高氯酸盐(${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$)作为一种新型环境污染物，主要来源于军工企业和火箭推进剂制造厂等^[1]。${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$会抑制人体甲状腺对碘离子的吸收，干扰甲状腺正常功能、代谢和发育，严重时会对骨髓和肌肉组织产生病变影响，诱发甲状腺癌，危害人类的健康^[1-2]。常见的${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的去除方法主要包括物化法^[3-4]和生物法^[5-6]。物化法的主要缺点是操作成本高，选择性低，处理后产生二次卤水废物。相反，微生物法可以使${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$完全转化为Cl⁻，具有对${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$降解速率快、反应条件温和等优点，因而被认为是有前景的${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$处理技术。

在微生物处理技术中，厌氧颗粒污泥已逐步应用到${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$废水处理中^[7-8]。然而，由于${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$具有强氧化性会抑制厌氧颗粒污泥中微生物的生长^[9]，延长了颗粒污泥的培养周期。因此，如何快速培养具有去除${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$能力的高氯酸盐还原颗粒污泥，成为国内外研究的热点。在颗粒污泥驯化过程中，微生物作为颗粒污泥的主要组成部分，所选用的接种污泥对高氯酸盐还原颗粒污泥的形成起着至关重要的作用。有研究^[10]表明，絮状活性污泥中含有少量高氯酸盐还原菌，具有降解${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的潜力。WAN等^[11]在硫填充床反应器中接种活性污泥同时去除硝酸盐(${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$)和${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的过程中发现，部分反硝化细菌可以以${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$为电子受体。同时，WANG等^[12]的研究表明，以颗粒污泥为接种污泥会有利于加速颗粒污泥的形成。YIN等^[8]使用反硝化颗粒污泥为接种污泥，通过直接逐步增加高氯酸盐负荷的方法，经过99 d培养出高氯酸盐还原颗粒污泥，并发现高氯酸盐还原颗粒污泥中高氯酸盐还原菌和反硝化细菌为优势菌群。然而，在逐步增加高氯酸盐负荷的过程中，同时逐步降低硝酸盐进水浓度，能否加快高氯酸盐还原颗粒污泥的培养，目前并未有相关报道。

本研究以反硝化颗粒污泥为接种污泥，通过逐步降低进水${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$同时逐步升高进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的方法，开展了高氯酸盐还原颗粒污泥快速培养的研究，考察了高氯酸盐还原颗粒污泥的培养过程中${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$去除性能和颗粒污泥特性(混合液悬浮固体浓度，混合液挥发性固体浓度，粒径分布和胞外聚合物组分)，并对反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥的菌群结构进行了分析，为进一步研究高氯酸盐还原颗粒污泥在${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$废水处理中的实际应用提供理论基础。

1.   材料与方法

1.1   实验装置

UASB反应器材料为有机玻璃(图1)，内径为80 mm，高为750 mm，有效容积为3.50 L。顶部内设三相分离器，沿反应器不同高度设4个取样口。反应器运行温度保持在(30±2) ℃，水力停留时间(HRT)为3.50 h。

图 1  实验装置流程示意图

Figure 1.  Schematic diagram of experimental equipment

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1.2   接种污泥

接种污泥取自实验室UASB反应器成功培养出的反硝化颗粒污泥。其颗粒污泥成熟时间为50 d，硝酸盐去除率稳定在85%以上，混合液悬浮固体浓度(MLSS)为42.33 g·L⁻¹，混合液挥发性固体浓度(MLVSS)为25.84 g·L⁻¹，MLVSS/MLSS为0.50，胞外聚合物(EPS)为24.62 mg·g⁻¹，蛋白质(PN)为8.47 mg·g⁻¹，多糖(PS)为11.29 mg·g⁻¹。

1.3   废水成分

实验废水为人工配置的硝酸盐和高氯酸盐混合进水，其中硝酸盐主要进水成分为硝酸钠和无水乙酸钠，碳氮比(C∶N)为4∶1。高氯酸盐主要进水成分为高氯酸钠和无水乙酸钠，CH₃COO⁻∶${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$(摩尔比)为1.5∶1.0。其他主要成分为0.13 g·L⁻¹的磷酸二氢钾和0.52 g·L⁻¹的硫酸铵，微量元素为2.00 mL·L⁻¹。微量元素溶液组成为0.50 mg·L⁻¹ MnSO₄·H₂O、0.10 mg·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O、0.01 mg·L⁻¹ CuSO₄·5H₂O、0.01 mg·L⁻¹ Na₂MoO₄·2H₂O、0.01 mg·L⁻¹ Na₂WO₄·2H₂O、0.02 mg·L⁻¹ NiCl₂·6H₂O、0.50 mg·L⁻¹ EDTA。

