导读:本文包含了青霉素菌渣论文开题报告文献综述及选题提纲参考文献，主要关键词:青霉素菌渣厌氧发酵沼液,红叁叶,种子萌发,浸种
青霉素菌渣论文文献综述
方楠,程辉彩,吴健,单胜道,张丽萍[1]（2019）在《青霉素菌渣厌氧发酵沼液对红叁叶种子萌发及幼苗生长的影响》一文中研究指出为解决青霉素菌渣厌氧发酵沼液的综合利用问题,采用浸种实验和盆栽实验探究了不同稀释倍数的沼液对红叁叶种子萌发及植株生长的影响。结果表明,沼液原液对红叁叶种子萌发及植株生长均有显着且不可逆的抑制作用,适当稀释后可以显着促进红叁叶种子萌发及植株生长。综合考虑浸种实验与盆栽实验结果,沼液的最适稀释倍数应为10。该研究可为抗生素菌渣厌氧发酵沼液的合理利用提供技术支撑,也为进一步研制商品化沼渣沼液肥提供了基础数据。(本文来源于《环境污染与防治》期刊2019年07期）
王志强[2]（2019）在《青霉素菌渣水热液化制备生物油及机理研究》一文中研究指出青霉素菌渣是一种有机质含量较高的危险废物,通过水热液化等热化学转化技术,不仅能够有效解决青霉素菌渣处理处置问题,且可将其转化为能量密度更高的生物油。本研究在分析青霉素菌渣化学特性的基础上,探讨了其热解行为及热解油形成机理;考察青霉素菌渣水热液化过程中反应变量对生物油产率及品质的协同影响,阐明生物油形成的主要化学反应路径;并进一步探讨了水相循环及催化水热液化过程的作用机制。主要结论如下:青霉素菌渣破碎过程中自由基浓度由1.891 X 1018升至2.255X 1018 spin/g,提高了其热解活性。青霉素菌渣热解过程分为四个阶段,各阶段均可用单一的动力学模型进行描述,热解油主要由烃类、含氮化合物及含氧化合物组成。青霉素菌渣水热液化过程中,反应温度、停留时间和总固体含量等反应变量均存在阈值,采用响应曲面法构建的模型均具有较好的可靠性。水热液化生物油主要有机组分与热解油基本一致,其中烃类主要由脂肪酸和氨基酸脱氨基形成的有机酸通过脱羧反应生成;含氮化合物包括胺类和酰胺类及含氮杂环化合物,前者主要是由氨基酸脱羧反应及脂肪酸与·NH2/NH3反应生成,后者主要是由氨基酸之间缩合反应及氨基酸与还原糖之间美拉德反应生成。水相中有机物可参与生物油形成,水相循环后,非催化条件下生物油产率可由26.09±0.73 wt.%增至33.72±0.45 wt.%,高位热值略有增加;催化条件下,生物油产率由31.29±0.68 wt.%增至34.63±0.52 wt.%,高位热值降低。需指出的是,水相循环使生物油中烃类含量减少,含氮化合物含量增加。青霉素菌渣催化水热液化能够明显提高生物油产率,所选催化剂中Na2C03和MCM-48催化活性最好,但过量催化剂将导致生物油二次裂解,不利于生物油形成;催化剂有利于生物油中C、H含量增加,N、O含量降低,质量提高,但与石油相比,生物油中N、O含量仍较高,后续利用过程中要对其进行脱氧脱氮提质处理;与非催化条件相比(36.72 MJ/kg),催化水热液化所得生物油热值可达42.13 MJ/kg,达到石油热值水平(约为42 MJ/kg)。结果表明,利用水热液化技术将青霉素菌渣转化为生物油是可行的,采用不同手段提高了生物油产率及质量,为青霉素菌渣资源化处理奠定了基础。(本文来源于《北京科技大学》期刊2019-05-31）
