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我国城市化进程发展迅速，市政排水管网设施仍相对落后，雨污合流管道占主体部分，这让污水处理厂面临着高无机悬浮物进水冲击的问题。在雨季，地面沙土、空气扬尘都会随着雨水冲刷进入市政管网 [1-3]，温度较高的冬天或初春温度升高后的雪融也会形成地表径流，造成城市污水携带大量悬浮物进入污水处理厂 [4]。另一方面，我国许多污水处理厂为保证曝气池内充足的碳源，取消了初沉池的设置[5-6]，这使得大量悬浮物(SS)在曝气池内大量积累，导致活性污泥MLVSS/MLSS的比值大幅度下降，一定程度上降低了污水处理厂的处理效果，也增加了设备运行维护的难度[7-8]。
微压内循环生物反应器(micro-pressure swirl reactor，MPSR)是一种新型多生物相反应器，反应器顶部大部分密闭，空气从反应器底部一侧进入，反应器内部活性污泥混合液成循环流态，外围流速高，内圈流速低，增加了气泡的行程，提高了氧的传质效率[9]；反应器内部能够形成不同的溶解氧(DO)分区，实现了同一空间不同功能菌群共同反应，达到了同步去除COD、氮、磷的效果[10]，在目前实验室阶段研究发现[11-13] MPSR对碳、氮、磷的去除能力，尤其是反硝化能力强于SBR，在超长污泥龄(50、70、90 d)下仍然有较高的脱氮除磷效果，在污泥龄为90 d阶段，系统脱氮率在80%左右，除磷率在90%以上；在对MPSR进行单周期瞬时有机负荷冲击实验中发现，可以通过调控曝气量有效应对冲击，保证污染物去除效果；有研究[14]表明，当有机负荷从0.29 g·(g·d)−1增加到1.68 g·(g·d)−1后，MPSR对于COD的去除效率平均比SBR高出10~20%。
在实验室研究的基础上，本研究考察了中试规模MPSR工艺对长春某新区城市污水处理效果，探讨了高悬浮物对MPSR工艺中污染物的去除效果和污泥特性的影响，分析了反应器中微生物菌群结构的变化，以期为该工艺在城市污水的实际应用提供参考。
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MPSR中试装置设置于长春某新区污水处理厂，工艺组成由图1所示。装置主要包括进水池、MPSR和沉淀池，总占地面积36 m2。其中，MPSR分为主反应部位和液位提升部位，主体反应部位长、宽、高为600、400、400 cm，顶部的液位提升部分长、宽、高为100、100、120 cm，总有效容积为96 m³。
污水由进水池经潜污泵提升进入主反应器中心区域，采用膜片式微孔曝气器在反应区底部单侧曝气，空气由回转式鼓风机供给。沉淀池底部设有回流泵，回流污泥与进水混合后进入主反应器。整个工艺的运行情况和控制单元由PCL中控系统进行监测与控制。
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中试实验装置进水为长春某污水处理厂平流式曝气沉砂池出水。接种污泥取自该污水处理厂生化池好氧区，经过23 d运行反应器出水指标基本稳定，确定运行控制参数如下：进水量10 m3·h−1，MPSR水力停留时间(HRT)9.6 h，曝气量为30 m³·h−1，污泥回流比75%，污泥龄(SRT)为30 d。实验装置稳定运行共计450 d，根据进水水质特征可分为4个阶段：阶段I为稳定进水，阶段II为波动进水，阶段III为高SS进水，阶段Ⅳ为 SS回落。
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每2 d对反应器进出水水质进行取样检测，其中，进水水样取样从早上5点至晚10点，每间隔1 h取500 mL，冷藏保存，第2天混合均匀后进行水质指标测定。COD采用快速分析法测定(Lian-hua Tech. Co. Ltd, 5B-1, China)，NH4+-N、TN、TP、SS、MLSS、SV采用标准法测定，温度、DO、pH采用溶解氧仪监测(Multi340i, WTW, Germany)。
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在实验阶段的120、248、318、399 d，采用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit(OMEGA)方法提取反应器内活性污泥总基因组DNA。采用琼脂糖凝胶法(gel imaging system from UPV,USA)对DNA的完整性进行分析。第一轮PCR扩增采用Qubit3.0 DNA检测试剂盒(Q10210,Life)，通用引物341F: CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTGCCTACGGGNGGCWGCAG和805R(GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTACHVGGGTATCTAATCC)扩增V3-V4(Miseq测序平台)。引入PCR兼容引物(Illumina)进行第2轮PCR扩增[15]。
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中试实验装置所在污水处理厂服务地区为城市新建的高新区，水质变化较大。污水经过曝气沉砂池处理后，粒径大的砂粒得到去除，粒径相对较小的无机质颗粒随着污水进入MPSR内。在连续运行的450 d中，进水SS和COD值变化如图2(a)所示。可以看出，随着进水SS质量浓度的增加，COD值有所升高，整个运行过程可以分为4个阶段。运行阶段I(1~150 d)反应器进水相对稳定，进水SS和COD保持在较低的水平，平均值分别为(313±246) mg·L−1和(115±103) mg·L−1；阶段II(151~250 d)为波动进水阶段，进水SS和COD平均值分别为(941±989) mg·L−1和(471±368) mg·L−1，其原因主要是由于雪水融化使携带地表有机污染物的无机质流入雨污合流管网；阶段Ⅲ(250~350 d)为高SS进水阶段，在该阶段，受降雨影响，地面无机质携带有机污染物进入管网，进水SS质量浓度最高达到9 000 mg·L−1以上，COD最高值接近2 000 mg·L−1，进水SS和COD平均值分别达到(3 174±2 037) mg·L−1和(812±561) mg·L−1；阶段Ⅳ(350~450 d)为SS回落阶段，进水SS和COD平均值回落至(790±818) mg·L−1和(324±244) mg·L−1。运用SPSS对进水SS与COD值进行双变量相关性分析，结果表明，P＜0.01，皮尔逊相关系数为0.682，二者相关性为显著。
如图2(b)所示，进水中TN质量浓度相对比较稳定，在阶段I和II保持在(31±3) mg·L−1，在阶段III和IV阶段保持在(22±3) mg·L−1。进水TP质量浓度在阶段I和II保持在(1.8±0.5) mg·L−1，阶段III中期之后升高至32.2 mg·L−1，平均质量浓度为(11.5±10) mg·L−1。
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城市污水处理系统的污泥特性及活性与进水水质有关，其性能好坏关系到处理效果及运行成本。图3(a)显示了不同进水无机悬浮物条件下反应器内MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS变化。在阶段I稳定进水期间，MLSS保持在4 000~6 000 mg·L−1，MLVSS持续增长至约3 000 mg·L−1。在阶段II波动进水期间，污泥质量浓度升高至6 000~10 000 mg·L−1，MLVSS稳定在4 000 mg·L−1左右。在阶段III高SS进水期间，污泥质量浓度持续增加至8 000 mg·L−1以上，最高达到16 000 mg·L−1，MLVSS保持在4 000 mg·L−1左右，MLVSS/MLSS由稳定进水阶段I的0.61下降至0.29。阶段IV进水SS浓度回落后， MLVSS受高无机悬浮物冲击影响下降至2 000 mg·L−1，难以恢复至受冲击前水平，说明高悬浮物进水对系统中单位质量污泥活性有一定的影响。这与吉芳英等[16]的研究结果一致。
