实验期间所用的实验装置主要包括SBR和厌氧发酵装置。如图1所示，SBR有效容积为8 L。4 L的位置设出水口，使得排水比为50%，顶部外侧设进水口，连接蠕动泵控制每周期的进水量。SBR内壁上具有固定DO、pH探头的孔位，在其底部固定曝气盘，由鼓风机压缩空气进入曝气盘，在其顶部安装电动搅拌桨，使液体混合均匀。如图2所示，厌氧发酵装置由有机玻璃制成，总有效容积为3 L，顶部密封，留有进泥口，pH、DO探头，加热棒孔位。厌氧发酵装置上部连接电动搅拌桨，使污泥充分搅拌。用加热棒维持发酵液温度为35 ℃。pH、DO探头实时监测发酵液的pH和DO浓度。每天加入NaOH溶液，维持发酵液的pH为10。发酵装置中投加的污泥浓度为(10 000±500) mg·L⁻¹，控制污泥龄为8 d。

SBR按照缺/好氧的方式运行(图3)，每天运行3个周期，每周期8 h。好氧阶段溶解氧浓度维持在(2.0±0.1) mg·L⁻¹，整个反应过程温度控制在(25±0.1) ℃。

实验分为2个阶段：驯化阶段以某高校家属区实际生活污水为实验用水，水质参数如下：COD为111.5~405.5 mg·L⁻¹、${\rm{NH}}_4^ + $-N为28.56~79.24 mg·L⁻¹、${\rm{NO}}_2^ - $-N为0~0.27 mg·L⁻¹、${\rm{NO}}_3^ - $-N为0.01~0.27 mg·L⁻¹、${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P为2.3~7.2 mg·L⁻¹；驯化结束后，投加以污泥碱性发酵液为碳源的配水，投加氯化铵和磷酸二氢钾补充氮源和磷源，同时投加氯化钙和硫酸镁作为营养液以及添加微量元素，配水水质如下：COD为300~350 mg·L⁻¹，${\rm{NH}}_4^ + $-N为40 mg·L⁻¹，${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P为8 mg·L⁻¹，CaCl₂为11.10 mg·L⁻¹，MgSO₄·7H₂O为91.20 mg·L⁻¹，微量元素浓度为100 mL·L⁻¹。

微量元素配制方法如下：EDTA 10 mg·L⁻¹、KI 0.18 mg·L⁻¹、CoCl₂·6H₂O 0.15 mg·L⁻¹、Na₂CoO₄·2H₂O 0.06 mg·L⁻¹、MnCl₂·4H₂O 0.12 mg·L⁻¹、CuSO₄·5H₂O 0.03 mg·L⁻¹、H₃BO₃ 0.15 mg·L⁻¹、FeCl₃·6H₂O 1.5 mg·L⁻¹。

接种污泥取自北京某污水处理厂二沉池回流污泥，该污泥呈黄褐色，浓度为10 000 mg·L⁻¹，经过稀释后接种。污泥中几乎无丝状菌，污泥絮体之间结合紧密，压缩、沉降性能和活性较好，SVI为70~90 mL·g⁻¹。

在分析过程中，对污泥形态进行了染色镜检观察，对污泥沉降性能(SVI)、污泥粒径、污泥表面电荷(Zeta电位)、污泥相对疏水性(RH)和污泥胞外聚合物(EPS)等内容进行了测定。污泥SVI采用静沉法^[6]测定；Zeta电位采用Microtrac Zetatrac电位仪测定；污泥粒径采用Microtrac S3500型激光粒度仪测定。污泥相对疏水性(RH)的测定方法^[21]：泥水混合液离心后，用蒸馏水清洗3次；使用玻璃棒研碎颗粒，用蒸馏水稀释至原体积。超声波处理后，静止5~8 min，取上清液在600 nm波长处测定吸光度(A)。取上述步骤中的水样，向其中加入正辛烷或十六烷，振荡；静沉5~8 min后取水相，在600 nm波长处测吸光度(B)；根据式(1)计算RH。

式中：P为污泥的相对疏水性；A为超声波处理后水样在600 nm波长处的吸光度；B为加入正辛烷或十六烷后水样在600 nm波长处的吸光度。

胞外聚合物(EPS)的提取方法^[22]：取泥样(混合态)，离心10 min后，上清液倒掉；将0.05%氯化钠溶液水浴加热70 ℃，将该溶液倒入离心之后的泥样中，定容至原体积，用涡旋混合器混合；泥样离心后，上清液过0.45 μm的膜即为LB-EPS；向泥样中加入氯化钠并定容至原体积，放入65 ℃水浴中，消解30 min，中间每5 min振荡一次；泥样离心后，上清液过膜即为TB-EPS；采用革兰氏和纳氏染色法，通过OLYMPUS-BX61显微镜观察污泥形态。

