摘要
为解决反硝化除磷技术中反硝化聚糖菌（DGAOs）和反硝化聚磷菌（DPAOs）竞争碳源造成除磷性能恶化的问题，试验设置3组同规格的SBR反应器，通过对比不同厌/缺氧段HRT下的运行情况，探究各系统内碳源转化、脱氮除磷性能及DPAOs和DGAOs丰度比的变化。结果表明：厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，DGAOs与DPAOs丰度之比为1.97，内碳源储量（182.81 mg/L）和释磷量（31.72 mg/L）最大，COD、TP和NO-2-N去除率分别为94.69%、96.37%和90.40%；厌/缺氧段HRT为50 min/210 min时，厌氧时间过短导致微生物吸收碳源不充分，内碳源储量（141.59 mg/L）最低，同时，缺氧时间过长导致DGAOs因储存的糖原（Gly）被反硝化利用而影响生长，DGAOs与DPAOs丰度之比最低（0.49）；厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，DGAOs与DPAOs丰度之比升至2.63，厌氧时间过长不利于DPAOs储存内碳源，出水TP大于0.5 mg/L，同时，缺氧时间过短不利于反硝化作用，NO-2-N去除率降至81.05%；在50 min/210 min时，DPAOs占比较高更有利于PN分泌，促进成粒（平均粒径为517.6 μm），130 min/130 min时DGAOs占比更大促使PS分泌，不利于成粒（平均粒径为255.3 μm）；厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，污泥平均粒径为480.1 μm，此时建立的DGAOs-DPAOs平衡，系统稳定性和污染物去除性能均为最佳。
关键词
Abstract
In order to address the issue of deterioration of phosphorus removal performance caused by competition between denitrifying glycogen-accumulating organisms (DGAOs) and denitrifying phosphorus-accumulating organisms (DPAOs) for carbon source in denitrification and phosphorus removal technology, three groups of the same specification of SBR reactor were set up in the experiment. Changes in the conversion of internal carbon source, denitrification and phosphorus removal performance as well as the ratio of abundance of DGAOs to that of DGAOs were explored by comparing the operation under the different anaerobic/anaerobic sections with different HRTs. The results show that with an anaerobic/anoxic HRT of 90 min/170 min, the abundance ratio of DGAOs to DPAOs is 1.97, with the maximum internal carbon storage (182.81 mg/L) and phosphorus release (31.72 mg/L). The removal rates of COD, TP, and NO-2-N are 94.69%, 96.37%, and 90.40%, respectively. Conversely, with an anaerobic/anoxic HRT of 50 min/210 min, the insufficient anaerobic time results in inadequate uptake of carbon by the microorganisms, with the lowest endogenous carbon storage (141.59 mg/L). Additionally, the prolonged anoxic time causes DGAOs to utilize stored glycogen (Gly) for denitrification, adversely affecting their growth and resulting in the lowest abundance ratio of DGAOs to DPAOs (0.49). When an anaerobic/anoxic HRT of 130 min/130 min, the abundance ratio of DGAOs to DPAOs increases to 2.63. However, the excessive anaerobic time detrimental to the storage of the internal carbon source of DPAOs, resulting in effluent TP levels exceeding 0.5 mg/L. Additionally, the insufficient anoxic time negatively impacts denitrification, causing the removal rate of NO-2-N decrease to 81.05%. At an HRT of 50 min/210 min, a higher proportion of DPAOs is more conducive to PN secretion, promoting granulation with an average particle size of 517.6 μm. In contrast, the larger proportion of DGAOs at 130 min/130 min enhances PS secretion, which is not conducive to granulation, resulting in a smaller average particle size of 255.3 μm. At an anaerobic/anoxic HRT of 90 min/170 min, the average particle size of the sludge is 480.1 μm, establishing a balance between DGAOs and DPAOs, leading to optimal system stability and pollutant removal performance.
