复合晶种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究 85页

分类号：TU992．3密级：公开磨-匆Z鲈单位代码：10427学号：2011010188硕士学位论Jr．复合晶种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究研究生姓名导师姓名学科(领域)申请学位类别答辩时间王东邱立平市政工程工学硕士2014年5月22日\nEfficiencyandmicrobialecologycharacteristicsofcompoundcrystalseedfiltertreatwastewaterWANGDONGUndertheSupervisionofQIULiPingAThesisSubmittedtotheUniversityofJinanInPartialFulfillmentoftheRequirementsFortheDegreeofMasterofEngineeringScienceUniversityofJinanJinan，Shandong，P．R．ChinaMay，2014\n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。本人完全意识到本声明的法律责任由本人承担。论文作者签名：王旮、日期：如阡锋i日2％日关于学位论文使用授权的声明本人完全了解济南大学有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保留或向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借鉴；本人授权济南大学可以将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。、凇开口保密(——年，解密后应遵守此规定)论文作者签名：王香、导师签名：b弓乏日期：2Pl斗年5同蝎日\n济南大学硕：卜学位论文目录摘要⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯VAbstract．⋯⋯⋯⋯⋯．．．．．．．．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．．．．．．．．．．．．．．⋯⋯⋯⋯．．⋯．．．．．．．⋯⋯⋯⋯⋯．．．⋯．VII第一章绪论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11．1课题背景⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一11．1．1我国水体富营养化现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11．1．2水体中氮、磷的主要来源及其危害⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．2废水除磷方法研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．21．2．1混凝沉淀法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．2．2生物法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯31．2．3结晶法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯71．3曝气生物滤池应用及微生物种群特性研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．81．3．1曝气生物滤池应用研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯81．3．2曝气生物滤池微生物种群特性研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯91．4废水生物除磷系统分子生物学分析方法研究进展⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯101．4．1PCR-DGGE技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．101．4．2荧光原位杂交技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．121．4-316SrDNA克隆文库技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．121．5课题研究的目的、意义和主要内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯131．5．1课题研究的目的和意义⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．131．5．2课题研究的主要内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．141．5．3技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．14第二章试验材料与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一152．1试验装置及运行方式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯152．2试验材料⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯172．2．1试验用水⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．172．2．2运行方式⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。172．2．3试验仪器⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．182．3分析方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯18\n复合晶种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研≯tIIIII2．3．1常规水质指标分析方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．182．3．2分子生物学试验方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．192．4本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯20第三章曝气生物滤池废水处理效能及优势种群演替规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．2l3．1滤池启动阶段废水处理效能及生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯213．1．1启动阶段废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．2l3．1．2启动阶段生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．