磷酸氢二钾(K₂HPO₄)、七水合硫酸镁(MgSO₄·7H₂O)、无水氯化钙(CaCl₂)、磷酸二氢钾(KH₂PO₄)、七水合硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O)、葡萄糖、氯化铵(NH₄Cl)、蛋白胨、牛肉膏均为分析纯；为保证提供微生物生长所需的物质，在废水中加入微量元素，微量元素组分为硼酸(H₃BO₄)、七水合硫酸锌(ZnSO₄·7H₂O)、七水合氯化锰(MnCl₂·7H₂O)、五水合硫酸铜(CuSO₄·5H₂O)、钼酸钠(MoNa₂O₄)、氯化镍(NiCl₂)、六水合氯化钴(CoCl₂·6H₂O)、碘化钾(KI)。接种污泥取自哈尔滨市百威啤酒厂污水处理二沉池中的活性污泥，污泥的基本性质如下：MLSS为5 290 mg·L⁻¹，SVI为177.6 mg·L⁻¹，粒径小于0.2 mm的污泥占总比的99.8%，呈絮状灰褐色。

实验采用自制式气升式内循环序批式反应器^[10]，实验装置见图1。反应器为双层有机玻璃柱构成，柱体积为5.0 L，高径比(H/D)约为15，其中外部管经约为8 cm，高约120 cm，内部管径约为6 cm，高约为90 cm，出水口距底部40 cm，反应器的进水、曝气、沉降以及排水时间由PLC控制器进行控制，反应器采用外部水浴控温。

本研究采用3个并列的反应器柱，分别为R1、R2和R3，实验连续运行60 d，SBAR反应器的主要运行参数：进水时间为5 min，曝气时间为333~345 min，沉淀时间为5~15 min，排水时间为5 min，运行周期为6 h，表面气流速度为2.4 m·s⁻¹，曝气量为0.32 m³·h⁻¹，温度为30 ℃。0~10 d，曝气时间为335 min，沉降时间为15 min；11~20 d，曝气时间为340 min，沉降时间为10 min；21~60 d，曝气时间为345 min，沉降时间为5 min。

COD、${\rm{N}}{{\rm{H}}^ +_4}$-N、TP、MLSS和SVI采用标准方法^[11]测定；颗粒污泥的粒径分布利用激光粒度分布仪测定；胞外聚合物(EPS)采用分光光度法测定；多糖采用硫酸-蒽酮法测定；蛋白质采用考马斯亮蓝G-250法测定。

EPS 采用改良型热提取法提取。松散型胞外聚合物(LB-EPS)的提取方法：取40 mL泥水混合物，在4 ℃、2 100 r·min⁻¹的条件下离心10 min，取上清液，经0.45 μm的微孔膜过滤，所得液体即为LB-EPS。紧密型胞外聚合物(TB-EPS)的提取方法：用生理盐水将提取过LB-EPS的离心管中的剩余泥水混合物补足至40 mL，再80 ℃恒温水浴60 min，冷却后在4 ℃、12 000 r·min⁻¹的条件下离心10 min，取上清液经0.45 μm的微孔膜过滤，所得液体为TB-EPS^[12]。

在好氧颗粒污泥培养过程中，定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的MLSS和SVI值，结果见图2。从图2可以看出，R1在启动后的第17天，污泥颜色从接种时的黄褐色变为淡褐色，并且出现较小颗粒，此时反应器中存在较多絮状污泥，SVI值为49.8 mL·g⁻¹。运行26 d后，R1中污泥颗粒不断增加，反应器中颗粒污泥占主体地位，其SVI值为38.27 mL·g⁻¹。在运行至第35天，R1中的颗粒略有解体现象，但在8 d之后，又重新形成颗粒，至反应器运行结束为止。在整个运行期间，MLSS最大值可达6 431 mg·L⁻¹，SVI值可降到30.32 mL·g⁻¹；R2和R3在运行到第17天，反应器中都出现较多颗粒，SVI值分别为63.05 mL·g⁻¹和76.2 mL·g⁻¹；R2在运行至第26天，反应器中基本没有絮状污泥，实现颗粒化，此时颗粒SVI值为42.79 mL·g⁻¹，MLSS值为5 609 mg·L⁻¹；反应器继续运行至第55天，SVI值最低降至16.98 mL·g⁻¹；R3在运行至第43天，SVI降至32.86 mL·g⁻¹，且在运行过程中，反应器内污泥浓度较低，MLSS值仅为3 347 mg·L⁻¹，导致其对污染物的降解效果明显下降。

