曾敏靜，曾 玉，龍 焙，程媛媛,*，吳俊峰，任 帥，劉 永

(1.江西理工大學土木與測繪工程學院，江西贛州 341000；2.河南省水體污染防治與修復重點實驗室，河南平頂山 467036)

好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)是微生物在高選擇壓下凝聚形成的顆粒聚集體[1]，具有致密的結構[2]、高耐毒性[3-4]、良好的沉降性能[5]等優(yōu)點。目前，AGS技術正處于應用推廣階段，全球范圍內的實際工程案例數(shù)正在逐漸增長。脫氮是絕大多數(shù)污水生化處理技術需要面對的問題。AGS獨特的三維結構可實現(xiàn)硝化細菌、反硝化細菌等功能菌的分區(qū)定殖，因而可實現(xiàn)單級脫氮[6-7]，這一特性使其在污水脫氮中受到許多研究者的青睞。

影響AGS脫氮性能的因素較多，其中，溫度能改變AGS的種群結構[8]、增殖及代謝速率[9]，從而對脫氮性能產生顯著影響。經典的廢水生物脫氮理論包括硝化及反硝化兩個過程，在AGS內實現(xiàn)耦合脫氮，需同時考慮硝化細菌和反硝化細菌的適宜溫度范圍。鄭平等[10]發(fā)現(xiàn)生物硝化反應可以在4～45 ℃進行，但硝化細菌的最適宜生長溫度為25～30 ℃；張錫輝等[11]探究得生物硝化的最適宜溫度是15～35 ℃；暴瑞玲等[12]發(fā)現(xiàn)26 ℃有利于氨氧化細菌(AOB)的生長；劉長青等[13]發(fā)現(xiàn)亞硝酸氧化菌(NOB)的最適生長溫度為35～42 ℃?？梢?，多數(shù)研究認為中高溫更有利于硝化反應進行。相比之下，反硝化反應適宜的溫度范圍略低。Bassin等[14]試驗發(fā)現(xiàn)，20 ℃條件下AGS的反硝化率維持在90%以上；Lopez-Vazquez等[15]發(fā)現(xiàn)在10 ℃條件下可富集反硝化聚磷菌(DPAO)，且20 ℃以下更適宜DPAO生長；Liu等[16]發(fā)現(xiàn)(10±2)℃條件下易發(fā)生絲狀菌生長，但有助于提高AGS的反硝化性能。

低溫會增加水的黏度、降低傳質速率和污泥沉降速度[17-18]，因而會大大降低微生物的脫氮效率。提升溫度有助于AGS脫氮性能的提升。鄭雅楠等[19]發(fā)現(xiàn)27 ℃的平均氨氧化速率是13 ℃時的1.68倍。馬春等[20]發(fā)現(xiàn)15～35 ℃內，溫度每升高10 ℃，系統(tǒng)反硝化速率提升約2.3倍。加熱-保溫措施具有高效、容易實施等優(yōu)點，但持續(xù)加熱無疑會大大增加運行成本，如何兼顧加熱能耗及脫氮效率仍需探索。另外，考慮到反硝化細菌工作溫度低于硝化細菌，利用二者的最適溫度范圍差異具有在單級反應器內降低加熱能耗的潛力。

贛南離子型稀土礦山廢水具有無機高氨氮廢水特征[21-22]，相關研究[23]已證實AGS具有實現(xiàn)該廢水高效脫氮的應用潛力。贛南地區(qū)是亞熱帶氣候，但冬季常受北方干冷空氣團控制，白天氣溫較高，早晚氣溫可降至0以下。為降低運行過程中加熱能耗，本研究探索了反應器加熱、反應器-進水箱聯(lián)合加熱兩種方式對AGS的顆粒穩(wěn)定性、理化性質和脫氮性能的影響，為污水脫氮節(jié)能降耗提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 種泥

AGS取自實驗室中的序批式反應器(SBR)，顆粒呈深褐色，具有致密的結構，30 min污泥體積(SV30)/5 min污泥體積(SV5)為0.95，污泥容積指數(shù)(SVI)為36 mL/g，平均粒徑為1.10 mm，顆?；蚀笥?0%，EPS總量為16.5 mg/(g SS)，蛋白質(PN)/多糖(PS)為0.4，氨氮去除率>90%。

