好氧顆粒污泥技術(shù)是20世紀(jì)90年代開始研究的一種新型污水處理技術(shù)，同普通絮狀污泥相比，具有除污效果好、密度大、強(qiáng)度高、微生物種類多、結(jié)構(gòu)穩(wěn)定、耐沖擊負(fù)荷強(qiáng)以及沉降性能好等優(yōu)點(diǎn)，成為研究的熱點(diǎn)[1,2]. 近年來有研究表明，好氧顆粒污泥的特殊結(jié)構(gòu)有利于提高處理系統(tǒng)的同步脫氮能力[3,4]，并且利用好氧顆粒污泥進(jìn)行脫氮性能的研究取得了較大的進(jìn)展. 如阮文權(quán)等[5]對好氧顆粒污泥進(jìn)行了硝化反硝化(SND)功能馴化，反應(yīng)6 h后COD的去除率在90%以上，氨氮去除率達(dá)100%，污水脫氮效果顯著.柏義生等[6]以厭氧顆粒污泥和少量活性污泥為種泥，進(jìn)水為人工配水，在SBR反應(yīng)器中培養(yǎng)出了好氧顆粒污泥. 成熟的好氧顆粒污泥對COD、氨氮和TN的平均去除率分別為94%、97.5%和68.6%. 王震等[7]以人工配水模擬味精廢水為基質(zhì)在SBR系統(tǒng)內(nèi)培養(yǎng)出了好氧顆粒污泥，成熟顆粒污泥在典型周期內(nèi)，對COD、氨氮和TN 去除率分別為96.51%、93.30% 和73.04%，顆粒污泥具有同步脫氮特性. 劉小英等[8]在厭氧-好氧交替運(yùn)行SBR反應(yīng)器中，以成熟的好氧顆粒污泥處理人工模擬廢水，同步硝化反硝化反應(yīng)去除N約為232.5 mg·d-1，占總氮去除量的54.3%. 而上述研究大多集中于SBR運(yùn)行模式，而SBR系統(tǒng)為間歇進(jìn)水排水，當(dāng)處理大規(guī)模的城市污水時，會出現(xiàn)進(jìn)出水時間長，反應(yīng)器體積大等問題. 我國大中型城市污水處理廠以連續(xù)流工藝居多，所以在連續(xù)流反應(yīng)系統(tǒng)中培養(yǎng)好氧顆粒污泥更有實際意義. 同時，上述接種污泥培養(yǎng)模式的同步硝化反硝化工藝中，很難控制好氧顆粒污泥中硝化細(xì)菌和好氧反硝化細(xì)菌群的比例和數(shù)量，脫氮過程中，難以確保反應(yīng)系統(tǒng)穩(wěn)定的脫氮效果. 而一些異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌能夠獨(dú)立完成同步硝化反硝化過程. 污水實際處理系統(tǒng)中，若接種脫氮菌泥為主要強(qiáng)化污泥，培養(yǎng)高效脫氮功能化好氧顆粒污泥，為實現(xiàn)捷徑高效的生物脫氮途徑提供了可能.

　　近年來，在連續(xù)流反應(yīng)器中進(jìn)行好氧顆粒污泥的培養(yǎng)成為研究的熱點(diǎn)[9, 10, 11, 12, 13]，然而好氧顆粒污泥在連續(xù)流傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)內(nèi)形成較難[14]，且形成的顆粒污泥存在穩(wěn)定性差以及反硝化脫氮作用不明顯[15, 16]等缺點(diǎn). 有研究發(fā)現(xiàn)，廢水基質(zhì)添加適量的Ca2+離子有助于好氧顆粒污泥的形成[17, 18]. 同時，在活性污泥處理系統(tǒng)中，人們觀察到了活性污泥的自凝聚現(xiàn)象，進(jìn)而發(fā)現(xiàn)了絮凝細(xì)菌的存在，這對于微生物的顆粒固定化具有重要意義[19]. 但僅僅依靠系統(tǒng)內(nèi)自身的絮凝細(xì)菌形成生物絮體，其啟動周期很長. 好氧顆粒污泥的培養(yǎng)需 1.5~3個月的時間[20, 21]，極大地限制了顆粒污泥的應(yīng)用. 近年來，證實投加絮凝細(xì)菌是一種促進(jìn)微生物固定的行之有效的方法[22, 23, 24]. 但存在定期投加，實際操作不方便等缺點(diǎn). 污泥顆�；�是微生物的一種自凝聚行為，如從微生物的產(chǎn)絮自凝聚特性入手來分析，獲得顆粒污泥是更為合理的方法[25].

