异养菌与自养菌对好氧颗粒污泥稳定性的影响
好氧颗粒污泥影响形成的因素分析
好氧颗粒污泥影响形成的因素分析好氧颗粒污泥是90年代以来发展的一门新兴技术，与厌氧颗粒污泥相比，在水处理方面，以其启动周期短、污泥代谢活性高、消化速率快、运行连续性强及出水水质好等，而备受青睐。
但是由于运行条件苛刻，操作复杂等因素的限制，人们对好氧颗粒的形成机理和影响因素了解的还不够深入，而对于好氧颗粒污泥的实际应用研究更是鲜有报道。
本文通过查阅近年来国内外大量文献及研究成果，对好氧颗粒污泥颗粒化技术的影响因素及应用情况进行了详细剖析。
1 好氧颗粒污泥的基本性质1.1 好氧颗粒污泥的形态及结构好氧颗粒污泥外观一般为橙黄色或浅黄色，成熟的好氧颗粒污泥为表面光滑致密、轮廓清晰的圆形或椭圆形。
粒径一般在0.5～5. 0mm。
颗粒表面含有大量孔隙，可深达表面下900um处，而距表面300～500um处的孔隙率最高，这些孔隙有利于氧、基质、代谢产物在颗粒内部的传递。
1.2 颗粒污泥的沉降性能好氧颗粒污泥的密度为1.0068～1.0480g／cm3，颗粒污泥的污泥沉降比(SV)在14～30%，污泥膨胀指数（SVI）20～45mL／g（一般在30左右），而普通活性污泥的SVI在60～205mL／g左右。
颗粒污泥的含水率一般为97～98%。
因而好氧颗粒污泥具有较高的沉降速度，可达30～70m／h，与厌氧颗粒污泥的沉降速度相似，是絮状污泥的三倍多[1,3,18]。
因此能够承受较高的水利负荷，具有较高的运行稳定性和效率。
1.3 好氧颗粒污泥的代谢活性比耗氧速率(Specific Oxygen Uptake Rate简写SOUR)是指单位细胞蛋白在单位时间内消耗氧气量，反映了微生物新陈代谢过程的快慢即微生物活性的大小、微生物对有机物的降解能力。
好氧颗粒污泥的异养菌比耗氧速率(SOUR)H为40～50mgO2／(g ML VSS•h)，而普通活性污泥的(SOUR)H为20mgO2／(g MLVSS•h)左右[5,6]。
污水处理好氧颗粒污泥生产运行中的结构与稳定性
污水处理好氧颗粒污泥生产运行中的结构与稳定性污水处理好氧颗粒污泥生产运行中的结构与稳定性一、引言随着城市化进程的不断加快，污水处理问题日益引起关注。
而好氧颗粒污泥工艺作为一种高效、经济的生物处理技术，已经在污水处理厂广泛应用。
在好氧颗粒污泥的生产运行过程中，其结构和稳定性是保证污水处理效果和运行稳定的关键因素。
本文主要探讨好氧颗粒污泥的结构特征和稳定性的相互关系及其影响因素。
二、好氧颗粒污泥的结构特征好氧颗粒污泥是由微生物颗粒、有机物和无机物组成的复合体系。
其结构特征主要包括：1. 多细胞骨架：好氧颗粒污泥中含有丰富的多细胞微生物，这些微生物通过多细胞骨架相互连接，形成了一个稳定的颗粒结构。
2. 内部空隙：好氧颗粒污泥内部存在着一定的空隙，这些空隙可以提供氧气和营养物质的传递通道，维持颗粒内部微生物的正常生长和代谢。
3. 外部胶结物：好氧颗粒污泥的外部被一层胶结物所包覆，这层胶结物起到保护颗粒内部微生物的作用，同时也起到颗粒间相互连接的作用。
三、好氧颗粒污泥的稳定性好氧颗粒污泥的生产运行过程中，其稳定性是保证处理效果的重要因素。
好氧颗粒污泥的稳定性主要体现在以下几个方面：1. 颗粒颗粒之间的结合力：好氧颗粒污泥中的胶结物质起到了颗粒间相互连接的作用，增强了颗粒的稳定性。
结构上的稳定性能够抵抗流体的剪切力和补充水力影响。
2. 微生物丰度和多样性：好氧颗粒污泥中的微生物骨架是颗粒稳定性的重要保障。
丰富的微生物骨架可以增加颗粒内总微生物量，增强颗粒的生物降解能力。
3. 颗粒内外的氧气和营养物质传递：好氧颗粒内部有一定的空隙，可以提供氧气和营养物质的传递通道，维持颗粒内部微生物的正常生长和代谢，保证颗粒的稳定性。
