杨昆仑-以新型陶粒为填料的厌-好氧串联生物滤池对四环素废水处理的研究

杨昆仑-以新型陶粒为填料的厌-好氧串联生物滤池对四环素废水处理的研究

山东大学硕士毕业论文分类号：X703单位代码：10422密级：学号：201311992硕士学位论文论文题目：以新型陶粒为填料的厌-好氧串联生物滤池在四环素废水处理中的应用研究Applicationofthecombinedanaerobic–aerobicbio-filterwithnovelceramicsfortetracyclinewastewatertreatment作者姓名杨昆仑学院名称环境科学与工程学院专业名称环境科学与工程指导教师岳钦艳教授合作导师2016年5月6日n山东大学硕士毕业论文n山东大学硕士毕业论文原创性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下，独立进行研究所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的科研成果。对本文的研究作出重要贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本声明的法律责任由本人承担。论文作者签名：日期：关于学位论文使用授权的声明本人同意学校保留或向国家有关部门或机构送交论文的印刷件和电子版，允许论文被查阅和借阅；本人授权山东大学可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文和汇编本学位论文。(保密论文在解密后应遵守此规定)论文作者签名：导师签名：日期：n山东大学硕士毕业论文n山东大学硕士毕业论文目录目录iCONTENTSiv摘要IAbstractIII第一章引言11.1本研究的目的和意义11.2文献综述31.2.1四环素类废水的产生和处理技术的发展31.2.2污泥，煤渣等固体废物的处置51.2.3陶制填料的研究和发展61.2.4厌氧与好氧生物滤池81.2.5高通量测序技术111.3本研究的主要内容和创新之处12第二章实验材料和方法142.1新型陶制填料表征142.1.1陶粒制备方法的改进142.1.2新型轻质陶粒的性能表征142.1.2.1化学成分分析(EDX)142.1.2.2物理性能测试152.1.2.3微观结构分析(SEM)152.1.2.4晶体结构分析（XRD）152.1.2.5金属浸出含量测试（ICP-AES）152.2厌-好氧串联生物滤池的设计，启动和运行162.2.1厌-好氧串联生物滤池的设计162.2.2四环素模拟废水的配置172.2.3串联UAF-UBAF系统的启动，连接和运行172.3水质测试指标及方法18第三章两种新型轻质填料的性能测试及分析203.1新型轻质陶制填料的物理性质测试及分析203.2新型轻质陶制填料的微观结构测试及分析（SEM）213.3新型轻质陶制填料的孔径分布分析223.4新型轻质陶制填料的晶体成分测试及分析（XRD）263.5新型轻质陶制填料的有毒金属浸出实验及分析283.6本章小结29第四章基于轻质陶粒的的厌-好氧串联生物滤池对四环素废水处理效果的研究3094n山东大学硕士毕业论文4.1新型轻质填料对厌氧及好氧生物滤池启动过程的影响304.2污水有机物浓度对厌-好氧串联生物滤池处理效果的影响324.2.1进水COD浓度对反应器运行情况的影响334.2.2进水NH4-N浓度对反应器运行情况的影响344.3四环素浓度对UAF-UBAF系统污水处理效果的影响354.3.1进水TET浓度对系统中COD，NH4-N去除效果的影响364.3.2进水TET浓度对系统中TN和TP去除效果的影响384.3.3进水TET浓度对系统中TET去除效果的影响404.4本章小结41第五章UAF-UBAF内微生物种群结构及多样性分析425.1微生物群落结构及多样性分析的重要性425.2试验仪器与方法435.2.1生物膜样品的采集和制备435.2.2EPS样品的处理与测定435.2.3扫描电镜样品的制备435.2.4生物膜样品DNA的提取和高通量测序445.3四环素废水中各个污染物的降解过程455.3.1UAF中COD，NH4-N，TP和TET随高度的变化455.3.2UBAF中COD，NH4-N，TP和TET随高度的变化465.4生物膜表面的微观形态学观察475.5生物膜样品的EPS分析495.6反应器中微生物的种群结构和功能性配置分析505.6.1高通量测序的原始数据分析505.6.2UAF和UBAF内微生物的多样性分析525.6.3微生物种群结构和功能性群落分析555.7本章小结61第六章废水处理工艺的初步改进—铁碳陶粒微电解预处理636.1铁碳微电解预处理的意义636.2铁碳陶粒的改进636.3SFC和SFFC的性质比较646.4SFC和SFFC在四环素废水预处理中的应用696.4.1SFC和SFFC反应器的设计和运行696.4.2进水pH对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响706.4.3HRT对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响726.4.4曝气强度对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响726.4.5填料高度对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响746.5SFC和SFFC在四环素废水处理中的变化746.5微电解预处理后四环素废水可生化性的变化786.5本章小结78第七章结论与展望807.1主要结论807.2建议与展望8294n山东大学硕士毕业论文参考文献84致谢88攻读硕士学位期间发表的论文9094n山东大学硕士毕业论文CONTENTSChineseContentsiContentivChineseAbstractIABSTRACTIIIChapter1Introduction11.1TheObjectiveandSignifinance11.2LiteratureReview31.2.1TheProductionofTETWastewaterandTheDevelopmentoftreatment31.2.2TreatmentofCoalCinderandSludge51.2.3StudyandDevelopmentofCeramicFillers61.2.4AnaerobicandAerobicBio-filter81.2.5High-throughputSequencingTechnology111.3MainContentsandInnovationofThesis12Chapter2ExperimentalMaterialsandMethods142.1CharacterizationofNovelCeramics142.1.1TheImprovementofCeramsitePreparationMethods142.1.2CharacterizationMethodsofNovelCeramics142.1.2.1AnalysisofChemicalComposition(EDX)142.1.2.2TestingofMechanicalProperties152.1.2.3AnalysisofMicro-Structure(SEM)152.1.2.4AnalysisofCrystalStructure（XRD）152.1.2.5TestingofMetalElementsinLixivium（ICP-AES）152.2Design,Start-upandOperationofUAF-UBAFSystem162.2.1DesignofUAF-UBAFSystem162.2.2PreparationofImitatedTETWastewater172.2.3Start-up,ConnectionandOperationofUAF-UBAFSystem172.3AnalysisMethodofWaterSamples18Chapter3PropertytestingandAnalysisofTwoNovelLightCeramics203.1PhysicalPropertiesofNovelLightCeramics203.2MicroMorphologicalCharacterofNovelLightCeramics(SEM)213.3PoreSizeDistributionofNovelLightCeramics223.4CrystalComponentAnalysisofNovelLightCeramics(XRD)263.5AnalysisofMetalElementsinLixiviumofNovelLightCeramics283.6Conclusions29Chapter4Effectofnovellightceramicmediaincombinedanaerobic–aerobicbio-filterfortetracyclinewastewatertreatment3094n山东大学硕士毕业论文4.1Influenceofnovellightceramicsonthestart-upofUAFandUBAF304.2Influenceofdifferentnutrientconcentrationontheremovalofwastewater324.2.1InfluenceofCODconcentrationontheoperatationofUAF-UBAF334.2.2InfluenceofNH4-NconcentrationontheoperatationofUAF-UBAF344.3InfluenceofTETconcentrationontheremovalofwastewater354.3.1InfluenceofTETconcentrationontheremovalofCOD，NH4-N364.3.2InfluenceofTETconcentrationontheremovalofTN,TP384.3.3InfluenceofTETconcentrationontheremovalofTET404.4Conclusions41Chapter5AnalysisofMicrobialCommunityStructuresandMicrobailDiversityinUAF-UBAF425.1SignificanceofMicrobialCommunityStructuresandMicrobailDiversity425.2MaterialsandMethods435.2.1CollectionandPreparationofBiofilmSamples435.2.2PreparationandTestingofEPS435.2.3PreparationofBiofilmSamplesforSEM435.2.4DNAExtractionandHigh-throughputSequencingTechnology445.3Degradationprocessofdifferentorganicsinwastewater455.3.1ChangeofCOD，NH4-N，TPandTETConcentrationinUAF455.3.2ChangeofCOD，NH4-N，TPandTETConcentrationinUBAF465.4MicroMorphologicalCharacterofBiofilmSamples475.5EPSAnalysisofBiofilmSamples495.6AnalysisofMicrobialCommunityStructuresandFunctionalProfilesinUAF-UBAF505.6.1SourceDataAnalysisofHTS505.6.2AnalysisofMicrobialDiversityinUAF-UBAFUAF和UBAF525.6.3AnalysisofMicrobialCommunityStructuresandFunctionalProfiles555.7Conclusions61Chapter6TentativeImprovementofTETWastementTreatment-Fe-CCeramicsMicro-electrolysisPretreatment636.1SignificanceofMicro-electrolysisPretreatment636.2ImprovementofnovelFe-CCeramicsPreparation636.3ComparationofSFCandSFFCProperties646.4ApplicationofSFCandSFFCinTETWastewaterTreatment696.4.1DesignandOperationofSFCandSFFCReactor696.4.2InfluenceofpHontheremovalofwastewater706.4.3InfluenceofHRTontheremovalofwastewater726.4.4InfluenceofAerationIntensityontheremovalofwastewater726.4.5InfluenceofFillersHeightontheremovalofwastewater746.5TransformationofSFCandSFFCintheTETWastewaterTreatment746.5ChangeofBiodegradability786.5Conclusions78Chapter7ConclusionsandProspects8094n山东大学硕士毕业论文7.1MainConclusions807.2SuggestionsandProspects82References84Acknowledgements88PublishedPapersDuringMasterPeriod9094n山东大学硕士毕业论文摘要本研究将装填有新型轻质煤渣和污泥陶粒的上流式厌—好氧串联生物滤池系统（UAF-UBAF）用于四环素（TET）合成废水的处理。实验中对两种新型陶粒的各种性能进行了测试，探究了新型陶粒在废水处理过程中的优越性。四环素废水处理过程中，分别测试提高有机物浓度和四环素浓度以及冬季低温环境（<16°C）对UAF-UBAF系统的影响。在特定的阶段使用高通量技术对系统中的微生物的种类，比例，多样性和功能性群落进行分析，深入研究了废水中不同物质的降解机理。最后添加铁碳陶粒微电解预处理工艺，探究使用新型铁碳陶粒处理四环素废水的最佳运行条件并取得较好的去除效果。具体一点说，两种新型轻质陶粒的物理性质均符合国家标准，其具有粗糙的表面，较低的堆积和颗粒密度，较大的总空隙率，较为稳定的晶体结构。由于新型陶粒的应用，UAF和UBAF的启动时间分别缩短至42天和10天左右。与传统的生物处理反应器相比较，串联UAF-UBAF系统在运行过程中表现出废水处理效率高，有机负荷高，抗冲击性强和耐受四环素能力强的优点，并且冬季的低温环境对反应器的运行基本没有影响。当进水COD和NH4-N浓度分别为4000和200mg/L时，进水TET浓度为45mg/L是UAF-UBAF系统运行的最佳条件。在此条件下，最终出水COD，NH4-N和TET的去处率能够分别达到97%，99%和89%。为了更好地解释串联UAF-UBAF系统在四环素废水中良好的去除效果，分析了系统内微生物种类、，群落结构及功能性群体的变化规律。对反应器不同高度处出水监测结果显示，结果显示废水中不同废物的主要去除过程发生在反应器高度为0-80cm的范围内，0-40cm范围内的平均去除速率是整个反应器中最大的。两个反应器中生物膜EPS的含量随高度的增大而降低，在同一高度范围内，UAF生物膜中EPS的浓度要大于UBAF中EPS的浓度。根据系统中优势种群的分析，降解四环素的主要细菌是Comamonadaceae,，Thauera和Sinobacteraceae。在UAF的下部主要发生的是厌氧水解阶段的生物反应，UAF的上部主要发生厌氧乙酸化和甲烷化阶段的反应。UBAF中微生物的种类主要由厌氧类细菌向好氧类细菌转化。94n山东大学硕士毕业论文另外，随着四环素的一步步降解，系统中微生物的生物多样性逐渐增大。为进一步增强串联UAF-UBAF系统处理四环素废水的能力，减少抗性细菌的产生，使用以粉煤灰和废铁屑为原料的新型烧结型（SFC）和免烧型（SFFC）铁碳陶粒进行微电解预处理四环素废水。实验中我们对陶粒的物理性质等进行了测试，并且探究了进水pH，HRT和曝气强度对四环素降解效果的影响。结果显示烧结型和免烧型陶粒的各项性质均符合国家标准，完全适合应用于四环素废水中。SFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为3，HRT为7h，A/O为10：1；SFFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为2，HRT为7h，A/O为15：1。通常来看，SFC的处理效果要好于SFFC，但SFFC的抗板结性能和其使用周期要好于SFC。经过微电解预处理后，两个反应器中四环素废水的可生化性均显著提高，进一步增强了后续生物滤池处理四环素的能力。关键词：新型煤渣和污泥陶粒；串联UAF-UBAF系统；四环素；高通量测序；铁碳陶粒微电解预处理94n山东大学硕士毕业论文AbstractInthisstudy,twonovellightceramicmediabasedoncoalcinderandsludgewereusedonthecombinedup-flowanaerobicbio-filter(UAF)andup-flowbiologicalaeratedfilter(UBAF)systemtotreatthesynthetictetracycline(TET)wastewateratlowtemperatureof16°C.ThecharacteristicsoftwonewceramicswereinvestigatedinthispapertodetecttheirpotentialadvantageforTETwastewatertreatment.Thentheinfluencesoforganicmatterconcentration,TETconcentrationandthelowtemperatureontheremovalofwastewaterwerestudied.Inthestableoperation,thespecies,ratio,microbialdiversityandthefunctionalprofilesintheUAF-UBAFsystemwereexploredtostudythedegradationmechanismofdifferentorganicsinTETwastewater.Intheend,theiron-carbonmicro-electrolysistechnologywasadded.Theoptimumoperationconditionsofelectrobathreactorswithnovelcoalashferric-carbonceramicfillersweredetected.Tobespecific,thephysicalpropertyoftwonovellightceramicstotallyconformingtonationallightweightfillerapplicationstandard.Theyhaveroughsurface,lowbulkandgraindensity,hightotalporositiesandstablecrystalcomponents.Duetothenovelceramicsfillers,thestartperiodsoftheUAFandUBAFwereshorteningto42and10days.Moreover,comparedtoconventionalreactor,thenewsystemhadadvantagesofhighprocessingefficiency,highorganicload,strongshockandtetracyclineresistance.WhenoriginalinfluentCODandNH4-Nwere4000mg/Land200mg/L,theinfluenttetracyclineof45mg/Lwasthebestoperatingconditions.Inthisstage,thetotalCOD,NH4-NandTETreductionscouldreachto97%,99%and89%.Furthermore,thelowtemperaturedidn’tinfluencethesystem.Microbialspecies,communitystructuresandfunctionalprofileswereexploredtoexplainthestrongdegradationcapabilityofthecombinedUAF-UBAFsystemwithnovelsludgeandcoalcinderceramsitefortreatingtetracyclinewastewater.Results94n山东大学硕士毕业论文showedthatthemainremovalprocessofpollutantshappenedattheheightof0-80cm.Thehighestaverageremovalratewasintheregionof0-40cm.EPSdecreasedwithrisingreactorheight.Forthesameheight,EPSconcentrationinUAFwashigherthanthatinUBAF.Duetotheanalysisofdominantpopulation,themainbacteriathatdegradedTETwereComamonadaceae,ThaueraandSinobacteraceae.HydrolysismainlytookplaceatlowreactorheightwhileacidificationandacetogenesismainlyhappenedathighheightinUAF.ForUBAF,thedominantbacteriaspecieschangedfromanaerobictoaerobicspecies.Furthermore,microbialdiversitybecamericherwiththegradualbiodegradationofTET.Keywords:Novellightcoalcinderandsludgeceramics;CombinedUAF-UBAFsystem;Tetracycline;High-throughputsequencingtechnology;Ferric-carbonmicro-electrolysispretreatment94n山东大学硕士毕业论文第一章引言1.1本研究的目的和意义四环素具有抑制和杀灭常见病菌的作用，又因其具有低毒，无不良反应，口服效果良好以及成本低廉的特点，使其成为世界上应用最广泛的广谱抗生素之一。随着经济的日益发展以及人口的逐渐增多，四环素的产量和消耗量也逐年增多。四环素由微生物发酵产生，其生产过程中会产生大量废水。四环素类抗生素的生产过程中会有三种废水产生：母液废水、工艺废水和冷却水，这三种废水中以反应母液废水最难处理。母液废水属于高浓度有机废水,COD浓度高，废水成分复杂,有机物、溶解性和胶体性固体、悬浮物含量较高。特别是四环素生产废水中含有具有抑菌作用的四环素类抗生素及其难降解物质的中间代谢产物,可生化性较差,并具有一定的生物毒性。另外废水中还含有高浓度的硫酸盐和氨氮，使得四环素类废水更加难以处理。相比于国外，我国在抗生素菌种的筛选和生产、选育等方面仍存在许多难点,出现了原料利用率低、提炼纯度低、废水中残留抗生素含量高等诸多问题,造成了更加严重的环境污染和不必要的浪费。目前国内外对于四环素类废水的处理多采用活性污泥法（好氧生物处理工艺）等，此种工艺不仅需要大量的稀释水，其处理废水浓度也较低，能耗较高，而且其运行所需费用和工艺投资也较高；少量采用厌氧工艺，但由于废水的毒性，微生物需要长时间的驯化，HRT（水力停留时间）很长，使得基建投资高，而且反应器运行不稳定，出水水质差，难以达到排放标准。另外，由于生物处理极易受到外部温度的影响，冬季的低温环境更使得现有的工艺的处理效率变得更低。由于抗生素废水经过一般的市政污水处理工艺处理后，四环素类物质不能够被完全降解，会随着污水排放到江河湖海中。另一方面，抗生素在医疗以及牲畜饲养等方面的滥用进一步增强了四环素进入自然环境的途径和强度，由于抗生素结构复杂，具有较强的抑制细菌生长和杀灭细菌的作用，属于难生物降解物质，所以,，94n山东大学硕士毕业论文一旦造成抗生素污染，很容易在环境中富集，影响环境中各种微生物的种群数量及其他较高等生物如水生生物、植物、动物的种群结构和营养转移方式，并诱导耐药菌株产生，对环境微生态造成严重的影响，最终影响人类健康。因此探索一种高效，经济的四环素类制药废水处理新技术并应用到工程实践中，特别是在冬季低温环境中，对解决困扰企业多年的环保难题是十分必要的。另一方面，随着我国社会经济的快速提高和人民生活水平的高速发展，工业废水以及生活污水的产量逐年增多，导致了城市污水厂的增多。