赵志瑞,赵秀梅,颜嘉晨,李铎,张佳瑶[3]（2019）在《不同水热炭化条件处理青霉素菌渣制备生物炭》一文中研究指出为了考察不同水热炭化条件处理青霉素菌渣制备的生物炭特征,采用菌渣中分别添加氯化钠、柠檬酸和硝酸铁为添加剂和分别设置不同温度的方法,分析不同温度、不同添加剂对水热炭化产物特征的影响。结果表明,在210℃时,各种样品的干重产率较高。对于水热产物结构,RNa温度最佳为210℃;RAc和RFe最佳温度为180℃。在180℃时,RH产物孔径平均当量直径最大为3.61μm;RNa、RAc、RFe变化不大,分别为3.08、3和3.16μm,变化幅度小于0.2μm;在210℃时,对照产物孔径平均当量直径大于180℃时产物为3.94μm;而RNa为2.99μm,RAc、RFe孔径依次减小,为别为2.33μm和1.84μm。添加剂对产物孔径平均当量直径有影响,而添加剂种类影响不大;温度变化对RNa产物孔径平均当量直径影响不大,对RFe产物影响最明显。(本文来源于《环境工程学报》期刊2019年03期）
张真[4]（2018）在《青霉素菌渣理化特性及其资源化利用研究进展》一文中研究指出在青霉素发酵过程中会产生一种残余的固体废弃物,即为青霉素菌渣,这种废弃物的产生量非常大,造成的二次污染非常严重,很大程度上制约了制药行业的长远发展。本文主要分析了青霉素菌渣的资源化处理方法,以期为相关研究提供参考和借鉴。(本文来源于《健康之友》期刊2018年14期）
王冰[5]（2018）在《青霉素菌渣肥的制备及其土壤施肥的环境安全性研究》一文中研究指出青霉素菌渣是青霉素在发酵生产过程中产生的一种废渣。虽然青霉素菌渣富含有机质及氮磷钾等营养元素,但是由于其残留微量青霉素,在资源化利用过程中具有引起耐药菌的潜在风险。本文针对青霉素菌渣尚无安全处理处置途径以及危险性质评估方法等问题,研究了一种热水解法制备青霉素菌渣肥的工艺。然后对菌渣肥施入土壤的环境行为进行安全性分析,分别从土壤理化性质、土壤微生物性质、抗性基因以及作物生长等方面研究菌渣肥产生的影响,以期为青霉素菌渣的肥料化利用奠定基础。采用热水解工艺去除了菌渣中青霉素G残留,制备了青霉素菌渣肥原料,再经过烘干制成菌渣肥。结果发现,菌渣中青霉素G的降解规律符合拟一级反应动力学方程,温度越高,降解速度越快,当温度为100℃时,半衰期t_(1/2)=20.8min。然后利用LC/MS/MS在负离子模式下扫描,定性分析青霉素G的水热降解途径,发现主要存在2种降解产物物质峰,m/z为307和351,分别为脱羧青霉噻唑酸和青霉噻唑酸。再对菌渣肥肥料性质和安全性进行了分析,发现其肥料性质符合有机肥农业行业标准,且安全性提高,青霉素G含量减少了99%,菌渣肥与菌渣中虽然都检出β-内酰胺类抗性基因,但水热法工艺减少了总抗性基因丰度。采用实验室施肥试验对水热处理后的菌渣施入土壤的环境行为进行了研究,分别从土壤理化性质、微生物活性、群落结构以及抗性基因方面进行了深入分析。结果表明,残留青霉素G在土壤中快速降解,在第6天降解了99%以上;通过叁维荧光光谱(EEM)研究发现,蛋白质类物质(225/343 nm)和微生物代谢产物(280/347 nm)出现在初始阶段,随后两者含量逐渐减少,而两个与腐殖酸类相关的物质(>250 nm和>380 nm)在出现后含量逐渐增加,且25天后菌渣肥中有机质达到腐熟稳定状态;通过测定种子发芽指数(GI)研究了有机肥对种子发芽的抑制作用,发现菌渣肥前期降低了土壤GI值(GI<0.7),但是随后GI值逐渐增加,在5天后GI>0.7(3%添加量),表明有机肥造成的发芽抑制作用在5天后减弱或消失。通过对细菌16S rRNA编码基因的V4区域进行高通量测序,发现菌渣肥与菌渣施入土壤改善了土壤生态环境。