隨著我國環(huán)境問題的日益凸現(xiàn)，工業(yè)廢水和生活污水厭氧生物處理技術(shù)受到越來越多關(guān)注.與好氧生物處理技術(shù)相比，厭氧生物處理技術(shù)具有占地面積小、污泥產(chǎn)率系數(shù)低、運(yùn)行費(fèi)用少和可回收能源等優(yōu)點(diǎn).隨著第三代高效厭氧反應(yīng)器的發(fā)展，厭氧生物處理技術(shù)在廢水處理領(lǐng)域已經(jīng)得到了廣泛應(yīng)用，并取得了良好的應(yīng)用效果.

　　一般來講，厭氧反應(yīng)器處理高濃度有機(jī)廢水具有天然優(yōu)勢，較高的污泥濃度可以保證反應(yīng)器在高容積負(fù)荷條件下穩(wěn)定運(yùn)行，高濃度有機(jī)物為微生物提供了充足的代謝基質(zhì)，產(chǎn)生的大量甲烷氣體同時(shí)有利于促進(jìn)系統(tǒng)內(nèi)的傳質(zhì)作用.但對(duì)于處理污染物濃度較低的城市生活污水，厭氧反應(yīng)器的容積負(fù)荷和污泥負(fù)荷均明顯降低，在低負(fù)荷條件下，厭氧反應(yīng)器的運(yùn)行特征和微生物代謝特性均可能發(fā)生較大改變，如低基質(zhì)濃度條件下顆粒污泥由于營養(yǎng)物質(zhì)的匱乏是否會(huì)出現(xiàn)解體和絮狀化，進(jìn)而反應(yīng)器對(duì)污染物去除效率是否會(huì)明顯降低等這些不確定性，意味著實(shí)現(xiàn)厭氧反應(yīng)器高效率處理城市生活污水依然具有較大的挑戰(zhàn)性.

　　本實(shí)驗(yàn)采用自主研發(fā)的強(qiáng)化循環(huán)厭氧反應(yīng)器 (SCAR) 處理模擬城市生活污水，在穩(wěn)定的上升流速 (Vup) 條件下，研究厭氧生物處理城市生活污水的可行性和反應(yīng)器的運(yùn)行特性. SCAR反應(yīng)器在空間上將反應(yīng)器分為主體反應(yīng)區(qū)和精細(xì)反應(yīng)區(qū)，并通過外循環(huán)作用改善反應(yīng)器的傳質(zhì)作用.本實(shí)驗(yàn)考察了HRT對(duì)反應(yīng)器處理效能的影響，探討反應(yīng)器運(yùn)行過程中顆粒污泥的粒徑分布、SMA和輔酶F420及EPS等污泥性狀的變化特征，并借助高通量測序技術(shù)分析反應(yīng)器不同時(shí)空條件下微生物菌群結(jié)構(gòu)分布特點(diǎn)及其演變過程.本實(shí)驗(yàn)結(jié)果可為驗(yàn)證厭氧生物處理城市生活污水的可行性提供依據(jù)，有利于拓展厭氧生物處理的應(yīng)用領(lǐng)域，以期為城市生活污水處理帶來高效、低能耗、低占地面積的新途徑.

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)用水

　　本實(shí)驗(yàn)使用的模擬城市生活污水，COD濃度在450 mg·L-1左右，氨氮和總氮濃度分別為28 mg·L-1、57 mg·L-1左右，總磷5 mg·L-1左右;配制生活污水的主要成分如下 (mg·L-1)：蔗糖，200;馬鈴薯淀粉，100;奶粉，30;蛋白胨，100;豆油，10;牛肉汁，30;尿素，5;NH4Cl，100;K2HPO4，20;CaCl2，5;FeSO4·7H2O，5.8;MgSO4·7H2O, 6，同時(shí)加入適量的微量元素.為了使模擬生活污水具有一定的pH緩沖能力，加入適量的NaHCO3.

