CN104232546A - 一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法及其应用 - Google Patents
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Abstract
一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法及其应用，它属于水环境生态修复领域。该方法是通过构建生物菌剂进而达到水体净化的处理工艺，可以有效提去除水体中氨氮、铁锰、微囊藻类及藻毒素等。本发明是通过以下步骤实现的：(1)多功能贫营养氨氮菌的复筛和复配；(2)高效溶藻产生菌筛选；(3)菌剂的发酵和构建；(4)菌剂固定化生物强化；(5)菌剂的投加方式方法的研究，实现微污染饮用水水源的处理和生物强化。采用固定化工艺构建生物菌剂，系统稳定运行后，氨氮去除率大于80％，微囊藻和微囊藻毒素去除率大于40％，水中铁的去除率为50％，锰的去除率为51％。本发明可以结合实际的工程，具有较好的应用前景。
Description
技术领域
本发明为一种微污染水源固定化生物菌剂的构建及其应用，属于环境污水处理菌剂开发及其实际工程应用方法。
技术背景
现阶段饮用水水源水质污染主要包括有机物(天然有机物(NOM)和人工合成有机物(SOC))、氮(水体中常以有机氮、氨、亚硝酸盐和硝酸盐形式存在)、磷、嗅味、三致物质、铁、锰等。一般来说，受工业污染的水体中主要包括石油烃、挥发酚、氨氮、农药、COD、重金属、砷、氰化物等，这些污染物种类多、性质复杂、危害性大，尤其一些难于降解、易于生物积累和具有三致作用的优先控制有毒有机污染物，对人体健康的毒害威胁极强。同时，氮、磷和有机物含量超标以及由此造成的水质富营养化也是目前我国饮用水水源，尤其是活泼水库水源水污染的主要问题。富营养化水体一方面造成藻类爆发，影响到水生生态系统和人文景观，甚至通过给水系统危害到公众的健康；另一方面，藻类产生大量能够致癌病的严重威胁健康的微囊藻毒素，微囊藻毒素具有水溶性、耐热性、不挥发、抗pH变化及易溶于水的特点，在水中的溶解度大于1g/L，极易对饮水安全造成严重威胁。同时，水体中藻毒素污染已成为一个全球性环境问题而日益受到人们的关注，继多个发达国家之后，我国也将微囊藻毒素作为饮用水水质指标，以保证饮用水健康。
传统的处理工艺(混凝、沉淀、过滤、消毒)已不能有效去除水中氨氮等这些微污染物和有机物；而液氯消毒易与原水中的腐殖质等有机物结合产生消毒副产物三卤甲烷等三致物。同时，水中藻类产生的藻毒素化学性质相当稳定，不易沉淀或吸附于悬浮颗粒物中。传统自来水处理工艺的混凝沉淀、过滤、加氯也不能将其去除。因此，传统的水处理工艺已不适应当前饮水处理的要求，要对饮水进行安全有效的处理，保证饮用水水质，开发新型、高效的水处理工艺势在必行。
生物接触氧化法对源水中氨氮、溶解性可生物降解有机物、铁、锰、浊度和藻类等均有较好的去除效果，不仅改善了水的混凝沉淀性能，使后续的常规处理更好的发挥作用，也减轻了常规处理和后续深度处理的负荷，延长了过滤或活性炭吸附等物化处理工艺的使用周期和使用容量，最大效能的发挥水处理整体作用，降低水处理费用，更好的控制水质。另外，生物降解不仅减少了三致物前体物的含量，改善出水水质，也减少了细菌在配水管网中重新滋生的可能性。在藻类的去除实践中，传统的物理方法、化学方法、混凝沉淀等方法都存在一定的局限性，同时微囊藻毒素(MC)是一种环状多肽，化学性质非常稳定，主要去除方法有吸附、生物富集及生物降解等。其中生物降解是最为安全有效的方法之一，具有低成本、安全性强、利于生态修复、无二次污染等优点，且经过生物强化的微囊藻毒素降解菌固着在生物载体上，能够更有效的去除水中的微囊藻毒素，保证水质安全。因此，与物化工艺相比，利用生物处理法去除水源水中的有机物、氨氮、铁锰以及藻类和藻毒素，具有经济有效且简单易行的特点，具有广阔的研究的价值与应用前景。
发明内容
本发明的目的是提供一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法及其应用，以解决现存的生物法处理水源水中氨氮、有机物、铁锰以及藻类和藻毒素处理效果差的问题。
本发明的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法是通过以下步骤实现的：
(1)多功能贫营养菌的复筛和复配；(2)高效溶藻产生菌筛选；(3)菌剂的发酵和构建；(4)菌剂固定化生物强化；(5)工艺的优化，最终实现微污染水源的处理和生物强化。技术路线如图1所示。