在物种分布方面,两者显着增加了土壤中放线菌、厚壁菌的比例,削减了变形菌的比例,其中菌渣肥影响更显着;从物种丰富度看,两者均增加了新菌株,分别使空白土壤新增了1090(22.65%)和1762(36.61%)个OTUs。为明确菌渣肥应用是否引入或者引起抗性基因(ARGs)的问题,利用高通量实时荧光定量PCR研究了土壤微生物总DNA中抗性基因的种类和数量。结果表明,在不同施入比的土样中,菌渣肥没有改变土壤中ARGs的数量、种类和丰度,而菌渣显着改变了土壤中ARGs的分布,增加了ARGs的数量与丰度。菌渣肥处理中检出的ARGs数量和种类与空白接近,空白处理中ARGs阳性率为24%,菌渣肥阳性率约为21.6%,而菌渣阳性率为30%;基因倍增值的计算发现了菌渣肥对ARGs衰减作用,在50个ARGs中,菌渣肥有0~7个基因copies值增加,有6~19个基因copies值减少,而菌渣有13~14个基因copies值增加,有8~10个基因copies值减少。为评价青霉素菌渣肥作为有机肥料的实际效果,进行了大棚作物种植施肥试验。研究了不同菌渣肥施入量(100~800 kg/亩)产生的肥效大小、促作物生长能力以及可能带来负面影响(包括植物抑制作用、逆境胁迫)等。结果表明,青霉素G只在≥400 kg/亩施肥量下检出,含量约为10~30 mg/kg,在8天后降解99%以上;而在100 kg/亩施肥量下,无显着的植物抑制作用产生,菌渣肥未对作物造成逆境胁迫,作物体内的氧化应激反应程度减弱,作物的株高和产量得到了显着提高;通过主成分分析综合考虑收益与污染因子指标(包括土壤微生物数量、酶活、种子发芽指数、株高、产量及抗氧化酶活性等),菌渣肥施入量100 kg/亩是最佳施肥量。(本文来源于《哈尔滨工业大学》期刊2018-07-01）
师奇,钟为章,孟文茹,张涛,王勇军[6]（2018）在《菌渣中青霉素G的液相色谱-串联质谱测定法》一文中研究指出建立了一种由青霉素菌渣中青霉素G残留量的液相色谱-串联质谱测定法。以20%乙酸锌+10%亚铁氰化钾溶液作为蛋白质沉淀剂,对样品进行预处理,再将0.1%甲酸水溶液+乙腈作为流动相进行梯度洗脱,最后以Plus C_(18)柱作为分离柱,在串联质谱ESI(+)模式下进行MRM检测。方法青霉素G检出限(S/N=3)为1.4 ng/mL,线性范围为1.4~150 ng/mL,线性相关系数为0.999 5,样品检出浓度和最低定量浓度分别为1.8μg/kg、3.0μg/kg。在9.0、40和80μg/kg 3个添加水平中,各组分的回收率在76.3%~93.2%之间,相对标准偏差<5%。该方法结果定性定量准确,重现性好,可满足制药菌渣中青霉素G药物残留检测的要求。(本文来源于《煤炭与化工》期刊2018年03期）
强虹,李玉友,裴梦富[7]（2018）在《COD/SO_4~(2-)对青霉素菌渣厌氧消化影响》一文中研究指出针对抗生素菌渣厌氧消化过程SO_4~(2-)的抑制问题,利用批试实验对不同COD/SO_4~(2-)比青霉素菌渣厌氧消化产气潜能以及产酸相物质利用特性进行了研究.