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好氧颗粒污泥是多种功能微生物的聚集体[1]。与传统活性污泥相比，好氧颗粒污泥在污水处理系统中具有更优越的性能，如结构紧密、沉降性能良好、生物量高、功能微生物丰富、对有毒物质耐受性强、能有效去除污染物等[2]。因此，好氧颗粒污泥是目前关注最多的污水处理技术之一。已有研究[3-5]表明，好氧颗粒污泥往往需要在有选择压力的特定条件下形成，如水力调节、沉降时间、营养-饥饿更替、进水负荷调整等。这些特定条件会影响微生物群落的代谢机能[2]，增加细菌胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的分泌[6]，进而促进颗粒化进程。
根据Monod方程，底物质量浓度对微生物的生长至关重要，高质量浓度底物在功能微生物的积累中起关键作用[7]。同时，底物质量浓度也会影响EPS的分泌[6]。因此，高有机负荷(organic loading rate，OLR)被认为是快速促进颗粒形成的方法之一[8]。ZHANG等[9]的研究表明，在OLR为24 kg·(m3·d)−1和12 kg·(m3·d)−1条件下，7 h和24 h出现颗粒污泥。然而，高OLR容易引起好氧颗粒污泥系统运行不稳定，出水水质变差，严重时甚至引起颗粒解体[8]。MOY等[10]报道，在OLR为6 kg·(m3·d)−1条件下培养颗粒污泥，发现颗粒表现出以丝状菌为主的蓬松形态，会对颗粒沉降性能造成影响。LIU等[11]的研究同样表明，高OLR会引发丝状菌生长，导致颗粒沉降性能变差和生物量减少，进而对颗粒的长期稳定性造成影响。SCHWARZENBECK等[12]的研究表明，在OLR为5.9 kg·(m3·d)−1条件下，培养出的颗粒中丝状菌过度生长，降低了颗粒的沉降速度。因此，高OLR条件下有效控制丝状菌的生长对于维持好氧颗粒污泥系统的稳定性至关重要。目前对于丝状菌生长的控制策略包括延长沉淀时间、降低C/N比、提高溶解氧、改变碳源等[13-14]。高景峰等[7]在底物中加入蛋白胨，能够抑制颗粒污泥中丝状菌的生长。陈希等[15]也发现，蛋白胨能够有效抑制丝状菌的生长并使颗粒密实光滑。因此，研究蛋白胨对于丝状菌生长的影响，有助于提高颗粒污泥在高OLR下运行的稳定性。高OLR作为促进好氧颗粒污泥快速形成的有效手段，在处理高质量浓度有机污水方面具有广泛的应用前景[16]。然而，目前有关高OLR条件下好氧颗粒污泥的形成和稳定性的报道较为缺乏，尤其是在高OLR条件下丝状菌的生长特性及其控制策略方面。此外，高OLR条件下微生物群落结构特征也少有报道，尚需开展更为广泛深入的研究。
本研究在实验室规模的序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)中，采用递增负荷4.8~14.4 kg·(m3·d)−1的启动方式，培养好氧颗粒污泥，考察高OLR条件对好氧颗粒污泥形成和稳定性能的影响，探究高OLR条件下丝状菌的生长规律及其控制策略，并进一步揭示微生物群落结构对于高OLR的响应，旨在为高负荷条件下控制系统内丝状菌生长并保持颗粒稳定性提供参考。
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实验采用SBR进行好氧颗粒污泥的培养(图1)。反应器由有机玻璃制成，呈圆柱形，高为1 000 mm，高径比为15，有效容积为2.5 L。反应器侧面每隔200 mm设置4个取样口，出水口位于反应器1/2处，排水比为50%。反应器设置水浴套管，外加电加热棒以维持反应器温度。反应器进水口设置在底部，通过蠕动泵(BT-300 EA，重庆杰恒)控制进水速度为0.08 L·min−1。曝气由空压机(GSX100，中国国厦)通过微孔曝气头从反应器底部供气，曝气速率由转子气体流量计控制为2.5 L·min−1。反应器运行周期为4 h，每天运行6个周期。每个周期进水15 min，初始曝气213 min，沉淀时间10 min，排水2 min。随着颗粒沉降速率的增加，曝气时间逐渐从213 min增加到221 min，沉淀时间逐渐从10 min缩短到2 min。反应器的进水、排水及曝气均通过定时开关采用半自动化控制。
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采用人工配水作为实验进水，根据有机碳源质量浓度和种类的不同，分为3个阶段，主要成分见表1。第Ⅰ阶段，OLR为4.8 kg·(m3·d)−1，NH4+-N为0.24 kg·(m3·d)−1。第Ⅱ、III阶段，OLR均为14.4 kg·(m3·d)−1；第Ⅱ阶段，NH4+-N为0.3~0.42 kg·(m3·d)−1；第III阶段，NH4+-N为0.42~0.6 kg·(m3·d)−1。以每阶段的OLR按照占比分配碳源，第Ⅰ阶段，采用无水乙酸钠(50%)和蔗糖(50%)作为混合碳源；第Ⅱ阶段，采用无水乙酸钠(45%)、蔗糖(45%)和蛋白胨(10%)作为混合碳源；第III阶段，采用无水乙酸钠(50%)和蛋白胨(50%)作为混合碳源，以氯化铵作为各阶段的氮源。实验用1 mg蛋白胨相当于约1.04 mg COD，氮的质量分数为12.7%。微量元素溶液组成如下：0.43 g·L−1 ZnSO4·7H2O，0.014 g·L−1 H3BO4，0.99 g·L−1 MnCl2·4H2O，0.25 g·L−1 CuSO4·5H2O，0.19 g·L−1 NiCl2·6H2O，0.24 g·L−1 CoCl2·6H2O。人工配水中微量元素溶液体积分数为3 mL·L−1。实验药品均采用化学纯。
