化示范项目。截止目前，我国生物柴油产业已初步形成以海南正和生物能源公司、四川古杉油脂化工公司和福建卓越新能源发展公司等民营公司、外资公司以及中粮集团、航天科工集团和三大石油集团共同参与的格局。

（二）生物燃料产业发展需突破的主要制约因素

目前，我国生物燃料产业的快速发展还面临许到原料资源供应、产业发展的技术瓶颈、商业化应用市场和政策、市场环境不完善等制约因素。

1、原料资源供应严重不足

无论是燃料乙醇还是生物柴油都面临着“无米下锅”。

从燃料乙醇看，如果完全用玉米来生产，按照1∶3.3 比例计算，2020 年将达4950 万吨，加上其他工业消费对玉米需求的增长，未来我国玉米生产将难以满足燃料乙醇生产的工业化需求，而且随着陈化粮食逐步消耗殆尽和玉米价格的不断上涨，玉米燃料乙醇的发展可能威胁到我国粮食安全，因此完全使用玉米生产燃料乙醇在我国并不现实。

从生物柴油看，国内仅有的几个项目都是以地沟油、植物油脚等废弃油脂做原料，而全国一年的废弃油脂也只有600―700万吨，其中相当比例还要用于化工生产，每年可供生物柴油企业利用的废弃油脂不足50 万吨。按照1.2 吨废弃油脂生产1 吨生物柴油计算，40 多万吨废弃油脂能满足的产能只有30 多万吨。目前，我国很多企业处于部分停产或完全停产状态，行业发展陷入了困境。

2、产业发展中的技术、标准瓶颈制约

目前，我国生物质能产业发展尚处于起步阶段，产业发展中的生产技术、产品标准、生产设备等问题已成为阻碍生物燃料产业快速健康发展的重要问题之一。

从燃料乙醇的发展看，一方面，我国的自主研发能力还比较弱，缺乏具有自主知识产权的核心技术。目前国内以玉米、木薯等淀粉类为原料的生产技术已经进入商业化初期阶段，以甜高粱、甘蔗等糖质类为原料基础的燃料乙醇生产技术大多处于试验示范阶段，还需在优良品种选育、适应性种植、发酵菌种培育、关键工艺和配套设备优化、废渣废水回收利用等方面作进一步研究。而国外以淀粉、糖质类为原料的燃料乙醇生产技术已经十分成熟，并进入大规模商业化生产阶段。此外，我国的纤维素乙醇还处在试验阶段，技术还有待完善，尤其是如何降低纤维预处理和纤维酶的成本，高效率的发酵技术等方面，总体而言与国外发达国家相比差距较大。另一方面，国内还缺乏以不同生物质为原料的燃料乙醇相关产品和技术标准。尽管我国于2001年颁布了变性生物燃料乙醇（GB18350－2001）和车用乙醇汽油（GB18351－2001）两项强制性国家标准，在技术内容上等效采用了美国试验与材料协会标准（ASTM）；但上述标准主要是基于淀粉类原料而制定的，而制备燃料乙醇的原料种类较多且生产工艺也大不相同，在某些技术指标上也会有所差异，单一基于淀粉类原料制定的标准在一定程度上制约了我国燃料乙醇产业的快速发展。

从生物柴油的发展看，我国主要采用化学酯化法生产生物柴油，已形成较完备的技术体系和方法，但由于酯化过程要进行水洗、除渣、酯化、分离、蒸馏、洗涤、干燥、脱色等一系列过程，因此，转化率低，成本较高，而且产品质量难以保障。此外，虽然我国在2007年颁布了《柴油机燃料调和用生物柴油（BD100）国家标准》（GB/T20828－2007），但由于生物柴油的酸度、灰分、残炭均高于石油类柴油，常会以B5或B20等BX类生物柴油与石化柴油混用。而我国至今没有B5或B20标准，更没有对生物柴油企业的生产设计和运行进行技术规范，生物柴油质量难以保证，导致难以进入中石油、中石化的销售终端，大量生物柴油卖给企业用作烧锅炉等用途，极大地制约了我国生物柴油产业的快速健康发展。

3、生产成本过高，商业化应用缺乏市场前景

从燃料乙醇看，目前，除巴西以甘蔗为原料生产的燃料乙醇成本可以与汽油相竞争外，其他国家燃料乙醇的成本都比较高，而我国燃料乙醇由于受原料成本高、耗能大、转化率低等因素影响，燃料乙醇的生产成本更高；从生物柴油看，在原料价格高峰时，生物柴油的生产成本是每吨接近7000元，而售价是6000元左右。因此，不依靠政府补贴，大规模的商业化应用缺乏市场前景。

4、政策法规和市场环境尚需改进

虽然我国在2005年2月28日通过了《可再生能源法》，并于2007年8月出台了《可再生能源中长期发展规划》，但主要是以利用再生能源发电作为目标和重点的，缺乏对包括燃料乙醇、生物柴油等生物燃料开发利用的明确性规定。另外，在生物燃料产业发展方面缺乏利用税收减免、投资补贴、价格补贴、政府收购等市场经济杠杆和行政手段促进发展的政策性法规；而且，部分出台的优惠政策行业内企业很难享受。此外，我国生物燃料产业的市场化竞争和运作环境也有待进一步完善。

二、我国生物燃料产业发展的路线图

（一）发展目标

按照因地制宜、综合利用、清洁高效的原则，合理开发生物质资源，以产业发展带动技术创新，通过加强生物质的资源评价和规划，健全生物燃料产业的服务体系，包括完善科技支撑体系，加强标准化和人才培养体系建设，完善信息管理体系等途径促进生物燃料产业的发展，实现生物燃料产业发展从追赶型到领先型的转变。到2020年，燃料乙醇年利用量达1000万吨，生物柴油年利用量达200万吨，年替代化石燃料1亿吨标准煤。

（二）发展路线

近期（2011―2015年）：在燃料乙醇方面，应维持玉米乙醇、小麦乙醇的现有发展规模，继续提高玉米乙醇、小麦乙醇项目的生产效率；重点发展木薯乙醇、马铃薯乙醇等非粮淀粉类燃料乙醇；努力完善木薯乙醇、马铃薯乙醇等非粮燃料乙醇的生产工艺，提高生产经济性；进行甜高粱乙醇、甘蔗乙醇等糖类原料的直接发酵技术的示范；同时，加大纤维素遗传技术研发力度，争取在纤维素酶水解技术上有所突破；开展抗逆性能源植物的种植示范。在生物柴油方面，仍将维持以废弃油脂为主，以林木油果等为辅的原料供给结构；开展高产木本油料种植技术研究；开展先进酯化技术示范；制定生物柴油技术规范和B5或B20等BX类生物柴油与石化柴油混用的产品标准，并建立国家级的质量监测系统。

中期（2016―2020年）：在燃料乙醇方面，加大以甜高粱等糖类作物为原料的燃料乙醇的产业化利用，应用耐高温、高乙醇浓度、高渗透性微生物发酵技术，采用非相变分离乙醇技术；戊糖、己糖共发酵生产乙醇技术实现突破，纤维素乙醇进入生产领域；耐贫瘠能源作物在盐碱地、沙荒地大面积种植，提高淀粉作物中淀粉含量、糖作物中的糖含量技术成功，燃料乙醇在运输燃料中起到重要作用。在生物柴油方面，大力开发以黄连木、麻风树等木本油料植物果实作为生物柴油主要原料的生物柴油，高产、耐风沙、干旱的灌木与草类规模化种植技术取得突破；高压醇解、酶催化、固体催化等生物柴油技术广泛应用。

远期（2020年以后）：在燃料乙醇方面，燃料乙醇逐步替代汽油并探索利用更高热值产品（如丁醇等）；植物代谢技术取得突破，减少木质素含量提高纤维素含量，大规模生产木质纤维类生物质燃料乙醇的工业技术开发成功并实现产业化。在生物柴油方面，以黄连木、麻风树等木本油料植物果实作为生物柴油主要原料的生物柴油的生产工艺不断成熟且生产经济性不断提高，规模不断扩张；工程微藻法技术逐步完善并走向成熟且实现产业化。

三、促进我国生物燃料产业发展的保障措施

（一）统一思想，合理规划，有序推进

向全社会广泛宣传发展生物燃料产业的重要意义，切实提高对发展生物燃料产业重要性的认识，把生物燃料产业的发展提高到国家经济和社会发展的战略高度予以考虑。同时，要借鉴先发国家在生物燃料产业发展过程中的经验和教训，仔细分析生物燃料产业发展过程中可能会出现的问题。此外，各地区也要按照因地制宜、统筹兼顾、突出重点的原则，做好生物燃料产业发展的规划工作，根据生物质资源状况、技术特点、市场需求等条件，研究制定本地区生物燃料产业发展规划，提出切实可行的发展目标和要求，充分发挥好资源优势，实现生物质能的合理有序开发，走出一条具有中国特色的生物燃料产业发展路径。

（二）开展资源评价，发展能源作物

必须通过生物质资源的调查和评价工作，搞清各种生物质资源总量、用途及其分布，为发展生物燃料产业奠定良好基础。一是开展调查研究，做好资源评价。二是在生物质资源普查与科学评价基础上，制定切实可行的能源作物发展规划，以确定在什么地方具有大规模种植何类能源作物的条件。在不毁坏林地、植被和湿地，不与粮争地，不与民争粮的原则下，调整种植业比例，优化种植结构，根据主要能源作物品种的性能、适宜的边际性土地等资源数量、区域分布现状，科学制订能源作物的种植规划。在种植基础好、资源潜力大的地区，规划建设一批能源作物种植基地，为生物燃料示范建设和规模化发展提供可靠的原料供应基础。

（三）加大生物燃料产业前沿技术研究和产业化示范工作

必须要坚持点面结合、整体推进的原则，将近、中远期目标相结合，并结合我国生物质资源特点，加大对生物燃料产业前沿技术和技术产业化研究的支持力度。一是制定生物燃料产业发展的技术路线图，通过政府、企业和研究机构的共同工作，提出中长期需要的技术发展战略，有利于帮助企业或研发机构识别、选择和开发正确的技术，并帮助引导投资和配置资源。二是加强生物燃料产业技术的试点和产业化示范工作，设立生物燃料产业研究发展专项资金，增加研究开发投入，加大生物燃料产业技术的研发力度，加快推进生物燃料产业技术的科技进步与产业化发展。三是重视生物燃料产业技术和产品的标准体系建设，制定生物燃料产业技术和产品标准，发挥标准的技术基础、技术准则、技术指南和技术保障作用，并建立国家级的质量监测系统加强市场监督工作，促进生物燃料产业的健康发展。

（四）加强财政、税收和金融政策的引导和扶持

一是可以给予适当的财政投资或补贴，包括建立风险基金制度实施弹性亏损补贴、对原料基地给予补助、具有重大意义的技术产业化示范补助和加大面对生产生物燃料产品企业的政府采购等措施，以保证投资主体合理的经济利益，使投资主体具有发展生物燃料项目的动力。二是加大对投资生物燃料项目的税收优惠，包括对投资生物燃料项目的企业实行投资抵免和再投资退税政策，对生产生物燃料产品的企业固定资产允许加速折旧，对科研单位和企业研制开发出的生物燃料新技术、新成果及新产品的转让销售在一定时期可以给予减免营业税和所得税等措施，以鼓励和引导更多的企业重视、参与生物燃料产业发展。三是积极引导金融资本投向生物燃料产业，包括对生物燃料龙头企业实施贷款贴息，支持有条件的生物燃料企业发行企业债券和可转换债券，支持符合条件的生物燃料企业以现有资产做抵押到境外融资以获得国际商业贷款和银团贷款，鼓励和引导创业投资增加对生物燃料企业的投资等措施，鼓励以社会资本为主体按市场化运作方式建立面向生物燃料产业的融资担保机构，以降低生物燃料企业的融资成本，扩充和疏通生物燃料企业的融资渠道。

（五）加强部门间合作，建立产业服务配套体系，完善市场体系建设

一是建设和完善服务保障体系。整合资源，建立和完善产业服务配套体系，针对生物质资源分布广、收集运输难等问题，建立生物质资源收集配送等产业服务体系；积极引导农民发展能源作物种植、农作物秸秆收集与预处理等专业合作组织，建立生物质原料生产与物流体系；尽快建立完善生物燃料产业技术的推广服务体系、行业质量标准和产品检测中心等配套服务体系，加强生物燃料产业技术、管理人才队伍的建设。二是必须尽快开发具有自主知识产权的生物燃料产业的国产设备，重点开发有利于生物燃料产业发展的装备设计与制造技术，包括大型专用成套设备和成熟的生产工艺路线。三是完善市场体系建设。要通过市场带动，积极发展上下游企业和相关配套产业，整合资源，优化结构，建立完善的市场体系。

篇2

须考虑代用燃料的发展问题.汽车使用醇类燃料作为石油的替代燃料,也许是一个解决能源消耗和尾气排放的手段之一.其中,丁醇是一种极具潜力的新型生物燃料,被称为第二代生物燃料,可以用来完全或者部分替代化石燃料,从而缓解石油危机.

1 丁醇性能的优缺点

丁醇可作为汽油的代用燃料.丁醇与其它普通醇类燃料如乙醇和甲醇相比,具有很多优点.丁醇的热值大约是汽油的83%,乙醇和甲醇的热值分别只有汽油的65%和48%,丁醇的热值比乙醇要高30％左右,因此相同质量的丁醇可比乙醇多输出约1／3的动力;丁醇的挥发性远低于乙醇,只有乙醇的1／6左右,丁醇的吸湿性远小于甲醇、乙醇和丙醇;这些低碳醇能与水完全互溶,而丁醇则具有适度的水溶性,丁醇的这一特性使它在纯化阶段降低了能源消耗;丁醇比乙醇的腐蚀性低,能够利用现有管道运输,同时由于比其它低碳醇具有相对较高的沸点和闪点,其安全性更高;此外,丁醇与汽油、柴油的互溶性较好,因此可以不必对现有的发动机结构作大的改动,而且可以使用体积分数几乎为100％的丁醇燃料.



尽管作为发动机燃料丁醇比其它低碳醇具有更多的优势,但将丁醇直接应用到发动机中仍然存在一些潜在的问题,例如:① 与发动机性能的匹配性.尽管丁醇与甲醇、乙醇相比具有更高的能量,但它的热值仍然比传统的汽油或柴油燃料低,因此,汽油或柴油发动机利用丁醇作为替代燃料需要增加燃油供给量.② 尽管甲醇、乙醇的密度比丁醇低,但它们较高的辛烷值允许发动机有更高的压缩比和燃烧效率,较高的燃烧效率减少了温室气体的排放量.③ 丁醇比乙醇、甲醇的黏度高,这使得丁醇应用在柴油发动机中不会产生燃油泵内不足和潜在的磨损问题.然而将丁醇应用于火花点火式发动机(简称SI发动机)时,较高的黏度将产生潜在的沉积或腐蚀等问题.

2 丁醇生产的发展过程

2.1 丁醇生产的历史

Wirtz在1852年发现正丁醇可以作为一种常规的燃料组成部分.十年之后,Pasteur于1862年通过试验得出结论,丁醇是厌氧转化乳酸和乳酸钙的直接产物.1876—1910年,许多学者研究了丙酮-丁醇的生产方法和有关的溶剂［1］.

通过ABE(丙酮、丁醇、乙醇)发酵法工业生产丁醇和丙酮始于1912—1916年,这是已知最早的工业发酵法之一,在生产规模上排名第二,仅次于通过酵母发酵法生产乙醇的规模,而且它是已知的最大型的生物技术工艺流程［2-3］.在发酵过程中主要有三类典型的产物:① 溶剂(丙酮、丁醇、乙醇);② 有机酸(乙酸、乳酸、丁酸);③ 气体(二氧化碳、氢).生物合成的丙酮、丁醇、乙醇共享相同的代谢途径,即从葡萄糖到乙酰辅酶A(acetylCoA),但随后的分支进入不同的途径.通过发酵法生产的丁醇皆是生物丁醇,自从19世纪60年代通过ABE发酵法生产丁醇的产量持续下降,几乎所有的丁醇都是通过石油化工方法生产的.发酵法生产丁醇的产量下降,主要是因为石油化工原料的价格比淀粉糖基如谷物、糖蜜的价格低,因此用石油燃料生产丁醇越来越受到欢迎,在这个阶段ABE发酵法被使用得越来越少.

19世纪80年代,石油危机促进了生物燃料的发展.那时人们最关注的代用燃料是乙醇,人们虽然熟悉乙醇的生产,但并没有认识到为了将乙醇与汽油混合,进行脱水这一非常消耗能源的步骤是必要的,同时也没有认识到运输乙醇-汽油燃料的困难性,因为乙醇-汽油燃料不能利用现有的管道运输,任何浓度的乙醇-汽油燃料都会对橡胶密封产生腐蚀和损害.尽管乙醇是一种能量等级较低的醇类物质,而且具有腐蚀性、难于提纯、易挥发、有爆炸危险性等缺点,但它较高的产量使得乙醇成为主要应用的生物燃料.过去的30年中,能源密集型的乙醇生产仍然不能满足人们对燃料、能源、清洁空气的需求.近年来,为了应对石油化工产品和污染治理成本的上升,且生产乙醇的技术、设备稍作调整就可以直接用于生产丁醇,因此,许多国家开始重新关注丁醇.

2.2 利用非粮食生物质提高丁醇生产能力

生物丁醇可通过发酵法利用淀粉或糖类制取,然而,由于成本高、产量相对较低、发酵时间长等原因,使得用ABE发酵法生产丁醇无法在工业规模上与采用合成法生产丁醇进行竞争.随着人们对丁醇这一代用燃料越来越关注,许多公司纷纷研究新方法代替传统ABE发酵法,从而使生物丁醇的生产可达到工业规模.基于生物化学转换非粮食木质纤维素的第二代生物丁醇生产相比现有的能源密集型生物丁醇生产具有一些潜在优势.

有研究表明,改良菌株具有更高的利用淀粉的能力,同时能在发酵培养液中积累较高浓度的丁醇(17～21 g•L-1)［2］.除了使用玉米,丙酮-丁醇生产还使用了液化玉米粉和玉米浆,60 g•L-1的液化玉米粉和玉米浆产生约26 g•L-1的溶剂.由于发酵酶作用物的成本对丁醇价格影响最大,利用其它可再生能源和经济上可行的基材例如淀粉基包装材料、玉米纤维水解物、大豆蜜糖、水果加工工业废料等进行丁醇发酵,从这些替代性可再生资源中生产的溶剂总量为14.8~30.1 g•L-1［3］.在关于多糖的研究中,其焦点是纤维素和半纤维素,它们是地球上最丰富的可再生利用资源.大量糖类已用于生产丁醇,使用改良菌株进行分批发酵,可以提高丁醇的产量.