结果表明,COD/SO_4~(2-)≥3时,微生物发生了适应性驯化,产气潜能在发酵10 d后逐渐恢复,累积产甲烷量(以TS计)超过208 m L·g-1,超过71%的COD转化为CH4;COD/SO_4~(2-)≤1.5时,产甲烷分别受到49%及完全抑制,有机物及SO_4~(2-)的去除率分别不足17%和5%,表明较高SO_4~(2-)负荷下产甲烷菌(MPB)及硫酸盐还原菌(SRB)同时发生抑制,COD平衡分析表明,转化为CH4的COD不足9.1%,而还原为SO_4~(2-)的COD保持在5.0%~9.0%,说明MPB比SRB对S2-的抑制更为敏感;S平衡分析表明,还原的SO_4~(2-)大部分以S2-的形式存在于发酵液中,少部分以H2S的形式存在于生物气中;产酸过程物质利用特性分析表明,溶解性蛋白质的甲烷化是在溶解性碳水化物甲烷化之后才开始.(本文来源于《环境科学》期刊2018年07期）
段会英[8]（2017）在《青霉素菌渣堆肥中细菌丰度、多样性及群落结构的研究》一文中研究指出抗生素菌渣因其含有抗生素残留及其代谢产物已被列为危险废物。高温好氧堆肥是一种无害化和资源化利用抗生素菌渣的重要途径,具有易操作、低成本、能有效去除抗生素残留等优点;但同时存在氮素损失现象,因此研究氮循环的限速步骤氨氧化过程是氮素损失控制的基础。抗生素菌渣堆肥过程中的腐熟度评价与抗生素残留以及微生物群落结构的研究是关注的热点,它们对堆肥产品质量及其运用具有指导意义。但是,文献报道的微生物研究主要集中在活性、丰度、抗性基因等方面,而抗生素菌渣堆肥过程中细菌及介导氨氧化作用的氨氧化菌群群落结构和多样性研究较少。因此,本研究借助定量PCR、PCR-DGGE和高通量测序等技术分析以青霉素菌渣和猪粪为原料的堆肥处理。试验主要基于有粪-湿菌渣、粪-干菌渣、粪-青霉素和纯猪粪4种堆肥原料,分析其腐熟速度与程度、堆肥过程中的氮素循环转化规律,以及堆体中的细菌与氨氧化菌群的丰度、多样性及群落结构随堆肥过程的变化。结果如下:在30天的高温好氧堆肥过程中,堆肥中理化指标如温度、水分、pH、电导率,碳氮比、发芽指数等的动态变化是评价堆肥腐熟的重要指标。4个不同堆肥系统历经升温,高温和降温后堆体的温度逐渐接近室温;水分散失了 29.8%-36.5%,其主要发生在高温期;堆肥结束后,4个堆肥系统的pH值为7.4-7.9之间;EC值为5.5-4.1mS/cm;碳氮比稳定在17.6-20.3之间;发芽指数GI都在119.7%-139.3%之间。粪-湿菌渣、粪-干菌渣、粪-青霉素和纯猪粪堆体中氮素循环相关的理化指标堆肥前后变化为铵态氮损失量分别为 2.7g/kg、1.6g/kg、1.5g/kg 和 0.9g/kg;硝态氮分别增加了 88.2mg/kg、319.8mg/kg、101.7 mg/kg、131.9mg/kg。通过各理化指标与发芽指数的相关性分析发现水分含量、电导率、碳氮比、铵态氮是更为可靠地评价堆肥腐熟的理化指标。4个不同原料堆肥中的物理、化学及生物指标均表明堆肥已经达到腐熟。高温好氧堆肥能快速降解青霉素菌渣堆肥中的青霉素残留。粪-湿菌渣和粪-青霉素堆体分别在堆肥第9d,2d青霉素浓度降低至低于UPLC方法检测限,粪-干菌渣和纯猪粪堆体中未检测到青霉素。通过高通量测序技术研究粪-湿菌渣和纯猪粪堆肥系统中细菌的多样性及群落结构演替发现,除第25d之外,粪-湿菌渣堆肥中的Chao1多样性指数高于纯猪粪堆肥;而粪-湿菌渣堆肥中的Shannon多样性指数在堆肥整个进程一直高于纯猪粪堆肥。采用操作典范对应分析(CCA)研究细菌群落结构特征和群落分布与不同环境因子之间的关系,结果表明青霉素菌渣的添加改变了堆肥中细菌菌落的结构及其分布,且物种构成的差异随着堆肥的进程逐渐增大;其中水分含量和发芽指数的动态变化显着影响细菌群落结构组成的变化。