中国城市生活污水普遍存在低碳高氮的特点，传统生物处理技术的出水水质难以达到日渐严格的排放标准[1]。反硝化除磷（DPR）作为一种节能降耗的可持续处理技术，能最大程度地利用进水碳源，同时减少污泥产量，节约能源，在低碳氮质量比污水处理中表现出良好的应用前景[2-4]。
DPR虽然具有很大的应用潜力，但在实际运行过程中，往往伴随着反硝化聚糖菌（DGAOs）的生长，会与反硝化聚磷菌（DPAOs）竞争碳源，一旦DGAOs的代谢优于DPAOs，势必会造成除磷效果恶化[5]，甚至导致整个运行系统失效[6-9]。因此，以往的研究通常认为抑制DGAOs的生长和繁殖是增强DPR系统除磷性能的关键。Zhao等[10]的研究发现在DPAOs和DGAOs之间是存在平衡的。在内源反硝化（ED）与DPR的耦合工艺内源反硝化除磷（endogenous denitrification for phosphorus removal，EDPR）中，DGAOs与DPAOs共存，二者在厌氧阶段储存原水中的碳源供缺氧阶段脱氮除磷使用。然而，DGAOs仅能利用内碳源脱氮，DPAOs则可以利用内碳源除磷，因此，在EDPR系统中，当其中一方被抑制时，都会对氮磷的高效去除产生影响。目前，已有学者通过调节HRT[10]、碳磷质量比[11]、运行模式[12-13]等因素实现了DGAOs与DPAOs的平衡生长。
厌/缺氧时间是调控EDPR系统成功运行的一个重要参数，若厌氧时间过短，微生物吸收碳源不充分；若厌氧时间过长，不利于DPAOs储存内碳源，影响除磷效果；而缺氧时间过短时，会对反硝化不利；缺氧时间过长时，合成的Gly被大量用于反硝化，减少了DGAOs的Gly储存，从而降低了其在厌氧阶段对碳源的竞争力。以往对厌氧时间和缺氧时间也多有研究，然而无论是研究厌氧时间还是缺氧时间都是在保证缺氧时长或厌氧时长不变的基础上进行的，这造成厌氧和缺氧的总HRT一直是变动的。如Wang等[14]在SBR反应器中通过控制缺氧段HRT一致，探究厌氧段HRT对颗粒反硝化除磷系统的影响。潘芳等[15]在SBR反应器中通过控制厌氧段HRT一致，探究缺氧段HRT对反硝化除磷系统的影响。但是在总HRT不变的情况下关于厌/缺氧时间分配对DGAOs和DPAOs平衡的影响研究较少。
综上，本实验采用SBR反应器，在保证厌氧段和缺氧段总HRT不变的前提下，探究厌/缺氧段HRT时间比在平衡DGAOs和DPAOs的相对生长关系，促进EDPR系统高效去除氮磷方面的影响。通过调整厌/缺氧段HRT，实现DGAOs和DPAOs的平衡生长，以期为优化工艺运行参数、提高脱氮除磷性能提供理论参考。
1 实验
1.1 实验装置与运行方法
本实验设置3组高度、直径完全一致的SBR反应器，反应器由有机玻璃制成，高50 cm，内径14 cm，有效容积为6 L，换水比为2∶3，分别记为R1、R2、R3。每组反应器上都配有机械搅拌装置和曝气装置，曝气强度由气体流量计控制，进水通过蠕动泵控制，反应器装置见图1。
图1实验装置
Fig.1Diagram of the experimental setup
反应分为两个阶段。阶段Ⅰ进行PAOs和GAOs的富集培养，反应器以厌氧/好氧的方式运行并逐步降低沉降时间，每天运行两个周期，曝气强度为1 L/min；阶段Ⅱ增加缺氧阶段，以厌氧/缺氧/好氧的方式运行，并逐渐降低曝气强度至零，最终实现厌氧/缺氧的运行方式，该阶段每天运行4个周期。为了避免厌氧阶段有机物和NO-2-N同时存在，使得EDPR反应器内普通反硝化菌优先利用有机物进行反硝化，与DGAOs和DPAOs竞争碳源，反应器配有两个进水箱，进水箱2负责在缺氧段开始前向3组反应器中添加NO-2-N，主要目的是驯化以NO-2-N作为电子受体的DPAOs和DGAOs，并增强二者的反硝化性能。进水箱1和2之间无特殊比例关系，旨在满足进水中各成分的浓度需求。各阶段具体运行时长见表1，其余时间静置。
表1各阶段运行时长
Tab.1 Running time of each stage
1.2 接种污泥及进水水质
实验接种污泥为实验室运行规模下前期培养的具有内源反硝化脱氮除磷性能的絮状污泥，污泥质量浓度约为2 500 mg/L。实验进水采用人工模拟的低碳氮质量比污水，由自来水、CH3CH2COONa、NH4Cl、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O混合配制，以NaHCO3模拟生活污水碱度并调节pH稳定，具体水质指标见表2。
表2人工合成污水水质
Tab.2 Synthetic wastewater quality
