活性污泥培菌剂及应用

摘要

本发明属于环保技术领域，具体涉及活性污泥培菌剂及应用，本发明通过筛选短小芽孢杆菌（CCTCC NO:M 2020550）和枯草芽孢杆菌（CCTCC NO:M 2020551），将其与市政污泥进行混合后制备的污泥培菌剂，解决了污水处理过程中，剩余污泥的处置问题，本发明的枯草芽孢杆菌（CCTCC NO:M 2020551）具有解毒的作用，可以用于辅助硝化细菌，进一步提升处理污水的质量；短小芽孢杆菌（CCTCC NO:M 2020550）则耐盐性极强，可用于处理含盐量高的废水，本发明的产品解决了污水厂优质活性污泥的短缺问题，增加了活性污泥中的活菌数量，同时提升了污泥的处理效率。

权利要求

1.一种活性污泥培菌剂，包括市政污泥，短小芽孢杆菌（Bacillus pumilus）和枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）；所述短小芽孢杆菌的保藏编号为CCTCC NO: M 2020550，所述枯草芽孢杆菌的保藏编号为CCTCC NO: M 2020551。

2.权利要求1所述的活性污泥培菌剂在制备成污水处理制剂中的应用。

3.权利要求1所述的活性污泥培菌剂在用于同时去除水中氨氮、总氮和COD中的应用。

4.权利要求1所述的活性污泥培菌剂在污水处理中的应用。

5.利用权利要求1所述的活性污泥培菌剂制备污水处理剂在污水处理中的应用。

说明书

活性污泥培菌剂及应用

技术领域

[0001] 本发明属于环保技术领域，具体涉及活性污泥培菌剂及应用。

背景技术

[0002] 剩余污泥是活性污泥系统中从二次沉淀池(或沉淀区)排出系统外的活性污泥，是污水 处理过程中产生的副产物，且产量巨大，剩余污泥中存在有毒有害物质，处置压力大，现在 大多数污水厂对剩余污泥采用脱水处理，尽管如此，剩余污泥的含水率依旧很高，易于变成 黑臭污泥，产生恶臭气味，对环境产生二次污染，专利CN200510200271.2中公开了一种污 泥脱水和稳定化的处理方法，主要针对于剩余污水的水分含量的处理以及处理过后一些污染 物的处理，仅仅便于运输和污泥固体废弃物的处置，不涉及到剩余污泥资源化的问题。

[0003] 在一些一体化设备中，需要利用活性污泥，在一些新建和已经运行的污水处理系统中， 也需要活性污泥作为微生物菌群的载体，但优质活性污泥获取麻烦，且获取量较少，现在获 取活性污泥的方法大多是从一些稳定运行的污水系统上托运含水量极高的泥水混合物，这样 在获取和运输上比较困难，且目前很多污水具有高盐和抑制物存在的特性，在此类废水中， 微生物菌群很难存活和生长，。专利CN109250814A中公布了一种复合活性污泥及其用于污 水处理的方法，主要通过将污泥驯化，有利于污水系统中氨氮的降解，但是该复合活性污泥 的耐盐和耐抑制性功能并未提及。目前，对剩余污泥进行保藏后在利用的研究少之又少，优 质的活性污泥中含有丰富的微生物菌群，例如具有一些硝化细菌和反硝化细菌以及一些COD 降解菌，专利CN108793407A中公开了一种用于污水处理的活性污泥的驯化方法和活性污泥， 该方法有利于去除废水中的COD、TN和TP，培养出的活性污泥表面包裹有杆菌，但是该方 法中涉及的菌群交单一，在一些盐度较高和含有抑制的废水中是否依旧有效并未提及。

[0004] 目前，大部分公开的是活性污泥的处置和常规资源化利用。如专利CN102092829B公开 了一种利用剩余污泥生产生物絮凝剂的工艺；专利CN106698398A公开了一种利用活性污泥 制备石墨烯气凝胶的方法；如专利CN102167485A公开了一种活性污泥水处理工艺的强化污 泥处置方法。本发明提供一种将剩余污泥生产成活性污泥培菌剂的发酵生产方法，此发明中， 通过对剩余污泥进行脱水、添加固态菌剂、添加粉末载体，通过加入保护剂的方式在一定时 间内防止剩余污泥黑臭产甲烷，且提高了剩余污泥中的有益微生物数量，解决的污水厂剩余 污泥处置困难的问题，也为污水厂提供了优质的活性污泥，解决了污水厂获取污泥麻烦的问 题。