233．2滤池稳定运行阶段废水处理效能及生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯243．2．1稳定运行阶段废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．243．2．2稳定运行阶段生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．273．3滤池优势种群演替规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283-3．1总DNA提取及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283．3．216SrDNAPCR扩增及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯293．3．316SrDNAPCR产物DGGE分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯293．3．4优势种群系统发育分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．323．4本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯34第四章复合晶种滤池废水处理效能及微生物种群特性研究⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．354．1复合晶种滤池废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯354．1．1对COD的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯364．1．2对氨氮的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．364．1．3对磷的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．374．2复合晶种滤池一个运行工况的废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯384．2．1对COD的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯384．2．2对氨氮的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一394．2．3对磷的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．394．3晶种SEM—EDS表征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．4l4．4复合晶种滤池生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯424．5复合晶种滤池种群结构特征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯424．5．1总DNA提取及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯424．5．216SrDNAPCR扩增及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯43\n济南入学硕士学位论义4．5_316SrDNAPCR产物DGGE分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯434．5．4优势种群系统发育分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．454．6本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．47第五章复合晶种滤池强化结晶废水处理效能及微生物种群特性研究⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．495．1n(Ca)／n(P)对复合晶种滤池强化结晶废水处理效能的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯495．1．1n(Ca)／n(P)为1．67时复合晶种滤池强化结晶废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯．495．1．2n(Ca)／n(P)为3．34时复合晶种滤池强化结晶废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯．515．1．3n(Ca)／n(P)为5．0l时复合晶种滤池强化结晶废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯．535．2n(Ca)／n(P)为3．34时一个运行工况的废水处理效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯565．2．1对COD的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯565．2．2对氨氮的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．565．2．3对磷的去除⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯575．3晶种SEM—EDS表征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．585．4复合晶种滤池强化结晶生物相分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯595．5复合晶种滤池强化结晶种群结构特征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯595．5．1总DNA提取及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯595．5．216SrDNAPCR扩增及电泳检测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯605．5．316SrDNAPCR产物DGGE分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯605．5．4优势种群系统发育分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一625．6本章小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．63第六章结论与建议⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．656．1结j睑⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。656．