1.3 分析项目与检测方法
COD和TP的测定采用连华科技5B-6C型多参数水质测定仪；NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N分别采用纳氏试剂光度法、麝香草酚紫外分光光度法以及N-（1-萘基）-乙二胺光度法；颗粒粒径采用激光粒度仪（Mastersize2000）测定；MLSS、MLVSS和SVI等指标采用规定的标准测量方法[16]；EPS中蛋白质（PN）测定采用Lowry法，多糖（PS）测定采用蒽酮硫酸法[17]。
1.4 批次实验
为了计算DPAOs在PAOs中的代谢活性占比，采用Liu等[18]的方法进行了好氧及缺氧吸磷实验。具体实验步骤如下：取各反应器稳定运行期间厌氧结束后的污泥2 L，用去离子水洗涤和离心3次，去除可能残留的硝酸盐和亚硝酸盐。将污泥均分为两份并加入人工配制的含磷酸盐的溶液进行好氧和缺氧吸磷实验。在好氧组，使用微孔曝气将DO质量浓度保持在3 mg/L左右；在缺氧组，加入亚硝酸盐并保持缺氧环境。实验期间采用机械搅拌装置，防止污泥下沉对实验结果造成影响。DPAOs在PAOs中的代谢活性占比通过缺氧和好氧条件下摄取磷酸盐的速率来估算。
1.5 计算公式
1.5.1 内碳源储存计算
厌氧阶段细胞内碳源储存量ρ（CODintra）及储存效率（%）计算公式如下：
(1)
(2)
式中：Δρ（COD）、Δρ（NO-2-N）、Δρ（NO-3-N）分别表示进出水中COD、NO-2-N和NO-3-N质量浓度之差，mg/L；ρ（CODi）表示进水中COD，mg/L；1.71和2.86分别为单位NO-2-N、NO-3-N反硝化所消耗COD的理论值。
1.5.2 PAOs和GAOs贡献比例
PAOs和GAOs对厌氧段CODintra贡献的比例计算公式如下：
(3)
(4)
式中：ρ（PRA）为厌氧阶段PO3-4-P释放量，mg/L；0.5为PAOs在厌氧条件下每储存单位质量COD所释放PO3-4-P的模型值。
1.6 微生物群落分析
在本研究中，取3组反应器运行至第70天的污泥样品委托生工生物工程（上海）股份有限公司进行细菌群落高通量测序。
2 结果与讨论
2.1 系统脱氮除磷性能分析
2.1.1 COD去除性能分析
在整个运行期间，对3组反应器的COD变化及去除率进行了分析，如图2所示。在污泥接种初期（第7~15天），为了实现污泥的快速颗粒化，通过逐步缩短沉降时间排出沉降性能较差的污泥[19]。该阶段沉降时间以每天缩短2 min的形式进行，8 d时间内，沉降时间从20 min降至4 min，此时，SRT约为10 d。由于污泥的大量流失，COD处理效果急剧下降，3组反应器的COD去除率分别降低了7.67%、7.59%和11.31%。尽管如此，R1、R2和R3的出水COD均可保持在50 mg/L以下。其中，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，出水COD最差为45.15 mg/L，依然达到了GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》的一级A标准[20]。3组反应器在第15天时，SRT调整至15 d，运行模式由A/O转为A/A/O，并逐步缩减曝气量至零，第27天完全实现A/O到A/A的转变。此阶段，COD处理效果稳步上升，厌/缺氧段HRT为50 min/210 min的R1和厌/缺氧段HRT为90 min/170 min的R2在第45天时COD去除率大致稳定，稳定后的去除率分别为90.89%和94.69%。而厌/缺氧段HRT为130 min/130 min的R3在第50天时，COD去除性能逐渐趋于稳定，稳定后的COD去除率高达94.41%。3组反应器的COD去除性能与接种初期相比均有提高，说明对厌/缺氧段的HRT进行调控有利于COD的去除，但不同厌/缺氧段HRT之间对COD的去除影响不大，这和王琪等[21]的研究结果一致。
图2运行过程中COD变化
Fig.2Variation of COD concentration during operation
2.1.2 TP去除性能分析
