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根据活性微生物在污水中的生长条件和生长状态，生物处理技术分为悬浮生长工艺(活性污泥法)和附着生长工艺(生物膜法)[1]。在附着生长处理系统中，微生物(细菌、真菌、藻类、微型动物等)会借助水力动力和自凝聚作用黏附于载体(填料)上，形成微生物及其代谢产物所组成的膜状活性体系生物膜[2]。
生物膜特性直接决定水处理效果，研究者们采用各种参数来表征生物膜特性。常采用生物量(MLSS)、活性生物量(MLVSS)表征活性微生物数量。采用扫描电子显微镜(SEM)或共焦激光扫描显微镜(CLSM)揭示生物膜结构与形貌[3-4]，可以看出，生物膜具有复杂的三维结构，由细胞团簇、孔道和胞外聚合物(EPS)组成。EPS是分布于细胞表面的高分子化合物，由微生物细胞代谢、自溶、脱落及进水基质组成，对维持生物膜结构完整性和代谢产物传质通道的畅通性起着至关重要的作用。根据EPS在生物膜中位置，可分为溶解性EPS(外层，S-EPS)、松散结合型EPS(中层，LB-EPS)和紧密结合型EPS(内层，TB-EPS)[5-6]。一些生化特性指标，如脱氢酶活性(DHA)，也常用来表示生物膜微生物活性[7]。
微生物在载体表面快速、稳定地附着是生物膜法成功的基础。影响微生物附着的因素可归纳为微生物特性、载体特性、环境特性3个方面[8]，其中生物载体是最基本的、也一直是生物膜领域的研究热点。有研究表明，载体类型[9]、比表面积[10]对附着在载体上的生物膜特性有显著影响。沸石拥有非常高的比表面积(2 000 m2·g−1)，但其表面多数微孔环境(1~1.5 nm)难以被微生物利用，生物膜难以更新；高分子有机材料因其优越的物理结构、低廉的成本而广泛应用于污水处理，但表面化学特性(电荷性、生物亲和性等)较差，导致生物膜在形成速度、数量、紧密度等方面存在问题。载体尺寸与孔径大小同样对生物膜的数量、结构和活性有着较大的影响[11]。NGUYEN等[12]以不同尺寸海绵作为载体，在厌氧和好氧下进行挂膜实验，结果表明，中等尺寸(2 cm×2 cm×2 cm)拥有最佳的生物膜量和废水处理效果。AHMAD等[13]同样发现中等尺寸(15 mm)聚氨酯泡沫有利于维持好氧区与厌氧区之间的平衡。
在已有的报道中，对于载体表面物理结构和载体外尺寸研究较多，但对载体内部孔径及其生物膜特性研究很少。微孔孔径小的载体比表面积大，生物膜可附着面积多，但微孔中老化的生物膜难自行从孔隙中排出，会因堵塞而使内比表面积锐减，不能正常发挥应有净化作用[14]。适当扩大载体内部孔径有利于提高生物量与废水处理效率[15]，但会增大水力剪切作用造成生物膜脱落，且不利于载体内部厌氧氨氧化反应[16]。因此，载体内部孔径过大、过小均不利生物膜生长与脱落，不利污水处理。载体内理想的微孔孔径不仅可以为生物膜附着和生长提供足够的空间，而且可促进微生物细胞与基质之间物质扩散和氧传递。本研究从生物膜生物量、EPS组分、DHA和生物膜结构等方面，考察了载体微孔孔径对生物膜特性的影响，分析了不同孔径载体废水处理效果，探索了载体内部微孔孔径与生物膜特性的相关性，以期为从内部微孔孔径角度合理选择与研发新型载体提供参考。
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实验载体为购自市场(昆山茂祯电子有限公司)的5种孔径(0.6、1、2、3、4 mm)聚氨酯过滤海绵，加工成约10 mm×10 mm×10 mm的立方体小块(R1、R2、R3、R4、R5)。用0.85%乙醇溶液浸泡1 d，取出用蒸馏水清洗，自然晾干后待用。不同载体性能参数如表1所示。平均孔径反映载体内部微孔孔径特征；孔隙率为材料内部孔隙体积占其总体积的百分率，采用浸泡介质法[15]测定；表观密度为单位体积载体的干质量，采用容重法测定，孔隙率和表观密度反映载体孔径数量和利用率；空隙率为单位体积载体所具有的空隙体积比，采用体积法[17]进行测定；亲水性表征载体的亲水性能，以持水倍率[15]表示。
实验装置如图1所示，主体由5根材质、尺寸相同柱状有机塑料柱并联构成。反应柱直径为10.20 cm，高度为23.10 cm，有效容积为1.5 L，各反应器中载体的体积填充率均为40%。反应器在室温(20±5) ℃下运行，由空气压缩机供氧，转子流量计控制供气量，维持反应器中DO浓度为2.58~5.24 mg·L−1，使用智能定时器控制曝气时间。
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在自来水中分别添加葡萄糖、氯化铵、磷酸二氢钾，并补充微量元素浓缩液作为微量元素来源[12]，配制成人工模拟废水，采用磷酸缓冲溶液维持进水pH为7.5~8.0。模拟废水基本组成如下：(551.19±32.87) mg·L−1 COD、(31.16±4.41) mg·L−1
NH+4 -N、(5.56±0.73) mg·L−1 TP、0.61 mg·L−1 NaCl、0.19 mg·L−1 Ca(OH)2、5.07 mg·L−1 MgSO4·7H2O、0.28 mg·L−1 MnCl2·4H2O、0.44 mg·L−1 ZnSO4·7H2O、0.39 mg·L−1 CuSO4·5H2O、0.42 mg·L−1 CoCl2·6H2O、1.45 mg·L−1 FeCl3、30.00 mg·L−1酵母浸膏。采用接种挂膜法进行挂膜启动，污泥取自马鞍山市某污水厂曝气池，清洗后闷曝48 h，再将污泥(4 000 mg·L−1)投入各反应器中。
