補(bǔ)藻模式對(duì)菌藻顆粒污泥形成及微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

中圖分類號(hào)：X703 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1674-3075（2025）04-0058-12

菌藻顆粒污泥是污泥和藻類相互結(jié)合的共生體，作為一種新興的環(huán)境友好型廢水處理技術(shù)（Zhangetal，2023），因其低能耗、低污染和低碳排放等顯著優(yōu)勢(shì)受到廣泛關(guān)注。該技術(shù)基于細(xì)菌與藻類的互利共生關(guān)系，通過光合作用與生物降解的協(xié)同效應(yīng)實(shí)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(yīng)器構(gòu)型、補(bǔ)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(yīng)器類型顯著影響菌藻顆粒的微觀結(jié)構(gòu)，例如，序批式反應(yīng)器（SBR）中藻細(xì)胞均勻分布于顆粒污泥內(nèi)，而連續(xù)流反應(yīng)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(jié)構(gòu)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(xì)胞與好氧顆粒污泥的沉降速率差異易導(dǎo)致藻類流失，影響其定植效率（Jietal，2021）。季斌等（2022）證實(shí)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(guān)。然而，因好氧顆粒污泥的沉降速率遠(yuǎn)高于藻細(xì)胞，仍會(huì)對(duì)藻細(xì)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(duì)微生物群落的影響尚存爭(zhēng)議。部分學(xué)者認(rèn)為藻類僅改變特定微生物的相對(duì)豐度（Heetal，2018；Jietal，2021），而Liu等（2022）則指出外源藻類會(huì)延緩造粒進(jìn)程并顯著重塑群落結(jié)構(gòu)?，F(xiàn)有研究多聚焦于微生物組成變化，對(duì)“細(xì)菌-藻類”互作機(jī)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(huì)影響好氧顆粒污泥中的原生細(xì)菌群落，只會(huì)改變菌藻顆粒污泥的某些微生物的相對(duì)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(huì)增加綠藻門的豐度，但未增加好氧顆粒污泥細(xì)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(huì)延緩菌藻顆粒污泥的造粒速率，也會(huì)改變菌藻顆粒污泥的微生物群落結(jié)構(gòu)。菌藻顆粒污泥的形成過程對(duì)藻類物種具有定向選擇，導(dǎo)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(xì)菌對(duì)藻類生長的作用機(jī)制，這不利于揭示“細(xì)菌-藻類”間在促進(jìn)菌藻顆粒污泥形成中的影響。

目前，菌藻顆粒污泥技術(shù)仍面臨啟動(dòng)周期長、藻類易流失、長期運(yùn)行穩(wěn)定性不足等挑戰(zhàn)（Zhangetal，2023），其核心問題在于如何實(shí)現(xiàn)藻細(xì)胞與好氧顆粒污泥的高效結(jié)合。補(bǔ)藻模式作為關(guān)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(guān)研究仍較為匱乏?；诖?，本研究在圓柱形SBR中接種小球藻，探究SBR運(yùn)行過程中連續(xù)補(bǔ)藻和間歇補(bǔ)藻對(duì)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(jī)制，助推菌藻顆粒污泥生物技術(shù)的工程應(yīng)用。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)設(shè)計(jì)與材料

采用2組徑高比 （R_HD） 為7的序批式反應(yīng)器（SBR）（高度 x 直徑 ：=60cm×8cm ，工作體積 2.4L ，預(yù)留超高 20cm） ，分別標(biāo)記為A組和B組。2組反應(yīng)器采用不同的補(bǔ)藻策略：A組為連續(xù)補(bǔ)藻模式，實(shí)驗(yàn)期間采用蠕動(dòng)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(bǔ)藻，每日在10：00和20：00分2次各添加 15mL 藻液，兩組反應(yīng)器每日總補(bǔ)藻量均為 30mL ，補(bǔ)藻操作從第31天開始持續(xù) 10d 。

進(jìn)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(jī)（ACO-388D）供氧，氣體流量計(jì)（LZB-4WB）控制通氣量為 2L/min 1組8WLED燈（位于A和B反應(yīng)器的中心區(qū)域）提供光照，光照強(qiáng)度為 3000lx ，整個(gè)運(yùn)行階段均由定時(shí)器完成。SBR循環(huán)周期為 6h/ 次，每天4次，包括進(jìn)水15min 厭氧 90min 、曝氣時(shí)間根據(jù)實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)方法