对3组反应器运行期间的TP质量浓度进行了分析，如图3所示。在反应器运行初期（第0~15天），3组反应器的除磷性能均呈下降趋势，这是由于快速缩短沉降时间的过程中造成了生物量的流失，一部分PAOs被排出反应器。此外，在第15~27天的运行过程中，由于曝气量的减少，3组反应器的除磷能力均有一定程度的降低。其中，R1除磷能力受影响程度最高，TP去除率由接种初期的83%左右降至不足70%，说明在曝气量逐步减少的过程中，以O2为电子受体的DPAOs吸磷性能受到抑制，造成出水中的TP质量浓度升高，除磷性能恶化。然而，在去除性能恶化期间TP去除率依旧较高，可能原因是从A/O转为A/A的过程是通过逐步降低曝气实现的，O2型DPAOs和NO-2-N型DPAOs具有了一定的环境适应性。随着反应进行，当完全实现A/A模式运行时，以O2为电子受体的PAOs活性受到抑制，底物充足的NO-2-N型DPAOs逐渐成为优势菌种，3组反应器的除磷性能迅速恢复，这一点可以通过图4中缺氧段NO-2-N质量浓度的快速降低得到印证。第55天左右时，R1和R2出水TP质量浓度渐趋稳定，TP去除率分别为94.54%和96.37%。在整个过程中，尽管R3在第48天左右除磷效果便达到稳定且TP去除率为89.95%，但出水TP质量浓度大于0.5 mg/L，未能达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》中规定的一级A标准。结合图2中的R3反应器COD去除率较高猜测，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min的R3反应器中DGAOs的丰度占比可能较高，对内碳源储存更具竞争力，致使R3中用于DPAOs除磷的内碳源不及R1和R2，影响除磷效果。
图3运行过程中TP变化
Fig.3Variation of TP concentration during operation
2.1.3 缺氧段NO-2-N去除变化
为了驯化出以NO-2-N为电子受体的DPAOs和DGAOs，在缺氧段开始前向反应器中投加了一定质量浓度的NO-2-N，缺氧段NO-2-N的去除变化如图4所示。
图4运行过程中NO-2-N变化
Fig.4Variation of NO-2-N concentration during operation
在第0~15天，投加的NO-2-N质量浓度为15 mg/L，不难看出，该阶段NO-2-N的消耗量不大，说明A/O模式下，反应器中绝大数是以O2为电子受体，NO-2-N型DPAOs和DGAOs占比很少。在第16~27天减少曝气量，伴随着A/O模式向A/A模式转换，将投加的NO-2-N质量浓度提高至20 mg/L，为DGAOs和DPAOs的驯化提供充足的电子受体。可以看出，在曝气量减少的阶段，NO-2-N质量浓度下降幅度较之前有所增大，而在反应器完全以A/A模式运行时，出水NO-2-N质量浓度迅速下降，第50天时基本达到稳定。从以上分析可以看出，第26~50天是NO-2-N型DPAOs和DGAOs快速淘洗掉O2型DPAOs和DGAOs的阶段，第50天以后，DPAOs和DGAOs已基本实现了O2型向NO-2-N型的转化。反应器达到稳定以后，R1、R2和R3的缺氧段NO-2-N去除率达到88.40%、90.40%和81.05%，平均出水NO-2-N质量浓度为2.32、1.92、3.79 mg/L。
2.2 典型周期内C、N、P去除
为了进一步明晰反应器的脱氮除磷机制，选取每个反应器第68天的一个典型周期，探究其污染物去除随厌/缺氧段HRT的变化情况，结果如图5所示。可以看出，不同的厌/缺氧段HRT对污染物的去除影响不同。厌氧阶段，由于R1厌氧时间为50 min，时长较短，厌氧反应结束时，反应器内仍有47.06 mg/L的COD未被吸收储存，虽然达到了一级A出水标准（出水COD小于50 mg/L），但是相比出水COD为21.07 mg/L依然有较大差距。R2、R3的COD在厌氧段开始前的75 min迅速降解，约有94.5%的COD被去除，此后基本保持稳定。在DPAOs和DGAOs储存COD的过程中，DPAOs也同步进行释磷过程，在厌/缺氧段HRT分别为50 min/210 min（R1）、90 min/170 min（R2）、130 min/130 min（R3）的系统中，厌氧阶段的释磷量分别为28.15、30.70、17.45 mg/L。可以看出，不同的厌/缺氧段HRT对磷的释放有较大影响，厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，对释磷最有利。在厌/缺氧段HRT为50 min/210 min的R1中DPAOs的占比较大，但释磷量却不如90 min/170 min的R2，表明厌氧时间为50 min时，微生物吸收碳源不充分，限制了释磷。伴随着COD降解，厌氧段还发生了外源反硝化，上一阶段残留的NO-2-N和NO-3-N在前30 min降解，说明反硝化菌优先利用碳源进行反硝化，从而降低了DGAOs和DPAOs的可用量。