本实验所采用的接种污泥来自重庆市鸡冠石污水厂曝气池，取原始污泥在反应器中闷曝24 h，调节混合液悬浮固体质量浓度(mixed liquid suspended solids，MLSS)至5 g·L−1左右后正常进水。
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MLSS、混合液挥发性悬浮固体质量浓度(mixed liquid volatile suspended solids，MLVSS)采用标准重量法测定。
污泥沉降速率(sludge settling velocity, SV)的测定：量取1 000 mL曝气末期处于完全混合状态的泥水，静置沉降5 min后，记录污泥沉降层液位高度；根据沉淀污泥体积占原混合液体积的比值算得SV5；同样地，静置30 min，记录此时污泥沉降层高度，根据沉淀污泥体积占原混合液体积的比值算得SV30。
污泥容积指数 (sludge index，SVI)的计算方法见式(1)。
式中：Q为污泥容积指数(SVI)，mL·g−1；S为30 min污泥沉降速率(SV30)，mL·L−1；M为混合液悬浮固体质量浓度(MLSS)，g·L−1。
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EPS分为溶解型EPS(soluble EPS，S-EPS)、松散结合型EPS(loosely bound EPS，L-EPS)和紧密结合型EPS(tightly bound EPS，T-EPS)。S-EPS、L-EPS和T-EPS的提取参照LIANG等[17]使用的方法。取30 mL反应器中污泥于50 mL无菌离心管中，在4 000g、4 ℃条件下离心10 min。弃掉上清液，加入30 mL PBS溶液，重悬并清洗细胞2次，随后将重悬的污泥液体经超声波破碎机冰浴破碎(20 kHz，40 W)，然后在2 000g、4 ℃条件下离心15 min，其上清液即为S-EPS。接着向离心管加入PBS再次将污泥重悬至30 mL，并向污泥悬液中加入0.06 mL(37%)的甲酰胺(为了增强L-EPS的提取效果)，然后将离心管置于4 ℃恒温振荡器中振荡1 h。最后将重悬液在5 000g、4 ℃条件下离心15 min，收集上清液，即为L-EPS。再次用PBS重悬污泥至30 mL，每克挥发性悬浮固体污泥加入70 g的阳离子交换树脂，在4 ℃、600 r·min−1条件下搅拌1 h，然后在10 000g、4 ℃条件下离心15 min，所得上清液即为T-EPS。多糖(polysaccharides，PS)含量采用硫酸-蒽酮法进行测定。蛋白质(proteins，PN)含量采用Lowry试剂盒方法(Solarbio，日本)测定。总EPS含量为PS和PN的总和。
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微生物群落结构基于MisSeq高通量测序及I-Sanger云平台由美吉生物医药科技有限公司(上海)测定。样品处理过程：取反应器中的颗粒污泥样品1 mL，使用E.Z.N.A. ® soil试剂盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, U.S.)抽提群落DNA，利用NanoDrop2000进行质量浓度和纯度检测，随后采用1%琼脂糖凝胶电泳检测DNA提取质量；纯化后的样品用338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)引物对对V3~V4可变区进行16S rRNA PCR扩增，然后用AxyPrep DNA Gel Extraction Kit进行纯化。利用QuantiFluor™-ST(Promega, USA)进行检测定量。利用Illumina MiSeq (Illumina，San Diego，USA)PE300平台进行测序。采用Usearch软件(Version 7.0 http://drive5.com/usearch/)进行聚类分析，在97%相似水平下进行生物信息统计。利用Excel 和Origin等软件，对上述基础数据进行整理和分析。
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常规水质指标NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N、总氮(TN)、COD的分析方法如下：NH4+-N采用水杨酸-次氯酸盐光度法，NO3−-N采用紫外分光光度法，NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法，COD采用重铬酸钾氧化法。采用光学显微镜和扫描电镜(SEM)对颗粒形态及表面结构进行观察。采用标准筛法测量颗粒粒径分布。
