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好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是微生物在好氧环境中自凝聚形成的一种生物聚集体[1-2]，其具有沉降性能优良、生物量高、耐有机负荷、同步脱氮除磷等优点[3-4]。这也使得AGS技术在污水处理领域有着广阔的应用前景[5]。关于AGS的理化特性、影响造粒的因素以及形成机理也有了广泛研究[6-7]。但AGS经长期储存后，颗粒污泥结构破坏、发生解体、微生物活性降低甚至丧失[8]。因此，探索可长期维持AGS储存稳定性及AGS储存后的活性快速恢复的方法是解决该技术工程化应用的关键和技术瓶颈[9-10]。
AGS的储存方法主要为湿式储存和干式储存。在蒸馏水中储存8个月的AGS大多数发生解体，且微生物几乎完全失去活性[11]。湿式储存方法因营养物质匮乏使AGS中的微生物内源呼吸作用增强，促进蛋白分解菌对蛋白质的降解，从而导致其结构稳定性丧失[12]。HU等[13]表明使用纯丙酮溶液干燥AGS可保持其结构完整性，但大部分微生物同样失活。LV等[14]采用丙酮梯度法将AGS干燥储存40 d后，其颗粒状立体结构保持较好，但颗粒内部微生物数量减少且活性显著降低，且使用丙酮干燥好氧颗粒污泥会造成二次污染，在实际工程应用中并不可取。
固定化微生物技术[15]是将特选的微生物固定在选择的载体上，使其高度密集并保持生物活性，有利于微生物抵抗不利环境的影响，其中包埋法在微生物固定化中最为常用，而海藻酸钠作为包埋材料对微生物毒性小且固定化密度高。赵珏等[16]采用琼脂包埋AGS，在4 ℃环境中储存30 d后，经过22 d的重新曝气才完全实现AGS的活性恢复。
因此，本研究为探究在4 ℃下海藻酸钠凝胶储存AGS的可行性，以海藻酸钠凝胶为载体进行AGS的储存实验，考察了储存前后AGS理化特性变化以及储存后AGS恢复情况，以期为AGS储存和储存后AGS快速恢复方法的选择提供有价值的参考。
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采集在序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)中培养得到的AGS进行储存实验。AGS用二次蒸馏水清洗3遍，然后投入质量分数为11.5%的海藻酸钠溶液中，再将固液混合体缓慢倒入质量分数为4.0%氯化钙溶液中，使AGS包埋固定在海藻酸钠凝胶内，最后将含有AGS的海藻酸钠凝胶放置在4 ℃下避光储存7个月。
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1) 接种污泥。以储存后的AGS作为接种污泥。将存有AGS的海藻酸钠凝胶块破碎，使储存后的AGS暴露在外界，为防止AGS中的微生物细胞进一步受损，使用0.01 mol·L−1的磷酸盐缓冲液缓慢清洗掉AGS表面的残留物。最后将清洗后的AGS接种至SBR中。
2) 实验用水。AGS恢复实验用水为人工配制的模拟废水，以葡萄糖和乙酸钠为混合碳源，氯化铵为氮源，磷酸二氢钾为磷源，用NaHCO3 调节进水 pH为7.5左右。具体水质指标：有机污染物浓度(以COD计)为500~1 000 mg·L−1，氨氮(NH4+-N)为80~120 mg·L−1，总氮(TN)为85~126 mg·L−1，总磷(TP)为6.7~11.2 mg·L−1。为保证AGS中的微生物正常生长，同时向进水中添加1 mL·L−1的微量元素溶液。微量元素溶液具体组成同李黔花等[17]方法。
3) 实验装置及其运行方式。在SBR中恢复储存后的AGS。反应器主体是由有机玻璃制成的圆柱体，其内径D为9.8 cm，总高度为100 cm，有效高度H为98 cm，有效高径比 H/D为10，反应器有效容积为7.39 L。SBR运行过程包括：进水、曝气、沉淀、排水和闲置5个阶段，运行周期为6 h，排出比为50%。在AGS恢复过程中SBR每天的运行参数和进水水质条件如表1所示。
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AGS形态变化使用相机进行观察。混合液悬浮固体浓度(mixed liquid suspended solids, MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(mixed liquor volatile suspended solid, MLVSS)、污泥体积指数(SVI30)、COD、NH4+-N、TN、TP和COD容积负荷均采用国家标准方法测定[18]，AGS的粒径采用湿式筛分法[19]确定，沉降速度采用重力沉降法测定[20]。采用热提取法[21]提取胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)，EPS含量由蛋白质(protein, PN)和多糖(polysaccharide, PS)总含量表示，其中PS含量采用苯酚－硫酸法测定[22]，PN含量采用BCA (bicinchoninic acid)分光光度法测定[23]，EPS、PN和PS含量均以单位质量MLVSS计。脱氢酶活性(Dehydrogenase Activity, DHA)采用2,3,5—氯化三苯基四氮唑还原法进行测定[24]，以单位质量MLVSS为计。
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储存前后AGS和海藻酸钠凝胶变化情况如图1所示。AGS储存前为黄色，表面光滑且为球状，粒径主要分布在1.5~2.5 mm (图1(a))。作为AGS储存载体的海藻酸钠凝胶块表面较光滑，鲜亮透明(图1(b))。在4 ℃下储存7个月后，由于水分流失导致海藻酸钠凝胶块形状发生轻微变形，其体积有一定的收缩。而海藻酸钠凝胶块呈灰褐色，透明度明显降低(图1(c))。储存后的AGS呈淡黄色，少量AGS产生污泥碎片和絮状污泥；AGS粒径集中分布在0.6~1.5 mm。与储存前相比，储存后的AGS特性指标均出现下降(表2)，其沉降性能(沉降速度)、微生物量(MLVSS/MLSS)和DHA分别下降了43.93%、22.22%和43.34%。与其他研究结果[25-27]相比，该实验储存后的AGS结构完整性、沉降性能和微生物活性均较优。通过以上实验结果可初步判定在4 ℃环境中，采用海藻酸钠凝胶长期储存AGS具有可行性。该储存方法可较好地保持AGS 结构完整性，并在一定程度上维持AGS 的微生物活性。