在粪-湿菌渣和纯猪粪堆肥系统中,在升温阶段(Od)占优势地位的是梭菌纲(Clostridia)、变形菌纲(Gammaproteobacteria)和芽孢杆菌纲(Bacilli),优势菌属为假单胞菌属(Pseudomonas),粪球菌属(Coprococcus),芽孢杆菌属(Bacillus);在高温期(9d)处于优势地位的是拟杆菌纲(Bacteroidia)和梭菌纲(Clostridia);最丰富的属分别是梭菌属(Clostridium),纤线菌属(Leptonema),Sphaerisporangium;到腐熟期(30d)相对丰度高的为梭菌纲(Clostridia),拟杆菌纲(Bacteroidia)和变形菌纲(Gammaproteobacteria)且梭菌属(Clostridium)是相对丰度最高的属。不同堆肥原料堆体中不同时期的细菌群落结构中优势菌群有差异。采用定量PCR技术分析堆肥中氨氧化菌群丰度动态变化,结果表明,不同堆肥系统中氨氧化古菌和氨氧化细菌在不同的堆肥阶段交替成为优势种群,且表明在不同原料堆肥中的升温阶段,氨氧化细菌对氨氮的氧化作用发挥着重要的作用。在氨氧化菌群与理化指标相关性分析中,氨氧化细菌amoA基因丰度与电导率、碳氮比、硝态氮浓度呈现显着负相关;氨氧化古菌amoA基因丰度与铵态氮浓度呈显着正相关。样品PCR-DGGE指纹图谱中条带测序结果中氨氧化细菌有亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌属(Nitrosospira),且亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)是优势菌属。氨氧化古菌amoA基因测序分析结果显示与深海沉积物、表层沉积物的氨氧化古菌amoA基因序列同源性最高。(本文来源于《东南大学》期刊2017-06-05）
赵燕肖[9]（2017）在《金属离子对青霉素菌渣高负荷厌氧发酵的调控作用》一文中研究指出随着中国制药行业的发展,我国已经成为世界上最大的抗生素原料药生产与出口国~([1])。每年产生的抗生素菌渣数量已不容忽视。由于菌渣中存在的抗生素残留,对环境存在潜在的风险问题。2008年抗生素菌渣被列入《国家危险废弃物名录》,因此抗生素菌渣安全合理的处置成为目前制药行业发展的瓶颈问题。处理不当,会造成资源的极大浪费同时危害环境,最终对人类的健康造成危害。厌氧发酵技术是目前有机废弃物无害化、资源化处理的一种有效途径。本文针对青霉素菌渣厌氧发酵过程中有机负荷低,系统运行不稳定等难题,通过对菌渣进行预处理,添加铁、钴、镍叁种金属离子等方法对其各个理化指标变化规律进行分析,确定金属离子对青霉素菌渣高负荷厌氧发酵的调控作用,从而避免菌渣高负荷运行过程中易产生酸化、氨氮抑制、容积产气率低等问题,为工程化应用提供技术支持。主要工作如下:1、青霉素菌渣理化性质与产气潜力实验研究,批式发酵结果表明,在中温条件下,不同负荷青霉素菌渣发酵液厌氧发酵性能不同,TS>2.5%时,由于负荷过高,产生酸抑制,使得发酵未能启动成功。TS为0.5%、1.0%、1.5%、2.0%和2.5%时,产气率分别为657.1 mL/gTS、582.2 mL/gTS、457.9 mL/gTS、353.6 mL/gTS、282.9 mL/gTS。2、预处理主要采用碱热、微波和超声叁种方法。其中碱热预处理最佳工艺条件为:时间1.25 h、加碱量6%、温度60℃,SCOD比对照提高了125%;微波预处理最佳条件为:微波功率240 W,时间240 S,SCOD比对照提高了69.6%;超声最佳条件为:超声3 S、间隙5 S、超声15次,SCOD比对照提高了62%。