一种耐盐吡啶降解菌株及其在高盐吡啶废水中的应用

1.本发明属于水污染物控制技术领域，具体涉及一种耐盐吡啶降解菌株及其在高盐吡啶废水中的应用。


背景技术：

2.吡啶是焦化和煤气化等煤化工企业排放废水中的一种典型的有机污染物，也是农药、医药、染料、消毒剂以及其他日用化学品的生产的重要基础原料。吡啶虽然化学结构简单，但却具有显著的致畸、致癌和致突变的特性，如不妥善处理就排放会对人类身体健康以及生态系统产生危害。因此，寻找有效的去除方法十分必要。
3.吡啶的去除方法主要分为物理法、化学法和生物法。物理法主要分为萃取法、吸附法、混凝法等，化学法主要是以氧化法为主。其中生物法与物理法和化学法相比较，具有投资少、效率高、操作环境温和，且无二次污染等优点，但是由于吡啶分子中的“缺π电子结构”使其生物降解性大大降低，难以被普通微生物利用，导致常规废水生物法处理效果差。因此，探索开发对吡啶的高效处理技术是实现相关行业绿色可持续发展的关键。
4.以高效吡啶降解菌筛选分离为基础的生物强化处理技术是一种解决吡啶污染环境的经济有效途径。然而，诸如焦化废水、印染废水、制药废水等工业废水中不仅含有吡啶物质，同时也含有高浓度的盐分，形成了高盐吡啶废水。该类废水盐度较高，会破坏微生物的细胞膜和生物酶，抑制微生物的生长和繁殖，从而制约了该类废水的生物处理效果。
5.有研究发现，筛选嗜耐盐菌可用于提高高盐有机废水的处理效果。黄等将从不同菌源中筛选获得的9株耐盐菌配制成复合耐盐菌剂连续式运行处理实际煤化工反渗透浓盐水，有机物去除率可达到30%左右（化工学报, 2021, 72(9): 4881-4891.）。mehdi等将从石油化工废水中筛选获得的3株耐盐菌用于构建耐盐菌群，并投加到sbr反应器中进行实际含盐废水处理，sbr强化反应器的有机物去除率最高可达78.7%（journal of environmental management, 2017, 191: 198-208.）。chen等采用耐盐石油降解菌与表面活性剂产生菌构建复合菌群，该菌群在10 d内对原油降解率可达95.8%，并可在ph（4
–
10）和盐度（0
–
120 g/l）范围内有效降解原油（international biodeterioration & biodegradation, 2020, 154: 105047.）。因此，针对高盐吡啶类废水，耐盐吡啶降解菌的筛选获得可能是生物强化处理该类废水的关键，但目前文献报道的吡啶降解微生物大都是在无盐或低盐环境中进行的，而对于高盐环境中的吡啶降解还鲜有报道。因此，开发具有吡啶降解性能且能够耐受高盐分的微生物，对于实现高盐吡啶废水有效处理显得尤为重要。


技术实现要素：

6.本发明针对上述实际高盐吡啶废水处理中存在的不足，提供一种耐盐吡啶降解菌株，该菌株可在无盐和盐度范围为10g/l
–
60g/l的高盐条件下生长并完全降解吡啶，并且该菌株在高盐条件下不仅能够以喹啉为唯一碳氮源生长并完全降解喹啉，还能够同时降解吡啶和喹啉，且吡啶与喹啉的共存加速了喹啉的降解，这对于高盐含吡啶、喹啉废水的处理具
有重要意义。
7.为解决上述技术问题，本发明所采用的技术方案为：一种耐盐吡啶降解菌株，名称为红球菌属（rhodococcus sp.）细菌lv4，于2022年06月10日保藏于中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，中国科学院微生物研究所；其保藏编号为cgmcc no. 25045。
8.所述的耐盐吡啶降解菌株（rhodococcus sp.）lv4的筛选方法，如下：（1）、从焦化废水处理厂生化好氧段取得水样，首先进行富集培养，30℃和120rpm摇床培养2d。
