中圖分類號：X703 文獻標志碼：A 文章編號：1674-3075（2025）04-0058-12

菌藻顆粒污泥是污泥和藻類相互結合的共生體，作為一種新興的環(huán)境友好型廢水處理技術（Zhangetal，2023），因其低能耗、低污染和低碳排放等顯著優(yōu)勢受到廣泛關注。該技術基于細菌與藻類的互利共生關系，通過光合作用與生物降解的協(xié)同效應實現(xiàn)污水凈化。影響菌藻顆粒的形成因素較多，比如光照策略、藻種類型、反應器構型、補藻模式等。采用厭氧段光照策略和光暗周期 12h：12h 的策略均能培養(yǎng)出高效降解污染物的菌藻顆粒污泥（Zhaoetal，2019；李冬等，2024），但除污效能主要取決于顆粒污泥的粒徑而非光照條件（Abouhendetal，2020）；在好氧污泥中不接種藻種（Zhangetal，2018；2020）或接種混合藻種（Liuetal，2017），也能形成菌藻顆粒污泥。此外，反應器類型顯著影響菌藻顆粒的微觀結構，例如，序批式反應器（SBR）中藻細胞均勻分布于顆粒污泥內(nèi)，而連續(xù)流反應器（CSTR）培養(yǎng)的顆粒污泥則表現(xiàn)出更優(yōu)的沉降性能與結構穩(wěn)定性（李冬等，2023）。在藻類接種方式上，現(xiàn)有研究多采用直接投加藻種（如小球藻）或成熟菌藻顆粒污泥（Zhangetal，2020；程琪等，2023），但藻細胞與好氧顆粒污泥的沉降速率差異易導致藻類流失，影響其定植效率（Jietal，2021）。季斌等（2022）證實在好氧顆粒污泥中直接加入藻種后，形成的菌藻顆粒污泥主要與緊密性的胞外聚合物（extra-cellularpolymersubstances，EPS）有關。然而，因好氧顆粒污泥的沉降速率遠高于藻細胞，仍會對藻細胞在顆粒污泥表面的生長和定植產(chǎn)生影響。

此外，引入藻類對微生物群落的影響尚存爭議。部分學者認為藻類僅改變特定微生物的相對豐度（Heetal，2018；Jietal，2021），而Liu等（2022）則指出外源藻類會延緩造粒進程并顯著重塑群落結構。現(xiàn)有研究多聚焦于微生物組成變化，對“細菌-藻類”互作機制解析不足，限制了菌藻顆粒污泥形成理論的完善。Ji等（2021）發(fā)現(xiàn)，藻類生長不會影響好氧顆粒污泥中的原生細菌群落，只會改變菌藻顆粒污泥的某些微生物的相對豐度。He等（2018）也研究發(fā)現(xiàn)，利用好氧顆粒污泥培養(yǎng)菌藻顆粒污泥的過程中，添加藻類會增加綠藻門的豐度，但未增加好氧顆粒污泥細菌群落中變形菌門（Proteobacteria）和擬桿菌門（Bacteroidota）的豐度。但是，Liu等（2022）探究發(fā)現(xiàn)，外加的藻源不僅會延緩菌藻顆粒污泥的造粒速率，也會改變菌藻顆粒污泥的微生物群落結構。菌藻顆粒污泥的形成過程對藻類物種具有定向選擇，導致藻類的群落組成發(fā)生明顯變化，最終趨于與菌藻顆粒污泥的群落相似。以上研究主要是圍繞菌藻顆粒污泥中微生物群落組成，忽視了細菌對藻類生長的作用機制，這不利于揭示“細菌-藻類”間在促進菌藻顆粒污泥形成中的影響。

目前，菌藻顆粒污泥技術仍面臨啟動周期長、藻類易流失、長期運行穩(wěn)定性不足等挑戰(zhàn)（Zhangetal，2023），其核心問題在于如何實現(xiàn)藻細胞與好氧顆粒污泥的高效結合。補藻模式作為關鍵調(diào)控手段，可能直接影響藻類定植效率與顆粒污泥的穩(wěn)定性，但相關研究仍較為匱乏。基于此，本研究在圓柱形SBR中接種小球藻，探究SBR運行過程中連續(xù)補藻和間歇補藻對菌藻顆粒污泥特性、除污效能及微生物群落組成的影響，并闡明菌藻顆粒污泥的形成機制，助推菌藻顆粒污泥生物技術的工程應用。

1材料與方法

1.1試驗設計與材料

采用2組徑高比 （R_HD） 為7的序批式反應器（SBR）（高度 x 直徑 ：=60cm×8cm ，工作體積 2.4L ，預留超高 20cm） ，分別標記為A組和B組。2組反應器采用不同的補藻策略：A組為連續(xù)補藻模式，實驗期間采用蠕動泵（BT100）在10：00—20：00以 0.5mL/min 的速率緩慢添加藻液；B組為間歇補藻，每日在10：00和20：00分2次各添加 15mL 藻液，兩組反應器每日總補藻量均為 30mL ，補藻操作從第31天開始持續(xù) 10d 。

進水通過恒流泵（BT100）控制，出水通過電磁閥（2W-040-10）控制；使用電磁空氣壓縮機（ACO-388D）供氧，氣體流量計（LZB-4WB）控制通氣量為 2L/min 1組8WLED燈（位于A和B反應器的中心區(qū)域）提供光照，光照強度為 3000lx ，整個運行階段均由定時器完成。SBR循環(huán)周期為 6h/ 次，每天4次，包括進水15min 厭氧 90min 、曝氣時間根據(jù)實驗階段調(diào)整（見表1）、沉降初期 15min ，后期縮短至 30s. 出水 2min 0

小球藻購自廣東田豐生物科技有限公司，接種污泥取自阿拉爾市生活污水廠。采用人工合成廢水培養(yǎng)菌藻顆粒污泥，以葡萄糖、氯化銨和磷酸氫二鈉分別作為體系的碳源、氮源和磷源。廢水中含有 50mL 常量元素溶液 （50mg/LMgSO₄，0.83mg/L FeCl₃?20mg/LCaCl₂） 和 1mL 微量元素溶液 0.25mg/L Al₂（SO₄）₃?18H₂O?0.11mg/LZnSO₄7H₂O_?0.06mg/L CuCl₂?2H₂O，0.045mg/LCoCl₂?6H₂O，0.05mg/LH₃BO₄. 0.05mg/LNiCl₂?6H₂O 和 0.05mg/LMnSO₄?H₂O] ，另添加 4g 無水碳酸鈉（ Na₂CO₃ 和 1mL/L 的乙二胺四乙酸（EDTA）溶液。