发明内容

[0005] 本发明的目的在于提供了一种活性污泥培菌剂，该培菌剂的主效成分包括市政污泥，短 小芽孢杆菌Bacillus pumilus(CCTCC NO:M 2020550)和枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis(CCTCC NO:M 2020551)。

[0006] 本发明的另一个目的在于提供了活性污泥培菌剂在污水处理中的应用。

[0007] 为了达到上述目的，本发明采取以下技术措施：

[0008] 活性污泥培菌剂，包括市政污泥，短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001(CCTCC NO:M 2020550) 和枯草芽孢杆菌SZG‑JD‑001(CCTCC NO:M 2020551)。

[0009] 以上所述的活性污泥培菌剂，每100g活性污泥培菌剂包括：水38.7‑45.8g，水之国 6 6
BioPower 400Plus 0.2‑3.8g，枯草芽孢杆菌SZG‑JD‑001 1×10‑9×10 cfu/g活性污泥培
6 6
菌剂， 短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001 0.5×10 ‑8.5×10cfu/g活性污泥培菌剂，市政污泥余量；

[0010] 以上所述的活性污泥培菌剂，每100g活性污泥培菌剂包括：水38.7‑45.8g，载体 6
15.8g‑28.8g，水之国BioPower 400Plus 0.2‑3.8g，枯草芽孢杆菌SZG‑JD‑001 1×10‑9× 
6 6 6
10cfu/g活性污泥培菌剂，短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001 0.5×10‑8.5×10cfu/g活性污泥培菌 剂，市政污泥余量；

[0011] 所述的载体为：沸石粉、加益粉、植脂末、番茄粉或脱脂奶粉中的一种或多种的混合物。

[0012] 本发明的保护范围还包括，利用上述的活性污泥培菌剂制备成污水处理制剂中的应用。

[0013] 或是以上述活性污泥培菌剂为有效成分或有效成分之一在污水处理中的应用。

[0014] 以上所述的应用中，优选的，是同时去除水中的氨氮、总氮和COD。

[0015] 与现有技术相比，本发明具有以下优点：

[0016] 本发明通过筛选短小芽孢杆菌(CCTCC NO:M 2020550)和枯草芽孢杆菌(CCTCC NO:M 2020551)，将其与市政污泥进行混合后制备的污泥培菌剂，解决了剩余污泥的处置问题， 延缓了剩余污泥的黑臭产甲烷问题，解决了污水厂优质活性污泥的短缺问题，增加了活性污 泥中的活菌数量。

[0017] 同时，由于本发明的枯草芽孢杆菌(CCTCC NO:M 2020551)具有解毒的作用，可以用 于辅助硝化细菌，进一步提升处理污水的质量；短小芽孢杆菌(CCTCC NO:M 2020550)则 耐盐性极强，可用于处理含盐量高的废水。

具体实施方式

[0018] 以下结合具体实施例对本发明进行详细说明，本实施例以本发明技术方案为前提进行 实施，所举实例只用于解释本发明，并非用于限定本发明的范围。本发明所述技术方案，如 未特别说明，均为本领域的常规方案；所述试剂或材料，如未特别说明，均来源于商业渠道。

[0019] 实施例1：

[0020] 短小芽孢杆菌(Bacillus pumilus)SZG‑NY‑001的获得：

[0021] 取湖北某盐湖新鲜污泥，稀释后取10‑4，10‑5，10‑6三个梯度涂布，37℃培养一天，挑 取单菌落接种到斜面上。

[0022] 以含氯化钠盐浓度为5.0％(即100g水添加5g氯化钠)，10.0％，15.0％，20.0％，25.0％， 30.0％的LB固体培养基划线培养，30℃下培养3天，观察其生长情况，从中选择出3株耐盐 性能较好的菌株，并对他们进行归属鉴定，最终鉴定出一株耐盐短小芽孢杆菌。