由于我国现有城市污水处理厂多采用生物处理工艺，随着污水处理量的增多，污泥的产量也不断增大。污泥的成分极其复杂，不仅含有大量的有机物,，而且含有重金属和致病菌等有害物质，体积大,，易腐败，不稳定,，有恶臭,，如不加任何处理，不仅会占用大量的土地，还会造成严重二次污染，尤其是对土壤和地下水的污染。另外,，煤渣和粉煤灰是煤燃烧后的次产物，含有大量的有毒物质，会对人体和生物造成危害。因为我国主要以煤炭为电力生产基本燃料，随着能源工业和电力工业的迅速发展，煤渣和粉煤灰排放量的急剧增加，给我国的国民经济建设及生态环境造成巨大的压力。传统处理煤渣和粉煤灰的方式主要是路基、填方、混凝土掺和料、土壤改造等，处理方式简单且由于这两种固体废物中含有有毒物质容易造成二次污染。因此寻找一种合理，经济的污泥，煤渣和粉煤灰的方式，实现资源化利用成为固体废物处理领域的热门。生物填料无疑为污泥，煤渣和粉煤灰的资源化提供了一种有效方式。生物填料作为微生物生长和繁殖的载体，为微生物提供稳定的生长环境，是生物滤池的核心，对生物滤池的启动以及处理污水效率有至关重要的作用。以污泥，煤渣和粉煤灰为原料制取陶粒，前人也有研究，但往往制做陶粒的原料以粘土为主，会消耗大量的黏土，对于我国耕地保护以及农业的发展带来不利的影响。按照前人研究生产出的陶粒密度大，体积大，强度低，不易应用于生物滤池，往往用于建筑行业。另一方面，即使应用于生物滤池，也会出现容易板结，堵塞滤池，挂膜效率低，使用周期短，基建成本高等缺点。因此寻找一种更适合的新方法新工艺，减少粘土用量，以污泥，煤渣和粉煤灰为原料制取超轻陶粒用于生物滤池成为一个新方向。升流式厌氧生物滤池（UAF：up-flowanaerobicbio-filter）具有有机负荷高，耐受能力强，去除效率高等特点，但出水往往不能达到国家标准；升流式曝气生物滤池（UBAF:up-flowbiologicalaeratedfilter）虽对高浓度污染物的处理效率较低，耐受能力弱，并且易受冲击负荷影响，但其对低浓度污染物处理效率高，适合于二次处理，其出水往往能达到国家标准。94n山东大学硕士毕业论文因此，本文使用以新型超轻陶粒作为填料的厌氧与好氧生物滤池串联工艺来处理四环素生产废水作为研究新方向，一方面验证两种新型填料在污水处理中的表现，另一方面发现这个新工艺对抗生素废水处理的优缺点。同时根据废水的处理效果和特点，对此新工艺进行初步改进，添加铁碳微电解预处理，以期望能够为抗生素废水处理这一世界性难题提供实验室研究依据。1.2文献综述1.2.1四环素类废水的产生和处理技术的发展图1.1典型四环素类抗生素的生产工艺流程四环素类抗生素是一种广谱抗生素，在世界上应用很广泛，其典型的生物发酵工艺流程如图1.1所示[1]。此种工艺中主要会产生冲洗药渣废水A，废母液B和废液C。其中尤以废母液最为难处理，首先其含有大量的有机物且成分复杂有淀粉、蛋白质、甘油、油脂等，COD含量极高，其次废母液中含有较高浓度的四环素以及菌丝体，对一般性细菌的新陈代谢活动具有抑制性，最后废母液中还含有部分的硫酸盐，对厌氧微生物具有毒害作用。废液C中含有大量的丙酮，丁醇，进一步增加了废水的降解难度。总之，盐酸四环素的生产废水COD浓度高，组成成分复杂，具有较强的杀菌抑菌性，其处理难度很大。除了四环素类生产废水，四环素还主要通过两种途径进入到环境中。一方面，由于人们追求健康的意识不断增强,，人们对各种疾病的认识也在发生着变化，进入到医院检查和看病的频次增加，但目前大部分医院对药物的使用仍以抗生素的处方为主，许多根本无须使用抗生素治疗的疾病也在用抗生素，这就造成了医疗系统强加给生病病人抗生素的滥用;;在畜禽生产中四环素的使用就更加令人担忧,，常以高剂量使用治疗各种疾病，,以低剂量使用促进畜禽生长和增产，,因此四环素在畜禽生产中的使用量非常大。兽药抗生素的使用量远远超过人用抗生素,对该问题更应引起重视。研究表明,，无论人用或是兽用抗生素进入动物或人体内后,，94n山东大学硕士毕业论文大约70%不能被吸收,，而是被以母体化合物的形式直接被排出体外,，随动物粪便进入到城市的污水处理系统,，另现有的抗生素废水处理工艺不能够完全将四环素类抗生素降解，残留的四环素会随着污水排放到江河湖海中，随着时间的推移，会造成抗性菌的繁殖和扩散，从而对人类的健康以及其他生物造成潜在的危害。另外，四环素的毒性本身对土壤微生物、，植物及，动物具有较大的生态毒性[2]。对于四环素类生产废水的处理，目前国内外应用的处理技术不多且不够成熟，应用较多的是以好氧生物处理技术为主的工程,，其基建投资和处理成本较高,，但是废水的实际处理率很低[3]。欧美日等国从40年代生产青霉素时就已经开始处理其废水,，受当时处理技术的限制至70年代几乎全部采用活性污泥法、生物滤池等好氧技术。在70年代中期到80年代中期,，日本曾采用普通厌氧消化一高温接触法（1976年）处理青、链、卡那霉素废水，其COD高达10000-20000mg/L，最终的COD去除率达86%，还采用普通厌氧消化一活性污泥法(1985年)处理COD为46000mg/L的青霉素废水，去除率达到96%。采用厌氧工艺时，由于废水的毒性，微生物需要长时间的驯化，HRT（水力停留时间）很长，使得基建投资高，而且反应器运行不稳定，出水水质差，难以达到排放标准。另外，由于生物处理极易受到外部温度的影响，冬季的低温环境更是使得现有的工艺的处理效率变得更低。因此，为了减少对四环素类废水处理的投资，从70年代开始他们将这类原料药生产向发展中国家转移,，转而开发高技术、高附加值的新药[4]。除了生物处理方法外，国内外也有一部分研究使用物化的处理方法处理，主要有以下几种：:混凝一沉淀，吸附，气浮，反渗透和微电解等，其目的主要是降低废水中悬浮物和减少废水中的生物抑制性物质，提高废水的可生化性，有利于后续的生物处理，如饶义平等[5]利用混凝—沉淀法处理四环素废水，其COD去除率能够达到71%-77%[5]；王淑琴等[6]利用卷式反渗透膜组件处理土霉素结晶母液，其COD的去除率能够达到99%以上[6]；特别是近年来高级氧化工艺(AOPs)的提出和发展，使得此种工艺在抗生素类废水的处理中也有一些应用。在AOPs工艺过程中，通常采用氧化剂，UV光辐射和催化剂的不同组合来产生.OH，利用.OH来氧化去除污染物，例如陈非力等[7]以H2O294n山东大学硕士毕业论文作为催化剂的辅助氧化剂来调节四环素的分解反应速度，使得废水中四环素的结构遭到破坏，取得了良好的处理效果[7]；王春平等[8]使用Fenton试剂—石灰法去除土霉素废水，最终COD的去除率可以达到71%以上，废水的可生化性(BOD5/COD)也由原来的0.1提高到0.4，彻底去除了土霉素[8]。但是综合来看，物化处理工艺的总体运行成本较高，仅适用于小规模的废水处理。因此，探索一种更加高效，经济省钱的新型工艺与处理方法用于四环素类抗生素废水的处理对于环境保护具有重大的意义。1.2.2污泥，煤渣等固体废物的处置污泥是污水处理厂生物处理污水过程中的伴生产物，它是生活污水和工业废水的处理过程中分离或者截留的有机废渣和无机废物。污泥的成分很复杂,，不仅含有丰富的有机物,，同时含有重金属及病原菌(致病细菌、寄生虫卵、病毒体、有害昆虫卵等)等有害物质[9]。特别是随着我国工农工业的发展以及人民生活水平的提高，污水的产量再不断增大，自然导致了污泥产量的增多。传统的处置污泥方式为填埋和堆积，会造成堆积污泥体积大易腐败变臭[10]，很容易污染地下水、土壤以及海洋、河流、湖泊等地表水体,，而且影响环境卫生状况(孽生蚊蝇、臭气以及含致病生物密度大的空气等)以及破坏城市景观,，导致水体的加速淤积等危害。污泥中的毒性有机物和重金属还可以通过生态系统中的食物链迁移富集,，对人体健康和生态环境产生长期的潜在的危害[11]。近年来，污泥焚烧，污泥生物降解以及污泥的土地回用措施虽然也有研究，但应用范围较窄，仅限定在某些特殊污泥[12]。如污泥焚烧比较适合于含有机物较多的干污泥；污泥的生物降解时间较长且较难控制；污泥的土地回用较多应用在林地且需要去除污泥中的有毒重金属[13]。煤渣是煤燃烧后的产物，它的主要成分是二氧化硅、氧化铝、氧化铁、氧化钙、氧化镁等无机物。由于我国电力的主要来源仍是火力发电，冬季取暖主要靠燃煤，因此我国每年产生的煤渣产量极高。煤渣弃置堆积，一方面占用了大量土地，同时放出含硫气体污染大气，危害环境；另一方面由于煤渣中含有未燃煤，会有自燃起火的风险[14]94n山东大学硕士毕业论文。煤渣的利用主要集中在制作建筑材料，如煤渣磨细后具有水硬胶凝性能，可同水泥熟料、水泥或同石灰和石膏等配制加工成少熟料或无熟料的水泥，用于制成各种墙体材料，其抗压、抗折、抗冻等各项物理-力学性能均能符合工业和民用墙体结构要求。废铁屑是钢铁行业一种常见的固体废物，它来源于钢铁制造和加工过程中所废弃的部分。我国是世界上最大的钢铁制造和钢铁加工的国家，因此每年会产生大量的废铁屑。废铁屑的堆放，一方面占用了大量的土地，污染了周围的环境，另一方面零价铁暴露在空气中逐渐被腐蚀，造成了不必要的浪费。目前废铁屑的利用主要集中在回收再造钢铁以及制备硫酸亚铁等。这些处置方法一方面耗费大量资金，处置过程也较为繁琐，如果能充分利用铁氧化过程中的能量，就能够将废铁屑变废为宝。铁碳微电解技术的逐步发展，为废铁屑的综合利用提供了一种可能性[15,16]。例如，汤桂兰等[15]利用废铁屑和焦炭混合处理垃圾渗滤液，通过静态正交实验确定废铁屑和焦炭最佳投加体积比为1∶3，最佳反应pH值为4，在动态实验中，反应时间为1h时，COD和色度去除率分别高达68%和91%；BOD/COD从0.3提高到0.5左右，取得了良好的处理效果[15]；伍文波等[17]利用电化学原理使用废铁屑与粉煤灰处理印染废水，最终的处理结果表明，在废铁屑和粉煤灰的投加率分别为5%和6%，处理时间为0.5h，最佳pH为4时，COD的去除率达77%以上，脱色率能够达到95%以上，是一种高效可行的印染废水预处理方法[17]。但是目前所应用的铁碳微电解工艺主要是直接投加铁粉和碳粉类物质，虽然能够提高铁的反应速率，加快废物的降解，但容易堵塞反应才器，给后续废物的进一步去除带来不必要的麻烦，同时过快的反应造成部分单价铁的白白浪费。1.2.3陶制填料的研究和发展陶粒是一种轻集料，最初在建筑行业得到广泛应用，因为它可以部分替代普通砂石配制轻集料混凝土，从而可以降低墙体材料的重量，增强墙体的保温性能。近年来，随着各地政府放宽政策以及人们对陶粒制备技术和性能研究的深入，陶粒所具有的密度小、筒压强度高、孔隙率高、保温隔热、耐腐蚀、抗震抗冻性良好和抗碱集料反应性优异等特点，使得陶粒逐渐在建筑之外的其他行业如环保、园艺、冶金、化工、石油、农业等部门得到广泛应用[18]。根据我国国家标准GBT17431.2-201094n山东大学硕士毕业论文（轻集料的分类第一部分），陶粒根据其堆积密度和颗粒密度的大小，主要分为轻集料(堆积密度510.0—200.00kg/m3,，颗粒密度1000.00kg/m3以上)，超轻集料（堆积密度≤500.00kg/m3,颗粒密度小于1000.00kg/m3）和高强轻集料(强度标号≥25MPa)；按形成方式又分为人造轻集料，天然轻集料和工业废渣轻集料，而人造轻集料由于可以根据具体使用情况改变轻集料的吸水率，密度等性能，使得人造轻集料得到更广泛的应用[19,20]。人造陶粒最初的原料主要是粘土，粘土的用量能够达到50%以上，其次是页岩，页岩的用量在30%左右。我国是一个农业大国，近年来由于城镇化以及工业的不断发展，原有耕地面积正逐渐减少，各地政府制定严厉措施保护耕地，并且一些经济发达城市从保护生态环境出发，已禁止开山采石、挖河取砂。粘土在陶粒中的大量使用，必然会加重耕地土壤的进一步流失，不利于农业的可持续发展和生态环境的保护。然而，另一方面，工业的快速发展，造成大量的工业固体废物堆积，无法利用，同样污染环境。因此为了实现固体废弃物再利用、节能减排、保护环境，同时响应可持续发展、建立资源节约型社会的要求，我国部分省市政府的文件规定生产企业可免费使用未经加工的工业固体废弃物，这就为利用固体废物制造陶粒技术的发展提供了有利的契机[21]。因此，很多科研工作者将固体废物的资源化与陶粒制造相结合，在这方面进行了大量的研究试验。物研究表明，大多数的工业固体废物通过一定的手段如脱水，干化，粉碎，过筛后在辅以一定的配料均可以用于陶粒的生产[11,，22]。这些已经用于实际生产或在研究中的固体废物主要有污泥、粉煤灰、煤渣、赤泥等[23]。如上文中所述，污泥主要化学成分为SiO2、Al2O3、Fe2O3等，它可以部分替代粘土；同时污泥中又含有大量的有机物，当作为添加剂用于制造陶粒时，在陶粒烧结步骤中可以释放部分气体，在陶粒内部和表面形成气孔，有利于降低陶粒的颗粒密度和堆积密度，同时增大了陶粒粗糙度和比表面积，这种改变都有助于陶粒在建筑行业和污水治理等方面的应用[24-26]。Nakouzi等[27]以污泥为原料，掺加Al2O3和碳等为辅料，经过在1000℃氮气保护气氛下烧制，成功制得陶瓷材料；YufangYang等[28]利用新型的自制污泥陶粒用于富营养化废水的脱氮除磷处理，最终BOD和氨氮生物去除率能够达到95.3%和87.4%，总磷浓度降至1mg/L，取得了良好的处理效果；E.Furlani等[29]94n山东大学硕士毕业论文以造纸污泥，碎玻璃为原料，加各类粘土为辅料，经过干燥，磨粉，混合，压实后，在不同的烧结温度下成功制得多种陶瓷样品并分析比较了它们的特点。煤渣或粉煤灰的主要成分也是无机物质，它也可以部分或全部取代粘土，成为制造陶粒的原料。魏昶等[30]使用煤渣/粘土质量比为5.2:1的原材料再配以不同剂量的发泡剂来制作陶粒，先烘干后烧结，根据所得陶粒的各项性质比较，最终确定最佳的工艺条件为：:烧结温度1220℃，烧结时间为14min,，发泡剂为5%有机钠盐，冷却方式为炉中空冷；ZhaoqianJing等[31]使用粉煤灰，粘土和硅藻土按照一定质量比混合烧制陶粒并将新型陶粒用作生物滤池的滤料，该生物滤池处理深度污染的河水时，COD，NH4-N和TN的去除率分别能够达到80%，85%和60%，生物滤池的反硝化作用也得到增强。铁碳微电解陶粒是近年来兴起的另一种陶粒，主要用于解决原有微电解工艺容易堵塞，原料利用率低，运行成本较高的问题。微电解陶粒的主要原料是废铁屑和碳粉，可以再添加粉煤灰，粘土，水泥等为辅料。制备微电解填料时需要使用粘结剂，以便增强填料的强度。为了加快陶粒中零价铁的反应速率，可以在粘结剂的配制过程中加入硫酸镍等催化剂。SuqingWu等[32]利用自制的接触催化微电解陶粒填料去处理TNT废水，结果表明TNT的去除率能够达到98.73%，COD的去除率能够达到65.49%，再配合后续的曝气生物滤池，使得最终废水能够达标排放；邹东雷等[33]以土壤，铁屑和活性炭为原料制备了一种新型铁碳填料，在铁碳质量比为6:1，焙烧温度为300℃时，陶粒对苯系污染物的处理效果最好，连续运行情况下，对苯污染地下水中苯的去除率能够达到80%以上。总之，利用各种固体废弃物生产陶粒并应用于环保行业正成为环境领域研究的热点和难点，它的研发和应用必将对我国循环经济的发展，可持续发展战略的实施和保护环境具有重大的意义，且具有广阔的市场前景。1.2.4厌氧与好氧生物滤池94n山东大学硕士毕业论文陶粒填料在环保方面主要应用在生物滤池中，作为生物滤池的核心载物，供微生物附着和繁殖，从而形成生物膜，与污水接触后利用微生物的新陈代谢实现对废物的去除。因此，生物滤池是连接填料与污水的重要纽带，是达到以废治废目的的重要桥梁。厌氧生物滤池与好氧生物滤池是生物滤池中两种典型的水处理工艺。生物滤池是生物膜法处理污水的一种传统工艺，早期的生物滤池净化效果虽然较好，但其水力负荷以及有机负荷较低，且容易堵塞；后来，经过不断的发展和演变，形成了塔式生物滤池，有效的改善了早期生物滤池的缺点，使得污水、生物膜、和空气三者能够充分接触，大大提高了生物滤池的水力和容积负荷。厌氧生物滤池是一种填充微生物载体（填料）的厌氧生物膜反应器。根据厌氧生物滤池滤床内水流方向的不同,，厌氧生物滤池可分为升流式和降流式两种。厌氧生物滤池中主要有两类微生物,，一类微生物附着生长在填料上,，便形成了厌氧生物膜,，为固定化微生物；另一部分以悬浮状态处于填料空隙间的污水中，为悬浮态微生物。由于大部分细菌生长在填料上，不会随出水流出，污水在流动过程中始终保持与生长在填料上的厌氧细菌的相接触，为其提供能量和营养,，供其生长繁殖，因此厌氧滤池可以在较短的水力停留时间下取得较长的污泥龄，平均污泥停留时间可以长达100d以上。滤池中的微生物膜同时具有吸附、代谢和滤料截留的作用,，这使得所处理污水中的有机污染物得以分解与去除，也使得厌氧滤池有不同于其他水处理工艺的优点。厌氧生物滤池中微生物固体浓度高，能承受较高的有机负荷,，同时去除有机物的效率高；水力停留时间较短，但污泥停留时间长，抗冲击负荷能力也较强；启动时间相对较短，停止运行后再启动比较容易，节约成本；不需污泥回流，污泥产量低，避免了后续的污泥处理；运行稳定，管理方便，能耗小且能够产生沼气等清洁能源；适用范围很广,，适用的废水有机物浓度范围宽，可用于处理各种不同类型、不同浓度的有机废水。一直以来，厌氧生物滤池都是应用较广泛的水处理工艺之一，它也得到了国内外环保行业专家学者的研究和改进。M.G.S.Yap等[34]用以膨化粘土颗粒为填料的厌氧生物滤池去处理乙基己酸废水，在最优的处理条件下连续运行，最终出水COD的去除率达到92.%，产气率为128.7L/d，甲烷所占比例为83.0%；S.Ghaniyari-Benis等[35]用多级厌氧滤池去处理高浓度有机废水（进水COD为10000mg/L），当HRT为1d时，COD和BOD的去除率均达到93%左右，沼气的产率在102-178L/d。但厌氧生物滤池对周围环境特别敏感，特别是温度，低温能够降低滤池内微生物的浓度，从而降低其处理效率，但性能优异的填料能够有效改善厌氧滤池的缺点。好氧生物滤池又称曝气生物滤池，是20世纪80年代末90年代初在普通生物滤池的基础上借鉴给水滤池工艺而研发的新型污水处理工艺，一开始主要用在污水三级处理，后经过进一步改进直接用于污水二级处理[36]94n山东大学硕士毕业论文。好氧生物滤池的构造由滤床，池体，滤料，布水和排水设备等组成，其中滤料是微生物生长栖息的场所，是曝气生物滤池最重要的组成部分，直接影响滤池的污水处理能力。曝气生物滤池能够集生物去除和截留悬浮物于一体，微生物主要粘附在滤料表面形成生物膜，跟随出水排出的污泥量很少，节省了后续的二次沉淀池，在保证处理效果的前提下较活性污泥法处理工艺简化。此外，曝气生物滤池工艺还具有有机物容积负荷高，水力负荷大，水力停留时间短，所需基建投资少，能耗及运行成本低，出水水质高等特点。它的应用范围广泛，主要用于水深度处理、微污染源水处理、难降解有机物处理、低温污水的确化、低温微污染水处理等，如TengBao等通过充气步骤来改善陶粒性能并将新陶粒用于曝气生物滤池，与使用普通商业陶粒生物滤池相比较，装填新陶粒的生物滤池对TOC,，NH3-N,，TN,，和PO43−的去除能力明显提高[37]；S.I.Abou-Elel等将曝气生物池作为废水的二级处理，当有机负荷为1.54CODm3/day时，COD,，BOD5和TSS最终的去除率能够达到89%，92%和95%，废水得以最终达标排放[38]；HassimiAbuHasan等[39]使用曝气生物滤池同时去除废水中的NH4+–N和Mn2+，结果表明连续运行的情况下，废水中绝大部分的铵离子和二价锰离子均得到去除。曝气生物滤池在科学研究和实践应用中被不断改进和发展，至今其主要有BIOCARBON生物滤池、BIOSTYR生物滤池，BIOFOR生物滤池等三种基本类型。当然，曝气生物滤池也具有启动时间长，抗毒性差，耐冲击能力弱等缺点，但优良的填料能有效提高生物滤池的废水处理功能。厌氧生物滤池适合高浓度的有机废水，其抗毒性强，有机负荷高但厌氧生物滤池出水COD等有机物浓度仍然较高且有恶臭，不能满足排放的需要，特别是在环保问题日益突出，各个国家和地区进一步提高污水的排放标准之后；而好氧生物滤池对于高浓度有毒废水很难适应，比较适合中低浓度的污水处理，其出水有机物浓度较低，没有异味，基本能够到国家的排放标准。由以上可以看出，厌氧与好氧生物滤池在污水处理功能上各有优缺点且两者互补，因此越来越多的人开始研究将两者结合用于处理难处理的高浓度有机废水。SeungJooLim等[40]使用一体式的厌氧和好氧生物滤池处理乳制品生产废水，当回流率在100%-300%时，COD的去除率在79.8–86.8%之间，总氮的去除率在50.5–80.8%之间，并在稳定运行阶段成功测定了厌氧部分的去除动力学模型；PengCheng94n山东大学硕士毕业论文等在处理盾叶薯蓣类药物的生产废水时，由于该类废水属于高色度，高COD，高氨氮，高硫酸盐的难降解有机废水，毒性很大，很难处理，因此使用了两级厌氧消化串联曝气生物滤池的工艺，对废水进行了深度处理，最终出水COD和氨氮的去除率分别达到了99.3%和93.7%，色度大大降低，从而达到了国家污水排放标准[41]。虽然厌氧与好氧生物处理工艺相结合有很多优点，但是由于该项技术还未成熟，因此该项工艺在实际污水处理中的应用还较少。另外，该项工艺本身是两种工艺的结合，其构造较为复杂，驯化启动时间长，管理较为复杂，受周围环境较大，因此寻找一种合理的途径或方法来尽量弥补或改善该项工艺的缺点成为当下以及今后的研究重点，而填料是两类生物滤池发挥作用的重点，因此填料方面的研究和发展或许能够成为解决该项问题的一个突破口。1.2.5高通量测序技术厌氧与好氧生物滤池处理污水的原理主要是依靠生活在生物膜上的微生物的新陈代谢作用，因此想要揭示污水处理的内在原理和机制就要分析生物滤池内微生物的种类和种群结构。对于生物污水处理系统中微生物种类的鉴定是随着生物测序技术的不断进步而发展的。最初，主要是靠培养基培养来分离纯化微生物，该种方法技术繁琐，耗时耗力，其准确度很差且容易受到周围环境杂菌的影响，很容易导致失败，即使成功，其分离纯化得到的菌种有限，不能全面鉴定。到了20世纪90年代，以RNA为基础的分子生物学技术不断发展，极大的扩展了人们对细菌等微生物的认识，改变了传统的研究理念和方法，将微生物学的研究对象从单个菌种资源发展到整体的微生物群落演替及功能意义，但由于PCR转录过程中可能会发生碱基错误，以及PCR技术的偏好性和低转录率，以RNA为基础的分子生物学不能准确无误地反应污水处理系统中微生物的种类。因此，DNA直接测序技术被重视并迅速发展起来，克隆文库和聚丙烯酰胺凝胶电泳(DenaturingGradientGelElectrophoresis，DGGE)等为代表的分子指纹谱图技术极大地推动了微生物生态学的研究。这些技术以复杂环境样品如污泥为研究对象，直接提取其中微生物的基因组DNA，进一步采用16SrＲNA基因的通用引物获得所有微生物的PCＲ扩增产物，通过构建16SrＲNA基因的克隆文库，或者开展DGGE凝胶电泳分析，比较克隆子或者DGGE94n山东大学硕士毕业论文条带的序列，推测复杂环境微生物群落的分类学地位及其对环境条件的响应与适应机理。与克隆文库技术相比，DGGE更加简单高效，能够同时最多分析32个样品，其条带的数量和亮度可以较好地指征样品中主要微生物类群的变化。然而，每克污泥样品中微生物据估算高达1－10亿，传统的分子指纹图谱如DGGE和克隆文库虽然灵敏度较高，但通过它们所获得的微生物DNA序列通常低于100条，检测限低、工作量大，特别对于样品中数量少，但具有重要功能的土壤微生物类群区系，传统分子指纹图谱技术具有较大的局限性。21世纪以来，随着测序技术的不断发展，新一代高通量测序技术由于高准确性，高通量，高灵敏度，和低运行成本等突出优势，被迅速应用。高通量测序技术可直接测序16SrＲNA基因的PCR产物，每次分析获得的基因序列数以百万甚至亿万计，不仅通量高，而且能够同时分析上百个不同的样品，它可以同时完成传统基因组学研究（测序和注释）以及功能基因组学（基因表达及调控，基因功能，蛋白/核酸相互作用）研究。目前，高通量测序技术已经成为解析复杂环境中微生物群落物种组成和相对丰度的重要工具[42]。高通量测序技术平台中应用较多的是454焦磷酸测序平台和Illumina基因测序平台。如VicenteGomez-Alvarez等[43]在研究一氯胺对饮用水中微生物的硝化作用的影响的时候，使用454焦磷酸测序平台对模拟生物反应器中的微生物进行测序，成功反映了生物反应中生物膜中的微生物在一氯胺作用下群落的动态变化。LinYe[44]等在研究实验室规模与实际规模的两种生物水处理反应器的异同点时，使用新型的IlluminaHiSeq2000测序平台对反应器活性污泥样品中的微生物进行高通量测序，成功的分析了两者在微生物群落，功能性群体以及微生物代谢降解途径三方面的异同点。根据所得结果发现实验室规模以实际规模反应器中微生物功能性群落种类的相似性在73.3%左右。由上可见，高通量测序技术在环保领域特别是生物法污水处理工艺中，对于解释内在的污水降解机制和反应器微生物的演变有重要作用。1.3本研究的主要内容和创新之处结合本课题组前期对新型超轻污泥陶粒的研究成果，本论文研究的主要目标是该新型填料—超轻污泥陶粒在污水处理上的应用，重点分析讨论新型陶粒用于污水处理的可行性与潜在的优越性。研究内容主要包括以下几个方面：94n山东大学硕士毕业论文⑴对课题组前期研究烧制好的新型超轻污泥陶粒进行相关性能的表征，主要包括：物理化学性质（颗粒密度、堆积密度、吸水率、EDX等）的测定，表面性质（微观结构分析（SEM）、表面电位、红外分析等）的测定，以及金属元素浸出浓度的测试。并结合相关性质，分析所制的陶粒作为滤料的可能性。⑵将初步表征好的超轻污泥陶粒当作填料运用到自行设计的厌氧生物滤池（AF）中，处理中高浓度有机物模拟废水。