1.2實驗方法

水樣測定：混合液懸浮固體濃度（MLSS）、污泥沉降比（SV）和污泥體積指數(shù)（SVI）采用國家環(huán)?？偩忠?guī)定的測定方法（國家環(huán)境保護總局，2002）；使用霍爾德多參數(shù)水質(zhì)檢測儀測定COD、TP、TN、NH₄⁺-N，NO₂^--N，NO₃^-. -N濃度。

菌藻顆粒污泥形貌、結構觀察和組成元素：在系統(tǒng)曝氣時，用培養(yǎng)血取適量菌藻顆粒污泥，蒸餾水清洗后采用生物顯微鏡（BSP-8N）和數(shù)碼相機進行拍照，并觀察菌藻顆粒污泥的形貌。菌藻顆粒污泥結構和組成元素采用可變真空掃描電鏡（FIB-SEM，LYRA3XMU）觀察，SEM預處理步驟見參考文獻（王燕杉等，2018）。

EPS提取與測定：取 25mL 污泥液，室溫下 3500r/min 離心 10min ，棄掉上清液，并向離心管中補充磷酸鹽緩沖液（PBS，型號BL302A）恢復至原體積；轉(zhuǎn)速提至9000r/min 離心 15min ，分離懸濁液后，再次向離心管中添加PBS溶液，經(jīng)過混勻的污泥液移至燒杯，85^°C 水浴加熱振蕩 ^1h ；待污泥樣品冷卻至室溫時，4^°C 下 16000r/min 離心 20min ，重復 2～3 次，保留的上清液采用 0.22μm 微孔濾膜過濾。EPS中的蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS）分別采用Lowry法試劑盒和苯酚-硫酸法測定（Loewusetal，1952）。

16SrRNA高通量測序：分別取第80天的 10g 沉降污泥（編號為：S，接種污泥；A和B，成熟菌藻顆粒），經(jīng)蒸餾水反復沖洗2＼～3次后放至 25mL 無菌離心管中，儲存于超低溫冰箱 （-80^°C） ）。試驗結束后，送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行DNA抽取、PCR擴增和引物建庫測序。擴增引物為314F（正向序列： 5^′ -CCTAYGGGRBGCASCAG- ?3^′ ）和806R（反向序列： 5^′ -GGACTACNNGGGTATCTAAT- ?3^′ 。

2結果與分析

2.1菌藻顆粒污泥形態(tài)及微觀結構

在SBR運行初期（前 30d） ，好氧顆粒污泥呈現(xiàn)黃色不規(guī)則形態(tài)，結構相對致密。進入補藻期后，2組反應器表現(xiàn)出顯著差異：A反應器中，藻類主要附著于反應器內(nèi)壁，混合液呈現(xiàn)淡綠色，表明藻類開始生長，但好氧顆粒污泥形態(tài)未發(fā)生明顯變化。直至補藻期結束后，藻類才開始在顆粒表面生長，形成粒徑較小的橢球狀顆粒，主體仍保持黃色。B中好氧顆粒污泥在補藻期即表現(xiàn)出明顯變化，載體顆粒表面呈現(xiàn)輕微綠色，表明懸浮藻類成功定植。補藻期結束后，B中好氧顆粒污泥完全被藻類包裹，形成結構完整的外觀。鏡檢發(fā)現(xiàn)菌藻顆粒污泥表面存在單列圓筒狀細長絲狀體，經(jīng)鑒定為FACHB-494絲狀藻類（圖1a）。運行至62d時，A中菌藻顆粒污泥發(fā)育為嫩綠色球形，而B中原有黃色顆粒完全轉(zhuǎn)變?yōu)槎骨嗌?。B中藻類主要分布于菌藻顆粒污泥內(nèi)部，通過污泥切片觀察到絲狀藻類發(fā)生了明顯的向內(nèi)部遷移現(xiàn)象。這種遷移趨勢與菌藻顆粒污泥粒徑增大相關，隨著粒徑增加，絲狀藻類占據(jù)層厚度相應增加（圖1a）。

微觀結構分析（圖1b）顯示兩組顆粒污泥具有顯著不同的空間構型。好氧顆粒污泥不規(guī)則，空隙大，骨架主要由桿菌和球菌構成；B中藻類分布于菌藻顆粒污泥內(nèi)部，骨架呈六邊形的蜂巢狀；A中藻類分布于菌藻顆粒污泥表面，骨架為層疊的絲狀菌構成，并攜帶一定的空穴。B菌藻顆粒污泥的六邊形構造促進了絲狀藻的進入，導致內(nèi)部存在絲狀藻。這種結構也容易使菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定性變差并崩解，但在本實驗中沒有明顯發(fā)生（圖1b）。

補藻模式對菌藻顆粒污泥形成時間、粒徑及藻類空間分布均不同，B的菌藻顆粒污泥比A先形成 10d B和A的粒徑大于 0.5mm 的菌藻顆粒污泥分別占 65% 、38.4% ，大于 1mm 的菌藻顆粒污泥分別占 30%15% 平均粒徑分別為 （0.97±0.05）mm 和 （0.78±0.08）mm 0

2.2EPS濃度以及葉綠素a的變化

如圖2所示，在補藻階段，反應器A和B中顆粒污泥的EPS含量均呈現(xiàn)上升趨勢，其中PN組分為主要貢獻因子。第40＼～45天期間，B反應器的PN積累速率高于A反應器。這種現(xiàn)象可能與藻類生長誘導的污泥表面疏水性增強有關，該特性有效促進了藻類-污泥界面的生物黏附，為菌藻顆粒污泥系統(tǒng)的形成提供了關鍵界面條件。第60天時，兩體系的EPS濃度出分化，A、B反應器分別達到 （65.46±0.69） 和0 82.26±3.86）mg/g 。B反應器在后期出現(xiàn)約 1.5% 的大顆粒 （gt;1.2mm 上浮現(xiàn)象，這可能是由于過量的EPS積累引發(fā)以下連鎖反應：菌藻顆粒污泥內(nèi)部孔隙結構堵塞；底物、溶解氧傳質(zhì)受阻；內(nèi)層微生物被迫啟動EPS自消耗過程，最終導致菌藻顆粒污泥結構空泡化。