小麦麸是小麦制粉工业的副产品,主要包括半纤维素、淀粉和蛋白质.经稀硫酸水解的小麦麸皮水解产物中含有53.1 g•L-1的总还原糖、21.3 g•L-1的葡萄糖、17.4 g•L-1木糖和10.6 g•L-1的阿拉伯糖［4］.一种工业酶作用物液化玉米淀粉(LCS)已经被成功用于ABE生产,分批发酵LCS(60 g•L-1)过程中产生18.4 g•L-1的ABE产品,与葡萄糖相当.如果向分批发酵反应器放入糖化的液化玉米淀粉(SLCS),通过气体剥离重新获得ABE,此法可以得到81.3 g•L-1的ABE［5］.

同时,随着丁醇制备技术的不断成熟,丁醇的生产成本也逐渐下降.美国ButylFuel公司的成果表明,使 用微生物发酵法可以由1 L玉米制备0.27 L丁醇,其成本仅为0.317美元•L-1,远低于利用石油化工方法制备丁醇的成本1.350美元•L-1.而如果使用饲料等废弃物代替玉米,此生产成本可进一步下降［6］.

3 丁醇作为生物燃料应用的进展

如前所述,丁醇和其它低碳醇相比具有许多优势,并且大量新技术的使用也可提高丁醇的产量.另外许多因素都促进了生物燃料的发展,例如不确定的石油价格、温室气体排放、提高能源安全和能源多样性的需要等.目前很多研究团队已将丁醇作为一种替代生物燃料进行研究,将丁醇与汽油或柴油混合应用在发动机上，或应用在一些基本的燃烧反应器中.

3.1 丁醇的基础燃烧试验

在丁醇的基础燃烧试验中,研究人员测量了层流层的燃烧速度,同时还研究了在预混和燃烧或扩散燃烧中形成的中间物质.利用这些试验数据开发了丁醇的化学反应动力学模型.这些预测模型可以提供对丁醇燃烧特性更好的理解,并可以解释通过石油衍生原料和其它生物原料获取的丁醇在燃烧特性方面的差异.Sarathy等［7］的试验结果表明,丁醇的层流燃烧速度在当量比介于0.8和1.1之间时增加,相对应的最大燃烧速度为47.7 cm•s-1,随后在达到较高的当量比时燃烧速度下降.

一个早期的关于静态反应器的研究指出,丁醇的热解是通过C3H7－CH2OH键的裂变开始的,产生了正丙基自由基和羟甲基自由基.羟甲基自由基进一步分解为甲醛和氢自由基,而正丙基自由基分解为乙烯和甲基自由基［8］.有学者研究了丁醇的燃烧速度,因为燃烧速度是决定传播和稳定预混火焰的关键参数之一.Roberts使用火焰锥的阴影图像测量了丁醇的燃烧速度,结果表明,丁醇的最大燃烧速度和正丙醇、异戊醇是类似的,约为46 cm•s-1［9］.

3.2 在可变操作参数单缸发动机（CFR发动机）中使用丁醇作为混合燃料的研究

Yacoub等［10］多次进行了关于应用直链醇C1－C5(甲醇-正戊醇)与汽油混合使用在CFR发动机上的研究,试验条件为:空气和燃料按化学计量比混合,转速为1 000 r•min-1.对发动机的工作条件进行了优化,使混合燃料中氧的质量分数分别为2.5%和5.0%,相应丁醇的体积分数分别为11%和22%.研究结果表明:丁醇比无铅汽油容易产生燃烧爆震,所有醇-汽油混合燃料的试验均显示CO排放减少,总的HC排放也减少.尽管如此,所有混合燃料与汽油相比未燃烧醇排放较高,醇含量越高未燃烧醇的含量也越高;所有混合燃料的醛排放较高,甲醛是主要成分;NOx排放可能增加也可能降低,取决于不同的操作条件.

Gautam等［11-12］在900 r•min-1、空气和燃料为化学计量比的试验条件下,使用6种醇-汽油混合燃料在 CFR发动机上进行试验,每种混合燃料由体积比为9∶1的汽油和醇组成,混合用的醇包括甲醇、乙醇、丙醇、丁醇和戊醇.试验结果表明,混合燃料中氧含量越高,抗爆震性能越高,火焰速度越快.在最大功率工况条件下,排放试验结果表明,醇-汽油混合燃料比纯汽油的排放明显降低,CO排放降低16%~20%,CO2排放降低18%~23%,NOx排放降低5%~11%,总的HC排放降低17%~23%.这是因为混合燃料有更好的抗爆震性能,允许更高的压缩比,从而提高发动机的输出能量.醇-汽油混合燃料与纯汽油相比,循环燃料消耗量高3%~5%,但比油耗低15%~19% .

Szwaja等［13］在一台单缸CFR发动机上通过改变点火提前角研究了丁醇的燃烧特性,丁醇的体积分数为0%~100%,压缩比为8~10,转速为900 r•min-1,空气和燃料为化学计量比.试验结果表明,最高峰值压力随丁醇体积分数的增加而提高.因此,混合燃料最佳点火正时应延迟.通过试验,研究人员从燃烧、能量密度以及理化性能等角度证明了丁醇可代替汽油作为纯燃料或燃料混合物.

3.3 在SI发动机中使用丁醇作为混合燃料的研究

目前关于SI发动机中使用丁醇的研究非常广泛,但关于丁醇-汽油混合燃料燃烧和丁醇燃料发动机的研究还很少.几乎所有关于丁醇-汽油混合燃料的研究都集中在不同运行工况下对发动机的性能评价、燃料消耗量和排放物方面.研究表明,与纯汽油相比,在保证发动机性能不变的条件下,向汽油中添加体积为20%~40%的丁醇能使发动机在更稀的混合气状态下工作.丁醇体积分数为20%~40%的丁醇-汽油混合燃料未燃HC排放与无铅汽油类似,但随着丁醇体积分数的增加,未燃HC排放也会增加.丁醇体积分数为20%的丁醇-汽油混合燃料与纯汽油相比,NOx排放物降低到较低的水平.随着丁醇体积分数的提高,燃油消耗率轻微增加,这与混合燃料的热值下降有关.例如,丁醇体积分数为40%的丁醇-汽油混合燃料比汽油的热值低10%,燃油消耗率增加10%［14］.

研究人员研究了基于不同混合比的丁醇-汽油混合燃料的汽油发动机的性能,结果显示:丁醇是一种非常有前景的代用燃料,在节能方面具有很大的潜力;丁醇可降低14%的制动燃油消耗率并减少排放［15］.

Dernotte等［15］研究了丁醇-汽油混合燃料的燃烧和排放特性,结果表明,BU40(丁醇体积分数为40%)的HC排放达到最低值,除了BU80(丁醇体积分数为80%),NOx排放没有明显变化.通过指示平均有效压力(IMEP)的变化发现加入正丁醇提高了燃烧的稳定性,同时减少了点火延迟.

Wallner等［16］用一台四缸直喷SI发动机研究了纯汽油、E10(乙醇体积分数为10%的乙醇汽油)和BU10(丁醇体积分数为10%)的燃烧和排放性能,发动机转速从1 000~4 000 r•min-1,负载从0 Nm升至150 Nm.结果显示,BU10燃烧速度比E10和纯汽油的高,三种燃料的燃烧稳定性没有明显不同,在发动机整个工作范围内IMEP小于3%.相比于E10,BU10和纯汽油在高负载时更容易爆震.相比于纯汽油,BU10的油耗大约增加3.4%,E10的油耗大约增加4.2%,而三种燃料的制动热效率非常类似.在纯汽油和两种混合燃料之间,CO和HC排放没有显著的差异,NOx排放BU10最低.由于丁醇的辛烷值低,在高负载的条件下需要推迟点火时间.根据试验结果,BU10代替E10能够改善燃油经济性并且保证排放性和燃烧稳定性不下降.

目前国外关于丁醇的研究热点之一是丁醇的低温燃烧特性.Oliver等［17］给出了丁醇两种同分异构体在低温(550~700 K)条件下的燃烧氧化反 应路径.Subram［18］通过试验和仿真给出了正丁醇在750~850 K下详细化学反应动力学机理,几乎100%的燃料消耗是通过脱氢反应完成的,其中62%的原始燃料转化成乙醛等物质,其它38%转化成C3H7CHO等物质.

4 结 论 

丁醇、丁醇-汽油混合燃料的燃烧持续期与汽油相当,混合燃料与汽油相比减少了点火延迟.当使用正丁醇-汽油混合燃料时,由于燃烧加快,为了获得最大输出转矩,需要延迟火花点火正时.通过测算IMEP,正丁醇、正丁醇-汽油混合燃料的燃烧稳定性并没有明显变化.

截至目前,研究使用的发动机有CFR发动机、光学引擎发动机、单缸或多缸发动机.其中一些发动机使用了涡轮增压、可变气门、直喷等先进技术.从现有的研究中可以总结如下:

(1) 丁醇在混合燃料中体积分数小于20%时,不需要调整发动机就可以获得和汽油燃料相同的发动机功率;当丁醇体积分数达到30%时,发动机最大功率开始下降;随着丁醇体积分数的增加,燃料消耗量增加。这是由于和汽油相比,混合燃料的能量密度降低.丁醇-汽油混合燃料和乙醇-汽油混合燃料相比热值高,试验中燃料消耗量低.

(2) CO、HC、NOx排放的减少或增加取决于具体的发动机(如点喷或直喷)、操作条件、丁醇-汽油的混合比等.混合燃料与纯汽油相比,未燃烧醇的排放增加,而且丁醇的占比越高,未燃烧醇的排放越高.混合燃料的排放物中醛类物质较高,其中甲醛是主要成份.和乙醇、醇汽油相比,随着丁醇体积分数的增加,苯类物质排放增加,因此直喷点燃式发动机燃烧丁醇-汽油混合燃料会排放较多的碳烟.

参考文献:

［1］ VOLESKY B,SZCZESNY T.Bacterial conversion of pentose sugars to acetone and butanol［J］.Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology,1983,27:101-108.

［2］ 陈丽杰,辛程勋,邓攀,等.丙酮丁醇梭菌发酵菊芋汁生产丁醇［J］.生物工程学报,2010,26(7):991-996.

［3］ EZEJI T C,QURESHI N,BLASCHEK H P.Butanol fermentation research:upstream and downstream manipulations［J］.The Chemical Record,2004,4(5):305-314.

［4］ LIU Z Y,YING Y,LI F L,et al.Butanol production by Clostridium beijerinckii ATCC 55025 from wheat bran［J］.Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology,2010,37(5):495-501.

［5］ EZEJI T C,QYRESSHI N,BLASCHEK H P.Production of acetone butanol (AB) from liquefied corn starch,a commercial substrate,using Clostridium beijerinckii coupled with product recovery by gas stripping［J］.Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology,2007,34(12):771-777.

［6］ 曾现军,邓建,孔华,等.丁醇作为车用替代燃料的研究进展［J］.小型内燃机与摩托车,2012,41(1):76-80.

［7］ SARATHY S M,THOMSON M J,TOGBE C,et al.An experimental and kinetic modeling study of nbutanol combustion［J］.Combustion and Flame,2009,156(4):852-864.

篇3

微生物燃料电池并不是新兴的东西，利用微生物作为电池中的催化剂这一概念从上个世纪70年代就已存在，并且使用微生物燃料电池处理家庭污水的设想也于1991年实现。但是，经过提升能量输出的微生物燃料电池则是新生的，为这一事物的实际应用提供了可能的机会。

MFCs将可以被生物降解的物质中可利用的能量直接转化成为电能。要达到这一目的，只需要使细菌从利用它的天然电子传递受体，例如氧或者氮，转化为利用不溶性的受体，比如MFC的阳极。这一转换可以通过使用膜联组分或者可溶性电子穿梭体来实现。然后电子经由一个电阻器流向阴极，在那里电子受体被还原。与厌氧性消化作用相比，MFC能产生电流，并且生成了以二氧化碳为主的废气。

与现有的其它利用有机物产能的技术相比，MFCs具有操作上和功能上的优势。首先它将底物直接转化为电能，保证了具有高的能量转化效率。其次，不同于现有的所有生物能处理，MFCs在常温，甚至是低温的环境条件下都能够有效运作。第三，MFC不需要进行废气处理，因为它所产生的废气的主要组分是二氧化碳，一般条件下不具有可再利用的能量。第四，MFCs不需要能量输入，因为仅需通风就可以被动的补充阴极气体。第五，在缺乏电力基础设施的局部地区，MFCs具有广泛应用的潜力，同时也扩大了用来满足我们对能源需求的燃料的多样性。

微生物燃料电池中的代谢

为了衡量细菌的发电能力，控制微生物电子和质子流的代谢途径必须要确定下来。除去底物的影响之外，电池阳极的势能也将决定细菌的代谢。增加MFC的电流会降低阳极电势，导致细菌将电子传递给更具还原性的复合物。因此阳极电势将决定细菌最终电子穿梭的氧化还原电势，同时也决定了代谢的类型。根据阳极势能的不同能够区分一些不同的代谢途径：高氧化还原氧化代谢，中氧化还原到低氧化还原的代谢，以及发酵。因此，目前报道过的MFCs中的生物从好氧型、兼性厌氧型到严格厌氧型的都有分布。

在高阳极电势的情况下，细菌在氧化代谢时能够使用呼吸链。电子及其相伴随的质子传递需要通过NADH脱氢酶、泛醌、辅酶Q或细胞色素。Kim等研究了这条通路的利用情况。他们观察到MFC中电流的产生能够被多种电子呼吸链的抑制剂所阻断。在他们所使用的MFC中，电子传递系统利用NADH脱氢酶，Fe/S（铁/硫）蛋白以及醌作为电子载体，而不使用电子传递链的2号位点或者末端氧化酶。通常观察到，在MFCs的传递过程中需要利用氧化磷酸化作用，导致其能量转化效率高达65%。常见的实例包括假单胞菌（Pseudomonasaeruginosa），微肠球菌（Enterococcusfaecium）以及Rhodoferaxferrireducens。

如果存在其它可替代的电子受体，如硫酸盐，会导致阳极电势降低，电子则易于沉积在这些组分上。当使用厌氧淤泥作为接种体时，可以重复性的观察到沼气的产生，提示在这种情况下细菌并未使用阳极。如果没有硫酸盐、硝酸盐或者其它电子受体的存在，如果阳极持续维持低电势则发酵就成为此时的主要代谢过程。例如，在葡萄糖的发酵过程中，涉及到的可能的反应是：C6H12O6+2H2O=4H2+2CO2+2C2H4O2或6H12O6=2H2+2CO2+C4H8O2。它表明，从理论上说，六碳底物中最多有三分之一的电子能够用来产生电流，而其它三分之二的电子则保存在产生的发酵产物中，如乙酸和丁酸盐。总电子量的三分之一用来发电的原因在于氢化酶的性质，它通常使用这些电子产生氢气，氢化酶一般位于膜的表面以便于与膜外的可活动的电子穿梭体相接触，或者直接接触在电极上。同重复观察到的现象一致，这一代谢类型也预示着高的乙酸和丁酸盐的产生。一些已知的制造发酵产物的微生物分属于以下几类：梭菌属（Clostridium），产碱菌（Alcaligenes），肠球菌（Enterococcus），都已经从MFCs中分离出来。此外，在独立发酵实验中，观察到在无氧条件下MFC富集培养时，有丰富的氢气产生，这一现象也进一步的支持和验证这一通路。

发酵的产物，如乙酸，在低阳极电势的情况下也能够被诸如泥菌属等厌氧菌氧化，它们能够在MFC的环境中夺取乙酸中的电子。

代谢途径的差异与已观测到的氧化还原电势的数据一起，为我们一窥微生物电动力学提供了一个深入的窗口。一个在外部电阻很低的情况下运转的MFC，在刚开始在生物量积累时期只产生很低的电流，因此具有高的阳极电势（即低的MFC电池电势）。这是对于兼性好氧菌和厌氧菌的选择的结果。经过培养生长，它的代谢转换率，体现为电流水平，将升高。所产生的这种适中的阳极电势水平将有利于那些适应低氧化的兼性厌氧微生物生长。然而此时，专性厌氧型微生物仍然会受到阳极仓内存在的氧化电势，同时也可能受到跨膜渗透过来的氧气影响，而处于生长受抑的状态。如果外部使用高电阻时，阳极电势将会变低，甚至只维持微弱的电流水平。在那种情况下，将只能选择适应低氧化的兼性厌氧微生物以及专性厌氧微生物，使对细菌种类的选择的可能性被局限了。

MFC中的阳极电子传递机制

电子向电极的传递需要一个物理性的传递系统以完成电池外部的电子转移。这一目的既可以通过使用可溶性的电子穿梭体，也可以通过膜结合的电子穿梭复合体。

氧化性的、膜结合的电子传递被认为是通过组成呼吸链的复合体完成的。已知细菌利用这一通路的例子有Geobactermetallireducens、嗜水气单胞菌（Aeromonashydrophila）以及Rhodoferaxferrireducens。决定一个组分是否能发挥类似电子门控通道的主要要求在于，它的原子空间结构相位的易接近性（即物理上能与电子供体和受体发生相互作用）。门控的势能与阳极的高低关系则将决定实际上是否能够使用这一门控（电子不能传递给一个更还原的电极）。

MFCs中鉴定出的许多发酵性的微生物都具有某一种氢化酶，例如布氏梭菌和微肠球菌。氢化酶可能直接参加了电子向电极的转移过程。最近，这一关于电子传递方法的设想由McKinlay和Zeikus提出，但是它必须结合可移动的氧化穿梭体。它们展示了氢化酶在还原细菌表面的中性红的过程中扮演了某一角色。

细菌可以使用可溶性的组分将电子从一个细胞（内）的化合物转移到电极的表面，同时伴随着这一化合物的氧化。在很多研究中，都向反应器中添加氧化型中间体比如中性红，劳氏紫（thionin）和甲基紫萝碱（viologen）。经验表明这些中间体的添加通常都是很关键的。但是，细菌也能够自己制造这些氧化中间体，通过两种途径：通过制造有机的、可以被可逆的还原化合物（次级代谢物），和通过制造可以被氧化的代谢中间物（初级代谢物）。

第一种途径体现在很多种类的细菌中，例如腐败谢瓦纳拉菌（Shewanellaputrefaciens）以及铜绿假单胞菌（Pseudomonasaeruginosa）。近期的研究表明这些微生物的代谢中间物影响着MFCs的性能，甚至普遍干扰了胞外电子的传递过程。失活铜绿假单胞菌的MFC中的这些与代谢中间体产生相关的基因，可以将产生的电流单独降低到原来的二十分之一。由一种细菌制造的氧化型代谢中间体也能够被其他种类的细菌在向电极传递电子的过程中所利用。