4. 抗冲击负荷的能力：好氧颗粒污泥需要具备一定的抗冲击负荷的能力，即在污水处理过程中出现剧烈变化的情况下，能够快速恢复正常的处理效果。
四、好氧颗粒污泥结构与稳定性的影响因素好氧颗粒污泥的结构和稳定性受到多种因素的影响，包括：1. 水力条件：好氧颗粒污泥的结构和稳定性在一定程度上受到水力条件的影响。
污水处理菌种的分类和污水处理
污水处理菌种的分类和污水处理一、引言污水处理是指通过物理、化学和生物等一系列处理过程，将污水中的有害物质和污染物去除或者转化为无害物质，以达到排放标准或者再利用的目的。
在污水处理过程中，生物处理是一种常用且有效的方法，其中菌种的分类和应用起着重要的作用。
本文将详细介绍污水处理菌种的分类和其在污水处理中的应用。
二、污水处理菌种的分类污水处理菌种的分类主要基于其生活方式和代谢特征。
根据菌种的生活方式，可以将其分为自养菌和异养菌；根据菌种的代谢特征，可以将其分为好氧菌、厌氧菌和兼性菌。
1. 自养菌自养菌是指能够通过光合作用或者化学合成有机物的菌种。
光合自养菌利用光能将二氧化碳还原为有机物，常见的代表有蓝藻和绿藻等。
化学自养菌则通过化学反应合成有机物，如硝化菌和硫化菌等。
2. 异养菌异养菌是指无法通过光合作用或者化学合成有机物的菌种，它们必须从外部环境中获取有机物作为能源。
异养菌在污水处理中具有重要的作用，常见的代表有硝化菌、反硝化菌和硫酸盐还原菌等。
3. 好氧菌好氧菌是指在氧气存在的条件下进行代谢活动的菌种。
它们利用氧气进行有机物的氧化分解，并将有机物转化为无机物，如二氧化碳和水等。
好氧菌在污水处理中起到氧化有机物和去除氨氮的作用，常见的代表有氨氧化菌、亚硝化菌和硝化菌等。
4. 厌氧菌厌氧菌是指在缺氧或者无氧的条件下进行代谢活动的菌种。
它们能够利用无氧条件下的氧化剂，如硫酸盐、硝酸盐和二氧化碳等，进行有机物的氧化分解。
厌氧菌在污水处理中主要用于去除有机物和氮磷等营养物质，常见的代表有厌氧消化菌和厌氧颗粒污泥菌等。
5. 兼性菌兼性菌是指既能在好氧条件下进行代谢活动，又能在厌氧条件下进行代谢活动的菌种。
兼性菌在污水处理中具有较强的适应能力，能够适应不同的环境条件和营养物质，常见的代表有兼性硝化菌和兼性反硝化菌等。
三、污水处理中菌种的应用污水处理中菌种的应用主要包括以下几个方面：1. 污水处理厌氧消化过程中的菌种应用在污水处理的厌氧消化过程中，厌氧消化菌起到重要的作用。
不同pH下好氧颗粒污泥的稳定性
不同pH下好氧颗粒污泥的稳定性张立楠;宣鑫鹏;程媛媛;王健齐;黄思浓;龙焙【摘要】为考察好氧颗粒污泥(AGS)对不同pH环境下的耐受力,研究了不同pH 废水(pH分别为3、4、5、10、11、12)下AGS的稳定性变化规律.在酸性环境中,AGS的理化特性随pH下降而变差(胞外聚合物(EPS)含量由102.5 mg/g下降到76.43 mg/g MLSS,比耗氧速率(SOUR)由17.94 mg O2/(g MLSS·h))下降到16.19 mg O2/(g MLSS·h)),pH为3和4时均出现不同程度的污泥上浮,对污染物的去除效果也呈下降趋势,但COD和TP的去除率维持在80％以上.在碱性环境中,AGS出现了明显的上浮及解体.随着pH的增大,AGS的理化特性不断恶化(EPS 由93.27 mg/g MLSS上升到178.45 mg/g MLSS,SOUR由6.81 mg O2/(g MLSS·h))下降到4.30 mg O2/(g MLSS·h)).同时,AGS对污染物的去除能力急剧下降,对COD、TN、TP的去除率均下降到50％以下.研究结果表明AGS在酸性环境中有较强的耐冲击负荷能力,而碱性环境对AGS有较大的抑制作用.