在不同运行条件下验证装有该超轻污泥陶粒的厌氧生物滤池处理模拟废水的可行性及可应用性，在此基础上，研究该超轻污泥陶粒是否可以改善厌氧生物滤池应用上的缺陷。⑶运用现代分子生物学（PCR-DGGE，克隆测序），在冬季低温下，对已经长期运行的厌氧生物滤池中的超轻污泥陶粒上的生物膜以及陶粒间隙的絮状污泥进行相关分析。深入地研究在反应器内以不同状态存在的微生物其内种群的差异，以及特定环境及运行条件下存在的优势种群。更好的了解生化反应的机理，为反应系统的处理效果作出更合理的解释。本研究的创新之处主要体现在以下几个方面：⑴将本课题组研制的新型超轻污泥陶粒当作厌氧生物滤池的填料。⑵自行设计厌氧生物滤池反应器，并将该新型陶粒运用到此反应器中，常温下处理中高浓度有机物模拟废水，使启动时间大大缩短，并解决了厌氧生物滤池受温度限制以及易堵塞的问题。⑶在冬季低温下，运用分子生物学技术，对反应器内微生物的结构以及该低温阶段的优势种群进行了深入的研究，为优化反应工艺，掌握微生物反应器降解机理提供了依据。94n山东大学硕士毕业论文第二章实验材料和方法2.1新型陶制填料的表征2.1.1陶粒制备方法的改进制备方法的改进主要在本实验室前人研究的基础上，一是改变了原材料的比例[11]，进一步降低了粘土成分，减少了原材料中粘土的用量，而增加了污泥及煤渣的使用；二是烧结过程中烧结温度的改变[9,，19]，预热阶段温度由室温加热到500◦C以20◦C/min的速率升温到，在500◦C预热15min，然后从500◦C以20◦C/min升温到1100◦C，在1100◦C下烧结20min。烧结完成后所得陶粒放在通风橱里降至室温。与前人相比进一步降低了烧结温度,，使得在实际生产过程中烧结温度更易达到也更易操作（实际烧结时，烧结温度越高一方面使得陶粒受热不均匀，容易破裂；另一方面温度过高造成热量流失，浪费部分热源）,，节约了生产成本.陶粒的制备过程基本上分为原料的处理—造粒—烧结三个步骤。原料的处理：制作两种陶粒的原料主要有粘土，污泥，煤渣和秸秆。原材料先在105◦C下烘干，然后粉碎，过100目筛，储存在聚乙烯瓶中备用。造粒：污泥陶粒是先将脱水污泥和粘土以一定的比例混合后，加入少量粉末状秸秆作为造孔剂，在成球机里进行滚制，以去离子水为黏合剂（加入比约7%），制得的陶粒经6-8mm筛筛选后放在备用桶中晾干。煤渣陶粒是将煤渣，粉煤灰和粘土以一定比例混合，同样加入少量造孔剂秸秆粉末，然后在成球机里造粒，以去离子水为黏合剂（加入比约7%），然后过4-5mm筛，所得陶粒晾干备用。烧结：预热阶段温度由室温加热到500◦C以20◦C/min的速率升温到，在500◦C预热15min，然后从500◦C以20◦C/min升温到1100◦C，在1100◦C下烧结20min。烧结完成后所得陶粒放在通风橱里降至室温。94n山东大学硕士毕业论文2.1.2新型轻质陶粒的性能表征2.1.2.1化学成分分析(EDX)将预处理过的陶粒样品粉碎后,，采用日本日立公司生产DZ10-100型X-ray荧光光谱仪(EDX)对陶粒的化学元素进行分析测定并且以元素氧化物质量分数的形式进行表征。2.1.2.2物理性能测试孔隙率、孔径分布等由核磁共振仪定量测量。吸水率、堆积密度、颗粒密度以及空隙率测试方法参见GBT17431.1-2010:×100%2.1.2.3微观结构分析(SEM)采用日本日立公司S-520型扫描电子显微镜(SEM)，对超轻污泥陶粒的表面和切面进行喷金处理后，在加速电压26kV下进行微观结构分析。2.1.2.4晶体结构分析（XRD）陶粒的晶体结构由日本生产的D/MAX一RA型X射线衍射仪进行检测，Cu、Ka为放射源，2Ө角为20度一70度。2.1.2.5金属浸出含量测试（ICP-AES）采用IRISIntrepidIIXSP94n山东大学硕士毕业论文电感耦合等离子体发射光谱仪对所制陶粒进行十二种常见的金属元素（Al、Ca、Co、Cr、Cu、Fe、K、Mg、Mn、Na、Pb和Zn）的浸出含量测试，标准参见GB5085.3-2007。2.2厌-好氧串联生物滤池的设计，启动和运行2.2.1厌-好氧串联生物滤池的设计在本实验中设计了两种实验室规模的柱状反应器如图2-1所示，反应器的材料是聚甲基丙烯酸甲酯（有机玻璃）。两种反应器的直径为20cm，高度为1.7m，下不部用法兰连接在钢铁支撑架上，以便反应器能够被放置在地面上并能移动。两旁分别设有取样口，两边取样口的高度各相差1cm左右。最上部的取样口设定为出水口，各有两个，有高度差，以防止一个堵塞而影响出水。厌好氧反应器的布水方式均为上流式，进水口在反应器的底部。反应器自下而上包括进水缓冲区(进水口位于进水缓冲区的底端),，穿孔滤板,，承托层,，填料层以及出水缓冲区(出水口距离反应器顶端20cm处)。反应器的进水动力均由蠕动泵提供。厌氧反应器和好氧反应器的连接由一个储水桶构成，厌氧生物滤池出水进入到储水桶中，可以根据情况进行预处理，再由蠕动泵将厌氧出水泵入到好氧生物滤池中继续处理。图2-1串联UAF-UBAF实验装置的原理图（尺寸：cm）94n山东大学硕士毕业论文Fig.2-1SchematicdiagramoftheconnectedUAF-UBAFexperimentalsystem(dimensioningunit:cm)2.2.2四环素模拟废水的配置整个实验期间，所用废水均模拟四环素的生产废水。实验初期的废水组成为葡萄糖(C6H12O6)，氯化铵(NH4Cl)和磷酸二氢钾(KH2PO4)，三者分别提供碳源，氮源和磷源，碳酸氢钠用来调节pH值。启动初期，对于厌氧来说C:N:P为100:5:1，对于好氧来说C:N:P为50:5:1。除了上述基本营养元素外，美国医药纯级别的盐酸四环素作为添加物添加到模拟废水中，以作为四环素废水中四环素类物质。盐酸四环素的添加量是按照计划逐级添加的。在启动阶段，厌氧和好氧生物滤池的进水四环素浓度均小于2mg/L，这样的浓度既不会影响生物滤池中微生物的繁殖和生长，有能够使微生物逐步适应四环素的抑菌和毒害性质，以此来逐步培养专性四环素降解菌。实验后期为了将碳源复杂化以及使废水更接近实际四环素废水，废水组分变为:蔗糖(C12H22O11),，氯化铵(NH4CI)和磷酸二氢钾(KH2PO4)，厌氧的碳氮磷比例不变，好氧的碳氮磷比例变为100:5:1。同时添加微生物生长的必需元素Co2+,H3BO3,Fe2+,Mn2+,Zn2+,Cu2+,Mo6+,Ni2+,Se4+,Al3+,Mg2+和Ca2+等，这些营养元素均以盐的形式加入。厌氧生物滤池进水缓冲物质由氯化钙（CaCl2），EDTA和碳酸氢钠(NaHCO3)组成，三者按照一定的质量比来添加，确保进水能够在可控的范围内。2.2.3串联UAF-UBAF系统的启动，连接和运行如图2-1所示，厌氧生物滤池底部承托层由大小不同的鹅卵石组成，其粒径大小随高度而减小，承托层高度为10cm。承托层上方为填料层，所用填料为新型超轻质煤渣陶粒，填料层高度约为100cm，然后是砾石层，因厌氧滤池上部设置砾石层的原因是所用煤渣陶粒的密度较低，在水中能够漂浮，为防止陶粒漂浮堵塞出口，所以因而94n山东大学硕士毕业论文上部用小鹅卵石压住填料层。好氧生物滤池配置与厌氧滤池相当，只是好氧滤池承托层为15cm左右，填料层为110cm左右，所用填料为轻质污泥陶粒。由于污泥陶粒的颗粒密度比水大，好氧滤池最上方未设置砾石层。好氧生物滤池承托层上部设置三个曝气头作为曝气的设施。生物滤池装填完成后，使用蠕动泵以最高流速泵入自来水，以冲刷掉装填过程中出现的脏物，冲刷时间约为24h。装填完成后，测得厌氧生物滤池的有效容积为20L，好氧生物滤池的有效容积为12L。接种污泥取自济南光大水务一厂曝气池的活性污泥，取泥时使用120目筛去除污泥中的杂质与轮虫。接种时，配好的废水和接种污泥以相同的体积混合后，将泥水混合物倒入反应器，在厌氧的条件下静置5天，随后合成的废水连续以低流速进入反应器。该阶段的操作参数如下:进水COD浓度为1000mg/L，有机负荷为1.000kgCODm-3d-1，水力停留时间(HRT)为24h，总流速为0.83L/h，C:N:P为100:5:1。在厌氧生物滤池接种4周后，好氧生物滤池开始接种活性污泥，接种方法与厌氧滤池相同，只是接种后的5天内，只曝气不进水。5天后，开始通入模拟废水，对于好氧滤池来说，启动阶段的的运行参数是：进水COD为350mg/L，HRT为12h，进水流速为1L/h，有机负荷为0.5kgCODm-3d-1，气水比为5:1。环境温度和进出水pH每天都要测量以确保两个生物滤池能够稳定运行，并避免厌氧滤池的酸化。好氧滤池出水溶解氧浓度每隔3天测量一次以确保污水溶解氧浓度能够在正常范围内。启动阶段厌好氧生物滤池的运行温度在27-30℃之间，厌氧进水四环素浓度在2mg/L以下，好氧进水四环素浓度在0.5mg/L以下。生物滤池的反冲洗时间为7-9天，以确保生物滤池中的微生物能够及时更新。以此条件连续运行一段时间后，生物膜逐渐成熟，其标志是各种微生物组成的生态系统达到平衡与稳定，这直接体现为出水中污染物的去除效果，当各项出水指标以及污染物的去除效率趋于稳定，此时可以断定挂膜成功，挂膜成功后，启动阶段结束。厌、，好氧生物滤池在启动完成后，开始两者的连接。在连接初期，为了能够有充足时间让好氧生物滤池适应厌氧滤池的出水，先用厌氧出水与好氧原配废水以1:1的比例混合作为好氧进水，以此情形培养一周。一周后，厌氧出水全部作为好氧进水，这样厌氧-好氧串联生物滤池便启动成功了。此时，反应器开始进入稳定运行阶段，在本阶段将逐步根据计划变换运行条件，来研究不同条件下废水的处理效果。每次更改操作条件后，都要经过两天的稳定期，之后进行相关水质测定。2.3水质测试指标及方法94n山东大学硕士毕业论文本实验中废水测试的指标有化学需氧量（COD），生化需氧量（BOD），氨氮（NH4-N），硝态氮（NO3-N），亚硝态氮（NO2-N），总氮（TN），总磷（TP），溶解氧（DO），pH，四环素（TET）等。其中COD为重铬酸钾氧化法，NH4-N为钠纳试试剂分光光度法，TN为过硫酸钾-氧化紫外分光光度法，TP为过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法，NO2-N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法，NO3-N采用酚二磺酸光度法[45]；BOD为BOD快速测定仪（）；TOC测定采用了TC/TN测定仪(日本岛津TOC-VCPH,日本)；DO采用便携式溶解氧仪测定；pH采用pH快速测定仪测定；四环素采用液相色谱法测定[46]，采用C18柱子，流动相为甲醇与磷酸混合液。本试验中在生物滤池进水与出水中所取的所有水样均在48h内完成测定且此期间保存在4℃左右的冰箱中。每个样品均测定三次，取三次测定值的平均值作为最终样品的测定值。94n山东大学硕士毕业论文第三章两种新型轻质填料的性能测试及分析在生物滤池中,，生物滤料作为微生物生长的载体，对整个污水处理系统而言是至关重要的因素，是生物滤池的核心。实验室在改进前人的制作步骤和烧结方法的基础上所研制的轻质煤渣陶粒和污泥陶粒将分别用于厌氧生物滤池与好氧生物滤池。本章主要是对两种轻质陶制填料的各种性能进行表征（堆积密度、颗粒密度、吸水率、元素浸出液浓度分析、微观结构分析等），与国家相关标准比较后，初步确定其是否符合作为生物滤料的基本要求，为后续的四环素废水处理试验及实际应用提供可靠的理论依据。3.1新型轻质陶制填料的物理性质测试及分析两种新型填料的物理性质测试是根据国家标准GBT17431.2-2010上的标准方法测定的，测定的结果如表3-1所示。表3-1两种新型轻质陶粒的物理性质分析表Table3-1PhysicalpropertyoftwonewceramicsBulkdensity(kgm-3)Graindensity(kgm-3)Waterabsorption(%)Voidage(%)Particlediameter(mm)CeramicsforUBAF896.721565.58611.9276942.45195-8CeramicsforUAF434.89789.83487.60378444.9391210-16GBT17431.1-2010<1200<20从结果中可以看出，与国标相比污泥陶粒和煤渣陶粒的各项指标均在标准范围内。从污泥和煤渣陶粒的堆积密度和颗粒密度来看，两者均属于轻质陶粒，特别是煤渣陶粒其颗粒密度（789.8348kgm-3）小于水的密度（1000kgm-3），属于超轻填料。填料具有较低的堆积密度和颗粒密度，一方面有利于生物滤池的反冲洗，老化脱落的生物膜容易流出，避免滤池堵塞；另一方面有利于降低反应器材料的承载强度，从而降低反应器的生产成本[47]94n山东大学硕士毕业论文。污泥和煤渣陶粒的空隙率较大使得进水在滤料间的流动充分，从而为滤料表面和滤料间的微生物生长繁殖提供充分的营养物质，有利于生物滤池的快速启动。另外，两种陶粒均为球形，形状规则，大小均匀，从而减少了水流阻力，使得布水均匀，利于微生物的生长和生物膜的形成。3.2新型轻质陶制填料的微观结构测试及分析（SEM）为了更好的表现两种陶粒的表面粗糙度和孔隙分布情况，我们使用扫描电镜对陶粒的表面和横断面进行了扫描，扫描图像如为图3-1所示，图（a）、（b）为煤渣陶粒的表面和断面，（c）、（d）为污泥陶粒的表面和断面。由图中可以看出煤渣和污泥陶粒的表面高低不平，沟壑纵横，孔洞很多，粗糙度较大。粗糙的表面使陶粒的比表面积更大，增加了细菌与载体间的有效接触面积使悬浮污泥更易附着。陶粒表面的孔洞、裂缝等对己附着的细菌能够起到屏蔽保护，使其减少进水和反冲洗水对附着微生物的的剪切冲刷作用，可以减少生物膜的脱落。而微生物在载体表面附着过程是生物膜形成的关键步骤，它将直接影响生物膜的生物及生理功效,，以及生物滤池的启动运行周期。较大的比表面积会使得生物膜的面积更大，这样所固定的微生物总量加大，易于污水的生物降解，增强了生物滤池的污水处理能力。观察陶粒的断面扫描图像，两者断面也分布着较多的孔洞，有些孔的深度可以到达表面。陶粒内部成孔的原因主要是秸秆和污泥等有机物质作为造孔剂在烧结过程中释放气体所致。这些中孔一方面为微生物的生存提供了一个绝佳的场所，另一方面中孔可以截流部分污水，使得污水与微生物的接触时间延长，污水中的有机物能够被充分降解。94n山东大学硕士毕业论文（a）（b）（c）（d）图3-1两种新型轻质陶粒的扫面电镜图：（a）煤渣陶粒表面微观结构（b）煤渣陶粒断面微观结构；（c）污泥陶粒表面微观结构，（d）污泥陶粒断面微观结构Fig.3-1.(a)TheSEMfigureofthetwonovellightweightedceramics:(a)Thesurfaceofcoalcinderceramics;(b)Thefracturesurfaceofcoalcinderceramics;(c)Thesurfaceofsludgeceramics;(d)Thefracturesurfaceofsludgeceramics.3.3新型轻质陶制填料的孔径分布分析94n山东大学硕士毕业论文陶粒表面和内部的孔洞对陶粒的比表面积，粗糙度以及挂膜效率都有重要的影响。陶粒中孔按照孔径的大小主要分为：微孔(孔径<2nm)，介孔(孔径2～50nm)和大孔(孔径>50nm)，不同孔径的孔具有不同的作用，为深度分析新型陶粒的孔径分布情况，我们使用核磁共振仪对陶粒进行了分析测试。表3-2显示了污泥和煤渣陶粒的全孔隙度数据。表3-2两种新型轻质陶粒全孔隙度表Table3-2TotalporositiesofthetwonewceramicsWeighingmethod(%)Nuclearmagneticresonancemethod(%)Deviate(%)CeramicsforUAF63.3752.6710.70CeramicsforUBAF48.7136.6012.11表3-2显示了污泥和煤渣陶粒的全孔隙度数据。由表中可知，煤渣和污泥陶粒都具有较大的孔隙度，特别是用于厌氧滤池的煤渣陶粒，它具有更高的孔隙度，从而使得它的颗粒密度比水还低，这得益于制作过程中秸秆等造孔剂的加入。较大的孔隙度一方面使陶粒的堆积密度和颗粒密度降低，便于陶粒的运输和应用，另一方面极大的提高了陶粒的比表面积，促进生物膜的快速形成，缩短了生物滤池的启动周期。为了能够更加准确的反映新型轻质陶粒的孔隙度，本文使用了传统压汞法与新型核磁共振仪法两种方法进行检测。对比两种测定方法，我们可以发现传统压汞法测得的全孔隙度的数据要比核磁共振仪法的数据要高，这是因为陶粒中含有一些顺磁性的物质能够促进陶粒中某些信号的衰减，从而使得核磁共振仪检测到的有效信号数量减少，测得的结果偏低。为了准确的反映两种新型陶粒中孔径的大小及其多少，陶粒的T2弛豫信号经过反演后的分布图（T2弛豫谱图）如图3-2所示。94n山东大学硕士毕业论文（a）（b）图3-2两种新型轻质陶粒的T2弛豫谱图：(a)煤渣陶粒的T2弛豫谱图；(b)污泥陶粒的T2弛豫谱图Fig.3-2.TheT2spectrumoftwonovellightweightedceramicsamples:(a)TheT2spectrumofceramicsforUAF;(b)TheT2spectrumofceramicsforUBAF;T2分布与孔隙尺寸相关。在多孔介质中，孔径越大，存在于孔中的水弛豫时间越长；孔径越小，存在于孔中的水受到的束缚程度越大，弛豫时间越短，即峰的位置与孔径大小有关，峰的面积大小与对应孔径的多少有关[48]。从图中可以看出原始样的谱峰幅值很小，说明原始样含水量很小，而样品做饱水处理后T2分布的形态有明显的变化，饱水后的样本的T2谱各峰面积均有大幅的上涨，总体上水含量明显的增加，表现为T2谱中各个峰的面积增加的量很大。利用峰值的面积，可看到不同孔隙液体的比例，也可得到样本总孔隙度。T2弛豫谱图经过运算转化可以得出新型轻质陶粒的孔径分布图，如图3-3所示。94n山东大学硕士毕业论文(a)(b)图3-3两种新型轻质陶粒的孔径分布图：（a）煤渣陶粒的孔径分布图；（b）污泥陶粒的孔径分布图Fig.3-3Theporesizedistributiondiagramoftwonovellightweightedceramics:(a)TheporesizedistributiondiagramofceramicsforUAF;(b)TheporesizedistributiondiagramofceramicsforUBAF;94n山东大学硕士毕业论文对于好氧陶粒来说，陶粒中孔的直径主要集中在0.01-60um，且以孔径为0.1-1um的孔所占比例最多。但对于厌氧陶粒来说，陶粒中孔的直径分布能够从0.01um一直到90um左右，且以1-90um的大孔所占的比例最多，这也很好地解释了厌氧陶粒颗粒密度更低的原因。总体来看，两者陶粒中的孔多为中孔和大孔，中孔能够截留吸附某些有害物质，大孔可以为微生物粘附和生长繁殖提供可靠场所，因此两种新型陶粒的使用能够极大提高生物滤池的污水处理能力。3.4新型轻质陶制填料的晶体成分测试及分析（XRD）本节，我们使X射线衍射仪器对煤渣和污泥陶粒的晶体成分进行了分析，其结果如图3-4所示。94n山东大学硕士毕业论文图3-4两种新型轻质陶粒的晶体成分分析：(a)轻质污泥陶粒晶体成分；（b）超轻煤渣陶粒晶体成分；Fig.3-4.Crystalcomponentsofceramics:(a)TheceramicsforUBAF(b)TheceramicsforUAF.An-Anorthoclase,KAlSi3O8;Ao-albite-calcianordered,NaCaAl(SiAl)2O8;C-Calcite,CaCO3;Ky-Kyanite,Al2SiO5;M-Mullite,Al2O3•SiO2;(Q)quartz(SiO2));Ka:kaoliniteAl2Si2O5(OH)4由图中可以看出两种轻质陶粒的主要晶相峰是二氧化硅(SiO2)，它构成了陶粒晶体结构的主体。由于SiO2晶体结构的稳定性使得陶粒的基本强度较高。两种新型陶粒中除了SiO2，其XRD曲线的主要峰中同时含有钠斜微长石（An-KAlSi3O8），多铝红柱石（M-Al2O3•SiO2）和蓝晶石（Ky-Al2SiO5）的晶相峰，但它们所占的比例要比二氧化硅少。这三种晶体成分进一步增强了陶粒的稳定性，也使得制成的陶粒比原材料中粘土，煤渣，污泥等成分的强度更高。KAlSi3O8，Al2O3•SiO2和Al2SiO5主要是在陶粒烧结过程中形成的，在高温环境下，二氧化硅四面体网状结构中的部分的Si4+会被Al3+离子所取代，从而形成了Al2SiO5。而陶粒中钠斜微长石等长石晶体的形成则主要由于原材料中大量易熔融物质如CaO,Na2O和K2O等氧化性金属的存在。同样在高温条件下，Al2O3能够以AlO44-四面体的形态进入到二氧化硅原有的四面体网状结构中并且替代部分的SiO44-群体，这样四面体结构中+4价态的Si被+3价的Al所取代，为了维持整体结构的电中性，一些碱金属离子如Na+,Ca2+和K+94n山东大学硕士毕业论文就会与四面体中物质相结合而填补缺失的电荷，如此钠斜微长石等长石晶体便形成了。对比污泥陶粒与煤渣陶粒我们可以看到，污泥陶粒要有更多的晶相峰，说明污泥陶粒的晶体结构要更复杂。总的来说，经过高温烧结，陶粒原材料中热稳定性较差的物质转变成了具有较强热稳定性结构的新型物质，使得两种新型轻质陶粒在颗粒密度较低的同时保持了较高的稳定性和强度。3.5新型轻质陶制填料的有毒金属浸出实验及分析由于本实验中所用的两种新型轻质填料均使用污泥，煤渣等固体废物为原材料，这些原材料中本来含有某些有毒重金属，一方面为检测陶粒的耐酸性，另一方面为了避免在陶粒的实际应用中产生二次污染问题，本节对新型陶粒的进行了有毒金属浸出实验，实验方法主要依据照环保部发行的标准测试方法HJ/T299-2007，其结果如表3-3所示。表3-3两种新型轻质陶粒浸出液中金属成分分析Table3-3ContentsofmetalelementsinlixiviumoftwonewceramicsTotaltoxicmetalContentinlixivium(mg/L)Threshold(mg/L)CeramicsforUAFCeramicsforBAFCu0.05660.0467100.00Zn0.04320.0278100.00CdND0.00801.00Pb0.03390.07805.00Cr0.02030.063015.00HgNDND0.10Ba0.01060.0236100.00Ni0.00200.00565.00Ca8.699.97NM94n山东大学硕士毕业论文Fe0.09560.1167NMND:NotDetect.NM:Notmentionedinnationalstandards.3.6本章小结用于厌氧滤池的新型超轻煤渣陶粒及用于好氧滤池的轻质污泥陶粒在本章中进行了物理特性、物理化学特性、水力学特性及其经济性等方面的分析测试。结果表明：1、两种轻质陶粒表面粗糙且多孔，有利于微生物的固着生长；陶粒内部孔隙较多且孔径较大，非常适合用作污水处理的滤料；多孔使得该陶粒质轻，密度适宜，符合国家标准。2、陶粒的晶体结构测试显示陶粒的化学结构稳定，强度及硬度均较高，完全可以应用在生物滤池中经受压力及摩擦。3、陶粒的化学成分很稳定，元素浸出试验表明超轻污泥陶粒的浸出液中有毒元素的浓度远低于国家规定的上限要求，在应用中不会产生二次污染。4、两种新型陶粒里所使用的原料为污泥，煤渣等固体废物，材料来源广且价格便宜，与商业陶粒相比其成本有所降低。综上所述，两种新型的轻质陶粒在物理特性、物理化学特性、水力学特性及其经济性方面均符合要求，完全适合用作污水处理的滤料，达到以废治废的目标。94n山东大学硕士毕业论文第四章基于轻质陶粒的的厌-好氧串联生物滤池对四环素废水处理效果的研究生物滤池是一种重要的污水生物处理工艺，特别是近年来高效高负荷生物滤池的发展，使得生物滤池重新焕发生机，在有机废水处理中得到越来越多的应用。在应用过程中，生物滤池也出现了启动时间长，易堵塞，对环境变化敏感等缺点，而填料是生物滤池的核心，它直接影响生物滤池的各项功能，因此探索新型的生物填料可以作为进一步提高生物滤池性能的一个新方向。厌氧生物滤池有机负荷高，处理效率高，抗性强，适合处理高浓度废水，而好氧生物滤池出水水质好，适合二次处理，因此对于四环素类高浓度难降解废水可以使用厌氧与好氧生物滤池相结合的工艺。本章使用新型的轻质煤渣陶粒和污泥陶粒分别作为厌氧生物滤池和好氧生物滤池的填料用于四环素模拟废水的处理。厌-好氧串联生物滤池反应器为全新设计制造。根据四环素废水的处理效果，探讨了新型填料在启动阶段以及运行阶段对厌好氧生物滤池的影响。同时验证了新型处理工艺的在四环素类抗生素废水处理中的应用价值，为其实际应用提供了理论依据。4.1新型轻质填料对厌氧及好氧生物滤池启动过程的影响污水的生物处理工艺是一项复杂的工程，特别是生物污水处理反应器的启动过程，它直接决定整个污水处理工程的成败并影响最初污水处理的效率。通常来说，厌氧生物滤池的启动时间一般为2-3个月，在某些环境较差的地方启动时间甚至达到3-6个月，而好氧生物滤池的启动时间虽然较短但一般也会在15天以上。本节对厌氧及好氧生物滤池启动过程中出水COD，NH494n山东大学硕士毕业论文-N，pH等进行了检测，根据污水处理效果实时反映生物滤池中微生物的生长状态。图4-1（a）反映了厌氧滤池中COD去除率随时间的变化。由图中可知，在开始培养的前30天内，厌氧生物滤池四环素废水的COD去除率每天变化幅度较大，成上下波动的无规律状态。这段期间COD的去除率维持在40%-60%之间，总体较低，说明此时生物滤池中的微生物浓度较低且其活性不强，不能有效适应四环素类废水以及周围环境的变化。培养时间从30天到40天这段期间，COD去除率的变化幅度较前一阶段有所缩小，且其数值上升到60%左右。