9.（2）、然后将部分富集培养液接入到吡啶浓度为500mg/l的吡啶去除培养基中，在30℃和120rpm条件下选择性培养吡啶降解菌2d。
10.（3）、将步骤（2）中的混合菌液进行10
−1~10
−9梯度稀释，取稀释液涂布于吡啶浓度为500mg/l的固体吡啶去除培养基，然后置于培养箱中培养3d~5d，培养箱温度设置为30℃。提取不同形态的单个菌落进行培养，重复三次获得四株纯化菌。
11.（4）、将纯化得到的四株菌lv4’、lv4
’’
、lv4
’’’
、lv4接种到盐度为40 g/l的吡啶去除培养基（吡啶浓度为500mg/l）。综合考虑各菌株在高盐吡啶去除培养基中的生长、对吡啶和cod降解效果，筛选选取lv4菌为目标菌。
12.该菌株具有以下表型特征：菌落呈乳白色、圆形、凸起、边缘整齐菌点圆滑、菌体略微隆起、表面光滑、质地湿润，不透明；菌株lv4菌体细胞明亮、呈杆状、两端钝圆；菌体细胞单个排列出现，细胞大小约为0.5-1.4μm
×
0.2-0.4μm。通过革兰氏染色后在显微镜下呈阳性。
13.该菌株的16s rdna基因序列特征如序列表中所示，碱基序列长度为1432bp。
14.根据其形态及ncbi网站的genbank数据库分析，通过blast同源性分析表明，菌株lv4与红球菌属关系密切，且与菌株rhodococcus sp. strain yc-jh2序列同源性高达100%，因此确定菌株lv4为红球菌属细菌（rhodococcus sp.）。
15.另外，本发明还提供上述耐盐吡啶降解菌株（红球菌属（rhodococcus sp.）细菌lv4）在高盐含吡啶废水处理中的应用。
16.本发明所述的红球菌属细菌lv4能够在无盐和盐度范围为10g/l
–
60g/l的高盐条件下高效降解初始浓度为500mg/l的吡啶，且当盐度不高于40g nacl/l时，菌株lv4均可在36 h内完全降解吡啶，因此选定盐度为40g nacl/l为菌株lv4的优选盐度。
17.如上所述的红球菌属细菌lv4在40g nacl/l的高盐条件下可耐受高达900mg/l的吡啶并在72h内完全降解喹啉，经过驯化后菌株lv4在40g nacl/l的高盐条件下耐受浓度高达2100mg/l的吡啶，72h后吡啶去除率可达95.54%。
18.如上所述的红球菌属细菌lv4能够在40g nacl/l的高盐条件下高效降解吡啶，并具有良好的吡啶矿化能力。其中，废水的温度为25~40℃，优选为30℃；废水的溶解氧为2.48~6.99mg/l，优选为4.69mg/l；废水的ph为4~10，优选为7。
19.本发明还提供上述的耐盐吡啶降解菌株（红球菌属（rhodococcus sp.）细菌lv4）在高盐含喹啉废水处理中的应用。
20.本发明还提供上述的耐盐吡啶降解菌株（红球菌属（rhodococcus sp.）细菌lv4）在高盐吡啶和喹啉共存废水处理中的应用。
21.如上所述的红球菌属细菌lv4在40g nacl/l的高盐环境中，不仅可以单独降解吡啶或喹啉，还可以同时降解吡啶和喹啉，且吡啶共存会促进喹啉的降解，这在实际废水处理过程中更具有优势。
22.与现有技术相比本发明具有以下有益效果：本发明适合用于高盐含吡啶或喹啉废水的处理，还适用于高盐吡啶和喹啉共存废水的处理中，应用前景广阔，具有良好的实际应用价值和社会效益。
附图说明
23.图1表示四株不同菌株（lv4’、lv4
’’
、lv4
’’’
、lv4）的吡啶降解性能。
24.图2a表示吡啶降解菌株lv4的菌落形态。
25.图2b表示吡啶降解菌株lv4的细胞形态。
26.图3表示吡啶降解菌株lv4的系统发育树。
27.图4a表示不同盐度对吡啶降解菌株lv4生长的影响。
28.图4b表示不同盐度对吡啶降解菌株lv4降解吡啶的影响。
