CN114250187B - 一种去除水体中tbbpa的方法、微生物菌株及微生物菌剂 - Google Patents

一种去除水体中tbbpa的方法、微生物菌株及微生物菌剂 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种去除水体中TBBPA的方法、微生物菌株及微生物菌剂，其中的微生物菌株，为驯化的洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，保藏编号为GDMCC No.62153；该微生物菌剂及该去除水体中TBBPA的方法，是将Y17菌株定植在生物炭的表面上及孔道内，以水体中TBBPA作为碳源、空气及水体溶氧作为氧源，由生物炭为该菌株提供在水体中降解TBBPA的微观生长环境、菌株在水体中的好氧生长，持续发生降解反应，对水体中的TBBPA进行生物强化降解。本发明提供的去除方法及微生物菌株、微生物菌剂，降解效率高、环境友好、成本低，能满足大范围推广应用的需要。

Description

一种去除水体中TBBPA的方法、微生物菌株及微生物菌剂
技术领域
本发明属于微生物污水处理、环境保护技术领域，具体涉及一种去除水体中TBBPA的方法、微生物菌株及微生物菌剂。
背景技术
四溴双酚A ( Tetrabromobisphenol A，TBBPA)为灰白色粉末，其熔点184℃，沸点316℃(分解)，可溶于甲醇、乙醇和丙酮，亦可溶于氢氧化钠水溶液，但微溶于水，由于其低水溶性( 0. 72mg·L -1 ) 、高脂溶性( lgKow = 4. 5) 的特点，极易在生物体内富集。TBBPA (四溴双酚A)作为阻燃剂常用于制造电路板和塑料，其在产品使用过程中必然释放至环境，危害生态和人体健康。目前已发现自然界水体（特别是污水处理厂等）及水下表面沉积物中均存在着TBBPA。
近年来，有关环境中有机污染生物处理技术的研究迅速发展，提出了多各种污染物环境修复技术。目前污染物环境修复可以用物理方法、化学方法和生物方法。与物理修复、化学修复相比，生物修复有以下几个明显的优点：(1) 修复成本显著降低；(2) 可在污染点现场进行，对环境的扰动性小；(3) 修复技术本身对环境友好，不易造成二次污染；(4)可以使用于大范围的污染场所。正是基于以上优点，生物修复在近二十年来受到越来越多的环境研究者青睐，成为污染环境修复很有前途的方法。但是和常规的修复方法相比，它也有其自身的缺点：(1) 修复时间长，一般不适用于突发事故引起的小范围严重污染；(2) 修复效果不如化学修复和物理修复彻底；(3) 受环境因素影响大，修复条件不易人为控制。
生物修复是一种使用微生物降解净化有毒有害污染物来净化水体和土壤的技术。生物修复包括生物刺激和生物放大，而生物刺激和生物放大通常避免疏通来控制成本，被认为是既节省成本和又有效的技术。生物修复(Bioremediation)是利用生物对环境污染物的吸收、代谢和降解等功能，加速去除环境中污染物的过程。一般是针对自然环境中的污染而言，它是一个受控过程或者是一个自发过程。
生物修复包含有很多限制因素，如能降解污染物的微生物生长缓慢以及低的能降解污染物的生物量，以及由于水体中O2 传输速率缓慢限制了降解污染物微生物的生长速率，因此，生物修复需要通过生物刺激和生物放大来提高微生物对污染物的去除。生物刺激是指通过添加合适的电子供体/受体或营养来刺激激发土著微生物降解污染物的潜力或者共代谢降解目标污染物。然而这些刺激作用是建立在土著微生物菌群有降解污染物能力的基础上，因此生物刺激有很多不确定性。首先污染水体是否含能降解污染物的微生物，以及污染水体产生足够多微生物所需要时间也不确定或者可能很漫长。
生物放大是指通过引进专门的优势菌群或者基因工程菌群来加速污染区域或生物反应器中污染物的去除。然而，由于降解效率和实用性等方面的限制，生物放大方法还处在讨论阶段，而在实验条件下，接种专门菌剂往往能高效的去除目标污染物，但是在自然条件下，它们的性能就很难预测。在有些环境条件下生物放大能成功的加速目标污染物的去除，然而在有些环境条件下，引进专门的微生物菌剂存活率很低并不能发展它们的生物降解活性。
现有研究结果包括：采用好氧降解的红球菌属( Rhodococcus sp ) ，采用厌氧降解的苍白杆菌（Ochrobactrum sp.）、肠杆菌属（Enterobacter sp.）、沙雷氏菌属（Serratia sp.）对受污染的污泥中的TBBPA具有较好的降解作用。但是，目前尚未发现对于水体中的TBBPA具有较好降解作用的菌种。
因此，需要研究一种在水体中能通过生物放大对TBBPA降解、降解效率高、降解受环境影响小、生物修复效果稳定、对环境友好、成本低的方法、降解菌株及菌剂，以满足大范围、低成本的推广应用需求。
发明内容