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1) AGS外观变化。图2为AGS在恢复过程中的外观变化。恢复第4天时的AGS外观如图2(a)所示，呈白色，颗粒状结构不规则且表面粗糙。随后为了改善AGS表面的粗糙情况，进一步提高曝气量，即AGS所受的水力剪切力增加。因此，大部分形状不规则的AGS在较大剪切力的作用下转化为规则的球状。恢复到第9天时，AGS为黄褐色，整体呈球状或椭球状的立体结构，大多数AGS粒径分布在1.3~2.5 mm (图2(b))；经测定发现，此时AGS的SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，MLSS为25 830 mg·L−1，MLVSS/MLSS为0.70，EPS质量分数为75.05 mg·g−1，DHA为86.21 μg·(g·h)−1，表明长期储存后的AGS经过9 d的再培养即可完全恢复到储存前的性状。GAO等[11]将AGS储存在−25 ℃环境中8个月，经过10 d的再培养重新恢复AGS活性；而ZHANG等[28]耗时14 d才恢复AGS的结构完整性和活性。
2) SVI30和沉降速度变化。在AGS恢复过程中，SVI30整体呈下降趋势，沉降速度整体呈增加趋势，如图3所示。恢复第1天，AGS的SVI30为61.4 mL·g−1，沉降速度为53.06 m·h−1。与储存前相比，SVI30增加了53.3%，而沉降速度下降了43.93%。在恢复初期，因为沉降性能较差的污泥被排出SBR反应器，所以SVI30明显降低，而此时部分解体的AGS正处于恢复阶段，其沉降速度增加缓慢。从第3天开始沉降速度开始增加，第6天沉降速度增加到83.05 m·h−1。随着AGS恢复程度不断推进，AGS的沉降性能也在不断提高，第9天， AGS的SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，表明恢复后的AGS结构密实，沉降性能良好。
3) MLSS和MLVSS/MLSS变化。图4为AGS在恢复过程中MLSS和MLVSS/MLSS的变化情况。在AGS恢复的第1~2天中，由于污泥沉降时间缩短，大量絮状污泥被排出SBR，因此，AGS的MLSS突然下降。从第2天开始，MLSS开始增加，在第4天达到16 360 mg·L−1，超过储存时的MLSS，在第9天MLSS达到25 830 mg·L−1。此外，由图4可见，AGS恢复第1天时的MLVSS/MLSS为0.56，随着微生物对生活环境的适应，从第3天起，MLVSS/MLSS开始显著增加。因为在长期储存过程中，AGS内部微生物因营养物质匮乏而经历了长时间的饥饿期，在微生物适应SBR的运行条件并获得营养物质的情况下开始大量生长繁殖。第7天起，MLVSS/MLSS相对较为稳定，维持在0.69~0.7，在第9天时MLVSS/MLSS为0.70。
4) EPS、PN和PS变化。图5为AGS在恢复过程中EPS、PS和PN的含量变化情况。在AGS恢复的第1~2天，PS含量增加，PN含量减少。这是因为在新环境条件刺激下，AGS中的微生物需分泌大量PS来维持其正常生命活动[29]；由于SBR的选择压增强，即沉降时间缩短，曝气量和COD提高，破坏微生物细胞间信息交流的动态平衡，使微生物的新陈代谢活动受到抑制，因此PN含量出现下降趋势。随着AGS逐渐恢复，EPS和PN含量不断增加，在第7天EPS和PN质量分数分别为73.67 mg·g−1和41.84 mg·g−1，而PS基本维持在25~31 mg·g−1。在整个恢复过程中，AGS的EPS含量处于上升趋势，这与HE等[30]的研究结果一致。当AGS完全恢复时(第9天)，PN含量明显高于PS，说明EPS的主要成分为PN，此时EPS、PN和PS质量分数分别为75.05、42.22和32.83 mg·g−1。
5) 脱氢酶(DHA)的变化。脱氢酶是微生物分泌的大分子有机物，能帮助微生物催化底物脱氢，其活性大小间接反映了污泥活性的强弱[31-32]，所以采用脱氢酶活性表征恢复过程中的AGS微生物活性[33]。图6为AGS的DHA在恢复过程中的变化情况。第1~3天，因AGS中的微生物正处于对SBR运行条件的适应阶段，所以DHA增加较为平缓，由恢复前的46.83 μg·(g·h)−1增至51.34 μg·(g·h)−1。从第3天起，因为AGS中的微生物对环境适应后开始大量生长、繁殖(图4)，故DHA开始显著增加，在第8天其增加到85.27 g·(g·h)−1；当AGS完全恢复活性时(第9天)，DHA为86.21 μg·(g·h)−1。
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1) AGS去除COD的效果变化。AGS对COD的去除效果变化如图7所示。第1天进水COD为500 mg·L−1，出水COD为213 mg·L−1，COD去除率为57.4%。由于储存后的AGS中部分微生物失去活性，因此与储存前相比，COD去除率降低。随着SBR反应器不断运行，AGS中的微生物量增加且微生物活性也在逐渐恢复，使AGS对COD的去除率出现增加趋势。反应器运行到第5天时， 因为SBR中部分解体的AGS得到恢复，絮状污泥被排出反应器，颗粒状污泥占主体。所以从第5天起，AGS对COD的去除率显著增加。第9天时AGS对进水中的COD去除率达到96.5%，而储存前的AGS对进水COD的去除率为95%[34]。