通过第二种途径细菌能够制造还原型的代谢中间体——但还是需要利用初级代谢中间物——使用代谢中间物如Ha或者HgS作为媒介。Schroder等利用E.coliK12产生氢气，并将浸泡在生物反应器中的由聚苯胺保护的铂催化电极处进行再氧化。通过这种方法他们获得了高达1.5mA/cm2（A，安培）的电流密度，这在之前是做不到。相似的，Straub和Schink发表了利用Sulfurospirillumdeleyianum将硫还原至硫化物，然后再由铁重氧化为氧化程度更高的中间物。

评价MFCs性能的参数

使用微生物燃料电池产生的功率大小依赖于生物和电化学这两方面的过程。

底物转化的速率

受到如下因素的影响，包括细菌细胞的总量，反应器中混合和质量传递的现象，细菌的动力学（p-max——细菌的种属特异性最大生长速率，Ks——细菌对于底物的亲和常数），生物量的有机负荷速率（每天每克生物量中的底物克数），质子转运中的质子跨膜效率，以及MFC的总电势。

阳极的超极化

一般而言，测量MFCs的开放电路电势（OCP）的值从750mV~798mV。影响超极化的参数包括电极表面，电极的电化学性质，电极电势，电极动力学以及MFC中电子传递和电流的机制。

阴极的超极化

与在阳极观测到的现象相似，阴极也具有显著的电势损失。为了纠正这一点，一些研究者们使用了赤血盐（hexacyanoferrate）溶液。但是，赤血盐并不是被空气中的氧气完全重氧化的，所以应该认为它是一个电子受体更甚于作为媒介。如果要达到可持续状态，MFC阴极最好是开放性的阴极。

质子跨膜转运的性能

目前大部分的MFCs研究都使用Nafion—质子转换膜（PEMs）。然而，Nafion—膜对于（生物）污染是很敏感的，例如铵。而目前最好的结果来自于使用Ultrex阳离子交换膜。Liu等不用使用膜，而转用碳纸作为隔离物。虽然这样做显著降低了MFC的内在电阻，但是，在有阳极电解液组分存在的情况下，这一类型的隔离物会刺激阴极电极的生长，并且对于阴极的催化剂具有毒性。而且目前尚没有可信的，关于这些碳纸-阴极系统在一段时期而不是短短几天内的稳定性方面的数据。

MFC的内在电阻

这一参数既依赖于电极之间的电解液的电阻值，也决定于膜电阻的阻值（Nafion—具有最低的电阻）。对于最优化的运转条件，阳极和阴极需要尽可能的相互接近。虽然质子的迁移会显著的影响与电阻相关的损失，但是充分的混合将使这些损失最小化。

性能的相关数据

在平均阳极表面的功率和平均MFC反应器容积单位的功率之间，存在着明显的差异。表2提供了目前为止报道过的与MFCs相关的最重要的的结果。大部分的研究结果都以电极表面的mA/m以及mW/m2两种形式表示功率输出的值，是根据传统的催化燃料电池的描述格式衍生而来的。其中后一种格式对于描述化学燃料电池而言可能已经是充分的，但是MFCs与化学燃料电池具有本质上的差异，因为它所使用的催化剂（细菌）具有特殊的条件要求，并且占据了反应器定的体积，因此减少了其中的自由空间和孔隙的大小。每一个研究都参照了以下参数的特定的组合：包括反应器容积、质子交换膜、电解液、有机负荷速率以及阳极表面。但仅从这一点出发要对这些数据作出横向比较很困难。从技术的角度来看，以阳极仓内容积（液体）所产生的瓦特/立方米（Watts/m3）为单位的形式，作为反应器的性能比较的一个基准还是有帮助的。这一单位使我们能够横向比较所有测试过的反应器，而且不仅仅局限于已有的研究，还可以拓展到其它已知的生物转化技术。

此外，在反应器的库仑效率和能量效率之间也存在着显著的差异。库仑效率是基于底物实际传递的电子的总量与理论上底物应该传递的电子的总量之间的比值来计算。能量效率也是电子传递的能量的提示，并结合考虑了电压和电流。如表2中所见，MFC中的电流和功率之间的关系并非总是明确的。需要强调的是在特定电势的条件下电子的传递速率，以及操作参数，譬如电阻的调整。如果综合考虑这些参数的问题的话，必须要确定是最大库仑效率（如对于废水处理）还是最大能量效率（如对于小型电池）才是最终目标。目前观测到的电极表面功率输出从mW/m2~w/m2都有分布。

优化

生物优化提示我们应该选择合适的细菌组合，以及促使细菌适应反应器内优化过的环境条件。虽然对细菌种子的选择将很大程度上决定细菌增殖的速率，但是它并不决定这一过程产生的最终结构。使用混合的厌氧-好氧型淤泥接种，并以葡萄糖作为营养源，可以观察到经过三个月的微生物适应和选择之后，细菌在将底物转换为电流的速率上有7倍的增长。如果提供更大的阳极表面供细菌生长的话，增长会更快。

批处理系统使能够制造可溶性的氧化型中间体的微生物的积累成为了可能。持续的系统性选择能形成生物被膜的种类，它们或者能够直接的生长在电极上，或者能够通过生物被膜的基质使用可移动的穿梭分子来传递电子。

通过向批次处理的阳极中加入可溶性的氧化中间体也能达到技术上的优化：MFCs中加入氧化型代谢中间体能够持续的改善电子传递。对这些代谢中间体的选择到目前为止还仅仅是出于经验性的，而且通常只有低的中间体电势，在数值约为300mV或者还原性更高的时候，才认为是值得考虑的。应该选择那些具有足够高的电势的氧化中间体，才能够使细菌对于电极而言具有足够高的流通速率，同时还需参考是以高库仑效率还是以高能量效率为主要目标。

一些研究工作者们已经开发了改进型的阳极材料，是通过将化学催化剂渗透进原始材料制成的。Park和Zeikus使用锰修饰过的高岭土电极，产生了高达788mW/m2的输出功率。而增加阳极的特殊表面将导致产生更低的电流密度（因此反过来降低了活化超极化）和更多的生物薄膜表面。然而，这种方法存在一个明显的局限，微小的孔洞很容易被被细菌迅速堵塞。被切断食物供应的细菌会死亡，因此在它溶解前反而降低了电极的活化表面。总之，降低活化超极化和内源性电阻值将是影响功率输出的最主要因素。

IVIFC：支柱性核心技术

污物驱动的应用在于能够显著的移除废弃的底物。目前，使用传统的好氧处理时，氧化每千克碳水化合物就需要消耗1kWh的能量。例如，生活污水的处理每立方米需要消耗0.5kWh的能量，折算后在这一项上每人每年需要消耗的能源约为30kWh。为了解决这一问题，需要开发一些技术，特别是针对高强度的废水。在这一领域中常用的是UpflowAnaerobicSludgeBlanket反应器，它产生沼气，特别是在处理浓缩的工业废水时。UASB反应器通常以每立方米反应器每天10~20kg化学需氧量的负荷速率处理高度可降解性的废水，并且具有（带有一个燃烧引擎作为转换器）35%的总电力效率，意味着反应器功率输出为0.5~1kW/m3。它的效率主要决定于燃烧沼气时损失的能量。未来如果发展了比现有的能更有效的氧化沼气的化学染料电池的话，很可能能够获得更高的效率。

能够转化具有积极市场价值的某种定性底物的电池，譬如葡萄糖，将以具有高能量效率作为首要目标。虽然MFCs的功率密度与诸如甲醇驱动的FCs相比是相当低的，但是对于这项技术而言，以底物安全性为代表的多功能性是它的一个重要优势。

篇4

关键字：生物质热解乳化燃料，马尔文粒度分析仪，平均直径，粘度

中图分类号：G633 文献标识码： A 文章编号：

1 前言

生物质热解乳化燃油具有很多特点，如酸性强、粘度高、制备灵活等等，它还具有柴油的一些特性，制备资源丰富，作为替代燃料，将其应用到动力装置中却存在一定的难度。目前，众多国内外内燃机界学者一直通过各种途径对其研制并进行发动机特性实验，已经取得了一定的成果。Valentin Soloiu[1]等人对制备出的生物质碳浆-柴油乳化燃料的喷雾特性和燃烧特性进行了实验研究，发现该乳化燃料属于非牛顿流体，雾化后的索特平均直径在40 μm左右，是柴油（25 μm）的1.6倍；乳化燃料产生的NOx排放比柴油的高，但烟度较柴油的低。Jay[2]在一台共轨柴油机上进行了物质热解燃油实验，发现发动机仍能稳定运转。加拿大CANMET能源中心的Ikura[3]等人利用乳化技术制备出的乳化燃料在腐蚀性、着火性能和粘度等指标上都符合使用要求，稳定时间可达42天以上。国内很多高校和学者也在开展生物质热解燃料的实验研究。黄亚继[4]等人使用司班-80（Span-80）/吐温-80（Tween-80）复合乳化剂制备出由生物质热解燃油/柴油混合而成的乳化燃料，并研究了HLB值、掺和量对乳化燃料稳定性的影响，结果表明乳化剂HLB值在7.0~8.0之间，生物质热解油不超过15%时的乳化燃料稳定性较好，NOx、CO排放也优于纯柴油。孙书生[5]等人使用中国科技大学安徽省生物质洁净能源重点实验室自制的生物质热解燃油和柴油进行乳化燃料的配制，并在一台R180型单缸柴油机上燃用，结果则显示乳化油的燃油效率比柴油高，热效率比柴油低，并且在燃用B20燃料时，柴油机HC、CO的排放增大，NOx排放减低。在燃用乳化燃料时，还存在着起动性能变差等问题。当前，众学者的对生物质热解燃料的研究偏重于它的稳定性及排放特性，很少人对它的雾化性进行实验研究，然而，乳化燃料雾化的好坏程度直接影响着它的燃烧特性以及排放特性。因此，在保证生物质热解乳化燃料各项物化指标符合要求的前提下，对其雾化特性进行深入研究是必不可少的。

1 实验设备

本文利用孔径为0.26 mm、0.315 mm、0.366 mm的三个喷嘴、马尔文粒度分析仪及附属软件测得BPO0、BPO5、BPO10、BPO100三种生物质热解乳化燃料分别在16 MPa、20 MPa、24 MPa三个启喷压力下的液滴雾化平均直径。由于生物质热解燃油的英文名称为Biomass Pyrolysis Oil, 为方便起见，用BPO-XX表示生物质热解油在乳化燃料中所占的质量比例。马尔文粒度分析仪对喷雾场的测量技术基于大量运动粒子对单色平行光的多源弗琅荷费衍射，其原理如图1所示。

图1马尔文粒度分析仪光学系统原理图2 马尔文粒度分析仪实物图

由激光发生器产生的单色激光经过相关处理使之形成平行光，再将其垂直照射喷雾场。由于粒子大小的同，光束发生弗琅荷费衍射，呈现出多散射性，从而在检测器面板上出现众多弗琅荷费衍射的同心条纹光环，每个光环的条纹间距对应某一直径下的一组粒子。检测器上安装有光敏环，可测得不同粒径下干涉条纹的能量谱分布。系统经光电信号转换后统计出粒子的尺寸分布和平均粒径，图2为马尔文粒度分析仪实物图。

2 乳化燃料雾化的平均直径

由于喷雾液滴雾场中的粒子大小不均，测量时需要取平均值才能比较出雾化的好坏。雾场中液滴平均直径有很多种，如长度平均直径D10、表面平均直径D20、体积平均直径D30等，每个平均直径的含义是不同的，则其应用领域也就不同，表1给出了平均直径所代表的不同含义及其应用领域。

表1平均直径及其应用

喷雾液滴平均直径的概念是由Mugele和Evans提出的，他们也曾推出液滴平均直径的表达通式，如（2.1）

（2.1）

式中，p + q称为平均直径的阶数，p、q根据研究的需要可以为任何值。

燃油喷雾常用索特平均直径D32评价雾化质量[6]，它是雾化特性的重要指标。D32反映的是雾场中的容面比，可表征出真实液滴的蒸发条件。对柴油机而言，索特平均直径D32可反映出每循环喷入缸内的全部油滴体积所占全部表面积数。在不考虑燃油热膨胀情况下，当每循环喷入缸内的全部油滴体积不变（即循环供油量不变）时，D32越小，意味着雾场中全部油滴的表面积越大，缸内液滴雾化质量越好，燃油蒸况越好；反之，则雾化质量越差，燃油蒸况越差。D32的表达通式为：

（2.2）

式中，Ni指的是液滴直径为Di的数目，通常D min=0。

图30.26 mm孔径下D32变化情况图416 MPa启喷压力下D32变化情况

图3和图4是三种乳化燃料在不同启喷压力和不同孔径下的索特平均直径曲线图。相同孔径下乳化燃料的索特平均直径D32随启喷压力的增加而减小；同一启喷压力下乳化燃料的索特平均直径D32随孔径的增大而增大；相同喷嘴孔径和启喷压力下三种乳化燃料的索特平均直径D32随着乳化比例的增加而增大。

由于雾场中大颗粒油滴所占比重随着乳化比例的增加而增加，从而使雾化质量变差；此外，雾化了的油滴由于多次碰撞、粘合，形成更大的油滴。索特平均直径D32也与燃料粘度有关。对于BPO0、BPO5和BPO10，其粘度随着乳化比例的增加而增大，这使得乳化燃料在雾化的过程中不易碎裂成为细小油滴。因此，粘度的增大造成了乳化燃料雾化后索特平均直径D32的增大。对于BPO100，理论上讲，其粘度在相同温度下应为BPO0的一半左右，雾化后的D32应该偏小，而图中所示其值反而更大。这种反差可能由于燃料的粘度较低使得油泵内的泄漏损失和喷油器内部损失过大，最终导致喷射压力降低。总之，燃料的粘度必须控制在一个合理的范围：一方面若粘度过大，液体不易碎裂，雾化质量会变差，而且高粘性的大颗粒油滴还可能改变喷雾形态；另一方面若粘度过小，燃油喷射泵内的泄漏损失会导致其运行性能降低。由于乳化剂的用量和乳化燃料的粘度几何呈线性关系，因此，在确定乳化油的乳化比例及乳化剂的用量时，乳化燃料的粘度可以作为一个重要的考察指标。

3 结论

利用生物质热解制备成的乳化燃料是目前众多学者研究和探索新型替代燃料的热点。本文通过实验发现, 相同孔径下乳化燃料的索特平均直径D32随启喷压力的增加而减小；同一启喷压力下乳化燃料的索特平均直径D32随孔径的增大而增大；相同喷嘴孔径和启喷压力下三种乳化燃料的索特平均直径D32随着乳化比例的增加而增大。索特平均直径D32除受大颗粒油滴比例的影响外，还受燃料粘度的影响，所以燃料粘度应该控制在一个合理范围，粘度过大，液体不易碎裂，雾化质量会变差，并且高粘性的大颗粒油滴还可能改变喷雾形态；粘度过小，燃油喷射泵内的泄漏损失会导致其启喷压力太小，雾化质量下降。

作者简介：

篇5

[关键词] 生物质燃料 综合应用技术 新进展

[中图分类号] TK6 [文献标识码] A [文章编号] 1003-1650（2016）10-0206-01

引言

党的十报告中提出了关于提高能源使用效率的问题，即要支持新能源的开发，提高可再生能源的利用率。至此，河南驻马店市农业大区对生物质燃料的综合应用技术得到了高度重视。生物质能作为碳源具有可再生性，可以转化为固态燃料、液态燃料、气态燃料。

1 固体生物质燃料的综合应用技术

制备固体生物质燃料所采用的技术是固化成型技术，即将品位相对较低的生物质转化为品位相对较高的生物质燃料，而且由于燃料已经固化成型的，所以方便与存储和运输，在燃料的利用上也非常便利。固体生物质燃料的资料来源于农业和林业生产中所产生的玉米芯、秸秆等等各种废弃物。

1.1 固体生物质燃料的成型技术

首先，要收集生物原材料，将这些材料经过筛选之后，确保材料干燥，灰分符合要求，污染性低而且热值高、容易燃烧。对于这些材料进行干燥处理后，进行成型处理以方便运输[1]。其次，将所有筛选出来的材料粉碎处理，并将黏结剂和助燃剂加入其中进行压缩，使固体生物质燃料不仅方便存储，而且容易燃烧。

1.2 固体生物质燃料的生产技术

根据不同的生产条件，固体生物质燃料所采用的生产技术也会有所不同。其一，常温湿压成型技术，具体而言，是将纤维素原料进行水解处理而使得原料的纤维经过湿润时候软化，使其皱裂，之后进行压缩处理。这种技术的操作简单，但是会提高部件的磨损度，而且所生产的燃料的燃烧值比较低。所以，成本相对较高。其二、炭化成型技术，即对生物质原料进行炭化处理后成为粉末状，将粘结剂加入其中，压缩成木炭。比如，河南驻马店市农业大区，秸秆多综合利用，利用炭化技术工艺生产出来的秸秆炭粉可制成炭球、活性炭等炭产品。在秸秆炭化的过程中所排放的烟雾收集起来提取可燃气体、木焦油、木醋酸。但目前综合利用率还比较低，所以，还国家对秸秆综合利用予以补贴和政策上的倾斜。

2 液态生物质燃料的综合应用技术

2.1 燃料乙醇

燃料乙醇成本低而且具有可再生性。生产技术上，是对非粮食原料乙醇回收后，经过净化并发酵处理。其中，对脱水处理技术具有很高的要求，主要采用了萃取精馏法、吸附分离法以及共沸精馏法等等[2]。所生产的燃料乙醇中所含有的乙醇可以达到99.7%，比无水乙醇中的乙醇含量要高。

2.2 生物柴油

动植物油脂经过加工处理后，可以生产出与柴油的化学性质比较接近的长链脂肪酸单烷基酯，即为“生物柴油”。这种材料具有良好的性，没有毒，而且生物降解，是用于替代柴油的最好的材料。生产技术上，物理方式进行技术处理即为直接混合法、酯交换法和酶催化法；化学方式进行技术处理即为采用了微乳化法高温热裂解法。由于所使用的材料不同，生产出来的生物柴油存在着有点和不足。目前广泛使用的生物柴油制备方法为酯交换法。这种方法的原料来源广泛，加工工艺简单，所生产出来的生物柴油性能稳定，但是在生产的过程中会有碱性废水产生，而且生产设备会遭到严重的腐蚀。

3 气态生物质燃料的综合应用技术

生物质发酵技术，就是将生物质采用厌氧微生物分解技术，经过代谢处理之后生成了气体，这种气体的主要成分是甲烷，其中还包括二氧化碳、氢气以及硫化氢等等，即为“沼气” [3]。沼气的发酵划分为水解液化、酸化、产甲烷三个阶段。生物技术的快速发展，挖掘高效厌氧微生物并使用的效率也会有所提高，对沼气的利用起到了促进作用。

按照生物质气化原理，生物质气化制氢技术需要将生物质进行气化处理后，可燃性的气体与水蒸汽不断地重整，从中可以提取氢气。研究的介质是催化剂、气化炉，使用白云石制作二氧化碳，吸收蒸汽，经过气化后产生二氧化碳气体。经过试验表明，气体中的氢气产量是非常高的，可以达到66.9%；二氧化碳气体为3.3%；一氧化碳气体为0.3%。

总结

综上所述，中国在近年来环境污染日趋严重。要保护好生态环境，就要加大清洁能源的使用力度，同时还要提高能源的重复使用效率。特别是发展新能源，能够对不可再生能源的利用以缓解，一方面可以对能源使用的安全予以维护，而且还可以推进新农村建设。

参考文献

[1]王永征，姜磊，岳茂振，等.生物质混煤燃烧过程中受热面金属氯腐蚀特性试验研究[J].中国电机工程学报，2013，33（20）：88―95.