1.4   运行条件

为实现高氯酸盐还原颗粒污泥的快速培养，本实验采用逐步降低${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$同时逐步增加${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的方法，其间${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度从200 mg·L⁻¹降低至0，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度从50 mg·L⁻¹增加至250 mg·L⁻¹，具体的运行参数调控见表1。水样每天取自UASB反应器出水口，每隔10 d，由UASB反应器的取样口取颗粒污泥样品。

表 1  运行参数

Table 1.  Operation parameters

阶段	时间/d	HRT/h	进水流速/(L·h−1)	/(mg·L−1)	/(mg·L−1)
Ⅰ	0~10	3.50	1.00	50	200
Ⅱ	11~20	3.50	1.00	100	150
Ⅲ	21~30	3.50	1.00	150	100
Ⅳ	31~40	3.50	1.00	200	50
Ⅴ	41~50	3.50	1.00	250	0

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1.5   分析方法

${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$采用离子色谱仪(美国戴安ICS-1100)进行测定，保护柱为AG20(4 mm×50 mm)，分析柱为AS20(4 mm×250 mm)。样品分析前均经8 000 r·min⁻¹离心10 min，然后经过0.22 μm微孔滤膜过滤。采用梯度淋洗的方式进行，淋洗液为KOH溶液，流速为1.00 mL·min⁻¹，柱温为30 ℃。${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$采用紫外分光光度法^[13]测定，COD采用重铬酸钾消解法^[13]测定，粒径分布采用湿式筛法^[13]测定，MLSS和MLVSS采用重量法^[13]测定。EPS采用加热法^[14-15]提取。具体实验方法为：将颗粒污泥加入磷酸盐缓冲液(pH=7)中，进行超声处理，然后在80 ℃水浴中加热；加入0.30 mL甲醛，放入摇床，以300 r·min⁻¹振荡0.50 h；再加入1.00 mL 2.00 mol·L⁻¹的NaOH，以300 r·min⁻¹振荡1 h；最后经6 000 g·min⁻¹的转速离心10 min，再用0.22 μm的滤膜过滤。EPS用总有机碳测定仪测定提取液中的总有机碳含量，来表示EPS含量，其中PN采用考马斯亮蓝法进行测定，以牛血清白蛋白作为标准物质；PS采用蒽酮比色法^[16]进行测定。

1.6   高通量测序

为探究高氯酸盐还原颗粒污泥形成过程中微生物菌群结构的变化，分别对反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥进行高通量测序分析。建库和测序工作委托上海美吉医药生物科技有限公司(上海，中国)完成，高通量测序是在Miseq(Illumina，美国)测序平台上完成的。