[0023] 该菌株已于2020年9月28日送至中国典型培养物保藏中心保藏，分类命名：Bacillus pumilusSZG‑NY‑001，保藏编号为CCTCC NO:M 2020550，地址：中国武汉武汉大学，本发明 或称为短小芽孢杆菌001上述的短小芽孢杆菌为革兰氏阳性菌，好氧生长，水解淀粉，接触 酶反应阳性，氧化酶和卵磷脂酶反应阴性，生长温度10℃～45℃；菌落特征：光学显微镜 下菌株呈短杆状，琼脂平板培养基上呈现白色，较湿润，边缘整齐、圆形、小而凸起。

[0024] 发酵培养：

[0025] 摇瓶培养基：蛋白胨10g/L，酵母提取物5g/L，干酪素5g/L，KCl 2g/L，柠檬酸钠3g/L， MgSO4`7H2O 20g/L，NaCl 80g/L，制霉素50mg/L，pH8.0，其余为水。

[0026] 用接种环挑取平板上短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001，接种于上述培养基中，在温度30℃、 200rpm/min的条件下震荡培养24h后得到液体菌剂种子液，种子液的有效菌浓度均为18
× 10cfu/mL。

[0027] 短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001的耐盐性检测：

[0028] 在含浓度为0％、12％、14％、16％、18％、20％的NaCl的LB培养基中接入5％的短小芽 孢杆菌SZG‑NY‑001或SZG‑NY‑002种子液，培养24h后进行平板计数，结果如下：

[0029] 不同NaCl浓度培养基中短小芽孢杆菌001的生长情况

[0030]NaCl浓度 菌浓(cfu/mL)
8
0％ 1×10
7
12％ 9×10
7
14％ 8×10
6
16％ 5×10
5
18％ 3×10
4
20％ 4×10

[0031] 结果显示，短小芽孢杆菌001在NaCl浓度不高于14％时，对于本发明的生长基本没有抑制 作用；当NaCl浓度大于16％后，有明显的抑制生长作用，菌浓度大幅度下降；当NaCl5
浓度 为18％时，菌浓度仅为3×10cfu/m。因此，其最高耐受16％的氯化钠的盐度。

[0032] 短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001处理工业含盐废水的效果：

[0033] 取100ml工业含盐废水置于250ml三角瓶中，按体积比1％接种活化好的短小芽孢8
杆菌 (Bacillus pumilus)SZG‑NY‑001种子液(有效菌浓度10cfu/ml)，置于30℃条件下
200rpm 培养，每天检测可溶性COD。

[0034] 待处理的工业含盐废水的水质情况(mg/L)

[0035]

[0036] 上述表格中，所述的“对羟基苯甲醛和甲苯磺酰氯混合废水”为染料及染料中间体废水。 “对甲苯磺酰胺废水”为染料中间体废水。

[0037] “化工废水”为增塑剂、橡塑发泡剂、染料中间体混合废水。

[0038] 待处理废水投Bacillus pumilusSZG‑NY‑001后的COD降解情况(mg/L)

[0039]

[0040] 由上表可知，短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001能够耐受工业盐含量为16.5％左右的废水，投 菌后COD降低效果较明显。

[0041] 实施例2：

[0042] 枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的获得；

[0043] 申请人自申请人自己的菌株库中偶然筛选到一株细菌，该菌株不但有反硝化的功能，同 时发现其还具备菌株解毒剂的功能；当硝化细菌加入污水中由于污水中的物质毒性无法实现 其硝化功能时，加入该菌株后，硝化细菌的功能恢复。该菌株16srDNA的部分可变区序列 测序结果通过NCBI/blast比对后发现其属于枯草芽孢杆菌。

[0044] 上述菌株已于2020年09月28日送至中国典型培养物保藏中心保藏，分类命名：Bacillus subtilis SZG‑JD‑001，保藏编号为CCTCC NO:M 2020551，地址：中国武汉武汉大学。

[0045] 所述枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的菌落形态如下：菌落纯白色，圆形，表 面有褶皱，不透明，边缘整齐。

[0046] 枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的培养：

[0047] 取‑80℃保藏的菌株甘油管接种到LB液体培养基中，30℃、200r/min活化培养24h，再 以1％的接种量转接至新鲜LB液体培养基中培养12h，菌数为8.5亿CFU/mL。