篇6

关键词 甲烷 水稻田 微生物燃料电池

中图分类号：X703 文献标识码：A

1引言

为了减缓全球变暖的趋势，温室气体的减排已经引起国际社会的广泛关注。

大气中的甲烷含量已经从工业革命前1750年的0.75 mol・mol-1上升到2005年的1.77 mol・mol-1，升高了约2.5倍，尽管甲烷绝对量显著小于主要的温室气体二氧化碳，但是单位质量的甲烷全球增温趋势是二氧化碳的25倍（IPCC，2007）。研究表明二氧化碳和甲烷的浓度上升对温室效应的总贡献率达到70%左右，二者是温室效应的主要贡献者，并且在大气中的浓度每年以0.5%和0.8%的速度增加。

稻田是甲烷的主要排放源之一，拒估计全球所有的人为活动导致甲烷排放的总量中，从水稻田排放的甲烷约占15%-20%。通过数据的挖掘发现不同类型的湿地甲烷的排放有着显著差异，而甲烷的排放通量均值最大的是稻田，所以如何降低水稻田中甲烷的排放量就成了国内外研究的重点。

微生物燃料电池（MFCs）是一种用产电微生物将有机物的化学能直接转化成电能的装置，有机底物在厌氧条件下被产电微生物分解，释放出电子，电子直接被阳极捕获或者经过电子中介体、纳米导线等物质间接到达阳极，并经由外电路传递到阳极与电子受体（一般是O2）结合，从而形成电流。

2水稻田实施MFCs技术的研究发展

水稻田是实施MFCs技术的重要生境，根据已有实验数据表明，在水稻田里引水MFCs技术可以控制温室气体的排放，因为在水稻田以及湿地中引入MFCs技术后，产电微生物就会与产甲烷微生物形成一种竞争关系，在大多数情况下，产电微生物比产甲烷微生物具有更强的竞争基质的能力，从而可以抑制甲烷的排放，全世界水稻田栽种面积约为15？09hm2，潜在的年产能能力可以达1.8？019J。实验结果表明MFCs技术的应用不会对原有的水稻田的生态环境造成影响，也几乎不会对水稻田的产粮功能有任何不利的影响。因此，如果水稻田能够用于产电，这样既能抑制温室气体的排放也可以获得额外的附加效益。

水稻田土壤中含有丰富的产电微生物可以采用运行MFCs装置，在2007年Kaku等人就在水稻田中埋入了石墨毡电极，证明可以持续产电，得到的最大功率密度为6mW・m-2 。近几年的研究中Rosa等人将阳极埋设在种植水稻的淹水稻田土壤中，阳极浸没在淹水层，并且采用导线连接阴历和阳极，从而构建MFCs，以土壤有机质和根系分泌物为电子供体，以水中的溶解氧为电子受体进行产电，并设置对照组。结果显示，运行MFCs以后，稻田土壤中的甲烷排放量比对照组减少了50%。Rismani―Yazdi等将纤维素作为碳源底物置于MFCs中进行产电，发现随着MFC产电电流的增加，甲烷累计排放量降低。运行MFC的优势在于不使用化学药剂也不消耗能源，相反还能产生少量的电能，是一项值得深入探索的绿色可持续的减排技术。

邓欢等人将添加质量分数为0.5%的稻秆的土壤装入MFCs反应器中，淹水并种植水稻后运行MFCs，发现能够显著的减少甲烷的排放。土壤中添加稻秆是出于环保理念，因为我国每年产生的农作物秸秆高达5.7亿吨，秸秆还田能够有效提高土壤有机质，改善土壤团聚体，并且取代秸秆燃烧，避免环境污染，所以秸秆还田也得到大力提倡。添加稻秆使土壤含有更多的有机质，而且MFCs闭路运行，这都有利于产电菌生长和产电能力的提升。在MFCs运行的过程中，产电菌在阳极表面逐渐富集和训化，产电电流逐步提高。经过一段时间后达到峰值，之后产电电流有所降低。主要原因包括可利用有机物碳浓度降低，以及MFCs阳极表面的产电菌在产电过程中厌氧分解有机质产生氢离子，导致土壤中PH值降低，从而抑制了产电菌的活性，以往的研究表明，PH值降低也会抑制产甲烷菌活性。产电菌通过分解有机底物进行产电，从而会与产甲烷菌争夺土壤中有机质，产电菌对有机底物乙酸的亲和系数远低于产甲烷菌，在研究中添加有机底物同步促进了产甲烷菌和产电菌的活性，造成产电菌和产甲烷菌的活性时间重合，从而活跃的产电菌能够有效的抑制甲烷的产生，对于不添加有机底物运行MFCs的装置没有显著减小甲烷排放，可能是由于缺乏有机底物，产电菌活性较低，产电较为微弱，因此和产甲烷菌争夺有机底物的能力稍显不足。而且有机底物较少造成甲烷排放和产电的峰值推迟出现，MFCs运行可能错过了抑制甲烷排放的最佳时期。另外不添加外来有机底物的土壤PH值下降幅度较小，所以土壤抑制产甲烷的效果较差。

3总结

目前还有好多工作需要进一步开展，现在采用MFCs进行温室气体减排的研究较少，尚需要更多的研究证明减排的效果，探索进一步提高减排效果和降低MFCs构建和运行成本的方法。例如需要从源头上找到甲烷排放的影响机理，探索减少甲烷排放的方法；根据已经有的稻田或湿地中建立甲烷排放的预算模型，预测未来水稻田和湿地温室气体的排放通量，为准确评估全球变暖变化趋势提供基础数据；同时还要加强有关影响MFCs性能因素的研究，比如电极材料的优化，燃料电池的结构，传递体以及其他的环境因素对产电效率以及产电量的影响，争取将产电的效能提高到最大化。

参考文献

[1] 杨斌娟，钱海燕，黄国勤，等.秸秆还田及其研究进展[J].农学学报，2012（2）.

篇7

Abstract： Textile dyes relesed into the environment cause considerable water and soil pollution because they may be toxic， carcinogenic， mutagenic and clastogenic， which is a hazard to human health and ecological system. Over the last three decades， awareness and concern about the environmental and health hazards of textile dyes are increasing in the global community. The environmental and government legislations are becoming more and more tight regarding the removal of these pollutants from industrial wastewaters. Compared with physical and chemical methods， the microbial degradation is a cost-effective， efficient， biofriendly， and enviromentally benign method， and may be emerging as a unique effetctive method to deal with the removal of textile dyes. In this work， based on the summarization of the microbes degrading the textile dyes， the factors affecting biodegradation of dyes was explained， and then the future perspectives was suggested， which provided the reference for the microbial degradation of textile dyes.

关键词：微生物；纺织染料；降解

Key words： microbe；textile dyes；degradation

中图分类号：X791 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2016）18-0217-05

0 引言

在上个世纪，人口的持续增长和工业化发展造成了生物体赖以生存的生态系统多样性的破坏。其中海水和河水的生态系统的污染主要是由没有充分处理的工业废水排放导致的。许多工业，例如染料业、纺织业、塑料制品、造纸、食品、化妆品以及药品等行业广泛使用染料染色同时消耗大量水，结果产生大量染色废液。自1856年开始，世界范围内共有100000多种染料，每年的产量超过7×105t，在纺织染色处理过程中，没有结合到纤维上的染料进入到废水中，据估计，纺织品染色加工过程中5-10%甚至50%的活性染料释放到废水中[1]。染料依据发色基团的化学结构分为偶氮类（azo）、蒽醌类（anthraquinone）、三苯甲烷类（triphenylmethane）、杂环类（heterocyclic）、聚合体类（polymeric），其中偶氮类和三苯甲烷类染料主要应用于纺织业[2]。据估计世界范围内纺织工业每年排放2.8×105t纺织印染废液。许多染料在水中1mg/L浓度时就能看见水体变色，而在纺织染料废水中，偶氮类染料浓度在5-1500mg/L，使水体颜色浓重，造成水体透明度下降，降低光合作用、溶解氧水平和水体质量，对水生动植物造成急性毒性作用，对水体的TOC和COD造成不利影响。同时，许多染料及其代谢产物具有毒性、致癌性和致变性，对人类产生潜在的健康危害并破坏生态系统[1]。因此，纺织染料废水是工业废水治理的重点和难点。

目前处理染料废水的方法有物理法、化学法和生物法。其中物理法包括吸附法、膜分离法和磁分离法等，化学法包括电化学法和氧化法等[3]。物理法和化学法由于成本高昂，使用规模受限同时废液处理不彻底具有污染性和操作上的局限性。与物理法和化学法比较，微生物降解法具有高效、低能耗、投资省、环境友好的特点，可以将染料分子降解或转化成无色、低毒甚至无毒的化合物，受到了学者们的极大关注[4-6]。许多细菌、丝状真菌、酵母菌以及藻类等均具有吸收和（或）降解纺织染料的功能。

1 纺织染料的微生物降解

1.1 丝状真菌对染料的生物降解

丝状真菌通过2种方式进行染料废液的脱色和降解，即生物体的吸附作用和细胞的生物降解作用。利用生物体进行染料废液的吸附有其优势所在，尤其是排放的染料废液具有毒性时以及废液处理条件不利于微生物生长和繁殖的情况下。目前已经用于染料吸附的霉菌有臭曲霉（Aspergillus foetidus）、黑曲霉（Aspergillus niger）[7]、变色栓菌（Trametes versicolor）[8]、黄孢原毛平革菌（Phanerochaete chrysosporium）[9]等。生物吸附是由于真菌菌丝细胞壁的纤维素成分提供了结合位点，例如羟基和羧基基团[10]，因此真菌菌丝无论是否具有生命力均能具有生物吸附作用。在黑曲霉吸附去除偶氮类染料废水研究中发现，该霉菌菌丝能够有效地吸附偶氮类染料，去除率高于95%，在pH3-7之间，达到100%的脱色效率，即使在pH12，去除率达到60%，并且对酸性、碱性、直接、活性和分散性染料种类均能够在几小时内吸附去除[11]。然而，生物吸附后的染料结构仍然是完整的没有降解，含有染料的霉菌菌丝仍具有污染性需要进一步处理。可见，生物吸附可能不是一个处理大量染料工业废液的有效方法[12]，但菌体的生物吸附机制对于染料的生物降解起到重要作用。此外，有研究者将吸附染料的菌丝一方面采用合适的溶剂洗脱并回收染料[13]，一方面进行固体发酵彻底将染料分子分解[14]，如果上述方法科学可行，将为染料生物吸附的后处理提供了新的解决方案。

微生物中最有效降解纺织染料的菌是白腐真菌（white-rot fungi），它们在好氧条件下产生能够高效降解染料的酶类，即降解木质素及其相关芳香族化合物的氧化还原酶类。能够裂解木质素的真菌由于分泌的胞外酶具有非底物专一性和非立体结构专一性，因此能够氧化多种有机污染物包括纺织染料，这些酶包括木质素过氧化酶（lignin peroxidases，LiP）、锰过氧化物酶（manganese peroxidases，MnP）和漆酶（laccases）。利用白腐真菌进行染料脱色研究的报道起始于1983年，Glenn and Gold研究测定黄孢原毛平革菌木质素酶活性方法发现的，随后利用白腐真菌进行染料生物降解研究快速发展。1990年文献中第一次报告了利用黄孢原毛平革菌进行磺化类偶氮类染料降解研究同时阐明了该菌株的降解途径，该菌株在染料脱色和降解方面是研究最为广泛的菌种，同时还有变色栓菌、烟管菌（Bjerkandera adusta）、侧耳属（Pleurotus）、脉射菌属（Phlebia）种类进行了广泛研究。除此以外，用于降解纺织染料的真菌还有Acremonium kiliense、黄曲霉（Aspergillus flavus）、番茄早疫病菌（Alternaria solani）、杂色云芝（Coriolus versicolor）、硬毛栓孔菌（Funalia trogii）、腐皮镰刀菌（Fusarium solani）、耙齿菌（Irpex lacteus）、Lentinus polychrous、赭绿青霉（Penicillium ochrochloron）、血红密孔菌（Pycnoporus sanguineus）、干巴菌（Thelephora）、栓菌（Trametes）等[13]。其中某种菌对某些染料在4-7d内能够100%降解[15]。但是，由于染料分子固有结构的复杂性以及白腐真菌酶类降解机制的繁杂性，关于白腐真菌（除黄孢原毛平革菌外）降解染料途径仍未研究清楚。有研究表明，除了前面涉及的酶类在染料代谢过程中起到关键作用外，还存在其它的染料代谢机制。例如细胞膜氧化还原反应介导机制、多功能过氧化物酶（Versatile peroxidase，VP）、染料脱色过氧化物酶（Dye decolorizing peroxidase，DyP）、酪氨酸酶（Tyrosinases）、RBBR氧化酶（Remazol Brilliant Blue R oxygenase）等[16]。

1.2 细菌类

能够降解纺织染料的细菌有嗜水气单胞菌（Aeromonas hydrophila）、芽孢菌（Bacillus sp.）、柠檬酸杆菌属（Citrobacter sp.）、阴沟肠杆菌（Enterobacter cloacae）、耶尔森菌属（Yersinia）、沙雷氏菌属（Serratia）、鹑鸡肠球菌（Enterococcus gallinarum）、玫瑰考克氏菌（Kocuria rosea）、产谷氨酸小球菌（Micrococcus glutamicus）、珊瑚诺卡氏菌（Nocardia corallina）、普通变形杆菌（Proteus vulgaris）、恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）、脱色希瓦氏菌（Shewanella decolorationis）、腐败希瓦氏菌（Shewanella putrefaciens）等，其中某些细菌在6-8h内对某些偶氮染料降解率达到100%[17]。与真菌生物降解比较，细菌降解速率快于真菌。细菌在厌氧条件下可将偶氮类染料还原为无色的芳香胺类物质，而偶氮类染料的致癌性是由于偶氮染料本身或者还原过程产生的芳香胺类衍生物导致的，可见，细菌厌氧降解染料产生的芳香胺由于对人类和动物具有毒性、致畸性和致癌性需要进一步降解处理。厌氧形成的芳香胺可以进一步在好氧条件进行降解，因此对于含有偶氮类染料的废水，完全去除偶氮染料，需要将厌氧和好氧处理工艺相结合，厌氧条件下的还原反应将偶氮染料从水相中去除，接着在好氧条件下进行氧化反应降解芳香胺类。

不仅芳香胺类物质能被氧化分解，染料本身也能够被细菌氧化分解。该氧化反应是由能够产生胞外过氧化物酶的放线菌进行的，尤其是链霉菌属种。三个团队首先对放线菌降解纺织染料进行了研究。1989年，Ball et al.团队筛选了20株放线菌，只发现其中3株能够对Poly R多聚染料具有脱色作用，菌株分别为栗褐链霉菌252（Streptomyces badius 252），链霉菌EC22（Streptomyces sp. EC22）和嗜热放线菌 MT800（Thermomonospora fusca MT800.）[18]，随后Zhou and Zimmermann扩大了筛选量，研究了159株放线菌脱色能力，该研究的特色在于用实际纺织染料废液进行脱色实验，使用的染料从偶氮类到酞菁染料，其中83株具有脱色效果并且效果显著[19]。最后，Don Crawford团队比较了链霉菌和白腐真菌降解纺织染料的能力，研究表明链霉菌胞外分泌酶类中除了具有底物专一性的过氧化物酶外，还存在其它降解染料的过氧化物酶类[20]。除放线菌外，黄杆菌属（Flavobacterium）菌也能释放降解偶氮类染料的胞外过氧化物酶。此外，枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）、类鼻疽假单胞菌（Pseudomonas pseudomallei）、棒状杆菌属（Corynebacterium）、分枝杆菌属（Mycobacterium）和红球菌属（ Rhodococcus）的菌种均能降解三苯基甲烷类染料。因此，原则上染料只通过微生物的好氧发酵就能实现降解[21]。

1.3 酵母菌类

目前关于酵母降解染料的研究较少。与细菌和丝状真菌比较，酵母菌具有许多优点，一方面是酵母菌与细菌一样，生长速度较快；一方面是酵母菌能够耐受不良环境。近来，有研究表明酵母菌由于其能够吸收更高浓度的染料有望成为具有发展前景的吸附剂，例如溶磷白地霉（Galactomyces geotrichum）、酿酒酵母（ Saccharomyces cerevisiae）、白吉利毛孢子菌（Trichosporon beigelii）等[22]。据报道克鲁斯假丝酵母（Candida krusei）能够在24h内去除9种染料（包括活性染料和酸性染料），去除率在62-98%之间[23]；溶磷白地霉可降解5种染料，对于甲基红（1h）和ScarletRR（18h）降解率高达100%，对Malachite green、Orange HE 4B、Amido black 10B的降解率分别是97%（9h）、75%（18h）、92%（18h）[24]。而Pseudozyma rugulosa和白吉利毛孢子菌可分别降解8中纺织染料，前者对Reactive brilliant red K-2BP、Weak acid brilliant red B、Reactive black KN-B、Acid mordant yellow的降解率均在94%（24h）以上，对Acid mordant red S-80的降解率只有22%[23]；后者对Navy blue HER、Malachite green、Red HE7B的降解率达到85%（24h）以上，对Golden yellow 4BD、Green HE 4BD、Orange HE2R、结晶紫、甲基红的降解率在50-73%之间[25]。