图3(b)为整个运行期间反应器活性污泥SV与SVI变化。可以看出，在阶段I稳定进水期间，SV和SVI随污泥浓度的增加而有所增加，SVI达到150 mL·g−1左右；在阶段II波动进水期间，泥水混合液中的活性污泥包裹着无机质使得自身比重加大，进而改善了沉降性能，SVI有所降低；在阶段III高SS进水期间，SVI由110 mL·g−1左右下降至低于50 mL·g−1，活性污泥中无机质含量高，缺乏活性和吸附性；阶段IV进水SS浓度回落后，由于仍有大量无机悬浮物截留在反应器内，SVI进一步下降至35 mL·g−1，污泥活性较差。
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1)对MPSR内DO和ORP对处理效果的影响。同步脱氮除磷实际上是硝化菌(NOB)、反硝化菌(DNB)，聚磷菌(PAO)、反硝化除磷菌(DPB)等多个功能菌群协同工作的结果，多溶解氧(DO)环境是多个功能菌群共同工作的前提。在MPSR运行的不同阶段，对反应器内不同位置(图1所示近出口、中部、底部)的DO监测结果如图4(a)所示。可以看出，整个运行阶段，反应中部DO质量浓度基本保持在0.07 mg·L−1，底部DO质量浓度在0.16 mg·L−1左右，变化不大。反应器近出口处DO浓度相对较高，DO波动大。这是因为气泡在底部沿壁上升至出口后破裂，形成的脉冲造成湍流，气、液、固三相在该区域相互作用最活跃。DO质量浓度变化、变化趋势和进水水质没有明显的相关性。
污染物去除过程实际上是一系列的氧化还原反应，氧化还原电位(ORP)与DO、COD、NH4+-N、NO3−-N的浓度有一定关系，能够反映污染物的降解状态[17-19]。在装置中部对ORP进行监测，结果如图4(b)所示。阶段Ⅰ前期ORP为300~550 mV ，反应器内氧化性强，适于硝化反应进行，后期随着污泥浓度增加耗氧量相对增加，ORP降至100 mV左右；在阶段Ⅱ、Ⅲ，由于进水COD的升高反应器内还原性状态加强，ORP在0~-400 mV；在阶段Ⅳ，进水COD降低后ORP恢复至初始状态。
2)对COD和NH4+-N去除的影响。不同运行阶段反应器进出水COD和NH4+-N变化如图5所示。由图5(a)可以看出，反应器出水COD水质指标稳定，在阶段II和阶段Ⅲ，进水COD高达1 000~2 000 mg·L−1的条件下，出水COD值保持在26 mg·L−1以下，满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB 18918-2002的一级A标准。MPSR独特的工艺结构使得其具有良好的抗有机负荷冲击能力，反应器为中心进水的方式，有机物首先进入厌氧区被用于厌氧释磷和反硝化，扩散至硝化作用发生的外围好氧区时，有机负荷已经得到有效降低。
如图5(b)所示，在运行阶段I和II，进水NH4+-N保持在6.6~21.9 mg·L−1，NH4+-N出水质量浓度在阶段I始终低于5 mg·L−1，平均出水质量浓度仅为(0.57±0.95) mg·L−1；在阶段II质量浓度有所上升，平均出水质量浓度(5.08±2.66) mg·L−1。分析阶段II硝化效果下降的原因：一是进水SS的升高造成混合液内溶解氧扩散所限，反应器内ORP降低；二是进水温度降低，反应器平均温度为9.2 ℃，低温条件下硝化菌的活性受到了抑制[20]。在运行阶段Ⅲ，随着进水NH4+-N浓度的降低和水温的升高，出水NH4+-N平均质量浓度下降至(2.10±1.35) mg·L−1；阶段Ⅳ有机负荷都恢复至正常水平，NH4+-N去除效果恢复至最初水平。
3)对TN和TP去除的影响。如图6(a)所示，在阶段Ⅰ、Ⅲ、Ⅳ，除282 d以外，反应器出水TN质量浓度均低于15 mg·L−1，可达到GB 18918-2002的一级A标准。阶段Ⅱ出水水质出现波动，在部分时段不能保证达标排放，平均TN出水质量浓度为(13.81±2.11) mg·L−1。系统脱氮效率下降原因是由于低温和高SS影响了硝化菌群的活性，硝化是TN去除的限制步骤。如图6(b)所示，反应器除磷效果稳定，在阶段III和阶段IV，在进水TP质量浓度为15~25 mg·L−1时，出水TP始终低于0.28 mg·L−1。
MPSR采用连续运行方式，其具有良好的同步脱氮除磷效果主要归功于反应器独特的工艺结构。反应器采用单侧曝气、中心进水方式，一方面反应器内部存在一定的DO浓度分区，出口区域DO浓度较高，中心和底部区域DO浓度较低，曝气动力驱动混合液在反应器内循环流动，多种溶解氧环境和内循环有利于聚磷菌的生长和硝化液的回流，是连续运行方式下MPSR具备良好同步脱氮除磷效果的主要原因。
反硝化除磷技术的提出使得生物除磷和内源反硝化同步进行，该技术利用反硝化聚磷菌(DPAOs)在厌氧/缺氧交替的环境下，以硝酸盐代替氧作为电子受体，通过一碳两用同步实现脱氮和除磷，尤其适用于低 C/N 污水。与传统生物脱氮除磷工艺相比，MPSR具有较高的氮磷去除效率且能有效节省碳源、曝气能耗，降低污泥产量。厌氧/缺氧交替的环境利于培养出反硝化聚磷菌[21]。对反应器内微生物菌群分析表明，系统的主要除磷方式为反硝化除磷。
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为进一步揭示MPSR工艺中污染物的去除规律，探究高无机悬浮物对微生物菌群结构影响。在不同运行阶段，对反应器不同位置中的活性污泥进行取样，通过分子生物学对反应器内微生物菌种的丰度、多样性、组成结构进行分析。阶段 Ⅰ 分别从1、2、3号点位处取样分别命名为 Ⅰ-1、Ⅰ-2、Ⅰ-3，以此类推。
MPSR内微生物门水平上占比前15的物种分布如图7(a)所示。变形菌门(Proteobacteria) 44.86%~57.03%为主要优势菌种，其次是拟杆菌门(Bacteroidetes)10.8%~19.78%，酸杆菌门(Acidobacteria)5.84%~9.32%，绿弯菌门(Chloroflexi) 2.92%~6.98%，浮霉菌门(Planctomycetes)1.1%~5.46%，这5种菌群在本研究中占比达到80%以上。Proteobacteria是污水处理中最常见的菌门[22]，与污染物的降解有紧密的关联，污水处理中的硝化细菌、反硝化细菌和亚硝化细菌就主要来自于Proteobacteria。整个运行过程中Proteobacteria呈现先下降后升高的趋势，这说明高SS冲击对其生存造成了一定的影响，进水SS恢复正常水平后，丰度也恢复至最初水平，变化趋势和系统脱氮效果变化表现一致。
Bacteroidetes是一种重要的异养菌，在污水处理中主要发挥有机物去除的功能，一些反硝化细菌和大多数固氮细菌也来自于该门，在厌氧降解中发挥重要作用[23]。Acidobacteria具有反硝化的功能[24-25]，Chloroflexi是降解有机物的重要微生物菌群之一[26]，在运行阶段Ⅲ高悬浮物浓度条件下，Bacteroidetes、Acidobacteria、Chloroflexi丰度分别达到16.2%、8.63%、6.98%，均高于正常负荷运行阶段，MPSR内丰富的微生物结构使其在高悬浮物冲击下仍可以保持稳定的处理效果。
图7(b)反映了反应器内在属水平上占比在前20的物种，趋于红色表示该物种占比较高。其中，Thermomonas(2.31%~10.04%)、Terrimonas(2.58%~4.79%)、Rhodoferax(2.40%~4.70%)、Saccharibacteria_genera_incertae_sedis(1.94%~3.88%)、Gemmobacter(1.79%~3.40%)、Dechloromonas(1.63%~3.57%)、Ferribacterium(1.73%~2.97%)、Povalibacter(1.44%~3.62%)、Phaeodactylibacter(1.74%~2.64%)、Gp7(1.31%~2.88%)、Thauera(1.35%~1.82%)在整个系统中属于相对优势菌种。