水樣測(cè)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(cè)定方法（國家環(huán)境保護(hù)總局，2002）；使用霍爾德多參數(shù)水質(zhì)檢測(cè)儀測(cè)定COD、TP、TN、NH₄⁺-N，NO₂^--N，NO₃^-. -N濃度。

菌藻顆粒污泥形貌、結(jié)構(gòu)觀察和組成元素：在系統(tǒng)曝氣時(shí)，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(jī)進(jìn)行拍照，并觀察菌藻顆粒污泥的形貌。菌藻顆粒污泥結(jié)構(gòu)和組成元素采用可變真空掃描電鏡（FIB-SEM，LYRA3XMU）觀察，SEM預(yù)處理步驟見參考文獻(xiàn)（王燕杉等，2018）。

EPS提取與測(cè)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(bǔ)充磷酸鹽緩沖液（PBS，型號(hào)BL302A）恢復(fù)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(shí)，4^°C 下 16000r/min 離心 20min ，重復(fù) 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(cè)定（Loewusetal，1952）。

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

2結(jié)果與分析

2.1菌藻顆粒污泥形態(tài)及微觀結(jié)構(gòu)

在SBR運(yùn)行初期（前 30d） ，好氧顆粒污泥呈現(xiàn)黃色不規(guī)則形態(tài)，結(jié)構(gòu)相對(duì)致密。進(jìn)入補(bǔ)藻期后，2組反應(yīng)器表現(xiàn)出顯著差異：A反應(yīng)器中，藻類主要附著于反應(yīng)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(bǔ)藻期結(jié)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(bǔ)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(bǔ)藻期結(jié)束后，B中好氧顆粒污泥完全被藻類包裹，形成結(jié)構(gòu)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(xì)長絲狀體，經(jīng)鑒定為FACHB-494絲狀藻類（圖1a）。運(yùn)行至62d時(shí)，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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(shì)與菌藻顆粒污泥粒徑增大相關(guān)，隨著粒徑增加，絲狀藻類占據(jù)層厚度相應(yīng)增加（圖1a）。

微觀結(jié)構(gòu)分析（圖1b）顯示兩組顆粒污泥具有顯著不同的空間構(gòu)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(gòu)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(gòu)成，并攜帶一定的空穴。B菌藻顆粒污泥的六邊形構(gòu)造促進(jìn)了絲狀藻的進(jìn)入，導(dǎo)致內(nèi)部存在絲狀藻。這種結(jié)構(gòu)也容易使菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定性變差并崩解，但在本實(shí)驗(yàn)中沒有明顯發(fā)生（圖1b）。

補(bǔ)藻模式對(duì)菌藻顆粒污泥形成時(shí)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(bǔ)藻階段，反應(yīng)器A和B中顆粒污泥的EPS含量均呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，其中PN組分為主要貢獻(xiàn)因子。第40＼～45天期間，B反應(yīng)器的PN積累速率高于A反應(yīng)器。這種現(xiàn)象可能與藻類生長誘導(dǎo)的污泥表面疏水性增強(qiáng)有關(guān)，該特性有效促進(jìn)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(guān)鍵界面條件。第60天時(shí)，兩體系的EPS濃度出分化，A、B反應(yīng)器分別達(dá)到 （65.46±0.69） 和0 82.26±3.86）mg/g 。B反應(yīng)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(yīng)：菌藻顆粒污泥內(nèi)部孔隙結(jié)構(gòu)堵塞；底物、溶解氧傳質(zhì)受阻；內(nèi)層微生物被迫啟動(dòng)EPS自消耗過程，最終導(dǎo)致菌藻顆粒污泥結(jié)構(gòu)空泡化。

實(shí)驗(yàn)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(duì)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(dǎo)致微生物間排斥力增強(qiáng)，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(shí)，B體系的PN/PS比恢復(fù)顯著增長趨勢(shì)，推測(cè)可能是微生物代謝過程消耗的PS含量與其增加量達(dá)到動(dòng)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(dǎo)的穩(wěn)定顆粒結(jié)構(gòu)。