这说明经过一段时间的培养，厌氧滤池内悬浮微生物的数量有所上升，并且部分的悬浮微生物已经开始在粗糙的陶粒表面附着，逐渐形成微生物簇和微生物膜[49]。这个过程是循序渐进和不稳定的，它对进水水质和周围环境的变化仍然敏感，由于培养环境中温度的微小变化，因此厌氧出水水质也有小的波动。随着厌氧生物滤池继续培养，附着在陶粒表面的各种微生物菌群逐渐生长扩大直至相连接，从而初步形成了微生物膜结构[50]。从图中来看，培养43天后，COD的去除率已经趋于稳定并达到了70%以上，这种现象通常被认为厌氧生物滤池已经启动完成，因此本实验厌氧滤池的启动时间在42天左右，与传统工艺相比启动时间大大缩短。图4-1启动阶段厌氧及好氧生物滤池中COD和NH4-N去除效果随时间的变化：（a）厌氧生物滤池中COD去除率的变化；（b）好氧生物滤池中COD去除率的变化；（c）好氧生物滤池中NH4-N去除率的变化Fig.4-1.CODandNH4-Nremovalsduringthestart-upperiod:(a)CODremovalsofUAF;(b)CODremovalsofUBAF;(c)NH4-NremovalsofUBAF.94n山东大学硕士毕业论文图4-1的(b)和（c）反映了好氧生物滤池在启动阶段COD和NH4-N去除情况随培养时间的变化。在培养的前十天内，好氧滤池的COD和NH4-N的去除率从50%左右增长到90%以上，特别是NH4-N的去除率能够达到95%以上。10天以后，两种物质的去除率变化幅度较小且基本稳定，这说明经过培养好氧生物滤池中微生物的数量和种类已经基本达到初步的稳定状态。在这种状态下，我们认为好氧生物滤池已经启动完成，其启动时间约为10天，与传统好氧生物滤池相比较启动时间有所缩短。另外，启动完成后，好氧滤池出水COD浓度基本在20mg/L左右，NH4-N的浓度更是维持在1mg/L左右，这种现象体现出使用新型填料的好氧滤池具有很强的生物降解力。本阶段，两种生物滤池的启动周期都有所缩短的原因主要还是新型轻质污泥陶粒和煤渣陶粒的使用，它们特殊的物理化学性质如粗糙的表面，较大的孔隙度等促进了生物滤池中悬浮微生物的附着和生长，且使初生的微生物膜不易脱落[51]。另外，由于制作陶粒的原材料中含有Fe2+，Ca2+等微生物生长所必须的金属，在培养过程中，部分金属离子会从陶粒进入到废水中供微生物的繁殖生长，进一步促进了厌好氧生物滤池中生物膜的形成[52]。总体来说，两种新型轻质陶粒在厌好氧生物滤池的初步应用是成功的，它们缩短了生物滤池的启动时间。4.2污水有机物浓度对厌-好氧串联生物滤池处理效果的影响在厌氧及好氧生物滤池分别启动完成后，继续按照计划分别培养，以使两个反应器的运行状态进一步稳定。在厌氧生物滤池培养的102天，将好氧生物滤池与厌氧生物滤池正式连接，其后稳定一段时间后逐渐增加进水中有机物的浓度，观察废水中有机物浓度的提高对厌-好氧串联生物滤池运行效果的影响，并根据出水中COD，NH4-N，TN和TP等物质的浓度来反映串联生物滤池对四环素类污水的处理能力。本阶段，所配废水中C:N:P的比为100:5:1，周围环境温度为18°C左右。为了进一步提高生物滤池中微生物对四环素的处理能力，进水中四环素的含量也按照计划逐步提升，但总体浓度均在10mg/L以下。这个浓度下，四环素对厌好氧生物滤池中微生物的毒性很小，几乎不影响的反应器运行[53,54]。94n山东大学硕士毕业论文4.2.1进水COD浓度对反应器运行情况的影响如图4-2所示，本阶段按照进水有机物的浓度可分为4各阶段，原水COD的浓度由1000mg/L增长到4000mg/L，厌氧出水COD浓度和好氧出水COD浓度分别反映了两种反应器的运行情况。对于厌氧生物滤池来说，在第Ⅱ和第Ⅲ阶段，出水COD的浓度有较大波动后逐渐趋于稳定。在第Ⅱ阶段，出水COD浓度从变化到趋于稳定的时间大约是50天，而在第Ⅲ阶段恢复稳定的时间是17天左右，远远少于第Ⅱ阶段。造成这种结果的原因是虽然UAF已经启动完成，但在陶粒表面形成的生物膜还是初级的，对于进水有机物浓度的突然增大仍旧很敏感,，UAF内的微生物需要充足的时间去适应突然增大的有机负荷。随着滤池内微生物的继续繁殖生长，陶粒上生物膜的持续增长变厚，逐渐稳定，同时整个反应器的微生物总量在增大，其抗冲击负荷的能力在增强。这个期间可以明显的看到厌氧滤池内的污泥在增多，陶粒表面的生物膜在增厚，如此第Ⅲ阶段内，COD出水浓度从波动到稳定所需的时间自然减少。第Ⅳ阶段内，厌氧生物滤池的出水COD浓度从一开始就保持了基本的稳定，说明此时生物膜系统已经完全成熟和稳定，反应器内的微生物量已经达到平衡，UAF能够很快适应进水的波动。最终，UAF对COD的去除率能够达到90%左右，表现出很强的有机物降解能力。从图中来看，进水中大部分的COD是在UAF中被去除的。对于好氧生物滤池来说，尽管UAF的出水COD浓度在波动，但UBAF的出水COD一直保持在80mg/L以下且能够保持稳定。这一方面说明UBAF具有很强的有机物降解和抗冲击负荷能力，另一方面也证实此时UBAF内的生物膜已经成熟稳定。在第Ⅲ和第Ⅳ阶段，UBAF中COD的去除率下降了一个水平并保持基本稳定，这主要的原因是厌氧进水有机物浓度的全面提高，使得降解过程中产生了更多的还原性物质如H2S等，这些物质在UAF出水中积累后被通入到UBAF中，消耗UBAF中的溶解氧并对好氧微生物的新陈代谢活动产生影响。特别是H2S，它对好氧微生物本身就有毒性，在高浓度下毒害作用更明显。因此当UAF的出水达到稳定后，UBAF中好氧微生物的降解能力在受到抑制后也达到了平衡，只是其对有机物的去除率降低了。从COD的总去除率来看，在所有阶段内UAF-UBAF的最终出水COD一直能够保持稳定，COD的去除率一直保持在95%以上，体现出很强的COD降解能力。94n山东大学硕士毕业论文图4-2.进水COD及NH4-N浓度对UAF-UBAF污水处理效果的影响：（a）进出水COD浓度的变化；（b）COD去除率的变化；（c）进出水NH4-N浓度的变化；（d）NH4-N去除率的变化Fig.4-2.InfluenceoforiginalinfluentCODandNH4-Nconcentration:(a)variationofCODconcentration;(b)variationofCODremovalefficiency;(c)variationofNH4-Nconcentration;(d)variationofNH4-Nremovalefficiency.4.2.2进水NH4-N浓度对反应器运行情况的影响图4-2（c）和（d）显示了UAF和UBAF中进出水NH4-N及其去除率的变化。对于UAF来说，出水NH4-N的浓度随着进水浓度的增加而增大，但UAF中NH4-N的去除率是有规律的上下波动即每隔7-10天左右便上升和下降一次。这个规律变化的时间正好与UAF反冲洗的时间相一致，这是因为厌氧生物滤池中NH494n山东大学硕士毕业论文-N的去除主要依靠厌氧微生物的同化作用即细菌的生长繁殖利用。反冲洗取出了UAF中大部分的老化细菌和生物膜以及部分有活力的悬浮细菌，使得反冲洗完成时UAF内生物量减少。由于UAF是一个成熟的微生物生态系统，它具有恢复原始状态的机制，为了能够达到原来的生物量和污水处理能力，在反冲洗刚刚完成的几天内，UAF中生物膜上的细菌以及悬浮的细菌均加快了繁殖和生长速度，同化作用增强，污水中NH4-N的消耗速度加快，NH4-N的去除率上升。随着厌氧细菌的持续增殖，UAF内的生物量逐渐恢复，这时厌氧细菌的繁殖速度降低，同化作用减弱，NH4-N的去除率也开始降低，如此往复便形成了NH4-N去除率的规律性变化。尽管UAF的出水NH4-N的浓度一直在变化，但对于UBAF来说出水NH4-N的浓度一直很稳定且在2mg/L以下，表现出很强的NH4-N的去除能力。UBAF具有强大NH4-N去除能力的原因在于它极强的亚硝化和硝化作用。在第Ⅳ阶段通过测定硝态氮和亚硝态氮得知在厌氧出水中几乎不含有硝态氮和亚硝态氮，而UBAF出水中亚硝态氮以及硝态氮的含量却能够分别达到51和42mg/L，这种现象显示了UBAF中硝化反应强烈。从NH4-N总的去除效果来看，在各个阶段内NH4-N总的去除率均能够稳定在99%左右，显示出整个UAF-UBAF系统的成功。从所有阶段的COD和NH4-N的去除效果来看，UAF-UBAF系统展现出极强的有机物降解去除能力。归根结底，一方面的原因是新型煤渣和污泥陶粒的应用，使得附着在陶粒表面的生物膜系统更加稳定，特别是某些细菌可以在陶粒的孔中生长，使UAF和UBAF所承载的生物量更多，其去除污水中废物的能力更强；另一方面是UAF和UBAF反应器两者的串联使得两者优势互补，使得UAF-UBAF系统同时具有较强的COD和NH4-N去除能力。4.3四环素浓度对UAF-UBAF系统污水处理效果的影响在4.2章节中展示了废水有机物浓度的提高对厌-好氧串联生物滤池运行情况及有机物降解能力的影响，本章重点探究废水中四环素浓度对该系统运行的影响。由于四环素物质具有较强的抑菌作用，其浓度的增加必然会对串联生物系统的运行产生影响，我们根据出水中各种物质的去除情况来展现四环素的作用机制并确定出UAF-UBAF系统的最大耐受四环素浓度和最佳处理四环素浓度。特别指出的是，本阶段厌氧进水C:N:P的比仍为100:5:1，其中COD，NH4-N和TP分别为4000mg/L，200mg/L和40mg/L左右。由于本阶段正值冬季，周围环境的温度较低，反应器平均运行温度为16°C左右。94n山东大学硕士毕业论文4.3.1进水TET浓度对系统中COD，NH4-N去除效果的影响本阶段内，出水COD和NH4-N的浓度随进水四环素浓度的变化如图4-3所示，图4-3（d）表示的是厌氧滤池出水pH的变化。当进水四环素的浓度从10mg/L增长到45mg/L时，UAF的COD去除率上升了一点，在进水TET浓度为45mg/L时，厌氧滤池对COD的去除率达到最大为90%左右。但当TET浓度继续增大到55mg/L时，UAF中COD的去除率很快降低到70%以下，说明此时TET的浓度已经超出了厌氧滤池内厌氧细菌的承受范围，TET已经对细菌产生了强烈的抑制和毒害作用。UAF内的微生物的新陈代谢及讲解活动受到严重抑制，特别是酸化菌及产甲烷菌的活动，它们对有机物的去除起主要作用。对于好氧生物滤池来说，在进水TET浓度较低时，UBAF出水COD浓度保持稳定且数值较低。但当进水TET浓度达到65mg/L时，UBAF出水COD浓度急剧增大，COD的去除率迅速减小。因为此时UAF出水中TET的浓度也很高，TET已经对好氧细菌的活动产生抑制和毒害作用了。在进水TET浓度较低时（10-55mg/L），随着TET浓度的上升，总的COD去除率较为稳定，能够保持在96±1%左右。由于最后高浓度TET对UAF和UBAF产生了毒害作用，两者对COD的去除率都在下降，因此最后总的COD去除率也迅速降低并一直保持着下降的趋势。从图中来看，进水中大部分COD仍旧是在UAF内被去除的。94n山东大学硕士毕业论文图4-3TET负荷的提高对系统出水COD和NH4-N浓度的影响：（a）出水COD浓度的变化；（b）COD去除率的变化：（c）出水NH4-N的变化；（d）NH4-N去除率的变化；（e）UAF出水pH的变化Fig.4-3.InfluenceofincreasingtetracyclineloadingoneffluentCOD,NH4-N:(a)variationofCODconcentration;(b)variationofCODremovalefficiency;(c)variationofNH4-Nconcentration;(d)variationofNH4-Nremovalefficiency;(e)variationofpH;NH4-N去除率随进水TET浓度的变化如图4-394n山东大学硕士毕业论文（c），（d）所示。UAF中NH4-N的去除率仍然呈现规律性的上下浮动如4.2.2中所描述的那样。但总体来看UAF中NH4-N的去除率呈下降的趋势，这是因为TET对细菌作用机制是通过与30s核糖体相结合来切断tRNA和转录子的联系从而影响蛋白质的形成。随着TET浓度的增大，蛋白质的合成减少，NH4-N消耗的量便降低了。当TET浓度增长到65mg/L时，出水氨氮浓度迅速升高，说明此浓度下TET对UAF产生了强烈的毒害作用，UAF内大量的厌氧细菌开始死亡，UAF已经变的不稳定了。但UAF内的微生物膜生态系统仍旧有还原机制，因此出现了大量的新生细菌，这点可以从UAF的出水中含有大量的污泥排出这一现象中推测出来。所以此时UAF对NH4-N的去除率反而提高了。这个过程是由量变到质变的过程，并且这种质变已经被证实是不可逆的。最终UAF会出现酸化严重而崩溃，从图（e）中可以看着出这时UAF的出水pH已经开始降低并持续保留着降低的趋势。对于UBAF来说，TET浓度较低时出水NH4-N浓度一直保持较低水平。当进水TET浓度达到55mg/L时，UBAF出水MH4-N浓度迅速升高，说明UAF出水中高浓度的TET对UBAF内的硝化细菌的活动产生了强烈的抑制作用。MH4-N的总去除率的变化基本上与UBAF中NH4-N的去除率变化相同，因为进水大部分的NH4-N是由UBAF去除的。4.3.2进水TET浓度对系统中TN和TP去除效果的影响本阶段TN的去除主要是依靠反应器内微生物的同化作用实现的，因此从这种原因来说TN的去除规律能在一定程度上反映系统内微生物的生命活动强弱。图4-4（a）和（b）显示了TN的去除规律。对于UAF来说，TN的去除规律与4.3.1中NH4-N的去除规律相似，这是因为UAF模拟废水中TN主要以NH4-N的形式存在。TN的去除率在UBAF中也呈现出规律性的上下波动，其周期与反冲洗周期相应，这是因为TN在UBAF中也主要依靠细菌的同化作用去除。总体来看，进水TET从10mg/L上升到45mg/L，UBAF和UAF中TN的去除率逐渐降低。当进水TET为55mg/L时，UBAF中TN去除率突然上升早于UAF中TN去除率的变化（TET为65mg/L），说明UAF对TET的耐受能力要大于UBAF。由于TN去除率在UAF和UBAF中都具有周期性的浮动，整个系统的总的TN的去除率具有更大的波动。94n山东大学硕士毕业论文图4-4四环素浓度的提高对出水TN和TP浓度的影响：（a）系统中TN浓度的变化；（b）系统TN去除率的变化；（c）系统中TP浓度的变化；（d）系统TP去除率的变化；Fig.4-4.InfluenceofincreasingtetracyclineloadingoneffluentTN,TPandTET:(a)variationofTNconcentration;(b)variationofTNremovalefficiency;(c)variationofTPconcentration;(d)variationofTPremovalefficiency;TP在系统中的去除主要依靠两种过程来完成，一是系统内所有细菌的同化作用除磷，二是依靠聚磷菌的吸磷和释磷反应除磷。由于UAF-UBAF系统的周期性反冲洗，与TN的变化规律相似，TP的去除率也具有周期性的波动。进水TET浓度较小时，PAB在UBAF内的吸磷作用明显因此整个系统中TP的去除率能够达到60%左右。随着进水TET负荷的不断升高，PAB的聚磷作用以及微生物的同化作用均逐渐减弱，TP的去除率也随之降低。由于UBAF对TET的耐受能力要低于UAF，因此UBAF内TP去除率在TET为45mg/L时迅速升高，早于UAF中TET的浓度（55mg/L）。然而最终UBAF和UAF内TP的去除率未能提高到早期的水平，这是因为聚磷菌在早期TP的去除过程中起到了很大的作用。最后由于高浓度TET的抑制和毒害作用，聚磷菌的活动基本停止，系统内TP的去除主要依靠细菌的繁殖和生长。94n山东大学硕士毕业论文4.3.3进水TET浓度对系统中TET去除效果的影响系统中TET浓度的变化曲线如图4-5（a）和（b）所示：图4-4四环素浓度的提高对出水四环素浓度的影响：（a）系统中四环素浓度的变化；（b）系统四环素去除率的变化；Fig.4-4.InfluenceofincreasingtetracyclineloadingoneffluentTET:(a)variationofTETconcentration;(b)variationofTETremovalefficiency;94n山东大学硕士毕业论文当进水TET浓度由10mg/L提高到45mg/L时，UAF内四环素的去除率下降缓慢。但当TET浓度达到55和65mg/L时，UAF中TET的去除率变得混乱并迅速降低到20%以下。此时UAF的出水pH也变得不稳定且从6.8降低到6.2，并还有持续酸化的趋势。这些情况均表明在此TET浓度下，UAF已经处在酸化和崩溃的状态。对于UBAF来说，初期UBAF出水TET浓度能够一直稳定在5mg/L以下，但由于UAF出水TET浓度的升高，UBAF内TET的去除率是不断提高的。当TET浓度增长到55mg/L时，UBAF中TET的去除率迅速降低。对于系统总的TET去除率来说，当TET从25mg/L增长到45mg/L时，总的TET去除率先稍微上升然后稳定在90%左右。但随着TET浓度的继续升高，总的TET去除率迅速降低到70%。四环素在UAF-UBAF系统内的去除一是被微生物降解成为次生产物[55]，另一方面部分的TET能够被吸附在活性污泥里并随着污泥而排放到外部环境中[56,57]。在TET为10到45mg/L时，得益于UAF强大的微生物降解能力，超过一半的TET是在UAF中被去除的；当TET浓度达到55mg/L以后，UAF和UBAF内细菌的新陈代谢活动受到强烈的抑制，但此时UBAF中细菌的繁殖和生长速度加快，SRT变短，大量的TET被吸附在UBAF内的活性污泥中并随出水被排放出去。此阶段内可以发现UBAF出水中活性污泥的数量明显增多，很好地应证了这一理论。总的来说，当进水TET浓度为45mg/L时，系统最终出水COD，NH4-N和TET的浓度分别是60，1和5.5mg/L，达到了国家排放标准（GB21903-2008）。系统总的COD，NH4-N和TET去除率能够达到97%，98%和89%，优于同等热力条件下其他常用工艺的去除效果[55,56]。从去除效果来看，本阶段的低温环境（＜18°C）并没有对系统的降解和去除能力产生较大的影响。较高的TET去除率主要得益于两种新型陶粒的粗糙和多孔的微观结构。轻质污泥和煤渣陶粒中含有大量的介孔可以吸附和截留部分TET，从而使得TET与微生物能够充分接触并且降解时间延长，因此系统对TET的去除效果较好且低温环境的影响较小。4.4本章小结本章将新型煤渣和污泥陶粒应用于自行设计的串联UAF-UBAF系统中，研究了不同运行参数条件下系统对四环素废水的处理效果，其主要结论如下：1.两种轻质污泥和煤渣陶粒的使用缩短了UAF和UBAF的启动周期，使得UAF的启动时间为42d，UBAF的启动时间为10d。2.得益于轻质煤渣和污泥陶粒粗糙和多孔的微观结构，使得UAF-UBAF系统在低温环境下（16°C左右）仍具有废物去除效率高，有机负荷高，耐冲击负荷力强，四环素抗性高和降解四环素力强等特点，低温环境对系统的运行状况影响较小。3.根据废水的去除效果来看，当进水COD和NH4-N浓度分别为4000和200mg/L时，进水TET浓度为45mg/L是UAF-UBAF系统运行的最佳条件。94n山东大学硕士毕业论文第五章UAF-UBAF内微生物种群结构及多样性分析5.1微生物群落结构及多样性分析的重要性采用新型轻质煤渣和污泥陶粒的串联UAF-UBAF系统对四环素废水强大的处理能力和效率已经在第四章中介绍，但其内在的原因却没有完整表述。由于微生物是生物滤池系统中发挥降解作用的核心物种，它的数量，种类和比例等能够决定整个生物滤池系统的废水降解能力，因此分析生物滤池内微生物的种类和比例，群落结构以及多样性对解释UAF-UBAF在四环素废水处理中的优异表现具有重要意义。为了更好地说明新型轻质填料对生物滤池中微生物种群结构的影响以及四环素降解过程中微生物群落的演变，UAF和UBAF中不同高度上的生物膜及生物絮体被取出以研究其微生物种类，比例及群落组成。同时，四环素废水中COD，NH4-N，TN，TP以及TET随高度的变化也被测量，一方面详细探究四环素废水的降解过程，另一方面与微生物的变化相结合和比较以提供更多的理论依据。微生物群落及多样性的分析一方面是测定生物膜及生物絮体的胞外聚合物（EPS），另一方面是对取出的样品进行DNA提取然后进行高通量测序。EPS是某些细菌的分泌物，它能够把微生物聚合物，丝状的细菌菌株，有机和无机的颗粒相联系和结合从而组成生物膜，因此EPS对生物膜的结构，表面电荷，强度和过滤性等具有决定性的作用。EPS中多糖，蛋白质和DNA的含量和比例可以从一定程度上反应生物膜结构的稳定性，因此本文使用两种方法分析了两个反应器中EPS随高度的变化，一方面为EPS的测量选择一种较合适的提取方法，另一方面为生物膜结构分析提供更多依据。高通量测序（HTS）是近年来随着新一代测序技术的发展而应用在环境微生物领域的一种DNA测序新技术。高通量测序能够同时分析微生物在分类学和功能性多样性等多方面的变化，从而为微生物种类和群落的随高度的演变提供依据。本章所得的结果将为串联UAF-UBAF系统的实际应用提供坚实的理论依据。94n山东大学硕士毕业论文5.2试验仪器与方法5.2.1生物膜样品的采集和制备串联UAF-UBAF系统处理四环素废水的实验完成之后，分别在UAF和UBAF反应器的35-40cm，65-70cm和100-105cm处取得表面附着有生物膜的陶粒样品。将样品放置在无菌的聚乙烯瓶中在3°C左右的冰箱中储存待用。陶粒表面生物膜采用超声波法剥落，将分离的生物膜和生物絮体放置在磷酸缓冲液中备用。5.2.2EPS样品的处理与测定陶粒样品先轻轻地用去离子水洗去表面的脏物，然后用无菌的手术刀刮去陶粒表面的生物膜，将生物膜放到0.1M的磷酸盐缓冲液（PBS）中，同时用磷酸缓冲液将陶粒表面冲洗干净。将含有生物膜及生物絮体的溶液放置在无菌的离心管中在5000r，3°C左右离心10min，弃上清液，然后保存。在EPS提取和测量前，所有生物膜样品的总悬浮固体（TSS）和挥发性悬浮固体（VSS）均使用标准方法测定。EPS提取使用了热提法[58]（Heatextractionmethod(HEATM)）和阳离子交换树脂提取法[59]（Cationexchangeresinextractionmethod(CERM)）两种方法。EPS中多糖采用硫酸—蒽酮比色法和核酸的测量采用二苯胺显色法。蛋白质测定采用改进的Lowry法测定使用特定的蛋白质测定试剂盒（Pierce,Rockford,IL）。5.2.3扫描电镜样品的制备首先将生长有微生物膜的轻质陶粒样品取出，使用无菌去离子水轻轻洗净，然后再进行扫描电镜之前的预处理。其主要步骤如下:先使用2.5%戊二酸固定4h以上；然后使用磷酸缓冲液清洗3次；在进行乙醇梯度脱水，30%，50%，70%，85%，95%的乙醇脱水各一次，100%乙醇脱水2次，15-20分钟一次；最后用乙酸异戊酷置换2次，20min一次；之后使用标准的冷冻干燥仪（DW-HL100,madeinHongKong）将陶粒样品进行冷冻干燥。将制备好的微生物陶粒样品粘台，镀金，在28kV的加速电压下进行电镜观察[60,61]。94n山东大学硕士毕业论文5.2.4生物膜样品DNA的提取和高通量测序将制备完成的含有生物膜及生物絮体的样品用于DNA的提取和微生物种类比例的测定。5.2.1中的样品先在无菌的离心管中在1000rpm，3°C左右的条件下离心10min，然后弃去上清液。将离心物重新溶解到0.1M的磷酸缓冲液中，再次进行相同条件下的离心。如此操作3次以洗去样品中的杂物。然后使用专门的细菌DNA提取试剂盒（50,D3350-01,OMEGA,USA）按照试剂盒提供的标准程序提取生物膜样品中的基因组DNA。每个样品DNA提取3次，然后使用1%琼脂糖凝胶进行电泳测定所提取DNA的纯度是否符合高通量测序的标准。将符合标准的同一样品的DNA提取液相混合用于高通量测序。高通量测序步骤是由北京诺禾致源生物公司来完成的。高通量测序的数据分析：DNA测序仪所得到的原始数据首先使用FLASH软件将双末端序列合并，从而使reads1和reads2中的重叠部分合并，这些双末端序列根据其特定的条形码而被分配到不同的样品中；然后使用QIIMEsoftwarepackage(QuantitativeInsightsIntoMicrobialEcology)分析所得序列数据。首先，原始序列经过QIIMEqualityfilters过滤，然后使用pick_de_novo_otus.py去选择operationaltaxonomicunits(OTUs)；过滤序列中有97%相似度以上的序列被分配到一个OUT中；我们选择最具代表性的序列来代表一个OUT，然后使用RDPclassifier将所有的OUT进行生物学分类。为了分析系统中微生物的AlphaDiversity和BetaDiversity，我们使用in-housePerlscripts分析了序列组成的OTUtable。AlphaDiversity中的Chao1，ObservedSpecies和ObservedSpecies三个指标均被测定，其中Chao1代表物种丰度，ObservedSpecies显示了每个样品的OUT数量情况及香农指数，ObservedSpecies显示了所测序列的多少及其程度。QIIME同时计算了加权和未加权unifrac数据来分析生物系统发育情况（BetaDiversity）。然后我们用未加权的unifrac数据进行PrincipalCoordinateAnalysis(PCoA)分析和UnweightedPairGroupMethodwithArithmeticmean(UPGMA)clustering分析。