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在整个实验期间，采用序批式生物膜法(SBBR)运行，每天运行2个周期，每个周期包括曝气(10 h)、沉淀(1.5 h)、排水与进水(0.5 h)。在挂膜期间，为保持接种污泥量，每周期换水率为50%。15 d后，载体内表面均出现分散的污泥颗粒，反应器换水率调整到100%。
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使用指标MLSS、MLVSS表征生物膜量，EPS表征生物膜化学组成，f、DHA表征生物膜活性；使用SEM观察生物膜微观结构与形貌特征。
根据报道的方法[18]，在载体挂膜后，将待测样品剪切成2 mm×2 mm×1 mm的小块，浸没于2.5%的戊二醛溶液中，放置于4 ℃冰箱，固定1.5 h；取出后，再采用0.85%的生理盐水轻微漂洗固定样品3次，每次10 min；接着依次利用30%、50%、70%、90%、100%的乙醇溶液对样品进行梯度脱水，脱水时间为15 min，脱水后冷冻干燥；最后，用离子溅射镀膜仪进行喷金处理。处理完成后，采用扫描电镜(SEM，JSM-6490LV，日本)观察拍摄。
生物膜MLVSS、MLSS采用重量法[19]测定，将MLVSS与MLSS的比值记作f。EPS采用加热法进行分层提取[20]，其中PN和PS分别采用改进的Lowry法[21]和苯酚-硫酸法[22]，将两者之和作为EPS总量。对载体成熟生物膜EPS进行分层分质分析，外层S、中层LB、内层TB中的EPS量分别以S-EPS、LB-EPS、TB-EPS表示；各层蛋白质和多糖分别以S-PN、LB-PN、TB-PN和S-PS、LB-PS、TB-PS表示；总蛋白质、多糖、EPS分别以Tol-PN、Tol-PS、Tol-EPS表示。
DHA采用改进的TTC法[7]测定。在测定样品加入所有试剂后，不直接进行水浴，而是先放入4 ℃冰箱低温冷藏24 h，再进行水浴与萃取，可使TTC扩散到整个生物膜层厚度，提高TPF萃取量。
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COD、
NH+4 -N、TP等均采用国家标准方法[19]进行测定；DO、温度采用便携式溶解氧测定仪(雷磁JPBJ-608)测定；pH采用数显pH计(雷磁pHS-25)测定。 -
采用Excel对测量数据统计，平行样取均值；采用Origin与CAD完成相关图表制作；采用SPSS19软件进行载体内微孔孔径与生物膜特性、水处理效果相关性分析。
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微生物在载体表面形成生物膜是一个不断更新的动态过程，大量游离细菌逐渐固定在载体上，并不断地固着繁殖、累积、老化、脱落，使生物膜不断地维持与环境相符的数量和活性[23]。本研究中的反应器共运行75 d，除去15 d接种期外，根据生物膜量与活性的变化规律，分为3个时期[24]：挂膜增殖期(0~15 d)、稳定增殖期(15~45 d)和成熟稳定期(45~60 d)。不同反应器内载体生物膜量的变化情况如图2所示。
挂膜增殖期，丰富的营养物质使各微孔载体微生物迅速增殖，载体上生物膜量逐渐累积且变幅较大，微孔孔径对生物膜量与f的影响并不显著，小孔径载体(R1~R3)生物膜的MLVSS、MVSS略优于大孔径载体(R4、R5)。而在生物膜成熟稳定后，小孔径载体的生物膜量显著大于大孔径载体，其结果为R1((27.02±1.06) mg·cm−3)>R2((25.85±2.30) mg·cm−3)>R3((23.94±1.72) mg·cm−3)>R4((21.47±1.37) mg·cm−3)>R5((19.60±2.83) mg·cm−3)。这是因为小孔径的聚氨酯海绵拥有更高的内部比表面积，其为微生物提供更多的可附着、生长空间。尽管小孔不利于载体孔径深度方向的传质(载体中心区域几乎见不到生物膜)，但内部也不易受到水力剪切作用的干扰，且小孔径载体外层区域依然可附着较为可观的生物量。大孔径载体的高空隙率会产生更为剧烈的水力剪切作用和其他物理化学作用，从而加速生物膜解吸脱落速率，在一定程度上限制了生物膜量的增长[25]。
R1~R5对应的f分别为0.898±0.006、0.913±0.007、0.914±0.003、0.923±0.008、0.932±0.006，其随载体内微孔孔径的增大而增大。这是因为小孔容易截留、累积污水中的无机物杂质，且不易于大孔径载体生物膜的脱落与更新，因此，f会低于大孔径载体。
不同微孔孔径对生物膜EPS的影响如图3所示。从EPS分层看，TB层>S层>LB层，TB层EPS占总量的72.13%~74.68%，与细胞紧密结合的TB-EPS是EPS的主要组成部分，受内层分泌TB-EPS的挤压，分布于生物膜外层S-EPS、中层LB-EPS结构疏松、流动性较强，含量较低[26]；从组分看，各层蛋白质含量高于多糖，PN/PS为1.30~1.99，这说明蛋白质为EPS主要组分[21,26]。生物膜EPS在各层各组分的分布具有相似的规律，说明载体微孔孔径大小对EPS各组分在各污泥层的分布规律影响较小。