　　因此本實驗在合建式連續(xù)流混合式反應(yīng)器內(nèi)，接種產(chǎn)絮異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并聯(lián)合外加Ca2+促使好氧顆粒污泥的快速形成，研究其顆粒化過程中系統(tǒng)脫氮除碳性能;并在獲得成熟的好氧顆粒污泥基礎(chǔ)上，對其脫氮動力學(xué)方面進(jìn)行研究，以期為進(jìn)一步推進(jìn)好氧顆粒污泥技術(shù)在實際工程中的應(yīng)用提供科學(xué)實驗依據(jù). 1 材料與方法

　　1.1 實驗廢水

　　實驗進(jìn)水取自成都信息工程學(xué)院校園生活污水，根據(jù)實驗需求，添加葡萄糖、NH4Cl以及KH2PO4調(diào)節(jié)廢水碳、氮、磷的比例. 反應(yīng)器啟動運(yùn)行期，加入少量酵母浸膏、40 mg·L-1 Ca2+以及微量Fe2+、Cu2+等離子. 污水主要指標(biāo)ρ(COD)為150~400 mg·L-1，ρ(NH4+-N)�獮�25~50 mg·L-1，ρ(TN)為30~60 mg·L-1，ρ(TP)為2~6 mg·L-1，pH值在6.5~7.0之間. 1.2 實驗裝置與接種污泥 1.2.1 接種強(qiáng)化菌種及污泥

　　實驗所用的強(qiáng)化脫氮菌劑TN-14由本課題組篩選獲得[26]，具有異養(yǎng)硝化-好氧反硝化以及產(chǎn)絮功能，通過形態(tài)特征觀察，生理生化試驗和16S rDNA分子生物學(xué)手段，鑒定菌株TN-14為不動桿菌(Acinetobacter sp.). 普通活性污泥取自西南航空港污水處理廠曝氣池活性污泥，污泥為絮狀，黑褐色. MLSS為3.5 g·L-1，SVI為122 mL·g-1.

　　富集培養(yǎng)基(g·L-1)：(NH4)2SO4 0.47 g;KH2PO4 1 g;FeCl2·6H2O 0.8 g;CaCl2·7H2O 0.2 g;MgSO4·7H2O 1 g;檸檬酸三鈉 2.04 g.

　　將脫氮菌劑TN-14以體積比1‰的接種量接入富集培養(yǎng)基內(nèi)，在160 r·min-1，30℃ 下培養(yǎng)18 h進(jìn)入對數(shù)期后，以2%的體積接種量接入到富集培養(yǎng)基內(nèi)進(jìn)行擴(kuò)大培養(yǎng)，自然沉淀后取其菌泥.

　　1.2.2 反應(yīng)裝置及啟動運(yùn)行方式

　　本實驗采用合建式連續(xù)流反應(yīng)裝置，高0.45 m，邊長0.12 m，有效容積為4.3 L. 設(shè)置了曝氣區(qū)和沉淀區(qū)，中間用隔板隔開，反應(yīng)區(qū)和沉淀區(qū)的體積比為3 ∶1(圖 1). 反應(yīng)裝置中接種富集培養(yǎng)的13 g (以干重計)TN-14菌泥以及3.3 g(以干重計)普通活性污泥;接種后反應(yīng)器的實際污泥濃度為3.67 g·L-1. 反應(yīng)器先悶曝2 d，后改為連續(xù)進(jìn)水，進(jìn)水中外加40 mg·L-1的Ca2+(以CaCl2配制). 啟動階段有機(jī)負(fù)荷率(OLR，以COD計)為0.4~0.6 kg·(m3·d)-1，以增加進(jìn)水流量來增加進(jìn)水負(fù)荷，在第22 d，提高OLR為0.9~1.05 kg·(m3·d)-1. 反應(yīng)器在常溫下啟動運(yùn)行(15~30℃)，曝氣量為3.6 L·h-1，污泥回流量為100%，根據(jù)實際運(yùn)行情況給反應(yīng)器進(jìn)行排泥.