2) AGS 对NH4+-N和TN的去除效果。AGS对NH4+-N和TN的去除效果如图8所示。SBR运行的第1天，AGS对NH4+-N和TN的去除率分别为67.5%和52.3%。一方面，因为储存后的AGS内部微生物活性低，仅靠微生物的同化作用将进水中的部分氮转化为自身细胞原生质成分；另一方面，部分结构完整性保持较好的AGS，其具有同步实现硝化和反硝化的微观环境[35-36]，所以在恢复初期AGS对NH4+-N和TN具有一定的去除效果。第5天，进水NH4+-N为100 mg·L−1、进水TN为106 mg·L−1的条件下，AGS对NH4+-N和TN的去除率分别为78.2%、68.4%。随着SBR反应器不断运行，解体的AGS恢复颗粒状结构，部分细小的颗粒污泥粒径增大，硝化和反硝化作用也随之加强，促进了AGS对进水中氮的去除。第9天， AGS对NH4+-N和TN的去除率分别达到了97.8%、82.7%。恢复后的AGS对TN的去除率略高于储存前的去除率(储存前的去除率为80%)。
3)AGS去除TP的效果变化。AGS对TP的去除效果变化如图9所示。SBR运行初期(第1~3天)，由于污泥沉降时间缩短(由15 min降至12 min)，使储存后形成的AGS碎片和絮状污泥被排出SBR，因此，AGS对TP的去除率由48.5%增加到78.3%。当SBR运行到第4天时，因为部分解体的AGS结构完整性恢复，其沉降性能进一步改善，大量沉降性能较好的AGS被截留在SBR内，导致污泥排出量减少，所以AGS对TP的去除率降至73.1%，随后 AGS的除磷效率基本维持在73%左右。此时，AGS对TP的去除率已超过储存前的去除率(70%)。第9天时，在进水TP为11.2 mg·L−1的条件下，AGS对TP的去除率为73.5%。结合第9天的AGS对进水COD、NH4+-N和TN去除效果发现： SBR运行连续9 d，即可将储存后的AGS除污效果完全恢复到储存前的水平。
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1)在4 ℃下用海藻酸钠凝胶储存AGS具有可行性，该储存方法可较好地维持AGS 的结构完整性和微生物活性。储存后的 AGS粒径、沉降速度、MLVSS/MLSS和DHA与储存前相比均有降低。
2)恢复过程中，AGS的粒径、沉降速度、MLVSS/MLSS、DHA及EPS质量分数均呈现不同程度的增加趋势。随着进水中的污染物浓度逐渐增加，AGS对COD、NH4+-N、TN和TP的去除效果也随之增加。
3)经过9 d的再培养，储存7个月的AGS活性完全恢复到储存前的水平。恢复后的AGS为黄褐色，具有较好的沉降性能和微生物活性。恢复后的AGS具有良好的除污效果，与储存前相比，其对进水中的COD、NH4+-N、TN和TP的去除率均略有增加，分别达到96.5%、97.8%、82.7%、73.5%。
4)在后续研究中，探究海藻酸钠凝胶在常温、低温环境中储存AGS的效果，考察海藻酸钠凝胶对AGS储存稳定性的影响。在以上研究基础上，对AGS的微观结构进行详细研究、分析，包括AGS的微观形貌、组成元素，储存过程中的微生物菌落及EPS组成变化等，进一步探究海藻酸钠凝胶储存AGS的作用机制。
海藻酸钠凝胶储存好氧颗粒污泥及其活性恢复
Storage of aerobic granular sludge by sodium alginate gel and its recovery analysis
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摘要: 采用质量分数11.5%的海藻酸钠凝胶为载体，在4 ℃下避光储存好氧颗粒污泥(AGS) 7个月，并将储存后的AGS进行活性恢复。分析了储存前后AGS理化特性变化以及储存后AGS恢复情况，以期为AGS储存和储存后AGS快速恢复方法的选择提供有价值的参考。结果表明：部分AGS在储存过程中发生解体，颗粒粒径变小，沉降速度、MLVSS/MLSS和脱氢酶活性(DHA)分别下降了43.93%、22.22%和43.34%，说明在4 ℃下使用海藻酸钠凝胶储存AGS具有可行性，该储存方法在一定程度上可维持AGS 的结构完整性和微生物活性。经过9 d的再培养，AGS完全恢复到储存前水平。恢复后的AGS为黄褐色，表面光滑，整体呈球状或椭球状，颗粒粒径主要分布在1.3~2.5 mm，SVI30为31.9 mL·g−1，沉降速度为92.71 m·h−1，胞外聚合物(EPS)质量分数为75.05 mg·g−1，DHA为86.21 μg·(g·h)−1，表明恢复后的AGS沉降性能较好，微生物活性较高。恢复后的AGS对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率分别为96.5%、97.8%、82.7%、73.5%，具有良好的除污效果。Abstract: Aerobic Granular Sludge (AGS) was stored at 4 ℃ in the dark for 7 months with 11.5% sodium alginate gel as carrier, and the activity of the stored AGS was recovered. The physical and chemical properties of AGS before and after storage as well as the recovery of AGS after storage were analyzed, in order to provide a valuable reference for the selection of AGS storage methods and rapid recovery of AGS after storage. The results showed that some AGS disintegrated during storage, their particle size became smaller, and the sedimentation velocity, MLVSS/MLSS and Dehydrogenase Activity (DHA) decreased by 43.93%, 22.22% and 43.34%, respectively, indicating that it