从微孔孔径上看，EPS各组分含量随孔径的增大而递增，R1~R5的Tol-EPS分别为(73.19±9.17)、(80.48±12.19)、(84.11±13.29)、(93.28±14.52)、(104.07±13.56) mg·g−1，主要体现在TB-EPS的增长。微生物生长条件的差异会影响其生长速率进而影响EPS的产量[27]，大孔有利于废水流通于载体内表面，从而提高了废水与载体内微孔的接触频率，使营养物质、DO的传输速率更高，促进了微生物的生长代谢速度，故可分泌更多的EPS。此外，大孔径内更为剧烈的水力条件会也促进具有保护细胞免受外界影响、维持生物膜稳定作用的EPS分泌[28]。
脱氢酶是微生物细胞所产生参与污染物氧化分解的氧化还原酶，能一定程度上反映微生物对有机物的降解能力[29]。在实验中，不同微孔孔径载体生物膜脱氢酶活性如图4所示。由图4可知，各微孔载体生物膜DHA变化与生物量变化吻合。在挂膜增殖期，游离微生物逐渐固定于载体上，不断吸收营养物质而大量增殖，代谢活动剧烈，DHA从1.28~8.42 mg·(g·h)−1迅速上升至36.02~76.86 mg·(g·h)−1；在稳定增殖期，DHA在26.88~124.31 mg·(g·h)−1波动，这是因为微生物由物化依附载体向生化黏附载体过渡，迅速增殖的微生物受水力剪切等环境作用，不断脱落与更新，导致DHA有较大波动变化。成熟期生物膜逐渐成熟稳定，DHA较高，且趋于稳定。
在生物膜成熟稳定后，R1~R5的DHA分别为(116.48±13.68)、(120.80±12.65)、(96.80±13.29)、(125.30±8.75)、(156.02±16.56) mg·(g·h)−1。小孔径聚氨酯载体拥有更高的生物量，高生物膜量会堵塞污泥内部的通道和空穴，进而抑制营养物质和氧的传质，使生物膜活性降低[30]，大孔径载体传质快，代谢旺盛，生物膜脱落与更新更为频繁，有助于脱氢酶活性的提高，因此微孔孔径小的载体生物膜DHA值低于微孔孔径大的载体生物膜。
不同载体在成熟稳定期的生物膜微观结构表征结果如图5所示。聚氨酯载体内孔骨架较为光滑，孔径分布均匀、立体多层(图5(a))，骨架结构为微生物生长提供了丰富的附着空间，错综的孔径结构也能为内部生物膜提供良好的隐蔽环境，减少水力剪切力对生物膜的冲刷。不同结构载体上微生物的黏附会形成不同形貌生物膜，继而影响生物膜的生长发育，这些形貌差异是由载体与载体、载体与水流之间摩擦作用产生的剧烈水力条件所造成[31]。小孔径载体(R1、R2)内生物膜(图5(b)、图5(c))结构松散，细菌群落生长较慢，可见较多的丝状菌。由于适度的水力剪切作用刺激微生物EPS的分泌，中等孔径载体(R3、R4)生物膜具有多孔性和致密性(图5(d)、图5(e))，载体与细菌菌落具有较强的黏结作用，球形菌、丝状菌多呈菌落形式均匀分布于EPS基质中，形成非常致密、较均匀的网状结构。大孔径载体(R5)生物膜为抵御更为强烈的水力剪切力，分泌大量的黏性聚合物(EPS)使生物膜致密且粗糙，表面拥有丰富的孔洞结构(图5(f))。但细菌群落不多见，可能是较大的剪切作用将细菌从载体表面剥离，阻碍了细菌群落的生长。
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各微孔孔径载体反应器污染物出水浓度、去除效果如图6所示。生物膜在挂膜增殖初期，由于生物膜累积较薄，未形成良好的好氧、厌氧区域[32]，对含C有机物、N、P元素的吸附、降解与转化能力较弱。随后微生物迅速繁殖，COD、
NH+4 -N、TP的去除率迅速上升，10 d后，各反应器出水COD降至40.0 mg·L−1，去除率均可达90%以上，且各微孔孔径载体对污染物去除效果并未呈现明显的差异。在生物膜稳定增殖期，小孔径载体，尤其是R1表现出强烈的去除优势，COD、NH+4 -N、TP的出水浓度较低，去除率可维持在82.3%~98.3%、73.1%~99.1%、78.5%~98.1%。因为小孔径载体积累了很高的生物量，小孔形成的隐蔽区域也为硝化菌与反硝化菌提供了良好的生活环境，高生物量、好氧-厌氧区域的形成使小孔径载体拥有优异的废水处理效果。微孔孔径最大的R5载体出水浓度较劣且不太稳定，其对COD、NH+4 -N、TP的去除率为49.4%~94.8%、59.1%~87.1%、38.3%~95.9%。尽管大孔径载体的生物膜活性(DHA)更高，但强烈水力剪切作用使其生物膜发育缓慢。当生物膜成熟稳定后，小孔径载体(R1、R2)对COD、TP的去除率出现略微下降，这可能是小孔不利于生物膜更新，生物膜活性降低导致的。大孔径载体(R5)对污染物去除效果仍是最差。中等孔径载体表现出很好的污染物去除效果，R3和R4对COD、NH+4 -N、TP的平均去除率分别为94.2%±0.8%、96.3%±1.6%、96.4%±3.5%，98.9%±0.6%、92.3%±3.4%、92.8%±2.8%，载体反应器出水中COD、NH+4 -N、TP浓度低于40.0、1.5、0.6 mg·L−1。总之，中等孔径载体在生物膜成熟后拥有稳定污染物去除效果与生物膜动态生长，更适合污水处理中载体的长期应用。 -
图7为生物载体内微孔孔径、生物膜特性以及废水处理效果间的相关系数矩阵图，可根据颜色深浅直接看出不同参数之间相关性的正负与强弱。