Saccharibacteria_genera_incertae_sedis、Povalibacter作为去除有机物的优势菌属[27-28]，受阶段Ⅲ COD值增加的影响，丰度变化明显，增幅超过1%。这说明这2种菌属在面对COD冲击时可吸收多余有机物繁殖自身，以保证出水的稳定。Nitrospira是系统内主要的硝化菌(NOB)。有研究表明，其在低温条件下属于优势硝化菌[29]。本研究阶段Ⅱ中该菌丰度由0.39%提高至1.07%，可能跟该其在低温条件下更具竞争优势有关。Thermomonas和Terrimonas作为自养的好氧反硝化菌[30-32]，受高SS进水影响，平均相对丰度由阶段Ⅰ的5.56%和4.79%下降到阶段Ⅲ的2.31%和2.69%。高SS带来COD值的提高使得自养菌在与异养菌的竞争中处于劣势，同时在曝气保持不变的情况下好氧区面积减小，使得好氧反硝化菌的丰度进一步下降。Dechloromonas为反硝化除磷菌(DPB)[33]，在运行阶段Ⅰ和Ⅱ其占比分别为2.69%和2.57%。在阶段Ⅲ高TP进水条件下占比小幅上升至3.10%。阶段Ⅳ丰度下降至1.79%。这可能是由于进水SS回落以及COD值和TP浓度降低造成。此外，传统的PAOs未在系统中发现，说明反硝化除磷是MPSR系统主要的除磷途径。
以上分析结果表明，MPSR系统内同时存在硝化菌、好氧反硝化菌，反硝化除磷菌，保证了连续流运行方式下反应器能够实现同步脱氮除磷，MPSR独特的结构与曝气方式使得在单一池内同时脱氮除磷成为现实，反应器内丰富的微生物群落结构能够在进水水质剧烈变化时，出水仍然符合排放标准。
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1)高无机悬浮物进水造成MPSR内MLSS由5 000 mg·L−1大幅升高至13 000 mg·L−1，MLVSS保持4 000 mg·L−1不变，污泥活性低，但可增强污泥在二沉池的沉降性能。
2)反应器在高无机悬浮物进水条件下对污染物降解效果仍然保持良好，整个实验出水指标均达到GB 18918-2002的一级A标准。MPSR独特的结构和单侧曝气方式在单曝气池内形成了多溶解氧分区共存，可为在单一曝气池内进行同步脱氮除磷提供合适的溶解氧环境。
3) MPSR内微生物种群结构丰富，受高无机悬浮物进水冲击时仍能保持群落结构相对稳定，存在多种反硝化菌，如好氧反硝化菌Thermomonas、Terrimonas等，主要除磷菌属为反硝化除磷菌Dechloromonas，证明了反应器内发生了同步脱氮除磷。
高悬浮物进水对中试规模微压内循环生物反应器处理效果的影响
Influence of high suspended solids influent on the treatment effect of the pilot-scale micro-pressure swirl reactor
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摘要: 采用中试规模微压内循环生物反应器(MPSR)处理某北方城市新区污水处理厂沉砂池出水，考察了高悬浮物进水条件下反应器污染物处理效果及污染物的去除特性，利用高通量测序对微生物群落结构进行分析。MPSR 经450 d的运行结果表明，受春季冰雪融化和夏季降雨影响，反应器进水中SS质量浓度平均值在1—5月提高至约800 mg·L−1，在5—8月达到约2 700 mg·L−1，运用SPSS对进水SS与COD进行相关性分析，二者为正相关，皮尔逊相关系数为0.682。高悬浮物进水使得系统内MLSS质量浓度增加至12 000 mg·L-1，而MLVSS质量浓度基本保持在3 000~5 000 mg·L−1，SVI下降至50 mL·g−1。在不同进水负荷条件下，MPSR出水COD、TN、TP质量浓度始终保持在26、14、0.28 mg·L−1以下，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A排放标准。高通量测序结果表明MPSR内微生物结构丰富，系统内好氧反硝化菌Thermomonas、Terrimonas、反硝化除磷菌Dechloromonas等多重功能微生物共存。MPSR内丰富的微生物结构使其在高悬浮物冲击下仍可以保持稳定的处理效果。Abstract: A pilot-scale micro-pressure swirl teactor (MPSR) was used to treat the effluent from the grit chamber of a sewage treatment plant in a new district of a northern city in China, the reactor pollutant treatment effects and pollutant removal characteristics at high suspended solids influent were inspected. The high-throughput sequencing was used to determine the microbial community structure in MPSR. The 450-day operation results showed that the average SS concentration in the influent of MPSR increased to about 800 mg·L−1 from January to May and reached about 2 700 mg·L−1 from May to August due to the influences of the melting of snow and ice in spring and the summer rainfall. Based on the SPSS correlation analysis, a positive correlation occurred between water SS and COD with the pearson correlation of 0.682. The MLSS concentration in the system increased to 12 000 mg·L−1 due to high suspended solids inflow, while the MLVSS concentration basically maintained between 3 000 mg·L−1 and 5 000 mg·L−1, and SVI value decreased to 50 mL·g−1. At different influent loadings, COD, TN and TP concentrations in the effluent of MPSR were always below 26, 14 and 0.28 mg·L−1, respectively, which met the first-level A emission standards of “urban sewage treatment plant pollutant emissions standard”. The results of high-throughput sequencing showed that the microbial structure in MPSR was abundant, and multiple functional microorganisms such as aerobic denitrifying bacteria Thermomonas, Terrimonas, and denitrifying phosphorus removing bacteria Dechloromonas coexisted in the system. The rich microbial structure in MPSR enables it to maintain a stable treatment effect under the impact of high suspended solids .