29.图5a表示不同吡啶初始浓度对菌株lv4高盐吡啶去除的影响。
30.图5b表示驯化后菌株lv4的高盐吡啶去除性能。
31.图6表示温度对菌株lv4高盐吡啶去除的影响。
32.图7表示溶解氧对菌株lv4高盐吡啶去除的影响。
33.图8表示初始ph对菌株lv4高盐吡啶去除的影响。
34.图9a表示菌株lv4在高盐条件下以吡啶为唯一碳氮源时的细胞生长与吡啶降解特性。
35.图9b表示菌株lv4在高盐条件下以吡啶为唯一碳氮源时吡啶和toc去除率。
36.图10a表示菌株lv4在高盐条件下以喹啉为唯一碳氮源的细胞生长与吡啶降解特性。
37.图10b表示菌株lv4在高盐条件下以喹啉为唯一碳氮源时喹啉和toc去除率。
38.图11表示菌株lv4在高盐条件下对吡啶和喹啉共存的降解性能。
具体实施方式
39.以下结合具体实施例对本发明作进一步说明。
40.下述实施例中，无特殊说明，均为常规方法。实施例中吡啶和喹啉浓度的测量采用紫外分光光度法分别于波长254nm和313nm处测量，溶解氧采用便携式溶解氧仪（hq30d，hach）进行测定，toc采用燃烧测定法进行测定，ph采用ph计（seven2go pro，瑞士梅特勒-托利多）进行测量，od
600
采用可见分光光度计在波长600nm处进行测量，ph调节采用2mol/l的盐酸和2mol/l的naoh。实施例中使用的各种单位，均统一采用国家标准。
41.实施例1吡啶降解菌株lv4的筛选如下：（1）、从山西太原钢铁公司焦化废水处理厂的曝气池取得污水活性污泥水样。首先，取10ml水样将其放入含90ml富集培养基的250ml锥形瓶中，富集培养基配方为蛋白胨10g/l、酵母膏5g/l、nacl 10g/l，ph=7.0。然后用无菌呼吸密封膜将瓶口密封，将其放入30
℃和120rpm的摇床中富集细菌悬浮液。培养2d后，从富集培养基中取5ml细胞悬液转入初始吡啶浓度为500mg/l的100ml无菌吡啶去除培养基中，吡啶去除培养基配方为吡啶0.5g/l、k2hpo4·
3h2o 0.75g/l、nah2po4·
2h2o 0.25g/l、mgso4·
7h2o 0.05g/l、mnso4·
4h2o 0.01g/l、feso4·
7h2o 0.01g/l，ph=7.0。在30℃和120rpm条件下驯化培养吡啶降解菌2d。
42.污泥取自太原钢铁公司焦化废水处理厂的曝气池（中国山西省），称取5g污泥置于100ml的lb液体培养基中，用无菌呼吸密封膜将瓶口封紧，放入30
º
c、120 rpm的摇床中富集菌悬液，做好标记培养1
–
2天。从富集的培养基中取5ml细胞菌悬液转入初始吡啶浓度为500 mg/l的100 ml无菌培养基中在上述条件下进行培养。连续接入上述液体培养基驯化5次。
43.（2）、移取取驯化五后的混合菌悬液1ml进行10
−1~10
−9梯度稀释，分别取10
−3、10
−6和10
−7各100μl菌液涂布含相应底物（吡啶500mg/l）的固体吡啶去除培养基上，置于培养箱中培养3~5d，培养箱温度设置为30℃。当固体平板上长满肉眼可见的菌落时挑取长势较好的单菌落，在固体琼脂平板上提取不同形态的单个菌落进行培养，重复三次获得四株纯化菌（lv4、lv4’、lv4
’’
、lv4
’’’
）。最后，采用超低温冻融法和低温固体斜面保藏法两种方法保藏上述菌株。
44.（3）、将纯化得到的四株菌lv4、lv4’、lv4
’’
、lv4
’’’
接种到含有100ml吡啶去除培养基（吡啶浓度为500mg/l）的250ml锥形瓶中进行活化，培养温度为30℃、摇床转速120rpm，直到菌株生长到对数期。将活化好的菌悬浮液取5ml接入新鲜吡啶去除培养基中（吡啶浓度为500mg/l），在30℃、摇床转速120rpm条件下研究其吡啶降解性能，通过定时取样方式测定在不同时间段的吡啶和cod去除率。同时，将上述四株菌lv4、lv4’、lv4