1.4 藻类

关于藻类进行染料脱色的研究目前不够全面。例如蓝细菌虽然分别广泛，但是其在生态系统中对染料降解的作用研究较少。近来有研究发现藻类可被诱导产生偶氮还原酶能够降解偶氮类染料，研究认为藻类以还原反应降解染料与染料的分子结构和藻的种类有关。藻类以固有的三种不同的机制脱除降解染料，即同化利用发色基团生成生物量、带色分子的生物转化和藻体对发色基团的吸附。小球藻属和Oscillitoria属的藻类能够分解偶氮类染料生成芳香胺类物质，并能进一步代谢将芳香胺类物质转化为结构更简单的有机化合物或者二氧化碳。目前已经有30多种偶氮类化合物能够被蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）、普通小球藻（Chrorella vulgaris）和Oscillateria tenius降解为芳香胺类物质[26]。此外，还有双对栅藻（Scenedesmus bijugatus）、鼓藻 （ Cosmarium sp. ）、微小色球藻（Chroococcus minutus）、Gloeocapsa pleurocapsoides、Phormidium ceylanicum等藻类均能够降解纺织染料。鼓藻细胞浓度在4.5×106个/mL时，对Malachite green的去除率明显增加并达到87.1%，可见，藻类对氧化池中偶氮染料和芳香胺类物质的去除起到关键作用，并且由于藻类细胞种类繁多、分布广泛，能够利用阳光和二氧化碳生长繁殖同时具有生物吸附性，因此藻类作为废液脱色处理方法备受关注，并且有可能成为染料废液脱色处理的低成本高效率的方法之一，具有可行性[1]。

对于脱色微生物的应用，除了纯培养体外，还有复合菌群应用。菌株的复合化可以解决单一菌株降解的不彻底性，整合多株菌株的特性能够增加降解效率、对环境的适应能力以及降解染料类型的多样性。可以将细菌和真菌混合培养形成群落，真菌首先降解结构复杂的细菌不能降解的部分，然后细菌彻底降解剩余部分，完成总有机碳的去除。群落内微生物通过利用废水中的碳源、能源以及氮源而相互配合得以生长繁殖，从而使染料废水的处理具有经济上的可操作性。Dafale et al.[27]将假单胞菌、芽孢菌和一些未鉴定的菌种复合用于偶氮类染料脱色研究，接种48h后，该复合体对浓度为100mg/L和1000mg/L的Reactive Black 5的降解率分别为90%和70%，对浓度为100mg/L的Reactive Red 11， Reactive Red 141，Reactive Violet 13， Reactive Orange 16，Direct Green6，Acid Orange 7和Acid Yellow 36的降解率分别为84%， 86%， 90，%，88%， 60%， 65%和41%。此外，采用固定化细胞[28]和微生物燃料细胞[29]进行染料脱色也有研究。

2 影响微生物降解染料的因素

2.1 pH

一般情况下，真菌和酵母菌在酸性或者中性pH条件下具有较好的脱色和降解活性而细菌在中性或碱性pH条件下具有较好的降解效果。微生物在最适pH条件下降解染料活性更高，而在强酸或强碱条件下快速下降。pH可能通过影响染料分子细胞膜运输而影响降解染料的活性，该步骤被认为染料脱色的限速步骤。各类型微生物降解染料的最适pH如表1所示[13]。然而有些微生物可以在广泛的pH范围内进行染料脱色和降解。例如双酶梭状芽孢杆菌（Clostridium bifermentans）在接种48h后可在pH6-12范围内将Reactive Red 3B-A完全脱色去除[30]。柠檬酸杆菌属菌株CK3（Citrobacter sp. CK3）可在强酸性（pH4）和强碱性（pH12）条件下脱色去除Reactive Red 190染料[31]。

2.2 温度

温度是影响微生物脱色降解染料活性的重要因素，因为温度影响微生物的生长繁殖以及相关酶的活性，因此降解染料的最适温度往往是微生物生长的最适生长繁殖温度和降解染料酶的最适作用温度。在最适作用温度范围内，酶活力随温度提高而增加，微生物的降解染料的效率相应地成比例增加[32]，但高于最适温度，微生物的生长速度、繁殖速率会下降，降解酶由于变性结构改变而活力降低。各种微生物脱色降解染料的温度如表2所示，通过表2[13]可知，不同类型的微生物降解染料的最适温度范围在25-37℃之间。

2.3 染料浓度

废液中染料浓度对微生物的染料降解率有重要影响，其降解率随染料浓度的增加而降低，这主要是由于高浓度的染料对微生物细胞具有毒性，抑制微生物生长繁殖，微生物生物量降低，进而降低染料的降解率。例如，利用芽孢杆菌处理刚果红染料时，当染料浓度在1500mg/L和2000mg/L时，细菌的生长繁殖明显受到抑制[33]；利用肠杆菌进行染料降解研究发现，当Reactive Red 195浓度为50mg/L和100 mg/L时，该浓度下肠杆菌将会死亡[34]；珊瑚诺卡氏菌（Nocardia corallina）脱色处理浓度为2.3μmol/L的结晶紫时，能够彻底降解结晶紫，但当浓度升到4.5μmol/L时，降解率下降30%，浓度为7μmol/L时，细胞生长完全受到抑制[35]；而嗜水气单胞菌（Aeromonas hydrophila）在Reactive Red 198浓度为1000-3000mg/L时，细胞最大生物量可达到1.2-1.6g/L，当浓度在4000-8000 mg/L时，生物量下降至0.7-1.0g/L[36]。

除了上述因素外，废液盐度、染料结构、废水中碳氮源平衡、对于好氧性微生物的溶解氧水平和曝气速率以及电子供体和氧化还原介导物质的添加等对微生物高效快速的降解染料也有一定的影响。

3 展望

细菌、酵母菌、丝状真菌（霉菌和蕈菌）和藻类等微生物均能降解染料，有望成为未来染料有效降解、可再生利用以及具有经济性和环境友好性的处理方式，因此对于染料的降解未来发展方向应从以下几个方面开展工作：

3.1 不同微生物种群的整合利用

各类微生物脱色染料废水具有各自的优缺点。细菌具有周期短、效率高、降解种类广泛、降解和矿化程度高、产生污泥少的特点，但不能耐受高浓度染料废水同时需要添加碳源或氮源，增加废水处理的有机负荷；丝状真菌具有耐受高浓度染料废水、具广谱降解特性同时生物体具有生物吸附特性，但是培养周期和代谢周期长、某些降解酶的分泌需在特定条件下产生；酵母菌具有生长速度快、能耐受高浓度染料废水和不良环境的特点，主要作为生物吸附剂，但存在二次处理的问题；藻类将染料分子转化为无色的CO2和H2O，具有寡营养、释放氧气、降解彻底特点，同时藻类生物体具有生物吸附功能，但有些藻类其生长需要光合作用，对于生物吸附的藻类，存在二次污染问题。因此需要整合各类型微生物的优点，建立生物多元化的光能型和化能型、异养型和自养型相结合的菌-藻协同脱色体系，从而达到理想的效果。

3.2 学科交叉性

微生物降解染料的过程需要明确微生物的生物学特性、微生物降解染料的生物途径、染料的物理化学性质以及降解过程染料分子结构的变化、染料的毒性变化以及规模化放大中的工程学问题等，这需要具有化学（有机化学、无机化学）、微生物学、生物化学、化学工程、环境生物学等学科知识才能够完成和解决的，具有高度的学科交叉性。因此无论是现在或将来从事染料降解研究的学者还是团队，都应该积极吸纳交叉学科的知识或者人才，或者与交叉学科的学者相互合作，共同创新，从学科交叉角度思考，开发出经济可行、生态环保的纺织染料微生物处理体系。

3.3 高效降解染料菌株的选育

菌株是染料高效降解的第一要素，染料降解程度和降解条件与菌株的特性相关，应积极开展高效降解染料菌株的选育工作。研究表明高浓度染料逐级驯化培养菌种能够提高微生物的降解能力。微生物对毒性或者难降解复合物的适应性对于选育高效率降解染料微生物菌株具有重要意义，在高浓度染料的驯化过程中，微生物被迫或者间接地演化，从而演化出特殊的降解染料的机制和生物途径。

参考文献：

[1]Khan， Razia，Bhawana， P.，Fulekar， M. H. （2013） Microbial decolorization and degradation of synthetic dyes： a review，Reviews in Environmental Science and Bio/Technology， 12（1）：75-97.

[2]张宇，李明智，梅荣武，等.应用漆酶SUKALacc脱色处理纺织染料[J].环境工程学报，2015，9（6）：2789-2794.

[3]任南琪，周显娇，郭婉茜，等.染料废水处理技术研究进展[J].化工学报，2013（1）：84-95.

[4]Adnan Liyana Amalina， Mohd Yusoff Abdull Rahim， Hadibarata， Tony Khudhair， Ameer Badr. （2014） Biodegradation of Bis-Azo Dye Reactive Black 5 by White-Rot Fungus Trametes gibbosa sp. WRF 3 and Its Metabolite Characterization， Water， Air， & Soil Pollution， 225：2119.

[5]Maqbool Zahid，Hussain Sabir，Ahmad Tanvir，Nadeem Habibullah， Imran Muhammad， Khalid Azeem， Abid Muhammad，Martin-Laurent Fabrice.（2016） Use of RSM modeling for optimizing decolorization of simulated textile wastewater by Pseudomonas aeruginosa strain ZM130 capable of simultaneous removal of reactive dyes and hexavalent chromium， Environmental Science and Pollution Research， 1614-7499.

[6]Plácido Jersson， Chanagá Xiomara Ortiz-Monsalve Santiago， Yepes María， Mora Amanda. （2016） Degradation and detoxification of synthetic dyes and textile industry effluents by newly isolated Leptosphaerulina sp. from Colombia. Bioresources and Bioprocessing ，3：6.

[7]Sumathi S， Manju BS. （2000） Uptake of reactive textile dyes by Aspergillus foetidus. Enzyme MicrobTechnol 27：347-355.

[8]Zhang F， Yu J. （2000） Decolourisation of Acid Violet 7 with complex pellets of white rot fungus and activated carbon. Bioprocess Eng 23：295-301.

[9]Nigam P， Armour G， Banat IM， Singh D， Marchant R. （2000） Physical removal of textile dyes from effluents and solid-state fermentation of dye-adsorbed agricultural residues. Biores Technol 72：219-226.

[10]Tsai WT， Chen HR. （2010） Removal of Malachite green from aqueous solution using low-cost chlorella-based biomass.J Hazard Mater 175：844-849.

[11]Assadi MM， Jahangiri MR. （2001） Textile wastewater treatment by Aspergillus niger. Desalination 141：1-6.

[12]Kuhad， R. C.， Sood， N.， Tripathi， K. K.， Singh， A.， & Ward， O. P.（2004）.Developments inmicrobial methods for the treatmentof dye effluents. Advances in Applied Microbiology， 56： 185-213.

[13]Hazrat Ali.（2010） Biodegradation of synthetic dyes-a review，Water Air Soil Pollut，213：251-273.

[14]Nigam P， Armour G， Banat IM， Singh D， Marchant R （2000） Physical removal of textile dyes from effluents and solid-state fermentation of dye-adsorbed agricultural residues. Biores Technol 72：219-226.

[15]Yang， X. Q.， Zhao， X. X.， Liu， C. Y.， Zheng， Y.， & Qian， S. J.（2009）. Decolorization of azo， triphenylmethane and anthraquinone dyes by a newly isolated Trametes sp.SQ01 and its laccase. Process Biochemistry， 44：1185-1189.

[16]Vyas BRM， Molitoris HP. （1995） Involvment of an extracellular H2O2-dependent ligninolytic activity of the white rot fungus Pleurotus ostreatus in the decolourisation of Remazol Brilliant Blue R. Appl. Environ. Microbiol. 61：3919-2927.

[17]Khalid， A.， Arshad， M.， & Crowley， D. E. （2008）. Decolorization of azo dyes by Shewanella sp. under saline conditions.Applied Microbiology and Biotechnology， 79： 1053-1059.

[18]Ball AS， Betts WB， McCarthy AJ. （1989） Degradation of ligninrelated compounds by actinomycetes. Appl Environ Microbiol 55：1642-1644.

[19]Zhou W， Zimmermann W. （1993） Decolorization of industrial effluents containing reactive dyes by actinomycetes. FEMS Microbiol Lett 107：157-162.

[20]Pasti MB， Crawford DL. （1991） Relationships between the abilities of streptomycetes to decolorize three anthron-type dyes and to degrade lignocellulose. Can J Microbiol 37：902-907.

[21]Kandelbauer， A.Guebitz， G. M.（2005） Bioremediation for the Decolorization of Textile Dyes ― A Review， Environmental Chemistry： Green Chemistry and Pollutants in Ecosystems， Springer Berlin Heidelberg：269-288.

[22]Jadhav UU， Dawkar VV， Ghodake GS， Govindwar SP. （2008）Biodegradation of Direct Red 5B， a textile dyes by newly isolated Comamonas sp. UVS. J Hazard Mater 158：507-516.

[23]Yu， Z.， & Wen， X. （2005）. Screening and identification of yeasts for decolorizing synthetic dyes in industrial wastewater.International Biodeterioration and Biodegradation， 56：109-114.

[24]Jadhav， S. U.， Kalme， S. D.， & Govindwar， S. P. （2008）.Biodegradation of Methyl red by Galactomyces geotrichum MTCC 1360. International Biodeterioration and Biodegradation， 62：135-142.

[25]Saratale， R. G.， Saratale， G. D.， Chang， J. S.， & Govindwar， S. P.（2009）. Decolorization and biodegradation of textile dye Navy blue HER by Trichosporon beigelii NCIM-3326. Journal Hazard Mater， 166：1421-1428.

[26]Yan H， Pan G （2004） Increase in biodegradation of dimethyl phthalate by Closterium lunula using inorganic carbon. Chemosphere 55：1281-1285.

[27]Dafale， N.， Rao， N. N.， Meshram， S. U.， & Wate， S. R. （2008）.Decolorization of azo dyes and simulated dye bath wastewater using acclimatized microbial consortium-Biostimulation and halo tolerance. Bioresource Technology，99：2552-2558.

[28]Zhang， F. M.， Knapp， J. S.， & Tapley， K. N. （1999）.Development of bioreactor systems for decolorization of Orange II using white rot fungus. Enzyme and Microbial Technology， 24：48-53.

[29]Sun， J.， Hu， Y. Y.， Bi， Z.， & Cao， Y. Q. （2009）. Simultaneous decolorization of azo dye and bioelectricity generation using a microfiltration membrane air-cathode singlechamber microbial fuel cell. Bioresource Technology， 100：3185-3192.

[30]Joe MH， Lim SY， Kim DH， Lee IS （2008） Decolorization of reactive dyes by Clostridium bifermentans SL186 isolated from contaminated soil. World J Microbiol Biotechnol 24：2221-2226.

[31]Wang H， Zheng XW， Su JQ， Tian Y， Xiong XJ， Zheng TL.（2009） Biological decolorization of the reactive dyes Reactive Black 5 by a novel isolated bacterial strain Enterobacter sp. EC3. J Hazard Mater 171：654-659.

[32]Bardi L， Marzona M （2010） Factors affecting the complete mineralization of azo dyes. In： Erkurt HA （ed） Biodegradation of azo dyes. Springer， Heidelberg：195-210.

[33]Gopinath， K. P.， Sahib， H. A. M.， Muthukumar， K.， & Velan， M.（2009）. Improved biodegradation of Congo red by Bacillussp. Bioresource Technology， 100：670-675.

[34]Jirasripongpun， K.， Nasanit， R.， Niruntasook， J.， & Chotikasatian， B. （2007）. Decolorization and degradation of C. I. Reactive Red 195 by Enterobacter sp. Thammasat. International Journal of Science and Technology， 12：6-11.

篇8

【关键词】微生物 染料 降解

1 引言

染料废水已成为最难处理的工业废水之一。我国是世界第一大染料出口国，在染料的生产和使用过程中约有10%-15%的染料随废水排入环境，严重破坏水生生态系统[1-3]。而染料废水中的偶氮染料废水，是一种含偶氮双键、芳环结构的“致突变、致畸、致癌”化合物的废水，因其具有排放量大、组分复杂、色度大、可生化性差等特点，采用传统的染料废水处理法设备昂贵，运行费用较高，被认为是最难处理的染料废水[4]。

传统的偶氮染料废水处理方法较多，如物化法、化学法、生化法。其中，生化法在处理偶氮染料废水中具有明显的优势，已受到越来越多的关注。近几年，国内外大量报道了利用微生物，如细菌、真菌和基因工程菌等通过吸附或降解方式对偶氮染料废水进行有效处理。不仅成本低，且可以减少二次污染的产生，因此被认为是染料脱色和降解最经济有效的方法。

2 实验

2.1实验材料

材料：偶氮染料-分散染料红30（AR30），其它所用试剂均为分析纯，培养基为PDA。

染料溶液配制方法：将分散染料红30（AR30）用二甲基亚砜配制成50 g/L的母液，经0.22 μm微孔滤膜过滤除菌备用。

2.2实验结果

采用生长速率法[5]，在PDA培养基上测试五种细菌菌株对分散染料红30（AR30）的降解脱色效果，实验结果见表1；四种真菌对分散染料红30（AR30）的降解脱色效果，实验结果见表2。

表1 五种细菌菌株对分散染料红30（AR30）的降解脱色

细菌菌株

染料浓度mg/L

脱色时间h

脱色率%

Enterobacter

100

36

93

Escherichia coliJM109

150

36

80

Phodopseudomonas palustris Wl

700

12

>85

Pseudomones SP-SU EBT

400

48

97

Aermonas hydrophila

100

24

85

表2 四种细菌菌株对分散染料红30（AR30）的降解脱色

细菌菌株

染料浓度mg/L

脱色时间h

脱色率%

Pencillum axalicum

100

1.5

91

Penicillium geastrivorus

150

36

95

Aspergillus flavus

100

24

>99

Trametes versicolor

100

5

>95

2.3 结果分析

由表1可以看出，5种细菌对分散染料红30（AR30）的脱色率都在80%以上，其中菌株Phodopseudomonas palustris Wl在染料浓度为700 mg/L，脱色时间为48 h下，脱色率可达到85%，脱色降解效果最好。

有表2可以看出，4种真菌对染料的脱色率都在90%以上，其中菌株Pencillum axalicum在1.5h内脱色率即可达到91%，在四种真菌中对分散染料红30（AR30）的降解脱色效果最好。同时，也是供试五种细菌中降解脱色效果最好的菌株。

3展望

生物降解是染料污染治理的重要方法，在处理工业废水、染料废水等方面已经得到广泛的应用。从一般寻找降解染料的微生物转入对微生物代谢途径、遗传调控机制和高效基因工程菌的研究，这为染料污染的生物修复提供了可能。今后的研究方向应该着力于具有广谱脱色性能的新微生物类群的开发研究。利用现代分子生物学技术，通过遗传工程改良或构建环境污染物降解菌，扩大降解菌对污染物的降解范围，提高其降解酶的活性，以增强降解菌对污染物的降解能力，进一步提高染料生物降解的效率。

参考文献：

[1]章杰，晓琴.我国染料工业改革开放三十年回顾与展望[J].染料与染色，2009，23（1）：1-6.