　　圖 1 實驗裝置示意

　　1.3 顆粒污泥脫氮動力學(xué)

　　從連續(xù)流反應(yīng)器中取出適量成熟顆粒污泥，經(jīng)3次離心清洗(4 000 r·min-1，5 min)，放入1.5 L靜態(tài)序批式反應(yīng)器中，反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥濃度MLSS在3 500 mg·L-1左右. 同步硝化反硝化實驗采用NH4Cl作為氮源. 在恒溫(25℃ )下反應(yīng)6~7 h，間隔一定時間取樣測定水質(zhì). 1.4 分析項目與方法

　　水體中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP指標(biāo)均采用文獻(xiàn)[27]的標(biāo)準(zhǔn)方法測定;采用數(shù)碼相機(jī)(SONY)以及掃描電鏡(JSM-5900LV，日本)觀察顆粒污泥的形態(tài);好氧顆粒污泥的機(jī)械強(qiáng)度用完整系數(shù)(IC)表示，測定方法依據(jù)文獻(xiàn)[28]進(jìn)行;好氧顆粒污泥含水率的測定根據(jù)稱重法測定;顆粒污泥的沉降速率的測定采用單顆粒的自由沉降方法[29];好氧顆粒污泥的比重采用濕密度表示. 2 結(jié)果與討論 2.1 污泥顆�；�過程中系統(tǒng)對COD和氨氮的去除

　　在好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中定期測定反應(yīng)器進(jìn)出水COD以及NH4+-N濃度的變化情況，其結(jié)果如圖 2所示. 可以看出，實驗開始時反應(yīng)器的進(jìn)水氨氮濃度為37.32 mg·L-1左右，相應(yīng)的氨氮(以NH4+-N計，下同)負(fù)荷為0.096 kg·(m3·d)-1，運(yùn)行初期(1~5 d)反應(yīng)器對NH4+-N的去除率均低于80%，經(jīng)過逐漸適應(yīng)，氨氮的去除率趨于穩(wěn)定. 第6~21 d，反應(yīng)器對氨氮的平均去除率達(dá)到了95.72%，此時，氨氮的進(jìn)出水平均濃度分別為36.43 mg·L-1和1.65 mg·L-1. 在第22 d增大進(jìn)水負(fù)荷，相應(yīng)的氨氮負(fù)荷也變?yōu)?.144 kg·(m3·d)-1，并且進(jìn)水的水質(zhì)波動較大. 第25~40 d階段顆粒污泥的大量出現(xiàn)，系統(tǒng)仍保持較高的氨氮去除率，平均進(jìn)水氨氮濃度為33.36 mg·L-1，出水平均濃度為2.00 mg·L-1，氨氮平均去除率為94.72%;第41~60 d顆粒污泥成熟強(qiáng)化階段，反應(yīng)器對氨氮的平均去除率達(dá)到了95.50%. 同時，反應(yīng)器剛啟動的前5 d里，由于新接種的污泥處于對廢水的適應(yīng)期，并且在水流的作用下?lián)p失了一部分污泥，導(dǎo)致系統(tǒng)對COD的去除效果有些波動，但是，污水處理系統(tǒng)經(jīng)過前10 d的適應(yīng)，污泥濃度逐漸恢復(fù)，對COD的去除也逐漸恢復(fù)到穩(wěn)定，基本穩(wěn)定在80%以上. 第22~40 d提高負(fù)荷后，進(jìn)水平均COD濃度為317.11 mg·L-1，系統(tǒng)出水平均濃度為54.74 mg·L-1，去除率為82.48%. 在第41~60 d里，反應(yīng)器對COD 的平均去除率上升至85.54%. 本實驗結(jié)果說明好氧顆粒污泥的形成，能提高反應(yīng)器對COD的去除能力，但是對氨氮的去除并無明顯影響.