经分析可知，进水在不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥的性状有较大区别，在C/N比为15时，培养的好氧颗粒污泥的稳定性最好。其中R1(C/N=10)在运行阶段形成颗粒，但是随着反应器的持续运行，出现颗粒大部分解体现象。造成这种现象的原因可能由于C/N比较低，丝状菌长势过度，导致颗粒粒径增大，结构松散，最终好氧颗粒污泥解体，这与赵霞等^[13]在SBR中培养好氧颗粒污泥得到的结果一致。R2(C/N=15)在整个污泥培养的过程中，颗粒运行稳定，未出现颗粒解体的现象。R3(C/N=25)在污泥培养过程中，由于C/N比值较高，氮源不足，菌体繁殖量少，不利于微生物的积累，导致反应器中污泥量较少，不利于对有机物的稳定去除。

在反应器运行过程中，采用激光粒度分布仪定期对颗粒粒径进行检测，结果见图3。从图3可以看出，R1中的颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒分布呈先上升后下降再上升的趋势，颗粒经历解体再形成的过程。在第25天，粒径大于0.2 mm的颗粒占比为49.29%；且粒径在0.2~0.6 mm的颗粒占37.89%；0.6~1.0 mm的颗粒占8.88%；1.0~2.0 mm的颗粒占2.52%。虽然R1形成颗粒，但是颗粒粒径较小，很容易解体成絮状污泥。而R2中颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒分布起初一直呈上升的趋势，后期趋于平稳。在第55天，大于0.2 mm的颗粒占比达到76.43%，且粒径在0.2~0.6 mm的颗粒占比达到45.24%；0.6~1.0 mm的颗粒占17.56%；1.0~2.0 mm的颗粒占比为13.63%，在颗粒化后，R2反应器中的颗粒粒径主要在0.2~1.0 mm。R3中的颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒开始呈增加趋势，在第25天达到最大，占比为73.56%。粒径在0.2~0.6 mm的颗粒占38.39%；0.6~1.0 mm的颗粒占19.32%；1.0~2.0 mm的颗粒占比为15.75%；之后，大于0.2 mm的颗粒略微下降，但占比依然保持50%以上。

由此可见，C/N比为15和25时，好氧颗粒污泥的粒径主要分布在0.2~1.0 mm，R2中占比为62.8%，R3中占比为57.7%，颗粒分布较均匀。

1)碳氮比对COD去除率的影响。进水COD值为1 500 mg·L⁻¹，在不同碳氮比情况下，R1、R2和R3的进出水COD值以及对COD的去除率见图4。可以看出，在反应器运行初期，接种污泥中的微生物处于适应期，对COD的去除率有较大波动。运行13 d后，3个反应器中COD的去除率呈现上升趋势，17 d后，趋于平稳，R1由50%上升到83%；R2由44%上升到88%；R3由68%上升到89%。在运行到第35天，由于R1内的好氧颗粒污泥出现解体，对COD的去除效果有所下降，但也保持在70%以上，随后经历颗粒再形成，对COD的去除率上升到80%以上，最高可达84%，但是运行到第51天，R1对COD的去除率又下降到70%，之后到运行结束，虽有提高，但是最高只达到77%；R2在经历污泥适应期后，对COD的去除率一直保持在80%以上，最高可达93%；R3在经历污泥适应期后，对COD的去除率达到最大值后略有下降，在此之后虽有波动，但是基本保持在80%以上。