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1) 好氧颗粒污泥的形态特性变化。将闷曝后的活性污泥以MLSS为5 g·L−1接种在SBR中。初接种的活性污泥呈深褐色絮体状，在光学显微镜下能观察到菌胶团以及钟虫、轮虫等原生动物和后生动物。第I阶段，反应器以OLR为4.8 kg·(m3·d)−1、NH4+-N为0.24 kg·(m3·d)−1启动。经过23 d的培养，反应器内污泥仍然以絮状体为主，仅有少量颗粒出现，且粒径较小。这一现象表明低OLR条件下造粒缓慢。有研究[18]表明，高OLR能够加速好氧颗粒污泥的形成，可作为一种快速启动策略。因此，为了探究高OLR对颗粒形成的影响，第II阶段，在OLR为14.4 kg·(m3·d)−1、NH4+-N为0.3~0.42 kg·(m3·d)−1条件下，继续培养颗粒污泥。当OLR提高后，反应器内出现较为明显的颗粒，颗粒颜色逐渐变浅，由褐色变为黄色，有较清晰的边界。已有研究[19]表明，当颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒体积占比达到90%时，认为颗粒完成造粒。在反应器运行到43 d时，反应器内粒径大于0.2 mm的颗粒占比超过90%，表明好氧颗粒污泥形成。此条件下形成的颗粒粒径在0.83~1.18 mm的占比最多，为29.6%；粒径大于2.36 mm的占比为13.9%(图2(a))。这表明，高OLR下不仅能促进好氧颗粒污泥的形成，而且能够形成粒径更大的颗粒。NGUYEN等[20]也发现，当OLR从2.5 kg·(m3·d)−1增加到10 kg·(m3·d)−1时，好氧颗粒污泥粒径随着OLR的增加而增加，且较高的OLR可形成直径为3~4 mm的颗粒。然而，镜检表明，在高OLR条件下，虽然颗粒形态基本完好，但颗粒表面却有大量丝状菌呈放射状生长，部分颗粒结构松散、边缘疏松(图3(a)~图3(c))。这一结果表明，虽然高OLR能够加快颗粒化进程，但是容易引起丝状菌的附着生长，从而可能引发好氧颗粒污泥丝状菌膨胀，最后导致颗粒解体。
有研究[7]表明，在丝状菌膨胀的好氧颗粒污泥中加入蛋白胨，可达到控制丝状菌生长的目的。虽然在第II阶段也有蛋白胨的加入，但与无水乙酸钠和蔗糖的含量相比，蛋白胨的占比仅为10%，并没起到显著控制丝状菌生长的效果。因此，在第III阶段，从52 d开始，OLR同第II阶段保持一致，但将进水中蛋白胨的含量占比提高到了50%。在高OLR培养下，颗粒粒径进一步增加。在60 d，颗粒粒径在2~3.35 mm的占比达到31.9%，大于3.35 mm的颗粒占比为20.3%(图2(b))。此时颗粒表面丝状菌大量生长的现象仍较为明显。扫描电镜下观察到丝状菌附着在颗粒表面呈网状结构，颗粒结构松散(图4(a)~图4(c))。但随着培养时间的增加，丝状菌逐渐消失。在71 d，颗粒表面已观察不到丝状菌，以球菌和短杆菌为主，颗粒呈光滑密实状态(图4(d)~图4(f))。此时，颗粒粒径较之前有所减少，以粒径0.88~1.4 mm的颗粒为主，占比达到20.65%；而大于3.35 mm的颗粒，占比也从60 d时的20.3%下降到72 d时的12.03%(图2(c))。这一粒径的减少很可能是由于丝状菌脱落引起的。实验结果表明，蛋白胨能够抑制丝状菌的生长，使颗粒在高OLR下保持光滑密实的状态。这可能是因为丝状菌更容易利用简单的小分子有机物，所以当蛋白胨这类复杂有机物占比增多时，会导致丝状菌能利用的简单有机物减少，从而使得好氧颗粒污泥上的丝状菌逐渐脱落，颗粒稳定性得以提升[7,15]。综上可知：高OLR确实可以促进颗粒化进程，但容易引发丝状菌的大量生长；通过投加蛋白胨这类复杂有机物可控制丝状菌的生长，维持高OLR条件下好氧颗粒污泥的稳定性。
2) 好氧颗粒污泥生物量和沉降性能的变化。MLSS和MLVSS可以反映SBR内颗粒污泥的生物量。如图5(a)所示，第Ⅰ阶段，在OLR为4.8 kg·(m3·d)−1的条件下，平均MLSS为5 g·L−1。在此阶段，生物量没有显著增加，其原因可能是，此阶段正处于调节沉淀时间筛选颗粒污泥的阶段，排出的絮体污泥量与污泥生长量可能处于一个平衡状态。第II阶段，当OLR提高到14.4 kg·(m3·d)−1时，生物量显著提高到11.8 g·L−1，说明OLR的提高有助于微生物生长，同时有利于颗粒化进程。然而，在40 d， MLSS呈下降趋势，这可能是由于高OLR引起丝状菌过量生长所导致的。在第III阶段，当改变进水蛋白胨占比后，颗粒恢复正常，MLSS逐渐上升。
SVI是反映颗粒污泥沉降性能的指标，结果如图5(b)所示。活性污泥初始的SVI为43.6 mL·g−1。第Ⅰ阶段，SVI呈逐步下降的趋势，这说明污泥的沉降性能在不断提高。第II阶段，刚开始时，SVI有明显上升，这可能与OLR突然提高导致沉降性能变差有关。随后，SVI不断下降，第43天，污泥造粒完成后，SVI达到16.3 mL·g−1，说明颗粒沉降性能优良。然而，从48 d开始，SVI不断上升，这是由于丝状菌开始附着使得颗粒沉降性能下降。谢锴[21]的研究中也存在相同情况：丝状菌的过度生长使得系统沉降性能降低，部分松散颗粒随水排出，SVI由60 mL·g−1升高至115.6 mL·g−1。在第III阶段初期，SVI仍持续上升。在54 d，SVI升至70.8 mL·g−1，此时反应器内颗粒污泥仍处于丝状菌膨胀状态。随后SVI开始下降，68 d时，颗粒恢复正常形态，SVI在41.7 mL·g−1左右，说明蛋白胨能使颗粒恢复良好的沉降性能。SV30/SV5的比值也可以用于指示好氧颗粒污泥的沉降性能[22]。通常SV30/SV5=1是颗粒沉降性较好的标志。第I阶段，SV30/SV5稳定在0.8~0.9内。在第II阶段和第III阶段初期，即从颗粒形成到丝状菌大量生长期间，SV30/SV5波动较大。在第III阶段末期，SV30/SV5在1左右波动，由此表明颗粒沉降性能恢复良好。