本发明的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法是按照以下步骤进行的：
(1)多功能贫营养菌的复筛和复配：将高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌单独发酵后，将上述三种菌的菌液浓度维持在CFU为106个/mL，然后按体积比为2：2：1的比例混合，即得到多功能贫营养菌；其中，所述的高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌均是从贫营养驯化的活性炭生物膜上获取后，再通过耐饥饿实验和净化效果实验分离获得；
(2)高效溶藻产生菌筛选：在培养时间为8～16h、pH值为6～7、培养温度为28～32℃、接菌量为5％和摇床转数为120～140rpm的条件下，将溶藻菌置于高效溶藻菌的培养基中进行培养；
(3)生物菌剂的构建：将步骤(1)中得到的多功能贫营养菌与步骤(2)中得到的高效溶藻菌按体积比为2:1的比例混合后，即构建出生物菌剂。
本发明中微污染水源固定化生物菌剂的应用是按照以下步骤进行的：
将生物载体置于反应器或者池体底部，向生物载体上喷洒本发明得到的生物菌剂，待形式生物膜后，进行走水运行，然后采用间歇性投加菌剂的方法，进行生物菌剂的强化处理，即完成菌剂的投加使用；其中，间歇性投加菌剂的菌剂投加量为5％。
所述的形成生物膜可通过镜检和静态试验验证生物膜的形成后的处理效果。
本发明包含以下有益效果：
由于不同的地域以及地理环境中微生物在适应性具有一定差异，本发明的核心即对不同功能菌株的分离培养，强化分离本地优势的菌群，用于生物的强化处理。最终目标在于通过功能培养基，分离具有降解优势的微生物功能菌。
生物活性炭深度处理技术是利用生长在活性炭上的微生物的生物氧化作用，从而达到去除污染物的技术。该技术可以增加水中溶解性有机物的去除效率；延长活性炭的再生周期，减少运行费用；而且能够将水中的氨氮转化为硝酸盐，进而加强了水中溶解性有机物的去除，降低了后氯化时的氯剂投加量，降低了三卤甲烷的生成量，而且延长了活性炭的再生周期，减少运行费用。
而对生物活性炭深度处理中的一个关键因素：固定化微生物菌剂构建。其具体方法是首先筛选得到贫营养菌、溶藻菌和藻毒素降解菌，进而将三种菌有机的固定在载体上，从而为饮用水的生物处理技术提供高效的固定化微生物菌剂，实现对水源水中有机物、藻类和藻毒素的去除。
另外，将本发明与国内专利进行比较分析，其结果如下：
本发明的内容有别于专利(CN200910071592-一种微生物复合菌剂和微生物复合菌剂的制备及用途)，该专利是从低温水体中氨氮的去除的角度出发，分离菌株，然后进行的菌剂的生物去除研究。其分离的细菌，只是本发明菌剂的一部分，并且该专利没有给出具体的投加以及施用方法。
本发明同样不同于专利(CN201310126043-一种用于净化河道污水的微生物菌剂及其制备方法)。该专利分离菌剂的方法与本发明的研究思路尚不一致，同时该菌剂的没有溶藻菌，也不是贫营养菌剂，且没有给出具体的应用方法。
专利(CN200810197203-河流、湖泊、景观水水体污染物生物方式强化削减方法)只是简单的给出了一个工程实施案例，没有给出具体的菌剂以及投加方式，同时采用的固定化填料也不同于本发明的填料。
专利(CN200710057625-微污染原水富氧生物预处理除污染工艺)基于富氧的条件下进行的菌剂开发，而本发明是以常规水体为基础，水中溶解氧在0.2～4mg/L，两个发明的研究对象不同。本发明适合北方低温下的水体的生物菌剂的构建。
专利(CN200610047905-一种修复有机污染水体的菌剂及其制备和使用方法)是针对硝基芳香烃化合物处理开发的菌剂，而本发明是针对微污染水源水开发的菌剂。
专利(CN200410026930-一种用于控制河道底泥二次污染的固定化复合菌剂的制备方法)，所用的细菌为光合细菌，有别于本发明所使用的菌剂。
附图说明
图1为本发明的技术路线图；
图2为活性污泥内部形态变化的扫描电子显微镜照片；
图3为实施例一制得的固定化生物菌剂对松花江和马家沟河水的COD去除效果图；其中，为松花江COD去除效果曲线，为马家沟COD去除效果曲线；
图4为实施例一制得的固定化生物菌剂对松花江水的氨氮、硝氮、亚硝氮和磷酸根的去除效果图；其中，为氨氮去除效果，为硝氮去除效果，为亚硝氮去除效果，为磷酸根去除效果；
图5为实施例一制得的固定化生物菌剂对马家沟水的氨氮、硝氮、亚硝氮和磷酸根的去除效果图；其中，为氨氮去除效果，为硝氮去除效果，为亚硝氮去除效果，为磷酸根去除效果。
