好氧颗粒污泥（AGS）由于具有较强的致密结构、较好的沉降能力和较高的生物量保存率等优势而被广泛开发应用。近20年，AGS技术主要应用在处理高有机负荷废水、生物修复和生物转化的有毒芳香族污染物（包括酚、甲苯、吡啶）、工业废水处理（纺织、乳制品、啤酒）、重金属吸附等领域^〔1〕。与活性污泥系统相比，AGS技术还可以节约20%~25%的运行成本、减少23%~40%的电力需求、减少50%~75%的空间需求^〔2〕。

强化生物除磷（EBPR）颗粒污泥在兼具AGS特性的同时又富含聚磷菌（PAOs），因此在污水处理领域具有良好的发展前景。但是由于EBPR颗粒污泥形成机理以及微生物群落较为复杂，外界条件的改变会对颗粒结构和除磷微生物造成影响。2003年，Y. M. Lin等^〔3〕发现提高进水中P/C会使得EBPR颗粒污泥粒径减小、比耗氧速率降低。C. L. Amorim等^〔4〕发现随着C/N降低，EBPR颗粒污泥除磷效果会变差。刘静伟等^〔5〕发现粒径较大的EBPR颗粒污泥比粒径小的EBPR颗粒污泥更加容易受到水质波动的影响。由阳等^〔6〕在丙酸钠为碳源的EBPR颗粒污泥系统中逐步提高乙酸钠的含量，颗粒粒径增长明显且系统中PAOs的含量明显增加，系统更加稳定。由此可见温度与碳源均会影响EBPR颗粒污泥系统，因此本研究采用由乙酸钠和丙酸钠培养成熟的EBPR颗粒污泥，分别在10、20、25 ℃条件下进行实验，考察温度变化过程中，2种碳源EBPR颗粒污泥形态结构、污染物去除能力以及微生物群落变化情况，以期为EBPR颗粒污泥的实际工程应用提供参考。

采用2个尺寸相同的有机玻璃制成的双夹层圆柱形SBR反应器，其中以乙酸钠为碳源的反应器记为R1，以丙酸钠为碳源的反应器记为R2，反应器结构如图 1所示。

有效容积12 L，高40 cm，直径22 cm，高径比（H/D）为1.8。反应器按照厌氧-好氧交替的方式每天运行4周期，每周期6 h，其中进水5 min，厌氧搅拌90 min，好氧曝气150 min，沉淀100 min，排水静置15 min（此方式按照课题组实验经验进行设计）。反应器的进水、搅拌、加热、曝气、排水程序的运行均由计时开关进行控制。其中排水比为50%，反应器搅拌转速为70~80 r/min，曝气量控制在1.2~1.4 m³/h。每天通过定时排泥使两系统污泥龄维持在10 d。通过改变低温恒温槽中循环水的温度来实现对反应器温度的控制，控制其他条件不变的情况下，分别考察10、20、25 ℃条件下2个系统的变化情况。

进水水质见表 1。并在各阶段进水投加0.5 mL微量元素（微量元素溶液配制参照文献〔7〕的方法）。

COD、PO₄^3-、SV₃₀、SVI、MLSS、MLVSS等采用《水和废水监测分析方法》（第4版）进行测定^〔8〕，pH、溶解氧（DO）的测定采用WTW Multi3430。利用显微镜观察污泥形态变化，激光粒度仪（Mastersizer 2000，Malvern）测量粒径变化。微生物群落的多样性测定依托上海生工生物科技有限公司的Illumina MiSeq测序平台进行16SrRNA高通量测序^〔7〕。

温度变化过程中MLSS、MLVSS和SVI的变化见图 2。

由图 2可知，在整个温度变化期间，R1中MLSS维持在4 000~5 500 mg/L之间，R2维持在4 700~5 300 mg/L之间。在改变温度后的短暂一段时间内，R1和R2系统污泥活性均出现了较大波动。温度由10 ℃升至20 ℃的第12天，R1中MLSS由4 895 mg/L降至3 876 mg/L，MLVSS/MLSS由0.632降至0.584；R2在第6天时MLSS由4 928 mg/L下降至4 276 mg/L，MLVSS/MLSS由0.683降至0.676。当温度再由20 ℃升至25 ℃时，两系统同样出现波动，R1在第14天后由4 669 mg/L降至4 321 mg/L，MLVSS/MLSS由0.686降至0.655；R2在第10天MLSS由5 253 mg/L下降至4 043 mg/L，MLVSS/MLSS由0.681降至0.641。由此可见，温度的突然变化使得污泥浓度下降，而此时MLVSS/MLSS同步减少说明污泥中减少的主要成分是活性微生物，对于温度的骤变使得微生物难以适应，正常代谢受到影响从而逐渐死亡，胞内各种物质的释放以及颗粒解体等使得污泥中无机质含量增高，污泥活性受到影响^〔9〕。但是经过一段时间适应后，微生物会逐渐适应，污泥活性缓慢上升并最终稳定。