2建议⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯66参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一67致谢⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一73附录⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．75Ill\n济南大学硕士学位论文摘要磷对水体富营养化的作用远大于氮，同时磷是一种不可再生的自然资源，其储备量的日趋减少将会成为未来经济发展的限制因素。采用生物．结晶协同除磷及回收磷的复合晶种滤池一方面可以实现磷的有效去除，还可以实现磷的高效回收。本课题研究了复合晶种滤池的废水处理效能，同时采用分子生物学分析技术对该系统不同运行阶段的优势种群进行分析，研究了复合晶种滤池的微生物种群结构特性。以模拟生活污水为研究对象，对比研究了以钢渣基复合滤料和矿渣基复合滤料为填料的四组单级曝气生物滤池启动及稳定运行阶段的污染物去除效能及优势种群的演替规律；考察了A／O交替运行的钢渣基和矿渣基复合晶种滤池的污染物去除效能及种群结构特征；以不同n(Ca)／n(P)l句厌氧滤池投加CaCl2，考察了两组复合晶种滤池强化结晶阶段的污染物去除效能及对系统种群结构的作用规律。研究表明，四组单级曝气生物滤池稳定运行时对COD的平均去除率分别为84．19％、83．50％、85．99％和87．19％；对氨氮的平均去除率分别为96．98％、97．26％、95．06％和91．34％；对磷的平均去除率分别为29．25％、29．41％、39．50％和37．94％。DGGE结果表明不同阶段滤池的优势种群表现出显著的演替规律。稳定运行阶段滤池的优势种群分属于Proteobacteria的alphaproteobacteria、betaproteobacteria、epsilonproteobacteria亚纲以及Acidobacteria、Bacteroidetes，其中Proteobacteria数量占绝对优势，属于epsilonproteobacteria的种群在系统稳定运行后数量明显降低。以AIO交替方式运行的钢渣基和矿渣基复合晶种滤池对COD的平均去除率分别为83．56％和83．32％；对氨氮的平均去除率分别为56．15％和50．89％；对磷的平均去除率分别为68．07％和63．15％。钢渣基和矿渣基复合滤料本身具有Ca2+释放能力，经A／O交替运行后，晶种表面形成了少量可能为Cas(OH)(P04)3的晶体，四组滤池的优势种群趋于一致，但种群多样性与单级曝气生物滤池相比整体呈降低趋势。复合晶种滤池系统的优势种群分属于Proteobacteria和Bacteroidetes，其中属于Rhodocyclaceae的Unc“lturedDechloromonassp．是常见的聚磷菌。分别以n(Ca)／n(P)为1．67、3．34和5．01的比例向厌氧滤池投加CaCh，考察复合晶种滤池强化结晶的废水处理效能。试验得出强化结晶最佳n(Ca)／n(P)为3．34，此时钢渣基和矿渣基复合晶种滤池对COD的平均去除率分别为78．04％和77．17％，对氨氮的平均\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究去除率为49．45％和44．37％，对磷的去除率分别为88．68％和88．29％。经强化结晶，晶种表面己明显形成可能为Ca5(OH)(P04)3的球状晶型晶体，且晶体已进一步富集。镜检表明强化结晶不会显著影响系统的原后生动物的种类及活性，但四组滤池优势种群的相似性和多样性显著降低。测序结果表明，此阶段的优势种群为Proteobacteria、Bacteroidetes和Acidobacteria。UnculturedDechloromonassp．同样是复合晶种滤池强化结晶阶段的除磷微生物，强化结晶未对生物除磷微生物产生显著不良影响。课题研究表明，复合晶种滤池及其强化结晶与单级曝气生物滤池相比，磷的去除率明显提升，并可形成类Cas(OH)(P04)3的晶体，生物一结晶协同除磷及回收磷效果明显，且系统优势种群表现出了明显的演替规律。该研究为复合晶种滤池除磷及回收磷工艺的稳定运行提供了技术参考。关键词：曝气生物滤池；生物除磷；结晶除磷；微生物群落结构；PCR-DGGE\n济南大学硕士学位论文曼曼皇詈篁曼量曼鼍量量曼曼曼曼曼量!曼蔓曼!曼曼皇曼曼曼曼曼!曼!!曼曼曼鲁罾曼曼蔓曼曼曼鼍鲁曼皇曼曼曼曼曼!曼曼曼曼IIIAbstractPhosphorusisthekeyelementofwatereutrophication，atthesametime，phosphorusisnon—renewablenaturalresource．Thedecreaseofphosphorusreservewillbethelimitfactorforeconomicdevelopmentinthefuture．Thecompoundcrystalseedfiltercannotonlyachievephosphorusremovalbutalsocanrealizetherecyclingofphosphorus．ThedominantpopulationindifferentstagesWaSanalysedbymolecularbiologytechniques，treatmentefficiencyandbacterialcommunitycompositioncharacteristicsofcompoundseedcrystalfilterwerestudied．Theresearchobjectofthissubjectwassimulateddomesticwastewater．Comparedwimthepollutantsremovalefficiencyandthesuccessionrulesofdominantpopulationincludedstarted-upandstableoperationphaseinfourbiologicallyaeratedfilters(BAF)，谢tllsteelslagcompoundmediaandslagcompoundmediaasthepackings．ThepollutantsremovalefficiencyandmicrobialecologycharacteristicsofA／OalternateworkingBAFswereinvestigated．ThenthepollutantsremovalefficiencyandmicrobialecologycharacteristicsoftwocompoundcrystalseedfiltersbyaddingCaCl2inanaerobicfilterswereinvestigated．Intheconditionofoptimumn(Ca)／n(P)thepollutantsremovalefficiencyandmicrobialecologycharacteristicsinanoperationconditionwerestudied．InstableoperationstagetheaverageCODremovalrateare84．19％，83．50％，85．99％and84．19％respectively．Theaverageammonianitrogenremovalrateare96．98％，97．26％，95．06％and91．34％respectively．Theaveragephosphorusremovalrateale29．25％，29．41％，39．50％and37．94％respectively．