實驗期間PN/PS比值呈現(xiàn)明顯的體系依賴性特征：A體系保持相對穩(wěn)定 （2.20±0.18） ，而B體系則經(jīng)歷先降后升的非線性變化 （1.61～2.38） 。B體系在第35天出現(xiàn)最低比值（1.61），表明菌藻顆粒污泥表面疏水性降低導致微生物間排斥力增強，這可能是菌藻顆粒污泥穩(wěn)定性下降的重要原因。第45天時，B體系的PN/PS比恢復顯著增長趨勢，推測可能是微生物代謝過程消耗的PS含量與其增加量達到動態(tài)平衡，使得比值隨PN含量的升高而增大。最終兩體系均形成以PN為主導的穩(wěn)定顆粒結構。

實驗數(shù)據(jù)顯示（圖2），反應器A的葉綠素a含量在前50d呈現(xiàn)持續(xù)增長趨勢，從 （0.29±0.08）mg/g 增加到 （4.64±0.16）mg/g 。相比之下，反應器B的葉綠素a含量在約第45天達到平臺期（圖2）。在50＼～60d的穩(wěn)定運行階段，A和B兩系統(tǒng)的葉綠素a含量分別維持在 （4.64±0.16）～（4.77±0.10） 和（ 5.83±0.10）～ 0 （6.28±0.04）mg/g 的范圍內(nèi)。60d后，A和B兩系統(tǒng)的葉綠素a含量分別呈先升后降和持續(xù)降低的趨勢，直至穩(wěn)定在 （4.83±0.04） 和 （5.76±0.23）mg/g 。B的葉綠素a含量降低，是因為菌藻顆粒污泥內(nèi)部的絲狀藻和懸浮藻類因缺乏光照，限制了藻類的生長。內(nèi)層的藻類也存在有機物匱乏的劣勢，逐漸會被淘汰。各處理的菌藻顆粒污泥與游離狀態(tài)的藻細胞葉綠素a比值呈增加的趨勢，最大值分別為4.29和4.71，并在第65天和55天逐漸穩(wěn)定。同時，反應器中游離的藻細胞濃度越來越低。原因是縮短污泥的沉降時間，大量的游離藻細胞被排出反應器；污泥受到水力剪切力的作用，增加了菌藻顆粒污泥與游離藻細胞之間以及“菌藻顆粒-菌藻顆粒\"的碰撞。在碰撞過程中，定植的藻細胞和菌藻顆粒污泥的外層很容易再次脫落，這抑制了游離藻細胞的附著。

2.3污泥元素類型及含量

污泥元素種類及質(zhì)量分數(shù)如圖3所示。在所有的元素中，C、N和O的質(zhì)量分數(shù)最高，是污泥的主要構成元素，含量大小依次為 Bgt;Agt; 接種污泥。隨著藻類的生長及黏附，0元素的增加速率最快，分別提高了 10.72%（A） 和 14.91%（B） ，這是因為菌藻顆粒污泥吸收光能，通過光合作用固定 CO₂"和"_H2O"，合成自身有機物并釋放 O₂"，增加了體系的氧含量和有機碳。然而，A和B體系的O質(zhì)量分數(shù)也不同，這與菌藻顆粒污泥粒徑有關。系統(tǒng)運行末期，B的顆粒污泥粒徑主要集中在 0.5mm 左右，粒徑較小，光能利用效率較高，提高了菌藻顆粒污泥產(chǎn)氧量（胡國勝等，2024）。同時，污泥內(nèi)層的藻類產(chǎn)生的氣體促使菌藻顆粒污泥變得更加蓬松，為有機物的傳遞提供了條件，使內(nèi)層的微生物容易固碳。相反，A的菌藻顆粒污泥粒徑則更小，細菌占比低，富余的 O₂"可能會抑制藻類物質(zhì)的新陳代謝（Fardetal，2023），甚至阻礙菌藻顆粒污泥中反硝化菌的活性（Fallahietal，2021），降低污泥處理廢水的能力。進一步發(fā)現(xiàn)，A菌藻顆粒污泥去除性能的惡化會降低廢水中 NH₄⁺"-N的富集，使其無法轉(zhuǎn)化為N元素并儲存在污泥中，因此N質(zhì)量分數(shù)低于B系統(tǒng)。同樣的現(xiàn)象也存在于B系統(tǒng)中，但B的菌藻顆粒污泥分泌大量EPS的同時，有機質(zhì)的升高會促進N含量的增加，彌補了顆粒污泥的劣化。試驗后期，B系統(tǒng)菌藻顆粒污泥的C和O質(zhì)量分數(shù)均有下降，這可能是由于菌藻顆粒污泥粒徑太大及藻類分層造成的（Zhangetal，2022a）。

2.4污染物去除效果

菌藻共生顆粒降解水中污染物隨SBR運行時間的變化如圖4所示。階段I，A和B系統(tǒng)的COD和NH₄⁺ -N去除率相對較好，而TP去除率較差均在 50% 以下，這可能與進水水質(zhì)有關。反應器的進水磷源相對單一，導致配水環(huán)境對微生物群落組成有淘洗作用，淘汰了系統(tǒng)中除磷的微生物，影響了TP的去除。階段ⅡI，縮短污泥沉降時間，各體系的污泥有微粒產(chǎn)生（粒徑 lt;1mm ，又稱為篩密污泥），篩密污泥具有獨特的空間結構，可為微生物提供厭氧和好氧區(qū)域，使得 NH₄⁺ -N和TP去除率顯著增加，平均去除率分別為 64.32%.56.65% 和 74.13%.66.99% ，COD去除率始終保持在較高水平（ 58% ）。但SBR運行至第26＼～30天時，B體系的COD去除率有所降低，并且發(fā)現(xiàn)EPS含量從 （42.78±0.53）mg/g⁶ （第25天）增加到（ （60.40±0.99）mg/g ，增加1.4倍，EPS積累造成了COD處理效果下降。階段IⅢI，施加小球藻后，A和B處理的COD、 NH₄⁺ -N和TP平均去除率分別為 90.04% 、90.79%，77.18%82.56%，74.03%，79.03%， 其中B的NH₄⁺ -N去除率在末期時仍有波動。