was feasible to use sodium alginate gel to store AGS at 4 ℃. The storage method could maintain the structural integrity and microbial activity of AGS to some extent. After 9 days of recultivation, the AGS recovered completely. The recovered AGS was yellowish brown with smooth surface and spherical or ellipsoid shape, the particle size was mainly distributed in 1.3-2.5 mm, the SVI30 was 31.9 mL·g−1, the sedimentation velocity was 92.71 m·h−1, the extracellular polymeric substance (EPS) concentration was 75.05 mg·g−1 and the DHA was 86.21 μg·(g·h)−1, which indicated that the recovered AGS had a better settling performance and higher microbial activity. The recovered AGS had good removal effects of pollutants, and the removal rates of COD, NH4+-N TN and TP were 96.5%, 97.8%, 82.7% and 73.5%, respectively.
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Key words:
- aerobic granular sludge /
- sodium alginate gel /
- storage /
- reactivation /
- activity
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联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）在2021年第6次气候变化评估报告（AR6）中首次从区域角度对气候变化进行了更详细的评估[1]，指出全球整个气候系统的变化前所未有，全球变暖造成的海平面持续上升在长期内并不可逆转，同时更迅速的变暖会加剧全范围内的水循环，影响降水特征，中国将是受气候变化影响最大国家之一，强降水事件发生已趋于常态化。区域气候的显著性很大程度会受到降水变化的影响[2]。江苏省盐城市是中国东部沿海地区，全境为平原地貌，属气候过渡地带，季风气候明显，适宜的气候条件非常有利于稻的种植与生长。极端降水对于农作物的影响最为普遍和频繁[3]，作为全省水稻的主产区，应对极端气候变化积极采取措施，否则将会对地区经济的发展产生影响[4]。王充等[5]在对固原市原州区60年的降水分析时发现其年降水和汛期、秋季突变情况类似，不同季节发生降水突变的情况也不尽相同；祝莹等[6]通过分析沱江流域极端降水的时空演变，发现其极端降水主要出现在流域中下游，并极端降水量呈逐年降低趋势；陈红卫[7]对盐城市降水的地区分布、年际变化和年内分配特性进行了具体论述，由于欠缺对于降水突变趋势及降水变化周期的研究，对降水集中期（PCP）和集中度（PCD）也未做进一步探讨，农业生产过程的指导性不强，故盐城市降水特性分析还有待完善。本研究以盐城市4个气象站点近60年的逐日降水数据为数据基础，在年际、年内降水特征分析的基础上，对降水PCP、PCD，全年和夏季降雨的突变、周期变化情况进行深度分析，以期把握极端降水的出现规律，为区域水资源管理及防洪防灾提供科学依据，为农业生产实践及生态环境保护提供参考。
1. 研究资料与方法
1.1 研究资料
1960—2020年盐城市气象站点的逐日降水数据由国家气象中心提供，对于极异常的降水数据进行剔除从而保证数据的质量及可靠性；为使气象站所测的降水数据代表所在区域的平均降水更具科学性和真实性，运用泰森多边形法[8]计算各年年均降水，气象站点在盐城市内均匀分布，见图1。
1.2 研究方法
1.2.1 Mann-Kendall 检验
Mann-Kendall 检验方法[9-10]无需数据服从何种分布，且少数异常值的存在不会对检验结果产生影响，可用于分析各阶段序列变化的显著性，大致确定突变发生时间及次数[11-12]，在检验降水历年变化趋势及发生突变时间上具有极高适用性。
对于时间序列x构造一秩序列
Sk Sk=k∑i=1ri(k=2,3,⋯,i) (1) ri={1,xi>xj0,xi⩽xj(j=1,2,⋯,i) (2) 计算Sk的方差和均值，见式（3~4）：
Var(Sk)=n(n−1)(n−2)72 (3) E(Sk)=n(n−1)4 (4) 将Sk标准化，见式（5）：
UFk=Sk−E(Sk)√var(Sk) (5) 对于时间序列逆序列，同样可按以上步骤计算，使UBk = −UFk，得UB曲线。在给定U0.05 = ± 1.96区间内，两曲线交点即确定为突变点。
1.2.2 PCD和PCP
降水PCD和PCP利用向量原理对时间序列进行定义，来对区域降水的不均匀性做出评价[13]，见式（6~7）：
PCD=√R2xi+R2yi/Ri (6) PCP=arctan(Rxi/Ryi) (7) 式中：
Rxi=n∑j=1Rij×sinθj；Ryi=n∑j=1Rij×cosθj；Rij Rxi Ryi Ri θj 1.2.3 小波分析法
小波分析是将某一信号用一簇小波函数系来进行表示，来揭示某时间序列中存在的多种变化趋势及周期。对于时间序列函数f(t)，小波函数定义见式（8）：
Wf(a,b)=1√a∫∞−∞f(t)ψ∗(t−ba)dt (8) 式中，ψ(t)为基小波函数，
ψ∗(t−ba) ψ(t−ba) 小波方差解析式见式（9）：