1.2 模擬廢水

進水為無機高氨氮廢水，包括碳酸氫鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀等，具體見龍焙等[24]推薦的配方。進水pH值在8.5左右，氨氮質量濃度為120 mg/L，TP質量濃度為4 mg/L，氨氮容積負荷為0.29 kg/(m3·d)。投加乙酸鈉溶液以強化AGS的脫氮性能，投加質量濃度為200 mg/L(以CODCr計，每克乙酸鈉提供0.68 g CODCr)。

1.3 試驗裝置

SBR有效容積為120.5 L，換水率為60%，密封原水箱有效容積為80 L(圖1)。運行周期為6 h(每天4個周期)，其中包括：進水5 min；好氧反應145 min；厭氧/缺氧反應150 min，其中，厭氧反應21 min、缺氧曝氣攪拌9 min，每30 min循環(huán)1次；好氧反應50 min；沉淀5 min；排水5 min。在每個周期的第115 min通過蠕動泵(WT600 S，流量為250 mL/min)投加乙酸鈉溶液(進料時間為4 min，進料體積為1 L)以實現(xiàn)總無機氮(TIN)的去除。設置3臺電磁式空氣泵(日生，ACO-012A)曝氣，將曝氣頭置于反應器底部，好氧反應曝氣量為474 L/min，缺氧反應時由一臺電磁式空氣泵(日生，ACO-010)曝氣攪拌，曝氣量為135 L/min。溫度控制器控制加熱溫度及時間，時間控制器控制曝氣時間。水溫控制方式如表1所示，加熱棒(SEBO-P-200W)功率為200 W，電熱轉化效率為93.3%。

1.4 分析測試方法

氨氮、亞硝態(tài)氮、SV30/SV5、SVI采用標準分析方法測定[25]，硝態(tài)氮采用麝香草酚分光光度法。

圖1 反應裝置Fig.1 Reactor Unit

表1 反應器加熱方式Tab.1 Heating Method of Reactor

TIN為氨氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮三者之和?；旌弦簯腋」腆w濃度(MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)采用重量法，利用數(shù)碼相機記錄污泥形態(tài)變化。比耗氧速率(SOUR)的測定采用Ochoa等[26]推薦的方法。SOURAOB、SOURNOB和SOURH分別是AOB、NOB和異養(yǎng)菌的比好氧速率，SOURN為SOURAOB、SOURNOB之和。胞外聚合物(EPS)采用熱提取法，具體操作見Zeng等[27]推薦的方法。提取的EPS中的PN測定采用考馬斯亮藍試劑法[28]，PS測定采用硫酸-苯酚法[29]。采用掃描電子顯微鏡(SEM)(美國FEM公司MLA650F)進行AGS的微觀形貌觀察。

1.5 MiSeq高通量測序方法

從反應器中取出AGS，去離子水清洗3次后外送至上海生工生物工程進行DNA提取、擴增和純化，然后采用illumina MiSeq 2×300bp平臺進行基于16S rDNA基因illumina MiSeq測序。細菌擴增區(qū)域為V3～V4區(qū)，MiSeq平臺的通用引物分別為341F：CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG(barcode) CCTACGGGNG GCWGCAG和805R:GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTACHVGGGTATCTAATCC。

1.6 節(jié)能計算

87、88 d節(jié)能模式的節(jié)能百分比η按加熱時長計算，具體計算如式(1)。

(1)

其中：t反應器不加熱——不加熱時長，h；

t進水箱加熱——進水箱加熱時長，h；

t反應器加熱——反應器加熱時長，h。

2 結果與討論

2.1 反應器溫度

反應器獨立加熱方式下，批次進水后反應器內水溫呈增大趨勢，反應結束時水溫增大至29.9 ℃[圖2(a)]。分析原因是進水溫度較低、且曝氣易散失熱量導致反應器升溫較慢。反應器-進水箱聯(lián)合控溫之后，水溫始終維持在30 ℃左右[圖2(b)]。試驗期間環(huán)境溫度常在15 ℃以下[圖2(c)]，曝氣通入冷空氣會降低反應器水溫，采取保溫措施是必要的。