具体实施方式
具体实施方式一：本实施方式的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法是按照以下步骤进行的：
(1)多功能贫营养菌的复筛和复配：将高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌单独发酵后，将上述三种菌的菌液浓度维持在CFU为106个/mL，然后按体积比为2：2：1的比例混合，即得到多功能贫营养菌；其中，所述的高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌均是从贫营养驯化的活性炭生物膜上获取后，再通过耐饥饿实验和净化效果实验分离获得；
(2)高效溶藻产生菌筛选：在培养时间为8～16h、pH值为6～7、培养温度为28～32℃、接菌量为5％和摇床转数为120～140rpm的条件下，将溶藻菌置于高效溶藻菌的培养基中进行培养；
(3)生物菌剂的构建：将步骤(1)中得到的多功能贫营养菌与步骤(2)中得到的高效溶藻菌按体积比为2:1的比例混合后，即构建出生物菌剂。
本实施方式步骤(1)中所述的高效COD降解菌主要包括短小芽孢杆菌属(Bacillus)和不动杆菌属(Acinetobacter)；所述的氨氮细菌主要包括亚硝酸菌属(nitrosomonas)、硝酸菌属(nitrobacter)和恶臭假单胞菌(Pseudomonasputida)；所述的除磷细菌主要包括假单胞菌属细菌(Pseudomonassp.)和短杆菌属(Brevibacterium)。
本实施方式的耐饥饿实验具体操作过程为：取目标水体，使目标水体的COD小于50mg/L，然后通过驯化，使目标水体中的菌体利用水体中的无机的营养盐类物质生长，直至目标水体的水质标准达到国家水质标准，然后分别通过本发明下述具体实施方式二至四所述的三种培养基，进行高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌分离；其中，所述的目标水体为江河湖水或者生活用水；所述的达到国家水质标准为：江河湖水需达到四类水质标准，生活用水需达到一级B标准；所述的无机的营养盐类物质为硝酸根、磷酸盐以及氨氮类物质。
本实施方式的净化效果实验具体操作过程为：将耐饥饿实验分离得到的高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌进行发酵，得到菌剂；然后将载体的填料投放到待净化的反应器中，然后向反应器中间歇性投加上述得到的三种菌剂，直接反应器内的水体达到国家水质标准；其中，所述的达到国家水质标准为：江河湖水需达到四类水质标准，生活用水需达到一级B标准；所述的载体的填料为火山岩、生物活性碳、沸石、电气石或PVC；所述的高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌进行发酵所需培养基分别为具体实施方式二至四所述的三种培养基。
具体实施方式二：本实施方式与具体实施方式一不同的是：高效COD降解菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，其中，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。其它与具体实施方式一相同。
具体实施方式三：本实施方式与具体实施方式一或二不同的是：氨氮细菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、1.0g/L的NHCl、1.0g/L的NaNO3、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。其它与具体实施方式一或二相同。
具体实施方式四：本实施方式与具体实施方式一至三之一不同的是：除磷细菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、2.0g/L的H2PO4、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5，其它与具体实施方式一至三之一相同。
具体实施方式五：本实施方式与具体实施方式一至四之一不同的是：步骤(2)中所述的高效溶藻菌的培养基是由1.0g的葡萄糖、5.0g的氮源、5.0g的NaCl、4.0g的K2HPO4、6.0g的KH2PO4、1mL的微量元素溶液和1000mL的去离子水混合后于121℃下灭菌20min制成；其中，所述的微量元素溶液是由1000mg的CaCl2·2H2O、1000mg的FeSO4·7H2O、1400mg的EDTA和1000mL的去离子水组成；所述的氮源为NH4Cl、NH4SO4、尿素或玉米浆；所述的高效溶藻菌的培养基pH为7.0，其它与具体实施方式一至四之一相同。