’’
、lv4
’’’
接入盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基中，考察菌株在高盐吡啶废水中的生长情况。实验结果见附图1。在以吡啶为唯一碳氮源条件下，48 h内四株菌对吡啶的去除率分别为52.92%、47.73%、47.81%、100%，最大od
600
值分别为0.36、0.33、0.36以及0.55，且四株纯化菌中只有菌株lv4能够在高盐吡啶废水中正常生长并且降解吡啶，结果表明：四株纯化菌中只有菌株lv4对吡啶降解效果最好且能够耐受高盐环境，选取lv4菌为目标菌。
45.实施例2吡啶降解菌株lv4的鉴定如下：将吡啶降解菌lv4接种到固体琼脂平板培养基上，培养基配方为琼脂1.8%、蛋白胨10g/l、酵母膏5g/l、nacl 10g/l，ph=7.0，30℃生化培养48h。吡啶降解菌株lv4的菌落形态如图2a所示，菌落呈乳白色、圆形、凸起、边缘整齐菌点圆滑、菌体略微隆起、表面光滑、质地湿润，不透明；吡啶降解菌株lv4的细胞形态如图2b所示，菌体明亮、呈杆状、两端钝圆；菌株lv4菌体细胞单个排列出现，细胞大小约为0.5-1.4μm
×
0.2-0.4μm。
46.吡啶降解菌株lv4的革兰氏染色结果发现经过染色的菌体颜色变为紫色，表明菌株lv4为革兰氏阳性菌。
47.吡啶降解菌株lv4的16s rdna测序碱基序列如附序列表所示，将序列提交到ncbi网站的genbank数据库分析，通过blast同源性分析表明（图3），菌株lv4与红球菌属关系密切，且与菌株rhodococcus sp. strain yc-jh2序列同源性高达100%，因此确定菌株lv4为红球菌属细菌（rhodococcus sp.）。该菌株于2022年06月10日保藏于位于北京中国科学院微生物研究所的中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，地址：北京市朝阳区北辰西路1号院3号，保藏中心登记号为cgmcc no. 25045。
48.实施例3不同盐度对吡啶降解菌株lv4的喹啉降解性能如下：工作液是从保存的菌株lv4中提取出纯化菌，并将其在含有100ml（含有吡啶浓度为500mg/l）吡啶去除培养基（同实施例1）的250ml锥形瓶中进行活化，培养温度为30℃、摇床转速120rpm，直到菌株生长到对数期（od
600
≈0.4）。
49.配置盐度为0、10g nacl/l、20g nacl/l、30g nacl/l、40g nacl/l、50g nacl/l和60g nacl/l的初始浓度为含500 mg/l的吡啶去除培养基（同实施例1），将活化好的菌悬液以5%（v/v）的接种量接入无菌的100 ml吡啶去除培养基内中，于30
°
c、ph=7、120 rpm的摇床内培养72h，间隔12h取样，分别测定菌株lv4在不同盐度培养基中的生长（od
600
表示）、吡啶和toc的降解情况。如图4所示，菌株lv4能够无盐环境和10g/l~60g/l盐度范围内生长并完全降解吡啶。盐度升高会引起菌株lv4的延滞期增长，当盐度分别为0、10g nacl/l、20g nacl/l、30g nacl/l、40g nacl/l、50g nacl/l和60g nacl/l时，菌株lv4分别经过12 h、12 h、12 h、24 h、48 h和72 h的延滞期后进入快速生长的对数期（图4a）；与此同时，吡啶含量迅速降低（图4b），这进一步说明吡啶降解与其生长过程密切相关。尽管不同盐度下菌株lv4的生长及吡啶降解情况不同，但当盐度不高于40g nacl/l时，菌株lv4均可在36 h内完全降解吡啶，因此选定盐度为40g nacl/l为菌株lv4的优选盐度。