圖2 典型周期內反應器溫度變化Fig.2 Temperature Changes of Reactor in Typical Cycle

2.2 污泥形態(tài)變化

AGS顏色始終呈深褐色。第1 d時AGS表面光滑、結構致密，通過SEM觀察到AGS內棲息了大量短桿菌[圖3(a)]。前40 d內常會觀察到顆粒破碎產生的絮狀污泥，在第40 d時反應器內絮狀污泥明顯增多，推測是AGS不適宜反應器獨立加熱模式導致部分顆粒解體所致，通過SEM觀察到顆粒表面聚集大量惰性物質，且出現(xiàn)了大量球菌[圖3(b)]。45～86 d反應器內絮狀物逐漸消失，AGS恢復光滑的結構，通過SEM發(fā)現(xiàn)AGS表面有大量短桿菌[圖3(c)]，此外還有部分球菌和絲狀菌。

2.3 污泥理化性質變化

2.3.1 沉降性能

圖3 AGS形狀及微觀形貌Fig.3 Shape and Microstructure of AGS

SVI和SV30/SV5在運行期間較穩(wěn)定[圖4(a)]。其中，SVI維持在35 mL/g左右，SV30/SV5維持在0.95左右，表明加熱模式對AGS沉降性能影響不大，AGS在兩種加熱模式下都能維持較好的沉降性能。

2.3.2 MLSS與MLVSS

MLSS先增大后趨于穩(wěn)定[圖4(b)]。前20 d由5 630 mg/L增大到8 090 mg/L，此后維持在7 960～8 650 mg/L，推測增大的原因是反應器獨立加熱方式下無反硝化功能的異養(yǎng)菌大量增殖。MLVSS/MLSS的變化趨勢與MLSS相似：在1～40 d增大(0.63～0.81)，在40～84 d維持穩(wěn)定(0.77左右)。

2.3.3 EPS

EPS、PS和PN變化趨勢相似，即前40 d內波動、40 d后趨于穩(wěn)定[圖4(c)]：前40 d內EPS在11.49～54.47 mg/(g SS)，40～84 d維持穩(wěn)定在25 mg/(g SS)左右；前40 d內PS的波動比PN大，40 d后PN與PS分別穩(wěn)定在14 mg/(g SS)和11 mg/(g SS)左右。前40 d內PN/PS波動較大(0.39～0.94)，40～73 d內整體減小(0.94～0.70)，74 d后穩(wěn)定在0.70左右。推測反應器獨立加熱模式下，AGS會分泌EPS以抵御不良環(huán)境影響，其中PS起主要作用。

2.3.4 顆?；逝c平均粒徑

在運行期間，AGS的顆?；示S持在90%以上[圖4(d)]。平均粒徑在前40 d內維持在1.2 mm左右，40 d之后呈明顯的增大趨勢(1.20～1.72 mm)，推測是聯(lián)合加熱后微生物增殖速率明顯增大，從而使得AGS粒徑的增大。

2.3.5 粒徑分布

1.43 mm以下顆粒的占比變化不大，一般不超過9%[圖4(e)]。反應器獨立控溫模式下，1.43～2.00 mm的顆粒占比顯著增大(29.0%～71.8%)，而2.00～2.36 mm的顆粒占比迅速減小(由32.6%降至10.0%)，2.36 mm以上顆粒變化不大(1.9%～3.8%)。推測是1.43～2.00 mm這種粒徑適中的顆粒更能抵御不良環(huán)境沖擊，而2.00 mm以上大顆粒本身傳質阻力大，加之溫度波動從而極易導致顆粒解體。改變加熱方式后，1.43～2.00 mm顆粒的占比呈減小趨勢(由71.8%降至23.7%)，而2.00～2.36 mm(10.0%～28.7%)及大于2.36 mm(3.8%～37.4%)的顆粒占比均呈增大趨勢，與該期間AGS粒徑的增大相吻合。