针对现有技术的上述不足，本发明的目的在于提供一种去除水体中TBBPA的方法、微生物菌株及微生物菌剂，通过驯化陆生的微生物菌株，并制备专门的微生物菌剂，克服该菌株无法在水体中自然生长的限制、使该菌剂为菌株提供在水体中生长的可靠的微观环境条件，通过生物放大，加速目标污染物的去除，实现对水体中TBBPA的微生物强化降解，以满足大范围、低成本、安全可靠的水体修复的需求。
为实现上述目的，本发明所提供的技术方案为：
一种可降解水体中TBBPA的微生物菌株，该菌株为驯化的洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，保藏编号为GDMCC No.62153，保藏日期为2021年12月21日；保藏于广东省微生物菌种保藏中心，保藏地址为广州市先烈中路100号大院59号楼5楼。
该Y17菌株在使用其进行水体中TBBPA降解前，先使用营养培养基进行复壮和扩培，过程如下：将菌株加入营养培养基，在35℃下、160r/min转动，扩大培养12小时；所述的营养培养基为：将牛肉膏3g，蛋白胨10g，NaCl 5g加入到纯水中，定容至1000mL，调节pH 为7.2。
一种可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其是将前述的Y17菌株，定植在生物炭的表面上及孔道内形成菌剂，该菌剂为Y17菌株提供在水体好氧生长的生长条件和微观环境，以降解水体中TBBPA：由生物炭为载体、Y17菌株在该生物炭的表面上及孔道内生长，该生物炭吸附水体中的TBBPA作为Y17菌株生长的碳源、以生物炭孔道内留存的空气及水体中溶氧为氧源，在生物炭与水体的接触面上提供高渗压，使降解反应能够持续进行。
所述的菌剂具备如下材料性能参数：其初始比重为0.35~0.36，比表面积为11.7~11.9m2/g，微孔面积0.23~0.24 m2/g，外表面积11.4~11.6 m2/g，孔容0.02~0.03 cm2/g；充分浸水后的比重为0.98~0.99，使生物炭及Y17菌株长时间悬浮于水体中，使Y17菌株能够长时间进行好氧生长，持续降解水体中的TBBPA。
所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，其采用如下步骤制备：
A、制备生物炭BC：
将生物质玉米秸秆在烘箱中60℃烘干，研磨粉碎过150µm筛，取一定量的过筛生物质放于刚玉舟中置于管式炉，管式炉升温程序为：以10℃/min由室温分别升温至300℃、500℃和700℃热解，并保留2 h，以10℃/min由各热解温度分别降至75℃，取出备用，对应得到三种生物炭BC；
B、制备生物炭固定化定植的菌剂MBC：
采用已制得不同热解条件生物炭和分离纯化的具有去除活性的单菌Y17溶液，在转速为160r/min，在温度分别为25、30、35℃和pH分别为5、6、7、8、9条件下进行固定化培养，将微生物定植于生物炭上，制备完成生物炭固定菌剂MBC，用硫酸盐缓冲液冲洗备用。
其中，所述步骤A还包括：选取升温至500℃的生物炭BC500，将其加入振动筛分机中，振动向振动筛分机中通入正向和反向交变的湿润压力空气，去除灰分、打通被堵塞的孔道，使湿润空气容置在生物炭各处的孔道内，并使生物炭所带负电荷减少以有利于微生物宏观吸附，同时使其达到前述生物炭的材料性能参数；
其中，所述的步骤B还包括：选取经过步骤A处理的生物炭BC500作为载体，固定化培养温度为35℃，固定化培养pH为7，生物炭固定化培养时间为12小时，制备得到MBC500。
一种去除水体中TBBPA的方法，其包括如下步骤：
S1：分别制备前述可降解水体中TBBPA的微生物菌株，及前述的微生物菌剂MBC；
S2：测定污水中TBBPA的浓度及所制备的微生物菌剂的降解率，计算降解所需的微生物菌剂用量；
S3：向污水水体中投加微生物菌剂，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，使菌剂上的微生物菌株Y17持续好氧生长，将水体中的TBBPA吸附并降解：此时在生物炭表面及孔道内形成Y17菌株生长的微观环境，水体中的溶氧及生物炭孔道中留置的空气为该降解反应过程持续提供氧源，生物炭吸附的TBBPA作为碳源，并在生物炭与水体的结合面上，对冲水体的低渗透压、为Y17菌株提供高渗透压；Y17菌株在水体中通过好氧生长、繁育，对水体中的TBBPA进行生物强化降解；
S4：测定处理后的水体中TBBPA的浓度，如未达标则重复步骤S2-S3，直至达标。
所述的步骤S3中，当水体温度为25~35℃、pH为6时，菌剂上的Y17菌株降解TBBPA的效率最优。
在优选的实施例中，所述的步骤S1为：制备前述的微生物菌剂MBC；所述的步骤S3为：向污水水体中投加该微生物菌剂MBC，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，该菌剂充分浸水后的比重为0.98~0.99，菌剂及Y17菌株长时间悬浮于水体中，使Y17菌株能够长时间进行好氧生长，提高水体中的TBBPA吸附与降解效率。