温度升高对颗粒污泥的沉降性也产生了一定影响。在10 ℃运行期间，两系统污泥沉降性能良好，SVI均有所下降，分别从开始时的63 mL/g和61 mL/g，在第45天结束时下降至60 mL/g和56 mL/g，说明污泥沉降性在10 ℃条件下呈现出变好的趋势，低温有利于保持颗粒污泥较为稳定的沉降性能。当温度调整为20 ℃后，R1和R2沉降性能逐渐变差，SVI值均有所上升，其中R1最高达到69 mL/g，而R2甚至达到88 mL/g，观察发现，SVI值升高主要是由于2个系统均出现不同程度的污泥膨胀，部分颗粒污泥发生解体，致使污泥沉降性恶化。而且还发现R2中较大颗粒解体较多，这可能是造成R2系统污泥沉降性相较R1恶化较为严重的原因。当温度调整为25 ℃后，两反应器SVI值均发生明显下降，在第135天时，R1和R2的SVI值分别下降至51 mL/g和52 mL/g，此时污泥已经解体严重，颗粒大大减少。结合此阶段污泥浓度和微生物数量综合分析，推测可能由于此时温度较高，微生物数量锐减，致使较大颗粒污泥解体较为严重，污泥体积变小且无机物质含量较高，导致SVI值已低于正常水平。

通过对比两反应器数据可以发现，温度的突然改变对不同碳源的颗粒污泥活性都会造成一定的影响，其中在10 ℃条件下与20 ℃和25 ℃下相比污泥较为稳定。在25 ℃时污泥变化较大，可能是由于温度过高使得大多数微生物生存较为困难，从而颗粒解体，系统失稳。

在温度变化过程中，R1和R2中出水PO₄^3-和COD去除率的变化见图 3。

由图 3可知，在10 ℃条件下两系统PO₄^3-和COD去除效果稳定，均能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A排放标准，其中R1和R2的出水平均PO₄^3-分别为0.094 mg/L和0.102 mg/L，PO₄^3-去除率均达到99%以上。R1和R2的出水平均COD分别为30 mg/L和33 mg/L，COD去除率均分别达到90%和89%；当温度变为20 ℃，R1除磷效果下降明显，在前10天出水PO₄^3-由0.057 mg/L升至0.607 mg/L，PO₄^3-去除率由99%下降至96%，之后PO₄^3-去除率一直维持在95%左右。而R2出现轻微波动，出水平均PO₄^3-上升至0.349 mg/L，PO₄^3-去除率变为98%。而此时两系统出水COD去除率也均呈现上升趋势，但总体仍然较为稳定，其中R1出水平均COD为35 mg/L，COD去除率为86%，R2出水平均COD为39 mg/L，COD去除率为86%。随着温度上升至25 ℃，两反应器除磷效果恶化明显，COD去除效果出现波动。R1出水PO₄^3-升高至7.954 mg/L，PO₄^3-去除率降为56%，而R2出水PO₄^3-升高至2.111 mg/L，PO₄^3-去除率降为88%。而R1中有11 d出水COD超过50 mg/L，R2中有6 d出水COD超过50 mg/L，出水平均COD分别为44 mg/L和43 mg/L，COD去除率维持在86%附近，系统变得更加不稳定。

由此可见，在温度由10 ℃升至20 ℃过程中，两系统的PO₄^3-和COD去除效果虽然出现波动，但仍然较为稳定。而升高至25 ℃后，两系统除磷恶化严重，其中R1变化较为剧烈，除磷效果明显变差，而COD出水总体能达到国家一级A标准，但R1出水超限次数明显高于R2。这表明温度升高对乙酸钠系统除磷效果冲击较大，而丙酸钠系统能够较为稳定地应对。而两个系统COD去除效果波动较小可能是由于2个系统中含有较多的异养微生物，它们的生存温度较为宽泛，在温度发生变化时也可以很好地去除有机物。