3) 好氧颗粒污泥胞外聚合物的变化。EPS被认为是促进好氧颗粒污泥形成和维持颗粒稳定性的重要组成部分[23]。如图6所示，第I阶段，第23天时颗粒EPS质量分数为199.1 mg·g−1，其中PN质量分数为157.7 mg·g−1，PS质量分数为41.4 mg·g−1。在第II阶段中，随着OLR提升至14.4 kg·(m3·d)−1，EPS质量分数也大幅度上升；第44天，颗粒的EPS质量分数高达359.2 mg·g−1，其中PN质量分数为317.0 mg·g−1，PS质量分数为15.7 mg·g−1。从EPS的构成来看，T-EPS中PN的增加量最为显著。已有研究[24]表明，T-EPS在好氧颗粒污泥的形成中起着重要作用，这主要是因为T-EPS中的PN有利于提高细胞表面Zeta电位和疏水性。然而，在50 d，EPS的质量分数减少至243.9 mg·g−1。这可能是由于此时丝状菌的快速增殖，丝状菌比非丝状菌具有更高的比表面积，能够更加快速地从进水中吸收营养物质，不利于颗粒内非丝状菌的生长，减少了EPS分泌。第III阶段，随着丝状菌的消失，颗粒的EPS质量分数逐渐恢复。在75 d，EPS质量分数升至290.3 mg·g−1。值得注意的是，此时EPS中PS有较大幅度增加，达到85.4 mg·g−1。多糖可作为微生物细胞聚集、黏附的骨架，维持好氧颗粒污泥的结构完整性[25]。EPS中PS的增加可能会有利于增加好氧颗粒污泥结构的稳定性。上述研究表明，高OLR可促进EPS，特别是T-EPS的快速增长，这很可能是促进颗粒化进程的关键原因之一。丝状菌的出现会降低EPS的质量分数，导致颗粒结构疏松。因此，有效控制丝状菌数量，维持EPS质量分数稳定，是保证好氧颗粒污泥稳定的关键。
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图7为不同阶段SBR出水水质的变化。第I阶段，COD和NH4+-N出水质量浓度保持稳定。COD去除率在90%左右，NH4+-N去除率在92%左右。TN去除率最终在80%左右波动，这是由反应器中NO3−-N的积累引起的。在第II阶段前期，由于OLR提高使得出水水质有所波动，但随着颗粒的形成，污染物仍保持较好的去除效果。出水中没有明显的NO3−-N和NO2−-N积累，TN的去除率可达到90%以上。这可能是由于随着颗粒的逐步形成，具有反硝化能力的功能菌种丰度的增加强化了反应器内的反硝化作用。但在第II阶段后期，出水中污染物质量浓度却逐渐升高。第48天，COD去除率略有下降，降至81.7%，出水NH4+-N质量浓度升高，并有少量NO2−-N的积累，TN去除率显著下降至48.3%。已有研究[13,26]也报道了当丝状菌大量生长时NH4+-N去除效果变差和脱氮能力降低的现象。由图3和图4可知，丝状菌主要分布在颗粒表面。由此推测，丝状菌在颗粒表面的大量繁殖会阻碍营养物质向颗粒内部传递，降低颗粒对氨氮的吸收利用，导致反应器内硝化菌和反硝化菌的部分流失，使得脱氮能力降低。第III阶段，水质情况急剧恶化，NH4+-N出水质量浓度急剧增加，COD去除率降至71.5%，TN去除率降至17.4%。一方面，这是由于此时颗粒表面仍存在大量的丝状菌；另一方面，蛋白胨的加入提高了进水中有机碳和氮的含量。在第III阶段后期，随着丝状菌不断脱离颗粒表面，TN去除率逐渐上升至79.4%，COD去除率达到91.5%，NH4+-N去除率为92.5%，出水中间产物几乎为零，颗粒对污染物的去除能力逐渐恢复正常。
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对培养75 d的好氧颗粒污泥进行高通量测序分析，按照可生物学分类的最小水平分类，获得总样本数66 692。样本文库覆盖率大于99.9%，表明测序深度能覆盖SBR内的绝大多数细菌信息。如图8(a)所示，颗粒污泥中门主要为Saccharibacteria(糖杆菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Firmicutes(厚壁菌门)和Actinobacteria(放线菌门)，上述菌门的相对丰度分别为59.28%、23.54%、15.28%、1.05%和0.86%。Saccharibacteria是一个系统发育多样的群体，在有氧和缺氧条件下能参与各种有机化合物和糖化合物的降解[27]。已有研究[28]报道，蛋白胨作为碳源会促进Saccharibacteria门的生长，这可能是反应器中Saccharibacteria门丰度高的原因。Bacteroidetes门的菌种具有降解有机物和同步脱氮除磷的功能，也是好氧颗粒污泥内常见的菌门[29]。Proteobacteria门也是好氧颗粒污泥里的常见菌门，具有降解有机物的功能[18]。Firmicutes门能维持好氧颗粒污泥稳定性和实现有机物的去除[30]。Actinobacteria门被报道具有去除有机物和生物固氮作用[31]。由群落结构分析结果可知，Saccharibacteria、Bacteroidetes和Proteobacteria是能适应高有机负荷的优势菌门，负责实现反应器内有机物和氮的去除。