　　1.2 接種污泥

　　本實(shí)驗(yàn)接種泥取自某造紙廠IC反應(yīng)器中的厭氧顆粒污泥.污泥的平均粒徑為2.19 mm，MLSS為48.45 g·L-1，MLVSS/MLSS為0.79，沉降性能良好.在反應(yīng)器啟動(dòng)前，接入28 L的接種污泥，約占反應(yīng)器總?cè)莘e的2/5.

　　1.3 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行程序

　　本實(shí)驗(yàn)裝置如圖 1所示.

圖 1 SCAR處理生活污水流程示意

　　SCAR由有機(jī)玻璃加工而成，直徑0.2 m，高2.0 m，有效容積70 L.反應(yīng)器自下而上設(shè)5個(gè)取樣口，各個(gè)取樣口距離反應(yīng)器底端距離分別為25、60、100、140和170 cm，分別命名為A號(hào)、B號(hào)、C號(hào)、D號(hào)、E號(hào)取樣口.生活污水經(jīng)計(jì)量泵從底部進(jìn)入反應(yīng)器，通過反應(yīng)器主體反應(yīng)區(qū)和精細(xì)反應(yīng)區(qū)處理后由出口排出;外循環(huán)污水通過恒溫水浴箱加熱，維持反應(yīng)器內(nèi)部溫度在30℃±1℃;三相分離器分離排出的氣體經(jīng)濕式氣體流量計(jì)計(jì)量后排放.

　　反應(yīng)器共運(yùn)行120 d，由100 d運(yùn)行階段和20 d恢復(fù)階段組成.實(shí)驗(yàn)過程中，關(guān)閉反應(yīng)器的內(nèi)循環(huán)，只通過外循環(huán)泵控制系統(tǒng)的循環(huán)量，維持污水在反應(yīng)器中的上升流速 (Vup為空塔速度) 為4 m·h-1的條件下運(yùn)行，并以縮短HRT的方式逐步提高反應(yīng)器容積負(fù)荷.

　　1.4 分析項(xiàng)目及方法

　　COD、MLSS、MLVSS的測定采用標(biāo)準(zhǔn)方法;輔酶F420：紫外分光光度法;產(chǎn)甲烷活性 (SMA) 采用史氏發(fā)酵法[12];顆粒污泥粒徑分布采用篩分法;揮發(fā)性脂肪酸 (VFAS) 測定采用氣相色譜法測定 (氣相色譜儀：gc7890，15 m×0.53 mm FFAP)，測樣前甲酸酸化 (pH < 2);厭氧顆粒污泥的胞外聚合物 (EPS) 采用熱提法進(jìn)行提取，多糖含量采用蒽酮-硫酸法測量，蛋白質(zhì)含量采用BCA法測量.

　　采用高通量測序技術(shù)進(jìn)行基因組測序.首先采用E. Z. N. ATM Mag-Bind Soil DNA Kit (OMEGA) 提取總DNA.利用Qubit2.0 DNA (Life) 檢測試劑盒對(duì)基因組DNA精確定量，以確定PCR反應(yīng)應(yīng)加入的DNA量.擴(kuò)增對(duì)象為16S rDNA 的V3-V4區(qū).細(xì)菌PCR擴(kuò)增所用的引物為通用引物341F-805R;古菌通過巢式PCR擴(kuò)增，第一輪擴(kuò)增所用引物為M-349F，GU1ST-1000R，第二輪PCR所用的引物為通用引物349F-806R. PCR實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，其產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖電泳檢測，然后用磁珠法進(jìn)行純化回收.最后利用Qubit2.0 DNA檢測試劑盒對(duì)回收產(chǎn)物精確定量，按照1:1的等量混合后取樣上機(jī)測序，測序由上海生工生物工程公司完成.對(duì)測序結(jié)果進(jìn)行分析處理，首先通過Barcode (標(biāo)簽序列) 區(qū)分樣品序列，并對(duì)各樣本序列進(jìn)行質(zhì)量控制，去除非靶區(qū)域的序列及嵌合體.然后基于97%相似度下進(jìn)行OTU (操作分類單元) 聚類，獲取每一個(gè)OTU的代表性序列，通過RDP分析進(jìn)行物種注釋，計(jì)算每個(gè)樣本在不同分類等級(jí)下的相對(duì)豐度.最后繪制物種豐度圖.