在数码相机和显微镜观察到的不同温度下2种污泥形态的宏观特征见图 4。

由图 4可知，两系统污泥颜色存在差异，R1中的颗粒污泥是呈黄色的，R2是呈白色的，而且在温度变化中颜色没有发生变化。据报道采用典型选择压法培养出来的颗粒多呈黄色^〔10〕，而本研究未采用该方式培养，却也可以培养出黄色颗粒污泥，这说明污泥颜色的不同可能与培养方法无关。J. J. Barr等^〔11〕曾也发现这2种颜色的除磷颗粒污泥微生物种类存在差异，其中黄色颗粒比白色颗粒中微生物种类更多。这与本研究结果较为相似，R1中物种多样性明显高于R2。在10 ℃时R1和R2系统中颗粒污泥与絮体混合存在但区分明显，颗粒污泥占比较大且圆润饱满，结构密实。随着温度的升高，颗粒结构逐渐解体，污泥变得松散，20 ℃时R2相较R1更加松散，此时其污泥沉降性能略差于R1。当到了25 ℃时R1解体明显，污泥变为较小絮体，仅有较少颗粒存在，而R2相较20 ℃时也发生了解体，颗粒形态变小，但仍可观察到颗粒基本结构。

R1和R2在温度变化期间污泥平均粒径和不同粒径分布变化情况见图 5。

由图 5可知，根据颗粒粒径的大小将污泥分为絮体、小颗粒、中颗粒、大颗粒，其粒径大小分别为0~200 μm、200~500 μm、500~1 000 μm、1 000~2 000 μm^〔12〕。可以看出，在10 ℃阶段（0~45 d），两系统污泥平均粒径均呈现上升趋势。R1由开始时的429 μm，在45 d内增长到793 μm，而R2由524 μm增长到604 μm。

此时R1中污泥各粒径分布均发生变化，其中絮体减少较大，由15%降至5%，大颗粒也增长迅速，由10%增长至32%。R2在10 ℃时500 μm以下的颗粒变化较小，只有中、大颗粒在相互转化，此时大颗粒由12%增长至22%。经过SPSS相关性分析发现，平均粒径的变化与絮体和小颗粒成负显著相关，与中、大颗粒呈正显著相关。当温度变为20 ℃后（45~90 d），平均粒径下降较为明显，R1和R2分别降为568 μm和498 μm，其中主要是大颗粒下降明显，分别下降至21%和12%。随着温度继续上升至25 ℃（90~135 d），使得颗粒污泥解体严重，R1絮体增加明显，由17%增长至35%，而R2絮体却保持在25%附近，只是小颗粒占比明显增长，由29%增长至41%，这说明温度升高使得R1系统颗粒发生了解体，而R2却是中、大颗粒向小颗粒转换导致的平均粒径下降，其中小颗粒与大、中颗粒变化呈现显著负相关，相关系数分别为-0.898和-0.902。

对R1和R2不同温度下的颗粒污泥进行16SrRNA高通量测序分析，所测得序列数目以及种群多样性和丰度变化见表 2。

其中Coverage值为98%，表明样品覆盖率较为全面。由表 2可知，R1和R2中温度由10 ℃升高至20 ℃后，微生物丰度与多样性均有所上升，其中Shannon指数，R1由3.67上升至3.71，R2由2.67升至3.64；ACE指数R1由59 503增至88 853，R2由116 171增至122 888，通过对比发现，此时两系统微生物丰度最高，这可能是因为20 ℃为常温条件，是大多数微生物生存的适宜温度^〔4〕。当温度继续升高至25 ℃时，R1和R2中微生物丰度均减少，R1中ACE指数由88 853降至5 320，R2中ACE指数由122 888降至7 922。但物种多样性变化存在差异，Simpson指数越大，物种多样性越低。R1多样性减少，Simpson指数由0.08上升至0.16，而R2多样性增加，Simpson指数由0.13降至至0.06。这说明25 ℃就会使得微生物数量大幅减少，结合此时颗粒解体严重与污染物去除能力明显下降，可能与微生物数量的大幅减少关系密切。另外，R2微生物丰度一直高于R1，这可能是丙酸钠系统在温度变化中除磷效率波动较小以及仍能保留颗粒结构的原因。尤其是在25 ℃时R2中物种多样性与数量远高于R1，这也可能是导致25 ℃时R2中除磷效果以及颗粒结构优于R1的原因^〔13〕。

R1和R2反应器内均总共发现20个菌门，其中含量占比超过1%且两系统共有的是：变形菌门、拟杆菌门、疣微菌门、浮霉菌门，这4类之和总共均能占到所有菌门的95%以上；放线菌门（Actinoba-cteria）、噬氢菌门（Hydrogenedentes）、装甲菌门（Armatimonadetes）、酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、厚壁菌门（Firmicutes）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、螺旋菌门（Spirochaetes）等含量不超过1%。在温度变化过程中微生物种群结构表现出较大的差异。R1和R2中的变化主要体现在变形菌门、拟杆菌门、疣微菌门、浮霉菌门、绿弯菌门、酸杆菌门、放线菌门、噬氢菌门7个菌门上。