与现有技术相比，本发明的优点在于：
1、本发明提供的去除水体中TBBPA的方法、微生物菌株及微生物菌剂，通过驯化陆生的微生物菌株，并制备专门的微生物菌剂、克服该菌株无法在水体中自然生长的限制，使该菌剂为该菌株提供在水体中生长的可靠的微观环境条件，通过对生物放大，加速目标污染物的去除，实现对水体中TBBPA的微生物强化降解，而且降解效率高、降解受环境影响小、生物修复效果稳定、对环境友好、成本低的方法，可以满足大范围推广应用、低成本、安全可靠的水体修复的需求。
2、本发明提供的驯化陆生菌株Y17，是以TBBPA为单一碳源、通过培养基驯化的，由电子垃圾拆解区土壤陆生菌群中筛选出的1株对TBBPA具有良好降解能力的菌株，其经基因对比，为土壤中筛选的陆生洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，其被定植在生物炭为载体的菌剂上之后，能够在该菌剂提供的微观环境中快速繁殖，通过好氧生长；并且可以随菌剂的生物炭一同长时间的悬浮在水体中，强化降解水体中及被生物炭吸附的TBBPA。该陆生菌株经过驯化后，其环境适应性、TBBPA降解能力及抗逆性均有显著提升。
3、本发明选育原生于土壤中的优势菌株Y17作为降解水体中TBBPA的微生物，通过生物炭作为载体制备的菌剂，为其提供的在水体中生长的微观条件，从而使其能够在水体中（或者底泥中）长时间保持生长。Y17菌株所属的洋葱伯克霍尔德氏菌为专性需氧，其对TBBPA的降解为微生物好氧降解，该菌种的最适生长温度为30~37℃、pH7；经过驯化后，其适宜温度下降到25~35℃、pH6，提高了自然环境的适应性。本发明涉及的洋葱伯克霍尔德氏菌除被发现广泛的生活在土壤、植物的根周外，还在湖泊，河流，饮用水，纯化水，管道等天然或者人工的水环境中经常检出。但是，水环境对该微生物的生存一般均存在着营养物质缺乏和低渗透压等限制，使该微生物无法生长，其仅可通过代谢调节、细胞形态改变等，以存活但不可培养的状态(VBNC)在受胁迫的水环境中长期生存（保持活性而不能生长）。本发明通过特别制备的菌剂，为该菌株所提供的微观环境，克服了其在水体中无法生长的障碍。具体是通过其生物炭的孔道、缝隙中留存的空气和水体中的溶氧作为氧源，以生物炭吸附水体中的TBBPA作为碳源，以生物炭的孔道、表面及其与水体的接触面为附着床，对冲水体的低渗透压，为Y17菌株在水体中生长所必须的微观环境，包括高渗透压、氧气和营养物质（TBBPA）。
4、本发明提供的菌剂，是采用特制的BC500生物炭为载体，将Y17菌株定植在其表面上及孔道（含孔道、缝隙）中；通过调节该生物炭的制备方法及条件，可以使其达到初始比重为0.35~0.36、孔容0.02~0.03 cm2/g等参数，在充分浸水后的比重为0.98~0.99（接近1），从而使生物炭及Y17菌株长时间悬浮于水体中，使Y17菌株能够长时间进行好氧生长，持续降解水体中的TBBPA。参见附图3，经过实际测试可知，该菌剂可使Y17菌株在水体环境中持续生长、生长状况良好，因此其降解TBBPA的能力显著提升；其采用的BC500生物炭是由生物质在高温缺氧条件下热解所产生的一种碳材料，具有比表面积大，孔道率高，电子传递能力强等优点，可以为微生物提供良好的生存环境，同时对TBBPA有优异的吸附能力，进而增强微生物与污染物接触，促进污染物降解。
5、本发明提供的去除方法，通过菌株、菌剂的结合，克服了Y17菌株无法在水体中生长，而且其生长易受环境因素影响、降解效率低的不足，通过对Y17的驯化，并结合生物炭固定化定植菌株、营造微观生长环境、改善生长条件的方式，提高该微生物Y17菌株的抗逆性和降解能力。
6、本发明提供的降解方法、菌株及菌剂，对于降解效果好、对环境友好、易于制备、成本低廉、使用方便，可以大规模推广应用于水体有机污染物TBBPA的治理。经过试验及测算，采用本发明技术进行治理的总成本，仅为化学处理方法的20%左右。
附图说明
图1为本发明实施例的生物炭材料BC500的扫描电镜图；
图2为本发明实施例的菌剂材料MBC500的扫描电镜图（含少量菌株）；
图3为本发明实施例的菌剂材料MBC500的扫描电镜图（圆圈内示出的为菌株）；
图4为本发明实施例生物炭表面Zeta电位示意图；
图5为本发明实施例pH对菌剂生长曲线的影响示意图；
图6为本发明实施例温度对菌剂生长曲线的影响示意图；
图7为本发明实施例不同热解温度对生物炭固定化定植菌剂降解TBBPA效率的影响示意图；
图8为本发明实施例不同固定化培养温度对生物炭固定化定植菌剂降解TBBPA效率的影响示意图；
图9为本发明实施例不同固定化培养pH对生物炭固定化培养菌剂降解TBBPA的影响示意图；
图10为本发明实施例传统生物炭和本发明生物炭固定化定植菌剂去除TBBPA效率对比示意图。
