張玉秀,豆夢(mèng)楠,朱康興,柴團(tuán)耀,張怡鳴,徐偉超(.中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院,北京0008；.山西省霍州市第二中學(xué),山西 霍州 0400；.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,北京 00049)

喹啉降解菌Rhodococcus sp.的降解特性與生物強(qiáng)化作用

張玉秀1*,豆夢(mèng)楠1,朱康興2,柴團(tuán)耀3,張怡鳴1,徐偉超1(1.中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院,北京100083；2.山西省霍州市第二中學(xué),山西 霍州 031400；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,北京 100049)

以喹啉為唯一碳氮源從某焦化廢水處理廠活性污泥中篩選出一株喹啉降解菌菌株紅球菌(Rhodococcus sp.) KDQ2,其在24h內(nèi)能將400mg/L喹啉降解96%,降解的最適條件為37℃和pH6～9,降解動(dòng)力學(xué)符合Haldane方程.KDQ2能利用吡啶,但不能利用苯酚;在喹啉、吡啶和苯酚共存條件下,150mg/L吡啶和400mg/L苯酚不影響150mg/L喹啉在1d時(shí)的降解效率.KDQ2能適應(yīng)含有高濃度苯酚、吡啶和喹啉等污染物的焦化廢水環(huán)境條件,可以與活性污泥中的微生物共存,提高實(shí)際焦化廢水中喹啉和TOC的去除能力.

焦化廢水；紅球菌；喹啉；生物強(qiáng)化作用

焦化廢水是一類典型的高有機(jī)負(fù)荷、高污染、有毒/難降解的工業(yè)廢水[1-2].焦化廢水中的有機(jī)物除主要的酚類化合物外,其他主要是多環(huán)芳烴(PAHs)和含有N、S和O元素的雜環(huán)化合物,其中含氮雜環(huán)化合物(NHCs)主要包括喹啉類、吡啶類、唑啉類和吲哚類.PAHs和NHCs均屬于難降解有機(jī)物,吡啶和喹啉是兩種典型的含氮雜環(huán)化合物,毒性研究表明喹啉及其衍生物對(duì)藻、蚤和細(xì)菌等生物具有遺傳毒性和致突變活性[3],抑制廢水生物處理過(guò)程中的微生物活性,致使生物處理的二級(jí)出水中COD和NH3N難以達(dá)到國(guó)家工業(yè)廢水水質(zhì)排放標(biāo)準(zhǔn).為了提高生化出水水質(zhì),國(guó)內(nèi)外學(xué)者一方面利用萃取置換-生物降解耦合技術(shù)去除焦化廢水中的喹啉和吡啶等NHCs[4];另一方面,篩選高效的降解菌株[5],投加到生物反應(yīng)器中,提高NHCs的去除效率.

目前,多種喹啉降解菌已在焦化廢水處理廠的活性污泥中分離出來(lái),如皮氏伯克霍爾德氏菌(Burkholderia picekttii)[6]、假單胞菌(Pseudomonas sp.)[7]、紅球菌(Rhodococcus sp.)[8]、食酸菌(Acidovorax sp.)[9]和短波單胞菌(Brevundimonas sp.)[5]等,且多數(shù)研究主要集中在單一基質(zhì)純培養(yǎng)的條件下細(xì)菌的降解特征和代謝途徑方面[8],而對(duì)多基質(zhì)條件下,尤其是在高濃度喹啉、吡啶和苯酚存在時(shí),喹啉降解菌的生長(zhǎng)和去除能力未見(jiàn)報(bào)道.此外,在實(shí)驗(yàn)室模擬的生物反應(yīng)器中探索焦化廢水處理的生物強(qiáng)化作用的報(bào)道很少[5,9],且篩選的喹啉降解菌用于實(shí)際焦化廢水生物處理系統(tǒng)中的強(qiáng)化作用研究非常缺乏.