图5典型周期内C、N、P变化
Fig.5Variation of C, N and P during a typical cycle
在进入缺氧阶段后，TP质量浓度快速下降，其中，R1、R2在缺氧开始后的前100 min左右基本去除，而R3在前80 min左右就已基本去除，造成这一差异的原因可能是R3中的DGAOs丰度所占比例较大，将一部分NO-3-N还原成了NO-2-N，为DPAOs又提供了少量电子受体[22]。在缺氧段后期，吸磷工作已基本完成，然而，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min（R3）时，由于DGAOs丰度占比较50 min/210 min（R1）和90 min/170 min（R2）时大，由NO-3-N还原所得的NO-2-N也多于R1和R2，但不能被完全利用，造成出水NO-2-N质量浓度略高于R1和R2。而R1缺氧段后期40 min左右发生了轻微的PO3-4-P升高现象，主要是由于缺氧时间过长，能量供给出现问题，合成的Poly-P被分解。这部分磷释放属于无效磷释放，是DPAOs对极端生存环境的响应，而无效磷释放会导致厌氧段Poly-P水解产生的能量减少，限制磷的释放量，影响TP去除效率[23]，这也是厌/缺氧段HRT为50 min/210 min的R1中DPAOs丰度占比高于90 min/170 min（R2），但除磷效果略差的原因。此外，进入缺氧段以后，除R1外，R2、R3中的COD几乎不变，说明微生物利用了厌氧阶段储存的胞内碳源进行内源反硝化和吸磷，而厌/缺氧段HRT为50 min/210 min（R1）的系统中COD继续降低。在缺氧段后期，由于缺氧时间过长，微生物发生了微弱的内源呼吸作用，出水COD为21.07 mg/L，相比R2和R3略有上升。
2.3 污泥特性分析
2.3.1 污泥粒径分布、形态特征和SVI变化
初始接种污泥、第26天及第68天时污泥的粒径分布、形态特征及运行过程中SVI值的变化如图6和图7所示。本实验接种的初始污泥粒径为91.1 μm，污泥呈絮体状。第26天时，R1、R2、R3的污泥平均粒径分别为202.8、211.0、206.7 μm，粒径分布较接种污泥有明显变化。以R2为例，虽然颗粒表面光滑度略差，但颗粒形态较为明显，有研究表明[24]，当污泥粒径达到200 μm时，即可认为造粒成功，这说明3组反应器均实现了成功造粒。第68天时，3组反应器的污泥平均粒径分别达517.6、480.1、255.3 μm，R1和R2成粒效果较好，颗粒表面较为光滑、形状较为规整，R3成粒效果较差，虽然有明显的颗粒形状，但结构较为松散，密实程度不及R1和R2。在厌/缺氧段HRT为50 min/210 min的R1中，由于缺氧段HRT较长，缺氧段末期形成的饥饿条件加速了微生物之间的聚集和黏附，有利于污泥的颗粒化[25-26]，因此，R1的粒径略大于R2。此外，结合SVI变化可以看出，在第0~15天，因3组反应器运行条件一致，SVI差别较小。第7~15天，由于沉降时间的缩短，SVI迅速降低。至第27天起，3组反应器以不同的厌/缺氧段HRT运行时，SVI逐渐显现出不同，第70天时，R1和R2的SVI值分别为41.49、44.17 mL/g，沉降性能较好，而R3的SVI值为57.76 mL/g，沉降性能不及R1、R2。
图6运行期间污泥粒径分布及SVI变化
Fig.6Sludge particle size distribution and SVI variation during operation
图7运行过程中污泥形态变化
Fig.7Sludge morphological changes during operation
2.3.2 胞外聚合物分析
颗粒污泥中的EPS不仅可用于细胞之间的黏附，还可以作为保护剂，减少环境变化带来的冲击和影响。3组反应器内不同阶段的EPS分泌质量分数如图8所示。经不同厌/缺氧段HRT调控后，3组反应器的EPS总量均有增加，第70天时，R1、R2单位VSS的PN分泌量分别为63.19、65.17 mg/g，明显高于R3的45.34 mg/g，而R3的PS分泌量为33.54 mg/g，优于R1、R2的16.72、21.57 mg/g。颗粒污泥的形成和稳定更依赖于PN[24]，最新研究中PN对絮凝能力的贡献是PS的6.8倍[25]，这也是导致R3造粒效果不如R1、R2的根本原因。相比R1、R2的厌/缺氧段HRT为50 min/210 min、90 min/170 min，R3的130 min/130 min似乎更有利于分泌具有亲水性的PS，所以，R3中的污泥自凝能力较差，这也解释了2.3.1节中，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min的R3中颗粒粒径不如50 min/210 min的R1和90 min/170 min的R2的原因。