污泥鏡檢可見其表面有絲狀藻類，這種藻類有使菌藻顆粒污泥感染絲狀菌的風險，引起 NH₄⁺ -N去除率降低，佐證了前文的分析。這是因為，反應器中絲狀菌增強了對有機物的競爭，阻礙底物基質(zhì)向顆粒內(nèi)部傳遞，影響其他細菌對 NH₄⁺-N 的吸收利用。蘇雪瑩等（2015）也研究證實了污泥發(fā)生絲狀菌膨脹時，SBR對 NH₄⁺-N 的去除效果會受到抑制。階段IV至V末期，菌藻顆粒污泥對COD、NH₄⁺ -N和TP去除率保持在較高水平，尤其是COD和TP去除率最高值分別達 98% 和 96% 以上，歸因于藻類物質(zhì)積聚了不同類型的微生物，富集了降解COD的異養(yǎng)菌和聚磷菌，有利于污染物的降解。菌藻顆粒污泥成熟后，A和B處理對COD、 NH₄⁺ -N和TP的平均去除率分別為 94.39%.87.99%.88.86% 和 94.45%.88.19%.91.12% ，均具有良好除碳脫氮的能力。值得注意的是，先形成的菌藻顆粒污泥（A：50d，B：40d，B 比A提前10d形成），對COD和 NH₄⁺ -N的去除始終較好。

2.5微生物群落特征

2.5.1微生物多樣性分析污泥的微生物豐富度與多樣性結果，如表2所示。污泥樣品的覆蓋率達到99% 以上，測序數(shù)據(jù)有效，細菌幾乎被完全檢出。A和B的細菌OTU數(shù)目以及豐富度低于對照組，但細菌多樣性高于對照組，表明光照條件和補加藻類會促進某一微生物的生長，導致菌藻顆粒污泥的優(yōu)勢物種更突出。A和B系統(tǒng)的顆粒培養(yǎng)條件均相同，但微生物多樣性不相似，這可能與菌藻顆粒污泥成形時間及藻類的空間分布有關。B比A的菌藻顆粒污泥成熟早，使得藻類在B中好氧顆粒污泥表面緩慢吸附和定植后，逐步形成菌藻顆粒污泥的藻類屏障。隨著系統(tǒng)的不斷運行，藻類在菌藻顆粒污泥表面的脫附和再定植達到動態(tài)平衡，絲狀藻類逐漸趨向菌藻顆粒污泥內(nèi)層運動。從圖1b的橫剖面可以看出，B菌藻顆粒污泥的內(nèi)部布滿絲狀藻且相互纏繞，為菌藻顆粒污泥提供了絲狀骨架，可以抵御外界不利環(huán)境的破壞和維持顆粒的穩(wěn)定，保留了細菌的多樣性。而A中菌藻顆粒污泥成熟遲，顆粒污泥表面的藻類容易在水力剪切力作用下發(fā)生脫落，降低了微生物之間的聚集。

2.5.2微生物群落結構接種污泥（即S組）和菌藻顆粒污泥的微生物群落豐度及藻種類型變化，如圖5和表3所示。在門水平上，變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidota）、鑌骨菌門（Patescibacteria）、厚壁菌門（Firmicutes）和放線菌門（Actinobacteriota）為優(yōu)勢菌門，在A和B中總細菌相對豐度較高為90.68%～98.51%， S僅為 32.71% 。與S組相比，2個系統(tǒng)中，變形菌門豐度最高，這可能與污泥的顆?；嚓P（高景峰等，2018）。污泥造粒越徹底（詳見2.1小節(jié)），豐度值越高。髖骨菌門的豐度A高B低，并且B的顆粒先有絲狀藻暴露（第45天的豐度為 12.67% ，后有污泥膨脹。但絲狀藻進入菌藻顆粒污泥內(nèi)部后，污泥的膨脹現(xiàn)象消失，說明污泥發(fā)生膨脹時會降低龔骨菌門的豐度，與絲狀藻的空間分布和污泥的膨脹均有關（李亞男等，2022）。由表3可知，菌藻顆粒污泥的門類主要為藍藻門和綠藻門，代表性藻類為小球藻和絲狀藻。小球藻的藻細胞豐度隨著SBR運行的延長而增加，而絲狀藻的藻細胞豐度在各處理中呈相反的變化（A升高，B降低），說明間歇補藻有利于優(yōu)勢藻細胞的增加，并淘汰了對菌藻顆粒污泥有害的藻細胞。

在屬水平上（圖5和表3），菌藻顆粒污泥系統(tǒng)的優(yōu)勢菌屬為動膠菌屬（Zoogloea）、陶厄氏菌屬（Thau-era）、黃桿菌屬（Flavobacterium）、聚磷菌屬（Candi-datusAccumulibacter）和硫發(fā)菌屬（Thiothrix）;S的優(yōu)勢菌屬則缺乏聚磷菌屬，陶厄氏菌屬和硫發(fā)菌屬。A和B反應器中動膠菌屬、陶厄氏菌屬和聚磷菌屬的豐度增加較快，比S分別提高約7.6倍、20.9倍、41.7倍和8.2倍、15.1倍、113.9倍。這3種優(yōu)勢菌屬的存在，有利于增強菌藻顆粒污泥的脫氮除磷能力，以及維持反應器運行穩(wěn)定。黃桿菌屬是一類脫氮除磷的關鍵菌屬（高林利等，2024），豐度較接近（A： 2.26% ;B：2.31% ，豐度變化與補藻模式無關；Thiothrix為絲狀菌，豐度分別為 3.82%（A） 和 4.22%（B） ，證實B感染了絲狀菌，誘發(fā)了污泥膨脹現(xiàn)象（Deetal，2020），甚至也會干擾污染物降解時的氧氣轉(zhuǎn)移。B有較多的絲狀藍藻（norank_Phormidiaceae， 2.56% ），A基本為0，間歇補藻有利于雜藻的生長。在高光強的條件下，藍藻對光照具有極強的適應能力（Rozwalaketal，2022），使得B中葉綠素含量增加，而A的葉綠素含量較低，但兩者的差值逐漸縮小，可能與陶厄氏菌屬有關。其具有促進EPS分泌的能力（Zhangetal，2022b），產(chǎn)生的黏附力增強了藻類在好氧顆粒污泥表面的定植，調(diào)節(jié)了連續(xù)補藻造成的藻類流失，以及促進污泥造粒速率，加快污泥的沉降，并保留了細菌群落的組成。