　　2 結(jié)果與討論2.1 不同負(fù)荷條件下SCAR的處理效能

　　SCAR中接種厭氧顆粒污泥，在HRT=15 h、反應(yīng)器容積負(fù)荷為0.7 kg·(m3·d)-1條件下啟動(dòng)反應(yīng)器.反應(yīng)器啟動(dòng)后的前20 d內(nèi)，反應(yīng)器對(duì)污染物的去除效率隨時(shí)間基本呈現(xiàn)高低起伏，但總體上呈逐漸增加趨勢，至20 d時(shí)污水COD去除效率基本穩(wěn)定在75%左右，另外反應(yīng)器出水中僅含少量VFAs，實(shí)現(xiàn)了對(duì)SCAR的啟動(dòng)運(yùn)行.

　　通過改變HRT，將SCAR的容積負(fù)荷分4個(gè)階段逐漸由0.7 kg·(m3·d)-1提升至0.89、1.18、1.77及2.7 kg·(m3·d)-1，對(duì)應(yīng)HRT分別為12、9、6和4 h.由圖 2(a)可見，在HRT分別為12、9和6 h時(shí)，每次提高容積負(fù)荷后的1~3 d內(nèi)，由于代謝底物量的增加和負(fù)荷改變對(duì)微生物空間相對(duì)位置的擾動(dòng)，反應(yīng)器對(duì)污水COD去除效果變差，但隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，微生物逐漸適應(yīng)了新的負(fù)荷條件，污水COD去除率逐漸回升.而隨著HRT的縮短，減少了代謝底物的生化反應(yīng)時(shí)間，反應(yīng)器對(duì)污水COD的平均去除率會(huì)有所降低，但下降幅度較小，反應(yīng)器對(duì)COD平均去除率基本可以維持在75%以上.隨著污水HRT降低至4 h，在此條件下運(yùn)行的20 d內(nèi)，反應(yīng)器出水平均COD由107 mg·L-1提高到209 mg·L-1，COD去除率由75.3%降低到50.8%，而且出水中一直含有大量VFAs，這說明較短的HRT無法滿足厭氧酸化作用生成的有機(jī)酸類物質(zhì)進(jìn)行充分堿性發(fā)酵所需的反應(yīng)時(shí)間.隨后將HRT調(diào)至12 h，反應(yīng)器運(yùn)行狀況迅速好轉(zhuǎn)，COD去除率很快回升到75%左右.由此可見，在保證代謝基質(zhì)充分生物降解時(shí)間條件下，SCAR反應(yīng)器對(duì)一定范圍內(nèi)變化的容積負(fù)荷具有良好的適應(yīng)能力;本實(shí)驗(yàn)條件下，HRT=6 h可以保證SCAR對(duì)生活污水具有良好的處理效率.