研究表明：接種的降解菌在污泥系統(tǒng)中雖然不能持久生長(zhǎng),但可以促進(jìn)污泥細(xì)菌群落的改變和多樣性恢復(fù)[10],有利于反應(yīng)器的快速啟動(dòng).焦化廢水中含有高濃度的酚類、喹啉和吡啶等多種難降解有機(jī)物,高效的喹啉降解菌必須能適應(yīng)焦化廢水的水質(zhì)特征,具有廣譜性的底物利用能力,且能在焦化廢水處理系統(tǒng)中生存和生長(zhǎng).所以,高效的喹啉降解菌的分離鑒定和生物強(qiáng)化作用依然是當(dāng)今焦化廢水生物處理領(lǐng)域研究的熱點(diǎn).本研究以某焦化廠廢水處理系統(tǒng)曝氣池中的活性污泥為菌源,分離鑒定以喹啉為唯一碳源、氮源和能源生長(zhǎng)的優(yōu)勢(shì)菌株,研究其在高濃度苯酚和吡啶存在時(shí)喹啉的降解效率,并分析其在實(shí)際焦化廢水中的喹啉降解效果和TOC去除率,為生物強(qiáng)化處理焦化廢水中含氮雜環(huán)化合物提供技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 培養(yǎng)基

細(xì)菌富集和形態(tài)觀察用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基[11].喹啉降解菌篩選和降解的培養(yǎng)基為不含氮的無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基 1(MSM1)[8],苯酚降解和多種有機(jī)物共基質(zhì)降解的培養(yǎng)基為含氮的無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基2(MSM2)[11].培養(yǎng)基在121℃高壓滅菌20min,喹啉、吡啶和苯酚等濃度根據(jù)需要量配制.

1.2 喹啉降解菌的富集、分離和鑒定

將取自某焦化廢水處理廠二沉池的5mL污泥接種到含有 100mL富集培養(yǎng)基中,37℃、180 r/min震蕩培養(yǎng)1d,按照5%的接種量將富集的菌液接種到含有 200mg/L喹啉的不含氮的無(wú)機(jī)鹽液體培養(yǎng)基 MSM1中,培養(yǎng)液至渾濁后,逐級(jí)提高喹啉濃度,直至500mg/L喹啉的培養(yǎng)基中變渾濁;將不同濃度的稀釋液分別涂布在含有200mg/L喹啉的MSM1平板上,32℃培養(yǎng)3d,挑取單菌落劃線分離培養(yǎng)多次后獲單一菌株.挑取單菌落,接入到含有200mg/L喹啉的液體MSM1培養(yǎng)基中馴化培養(yǎng),提高喹啉濃度至600mg/L時(shí),鑒定菌株,研究其降解特性.

菌株鑒定采用形態(tài)觀察和16S rRNA基因序列分析方法.將喹啉降解菌涂布在牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基上生長(zhǎng)過(guò)夜,觀察菌落形態(tài).16S rRNA基因用通用引物 27F：5`-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3`和1492R：5`-TACGGCTACCTTGTTACGACTT-3`進(jìn)行PCR擴(kuò)增,利用NCBI數(shù)據(jù)庫(kù)中在線分析 BLAST程序,將克隆的序列與數(shù)據(jù)庫(kù)中注冊(cè)的細(xì)菌序列進(jìn)行比對(duì)分析.

1.3 環(huán)境因素和初始喹啉濃度對(duì)菌株降解效率的影響

將菌株接至含有200mg/L喹啉的150mL牛肉膏培養(yǎng)基中,在37℃、150r/min搖床中震蕩培養(yǎng)至對(duì)數(shù)期;4℃、12000r/min離心10min收集菌體,滅菌水清洗2次后,用MSM1液體培養(yǎng)基重懸,將菌體濃度調(diào)至 OD600≈1.5,即得到活化的菌懸液.將活化的菌懸液以 5%接種量接種至含有初始濃度約400mg/L喹啉的150mL MSM1培養(yǎng)基(pH7.0)的三角瓶中,分別在不同溫度(20、25、30、37和42℃)下震蕩(150r/min)培養(yǎng)24h,測(cè)定細(xì)菌生物量(OD600)和殘留的喹啉濃度.在最適的溫度下,測(cè)定菌株在不同pH(5、6、7、8、9和10)條件下24h的喹啉降解率;然后,在最適條件下,分析不同初始喹啉濃度(50、100、150、200、250、300、350、400、500和600mg/L)對(duì)菌株降解喹啉的影響.在某一特定的初始喹啉濃度(S)下,喹啉降解曲線的斜率除以菌體生物量即為特定起始喹啉濃度下的比降解速率(q)[6],根據(jù)比降解速率與初始喹啉濃度的關(guān)系作圖,用Matlab軟件應(yīng)用Haldane方程擬合喹啉降解動(dòng)力學(xué)方程[11].