50.实施例4菌株lv4在不同吡啶初始浓度下的高盐吡啶降解实验如下：以吡啶作为唯一碳源氮源、盐度为40g nacl/l条件下，将吡啶去除培养基（同实施例1）的初始吡啶浓度分别被设置为100mg/l、300mg/l、500mg/l、700mg/l和900mg/l。实验在以吡啶作为唯一碳氮源，取5ml工作液（同实施例3）接种到上述新鲜的100 ml培养基中，于30℃、ph=7、120rpm培养条件下培养24h，取样测定在不同吡啶初始浓度下菌株的高盐吡啶降解情况。
51.如图5a所示，研究结果表明当吡啶浓度不高于500mg/l时菌株lv4可在36h内完全降解吡啶，去除率均为100%，而当吡啶浓度高于500mg/l时，吡啶降解率随吡啶浓度升高而降低，初始吡啶浓度为700mg/l和900mg/l时，吡啶去除率分别为78.69%和54.47%。与此同时，当吡啶初始浓度分别为100mg/l、300mg/l、500mg/l、700mg/l、和900mg/l时，toc降解率分别为64.58%、81.06%、84.58%、78.82%和45.12%，进一步说明菌株lv4在高盐环境中对吡啶有很好的矿化能力。菌株lv4在培养36h时的od
600
随浓度升高而升高，这主要是因为吡啶浓度升高可为菌株lv4提供了更多的碳氮源，使其在渡过延滞期后生长更好。当培养周期延长至72h时，菌株lv4可将700mg/l和900mg/l的吡啶完全降解，对应toc去除率分别为85.45%和78.09%（图中结果未显示），说明菌株lv4可在高盐环境中实现吡啶的有效降解。
52.将菌株lv4在盐度为40g nacl/l、初始吡啶浓度为900mg/l吡啶去除培养基（同实施例1）中驯化培养至对数期（od
600
≈0.4），将吡啶去除培养基（同实施例1）的初始吡啶浓度分别被设置为900mg/l、1300mg/l、1600mg/l和2100mg/l。取5ml驯化后菌悬液接种到上述新鲜的100ml培养基中，于30℃、ph=7、120rpm培养条件下培养72h，取样测定驯化后菌株lv4的高盐吡啶降解情况，结果如图5b所示，经过驯化后菌株lv4吡啶耐受浓度提高至2100mg/l，培养72h时吡啶去除率可达95.54%，表明菌株lv4处理高盐度、高浓度吡啶废水的优越性。
53.实施例5
菌株lv4在不同温度条件下的高盐吡啶降解实验如下：以吡啶作为唯一碳氮源，吡啶浓度为500mg/l、ph=7、摇床转速为120rpm、盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基（同实施例1），取5ml工作液（同实施例3）接种到上述100ml培养基中，以封口膜密封，置摇床中将温度分别调节至20℃、25℃、30℃、35℃、40℃、45℃条件下培养24h，取样测定在不同温度下菌株吡啶降解情况。
54.结果如图6所示，研究结果显示在盐度为40g nacl/l的高盐环境中，菌株lv4可在25~40℃的温度范围内以吡啶为唯一碳氮源进行生长，其中当温度为30℃时，菌株lv4的生长最佳，此时吡啶降解率最高，为49.16%。通过对培养24 h时不同温度条件下菌株lv4对吡啶的降解率进行统计分析结果表明各培养温度下菌株lv4对吡啶降解能力存在显著性差异。在整个72h培养周期中，各培养温度条件下吡啶都能被菌株lv4完全降解并且具有较好的矿化效果，当培养温度为30℃时toc去除率可达88%（图中结果未显示）。综上所述，菌株lv4在25~40℃的温度范围内对高盐吡啶废水的降解效果较好，最佳温度为30℃。