(a) 進(jìn)出水COD、COD去除率、進(jìn)水負(fù)荷;(b) 揮發(fā)性脂肪酸

圖 2 SCAR在不同HRT條件下的處理效果和運(yùn)行狀況

　　在有機(jī)物厭氧生物降解過程中，VFAs的產(chǎn)生主要和進(jìn)水水質(zhì)、反應(yīng)器類型以及HRT等有關(guān).由圖 2(b)可見，隨著反應(yīng)器HRT的減小和容積負(fù)荷的提高，反應(yīng)器出水中的VFAs含量也相應(yīng)增加，分析其原因有二，其一是代謝底物量的增加，其二是堿性發(fā)酵時(shí)間的縮短;HRT為15、12、9和6 h時(shí)，反應(yīng)器可以實(shí)現(xiàn)對(duì)生成有機(jī)酸的充分代謝，但HRT為4 h時(shí)，VFAs開始出現(xiàn)明顯積累，尤其乙酸含量的增加特別明顯.這表明，較短的HRT可以充分完成對(duì)生活污水代謝底物的水解酸化過程，但是實(shí)現(xiàn)充分的堿性發(fā)酵作用必須要保證一定的代謝反應(yīng)時(shí)間，產(chǎn)甲烷的堿性發(fā)酵過程是厭氧反應(yīng)的限制階段.在圖 2(b)還可以看見，在充足的HRT條件下 (HRT不小于6 h)，反應(yīng)器出水中均有乙酸或者丁酸出現(xiàn)，而未檢測出丙酸和戊酸.根據(jù)甲烷細(xì)菌代謝底物類型的不同，可以將產(chǎn)甲烷生化代謝分為還原CO2途徑、乙酸途徑和甲基營養(yǎng)途徑;由此可以推測堿性發(fā)酵過程中酸類物質(zhì)的可能代謝途徑：丙酸通過裂解生成甲基和乙酸，而戊酸裂解生成甲基和丁酸，而生成的甲基和部分乙酸進(jìn)入乙酸途徑被代謝，從而造成了系統(tǒng)中乙酸和丁酸的少量累積.

　　2.2 不同負(fù)荷條件下SCAR反應(yīng)器顆粒污泥的特性2.2.1 各階段污泥的粒徑分布和污泥濃度的比較

　　粒徑分布是反映厭氧顆粒污泥特性的重要參數(shù)之一，粒徑大小影響著微生物分布狀況與有機(jī)物的傳質(zhì)效果，也可以反映出污泥的營養(yǎng)狀況[3];SCAR運(yùn)行期間反應(yīng)器主體反應(yīng)區(qū)顆粒污泥粒徑 (φ) 分布和污泥濃度隨HRT的變化情況見圖 3.

圖 3 SCAR運(yùn)行過程中的粒徑分布和污泥濃度的變化情況

　　在接種的顆粒污泥中，φ>1 mm的顆粒污泥比例占90%，φ>2 mm的顆粒污泥比例占60%;在HRT=12 h運(yùn)行階段，φ>1 mm的比例降至80%，φ>2 mm的比例下降至47%;HRT=6 h時(shí)，φ>1 mm的比例回升至81%，粒徑在1~2 mm間的顆粒污泥已經(jīng)由接種時(shí)的30%提高至44%;HRT=4 h時(shí)，φ>1 mm的比例已經(jīng)提高至86%，其中φ1~2 mm的污泥已經(jīng)占了52%，而且φ < 1 mm的比例相比前一個(gè)周期也降低了5%.整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，顆粒污泥粒徑變化的基本趨勢是小顆粒 (φ < 1 mm) 與大顆粒污泥 (φ>2 mm) 逐漸減小，而中間粒徑污泥 (φ在1~2 mm之間) 的量逐漸增多.反應(yīng)器運(yùn)行前期接種泥粒徑較大，低濃度的生活污水提供的營養(yǎng)不足，大顆粒污泥因?yàn)榈貌坏匠浞执�謝底物容易在內(nèi)部形成空腔，進(jìn)而破碎形成較小粒徑污泥;營養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)入小粒徑顆粒污泥時(shí)阻力相對(duì)較小，小顆粒污泥容易成長，而更加細(xì)小污泥在較高上升流速 (Vup) 條件下也容易被洗出，這些綜合作用造成了中間粒徑顆粒污泥比例的增加.