由此可见，C/N比为15时好氧颗粒污泥对COD的去除率保持在80%以上，而且运行过程稳定，不存在颗粒解体现象。有研究^[11]表明，好氧颗粒污泥在C/N比从20降低至10的过程中对COD的去除率保持在87%，这与本研究的结果基本相符。

2)碳氮比对TP去除率的影响。在好氧颗粒污泥培养过程中，定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的TP去除率以及进出水内TP的浓度，结果见图5。可以看出，在反应器运行初期，接种污泥中的微生物处于适应期，对TP的去除率有较大波动。在运行13 d后，R1、R2和R3中的TP去除率呈现上升趋势，17 d后，趋于平稳，R1中的TP去除率由44%上升到92%；R2由54%上升到92%；而R3在第21天后，趋于平稳，对TP的去除率由69%上升到89%。其中，R1在运行35 d后，反应器内好氧颗粒污泥部分解体，对TP的去除率由92%下降到65%，在第37天，略微升高后又下降至53%，之后稳定在80%以上；R2对TP的去除率在经历适应期后迅速上升，在第15天之后，趋于稳定，始终保持对TP的去除率在80%以上，最高可达91%；R3对TP的去除率在经历20 d左右的适应期后，达到平稳，之后有所波动，但保持在80%以上。

C/N比为10的条件下，由于出现颗粒解体现象，导致对TP去除效果在培养后期呈现较大波动；C/N比为15的条件下，好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定；C/N比为25的条件下，培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果有波动，但也保持在80%以上。在本研究中，由于R1在运行过程中存在污泥解体现象，分析其原因可能是由于反应器内硝态氮的增多，抑制了释磷菌的活性，不利于释磷菌对磷的去除^[14]，因此，造成R1反应器对TP的去除率呈现较大程度的降低。通过分析可知，在C/N比为15的条件下，培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定。

3)碳氮比对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N去除率的影响。在好氧颗粒污泥培养过程中，定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N去除率，结果见图6。可以看出，不同C/N比条件下，培养的好氧颗粒污泥对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除效果有显著差异。在污泥接种阶段，反应器内的污泥微生物处于适应阶段，R1、R2和R3对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率有明显的先下降后上升再趋于平稳的趋势，其中R1对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率由55%上升到70%，随后略有下降，在第40天，去除率达到最低，为49%，之后，R1对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率始终保持在50%以上。在整个培养阶段，R1对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率均达到49%以上，最高可达70%；R2在接种阶段对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率有明显下降，在第9天后迅速回升，对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率保持在70%左右，在第9天，达到最高值，为75%；R3对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除率由21%上升到42%，在之后略有下降，但仍保持在30%以上。

不同碳氮比条件下，培养的好氧颗粒污泥对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除效果有较大影响，在C/N比为15时效果最好。造成这种显著差异的原因可能是由于在R1中的进水${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N含量要高于R2，而较高的氨氮负荷会抑制硝化菌和反硝化菌的活性，导致对${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的去除效果下降，这也和刘宏波等^[12]的研究结论相符，而R3中的进水${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N的含量过低，导致反应器内微生物量不足，无法有效去除${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N。