图8不同厌/缺氧段HRT下EPS质量分数变化
Fig.8Variation of EPS content under different anaerobic/anoxic HRTs
2.4 不同厌/缺氧段HRT下DPAOs和DGAOs的内碳源储量及释磷量变化
为分析不同厌/缺氧段HRT对PAOs-GAOs共生系统内两者之间竞争关系的影响，根据3组反应器内CODintra及PRA变化特性，确定不同厌/缺氧段HRT下各菌群的性能，如图9所示。可以看出，3组反应器CODintra分别为141.59、182.81、170.69 mg/L，内碳源转化能力均较高，其中，R2＞R3＞R1。Chen等[26]的研究表明，消耗相同的COD时，GAOs能比PAOs储存更多的内碳源，由此猜测R2中GAOs丰度最高。再者，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min（R3）时，释磷量为17.70 mg/L，明显少于50 min/210 min（R1）时的29.81 mg/L，加之130 min/130 min（R3）的内碳源储量多于50 min/210 min（R1），推测厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，部分DPAOs的活性受到抑制或被淘洗出反应器，造成GAOs与PAOs的丰度之差变大。此外，R1、R2、R3的内碳源储存过程中，PAOs和GAOs的贡献比例不尽相同，在厌/缺氧段HRT为50 min/210 min（R1）、90 min/170 min（R2）、130 min/130 min（R3）的反应器中，PPAOs和PGAOs分别为42.10%和57.90%、34.69%和65.31%、20.73%和79.27%。从不同的贡献比值可以猜测，3组反应器中GAOs与PAOs丰度比应为R3＞R2＞R1。以上分析表明，调节厌/缺氧段HRT可以调控系统内GAOs和PAOs的相对生长关系，而PAOs和GAOs的生长比例直接造成了3组反应器之间的脱氮除磷性能出现差异。
图9不同厌/缺氧段HRT下内碳源储存及释磷量变化
Fig.9Variation in endocarbon source storage and phosphorus release under different anaerobic/anoxic HRTs
2.5 不同厌/缺氧段HRT下除磷动力学研究
为估算DPAOs对除磷的贡献，对不同厌/缺氧段HRT下的颗粒污泥进行了批次实验，结果如表3所示。可以看出，不同厌/缺氧段HRT对COD吸收速率和厌氧释磷速率有较大影响。厌/缺氧段HRT从50 min/210 min到90 min/170 min再到130 min/130 min的过程中，厌氧释磷速率逐渐降低，厌氧P与COD质量比的变化趋势与厌氧释磷速率一致，微生物内碳源储量却略有增加。这一现象说明颗粒污泥中的GAOs和DGAOs等竞争菌数量相对增加，因为它们在竞争碳源的过程中并不释磷[27]。此外，根据好氧吸磷速率可知，R1中的PAOs活性最强，在3组反应器中均存在缺氧吸磷现象，说明通过外加NO-2-N的方式驯化出了一定数量的DPAOs。然而R3的好氧吸磷速率和缺氧吸磷速率最小，表明R3中PAOs菌属低于R1和R2，这与上文分析一致。缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率的比值可以表征反应器中的DPAOs占比[28]，因此，由表3数据可以得到3组反应器中DPAOs占PAOs的比例分别为37.51%、54.86%和49.77%。
表3不同厌/缺氧段HRT下除磷动力学
Tab.3 Phosphorus removal kinetics under different anaerobic/anoxic HRTs
2.6 微生物群落分析