具体实施方式六：本实施方式是按照以下步骤进行的：
将生物载体置于反应器或者池体底部，向生物载体上喷洒权利要求1得到的生物菌剂，待形式生物膜后，进行走水运行，然后采用间歇性投加菌剂的方法，进行生物菌剂的强化处理，即完成菌剂的投加使用；其中，间歇性投加菌剂的菌剂投加量为5％。
所述的形成生物膜可通过镜检和静态试验验证生物膜的形成后的处理效果。
具体实施方式七：本实施方式与具体实施方式六不同的是：生物载体为火山岩、生物活性碳、沸石、电气石或PVC。其它与具体实施方式六相同。
具体实施方式八：本实施方式与具体实施方式六或七不同的是：间歇性投加菌剂的方法具体操作为：
(1)根据实际的处理效果和水利停留时间，按5％的体积比进行菌剂投加，投加期间污水停止运行5～8h；
(2)若菌剂的处理效果不稳定，则再次按照步骤一的操作进行，直至菌剂的处理效果稳定为止。其它与具体实施方式六或七相同。
本实施方式步骤一中根据实际的处理效果和水利停留时间，按体积百分含量为5％的量投加菌剂，所起到的作用为：增加反应器或生物载体填料上的功能微生物的数量，提高其生物活性，保持优势菌种的数量以及挂膜的稳定性。
本实施方式步骤二中所述的处理效果不稳定具体是指当固定化菌剂受到进水的水质波动较大，温度以及有机负荷较大的时候，微生物对污染物的去除率受到影响，水质表现在主要的目标污染物没有处理达标，即为处理效果不稳定；
处理效果稳定具体是指处理的水质达到相应的当地对河流的水体的水质指标。
具体实施方式九：本实施方式与具体实施方式六至八之一不同的是：步步骤(1)中的根据实际的处理效果和水利停留时间，其中，所述的时间为6～8天。其它与具体实施方式六至八之一相同。
具体实施方式十：本实施方式与具体实施方式六至九之一不同的是：步骤一中污水停止运行时间在反应池为固定的生物反应池时，需增加水力停留时间(停留时间为8～12小时)。其它与具体实施方式六至九之一相同。
通过以下实施例验证本发明的有益效果：
实施例一
本实施例的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，它是按照以下步骤进行的：
(1)多功能贫营养菌的复筛和复配：从通过贫营养驯化的活性炭生物膜上，按功能进行贫营养菌分离，其中，主要的功能菌株包括贫营养COD高效降解菌、氨氮细菌和除磷菌。通过耐饥饿实验和净化效果实验，分离获得高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌，按菌液的浓度CFU为106个/mL，体积比为2：2：1的比例混合(实际应用中可以根据不同的水质进行调整混合的比例)，即得到多功能贫营养菌；
(2)高效溶藻产生菌筛选：在培养时间为8～16h、pH值为6～7、培养温度为30±2℃、接菌量为5％、摇床转数120～140rpm的条件下，将从水体中分离的溶藻菌置于高效溶藻菌的培养基中进行培养；
(3)生物菌剂的构建：将步骤(1)中得到的多功能贫营养菌与步骤(2)中得到的高效溶藻菌按体积比为2:1的比例混合后，即构建出生物菌剂；
(4)生物菌剂投加和固定化生物强化：将生物载体置于反应器或者池体底部，向生物载体上喷洒步骤(3)得到的生物菌剂，待形式生物膜后(可以通过镜检和静态试验验证生物膜的形成后的处理效果)，进行走水运行，然后采用间歇性投加菌剂的方法，进行生物菌剂的强化处理，即完成菌剂的投加使用；其中，间歇性投加菌剂的菌剂投加量为5％。
本实施例步骤(1)中所述的高效COD降解菌主要包括短小芽孢杆菌属(Bacillus)和不动杆菌属(Acinetobacter)；所述的氨氮细菌主要包括亚硝酸菌属(nitrosomonas)、硝酸菌属(nitrobacter)和恶臭假单胞菌(Pseudomonasputida)；所述的除磷细菌主要包括假单胞菌属细菌(Pseudomonassp.)和短杆菌属(Brevibacterium)。
其中，高效COD降解菌分离时所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，其中，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。