Wρ(a)=Wf(a,b)2 (9) 式中：
Wf(a,b) 本研究采用Morlet小波为小波母函数，对盐城降水资料进行连续小波变换，得到小波系数实部，通过Surfer 13软件进行等值线图绘制，直观展现其降水周期变化情况。小波方差图反映时间尺度影响下的能量波动情况，能量表现强的地方为该序列内的主周期。
2. 结果与分析
2.1 多年平均降水特征分析
对盐城市1960 — 2020年的降水数据进行分析统计，利用泰森多边形法计算该地区内的年均降水量变化情况，见图2。
图 2 盐城市年降水特征分析Figure 2. Analysis of annual precipitation characteristics in Yancheng City图2可知，年降水量变化区间在503~1 609 mm，多年平均降水量为1 023.16 mm。降水丰枯年差异大，1991年降水量为1609.58 mm，为多年最强降水年；1978年降水量为503.33 mm，为降水极枯年；每10年线性递增率为0.48 mm，呈小幅上升趋势，但趋势不明显。
年内各月降水量差异明显，见图3。降雨主要集中于6—9月，均超过了多年月均降水量85.26 mm，多年平均降水中7月降水量明显高于其他月份，12月降水量处于全年最低水平。四季降水量分别为188.15、545.56、203.03和86.34 mm，年内夏季降水比重占全年总降水54%，冬季占8%，年内降水分配总体不平衡，季节降水差异明显。
2.2 极端降水特征分析
将年降水距平值与标准值作比，来确定盐城市极端降水出现的年份，见图4。
图 4 盐城市1960—2020年降水异常年份检测Figure 4. Detection of precipitation anomaly years from 1960 to 2020图4可知，降水量典型异常偏高年份在1965和1991年；异常偏高年份在1972、1990、1998、2003、2015和2016年；异常偏低年份在1966、1976、1994、1995、1997、2001、2004、2013和2019年；典型异常偏低年份在1978年。前31年（1960—1990年）年降水异常值出现的次数为6次，近30年（1991—2020年）年降水异常值出现的次数为12次，可见近年的降水异常出现的概率呈增长趋势。
根据1960—2020年逐日气象数据，对历史降水量进行日平均，得出多年平均日降水量，由年均日降水分布极坐标图更直观地反映导致年内降水异常的集中时段，见图5。
图 5 多年平均与枯丰年平均日降水量分布Figure 5. Annual average and average daily precipitation distribution in dry and rich years图5可知，分别将历年降水量、丰水年降水量和枯水年降水量按天作均值，然后将365 d在0°~360°进行分配，近似的0°~30°代表0~30 d，方向向量的长度即表示日降水量的大小。图5可知，年内存在明显降水倾向，且多年平均和枯丰年内的表现具有一致性，降水高值均向180°~270°倾斜，对应于年内的7—9月，丰水年日均降水曲线、多年日平均降水曲线和枯水年日均降水曲线主要差异均在7—9月体现，其他月份降水量差距不明显，故夏季降水多少直接影响年降水枯丰变化。
采用降水PCP和PCD来分析盐城降水的时间分布情况，PCP分布在7月初到9月初，平均降水PCP在8月上旬，倾向率为每10年0.018 mm，PCP呈小幅上升趋势，照此发展，盐城市的主汛期发生时间将可能推迟。降水PCD分布在0.10~0.77之间，多年平均值为0.43。当PCD值处于均值线之上时，表明该年降水较为集中，PCD最大值出现在1962年，为0.76，表明该年降水最为集中；最小值出现在1988年，为0.11，该年内降水均匀，从历年变化趋势来看，整体呈下降趋势，倾向率为每10年−0.023 mm ，见图6。
2.3 降水量突变结果
利用Mann-Kendall 检验，在给定U0.05 = ± 1.96条件下，对盐城市年降水突变情况进行分析。
1960—1970年和2010—2020年内，UF和UB存在交点，但考虑到这些时段处在整个时间序列的始末端，分析可靠性不强，故选取中间段交点进行突变分析。1987年两曲线相交，交点处于0之下，降水呈下降趋势；1990—1992年之间交点值>0，降水量突变呈上升趋势，上升趋势较小；2005年为第3个降水量突变点，降水量呈下降趋势，见图7。
图3可知，年内降水多集中于夏季，因此对夏季降水突变与全年突变特征进行相关性分析。图7所示的全年降雨MK统计量曲线与夏季降雨MK统计量曲线变化趋势均为“W”型，1973年突变开始，之后夏季降水呈上升趋势，1987年，交点值小于0，呈下降趋势；1991年之后UF>0，呈上升趋势，到1998年，两曲线在0处浮动，说明此时段内降雨趋势处于平稳状态，突变不显著；2004年时，降水量突变呈下降趋势，趋势较小。由上述分析，夏季降水突变年份与全年降水突变大致相同，年内降水突变的形成与夏季降水的增多或减少密切相关。
2.4 降水量周期变化
利用Matlab软件的Morlet小波分析工具包对盐城市的降水序列进行计算和处理，进一步探讨该地区降水量的整体周期变化情况。
该地区年降水量存在着3个不同尺度的变化周期，分别是20~32年、10~20年和3~10年尺度。在20—32年时间尺度上降水量“枯—丰”交替出现，呈准3次震荡；在10~20年时间尺度上降水量“丰—枯”交替出现，呈准6次震荡；3~10年时间尺度上周期变化趋势较稳定。小波方差图上在13年和27年存在2个明显峰值，周期震荡强烈，27年对应最大峰值，即为该降水序列的第一主周期，13年为第二主周期，见图8。
图 8 全年小波系数实部等值线图及小波方差Figure 8. Contour map of real part of wavelet coefficients and wavelet square difference map for the whole year夏季降水量在四季内所占比重最大，且易发生强降雨天气，直接影响年降水量，加剧其枯丰变化情况，对夏季降水进行周期变化分析，掌握夏季与全年降水周期的相关性，见图9。