2.   结果与讨论

2.1   高氯酸盐还原颗粒污泥形成过程中反应器运行性能

通过不断降低进水${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$同时逐步升高进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的方法，培养高氯酸盐还原颗粒污泥，高氯酸盐还原颗粒污泥形成过程中${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度及去除率的变化如图2所示。由图2可知，第0~10天(第Ⅰ阶段)，进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度为50 mg·L⁻¹，进水${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度为200 mg·L⁻¹，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率都维持在90%以上。先前研究表明，反硝化细菌也具有代谢${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的能力^[17]，因此，反应器中反硝化颗粒污泥可以代谢${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$。第10~30天(第Ⅱ~Ⅲ阶段)，当进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度为100 mg·L⁻¹和150 mg·L⁻¹时，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的去除率在90%以上，而${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率虽有小幅波动，但基本维持在80%以上；当进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度为150 mg·L⁻¹和100 mg·L⁻¹时，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的去除率在90%以上，而${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率发生明显波动，经几天的运行恢复到90%以上。这可能是因为${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$对微生物具有毒性，随着进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的增加，导致大量反硝化细菌被杀死或抑制。另外，在${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$还原过程中会产生氧气，氧气的产生会抑制反应体系中厌氧菌的生长。因此，${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率明显降低，但随着高氯酸盐还原菌的富集，${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率又逐渐恢复，这与先前的研究结果^[18]一致，高氯酸盐还原菌可以去除${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$。第30~40天(第Ⅳ阶段)，进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度为200 mg·L⁻¹，进水${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度为50 mg·L⁻¹，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率均可达到90%以上。第40~50天(第Ⅴ阶段)，进水${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度为250 mg·L⁻¹，进水中无${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度的加入，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的去除率可以维持在90%以上，这表明经过了50 d的培养，反应器中成功培养出了高氯酸盐还原颗粒污泥。与先前99 d培养出高氯酸盐还原颗粒污泥^[8]相比，本研究通过逐步降低${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度的同时逐步增加${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的培养方法，较为显著地减少了高氯酸盐还原颗粒污泥的培养时间。这可能是由于${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$与${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$共同代谢过程中，反硝化细菌的${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$代谢过程中会产生一定量的胞外分泌物，可以在一定程度上减弱${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$对颗粒污泥中各类菌体细胞的毒性，从而减少在高氯酸盐还原细菌不断富集的过程中其他微生物的大量死亡和颗粒污泥的瓦解，进而加快了反硝化颗粒污泥向高氯酸盐还原颗粒污泥的转化。谢宇轩等^[19]的研究中也发现，在${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$和${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的混合体系中，${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$的存在会促进所有参与${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$降解的细菌(高氯酸盐还原菌和部分反硝化细菌)的生长和发育。

图 2  反应器运行过程中${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$和${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的浓度及去除率的变化

Figure 2.  Changes in the concentration and removal efficiency of ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ and ${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$ during operation of reactor

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2.2   高氯酸盐还原颗粒污泥形成过程中颗粒污泥特性

颗粒污泥特性(MLSS、MLVSS、粒径分布和EPS组分)直接影响着反应器运行以及污染物的去除效果。因此，本研究对高氯酸盐还原颗粒污泥形成过程中的颗粒污泥特性进行了研究。

MLSS和MLVSS可以代表反应器中颗粒污泥浓度，在高氯酸盐还原颗粒污泥培养的过程中，MLSS和MLVSS的变化如图3所示。由图3可知，第0~20天(第Ⅰ~Ⅱ阶段)，MLSS的含量由42.33 g·L⁻¹降低到30.64 g·L⁻¹，MLVSS的含量由25.84 g·L⁻¹降低到21.28 g·L⁻¹，反应器内的生物量呈现下降的趋势。这可能是因为${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的加入对微生物产生毒害作用，并且随着${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的增加，其毒害作用有所加强，从而抑制了反硝化细菌的生长，且与高氯酸盐还原代谢相关的菌种还未形成优势菌种。第20~50天(第Ⅲ~Ⅴ阶段)，MLSS的含量由30.64 g·L⁻¹增加到50.68 g·L⁻¹，MLVSS的含量由21.28 g·L⁻¹增加到40.58 g·L⁻¹。反应器内生物量呈现上升的趋势，这可能是因为随着反应器的运行，反应器中逐渐富集了大量的高氯酸盐还原菌，因此，MLSS和MLVSS开始逐步升高。另外，在整个实验过程中，MLVSS/MLSS的变化趋势呈逐步上升的趋势，MLVSS/MLSS由0.61增加到0.80，本研究结果与先前的研究结果^[20-21]相似。在颗粒污泥的驯化初期，反应体系内MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS均呈现下降的趋势，但随着运行时间的延长，污泥对污染物去除能力不断增强，MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS逐渐增加。TANG等^[22]的研究发现，UASB反应器经过450 d培养出颗粒化较好的厌氧氨氧化颗粒污泥，其具有较高的脱氮能力，反应器内MLVSS为42.00~57.70 g·L⁻¹。本研究经过50 d所得到的高氯酸盐还原颗粒污泥，其MLSS和MLVSS分别为50.68 g·L⁻¹和40.58 g·L⁻¹，MLVSS/MLSS为0.80，考虑到去除不同污染物的颗粒污泥性能上会稍有差异，且${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$去除率维持在90%以上，因此，确认高氯酸盐颗粒污泥培养成功。