1.4 菌株在苯酚和吡啶等共基質(zhì)條件下的降解

將活化的菌懸液以5%的接種量分別接種至單一基質(zhì)(150mg/L喹啉、150mg/L吡啶或400mg/L苯酚)或多種有機(jī)物(150mg/L喹啉、150mg/L吡啶和400mg/L苯酚)共存的含氮無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基(MSM2)中,在最適條件下培養(yǎng),定時(shí)取樣,測(cè)定殘留的有機(jī)污染物濃度.

1.5 菌株對(duì)實(shí)際焦化廢水處理的生物強(qiáng)化作用

某焦化廢水處理廠好氧池進(jìn)水(CW)的水質(zhì)特征：COD濃度約 240mg/L,苯酚 40～100mg/L,喹啉40～100mg/L,吡啶10～30mg/L,pH 7～8.將活化的菌懸液以5%接種量接種到過(guò)濾后好氧池進(jìn)水中,在最適溫度下利用250mL三角瓶搖瓶實(shí)驗(yàn),測(cè)定菌株在實(shí)際好氧池進(jìn)水中喹啉和TOC的去除率.

菌株在好氧池中的生物強(qiáng)化作用分析.焦化廢水處理廠好氧池的污泥濃度(MLSS)為4～6g/L,其他水質(zhì)特征同好氧池進(jìn)水.用二沉池污泥(S)將好氧池進(jìn)水(CW)的 MLSS調(diào)至約4g/L,將活化的菌懸液以 5%接種量接種到含有污泥的好氧池廢水中,搖瓶實(shí)驗(yàn)分析菌株在實(shí)際焦化廢水中喹啉和TOC的去除率.

1.6 分析方法

細(xì)菌的生物量(OD600)用可見(jiàn)光分光光度計(jì)在600nm波長(zhǎng)下測(cè)定[8],喹啉和吡啶濃度用紫外光分光光度計(jì)分別在313nm和256nm波長(zhǎng)下測(cè)定[12],苯酚濃度用 4-氨基安替比林法測(cè)定[12], TOC用TOC分析儀(TOC-V/CPH)測(cè)定.

2 結(jié)果與討論

2.1 喹啉降解菌株KDQ2的分離和鑒定

以喹啉為唯一碳源、氮源和能源從焦化廢水處理廠二沉池污泥中分離得到一株喹啉降解菌株 KDQ2,其在 24h內(nèi)能將 400mg/L喹啉降解96%.KDQ2在牛肉膏蛋白胨固體培養(yǎng)基上生長(zhǎng)為黃色的圓形菌落,表面隆起且光滑,邊緣整齊.BLAST比對(duì)分析表明 KDQ2菌株的 16S rRNA基因序列與NCBI數(shù)據(jù)庫(kù)中用于生物強(qiáng)化降解甲基乙基酮的 Rhodococcus pyridinivorans SB3094[13]和降解高濃度硝基苯的 Rhodococcus sp. NB5(GenBank注冊(cè)號(hào)： GU085235.1) 菌株序列的一致性分別高達(dá) 99%和 100%,表明該菌株屬于紅球菌屬,命名為Rhodococcus sp. KDQ2.

2.2 環(huán)境條件對(duì)KDQ2菌株喹啉降解的影響

溫度影響微生物的生長(zhǎng),從而影響有機(jī)物的降解利用.KDQ2在20 ～37℃ ℃以400mg/L喹啉為唯一碳氮源條件下培養(yǎng)24h(圖1a),KDQ2的生物量(OD600)隨著溫度的升高而增大,喹啉降解率也隨著溫度的升高而增大;當(dāng)溫度高達(dá) 42℃時(shí),其 OD600急劇下降,喹啉降解率也隨之降低至20%以下;OD600和喹啉降解率的變化趨勢(shì)一致,且在37℃下OD600和喹啉降解率均達(dá)到最大值,表明喹啉的降解是由于 KDQ2以其為碳、氮源生長(zhǎng)消耗所致,37℃是KDQ2生長(zhǎng)和喹啉降解的最佳溫度,過(guò)低或過(guò)高的溫度均降低細(xì)胞的喹啉代謝活性.從焦化廢水處理廠分離的不同喹啉降解菌的最適溫度不同,如Rhodococcus sp. QL2降解喹啉的最適溫度是 37℃[8], Acidovorax sp. DQS-01是35℃[8],而Brevundimonas sp. K4[5]和Pseudomonas sp. BW003是30℃[14].所以,在實(shí)際焦化污水處理系統(tǒng)中,好氧池的溫度通常保持在25～40℃之間,以維持微生物的降解活性.