载体微孔孔径与MLVSS、MLSS的相关系数分别为−0.963(P<0.01)、−0.949(P<0.05)，呈显著负相关。载体微孔孔径与生物膜f (相关系数=0.945，P<0.05)、DHA(0.717)呈正相关性，两者表征微生物活性具有同向性。载体微孔孔径与PN、PS、EPS之间的相关系数分别达到0.964 (P<0.01)、0.893 (P<0.05)、0.940 (P<0.05)，均呈显著正相关。大孔径载体生物膜为了抵御强烈的水力冲击等外部环境影响，微生物会分泌更多的黏性EPS。此外，PN、PS与EPS相关系数分别为0.979、0.987，说明胞外聚合物组分之间相互影响。
从废水处理效果来看，载体微孔孔径与污染物去除率之间相关性均不显著，其与COD、
NH+4 -N、TP去除率之间的相关性系数分别为−0.335、−0.292、−0.306。说明在生物载体的应用过程中，过度地增大或减小载体内微孔孔径并不一定有益于生物膜反应器的废水处理效率的提高。废水处理指标之间相关性很强，COD与NH+4 -N(相关系数=0.982，P<0.01)、COD与TP(相关系数=0.981，P<0.01)、NH+4 -N与TP(相关系数=0.932，P<0.05)均呈现显著正相关。中等微孔孔径(2 mm、3 mm)载体不仅能维持适量的微生物量，还能保持良好的生物膜结构与活性，为生物膜反应器提供良好的长期运行条件与处理效果(图8)。因此，通过选择适宜的载体微孔孔径来控制生物膜特性，可保证优异的生物量、活性和更新状况，是使生物膜反应器在长期运行中保持高效处理效果的关键性因素。
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1)小孔径载体(R1、R2)的微小孔径阻碍了营养物质和DO的渗透，导致其生物膜结构较为松散，微生物以高比表面积的丝状菌为主；大孔径载体(R5)会分泌大量的黏性EPS，使其生物膜结构更为致密；中等孔径载体(R3、R4)拥有良好的生物膜结构，杆状菌、球形菌和丝状菌共存。
2)微孔孔径大小与MLVSS (相关系数=−0.949，P<0.05)和MLSS (相关系数=−0.963，P<0.01)呈显著负相关，MLSS、MLVSS均随着载体微孔孔径的增大而减小。
3)载体微孔孔径与PN (相关系数=0.964，P<0.01)、PS (相关系数=0.893，P<0.05)、EPS (相关系数=0.940，P<0.05)、f (相关系数=0.945，P<0.05)呈显著正相关。由于水力剪切、营养物质传输等作用，微孔孔径大的R3~R5载体上的生物膜具有更高的生物活性(DHA、f )，有利于胞外聚合物的分泌与积累，主要体现在TB-EPS层的显著增长。但载体内微孔孔径大小对EPS各组分在各污泥层的分布规律影响较小。
4)在生物膜挂膜增殖的前中期，高生物量使小孔径载体拥有更为优异的废水处理效果。但在生物膜成熟稳定后，中等孔径R3 (2 mm)、R4 (3 mm)载体表现出最为优异的生物膜特性与污染物去除效果，对COD、
NH+4 -N、TP的去除率分别稳定在94.2%~98.9%、92.3%~96.3%、92.8%~96.4%，说明2~3 mm的微孔孔径最为适宜。
载体内微孔孔径对生物膜特性及废水处理效果的影响
Effect of carrier micropore diameter on biofilm characteristics and wastewater treatment performance
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摘要: 为解决载体內部微孔孔径在废水生物膜法中缺乏选型依据的问题，采用5种孔径(0.6~4 mm)聚氨酯海绵生物载体构建了SBBR，考察了载体内微孔孔径对生物膜特性(MLSS、EPS、DHA)及废水处理效果的影响，分析了载体内部微孔孔径与生物膜特性的相关性。结果表明：载体内微孔孔径与MLVSS、MLSS呈显著负相关，而与PN、PS、EPS和f呈显著正相关；高生物量使小孔径载体(0.6 mm，1 mm)在反应器运行前中期拥有最佳的废水处理效果，同时过多的生物膜在微孔环境中会堵塞内部的通道和空穴，进而抑制传质，使生物膜活性(DHA、f )降低；而大孔径载体(4 mm)内部传质快、水力剪切作用强，加速生物膜解吸脱落速率，促进了生物膜活性的提高与EPS(主要是TB-EPS)的释放，但同样限制了生物膜量的增长。相较而言，中等孔径载体(2 mm，3 mm)适宜的微孔不仅能维持适量的微生物量，还能保持良好的生物膜结构和活性，为生物膜反应器提供良好的长期运行条件和处理效果。