3討論

3.1補藻模式對菌藻顆粒污泥的形成影響

菌藻顆粒污泥的形成與EPS含量密切相關。Wang等（2021）研究發(fā)現(xiàn)，在污泥顆?；^程中緊密型EPS（TB-EPS）具有吸引污泥細胞聚集的功能，是污泥造粒的主要貢獻者。在本實驗中，第40＼～45天時，A反應器的PS和PN含量呈明顯的增長趨勢，分別增加了1.71和 3.90mg/g ；B體系分別增加1.83和14.57mg/g ，B菌藻顆粒污泥的PN增加較快。其原因是進水COD濃度的突變造成絲狀藻分泌大量EPS物質(zhì)，從而提高了PN含量（Lietal，2020）。在光照條件下，A和B中菌藻顆粒進行光合作用可以釋放氧介質(zhì)（Tangetal，2021），但前者的藻濃度低于后者，因此后者提供的溶解氧高，細菌生長速率快、活性高，促進了細菌群落對EPS的分泌。這表明B中菌藻顆粒污泥的形成主要依賴于PN含量的增加，而A中菌藻顆粒污泥是由PS和PN的共同作用而形成，并且PN形成的交聯(lián)網(wǎng)絡可以提高菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定性。但B的菌藻顆粒污泥仍有破碎的現(xiàn)象（SBR運行末期），其質(zhì)量小于液體密度時，菌藻顆粒污泥先上浮后附壁生長，研究結果與Chen等（2010）類似，而與Zhang等（2018）和Liu等（2018）相悖。其中，在第60天左右，由于藻液中摻雜的游離藻類大量生長，增加了菌藻之間對有機物的競爭。一旦藻類的活性強于細菌時，B的菌藻顆粒污泥可能會崩解，顆粒污泥穩(wěn)定性的降低是缺乏有機碳源所致，菌藻體系也難以達到穩(wěn)定狀態(tài)，引起PN含量的波動。SBR運行末期時，B中的游離藻類分布于菌藻顆粒污泥內(nèi)部中，由于顆粒污泥粒徑較大，透光率降低，阻礙了藻類對光的利用效率，藻類死亡，顆粒崩解。相反，A的菌藻顆粒污泥穩(wěn)定性高歸因于PS含量的增加，這是因為A的顆粒污泥表面附著較多的藻類，內(nèi)部的藻細胞也具有分泌EPS的能力，進一步提高了菌藻顆粒污泥的粘附力，形成了穩(wěn)定的菌藻顆粒污泥（Anetal，2023）。以上結果表明，菌藻顆粒污泥的形成主要依賴于EPS的粘性作用，其中間歇補藻增強了藻細胞釋放溶解氧，提高了顆粒污泥的活性并刺激分泌EPS，使得藻細胞與顆粒污泥的結合，形成菌藻顆粒污泥。

值得注意的是，在菌藻顆粒污泥中，藍藻和顫藻為藍藻門，絲狀藻為綠藻門，三者對菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定具有不利的影響，因此減少相應的藻細胞濃度可促進菌藻顆粒污泥對氮的利用率，增強顆粒污泥生長的平衡。此外，反應器B的藻細胞含量始終顯著高于反應器A，這種差異可能與絲狀菌或補藻模式有一定關系。B先滋生絲狀菌，其網(wǎng)捕作用攔截了懸浮藻類，使得好氧顆粒污泥逐漸變成菌藻顆粒污泥，從而增加了顆粒污泥中的葉綠素含量；B為間歇補藻，藻類停留時間較長，更容易接種在污泥表面。而A系統(tǒng)為連續(xù)補藻模式，較多的懸浮藻類會隨反應器的排水排出。

3.2菌藻顆粒污泥形成機理

補藻模式對菌藻顆粒污泥產(chǎn)生了不同的造粒途徑，其潛在機制可分為3個階段（藻泥聚合、藻類生長和藻類空間異化）。菌藻顆粒的形成機理如圖6所示。在藻泥聚合期，好氧污泥和藻類細胞分泌大量的EPS物質(zhì)（釋放量：污泥 gt; 藻類），具有黏附性，一方面促進了游離藻類的提前聚集（藻類屏障），另一方面顆粒吸附了附近的游離藻類（包括絲狀藻），使得藻類分布于菌藻顆粒污泥表面且僅為分散的綠點。存在的絲狀藻更容易在顆粒污泥表面形成藻類屏障（Weietal，2024），這有利于隔絕外界環(huán)境干擾，增強細菌間的信息傳遞和物質(zhì)交換。在藻類生長期（第31＼～40天），進水COD平均濃度為 1050mg/L ，有機物較充沛，小球藻可利用的碳源豐富，活性升高，藻類隨好氧顆粒污泥的成長而增加，逐漸完全占據(jù)顆粒污泥表面，呈現(xiàn)出一層綠色的薄膜結構，初步形成了菌藻顆粒污泥，甚至有部分藻類已擴散至菌藻顆粒污泥內(nèi)部。該過程中，連續(xù)補藻方式導致藻類吸附到好氧顆粒污泥表面的速率相對緩慢，遠不及藻類屏障的定植速度，但顆粒污泥穩(wěn)定性不受影響，A中菌藻顆粒污泥強度略高于B。在藻類空間異化期（即藻細胞的遷移），由于菌藻顆粒污泥的粒徑增大，污泥的厭氧層逐漸增厚，顆粒污泥內(nèi)部的光照減弱以及二氧化碳的增加，使得菌藻顆粒污泥具有界限性的分層，A中菌藻顆粒污泥的其他細菌布滿至內(nèi)層，藻類遍布于外層，藻類分布均勻，顆粒污泥結構穩(wěn)定；B則恰好相反，藻類為內(nèi)核，顆粒污泥結構差，受到外界環(huán)境波動時易崩解，這與黏性EPS有關（Hayashi，2023）。SBR運行后期，B的好氧顆粒污泥黏性EPS含量高，大量的細菌可能吸收了絲狀藻形成的藻類屏障，并遷移至菌藻顆粒污泥內(nèi)層（詳見2.1小節(jié)），充當顆粒污泥內(nèi)核，而細菌則在內(nèi)核附近聚集。