圖1 溫度和pH值對(duì)KDQ2在24h時(shí)生長(zhǎng)和喹啉降解的影響Fig.1 Effects of temperature and pH on the growth of KDQ2 and quinoline degradation at 24h

pH值影響細(xì)菌的酶活性和生長(zhǎng).KDQ2在37℃不同 pH值條件下的喹啉培養(yǎng)基中培養(yǎng)24h(圖1b),結(jié)果表明KDQ2在pH 5時(shí)喹啉降解率約50%,在pH 6～10時(shí)喹啉降解率均大于80%,在 pH 6～9時(shí) OD600和喹啉降解率最高,表明KDQ2菌株生長(zhǎng)和喹啉降解的最佳pH范圍較寬.目前,在焦化廢水中分離的多種喹啉降解菌生長(zhǎng)和降解的最適初始 pH 值范圍為 8～10,如Rhodococcus sp. QL2 為pH 8～9[8]：Acidovorax sp. DQS-01為pH 8～10[9], Brevundimonas sp. K4為pH 9[5],Pseudomonas sp. BW003為pH 8[14],表明喹啉降解菌生長(zhǎng)和降解喹啉的pH值多數(shù)為中性偏堿性范圍.喹啉降解過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生酸性中間產(chǎn)物[15],堿性環(huán)境中的OH可與之中和,使pH值趨于中性;所以,焦化廢水處理廠好氧池進(jìn)水的 pH值通常均調(diào)至 7～8左右,有利于微生物的生長(zhǎng)和有機(jī)物的降解.KDQ2具有較寬pH值適應(yīng)性,在實(shí)際廢水處理系統(tǒng)中可以耐受較大的pH值負(fù)荷沖擊.

2.3 KDQ2的降解動(dòng)力學(xué)分析

初始底物濃度影響酶促反應(yīng)速度.在37℃和pH 8的最適條件下,以喹啉為唯一碳氮源分析初始喹啉濃度對(duì)KDQ2降解的影響(圖2a).當(dāng)初始喹啉濃度＜100mg/L時(shí),8h內(nèi)喹啉的降解率高達(dá)約 96%(幾乎完全降解);200mg/L喹啉降解需要13h, 500mg/L喹啉需要 24h,600mg/L喹啉需要32h,表明隨著喹啉濃度的升高,喹啉完全降解所需的時(shí)間越長(zhǎng),高濃度喹啉對(duì)KDQ2的降解具有抑制作用.焦化廢水中分離的喹啉降解菌Pseudomonas sp. BW003能在3～8h 內(nèi)降解192～911mg/L喹啉,去除率96%～98%[14],Rhodococcus sp. QL2在10h內(nèi)能完全降解240mg L喹啉[8,16], Brevundimonas sp. K4可在 28h內(nèi)完全降解 200mg/L喹啉[5], Acidovorax sp. DQS-01降解300mg/L需要70h[9].與之相比,KDQ2的喹啉降解能力與Rhodococcus sp. QL2相似.焦化廢水處理廠好氧池中的喹啉濃度約 40～100mg/L,KDQ2在此濃度范圍內(nèi)能快速降解喹啉,所以,KDQ2是一株高效的喹啉降解菌.

在 KDQ2降解喹啉的過(guò)程中,喹啉既是反應(yīng)的基質(zhì),同時(shí)也是抑制劑.對(duì)于底物又是抑制劑的生物反應(yīng)過(guò)程,通常采用Haldane方程來(lái)模擬底物降解動(dòng)力學(xué).根據(jù)實(shí)測(cè)的KDQ2比降解速率(q)與喹啉初始濃度(S)關(guān)系作圖(圖2b),通過(guò)Matlab 軟件按照Haldane 方程對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)值進(jìn)行非線性最小二乘曲線擬合,可得 KDQ2喹啉降解的動(dòng)力學(xué)參數(shù)：qmax=0.32/h、Ks=37.62mg/L和Ki=291.63mg/L (相關(guān)系數(shù)R2=0.9951),模擬曲線見(jiàn)圖2b.