氨氮细菌株分离时所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、1.0g/L的NHCl、1.0g/L的NaNO3、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5；
除磷细菌分离时所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、2.0g/L的H2PO4、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。
步骤二中所述的高效溶藻菌的培养基是由1.0g的葡萄糖、5.0g的氮源、5.0g的NaCl、4.0g的K2HPO4、6.0g的KH2PO4、1mL的微量元素溶液和1000mL的去离子水混合后于121℃下灭菌20min制成；其中，所述的微量元素溶液是由1000mg的CaCl2·2H2O、1000mg的FeSO4·7H2O、1400mg的EDTA和1000mL的去离子水组成；所述的氮源为NH4Cl、NH4SO4、尿素或玉米浆；所述的高效溶藻菌的培养基pH为7.0。
本实施例步骤一获得的高效贫营养菌，对贫营养条件有很好的适应能力，并且对高锰酸盐指数、UV254和氨氮有较好的去除效果。
对本实施例制得的固定化后的生物菌剂进行水体修复实验验证：
针对开发的水体修复菌剂，通过运行SBR生物反应器，对哈尔滨市的松花江和马家沟河水进行生物强化处理，探讨菌剂的适应性和处理效果。
研究采用火山岩作为生物载体填料，菌剂固定初期，采用喷淋的方法，将填料剂浸没在菌剂中，然后采用曝气的方法，曝气三天后，处理松花江和马家沟的河水，水利停留时间12～24h，期间每隔7天进行一次菌剂的强化处理，菌剂强化的菌剂投加量为5％，处理效果稳定后停止投加。
研究结果如下：活性污泥内部形态变化的扫描电子显微镜照片如图2所示，应用于活性炭固定化的生物强化菌剂小试研究表明，能够实现对氨氮、微藻以及COD等的有效去除，48h后氨氮的去除率达到95％以上，对微藻具有较好的去除作用。
实施例一的固定化生物菌剂对COD的去除效率结果如图3所示，生物强化处理的SBR反应器中，松花江水和马家沟水COD的去除率分别为52.72％和52.12％，第7个周期出水COD达到了排放标准。
实施例一的固定化后的生物菌剂对氨氮、硝态氮、亚硝氮和磷酸根的去除效能如图4所示，松花江水在菌剂生物强化的前2个周期，氨氮和硝态氮去除速率较快，在第6周期进入稳定状态，第12周期后氨氮去除率为70.37％，磷酸根的去除率为81.87％，硝态氮为38.64％，亚硝态氮为97.07％。相对于直接的一次性投加，生物强化效果更加的稳定，去除的效果更好。
实施例一的固定化生物菌剂对马家沟河水生物强化对氨氮、硝态氮、亚硝氮和总磷的去除效能如图5所示，马家沟水在菌剂生物强化处理的前2个周期，与松花江水相似，氨氮和硝态氮去除速率较快，第12周期后氨氮去除率80.96％，磷酸根的去除率为50.48％，硝态氮为59.36％，亚硝态氮为95.91％，间接的多次投加生物强化效果优于直接一次性投加。实施例一的固定化生物菌剂(水体修复菌剂)用于实际水体的生物强化处理，关键在于如何使菌剂的功能菌株，有效的附着或者固定在污泥或者生物载体填料上，通过调整工艺和菌剂的投加的方式，使其成为优势菌种，并不断提高其生物活性，保证在水处理过程的稳定和高效。
由上述研究结果表明，投加实施例一制备得到的固定化后的生物菌剂的松花江和马家沟河水的COD去除率为52.72％和52.12％，投加实施例一制备得到的固定化生物菌剂的松花江水和马家沟河水氨氮去除率分别为70.37％和80.96％，磷酸根为81.87％和50.48％，硝态氮为38.64％和59.36％，亚硝态氮为97.07％和95.91％。间接投加菌剂生物强化优于直接一次性投加，更加保证了处理效果的稳定性和高效性，对实际工程中菌剂的生物强化具有很好借鉴和指导意义。
Claims (10)
1.一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于它是按照以下步骤进行的：
(1)多功能贫营养菌的复筛和复配：将高效的COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌单独发酵后，将上述三种菌的菌液浓度维持在CFU为106个/mL，然后按体积比为2：2：1的比例混合，即得到多功能贫营养菌；其中，所述的高效COD降解菌、氨氮细菌与除磷细菌均是从贫营养驯化的活性炭生物膜上获取后，再通过耐饥饿实验和净化效果实验分离获得；