下面结合附图和实施例，对本发明的技术方案进行详细说明。
具体实施方式
实施例1：
参见附图1~图3，本实施例提供的可降解水体中TBBPA的微生物菌株，该菌株为驯化的洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，保藏编号为GDMCC No.62153，保藏日期为2021年12月21日，保藏于广东省微生物菌种保藏中心，保藏地址为广州市先烈中路100号大院59号楼5楼。
该菌株是以TBBPA为单一碳源的培养基驯化的，由电子垃圾拆解区土壤中筛选出的1株对TBBPA具有良好降解能力的陆生菌株，其经基因测序和对比，为洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，其被定植在以生物炭为载体、并培养成为菌剂之后，该菌株随同菌剂可以悬浮在水体中（少量沉入底泥中），在生物炭提供的微观环境中快速繁殖、降解水体中及被生物炭吸附的TBBPA。
具体的，菌株Y17基因序列的同源性比较方法为：登录NCBI网站上传Y17菌株进行BLAST对比，选取与该菌同源性相近的其他菌株，得知菌株Y17与Burkholderia cepacia isolate 4在同一分支，相似度达99.58%，所以判定Y17菌株为Burkholderia cepacia菌株。
本实施例采用如下步骤对Y17菌株进行选育及驯化：
D1：一次驯化：采集含有陆生洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株的TBBPA污染土壤样品，每10 g 为一份选育样本，分别制备多份选育样本；将每份样本分别放至200 mL无机盐培养基中，震荡培养后静置，再取20mL 接种液接入180 mL 新的含1mg/LTBBPA的无机盐培养液中震荡培养7天，重复5次，逐步提高TBBPA浓度至 20 mg/L，将所得培养液平板划线于含20 mg/L TBBPA的固体培养基上，30 ℃条件下倒置培养，观察各份样本驯化后菌落生长状况，如有无洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株存活存活，则进入步骤D2，如无洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株存活存活，则舍弃该样本；
D2：二次驯化：将有洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株存活的样本，进行二次驯化：挑取单菌落接种至20mL 含1 mg/L TBBPA无机盐培养基中，无机盐培养基pH为7±0.2，在30℃、160 rpm/min下培养7天，测定TBBPA残留量，将无去除效果样本的培养液舍弃，将有去除效果样本的培养液再次划线于固体培养基上纯化，并观察其在二次驯化后菌落生长状况；
D3：生物学特性验证与优选：分别观察各样本的二次驯化后菌落生长状况，并对比各样本测定的TBBPA残留量数据，选择其中一株最强壮、同时TBBPA残留量最小的洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株存活，则进行菌株的分离提取，即获得驯化后、具有较强TBBPA去除活性的单菌菌株Y17。
D4：该Y17菌株在使用其进行水体中TBBPA降解前，先使用营养培养基进行复壮和扩培，过程如下：将菌株加入营养培养基，在35℃下、160r/min转动，扩大培养12小时；所述的营养培养基为：将牛肉膏3g，蛋白胨10g，NaCl 5g加入纯水中，定容至1000mL，调节至pH7.2，获得营养培养基溶液。
所述的固体培养基采用如下方法制备：在所述的无机盐培养基中加入TBBPA作为唯一碳源，并使TBBPA 最终浓度为20 mg/L，每升加入17g琼脂，调节pH为 7.2。
所述的无机盐培养基，是将如下比例的组分加入到纯水中： KCl 1.3 g、KH2PO40.2 g、NaCl 1.17 g、CaCl2·H2O 0.1 g、MgCl2·6H2O 0.18 g、维生素1mg/L（其中：维生素B1 0.05、 泛酸钙 0.05、 核黄素 0.05、维生素B6 0.10、 维生素H 0.02、叶酸 0.02、维生素B12 0.1、尼克酸 0.05、硫辛酸 0.05、对氨基苯甲酸 0.05 mg/L）和微量元素63.6mg/L（其中：MnCl2·4H2O 20、CoCl2·6H2O 30、H3BO3 5.7、CuCl2·2H2O 2.7、NaMoO4·2H2O 2.6、ZnCl2 2.1、NiCl2·6H2O 0.5 mg/L），定容至1000mL，调节至pH 7.2，得到的溶液即为无机盐培养基。
本实施例提供的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其采用如下步骤制备：