SimilarityanalysisofDGGEshowthatthefourBAFsshowobviouslysuccessionrulesofdominantpopulationindifferentstages。ThedominantpopulationoffourfiltersinstableoperationphasebelongtoProteobacteria、Acidobacterm、Bacteroidetes，thenumberofProteobacteriahaveabsoluteadvantage．Theamountofepsilonproteobacteriareducedinstablestage．InA／Oalternateworkingstage，theaverageCODremovalrateofsteelslagcompoundmediafilterandslagcompoundmediafilterare83．56％and83．32％respectively；theaverageremovalrateofammonianitrogenare56．15％and50．89％respectively；theaverageremovalVII\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究rateofphosphorusare68．07％and63．15％．SEM—EDSofcrystalseedshowasmallamountofcrystalhasformed，itprobablywasCas(OH)(P04)3．Otherwise，afterA／Oalternateworkingdomesticate，thedominantpopulationoffourBAFshavelittledifference．ComparedwithsingleBAF,thepopulationabundancedecreasedsignificantly．ThedominantpopulationofcompoundcrystalseedfiltersisprioritytoProteobacteriaandBacteroidetes，UnculturedDechloromonassp．iswidelyreportedpreponderantpolyphosphateaccumulatingmicroorganisms(eAOs)．ThewastewatertreatmentefficiencyofcompoundcrystalseedfiltersstrengtheningcrystalbyaddingCaCl2inanaerobicfiltersareinvestigated．Bystrengtheningcrystal，thesurfaceofcrystalseedhadformedsphericalcrystal，probablyWasCas(OH)(P04)3，andcrystalhadraisedfurther．Theactivityofprotozoanandmetazoanarenotinfluencedsignificantlybystrengtheningcrystal，butthesimilarityandShannonindexweredecreased．ThedominantpopulationofcompoundcrystalseedfiltersstrengtheningcrystalareProteobacteria、BacteroidetesandAcidobacteria．UnculturedDechloromonassp．isstillthedominant以伪，andstrengtheningcrystaldonothavenegativeeffectonit．TheresearchshowthatphosphorusremovalrateofcompoundcrystalseedfiltersandstrengtheningcrystalimprovesignificantlycomparedwithsingleBAF，thecrystalCanbeCas(OH)(P04)3．Theeffectofphosphorusremovalandrecoveryofcompoundcrystalseedfilterareobvious．Thedominantpopulationshowobvioussuccessionrules．Thestudyprovidestechnicalreferenceforstableoperationofcompoundcrystalseedfilter．KeyWords：biologicalaeratedfilter；biologicalphosphorusremoval；crystallizationphosphorusremoval；bacterialcommunitycomposition；PCR-DGGE\n济南大学硕士学位论文1．1课题背景1．1．1我国水体富营养化现状第一章绪论水是万物之源，没有水地球上便没有生命。地球上的水体约占地球表面的3／4，因此地球亦被称之为“水球”。在3000万km3的淡水资源中，约有88％是无法被人类直接利用的，在剩下的12％的淡水资源中多数还是地下水，因此可以被直接利用的淡水资源所剩无几【li。我国的水资源储备量丰富，为28124亿m3，但是由于我国人口众多，人均水资源占有量并不可观，且表现出地区和季节的不均衡性。缺水地区的经济发展很大程度上受到水源的制约，成为这些地区经济发展的重要限制因素[21。在仅有的水资源中，很多还受到了多种污染物的污染。其中富营养化问题尤为突出。富营养化是指氮、磷等植物性营养物质大量排入水体，造成藻类的疯长，使得水体溶解氧浓度急剧降低，从而造成水体恶化的现象【3训。研究表明，我国大多数湖泊都已为富营养湖和重富营养湖，水体富营养化程度呈现恶化趋势。我国水体的富营养化程度不容乐观。1．1．2水体中氮、磷的主要来源及其危害水体中过量的氮、磷营养物质主要来自以下三方面【5l：1．化肥和农业废弃物农田使用的化肥利用率低，很大一部分都随着雨、雪等汇入地表水和地下水。2．城市生活污水和某些工业废水城市生活污水是氮、磷的主要来源，含磷洗衣液的大量使用增加了水体中磷的含量，而氮的主要来源则是人畜的粪便。3．大气和岩石等受雨、雪的淋洗，同样增加了水体中氮、磷的含量。富营养化水体的主要危害如下【由7】：1．产生臭味\n复台品种’德池的废水处理效能及微生物生态学特性碍f冗藻类的过度生长使水体产生臭味，常规混凝、沉淀、过滤、消毒的给水处理工艺不能保证对臭味的有效去除，使得水体的感官性指标交差。2．产生毒素部分藻类会产生毒素，这些毒素无法被水体完全降解，该类水源一旦被饮用，会危及人和动物的健康。3．增加消毒副产物藻类是消毒副产物的重要来源，藻类的过度生长会使消毒副产物的含量增加，包括三卤甲烷(THMs)和卤乙酸(HAAs)等三致物质。4．消耗水体的溶解氧藻类的过度生长覆盖了水体的表面，使得深层水体水生植物光合作用减弱，从而造成溶解氧的降低，引发鱼、虾等水生生物大量死亡，致使水体发黑发臭。5．增加制水成本当以富营养化水体作为饮用水水源时，同样会给净水处理工艺带来诸多问题。藻类过多会引发滤池堵塞，滤池反冲洗周期缩短，还会使得混凝剂和消毒剂用量加大。氮磷均对水体富营养化产生促进作用，但研究表明【8】，磷对藻类的生长作用远大于氮。水体磷浓度较低时，过量的氮同样不能使藻类疯长。因此，在废水处理过程中，对磷的有效去除不可小觑，废水除磷技术也是废水处理领域研究的热点。1．2废水除磷方法研究进展目前应用于废水除磷的方法主要有混凝沉淀法、结晶法和生物法吲，其中混凝沉淀法和生物法应用最为广泛。1．2．