微生物絮凝剂产生菌的筛选和特性研究.doc

【精品文档】如有侵权，请联系网站删除，仅供学习与交流微生物絮凝剂产生菌的筛选和特性研究.精品文档.微生物絮凝剂产生菌的筛选和特性研究微生物絮凝剂是一类由微生物产生的有絮凝活性的次生代谢产物。已经知道的微生物絮凝剂有糖蛋白、多糖、蛋白质、纤维素和DNA等1-4，均为分子量高于105的生物大分子，尽管性质各异，但均能快速絮凝各种颗粒物质，尤其具有废水脱色的独特效果。微生物絮凝剂产生菌来源广泛，种类多。此外，微生物絮凝剂具有高效、无毒、无二次污染、使用条件粗放等特点。目前在细菌、霉菌、放线菌、酵母菌中均有发现，种类有数十种之多，其中微生物絮凝剂产品的报道最多的主要是：以酱油曲霉AJ7002(Aspergillus)5-6为原料生产的AJ7002微生物絮凝剂、拟青霉素(Paecilomyces sp.)7微生物生产的PF101絮凝剂、红平红球菌(Rhodococcus erythropo-lis)8-9、微生物生产的NOC1絮凝剂等。本文从活性污泥中筛选分离到一株高效微生物絮凝剂产生菌，并对该菌产絮凝剂的效率和特性进行了初步研究。 1 材料和方法 1.1 菌种及筛选培养基菌种源液：取自广州市的污水处理厂生活污水。筛选培养基：葡萄糖20g，KH2PO42g，K2HPO45g，(NH4)SO40.2g，NaCl0.1g，脲0.5g，酵母膏0.5g，pH7.5-8。1.2 筛选方法将样品富集培养后，用平板划线分离方法获得单菌落，将纯化后的菌种编号，各菌30摇床培养72h后，通过测定各菌培养液的絮凝活性进行初筛，对初筛获得的菌，采用平行发酵培养，定量测定发酵液的絮凝活性，进行复筛。1.3 絮凝活性的测定100mL量筒中加入80mL蒸馏水，0.4g高岭土，5mL1CaCl2溶液，2mL发酵液，然后加蒸馏水至100mL，调节PH至7.5，然后倒入150mL烧杯中，放在磁力搅拌器上搅拌2min，静止5min，吸取上清液50mL处的液体采用722型分光光度计在550nm处测定吸光度(以A表示)，以不加发酵液的吸光率(以B表示)为对照，来计算发酵液的絮凝程度。絮凝率()(AB)A×100 (1)1.4 菌产絮凝剂的周期在250mL三角瓶中装入50mL培养基，30摇床培养，每隔一段时间取样一次，测定培养液的pH值，菌生长量(以OD660表示)及絮凝率。1.5 不同阳离子对絮凝效果的影响不同阳离子(浓度为1)分别加到絮凝体系中，测定阳离子对絮凝效果的影响。1.6 培养液中絮凝活性的分布发酵液在3000rmin下离心30min，移去上清液。菌体用蒸馏水洗涤后悬浮在与培养液等体积的蒸馏水中，得菌细胞悬液。定量测定培养液、去菌细胞上清液及菌细胞悬液对高岭土的絮凝率。 2 结果与讨论 2.1 菌种筛选以高岭上悬浊液为测试水样测定从样品中纯化出的菌株培养液絮凝活性。筛选共获得11株有絮凝能力的菌株，分属于细菌和真菌。有3株絮凝活性达到80以上，其中一株具有较高絮凝活性的真菌HHE6，根据它的生化和生理特征初步鉴定为霉菌，该菌株产生的絮凝剂对高岭上悬浊液的絮凝率为9598，以下以菌株HHE6进行一些特性研究。2.2 菌产絮凝剂的周期测定HHE6菌株的生长曲线、pH值变化曲线及絮凝率曲线如图1、图2、图3所示。 图2显示，在培养过程中，HHE6菌株一直保持在偏酸性的环境中生长，pH值先是下降，然后缓慢升高，并趋于稳定。培养液絮凝率与菌生长量同步升高，在菌生长的稳定期后期达到最佳的絮凝效果。在此培养条件下，絮凝率在第5d左右达到最高值。絮凝活性与菌生长量成正相关性，与有关文献1，7，8，10的报道结论相同。2.3 不同金属离子对絮凝效果的影响不同阳离子(浓度为1)分别加到用高岭土和培养液配制的水样中，测定阳离子对菌株絮凝效果的影响，结果见表1。由表1显示，不同金属离子对絮凝效果的影响有差异，Ca2+的添加有利于菌产絮凝剂的絮凝作用，Al3+的添加基本上起不到促进絮凝的作用，而Fe2+、Mn2+、Cu2+、K+等阳离子的加入不利于絮凝作用的发生。 表1 阳郭子对絮凝效果的影响 阳离子种类絮凝率/%对照95.08Al3+95.15Ca2+97.08Fe2+62.81Mn2+85.86Cu2+51.84K+79.58菌株发酵液离心分离得完整细胞及上清液。菌体用蒸馏水洗涤后，悬浮在与培养液等体积的蒸馏水中，得菌细胞悬液。