　　隨著容積負(fù)荷提高，反應(yīng)器污泥濃度變化和φ>1 mm顆粒污泥變化趨勢一致.在反應(yīng)器啟動(dòng)階段，主體反應(yīng)區(qū)接種泥濃度為52.19 g·L-1，在進(jìn)水負(fù)荷較低條件下，微生物負(fù)荷較低，內(nèi)源呼吸作用處于主導(dǎo)地位，反應(yīng)器運(yùn)行10 d后污泥濃度急劇下降至45.34 g·L-1，在HRT=9 h階段反應(yīng)器污泥濃度最低下降到39.29 g·L-1.但HRT=6 h時(shí)，隨著污泥負(fù)荷的增加，系統(tǒng)微生物量呈現(xiàn)增加狀態(tài)，污泥濃度回升至46.15 g·L-1.在本實(shí)驗(yàn)條件下，HRT=6 h可以確保SCAR系統(tǒng)污泥具有良好的穩(wěn)定性，同時(shí)實(shí)現(xiàn)對(duì)污染物具有較高的去除效率.

　　2.2.2 顆粒污泥SMA與輔酶F420的比較

　　輔酶F420和產(chǎn)甲烷活性 (SMA) 是衡量產(chǎn)甲烷菌數(shù)量和活性的重要指標(biāo);不同HRT條件下反應(yīng)器主體反應(yīng)區(qū) (A區(qū)) 和精細(xì)反應(yīng)區(qū) (D區(qū)) 污泥的輔酶F420和SMA變化情況見圖 4.

圖 4 不同停留時(shí)間下顆粒污泥的產(chǎn)甲烷活性和輔酶F420含量

　　由圖 4可見，反應(yīng)器啟動(dòng)運(yùn)行后，在適應(yīng)期主體反應(yīng)區(qū) (A區(qū)) 和精細(xì)反應(yīng)區(qū) (D區(qū)) 微生物輔酶F420和SMA均出現(xiàn)降低.而隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，微生物逐漸適應(yīng)了新環(huán)境，隨著HRT的減少和容積負(fù)荷的增加，輔酶F420和SMA基本是逐漸增加趨勢 (除HRT由6 h縮短至4 h時(shí)，精細(xì)反應(yīng)區(qū)的輔酶F420有所降低;可能是反應(yīng)時(shí)間太短，來不及反應(yīng)的酸性物質(zhì)累積對(duì)輔酶F420產(chǎn)生了抑制作用).一方面，污泥負(fù)荷的增加為微生物代謝提供了更多的代謝基質(zhì)，促進(jìn)了顆粒污泥活性的提高，另一方面，顆粒污泥粒徑的變化也同樣影響著污泥活性，適當(dāng)?shù)牧�徑分布既可以保證產(chǎn)甲烷細(xì)菌的固定化狀態(tài)，也有利于代謝基質(zhì)和厭氧代謝產(chǎn)物向顆粒污泥內(nèi)部和外部的輸送.在圖 4中，反應(yīng)器上部 (D區(qū)) 的SMA和輔酶含量顯著高于底部 (A區(qū))，精細(xì)反應(yīng)區(qū)的設(shè)置強(qiáng)化了反應(yīng)器的產(chǎn)甲烷作用.

　　2.2.3 各階段顆粒污泥的EPS比較

　　胞外聚合物 (EPS) 是由微生物分泌的一種復(fù)雜高分子混合物，主要成分是多糖 (PS)、蛋白質(zhì) (PN)、核酸等大分子物質(zhì).對(duì)于厭氧顆粒污泥而言，EPS在顆粒污泥的形成和維持顆粒污泥結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性方面起著重要作用.實(shí)驗(yàn)期間，反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)不同HRT條件下厭氧顆粒污泥EPS[包括黏液層EPS (S-EPS)、松散附著EPS (LB-EPS)、緊密黏附EPS (TB-EPS)]含量狀況見圖 5.