3、通过批式厌氧发酵工艺,初步确定金属离子添加对青霉素菌渣厌氧发酵产沼气效率的影响。在纯菌渣厌氧发酵中,菌渣最高处理负荷为2.5%,投加金属离子后,菌渣的发酵有机负荷以及产气效率均有显着提高,并且通过响应面分析确定微量金属离子混合添加量为Fe~(2+)500 mg/L、Co~(2+)30 mg/L、Ni~(2+)0.3 mg/L,产气量比对照组提高了63.8%,VS去除率比对照组提高83.6%。4、通过半连续厌氧发酵工艺,确定铁、钴、镍叁种金属离子的添加能够显着提高发酵系统的有机负荷。青霉素菌渣在中温35±2℃,水力停留时间为20 d时,添加金属离子使有机负荷由2.5 gTS/L/d提高到5.0 gTS/L/d,此时容积产气率为1.24 L/L/d,负荷产气率为1.26 L/gTS,发酵系统的pH值在7.2-7.5,挥发酸在2000 mg/L左右,氨氮含量维持在2000 mg/L左右。结果表明金属离子在提高有机负荷的同时,显着提高系统运行稳定性。(本文来源于《河北工业大学》期刊2017-05-01）
王蕊[10]（2016）在《青霉素菌渣生物减量化试验研究》一文中研究指出抗生素菌渣属于一种特殊危险废物,其产量大且存在潜在环境风险,如何对其进行合理、有效的处理处置成为当今研究的热点问题。本课题以青霉素菌渣为研究对象,开展了基于“嗜热溶胞菌溶胞、厌氧消化、光合细菌处理”的叁级生物减量试验研究。取得研究结果如下:1)嗜热溶胞菌对青霉素菌渣减量化试验结果表明,当菌渣有机负荷为1.0kg COD/(m~3·d)、温度60℃、转速120 r/min、嗜热溶胞菌菌液浓度(OD_(600nm)=0.8)5%和pH7.0的条件下,处理120 h,菌渣总悬浮固体(TSS)减量率达到40.49%,SCOD由949 mg/L增长到1726 mg/L。金属离子强化溶胞减量试验结果表明,200μmol·L~(-1)的Na~+的强化效果最好,菌渣的TSS减量率达56.75%,比单独嗜热溶胞菌处理提高了15.96%。2)嗜热溶胞菌减量处理后残渣厌氧消化试验结果表明,当青霉素菌渣原样、嗜热溶胞菌减量处理后残渣和经金属离子强化溶胞减量处理后残渣的有机负荷均为0.30 g VS/(L·d)、反应温度35±1℃、转速80r/min,厌氧消化处理30 d后,Na+强化溶胞减量处理后菌渣的TSS减量率最大,为38.27%,其比菌渣原样提高26.29%;沼气的累积产量比菌渣原样提高46.70%;系统氨氮平均浓度为1 234.28 mg/L,未对厌氧消化系统产生明显抑制作用。3)采用光合细菌对厌氧消化沼渣进行减量化试验,在沼渣有机负荷为0.3kg COD/(m~3·d)、光合细菌菌液浓度30%、温度30℃、p H7.0和间歇光照(12h3000Lx+12h无光照)时,运行8 d沼渣的TSS减量率最高,为67.80%。4)青霉素菌渣经嗜热溶胞菌溶胞处理、厌氧消化和光合细菌处理叁级生物减量化处理后,其TSS减量率最高可达91.40%,减量化效果明显。(本文来源于《河北科技大学》期刊2016-12-01）
青霉素菌渣论文开题报告
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