所用的原始数据及分析的数据已经上传到NCBI数据库，网址为(http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/)，项目编号为SRR2099847。94n山东大学硕士毕业论文5.3四环素废水中各个污染物的降解过程本阶段串联UAF-UBAF系统的运行条件为：原始进水COD，NH4-N，TP和TET分别为4000，200，40和65mg/L；然后UAF和UBAF8个高度上的出水被取出测量，这8个高度为两个反应器的预留取样口。本实验图表中是以UAF和UBAF进水为口高度0cm进行计算和测量的。5.3.1UAF中COD，NH4-N，TP和TET随高度的变化UAF中不同污染物浓度随高度的变化情况如图5-1所示。图5-1UAF中高度对COD，NH4-N，TP和TET去除情况的影响：（a）高度对COD和NH4-N去除情况的影响；（b）高度对TP和TET去除情况的影响；Fig.5-1InfluenceofmediaheightinUAFoneffluentCOD，NH4-N，TPandTET;(a)InfluenceofmediaheightoneffluentCODandNH4-N;(b)InfluenceofmediaheightoneffluentTETandTP；94n山东大学硕士毕业论文5.3.2UBAF中COD，NH4-N，TP和TET随高度的变化UAF和UBAF连接以后，UAF的出水直接用蠕动泵泵入到UBAF中并没有曝气等预处理步骤。UBAF中COD，NH4-N，TP和TET等物质的浓度随高度的变化如图5-2所示。图5-2UBAF中高度对COD，NH4-N，TP和TET去除情况的影响：（a）高度对COD和NH4-N去除情况的影响；（b）高度对TP和TET去除情况的影响；（c）NO2-N和NO3-N浓度随高度的变化；Fig.5-2InfluenceofmediaheightinUBAF;(a)effluentCODandNH4-N;(b)effluentTETandTP;(c)effluentNO2-NandNO3-N由于在UBAF的下部溶解氧（DO）和营养物质的含量相对于好氧细菌来说均较丰富，因此好氧细菌的繁殖和生长力强，其污染物讲解能力强，因此COD,TP,TET的浓度在高度0-40cm时迅速降低。但是在0-40cm时，出水NH4-N的浓度的下降速率却比其他物质要低，这主要是硝化细菌与其他异养细菌争夺营养物质，空间和DO随造成的[62]，部分异养细菌的竞争力强而成为优势菌，硝化细菌的竞争氧的能力弱，同时受四环素的抑制作用的影响，使得NH494n山东大学硕士毕业论文-N的去除力弱。随着填料高度的进一步增大，废水中营养物质和DO的浓度降低，TET被逐渐降解，抑菌作用减弱，优势异养菌与硝化细菌的竞争力发生改变[63]。硝化亚硝化类细菌得以快速的生长繁殖，其NH4-N的去除能力迅速增强，因此在40-80cm的高度范围内，NH4-N的去除速率迅速增大，比其他物质在本高度的去除速率要高很多。NH4-N的这种去除规律同时也说明营养物质和溶解氧的缺乏对硝化亚硝化细菌生长繁殖的影响远没有四环素的抑制作用对它们的影响大。为了更好的说明NH4-N随高度的降解情况，出水NO2-N和NO3-N浓度随填料高度的变化如图5-2（c）所示。在0-40cm高度时，出水NO2-N和NO3-N浓度很低，40-80cm高度时，两者的浓度迅速增大，与NH4-N浓度的变化规律相吻合。从图中可以看到，NO2-N的浓度从40cm高度一直上升到100cm左右，并且NO2-N浓度开始升高的填料高度以及其升高的速度都要早于和大于NO3-N浓度。这是因为NH4-N的氧化主要分为两个步骤：首先，亚硝化细菌将铵态氮氧化为亚硝态氮，成为亚硝化作用；然后，硝化细菌将亚硝态氮进一步氧化成为硝态氮，成为硝化作用；第二步会消耗更多的溶解氧，因此也更难发生，NO3-N浓度在同一高度要低于NO2-N的浓度。UBAF中TP的去除规律与UAF不同，在UBAF的下部TP的去除速率就教高，这是因为相对于少量的好氧PAB来说，UBAF下部充足的营养物质和DO并没有使好氧PAB和其他好氧异养菌产生竞争。但当填料高度为120cm时，UBAF中营养物质和DO由于消耗而不足，PAB开始分解细胞内部磷酸盐以供给自身能量，因此120cm高度时，TP浓度有所上升，最后由于上部废水与空气能进行氧交换，DO浓度上升，TP浓度又有所下降。对于UBAF来说，最终出水COD，NH4-N，TET和TP的去除率能够分别达到90%，89%，65%和30%。总的来说，串联UAF-UBAF系统对COD，NH4-N，TET和TP的总去除率能够达到98%，90%，80%和45%，比同等热力条件下的其他处理工艺的处理效果要好[46,64]，证明了该系统强大的污染物降解能力。5.4生物膜表面的微观形态学观察由5.3可以看出，在填料高度为0-40cm左右时污染物的平均去除速率最快，到高度为80cm左右时，各污染物的降解过程基本上已经完成。因此我们选择在填料高度为35-40cm，94n山东大学硕士毕业论文65-70cm和100-105cm处取得附着有生物膜的陶粒样品，用于扫描电镜测试。陶粒样品被取出时可以看到UAF中的生物膜为白色，UBAF中的生物膜为黄褐色。另外UAF和UBAF中35-40cm处陶粒表面的生物膜厚度要大于65-70cm处的生物膜。微生物膜的表面微观图像如图5-3所示。图5-3陶粒表面生物膜的扫描电镜图像：（A）UAF中35-40cm处的陶粒样品图像；（B）UAF中65-70cm处的陶粒样品图像；（C）UBAF中35-40cm处的陶粒样品图像；（D）UBAF中65-70cm处的陶粒样品图像；（D）UBAF中100-105处的陶粒样品图像；Fig.5-3PictureofBiofilmattachedonceramicsbeingscannedbySEM;(A):sampleinUAFat35-40cmheight;(B):sampleinUAFat65-70cmheight;(C):sampleinUBAFat35-4094n山东大学硕士毕业论文cmheight;(D):sampleinUBAFat65-70cmheight;(E):sampleinUBAFat100-105cmheight;生物膜表面附着有大量的不同类型的细菌，一些细菌甚至在陶粒的中孔中生长。另外，从图中可以看到在相同的放大倍数下35-40cm处陶粒表面细菌的密度和数量要远大于60-70cm处的样品。这种现象发生的原因主要是反应器底部相对于中上部来说其营养物质和溶解氧等均较丰富，底部细菌的繁殖生长速度快，不受限制。到了反应器上部，营养物质和DO的浓度降低限制了大部分细菌的繁殖和生长，细菌的密度和数量开始降低[65]。因而在100-105cm处的生物膜表面细菌的密度和数量是三个高度中最少的。细微观察，生物膜上细菌的形状有杆状，球状，丝状和螺旋状等多种形状，不同形状的菌代表了不同功能的细菌如亚硝化细菌，硝化细菌，产甲烷菌等等。同时，在陶粒表面附着有絮状的物质，细菌都镶嵌或附着在这种絮状物质里，这就是所说的胞外聚合物，正是EPS的聚合作用才将细菌等物质结合形成了生物膜。5.5生物膜样品的EPS分析UAF和UBAF生物膜样品的EPS成分分析结果如表5-1所示。表5-1生物膜样品中EPS的成分分析表Table5-1CompositionofEPSextractsinbiofilmsamplesSamplenameHeight(cm)ExtractionMethodEPSComponent(mgg-1VSS)PN/PSPolysaccharideproteinsDNAPN+PSAerobicHigh65Heat44.2±2.9123.5±6.210.5±3.2167.72.8Caution45.6±1.079.1±2.018.3±5.4126.71.7AerobicLow35Heat57.5±6.8182.1±10.87.1±1.1239.63.2Caution69.5±3.0133.8±3.714.0±2.8203.31.9AnaerobicHigh65Heat42.9±2.484.5±1.95.0±0.9127.42.0Caution43.6±5.163.0±3.511.4±2.3106.61.4AnaerobicLow35Heat52.2±1.9108.0±5.35.1±1.5160.22.1Caution55.7±2.189.7±7.59.8±1.6155.21.6EPS的提取使用了HEATM（热提）和CERM94n山东大学硕士毕业论文（阳离子树脂交换提取）两种方法，然后根据EPS的分析结果确定一种较好的提取方法。CERM提取的EPS中含有的DNA的量要大于HEATM所提取的，但DNA被视为EPS的影响物，其数量应越少烧越好；CERM提取的PN（蛋白质）的量要小于HEATM所提取的，蛋白质被视为EPS中较难提取的物质[66]；从上述两点来看，对于提取UAF和UBAF生物膜样品的EPS，HEATM法要比CERM法好。表中显示出样品中PS（多糖）的量要低于PN的量证实PN是EPS中的主要物质[67]。另外，UAF和UBAF中PS和PN的量随高度上升而降低，这主要是因为反应器下部有充足的营养物质和DO供给细菌繁殖生长，下部细菌产生EPS的量较多。同时细菌的水解能力会影响PN的产生，水利剪切力会影响PS的产量[68]，随高度的增大，细菌水解力和水利剪切力均在减弱，因而PN和PS的量也在减少。由于随高度增大污水中营养物质逐渐被消耗，上部细菌内源呼吸所消耗的自身内部的物质增多，因而PS和PN的量也有所减少。对于UBAF来说，上部DO的减少也影响了EPS的产量[69]。EPS中不同物质的比例会随着外部细菌种类和比例的变化而改变，PN/PS的比值便反应外部细菌的变化[70]。对于UAF和UBAF两者来说，PN/PS的值随高度仅下降了一点点，这相对稳定的比值显示出两个反应器内成熟的生物膜系统具有较强的自我调节和自我保护功能，同时也反映出TET并没有对反应器内的微生物系统产生很大危害。从另一观点来看，同一高度上UBAF中PN/PS的值要大于UAF中相应的值，这要是因为厌氧反应器的污泥停留时间一般要大于好氧反应器[14]，随着SRT的增长，细菌的内源呼吸作用也增强，相对于结构较为复杂的PN来说，内源呼吸作用优先利用PS[71]，因而UBAF中PN/PS的值较大。5.6反应器中微生物的种群结构和功能性配置分析5.6.1高通量测序的原始数据分析为了全面分析反应器内微生物的种类和种群结构，我们分析了样品测序所得的所有的序列标签，数量大约为228,470。如表5-2所示，UAF和UBAF内样品的测序标签数和OUT数随着高度的增大而增多，每个OUT对应不同种类的微生物的基因序列[72]94n山东大学硕士毕业论文。由于四环素废水为人工合成，废水的组成物质相对单一，因此反应器下部细菌种类较少。随着填料高度的上升，废水中的单一物质逐步被水解或降解为多种类型的小分子物质，很多新种类的微生物也随之产生。表5-2IlluminaMiSeq平台基因测序的原始数据分析表Table5-2SourcedatasequencedbyIlluminaMiSeqplatformSampleNameRawbase(bp)RawPETotaltagsTaxontagsUnclassifiedtagsOTUsAFH1(65cm)17,947,38649,759474514495501067AFL2(35cm)14,260,40139,51738232364530916BAFL3(35cm)18,945,14152,484507404861301061BAFH4(65cm)34,407,62095,315920478738701192样品OUT的维恩图如图5-4（A）所示。UAF中样品AFL2和AFH1相似OUT的个数为689，两者独有的OUT数分别为267和227；UBAF中BAFL3和BAFH4相似的OTU数为748，独有的分别为236和190。这说明UAF中不同高度上微生物的种类差异要大于UBAF内的样品差异，原因是大四环素废水中的物质的降解主要是在UAF中完成的。94n山东大学硕士毕业论文图5-4（A）：不同样品间OUT的维恩图；（B）基因分类学标签在不同生物分类学水平上的数量分布图Fig5-.4(A):VenndiagramofOTUs;(B)Theamountoftaxontagsclassifiedatdifferentlevels高通量测序所得不同的基因标签在界，门，纲，目，科，属，种七种生物学分类水平上的数量分布如图5-4（B）所示，由图可见科和属两种水平所分配的基因标签数量最多，因此下文着重分析科和属两种水平上微生物的种类和比例的差异性。5.6.2UAF和UBAF内微生物的多样性分析微生物多样性水平上的AlphaDiversity和BetaDiversity在本阶段均被测定其结果如图5-5所示。所有样品间的Beta差异性值中，AFH1和AFL2之间以及AFH1和BAFH4之间的差异性值最大。这两组分别代表了微生物由单一种类向多种种类的转变过程以及微生物由厌氧种类向好氧种类的转变过程。Alpha差异中的物种稀疏曲线（图5-5（B））中，物种数量随测序数量的增多先急剧增大然后缓慢增大最后趋于稳定，说明现阶段所得得测序数量已经很合理，完全能够将两个反应器内绝大部分的微生物种类测出。 Shannon-Wiener曲线94n山东大学硕士毕业论文图反映了不同样品的微生物多样性的丰富程度，Shannon指数越大丰度越高，结果表明样品丰度由高到低依次为AFL2,AFH1,BAFL3和BAFH4。样品的物种丰度随着四环素的一步步降解而变得越来越大，上一阶段的物种在下一阶段还未完全消失，下一阶段又有大量的新生物种产生，因此随着污水的进一步处理微生物物种也变得越来越丰富。Rank-Abundance曲线用于同时解释样品多样性的两个方面，即样品所含物种的丰富程度和均匀程度，结果显示AFH1和BAFL3所含物种的丰度和均匀度较相似。BAFH4曲线的宽度是所有样品中最大的，而曲线宽度代表了物种的丰富程度，因此BAFH4是物种丰度最高的。物种组成的均匀程度由曲线的形状来反映，曲线越平坦，表示物种组成的均匀程度越高。由于所配废水的物质组成较为简单，所有样品曲线的形状都较为陡峭，表明样品物种组成的均匀程度较低。94n山东大学硕士毕业论文94n山东大学硕士毕业论文图5-5（A）所有样品的Beta差异性分析（加权类分析）；（B）所有样品的物种稀释性曲线图；（C）所有样品的Shannon-Wiener曲线图；（D）所有样品的Rank-Abundance曲线图Fig.5-5(A):Betadiversity(weightedunifraic)amongallthesamples;(B):Speciesrarefactioncurvesoftheallsamples;(C):Shannon-wienercurvesofallthesamples;(D):Rank-Abundancecurvesoftheallsamples;5.6.3微生物种群结构和功能性群落分析为了深入分析微生物的种类和数量情况，在界的分类水平上的微生物的种类及其在本样品所含的所有微生物中所占的比例的结果如图5-6所示。94n山东大学硕士毕业论文图5-6所有样品的加权unifraic距离和微生物在门水平上的比例分布图Fig.5-6WeightedunifraicdistanceamongallthesamplesandtheirrelativeabundanceinphylumlevelUAF和UBAF中随着填料高度的增大微生物的种类和比例发生了很大变化，但厚壁菌门（Firmicutes）和变形菌门（Proteobacteria）始终是所有样品中主要的微生物大类。在UAF中，随着高度的增大变形菌门的比例由85.5%下降到27.9%，厚壁菌门的比例由3.7%增大到51.4%，其他优势菌门类如酸杆菌门（Acidobacteria），蓝藻菌门（Cyanobacteria），广古菌门（Euryarchaeota）的比例也有所下降。但在UBAF中这些显性菌门的比例的变化却与UAF完全相反。由于门类水平包含物种太广，5.6.1中显示在科和属水平上贡献的物种基因标签最多，为了细化分析显性微生物的比例变化，同时研究其功能属性变化，部分优势菌种在科和属水平上的比例变化如表5-3所示。UAF中属于Proteobacteria的丛毛单胞菌科（Comamonadaceae），红环菌科（Rhodocyclaceae），动胶菌属（Zoogloea），陶厄氏菌属（Thauera），弓形杆菌属（Arcobacter），华杆菌科（Sinobacteraceae）和黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）的比例随着填料高度的增大均下降了很多。Comamonadaceae对苯环，氨基和喹诺酮等化学结构物质具有很强的降解能力，它的比例由10.4%下降到2.1%；Thauera特别适合于降解芳香族化合物中的苯环结构[73]，其所占比例也由5.0%下降到0.6%。图5-7（A）中为Sinobacteraceae的系统发生树分析，Hydrocarboniphaga和Alkanibacter属于华杆菌科且两种细菌对长链烃类化学物质有特定的降解功能[74]。94n山东大学硕士毕业论文SinobacteraceaeFontimonasNR_109471SinobacteraceaeSolimonasNR_125692SinobacteraceaeSolimonasNR_044065SinobacteraceaeNevskiaNR109617SinobacteraceaePolycyclovoransNR_116560SinobacteraceaeHydrocarboniphagaNR_116271SinobacteraceaeNevskiaNR_025269AlkanibacterdifficilisAJ_3132403SinobacteraceaeHydrocarboniphagaNR_114263SinobacteraceaeSteroidobacterNR_044309SinobacteraceaeNevskiaNR_109616SinobacteraceaeNevskiaNR_104525SinobacteraceaeAlkanibacterNR_042077SinobacteraceaeHydrocarboniphagaNR_029102SinobacteraceaePovalibacterNR_126172SinobacteraceaeSolimonasNR_1081894395998867273610272119340.05图5-7（A）Sinobacteraceae的系统发育树图；基准尺距离显示5%的序列分歧度Fig.5-7(A)ThephylogeneticanalysisoftheSinobacteraceaeobtainedfromthebiofilmsamples.Thescalebarindicatesthedistanceofa5%sequencedivergence.图5-7（B）Arcobacter的系统发育树图；基准尺距离显示0.5%的序列分歧度Fig.5-7(B)ThephylogeneticanalysisofArcobacterobtainedfromthebiofilmsamples.Thescalebarindicatesthedistanceofa0.5%sequencedivergence.由于所配废水中的碳类物质主要为蔗糖，其化学结构简单，只有四环素化学结构中含有苯环，氨基，长链烃基等复杂的结构，因此Comamonadaceae,Thauera和Sinobacteraceae是反应器中降解四环素的主要微生物，在UAF中它们的比例随高度而降低，而总的微生物密度随高度而降低，因此三种细菌的数量随高度也逐渐减少，导致反应器降解四环素的能力也逐渐减弱，这与前文中四环素随高度的降解规律相符合。Zoogloea,Xanthomonadaceae和部分的Thauera能够分别产生菌胶团，黄原胶和EPS等物质，这些物质是组成生物膜的重要物质[75]94n山东大学硕士毕业论文，因此这三种细菌数量的降低导致了生物膜厚度随高度而变薄，EPS的量随高度而降低。Zoogloea和Thauera又同属于Rhodocyclaceae证实红环菌科对有机废物的降解和生物膜的形成都具有重要的作用[75,76]。Arcobacter对抗恶劣环境的能力较强能够在低温的环境中生存[77]，而UAF的环境培养温度在16°C以下，因此Arcobacter所占的比例较大。另外，Arcobacter属的系统发生树中显示Arcobactercryaerophilus和Arcobacterbutzler两种细菌具有较强的致病性和抗生素抗性[77]，这也解释了Arcobacter的数量随高度的变化规律。UAF中随着高度的增大Arcobacter与四环素的接触时间增多，Arcobacter中没有抗性基因的细菌大量死亡，因此Arcobacter的比例从41.6%急剧下降到3.0%。Arcobacter中存活的细菌由于具有抗性因而得以继续繁殖生长，因此在UBAF中Arcobacter的比例又继续增长到18.6并一直增长到20.1%左右，这也显示出出水污泥中含有的抗性细菌较多。Exiguobacterium,Clostridia是厌氧水解阶段主要的水解性细菌，它们在UAF的下部所占的比例较多，在上部则几乎不含有；Lactobacillus和Anaeromusa是厌氧乙酸化阶段的主要细菌，其比例分别由下部的1.3%和1.2%增长到13.7%和29.6；Methanomicrobia属于广古菌门，是主要的产甲烷菌，其比例由0增长到1.4%说明在UAF的下部没有发生产甲烷反应。上述几种细菌的比例变化表明UAF的下部主要发生水解反应，上部主要发生乙酸化和产甲烷反应。由于UAF的出水并没有经过预曝气等处理而直接作为UBAF的进水，因此样品AFH1和BAFL3中微生物的种类和比例的变化较小，然而外部环境毕竟由厌氧转变为好氧，因此微生物的种类也逐渐由厌氧细菌转变为好氧细菌，在样品BAFL3和BAFH4中这种规律特别明显。UBAF中属于Firmicutes门的细菌的比例随高度均下降了很多，特别是Anaeromusa,Veillonella和Lactococcus这三种细菌，因为它们均属于厌氧或兼性厌氧菌[78]。Xanthomonadaceae属于好氧性菌，它的比例随高度由1.3%增至6.6%。Comamonadaceae,Thauera和Sinobacteraceae这三种主要的TET降解细菌的比例在BAFL3和BAFH4中的比例均较高证明了UBAF对四环素仍具有较强的深度降解能力。但由于随着高度的增大所有细菌的数量均在减少，因此四环素的去除速率随着高度的增大而逐渐降低。亚硝化单胞菌科（Nitrosomonadaceae）随着高度由0.173%增长到0.892%，硝化螺菌属（Nitrospira）由0.066%增长到0.132%，这两种是去除NH494n山东大学硕士毕业论文-N的主要细菌，它们数量的增长规律也正好解释了硝态氮和亚硝态氮浓度的增长规律。