圖2 不同起始喹啉濃度對(duì)KDQ2降解的影響和KDQ2的降解動(dòng)力學(xué)Fig.2 Quinoline degradation at different initial quinoline concentrations and the kinetic of quinoline degradation by strain KDQ2

從圖 2b看出：當(dāng)初始喹啉濃度＜50mg/L時(shí),可能是由于碳氮源不足,限制了KDQ2菌株的生長(zhǎng),比降解速率較小;當(dāng)喹啉濃度升高到104.74mg/L時(shí),比降解速率達(dá)到最大值(qmax) 0.32/h;此時(shí),若喹啉濃度繼續(xù)升高,比降解速率則隨之降低,這可能是由于高濃度喹啉(＞150mg/L)抑制了菌株的生長(zhǎng),導(dǎo)致降解作用降低.

Ks為半飽和常數(shù),是酶促反應(yīng)達(dá)到最大速率一半時(shí)的底物濃度;Ki為抑制系數(shù),反映底物對(duì)菌株降解抑制作用的大小,Ki值越大,則底物對(duì)降解菌的毒害作用越小,抑制作用也越小,菌株耐受的喹啉濃度則越高.喹啉降解菌 Rhodococcus sp. QL2的降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)為 qmax=0.499/h, Ks= 68.7mg/L和 Ki= 387.1mg/L[16],KDQ2的 Ki值(291.63mg/L)大 于 Acidovorax sp. DQS-01 (253mg/L)[9],而 小 于 Rhodococcus sp. QL2 (387.1mg/L),表明紅球菌屬對(duì)喹啉濃度具有較高的耐受能力和降解能力.同時(shí),由于焦化廢水處理廠好氧池的喹啉濃度(40～100mg/L)小于 KDQ2的Ki值,且達(dá)到qmax時(shí)的喹啉濃度為104.74mg/L,所以,實(shí)際焦化廢水中的喹啉濃度不會(huì)抑制KDQ2的降解作用,且KDQ2可能具有生物強(qiáng)化作用的應(yīng)用潛力.

2.4 KDQ2對(duì)單一和復(fù)合基質(zhì)中喹啉、吡啶和苯酚的降解

圖3 KDQ2對(duì)喹啉、吡啶或苯酚等單一污染物及其復(fù)合污染物的降解Fig.3 The degradation of quinoline, pyridine or phenol in single substrate or in a mixture of aromatic organics by strain KDQ2

喹啉、吡啶和苯酚等多種有機(jī)污染物共存于實(shí)際焦化廢水中,廣譜性的底物利用特性更有利于微生物的生存和實(shí)際應(yīng)用.圖3a表明KDQ2在1d 內(nèi)可將 150mg/L喹啉降解 91.34%,將150mg/L吡啶降解94.01%,然而,2d 內(nèi)苯酚濃度幾乎不變,表明KDQ2具有高效降解喹啉和吡啶的能力,但不能利用苯酚.喹啉降解菌 Acidovorax sp. DQS-01對(duì)不同底物降解的降解能力依次：喹啉＞異喹啉＞吡啶＞苯酚,對(duì)苯酚的利用能力較小[9];而Rhodococcus sp. QL2可以利用吡啶、苯酚、苯甲酸、兒茶酚、萘、吲哚和 2-羥基喹啉等多種有機(jī)物,但是其對(duì)不同有機(jī)物的降解能力沒(méi)有詳細(xì)報(bào)道[8];本課題組從焦化廢水處理廠活性污泥中分離喹啉降解菌 Pseudomonas aeruginosa KDQ4,能同時(shí)高效降解喹啉和苯酚[12];石油污染土壤中分離的喹啉降解菌Bacillus sp. Q2能緩慢利用吡啶、異喹啉和吲哚,但幾乎不能利用苯酚[17].表明不同種屬的細(xì)菌擁有不同的喹啉降解途徑[18],所以對(duì)吡啶和苯酚等底物的利用能力不同.