Abstract: In order to improve the lack of selection basis of micropore size of the carrier of wastewater biofilm process, polyurethane sponge carrier with 5 micropore diameters (0.6~4 mm) were used to build five laboratory-scale sequencing batch biofilm reactors (SBBR). The effect of the micropore diameter of the carrier on the biofilm characteristics (biomass, EPS and DHA) and wastewater treatment performance was investigated. The relationship between the micropore diameter of the carrier and the biofilm characteristics was analyzed. The results showed that the micropore diameter of the carrier was negatively correlated with MLVSS and MLSS, but positively correlated with PN, PS, EPS and f. During the early and middle periods of SBBR operation, high biomass led to the best wastewater treatment effect by the small-pore carrier (0.6 mm, 1 mm), and meanwhile too much biofilm blocked the internal channels and holes in the microporous environment, thus inhibited the mass transfer, and reduced the biofilm activity (DHA, f). However, for the large-pore carrier (4 mm), the mass transfer was fast and the hydraulic shear was strong, which accelerated the desorption and detaching rate of biofilm, promoted the biofilm activity and the EPS release (mainly TB-EPS), but limited the growth of biofilm biomass. Comparatively, the appropriate micropore in medium-pore carrier (2 mm, 3 mm) could not only maintain the appropriate microbial biomass, but also ensure an excellent biofilm structure and activity, providing good long-term operating conditions and treatment performance.
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盐酸林可霉素（LCM）属于林可酰胺类抗生素，用于治疗各种细菌感染，对革兰氏阳性菌有灭杀作用，因此广泛应用于人类及兽类相关疾病的治疗、预防等等领域[1]. 动物及人体代谢相关研究表明，该药物在体内代谢速度慢，人体有大概5%—15%的LCM以原形排出，而动物体内60%的林可酰胺类药物以原形排出[2-3]，因此相当部分LCM会排泄出体外并进入环境水体. 然而却很少有针对LCM在自然条件及人工强化条件下降解的去除研究，同时对其降解过程的中间产物、降解路径也知之甚少.
在污水处理厂或自来水厂中，UV/H2O2结合是去除水中污染物的有效间接光降解方法之一[4-6]. 其主要原理被认为是通过H2O2的光解产生活性较强的羟基自由基（·OH），羟基自由基（·OH）可以以很高的速率并且非选择性地氧化有机污染物[7-8]，同时在该反应过程中不会引入新的污染物. 因此本文主要研究LCM在UV/H2O2体系中不同条件下的降解情况，同时通过鉴定LCM降解过程的中间产物，提出LCM在该反应中的降解途径，并对反应过程的中间产物进行毒性预测. 为水环境中残留的林可酰胺类的抗生素类药物的去除与控制提供有效思路，为水质安全保障提供理论依据和技术支撑.
1. 实验部分（Experimental section）
1.1 实验试剂及仪器
实验材料：盐酸林可霉素（纯度>95%）购自于麦克林试剂（上海），乙腈（HPLC）、甲醇（HPLC）购自于Honeywell试剂（广州），乙酸铵（HPLC）、异丙醇（HPLC）购自于科密欧试剂（上海），30%过氧化氢（H2O2）、硫代硫酸钠、腐殖酸购自于阿拉丁试剂（上海）.
实验仪器及分析软件：岛津TOC-L VCPN、高效液相色谱质谱联用仪（HPLC-MS/MS, 5500 Q-trap, AB Sciex, USA）、高效液相色谱串联飞行时间质谱仪（AB-Triple TOF 5600+, LC20D HPLC, X500R, AB SCIEX, USA）、SCIEXOS（1.3.1）、TEST，version 5.1,EPA,USA、磁力搅拌器、pH计（PHS-3E）、紫外光灯（20 W，254 nm）.