R1和R2门级微生物随温度的变化见图 6。

由图 6可知，在温度升高过程中R1和R2中变形菌门都有所下降，其中R1由87.32%分别下降至67.05%和66.7%，R2由72.05%分别下降至69.57%、38.09%。可见变形菌门在两系统中一直占有很高的比重，即使温度变化丰度在逐渐降低，但仍一直处于优势地位，很多污水处理厂关于微生物种群结构中其丰度比例为38.00%~87.00%^〔14〕，与本研究较为一致。拟杆菌门和疣微菌门的丰度变化在R1和R2中不太相同，随着温度升高R2中拟杆菌门的丰度由13.7%分别下降至12.69%和10.38%。疣微菌门的变化趋势和拟杆菌门相似。但R1拟杆菌门的丰度先是由5.77%升至15.08%，后又降至5.76%，疣微菌门也是先升后降，由此可见温度变化对这2类菌种产生较为不同的影响，其中原因仍值得研究，但这2种微生物在低温条件下可能生存效果更好。浮霉菌门、噬氢菌门、酸杆菌门、放线菌门、绿弯菌门在温度变化过程中在2个反应器中的变化一致，均是当温度升高时含量增加，但是变化幅度不太一致。其中浮霉菌门和噬氢菌门变化较大，R1中浮霉菌门由10 ℃时的1.31%升至25 ℃时的10.09%，噬氢菌门由0.23%升至0.33%；R2中浮霉菌门由10 ℃时的0.18%升至25 ℃时的5.13%，噬氢菌门由0.11%升至0.13%。酸杆菌门、放线菌门、绿弯菌门在温度由10 ℃升高至25 ℃时，R1中分别增长了1.15%、1.3%和2.37%，R2中分别增长了4.89%、2.91%和0.29%。这几类微生物的增长可能与颗粒解体现象有着一定的联系。

两系统中检测到的除磷微生物主要有Accumulibacter、Dechloromonas（脱氯单胞菌属）、Acinetobacter（不动杆菌属）和Pseudomonas（假单胞菌属），它们在不同温度下的变化见表 3。

由表 3可知，在10 ℃时Accumulibacter是2个系统中占比最多的聚磷菌，此时除磷效果最好，这与相关文献报道较为一致，在除磷效果较为稳定的污水处理厂其占比一般均能占到30%左右。脱氯单胞菌属能够利用NO₃^-和NO₂^-进行反硝化除磷，在10 ℃时R2中含量明显高于R1，这可能与碳源类型有关，Shaopo Wang等^〔7〕研究发现丙酸钠培养的除磷颗粒污泥中脱氯单胞菌属含量明显高于乙酸钠。Competibacter是聚糖菌常见的一种，温度升高会使其含量上升，在厌氧段与聚磷菌竞争VFA（挥发性脂肪性酸），使得聚磷菌厌氧释磷能力下降，导致除磷效果恶化^〔15〕。

由表 3还可知，在温度升高时，R1系统除磷恶化严重可能与Accumulibacter的减少和Competibacter的增加有关，此时聚糖菌丰度过高，系统丧失除磷能力。而R2系统Competibacter丰度增加不明显，而且Accumulibacter在25 ℃时虽有下降但仍占有较大比例，因此推断可能是Accumulibacter自身代谢方式由聚磷代谢向聚糖代谢转变，从而导致的除磷恶化。

（1）乙酸钠和丙酸钠系统的EBPR颗粒污泥分别为黄色和白色，在温度由10 ℃升至20 ℃和25 ℃过程中颜色基本不变，但是均出现颗粒污泥解体现象；其中乙酸钠系统几乎是所有颗粒出现解体，而丙酸钠系统主要是大、中颗粒向小颗粒转变，颗粒基本结构未被破坏。

（2）温度升高使得两系统污泥浓度发生短暂变化，主要是因为微生物初期难适应温度的骤变，经过一段时间后逐渐恢复稳定。两系统磷酸盐去除效果均随温度升高而下降，乙酸钠系统主要由于聚糖菌丰度的增长，而丙酸钠系统可能是由于聚磷菌代谢方式的转变。

（3）20 ℃时，两系统内微生物数量最多，25 ℃时最少；变形菌门、拟杆菌门、疣微菌门、浮霉菌门这4类总共均能占到全菌的95%以上，其中污泥颗粒解体以及污染物去除恶化与变形菌门的减少有关。