在属水平上，Saccharibacteria(59.28%)和Firmicutes(1.05%)下没有得到进一步的分类信息。Bacteroidetes门下(图8(b))，单一菌属相对丰度大于0.5%的依次是Flavobacterium(黄杆菌属，16.38%)、Nubsella(2.5%)、Leadbetterella(里德拜特氏菌，1.30%)和Ferruginibacter(0.94%)。Flavobacterium是好氧颗粒污泥内普遍存在的菌属，但通常丰度并不太高[32]。而反应器内Flavobacterium的丰度却高达16.38%，这说明Flavobacterium可能更适应高有机负荷的生长环境。据报道[33]，Flavobacterium是一种EPS分泌菌属，有助于细胞粘附以及好氧颗粒污泥的稳定性。Flavobacterium菌属在系统中具有较高的丰度，由此可以说明，该菌属对于维持好氧颗粒污泥的稳定起着重要作用。此外，Flavobacterium菌属还被发现具有异养硝化-好氧反硝化的特性[34]，说明其可能参与反应器的脱氮。Proteobacteria门下(图8(c))，单一菌属相对丰度大于0.5%的为Paracoccus(副球菌属，0.72%)和Brevundimonas(短波单胞菌，0.5%)。Paracoccus菌属在好氧颗粒污泥系统中可将有机物转化为PHA储存，显示出稳定的生物降解作用[35]。此外，Paracoccus还具有异养硝化-好氧反硝化功能[36]。Actinobacteria门下(图8(d))，单一菌属相对丰富接近0.5%的为Micropruina(微白霜菌属，0.49%)。Micropruina是一种糖原菌属，能保持处理系统良好的有机物去除能力。同时Micropruina能以硝酸盐作为氮源进行生长，并将其还原成亚硝酸盐[37]。
综上所述，蛋白胨的添加使得能够利用蛋白胨的Saccharibacteria成为了优势菌门，Flavobacterium、Paracoccus等具有异养硝化-好氧反硝化功能的菌属在反应器中富集，从而实现氮的去除。此外，在群落中并未发现有优势自养硝化菌的存在，可以推测，在高有机负荷环境下，异养硝化-好氧反硝化起主要脱氮作用。
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1)采用人工配水运行SBR，第I阶段，以OLR为4.8 kg·(m3·d)−1培养颗粒，颗粒生长缓慢，反应器主要以絮体为主。将OLR提高至14.4 kg·(m3·d)−1，反应器经过43 d完成造粒，表明高OLR可促进颗粒化进程。
2)高OLR容易引起丝状菌过量生长，使得颗粒沉降性能和污染物处理能力恶化，EPS急剧减少。
3)提高蛋白胨的进水占比能够有效抑制丝状菌的生长，使颗粒恢复正常，胞外聚合物增加，沉降性能和水质处理能力重新恢复。
4)在高OLR环境下的优势菌门为Saccharibacteria(糖杆菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)、Proteobacteria(变形菌门)。其中Flavobacterium菌属是一种EPS分泌菌属，能分泌EPS来维持颗粒稳定性。此外，Flavobacterium、Paracoccus以及Brevundimonas菌属能够通过异养硝化-好氧反硝化的方式进行脱氮。同时在颗粒优势菌种中未检测到优势自养硝化菌，可以推测，在高有机负荷环境下，异养硝化-好氧反硝化起主要脱氮作用。
高有机负荷对好氧颗粒污泥形成和稳定性能的影响
Effect of high organic loading rate on the formation and stability of aerobic granular sludge
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摘要: 为探究高有机负荷(organic loading rate，OLR)对好氧颗粒污泥在序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)中的形成和稳定性能的影响及高OLR条件下微生物群落结构的特征，采用连续监测方法对运行过程中颗粒污泥形貌、水质、沉降性能以及EPS的变化进行探究。结果表明：在OLR为14.4 kg·(m3·d)−1的条件下，颗粒化进程较快，43 d完成颗粒造粒；并且高OLR引起丝状菌在颗粒表面大量附着，造成颗粒沉降性能和水质处理能力不稳定；通过改变进水中蛋白胨的占比来抑制丝状菌生长，使好氧颗粒污泥系统重新恢复稳定；在此过程中，混合液悬浮固体质量浓度(mixed liquid suspended solids，MLSS)、混合液挥发性悬浮固体质量浓度(mixed liquid volatile suspended solids，MLVSS)随OLR的增加而增加，但受丝状菌增加的影响会下降，而在丝状菌消除之后，MLSS和MLVSS恢复增长；SVI随OLR的增加不断下降，而受丝状菌增加的影响会呈现上升趋势，在丝状菌消除后，颗粒沉降性能恢复，SV30/SV5在1.0左右波动；胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)受OLR和丝状菌影响较大，尤其是紧密结合型的EPS；恢复正常的颗粒污泥可高效去除进水中的COD、NH4+-N和TN，去除率分别为91.5%、92.0%和79.4%；采用MiSeq高通量测序的方法发现高OLR下好氧颗粒污泥中去除有机物和氮的优势菌门为Saccharibacteria、Bacteroidetes和Proteobacteria；异养硝化、好氧反硝化菌丰度较高。由此可以看出，异养硝化-好氧反硝化可能是好氧颗粒污泥的主要脱氮方式。本研究结果可为SBR系统控制好氧颗粒污泥中丝状菌的生长，维持好氧颗粒污泥稳定性提供参考。