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)顯示（圖2），反應(yīng)器A的葉綠素a含量在前50d呈現(xiàn)持續(xù)增長趨勢(shì)，從 （0.29±0.08）mg/g 增加到 （4.64±0.16）mg/g 。相比之下，反應(yīng)器B的葉綠素a含量在約第45天達(dá)到平臺(tái)期（圖2）。在50＼～60d的穩(wěn)定運(yùn)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(shì)，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?yàn)榫孱w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(jī)物匱乏的劣勢(shì)，逐漸會(huì)被淘汰。各處理的菌藻顆粒污泥與游離狀態(tài)的藻細(xì)胞葉綠素a比值呈增加的趨勢(shì)，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(shí)，反應(yīng)器中游離的藻細(xì)胞濃度越來越低。原因是縮短污泥的沉降時(shí)間，大量的游離藻細(xì)胞被排出反應(yīng)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(xì)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(xì)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(xì)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?jǐn)?shù)如圖3所示。在所有的元素中，C、N和O的質(zhì)量分?jǐn)?shù)最高，是污泥的主要構(gòu)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?yàn)榫孱w粒污泥吸收光能，通過光合作用固定 CO₂"和"_H2O"，合成自身有機(jī)物并釋放 O₂"，增加了體系的氧含量和有機(jī)碳。然而，A和B體系的O質(zhì)量分?jǐn)?shù)也不同，這與菌藻顆粒污泥粒徑有關(guān)。系統(tǒng)運(yùn)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(shí)，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(jī)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(xì)菌占比低，富余的 O₂"可能會(huì)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(jìn)一步發(fā)現(xiàn)，A菌藻顆粒污泥去除性能的惡化會(huì)降低廢水中 NH₄⁺"-N的富集，使其無法轉(zhuǎn)化為N元素并儲(chǔ)存在污泥中，因此N質(zhì)量分?jǐn)?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(shí)，有機(jī)質(zhì)的升高會(huì)促進(jìn)N含量的增加，彌補(bǔ)了顆粒污泥的劣化。試驗(yàn)后期，B系統(tǒng)菌藻顆粒污泥的C和O質(zhì)量分?jǐn)?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(yùn)行時(shí)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(duì)較好，而TP去除率較差均在 50% 以下，這可能與進(jìn)水水質(zhì)有關(guān)。反應(yīng)器的進(jìn)水磷源相對(duì)單一，導(dǎo)致配水環(huán)境對(duì)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(shí)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(dú)特的空間結(jié)構(gòu)，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(yùn)行至第26＼～30天時(shí)，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(shí)仍有波動(dòng)。

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(fēng)險(xiǎn)，引起 NH₄⁺ -N去除率降低，佐證了前文的分析。這是因?yàn)椋磻?yīng)器中絲狀菌增強(qiáng)了對(duì)有機(jī)物的競(jìng)爭(zhēng)，阻礙底物基質(zhì)向顆粒內(nèi)部傳遞，影響其他細(xì)菌對(duì) NH₄⁺-N 的吸收利用。蘇雪瑩等（2015）也研究證實(shí)了污泥發(fā)生絲狀菌膨脹時(shí)，SBR對(duì) NH₄⁺-N 的去除效果會(huì)受到抑制。階段IV至V末期，菌藻顆粒污泥對(duì)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(dá) 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(duì)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(duì)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(jié)果，如表2所示。污泥樣品的覆蓋率達(dá)到99% 以上，測(cè)序數(shù)據(jù)有效，細(xì)菌幾乎被完全檢出。A和B的細(xì)菌OTU數(shù)目以及豐富度低于對(duì)照組，但細(xì)菌多樣性高于對(duì)照組，表明光照條件和補(bǔ)加藻類會(huì)促進(jìn)某一微生物的生長，導(dǎo)致菌藻顆粒污泥的優(yōu)勢(shì)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(shí)間及藻類的空間分布有關(guān)。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(yùn)行，藻類在菌藻顆粒污泥表面的脫附和再定植達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡，絲狀藻類逐漸趨向菌藻顆粒污泥內(nèi)層運(yùn)動(dòng)。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(xì)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(jié)構(gòu)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(shì)菌門，在A和B中總細(xì)菌相對(duì)豐度較高為90.68%～98.51%， S僅為 32.71% 。與S組相比，2個(gè)系統(tǒng)中，變形菌門豐度最高，這可能與污泥的顆?；嚓P(guān)（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(jìn)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(shí)會(huì)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(guān)（李亞男等，2022）。由表3可知，菌藻顆粒污泥的門類主要為藍(lán)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(xì)胞豐度隨著SBR運(yùn)行的延長而增加，而絲狀藻的藻細(xì)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(bǔ)藻有利于優(yōu)勢(shì)藻細(xì)胞的增加，并淘汰了對(duì)菌藻顆粒污泥有害的藻細(xì)胞。