圖4 理化性質變化Fig.4 Changes of Physical and Chemical Properties

2.3.6 SOUR

SOURH較為穩(wěn)定，維持在8.0～12.8 mg O2/(g VSS·h)[圖4(f)]。在1～40 d時SOURAOB呈減小趨勢[由7.24 mg O2/(g VSS·h)降至3.39 mg O2/(g VSS·h)]，40 d以后SOURAOB迅速增大[3.39～11.09 mg O2/(g VSS·h)]。SOURNOB在1～40 d維持在3.1 mg O2/(g VSS·h)左右；40～80 d，SOURNOB明顯增大[2.42～10.30 mg O2/(g VSS·h)]。SOURH/SOURN在1～40 d呈增大趨勢(1.21～1.82)，40～50 d迅速減小(由1.82降至0.62)，之后維持在0.56左右。SOURAOB/SOURNOB在1～30 d不斷減少(由2.14降至0.82)，40 d之后在1.08～1.88。由此可知，加熱方式對SOURAOB和SOURNOB的影響較大，聯(lián)合控溫后的總SOUR增至之前的3～4倍，說明反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式對脫氮菌的活性影響很大，有利于提升脫氮性能。

2.4 污染物去除效果

2.4.1 脫氮效果

1～39 d內出水氨氮呈增大趨勢(12.6～77.6 mg/L)，42 d后迅速減小至30.0 mg/L以下，68 d后維持在5 mg/L以下[圖5(a)]。1～12 d內出水亞硝態(tài)氮質量濃度維持在25.0 mg/L左右，15～50 d整體增大(14.4～42.3 mg/L)，54 d后迅速減小至10 mg/L以下。1～42 d內出水硝態(tài)氮維持在15 mg/L左右，44～60 d整體呈增大趨勢(31.2～47.9 mg/L)，61～68 d內迅速減小(由47.8 mg/L降至10.2 mg/L)，70 d后維持在5.0 mg/L左右。1～50 d出水TIN整體呈增大趨勢(51.6～113.3 mg/L)，54～70 d呈減少趨勢(由98.3 mg/L降至15.8 mg/L)，此后維持在15.0 mg/L以下。TIN去除率在1～56 d整體呈減小趨勢(由60.4%降至28.3%)，56 d后去除率迅速增大(28.3%～90.9%)，72 d后維持在90%以上。結果表明加熱方式對脫氮效果有明顯的影響，反應器獨立控溫時，由于進水溫度較低，硝化細菌活性受影響[19]，抑制了AGS氨氧化性能，僅能維持30%的TIN脫除效率，進水箱-反應器聯(lián)合控溫后，AGS經歷亞硝化性能恢復、硝化性能恢復和反硝化性能恢復3個階段，分別表現(xiàn)為亞硝態(tài)氮積累、硝態(tài)氮積累和TIN去除率提升。反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式更有利于AGS脫氮。

圖5 AGS對污染物去除效果Fig.5 Pollutant Removal Effects of AGS

2.4.2 外投碳源利用率

運行過程中反應器維持了較好的CODCr利用率[圖5(b)]。在0～48 d，CODCr利用率維持在95%左右，50～74 d出水CODCr波動，CODCr利用率亦不穩(wěn)定(82%～100%)，76 d后出水CODCr趨于穩(wěn)定，且利用率維持在97%以上。推測這些變化的原因是：反應器獨立控溫方式下CODCr主要是被無反硝化功能的異養(yǎng)菌利用；而反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式下，隨著硝化及反硝化性能的提升，CODCr被反硝化菌穩(wěn)定地用于脫氮。

2.4.3 除磷效果

1～17 d內出水TP呈減少趨勢(由1.6 mg/L降至0.2 mg/L)，19～31 d維持在0.3 mg/L左右，33 d之后在0.1～1.0 mg/L[圖5(c)]。1～17 d，TP去除率呈增大趨勢，19～84 d維持在80%～99%，表明AGS的除磷效果受加熱方式的影響不大。17～40 d，除磷效果比41～84 d穩(wěn)定，推測這是由于1～40 d反硝化菌缺少足夠的反應底物NOx，聚磷菌在于反硝化菌競爭碳源中更具優(yōu)勢；進水箱-反應器聯(lián)合控溫后反硝化細菌和PAO菌競爭碳源，導致出水TP波動。