图 3  反应器运行过程中MLSS和MLVSS的变化

Figure 3.  Variations of MLSS and MLVSS during operation of reactor

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在高氯酸盐还原颗粒污泥培养过程中，污泥颗粒粒径分布的变化如图4所示。由图4可知，在整个反应器运行期间(第Ⅰ~Ⅴ阶段)，颗粒污泥粒径呈先减小后增大的趋势。第0~20天(第Ⅰ~Ⅱ阶段)，粒径范围在<0.60 mm和0.60~1.00 mm的颗粒有所增加，分别由40.00%和22.00%增加到45.00%和25.00%；粒径为1.00~2.00、2.00~4.75和>4.75 mm的颗粒有所减少，分别由26.00%、10.00%和2.00%降低到23.00%、6.50%和0.50%。这可能是因为随着${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的增加，对微生物的毒害作用增强，容易造成颗粒解体，进而形成较小的颗粒。第21~50天(第Ⅲ~Ⅴ阶段)，粒径范围在<0.60 mm和0.60~1.00 mm的颗粒逐步减少，所占百分比分别降低到36.49%和20.27%；粒径范围为1.00~2.00、2.00~4.75和>4.75 mm的颗粒增加，其对应的占比分别增加到28.46%、12.30%和2.48%。这可能是因为随培养时间的延长，微生物群落中能代谢${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的细菌大量富集，从而促进了反应器内颗粒污泥的颗粒化。有研究^[23-24]表明，颗粒粒径也是表征颗粒污泥是否培养成功的重要指标。唐鹏等^[23]的研究发现，UASB反应器连续运行127 d便可成功培养出厌氧氨氧化颗粒污泥，其脱氮能力高且颗粒粒径为1.00~3.00 mm。丛岩等^[24]经过80 d培养出脱氮能力较高的厌氧氨氧化颗粒污泥，其平均直径为0.556 mm。本研究经过50 d的培养得到的高氯酸盐还原颗粒污泥，其主要粒径范围在<0.60 mm和1.00~2.00 mm，且${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$去除率维持在90%以上，高氯酸盐颗粒污泥培养成功。

图 4  反应器运行过程中粒径分布的变化

Figure 4.  Variations of particle size distribution during operation of reactor

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EPS是由PN、PS和其他物质构成的高分子聚合物，其在颗粒污泥团聚和保护细菌在不利条件下生成中起着重要作用^[25-26]。高氯酸盐还原颗粒污泥培养过程中EPS及其组分变化如图5所示。由图5可知，在整个反应器运行期间(第Ⅰ~Ⅴ阶段)，EPS、PN和PS呈先下降后上升的趋势。第0~20天(第Ⅰ~Ⅱ阶段)，EPS从开始时的24.62 mg·g⁻¹下降到20.66 mg·g⁻¹，PN从开始时的8.47 mg·g⁻¹下降到6.85 mg·g⁻¹，PS从开始时的11.29 mg·g⁻¹下降到9.48 mg·g⁻¹。这可能是因为${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$的加入对细菌具有毒性，导致部分微生物死亡脱落，因此，EPS及其组分的含量有所下降。第20~50天(第Ⅲ~Ⅴ阶段)，EPS从20.66 mg·g⁻¹上升到26.40 mg·g⁻¹，PN从6.85 mg·g⁻¹上升到10.02 mg·g⁻¹，PS从9.48 mg·g⁻¹上升到13.48 mg·g⁻¹。这可能是因为随着高氯酸盐还原菌的富集，促进了EPS及其组分的分泌。然而，在高氯酸盐还原颗粒污泥培养的过程中，虽然EPS，PN和PS均呈先下降后上升的趋势，但其数值变化幅度较小，且PN/PS基本维持在0.75左右。以上结果表明，在还原颗粒污泥培养过程中，当有${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$存在时，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的增加并不会导致EPS及其组分的明显改变，推测该现象是由于反硝化细菌代谢${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$过程中，其产生的EPS及其组分可减少在高氯酸盐还原细菌富集过程中其他细菌的大量死亡和颗粒污泥的瓦解，从而加快了反硝化颗粒污泥向高氯酸盐还原颗粒污泥的转化。

图 5  反应器运行过程中EPS及其组分的变化

Figure 5.  Variations of EPS and its components during operation of reactor

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2.3   菌群结构分析

微生物群落对颗粒污泥的形成及特性具有重要影响，不同微生物有不同的功能。有些细菌具有促进颗粒污泥形成的作用，有些细菌可以代谢污染物。因此，为了进一步解读高氯酸盐还原颗粒污泥的形成过程，对反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥的菌群结构进行了研究。