[0048] 枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的特性：

[0049] 1)耐盐特性

[0050] 将活化好的Bacillus subtilis SZG‑JD‑001菌液按1％的接种量分别接种至总NaCl含量为 1％、2％(即100gLB培养基中共添加2g氯化钠)、4％、6％、8％、10％和12％的LB培养 基中，30℃、200r/min培养24h，在600nm下检测各组菌液吸光值，结果如下：

[0051] 不同NaCl浓度LB培养基中枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的生长情况

[0052]NaCl浓度％ OD600
1 1.561
2 1.574
4 1.608
6 1.270
8 0.167
10 24h几乎不生长，48h OD6001.320
12 不生长

[0053] 结果显示枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001在含1‑6％NaCl的LB培养基中生长 良好，当盐浓度达到8％和10％时菌株生长会产生延迟期，盐浓度超过10％后该菌无法生长， 表明该菌株具有较好的耐盐特性。

[0054] 2)耐糖特性

[0055] 将活化好的Bacillus subtilis SZG‑JD‑001菌液按1％的接种量分别接种至总葡萄糖含量为 0％、10％(即100gLB培养基中共添加10g葡萄糖)、20％、30％、40％、50％和60％葡萄 糖的LB培养基中，30℃、200r/min培养24h，在600nm下检测各组菌液吸光值，结果如下：

[0056]

[0057]

[0058] 结果显示随着糖浓度的升高，Bacillus subtilis SZG‑JD‑001生长逐渐变差，其最高能耐 受30％的葡萄糖浓度。

[0059] Bacillus subtilis SZG‑JD‑001制备成生物复合碳源的稳定性：

[0060] 所述的生物复合碳源，每100g包括：60g乙酸钠溶液，40g甘油溶液，100亿CFU枯 草芽孢杆菌SZG‑JD‑001(以菌粉形式投加，质量忽略不计)；其中乙酸钠溶液的质量分数 为30％，甘油溶液的质量分数为85％。检测了上述生物复合碳源在室温下的保藏效果：

[0061]

[0062] 枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001与乙酸钠和甘油复配而成的生物复合碳源在 室温下保存30d菌数略有下降。

[0063] 3)反硝化功能

[0064] 采用反硝化验证培养基检测菌株的反硝化功能，培养基配方：蛋白胨20g/L，牛肉膏3g/L， 氯化钠5g/L，硝酸钾1g/L，调整pH值为7.4±0.2，分装试管，121℃灭菌30min。将活化 好的枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001菌液进行梯度稀释涂布LB固体平板，然后 倒置于30℃培养箱中培养24h。待平板上长出单菌落后，任意挑选5‑10个菌落接种于反硝 化验证培养基中37℃培养72h，检测时向试管中滴加1‑2滴二苯胺试剂呈无色，表明枯草芽 孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001具有反硝化能力。

[0065] 4)解毒菌功能

[0066] 采用模拟废水进行了枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis SZG‑JD‑001的解毒功能实验，实验 设计如下：

[0067] 苯胺模拟废水实验方案

[0068]

[0069]

[0070] 模拟废水采用硝化细菌培养基和不同浓度的苯胺配置而成。其中硝化细菌培养基各组分 浓度为0.5g/L(NH4)2SO4、0.3g/L NaCl、0.03g/L FeSO4·7H2O、0.03g/L MgSO4·7H2O、 0.256g/L Na2HPO4、3.27g/LK2HPO4，苯胺添加浓度为30mg/L和50mg/L，其余为水。

[0071] 所述的硝化菌剂的有效菌浓度为4亿cfu/ml，由欧洲亚硝化单胞菌(Nitrosomonas europaea)ATCC19178和维氏硝化杆菌(Nitrobacter Winogradskyi)Y3‑2(CN105274029B) 按照有效菌浓度为1：1组成。

[0072] 实验结果如下表所示：

[0073] 实验过程中的氨氮浓度变化(mg/L)

[0074]