测定菌细胞悬液及去菌细胞上清液的絮凝率，并与发酵液的絮凝率比较。絮凝实验表明(见表2)，絮凝剂的絮凝活性主要表现在去菌细胞上清液中(相对絮凝率为96.89)，菌体细胞基本无絮凝能力。表2 菌株培养中絮凝活性的分布絮凝效果发酵液去菌细胞上清液菌细胞悬液絮凝率/%95.1592.190相对絮凝率*/%10096.8902.5 培养液对城市污水的絮凝效果取2种不同水质的城市污水，在1L量杯中加入1000mL城市污水，50mL1CaCl2溶液，10mL发酵液，在六联搅拌机上进行絮凝实验，用光电比浊仪测定上清液的浊度，实验结果见表3。表3  培养液对城市污水的絮凝效果试验用水pH浊度/NTU浊度去除率/%进水出水1#8.511713.688.42#7.510710.590.2由表3可看出，发酵培养液加氯化钙对城市污水絮凝效果良好，浊度去除达88以上。3 结论 实验结果表明，絮凝剂产生菌HHE6营养要求简单，在菌生长的同时合成胞外高聚物，且絮凝剂的形成与菌体生长正相关。菌株HHE6产絮凝剂具有良好的絮凝效果，对高岭土悬浮液最高絮凝率可达98，对城市污水浊度去除率达88以上，是一种很有应用前景的絮凝剂产生菌。微污染水源生物预处理氨氮去除影响因素探讨0 前言         氮是微污染水处理中的主要去除对象，它在原水中以有机氮、氨、亚硝酸盐和硝酸盐的形式存在，对饮用水的安全构成一定的威胁。供水中残余的氨会使配水管网中的硝化菌生长，而硝化菌和氨放出的有机物会造成嗅味问题1；出厂水中的氨不仅要消耗大量的氯，而且由氯生成的消毒副产物可能对人体有三致作用；亚硝酸盐在水及食物中与二级胺、酰胺或类似氮氧化物发生反应，形成直接致癌的亚硝基化合物1。根据我国2000年建设部I类水司水质标准，饮用水中氨氮和亚硝酸盐氮的允许浓度分别为0.5mg/L和0.1 mg/L。欧共体水质标准中，氨氮的指导值为0.05 mg/L最大允许值是0.5mg/L。         去除水中氮的方法很多，其中生物法是比较经济有效的方法。在淮河(蚌埠段)饮用水源水生物接触氧化预处理生产性试验中2，生物滤池对原水中氨氮去除率曝气时达70-90，不曝气或曝气不正常时在50-70之间；在巢湖原水生物接触氧化预处理试验中3，对氨氮、亚硝酸盐氮的平均去除率分别为70和70.4，最高去除率分别为95和99：在邯郸滏阳河水生物处理中试研究中1，氨氮的去除率平均变化范围为75-99，平均去除率为92.46%。其它的相关报道也表明，生物氧化的氨氮去除率几乎都在80%以上。本文是在上海某水厂的生产性试验的基础上，利用生产运行中的一些客观因素，探讨微污染水源水生物预处理中氨氮去除率的影响因素。         1 试验简介         本试验以某水厂为基地，规模为5000 m3/d，工艺为用生物陶粒滤池预处理微污染原水。该滤池主要设计参数见表1。          项目 设计参数 项目 设计参数     处理水量(m3/d) 5000 曝气方式 底部设微孔扩散装置连续曝气     滤速(m/h) 5.5 反冲洗方式 单气冲2-3min,再单水冲5min     填料高度(m) 2 冲洗周期(d) 5-7     空床停留时间(min) 22 气水比 0.7:1-1:1          2 试验条件对氨氮去除效果的影响分析         2.1 温度        温度的变化会影响到微生物的活性,从而影响氨氮的去除效果。一般来说,温度越高,活性越大, 但从表2中我们并不能得出这样的结论,反而是冬季的平均去除率(37.55)高于夏季的平均去除率 (8.37%)。对于这样的结果,可以在相关的试验中得到证实：在取水口水源水生物预处理中试研究中就得出4,水温对氨氮的去除效果影响较小；生物陶粒技术改善城子水厂水质的研究也表明1,生物陶粒滤池在低温(014)时对氨氮的去除率较高。不少试验研究也都指出1-2,温度变化对氨氮的去除效果影响不大,其原因在于51：决定氨氮去除效果的亚硝化杆菌(Nitrosomonas)和亚硝化球菌(Ni- trosococcus)均适合在240范围内生长,硝化杆菌(Nitrobacter)也适合在540条件下生长。由此可见,由于本试验的原水水温均在5以上,因此温度并不会导致本试验中氨氮去除率偏低。         