2.5 典型周期

反應器獨立加熱模式下，氨氮在0～6.0 h呈緩慢減少趨勢(由131.73 mg/L降至86.11 mg/L)，如圖6所示。亞硝態(tài)氮在0～1.0 h內明顯增大(由7.90 mg/L升至18.10 mg/L)，1.0～5.0 h內緩慢減少(由18.05 mg/L降至12.98 mg/L)，最后1.0 h內略有升高。硝態(tài)氮在0～3.0 h不斷增大(由8.3 mg/L增至26.8 mg/L)，3.0～5.0 h持續(xù)減少(由26.8 mg/L降至2.1 mg/L)，5.0 h后維持在3.0 mg/L以下。TIN在0～6.0 h呈緩慢減小趨勢(由147.8 mg/L降至94.5 mg/L)。前2.5 h內CODCr質量濃度保持在20.0 mg/L以下，投加碳源后其在2.5～4.0 h迅速減少(由200.6 mg/L降至25.1 mg/L)，4.0 h后維持在25 mg/L左右。這與1～40 d觀察到的出水氨氮濃度較高現(xiàn)象一致[圖5(a)]，硝化過程成為脫氮的限速步驟。

改變加熱方式后，氨氮在0～6.0 h呈明顯減少趨勢(由121.0 mg/L降至4.8 mg/L)，如圖6(b)所示。亞硝態(tài)氮在0～2.5 h不斷增大(由12.40 mg/L增至57.80 mg/L)，2.5～3.0 h內迅速減少(由57.80 mg/L降至5.9 mg/L)，3.0 h之后穩(wěn)定在10.00 mg/L以下。0～2.5 h內硝態(tài)氮不斷增大(6.2～23.7 mg/L)，2.5～3.0 h迅速減小(由23.7 mg/L降至1.2 mg/L)，3.0 h后穩(wěn)定在5.0 mg/L以下。TIN在0～2.5 h基本不變(130.3～139.6 mg/L)，2.5～3.0 h迅速減小(由131.3 mg/L降至51.9 mg/L)，3.0～6.0 h后減小至15.0 mg/L以下。CODCr變化趨勢與反應器獨立加熱模式下相似，反應結束時降至19.6 mg/L。穩(wěn)定的水溫環(huán)境[圖2(b)]使得氨氮在較短的時間內降解完全，AGS利用同步硝化反硝化(SND)效果也脫除了部分總氮。

對比兩種加熱方式下AGS的脫氮效果，發(fā)現(xiàn)低溫會明顯抑制氨氮氧化效果并導致TIN去除十分有限，但CODCr的去除并未受到影響，說明異養(yǎng)菌相比于硝化細菌具有更強的耐低溫沖擊能力。因此，為進一步降低加熱能耗，在原進水箱-反應器聯(lián)合加熱方法的基礎上，87 d和88 d嘗試降低反應器內反硝化階段溫度以節(jié)約加熱耗能(表2)。結果表明87、88 d的間歇加熱方式都能取得較好的脫氮效果，且加熱棒都可閑置2 h，均能減少約18.2%的能耗。此后，由于氣溫逐漸升高，僅需早晚對反應器獨立加熱即可達到保溫效果。

圖6 典型周期污染物降解規(guī)律Fig.6 Degradation Regularity of Typical Periodic Pollutants

表2 節(jié)能控溫模式及脫氮效果Tab.2 Energy-Saving Temperature Control Mode and Nitrogen Removal Effect

2.6 菌群分析

2.6.1 微生物菌群動態(tài)