　　圖 2 好氧顆粒污泥形成過程中對COD和NH4+-N的去除情況

　　2.2 好氧顆粒污泥形成過程中脫氮能力的變化

　　圖 3是反應(yīng)器在運(yùn)行過程中的硝酸鹽和亞硝酸鹽的積累情況以及對TN的去除情況. 從中數(shù)據(jù)可知，剛接種后系統(tǒng)對TN的去除率較低，約為20.43%，此時硝酸鹽和亞硝酸鹽的濃度也較低，而未被氧化的氨氮含量較高. 隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，污泥的適應(yīng)性增強(qiáng)，對TN的利用率逐漸增大，在22 d提升負(fù)荷前，對TN的平均去除率為44.89%，這一階段硝酸鹽的濃度也逐漸上升. 這是因為反應(yīng)器中污泥主體呈絮體狀，溶解氧的傳質(zhì)效果好，水體中的氨氮被氧化成硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮，平均積累量分別為12.32 mg·L-1和6.08 mg·L-1，進(jìn)水中氨氮減少量是遠(yuǎn)高于出水中各氮素的總和，可判定系統(tǒng)中發(fā)生了同步硝化反硝化作用(SND). 而在顆粒污泥形成前主要由反硝化菌TN-14產(chǎn)生SND作用，它能在好氧的條件下利用硝酸鹽進(jìn)行反硝化降低其含量，增強(qiáng)系統(tǒng)的脫氮效果(普通活性污泥系統(tǒng)為20%~30%). 顆粒污泥逐步形成期(22~40 d)，系統(tǒng)的硝酸鹽逐漸降低，反硝化效果進(jìn)一步加強(qiáng)，TN的去除率達(dá)到了53.32%. 隨著反應(yīng)器的繼續(xù)運(yùn)行(41~60 d)，顆粒污泥逐步成熟穩(wěn)定，粒徑也逐漸增大，因此增加了缺氧區(qū)域，顆粒污泥特殊結(jié)構(gòu)使脫氮效率有了較大幅度的提高，對總氮平均去除率達(dá)到65.56%. 沈耀良等[10]在連續(xù)流完全混合反應(yīng)器中以乙酸鈉作為碳源培養(yǎng)的好氧顆粒污泥對TN的去除率達(dá)到60%，展示了良好的脫氮性能，但是本研究以實際生活污水為進(jìn)水基質(zhì)，穩(wěn)定后也能達(dá)到65.56%的去除效果，可見在連續(xù)流系統(tǒng)內(nèi)，采用接種產(chǎn)絮脫氮菌劑的方式有利于促進(jìn)好氧顆粒污泥的快速啟動，同時增強(qiáng)其對污水TN的去除效果.

　　圖 3 好氧顆粒污泥形成過程中脫氮能力的變化

　　2.3 成熟好氧顆粒污泥的特性

　　 2.3.1 顆粒污泥的物理性質(zhì)

　　取反應(yīng)器中成熟好氧顆粒污泥，對其物理性質(zhì)進(jìn)行了綜合分析，結(jié)果見表 1. 從中可以看出，相比于接種污泥，形成的好氧顆粒污泥顯示出明顯的優(yōu)勢. 污泥的含水率是污泥的一項重要特征，污泥的含水率越低則相同體積的生物量越高，并且同樣體積的污泥所需要的構(gòu)筑物的體積就越小，產(chǎn)生的剩余污泥也就少. 本實驗培養(yǎng)的好氧顆粒污泥的含水率為96.3%，低于普通的活性污泥. 同樣，污泥的密度(用濕密度來表達(dá))也是用來表征污泥性狀的又一指標(biāo)，密度越大，截留在反應(yīng)器中的機(jī)會也越大，也能從側(cè)面反映污泥的沉降性能，濕密度越大，污泥的沉降性能越好. 在本實驗中，測得好氧顆粒污泥的濕密度為1.052 g·cm-3，是高于接種污泥1.005 g·cm-3的，說明培養(yǎng)的顆粒污泥沉降性能好，活性高. 沉降速度則直接顯示顆粒污泥的沉降性能，數(shù)

　　表 1 好氧顆粒污泥的物理特性

　　據(jù)顯示出顆粒污泥的沉降速度達(dá)到了22~46 m·h-1，比初期的接種污泥高了數(shù)倍. 而機(jī)械強(qiáng)度則表征污泥抗剪切力作用能力的大小，顆粒污泥的機(jī)械強(qiáng)度越高則抗剪切力的能力強(qiáng)，污泥不易破碎. 本文測得該好氧顆粒污泥的機(jī)械強(qiáng)度為96.8%，強(qiáng)度較高，能抵抗較強(qiáng)的水流剪切作用力，保持其顆粒完整性.