Abstract: In order to study the effect of high organic loading rate (OLR) on the formation and stability of aerobic granular sludge in sequencing batch reactor (SBR) and the characteristics of microbial community structure under high OLR conditions, continuous monitoring method was used to explore the changes in granular sludge morphology, water quality, sedimentation performance and EPS during operation. The experimental results showed that under the high OLR condition of 14.4 kg·(m3·d)−1, the granulation process was fast and completed in 43 days. And high OLR stimulated the growth of filamentous bacteria attaching to the surface of granules, which resulted in the instability of sedimentation performance and effluent quality. Through changing the proportion of peptone in the influent, the growth of filamentous bacteria was inhibited and the aerobic granular sludge system recovered the stability. During this process, mixed liquid suspended solids (MLSS) and mixed liquid volatile suspended solids (MLVSS) increased with the increase of OLR, but decreased with the increase of filamentous bacteria. After filamentous bacteria were eliminated, both MLSS and MLVSS increased again. SVI decreased with the increase of OLR, while it showed an upward trend due to the effect of filamentous bacteria increasing. The sedimentation performance of granular sludge also recovered when filamentous bacteria were eliminated, and its SV30/SV5 fluctuated around 1.0. Extracellular polymeric substances (EPS) fluctuated greatly under the influence of OLR and filamentous bacteria, especially for tightly bound EPS. The recovered granular sludge could effectively remove COD, NH4+-N and TN, and the corresponding removal efficiencies were 91.5%, 92.0% and 79.4%, respectively. Through MiSeq high-throughput sequencing method, it was found that Saccharibacteria, Bacteroides and Proteobacteria were the dominant bacteria for removing organic matter and nitrogen in aerobic granular sludge at high OLR, and high abundance of heterotrophic nitrifying and aerobic denitrifying bacteria occurred. The main nitrogen removal mode of aerobic granular sludge was heterotrophic nitrification-aerobic denitrification. The results of this study can provide reference for SBR system to control the growth of filamentous bacteria in aerobic granular sludge and maintain the stability of aerobic granular sludge.