[0075] 结果显示，在不额外添加苯胺的情况下，反应72h，硝化菌剂对氨氮的降解率在97.68％； 在苯胺浓度为30mg/L时，反应72h，加入解毒菌的(实验组1)氨氮从100.72mg/L降低至 22.34mg/L，去除率为77.82％，相比于对照组(CK1)去除率提高了73.76％。在苯胺浓度为50mg/L时，降解时间为72h，加入解毒菌的实验组(实验组2)氨氮从109.32mg/L降低至 
67.87mg/L，去除率为37.92％，而对照组(CK2)氨氮略有上升。这说明Bacillus subtilis SZG‑JD‑001在处理含苯胺废水时，能够协同硝化细菌降解废水中的氨氮浓度，且有不错的 降解效果。

[0076] 实施例3：

[0077] 一种活性污泥培菌剂：

[0078] 每100g活性污泥培菌剂包括：水42g，沸石粉23g，水之国BioPower 400Plus 2g，枯6
草 芽孢杆菌SZG‑JD‑001(CCTCC NO:M 2020551)7.8×10cfu/g活性污泥培菌剂，短小芽孢 
6
杆菌SZG‑NY‑001(CCTCC NO:M 2020550)5.5×10 cfu/g活性污泥培菌剂，市政污泥余量。 为了考察上述培菌剂的稳定性和可商品化的特性，设置了另外两组样品进行对照试验：

[0079] 新鲜污泥：含水率87％的新鲜市政污泥；

[0080] 不添加其他组分的活性污泥CK：将新鲜市政污泥离心后调整至含水率为42％的活性污泥； 上述3个实验组中的市政污泥均是同一时间同一地点采样的污泥。

[0081] 上述3个实验组的样品用封口袋进行分装，定期取样观察产气情况，外观变化情况以及 菌数变化。

[0082] 活菌计数的方法为用分析天平称取各处理污泥10g置于三角瓶中，加入90mL双蒸‑1水， 加入定量玻璃珠置于37℃200r/min摇床震荡10min，作为10 梯度备用；将各样品稀释 ‑2 ‑3 ‑4 ‑5 ‑3 ‑4
至10 、10 、10 及10 梯度，吸取100μL 10 及10 梯度的各样液使用涂布棒均匀涂布 在‑5
倒好的LB培养基上，10 梯度涂200μL；涂布好的平板置于恒温培养箱中培养24h后 进行计数；

[0083] 各样品的产气情况随时间的变化

[0084]实验组 0d 15d 30d 60d
新鲜污泥(含水率87％) 不产气 产气 产气剧烈 产气剧烈
不添加其他组分的活性污泥CK 不产气 不产气 产气 产气剧烈
活性污泥培菌剂 不产气 不产气 不产气 不产气

[0085] 各样品的外观情况随时间的变化

[0086]

[0087]

[0088] 各样品的活菌数随时间的变化(cfu/g)

[0089]实验组 0d 15d 30d 60d
新鲜污泥(含水率87％) 1333.3万 987.6万 435万 73万
不添加其他组分的活性污泥CK 633.3万 577万 251.9万 108万
活性污泥培菌剂 780万 654.2万 618万 473万

[0090] 从实验结果可知，新鲜污泥的初始菌数高，对新鲜污泥进行脱水处理后初始菌数会有一 定的损失，额外添加短小芽孢杆菌SZG‑NY‑001和枯草芽孢杆菌SZG‑JD‑001后会增加脱水处 理后的活性污泥中的菌数，随着保藏时间的延长，从外观和产气情况以及活菌衰减情况上看 来活性污泥培菌剂的稳定性都为最优。

[0091] 实施例4：

[0092] 实施例3制备的活性污泥培菌剂制药废水中的应用，

[0093] 本实施例中，待处理的制药污水的具体指标如下：

[0094]   氨氮mg/kg 亚硝酸盐mg/kg 硝酸盐mg/kg 总氮mg/kg COD mg/kg 制药污水 46.36 1.03 1.66 58.4 127.9

[0095] 该制药废水含有抑制硝化细菌起作用的物质。

[0096] 实验分组情况如下表，各组中均加入污水体积20％的处理剂，调节污水pH到7.5，每 天取样检测氨氮、总氮和COD浓度：

[0097] 分组 处理空白对照 含水率87％的市政污泥+制药废水
实验组1 含水率为42％的市政污泥+制药废水
实验组2 活性污泥培菌剂+制药废水

[0098] 结果如下：

[0099]