　　 2.3.2 好氧顆粒污泥的外觀及微觀結(jié)構(gòu)

　　圖 4是采用數(shù)碼相機(jī)拍攝的平板上的好氧顆粒污泥，顆粒為黃色，形狀規(guī)則、結(jié)構(gòu)密實. 對反應(yīng)器內(nèi)形成的好氧顆粒污泥進(jìn)行掃描電鏡分析，結(jié)果照片如圖 5所示. 顆粒污泥整個外觀結(jié)構(gòu)密實，表面未見明顯的絲狀菌纏繞[圖 5(a)]. 從圖 5(b)只觀察到少量的絲狀菌，并且可清晰地看到污泥表面存在的空隙，空隙的間隙約為10~60 μm，這些空隙可以作為顆粒污泥外部營養(yǎng)物質(zhì)以及溶解氧進(jìn)入顆粒內(nèi)部的通道，同時也是顆粒內(nèi)部微生物代謝物質(zhì)逸出通道. 顆粒污泥的表面還可觀察到大量的胞外多聚物的纏繞，并且有較高的黏性 [圖 5(c)]. 圖 5(d)顯示了顆粒污泥表面細(xì)菌的組成，主要以短桿菌、球菌為主. 這樣的顆粒污泥結(jié)構(gòu)和豐富的微生物相使顆粒污泥相比于絮狀污泥具有更高強(qiáng)度、沉降性能和良好的生物活性.

　　圖 4 顆粒污泥照片

　　(a)整體外觀;(b)顆粒污泥空隙;(c)表面胞外分泌物;(d)豐富的種群圖 5 好氧顆粒污泥微觀結(jié)構(gòu)掃描電鏡照片

　　3 好氧顆粒污泥的同步硝化反硝化動力學(xué)分析

　　好氧顆粒污泥具有特殊結(jié)構(gòu)，由于溶解氧傳質(zhì)的限制存在好氧-缺氧-厭氧的微環(huán)境，在不同的區(qū)域存在的不同微生物可以同時發(fā)生硝化、反硝化作用. 本實驗采用NH4Cl作為氮源，考察成熟的好氧顆粒污泥在好氧的條件下同步硝化反硝化的能力，其結(jié)果如圖 6所示. 從中可以看出，氨氮在前210 min內(nèi)迅速降低，同時NO3--N和NO2--N濃度有一定的積累，

　　圖 6 好氧顆粒污泥同步硝化反硝化特性

　　但在150 min時NO2--N濃度逐漸降低，基本為0 mg·L-1. 隨著反應(yīng)的繼續(xù)，NO3--N的濃度逐漸升高，到反應(yīng)390 min時達(dá)到了6.41 mg·L-1，但TN的濃度隨著反應(yīng)的進(jìn)行仍逐漸下降，這說明氨氮轉(zhuǎn)化生成的NO3--N被轉(zhuǎn)化了一部分，反應(yīng)器中存在反硝化作用，并且反硝化作用較明顯，這主要是因為TN-14作為具有反硝化能力的強(qiáng)化菌，在好氧顆粒污泥表面進(jìn)行反硝化消耗了一部分NO3--N，在顆粒污泥內(nèi)部缺氧的環(huán)境下厭氧反硝化菌也進(jìn)行了反硝化作用，使系統(tǒng)中的NO3--N濃度較低.

　　假設(shè)，系統(tǒng)內(nèi)的NH4+-N都是經(jīng)過全程硝化反硝化進(jìn)行脫氮的，即氨氮氧化為NO2--N再氧化為NO3--N，再經(jīng)過反硝化作用變?yōu)闅鈶B(tài)氮溢出反應(yīng)器外. 通過計算可以得出好氧顆粒污泥在單個周期內(nèi)的硝化速率、反硝化速率以及同步硝化反硝化速率(SND效率)，結(jié)果如表 2.