表5-3在科或属分类水平上部分优势菌种随高度的比例变化表Table5-3ProportionsofdominantpopulationsatfamilyorgenuslevelsClassificationatphylumlevelClassificationatfamilyorgenuslevelAFH1(65cm)AFL2(35cm)BAFL3(35cm)BAFH4(65cm)k__Archaea;p__Euryarchaeota;f_Methanobacteriaceae;g_Methanobacterium0.030%0.000%0.060%0.000%F_Methanocorpusculaceae;g_Methanocorpusculum0.214%0.003%0.283%0.000%f__Methanospirillaceae0.335%0.000%0.071%0.000%f_Methanosaetaceae;g_Methanosaeta0.815%0.008%0.189%0.003%k__Bacteria;o_Burkholderiales;f_Comamonadaceae2.132%10.375%5.654%16.292%p__Proteobacteriaf_Oxalobacteraceae0.488%0.905%0.697%1.234%f_Methylophilaceae0.269%0.409%0.477%0.686%f_Nitrosomonadaceae0.069%0.107%0.173%0.892%f_Rhodocyclaceae1.942%13.434%12.882%25.054%f_Rhodocyclaceae;g_Thauera0.612%5.039%5.980%7.997%f_Rhodocyclaceae;g_Zoogloea0.283%1.029%0.911%5.124%f_Desulfovibrionaceae;g_Desulfovibrio5.978%1.185%1.654%0.883%f_Campylobacteraceae;g_Arcobacter3.007%41.563%18.618%20.155%f_Aeromonadaceae0.176%1.259%0.475%0.779%f_Methylococcaceae0.200%0.362%0.198%0.343%o_Xanthomonadales;f_Sinobacteraceae0.296%2.886%0.828%0.645%o_Xanthomonadales;f_Xanthomonadaceae0.645%2.019%1.322%6.609%f_Xanthomonadaceae;g_Dokdonella0.494%1.243%0.993%6.049%o_Enterobacteriales;f_Enterobacteriaceae2.450%1.020%1.034%0.946%k__Bacteria;p__Firmicutes;f_Exiguobacteraceae;g_Exiguobacterium0.357%0.134%0.236%0.145%f_Streptococcaceae;g_Lactococcus13.749%1.377%5.706%0.878%o_Clostridiales;f_Catabacteriaceae0.609%0.038%0.151%0.066%o_Clostridiales;f_Clostridiaceae0.406%0.077%0.082%0.033%94n山东大学硕士毕业论文f_Syntrophomonadaceae;g_Syntrophomonas0.853%0.044%0.140%0.047%f_Veillonellaceae;g_Acidaminococcus0.340%0.041%0.384%0.022%f_Veillonellaceae;g_Anaeromusa29.616%1.273%20.528%1.339%f_Veillonellaceae;g_Anaerovibrio0.667%0.019%0.774%0.038%f_Veillonellaceae;g_Veillonella1.141%0.112%2.186%0.115%f_Erysipelotrichaceae;g_Bulleidia0.716%0.033%0.189%0.038%Note:k:kingdom;p:phylum,c:class,o:order,f:family,g:genus为了更好地分析组成不同的功能性微生物群落中的一种细菌在各个样品间数量的差异性，在门水平上的细菌功能性群落的层序聚类分析（Hierarchicalclusteranalysis）结果如图5-8，很好地展现了同一物种在不同样品所占数量的多少，为前文不同物质随高度降解速率的变化提供了理论依据。94n山东大学硕士毕业论文图5-8样品微生物群落在门水平上的层聚类分析图Fig.5-8Hierarchicalclusteranalysisofbacterialcommunityatgenuslevel(ThescalebarwastheZvalueofthebacteriarelativepercentageinonesample.Thelargervalueinthescalebarwas,thelargerspeciesrelativeabundanceofthisbacteriuminthesamplewas.)5.7本章小结1.UAF和UBAF中物质的去除主要发生在填料高度为0-80cm的范围。在填料高度0-40cm范围内为TET废水中大部分废物的平均去除速率最快的阶段。94n山东大学硕士毕业论文2.提取UAF和UBAF生物膜中EPS较为适合的方法为热提取法，EPS的量会随着填料高度的增大而减少且同一高度上UAF中EPS的量要大于UBAF。3.根据微生物种类和功能性群落变化分析得到UAF和UBAF中降解四环素的主要细菌是Comamonadaceae，Thauera和Sinobacteraceae。4.在UAF的下部主要发生的是厌氧水解阶段的生物反应，在UAF的上部主足要发生的是厌氧乙酸化和甲烷化阶段的生物反应。UBAF中微生物的种类主要由厌氧类细菌向好氧类细菌转化。5.串联系统中随高度而不断变化的成熟的微生物生态系统是系统具有强大TET废水处理能力的关键。系统中微生物的多样性随着四环素的一步步降解而变得越来越丰富。94n山东大学硕士毕业论文第六章废水处理工艺的初步改进—铁碳陶粒微电解预处理6.1铁碳微电解预处理的意义由第四和第五章所介绍的串联UAF-UBAF系统对四环素废水的处理结果可以得知尽管相对于一般处理工艺来说，该系统取得了良好的处理效果。但同时可以看到，一方面UAF-UBAF系统的耐受四环素浓度有限，当达到65mg/L时，UAF和UBAF微生物系统开始紊乱并一直向着崩溃发展[14]；另一方面，UAF和UBAF系统中由于直接处理四环素，使得反应器内大量的具有抗抗生素特性的细菌得以繁殖，结果证实具有致病性和抗性的Arcobacter属类的细菌的占比很大，特别是抗性较强的Arcobactercryaerophilus和Arcobacterbutzler两种细菌[79]，这些细菌可能会随着出水污泥的排放而在外部环境中得以继续生存和发展，这就造成了抗性基因的流失和扩散，这对人和动植物的健康有很大的潜在危险[80]。从这两方面来看，对四环素废水实行预处理是十分必要的[81]，一方面快速提高处理四环素的浓度，进一步提高处理效率；另一方面，先利用化学的方法降解四环素为其他物质避免四环素与微生物直接接触，从而减少或阻止抗性细菌的产生，避免抗性基因的扩散[82,83]。铁碳微电解是近年来发展迅速的一种实用型污水处理技术，特别适合于高浓度有机废物的预处理[84,85]，这种处理工艺的优点和发展已经在引言中叙述了。近年来本实验室在铁碳处理工艺已经研发了多种新型铁碳陶粒，但在实际生产中发现在烧结过程中由于陶粒的量太多，烧结炉的温度以及陶粒的受热均匀度很难控制，导致生产的陶粒成品率低，其品质较低，因此在前人的研究基础上本文简化了陶粒的烧结步骤，制作了两种新型的烧结型和免烧型铁碳陶制填料，测试其物化学性质及其晶体结构，并将两种新型陶制填料用于四环素废水的预处理，检验其处理效果。6.2铁碳陶粒的改进烧结型铁碳陶粒（SFC）的制作原料为废铁屑，粉煤灰，粘土和碳粉，比例约为(3-5)94n山东大学硕士毕业论文:2:6:1；免烧型陶粒（SFFC）的原料为废铁屑，碳粉，粘土，粉煤灰和水泥，其比例约为(30-32):8:20:25;原料经过预处理后，按比例混合，然后再造粒机(QJ300,China)中混匀。然后在造粒机中逐步添加预先配置的粘结剂，按7.00wt%配重比添加[16]。造粒过程中使用5mm左右的筛子筛取新制的陶粒，使得最终陶粒的直径为5-7mm左右，新制的陶粒放在通风橱中风干。然后是烧结型陶粒的烧结与免烧型陶粒的养护：烧结型陶粒放置在碳化炉(SX2-4-13,madeinChina)中烧结，烧结程序放置碳粉避免陶粒氧化，在600°C中烧结25min，完成后在氮气保护下冷却至室温。免烧型陶粒放置在高温灭菌锅中，在125°C下养护15min，然后在氮气气氛下冷却。将冷却的陶粒放置在隔绝空气的储存袋中备用。6.3SFC和SFFC的性质比较根据国标的测定方法，SFC和SFFC的物理性质如表6-1所示，与国标GBT17431.1-2010相比较，两者的堆积密度和吸水率均符合国家标准。尽管两种陶粒的原料和制作方法不同，但两者的堆积密度，颗粒密度等十分相近。实际观察，由于免烧陶粒表面有较小突起，使得SFFC在颗粒密度稍大的同时其堆积密度却更小；这些小突起也使得SFFC的比表面积更大一点。SFFC小突起的形成主要是由于水泥的添加使得制粒时相碰撞的许多小颗粒更易粘附在大颗粒上而形成突起；SFC由于没有水泥，制粒时颗粒在滚粒机中在粘结剂的作用下原料一层层均匀的粘附而形成，因此SFC表面没有明显的小突起。表6-1两种新型铁碳陶粒的物理性质表Table6-1PhysicalpropertiesoftwonewceramicsBulkdensitykgm-3Graindensitykgm-3Waterabsorption(%)Voidage(%)ParticleDiameter(mm)Specificsurfacearea(m2/g)SFC1060.721980.8617.9346.456-830.52SFFC1053.132009.8313.6047.606-835.46GBT17431.1-2010<1200NM<20NMNMNMNM:NotMentioned.94n山东大学硕士毕业论文陶粒原料以及制作完成后的晶体结构的变化主要靠XRD分析，其分析结果如图6-1所示。由图可见，烧结型陶粒烧结前后的晶体结构变化较大，原料晶体图中SiO2,Fe和C的峰十分明显，烧结之后Fe和C和部分SiO2的的峰消失了，并且所有物质的峰的强度变低了。这是因为在高温烧结过程中Fe，C和部分的Si原子会相互运动渗透到到各自原来的层系中[86,87]，使得它们相互之间结合得更紧密。SFFC晶体图前后变化相差不大，这是因为SFFC的制作仅仅是一个物理过程，是水泥和粘结剂将原料粘结在一块而形成了陶粒，养护过程仅使得陶粒变得更加坚硬和结实。94n山东大学硕士毕业论文94n山东大学硕士毕业论文图6-1原材料和新型陶粒的晶体结构分析图：（a）烧结型陶粒原材料的XRD图谱；（b）烧结型陶粒的XRD图谱；（c）免烧型陶粒原材料的XRD图谱；（d）免烧型陶粒的XRD图谱；Fig.6-1.CrystalcomponentsofrawmaterialsandceramicsbyXRD:(a)rawmaterialsofSFC;(b)SFC;(c)rawmaterialsofSFFC;(d)SFFC;An-Anorthoclase,KAlSi3O8;Ao-albite-calcianordered,NaCaAl(SiAl)2O8;C-carbon;Fe-ironelement;Q-quartz(SiO2));两种陶粒表面和断面的微观结构图在扫描电镜测试后得出，其结果如图6-2所示。微观条件下，SFC和SFFC的表面沟壑纵横且多孔，粗糙的表面使得两种陶粒的比表面积更大，与四环素废水的接触面积增大[88]，有利于四环素的降解。在两个陶粒的断面，一些孔可以一直延伸到陶粒的表面，说明这些孔是贯通整个陶粒的，进一步扩大了陶粒与废水的接触，四环素废水甚至可以在这些中孔中停留，使得反应时间延长[86]，进一步增强了陶粒对四环素的降解能力。94n山东大学硕士毕业论文图6-2SFC和SFFC表面和断面微观形态的扫描电镜图（a）：SFC的表面观察；（b）SFC的断面观察;（c）SFFC的表面观察；（d）SFFC的断面观察；Fig.6-2.MicrostructureoforiginalSFCandSFFCbySEM.(a):SurfaceofSFC;(b):FracturesurfaceofSFC;(c):surfaceofSFFC;(d):fracturesurfaceofSFFC;94n山东大学硕士毕业论文为了测定两种陶粒在实际应用过程中是否会产生二次污染，我们测试了两种陶粒的有毒金属浸出液中金属浓度并与国标进行了比较，其结果如表6-2所示。表中两种陶粒浸出液中所有有毒金属的浓度均远远小于国标规定的浓度。SFFC浸出液中的金属浓度均要小于SFC的浸出液，说明SFFC的耐酸度要大于SFC，这主要由于SFFC中使用了水泥，进一步增强了SFFC的耐酸性。另外两种陶粒的浸出液中Fe和Ca的浓度较高，这有利于后续生物处理中微生物的生长[89,90]。结果证实新型陶粒在实际应用过程中不会产生二次污染。陶粒的性质测试结果表明两种新型陶粒可以应用在四环素废水的预处理中。表6-2两种新型铁碳陶粒浸出液中有害金属浓度表Table6-2ContentsofmetalelementsinlixiviumoftwonewceramicsTotaltoxicmetalContentinlixivium(mg/L)Threshold(mg/L)SFCSFFCCu0.3660.356100.00Zn0.4320.278100.00Cd0.009ND1.00Pb0.1690.1205.00Cr0.4030.33015.00HgNDND0.10Ba0.3060.236100.00Ni0.1200.1065.00Ca8.697.97NMFe20.5616.67NMND:NotDetect.NM:Notmentionedinnationalstandards.6.4SFC和SFFC在四环素废水预处理中的应用6.4.1SFC和SFFC反应器的设计和运行装填SFC和SFFC的反应器的示意图如图6-3所示，反应器材料为有机玻璃，直径8cm，高度为70cm左右，两个反应器完全相同。94n山东大学硕士毕业论文图6-3：微电解反应器的示意图（SFC和SFFC两个反应器为相同规格的）Fig.6-3:Schematicdiagramoftheelectrobathreactors(theSFCreactorandtheSFFCreactorwassame;dimensioningunit:cm反应器底部设有曝气头，进水口。承托板上部装填陶制填料，分别装填SFC和SFFC的体积约为3.5L，高度为50cm左右，此时两个反应器有效容积约为1L左右。所用四环素废水为人工配制，原料为美国医药级四环素和自来水。废水中四环素含量在120-150mg/L之间浮动。使用蠕动泵进行供水。为避免新陶粒的吸附作用的影响，向反应器中供入所配废水后先持续运行5d，然后在进行其他操作，在这个阶段两个反应器的运行条件为：pHof5,HRTof8h,填料高度为50cm。然后pH,HRT,A/O和填料高度依次发生改变，根据废水的处理效果确定两个反应器的最佳运行条件，条件改变时，先按照新条件运行3d后，在取出水进行相关指标的测定，测定指标至少三个值，取平均值作为最终值。反应器的反冲洗周期为7-10d，反冲洗时间为0.5h左右。94n山东大学硕士毕业论文6.4.2进水pH对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响本阶段两个反应器的基本操作条件是HRT为10h，曝气强度A/O为15:1，进水pH依次从1增长到10，然后测定COD，TOC和TET的出水浓度及其去除率，确定最佳进水pH。测定结果如图6-4（a）和（b）所示。SFC和SFFC反应器出水中各物质的去除率随pH的增大而降低，这是因为Fe腐蚀速率会随酸度的增强而加快，而铁腐蚀是微电解反应的基础反应，如此便加快了TET的降解反应速率[91]。对于SFC反应器来说，当pH为1-3时，各物质的去除率下降缓慢且保持较高水平，pH升至4以后，COD，TOC和TET的去除率开始急速下降；对于SFFC反应器来说，这个转折点是pH为2时，当pH大于2时，COD，TOC和TET的去除率迅速从75%,73%和70%下降到22%,13%和12%，并且其出水pH值升至7.5左右，不适合后续的厌氧处理。但当进水pH过于低时，一方面造成陶粒腐蚀速率过快，很大一部分铁腐蚀反应白白浪费，对去除率的贡献有限，但使得陶粒的使用周期缩短；另一方面两者的出水pH为5-6，pH过低也不利于后续的厌氧生物处理步骤[92]。因此，结果选定SFC和SFFC反应器的最佳进水pH分别为3和2左右。SFFC反应器最佳pH低于SFC反应器的原因主要是SFFC中添加有水泥，阻止了部分Fe与废水的接触，这同时也造成同一pH下SFFC反应器各物质的去除率要比SFC反应器低。在同一反应器同一pH条件下，TET的去除率要高于TOC，TOC的去除率要高于COD。这是因为微电解反应首先将四环素中能量较小较不稳定的键破开，将四环素降解为小分子有机物，然后再将小分子物质进一步降解为CO2等最终物质[93]，实现碳的完全去除，但是第二步由于微电解能力有限并不是所有的C原子均被氧化，因此TET的去除率要高于TOC。另外，四环素中还好有其他基团和元素如氨基等，有些比碳原子更难氧化，因此TOC的去除率高于COD。94n山东大学硕士毕业论文图6-4进水pH和HRT对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响：（a）进水pH对SFC反应器的影响；（b）进水pH对SFFC反应器的影响；（c）HRT对SFC反应器的影响；（d）HRT对SFFC反应器的影响；Fig.6-4.InfluencesofinfluentpHandHRTontheperformanceofSFCandSFFC:(a)InfluentpHofSFCreactor;(b)InfluentpHofSFFCreactor;(c)HRTofSFCreactor;(d)HRTofSFFCreactor.6.4.3HRT对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响6.2.2中确定了SFC和SFFC反应器的最佳进水pH值分别为3和2，本章选择了HRT从1h增长到10h，来决定两个反应器生物最佳四环素负荷率。本阶段的曝气强度按气水比计为15:1。COD，TOC和TET的去除率随HRT的变化规律如图6-4（c）和（d）所示。在两个反应器的出水中，三种物质的去除率均随HRT的增大而增大。这是因为随着HRT的增大，废水与陶粒的接触时间延长，四环素被微电解反应降解的时间也在增大[94]94n山东大学硕士毕业论文。当HRT从1h增长到7h，COD，TOC和TET的去除率迅速增大；HRT在7h以上时。三者的去除率开始缓慢上升。由于进水pH为酸性，陶粒中的零价铁Fe先与H+进行反应，废水中H+浓度随着时间迅速降低。随着HRT的增大，H+浓度逐渐消耗，废水逐渐由酸性变为中性和微碱性，Fe与溶解氧和水反应生成羟基自由基，并且废水中三价铁离子会发生絮凝作用进一步增强了废水的处理效果[95]。特别是pH大于4以后，大部分的Fe3+会发生反应并最终形成Fe(OH)3沉淀[96]。因此，在HRT由1h增长到7h时，微电解反应时间增大，出水pH逐渐增大，上述两个过程逐渐同时发生，废水的去除率迅速增大。但当HRT大于7且再继续增长时，废水已经变为微碱性，两个过程也基本完成，因此后续HRT对废水处理效果影响有限，浪费时间，反而降低处理效率。综上所述，选择HRT为7h作为SFC和SFFC反应器处理四环素废水使得最佳运行条件。6.4.4曝气强度对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响废水中不同的溶解氧浓度会导致铁阳极处铁腐蚀发生不同的反应，从而影响微电解的反应效率和速率[97]，因此曝气强度是影响废水处理效果的一个重要因素。本阶段反应器的运行条件如下：SFC和SFFC反应器的pH分别为3和2，HRT为7h，填量高度为50cm，然后分别选择气水比为0，5，10，15，20，和25为运行条件，探究反应器的最佳曝气强度，其结果如图6-5所示。反应器出水COD，TOC和TET的去除率随着曝气强度的增大先增大然后保持稳定。由于在曝气环境下微电解反应的反应电势要强于在缺氧环境下的电势，从而增强了反应器降解四环素能力；另外，当有氧气参与到电极反应中时，会有更多的能量产生用于微电解，同时会发生更多的而此反应如芬顿反应等，进一步增强了去除效果。但当曝气强度过于大时，如图中A/O超过15时，废水中溶解氧已经达到饱和，其对微电解反应的影响达到最大，因此A/O再增大时，废水的去除率基本保持稳定且无端消耗了很多能量。另外此时两个反应器的出水pH已经超过了7.2并持续增大，已经不再适合后续的生物处理。因此，选择A/O比为15作为SFC和SFFC的最佳曝气强度。94n山东大学硕士毕业论文图6-5曝气强度和填料高度对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响：（a）曝气强度对SFC反应器的影响；（b）曝气强度对SFFC反应器的影响；（c）填料高度对SFC反应器的影响；（d）填料高度对SFFC反应器的影响Fig.6-5.InfluencesofA/OandreactorheightsontheperformanceofSFCandSFFC:(a)A/OinSFCreactor;(b)A/OinSFFCreactor;(c)HeightoffillersinSFCreactor;(d)HeightoffillersinSFFCreactor6.4.5填料高度对SFC和SFFC处理四环素废水效果的影响根据前面几个阶段的结果，可以确定SFC反应器的最佳运行条件为pH为3，HRT为7h，A/O为10-15，SFFC反应器的最佳运行条件为pH为2，HRT为7h，A/O为94n山东大学硕士毕业论文10-15。本阶段主要探究了填料高度对废水处理效果的影响，其结果如图6-5（c）和（d）所示。在SFC反应器中，当高度由0升至5cm时，COD，TOC和TET的去除率迅速升高。当填料高度为15cm时，TET的去除率增长变得缓慢并逐渐趋于稳定，而TOC和COD的去除率趋于平稳的填料高度分别为25和35cm，要晚于TET。出现这种现象的原因还是在于微电解去除三种物质的顺序依次是TET，TOC和COD，如同6.2.2中所描述的那样。但SFFC反应器中三者去除率随高度的变化与SFC反应器有所差异。在SFC反应器中，填料高度为0-5cm时，TET和TOC的去除率迅速增大，两者分别在15和45cm处保持稳定，这个高度要大于SFFC中TOC稳定时的高度，这种结果显示出SFC的反应活性和强度要大于SFFC。由于填料较少时，SFFC与废水接触时间短，SFFC的微电解强度远远不能够大量将有机物质氧化，因此高度较低时COD去除率增长缓慢；达到一定高度后，SFFC与废水反应时间增大，COD去除率得以快速增长，当填料高度为45cm时，COD去除率增长缓慢，并到高度50cm时基本停止，因此填料高度50cm基本能够实现对四环素废水的大部降解，充分发挥填料的作用。两个反应器出水pH随高度的变化规律与TOC的去除率基本相似，显示出废水中的H+在微电解反应中逐步被消耗。6.5SFC和SFFC在四环素废水处理中的变化从6.2.5中我们发现，四环素废水去除速率最快的高度为5-10cm，基本完成在25-35cm，因此我们在反应器运行120d后，选择这两个高度范围的陶粒用于其成分和表面微观测试，观察陶粒在应用前后的变化。取出时，我们发现SFC已经板结很难将各个陶粒分开，其颜色为红棕色，而SFFC陶粒并没有板结，它们很容易被取出，其颜色为黑色。由于两种陶粒的成分和结构均不相同且SFC的反应速率要快于SFFC，SFC发生微电解反应时，Fe迅速的从陶粒中解脱，但只有部分的Fe与废水中的H+反应，溶解在污水中，相当一部分Fe及Fe反映后的化合物仍停留在陶粒的表面，裸露在外面，随着时间的延长数量越来越多，它们相互粘结在一起，造成了陶粒的板结[98]。但是SFFC由于水泥的作用，Fe腐蚀速率较小，解脱的Fe能够及时反应溶解在水中，反而陶粒中的碳粉在Fe腐蚀后裸露出来，使得SFFC变为黑色，但碳粉不易粘结，使得SFFC不易板结。这表明SFFC的抗板结性要强于SFC。为了更好地观察SFC和SFFC的变化，两者使用后的SEM图像如图6-6所示。94n山东大学硕士毕业论文94n山东大学硕士毕业论文图6-6使用后的SFC和SFFC的表面和断面的扫描电镜图（a）：5-10cm高度处的SFC的表面图；（b）5-10cm高度处的SFC的断面图；（c）：25-30cm高度处的SFC的表面图；（d）25-30cm高度处的SFC的断面图；（a）：5-10cm高度处的SFFC的表面图；（b）5-10cm高度处的SFFC的断面图；（c）：25-30cm高度处的SFFC的表面图；（d）25-30cm高度处的SFFC的断面图；Fig.6-6.MicrostructureofSFCandSFFCaftertheywereused(a):SurfaceofSFCat5-10cmfillersheight;(b):fracturesurfaceofSFCat5-10cmfillersheight;(c):surfaceofSFCat25-30cmfillersheight;(d):fracturesurfaceofSFCat25-30cmfillersheight;(e):SurfaceofSFFCat5-10cmfillersheight;(f):fracturesurfaceofSFFCat5-10cmfillersheight;(g):surfaceofSFFCat25-30cmfillersheight;(h):fracturesurfaceofSFFCat94n山东大学硕士毕业论文25-30cmfillersheight;由于反应器5-10cm处的废水去除速率最快，因此5-10cm处陶粒的腐蚀程度要明显大于25-30cm处的陶粒。同时在高度25cm处SFC的断面并没有明显的腐蚀痕迹，而5cm处SFC断面图显示腐蚀痕迹从表面一直延伸到陶粒的核心，这也说明高度5-10cm处是SFC反应器处理废水的主要部分。在处理废水后，严重的铁腐蚀使得陶粒表面变得更加粗糙，其孔径变得更大，反而更有利于陶粒与废水接触，促进四环素的降解，因此虽然零价铁的数量在减少，但陶粒微电解的强度和速度并没有随时间的延长而减少。SFFC的腐蚀程度随高度增大也在减弱，但在同一高度上，SFC的腐蚀程度要明显强于SFFC，原因主要是SFC的反应速率和强度要大于SFFC，因此同一条件下SFC的处理效果要好。严重的腐蚀使得SFC表面变成蜂窝状，造成SFC各个陶粒更易相互粘结，形成板结。两种陶粒的形态结构的变化已经说明，然后测定SFC和SFFC中表面成分的变化，其EDX的分析结果如表6-3所示。