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好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)是一种特殊的生物膜结构[1]，污水生物处理系统中的微生物在适宜的环境条件下互相聚集，最终能够形成颗粒污泥[2]，具有传质条件好、抗冲击负荷和抗毒性能力强、活性高以及沉淀性好等优点[3]。自1997年，MORGENROTH[4]首次在实验室的SBR中培养出好氧颗粒污泥，且发现此类污泥具有较好的降解水中污染物的能力。此后，好氧颗粒污泥法便成为废水处理领域的研究热点。但随着研究的深入发现，好氧颗粒污泥稳定性不好，运行中易出现解体现象，存在一定的工艺难操控性[5]，限制了好氧颗粒污泥技术的推广，亟待解决。
好氧颗粒污泥的培养过程受很多因素影响，如进水C/N比、有机负荷、接种污泥等都对好氧颗粒污泥的快速形成及颗粒性能具有重要影响[6-7]。其中进水中C/N比是影响微生物生长的重要因素，培养微生物所必需的碳源是构成微生物细胞含碳物质和供给微生物生长、繁殖及运动所需要的能量，而氮源是合成微生物体内蛋白质的主要原料。有些学者在研究C/N比对好氧颗粒污泥稳定性的影响时，较多采用的是在培养过程中随培养时间改变进水负荷的方法，如张睿[8]在实验中采用间隔10 d改变一次进水C/N比来观察C/N比对好氧颗粒污泥的影响，以及采用交替改变进水的C/N比来研究污泥的特性，如李亚峰等[9]通过交替改变进水C/N比的方式培养好氧颗粒污泥。
采用随时间改变进水C/N的方式培养好氧颗粒污泥的方法只能研究不同C/N比对不同颗粒污泥生长阶段的稳定性影响，而无法明确指出在整个污泥生长过程中C/N比对好氧颗粒污泥特性的影响。本研究采用气升式内循环反应器，在3个不同碳氮比条件下分别进行好氧颗粒污泥的培养，探讨了C/N比对好氧颗粒污泥物理性能和降解性能的影响，分析好氧颗粒污泥形成过程中胞外聚合物及其组分的变化，探讨其对维持好氧颗粒污泥稳定性的作用，为促进好氧颗粒污泥的工程应用奠定理论基础。
1. 材料与方法
1.1 实验原料
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必要物质，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，污泥基本性质如表1所示。
表 1 污泥的基本性质Table 1. Characteristics of sludgeMLSS/(mg·L−1) SVI/(mg·L−1) 粒径小于0.2 mm/% 污泥性状 5 290 177.6 99.8 絮状灰褐色 | Show Table
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1.2 实验装置
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6 cm，高约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。
1.3 实验方法
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，反应器运行条件如表2所示。其中0~10 d时曝气时间为335 min，沉降时间为15 min；11~20 d时曝气时间为340 min，沉降时间为10 min；21~60 d时曝气时间为345 min，沉降时间为5 min。
表 2 SBAR主要运行参数Table 2. Main parameters of SBAR system进水时间/min 曝气时间/min 沉淀时间/min 排水时间/min 运行周期/h 表面气流速度/(m·s−1) 曝气量/(m3·h−1) 温度/℃ 5 335~345 5~15 5 6 2.4 0.32 30 | Show TableDownLoad:
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1.4 分析方法
COD、
NH+4 -N、TP、MLSS、和SVI采用标准方法测定[11]；颗粒污泥的粒径分布利用激光粒度分布仪测量；胞外聚合物(EPS)采用分光光度法；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：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：用生理盐水将提取过上清液的离心管中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[14]。
2. 结果与讨论
2.1 碳氮比对好氧颗粒污泥形成的影响
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天后，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天时，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天时，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天时，SVI降至32.86 mL·g−1，且在运行过程中存在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。
图 2 污泥浓度MLSS和污泥容积指数SVI的变化Figure 2. Change of mixed liquid suspended solids MLSS and sludge volume index SVI经分析可知，进水不同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)在运行阶段有形成颗粒，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[12]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，未曾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。
2.2 碳氮比对颗粒污泥粒径的影响
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了检测，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%；且粒径范围在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天时大于0.2 mm的颗粒占比达到76.43%，且粒径范围在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范围内。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天时达到最大，占比为73.56%。粒径范围在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%；在之后大于0.2 mm的颗粒略微下降，但依然保持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的范围，R2中占比为62.8%，R3中占比为57.7%，颗粒分布较均匀。
2.3 碳氮比对有机物去除效果的影响
2.3.1 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。由图4可知，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，在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天时，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天时，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。