A、制备生物炭BC：
将生物质玉米秸秆在烘箱中60℃烘干，研磨粉碎过150µm筛，取一定量的过筛生物质放于刚玉舟中置于管式炉，管式炉升温程序为：以10℃/min由室温分别升温至300℃、500℃和700℃热解，并保留2 h，以10℃/min由各热解温度分别降至75℃，取出备用，对应得到三种生物炭BC，对应其热解温度，分别记作：BC300 、BC500及 BC700；图1为生物炭材料BC500的扫描电镜图。由图1可以看出，该BC500拥有众多尺度与形状不一的层状物、相互之间形成了众多孔道（孔隙），因此具有较大的比表面积，而且其表面整洁，没有灰分、杂质，适合于微生物附着在其表面上及孔道中生长。
参见表1、表2，在生物炭的制备过程中，随着温度的上升，玉米秸秆的C元素由40.45%上升至56.51%，H元素由5.82%下降至1.82%，O元素由41.35%下降至7.99%，这表明在原生质热解的过程中发生了热解脱氢和脱氧反应。生物炭的原子比(N+O)/C反映了生物炭的极性，H/C反映了生物炭的芳香性，O/C反映了生物炭的亲水性。随着温度的上升，(N+O)/C、H/C、O/C比值均减少。生物炭芳香性增强，亲水性和极性下降。随着温度的上升，生物炭比表面积、外表面积和孔容均增大，但随着温度的上升灰分的增加可能使孔道堵塞。生物炭Zeta电位呈负值，其表面带负电，随着温度的上升，Zeta电位增加（参见图4），生物炭所带负电荷的减少有利于微生物宏观吸附。
表1生物炭粒径及孔结构特性
Figure DEST_PATH_IMAGE001
表2生物炭元素组成、原子比及灰分
Figure 793713DEST_PATH_IMAGE002
B、制备生物炭固定化定植的菌剂MBC：
采用已制得不同热解条件生物炭和分离纯化的具有去除活性的单菌Y17溶液，在转速为160r/min，在温度分别为25、30、35℃和pH分别为5、6、7、8、9条件下进行固定化培养，将微生物定植于生物炭上，制备完成生物炭固定的菌剂MBC，用硫酸盐缓冲液冲洗备用；根据所采用的载体生物炭，分别记作：MBC300 、MBC500及 MBC700。由图2的SEM显示，其生物炭载体上已成功固定（定植）微生物Y17。
一种去除水体中TBBPA的方法，其包括如下步骤：
S1：分别制备前述可降解水体中TBBPA的微生物菌株Y17，及所述的微生物菌剂MBC300 、MBC500及 MBC700；
S2：测定污水中TBBPA的浓度及所制备的微生物菌剂的降解率，计算降解所需的微生物菌剂用量；
S3：向污水水体中分别投加微生物菌剂MBC300 、MBC500及 MBC700，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，使菌剂上的微生物菌株Y17持续好氧生长，将水体中的TBBPA吸附并降解：此时在生物炭表面及孔道内形成Y17菌株生长的微观环境，水体中的溶氧及生物炭孔道中留置的空气为该降解反应过程持续提供氧源，生物炭吸附的TBBPA作为碳源，并在生物炭与水体的结合面上，对冲水体的低渗透压、为Y17菌株提供高渗透压；Y17菌株在水体中通过好氧生长、繁育，对水体中的TBBPA进行生物强化降解；
在第一次降解过程中，还可以包括观察MBC300 、MBC500及 MBC700在相同条件下的降解效果的步骤；在下一次投加时，可选择投加效果最好的菌剂；
S4：测定处理后的水体中TBBPA的浓度，如未达标则重复步骤S2-S3，直至达标。
本实施例提供的技术方案，重点是先筛选和驯化菌株Y17，再将前述的Y17菌株定植（固定化培养）在生物炭的表面上及孔道内形成菌剂，该菌剂为Y17菌株提供在水体好氧生长的生长条件和微观环境，以降解水体中TBBPA。观察图2-图3可知，由生物炭为载体的菌剂（图2）投入水体后，Y17菌株在该生物炭的表面上及孔道内生长，该生物炭吸附水体中的TBBPA作为Y17菌株生长的碳源、以生物炭孔道内留存的空气及水体中溶氧为氧源，在生物炭与水体的接触面上提供高渗压，使降解反应能够持续进行，经过12小时后，少量的Y17菌株（图2）就快速生长和裂变，广泛分布在生物炭表面及孔道上（图3），图中近似椭圆形或圆柱形的部分为Y17菌株，其自然、非均匀的分布在生物炭表面及孔道各处。
本发明实施例通过专门的微生物菌剂在水体中创造有利于Y17生长的微观条件，实现对污染物的强化降解。将该菌株定植于生物炭载体上，制备成专门的菌剂，易于批量化制备、保存、播施、使用。
参见图10，本实施例采用Y17及菌剂MBC，与采用传统生物炭，进行去除水体中TBBPA效果对比可知，在相同条件下，采用本发明的菌剂去除效率提升了30%左右。
实施例2：
本实施例提供的降解水体中TBBPA的方法、微生物菌株及菌剂，其基本上与实施例1相同，其不同之处在于，通过调节生物炭的制备条件调节菌剂的比重，使其能长时间悬浮在水体中，以提高降解效率。