表6-3SFC和SFFC表面不同元素所占比例变化表Table3ThemasspercentofdifferentelementsonsurfaceofSFCandSFFCDifferentceramicsamplesthemasspercentofdifferentelements(%)FeCCaKSiTiOAlSMnOriginalSFC33.127.691.101.0819.310.2630.256.040.42OriginalSFFC33.738.567.430.7914.900.2024.55.550.163.56UsedSFC14.6128.394.161.877.271.0937.943.10.83UsedSFFC20.5512.779.561.3411.280.7832.075.050.395.81从表中可以看到与原陶粒相比较，使用后的陶粒中Fe的成分比例明显下降，因为零价铁发生腐蚀生成Fe2+，溶解在水中或形成了铁的沉淀物，脱离了陶粒。得益于Fe的减少，陶粒中C和O所占的比例在增大，又由于碳粉不会溶解在水中，因此碳元素比例增长的最大。O和其他少量元素如Ca,K,Ti和S等主要存在于原材料中的矿物物质如伊利石，高岭石，蛭石等[99]94n山东大学硕士毕业论文，这些物质由于结构稳定，具有耐酸耐碱性，因此不易脱落而溶于水中，使用后由于Fe的减少其比例也有所增大。Mn元素主要存在于水泥中，因此SFC中没有发现Mn。但是，陶粒中Si和Al元素的比例有所下降，这主要是因为陶粒原材料粘土中的蒙脱土（(Al，Mg)2（SiO10）(OH)2·nH2O）具有吸水膨胀特性，与废水接触后，部分蒙脱土膨胀而从陶粒上脱落。另外，煤渣中的氧化铝能够与酸或碱反应而从陶粒上解脱溶解在污水中，造成铝的比例下降。在相同的运行时间内，SFC比SFFC消耗了更多的Fe，说明SFFC的使用周期要比SFC的周期长。6.5微电解预处理后四环素废水可生化性的变化铁碳陶粒微电解预处理四环素废水的一个重要目的就是提高废水的可生化性，从而有利于后续的生物处理[88]，减少四环素对微生物的毒害和抑制作用，从而减少或避免抗性菌的生殖。废水的可生化性通常由BOD/COD的比值来定性[100]。四环素废水处理前后COD，BOD5以及BOD10的变化如表6-4所示。表6-4处理前后四环素废水的COD和BOD变化表Table6-4TheBODandCODchangesofTETwastewaterafterpretreatmentCOD(mg/L)BOD5(mg/L)BOD10(mg/L)BOD5/CODBOD10/CODOriginalwastewater203.89930.54.30.25%2.11%EffluentofSFCreactor118.602815.931.913.41%26.90%EffluentofSFFCreactor113.728719.334.616.97%30.42%经过SFC和SFFC反应器处理后的四环素废水的BOD5和BOD10的浓度均明显增大，它们与COD的比值也显著增大，因此四环素废水处从理前的基本不可生化变为处理后的可生化或易生化，其生化性质发生了巨大改变，达到了预期目的。该结果证实SFC和SFFC完全可以应用在高难度有机废水预处理中。6.5本章小结1.根据烧结型和免烧型铁碳陶粒的物理和化学性质的结果，两种陶粒的各项性质均符合国家标准，完全可以应用在四环素废水的预处理工艺中。2.在四环素废水的预处理试验中，根据结果得出SFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为3，HRT为7h，A/O为10：1；SFFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为2，HRT为7h，A/O为15：1。3.94n山东大学硕士毕业论文根据陶粒使用后的各项性能和成分的测试结果发现SFC的处理效果要好于SFFC，但SFFC的抗板结性能和其使用周期要好于SFC。经过微电解预处理后，两个反应器的出水的可生化性均显著提高，有利于后续的生化处理。94n山东大学硕士毕业论文第七章结论与展望7.1主要结论本研究使用以煤渣和污泥等固体废物为原料的新型超轻煤渣陶粒和轻质污泥陶粒作为自行设计的串联厌氧-好氧生物滤池系统的填料并将该系统应用于模拟高浓度四环素废水的处理中，以达到以废治废的目的。研究首先考察了两种新型填料的物理化学特性，水力学特性，晶体结构稳定性等，讨论了两种陶粒的可行性和经济性；在新型串联UAF-UBAF系统处理四环素废水实验中，讨论了新型填料在反应器启动方面及废水处理方面的优越性，探究了在冬季低温热力条件下，废水有机物浓度和四环素浓度的提高对系统中废水处理效果的影响，得出系统的最佳运行条件；之后对UAF-UBAF系统内的微生物的种类，比例，生物多样性和功能性群落随高度的变化规律进行了分析，研究了废水中不同物质的降解规律及其与微生物之间的关系；最后，根据串联系统中微生物的生长规律提出该处理工艺的初步改进，提出添加铁碳陶粒微电解预处理四环素废水，克服实际生产过程中陶粒的烧结难题，制造了两种新型烧结型和免烧型粉煤灰陶粒，探究了两种陶粒在预处理四环素废水中的可行性，并在使用装填新型陶粒的反应器处理模拟四环素废水，得出反应器的最佳运行条件并考察了铁碳陶粒在处理废水过程中的变化。本研究的重要结论如下：1.两种新型超轻煤渣陶粒和轻质污泥陶粒的性能测试实验所得的主要结论如下:（1）两种新型轻质煤渣和污泥陶粒的堆积密度，颗粒密度吸水率等均符合国家轻质陶粒的标准，特别是煤渣陶粒更是属于超轻陶粒的范畴。扫描电镜图像显示两种轻质陶粒表面粗糙且多孔，有利于微生物的固着生长；陶粒内部孔隙较多且孔径较大，有相对较大的总孔隙率，非常适合用作污水处理的滤料；（2）陶粒的晶体结构测试显示陶粒的化学结构稳定，强度及硬度均较高，完全可以应用在生物滤池中经受压力及摩擦。（3）陶粒的化学成分很稳定，有毒金属94n山东大学硕士毕业论文元素浸出试验表明超轻污泥陶粒的浸出液中有毒元素的浓度远低于国家规定的上限要求，在应用中不会产生二次污染。另外浸出液中存在Fe，Ca等微生物生长所需的微量元素，会促进微生物的生长。（4）两种新型陶粒里所使用的原料为污泥，煤渣等固体废物，材料来源广且价格便宜，与商业陶粒相比其成本有所降低。综上所述，两种新型的轻质陶粒在物理特性、物理化学特性、水力学特性及其经济性方面均符合要求，完全适合用作污水处理的滤料，达到以废治废的目标。2.在自行设计的串联UAF-UBAF生物滤池系统处理高浓度模拟四环素废水实验中煤渣和污泥陶粒分别应用于UAF和UBAF，考察了有机物浓度和TET浓度对系统运行情况的影响，其主要结果如下：（1）两种轻质污泥和煤渣陶粒的使用缩短了UAF和UBAF的启动周期，使得UAF的启动时间为42d，UBAF的启动时间为10d。（2）得益于轻质煤渣和污泥陶粒粗糙和多孔的微观结构，使得UAF-UBAF系统在低温环境下（16°C左右）仍具有废物去除效率高，有机负荷高，耐冲击负荷力强，四环素抗性高和降解四环素力强等特点，低温环境对系统的运行状况影响较小。（3）从分别提高废水有机物浓度和四环素浓度过程中废水的去除效果来看，当进水COD和NH4-N浓度分别为4000和200mg/L时，进水TET浓度为45mg/L是UAF-UBAF系统运行的最佳条件。因此，将两种新型的轻质煤渣和污泥陶粒装填在串联UAF-UBAF生物滤池中并用于四环素废水的处理是可行的并优于同等热力条件下的多种废水处理工艺。3.在探究串联UAF-UBAF系统中微生物种类，比例，多样性和功能性群落随高度的变化规律的实验中，主要结果如下：（1）UAF和UBAF中物质的去除主要发生在填料高度为0-80cm的范围。在填料高度0-40cm范围内为TET废水中大部分废物的平均去除速率最快的阶段。（2）提取UAF和UBAF生物膜中EPS较为适合的方法为热提取法，EPS的量会随着填料高度的增大而减少且同一高度上UAF中EPS的量要大于UBAF。94n山东大学硕士毕业论文（3）根据微生物种类和功能性群落变化分析得到UAF和UBAF中降解四环素的主要细菌是Comamonadaceae，Thauera和Sinobacteraceae。（4）在UAF的下部主要发生的是厌氧水解阶段的生物反应，在UAF的上部足要发生的是厌氧乙酸化和甲烷化阶段的生物反应。UBAF中微生物的种类主要由厌氧类细菌向好氧类细菌转化。（5）串联系统中随高度而不断变化的成熟的微生物生态系统是系统具有强大TET废水处理能力的关键。系统中微生物的多样性随着四环素的一步步降解而变得越来越丰富。4.在初步改进串联UAF-UBAF工艺实验中，添加铁铁碳陶粒预处理，探究了使用新型铁碳陶粒的反应器在处理四环素废水使得最佳运行参数，其结果如下：（1）根据烧结型和免烧型铁碳陶粒的物理和化学性质的结果，两种陶粒的各项性质均符合国家标准，完全可以应用在四环素废水的预处理工艺中。（2）在四环素废水的预处理试验中，根据结果得出SFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为3，HRT为7h，A/O为10：1；SFFC反应器的最佳运行条件为：进水pH为2，HRT为7h，A/O为15：1。（3）根据陶粒使用后的各项性能和成分的测试结果发现SFC的处理效果要好于SFFC，但SFFC的抗板结性能和其使用周期要好于SFC。经过微电解预处理后，两个反应器的出水的可生化性均显著提高，有利于后续的生化处理。综上所述，填装新型轻质煤渣和污泥陶粒的串联UAF-UBAF系统对高浓度四环素废水取得良好的处理效果且基本没收到低温的影响，优于很多同等热力条件下的其他废水处理工艺。同时证明了两种新型陶粒在废水处理中的优越性，负载了更多的微生物并使得微生物完全适应了反应器内的环境，达到了以废治废的目标。添加铁碳陶粒预处理工艺提高了四环素废水的可生化性，对于进一步提高原串联系统的四环素处理能力具有重要意义。7.2建议与展望基于本论文的研究，可以从以下几个方面继续深入探索：（1）94n山东大学硕士毕业论文串联UAF-UBAF由于是初次设计及应用，其在四环素废书处理过程中显现出一些缺点如反应器下部由于是圆柱形，反冲洗时污泥容易在底部沉积，初步想可以使用漏斗形底部减少污泥沉积；生物滤池填料堆积在反应器中，取微生物膜样品时费事费力；下步可以根据本次实验中反应器表现出来的缺点加以改进。（2）文章中新型陶粒的原料比例虽使用了煤渣，污泥，粉煤灰等固体废物，但使用比例较低，粘土的比例仍较高，未来可以使用新型制造工艺进一步减少粘土用量，甚至不使用粘土。（3）高通量测序虽然很全面的将样品内的微生物的种类和比例等情况展现出来，但由于样品是取自反应器的某一高度处，这是一个静态的结果，不能展现出废水处理过程中不同种类微生物的分布情况，因此建议采用多种分子生物学技术手段区分和鉴别如采用荧光原位杂交技术对生物膜反应器内不同微生物菌的动态分布情况进行探究。94n山东大学硕士毕业论文参考文献[1]乔洪棋,毕东.四环素工业废水生化处理工艺的研究[J].重庆环境科学,1994,16(1):5-8.[2]张浩,罗义,周启星.四环素类抗生素生态毒性研究进展[J].农业环境科学学报,2008,27(2):407-13.[3]杨军陆正禹胡纪萃等.抗生素工业废水生物处理技术的现状与展望[J].环境科学,[4]唐礼庆,何成达,罗亚红,etal.四环素类抗生素生产废水处理技术进展[J].环境科学与管理,2008,7):99-102.[5]饶义平,唐文浩.复合絮凝处理抗生素废水对其抑菌效力的影响[J].上海环境科学,1996,15(8):37-9.[6]王淑琴,李十中.反渗透法处理土霉素结晶母液的研究[J].城市环境与城市生态,1999,12(1):25-6.[7]陈非力,王承交.水溶液中残留四环素的光催化降解的实验研究[J].环境科学与技术,1996,2):23-7.[8]王春平,马子川.Fenton试剂—石灰法处理土霉素废水实验研究[J].邢台学院学报,2003,18(2):81-3.[9]WUS,YUEQ,QIY,etal.Preparationofultra-lightweightsludgeceramics(ULSC)andapplicationforpharmaceuticaladvancedwastewatertreatmentinabiologicalaerobicfilter(BAF)[J].BioresourceTechnology,2011,102(3):2296-300.[10]FERNNDEZ-RODRGUEZJ,PREZM,ROMEROLI.Temperature-phasedanaerobicdigestionofIndustrialOrganicFractionofMunicipalSolidWaste:Abatchstudy[J].ChemicalEngineeringJournal,2015,270(597-604.[11]QIY,YUEQ,HANS,etal.Preparationandmechanismofultra-lightweightceramicsproducedfromsewagesludge[J].JournalofHazardousMaterials,2010,176(1–3):76-84.[12]QIANL,WANGS,XUD,etal.Treatmentofmunicipalsewagesludgeinsupercriticalwater:Areview[J].WaterResearch,2016,89(118-31.[13]DEDEG,OZDEMIRS.Effectsofelementalsulphuronheavymetaluptakebyplantsgrowingonmunicipalsewagesludge[J].JournalofEnvironmentalManagement,2016,166(103-8.[14]YANGK,YUEQ,HANW,etal.Effectofnovelsludgeandcoalcinderceramicmediaincombinedanaerobic–aerobicbio-filterfortetracyclinewastewatertreatmentatlowtemperature[J].ChemicalEngineeringJournal,2015,277(130-9.[15]陈小强汤蓝严滨何.焦炭和废铁屑微电解预处理垃圾渗滤液的研究[J].环境污染治理技术与设备,2006年11月第7卷第11期,[16]WUS,QIY,GAOY,etal.Preparationofceramic-corrosion-cellfillersandapplicationforcyclohexanoneindustrywastewatertreatmentinelectrobathreactor[J].JournalofHazardousMaterials,2011,196(0):139-44.[17]伍文波林洁,韩统昌.利用废铁屑和粉煤灰的电化学原理处理印染废水的方法研究[J].　中　国　环　境　监　测,2003年2月,第19卷　第1期([18]HANW,YUEQ,WUS,etal.Applicationandadvantagesofnovelclayceramicparticles(CCPs)inanup-flowanaerobicbio-filter(UAF)forwastewatertreatment[J].BioresourceTechnology,2013,137(171-8.[19]HANS,YUEQ,YUEM,etal.Thecharacteristicsandapplicationofsludge-flyashceramic94n山东大学硕士毕业论文particles(SFCP)asnovelfiltermedia[J].JournalofHazardousMaterials,2009,171(1–3):809-14.[20]YUEQ,HANS,YUEM,etal.Theperformanceofbiologicalanaerobicfilterspackedwithsludge-flyashceramicparticles(SFCP)andcommercialceramicparticles(CCP)duringtherestartperiod:EffectoftheC/Nratiosandfiltermedia[J].BioresourceTechnology,2009,100(21):5016-20.[21]ZHAOY,YUEQ,LIR,etal.Researchonsludge-flyashceramicparticles(SFCP)forsyntheticandmunicipalwastewatertreatmentinbiologicalaeratedfilter(BAF)[J].BioresourceTechnology,2009,100(21):4955-62.[22]HANS,YUEQ,YUEM,etal.Effectofsludge-flyashceramicparticles(SFCP)onsyntheticwastewatertreatmentinanA/Ocombinedbiologicalaeratedfilter[J].BioresourceTechnology,2009,100(3):1149-55.[23]YAOZT,XIAMS,SARKERPK,etal.Areviewofthealuminarecoveryfromcoalflyash,withafocusinChina[J].Fuel,2014,120(74-85.[24]ELICHE-QUESADAD,AZEVEDO-DACUNHAR,CORPAS-IGLESIASFA.Effectofsludgefromoilrefiningindustryorsludgefrompomaceoilextractionindustryadditiontoclayceramics[J].AppliedClayScience,2015,114(202-11.[25]BENLALLAA,ELMOUSSAOUITIM,DAHHOUM,etal.Utilizationofwatertreatmentplantsludgeinstructuralceramicsbricks[J].AppliedClayScience,2015,118(171-7.[26]WOLFFE,SCHWABEWK,CONCEIOSV.Utilizationofwatertreatmentplantsludgeinstructuralceramics[J].JournalofCleanerProduction,2015,96(282-9.[27]NAKOUZIS,MIELEWSKID,BALLJC,etal.Anovelapproachtopaintsludgerecycling:Reclaimingofpaintsludgecomponentsasceramiccompositesandtheirapplicationsinreinforcementofmetalsandpolymers[J].JournalofMaterialsResearch,1998,13(01):53-60.[28]YANGY,INAMORIY,OJIMAH,etal.Developmentofanadvancedbiologicaltreatmentsystemappliedtotheremovalofnitrogenandphosphorususingthesludgeceramics[J].WaterResearch,2005,39(20):4859-68.[29]FURLANIE,TONELLOG,MASCHIOS,etal.Sinteringandcharacterisationofceramicscontainingpapersludge,glassculletanddifferenttypesofclayeymaterials[J].CeramicsInternational,2011,37(4):1293-9.[30]魏　昶时亮,樊　刚,黑金龙,李　伟.影响烧制石煤渣陶粒的几个因素探讨[J].材料导报,2010年5月,2010年10期([31]JINGZ,LIY-Y,CAOS,etal.Performanceofdouble-layerbiofilterpackedwithcoalflyashceramicgranulesintreatinghighlypollutedriverwater[J].BioresourceTechnology,2012,120(212-7.[32]WUS,QIY,HES,etal.Preparationandapplicationofnovelcatalytic-ceramic-fillerinacoupledsystemforTNTmanufacturingwastewatertreatment[J].ChemicalEngineeringJournal,2015,280(417-25.[33]邹东雷李萌,邹昊辰,凡冬艳,孙明正.新型铁碳微电解填料处理含苯污染地下水的实验[J].吉林大学学报(地球科学版),2010年11月,第40卷　第6期([34]YAPMGS,NGWJ,CHUAH.Performanceofananaerobicbiofilterfor2-ethylhexanoicaciddegradation[J].BioresourceTechnology,1992,41(1):45-51.[35]GHANIYARI-BENISS,BORJAR,BAGHERIM,etal.Effectofaddingnitrateontheperformanceofamultistagebiofilterusedforanaerobictreatmentofhigh-strengthwastewater[J].ChemicalEngineeringJournal,2010,156(2):250-6.[36]马军,邱立平.曝气生物滤池及其研究进展[J].环境工程,2002,20(3):7-11.[37]BAOT,CHENT,WILLEM-L,etal.Advancedwastewatertreatmentwithautoclavedaerated94n山东大学硕士毕业论文concreteparticlesinbiologicalaeratedfilters[J].JournalofWaterProcessEngineering,2016,9(188-94.[38]ABOU-ELELASI,FAWZYME,EL-GENDYAS.Potentialofusingbiologicalaeratedfilterasaposttreatmentformunicipalwastewater[J].EcologicalEngineering,2015,84(53-7.[39]ABUHASANH,SHEIKHABDULLAHSR,KAMARUDINSK,etal.Effectivecurvesofcompletingsimultaneousammoniumandmanganeseremovalinpollutedwaterusingabiologicalaeratedfilter[J].JournalofIndustrialandEngineeringChemistry,2015,30(153-9.[40]LIMSJ,FOXP.Akineticanalysisandexperimentalvalidationofanintegratedsystemofanaerobicfilterandbiologicalaeratedfilter[J].BioresourceTechnology,2011,102(22):10371-6.[41]CHENGP,ZHAOH,ZHAOB,etal.PilottreatmentofwastewaterfromDioscoreazingiberensisC.H.Wrightproductionbyanaerobicdigestioncombinedwithabiologicalaeratedfilter[J].BioresourceTechnology,2009,100(12):2918-25.[42]XIEY,WUB,ZHANGX-X,etal.Influencesofgrapheneonmicrobialcommunityandantibioticresistancegenesinmousegutasdeterminedbyhigh-throughputsequencing[J].Chemosphere,2016,144(1306-12.[43]GOMEZ-ALVAREZV,SCHRANTZKA,PRESSMANJG,etal.BiofilmCommunityDynamicsinBench-ScaleAnnularReactorsSimulatingArrestmentofChloraminatedDrinkingWaterNitrification[J].EnvironmentalScience&Technology,2014,48(10):5448-57.[44]YEL,ZHANGT,WANGT,etal.MicrobialStructures,Functions,andMetabolicPathwaysinWastewaterTreatmentBioreactorsRevealedUsingHigh-ThroughputSequencing[J].EnvironmentalScience&Technology,2012,46(24):13244-52.[45]PRESSCES.MonitoringandAnalysisMethodsofWaterandWastewater[J].2002a,[46]CETECIOGLUZ,INCEB,GROSM,etal.Chronicimpactoftetracyclineonthebiodegradationofanorganicsubstratemixtureunderanaerobicconditions[J].WaterResearch,2013,47(9):2959-69.