1混凝沉淀法混凝沉淀法是通过向污水中投加化学药剂使水中的磷酸盐生成难溶性盐从而去除污水中磷的方法Ilo】。早在1870年，欧洲就已进行过该方法的试用，但由于需要较多的药剂投加，且运行费用较高，该方法并未得到推广。直到20世纪80年代，为提升污水中有机污染物的去除效能，该方法才重新得以利用，并进一步发展。按照化学药剂投加点的不同混凝沉淀法可分为前置沉淀、协同沉淀和后置沉淀三种类型【1¨。在废水除磷工艺中常用的化学药剂有钙盐和金属盐【12J。1．石灰混凝\n济南大学硕士学位论文向污水中投加石灰除磷时，主要反应如下：Ca++HC03一+OH一一CaC03I+H203HP042。+5CajH+40H．一Cas(OH)(P003上+3H202．金属盐混凝(1．1)(1．2)通常采用的混凝剂有铁盐(氯化亚铁、氯化铁、硫酸亚铁、硫酸铁)和铝盐(硫酸铝、聚合氯化铝)。硫酸铝与磷的反应：A12(S04)3·18H20+2P04孓一2AIP04、l+3S042-+18H20(1．3)Al计+3HC03一_AI(OH)3,+3C02(1．4)混凝沉淀法除磷具有较高的除磷效率，且效果稳定，但该过程产生的化学污泥如果不能妥善处置容易造成二次污染‘13·161。1．2．2生物法微生物超过其正常生理需求吸收磷现象的发现使污水生物除磷工艺得以发剧17。1引。在20世纪50年代末60年代初，Srinath等人观察到活性污泥超过其正常生理需求吸收磷的现象，但未能对其做出理论上的解释，此后，针对该现象的研究一直进行。直到20世纪70年代，通过Levin和Shapiro等人的研究才逐渐认清生物除磷的机理。生物除磷是由一类在工程上称为“聚磷菌”的兼性异养微生物完成的。聚磷菌在厌氧条件下利用体内贮存的聚合磷酸盐的水解所产生的能量将小分子有机物转化成自身的能源储存物质聚p一羟基丁酸(Poly—p-HydroxyButyrate，PHB)贮存在体内，而水解产物正磷酸盐被释放到水体中119’20】。在好氧条件下，聚磷菌通过氧化贮存在体内的PHB获取能量，该能量用于过量吸收水体中的正磷酸盐转化成聚合磷酸盐并储存于体内。聚磷菌在好氧条件下吸收的磷远远大于厌氧条件下释放的磷，而且在此过程中聚磷茵自身得到增殖。通过排除富含磷的剩余污泥，从而将磷从系统中去除【2I_241。基于此理论的一系列生物除磷工艺和同步脱氮除磷工艺也得到了迅速的发展【25之61。1．～O除磷工艺A／O工艺主要是由厌氧池和好氧池组成，其工艺流程如图1．1所\n复合晶种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究污水专B．图1．1A／O除磷]=．艺经预处理后的污水进入到厌氧池，同步进入厌氧池的还有回流的活性污泥。回流污泥中含有大量的聚磷微生物，聚磷菌在厌氧池中会将体内的聚合磷酸盐释放到水中，同时利用部分有机物转化成自身能源物质，有机物浓度一定程度上有所降低。之后混合液进入好氧池。在好氧池中，聚磷菌将贪婪的、超过其正常生理需求的吸收磷，同时有机物在异养菌的作用下被氧化分解，有机物的降解主要在此阶段完成。在沉淀池中，通过泥水分离排除含有大量磷的污泥从而使磷从系统中得以去除。A／O工艺对磷的去除效能显著增加，去除率可达到70％一80％，远远高于传统活性污泥法，有机物的去除同样能够保证[271。2．Phostrip除磷工艺与其他工艺不同，该工艺的厌氧池被设置在回流污泥的流动方向上，且结合了生物除磷和化学除磷，工艺流程如图1．2。污水出水剩余污泥图1．2Phostrip除磷工艺来自二沉池的回流污泥进入脱磷池，在脱磷池中污泥进行磷的释放，使得污泥上清液的磷浓度显著提高，继而向上清液中投加石灰等药剂使磷以沉淀的方式得到去除。因此，该工艺是生物除磷和化学除磷相结合，具有较高的除磷效能。但与此同时，该工艺运行较为复杂，需要技术人员有较高的专业水平。3．Bardenpho工艺该工艺的流程如图1．3所示。4\n济南大学硕士学位论文污水混合液回流(400％)出水剩余污泥图1．3Bardenpho除磷工艺污水首先进入到缺氧池I，同时进入的还有从好氧池回流的含硝态氮的混合液和从二沉池回流的污泥，缺氧池I主要进行的是反硝化反应。之后混合液进入到好氧池I，主要反应为有机物的降解和硝化。在好氧池I中异养菌和硝化菌共同争夺氧气，而硝化菌在此过程中处于劣势，因此硝化作用会受到一定程度的抑制，硝化作用进行的程度较低，而产生的硝态氮也不能较好的进行反硝化。因此，磷的吸收也会受到一定的抑制。之后混合液进入缺氧池II，对好氧池I产生的硝态氮进一步进行反硝化。之后混合液进入好氧池II，一方面在该池进行硝化和有机物的降解，另一方面短暂的曝气还可以防止沉淀池中聚磷菌在厌氧条件下释放磷。该工艺虽然具有较好的氨氮去除效能，但由于工艺条件的限制，使得除磷效果较差。4．Phoredox脱氮除磷工艺该工艺的流程图见图1．4。混合液回流(400％)污水图1．4Phoredox脱氮除磷工艺但是Bardenpho工艺除磷效果并不理想，因此Phoredox工艺在Bardenpho工艺的缺氧池I前加入一个厌氧池，对其加以改进，以提高系统的除磷效能。5．A2／O脱氮除磷工艺A2／0工艺和A／O工艺的设计思路一致，只是在A／O工艺基础上加入一个缺氧池，将好氧池的部分硝化液回流至缺氧池，与A／O工艺相比，该工艺具有同时去除氮、磷的功能。如图1．5所示。\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究污水—争混合液回流出水剩余污泥图1．5A2／O脱氮除磷工艺该工艺具有以下特点：(1)A2／O工艺的三个池子含有不同浓度的溶解氧，创造了不同微生物适宜的生存条件，在该系统中无论是异养菌还是自养菌均可在其中生长，因此该系统同时具有脱氮、除磷和去除有机物的效能。(2)工艺的水力停留时间较短。(3)污泥有较高的含磷率，在2．5％以上。(4)由于混合液的回流比对系统的脱氮效果有较大影响，因此须严格控制回流比。而回流污泥中溶解氧和硝态氮的存在会影响除磷的效果，因此该系统氮磷的去除效能并不高。6．SBR工艺序批式活性污泥法(SequencingBatchReactorActivatedSludgeProcess，SBR)早在20世纪70年代就已被广泛使用【28I。该工艺的最大特点是运行方式为间歇式，即污水按照时间顺序依次进行进水、曝气、沉淀、出水、待机五个阶段，每完成一次这五个阶段即称为一个运行周期，工艺流程如图1．6所示。间歇曝气污水一卧口出水曝气池图1．6SBR工艺(1)进水污水连续进入到间歇式曝气池内，在进水之前该池处于待机阶段，池内只有上一周期剩余的活性污泥。(2)曝气待污水注满反应池后池内开始曝气，此时既不进水也不出水。(3)沉淀6\n济南大掌坝十字位论j：[在该阶段进行固液分离，一般持续时间为1．O．1．5h。(4)出水处理完成的水由该阶段排出系统。(5)待机等待下一周期开始。SBR工艺由于不需另外设置二沉池和污泥回流系统，因此其基建费用较低。但对系统运行控制的要求较高，需要专业人员进行操作。7．氧化沟工艺氧化沟工艺最大的特点就是曝气装置的形式和布置方式使得池子的不同部位产生不同的溶解氧浓度，使该工艺具有脱氮的效能，同时在氧化沟前设置厌氧池还可以实现除磷的目的【29】。该工艺在我国的污水处理厂得到了广泛的应用【30。311。除上述介绍的传统工艺之外，生物除磷工艺还得到了新的发展。在A2，0工艺的基础上改进的工艺包括UCT工艺、MUCT工艺等【321。在SBR工艺的基础上改进的工艺包括CASS工艺、CAST工艺、ICEAS工艺、DAT-IAT工艺、UNITANK工艺等133-34】。此外，反硝化除磷理论也成为生物除磷研究的热点。1．23结晶法混凝沉淀法和生物法虽然可以实现污水中磷的有效去除，但无法实现磷的回收利用。磷是一种重要的矿产资源，是生产化肥、洗涤物等多种化工产品的重要原料。我国磷储量虽然较大，但可利用的磷资源却相当匮乏。