[0100]

[0101] 分组 24h总氮降解率％ 48h总氮降解率％空白对照 33.22 50.78
实验组1 27.9 36.97
实验组2 64.75 83

[0102] 分组 24hCOD降解率％ 48hCOD降解率％空白对照 12.39 12.88
实验组1 11.67 9.78
实验组2 32.41 47

[0103] 氨氮降解率％＝(初始氨氮值‑测定值)/初始氨氮值×100

[0104] 总氮降解率％＝(初始总氮值‑测定值)/初始总氮值×100

[0105] COD降解率％＝(初始COD值‑测定值)/初始COD值×100

[0106] 结果显示，利用本发明的活性污泥培菌剂处理后的污水的降解率要远高于单纯用不同含 水量的市政污泥处理的效果。在该制药废水中，含水率87％的市政污泥空白对照组的氨氮、 总氮及COD降解效果要比添加42％的市政污泥的实验组1的处理效果好，比添加活性污泥 培菌剂的实验组2处理效果差，原因是因为87％的新鲜污泥中的含有的活菌数高于42％的市 政污泥，42％的市政污泥在脱水过程中会导致一部分菌体死亡，而活性污泥培菌剂中添加了 大量的有益菌群，使污水处理系统中的耐受性以及降解率大大提升。

[0107] 实施例5：

[0108] 实施例3制备的活性污泥培菌剂印染废水中的应用：

[0109] 待处理的印染废水的具体指标如下：

[0110]  氨氮mg/kg 总磷mg/kg 总氮mg/kg COD mg/kg 盐度mg/kg
印染废水 36.8 0.2 47.7 252.4 168

[0111] 该印染废水同时还含有苯胺类物质，不同种类重金属：铬、铜、铅、砷。

[0112] 实验分组情况如下表，各组中均加入污水体积20％处理剂，调节污水pH到7.5，每天 取样检测氨氮、总氮和COD；

[0113]

[0114]

[0115] 结果如下：

[0116]分组 24h氨氮降解率％ 48h氨氮降解率％ 72h氨氮降解率 96h氨氮降解率
空白对照 12.22 16.78 15.77 16.1
实验组1 1.89 1.09 1.45 1.48
实验组2 43.41 68.7 77.2 74.89

[0117]分组 24h总氮降解率％ 48h总氮降解率％ 72h总氮降解率 96h总氮降解率
空白对照 2.36 11.22 45.4 46.78
实验组1 1.41 7.98 36.89 40.7
实验组2 46.34 51.2 64.5 68.08

[0118]分组 24hCOD降解率％ 48hCOD降解率％ 72hCOD降解率 96hCOD降解率
空白对照 13.6 12.11 13.89 10.77
实验组1 10.44 12.58 9.78 5.99
实验组2 19.87 22.4 38.7 34.21

[0119] 在上述印染废水中含有不同种类重金属：铬、铜、铅、砷，同时还含有苯胺类物质，在 不进行其他处理手段预处理直接进行生化反应时，这些有毒有害的物质会极大的抑制硝化反 应和反硝化反应，87％新鲜污泥中的微生物数量及活性要优于42％的活性污泥，所以在该废 水处理过程中，添加了87％的新鲜污泥空白对照组中的氨氮、总氮及COD的降解效果要优 于含水率42％的实验组1，活性污泥培菌剂中添加了SZG‑NY‑001菌株和SZG‑JD‑001菌株， 在42％的活性污泥以及新鲜的活性污泥基础上增加了微生物菌群的数量，提高了污水系统 中的耐受性和抗冲击性，所以在该废水处理过程中，添加了活性污泥培菌剂的实验组2中的 氨氮、总氮及COD的降解效果要优于含水率42％的实验组1和87％含水率的新鲜污泥。本 发明所述的活性污泥培菌剂在废水的适应性和处理效果明显优于新鲜污泥和不添加其他组 分的活性污泥，在一些具有抑制性的制药废水和一些含盐量较高的印染废水中的氨氮处理效 率和氨氮处理速率都要优于新鲜污泥和不添加其他组分的活性污泥。