1.2 实验装置
该实验使在配备有20 W且波长为254 nm的紫外光灯的台式设备下进行，具体实验装置见图1. 在直径为10 cm的结晶皿中加入100 mL初始浓度为10 mg·L−1的LCM和H2O2的混合溶液，研究不同条件下对LCM降解影响. 在一定时间间隔取样1 mL的样品放入离心管中，在实验过程中利用硫代硫酸钠进行淬灭反应，每组实验均设置3组平行样.
1.3 分析方法
使用HPLC-MS/MS测定实验过程中LCM的浓度变化情况. 使用C18柱（2.1 mm×150 mm，5 μm，SHARPSIL-U）以0.3 mL·min−1的流速分离相关组分，进样量为5 μL. MS/MS检测器的操作参数见表1. 母离子/子离子的选择及碰撞能量见表2.
表 1 MS/MS检测器的运行参数Table 1. Operation parameters of the MS/MS detector参数 Parameter 离子化方式Ionisation 扫描模式Scan type 离子源温度TEM 气帘气CUR 雾化气GS1 辅助气GS2 CAD 电喷雾电压IS 扫描时间 Total scan time 分析条件 Analytical conditions ESI MRM 500 ℃ 30 psi 45 psi 30 psi 8 psi 5500 10 min | Show Table
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表 2 化合物的MRM参数和保留时间Table 2. MRM parameters and retention times of compounds分析物 Analyte 母离子 Precursor ion （m/z） 子离子 Product ion （m/z） DP/ V CE/ eV Lincomycin 1 407.0 126.0 50 33.12 Lincomycin 2 407.0 359.0 30 24.72 | Show TableDownLoad:
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使用LCMS-TOF 5600+（LC-TOF-MS）分析了LCM在UV/H2O2过程中的降解产物. 使用ZOBAX SB-C18柱（4.6 mm×150 mm,5 μm）以0.3 mL·min−1的流速分离相关组分，进样量为5 μL.
使用岛津TOC-L VCPN分析仪测量降解过程中的总有机碳（TOC），通过TC-IC法测量TOC的衰减来评估实验期间LCM的矿化程度，以对LCM的降解程度进行评估.
利用软件工具（TEST, version 5.1,EPA,USA）来预测中间产物的潜在毒性. 该软件是根据化学结构的物理特性预测毒性的数学模型，可提供48 h水蚤LC50预测值、大鼠口服LD50数据集值、Ames诱变值等.
2. 结果和讨论（Results and discussion）
2.1 UV/H2O2对LCM的降解
图2为pH7.3时LCM在不同条件下的降解情况. 结果表明，仅有紫外线照射时LCM几乎不发生分解，该现象与Paola等的研究一致[9]，同时在仅有H2O2条件下LCM也基本不会被氧化. 但在UV/H2O2的共同作用下，LCM可被迅速降解，且反应先快后慢，如反应5 min时即可被去除60%，15 min后反应速率显著降低，至反应结束30 min时去除率可达98%. 这是因为紫外线可以直接激活H2O2产生羟基自由基，如公式（1）和公式（2）所示·OH具有极强的得电子能力，其氧化电位为2.8 V，可以通过寻找氢、加成和电子转移等方式攻击有机化合物[5,10].
图 2 不同条件下LCM的降解Figure 2. Degradation of Lincomycin hydrochloride during different treatment method[LCM]=10 mg·L−1, [H2O2]=50 mg·L−1H2O2+hv→⋅OH (1) ⋅OH+LCM→TP (2) 2.2 LCM的降解动力学
在UV/H2O2体系中研究了10—90 mg·L−1的H2O2浓度对LCM分解的影响. 在本研究中，利用准一级动力学方程拟合水该反应的实验数据. 拟合结果表明，投加不同浓度的H2O2，该反应体系的R2均大于0.95，因此该反应过程服从准一级反应动力学，这与大多数药物的光化学降解遵循准一级动力学模型相同[10-12].
−lnCC0=kt (3) 其中，C0（mg·L−1）为LCM初始浓度，C（mg·L−1）为t时刻LCM浓度；k（min−1）为拟一级降解速率常数；t（min）是反应时间. 检测反应中LCM浓度随时间的变化情况，拟合–ln（C/C0）—t绘制图3.
图 3 不同初始H2O2浓度下的降解动力学Figure 3. Decomposition kinetics at different initial H2O2 concentrations[LCM]=10 mg·L−1当H2O2浓度从10 mg·L−1逐渐增加时，由于更多的紫外线被H2O2吸收，产生的羟基自由基也随之增加，导致反应速率加快. 因此，当H2O2浓度为10 mg·L−1时，一级反应速率常数为0.0615 min−1，随着H2O2浓度增大，反应速率常数也随之增加，在浓度为50 mg·L−1时，速率常数达到0.1286 min−1，这时再增加H2O2的浓度，反应速率开始降低，当浓度为90 mg·L−1时，反应速率为0.0875 min−1. 这种现象是因为在较高的H2O2浓度下，羟基自由基会与过量的H2O2反应生成过氧自由基，并且新生成的过氧自由基也会与H2O2反应，导致H2O2的利用率降低. 从而造成了投加高浓度的H2O2时，该反应的降解速率反而降低，在利用UV/H2O2体系降解药物的许多研究中都出现了类似的情况[10,12-13].