此外，磷资源利用率较低，磷资源浪费的现象非常严重。我国有关部门早已将磷矿作为2010年后20种不能满足经济发展的矿产之__[35-361。因此，在今后的污水处理中，不但要实现磷从系统中的有效去除，更要实现磷的高效回收利用。早在20世纪60年代就曾发现过污泥消化管线内壁有磷酸铵镁的存在。而结晶法除磷在20世纪70年代才得以发展，一方面是为了使磷能够达标排放，另一方面是为了实现磷的回收利用。目前研究较多的是Cas(OH)(P04)3(HAP)和MgNH4P04"6H20(MAP，鸟粪石)[37-45l。与之相关的结晶反应器也得到了发展，如DHV结晶反应器，流化床结晶柱和固定床结晶柱等146钟l。结晶反应器的原理是在反应器内部装填品种(如石英砂、方解石、磷矿石、骨碳和矿渣等)，含磷污水以一定的水力条件流经反应器，并在晶种表面结晶，进而对结晶产物加以回收利用。\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研冗基于HAP的结晶反应式如下：5Ca2++70H一十3H2P04一_Cas(P04)30HJ，+6H20(1．5)其中，pKs=55．9(25℃)基于MAP的结晶反应式如下：M92十+904孓+NH4++6H／O叶MgNI-hP04‘6H201(1．6)其中，pKs=12．6(25℃)张林生等【481以多孔陶粒为晶种，采用连续流固定床结晶反应器，考察了HAP的结晶条件。试验表明，进水磷浓度为2—5mg／L，水力停留时间不小于12min时，磷的去除率达到90％以上。陈瑶等[491做了以Ca3(P04)2的形式从含磷污水回收磷的研究。结果表明，影响磷回收的主要因素是PH和Ca2+浓度，当两者分别为10mg／L和6．68mg／L时磷的回收率达到90％，效果令人满意。万锐等鳓以天然方解石为晶种，研究了结晶法处理模拟含磷废水。结果表明，对结晶除磷效率影响最大的因素是水力停留时间。徐微等【5l】以双污泥系统厌氧上清液为研究对象，考察了结晶法处理该含磷废水的影响因素。研究表明，当水力停留时间、n(Ca)／n(P)和P04孓浓度超过一定数值后再继续提高浓度对磷去除率的影响很小。汪慧贞等吲考察了PH对污水处理厂以MAP形式回收磷的作用规律。通过分别投加NaOH、Mg(Oh')2和曝气的方式改变原水PH，继而考察磷回收率的变化情况。研究结果表明，投加NaOH较投加Mg(OH)2改变原水PH值而言，其磷回收率要高，且装置简单；而加碱和曝气相结合提高PH值，既可以减少碱的用量，还能够缩短反应所需水力停留时间。潘玉婷等f531以城市污水厂厌氧消化污泥脱水液为研究对象，考察了以MAP的形式回收磷酸盐的情况。研究表明，PH对磷酸盐去除率影响最大。1．3曝气生物滤池应用及微生物种群特性研究进展1．3．1曝气生物滤池应用研究进展曝气生物滤池因其具有较小的占地面积、较高的处理效率、基建及运行费用低等优点广泛应用于污水处理及微污染水源水预处理中。其运行原理是在滤床中装填一定粒径\n济雨大学坎士学位论义的颗粒填料，一方面通过填料表面附着的生物膜对水体中的污染物进行生物降解，另一方面曝气生物滤池兼有普通滤池的物理截留和填料吸附的能力。滤池运行一定周期后需进行反冲洗，从而去除滤料间截留的杂质颗粒并去除老化脱落的生物膜【541。应用曝气生物滤池工艺处理各种水质的研究在国内广泛开展。李汝琪等【551研究了曝气生物滤池处理生活污水的效能。研究表明，曝气生物滤池对BOD5、COD、SS、N吖-N和TN的平均去除率分别为95．3％、92．6％、96．7％、91．85％和85．1％。雷国元等【561以陶粒为填料，采用两级曝气生物滤池处理城市污水。研究表明，在进水COD浓度为120—338mg／L，NH4+-N浓度为30．0—53．6mg／L的条件下，出水可达到生活杂用水标准。汪晓军【571等利用臭氧和曝气生物滤池相组合的工艺处理酸性玫瑰红染料废水。研究表明，经组合工艺处理后出水COD低于40mg／L，SS约为50mg／L，该组合工艺对玫瑰红染料废水处理效果良好。凌霄掣5引比较研究了铝盐对曝气生物滤池净化效果、生物膜结构和生物相组成的作用规律。研究表明，在一定条件下，随着铝盐投加量的增加总磷的去除率也随之增加。投加铝盐后总磷的去除率可提高70％．86％，浊度、COD的增加率分别为4％．7％和5％．13％，而对氨氮的去除影响较小。桑军强等㈣以陶粒为填料，研究了低温条件下曝气生物滤池预处理水库水的现场试验。研究表明，当水温从10℃降至O．5℃时，COD№的去除率从20％降至6％，氨氮的去除率从90％降至65％。1．3．2曝气生物滤池微生物种群特性研究进展’邱立平等№01进行了曝气生物滤池处理模拟生活污水的试验，考察了反应器内微生物种群的变化情况。结果表明，曝气生物滤池微生物种群丰富且具有较长的食物链。滤池的营养结构复杂，其中高端营养级微生物占种群结构的大部分。彭永臻等【611研究了上向流曝气生物滤池中硝化菌和异养菌的竞争关系。研究表明，滤池自下而上氨氧化菌活性高于亚硝酸盐氧化菌，且反应器的进口主要为异养菌。窦娜莎吲通过构建16SrDNA基因文库研究了处理生活污水的曝气生物滤池细菌的多样性。结果表明，滤料表面的优势菌群分别是p一变形菌、T一变形菌和拟杆菌属。9\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究1．4废水生物除磷系统分子生物学分析方法研究进展废水生物除磷系统污染物去除主要是通过具有特定功能的生物种群完成的。但各功能微生物均是对一类具有特定功能微生物的统称，而并不能确定其具体种属。因此，欲优化生物除磷工艺，就必须深入探讨功能微生物的代谢机理和特性。传统的微生物检测方法主要包括显微镜观察、分离、纯培养和生理生化反应等。但研究表明【63】，环境中只有l％．15％的微生物可以进行纯培养。此外，培养基的环境与生物除磷系统有很大差异，所以很大程度上并不能准确反映生物处理系统的种群构成，而且传统方法有较大弊端，如工作量大、重现性差等。近年来，分子生物学技术发展迅速，己越来越多的应用于环境微生物种群结构的分析当中。分子生物学技术一定程度上克服了传统微生物培养方法的不足。1．4．1PCR-DGGE技术1．基本原理变性梯度凝胶电泳技术是由Fisher和Lerman发明的‘641。PCR．DGGE(PolymeraseChainReaction．DenaturingGradientGelElectrophoresis)技术由Muyzerl651首次应用于微生物生态学的研究。片段长度相同，但碱基序列存在差异的DNA片段在凝胶中电泳时的停留位置不同。当双链DNA到达其解链所需的变性剂浓度时发生解链，导致其空间构型发生变化，其迁移速率迅速下降，碱基片段停留在相应的变性剂浓度处，从而使碱基序列存在差异的DNA片段分离。经核酸染料染色后，就会得到停留在不同位置的条带。理论上，每一个条带都代表一种碱基序列。不同泳道，停留在同一位置的条带可认为是同一种碱基序列。电泳条件是否恰当直接影响试验的结果，不适当的电泳条件会造成试验结果的不准确，其中以电泳时间尤为重要。电泳时间取决于碱基片段的长度、聚丙烯酰胺凝胶浓度、变性剂梯度等条件，可以采用时间进程法【删优化。Sigler[671研究表明，较长的电泳时间会改变变性剂的梯度，造成电泳图谱的不准确，电泳时间越少，分离效果越好。同时，DNA的分子结构也会因电泳时间过长而被破坏掉。因此，电泳时间应根据多种因素综合确定。2．在生物除磷系统中的应用刘亚男等168I通过PCR—DGGE考察了3个SBR反应器中的聚磷菌群，3个反应器的\n祈雨大字坝士学位沦义碳源种类存在差异。试验表明，以生活污水为碳源的反应器的优势种群数量最多，而以葡萄糖和乙酸钠为碳源的反应器种群多样性较差。以葡萄糖为碳源的系统中生物量最多的种群为Bacillales，而以乙酸钠为碳源的系统优势种群为Flavobabterium。