制备可降解水体中TBBPA的微生物菌剂的步骤A，还包括如下步骤：
选取升温至500℃的生物炭BC500，将其加入振动筛分机中，振动向振动筛分机中通入正向和反向交变的湿润压力空气，去除灰分、打通被堵塞的孔道，使湿润空气容置在生物炭各处的孔道内，并使生物炭所带负电荷减少以有利于微生物宏观吸附，同时使所制备的生物炭具备如下性能参数：其初始比重（干重）为0.35~0.36，比表面积为11.7~11.9m2/g，微孔面积0.23~0.24 m2/g，外表面积11.4~11.6 m2/g，孔容0.02~0.03 cm2/g；
制备可降解水体中TBBPA的微生物菌剂的步骤B，还包括如下步骤：选取经过步骤A处理的生物炭BC500作为载体，固定化培养温度为35℃，固定化培养pH为7，生物炭固定化培养时间为12小时，制备得到悬浮型菌剂MBC500。
参见图4，在步骤A中，随着制备温度的上升，生物炭比表面积、外表面积和孔容均逐步增大，但随着温度的上升灰分的增加可能使孔道堵塞、同时比重下降；经此步骤处理的生物炭Zeta电位呈负值，其表面带负电，随着热解温度的上升，Zeta电位增加，生物炭所带负电荷减少有利于微生物宏观吸附。经过实际测试表面，BC500所具备的比重、孔容等参数，最适合制备悬浮型菌剂MBC500。
由BC500制备的悬浮型菌剂MBC500具备如下性能参数：其初始比重为0.35~0.36，比表面积为11.7~11.9m2/g，微孔面积0.23~0.24 m2/g，外表面积11.4~11.6 m2/g，孔容0.02~0.03 cm2/g；充分浸水后的比重为0.98~0.99，使Y17菌株长时间悬浮于水体中，使Y17菌株能够长时间进行好氧生长，持续降解水体中的TBBPA。
本实施例提供的去除水体中TBBPA的方法，包括如下步骤：
S1：制备本实施例的微生物菌剂MBC500；
S2：测定污水中TBBPA的浓度及所制备的微生物菌剂的降解率，计算降解所需的微生物菌剂用量；
步骤S3为：向污水水体中投加该微生物菌剂MBC500，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，该菌剂充分浸水后的比重为0.98~0.99，菌剂及Y17菌株长时间悬浮于水体中，使Y17菌株能够长时间进行好氧生长，提高水体中的TBBPA吸附与降解效率；
S4：测定处理后的水体中TBBPA的浓度，如未达标则重复步骤S2-S3，直至达标。
本实施例的悬浮型菌剂MBC500，在充分吸水后平均比重接近1（水的比重），在自然条件下大部分菌剂颗粒均可长时间悬浮于水体中，少量沉于底泥表面，由该菌剂营造污染水体中使该菌株Y17持续生长的微观环境（包括悬浮状态的、菌株承受的水压较低的环境）。本实施例通过对生物炭制备条件的调节，而调节生物炭菌剂的比重，充分吸水后使其孔道局部进水、内部容置空气，能够悬浮于水体中并为菌株生长提供部分氧源；生物炭通过其表面及孔道结构吸附TBBPA，菌株Y17在生物炭与水体的结合面上进行生长、繁育，提高降解速度和效率。
本实施例的MBC500通过悬浮在水体中的状态，使菌剂与Y17菌株处于水体中较浅的深度，从而降低Y17所承受的水压；同时，其生物炭的表面及孔道内的空气，也辅助对冲水体内的低渗压，提高Y17渗透压，有利于使降解反应持续、较快的进行。
实施例3：
参见图5，本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是并分别测试水体的不同pH条件，对于驯化后的Y17菌株降解TBBPA性能的影响。
测试方法为：将Y17菌株扩增至OD600为0.45后，按5%接种量接种至营养培养基，该菌株在35℃，160r/min，pH分别为5，6，7，8，9的含TBBPA水体中恒温培养；在12小时微生物浓度基本达到峰值，且pH为6时微生物浓度最高，其生长曲线见图5。
由此可知，驯化后的Y17，其最优的生长的pH值为6。其环境适应性较原始菌株有显著的提升。
实施例4：
参见图6，本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是分别测试不同的水体温度条件，对于Y17菌株降解TBBPA的性能影响。
测试方法为：将17菌株扩增至OD600为0.45后，按5%接种量接种至营养培养基，在pH为6，160r/min，温度分别为25，30，35℃恒温培养。在12小时微生物浓度达到峰值，且温度为35℃时微生物浓度最高。即：Y17在温度为35℃，pH为6时，培养12小时能够达到最大值。
由图6示出的温度对菌剂生长曲线可知，最优的生物炭固定化培养时间为12小时。
实施例5：
参见图7，本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是测试分别制备不同热解温度得到的各种生物炭BC，以及进一步制备的菌剂MBC，对Y17菌株降解TBBPA的性能影响。