α多样性可以反映微生物群落中物种的数目，其中用Chao1和ACE指数评估群落的物种丰度，用Shannon和Simpson指数评估群落的物种多样性。反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥的α多样性参数如表2所示。由表2可知，反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥的覆盖率(coverage)均大于95%，表明样品中未被检测出来的序列的概率较低。在高氯酸盐还原颗粒污泥培养的过程中，Chao1和ACE指数从1 446.26和1 507.87降低到831.47和868.04，这表明颗粒污泥中的物种丰度降低。另外，在高氯酸盐还原颗粒污泥培养的过程中，Shannon指数从4.71降低到3.18，Simpson指数从0.04上升到0.12，这表明颗粒污泥中的物种多样性降低。以上结果表明，随着${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的增加，${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$对菌的抑制作用增强，导致菌群的丰度和多样性均有所降低。

表 2  α多样性参数

Table 2.  Alpha diversity parameters

样品	OTU	Shannon	Simpson	ACE	Chao1	覆盖率
反硝化颗粒污泥	1 306	4.71	0.04	1 507.87	1 446.26	0.99
高氯酸盐还原颗粒污泥	656	3.18	0.12	868.04	831.47	0.99

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将微生物检测相对丰度>1%的菌门作为主要菌门，反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥在门水平的群落结构分析如图6所示。由图6可知，反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥中共发现4个主要菌门，分别为Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi和Firmicutes。LIAN等^[27]的研究表明，大部分高氯酸盐还原菌和反硝化细菌属于Proteobacteria和Chloroflexi。在本实验中，Proteobacteria和Chloroflexi在反硝化颗粒污泥中为主要的优势菌，所占的比例分别为82.66%和3.82%；Proteobacteria和Chloroflexi在高氯酸盐还原颗粒污泥中也为主要的优势菌，所占的比例分别为45.47%和26.15%。

图 6  不同颗粒污泥在门水平的分布

Figure 6.  Distribution of bacteria in different granular sludge at level of phylum

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为了进一步分析群落结构的变化，反硝化颗粒污泥和高氯酸盐还原颗粒污泥在属水平的群落结构分析结果如图7所示。有研究表明：Methyloversatilis^[17]、Thauera^[8]和Hydrogenophaga^[8]为反硝化细菌；Azospira^[8]、Longilinea^[17]和Ancalomicrobium^[8]为高氯酸盐还原菌。在高氯酸盐还原颗粒污泥培养过程中，Methyloversatilis、Thauera和Hydrogenophaga在颗粒污泥中所占的比例由46.07%、2.67%和1.33%下降到0.96%、1.11%和0.42%，这表明在培养过程中反硝化细菌数量有所减少；而Azospira、Longilinea和Ancalomicrobium在颗粒污泥中所占的比例由11.50%、1.62%和0.01%升高到15.15%、9.95%和3.95%，这表明在培养过程中高氯酸盐还原颗粒污泥数量有所增加。此外，Ornatilinea在高氯酸盐还原颗粒污泥培养过程中所占的比例由0.01%升高到1.43%，这表明Ornatilinea可能为高氯酸盐还原菌。

图 7  不同颗粒污泥在属水平的分布情况

Figure 7.  Distribution of bacteria in different granular sludge at level of genus

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3.   结论

1)以反硝化颗粒污泥为接种污泥，通过逐步降低${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度的同时逐步增加${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$浓度的方法，可在50 d快速培养出高氯酸盐还原颗粒污泥。${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度的逐步降低，可缓解${\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}$对颗粒污泥中各类微生物的毒性，是本研究利用反硝化颗粒污泥快速培养高氯酸盐还原颗粒污泥的技术关键之一。

2)高氯酸盐还原颗粒污泥培养成功后，颗粒污泥特性良好，MLSS和MLVSS分别为50.68 g·L⁻¹和40.58 g·L⁻¹，主要粒径分布在<0.60 mm和1.00~2.00 mm。培养过程中EPS及其组分变化幅度较小，这说明逐步降低进水${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$浓度，对促进高氯酸盐颗粒污泥快速培养具有重要作用。