此外，在間歇補藻模式下，大量藻類的加入提高了藻細胞和好氧顆粒污泥之間的碰撞機率，并在胞外黏性物質(zhì)的吸附下聚集于好氧顆粒污泥的表面，逐漸生長繁殖。在適宜的光照環(huán)境中，定植的藻細胞與菌藻顆粒污泥中絲狀菌形成了競爭關系，相互爭奪廢水中碳源，導致絲狀菌的過度增殖，影響了菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定性。但是，還發(fā)現(xiàn)藻細胞和菌藻顆粒污泥間共同作用也促進了EPS的分泌，可以吸附游離的顆粒污泥以及增加“細菌-細菌”的橋連，提高污泥的再聚合，彌補絲狀菌帶來的不利因素。

3.3補藻模式對微生物群落結構特征的影響

不同補藻模式下，菌藻顆粒污泥中的微生物群落結構有較大差異，特別是細菌屬的變化。A反應器容易富集反硝化菌，例如陶厄氏菌屬；而B反應器容易富集聚磷菌、光合細菌以及能促進污泥凝聚的細菌，例如聚磷菌、norank_Chloroplast和動膠菌。陶厄氏菌屬具有良好的反硝化能力（Shietal，2021），相對豐度A大于B，并且在階段V末期時，NH₄⁺ -N的去除率與菌株豐度的變化一致，說明分布在菌藻顆粒污泥表面的藻類物質(zhì)增加了 NH₄⁺-N 的去除。聚磷菌是生物除磷系統(tǒng)中一種典型的聚磷細菌（Fanetal，2022），相對豐度是A系統(tǒng)的2.7倍，提高了B的除磷能力。norank_Chloroplast為光合細菌（羅怡等，2024），相對豐度分別為 1.21% （A）和2.23%（B） ，間歇補藻可以適當?shù)脑黾庸夂霞毦呢S度，這與菌藻顆粒污泥內(nèi)部的蜂巢形式有關。蜂巢結構可以為光合細菌提供充足的光照和二氧化碳，增強生物體的代謝活性并進行固氮和固碳。動膠菌具有促進污泥造粒的能力，這主要取決于菌株釋放的EPS含量。該菌株的存在提高了對進水有機物的吸附和氧化分解，增強了污染物的去除效率。這也是B的菌藻顆粒污泥形成早、污染物去除率高的緣故。

4結論

（1）A、B反應器的菌藻顆粒污泥成熟后，平均粒徑分別為 （0.78±0.08） 和 （0.97±0.05）mm ，對廢水中COD、 NH₄⁺ -N和TP的平均去除率分別為 94.39% 、87.99%.88.86% 和 94.45%.88.19%.91.12% ，間歇投加藻類促進了菌藻顆粒污泥對污染物的去除。B反應器有利于藻類在顆粒污泥表面的定植，增加藻類細胞的生長，并促進藻類細胞和微生物釋放EPS，葉綠素a最大值和EPS總質(zhì)量分別達到 （6.28±0.04）mg/ g和 （82.26±3.86）mg/g 0

（2）B的菌藻顆粒污泥微生物豐富度和多樣性指數(shù)明顯較高，但顯著低于好氧顆粒污泥。Proteobac-teria、Bacteroidota和Firmicutes是優(yōu)勢菌門；Zoogloea、陶厄氏菌屬、Flavobacterium和Candida-tusAccumulibacter（聚磷菌）是優(yōu)勢菌屬。A反應器中陶厄氏菌屬的豐度最高并具有分泌EPS的能力，這可能是A反應器PS增加的潛在原因。

（3）補藻模式對菌藻顆粒污泥的形成機制主要是依靠藻泥聚合、藻類生長和藻類空間異化，其中間歇補藻有助于藻細胞與好氧顆粒污泥的碰撞，增加藻類在好氧顆粒污泥表面的附著，加速菌藻顆粒污泥的形成。同時，間歇補藻產(chǎn)生的藻類屏障也增強了細菌聚集和物質(zhì)交換，阻礙了外界環(huán)境對菌藻顆粒污泥的破壞，導致絲狀藻的繁殖，不利于顆粒污泥的穩(wěn)定。而連續(xù)補藻的藻類分布于菌藻顆粒污泥表面，顆粒結構穩(wěn)定。

（4）菌藻顆粒污泥的形成主要依賴于EPS的粘性作用，并維持了顆粒污泥的穩(wěn)定和功能。采用間歇補藻策略培育菌藻顆粒污泥是可行的，可以有效縮短菌藻顆粒污泥的形成時間，對細菌的聚集、微生物群落更替、增強污染物降解性能（除碳除磷）方面也具有重要價值，因此在實際應用中應選擇間歇補藻。若選擇連續(xù)補藻則需要增加菌藻顆粒污泥的沉降時間，延長藻細胞的積累；或者提高曝氣強度，加大藻細胞與菌藻顆粒污泥之間的碰撞，但可能會造成顆粒污泥的解體。還可以在反應器的末端增設連續(xù)流設備，使得出水中游離藻的回流，從而增加反應器中藻細胞的濃度。

參考文獻

程琪，何成達，張淼，等，2023.光輔自耦合藻-菌顆粒污泥處 理系統(tǒng)特性[J].過程工程學報，23（1）：78-87.