2.3 环境条件对LCM降解的影响
为了探究环境条件对LCM降解的影响，研究了LCM在不同pH和不同浓度腐殖酸时的降解情况（如图4）. 在pH较低的时候发现LCM表现出了极好的降解速率，随着pH的增大，降解速率逐渐降低. 这可能是由以下原因造成的，一方面是LCM在酸性条件下的不稳定性，导致其在酸性条件下更容易被分解，导致降解速率较高[14]. 另一方面是在碱性条件下·OH容易与OH-发生反应形成O·－，如公式（4），而O·-的氧化能力比·OH低；并且HO2-与H2O2反应，降低了H2O2的利用率，从而间接减少了羟基自由基的形成，如公式（5）；此外H2O2在碱性条件下会加快自我分解，也会导致产生的羟基自由基减少，如公式（6）[12-13,15]. 因此在天然水体中利用UV/H2O2去除LCM可以通过调节pH至酸性或中性，以加快反应速率.
图 4 不同的pH值（a）和腐殖酸（b）浓度下LCM在UV/H2O2氧化过程中的降解曲线Figure 4. Decomposition curves of LCM in UV/H2O2 oxidation process under different pH（a）and humic acid（b）[LCM]=10 mg·L−1, [H2O2]=50 mg·L−1⋅OH+OH−→H2O+O⋅− (4) HO−2+H2O2→H2O+O2+⋅OH (5) 2H2O2→H2O+O2 (6) 由于腐殖酸是地表水体中常见的溶解性有机物，并且会清除自由基，从而降低反应速率[16-17]；也有报道称，腐殖酸可以与水生环境中的污染物反应形成光氧化剂来促进反应[18]. 因此，为了研究腐殖酸对LCM降解过程的影响，投加不同浓度的腐殖酸到UV/H2O2体系中. 实验结果表明，即使少量的腐殖酸也会对该反应产生抑制效果，并且随着腐殖酸的添加，LCM的降解速率不断降低. 因此，该体系中存在腐殖酸会降低LCM的降解速率，如果在天然水体中去除LCM，应该先去除腐殖酸以达到较好的降解效果.
2.4 中间产物及降解途径
LCM是一种抗生素，属于林可酰胺类，由吡喃糖环、酰胺部分和吡咯烷环组成，LCM中有两个可能的氧化攻击位点：硫甲基和吡咯烷氮[9,19]. 为了研究LCM在UV/H2O2体系中的降解机理，以及对LCM降解过程中产生的中间产物进行毒性预测，使用LC-TOF-MS分析和电喷雾电离（ESI）检测来鉴定降解过程中的中间产物.
根据保留时间、分子离子、质量碎片离子和经验公式，在LCM降解过程中共鉴定出22种主要副产物（TPs），其中16种为比较确定的产物结构，6种为猜测可能存在的产物结构. LCM的C—S键容易受到·OH的攻击，造成硫甲基的脱离[20]；LCM的酰胺部分和吡喃糖环上会失去羟基和丢失一分子水，吡咯烷环上会失去一分子水，并且还会发生吡喃糖环的裂解[19]. 根据鉴定的中间产物的结构式，提出了以下LCM的6种降解途径（图5）.
图 5 UV/H2O2氧化过程中LCM的降解途径Figure 5. Proposed decomposition pathways of LCM during UV/H2O2 oxidation process.2.5 中间产物的毒性预测
使用TOC-L VCPN分析仪测定了LCM在UV/H2O2处理过程中总有机碳（TOC）的变化. 如图6所示，反应20 min后，LCM的去除率为92%，但TOC基本保持不变. 反应30 min后，LCM的去除率达到98.4%时，TOC仅下降0.8%；在继续反应过程中，当反应时间为60 min时，TOC去除率为28.4%.
图 6 UV/H2O2过程中LCM分解过程中的矿化情况Figure 6. Mineralization during the decomposition of LCM during the UV/H2O2 process[LCM]=10 mg·L−1, [H2O2]=50 mg·L−1由此可见，在短时间内大部分LCM在降解过程中分解为中间有机产物，仅有少部分LCM完全矿化，然而在长时间的反应过程后，LCM可能最终会被完全矿化，但该过程缓慢，在环丙羧酸和双氯芬酸降解过程中也有类似的报告[10,21]. 因此，研究LCM降解过程中产生的中间产物并评价中间产物的毒性就显得尤为重要，利用QSAR对LCM的中间产物进行毒性预测. Ames致畸性
LCM和其转化产物的QSAR毒性预测结果可见于表3. 对于大型蚤48 hLC50，LCM属于没有急性毒性，而LCM的转化产物LCM-280、LCM-374、LCM-170和LCM-127的大型蚤LC50落在10—100 mg·L−1的范围内，在全球化学品统一分类和标签制度的规定中，被判定为对大型蚤具有有害效应，LCM-356的预测值为8.61 mg·L−1，被判定为具有中等毒性. 而在小鼠经口染毒LD50预测中，LCM的预测值为1291.60 mg·kg−1，在全球化学品统一分类和标签制度的规定中，属于4类（300 mg·kg−1<LD50<2000 mg·kg−1）具有轻微危害作用，而LCM的转化产物LCM-280、LCM-340和LCM-356的LD50的预测值落在50—300 mg·L−1的范围内，属于具有中度危害的物质. 在Ames致畸性预测方面，LCM及其产物均呈阴性，显示没有致畸风险.