細(xì)菌的快速降解作用是生物強(qiáng)化作用的關(guān)鍵.在喹啉、吡啶和苯酚等共基質(zhì)條件下,圖 3b表明150mg/L喹啉的降解效率不受苯酚和吡啶的影響,在1d 時(shí)的降解率達(dá)93.09%,與喹啉單一基質(zhì)的降解率相近;吡啶的降解率顯著降低(圖3a),如吡啶濃度在 2d 內(nèi)幾乎不變,2d 后才迅速降低,在5d 時(shí)其降解率才達(dá)到69.92%;400mg/L苯酚在3d 時(shí)幾乎沒(méi)有降解.表明KDQ2在含有高濃度苯酚和吡啶的廢水中具有高效的喹啉降解能力,且對(duì)吡啶也具有一定的降解作用.皮革廠廢水處理廠活性污泥中分離的吡啶降解菌Rhodococcus Chr-9具有降解苯酚的能力,低濃度(100mg/L)苯酚促進(jìn) 200mg/L吡啶的降解,而高濃度(200mg/L)苯酚濃度則抑制其降解;同時(shí),苯酚降解途徑中的苯酚羥化酶基因在吡啶和苯酚共基質(zhì)時(shí)的表達(dá)水平高于單一底物,表明其可能在吡啶降解中具有重要作用;苯酚羥化酶對(duì)苯酚的親和力高于吡啶,所以,推測(cè)高濃度苯酚對(duì)吡啶降解的抑制作用可能是由于吡啶被競(jìng)爭(zhēng)出酶之外所致[19].KDQ2沒(méi)有降解苯酚的能力,在共基質(zhì)條件下,苯酚也不影響喹啉的降解,推測(cè)KDQ2可能缺少苯酚羥化酶基因的表達(dá),苯酚可能也不與喹啉競(jìng)爭(zhēng)喹啉羥化酶而影響其降解效率.另外,在共基質(zhì)條件下,吡啶的降解率嚴(yán)重降低,推測(cè) KDQ2優(yōu)先作用于喹啉,喹啉降解完后才開(kāi)始降解吡啶.

2.5 KDQ2在實(shí)際焦化廢水中的生物強(qiáng)化作用

某焦化廢水處理廠進(jìn)出水主要水質(zhì)指標(biāo)已有報(bào)道[20],在含有高濃度有機(jī)物(250mg/L苯酚、120mg/L吡啶和120～150mg/L喹啉)的好氧池進(jìn)水中接種KDQ2,喹啉濃度在12h內(nèi)迅速下降,降解率達(dá)78.3%,22h達(dá)到84.9%,TOC在12h內(nèi)從470mg/L下降到 300mg/L;而未接種的焦化廢水(對(duì)照)中喹啉在24h內(nèi)幾乎不降解,TOC雖有下降,但高于接種組(圖4a),表明KDQ2能適應(yīng)含有高濃度酚類化合物和吡啶等難降解有機(jī)物焦化廢水的水質(zhì)特征,可在含有高濃度苯酚和吡啶的焦化廢水中有效降解喹啉.由于好氧池進(jìn)水中可能含有苯酚降解菌,苯酚的降解導(dǎo)致 TOC下降,所以,未接種的對(duì)照廢水中TOC也呈現(xiàn)一定的下降趨勢(shì).

好氧池污泥中含有多種降解微生物,KDQ2能否在好氧池中快速去除喹啉對(duì)于焦化廢水的生物強(qiáng)化作用至關(guān)重要.圖4b表明,在MLSS約4g/L的焦化廢水中,在接種KDQ2的焦化廢水中喹啉和TOC濃度12h內(nèi)迅速下降,其變化趨勢(shì)與上述好氧池進(jìn)水的結(jié)果一致;且KDQ2能與污泥中微生物協(xié)同作用,進(jìn)一步降低 TOC.同時(shí),相對(duì)于單一基質(zhì)的喹啉降解實(shí)驗(yàn),KDQ2在好氧池焦化廢水中喹啉的去除沒(méi)有出現(xiàn)明顯的延遲現(xiàn)象,表明 KDQ2不受焦化廢水中高濃度酚類物質(zhì)和吡啶等難降解有機(jī)物的影響,能與好氧池污泥中的微生物協(xié)同作用有效地降解喹啉. Brevundimonas sp. K4在SBR系統(tǒng)中對(duì)喹啉的去除具有增強(qiáng)作用,但因受到焦化廢水難降解有機(jī)物的抑制,其喹啉去除效率與單一基質(zhì)搖瓶實(shí)驗(yàn)相比有一個(gè)較長(zhǎng)的適應(yīng)期[5].KDQ2能迅速適應(yīng)實(shí)際焦化廢水的水質(zhì),并且快速去除喹啉和TOC,表明其具有生物強(qiáng)化處理實(shí)際焦化廢水的作用.利用 KDQ2生物強(qiáng)化焦化廢水處理技術(shù)還需要進(jìn)一步研究.