以生活污水为碳源的系统所独有的种群为fl-protebacteria和矿-protebacteria。Onuki等[691使用PCR-DGGE技术分析了生物强化除磷系统(EnhancedBiologicalPhosphateRemoval，EBPR)启动期污泥的群落结构。研究发现，尉伪和Rhodocyclusgroup类似。戴睿等口01从平行AN／AO工艺六个反应池取出活性污泥样品，采用PCR-DGGE技术对种群结构加以研究。结果表明，生物除磷过程中存在着丰富的a-Proteobacteria和fl-Proteobacteria，优势种群属于Devosiasp．、Paracoccussp．和Bdellovibriosp等，且大多数不能进行纯培养。王伟⋯采用PCR-DGGE研究了不同电子受体和不同碳源条件下的除磷污泥。分析表明，电子受体及碳源的不同会对系统的群落结构和数量产生影响，碳源种类对反硝化除磷污泥的种群结构影响较大。任南琪等172]利用PCR—DGGE技术分析了在A／OSBR反应器中不同阶段功能微生物的种群结构。研究发现，反应器恶化期和稳定期微生物群落结构差距很大。3．PCR-DGGE技术存在的问题PCR—DGGE技术在生物除磷系统除磷菌种群检测中有多方面的优势，但也存在着一定的局限性。首先，DGGE所分离的DNA片段通常在500bp以下f731，片段过长会造成结果的不确切。第二，理论上，只要选择的条件合适，DGGE可以分离一个碱基差异的DNA片段。但实际上，存在着不同碱基序列停留在同一凝胶位置的情况，称之为共迁移现象【74】。第三，DGGE通常只能检测出超过总菌群l％的微生物。第四，采用该方法无法了解种群的生理生化特性。鉴于以上存在的问题，方法上的优化显得尤为重要。2005年，Gavin[75】首次使用了双梯度DGGE(Double—GradientDenaturingGrMiemGelElectrophoresis，DGGEGE)技术，该技术是在DGGE条带中获得单一条带，再在更窄的变性梯度胶中进行DGGE。研究发现，该单一条带存在不同序列。因此，该技术拥有广阔的发展前景。此外，依赖于纯培养的DGGE也有助于获取更为清晰的条带。\n复合晶种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究1．4．2荧光原位杂交技术1．基本原理DGGE技术只能提供微生物种群多样性方面的信息，而无法对优势种群进行定量。荧光原位杂交技术(FluorescenceInSituHybridization，FISH)的基本原理是用一段荧光标记的探针与目标序列相结合，再在荧光显微镜下观察目标微生物的特征。荧光原位杂交技术可以与目标微生物原位结合，避免了其他微生物的影响。2．在生物除磷系统中的应用占茹等‘761利用FISH技术对反硝化除磷菌进行鉴定，发现以N03--N为电子时，优势反硝化除磷菌为Rhodocclussp．及其相关菌种，而几乎检测不到Pseudomonassp．。亢涵等‘771应用该技术对启动期的序批式反应器的微生物进行分析，结果表明，初期除磷菌的菌体结构松散，随着试验的运行，菌胶团逐渐密实。RaymondJ．Zeng等㈣分别在两个反应器中富集培养PAOs和DPAOs，应用FISH技术验证两种菌属的相互关系。结果表明，在两个反应器中删傀均大量存在，因此得知，优势种均为同一种微生物。3．FISH技术存在的问题第一，仅对已知微生物有效果。第二，FISH图片只能显示局部的种群结构信息。第三，容易出现荧光淬火等现象。第四，有些微生物自身荧光会干扰FISH的检测。1．4．316SrDNA克隆文库技术1．基本原理将扩增后的16SrDNA片段与载体连接，形成重组DNA，并将连接产物导入大肠杆菌感受态细胞中，涂布在Amp．Xgal／IPTG平板上培养。转化了重组DNA的大肠杆菌可以在该培养基上生长，而非转化子则不能生长。只含有空载体的宿主细胞在培养基上形成蓝色菌落，而含有外源基因的重组DNA在培养基上形成白色菌落，在培养基上随机挑取一定数量的白斑进行测序，构建克隆文库。2．在生物除磷系统中的应用王海燕等【79】应用该方法研究了MDAT-IAT工艺(ModifiedDemandAerationTank—InfemAerationTank)的IAT池的细菌多样性。结果表明，该系统中IAT池的优势细菌类群为Proteobacteria。\n济南大学硕士学位论文3．16SrDNA克隆文库方法存在的问题首先，该技术在重组DNA导入感受态大肠杆菌细胞时的成功率不高，形成白斑的量较少。其次，转化子出现的频率不能准确代表细菌的多样性，因为不同种类的细菌中的基因组包含的rRNA操纵子的数量不同。1．5课题研究的目的、意义和主要内容1．5．1课题研究的目的和意义生物除磷工艺具有成本低、无二次污染的优点，因此广泛应用于生产实践当中。但生物除磷工艺只能实现磷的去除而无法实现磷的回收利用。磷是一种重要的不可再生资源，因此磷的回收再利用将会是今后水处理发展的一大趋势。结晶除磷虽然可以实现磷的回收再利用，但单纯的结晶除磷效率相对较低。曝气生物滤池广泛应用于水处理中，然而曝气生物滤池属于好氧生物处理工艺，无法提供磷去除所需的厌氧／好氧交替运行的环境，因此对磷的去除率较低，一般在30％左右。新近开发的厌氧／好氧交替运行曝气生物滤池可以很大程度上提高曝气生物滤池的除磷效能‘801。该工艺是在一个运行周期内通过控制曝气，使两个滤池分别处于厌氧巧孑氧状态，通过转换曝气，使两个滤池交换曝气条件，从而使两组滤池交替性的处于厌氧／好氧的环境，通过对好氧滤池进行反冲洗，将增殖的生物膜排出系统，从而将磷从系统中去除。该工艺虽然可以显著提高曝气生物滤池的除磷效能，但无法实现磷的回收。因此，课题组在此工艺的基础上考虑通过向厌氧滤池中投加CaCl2，使得Ca2+与厌氧释放的磷酸盐在以滤料为晶种的表面结晶，使得污水中的磷酸盐一部分以结晶的方式析出，通过对厌氧滤池反冲洗实现磷的回收，从而实现生物．结晶协同除磷及磷的回收，即复合晶种滤池去除并回收磷工艺。在复合晶种滤池中起污染物去除效能的是具有特定功能的微生物种群，但其所代表的特定种属尚未可知。因此，本课题拟在前期晶种滤池除磷研究成果的基础上，研究探讨单级曝气生物滤池废水处理系统的启动特性，揭示滤池生态系统构建过程的微生物演替规律；考察复合晶种滤池系统的废水处理效能，探讨滤池微生物系统的种群结构特征；考察复合晶种滤池强化结晶废水处理效能及其对优势种群演替作用规律，为建立形成复合晶种滤池废水处理系统的稳定运行控制技术提供参考。\n复合晶种滤池的废水处理效姥及微生物生态学特性研究1．5．2课题研究的主要内容1．单级曝气生物滤池废水处理系统在好氧启动及稳定运行阶段的污染物去除效能及优势种群演替规律研究；2．复合晶种滤池系统的废水处理效能，滤池微生物系统的种群结构特征的研究；3．n(Ca)／n(P1对复合晶种滤池强化结晶系统废水处理效能及种群结构特征影响的研究。1．5．3技术路线图1．7技术路线图\n济南大学硕士学位论文第二章试验材料与方法2．1试验装置及运行方式试验装置实物图如图2．1，示意图见图2．2所示。试验装置由4根有机玻璃滤柱组成，柱高1000turn，内径70IIlITI，以滤池底部滤板为零计，每隔150113111设一取样口，用于取水样和滤料进行试验分析。距滤板100turn处接曝气管，由空气压缩机进行曝气。滤池底部为150mln砾石承托层，滤床有效高度为650111111。图2．1试验装置实物图连糸昔图2．2试验装置示意图出水口起群日名懈罄露永\n前两组滤池装填由课题组前期制备的钢渣基复合滤料，两组滤柱分别命名为钢渣基A柱和钢渣基B柱，后两组滤池装填由课题组前期制备的矿渣基复合滤料，两组滤柱分别命名为矿渣基A柱和矿渣基B柱。两种滤料实物图见图2．3，扫描电镜图见图2．4，两种滤料具体制备方法及其理化特性参见文献‘81】。