白腐真菌

第一章、混凝

混凝是通过投加某些电解质使水中的细小颗粒相互聚集形成絮状大颗粒的过程。其主要目的是为了改变水中粘土和细菌等悬浮固体的存在性质和状态，以利于后续工序的去除过程。简言之，混凝是指从加药开始，直至最终形成絮凝体（俗称“矾花”）的过程。混凝阶段主要是去除水中的悬浮物体和胶体，此过程由凝聚和絮凝两个阶段构成，它决定了水中悬浮杂质颗粒聚结程度、颗粒成长的质量及其降解特性，是水处理工艺中至关重要的环节。

混凝一般认为包括凝聚和絮凝两个阶段，凝聚是颗粒脱稳及其聚结的前步，此时胶体颗粒间的斥力由于物理的或化学的某种效应而部分地去掉，其扩散层被压缩，ζ电位降低，从而使得胶体颗粒可能粘结在一起的现象或过程。简言之，凝聚是指加药后胶体失去了聚集稳定性（简称“脱稳”）并通过胶粒本身的布朗运动进行碰撞聚集而形成尺寸较小的“微絮凝体的过程，形成D=10μm的聚体，特点是：剧烈搅拌瞬间完成；絮凝顾名思义，是水中投加大量或过量的混凝剂之后，脱稳颗粒直接或间接地相互聚结生成呈“絮状”的大颗粒而进行卷扫、沉淀分离的过程，该过程紧接着凝聚过程进行。简言之，絮凝是指“微絮凝体”再通过机械或水力搅拌进一步聚集成D=0.6-1.2mm的大矾花，特点是：搅拌由强到弱，而且需要一定的时间。在水处理工艺上与之相对应的两个阶段分别为快速混合和絮凝。凝聚与絮凝这两个阶段仅是人们在研究混凝机理时，为了方便解释胶体颗粒脱稳沉降的现象、原因，便于定量定性描述、分析而提出的。这两个名词在概念上可以划分得很清楚，但在实际的水处理操作运行中，在混凝时凝聚与絮凝这两个阶段的间隔是瞬间，几乎是同步发生的。混凝的作用机理为：

1、压缩双电层

根据DLVO理论，加入电解质使胶体脱稳定。电解质加入——与反离子同电荷离子增加——压缩双电层——ξ电位下降——稳定性下降——凝聚。ξ电位=0

=0，此时ξ电位的状态为等电状态，实际运行过程中不需要ξ电位=0，只要E

max

称为临界电位，在这种状态下便可实现胶体的聚集。

2、吸附-电性中和

胶体表面直接吸附带异号电荷的聚合离子、高分子、胶粒等来降低ξ电位，该现象多出现在水处理当中，在用铝盐混凝的过程当中，水解的多羟基络合物主要起吸附电性中和作用，而水合AL3+产生的单纯压缩双电层作用甚微。

3、吸附架桥

高分子物质和胶体，以及胶体和胶体之间的架桥。架桥和高分子物质投入量多少有关系，投入量少不足以形成吸附架桥，投入过多会出现“胶体保护”现象。

4、网捕或卷扫

金属氢氧化物在形成过程中会发生网捕小胶粒的现象，同时小的胶粒遇上大矾花是也会发生如此现象。这一过程一般发生在沉清池当中。

目前应用较多混凝剂有无机混凝剂和有机混凝剂两大类，无机混凝剂以铝系和铁系为主，如PAC、三氯化铁等。有机混凝剂又分人工合成的和天然两类，人工合成的主要有PAM、PEO等，天然混凝剂有凝胶、微生物混凝剂等。

无论无机混凝剂和人工合成的混凝剂应用有多么广泛，都存在自生的问题，都会给环境带来二次污染。天然混凝剂在自然界储量极广，而且使用不会给坏境带来二次污染，是目前值得大力开发的混凝剂品种，其中微生物混凝剂是一类由微生物产生的有絮凝活性的次代谢产物，如多糖、蛋白质、纤维素和DNA等，它们具有天然有机高分子絮凝剂的优点，是一种新型、高效、安全、廉价、无二次污染的水处理剂，是许多无机和有机絮凝剂难以比拟的。

第二章微生物混凝剂产生菌

对产絮凝性物质微生物的研究，最早见诸报道的是1953年，Butterfield 从活性污泥中分离出1株细菌，该菌的培养液具有一定絮凝能力。1971年Zajic 和Knetting[7]从煤油中分离出1株棒状杆菌，该菌可分泌对泥水具有絮凝作用的多聚物。1975年，JunjiNakamura等[8]对214株微生物进行了分离筛选，最终得到19株产絮凝剂的微生物，包括细菌5株、放线菌5株、霉菌8株、酵母菌1株。1985年，HironkiTakagi等对他们分离出的Peacilomycessp.I-1产生的絮凝剂的研究表明，对各种微生物细胞均有絮凝沉淀作用，并且可以除去溶液中几乎所有的悬浮颗粒，如血红细胞、碳粉、纤维素、硅藻土等。1986年，RyuichiroKurane等发现红平球菌S—1(R.erythropolisS—1)菌株产生的絮凝剂NOC—1，能很有效地去除畜禽废水如猪尿和粪便等。