(2)高效溶藻产生菌筛选：在培养时间为8～16h、pH值为6～7、培养温度为28～32℃、接菌量为5％和摇床转数为120～140rpm的条件下，将溶藻菌置于高效溶藻菌的培养基中进行培养；
(3)生物菌剂的构建：将步骤(1)中得到的多功能贫营养菌与步骤(2)中得到的高效溶藻菌按体积比为2:1的比例混合，即构建出生物菌剂。
2.根据权利要求1所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于所述的高效COD降解菌包括短小芽孢杆菌属和不动杆菌属；所述的氨氮细菌包括亚硝酸菌属、硝酸菌属和恶臭假单胞菌；所述的除磷细菌包括假单胞菌属细菌和短杆菌属。
3.根据权利要求1所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于高效COD降解菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，其中，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。
4.根据权利要求1所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于氨氮细菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、1.0g/L的NHCl、1.0g/L的NaNO3、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，其中，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。
5.根据权利要求1所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于除磷细菌通过耐饥饿实验和净化效果实验分离时，所需的培养基是由0.5g/L的葡萄糖、0.5g/L的NHCl、2.0g/L的H2PO4、0.5g/L的KH2PO4、0.5g/L的K2HPO4、0.05g/L的CaCl2、0.5g/L的MgSO4·7H2O、1mL/L的微量元素溶液、2g/L的酵母膏和余量的水组成，所述的微量元素溶液是由0.2g/L的CoCl2·6H2O、0.3g/L的MnCl2·4H2O、0.04g/L的ZnCl2、0.01g/L的NiCl2·6H2O、0.02g/L的CuSO4·5H2O、0.01g/L的Na2MoO4·2H2O、0.01g/L的Na2SeO4·2H2O和0.2g/L的FeSO4组成，培养基pH为7.0～7.5。
6.根据权利要求1所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的构建方法，其特征在于步骤(2)中所述的高效溶藻菌的培养基是由1.0g的葡萄糖、5.0g的氮源、5.0g的NaCl、4.0g的K2HPO4、6.0g的KH2PO4、1mL的微量元素溶液和1000mL去离子水混合后于121℃下灭菌20min制成；其中，所述的微量元素溶液是由1000mg的CaCl2·2H2O、1000mg的FeSO4·7H2O、1400mg的EDTA和1000mL的去离子水组成；所述的氮源为NH4Cl、NH4SO4、尿素或玉米浆；所述的高效溶藻菌的培养基pH为7.0。
7.一种微污染水源固定化生物菌剂的应用，其特征在于它是按照以下步骤进行的：
将生物载体置于反应器或者池体底部，向生物载体上喷洒权利要求1中得到的生物菌剂，待形式生物膜后，进行走水运行，然后采用间歇性投加菌剂的方法，进行生物菌剂的强化处理，即完成菌剂的投加使用；其中，间歇性投加菌剂的菌剂投加量为5％。
8.根据权利要求7所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的应用，其特征在于生物载体为火山岩、生物活性碳、沸石、电气石或PVC。
9.根据权利要求7所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的应用，其特征在于间歇性投加菌剂的方法具体操作为：
(1)根据实际的处理效果和水利停留时间，按5％的体积比进行菌剂投加，投加期间，污水停止运行5～8h；
(2)若菌剂的处理效果不稳定，则再次按照步骤(1)的操作进行，直至菌剂的处理效果稳定为止。
10.根据权利要求8所述的一种微污染水源固定化生物菌剂的应用，其特征在于步骤(1)中的根据实际的处理效果和水利停留时间，其中，所述的时间为6～8天。
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