分别对种泥、未膨胀污泥和黏性膨胀污泥进行革兰氏染色和纳氏染色，随后在显微镜下观察污泥形态特征。如图4(a)和图4(b)所示，种泥中几乎没有丝状菌伸出菌胶团之外，污泥絮体之间结合紧密，絮凝沉降压缩性能较好。如图4(c)和图4(d)所示，目测未膨胀污泥絮体丝状菌丰度值约为1，较种泥中有所增加，但是总量远低于菌胶团细菌，污泥絮体结构较种泥稍开放、松散，沉降压缩性能良好。如图4(e)和图4(f)所示，恶性膨胀污泥SVI达到540 mL·g⁻¹，但仅观察到少量的丝状菌从菌胶团中伸出，丝状菌丰度值约为2，污泥从正常的紧凑絮凝物变成更为开放、松散的不规则絮状物，并且有许多游离细菌，表明SBR中SVI的上升不是因为丝状菌的过度增殖，而是由于发生了黏性污泥膨胀。

如图5所示，前15 d为驯化阶段，此阶段每天投加生活污水，SVI维持在70 mL·g⁻¹左右，污泥沉降性能良好。驯化结束后，每天加入以发酵液为碳源的配水，进水COD为300~350 mg·L⁻¹，经过30 d左右的运行，SBR的SVI由最初的70 mL·g⁻¹升高至150 mL·g⁻¹左右，此时未发生污泥膨胀。随着运行时间的推移，SVI逐渐升高，最终达到540 mL·g⁻¹，泥水难以分离，发生严重的黏性膨胀。剩余污泥在碱性发酵时会产生大量有机物，这些有机物主要是强碱条件下剩余污泥中微生物细胞壁破裂，细胞中流出的物质发酵产生的挥发性脂肪酸(VFA)，在生物脱氮除磷过程中，VFA是微生物容易利用的有机物。短时进水的运行模式也保障了SBR内具有较高的底物浓度梯度，同时在好氧阶段反应器内溶解氧充足。根据动力学选择理论，在底物含量充足的条件下，绝大多数的菌胶团细菌比丝状菌的KS和U_max值要高，因此，丝状菌生长受到限制，菌胶团细菌生长占优势。与其他强碱相比，用NaOH调节pH时，污泥发酵混合液的脱水性能较差；同种强碱条件下，温度为35 ℃的发酵混合液脱水性能比25 ℃差，虽然产生的有机物含量较高，但是增加了发酵混合液黏性^[23-24]。本研究剩余污泥在35 ℃条件下发酵且用NaOH调节pH，故产生的发酵混合液脱水性能差、黏度高。因此，将其作为碳源加入SBR内，会造成泥水分离困难、沉降性能逐渐恶化，最终导致反应器内发生黏性膨胀。

如图6所示，在黏性膨胀的过程中，EPS总量变化不大，但LB-EPS含量逐渐增加，TB-EPS含量逐渐降低，且LB-EPS含量变化幅度大于TB-EPS。以上研究结果表明，EPS总量与污泥沉降性能之间没有显著的相关性，应进一步研究LB-EPS和TB-EPS对污泥沉降性能的影响。

如图7所示，SVI与LB-EPS之间呈现出相对较强的相关性(R²=0.892 88)，这表明LB-EPS的大量存在会对污泥絮凝沉降产生不利影响。随着发酵液的不断投加，泥水混合液脱水性能变差，泥水分离困难，导致污泥絮体结构松散，产生具有较低密度且高度多孔的污泥絮凝物。LB-EPS位于胞外聚合物的外层，是可以向周围环境扩展的黏液层，此时大量的结合水会进入污泥絮体中，因此，污泥絮体含水率不断增大，LB-EPS含量也会逐渐增高。然而TB-EPS位于胞外聚合物的内层，流变性较小，与细胞之间的结合较为紧密，能稳定地附着在细胞壁上。但是在污泥絮体外层结构逐渐开放、脆弱的过程中，TB-EPS也会受到一定外部水力作用的冲击，造成含量下降。但与LB-EPS相比，其含量的变化相对较小而且对污泥沉降性能的影响不显著。