表 3 T.E.S.T.软件计算的药品和中间产物的毒性评估Table 3. Toxicity assessment for pharmaceuticals and transformation products calculated by T.E.S.T. software.化合物名称Compound name 大型蚤/（mg·L−1）Daphnia magna LC50（48 h） 小鼠经口给毒/（mg·kg−1）Oral rat LD50 Ames致畸性Ames Mutagenicity LCM 771.87 1291.60 0.07（Mutagenicity Negative） LCM-TP390 345.29 557.28 0.08（Mutagenicity Negative） LCM-TP344 523.57 2056.44 0.03（Mutagenicity Negative） LCM-TP328 221.90 2117.80 0.16（Mutagenicity Negative） LCM-TP346 1598.07 2459.67 0.01（Mutagenicity Negative） LCM-TP312 163.37 538.60 −0.07（Mutagenicity Negative） LCM-TP260 735.75 2201.19 0.23（Mutagenicity Negative） LCM-TP316 579.49 2862.69 0.18（Mutagenicity Negative） LCM-TP298 127.12 985.53 0.08（Mutagenicity Negative） LCM-TP280 89.41 143.37 0.07（Mutagenicity Negative） LCM-TP256 124.69 3396.18 0.16（Mutagenicity Negative） LCM-TP388 171.95 370.50 0.04（Mutagenicity Negative） LCM-TP374 67.52 N/A 0.36（Mutagenicity Negative） LCM-TP340 136.19 296.22 0.02（Mutagenicity Negative） LCM-TP322 42.59 211.30 0.17（Mutagenicity Negative） LCM-TP268 68.86 N/A 0.04（Mutagenicity Negative） LCM-TP356 8.61 N/A 0.40（Mutagenicity Negative） LCM-TP288 619.73 3949.44 0.25（Mutagenicity Negative） LCM-TP170 27.87 1037.97 0.07（Mutagenicity Negative） LCM-TP127 20.30 540.60 −0.04（Mutagenicity Negative） LCM-TP358 477.89 2233.90 0.01（Mutagenicity Negative） LCM-TP326 129.21 364.75 −0.01（Mutagenicity Negative） LCM-TP360 1380.21 2113.15 −0.02（Mutagenicity Negative） LCM-TP328 221.90 2117.80 0.16（Mutagenicity Negative） | Show TableDownLoad:
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3. 结论（Conclusion）
（1）UV/H2O2体系是污水处理厂中降解LCM的一种有效途径，在该反应体系中，30 min后LCM（10 mg·L−1）的去除率达到98%以上，且降解过程服从准一级反应动力学模型.
（2）该反应在酸性和中性条件下是有利的，但在强碱性条件下反应明显被抑制，腐殖酸等共存有机物的存在可明显降低反应速率.
（3）中间产物的鉴定以及毒性预测的结果表明，LCM在降解过程中会产生生物毒性大于母体的中间产物，对水质安全存在潜在威胁.
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图 2 不同微孔孔径载体生物膜量与挥发性生物膜量
Figure 2. Biomass and volatile biomass of biofilm attaching on different microporous carriers
图 3 不同微孔孔径载体生物膜EPS在各层各组分中的分布
Figure 3. EPS components in different layers of biofilm attaching on different microporous carriers
图 4 不同微孔孔径载体生物膜DHA在运行中的变化
Figure 4. DHA variation of biofilm attaching on different microporous carrier during the operation
图 5 不同微孔孔径载体生物膜SEM图
Figure 5. SEM images of biofilm attaching on different microporous carrier
图 6 各反应器处理出水中污染物浓度及其去除效果
Figure 6. Pollutants concentrations in effluent and their removal effciency in reactors
图 7 载体内微孔孔径、生物膜特性以及污染物去除率间的相关系数矩阵图
Figure 7. Matrix diagram of correlation coefficients among the carrier micropore diameter, biofilm characteristics and removal rate of pollutants
图 8 生物载体微孔孔径对生物膜及水处理效果的影响机制
Figure 8. Influence mechanism of micropore diameter of the carrier on the biofilm and performance of wastewater treatment
表 1 各尺寸聚氨酯载体主要性能参数
Table 1. Main property parameters of polyurethane carriers with various sizes
载体类型 平均孔径/mm 孔隙率/% 表观密度/(g·cm−3) 空隙率/% 持水倍率 R1 0.6 98.4 33.2 83.0 17.7 R2 1.0 97.7 29.5 85.0 19.3 R3 2.0 97.1 26.4 88.0 21.9 R4 3.0 96.3 24.7 94.0 22.5 R5 4.0 95.6 24.3 97.0 23.7
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