圖 5 接種污泥和反應(yīng)器不同HRT條件下污泥EPS的含量

　　由圖 5可見，反應(yīng)器啟動(dòng)運(yùn)行后，顆粒污泥EPS含量較接種污泥出現(xiàn)較大幅度降低，隨著反應(yīng)器容積負(fù)荷的提高，顆粒污泥EPS含量基本呈現(xiàn)增長態(tài)勢，特別是TB-EPS增長明顯.在HRT=15 h運(yùn)行條件下，污泥負(fù)荷低，在微生物營養(yǎng)嚴(yán)重不足條件下，3種EPS均可以作為營養(yǎng)源供給微生物的新陳代謝作用，此時(shí)反應(yīng)器中顆粒污泥的EPS含量與接種泥相比明顯減少，其中TB-EPS含量下降到最低的4.48 mg·g-1;污水較大上升流速形成的水力沖刷也為EPS的流失提供了條件.隨著反應(yīng)器污泥負(fù)荷逐漸增大，顆粒污泥S-EPS、LB-EPS、TB-EPS濃度均不斷增加，營養(yǎng)條件的改善是顆粒污泥EPS濃度增加的主要原因.

　　TB-EPS位于顆粒污泥內(nèi)部，對(duì)于維系細(xì)胞間良好黏附能力和保證顆粒污泥穩(wěn)定性作用明顯.隨著容積負(fù)荷的增加，TB-EPS含量較HRT=15 h時(shí)的4.48 mg·g-1有明顯增長，在HRT=4 h時(shí)提高至10.19 mg·g-1.顆粒污泥的穩(wěn)定性同時(shí)也受到EPS中PN和PS比值的影響，在反應(yīng)器運(yùn)行的前4個(gè)階段 (HRT為15、12、9和6 h)，隨著污泥負(fù)荷的不斷提高，EPS中蛋白質(zhì)含量逐漸上升，多糖含量變化并不明顯，PN/PS比值逐漸增高，這4個(gè)運(yùn)行階段中顆粒污泥性狀逐漸改善;當(dāng)HRT=4 h時(shí)，EPS中多糖含量顯著增加導(dǎo)致PN/PS的比值明顯降低，其中TB-EPS中PN/PS的比值由HRT=6 h時(shí)的4.36下降到1.27，此時(shí)的反應(yīng)器運(yùn)行效果明顯變差.在HRT=4 h條件下，LB-EPS含量增加特別明顯，由HRT=6 h時(shí)的2.07 mg·g-1提高至5.38 mg·g-1，較豐富的營養(yǎng)物質(zhì)使微生物代謝能力增強(qiáng)，分泌出更多的EPS，但是LB-EPS中多糖含量的增加，多糖的親水特性不利于顆粒污泥的沉降，使細(xì)小污泥易于被水流帶出反應(yīng)器.

　　2.3 不同負(fù)荷條件下微生物群落的高通量測序分析

　　為了探究容積負(fù)荷對(duì)反應(yīng)器中微生物群落分布的影響，分別對(duì)反應(yīng)器接種污泥HRT=12 h及HRT=6 h條件下反應(yīng)器的主體反應(yīng)區(qū)和精細(xì)反應(yīng)區(qū)污泥樣本進(jìn)行高通量測序分析，結(jié)果如圖 6、圖 7;圖 8為HRT=12 h和HRT=6 h條件下，反應(yīng)器不同高度處的乙酸濃度.

A1:HRT=12 h, A區(qū);D1:HRT=12 h, D區(qū);A2:HRT=6 h, A區(qū);D2:HRT=6 h, D區(qū)

圖 6 細(xì)菌門的相對(duì)豐度

A1:HRT=12 h, A區(qū);D1:HRT=12 h, D區(qū);A2:HRT=6 h, A區(qū);D2:HRT=6 h, D區(qū)