[2]赵宜江，张艳，嵇鸣 等.印染废水吸附脱色技术的研究进展[J].水处理技术，2000，26（6）：315-320.

[3]姜方新，兰尧中.印染废水处理技术研究进展[J].云南师范大学学报（自然科学版），2002，22（2）：24-27.

篇9

关键词：骨形态蛋白；骨修复；骨缺损；组织工程；支架

目前，在临床应用中大块骨缺损一直以依赖于取患者自体髂骨移植为金标准，天然骨基质主要是由无机结构和生物大分子有机结合在一起的复合体[1]。大量研究表明，理想的骨缺损修复支架材料与天然骨基质的结构、组成成分及生物学反应相似的复合支架材料，因而从同种自体骨、人工骨移植到后来的金属填充材料、钙磷陶瓷填充材料、聚合物填充材料以及经体外物理化学方法处理的复合骨组织等材料的单一使用后，发现或多或少存在取骨来源有限、免疫排斥反应风险、患者病痛加重、手术时间延长、感染、骨不愈合、移植骨块大小的影响等问题[2]，而直到1965年Urist发现了一种能够诱导间充质细胞向成骨细胞分化，并最终分化成骨的蛋白，将其命名为骨形态发生蛋白（bone morphgenetic protein，BMP）。现对近年来文献报道的骨形态蛋白与天然生物材料衍生物复合的实验研究总结如下。

1骨形态蛋白与胶原衍生物复合分子材料

胶原蛋白是一种有机的、抗原性较低、可进行生物降解的物质，除了具有生物力学方面作用外，还具有诸如信号转导、生长因子与细胞因子的运输等功能的大分子蛋白，在哺乳类动物体内含量较高，其具有良好的生物相容性及较高的抗张强度和弹性。Sawyera[3]等以聚ε己内酯/β磷酸三钙与鼠型胶原蛋白的复合体作为支架材料，直径约为5mm，圆柱状。选择45只12w左右体重为250～300g雄性大白鼠，腹腔注射麻醉后，均于颅骨背侧行一长约20mm左右矢状位切口，用较慢速度牙钻人为制造一直径为5mm的颅骨缺损，随机分成3组：无材料组、单独支架材料组及加载5ug重组人骨形态蛋白-2支架材料组，15w内对45只大白鼠逐一进行CT断层扫描分析、组织学检测、免疫组化分析、组织形态计量学、机械测试得出数据进行统计学分析结果：加载重组人骨形态蛋白-2的载体第一次释放重组人骨形态蛋白-2的峰值在植入后6h，并一直呈现持续稳定释放，通过4w以及15w两个时间点的采样检测观察载有重组人骨形态蛋白-2的支架材料修复作用均优于各组，其愈后组织机械硬度测试可知完全可以和完整骨组织相媲美。

2骨形态蛋白与壳聚糖衍生物的复合材料

壳聚糖（chitosan，CS，聚葡萄糖胺（1-4）-2-氨基-beta-D葡萄糖）是自然界广泛存在的几丁质（chitin）经过脱乙酰作用得到的唯一一种碱性多糖，它具有生物官能性、生物相容性、可降解性、可吸收性等，其降解产物安全无毒，而且还具有选择性促进表皮细胞生长的独特的生物活性，然而壳聚糖自身溶解性稍差，要在弱酸性的条件下才能溶解，因而壳聚糖成为目前常用支架材料之一[4]。Bae IH等对硫代壳聚糖复合支架材料进行各方面的对比与评价，将Traut's试剂与壳聚糖溶液混合，由于二硫键的形成增加与pH值有关，在pH值为7时，达到峰值，故使溶液浓度的pH值控制为7，形成硫代壳聚糖，硫代壳聚糖（冻干）在电镜下扫描呈蜂窝状微孔结构，支架的溶胀性起着至关重要的作用，许多研究人员都试图测定材料的溶胀率，多半采用重量法，以未改性的壳聚糖作对照，硫代壳聚糖的重量在10min内较初始重量明显增加3.5倍，但骨形态蛋白-2的硫代壳聚糖聚合物也观察到类似现象，对比稍低于硫代壳聚糖。

3骨形态蛋白-2与透明质酸衍生物的复合材料

透明质酸是一种酸性粘多糖，又称糖醛酸、玻尿酸、琉璃糖碳基酸，广泛分布在动物和人体软结缔组织细胞外基质中的主要蛋白多糖，1934年美国哥伦比亚大学眼科教授Meyer等首先从牛眼玻璃体中分离出该物质，卡尔・迈耶实验室在1950年代阐明了透明质酸的化学结构。透明质酸是一种高分子的聚合物。是由单位D-葡萄糖醛酸及N-乙酰葡糖胺组成的高级多糖。D-葡萄糖醛酸及N-乙酰葡糖胺之间由β-1，3-配糖键相连，双糖单位之间由β-1，4-配糖键相连。双糖单位可达25000之多。在体内由于组织来源的不同，透明质酸的分子量从5千～2千万道尔顿。透明质酸是由膜蛋白透明质酸合成酶合成的，脊椎动物有三种透明质酸合成酶（HAS1，HAS2，HAS3）。这些酶通过交替反复加入其底物尿苷二磷酸-a-N-乙酰葡糖胺及尿苷二磷酸-a-D-葡萄糖醛酸而延长透明质酸链，新产生的多糖透过细胞膜进入细胞外间质，具有特殊的生物学上的活性，且拥有无毒、低免疫反应、高生物相容性、及生物可分解以及人体可吸收等特性，并且已有研究证明透明质酸具有保护、关节和促进软骨细胞增殖的作用。

4问题与展望

骨缺损修复骨形态发生蛋白具有较强的诱导成骨作用，并得到全世界的公认。正是由于其活跃的成骨性已在牙科和整形外科领域广泛应用，组织工程中支架材料是种子细胞附着的基本框架和代谢场所，是骨组织工程能否发展与运用于临床的关键。研究人员不断努力研究开发并将使其负载生长因子，逐步由单因子过渡到多因子复合材料，使骨形态发生蛋白可持续性稳定释放，有利于细胞的增殖分化，从而尽可能对修复作用的完善。天然生物材料的资源丰富，其性能优越，由于骨形态发生蛋白的释放机制尚不明确，单一的天然生物载体材料或多或少存在缺陷，可以通过成熟的复合材料原理和方法，将两种或两种以上具有互补性的天然生物材料，按照一定比例和方法复合，材料之间相互取长补短，性能更优化的三维支架复合载体材料，最终推广并应用于组织工程修复中。

参考文献：

[1]Heiple KG，Chase SW，Herndon CH.A Comparative Study of the Healing Process Following Different Types of Bone Transplantation[J].J Bone Joint Surg Am，1963，45：1593-1616.

[2]刘鹏，王东，孙海钰，等.胶原-纳米羟基磷灰石复合支架的细胞相容性[J].中国组织工程研究与临床康复，2011，15（42）：7831-7834.

篇10

【关键词】水污染；污水治理；主要问题；对策

水是生命之源，是人类生存的必需物资，是社会经济发展的重要承载，各行各业的发展都离不开水。污染物排放造成的水体破坏不仅威害人民生活，更威胁到经济的发展。在经济求发展、生活质量求提高、社会求和谐的情境下，群众对水资源保护和水污染治理的诉求日益强烈，国家对此也在政策层面进行大力倡导。《我国国民经济和社会发展十二五规划纲要》和《辽宁省国民经济和社会发展第十二个五年规划纲要》先后把“建设资源节约型、环境友好型社会”作为社会发展目标，这是增强社会可持续发展能力，提高生态文明水平的重要举措。《辽宁省十二五规划纲要》在加强环境保护、推进生态省建设方面提出了不少具体要求，其中的一个就是水资源保护和水污染治理。目前，在全省范围内，正在并行实施两个国家级发展战略，即振兴东北老工业基地战略和环渤海经济带开发战略。2009年通过的《辽宁沿海经济带发展规划》是环渤海经济带开发战略的一部分，这一发展规划立足辽宁，依托环渤海，在资源环境方面通过提倡“强化渤海环境治理和保护”来“推进资源节约型和环境友好型社会建设，增强区域可持续发展能力”。辽宁省内的水资源保护和水污染治理工作，不仅是国家发展政策所提倡的，更是社会经济发展现实所必需的。

一、辽宁省水资源污染现状

辽宁省河流众多，海域广阔。全省境内有大小河流390多条，其中大部分河流汇往中南部注入渤海，小部分河流注入黄海。辽宁省并不是水资源大省，但由于历史或现实的原因，却成为水污染①比较严重的地区之一。伴随着以工业为主导的经济的发展，特别是新兴工业区和新兴产业的发展，水污染已经突破了原有的范围，出现新的趋势。因此，密切关注水污染的发展动向并探索切实有效的治理措施成为当前摆在全省人民面前的重要课题。

（一）水资源概况。辽宁省水资源总量341.8亿立方米，人均水资源量820立方米，从人均占有量来看，仅相当于全国水平的1/3。

（二）主要河流现状。辽河、浑河、太子河、大辽河、大凌河和鸭绿江是辽宁省的6条主要河流，鉴于省内河流污染造成的严重生态问题，近年来，在省政府的高度重视和大力倡导大，开展了以辽河流域为重点的水污染整治行动，并取得了显著的效果。2009年，辽河干流断面按化学需氧量考核已经实现全部消灭劣Ⅴ类水质。截至2010年底，42条支流河按化学需氧量考核也全部达到Ⅴ类水质标准。据《2010年辽宁省环境状况公报》显示，全省6条主要河流中，浑河、太子河、大凌河源头已为Ⅰ类～Ⅱ类水质，鸭绿江支流干流全年保持Ⅱ类水质。2011年1至10月，在辽河的26个被监测干流断面中只有7个为劣Ⅴ类水质，超标断面同比下降34.6%；在被监测的支流断面中，48.8%的入干流河口断面为劣Ⅴ类水质，这一数量也同比下降14.0%。以辽河流域为重点的水污染整治工作取得了显著的阶段性成果，但是也依然面临着一系列挑战：

1.支流水污染依然严重。在2009年对辽河支流的监测中，3条支流的化学需氧量在60mg/L以上，氨氮在3.0mg/L以上；11条支流的化学需氧量在40mg/L以上，氨氮在2.0mg/L以上；27条支流的化学需氧量在30～40mg/L之间，氨氮在1.5～2.0mg/L之间。

2.河流氨氮污染总体严重。通过对省内水污染的污染成份分析得出，污染物主要有化学需氧量，氨氮和挥发酚。除西辽河水资源区外，全流域的其他监测断面水质数据均表明，氨氮已成为导致流域水质达标率较低的重要原因。2010年我省化学需氧量排放量54.16万吨，氨氮污染仍然较严重，57.7%的干流和59.5%的支流断面氨氮超Ⅴ类水质标准。

3.辽河流域水生态退化严重。据辽河干流藻类、底栖动物、鱼类多样性调查资料表明，辽河流域的水生生物多样性下降，鱼类数量已从二十世纪八十年代的90多种减少为现今的仅10余种，辽河水生态系统结构退化严重，生态功能衰退明显。

4.重化工业污染特征明显

据污染普查统计最新数据表明，冶金、印染、制药、石化、等行业，排污总负荷占总量（扣除造纸行业）34.62%，各自分别占3.27%、6.09%、7.73%和17.53%。

以上各项统计数据均表明，辽宁水污染治理工作仍然任重而道远。

二、辽宁省水污染治理中存在的问题

辽宁省内的水污染治理工作已经进行多年，目前已取得了阶段性的成果，具体反映在城市生活污水、工业废水和主要河流的污染治理上。必须指出，在水污染治理工作取得骄人成绩的同时，也存在不少问题。随着产业结构的升级和经济布局的调整，在水污染治理原有问题还没有完全解决的同时又出现了新的问题，这些问题主要反映在治理的领域、治理的主体和治理方式和路径等方面。

（一）在治理的领域方面，前一个阶段的努力重点在城市，即城市的生活污水、工业废水以及流经城区的主要河流的治理。然而，经济的发展不仅使得城区的地理范围不断外扩，即原本农村的地方成为郊区，原本郊区的地方成为城市外延，而且使得一些产业向城市边缘迁移。近年来国家倡导实施的主体功能区战略，生活居住区、工业发展区和环境保护区并行发展，要求“修改完善现行产业指导目录，明确不同主体功能区的鼓励、限制和禁止类产业。”“对不同主体功能区实行不同的污染物排放总量控制和环境标准。”②在新的工业发展区内由于纺织、石油、化工、造纸类企业的运营，工业废水排放有时会避开监管漏洞，引起新的环境问题，因此新工业发展区的污水排放成为污水治理的一个新领域。此外，经济发展在带动农民生活进步的同时，也在对农村自然环境造成破坏，比如农业产业中经济作物种植和畜牧养殖业使用的化学药剂会造成农业面源污染③、农业生活污水随意排放和治污措施不完善造成的水污染问题等。“我国农村每年产生的生活污水约80多亿吨，污水量还在不断增加，而80%以上的村庄没有有效的污水处理设施，往往将污水随意地排入周围的水系之中，造成地表和地下水源的严重污染，农村污水已经是我国非点源污染的重要组成部分。”④长久以来，水污染被无意识地局限在陆地范围内，即城市、农村以及主要河流的污染，近陆海域的海水污染问题虽然日益严重，但是还没有被明确列入政府水污染的治理范围。2000年颁布的《中华人民共和国海洋环境保护法》对海洋环境污染损害作出明确规定，即“直接或者间接地把物质或者能量引入海洋环境，产生损害海洋生物资源、危害人体健康、妨害渔业和海上其他合法活动、损害海水使用素质和减损环境质量等有害影响。”辽宁省作为环渤海大省，拥有其他省份不可比拟的环海海洋资源，但是同时也肩负着环渤海海洋环境保护和海水污染治理的艰巨任务。陆地上水污染治理的不彻底、污水随河流入海而导致的近海污染情况，加之海洋开发作业带来的污染问题，使得近海污染治理工作迫在眉睫。邻国日本的核污水泄漏入海事件以及我国的渤海湾石油漏油事件均为海洋生态保护和海水污染防治工作敲响了警钟。

（二）在治理的主体上，长期以来一直是政府为主导进行水污染治理工作。在全省范围内，上至省政府，下至各地市政府都有专门的环境保护专门机构，这些机构把水污染防治作为部门工作的主要内容之一。虽然行政管理式上令下行的做法便于工作过程的层层纠责，但是单独依靠行政力量来解决问题的做法在关乎民生的水污染问题面前显得势单力薄。因此，如何发掘更为广大的力量参与到水污染治理工作中来、向更高的目标迈进，就成为全省人民必须面对的新问题。

（三）在治理的方式和路径上，辽宁省乃至全国范围内对水资源的保护长久以来走的都是先污染再治理的路子。这一路径其实是经济发展初期的必然选择，即经济发展初期把注意力全部放在各种经济指标的提升上，而没有意识到环境代价的严重性。但时至今日，当各种环境问题特别是水污染问题突显、水资源保护重要性被广泛认同的时候，先污染再治理的老路就不再可行了，必须探索与经济发展相适应的新的水污染治理路径。

三、辽宁省水污染治理的几点建议

经过多年的综合治理，辽宁省水资源保护和水污染治理工作在取得显著成绩的同时，又出现了许多新的问题。从上文的分析中可知，在今后的水污染防治工作中，无论是在治理的方向、治理的主体、还是在治理的路径及方式上都出现了新的趋势和要求。

（一）在治理的领域上，继续深化城市污水治理工作的同时，分重点、分阶段地开展城郊经济开发区的工业废水处理、农村生产和生活污水处理以及海洋水体污染特别是近海海水污染治理。在农村污水处理中将“农业废弃物资源化处理在农村推广清洁生产，将农业废弃物、畜禽粪便、作物秸秆等通过资源化途径加以综合利用，这是目前治理农业污染的最佳途径。从而最大程度地使农业废弃物得到减量化、资源化和无害化处理，将污染降低到最小或变废为宝。”⑤相对于河流水污染控制而言，海洋污染控制的工作相对滞后，因此，只有坚持综合治理，控制陆地水污染，加强对入海河流的综合整治，即工业点源、生活点源和农村面源污染控制，才能切实控制陆源污染物入海，有效解决环渤海污染问题。此外，各种近海海域作业也必须注意环境保护，遵守《中华人民共和国海洋环境保护法》等相关法律的要求。

（二）在治理的主体上，改变单纯依靠政府力量开展水污染治理工作的现状，提倡并鼓励社会团体、个人力量参与到水污染治理工作中来。鼓励包括企业在内的赢利组织和其他非赢利公益组织在资金、技术、管理等方面支持水污染治理工作，争取在最广大的范围内最大限度地调动一切积极力量参与到水资源保护和水污染治理这一重大民生工作中来。具体措施上可以借鉴其他国家的成熟做法，比如美国的相关“管理部门可以与具有资质的民间管理实体签订合同，委托其完成分散系统的规划、评估、技术咨询或培训等工作。”⑥

（三）在治理的路径和方式上，改变原有的“先污染、再治理”的老路，探索预防在先的水污染预警机制。改变单纯依靠行政手段进行污染治理的办法，鼓励市场机制在水污染治理工作中更好地发挥作用。探索水污染治理的产业化路径，大力发展循环经济，鼓励高校和科研院所在技术方面的大力支持，逐步完善产、学、研紧密结合的治理方式。

此外，还要通过各种有效办法在资金和法律上提供有利的保障，使辽宁省水污染治理工作在原有成绩的基础上继续加强。在密切关注水污染发展最新动态的同时，调动各种积极力量参与到水环保工作中来，通过有效的治理方式来把水污染治理工作引向下一个胜利。

注释：

①1984年颁布的《中华人民共和国水污染防治法》中为“水污染”下了明确的定义，即水体因某种物质的介入，而导致其化学、物理、生物或者放射性等方面特征的改变，从而影响水的有效利用，危害人体健康或者破坏生态环境，造成水质恶化的现象称为水污染.