接种污泥和3组SBR运行到第70天时功能微生物在属水平的相对丰度如图10所示。由图10（a）可以看出，经不同厌/缺氧段HRT调控后，DGAOs丰度由接种时的0.23%分别增加到2.33%、7.67%和6.91%，DPAOs丰度由接种时的0.16%分别增加到4.72%、3.90%和2.63%，DOHOs丰度由接种时的5.09%分别下降到4.54%、2.66%和2.39%，表明通过调控厌/缺氧段HRT可以平衡系统中DGAOs和DPAOs的活性。然而，调控厌/缺氧段HRT虽然实现了DGAOs与DPAOs丰度比的增大，但DGAOs生长快于DPAOs。再者，虽然厌/缺氧段HRT为130 min/130 min（R3）时DGAOs与DPAOs丰度比较90 min/170 min（R2）时高，但DGAOs丰度低，可能厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，对两者的生长初现不利。系统中检出了两种典型的DPAOs（Dechloromonas和Candidatus_Accumulibacter），以往研究中报道，Dechloromonas是一类以NO-3-N或O2为电子受体的DPAOs[29]，而Candidatus_Accumulibacter以NO-2-N为电子受体[30]。由图10（b）可以看出，90 min/170 min（R2）、130 min/130 min（R3）的Dechloromonas丰度不及Candidatus_Accumulibacter，可能是厌/缺氧段HRT为90 min/170 min、130 min/130 min时DGAOs多于50 min/210 min（R1），与Dechloromonas竞争NO-3-N处于优势地位，同时还原成的NO-2-N被Candidatus_Accumulibacter利用，促进了Candidatus_Accumulibacter生长。此外，Zhang等[31]的研究发现，较长的缺氧HRT 更有利于Dechloromonas的积累，这与本文的结论一致。在本研究中，R2中DPAOs总丰度为3.90%，不及R1的4.73%，但去除率高于R1，推测是因为R2中的TB-EPS较高，部分磷储存在TB-EPS中[32]，使R2的去除率高于R1。除上述DGAOs和DPAOs外，还检测到其他与反硝化细菌相关的属，它们可能利用正常底物代谢或生物质衰变产生的复杂化合物在反应器中生长[33-34]。
图10功能微生物在属水平上的丰度变化
Fig.10Abundance variation of functional microorganisms at the genus level
3 结论
1）从处理性能看，不同厌/缺氧段HRT对COD去除影响不大，平均去除率均在90%以上；厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，除磷效果最好，出水TP质量浓度小于0.5 mg/L，去除率高达96.37%，厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，TP去除率下降至89.95%，出水TP质量浓度大于0.5 mg/L。
2）从成粒效果看，厌/缺氧段HRT为50 min/210 min和90 min/170 min时对PN的促进作用更大，污泥成粒效果好，平均粒径分别为517.6、480.1 μm；厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，更有利于PS分泌，污泥自凝能力变差，平均粒径仅为255.3 μm，成粒效果较差。
3）从内碳源利用看，厌/缺氧段HRT为50 min/210 min、90 min/170 min和130 min/130 min时，PAOs对内碳源储存的贡献比例从42.10%降至34.69%再降至20.73%，GAOs则从57.90%升至65.31%再升至79.27%。厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，PAOs和GAOs对内碳源的贡献比例较为均衡，系统脱氮除磷性能最佳。
4）从微生物属水平看，厌/缺氧段HRT为90 min/170 min时，DGAOs和DPAOs丰度最高，分别为7.67%和3.90%，丰度比为1.97，DGAOs和DPAOs生长较为平衡；厌/缺氧段HRT为50 min/210 min时，DGAOs与DPAOs丰度比为0.49，DGAOs占比较低；厌/缺氧段HRT为130 min/130 min时，丰度比增长至2.63，DPAOs占比较低，系统除磷性能较差。