在屬水平上（圖5和表3），菌藻顆粒污泥系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)菌屬為動(dòng)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(shì)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(yīng)器中動(dòng)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(shì)菌屬的存在，有利于增強(qiáng)菌藻顆粒污泥的脫氮除磷能力，以及維持反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定。黃桿菌屬是一類脫氮除磷的關(guān)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(bǔ)藻模式無關(guān)；Thiothrix為絲狀菌，豐度分別為 3.82%（A） 和 4.22%（B） ，證實(shí)B感染了絲狀菌，誘發(fā)了污泥膨脹現(xiàn)象（Deetal，2020），甚至也會(huì)干擾污染物降解時(shí)的氧氣轉(zhuǎn)移。B有較多的絲狀藍(lán)藻（norank_Phormidiaceae， 2.56% ），A基本為0，間歇補(bǔ)藻有利于雜藻的生長。在高光強(qiáng)的條件下，藍(lán)藻對(duì)光照具有極強(qiáng)的適應(yīng)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(guān)。其具有促進(jìn)EPS分泌的能力（Zhangetal，2022b），產(chǎn)生的黏附力增強(qiáng)了藻類在好氧顆粒污泥表面的定植，調(diào)節(jié)了連續(xù)補(bǔ)藻造成的藻類流失，以及促進(jìn)污泥造粒速率，加快污泥的沉降，并保留了細(xì)菌群落的組成。

3討論

3.1補(bǔ)藻模式對(duì)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(guān)。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(xì)胞聚集的功能，是污泥造粒的主要貢獻(xiàn)者。在本實(shí)驗(yàn)中，第40＼～45天時(shí)，A反應(yīng)器的PS和PN含量呈明顯的增長趨勢(shì)，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(jìn)水COD濃度的突變?cè)斐山z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(jìn)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(xì)菌生長速率快、活性高，促進(jìn)了細(xì)菌群落對(duì)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(luò)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(yùn)行末期），其質(zhì)量小于液體密度時(shí)，菌藻顆粒污泥先上浮后附壁生長，研究結(jié)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(duì)有機(jī)物的競(jìng)爭(zhēng)。一旦藻類的活性強(qiáng)于細(xì)菌時(shí)，B的菌藻顆粒污泥可能會(huì)崩解，顆粒污泥穩(wěn)定性的降低是缺乏有機(jī)碳源所致，菌藻體系也難以達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)，引起PN含量的波動(dòng)。SBR運(yùn)行末期時(shí)，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(duì)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?yàn)锳的顆粒污泥表面附著較多的藻類，內(nèi)部的藻細(xì)胞也具有分泌EPS的能力，進(jìn)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(jié)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(bǔ)藻增強(qiáng)了藻細(xì)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(xì)胞與顆粒污泥的結(jié)合，形成菌藻顆粒污泥。

值得注意的是，在菌藻顆粒污泥中，藍(lán)藻和顫藻為藍(lán)藻門，絲狀藻為綠藻門，三者對(duì)菌藻顆粒污泥的穩(wěn)定具有不利的影響，因此減少相應(yīng)的藻細(xì)胞濃度可促進(jìn)菌藻顆粒污泥對(duì)氮的利用率，增強(qiáng)顆粒污泥生長的平衡。此外，反應(yīng)器B的藻細(xì)胞含量始終顯著高于反應(yīng)器A，這種差異可能與絲狀菌或補(bǔ)藻模式有一定關(guān)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(bǔ)藻，藻類停留時(shí)間較長，更容易接種在污泥表面。而A系統(tǒng)為連續(xù)補(bǔ)藻模式，較多的懸浮藻類會(huì)隨反應(yīng)器的排水排出。

3.2菌藻顆粒污泥形成機(jī)理

補(bǔ)藻模式對(duì)菌藻顆粒污泥產(chǎn)生了不同的造粒途徑，其潛在機(jī)制可分為3個(gè)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(jī)理如圖6所示。在藻泥聚合期，好氧污泥和藻類細(xì)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(jìn)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(diǎn)。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(qiáng)細(xì)菌間的信息傳遞和物質(zhì)交換。在藻類生長期（第31＼～40天），進(jìn)水COD平均濃度為 1050mg/L ，有機(jī)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(jié)構(gòu)，初步形成了菌藻顆粒污泥，甚至有部分藻類已擴(kuò)散至菌藻顆粒污泥內(nèi)部。該過程中，連續(xù)補(bǔ)藻方式導(dǎo)致藻類吸附到好氧顆粒污泥表面的速率相對(duì)緩慢，遠(yuǎn)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(qiáng)度略高于B。在藻類空間異化期（即藻細(xì)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(xì)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(jié)構(gòu)穩(wěn)定；B則恰好相反，藻類為內(nèi)核，顆粒污泥結(jié)構(gòu)差，受到外界環(huán)境波動(dòng)時(shí)易崩解，這與黏性EPS有關(guān)（Hayashi，2023）。SBR運(yùn)行后期，B的好氧顆粒污泥黏性EPS含量高，大量的細(xì)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(dāng)顆粒污泥內(nèi)核，而細(xì)菌則在內(nèi)核附近聚集。