CHENG Q，HE C D，ZHANG M， et al， 2023.Characteristics of light-assisted self-coupling algae-bacterial granular sludge treatment system[J]. The Chinese Journal of Process Engineering，23（1）：78-87.

高林利，何成達，程琪，2024.小球藻-好氧污泥耦合顆粒的培 養(yǎng)及處理特性研究[J].工業(yè)水處理，44（9）：160-168.

GAO LL， HE C D， CHENG Q. Cultivation and treatment characteristics of Chlorella-aerobic sludge coupled system[J]. Industrial Water Treatment， 44（9）：160-168.

國家環(huán)境保護總局水和廢水監(jiān)測分析方法編委會，2002.水 和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京：中國環(huán)境科學出 版社，200-284.

高景峰，張麗芳，張樹軍，等，2018.兩次污泥顆?；^程中微 生物群落的動態(tài)變化[J].環(huán)境科學，39（5）：2265-2273.

GAO JF， ZHANGL F， ZHANG S J， et al， 2018.Microbial community dynamics during two sludge granulation processes[J]. Environmental Science，39（5）：2265-2273.

胡國勝，季斌，2024.藻-菌顆粒污泥粒徑與除污效能的研究 [J].南京大學學報（自然科學），60（1）：151-157.

HU G S， JI B， 2024. Study on particle size and decontaminationefficiency of algae-bacteria granular sludge [J]. Journal of Nanjing University （Natural Science）， 60（1）： 151- 157.

季斌，龔喜平，2022.藻-菌顆粒污泥中微生物胞外多糖特性 研究[J].環(huán)境科學學報，42（11）：117-122.

JI B， GONG X P， 2022. Study on the characteristics of microbial exopolysaccharides in algae-bacteria granular sludge [J].Chinese Journal of Environmental Sciences，42（11）： 117-122.

李冬，公為敏，李帥，等，2024.厭氧段光照策略對A/O模式下 菌藻共生系統(tǒng)性能的影響[J].中國環(huán)境科學，44（8）： 4336-4346.

LI D，GONG W M，LI S， et al. Influence of illumination strategy in anaerobic stage on the performance of bacterial-algal symbiosis system in A/O mode[J]. Chinese Environmental Science， 44（8）：4336-4346.

李冬，柴晨旭，李帥，等，2023.運行模式對菌藻共生顆粒污泥 系統(tǒng)的影響[J].中國環(huán)境科學，43（9）：4718-4727.

LI D，CHAI C X，LI S，et al， 2023.Influence of operation mode on the bacterial-algal symbiotic granular sludge system[J]. China Environmental Science，43（9）：4718-4727.

羅怡，李正昊，程媛媛，等，2024.無機廢水中藻菌顆粒污泥的 培養(yǎng)及脫氮性能[J].精細化工，41（12）：2727-2736.

LUO Y，LI Z H， CHENG Y Y， et al. Cultivation and denitrificationperformanceofalgal-bacterial granular sludge in inor2736.

李亞男，閆冰，鄭蕊，等，2022.一體式部分亞硝化-厭氧氨氧 化工藝污泥膨脹發(fā)生和恢復過程中微生物群落演替及 PICRUSt2功能預測分析[J].環(huán)境科學，43（7）：3708-3717.

LI Y N， YANB， ZHENG R， et al， 2022. Succession and PICRUSt2-based predicted functional analysis of microbial communities during the sludge bulking occurrence and restoration in one-stage combined partial nitritation and ANAMMOX process[J]. Environmental Science， 43（7）： 3708-3717

蘇雪瑩，付昆明，2015.絲狀菌在污水處理中的控制與應用 [J].水處理技術，41（9）：19-23.

SU X Y，F(xiàn)U K M， 2015. Control and application of filamentous bacteria in wastewater treatment[J]. Technology of Water Treatment， 41（9）：19-23.

王燕杉，2018.好氧顆粒污泥處理番茄醬生產(chǎn)廢水及微生物 群落演替[D].烏魯木齊：新疆農(nóng)業(yè)大學.

ABOUHEND A S，MILFERSTEDT K，HAMELIN J，et al， 2020. Growth progression of oxygenic photogranules and its impact on bioactivity for aeration-free wastewater treatment[J]. Environmental Science amp; Technology， 54（1）：486- 496.

AN Q，CHEN Y H， TANG M， et al， 2023.The mechanism of extracellular polymeric substances in the formation of activated sludge flocs[J]. Colloids and Surfaces A： Physicochemical and Engineering Aspects， 663：131009.

CHEN JW， JIQ X， ZHENG P， et al，2010.Floatation and control of granular sludge in a high-rate anammox reactor[J]. Water Research， 44（11）：3321-3328.

DE GRAAFF D R， VAN LOOSDRECHT M C M， PRONK M， 2020. Stable granulation of seawater-adapted aerobic granular sludge with filamentous Thiothrix bacteria[J]. Water Research，175：115683.

FARD M B，WU D， 2023.Potential interactive effect on biomass and bio-polymeric substances of microalgal-bacterial aerobic granular sludge as a valuable resource for sustainable development[J]. Bioresource Technology， 376： 128929.

FALLAHI A，REZVANI F，ASGHARNEJAD H， et al， 2021. Interactions of microalgae-bacteria consortia for nutrient removal from wastewater： a review[J]. Chemosphere， 272： 129878.

FAN Z W， ZENG W， MENG Q G， et al， 2022. Achieving partial nitrification， enhanced biological phosphorus removal and in situ fermentation （PNPRF） in continuous-flow system and mechanism analysis at transcriptional level[J]. Chemical Engineering Journal， 428：131098.

HAYASHIY，WADAS，ETOM，etal，2023.Cohesivebond strength of marine aggregates and its role in fragmentation [J]. Frontiers in Marine Science， 10：1167169.

HE QL， CHENL， ZHANG S J， et al， 2018. Natural sunlight induced rapid formation of water-born algal-bacterial granules in an aerobic bacterial granular photo-sequencing batch reactor[J].Journal of Hazardous Materials，359：222- 230.

JI B， WANG S L， UDANIR M S， et al，2021. Microalgal-bacterial granular sludge for municipal wastewater treatment under simulated natural diel cycles： performances-metabolic pathways-microbial community nexus[J].Algal Research，54：102198.