(a)(b)图2．3滤料实物图(a)钢渣基复合滤料(b)矿渣基复合滤料(a)(b)图2．4滤料扫描电镜图(a)钢渣基复合滤料(b)矿渣基复合滤料由两种滤料的扫描电镜图可知，滤料表面较为粗糙，且充满深浅不一的沟壑，这些特性有利于微生物在填料表面和深层孔洞中富集，有利于滤料挂膜。16\n济南人学硕士学位论文2．2试验材料2．2．1试验用水试验用水为人工模拟生活污水，根据生活污水的主要水质指标采用人工配水的方式配制。每50L自来水中投加药剂种类及质量如下：15．00g可溶性淀粉，7．60gNH4C1，2．70gKH2P04，0．20gMgCl2，0．2gFeS04，0．35gNaCI，花园土浸出液lL提供微量元素，主要水质指标如表2．1所示。表2．1模拟生活污水水质2．2．2运行方式系统运行过程中共分三个阶段。第一阶段为四组曝气生物滤池独立启动及稳定运行阶段。原水由蠕动泵打入进水管，经滤池底部配水后以上向流方式进入滤池，流经滤池后由出水管排出系统，四组滤池均由底部的曝气管曝气，维持溶解氧4mg／L左右。第二阶段为A／O交替运行阶段。钢渣基A柱和钢渣基B柱为一组，矿渣基A柱和矿渣基B柱为一组，两组滤池分别交替的处于A／O状态。一个运行周期分为两个运行工况，以钢渣基滤池为例。工况一：钢渣基A柱为厌氧滤池，钢渣基B柱为好氧滤池，原水由蠕动泵将水从水箱打到钢渣基A柱底部，并以上向流方式流经此柱，钢渣基A柱出水沿管路进入钢渣基B柱底部，同样以上向流方式流经滤池，并由空压机提供曝气，钢渣基B柱出水由出水管排出系统。继而转换曝气条件，进入工况二：钢渣基B柱为厌氧滤池，钢渣基A柱为好氧滤池，原水由蠕动泵将水从水箱打到钢渣基B柱底部，并以上向流方式流经滤池，钢渣基B柱出水沿管路进入钢渣基A柱底部，同样以上向流方式流经滤池，并由空压机提供曝气，钢渣基A柱出水由出水管排出系统，完成一个运行周期。矿渣基滤池运行方式与钢渣基滤池相同。第三阶段为强化结晶阶段。即在第二阶段运行方式的基础上由蠕动泵向厌氧滤池中以不同n(Ca)／n(P)摩尔比投加CaCl2强化结晶。\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研究2．2．3试验仪器试验所需主要仪器设备名称及型号如表2．2所示。表2．2试验所需主要仪器设备名称及型号2．3分析方法2．3．1常规水质指标分析方法常规水质指标分析方法按照水和废水监测分析方法(第四版)‘821进行，测定指标及方法如表2．3所示。表2．3常规水质指标分析方法水质指标方法化学需氧量(CODc。)正磷酸盐(P043"-P)氨氮(NH3．N)亚硝态氮(N02"-N)硝态氮(N0s--N)溶解氧PH重铬酸钾法铝锑抗分光光度法纳式试剂光度法N．(1．萘基)．乙二胺光度法紫外分光光度法YSl5100便携式溶解氧仪PB一10酸度计\n济南大学硕士学位论文2．3．2分子生物学试验方法1．样品的采集及预处理在滤池运行至不同阶段，对滤池进行反冲洗，取一定量泥水混合液，静沉30min后，移去上清液，取lmL泥水混合物于1．5mL灭菌离心管中，7200r／min离心5min，弃去上清液，于一20℃保存，用于总DNA的提取。2．基因组总DNA的提取及检测基因组总DNA采用OMEGA公司生产的土壤DNA提取试剂盒(E．Z．N．A．mSoilDNAKit)参照产品使用说明进行提取。提取后的基因组总DNA采用琼脂糖凝胶电泳进行检测。试验条件如下：琼脂糖浓度0．5‰电压100V，电泳时间30min，溴化乙啶染色。Marker为宝生物工程(大连)有限公司生产的Z-HindIIIdigest，电泳结束后采用凝胶成像系统拍照。3．基因组总DNA的PCR扩增及检测试验采用嵌套式PCR，即首先以总DNA为模板进行第一轮PCR扩增，再以第一轮PCR扩增产物为模板进行第二轮PCR扩增。第一轮扩增所用通用引物为27f(5’一AGAGT]阿GATCCTGGcTCAG．3’)和1492r(5’一GG”队CCTTGn’ACGACTT．3’)，第二轮扩增所用通用引物为F357GC(5'-CGCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCACGGGGGGCCTACGGGAGGCAGCAG．3·)和R5l8(5，．AITACCGCGGCTGCTGG一3t)【831。50IxLPCR反应体系：2xTaqPCRMasterMix25pL，模板2¨L，上下游引物合计O．7pL，以无菌水补足50pL体系。PCR反应采用Touchdown程序，具体条件如下：95℃预变性4min，94℃变性30S，前20个循环退火温度为65—55℃，每个循环退火温度降低0．5℃，后10个循环退火温度为65—55℃，每个循环退火温度降低1℃，72℃延伸45S，最后72℃延伸lOmin畔】。扩增产物采用琼脂糖凝胶电泳进行检测。试验条件如下：琼脂糖浓度1％，电压100V，电泳时间30min，溴化乙啶染色。Marker为宝生物工程(大连)有限公司生产的DNAMarkerDL2000。电泳结束后采用凝胶成像系统拍照。4．变性梯度凝胶电泳采用Bio—Rad公司的Bio—RadDCodeTMUniversalMutationDetectionSystem对第二轮19\n复合品种滤池的废水处理效能及微生物生态学特性研艽PCR产物进行变性梯度凝胶电泳分析。变性梯度凝胶电泳条件如下：聚丙烯酰胺浓度为8％，变性剂梯度为25％．55％，上样量为第二轮PCR产物30“L，80V电泳12h。电泳结束后采用SYBRGreenI核酸染料对胶染色30rain。通过凝胶成像系统拍照，并采用QuantityOne对图像进行分析。切割目标条带于离心管中，分离目标条带中DNA，用于后续分析。5．基因克隆将上一步所得DNA采用引物F357(5’．CCl’AcGGGAGGcAGCAG一3’)和R518对其进行PCR扩增，扩增产物采用琼脂糖凝胶回收试剂盒进行纯化后用于克隆分析。克隆采用宝生物工程(大连)有限公司生产的PMDl9一T载体PCR产物克隆试剂盒，参照产品使用说明进行。6．取lmL培养至浑浊的菌液委托北京华大基因进行测序。测序所得序列在NCBI上使用BLAST程序进行相似性比对，并使用MolecularEvolutionaryGeneticsAnalysis(version4．O)建立系统发育树。2．4本章小结本章主要介绍了试验装置及运行方式、试验原水水质、试验所需主要仪器设备名称及型号、常规水质指标分析方法和分子生物学分析方法。20\n济南大学硕士学位论文曼曼皇!!曼曼鼍曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼曼皇曼!!!●IIII曼曼曼曼曼曼詈鲁喜皇皇曼曼曼曼皇曼皂量詈量昌昌量寡量詈曼曼曼鼍曼曼皇曼皇曼曼皇罡第三章曝气生物滤池废水处理效能及优势种群演替规律3．1滤池启动阶段废水处理效能及生物相分析滤池于2013年3月启动，由于水温较低，自然挂膜周期较长，因此采用接种挂膜的方式启动。接种污泥取自济南某污水处理厂A20工艺好氧池泥水混合液。将接种污泥分别投加于四个滤池并加入试验所需的人工模拟生活污水闷曝24h，此过程重复三次后滤池按设计流量O．175L／h开始进水，按第一阶段试验运行。此时四组滤池的水力停留时间均为4h，滤速为0．045m／h，四组滤池底部均由空气压缩机提供曝气，维持溶解氧在4mg／L左右。每隔24h监测进出水COD、正磷酸盐、氨氮、亚硝态氮、硝态氮、DO、PH等常规水质指标。3．1．1启动阶段废水处理效能试验分别考察了四组曝气生物滤池在启动阶段对COD的去除情况，试验结果如图3．1所示。OS10152025柏运行时间，d(a)'∞∞。60。菱：|2。uO51015202530运行时问／d(b)D510'52025300S10152025∞运行时同，d运行时问／d(c)