2.2 溶解氧        理论上可以算出,每氧化1 mgNH3-N为N02- -N,需要消耗3.34 mg的溶解氧,每氧化1 mg N02-N为N03-N需要1.14mg溶解氧。所以, 溶解氧对于氨氮和亚硝酸盐氮的去除率有着密切的关系。但一般认为1,只要维持反应器出水溶解氧不低于34 mg/L,就可以保持较高的氨氮去除效率。而本试验中的原水溶解氧比较高(均在5 mg/L 以上),出水溶解氧也完全高于34 mg/l因此溶解氧是充足的,不会影响氨氮的去除。         2.3 水力负荷        有研究指出1,在一定范围内水力负荷对氨氮的去除率没有什么影响,这主要是由于硝化细菌的硝化能力较强,世代时间长,一旦形成稳定的硝化状态后,进入生物陶粒滤池的氨氮在短时间内被硝化细菌吸附、分解和氧化。根据实际运行的结果,有试验推荐2,6),采用空床停留时间20-30min,即水力负荷46 m3/(m2·h)作为设计参数,效果最佳。本试验设计和运行的停留时间(22 min)也在此范围内,可见水力负荷并不能成为影响因素。         2.4 原水的氨氮浓度        据统计,黄浦江上游的大桥泵站取水口1995年的氨氮平均值为1.17mg/L,1996年为1.63mg/l 最高浓度达到3mg/l而试验期间的原水水质较往年好,氨氮的平均值在冬季仅为0.35-1.1mg/L,而夏季加上雨水充足,浓度更加低,平均值只有0.16 mg/l低进水浓度必然导致低反应速率,且使硝化和亚硝化杆菌的营养不足,加上这类细菌生长缓慢, 挂膜的成熟期长,最终影响氨氮的去除效果。另有研究也指出7,原水氨氮含量太低日寸,由于缺乏足够的营养物,微生物生长繁殖的速度缓慢,难以培养起生物膜,处理效果较差。        由表2的数据可以看小,冬季原水的氨氮浓度 (0.351.1 mg/L)高于夏季(0.050.28 mg/L), 因而虽然存在温度低等不利条件,冬季氨氮的去除率仍高于夏季,这表明原水的氨氮浓度低可能是影响因素之一。         2.5 原水中的有机氮转化为氨氮        去除水中的氮,实质上就是水中氮的转化过程。在生物脱氮的过程中,包括氨化、硝化和反硝化三个阶段。在氨化过程中,水中有机氮在微生物作用下转化为氨氮。硝化过程中,首先在亚硝化杆菌的作用下,氨氮转化为亚硝酸盐氮,然后在硝化杆菌作用下,亚硝酸盐氮进一步被氧化成硝酸盐氮。反硝化过程中,硝酸盐氮转化为氮气,释放到空气中,也正是在这个过程中,水中的氮被彻底去除了。        由于本试验中只把氨氮和亚硝酸盐氮列为常测指标,因此我们并不能了解到氮在水中的全部转化过程。有可能是原水中有机氮含量较高,且有机氮降解速度大于氨氮的降解速度,造成了氨氮去除率低的表面现象。试验中还发现,当氨氮浓度很低时, 本试验的后续滤池中常会出现氨氮浓度升高的现象,也印证了有可能是氨化速率大于硝化速率,使得氨氮去除率看起来偏低。由表2还可以看出,不论在什么季节,亚硝酸盐氮的去除率都比氨氮高得多, 这从另一个方面说明硝化作用并不是进行得不好, 而是氨化作用部分掩盖了氨氮的去除效果。这也解释了为什么经过几个月的稳定运行且生物膜也成熟后,冬季去除率仍不高的原因。          2.6 气水比        本试验中,生物陶粒滤池的设计气水比为0.7:1 - 1:1,这也是许多资料中推荐的气水比。但由于未买到合适的鼓风机,加上气量不可调节,在刚开始的挂膜阶段,气水比就达到2:1。硝化细菌本来就生长缓慢,受水力冲刷后的恢复期又长,尤其是在其未完全成熟时就受到强烈的冲击,使之不能有效附着在滤料表面,造成连续运行2个月后才形成生物膜,影响厂氨氮的去除率。有试验证明6,当充氧量达到一定程度时,过多的氧会使微生物自身氧化,生物膜量减少,去除率反而下降。这是夏季氨氮去除率低的重要影响因素。        挂膜成功后,由于气阻等原因,滤池又一直处在不曝气的状态中运行。虽然原水氨氮浓度低,溶解氧又较高,不曝气并不会造成溶解氧的缺乏,但曝气的作用除了提供充足的溶解氧外,还有利于传质。不曝气运行显然不利于传质,这也是冬季稳定运行时氨氮去除率不高的原因。         3 结论        由以上分析可知,根据生产的实际运行状况,分析生物陶粒滤池运行中氨氮去除率偏低的原因为：原水的氨氮浓度低,原水中有机氮转化为氨氮,以及气水比不恰当。