在好氧颗粒污泥培养过程中，定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的EPS及其组分变化，结果见图7。可以看出，在整个好氧颗粒污泥的培养阶段，R1和R3内的EPS总量呈先上升后下降再上升的趋势，R2内的EPS总量呈先迅速上升后缓慢上升的趋势。在污泥培养的前21 d，3个反应器内的EPS总量都呈快速上升的趋势，R1的EPS总量为96.88 mg·g⁻¹；R2的EPS总量为87.89 mg·g⁻¹；R3的EPS总量为108.37 mg·g⁻¹，而这一时期颗粒污泥正处于快速形成期。但在第35天，R1反应器内污泥的EPS总量由96.88 mg·g⁻¹减少至86.56 mg·g⁻¹，而后呈上升趋势，在第54天，EPS总量为112.17 mg·g⁻¹；R2中颗粒污泥的EPS总量整体呈现缓慢上升的趋势，在第35天，由87.89 mg·g⁻¹减少至82.66 mg·g⁻¹，在第43天，增加至92.55 mg·g⁻¹，在第49天，减少至86.45 mg·g⁻¹，在第54天，增加至99.17 mg·g⁻¹；R3中的EPS总量在21 d后呈快速减少的趋势，在第43天，由108.37 mg·g⁻¹减少至60.58 mg·g⁻¹，之后缓慢上升，在第54天，增加至95.89 mg·g⁻¹。3个反应器内的EPS总量的变化趋势与好氧颗粒污泥的稳定状态一致。由此可知，在好氧颗粒污泥的培养过程中，碳氮比对好氧颗粒污泥中的EPS含量有较大影响，这与孙洪伟等^[15]的研究结论一致，且EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系。

R1中的紧密型EPS含量由最初的30.12 mg·g⁻¹增加至第54天的65.62 mg·g⁻¹，随着运行时间呈逐渐增加的趋势，松散型EPS的含量由24.25 mg·g⁻¹增加至第21天的52.03 mg·g⁻¹，在第43天，降低至39.72 mg·g⁻¹，在第54天，增加至46.55 mg·g⁻¹；R2中的紧密型EPS含量由30.12 mg·g⁻¹增加至第43天的51.01 mg·g⁻¹，在第49天，减少至45.76 mg·g⁻¹，在第54天，又增加至54.20 mg·g⁻¹，松散型EPS的含量由24.25 mg·g⁻¹增加至第21天的44.05 mg·g⁻¹，在第35天，减少至39.60 mg·g⁻¹，在第54天，增加至44.97 mg·g⁻¹；R3中的紧密型EPS由30.12 mg·g⁻¹增加至第21天的54.79 mg·g⁻¹，随后降低至第49天的30.61 mg·g⁻¹，在第54天，增加至51.43 mg·g⁻¹，松散型EPS的含量由24.25 mg·g⁻¹增加至第21天的53.58 mg·g⁻¹，随后降低至第49天的29.97 mg·g⁻¹，在第54天，增加至44.46 mg·g⁻¹。经分析可知，在好氧颗粒污泥培养过程中，不同碳氮比的条件下，紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大。

分析其变化趋势可知，在污泥培养的前21 d，3个反应器内的松散型EPS含量都呈快速增加的趋势，而在第35天，R1中的松散型EPS含量迅速降低，在第49天，又缓慢增加，这一趋势与R1中的颗粒的粒径变化趋势相一致；R2中的松散型EPS含量在第35天增加至最大值后，呈相对稳定的趋势；R3中的松散型EPS的含量在第35天达到最大值，呈先降后升的趋势。可见，3个反应器中松散型EPS的变化均与其颗粒粒径的变化趋势相吻合，这与夏志红等^[16]的研究结论相一致，这说明松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成、维持其稳定性方面起到了更重要的作用。

1)在C/N为10、15和25的条件下均能形成好氧颗粒污泥，C/N比为15时，污泥颗粒化效果最好，此时，好氧颗粒污泥粒径大于0.2 mm的颗粒占76.43%，SVI值为16.98 mL·g⁻¹。

2)不同碳氮比对好氧颗粒污泥的降解性能均有影响，在C/N为10时，对COD、${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N和TP的最高去除率为84%、70%和92%；在C/N为15时，对COD、${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N和TP的最高去除率为93%、75%和91%；在C/N为25时，对COD、${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}$-N和TP的最高去除率为95%、43%和92%，C/N比为15时，对有机物的去除效果最好。

3)在好氧颗粒污泥培养过程中，EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系，而不同碳氮比的条件下，紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大，其中松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成、维持其稳定性上起到更重要的作用。