图 9 夏季降水小波系数实部等值线图及小波方差Figure 9. Real contour map of wavelet coefficients and wavelet square difference map of summer precipitation图9可知，盐城市夏季降水的枯丰交替变化同样存在3个周期尺度，分别为20~32年、10~18年和5~10年。夏季降水周期变化与全年相比较，现有时间尺度内枯丰交替现象相同，周期尺度相吻合。夏季降水共有3个主周期，第一主周期在27年，第二主周期在13年，第三主周期在7年。
3. 结论
（1）分析盐城市1960—2020年降水量在时间序列上的变化趋势，在以每10年0.48 mm的速率逐年小幅上升，年内降水不均匀，逐日降水量曲线直观反映了年内降水的集中月份（7—9月），PCP变化范围在7月上旬到9月上旬，在8月中旬时降水集中现象显著；PCD变化范围在0.10~0.77，变化幅度相对较大，有微弱下降趋势。
（2）在极端降水及降水突变分析中发现，降水异常现象由年内夏季降水主导。1991年降水突变呈上升趋势，降水突变特征明显；2004年降水突变呈下降趋势，但趋势较小。故应加强对夏季强降水的管理，科学规划，在预防洪涝灾害发生的同时提高降水资源的利用率。
（3）从降水量周期分析可知，盐城市历史降水在各个时间尺度内均存在显著的降水枯丰交替变化，年尺度降水小波周期变化与夏季小波周期变化均在27年震荡最强，是降水时间序列的第一主周期，13年为第二主周期。综合分析可较为科学地预测盐城市未来降水将呈上升趋势，研究结果以期能够为当地生产活动提供指导，科学应对极端天气，更好地实现社会经济的发展可持续。
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图 1 AGS和海藻酸钠凝胶储存前后变化
Figure 1. Changes of AGS and sodium alginate gel before and after storage
图 3 SVI30和沉降速度随恢复时间的变化
Figure 3. Changes in SVI30 and settlement velocity with recovery time
图 4 MLSS和MLVSS/MLSS随恢复时间的变化
Figure 4. Changes in MLSS and MLVSS/MLSS with recovery time
图 8 NH4+-N和TN去除效果随恢复时间的变化
Figure 8. Changes in NH4+-N and TN removal efficiency with recovery time
表 1 SBR反应器运行参数和条件
Table 1. Operating parameters and conditions of SBR reactor
运行时间/d 各阶段时长/min 曝气量/（m3·h−1） COD、氨氮、总氮和总磷/(mg·L−1) COD容积负荷/(g·(L·d)−1) 进水 曝气 沉淀 排水 闲置 COD NH4+-N TN TP 1 4 338 15 1 2 0.12~0.3 500 80 85 6.7 0.41 2 4 339 14 1 2 0.32 600 90 93 7.5 0.48 3 4 341 12 1 2 0.34 600 90 94 7.8 0.48 4 4 343 10 1 2 0.36 700 100 106 8.4 0.65 5 4 344 9 1 2 0.37 700 100 106 8.6 0.65 6 4 347 6 1 2 0.39 800 110 115 9.2 0.83 7 4 349 4 1 2 0.43 900 110 117 10.6 1.16 8 4 351 2 1 2 0.46 1000 120 124 11.7 1.36 9 4 351 2 1 2 0.5 1000 120 126 11.2 1.36 
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表 2 AGS储存前后理化特性指标变化
Table 2. Changes of physicochemical properties of AGS before and after storage
储存时间/d SVI30/(mL·g−1) MLSS/(mg·L−1) 沉降速度/(m·h−1) MLVSS/MLSS EPS/(mg·g−1) PN/(mg·g−1) PS/(mg·g−1) DHA/(μg·(g·h)−1) 0 28.7±1.95 24 140 94.63±1.27 0.72 68.60±6.13 41.86±4.61 26.74±2.85 82.65±3.02 210 61.4±2.06 15 720 53.06±2.41 0.56 37.48±5.61 21.96±3.05 15.52±2.56 46.83±2.74
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[1] KHAN M Z, MONDAL P K, SABIR S. Aerobic granulation for wastewater bioremediation: A review[J]. Canadian Journal of Chemical Engineering, 2013, 91(6): 1045-1058. doi: 10.1002/cjce.21729 [2] 郭海娟, 顾一宁, 马放, 等. 好氧颗粒污泥处理市政污水性能与微生物特性研究[J]. 