圖4 KDQ2對(duì)焦化廢水中喹啉和TOC的去除Fig.4 Removal of quinoline and TOC by strain KDQ2 from coking wastewater.

3 結(jié)論

3.1 從焦化廢水處理廠二沉池中分離出一株能以喹啉為唯一碳源、氮源和能源生長(zhǎng)的高效降解菌株KDQ2,經(jīng)形態(tài)觀察和16S rRNA基因序列比對(duì)分析初步鑒定為Rhodococcus sp..KDQ2降解喹啉的最適降解條件為37℃和pH 6～9;其喹啉降解動(dòng)力學(xué)符合 Haldane方程,動(dòng)力學(xué)參數(shù)分別為：qmax=0.32/h、Ks=37.62mg/L和Ki= 291.63mg/L.

3.2 KDQ2能降解吡啶,而不降解苯酚;在與吡啶和苯酚等共基質(zhì)條件下,KDQ2具有高效的喹啉降解能力.

3.3 KDQ2可適應(yīng)實(shí)際焦化廢水處理廠好氧池中高濃度苯酚、喹啉和吡啶等多種有機(jī)物的水質(zhì)環(huán)境,并能快速去除喹啉,降低TOC.因此, KDQ2可用于生物強(qiáng)化焦化廢水中的含氮雜環(huán)化合物的去除.

[1]Yu X, Wei C, Wu H, et al. Improvement of biodegradability for coking wastewater by selective adsorption of hydrophobic organic pollutants [J]. Separation and Purification Technology, 2015,151(4)：23-30.

[2]唐 海,徐建平,安 東,等.TiO2/ZSM-5m光催化耦合過(guò)硫酸鹽降解焦化尾水的研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(11)：3325-3332.

[3]Neuwoehner J, Reineke A K, Hollender J, et al. Ecotoxicity of quinoline and hydroxylated derivatives and their occurrence in groundwater of a tar-contaminated field site [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2009,72(3)：819-827.

[4]Yuan X, Sun H, Guo D. The removal of COD from coking wastewater using extraction replacement—biodegradation coupling [J]. Desalination, 2012,289(15)：45-50.

[5]Wang C, Zhang M, Cheng F, et al. Biodegradation characterization and immobilized strains' potential for quinoline degradation by Brevundimonas sp. K4isolated from activated sludge of coking wastewater [J]. Bioscience Biotechnology and Biochemistry, 2015,79(1)：164-170.

[6]Wang J L, Wu W Z, Zhao X. Microbial degradation of quinoline：Kinetics study with Burkholderia pickttii [J]. Biomedical and Environmental Sciences, 2004,17(1)：21-26.

[7]柏耀輝,孫慶華,溫東輝,等.假單胞桿菌BC001對(duì)吡啶和喹啉的生物去除 [J]. 北京大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2008,44(2)：237-242.

[8]朱順妮,劉冬啟,樊 麗,等.喹啉降解菌Rhodococcus sp.QL2的分離鑒定及降解特性 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(2)：2488-2493.

[9]李 靜,李文英.喹啉降解菌篩選及其對(duì)焦化廢水強(qiáng)化處理 [J].環(huán)境科學(xué), 2015,36(4)：1385-1391.

[10]Bai Y, Sun Q, Sun R, et al. Bioaugmentation and adsorption treatment of coking wastewater containing pyridine and quinoline using zeolite-biological aerated filters [J]. Environmental science & technology, 2011,45(5)：1940-1948.