青霉素菌渣是一种有机质含量较高的危险废物,通过水热液化等热化学转化技术,不仅能够有效解决青霉素菌渣处理处置问题,且可将其转化为能量密度更高的生物油。本研究在分析青霉素菌渣化学特性的基础上,探讨了其热解行为及热解油形成机理;考察青霉素菌渣水热液化过程中反应变量对生物油产率及品质的协同影响,阐明生物油形成的主要化学反应路径;并进一步探讨了水相循环及催化水热液化过程的作用机制。主要结论如下:青霉素菌渣破碎过程中自由基浓度由1.891 X 1018升至2.255X 1018 spin/g,提高了其热解活性。青霉素菌渣热解过程分为四个阶段,各阶段均可用单一的动力学模型进行描述,热解油主要由烃类、含氮化合物及含氧化合物组成。青霉素菌渣水热液化过程中,反应温度、停留时间和总固体含量等反应变量均存在阈值,采用响应曲面法构建的模型均具有较好的可靠性。水热液化生物油主要有机组分与热解油基本一致,其中烃类主要由脂肪酸和氨基酸脱氨基形成的有机酸通过脱羧反应生成;含氮化合物包括胺类和酰胺类及含氮杂环化合物,前者主要是由氨基酸脱羧反应及脂肪酸与·NH2/NH3反应生成,后者主要是由氨基酸之间缩合反应及氨基酸与还原糖之间美拉德反应生成。水相中有机物可参与生物油形成,水相循环后,非催化条件下生物油产率可由26.09±0.73 wt.%增至33.72±0.45 wt.%,高位热值略有增加;催化条件下,生物油产率由31.29±0.68 wt.%增至34.63±0.52 wt.%,高位热值降低。需指出的是,水相循环使生物油中烃类含量减少,含氮化合物含量增加。青霉素菌渣催化水热液化能够明显提高生物油产率,所选催化剂中Na2C03和MCM-48催化活性最好,但过量催化剂将导致生物油二次裂解,不利于生物油形成;催化剂有利于生物油中C、H含量增加,N、O含量降低,质量提高,但与石油相比,生物油中N、O含量仍较高,后续利用过程中要对其进行脱氧脱氮提质处理;与非催化条件相比(36.72 MJ/kg),催化水热液化所得生物油热值可达42.13 MJ/kg,达到石油热值水平(约为42 MJ/kg)。结果表明,利用水热液化技术将青霉素菌渣转化为生物油是可行的,采用不同手段提高了生物油产率及质量,为青霉素菌渣资源化处理奠定了基础。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
青霉素菌渣论文参考文献
[1].方楠,程辉彩,吴健,单胜道,张丽萍.青霉素菌渣厌氧发酵沼液对红叁叶种子萌发及幼苗生长的影响[J].环境污染与防治.2019
[2].王志强.青霉素菌渣水热液化制备生物油及机理研究[D].北京科技大学.2019
[3].赵志瑞,赵秀梅,颜嘉晨,李铎,张佳瑶.不同水热炭化条件处理青霉素菌渣制备生物炭[J].环境工程学报.2019
[4].张真.青霉素菌渣理化特性及其资源化利用研究进展[J].健康之友.2018
[5].王冰.青霉素菌渣肥的制备及其土壤施肥的环境安全性研究[D].哈尔滨工业大学.2018
[6].师奇,钟为章,孟文茹,张涛,王勇军.菌渣中青霉素G的液相色谱-串联质谱测定法[J].煤炭与化工.2018
[7].强虹,李玉友,裴梦富.COD/SO_4~(2-)对青霉素菌渣厌氧消化影响[J].环境科学.2018
[8].段会英.青霉素菌渣堆肥中细菌丰度、多样性及群落结构的研究[D].东南大学.2017
[9].赵燕肖.金属离子对青霉素菌渣高负荷厌氧发酵的调控作用[D].河北工业大学.2017
[10].王蕊.青霉素菌渣生物减量化试验研究[D].河北科技大学.2016
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