我国对微生物絮凝剂的研究始于20世纪90年代初期。1994年王镇等筛选到83株絮凝剂产生菌，其中絮凝活性最高的4株分属于芽胞杆菌属（SporolactobacillusGC3）、节细菌属(ArthrobacterSB6)、假单胞菌属(PseudomonasSB8)、气单胞菌属(AeromonasGC24)。4株菌在生长过程中均可产生胞外絮凝物质，在最适培养条件下的絮凝剂产量为0.5～0.9g/L。1998年孟琴等利用其实验室废弃微生物制备出一种生物絮凝剂，分别以BSA溶液、果汁溶液、泥土混浊液为研究对象，其絮凝效果优于作为对照的其它4种常用絮凝剂。1999年黄民生等用GCI培养基从底泥中分离出3株产生高絮凝活性的微生物，所研制出的微生物絮凝剂对高岭土及土壤悬浊液和碱性染料废水均有良好的净化效果。邓述波等[13]从土壤中分离、筛选得到了高效絮凝剂产生菌A—9。实验结果表

明，A—9所产絮凝剂（培养液）的絮凝率随粘性的增加而提高，处理效果明显优于目前常用的聚合铝、聚丙烯酰胺等化学絮凝剂。程金平等经实验得出，培养液中絮凝活性分布及活性菌产生絮凝剂时的最佳条件，并指出微生物絮凝剂是由菌产生的而不是培养液具有絮凝作用。尹华等的实验证明，絮凝剂GS7的絮凝活性与菌生长量有一定的相关性。由此推测，GS7絮凝剂是由菌生物合成的，而不是由菌细胞自溶产生的，这与程金平等的结论一致。他们认为，在废水中加入一定量的二价金属阳离子有利于提高GS7的絮凝效率，显示离子参与了絮凝过程中的凝聚和絮凝作用。柴晓利等从废水、土壤、活性污泥中筛选到2株絮凝剂产生菌。初步确定均属氮单胞菌属（Azomonassp.）。废水絮凝实验表明，该菌种所产絮凝剂可絮凝各种水溶液中的悬浮物质。2001年刘紫娟等从活性污泥中分离筛选到一株产絮凝剂的细菌A25，鉴定为巨大芽胞杆菌Bacillusmegaterium。絮凝剂的形成与菌体生长同步，均在10h达到最高值。该絮凝剂主要分布在发酵液中，另外还有一部分存在于菌体上。所产絮凝剂对供试的各种悬浮液和菌悬液都具有良好的絮凝效果。胡筱敏等从土壤中分离筛选得到一株能产生高效微生物絮凝剂（MBF）的芽孢杆菌A-9，其有效成份为高分子多糖。絮凝实验结果表明，用MBFA-9处理高岭土悬浮液，效果明显优于其他种类MBF，且不需添加Ca2+及Al3+等助凝剂，用量也仅为一般MBF用量的1/10～1/100，处理含泥河水、硫化染料废水、淀粉厂黄浆废水等的去除率，明显高于聚丙烯酰胺等传统的化学絮凝剂。陶涛等用黑酵母以淀粉水解或葡萄糖为原料发酵产生的水溶性无定型多糖大分子物质—普鲁兰（短梗霉多糖），具有较强的絮凝效果。

一、絮凝剂产生菌概述

至今发现的具有絮凝性的微生物达32个种[1，2]，其中细菌18种，分别为粪产碱菌属、协腹产碱杆菌、渴望德莱氏菌、芽孢杆菌属、棒状杆菌、暗色孢属、草分枝杆菌属、红平红球菌、铜绿假单胞菌属、荧光假单胞菌属、粪便假单胞菌属、发酵乳杆菌、嗜虫短杆菌、金黄色葡萄球菌、土壤杆菌属、环圈项圈蓝细菌、厄式菌属和不动细菌属;真菌9种，分别为酱油曲酶、棕曲酶、寄生曲酶、赤红曲霉、拟青霉属、棕腐真菌、白腐真菌、白地霉和栗酒裂殖酵母；放线菌5种，分别为椿象虫诺卡式菌、红色诺卡式菌、石灰壤诺卡式菌、灰色链霉菌和酒红链霉菌。

1、协腹产碱杆菌（Alcaligenes cupidus）

[1]张彤、朱怀兰、林哲，微生物絮凝剂的研究与应用进展[J].应用与环境生物学报,1996,1(2):95-105.

[2]江锋、黄晓武、胡勇有，胞外生物高聚物徐凝剂的研究进展(上)[J].给水排水,2002,28(8):83-89.

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NOC－1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，5mL1％CaCl2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(％)＝(A－B)／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3000r／min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95％－98％，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 95.08

Al3+ 95.15

Ca2+ 97.08

Fe2+ 62.81

Mn2+ 85.86

Cu2+ 51.84

K+ 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/% 95.15 92.19 0

相对絮凝率*/% 100 96.89 0

2.5 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，

50mL1％CaCl2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# 8.5 117 13.6 88.4

2# 7.5 107 10.5 90.2

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。