如图8所示，在污泥黏性膨胀的过程中，污泥沉降性能(SVI)与污泥絮体的粒径大小之间没有相关性(R²=0.036 85)，这表明在本研究中污泥沉降性能的好坏对粒径大小没有影响。这可能是因为活性污泥絮体的结构、组成成分较为复杂，粒径只是对其表观尺寸的测量，并不能反映其复杂的内部结构^[25]。

图9为SBR不同阶段中Zeta电位绝对值的变化情况，在污泥膨胀的过程中污泥絮体具有净负表面电荷，且Zeta电位的绝对值呈现上升的趋势。

图10为SVI数值与Zeta电位绝对值的比较结果。可以看出，两者呈正相关性(R²=0.837 71)，即Zeta电位绝对值越高，污泥絮体表面负电荷越多，絮凝沉降性能越差。在厌氧发酵的过程中，剩余污泥自身的EPS会由细胞相转化为溶解态，溶解态的EPS会携带负电荷，随着发酵液的不断投加，负电荷逐渐积累。本研究以NaOH调节pH，Na⁺作为一价阳离子，不能中和大量的负电荷，不能压缩污泥絮体表面的双电层，因此，导致污泥表面的负电荷逐渐积累，进一步使颗粒间的静电斥力增加，从而打破静电斥力与范德华引力之间平衡，进而使系统中的细菌和絮状物难以相互吸附，污泥絮体处于扩张的状态，造成沉降性能的恶化。然而经典的DLVO理论^[18]是基于粒子表面光滑、形状均匀的这个假设，但实际上，由于EPS的存在，活性污泥絮体表面极其复杂，因此，还应该研究EPS对Zeta电位的影响。

如图11所示，LB-EPS浓度与Zeta电位绝对值有显著相关性(R²=0.885 29)，TB-EPS浓度与Zeta电位绝对值相关性较低(R²=0.678 54)。污泥絮体表面电荷的数量取决于离子化基团的数量，LB-EPS位于外层，含有的离子化基团数量较多，直接影响污泥絮体表面电荷的数量，其含量的变化对污泥表面电荷的影响较大。TB-EPS位于内层，其内部各种大分子排列紧密，与污泥絮体表面电荷关联较小，所以其含量变化对Zeta电位影响有限。

图9为SBR系统内相对疏水性(RH)的变化情况。可以看出，随着污泥的SVI不断提高，污泥的RH逐渐降低。通过比较SVI值与RH(图10)可以发现，两者有一定的负相关性(R²= 0.678 54)，这表明RH降低会导致沉降性能变差。当疏水作用克服污泥表面负电荷之间的静电斥力后，污泥中菌胶团或单个细胞才能够相互靠近，絮体才能通过阳离子结合，最终通过氢键稳固絮体结构。以上结果表明，活性污泥的絮凝沉降性能与污泥表面负电荷和污泥絮体的RH三者紧密相关，污泥表面负电荷的积累会对污泥的疏水能力产生不利影响，进而导致污泥沉降性能变差。

由图11可见，与TB-EPS(R²=0.717 82)相比较，LB-EPS(R²=0.776 68)与相对疏水性的相关性稍强。LB-EPS中含有带电或极性官能团数量较多，在氢键的作用下，这些官能团易于与水分子相结合，形成一个含水率较高的黏液层，且会削弱絮凝物之间的结合作用，使污泥絮体处于扩张的状态，此时污泥具有更大的比表面积，疏水能力下降，含水率增加。而TB-EPS在内层，体积小且密度大，与细菌之间结合的较为紧密，而且含有较少量的带电官能团和极性基团，内部含有的结合水较少，其含量的较小变化不足以对污泥的相对疏水性能产生较大的影响^[26-27]。

1)采用SBR，以剩余污泥碱性发酵液作为进水碳源，经过55 d的运行后，SVI逐渐升高至540 mL·g⁻¹，最终发生黏性污泥膨胀。

2)在发生黏性膨胀的过程中，EPS总量变化并不大且与污泥沉降性能无显著相关性，但其结构发生显著变化，LB-EPS/TB-EPS比例由0.92增加至2.92，位于外层且结构松散的LB-EPS含量显著增大，位于内层且结构紧密的TB-EPS含量降低，这是导致污泥絮体呈现松散状态的主要原因。与TB-EPS相比较，LB-EPS对污泥沉降性能、表面电荷累积、疏水能力的影响更显著。

3)在黏性膨胀的过程中，污泥的表面性质对污泥沉降性能也会产生较大的影响，Zeta电位绝对值越大，RH越小，活性污泥的沉降性能越差。黏性膨胀污泥粒径与沉降性能之间并无直接相关性。