图 4 反应器进出水COD浓度及去除率Figure 4. Influent and effluent concentration and removal rate of COD in reactor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。有研究表明[11]，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。
2.3.2 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。从图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，在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，在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。
图 5 反应器进出水TP浓度及去除率Figure 5. Influent and effluent concentration and removal rate of TP in reactorC/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[13]，因此，造成R1反应器对TP的去除率呈现较大程度的降低。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。
2.3.3 对
NH+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
NH+4 -N去除率，结果见图6。如图6所示，不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥对NH+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NH+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NH+4 -N的去除率由55%上升到70%，随后略有下降，在第40天时，去除率达到最低，为49%，之后R1对NH+4 -N的去除率始终保持在50%以上。在整个培养阶段，R1对NH+4 -N的去除率均达到49%以上，最高可达70%；R2在接种阶段对NH+4 -N的去除率有明显下降，之后在第9天后迅速回升，对NH+4 -N的去除率保持在70%左右，在第9天时达到最高值，为75%；R3对NH+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。
图 6 反应器进出水NH4+ -N浓度及去除率Figure 6. Influent and effluent concentration and removal rate ofNH4+ -N in reactor不同碳氮比条件下培养的好氧颗粒污泥对
NH+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NH+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NH+4 -N的去除效果下降，这也和刘宏波等[14]的研究结论相符，而R3中的进水NH+4 -N的含量过低，导致反应器内微生物量不足，无法对NH+4 -N进行有效的去除。2.4 碳氮比对好氧颗粒污泥中EPS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EPS及其组分变化，结果见图7。从图7中可以看出，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天时，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天时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天时由87.89 mg·g−1减少至82.66 mg·g−1，在43 d时增加至92.55 mg·g−1，在49 d时减少至86.45 mg·g−1，在54 d时增加至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天时由108.37 mg·g−1减少至60.58 mg·g−1，之后缓慢上升，在第54天时增加至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，随后在43 d时降低至39.72 mg·g−1，而后在第54天时增加至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，而后在第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天时减少至39.60 mg·g−1，而后在第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天时增加至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49 d的29.97 mg·g−1，在第54天时增加至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天时，R1中的松散型EPS含量迅速降低，随后在第49天时又缓慢增加，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，维持其稳定性上起到更重要的作用。
3. 结论
1)在C/N为10、15和25的条件下均能形成好氧颗粒污泥，其中，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所影响，在C/N为10时，对COD、
NH+4 -N和TP的最高去除率为84%、70%和92%；在C/N为15时，对COD、NH+4 -N和TP的最高去除率为93%、75%和91%；在C/N为25时，对COD、NH+4 -N和TP的最高去除率为95%、43%和92%，其中，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。
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图 2 好氧颗粒污泥在43、60和72 d时颗粒粒径分布
Figure 2. Particle size distribution of aerobic granular sludge at the 43rd, 60th and 72nd day
图 3 好氧颗粒污泥表面丝状细菌的显微图像
Figure 3. Microscopic image of filamentous bacteria on the surface of aerobic granular sludge
图 4 好氧颗粒污泥在56和71 d时的微观形态
Figure 4. Microscopic image of morphology of aerobic granular sludge at the 56th and 71st day
图 5 好氧颗粒污泥生物量和污泥沉降性的变化
Figure 5. Variations of biomass and sludge settleability of aerobic granular sludge
图 8 颗粒门水平以及各门水平下主要微生物群落
Figure 8. Microbial community of AGS at phylum level and at the level of each phylum
表 1 人工配水组分
Table 1. Components of synthetic wastewater
配水组分 组分质量浓度/(g·L−1) 第Ⅰ阶段(1~26 d) 第Ⅱ阶段(27~51 d) 第III阶段(52~76 d) 乙酸钠CH3COONa 1.536±0.171 3.225±0.615 3.584±0.683 蔗糖C12H22O11 1.037±0.115 2.117±0.475 — 蛋白胨 — 0.21±0.04 1.25±0.2 NH4Cl 0.149±0.004 0.229±0.038 0.325±0.058 KH2PO4 15 15 15 K2HPO4 36 36 36
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