环境科学学报, 2020, 40(10): 3688-3695. doi: 10.13671/j.hjkxxb.2020.0404 [3] KONG Q, NGO H H, SHU L, et al. Enhancement of aerobic granulation by zero-valent iron in sequencing batch airlift reactor[J]. Journal of Hazardous Materials, 2014, 279(1): 511-517. [4] PRONK M, BASSIN J P, DE KREUK M K, et al. Evaluating the main and side effects of high salinity on aerobic granular sludge[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014, 98(3): 1339-1348. doi: 10.1007/s00253-013-4912-z [5] BENGTSSON S, DE BLOIS M, WILÉN B M, et al. A comparison of aerobic granular sludge with conventional and compact biological treatment technologies[J]. Environmental Technology, 2019, 40(21): 2769-2778. doi: 10.1080/09593330.2018.1452985 [6] ZHANG Q G, HU J J, LEE D J. Aerobic granular processes: Current research trends[J]. Bioresource Technology, 2016, 210: 74-80. doi: 10.1016/j.biortech.2016.01.098 [7] 苏海佳, 王陆玺, 邓爽, 等. 好氧颗粒污泥技术及研究进展[J]. 化工进展, 2016, 35(6): 1914-1922. doi: 10.16085/j.issn.1000-6613.2016.06.033 [8] LEE D J, CHEN Y Y, SHOE K Y, et al. Advances in aerobic granule formation and granule stability in the course of storage and reactor operation[J]. Biotechnology Advances, 2010, 28(6): 919-934. doi: 10.1016/j.biotechadv.2010.08.007 [9] SARMA S J, TAY J H, CHU A. Finding knowledge gaps in aerobic granulation technology[J]. Trends in Biotechnology, 2017, 35(1): 66-78. doi: 10.1016/j.tibtech.2016.07.003 [10] CORSINO S F, DI TRAPANI D, TORREGROSSA M, et al. Aerobic granular sludge treating high strength Citrus wastewater: analysis of pH and organic loading rate effect on kinetics, performance and stability[J]. Journal of Environmental Management, 2018, 214(1): 23-35. [11] GAO D W, Yuan X J, Liang H. Reactivation performance of aerobic granules under different storage strategies[J]. Water Research, 2012, 46(10): 3315-3322. doi: 10.1016/j.watres.2012.03.045 [12] ADAV S S, LEE D J, LAI J Y. Proteolytic activity in stored aerobic granular sludge and structural integrity[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(1): 68-73. doi: 10.1016/j.biortech.2008.05.045 [13] HU J J, ZHANG Q G, CHEN Y Y. et al. Drying and recovery of aerobic granules[J]. Bioresource Technology, 2016, 218: 397-401. doi: 10.1016/j.biortech.2016.06.121 [14] LV Y, WAN C L, LIU X, et al. Drying and re-cultivation of aerobic granules[J]. Bioresource Technology, 2013, 129(2): 700-703. [15] 赵欣欣, 孙玲, 董玉玮, 等. 固定化微生物技术及其在污水处理中的应用[J]. 水处理技术, 2015, 41(7): 17-20. [16] 赵珏, 宣鑫鹏, 程媛媛, 等. 琼脂包埋好氧颗粒污泥的储存及恢复[J]. 中国给水排水, 2018, 34(3): 23-29. [17] 李黔花, 李志华, 岳秀, 等. 好氧颗粒污泥处理印染废水的效能及其微生物特征[J]. 工业水处理, 2020, 40(3): 43-48. doi: 10.11894/iwt.2019-0056 [18] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法(第4版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [19] 刘前进. 好氧颗粒污泥培养及其在苯酚溶液中储存稳定性研究[D]. 广东工业大学, 2021. [20] 王硕. 