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目前，我国每年大约产生3.0×107 t城市污泥[1]，且随着中国污水处理厂的升级和扩建，城市污泥产量每年以13%的速率递增[2]。大量城市污泥的处理与处置是我国目前亟待解决的环境问题。食品处理厂剩余污泥中有机物含量高，营养丰富，大多为蛋白质、多糖、脂肪等[3]，不含有毒有害物质。目前，我国食品污泥处理的方法主要有厌氧消化、好氧发酵、焚烧、卫生填埋、土地利用等。另一方面，我国农作物秸秆近20种，年产量约7.0×108 t，约占世界秸秆总量的25%。随着社会经济迅速发展和人口的增加，农作物秸秆总量将以每年5%~10%的速度递增[4]。然而，目前农村地区的秸秆利用率还很低，存在秸秆焚烧、随意丢弃等现象[5]。好氧堆肥方法成本低、无害化程度高、处理量大、处理后的产品可作为有机肥，在农业生产上具有广阔的应用前景。利用食品厂污水处理剩余污泥与农作物秸秆进行混合好氧堆肥，既解决了剩余污泥问题与农作物秸秆问题，又可得到生物有机肥[6]，适用于农业大田生产、果树种植及园林绿化，对减轻长期施用化肥造成的农田环境污染、增加土壤肥力[7-8]、提高农产品品质及增加农业收入，具有良好的经济、环境和社会效益。
在堆肥初期，由于堆体中土著微生物数量较少，微生物活性较低，存在着发酵周期长、堆肥效率慢等缺点。复合微生物菌剂因微生物间的协同作用，可有效调节堆肥原料中的菌群结构，加快堆肥速率，缩短堆肥周期，促进堆体腐熟[9]。目前，我国已在堆肥微生物菌剂的研究方面取得了一定进展。ZHAO Y等[10]从堆肥中筛出4株嗜热放线菌，制成一种微生物菌剂，能够提高堆体腐熟程度，缩短了堆肥周期。XI B D等[11]在堆肥过程中投加了一种复合微生物菌剂，增加堆肥过程中优势菌的多样性，提高堆肥效率。ZHOU C等[12]在堆肥过程中接种了一种由放线菌、哈茨木霉、米曲霉等组成的复合微生物菌剂，缩短了堆肥周期，提高了木质纤维的降解。
与液态微生物菌剂相比，固态菌剂中的微生物更易存活，保存时间长，保存成本低，运输方便，更适用于大规模的生产与应用。针对食品厂剩余污泥与秸秆的组成，本研究筛选出5株优势芽孢杆菌，研制出一种固态微生物菌剂。本研究首先以活菌数和芽孢率为评价依据，优化固态微生物菌剂制备过程中的关键影响因素，在此基础上，通过正交实验获得最佳固态微生物菌剂的制备方法，最后，通过比较不同保存时间固态微生物菌剂的实际堆肥效果，研究固态微生物菌剂的稳定性，为其工业化生产提供依据。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
1.1.1 实验材料
实验用脱水污泥为某食品厂污水处理剩余污泥，玉米秸秆购自河南郑州。营养肉汤培养基购自青岛海博生物技术有限公司。
1.1.2 堆肥反应器
堆肥反应器为聚丙烯塑料箱(560 mm×360 mm×325 mm)，总容积为65 L，曝气泵底部间歇供氧，每12 h曝气1次，曝气1 h，曝气量为0.3 L·(L·min)−1，并通过距离箱底高约10 cm的多孔筛板实现均匀供氧。当堆体温度高于55 ℃时，每天翻堆1次。
1.2 实验方法
1.2.1 菌株来源
本研究用于制备固态微生物菌剂的菌株为实验室已有5株芽孢杆菌，编号分别为ZX5、ZX6、GX2、GX5和GX9，其获得方法如下：以食品厂污水处理剩余污泥为堆肥原料、市售玉米秸秆为辅料，二者的添加比例分别为60%和40%，再加入5%江苏省无锡市某区含落叶的表层土壤；所得混合物料共计30 kg，混合物的含水率为60%±5%，碳氮比(C/N比)为25±5，混合均匀后，装入堆肥反应器中，持续曝气，定期翻堆，进行好氧堆肥；当堆体温度维持35 ℃和55 ℃达7 d左右时，分别从堆体中心和四周取5个等量堆肥样品，混匀后，依次进行微生物的初筛、复筛及分离纯化，进而获得上述菌株。
将5株芽孢杆菌分别接种至高温灭菌后的营养肉汤培养基中，接种量为1.0×107 CFU·mL−1。ZX5和ZX6的培养温度为35 ℃，培养1~2 d；GX2、GX5和GX9的培养温度为50 ℃，培养1~2 d。将获得的不同菌株的发酵液按1∶7∶617∶295∶443的比例混合，制成复合微生物菌液，备用。
1.2.2 固态微生物菌剂的影响因素研究
载体筛选。分别选择秸秆、炭化秸秆、腐熟物料、褐煤作为载体，将其研磨，过30目筛网，121 ℃灭菌30 min，然后放在105 ℃烘箱中烘干备用。将复合微生物菌液与载体按照5:1的比例混匀，放在35 ℃烘箱中烘干。将制备好的微生物菌剂室温下密封干燥保藏30 d后，测定菌剂中活菌数及芽孢率。
海藻糖含量。以腐熟物料作为载体，将其研磨，过30目筛网，121 ℃灭菌30 min，然后放在105 ℃烘箱中烘干备用。在复合微生物菌液中投加0%、4%、8%、12%、16%和20%的海藻糖，混匀后，再与载体按照5∶1的比例混匀，放在35 ℃烘箱中烘干。将制备好的微生物菌剂室温下密封干燥保藏30 d后，测定菌剂中活菌数及芽孢率。
含水率。以腐熟物料作为载体，将其研磨，过30目筛网，121 ℃灭菌30 min，然后放在105 ℃烘箱中烘干备用。将复合微生物菌液与载体按照5∶1的比例混匀，放在35 ℃烘箱中烘至含水率为15%、20%、25%、30%、35%和40%。将制备好的微生物菌剂室温下密封干燥保藏30 d后，测定菌剂中活菌数及芽孢率。
1.2.3 固态微生物菌剂影响因素的正交实验
根据单因素实验的结果，进行3因素3水平正交实验(见表1)，将制备好的微生物菌剂室温下密封干燥保藏30 d后，测定菌剂中活菌数及芽孢率。研究载体种类、海藻糖浓度及含水率对菌剂保存效果的影响，进而获得最佳菌剂制备条件。
表 1 正交实验设计Table 1. Design of the orthogonal experiment水平 因素 (A)载体 (B)海藻糖浓度/% (C)含水率/% 1 炭化秸秆 0 15 2 秸秆 4 20 3 腐熟物料 8 25 | Show Table
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1.2.4 所得固态微生物菌剂的堆肥效果
以食品厂污水处理剩余污泥为堆肥原料，市售玉米秸秆为辅料(二者重量之比为6:4)，获得用于好氧堆肥的混合物料，其组成性质如表2所示。将15 kg物料装入堆肥箱中进行好氧堆肥，具体操作同1.2.1节，共4个堆肥箱，其中，对照实验不添加任何菌剂，记为CK，添加新鲜固态复合微生物菌剂的实验记为ZJ，添加室温下保存30 d菌剂的实验记为ZJ-30，添加室温下保存60 d菌剂的实验记为ZJ-60，研究所得固态微生物菌剂保存时间对堆肥效果的影响。微生物菌剂直接添加在堆肥原料中，菌剂添加量均为堆体湿重的0.3%，整个堆肥过程持续10 d。
表 2 混合物料的物化性质Table 2. Physicochemical properties of the mixture有机质含量/% 凯氏氮/(mg·g−1) C/N pH 含水率/% 蛔虫死亡率/% 粪大肠菌群数/(MPN·g−1) 种子发芽指数/% 半纤维素含量/(mg·g−1) 纤维素含量/(mg·g−1) 木质素含量/(mg·g−1) 87.29±0.12 19.24±0.36 26.32±0.51 6.35±0.32 67.24±2.23 45.14±1.59 2.0×103 44.79±1.53 238.1±5.54 318.2±4.48 59.4±2.32 | Show TableDownLoad:
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1.3 分析测试项目与方法