利用高通量測序技術分別測定接種AGS(A1)、反應器獨立控溫方式下AGS(40 d，A2)和反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式下AGS(86 d，A3)的細菌組成(表3～表4)。3個樣品的覆蓋率均大于99.9%，說明采集樣品具有足夠的測序深度。接種AGS的OTUs數(shù)較小，運行40 d后明顯增大，但86 d時又顯著下降。豐度指數(shù)Ace與Chao變化與OTU類似，0～40 d顯著增大，40～86 d明顯減小?？梢姡磻鳘毩⒖販嘏囵B(yǎng)AGS的群落總量最大，推測是系統(tǒng)能抵御低溫環(huán)境的微生物較多。菌群多樣性指標，Shannon指數(shù)和Simpson指數(shù)，0～40 d均增大，40～86 d數(shù)值均減小，難以判定多樣性變化趨勢。微生物分配均勻程度上，Shannoneven指數(shù)在反應器獨立控溫培養(yǎng)40 d后減小，86 d時幾乎保持不變，表明種群分布均勻程度在0～40 d下降，40 d之后幾乎未發(fā)生改變。

表3 細菌的豐富度與多樣性Tab.3 Bacterial Richness and Diversity

表4 功能屬水平種群差異分析Tab.4 Species Group Difference Analysis at Functional Genera Level

2.6.2 微生物群落組成

3個樣本的細菌群落包括9個門(圖7)和22個屬(表4)。在門水平上，接種AGS有4個優(yōu)勢菌門：Proteobacteria (43.17%)、Bacteroidetes (25.68%)、Acidobacteria (11.85%)及unclassified_bacteria (15.36%)。反應器獨立控溫培養(yǎng)40 d后，Proteobacteria (43.17%～65.44%)仍是最大的菌門且豐度增大，但Bacteroidetes (由25.68%降至5.75%)菌門豐度急劇下降成為第三大菌門。新生的Firmicutes(0～17.15%)菌門發(fā)展成為第二大菌門，此外還有Actinobacteria(0～5.12%)、Cyanobacteria_chloroplast(0～4.79%)新生，而Gemmatimonadetes (由1.02%降至0)、Verrucomicrobia (由0.62%降至0)因不適宜環(huán)境變化而消失。在反應器-進水箱聯(lián)合控溫后(40～86 d)，Proteobacteria(76.26%)豐度進一步增大，Bacteroidetes(5.75%～15.69%)占比上升成為第二大菌門，而Firmicutes(由17.15%降至0)和Cyanobacteria_chloroplast(由4.79%降至0)菌門因不適宜中溫環(huán)境而消失。剩余的Actinobacteria、Acidobacteria、Verrucomicrobia、unclassified_Bacteria這4個菌門占比較少。

圖7 細菌群落門水平分析Fig.7 Phylum Level Analysis of Bacterial Community

屬水平上，接種AGS中共有16個菌屬，可區(qū)分為4類功能菌(表4)：反硝化菌，如Thauera(12.56%)、unclassified_Chitinophagaceae(11.24%)、unclassified_Burkholderiales(4.69%)等，總豐度達38.85%；無反硝化功能的異養(yǎng)菌(降解有機碳)，如Aridibacter(11.45%)等。亞硝化菌屬中Nitrosomonas豐度是3.51%。聚磷菌Gemmatimonas豐度為1.02%。

40 d，AGS共有14個功能菌屬，6個新生菌屬，8個菌屬消失。反硝化菌屬總豐度提升至52.53%，主要表現(xiàn)為Thauera(由12.56%增至25.57%)和Aeromonas(由0增至18.93%)的豐度的增大，可見反硝化菌適應低溫環(huán)境，能在反應器獨立加熱模式下增殖。亞硝化菌屬Nitrosomonas豐度受加熱方式影響較大，不適應低溫環(huán)境，豐度降低至0.69%，這是限制AGS硝化性能的根本原因。無反硝化功能的異養(yǎng)菌也發(fā)生了明顯的變化，F(xiàn)erruginibacter(由2.85%降至0)及Gp3(由0.39%降至0)因不適宜環(huán)境變化而消失，新生了Clostridium_sensu_stricto(0～8.60%)菌屬等。聚磷菌Gemmatimonas因不適宜環(huán)境變化而消失，unclassified_Xanthomonadaceae被報道其近親菌屬Xanthomonadales[36]與除磷有關，推測其豐度維持(0.52%)是除磷性能維持的原因。