低温好氧颗粒污泥形成过程及其特性研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2013. [21] 张云霞, 季民, 李超, 等. 好氧颗粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究[J]. 环境科学, 2008, 29(11): 3124-3127. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2008.11.023 [22] DUBOIS M, GILLES K A, HAMILTON J K, et al. Colorimetric method for determination of sugar and related substances[J]. Analytical Chemistry, 1956, 28(5): 250-256. [23] WALKER J M. The bicinchoninic acid (BCA) assay for protein quantitation[J]. Methods in Molecular Biology, 1994, 32: 5-8. [24] 关松荫. 土壤酶及其研究法[M]. 北京: 农业出版社, 1986. [25] XU H C, HE P J, WANG G Z, et al. Enhanced storage stability of aerobic granules seeded with pellets[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(21): 8031-8037. doi: 10.1016/j.biortech.2010.05.062 [26] WAN C, ZHANG Q, LEE D J, et al. Long-term storage of aerobic granules in liquid media: Viable but non-culturable status[J]. Bioresource Technology, 2014, 166(8): 464-470. [27] 陈垚, 张志敏, 袁绍春, 等. 高盐好氧颗粒污泥低温储存后活性恢复研究[J]. 中国给水排水, 2015, 31(5): 22-25. [28] ZHANG L L, ZHANG B, HUANG Y F, et al. Re-activation characteristics of preserved aerobic granular sludge[J]. Journal of Environmental Sciences, 2005, 17(4): 655-658. [29] DURMAZ B, SANIN F D. Effect of carbon to nitrogen ratio on the composition of microbial extracellular polymers in activated sludge[J]. Water Science & Technology, 2001, 44(10): 221-229. [30] HE Q, ZHANG W, ZHANG S, et al. Performance and microbial population dynamics during stable operation and reactivation after extended idle conditions in an aerobic granular sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 116-121. doi: 10.1016/j.biortech.2017.03.181 [31] WLODARCZYK T, STEPNIEWSKI W, BRZEZINSKA M. Dehydrogenase activity, redox potential, and emissions of carbon dioxide and nitrous oxide from cambisols under flooding conditions[J]. Biology & Fertility of Soils, 2002, 36(3): 200-206. [32] 李静, 严红, 肖本益. 活性污泥活性的表征及其检测方法研究[J]. 工业水处理, 2016, 36(8): 5-10. doi: 10.11894/1005-829x.2016.36(8).005 [33] ZHANG Y, ZHAO X H. The effects of powdered activated carbon or ferric chloride on sludge characteristics and microorganisms in a membrane bioreactor[J]. Desalination and Water Treatment, 2014, 52(37/38/39): 6868-6877. [34] 刘前进, 刘立凡. 混合碳源的好氧颗粒污泥培养及其除污效果分析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(03): 962-971. doi: 10.12030/j.cjee.202006106 [35] 王佳伟, 高永青, 孙丽欣, 等. 中试SBR内好氧颗粒污泥培养和微生物群落变化[J]. 中国给水排水, 2019, 35(7): 1-7. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2019.07.001 [36] 冷璐, 信欣, 鲁航, 等. 同步硝化反硝化耦合除磷工艺的快速启动及其运行特征[J]. 环境科学, 2015, 36(11): 4180-4188. -
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