此外，在間歇補(bǔ)藻模式下，大量藻類的加入提高了藻細(xì)胞和好氧顆粒污泥之間的碰撞機(jī)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(xì)胞與菌藻顆粒污泥中絲狀菌形成了競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，相互爭(zhēng)奪廢水中碳源，導(dǎo)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(xì)胞和菌藻顆粒污泥間共同作用也促進(jìn)了EPS的分泌，可以吸附游離的顆粒污泥以及增加“細(xì)菌-細(xì)菌”的橋連，提高污泥的再聚合，彌補(bǔ)絲狀菌帶來的不利因素。

3.3補(bǔ)藻模式對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)特征的影響

不同補(bǔ)藻模式下，菌藻顆粒污泥中的微生物群落結(jié)構(gòu)有較大差異，特別是細(xì)菌屬的變化。A反應(yīng)器容易富集反硝化菌，例如陶厄氏菌屬；而B反應(yīng)器容易富集聚磷菌、光合細(xì)菌以及能促進(jìn)污泥凝聚的細(xì)菌，例如聚磷菌、norank_Chloroplast和動(dòng)膠菌。陶厄氏菌屬具有良好的反硝化能力（Shietal，2021），相對(duì)豐度A大于B，并且在階段V末期時(shí)，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(xì)菌（Fanetal，2022），相對(duì)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(xì)菌（羅怡等，2024），相對(duì)豐度分別為 1.21% （A）和2.23%（B） ，間歇補(bǔ)藻可以適當(dāng)?shù)脑黾庸夂霞?xì)菌的豐度，這與菌藻顆粒污泥內(nèi)部的蜂巢形式有關(guān)。蜂巢結(jié)構(gòu)可以為光合細(xì)菌提供充足的光照和二氧化碳，增強(qiáng)生物體的代謝活性并進(jìn)行固氮和固碳。動(dòng)膠菌具有促進(jìn)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(duì)進(jìn)水有機(jī)物的吸附和氧化分解，增強(qiáng)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(jié)論

（1）A、B反應(yīng)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(duì)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(jìn)了菌藻顆粒污泥對(duì)污染物的去除。B反應(yīng)器有利于藻類在顆粒污泥表面的定植，增加藻類細(xì)胞的生長，并促進(jìn)藻類細(xì)胞和微生物釋放EPS，葉綠素a最大值和EPS總質(zhì)量分別達(dá)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(shì)菌門；Zoogloea、陶厄氏菌屬、Flavobacterium和Candida-tusAccumulibacter（聚磷菌）是優(yōu)勢(shì)菌屬。A反應(yīng)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(yīng)器PS增加的潛在原因。

（3）補(bǔ)藻模式對(duì)菌藻顆粒污泥的形成機(jī)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(bǔ)藻有助于藻細(xì)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(shí)，間歇補(bǔ)藻產(chǎn)生的藻類屏障也增強(qiáng)了細(xì)菌聚集和物質(zhì)交換，阻礙了外界環(huán)境對(duì)菌藻顆粒污泥的破壞，導(dǎo)致絲狀藻的繁殖，不利于顆粒污泥的穩(wěn)定。而連續(xù)補(bǔ)藻的藻類分布于菌藻顆粒污泥表面，顆粒結(jié)構(gòu)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(bǔ)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(shí)間，對(duì)細(xì)菌的聚集、微生物群落更替、增強(qiáng)污染物降解性能（除碳除磷）方面也具有重要價(jià)值，因此在實(shí)際應(yīng)用中應(yīng)選擇間歇補(bǔ)藻。若選擇連續(xù)補(bǔ)藻則需要增加菌藻顆粒污泥的沉降時(shí)間，延長藻細(xì)胞的積累；或者提高曝氣強(qiáng)度，加大藻細(xì)胞與菌藻顆粒污泥之間的碰撞，但可能會(huì)造成顆粒污泥的解體。還可以在反應(yīng)器的末端增設(shè)連續(xù)流設(shè)備，使得出水中游離藻的回流，從而增加反應(yīng)器中藻細(xì)胞的濃度。

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（責(zé)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