②参见《我国国民经济和社会发展十二五规划纲要》2011年03月17日.

③面源污染也称非点源污染，是指溶解和固体的污染物从非特定地点，在降水或融雪的冲刷作用下，通过径流过程而汇入受纳水体（包括河流、湖泊、水库和海湾等）并引起有机污染、水体富营养化或有毒有害等其他形式的污染.

④谢良林，黄翔峰.北方地区农村污水治理技术[J].建设科技，2009年第13期.

⑤王佳慧，杨立男，董玉宽.我国农村生态环境问题及对策探讨[J].商场现代化，2009年第33期.

⑥范彬，武洁玮，刘超，严岩.美国和日本乡村污水治理的组织管理与启示[J].中国给水排水，2009年第10 期.

本文系2010年辽宁省社会科学规划基金项目“建设生态辽宁的思路与对策”（L10BJL017）阶段性研究成果。

作者简介：

篇11

关键词：城市剩余污泥吸附剂；吸附、酸性品红染料、吸附动力学

Abstract: The adsorbent capabilities of the activated products by taking the surplus sludge as raw material are investigated. The adsorbent for acid fuchsin of simulated dye wastewater by static adsorption treatment, the results of our study show that when the dosage of 5g/L, adsorption time is 120min, the pH value is around 7, initial concentration of wastewater is 250mg/L, the adsorption rate was 98.98%, the adsorption capacity of 49.49mg/g which is best adsorption effect .The adsorption of Acid fuchsine dye by Sludge adsorbent follows the pseudo second-order kinetic model. The adsorption rate is not only controlled by intra-particle diffusion but also by extra-particle diffusion.

Keyword: sludge; adsorbent; acid fuchsine dye ; adsorption kinetics

中图分类号：X705

文献标识码：A 文章编号：

1引言

印染废水因含有机染料的污水具有水量大、分布面广、水质变化大、有机毒物含量高、成分复杂以及难降解等特点，已成为我国目前主要有害、难处理的工业废水之一 [1]。通常的处理方法有：化学混凝法、电化学法、化学氧化法、生物降解法和吸附法[2-3]。吸附法工艺简单，对于高浓度的染料废水及其它低浓度废水均有较好的效果[4-5]。

目前我国年产干污泥量大约550万t，并且保持着10%以上的年增长率。如果国内的城市污水全部得到处理，则每年将会产生污泥(干重)约840万吨，约占我国固体废弃物总量的3.2%。而且污水处理厂的污泥处置费用相对较高，据统计，我国用于污泥处理处置的投资约占污水处理总投资的20%－50%[6]。为了实现污泥处理的无害化，低廉化以及资源化，国内外众多学者对污泥的资源化利用进行了大量的研究[7-9]。本研究以污水厂剩余

基金项目：成都信息工程学院大学生创新性实验计划项目（2011年）资助

作者简介：丁文涛(1989-)，男，辽宁丹东人，本科生，主要从事固体废物资源化与水污染控制方面的研究。

联系人简介：羊依金（1965-），男，四川三台，教授，主要从事固体废物资源化与水污染控制研究。

污泥为原料，用氯化锌化学活化法热解制作污泥活性炭吸附剂，并用该吸附剂处理染料废水，以实现其资源化利用，以废治废，变废为宝。

2实验部分

2.1实验原料及仪器

原料：剩余污泥取自成都市某污水处理厂，成分如表1所示：

表1污泥成分

仪器：SK2-2-13管式炉、AI-518P人工智能温度控制器、101A-1E电热鼓风干燥箱、试验筛、电子分析天平、QYC211恒温振荡器、SSA-4200型孔隙比表面积分析仪、721型可见分光光度计、TCIF－瓷瓶球磨机。

2.2污泥吸附剂的制备

2.2.1制备原理

污水处理厂新鲜污泥置于阳光下暴晒48h，120℃烘箱中烘48h，取出研磨至粉末（粒径约为1mm）。准确称取一定量污泥粉末，采用化学活化法，按一定的干污泥与活化剂（氯化锌）溶液固液比1:2加入浓度为3mol/L的活化剂溶液，静置24h后烘干，于550℃热解碳化40min，冷却后用3mol/L的HCL溶液浸泡30min，使产物中的氧化物和灰分充分溶解，再用70℃去离子水洗涤至中性，然后在105℃下烘干24h研磨筛分取直径为0.6～0.9mm的产物，即得到污泥吸附剂。

2.2.2工艺流程

图1 污泥吸附剂制备工艺流程

2.3吸附实验

量取100mL浓度为100mg/L的酸性品红溶液于250mL具塞锥形瓶中，加入一定量的污泥吸附剂，振荡，吸附后过滤，测定滤液吸光度，采用式（1）和（2）分别计算酸性品红的吸附率和吸附剂吸附容量。

(1)；(2)

式中: q为吸附量，mg/g； E为吸附率，%；C0为吸附前溶液中酸性品红质量浓度，mg/L；C为吸附后溶液中酸性品红质量浓度，mg/L；V为酸性品红溶液体积，mL；m为污泥吸附剂质量，g。

1.4 分析测定方法

（1）污泥吸附剂构型分析采用SSA－4200型孔隙比表面积分析仪测定。

（2）使用721型可见分光光度计测定废水溶液的吸光度。

3结果与讨论

3.1污泥吸附剂的表征

表2污泥吸附剂和商品活性炭比表面积及孔结构的测定结果

由表2可知，相比较来说污泥吸附剂的的孔径比商品活性炭的孔径宽，微孔所占比例较小，主要以过渡结构为主，比表面积较小。而商品活性炭主要以微孔为主，比表面积较大但孔径较窄。因此，污泥吸附剂对有机大分子物质和重金属离子的吸附较商品活性炭具有一定优势。

3.2污泥吸附剂对酸性品红染料的吸附性能

3.2.1污泥吸附剂投加量的影响

由图2可知，随着吸附剂投加量的增加，污泥吸附剂对酸性品红的吸附量逐渐下降,对酸性品红的吸附率逐渐提高,这符合吸附的一般规律。当污泥吸附剂投加量为5g/L时，对酸性品红的吸附率达99%以上。而后，吸附率增加幅度减缓，可能是当污泥吸附剂投加量达到一定数值时，此时吸附反应已达到最终平衡，曲线逐渐趋于平缓。因此，最佳污泥吸附剂投加量为5g/L。

图2污泥吸附剂投加量对酸性品红染料吸附率和吸附量的影响

3.2.2 pH值的影响

从图3可以看出, 污泥吸附剂对酸性品红染料的吸附作用受pH 的影响明显,在酸性条件下去除效果较好, 当pH 在3~ 7时去吸附率均可达到98% 以上。而随pH 的增加, 吸附率呈急剧下降的趋势，说明在碱性环境下污泥吸附剂对染料的吸附效果下降。这可能是由于pH 的改变影响被吸附物的形式, 同时也影响吸附剂表面电荷的电性甚至改变吸附剂的结构和基本性质。但酸性品红的原液pH值为6.57，因此在实际操作时，维持原染料废水pH值即可。

图3 pH 值对酸性品红染料吸附率和吸附量的影响

3.2.3吸附时间的影响

图4吸附时间对酸性品红染料吸附率和吸附量的影响

由图4 可见，吸附率和吸附量随吸附时间的增加逐渐增加，吸附率和吸附量在120 min后就基本稳定在99.6％19.9 mg/g以上，这表明时间在120 min 时吸附已很充分，此时污泥吸附剂对酸性品红的吸附已经达到平衡。

3.2.4酸性品红的初始浓度的影响

图5 酸性品红的初始浓度对酸性品红染料吸附率和吸附量的影响

由图5可知，在初始浓度为50mg/L～250 mg/L时，随着酸性品红溶液初始浓度的增加，污泥吸附剂对酸性品红的吸附率变化不大，稳定在97.5%以上；吸附量增加较快；初始浓度达到250 mg/L以后，吸附率大幅度降低至89.9%，而吸附量达到49.5 mg/g以后，增加也缓慢，变化不大。因此，本实验酸性品红染料废水的最佳初始浓度为250mg/L。

3.3吸附动力学研究

动力学参数表征化学反应速率和反应机制过程。为了较全面研究污泥吸附剂对酸性品红的吸附动力学特性,得到最适合描述此吸附过程的动力学模型,本研究分别用伪一级动力学方程、伪二级动力学方程、颗粒内扩散方程进行拟合。

伪一级动力学方程可用式(3)表示

(3)

式中:、分别为平衡时和t时刻污泥吸附剂对酸性品红的吸附量，mg/g；

为伪一级吸附速率常数，min-1；t为吸附时间，min。

伪二级动力学方程可用式(4)表示

（4）

式中: 为伪二级吸附速率常数，g/(mg·min)。

在吸附质从液相传递到固相的过程中,颗粒内扩散是个主要过程,对于许多吸附,颗粒内扩散过程经常是吸附的速率控制步骤。颗粒内扩散方程见式(5)。

（5）

式中: C为经验常数；为颗粒内扩散速率常数，。

利用式（3）对实验数据以对t作图，进行伪一级动力学方程回归线性拟合；利用式(4)以对t作图，进行伪二级动力学方程回归线性拟合；利用式(5)以对作图，进行颗粒内扩散方程线性拟合。其结果分别见图6、图7、图8。

图6伪一级动力学方程拟合

图7伪二级动力学方程拟合

图8颗粒内扩散方程拟合

由图6、图7中R 可知,对于酸性品红，2种动力学方程的拟合程度均比较高，只是用伪二级方程的拟合程度更高，这说明伪二级动力学模型包含吸附的所有过程，如外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内部扩散等，能够更为真实地反映染料在污泥活性炭上的吸附机理。除了伪二级方程的拟合程度很高之外，颗粒内扩散方程拟合程度也比较高。当颗粒内扩散方程中与呈现良好的线性关系且通过原点时，则说明物质在颗粒内扩散过程为吸附速率的唯一控制步骤[10-12]。但酸性品红的与呈现出较好的线性关系但不通过原点，这表明它在污泥吸附剂上吸附的颗粒内扩散过程是该吸附速率的控制步骤，但不是唯一的速率控制步骤，吸附速率同时还受颗粒外扩散过程(如表面吸附和液膜扩散)的控制[13]。

4结论

（1）以污水厂污泥为原料制备出的污泥吸附剂可以有效地吸附酸性品红染料，实现污泥的资源化。

（2）吸附的最佳工艺条件为：投加量为5g/L、吸附时间为120 min、pH值为7左右、废水初始浓度为250mg/L，此时污泥吸附剂对酸性品红的吸附率达98.98%、吸附量达49.49mg/g。

（3）伪二级动力学模型能够很好地描述酸性品红在污泥吸附剂上的吸附动力学行为；颗粒内扩散过程是该吸附速率的控制步骤，但不是唯一的速率控制步骤,吸附速率同时还受颗粒外扩散过程的控制。

参考文献

[1] 范晓丹,张襄楷,杨虹莹,等. 污泥活性炭的制备及其脱色性能[J].化工进展,2007,26(12):1804-1807

[2] Martin Maria J,Artola Adriana,Balaguer M,et al. Activated carbons developed from surplus sewage sludge for the removal of dyes from dilute aqueous solutions[J].Chemical Engineering,2003,94(3):231-239.

[3] Sreedhar Reddy Sajjala，Kotaiah Bijjam，Siva Prasad Reddy，eta.The removal of composite reactive dye from dyeing unit effluent using sewage sludge derived activated carbon [J].Turkish Journal of Engineering and Environmental Sciences,2006,30（6）:67-373.

[4] Alker G M,Weatherley L R. Adsorption of acid dyes on to granular activated carbon in fixed beds[J]. Water Research,1997,31（8）:2091-2101.

[5] Sangji R，Bhattacharya B. Review on decolorization of aqueous dye solutions by low cost adsorbents [J]. Coloration Technology，2002,118(5):256-269.

[6]余杰,田宁宁.我国污泥处理处置有关政策探讨[J].中国建设信息(水工业市场0,2009(3):7-9

[7] M.Inguanzo,J.A.Menendez.Reactivity of pyrolyzed sewage sludge in air and co2 [J].journal of analytical and applied pyrolysis.2001,58-59:943-54

[8] 胡华龙,等.利用石化污泥生产新型除油吸附剂的试验研究[J].交通环保,2001,22(4):12-14

[9] 戴永胜,张贵才.含油污泥制备含碳吸附剂工艺研究[J].石油与天然气化工,2004,33(2):137～139

[10] ChangM Y, Juang R S. 2004. Adsorp tion of tannic acid, humic acid,and dyes from water using the composite of chitosan and activated clay[ J ]. J Colloid and Interface Sci, 278: 18—25

[11]Ho Y S, McKay G. 1999. Pseudo2second order model for sorption processes[ J ]. Process Biochemistry, 34: 451—465

篇12

关键词:生物阴极;微生物燃料电池;餐饮废水;发电;废水处理

0引言

微生物燃料电池（MicrobialFuelCell，MFC）是1种利用微生物代谢活动将储存在有机物中的化学能直接转化为电能的生物反应装置。微生物燃料电池利用废弃物进行发电，在处理废水的同时产生电能，而且发电过程不会产生任何污染环境的有害气体，被视作1种高效益、低能耗、清洁环保的新型废水处理及绿色发电工艺［1-4］。微生物燃料电池属于复杂的生物电化学系统，诸多因素影响其运行性能。目前，由于其发电性能与废水处理效果较差，利用微生物燃料电池处理各类废水的研究工作大多数仍停留在实验室研究阶段［5-10］。在大量投入实际应用前，需要进一步提高其发电效率及废水处理性能。阴极是制约微生物燃料电池产电性能的主要原因之一［11］。为了提高产电性能，一般需要在阴极添加催化剂。根据阴极催化剂的类型，可以把微生物燃料电池的阴极分为生物阴极和非生物阴极。一般微生物燃料电池采用非生物型阴极，其常用催化剂一般为铂等贵金属，极大地增加了微生物燃料电池的成本，且容易造成催化剂污染，不适于微生物燃料电池的规模化应用。生物阴极MFC以微生物作为催化剂，这些微生物能够简单地从好氧污泥中获得，造价低廉，极大地提高了MFC在实际中的可应用性和可持续性［12］。根据阴极电子受体的不同，可将MFC的生物阴极可分为好氧型生物阴极和厌氧型生物阴极。好氧型生物阴极微生物燃料电池直接或间接以氧气作为电子受体。厌氧型生物阴极微生物燃料电池则以过渡金属修饰生物阴极或者添加化合物作为电子受体以代替氧气作为电子受体，目前研究比较广泛的主要有硝酸盐、硫酸盐等。本实验首先对一般常用的电子受体进行比较，以选取性能较好的电子受体，然后从电流密度和污水COD去除率方面，对比生物阴极型微生物燃料电池与一般微生物燃料电池处理餐饮废水的整体性能。

1实验准备

1.1系统构成

本实验采用双室型无介体混菌微生物燃料电池反应器。反应器材质为有机玻璃，主要由阴极室、阳极室、质子交换膜及阴极和阳极构成。阳极室和阴极室同等大小，容积为500mL，阴阳极之间通过质子交换膜（杜邦Nafion117）分隔开。阴阳2极都以碳布（台湾碳能WOS1002）为电极材料，厚度为0.36mm，表面积为6cm×7cm。碳布通过铜线连接外电阻，形成完整的闭合电路。微生物燃料电池产生的实时输出电压通过与负载并联的16通道多功能USB数据采集卡（MPS-010602）进行在线采集与传输，每60s记录1次，并通过电脑终端进行显示、存储与处理。实验系统构成如图1所示。

1.2阴极微生物的选

取与驯化培养生物阴极微生物燃料电池的研究最初是在海底沉积物中发现的，生物阴极微生物种类复杂，微生物是影响其运行性能的关键因素。目前被发现的微生物大多数属于变形菌，还有其他的一些混合菌群落。本实验选用混合菌群落，其适应性好、易于培养、菌种培养周期短，可以大大的节省装置启动时间。自学校湖底取适量污泥，把污泥与少量湖水混合放置于容器中，以保证污泥中微生物由于长时间呼吸代谢所需要的水分。室温下，向容器中持续通入氧气，培养5～6d，使污泥中微生物活性处于最活跃期。培养后的污泥作为阴极好氧微生物菌种投入后期实验。

1.3电子受体选取

生物阴极微生物燃料电池中常用O2、K3［Fe（CN）6］等作为电子受体。电子受体主要是接收阳极端产生的电子，从而完成整个电路的电子传递。电子受体对于整个微生物燃料电池装置性能运行的成果起着非常重要的作用。本着提高微生物燃料电池装置运行性能的原则，本实验选用对提高产电效率有较好效果的电子受体O2、K3［Fe（CN）6］作对比研究，以选取最佳的电子受体，保证生物阴极微生物燃料电池的产电率。图5生物阴极MFC和常规MFC的COD去除率图3底物稀释条件下不同阴极电子受体电流密度图42种微生物燃料电池发电电流密度对比图2底物不稀释条件下不同阴极电子受体电流密度本实验设计了2种对比实验装置，第1种是以O2作为电子受体时，以NaCl溶液作为阴极溶液；第2种是以K3［Fe（CN）6］和NaCl的混合液作为阴极溶液，在厌氧状态下运行，保证实验中仅有K3［Fe（CN）6］作为电子受体，以进行单一条件下对比实验研究。