菌剂中有效活菌数采用平板计数法[13]测定。芽孢率的测定：将菌液在70 ℃下加热10 min，再利用平板计数法检测菌剂中的芽孢数，其芽孢率[14]计算见式(1)。
w=m1m0×100% (1) 式中：w为芽孢率，%；m0为灭菌前菌落数，CFU·g−1；m1为加热后菌落数，CFU·g−1。
粪大肠菌群数和蛔虫死亡率均按照生物有机肥标准(NY 884-2012)中标准方法测定。种子发芽指数(GI)测定方法：堆肥样品按水∶物料＝10∶1浸提，160 r·min−1振荡1 h后过滤，吸取5 mL滤液于铺有滤纸的培养皿中，滤纸上放置10颗籽粒饱满、均匀一致的种子，25 ℃下培养72 h后，测定种子的根长，同时用去离子水做空白对照，种子发芽指数计算[15]见式(2)。
RGI=q1l1q0l0×100% (2) 式中：RGI为种子发芽指数，%；q0为去离子水处理的种子发芽率，%；q1为堆肥浸提液处理的种子发芽率，%；l0为去离子水处理的种子根长，cm；l1为堆肥浸提液处理的种子根长，cm。
有机质含量采用重铬酸钾氧化法(NY 525-2012)测定。有机碳含量=有机质含量/1.724(氧化系数)[16]。凯氏氮(TKN)采用凯氏定氮法[17]测定。C/N比为有机碳含量/凯氏氮含量[18]。pH的测定是将样品与水按1∶10的比例混合，浸提1 h后，采用pH计法[19]测定。含水率采用烘箱干燥法[20]测定。
半纤维素、纤维素、木质素的测定：采用ANKOM A2000i型全自动纤维分析仪测定堆体中半纤维素、纤维素和木质素的含量[21]。
堆体温度每隔12 h测定1次，在堆体的中央和四周均匀测温5次，取平均值[17]。
2. 结果分析
2.1 固态微生物菌剂的制备技术研究
活菌数是衡量菌剂质量的有效指标[22]。芽孢杆菌是一种革兰氏阳性菌，在其生长的一定阶段内，会在营养细胞内形成一个圆形、卵圆形或圆柱形的休眠体，即为芽孢[23]。芽孢能适应不良环境，对高温、紫外线、干燥、电离辐射和很多有毒的化学物质都有很强的抵抗性[24]，而在条件适宜时又可转变为营养细胞，从事正常的代谢活动，因此，在测定活菌数的同时，可观察芽孢率的变化情况[25]。
2.1.1 载体类型对活菌数及芽胞率的影响
由图1可知，4种载体对菌剂活菌数及芽孢率的影响顺序依次为腐熟物料>秸秆>炭化秸秆>褐煤，其中，以腐熟物料作为载体的菌剂活菌数和芽孢率最高，以秸秆为载体的菌剂次之。以腐熟物料、秸秆和炭化秸秆为载体的菌剂保藏30 d后，活菌数均较高，均为5.0×109 CFU·g−1以上，芽孢率则分别为87.3%、76.4%和72.1%。以褐煤为载体的菌剂保藏30 d后，活菌数仅为1.0×109 CFU·g−1，芽孢率仅为37.5%，不利于长期保藏。因此，选择腐熟物料、秸秆和炭化秸秆作为正交实验时的3个水平。由于腐熟物料更易得，以下研究均以腐熟物料为固态微生物菌剂的载体。
图 1 不同载体的微生物菌剂中活菌数及芽孢率Figure 1. Viable counts and sporulation rates of microbial inoculants in different carriers2.1.2 海藻糖浓度对活菌数及芽胞率的影响
研究表明，在高温、冷冻、干燥等恶劣条件下，海藻糖能够在细胞表面形成独特的保护膜，有效保护生物分子不被破坏，提高微生物菌剂的存活率，延长微生物菌剂的储存期[26]。由图2可知，随着海藻糖浓度的提高，菌剂中芽孢率呈现先上升后下降的趋势，而活菌数含量却呈现先下降后上升的趋势。海藻糖也是生物体储备的碳源[27]，可以被微生物所利用。海藻糖浓度过高时，微生物可利用的碳源增多，芽孢就会萌发，转化为营养细胞而过早失活，降低菌剂的使用效果。因此，当海藻糖投加量为12%~20%时，菌剂中芽孢率较低。当海藻糖投加量为0%~8%时，菌剂中芽孢率较高，且此时菌剂中活菌数也较高，均为5.0×109 CFU·g−1以上。故选用0%、4%、8%作为正交实验中3个水平。
图 2 不同海藻糖浓度的微生物菌剂中活菌数及芽孢率Figure 2. Viable counts and sporulation rates of microbial inoculants with different trehalose concentrations2.1.3 含水率对活菌数及芽胞率的影响
固态菌剂的含水率会显著影响菌剂的保存效果，含水率越高，越不利于菌剂的长期保藏[28]。菌剂中含水率越高，越促进芽孢的萌发，使其转化为营养细胞，不利于长期保存。此外，菌剂中含水率越高，越易在保存过程中发霉，滋生出大量杂菌[29]。由图3可知，随着固态菌剂最终含水率的提高，菌剂中芽孢率在不断降低。含水率为15%~25%时，菌剂中芽孢率较高，高于80%；活菌数高于5.0×109 CFU·g−1。当菌剂的含水率为30%~40%时，菌剂中芽孢率较低，均在70%以下，活菌数也较低，不利于菌剂的长期保存。这可能是由于菌剂中水分适宜，会促进芽孢萌发，使其转换为营养细胞，降低了菌剂中的芽孢率；在长期保存过程中，营养细胞失活，降低了菌剂中活菌数。减少含水率，更有利于菌剂的长期保存[30]。故选用15%、20%、25%作为正交实验中的3个水平。
图 1 不同含水率的微生物菌剂中活菌数及芽孢率Figure 1. Viable counts and sporulation rates of microbial inoculants with different water contents2.1.4 正交实验
在上述单因素实验的基础上，按表3进行了影响因素的正交实验。对正交实验结果进行分析，结果如表4所示。从活菌数来看，载体、海藻糖浓度和含水率对其影响程度分别为海藻糖浓度(B)>含水率(C)>载体(A)，菌剂最佳配方为B2C1A3。从芽孢率来看，载体、海藻糖浓度和含水率对其影响程度分别为含水率(C)>载体(A)>海藻糖浓度(B)，菌剂最佳配方为C1A3B2。综合考虑活菌数和芽孢率的变化情况，最佳菌剂配方为：以腐熟物料作为载体，投加4%的海藻糖，含水率为15%。
表 3 正交实验结果Table 3. Results of the orthogonal experiment名称 载体(A) 海藻糖8.5含量(B) 含水率(C) 活菌数/8.5(亿CFU·g−1) 芽孢率/% 1 1 1 1 24.2±0.57 100 2 1 2 2 37.5±2.12 93.4±1.48 3 1 3 3 26.4±0.85 43.2±0.21 4 2 1 3 30.0±2.83 91.6±1.27 5 2 2 1 35.0±1.41 64.3±0.14 6 2 3 2 40.5±3.54 95.0±0.42 7 3 1 2 24.0±0.57 63.5±1.13 8 3 2 3 44.0±1.41 100 9 3 3 1 38.5±2.55 100 | Show TableDownLoad:
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表 4 正交实验数据分析Table 4. Analysis of the orthogonal experiment指标 因素 K1 K2 K3 R 活菌数 载体(A) 29.37 35.17 35.50 6.13 海藻糖浓度(B) 26.07 38.83 35.13 12.76 含水率(C) 36.23 35.33 28.47 7.76 芽孢率 载体(A) 78.87 83.63 87.83 8.96 海藻糖浓度(B) 85.03 85.90 79.40 6.50 含水率(C) 98.33 95.00 57.00 41.33 | Show TableDownLoad:
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对上述正交实验结果进行了方差分析，结果如表5所示。在置信区间ɑ=0.05范围内，载体、海藻糖浓度和含水率对活菌数影响显著。在置信区间ɑ=0.05范围内，含水率对芽孢率影响显著，而载体和海藻糖浓度对芽孢率影响不显著。因此，确定腐熟物料作为载体，投加4%的海藻糖，含水率为15%作为最佳菌剂配方。
表 5 方差分析结果Table 5. Variance analysis of the orthogonal experiment指标 因素 偏差平方和 自由度 F比 F临界值 显著性 活菌数 载体(A) 71.37 2 22.66 19 有 海藻糖浓度(B) 258.88 2 82.18 19 有 含水率(C) 108.28 2 34.37 19 有 误差 3.15 2 芽孢率 载体(A) 120.76 2 0.83 19 海藻糖浓度(B) 74.74 2 0.51 19 含水率(C) 3163.56 2 21.63 19 有 误差 146.27 2 | Show TableDownLoad:
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2.2 固态微生物菌剂的堆肥效果研究
2.2.1 堆体温度的变化
以空白为对照，分别将新鲜固态微生物菌剂、保藏30 d的菌剂以及保藏60 d的菌剂用于好氧堆肥，研究菌剂保存时间对堆肥效果的影响。随着保存时间的延长，4个堆体中温度变化如图4所示。
结果表明，堆体CK在60 h左右进入55 ℃以上的高温期，在84 h左右出现堆体最高温度，为58 ℃，55 ℃以上的高温持续时间为40 h，50 ℃以上的持续时间为70 h。堆体ZJ在18 h左右进入55 ℃以上的高温期，在60 h左右出现堆体最高温度，为64 ℃，55 ℃以上的高温持续时间为114 h，50 ℃以上的持续时间为144 h。堆体ZJ-30在18 h左右进入55 ℃以上的高温期，在36 h左右出现堆体最高温度，为69 ℃，55 ℃以上的高温持续时间为129 h，50 ℃以上的持续时间为147 h。堆体ZJ-60在19 h左右进入55 ℃以上的高温期，在48 h左右出现堆体最高温度，为66 ℃，55 ℃以上的高温持续时间为132 h，50 ℃以上的持续时间为148 h。相比于堆体CK，堆体ZJ、堆体ZJ-30、堆体ZJ-60分别提前了42、42和41 h进入高温阶段，高温持续时间分别延长了74、89和92 h，50 ℃以上的持续时间分别延长了74、77和78 h。比复合微生物菌剂PTCMA，自制复合微生物菌剂能够提前7 d进入高温期，且最高温度可提高2~7 ℃[31]；比复合菌剂F12，能够延长高温持续时间，其50 ℃以上的持续时间可延长2 d[32]。
可见，尽管固态菌剂的保存时间不同，但均能在18~19 h左右促使堆体进入高温期，随着菌剂保存时间的延长，堆体的高温持续时间略有增加，而50 ℃以上的持续时间变化不大。该固态菌剂的性能稳定，保存一段时间后依旧能使堆体快速进入高温阶段，且持续时间长，可使堆体达到无害化要求。
2.2.2 半纤维素、纤维素和木质素的降解率
如图5所示，堆肥结束后，堆体中半纤维素、纤维素和木质素含量均有所降低。半纤维素最易降解，而木质素是一种高分子有机化合物，结构非常复杂[31]，较难降解，因此，堆体中半纤维素降解率最高，木质素降解率最低。
图 5 4个堆体中半纤维素、纤维素、木质素的降解率Figure 5. Degradation rates of hemicellulose, cellulose and lignin in four piles由于添加自制复合微生物菌剂中含有芽孢杆菌，在堆肥高温阶段具有良好的活性，可有效促进木质素和纤维素的降解；优化堆体的微生物生态，可激活并促进木质纤维素降解菌的生长繁殖；且投加菌剂的堆体中高温持续时间更长，有助于促进堆体中半纤维素、纤维素和木质素的降解[33-34]。因此，与空白相比，不同保藏时间的菌剂依旧能够有效促进堆体中半纤维素、纤维素和木质素的降解。随着菌剂保存时间的延长，堆体中半纤维素降解率分别为56.93%、41.91%、49.10%；纤维素降解率分别为29.03%、27.58%、31.45%；木质素降解率分别为18.12%、12.64%、17.02%；堆体中半纤维素、纤维素和木质素的降解率呈现先下降后上升的变化规律。
与复合微生物菌剂DN-1堆肥12 d后相比，自制复合微生物菌剂提高了半纤维素和木质素的降解率，半纤维素降解率分别提高了58.27%、16.51%、36.50%；木质素降解率分别提高了87.97%、31.12%、76.56%[35]。与复合微生物菌剂HJ相比，自制复合微生物菌剂提高了堆体中半纤维素和纤维素降解率，半纤维素降解率分别提高了244.61%、153.69%、197.22%，纤维素降解率分别提高了28.51%、22.09%、39.22%[36]。自制固态微生物菌剂具有较好的降解木质纤维素的能力。
2.2.3 堆肥产品的品质
堆肥结束后，测定了各堆体中有机质含量、TKN、C/N、pH、含水率、蛔虫死亡率、粪大肠菌群数和GI，其结果如表6所示。
表 6 4个堆体的堆肥产品品质Table 6. Quality of composting products of four piles名称 有机质含量/% 凯氏氮/(mg·g−1) C/N pH 含水率/% 蛔虫死亡率/% 粪大肠菌群数/(MPN·g−1) 种子发芽指数/% CK 66.30±3.38 25.53±0.06 15.06±0.04 7.95±0.18 58.43±1.56 84.36±0.68 200±10 59.72±1.02 ZJ 58.67±1.17 28.64±0.15 11.89±0.04 8.07±0.06 52.97±0.66 95.98±1.07 4 85.89±0.75 ZJ-30 58.19±0.23 32.47±0.04 10.40±0.01 8.12±0.04 54.84±0.31 96.82±0.79 9 91.73±1.82 ZJ-60 57.56±0.94 31.55±0.16 10.59±0.04 8.12±0.11 58.28±1.32 96.54±0.65 4 89.38±0.71 | Show TableDownLoad:
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堆肥结束后，堆体CK、堆体ZJ、堆体ZJ-30、堆体ZJ-60中有机质含量分别为66.30%、58.67%、58.19%、57.56%，其降解率分别为24.05%、32.79%、33.34%、34.06%。投加菌剂的堆体中有机质降解率更高，这是由于其高温持续时间更长，嗜热菌活动剧烈，使得更多有机物被降解。与放线菌菌剂[33]相比，自制复合微生物菌剂提高了有机质降解率，降解率分别提高了20.55%、22.57%、25.22%。与堆肥初期(表2)相比，4个堆体中TKN即全氮含量均呈现上升趋势，添加自制复合微生物菌剂的3个堆体中全氮含量上升幅度更大。与勾云龙[37]制备的复合微生物菌剂相比，自制复合微生物菌剂中氮素含量分别提高了153.03%、255.93%、231.33%。表明自制复合微生物菌剂能够有效促进对氮素的吸收与利用，有利于堆肥产品保氮，提高堆肥产品的养分含量[12]。
采用不同保存时间的固态微生物菌剂进行好氧堆肥，所得堆肥产品的理化性质包括有机质及TKN的含量等均相差不大；蛔虫死亡率均大于95%，粪大肠菌群数均低于100 MPN·g−1，满足我国生物有机肥标准(NY 884-2012)中的生物学指标要求。同时，C/N比低于20，种子发芽指数均高于85%，完全腐熟。与常温微生物菌剂(36 d时C/N比低于20，30 d时GI高于50%)[19]相比，自制复合微生物菌剂能够缩短堆肥周期，提高堆体腐熟度。然而，由于高温持续时间不足，对照堆肥产品的卫生状况未能达到上述标准，且种子发芽指数较低。