86 d，AGS共有12個功能菌屬，2個新生菌屬，4個菌屬消失。反硝化菌總豐度維持在53.32%，但內部菌群發(fā)生明顯演替，Thauera菌屬豐度增大(25.57%～31.16%)，而Aeromonas(由18.93%降至0)和Acinetobacter(由3.20%降至0)因不適宜中溫環(huán)境而消失。硝化細菌中的亞硝化菌屬Nitrosomona豐度明顯增大(0.69%～14.64%)，反應器-進水箱聯(lián)合控溫培養(yǎng)對其富集十分有利，與鄭平等[10]觀察現(xiàn)象類似，26～30 ℃環(huán)境有利于硝化菌富集，這是硝化性能提升的根本原因。無反硝化功能的異養(yǎng)菌結構也發(fā)生明顯變化，Clostridium_sensu_stricto(由8.60%降至0)不適宜中溫環(huán)境，Aridibacter(0.20%～1.06%)、unclassified_Xanthomonadaceae(0.52%～1.63%)豐度提升，但由于反硝化菌活性增強，反硝化菌與聚磷菌存在碳源競爭，使得40～84 d時AGS除磷性能略有下降(80%～99%)。

菌群組成變化再次印證了硝化細菌對溫度環(huán)境敏感。在1～40 d獨立控溫模式下由于進水水溫較低，硝化細菌Nitrosomonas豐度明顯下降，這與SOUR中觀察到硝化菌的活性降低現(xiàn)象[圖4(f)]相一致，并使得出水氨氮濃度升高[圖5(a)]。41～84 d進水溫度升高并穩(wěn)定之后，硝化菌的SOUR值明顯上升，出水氨氮濃度也逐漸降低，同時測序發(fā)現(xiàn)硝化細菌Nitrosomonas豐度明顯上升。反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式有利于低溫環(huán)境中硝化細菌的富集，這是45 d之后硝化性能改善的根本原因。相比之下，AGS中反硝化菌屬對低溫環(huán)境的適應性較強。同時，TIN去除性能提升之后，更多CODCr用于反硝化，剩余CODCr減少，這使得異養(yǎng)菌結構發(fā)生了明顯變化。

3 結論

(1)反應器獨立控溫模式無法有效維持水溫，不利于AGS的穩(wěn)定性維持，存在部分顆粒解體現(xiàn)象。反應器-進水箱聯(lián)合控溫之后，AGS的性能有明顯改善，顆?；謴兔軐嵔Y構，EPS趨于穩(wěn)定，SOUR明顯提高，平均粒徑明顯變大。

(2)反應器獨立控溫模式下，出水氨氮質量濃度在60 mg/L左右，TIN去除率在30%左右，氨氮去除性能不佳是限制TIN去除的主要原因。采用反應器-進水箱聯(lián)合控溫之后，出水氨氮明顯減少，TIN去除率在90%以上?？梢娐?lián)合控溫模式能有效提升AGS的硝化效果，此后反硝化效果也隨之恢復，72 d后脫氮性能穩(wěn)定并達到90%以上。采用硝化階段加熱，反硝化階段不加熱的方式可以節(jié)約18.2%的能耗，且維持了污泥脫氮性能，具有節(jié)能潛力。

(3)溫度對AGS菌群組成有重要影響。反應器獨立控溫模式下的主要功能菌屬是：反硝化菌Thauera(25.57%)和Aeromonas(18.93%)，及異養(yǎng)菌Clostridium_sensu_stricto(8.60%)，亞硝化菌屬Nitrosomona(0.69%)豐度較低。反應器-進水箱聯(lián)合控溫模式下，主要功能菌屬是：反硝化菌Thauera(31.16%)、unclassified_Comamonadaceae(5.46%)和unclassified_Burkholderiales(6.35%)，亞硝化菌屬Nitrosomona(0.69%～14.64%)豐度明顯增大。表明反應器-進水箱聯(lián)合控溫方式能夠實現(xiàn)硝化菌與反硝化菌良性共存，有利于建立硝化-反硝化耦合脫氮體系。