[47]JACKIEWICZ-REKW,ZAŁĘGOWSKIK,GARBACZA,etal.PropertiesofCementMortarsModifiedwithCeramicWasteFillers[J].ProcediaEngineering,2015,108(681-7.[48]LIS,TANGD,XUH,etal.AdvancedcharacterizationofphysicalpropertiesofcoalswithdifferentcoalstructuresbynuclearmagneticresonanceandX-raycomputedtomography[J].Computers&Geosciences,2012,48(220-7.[49]PUALA,TREVISANM,ROZZIA,etal.InfluenceofC:Nratioonthestart-upofup-flowanaerobicfilterreactors[J].WaterResearch,2000,34(9):2614-9.[50]RIZVIH,AHMADN,ABBASF,etal.Start-upofUASBreactorstreatingmunicipalwastewaterandeffectoftemperature/sludgeageandhydraulicretentiontime(HRT)onitsperformance[J].ArabianJournalofChemistry,2015,8(6):780-6.[51]MUNKJ.Developmentandtestsoflightweightaggregateusingsewagesludgefornonstructuralconcrete[J].ConstructionandBuildingMaterials,2007,21(7):1583-8.[52]TRABELSII,SELLAMII,DHIFALLAHT,etal.Couplingofanoxicandaerobicbiologicaltreatmentoflandfillleachate[J].Desalination,2009,246(1–3):506-13.[53]PRADON,OCHOAJ,AMRANEA.Biodegradationbyactivatedsludgeandtoxicityoftetracyclineintoasemi-industrialmembranebioreactor[J].BioresourceTechnology,2009,100(15):3769-74.[54]SPONZADT,ÇELEBIH.Removalofoxytetracycline(OTC)inasyntheticpharmaceuticalwastewaterbysequentialanaerobicmultichamberbedreactor(AMCBR)/completelystirredtankreactor(CSTR)system:biodegradationandinhibitionkinetics[J].JournalofChemicalTechnology&Biotechnology,2012,87(7):961-75.94n山东大学硕士毕业论文[55]WUX,WEIY,ZHENGJ,etal.Thebehavioroftetracyclinesandtheirdegradationproductsduringswinemanurecomposting[J].BioresourceTechnology,2011,102(10):5924-31.[56]PRADON,OCHOAJ,AMRANEA.Biodegradationandbiosorptionoftetracyclineandtylosinantibioticsinactivatedsludgesystem[J].ProcessBiochemistry,2009,44(11):1302-6.[57]KMMERERK.Drugsintheenvironment:emissionofdrugs,diagnosticaidsanddisinfectantsintowastewaterbyhospitalsinrelationtoothersources–areview[J].Chemosphere,2001,45(6–7):957-69.[58]XUJ,SHENGG-P,MAY,etal.Rolesofextracellularpolymericsubstances(EPS)inthemigrationandremovalofsulfamethazineinactivatedsludgesystem[J].WaterResearch,2013,47(14):5298-306.[59]ISMAILSB,DELAPARRACJ,TEMMINKH,etal.Extracellularpolymericsubstances(EPS)inupflowanaerobicsludgeblanket(UASB)reactorsoperatedunderhighsalinityconditions[J].WaterResearch,2010,44(6):1909-17.[60]谢家仪,董光军,刘振英.用于污水处理的微生物制样方法和扫描电镜观察[J].电子显微学报,2006,25(B08):272-3.[61]倪红,熊哲,张珊,etal.多孔陶粒固定化微生物效果及扫描电镜观察[J].湖北大学学报:自然科学版,2011,33(2):182-6.[62]RYUH-D,KIMD,LIMH-E,etal.Nitrogenremovalfromlowcarbon-to-nitrogenwastewaterinfour-stagebiologicalaeratedfiltersystem[J].ProcessBiochemistry,2008,43(7):729-35.[63]CARRERAJ,VICENTT,LAFUENTEJ.EffectofinfluentCOD/Nratioonbiologicalnitrogenremoval(BNR)fromhigh-strengthammoniumindustrialwastewater[J].ProcessBiochemistry,2004,39(12):2035-41.[64]YAHIATS,FOURCADEF,BROSILLONS,etal.Removalofantibioticsbyanintegratedprocesscouplingphotocatalysisandbiologicaltreatment–Caseoftetracyclineandtylosin[J].InternationalBiodeterioration&Biodegradation,2011,65(7):997-1003.[65]SHARPRR,CUNNINGHAMAB,KOMLOSJ,etal.Observationofthickbiofilmaccumulationandstructureinporousmediaandcorrespondinghydrodynamicandmasstransfereffects[J].WaterScienceandTechnology,1999,39(7):195-201.[66]PRAVEENP,NGUYENDTT,LOHK-C.Biodegradationofphenolfromsalinewastewaterusingforwardosmotichollowfibermembranebioreactorcoupledchemostat[J].BiochemicalEngineeringJournal,2015,94(0):125-33.[67]ZURIAGA-AGUSTE,BES-PIA,MENDOZA-ROCAJA,etal.InfluenceofextractionmethodsonproteinsandcarbohydratesanalysisfromMBRactivatedsludgeflocsinviewofimprovingEPSdetermination[J].SeparationandPurificationTechnology,2013,112(1-10.[68]LIUY,TAYJ-H.Theessentialroleofhydrodynamicshearforceintheformationofbiofilmandgranularsludge[J].WaterResearch,2002,36(7):1653-65.[69]SPONZADT.Extracellularpolymersubstancesandphysicochemicalpropertiesofflocsinsteadyandunsteady-stateactivatedsludgesystems[J].ProcessBiochemistry,2002,37(9):983-98.[70]WINGENDERJ,NEUT,FLEMMINGH-C.WhatareBacterialExtracellularPolymericSubstances?[M]//WINGENDERJ,NEUT,FLEMMINGH-C.MicrobialExtracellularPolymericSubstances.SpringerBerlinHeidelberg.1999:1-19.[71]LIXY,YANGSF.Influenceoflooselyboundextracellularpolymericsubstances(EPS)ontheflocculation,sedimentationanddewaterabilityofactivatedsludge[J].WaterResearch,2007,41(5):1022-30.94n山东大学硕士毕业论文[72]NICHKOVAM,MARCOMP.BiomonitoringHumanExposuretoOrganohalogenatedSubstancesbyMeasuringUrinaryChlorophenolsUsingaHigh-ThroughputScreening(HTS)ImmunochemicalMethod[J].EnvironmentalScience&Technology,2006,40(7):2469-77.[73]RUNYEZ,CHRISTIANK,ZHUOWEIC,etal.StyreneremovalinabiotricklingfilterandacombinedUV–biotricklingfilter:Steady-andtransient-stateperformanceandmicrobialanalysis[J].ChemicalEngineeringJournal,2015,275(168-78.[74]LEANDROT,FRANAL,NOBREMF,etal.Nevskiaaquatilissp.nov.andNevskiapersephonicasp.nov.,isolatedfromamineralwateraquiferandtheemendeddescriptionofthegenusNevskia[J].SystematicandAppliedMicrobiology,2012,35(5):297-301.[75]WANC,CHENS,WENL,etal.Formationofbacterialaerobicgranules:Roleofpropionate[J].BioresourceTechnology,2015,197(489-94.[76]GALLUSC,SCHINKB.Anaerobicdegradationofα-resorcylatebyThaueraaromaticastrainAR-1proceedsviaoxidationanddecarboxylationtohydroxyhydroquinone[J].Archivesofmicrobiology,1998,169(4):333-8.[77]KJELDGAARDJ,JRGENSENK,INGMERH.GrowthandsurvivalatchillertemperaturesofArcobacterbutzleri[J].InternationalJournalofFoodMicrobiology,2009,131(2–3):256-9.[78]GOLDERH,DENMANS,MCSWEENEYC,etal.Effectsofpartialmixedrationsandsupplementamountsonmilkproductionandcomposition,ruminalfermentation,bacterialcommunities,andruminalacidosis[J].Journalofdairyscience,2014,97(9):5763-85.[79]YANGK,YUEQ,KONGJ,etal.MicrobialdiversityincombinedUAF–UBAFsystemwithnovelsludgeandcoalcinderceramicfillersfortetracyclinewastewatertreatment[J].ChemicalEngineeringJournal,2016,285(319-30.[80]HUANGM,QIF,WANGJ,etal.ChangesofbacterialdiversityandtetracyclineresistanceinsludgefromAAOsystemsuponexposuretotetracyclinepressure[J].JournalofHazardousMaterials,2015,298(303-9.[81]GUANX,XUX,LUM,etal.PretreatmentofOilShaleRetortWastewaterbyAcidificationandFerric-CarbonMicro-Electrolysis[J].EnergyProcedia,2012,17,PartB(0):1655-61.[82]AUERBACHEA,SEYFRIEDEE,MCMAHONKD.Tetracyclineresistancegenesinactivatedsludgewastewatertreatmentplants[J].WaterResearch,2007,41(5):1143-51.[83]ZHANGW,HUANGM-H,QIF-F,etal.Effectoftracetetracyclineconcentrationsonthestructureofamicrobialcommunityandthedevelopmentoftetracyclineresistancegenesinsequencingbatchreactors[J].BioresourceTechnology,2013,150(9-14.[84]HOUB,HANH,ZHUANGH,etal.Anovelintegrationofthree-dimensionalelectro-FentonandbiologicalactivatedcarbonanditsapplicationintheadvancedtreatmentofbiologicallypretreatedLurgicoalgasificationwastewater[J].BioresourceTechnology,2015,196(721-5.[85]ZHUQ,GUOS,GUOC,etal.StabilityofFe–Cmicro-electrolysisandbiologicalprocessintreatingultra-highconcentrationorganicwastewater[J].ChemicalEngineeringJournal,2014,255(0):535-40.[86]JASIEWICZK,CIESLAKJ,KAPRZYKS,etal.RelativecrystalstabilityofAlxFeNiCrCohighentropyalloysfromXRDanalysisandformationenergycalculation[J].JournalofAlloysandCompounds,2015,648(307-12.[87]TUNYOGIA,TANCZIKF,BOGDNC,etal.CharacterisationofannealedFe/AgbilayersbyRBSandXRD[J].NuclearInstrumentsandMethodsinPhysicsResearchSectionB:BeamInteractionswithMaterialsandAtoms,2010,268(11):1972-5.[88]JIG,TONGJ,TANY.Wastewatertreatmentefficiencyofamulti-mediabiologicalaeratedfilter94n山东大学硕士毕业论文(MBAF)containingclinoptiloliteandbioceramsiteinabrick-wallembeddeddesign[J].BioresourceTechnology,2011,102(2):550-7.[89]SOODANRK,PAKADEYB,NAGPALA,etal.Analyticaltechniquesforestimationofheavymetalsinsoilecosystem:Atabulatedreview[J].Talanta,2014,125(405-10.[90]ZHANGY,FENGY,YUQ,etal.Enhancedhigh-solidsanaerobicdigestionofwasteactivatedsludgebytheadditionofscrapiron[J].BioresourceTechnology,2014,159(297-304.[91]WANGX,LIUF,TANW,etal.Transformationofhydroxycarbonategreenrustintocrystallineiron(hydr)oxides:Influencesofreactionconditionsandunderlyingmechanisms[J].ChemicalGeology,2013,351(57-65.[92]XUX,CHENGY,ZHANGT,etal.Treatmentofpharmaceuticalwastewaterusinginteriormicro-electrolysis/Fentonoxidation-coagulationandbiologicaldegradation[J].Chemosphere,2016,152(23-30.[93]WUJ,ZHANGH,OTURANN,etal.Applicationofresponsesurfacemethodologytotheremovaloftheantibiotictetracyclinebyelectrochemicalprocessusingcarbon-feltcathodeandDSA(Ti/RuO2–IrO2)anode[J].Chemosphere,2012,87(6):614-20.[94]ZHOUH,LVP,SHENY,etal.Identificationofdegradationproductsofionicliquidsinanultrasoundassistedzero-valentironactivatedcarbonmicro-electrolysissystemandtheirdegradationmechanism[J].WaterResearch,2013,47(10):3514-22.[95]ZAGKLISDP,KOUTSOUKOSPG,PARASKEVACA.ACombinedCoagulation/FlocculationandMembraneFiltrationProcessfortheTreatmentofPaintIndustryWastewaters[J].Industrial&EngineeringChemistryResearch,2012,51(47):15456-62.[96]MILLEROFJ.SolubilityofFe(III)inseawater[J].EarthandPlanetaryScienceLetters,1998,154(1–4):323-9.[97]SIRSI,BRILLASE.Remediationofwaterpollutioncausedbypharmaceuticalresiduesbasedonelectrochemicalseparationanddegradationtechnologies:Areview[J].EnvironmentInternational,2012,40(212-29.[98]MORGANJLL,WASYLENKILE,NUESTERJ,etal.FeIsotopeFractionationduringEquilibrationofFe−OrganicComplexes[J].EnvironmentalScience&Technology,2010,44(16):6095-101.[99]ZHUL,YANGK,LOUB,etal.Amulti-componentstatisticanalysisfortheinfluenceofsediment/soilcompositiononthesorptionofanonionicsurfactant(TritonX-100)ontonaturalsediments/soils[J].WaterResearch,2003,37(19):4792-800.[100]VERENICHS,KALLASJ.WetOxidationLumpedKineticModelforWastewaterOrganicBurdenBiodegradabilityPrediction[J].EnvironmentalScience&Technology,2002,36(15):3335-9.94n山东大学硕士毕业论文致谢时光荏苒，岁月如梭，三年的研究生生活已接近了尾声，在此，我首先要感谢我的导师岳钦艳教授。在本论文的选题、试验研究以及撰写的全部过程到最后成文，导师倾注了大量的心血并为研究的开展提供了强有力的保证。岳老师渊博的科学知识、严谨的治学态度、求实勤恳的工作态度、以及清晰的科学思路促使我在学习中注意培养扎实的理论基础和试验技能，在科研过程中重视周密的试验计划的制定和对实验结果严密细致的分析论证，这对我今后的学习与工作都将产生深远的影响，永远是我学习的楷模。在此，我表示最衷心的感谢和深深的敬意。感谢高宝玉教授这三年来给予我的关心指导和勤勉督促。高老师一丝不苟的实验态度、勤奋严谨的工作作风，使我受益良多，而他诚肯正直的人品、对学生博大无私的爱心更让我铭记于心，是我一生学习的榜样。同时感谢李倩老师、王燕老师，赵海霞老师、郑莹老师、黄佶老师、于慧老师在各方面给予的热情帮助。特别感谢吴苏清师兄一直以来的帮助，毫无保留的与我探讨交流实验相关内容，使我收获颇多。同时也感谢王小娟师姐在学习和生活上对我的关心与帮助。感谢赵雅琴师姐，孙媛媛师姐，齐元峰师兄，李雁杰师兄，张晓伟师兄，岳东亭，杨昆仑等同学的大力支持和热情帮助。在此，我还要感谢我的家人和朋友一直以来对我的支持和鼓励，使我毫无后顾之忧地全身心投入到科研与学习中。衷心向所有关心帮助我的老师、同学、同事、朋友表示最诚挚的敬意与谢意！94n山东大学硕士毕业论文94n山东大学硕士毕业论文攻读硕士学位期间发表的论文1、英文文章⑴KunlunYang,QinyanYue,WeiHan,JiaojiaoKong,BaoyuGao,PinZhao,LianDuan.Effectofnovelsludgeandcoalcinderceramicmediaincombinedanaerobic–aerobicbio-filterfortetracyclinewastewatertreatmentatlowtemperature,ChemicalEngineeringJournal,Volume277,1October2015,Pages130-139.⑵KunlunYang,QinyanYue,JiaojiaoKong,PinZhao,YuanGao,KaifangFu,BaoyuGao.MicrobialdiversityincombinedUAF–UBAFsystemwithnovelsludgeandcoalcinderceramicfillersfortetracyclinewastewatertreatment,ChemicalEngineeringJournal,Volume285,1February2016,Pages319-330.2、发明专利一种用于处理四环素类抗生素废水的工艺与装置。专利号：ZL201410664259.694n山东大学硕士毕业论文学位论文评阅及答辩情况表论文评阅人姓名专业技术职务是否博导（硕导）所在单位总体评价※答辩委员会成员姓名专业技术职务是否博导（硕导）所在单位主席委员答辩委员会对论文的总体评价※答辩秘书答辩日期备注※优秀为“A”；良好为“B”；合格为“C”；不合格为“D”。94