LI S，LI D， YE X S，etal，2020.Effectof differentoperational modes on the performance of granular sludge in continuous-flow systems and the successions of microbial communities[J]. Bioresource Technology，299：122573.

LIU L，F(xiàn)AN HY， LIU Y H， et al，2017. Development of algaebacteria granular consortia in photo-sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology， 232：64-71.

LIU Z， NING F Z，HOU Y W， et al， 2022. Deciphering the effect of algae sources on the formation of algal-bacterial granular sludge： endogenous versus exogenous algae[J]. Journal of Cleaner Production，363：132468.

LIU X D， WU S J， ZHANG D J， et al， 2018. Simultaneous pyridine biodegradation and nitrogen removal in an aerobic granular system[J]. Journal of Environmental Sciences， 67：318-329.

LOEWUS F A， 1952. Improvement in anthrone method for determination of carbohydrates[J].Analytical Chemistry，24 （1）：219.

ROZWALAK P， PODKOWA P， BUDA J， et al， 2022. Cryoconite-From minerals and organic matter to bioengineered sediments on glacier’s surfaces[J]. Science of the Total Environment， 807：150874.

SHI Y J， YANG L，LIAO S F， et al， 2021. Responses of aerobic granular sludge to fluoroquinolones： microbial community variations， and antibiotic resistance genes[J]. Journal of Hazardous Materials， 414：125527.

TANG C C， ZHANG X Y，HE Z W， et al， 2021. Role of extracellular polymeric substances on nutrients storage and transfer in algal-bacteria symbiosis sludge system treating wastewater[J]. Bioresource Technology，331：125010.

WANG YY，WANG JQ， LIU Z P， et al， 2021. Effect of EPS and its forms of aerobic granular sludge on sludge aggregation performance during granulation process based on XDLVO theory[J]. Science of the Total Environment， 795： 148682.

WEIX，YUJ，WANGYQ，etal，2024.Novel insightsintothe biological stateinalgal-bacterial granularsludgegranulation：Armor-like protection provided by the algal barrier [J].WaterResearch，262：122087.

ZHAO ZW，LIUS，YANGXJ， etal，2019.Stabilityand per formance of algal-bacterial granular sludge in shaking photo-sequencing batch reactors with special focus on phosphorusaccumulation[J]. Bioresource Technology， 280： 497-501.

ZHANGYH，ONGXC，LIUS，etal，2020.Rapidestablishmentand stable performance ofa newalgal-bacterial granule system from conventional bacterial aerobic granularsludge and preliminary analysis of mechanisms involved[J]. Journal of Water Process Engineering，34： 101073.

ZHANGB，LENSPNL，SHIWX，etal，2018.Enhancement ofaerobic granulationand nutrient removal by an algalbacterial consortium in a lab-scale photobioreactor[J]. Chemical Engineering Journal， 334：2373-2382.

ZHANGM，JIB，WANGSL，etal，2022a.Granulesizeinforms the characteristicsand performanceof microalgalbacterial granular sludge forwastewater treatment[J].Bioresource Technology， 346：126649.

ZHANGB，LIW，WUL，etal，2022b.Rapid start-up of photo granule process in a photo-sequencing batch reactor under lowaeration conditions：effect of inoculum AGS size[J]. Science of the Total Environment，82o：153204.

ZHANGB，SHIJY，SHIWX，etal，2023.Effectofdifferent inocula on the granulation process，reactor performance and biodiesel productionofalgal-bacterial granular sludge （ABGS） under low aeration conditions[J].Chemosphere， 345：140391.

ZHANGYH，DONGXC，LIUS，et al，2020.Rapid establishmentand stableperformanceof anewalgal-bacterial granulesystem from conventional bacterial aerobic granular sludge and preliminaryanalysis of mechanisms involved [J]. Journal ofWater Process Engineering，34：101073.

（責任編輯 鄭金秀 崔莎莎）

Effect of Algae Replenishment on the Formation and Microbe Community Structure of Bacteria-Algae Granular Sludge

XIAO Fei， JIA Zhuangzhuang，ZHAO Fengde， LI Lin （College of Water Conservancyand Architectural Engineering，Tarim University，Alar843300，P.R.China）

Abstract： In this study， we explored the effects of different algae replenishment strategies on sludge granule characteristics，polutant removal efficiency，and microbial community composition， as well as the mechanisms of algal-bacterial granule formation in the sequencing batch reactor （SBR） system. The aim of the study was to reveal the mechanisms of algal-bacterial synergy under diferent augmentation strategies and provide a theoretical foundation for optimizing the algal-bacterial granular sludge process. Two algae replenishment strategies （treatment A： continuous algal feeding; treatment B： intermitent algal feeding） were set to culture bacteria-algae granular sludge，with synthetic wastewater as the input and chlorella as the algae species in the SBR system. When the algal-bacterial granules had matured，the mean granule sizes were （0.78±0.08） mm in treatment A and （0.97±0.05） mm in treatment B. The contents of chlorophyll-a were （4.83±0.04）mg/g in treatment A and （6.28±0.04）mg/g in treatment B， and the average removal rates of COD， NH₄⁺ -N and TP from the wastewater were，respectively， 94.39% ， 87.99% ，and 88.86% in treatment A and 94.45% ， 88.19% ，and 91.12% in treatment B. Intermittent algae augmentation enhanced the polutant removal capacity of algal-bacterial granular sludge，and facilitated the colonization of algae on the granule surface，increased algal cell growth，and stimulated the release of extracelular polymeric substances （EPS） by both algae and bacteria.The dominant bacteria genera in treatments A and B were Zoogloea， Thauera， Flavobacterium and Candidatus Accumulibacter （phosphorus accumulating bacteria）. Thauera was the source of increased polysaccharide （PS） in the EPS.In addition，the formation of granular sludge in treatment A primarily depended on algal adhesion and growth， while treatment B utilized an algal barrier. The intermittent algae replenishment strategy for algae-bacteria granule cultivation significantly shortened the formation of granules （1O days） and enhanced bacterial aggregation and degradation of carbonaceous pollutants.

Key words： algae-replenishment strategies; microbial algal granular sludge; chlorella; microbial community; formation mechanism