测试方法为：取5mg固定化培养温度为35℃，固定化培养pH为7，生物炭制备方式分别为300℃、500℃、700℃的生物炭固定化定植菌剂，加入至50mL含1mg/L TBBPA的无机盐培养基，在30±0.5℃、160r/min和pH为7±0.2条件下，于恒温振荡器中震荡7天，如图7所示，TBBPA去除率为39.37%-59.37%，生物炭制备方式为500℃时去除率最高。
由图7中示出的不同热解温度对生物炭固定化定植菌剂降解TBBPA效率图可知，最优的生物炭热解制备温度为500℃。
实施例6：
参见图8，本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是测试分别制备不同固定化温度制备的菌剂MBC，对吸附、降解TBBPA的性能影响。
测试方法：取5mg生物炭制备方式为500℃、固定化培养pH为7，固定化培养温度分别为25℃、30℃和35℃，的生物炭固定化培养菌剂，加入至50mL含1mg/L TBBPA的无机盐培养基，在30±0.5℃、160r/min和pH为7±0.2条件下，于恒温振荡器中震荡7天，TBBPA去除率为52.49%-59.37%，固定化培养温度为35℃时去除率最高。
由图8中示出的不同固定化培养温度对生物炭固定化定植菌剂降解TBBPA效率的影响可知，制备菌剂最优的固定化培养温度为35℃。
实施例7：
参见图9，本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是分别测试不同固定化培养pH值制备的菌剂MBC，对降解TBBPA的性能影响。
测试方法为：取5mg生物炭制备方式为500℃、固定化培养温度为35℃，固定化培养pH分别为5、6、7、8、9的生物炭固定化定植菌剂，加入至50mL含1mg/L TBBPA的无机盐培养基，在30±0.5℃、160r/min和pH为7±0.2条件下，于恒温振荡器中震荡7天。
如图9所示，生物炭固定化定植菌剂TBBPA去除率为50.89%-59.37%，最优固定化培养pH值为7。
实施例8：
本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是分别测试未经处理（不含Y17）的生物炭BC与菌剂MBC，对降解TBBPA的性能对比。
测试方法为：分别取50mg 菌剂Y17，5mg生物炭制备方式为500℃、固定化培养温度为35℃，固定化培养pH为7的生物炭固定化定植菌剂和制备方式为500℃的生物炭材料，加入至50mL含1mg/L TBBPA的无机盐培养基，在30±0.5℃、160r/min和pH为7±0.2条件下，于恒温振荡器中震荡7天，如图10所示，相对于生物炭材料，生物炭固定化定植菌剂去除率提高12.94%，为59.37%；由此可见，采用含Y17的菌剂MBC与不含Y17的生物炭BC相比，降解TBBPA的效率和效果均提升了30%左右。
实施例9：
本实施例是对实施例1、2提供的技术方案的具体应用，重点是进行工程实际验证的去除TBBPA效果数据，与实验室内获取的去除TBBPA效果数据，进行对比测试，以确定该菌剂在自然条件下（受环境影响）的实际降解效率和效果。
对比测试方法：某工厂蓄水池A中存放有待处理含TBBPA废水1000立方米，将其中1立方米取回、放入到实验室容器B中；将本实施例制备的菌剂MBC500，按照相同的质量比，分别投加到蓄水池A与实验室的容器B的废水中；按照相同的速度、缓慢搅动两处废水、持续处理7天，然后测试蓄水池A与容器B中TBBPA含量下降情况。经过实际测试发现，菌剂MBC500对自然条件下蓄水池A废水中TBBPA的降解率为43.59%，仅比实验室容器B中的降解率降低15.78%。由此可见，本发明菌剂MBC500的环境适应性较好，受环境条件的综合影响不大。
本发明通过选育原生于土壤中的优势菌株Y17，经驯化后作为降解水体中TBBPA的微生物；该菌株驯化后，其环境适应性、TBBPA降解能力及抗逆性均有显著提升。为了使Y17菌株能够在水体中生长，本发明将该菌株定植于生物炭上，制备成专门的菌剂，由该菌剂营造水体中使该菌株能够在水体中生长的微观环境；通过Y17的持续好氧生长、繁育，持续降解水体中的TBBPA；本发明还进一步获得了该菌剂在好氧降解过程中的制备及环境最佳条件，以强化降解效果，缩短降解时间。
本发明在提升去除水体中的污染物TBBPA效果的同时，还致力于降低材料体系的总和用量和播施次数，提高菌株及菌剂对水体环境的适应性，以大幅降低污水处理成本，便于大面积推广。经过实际测试，本发明一次播施、经过7-8天的降解即可实现对水体中的TBBPA的有效去除、达到设定的标准；本发明总体水体治理方案相比传统技术，可节约总成本70%以上，可提升降解效率30%以上。
需要说明的是，在本发明其他实施例中，在本发明记载的步骤、组分、配比、工艺参数的范围内，进行具体选择所得到的其他不同方案，均可以达到本发明所记载的技术效果，故本发明不再将其一一列出。