55.实施例6菌株lv4在不同溶解氧条件下的高盐吡啶降解实验如下：以吡啶作为唯一碳氮源，吡啶浓度为500mg/l、ph=7、温度30℃、盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基（同实施例1），取5ml工作液（同实施例3）接种到上述100ml培养基中，以封口膜密封，置摇床中，并将摇床转速分别调节为40rpm（do 2.48mg/l）、80rpm（do 3.25mg/l）、120rpm（do 4.69mg/l）、160rpm（do 5.73mg/l）、200rpm（do 6.99mg/l）培养36h，取样测定在不同溶解氧下菌株吡啶降解情况。
56.结果如图7所示，在盐度为40g nacl/l的高盐环境中，菌株的生长、吡啶及toc降解率均随着转速升高而逐渐增大，至转速为120 rpm时菌株生长最佳（od
600
=0.57），此时吡啶与toc降解率达到最大，分别为100%和84.78%。与转速120 rpm相比，转速为160 rpm时菌株lv4的细胞生长（od
600
=0.59）、吡啶与toc降解率差别不太明显，此时吡啶与toc降解率分别为97.38%和78.70%。转速继续升高至200 rpm时菌株lv4的吡啶与toc降解率有所下降，分别为90.36%和78.61%。综上可得，适当提高振荡速度可促进细胞生长与吡啶的降解，考虑到实验经济性，选定溶解氧为4.69mg/l为菌株lv4的优选溶解氧。
57.实施例7菌株lv4在不同初始ph条件下的高盐吡啶降解实验如下：以吡啶作为唯一碳氮源，吡啶浓度为500mg/l、盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基（同实施例1），初始ph用2mol/l的盐酸和2mol/l的naoh来调节至4.0、5.0、6.0、7.0、8.0、9.0、10.0。取5ml工作液（同实施例3）接种到上述100ml培养基中，以封口膜密封，置摇床中30℃、120rpm培养24h，取样测定在不同ph下吡啶降解情况。
58.结果如图8所示，研究结果显示在盐度为40g nacl/l的高盐条件下，菌株lv4可在ph 4~10范围内以吡啶为唯一碳氮源进行生长。各初始ph条件下菌株lv4对吡啶降解能力存在显著性差异（p＜0.05），其中初始ph为7时，菌株lv4的吡啶降解效果最好，吡啶去除率为42.63%。不难发现，菌株lv4在初始ph为4或10时仍能够以吡啶为唯一碳氮源进行生长，培养至72h时od
600
分别为0.42和0.29，对应吡啶降解率为100%和15.77%（图中未显示），表明菌株可在强酸或强碱的环境中生长并降解吡啶，但酸性或碱性越强对菌株lv4生长抑制性越大。以上实验结果表明菌株lv4可在ph 4~10的范围内存活并完全降解吡啶，选定ph为7为菌株
lv4的优选ph。
59.实施例8菌株lv4在高盐条件下以吡啶为唯一碳氮源的细胞生长与吡啶降解实验如下：实验在以吡啶（500mg/l）为唯一碳氮源、盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基（同实施例1）中进行。取5ml工作液（同实施例3）接种到上述新鲜的100ml培养基中，于30℃、ph=7、120rpm培养条件下培养72h，间隔取样，测定不同时期菌株lv4生长及吡啶降解情况。
60.如图9a所示，菌株lv4在前24h内处于延滞期而细胞生长缓慢，此时水中吡啶含量由初始502.33mg/l逐渐降低为349.14mg/l。之后菌株lv4进入快速生长的对数期，od
600
值由24h时的0.18迅速升高至36h时的0.57；对数生长期内菌株吡啶含量迅速下降至零，此时吡啶去除速率为29.10mg/(l