圖 7 古菌屬的相對(duì)豐度

圖 8 SCAR不同高度下的乙酸含量

　　由圖 6可見，在接種污泥的細(xì)菌門水平菌群分布中，主要有綠彎菌 (Chloroflexi)、擬桿菌 (Bacteroidetes)、厚壁菌 (Firmicutes)、變形菌 (Proteobacteria) 等優(yōu)勢菌，隨著水力停留時(shí)間的改變，這些細(xì)菌始終保持優(yōu)勢地位.通常認(rèn)為優(yōu)勢細(xì)菌的相對(duì)豐度會(huì)隨反應(yīng)器的空間位置及負(fù)荷的升高而改變，如Ambuchi等研究EGSB (expanded granular sludge bed) 處理制糖廢水時(shí)發(fā)現(xiàn)在反應(yīng)器的底部和上部的主要優(yōu)勢菌種分別是綠彎菌 (Chloroflexi) 和厚壁菌 (Firmicutes);而Liao等研究EGSB處理高氮廢水時(shí)主要優(yōu)勢菌種為變形菌 (Proteobacteria).本研究中，當(dāng)HRT由12 h縮短至6 h時(shí) (圖 6中)，反應(yīng)器主體反應(yīng)區(qū)的綠彎菌 (Chloroflexi) 優(yōu)勢在減弱，相對(duì)豐度由開始的28.89%降低16.49%，而變形菌 (Proteobacteria) 的優(yōu)勢在增強(qiáng)，相對(duì)豐度由開始的17.96%提高至26.43%，反應(yīng)器精細(xì)反應(yīng)區(qū)菌群分布也有相同變化趨勢.可能的原因有二，其一是綠彎菌 (Chloroflexi) 是嚴(yán)格厭氧細(xì)菌，隨著進(jìn)水流量的增加，進(jìn)水中少量溶解氧可能對(duì)綠彎菌 (Chloroflexi) 產(chǎn)生抑制作用，但對(duì)于變形菌門細(xì)菌來說，兼性環(huán)境對(duì)其生長有促進(jìn)作用;其二是實(shí)驗(yàn)條件下變形菌 (Proteobacteria) 較綠彎菌 (Chloroflexi) 世代時(shí)間短，在較充分營養(yǎng)條件下實(shí)現(xiàn)了更多增殖.

　　反應(yīng)器接種污泥中古菌的優(yōu)勢菌分布較廣，在古菌的屬水平分布中，主要有甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta sp.，相對(duì)豐度為36.2%)、甲烷繩菌屬 (Methanolinea sp., 相對(duì)豐度為29.1%)、甲烷八疊球菌屬 (Methanosarcina sp.，相對(duì)豐度為9.7%)、第七產(chǎn)甲烷古菌屬 (Methanomassiliicoccus，相對(duì)豐度為4.2%)、甲烷桿菌屬 (Methanobacterium，相對(duì)豐度為4.9%) 以及其它一些菌屬.實(shí)驗(yàn)期間，甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta sp.) 和甲烷繩菌屬 (Methanolinea sp.) 一直為主要優(yōu)勢菌種，二者相對(duì)豐度之和大于50%，甚至超過80%. Chelliapan等的研究也顯示厭氧反應(yīng)器的容積負(fù)荷范圍為0.86~1.86 kg·(m3·d)-1時(shí)甲烷鬢菌是反應(yīng)器運(yùn)行過程中的主導(dǎo)微生物.甲烷鬢菌 (Methanosaeta) 是一種典型的乙酸營養(yǎng)型細(xì)菌，對(duì)厭氧反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行起著重要作用.當(dāng)HRT=12 h，進(jìn)水容積負(fù)荷較低，營養(yǎng)不足，反應(yīng)器上部乙酸含量較少，甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta) 很難利用到乙酸底物，相對(duì)豐度降至16.08%，優(yōu)勢逐漸減弱，當(dāng)HRT=6 h，容積負(fù)荷提高，反應(yīng)器上部的乙酸含量明顯增加，甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta) 又恢復(fù)成為絕對(duì)的優(yōu)勢菌種 (相對(duì)豐度為75.58%). Siggins等研究EGSB反應(yīng)器處理三氯乙烯廢水發(fā)現(xiàn)，VFA (主要是乙酸) 出現(xiàn)積累時(shí)甲烷鬢菌 (Methanosaeta) 是主導(dǎo)微生物.在圖 8中，兩種負(fù)荷條件下SCAR反應(yīng)器主體反應(yīng)區(qū)的乙酸含量均較高 (均超過80 mg·L-1)，主體反應(yīng)區(qū)內(nèi)甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta) 相對(duì)豐度在兩種負(fù)荷條件下幾乎相同，而精細(xì)反應(yīng)區(qū)的乙酸含量差別較大，在2 m高度處、HRT=12 h條件下乙酸僅為約15 mg·L-1，而HRT=6 h條件下乙酸濃度約為40 mg·L-1，對(duì)應(yīng)著后者條件下精細(xì)反應(yīng)區(qū)內(nèi)甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta) 相對(duì)豐度遠(yuǎn)高于前者，由此可見，當(dāng)乙酸濃度小于某一濃度時(shí) (本實(shí)驗(yàn)為15 mg·L-1)，甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta) 相對(duì)豐度會(huì)產(chǎn)生巨大變化. Wang等[35]研究EGSB處理養(yǎng)豬廢水時(shí)容積負(fù)荷提高到10 kg·(m3·d)-1，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌才能轉(zhuǎn)化成氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌.但本研究中，甲烷繩菌屬 (Methanolinea) 屬于氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌，較低負(fù)荷條件下反應(yīng)器產(chǎn)生的乙酸量較少，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷鬢菌 (Methanosaeta) 很難占據(jù)主導(dǎo)地位，氫營養(yǎng)型甲烷繩菌優(yōu)勢地位明顯.