以上所述，仅是本发明的较佳实施例而已，并非对本发明作任何形式上的限制。任何熟悉本领域的技术人员，在不脱离本发明技术方案范围情况下，都可利用上述揭示的方法和技术内容对本发明技术方案作出许多可能的变动和修饰，或修改为等同变化的等效实施例。凡是依据本发明之组分、配比及工艺所作的等效变化，均应涵盖于本发明的保护范围内。

Claims (10)

1.一种可降解水体中TBBPA的微生物菌株，其特征在于，该菌株为驯化的洋葱伯克霍尔德氏菌Burkholderia cepacia菌株，该菌株命名为Y17，保藏编号为GDMCC No.62153，保藏日期为2021年12月21日。
2.根据权利要求1所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌株的复壮和扩培方法，其特征在于，该Y17菌株在使用其进行水体中TBBPA降解前，先使用营养培养基进行复壮和扩培，过程如下：将菌株加入营养培养基，在35℃下、160r/min转动，扩大培养12小时；所述的营养培养基为：将牛肉膏3g，蛋白胨10g，NaCl 5g加入到纯水中，定容至1000mL，调节pH为 7.2。
3.一种可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，其是将权利要求1~2之一的Y17菌株，定植在生物炭的表面上及孔道内形成菌剂，该菌剂为Y17菌株提供在水体好氧生长的生长条件和微观环境，以降解水体中TBBPA。
4.根据权利要求3所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，其采用如下步骤制备：
A、制备生物炭BC：
将生物质玉米秸秆在烘箱中60℃烘干，研磨粉碎过150µm筛，取一定量的过筛生物质放于刚玉舟中置于管式炉，管式炉升温程序为：以10℃/min由室温分别升温至300℃、500℃和700℃热解，并保留2 h，以10℃/min由各热解温度分别降至75℃，取出备用，对应得到三种生物炭BC；
B、制备生物炭固定化定植的菌剂MBC：
采用已制得不同热解条件生物炭和分离纯化的具有去除活性的单菌Y17溶液，在转速为160r/min，在温度分别为25、30、35℃和pH分别为5、6、7、8、9条件下进行固定化培养，将微生物定植于生物炭上，制备完成生物炭固定菌剂MBC，用硫酸盐缓冲液冲洗备用。
5.根据权利要求4所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，所述的菌剂具备如下材料性能参数：其初始比重为0.35~0.36，比表面积为11.7~11.9m2/g，微孔面积0.23~0.24 m2/g，外表面积11.4~11.6 m2/g，孔容0.02~0.03 cm2/g，充分浸水后的比重为0.98~0.99。
6.根据权利要求4所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，
所述步骤A还包括：选取升温至500℃的生物炭BC500，将其加入振动筛分机中，振动向振动筛分机中通入正向和反向交变的湿润压力空气。
7.根据权利要求6所述的可降解水体中TBBPA的微生物菌剂，其特征在于，
所述的步骤B包括：选取经过步骤A处理的生物炭BC500作为载体，固定化培养温度为35℃，固定化培养pH为7，生物炭固定化培养时间为12小时，制备得到MBC500。
8.一种去除水体中TBBPA的方法，其特征在于，其包括如下步骤：
S1：分别制备权利要求1~2之一所述可降解水体中TBBPA的微生物菌株，及权利要求3~7之一所述的微生物菌剂；
S2：测定污水中TBBPA的浓度及所制备的微生物菌剂的降解率，计算降解所需的微生物菌剂用量；
S3：向污水水体中投加微生物菌剂，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，使菌剂上的微生物菌株Y17持续好氧生长，将水体中的TBBPA吸附并降解；
S4：测定降解处理后的水体中TBBPA的浓度，如未达标则重复步骤S2-S3，直至达标。
9.根据权利要求8所述的去除水体中TBBPA的方法，其特征在于，所述的步骤S3，当水体温度为25~35℃、pH为6时，菌剂上的Y17菌株降解TBBPA的效率最优。
10.根据权利要求8或9所述的去除水体中TBBPA的方法，其特征在于，
其中，所述的步骤S1具体为制备权利要求4所述的微生物菌剂；
其中，所述的步骤S3具体为：向污水水体中投加该微生物菌剂，该菌剂充分浸水后的比重为0.98~0.99，搅拌或振荡水体，或自然流动7~8天，通过Y17菌株生长、繁育，对水体中的TBBPA进行生物强化降解。
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