　　表 2 好氧同步硝化反硝化效率

　　可以看出好氧顆粒污泥的硝化作用很強(qiáng)，硝化速率達(dá)到了5.78 mg·(L·h)-1，在6.5 h時硝化效率為95.33%. 在反應(yīng)過程中反硝化速率為4.90 mg·(L·h)-1，SND效率達(dá)到了81.69%，采用好氧反硝化菌TN-14強(qiáng)化培養(yǎng)的好氧顆粒污泥體現(xiàn)了較強(qiáng)的脫氮能力. 為了對同步硝化反硝化反應(yīng)動力學(xué)進(jìn)行很好地擬合，假設(shè)反應(yīng)在理想狀態(tài)下進(jìn)行，硝化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)各不干擾，二者都符合Monod模型，并且忽略亞硝酸鹽的生成、反硝化、同化和氨化作用.

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　　硝化反應(yīng)在溶解氧充足的反應(yīng)器中進(jìn)行，不考慮其他因素，動力學(xué)采用Monod模型進(jìn)行擬合，公式為：

　　對公式(1)進(jìn)行積分整理得：

　　式中，QN,max為NH4+-N的最大比硝化速率，mg·(mg·h)-1;D0為初始時刻N(yùn)H4+-N濃度，mg·L-1;Dt為t時刻N(yùn)H4+-N濃度，mg·L-1;KD為NH4+-N飽和常數(shù)，mg·L-1;

　　以(D0-Dt)/t為橫坐標(biāo)，以ln(D0/Dt)/t為縱坐標(biāo)進(jìn)行擬合，得到如圖 7的硝化動力學(xué)擬合曲線. 擬合方程為y=0.358 2+0.123 2x，相關(guān)系數(shù)R2=0.988 2. 通過計算可得到KD=8.12 mg·L-1，QN,max=2.91 h-1.

　　圖 7 同步硝化反硝化中硝化動力學(xué)擬合曲線

　　同時，在反應(yīng)過程中反硝化作用的動力學(xué)也采用Monod方程擬合，即：

　　NH4+-N的轉(zhuǎn)化量(ΔW)與NO3--N的生成量(ΔN)之差即為好氧顆粒污泥反硝化作用消耗的NO3--N，對式(3)進(jìn)行積分整理得到：

　　式中，Pd,max為NO3--N的最大比反硝化速率，mg·(mg·h)-1;N0為初始時刻N(yùn)H4+-N濃度，mg·L-1;

　　Dt為t時刻N(yùn)H4+-N濃度，mg·L-1;KN為NO3--N飽和常數(shù)，mg·L-1;

　　以ΔN為橫坐標(biāo)，

　　為縱坐標(biāo)，擬合在好氧情況下的反硝化動力學(xué)方程，得到如圖 8的曲線. 擬合方程為：y=-1.085 7x+1.900 62，相關(guān)系數(shù)R2=0.823 3，可計算出KN=0.57 mg·L-1，Pd,max=1.90 h-1.

　　因此，同步硝化反硝化速率(SND)可看作是硝化反應(yīng)速率與反硝化反應(yīng)速率的差值，即：

　　好氧顆粒污泥反應(yīng)器內(nèi)的SND動力學(xué)方程式為：

　　圖 8 同步硝化反硝化中反硝化動力學(xué)擬合曲線

　　4 結(jié)論

　　(1)在連續(xù)流混合式反應(yīng)器內(nèi)，以實際生活污水為進(jìn)水基質(zhì)，接種產(chǎn)絮異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并聯(lián)合外加Ca2+的方式，40 d內(nèi)能形成好氧顆粒污泥. 隨著顆�；�程度的提高，系統(tǒng)脫氮除碳性能逐步提高，第41~60 d，系統(tǒng)對COD的去除率、氨氮和TN的平均去除率分別到達(dá)到85.54%、95.5%和65.56%.

　　(2)成熟好氧顆粒污泥表現(xiàn)出較強(qiáng)的物理特性，相比于接種污泥，其含水率、濕密度、沉降速度、機(jī)械強(qiáng)度、SVI值等都體現(xiàn)出了明顯的優(yōu)勢. 顆粒污泥有較多的空隙結(jié)構(gòu)，并且含有大量的胞外聚合物，微生物主要由球菌和桿菌組成.

　　(3)成熟的好氧顆粒污泥在好氧條件下同步硝化反硝化效率為81.69%，硝化速率達(dá)到了5.78 mg·(L·h)-1，反硝化速率達(dá)到了4.90 mg·(L·h)-1;其同步硝化反硝化擬合動力學(xué)方程式為：