3. 结论
1)固态微生物菌剂的最佳制备条件为以腐熟物料作为载体，投加4%的海藻糖，含水率为15%。
2)随保存时间的延长，固态微生物菌剂的性能稳定，均能在18~19 h左右促使堆体进入高温期，并有效促进堆体中半纤维素、纤维素和木质素的降解，所得堆肥产品的理化性质相差也不大，各项指标均符合我国生物有机肥标准(NY 884-2012)中的相关要求，且种子发芽指数均高于85%，完全腐熟。
3)所得固态微生物菌剂的制备方法有助于菌剂的大规模生产与应用，具有较为重要的实践价值。
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图 5 不同阶段COD与NH4+-N出水质量浓度变化
Figure 5. Changes of COD and NH4+-N concentrations in effluent at different stages
图 6 不同阶段TN与TP出水浓度变化
Figure 6. Changes of TN and TP effluent concentrations at different stages
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[1] 刘志长. 合流制排水管道沉积物的沉淀状况及控制技术研究[D]. 长沙: 湖南大学2011. [2] 熊磊, 边德军, 吴忌, 等. 长春市新区污水水质及水量变化规律分析[J]. 环境工程, 2017, 35(1): 36-40. [3] 侯巧玲, 张鸿, 洋王, 等. 某高新技术工业园区污水厂的设计与运行[J]. 给水排水, 2014, 30(22): 115-118. [4] LI L Q, SHAN B Q, YIN C Q. Stormwater runoff pollution loads from an urban catchment with rainy climate in China[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2012, 6(5): 672-677. [5] ALAGHA O, ALLAZEM A, BUKHARI A A, et al. Suitability of SBR for wastewater treatment and reuse: Pilot-scale reactor operated in different anoxic conditions[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(5): 1617. doi: 10.3390/ijerph17051617 [6] XIE E, XU X Y, LUO G Y. Study on a novel reactor of sludge process reduction for domestic sewage treatment[J]. Environmental Technology, 2013, 34: 9-12. [7] 邓仁健, 张金松, 杨靖波, 等. 高无机悬浮物进水对城市污水厂处理效果的冲击影响及机理研究[J]. 环境科学学报, 2013, 33(6): 1605-1610. doi: 10.13671/j.hjkxxb.2013.06.018 [8] 张自杰. 排水工程: 下册[M]. 4版. 北京: 中国建筑工业出版社, 2000. [9] 边德军. 微压内循环多生物相反应器研制及性能研究[D]. 长春: 东北师范大学, 2015. [10] 万立国, 边德军, 卢文喜, 等. 微压气升循环流反应器与完全混合式反应器运行效果及微生物种群结构比较[J]. 环境污染与防治, 2018, 40(1): 11-14. [11] 边德军, 王喜超, 艾胜书, 等. 微压内循环反应器与序批式反应器的污染物去除及污泥特性比较[J]. 环境污染与防治, 2020, 42(11): 1315-1318. [12] 王帆, 么兴荣, 刘松林, 等. 有机负荷冲击对微压反应器的影响及调控策略[J]. 中国环境科学, 2021, 41(8): 3667-3675. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2021.08.023 [13] 边德军, 赵乐欣, 王宁, 等. 超长污泥龄对MPR工艺脱氮除磷效果的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1735-1743. doi: 10.12030/j.cjee.202010091 [14] BIAN D J, ZHOU D D, HUO M X, et al. Improving oxygen dissolution and distribution in a bioreactor with enhanced simultaneous COD and nitrogen removal by simply introducing micro-pressure and swirl[J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2015, 99(20): 8741-8749. [15] HUANG X, DONG W Y, WANG H J, et al. Biological nutrient removal and molecular biological characteristics in an anaerobic-multistage anaerobic/oxic (A-MAO) process to treat municipal wastewater[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 969-978. doi: 10.1016/j.biortech.2017.05.161 [16] 吉芳英, 周卫威, 裴玲, 等. 细微泥沙对活性污泥系统的影响及其恢复特征[J]. 环境科学研究, 2015, 28(2): 326-332. doi: 10.13198/j.issn.1001-6929.2015.02.22 [17] 苏高强, 彭永臻. 基于ORP的控制策略在废水生物处理中的应用[J]. 工业水处理, 2011, 31(8): 11-15. doi: 10.3969/j.issn.1005-829X.2011.08.003 [18] 高景峰, 彭永臻, 王淑莹, 等. 以DO、ORP、pH控制SBR法的脱氮过程[J]. 中国给水排水, 2001(4): 6-11. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2001.04.002 [19] 王涛, 徐跃飞, 陈贵生, 等. ORP用于优化改良型Carrousel氧化沟脱氮的研究[J]. 中国给水排水, 2012, 28(21): 16-19. doi: 10.3969/j.issn.1000-4602.2012.21.005 [20] ZHA X, MA J, LU X W, et al. Use of a low-cost and energy-efficient device for treating low-strength wastewater at low temperatures focusing on nitrogen removal and microbial community[J]. Science of the Total Environment, 2020, 722: 137916. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.137916 [21] KUBA T, SMDLDERS G, VANLOOSDRECHT M C M, et al. Biological phosphorus removal from wastewater by anaerobic-anoxic sequencing batch reactor[J]. Water Science and Technology, 1993, 27(56): 241-252. [22] HU M, WANG X H, WEN X H, XIA Y. Microbial community structures in different wastewater treatment plants as revealed by 454-pyrosequencing analysis[J]. Bioresource Technology, 2012, 117: 72-79. doi: 10.1016/j.biortech.2012.04.061 [23] SHI X Q, NG K K, LI X R, et al. Investigation of intertidal wetland sediment as a novel inoculation source for anaerobic saline wastewater treatment[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(10): 6231-6239. [24] ZHANG Y T, DING K, YRJÄLÄ K, et al. Introduction of broadleaf species into monospecific cunninghamia lanceolata plantations changed the soil Acidobacteria subgroups composition and nitrogen-cycling gene abundances[J]. Plant and Soil, 2021, 467(12): 1-18. [25] 王光华, 刘俊杰, 于镇华, 等. 土壤酸杆菌门细菌生态学研究进展[J]. 生物技术通报, 2016, 32(02): 14-20. [26] MIURA Y, WATANABE Y, OKABE S. Significance of chloroflexi in performance of submerged membrane bioreactors (MBR) treating municipal wastewater[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(22): 7787-7794. [27] SENGUN I Y, KARABIYIKLI S. Importance of acetic acid bacteria in food industry[J]. Food Control, 2011, 22(5): 647-656. doi: 10.1016/j.foodcont.2010.11.008 [28] FU C, YUE X D, SHI X Q, et al. Membrane fouling between a membrane bioreactor and a moving bed membrane bioreactor: Effects of solids retention time[J]. Chemical Engineering Journal, 2017: 397-408. [29] CHEN M X, CHEN Y W, DONG S Y, et al. Mixed nitrifying bacteria culture under different temperature dropping strategies: Nitrification performance, activity, and community[J]. Chemosphere, 2018, 195: 800-809. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.12.129 [30] XING W, LI J, LI D, et al. Stable-isotope probing reveals the activity and function of autotrophic and heterotrophic denitrifiers in nitrate removal from organic-limited wastewater[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(14): 7867-7875. [31] XIE C H, YOLATA A. Reclassification of [Flavobacterium] ferrugineum as Terrimonas ferruginea gen. nov. , comb. nov., and description of Terrimonas lutea sp. nov. , isolated from soil[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2006, 56(5): 1117-1121. doi: 10.1099/ijs.0.64115-0 [32] MERGAERT J, CNOCLAERT M C, SWINGS J. Thermomonas fusca sp. nov. and Thermomonas brevis sp. nov. , two mesophilic species isolated from a denitrification reactor with poly(epsilon-caprolactone) plastic granules as fixed bed, and emended description of the genus Thermomonas[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2003, 53(6): 1961-1966. doi: 10.1099/ijs.0.02684-0 [33] TERASHIMA M, YAMA A, SATO M, et al. Culture-dependent and -independent identification of polyphosphate-accumulating Dechloromonas spp. predominating in a full-scale oxidation ditch wastewater treatment plant[J]. Microbes and Environments, 2016, 31(4). 期刊类型引用(1)
1. 李文杰. 膜生物反应技术在环境工程分散式农村生活污水处理中的应用. 皮革制作与环保科技. 2023(17): 96-98 . 
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