[11]張玉秀,蒙小俊,柴團(tuán)耀.苯酚降解菌紅球菌(Rhodococcus sp.)P1的鑒定及其在焦化廢水中的應(yīng)用 [J]. 微生物學(xué)報(bào), 2013, 53(10)：1117-1124.

[12]Zhang P, Rong J, Zhang Y, et al. Quinoline-degrading strain Pseudomonas aeruginosa KDQ4 isolated from coking activated sludge is capable of the simultaneous removal of phenol in a dual substrate system [J]. Journal of Environmental Science & Health Part A Toxic/hazardous Substances & Environmental Engineering. 2016：51(13)：1139-1148.

[13]Dueholm M S, Albertsen M, D'Imperio S, et al. Complete genome of Rhodococcus pyridinivorans sb3094, a methyl-ethylketone-degrading bacterium used for bioaugmentation. Genome Announc. 2014 May 29;2(3). pii： e00525-14..

[14]Sun Q, Bai Y, Zhao C, et al. Aerobic biodegradation characteristics and metabolic products of quinoline by a Pseudomonas strain [J]. Bioresource technology, 2009,100(21)：5030-5036.

[15]Kaiser J P, Feng Y, Bollag J M. Microbial metabolism of pyridine, quinoline, acridine, and their derivatives under aerobic and anaerobic conditions. Microbiol Rev. 1996Sep;60(3)：483-98.

[16]Zhu S N, Liu D Q, Fan L, et al. Degradation of quinoline by Rhodococcus sp. QL2isolated from activated sludge [J]. Journal of hazardous materials, 2008,160(2/3)：289-294.

[17]Tuo B H, Yan J B, Fan B A, et al. Biodegradation characteristics and bioaugmentation potential of a novel quinoline-degrading strain of Bacillus sp. isolated from petroleum-contaminated soil [J]. Bioresource technology, 2012,107：55-60.

[18]Cui M, Chen F, Fu J, et al. Microbial Metabolism of Quinoline by Comamonas sp. [J]. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2004,20：539-543.

[19]Sun J Q, Xu L, Tang Y Q, et al. Degradation of pyridine by one Rhodococcus strain in the presence of chromium (VI) or phenol [J]. Journal of hazardous materials, 2011,191(1-3)：62-68.

[20]張玉秀,尹 莉,李海波,等.焦化廢水處理廠活性污泥對(duì)硫氰化物的降解機(jī)制 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2016,35(1)：118-124.

Bioaugmentation and characteristics of a quinoline-degrading strain Rhodococcus sp

ZHANG Yu-xiu1*, DOU12311Meng-nan, ZHU Kang-xing, CHAI Tuan-yao, ZHANG Yi-ming, XU Wei-chao (1.School of Chemical & Environmental Engineering, China University of Mining & Technology (Beijing), Beijing 100083, China；2.Huozhou Secondary School of Shanxi, Huozhou 031400, China；3.College of Life Science, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China). China Environment Science, 2017,37(6)：2340～2346

The bacterial strain Rhodococcus sp. KDQ2 capable of utilizing quinoline as sole carbon and nitrogen source, and energy was isolated from the activated sludge of a coking wastewater treatment plant. The optimum temperature and initial pH for quinoline degradation were determined to be 37℃ and 6～9, r espectively. KDQ2 degraded 96% of quinoline at a 200mg/L initial concentration within 24h, and its degradation kinetics could be described with Haldane’s model. KDQ2 was shown to be able to also utilize pyridine but not phenol. The removal of quinoline (150mg/L) was not inhibited by the presence of pyridine (150mg/L) and phenol (400mg/L) in 1d. KDQ2 was able to adapt to real coking wastewater containing high concentrations of quinoline, pyridine and phenol, KDQ2 coexisted with other microbes of activated sludge in aeration tank and notably improved the removal of quinoline and TOC.

coking wastewater；Rhodococcus sp.；quinoline；bioaugmentation

X172,TP028.8

A

1000-6923(2017)06-2340-07

張玉秀(1962-),女,陜西合陽(yáng)人,教授,博士,主要從事廢水生物處理研究.

2016-11-02

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(31370281,U1632111);中央高?；究蒲匈M(fèi)基金資助項(xiàng)目(2010YH05)

* 責(zé)任作者, 教授, zhangyuxiu@cumtb.edu.cn