　　不同負(fù)荷條件下、反應(yīng)器不同反應(yīng)區(qū)菌群分布的差異，說明反應(yīng)器在空間上實(shí)現(xiàn)了微生物功能分區(qū)，即微生物相分離;結(jié)合圖 4中反應(yīng)器主反應(yīng)區(qū)產(chǎn)甲烷活性 (SMA) 和輔酶F420低于上部精處理區(qū)的現(xiàn)象，證明了厭氧反應(yīng)器設(shè)置精處理區(qū)的重要性和必要性.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1) SCAR處理生活污水，污水在反應(yīng)器中的上升流速為4 m·h-1，在30℃條件下連續(xù)運(yùn)行.隨著反應(yīng)器容積負(fù)荷的提高，顆粒污泥產(chǎn)甲烷活性 (SMA) 和輔酶F420活性均增加，而且反應(yīng)器上部厭氧污泥活性明顯高于底部.在HRT=6 h、容積負(fù)荷為1.77 kg·(m3·d)-1條件下，COD去除率能達(dá)到75%以上，顆粒污泥性狀良好;當(dāng)HRT縮短至4 h，反應(yīng)器出水中VFAs出現(xiàn)積累，水質(zhì)惡化.

　　(2) 隨著容積負(fù)荷的提高，顆粒污泥的平均粒徑有逐漸變小趨勢，但φ1~2 mm的污泥比例逐漸增多，粒徑分布最終趨于穩(wěn)定.顆粒污泥胞外聚合物 (EPS) 含量不斷增加，尤其是TB-EPS增加明顯，較充分的營養(yǎng)條件和對(duì)污染物良好的去除效率，使EPS中的蛋白質(zhì) (PN) 含量顯著增加.

　　(3) 污泥樣品的高通量測序分析表明，容積負(fù)荷的改變不僅影響著微生物菌落的結(jié)構(gòu)分布，而且也改變著不同微生物在反應(yīng)器的空間分布.隨著污泥負(fù)荷的增加，細(xì)菌門水平菌群分布中綠彎菌 (Chloroflexi) 的優(yōu)勢地位在減弱，變形菌 (Proteobacteria) 的優(yōu)勢地位在增強(qiáng)，而古菌的菌群分布中甲烷繩菌屬 (Methanolinea sp.) 優(yōu)勢位置逐漸減弱，甲烷鬢菌屬 (Methanosaeta sp.) 優(yōu)勢地位逐漸增強(qiáng).