·
h)，这说明吡啶的降解与细胞生长密切相关。水中toc降解与吡啶降解趋势基本一致，至培养72h时最终稳定在42.80mg/l左右，此时toc降解率为88.36%，进一步说明菌株lv4对吡啶的矿化效果较好。
61.从图9b可以看出，随着吡啶的开环降解，水中氨氮含量不断升高，至培养48h时氨氮含量达到最高，约为73mg/l，之后略有降低并维持在70mg/l左右，而水中初始吡啶的含n量理论计算值约为77mg/l左右，说明了吡啶开环后的n存在形式多以氨氮的形式存在。在整个实验测定过程中水中ph呈现先降低后升高的变化趋势，前期ph有所降低可能是吡啶降解过程中会产生酸性物质所致，而随着吡啶开环过程中的释放氨氮含量增加而引起水中ph值逐步上升。
62.鉴于吡啶的毒性及持久性，以及当前耐盐吡啶降解微生物降解研究的缺乏，利用高效吡啶降解菌lv4进行高盐度环境中的吡啶降解具有非常重要的现实意义和应用价值。
63.实施例9菌株lv4在高盐条件下以喹啉为唯一碳氮源的细胞生长与喹啉降解实验如下：实验在以喹啉（100mg/l）为唯一碳氮源、盐度为40g nacl/l的喹啉去除培养基中进行，喹啉去除培养基配方为喹啉0.1g/l、k2hpo4·
3h2o 0.75g/l、nah2po4·
2h2o 0.25g/l、mgso4·
7h2o 0.05g/l、mnso4·
4h2o 0.01g/l、feso4·
7h2o 0.01g/l，ph=7.0。取5ml工作液（同实施例3）接种到上述新鲜的100ml培养基中，于30℃、ph=7、120rpm培养条件下培养96h，间隔取样，测定不同时期菌株lv4生长及喹啉降解情况。
64.如图10a所示，因高盐度和喹啉自身毒性的双重抑制作用，菌株lv4在初始培养的36h内处于延滞期而生长缓慢，此时喹啉降解效果也不明显。在培养36h后菌株lv4进入快速生长的对数期，至72h时od
600
达到最大值，最大值为0.23。与此同时，水中喹啉含量迅速降低，最终培养至72h喹啉被完全降解，去除率可达100%（图10b）。此外，水中toc含量变化趋势与喹啉含量变化趋势基本相同，至84h时toc降解率最大，最大降解率为83.26%（图10b），进一步说明菌株lv4的矿化效果也较好。因此，实验表明菌株lv4对喹啉降解与其生长密切相关，其在高盐条件下可实现喹啉的完全降解。
65.实施例10菌株lv4在高盐条件下对吡啶和喹啉共存的降解实验如下：实验在吡啶（500mg/l）与喹啉（100mg/l）共存、盐度为40g nacl/l的吡啶去除培养基（同实施例1）中进行。取5ml工作液（同实施例3）接种到上述新鲜的100ml培养基中，于30℃、ph=7、120rpm培养条件下培养72h，间隔取样，测定不同时期菌株lv4生长、喹啉和吡啶降
解情况。
66.如图11所示，当吡啶与喹啉共存时，菌株lv4在生长缓慢的延滞期内，即初始培养了36h内就已完全降解喹啉，这比菌株lv4以喹啉为唯一碳氮源时完全降解提前了24h。吡啶与喹啉共存时加速了菌株lv4对喹啉的降解，这可能是因为两种底物同时降解时会引起细胞内电子供体的竞争，而喹啉的第一次单氧化（生成2-羟基喹啉）总是比吡啶的第一次单氧化（生成2-羟基吡啶）要快。伴随着菌株lv4的生长，水中吡啶含量逐渐降低，培养至48h时，水中吡啶已被完全降解，这进一步表明菌株lv4可在高盐环境中同时降解喹啉与吡啶物质，为高盐含氮杂环化合物废水处理提供了良好的菌种资源，在高盐废水氮杂环污染物治理领域具有巨大潜力。
67.以上所述仅为本发明的实施例，并不因此限制本发明的专利范围，凡是利用本发明说明书及附图内容，对本发明的技术方案进行修改或者等同替换，均同理包括在本发明的专利保护范围内。