2种电子受体情况下的微生物燃料电池产电电流密度

曲线如图2、图3所示，其中图2为以食堂原废水为底物的微生物燃料电池在不同阴极电子受体作用下的电流密度曲线图；图3为以稀释食堂废水为底物的微生物燃料电池在不同阴极电子受体作用下的发电电流密度曲线图。在底物为餐饮原废水时，当以O2为阴极电子受体时，电流密度刚开始上升很快；反应14h后，电流密度急剧下降。分析原因，是由于O2活化损失严重，造成电压不能维持在一个高的水平，电流密度最终稳定在6.5mA/m2左右。而以铁氰化钾作为电子受体时，电流密度起始值较小，但曲线呈上升趋势。这是由于Fe3+参与电子传递被还原成Fe2+，而后又被阴极液中溶解的少量O2氧化成Fe3+，使Fe3+浓度升高，从而使发电电流密度升高。当采用稀释食堂废水作为微生物燃料电池底物时，2种不同阴极电子受体作用下的发电电流密度在起始阶段差别不大，但是以铁氰化钾作为阴极电子受体时，电流密度一直呈下降趋势，这是因为铁氰化钾在电子传递过程中有损耗，使铁氰化钾浓度下降，影响了产电性能。对比2种电子受体的作用效果，以氧气作为电子受体时的发电电流密度要高于以铁氰化钾作为电子受体时的电流密度。另一方面，以铁氰化钾作为电子受体会对阳极微生物活性造成危害［13］，且需要在进展过程中不断添加，进而影响产电效果。因此，氧气比铁氰化钾更适合做微生物燃料电池的电子受体。2生物阴极燃料电池处理餐饮废水以稀释餐饮废水为微生物燃料电池底物、氧气为电子受体，对比测试生物阴极MFC和一般MFC的发电能力和水处理能力。一般非生物阴极微生物燃料电池以NaCl溶液为阴极液，生物阴极微生物燃料电池以富含微生物的活性污泥湖水混合液作为阴极液。2种MFC的阴极均处于曝气运行状态，以提供充足的氧气作为电子受体。实验运行15d，2种微生物燃料电池的发电电流密度变化曲线如图4所示。由图4可见，生物阴极微生物燃料电池在运行的前6d，电流密度保持在12mA/m2稳定运行，分析原因是阴极的微生物正处于生长期，微生物含量较稳定；随后，电流密度又呈上升趋势，电流密度可达到21.5mA/m2，继而在这个电流密度范围内波动。这个时期测得阴极电导率为468us/cm，相比刚开始运行时的阴极电导率284us/cm有所提高，分析是由于这个时期的微生物已经大量积累并进入生长期，微生物参与电极反应，使产电性能大大提高。而以NaCl溶液作为阴极液的一般微生物燃料电池，其电流密度在起始运行时为7.9mA/m2，随后下降并基本稳定在6.0mA/m2。以化学介质为阴极液的一般微生物燃料电池，由于作为电子受体氧的溶解度的限制，在溶氧达到饱和后，产电性能只能维持在较低值。生物阴极微生物燃料电池产电性能明显优于以化学介体为阴极液的一般微生物燃料电池的产电性能。生物阴极微生物燃料电池和一般微生物燃料电池处理餐饮废水时的COD去除率指标如图5所示。由图5所示COD去除率情况可见，生物阴极微生物燃料电池处理稀释餐饮废水时的COD去除率可高达89.3%，而以NaCl溶液为阴极液的非生物阴极微生物燃料电池处理同样水质的餐饮废水时的COD去除率为53.4%。二者从污水净化效果方面来看，差距很大。生物阴极微生物燃料电池的废水处理效果明显优于一般非生物阴极微生物燃料电池。

3结论

生物阴极微生物燃料电池具有运行稳定、产电量高等优点，而且对环境不会造成污染，污水净化效果也较好。生物阴极微生物燃料电池和传统的非生物阴极微生物燃料电池相比，不论是产电能力还是污水处理效果，生物阴极微生物燃料电池均具有明显优势。

作者:樊立萍 郑钰姣 单位:沈阳化工大学环境与安全工程学院

参考文献

1OhS.T.，KimJ.R.，PremierG.C.，etal.Premiersustainablewastewatertreatment：howmightmicrobialfuelcellscontribute.BiotechnolAdv，2010，28（6）

2DuZ，LiH，GuT.Astateoftheartreviewonmicrobialfuelcells：Apromisingtechnologyforwastewatertreatmentandbioenergy.Biotech-nolAdv，2007，25（5）

3LeeC.Y.，ChenJ.H.，CaiY.Y.Bioelectricitygenerationandorganicremovalinmicrobialfuelcellsusedfortreatmentofwastewaterfromfish-market.JEnvironEngManage，2010，20（3）

4LoganB.E.，HamelersB.，RozendalR.，etal.Microbialfuelcells：methodologyandtechnology，EnvironSciTechnol，2006，40（17）

5李兆飞，陶虎春，梁敏，等.双室微生物燃料电池不同接种条件下处理薯蓣素废水.环境科学研究，2009，22（4）

6郭璇，詹亚力，郭绍辉，等.炼厂含油污水微生物燃料电池的启动及性能研究.高校化学工程学报，2013，27（1）

7HuangL.P，LoganB.E.Electricitygenerationandtreatmentofpaperrecyclingwastewaterusingamicrobialfuelcell.ApplMicrobiolBiotechnol，2008，80（2）

8DurrutyI.，BonanniP.B.，GonzálezJ.F.，etal.Evaluationofpotato-processingwastewatertreatmentinamicrobialfuelcell.BioresourceTechnol，2012，105

9赵煜，马彦，李婷，等.生物燃料电池处理生活污水同步产电特性研究.燃料化学学报，2014，42（4）

10梁吉虎，高自良，于建生.关于微生物燃料电池底物的研究进展.氨基酸和生物资源，2010，34（3）

11张玲，梁鹏，黄霞，等.生物阴极型微生物燃料电池研究进展.环境科学与技术，2010，33（11）

篇13

关键词：葡萄糖燃料电池 生物燃料电池 直接燃料电池 研究进展

中图分类号：TM911 文献标识码：A 文章编号：1003-9082（2015）06-0289-02

燃料电池作为一种新型能源，具有能量转换效率高、功率密度高、响应速度快、启动时间短、洁净、无污染、噪声低等优点，适用于可移动动力源、电动车以及分散电站，既可以集中供电也适合分散供电。葡萄糖是具有潜在的巨大能量密度的生物质燃料，其完全转化为CO2将转移24个电子，经热力计算可得理论能量密度为4430 Wh・kg-1[1]。造纸、酿酒等工业废水中都含有大量的葡萄糖，且相较于甲醇等生物质燃料，葡萄糖具有无毒无臭、清洁等特点，可成为代替甲醇作为燃料电池的能源。

一、葡萄糖燃料电池的分类

根据葡萄糖燃料电池（Glucose fuel cell， GFC）按照催化剂的种类可以分为葡萄糖生物燃料电池（Biofuel cell， BFC））和葡萄糖直接燃料电池（Direct glucose fuel cell， DGFC）。葡萄糖生物燃料电池是以微生物或酶为催化剂，将燃料中的化学能直接转化为电能的一种特殊燃料电池。 微生物燃料电池（Microbial fuel cell， MFC）是通过微生物的催化反应将化学能转换成电能，相对酶燃料电池（Enzyme biofuel cell， EBFC）寿命较长。但由于细胞膜的传质阻碍，使电子从微生物转移到电极上的比较困难，导致其产电性能较低。酶生物燃料电池通过的酶来催化燃料的氧化和氧的还原。一方面，单酶只能部分氧化葡萄糖，能输出的能量密度较低；另一方面酶是蛋白质，其寿命很短也很容易受到环境的影响，所以大多酶生物燃料电池只能部分氧化燃料且寿命有限。近年来的一些研究中，在碱性溶液下使用贵金属催化剂（如铂）来代替酶或微生物，以增加葡萄糖燃料电池的产电性能[2]。这些贵金属由于其长期稳定性和生物相容性，成为葡萄糖燃料电池中合适的催化剂。所以使用金属催化剂的葡萄糖直接碱性燃料电池逐渐得到关注。

二、葡萄糖生物燃料电池

生物燃料电池是利用酶或者微生物组织作为催化剂将燃料的化学能转化为电能的一类电池。19世纪80年代，研究人员试图用生物燃料电池从天然作物的废弃物中产生电能，出现了采用固定酶电极和电子介体的生物燃料电池。20世纪90年代起，利用微生物发电的技术出现了较大突破，生物燃料电池在环境领域的研究与应用也逐步发展起来。

微生物燃料电池具有酶生物燃料电池所不具备的优点，如长期工作稳定性好以及对燃料的催化效率较高等。与微生物燃料电池使用全细胞微生物作为生物催化剂，因为没有细胞膜限制传质，而且没有微生物分子的稀释作用而实现的高的酶负载量，酶生物燃料电池可能有更高的能量输出。由于酶电极催化反应的性质不同，不同酶修饰的电极可以分别用于酶生物燃料电池的阳极或阴极。酶生物燃料电池通常在阳极利用氧化还原酶作为生物催化剂通过氧化化学化合物产生电能。酶生物燃料电池的阳极主要有含有辅基FAD 的氧化酶（如葡萄糖氧化酶，GOx） 电极、具有辅基NAD（P）+的脱氢酶（如乳酸脱氢酶，LDH） 电极。研究较多的阴极有微过氧化物酶电极、漆酶Lac 电极、胆红素氧化酶BOD 电极、HRP 电极。根据电极上固定酶数量的不同，可以分为单酶电极和多酶电极。固定化GOx电极是酶燃料电池中采用最多的酶阳极。以阳极为葡萄糖氧化酶修饰电极为例，电池工作时，在GOx的辅因子FAD（黄素腺嘌呤二核苷酸） 的作用下葡萄糖转化为葡萄糖酸内酯并最终转化为葡萄糖酸。反应产生的电子通过介体转移到电极上，H+透过质子交换膜传到阴极；Lac和BOD常用作O2 还原的生物催化剂，O2被还原为水。

完全氧化燃料能够获得很高的能量输出，但是大多数酶生物燃料电池中，都只采用一个酶来部分氧化生物燃料。例如虽然葡萄糖具有很高的能量密度，但它需要12个酶氧化步骤才能完全氧化它，因此单一酶生物燃料电池只能获得有一个相对较低的能量密度。多酶电极是用固定在同一电极上的多种酶催化连续或同时发生的多个反应。多酶电极扩大了酶燃料电池可使用燃料的范围，提高了输出电流或电压，具有单酶电极难以达到的性能。在已有的研究中，多酶级联的范围从简单的双酶系统到复杂的仿代谢途径酶系统。在一个生物燃料电池中，第一个使用的一种酶级联的是Palmore等[3]，利用以NAD（P）+为辅酶的醇脱氢酶（ADH）、醛脱氢酶（AldDH）和甲酸脱氢酶（FDH）的多酶级联，将甲醇完全至二氧化碳。这是第一次将酶串联然后将燃料完全氧化的研究，但是这个理论适用于氧化所有的生物燃料。此后，科学家们开始研究使用代谢途径中的多酶应用于生物燃料电池以提高其能量输出，Akers等[4]用相同与甲醇的酶级联用于氧化乙醇，Daria等[5]利用三羧酸循环（Kreb’s cycle）中多酶完全氧化乳酸，Xu等[6]利用一个六酶级联将葡萄糖氧化为CO2。

三、葡萄糖直接燃料电池

葡萄糖直接燃料电池即是以金属催化剂作为葡萄糖燃料电池的催化剂催化氧化葡萄糖，将反应的化学能转化为电能。直接燃料电池不用与生物燃料电池一样考虑适宜酶及微生物活性的pH、温度、营养物等环境条件，因此此类燃料电池也具有较强的稳定性。在目前的葡萄糖直接燃料电池的研究中，常用于催化葡萄糖反应的催化剂通常分为贵金属如铂、金和银，合金和过渡金属及过渡金属氧化物等。

直接燃料电池大多是采用膜电极组件作为空气阴极的单室燃料电池。直接葡萄糖燃料电池根据其反应环境可以分为碱性葡萄糖燃料电池和中性葡萄糖燃料电池；根据其使用的离子交换膜可以分为无膜燃料电池、阴离子交换膜燃料电池（AEM-DGFC）和阳离子交换膜电池（CEM-DGFC）。

非酶催化剂在CEM-DGFC中作为阳极催化剂催化葡萄糖氧化，发生电子转移的过程如下[7]。

阳极反应：

阴极反应：

在阳极催化层表面，氢氧根离子与阳极反应生成的H+发生反应，促进阳极表面反应的正向进行，从而影响电池的性能。在CEM-DGFC中，葡萄糖氧化反应生成的H+从阳极通过阳离子交换膜向阴极转移，在阴极与空气中的氧气发生氧还原反应，传递电子，因此空气阴极处气体为氧气或空气即可。

非酶催化剂在AEM-DGFC中作为阳极催化剂催化葡萄糖氧化，发生电子转移的过程如下[8]：

阳极反应：

阴极反应：

在阳极催化层表面，氢氧根离子的浓度直接影响电极表面葡萄糖氧化反应的动力，从而影响电池的性能。在AEM-DGFC中，阴极上空气中的氧气和水发生氧还原反应生成OH-，通过阴离子交换膜转移至阳极发生葡萄糖氧化反应，因此阴极处需同潮湿空气或潮湿氧气。

四、总结与展望

随着经济发展与环境、能源之间的矛盾越来越突出，燃料电池因其绿色无污染且原料来源广泛、生物相容性好，是一种可再生的绿色能源，越来越受到人们的关注。

目前葡萄糖燃料电池的研究还处于基础理论研究阶段，还存在电池的输出功率比较低、使用寿命短等问题。但随着生物、电化学、材料学和环境工程等学科交叉研究的深入，特别是传感器和生物电化学研究的快速发展，以及对电极材料、纳米材料科学等研究的层层深入，葡萄糖燃料电池的研究必然会得到更快的发展。并将有望成为一种电子装置在疾病的诊断和治疗、航空航天等领域得到广泛应用。

参考文献

[1]Basu D， Basu S. A study on direct glucose and fructose alkaline fuel cell [J]. Electrochimica Acta， 2010， 55（20）： 5775-5779.

[2]Basu D， Sood S， Basu S. Performance comparison of PtCAu/C and PtCBi/C anode catalysts in batch and continuous direct glucose alkaline fuel cell [J]. Chemical Engineering Journal， 2013， 228（867-870.

[3]Palmore G T R， Bertschy H， Bergens S H， et al. A methanol/dioxygen biofuel cell that uses NAD+-dependent dehydrogenases as catalysts： application of an electro-enzymatic method to regenerate nicotinamide adenine dinucleotide at low overpotentials [J]. Journal of Electroanalytical Chemistry， 1998， 443（1）： 155-161.

[4]Akers N L， Moore C M， Minteer S D. Development of alcohol/O2 biofuel cells using salt-extracted tetrabutylammonium bromide/Nafion membranes to immobilize dehydrogenase enzymes [J]. Electrochimica Acta， 2005， 50（12）： 2521-2525.

[5]Sokic-Lazic D， de Andrade A R， Minteer S D. Utilization of enzyme cascades for complete oxidation of lactate in an enzymatic biofuel cell [J]. Electrochimica Acta， 2011， 56（28）： 10772-10775.

[6]Xu S， Minteer S D. Enzymatic biofuel cell for oxidation of glucose to CO2 [J]. ACS Catalysis， 2011， 2（1）： 91-94.

篇14

生物能源是指利用生物可再生原料及太阳能生产的能源，生物能源主要包括生物电能和生物燃料两大类。生物电能主要是利用各种植物秸杆进行发电，而生物燃料则是通过发酵产生甲醇和乙醇燃料等。生物能源既是可再生能源，又是无污染或低污染的绿色能源。

生物能源不含硫，其碳循环是动态的，能源植物通过光合作用固定二氧化碳和水，将太阳能以化学能形式储藏在植物中，是一种可再生的环保型新能源。因此，开发生物能源是解决能源危机和保护生态环境的有效途径。

各国已广泛开始关注用生物能源来代替化石燃料，并制定了相应的计划，如日本的“阳光计划”、印度的“绿色能源工程”、美国的“能源农场”和巴西的“酒精能源计划”等。

生物燃料乙醇

生物燃料乙醇也称燃料酒精、乙醇汽油和乙醇柴油。燃料乙醇可以单独作为一种燃料或作为改进型混合燃料。生物燃料乙醇是一种燃烧充分、可再生的燃料，近年来备受青睐。

在1979年，美国便开始制定酒精发展计划，同年，日本工业技术研究院开始对稻草、废木材等进行能源化研究，时至今日酒精发酵技术已基本完善。1980年，美国和加拿大两位华裔教授几乎同时宣布已经解决木糖酒精发酵的问题，这一研究成功使半纤维素利用进入一个崭新阶段。1998年9月由美国第一家商业化以纤维质(蔗渣和稻草壳)为原料生产酒精的工厂破土动工。

目前生物燃料乙醇的制备有2种，一种是直接由淀粉、蜜糖等物质通过各种转化，最后分离出乙醇：一般的方法是首先使用淀粉酶，经水解成为醛，然后把剩余化学键折断，经葡萄糖酶催化，生成葡萄糖，最后用酵母发酵法，把葡萄糖转化成乙醇。另一种是由木质纤维通过发酵作用生产乙醇：纤维素制备乙醇主要有酸水解和酶水解乙醇生产工艺两大类。目前对酸水解研究较少，因其较酶水解工艺来说，研究和发展潜力较弱；纤维素酶水解乙醇生产工艺可以分为分步水解发酵工艺、同步糖化发酵工艺以及复合水解发酵工艺。

从原材料来看，各国的乙醇主要以玉米、小麦、薯干等粮食为原料经过发酵生产而成。美国是世界上最大的以谷物为原料生产生物燃料乙醇的国家。2004年，美国生产乙醇消耗的玉米约占其产量的11％。

面临重重问题

目前，生物燃料乙醇主要存在如下问题：①使用粮食作为发酵原料生产乙醇；②从植物中提炼乙醇需要耗费大量能源；③酒精废液带来环境污染；④燃料乙醇价格没有优势。

而其中最严峻的问题是使用粮食作为发酵原料生产乙醇。这不仅大大提高了燃料乙醇的生产成本，还导致了能源与粮食的矛盾，必将引发粮食安全、争用农地等问题。越来越多地使用粮食生产生物燃料可能给世界范围内已经高度开发的土地和水资源造成更大的压力。如果在2015年前将生物燃料占全球燃料总需求的比例提高到5％，那么，世界耕地面积就必须比目前扩大15％。

我国已经于2007年5月份叫停了用玉米提炼生物乙醇的新项目，而改用甜高粱、红薯和木薯。现有的以玉米为原料的生物乙醇项目也计划在未来五年内全部转化为甜高粱，红薯和木薯。另外，在我国，来自农田及森林、的废弃物如玉米秆、稻麦秆等相当多，若利用这些纤维原料替代淀粉类原料，则能够有效地降低成本，解决能源与粮食的矛盾。目前由于缺乏有效的原料预处理和发酵方式，纤维类原料生产生物燃料乙醇未被广泛推广使用，因此对这两项关键技术的研究将成为今后的重点。而纤维素原料生产燃料乙醇的实用性关键在于木糖发酵，因此找出发酵的优良菌种成了必须首先解决的问题。日本生物能公司在日本神户和京都等大学研究人员的帮助下，使用生物工程设计的酵母，可直接把淀粉发酵成乙醇。公司用此法获得约92％的理论乙醇产率，由此大大降低了生产成本。中国科学院化工冶金研究所生化工程国家重点实验室筛选出发酵乙醇的优良菌种，并优化了利用纯木糖培养的条件。

同时，我们也需要进一步进行生物燃料乙醇生产过程的优化研究。综合利用生产原料，根据原料的不同特性，筛选经济可行的生物能源生产路线，加大副产品加工利用，从而降低生物能源生产成本。