【期刊名称】《有色金属科学与工程》【年(卷),期】2019(010)001【总页数】5页(P87-91)【关键词】好氧颗粒污泥;pH;活性;胞外聚合物;稳定性【作者】张立楠;宣鑫鹏;程媛媛;王健齐;黄思浓;龙焙【作者单位】江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000;江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000;江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000;江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000;江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000;江西理工大学建筑与测绘工程学院,江西赣州341000【正文语种】中文【中图分类】X701好氧颗粒污泥[1-3]（AGS）是微生物细胞在特殊的流体环境下自凝聚形成的颗粒状聚集物，其沉降速度远大于普通的活性污泥，并凭借丰富的生物种群具有耐高有机负荷、高耐毒性、单级同步脱氮除磷等优点已成为高效废水生物处理的热点研究方向[4,5].现阶段，AGS已在实验室内取得大量研究成果，并已有中试及实际工程报道[6-8].但AGS技术仍存在颗粒化机理不明、稳定性维持困难等相关问题[9].其中长期运行条件下AGS稳定性变差、容易出现失稳，甚至解体现象是限制AGS 工程化应用遇到的最大瓶颈[10].因此，如何实现AGS系统的高效稳定运行是该领域研究的重点之一.pH是活性污泥法正常运行的重要调控因子[11]，由于pH直接影响污泥中的微生物的种类与繁殖代谢，进而对污染物的去除能力与污泥的沉降性能有很大影响[12].大量研究表明活性污泥法对有机物去除的最适pH值为 6.5～8.5[13-15].同样，研究表明 pH值对AGS中微生物生长亦有重要影响，且AGS中不同种类的微生物最适生长的pH值也不尽相同.pH值在AGS形成过程中可对微生物种群进行生物选择，偏酸性环境（pH＜7）有利于丝状菌生长[16]，形成的AGS结构松散、稳定性差且容易膨胀，但颗粒成型周期短；中性和碱性环境（pH≥7）下形成的AGS结构密实、稳定性好，并有利于硝化细菌生长[17]，但颗粒成型时间长[18].偏酸与偏碱环境下AGS均具有良好的污染物降解能力.有研究得出pH值为6～9环境下，AGS对COD的去除率没有显著性差异[19].造纸废水[20]、制革废水[21]与矿山废水[22,23]等工业废水经常呈现强酸、强碱特性，生物法处理这些废水前一般需要进行预处理，即对废水进行酸碱中和，但存在控制复杂、运行成本高等问题，且活性污泥对酸碱废水的耐受能力差.所以研究不同pH条件下AGS的稳定性及对酸碱废水的有效处理具有重要实际性意义.基于以上事实，大量AGS的研究均将pH值控制在6～9范围内，但为使氨氮的去除效果达到较优，更多控制在中性偏碱性范围内，这一状况无疑会限制AGS的应用范围.除此之外，AGS对不同的酸碱性废水中的污染物去除效果及其稳定性维持研究报道很少.因此，为考察AGS对酸碱环境变化的敏感程度及其耐受力，研究不同pH值（3～5及10～12）下AGS的理化特性及对污染物去除效果变化，为AGS工业化应用提供技术支持.1 材料与方法1.1 反应装置反应在6个500 mL量筒（内径5 cm、有效高度26 cm、高径比为5.2）中分批进行.反应时间为2 h，期间采用电磁式空气泵供氧，曝气流量控制在84.8 L/h，即表面上升流速为1.2 cm/s.反应前加入成熟AGS及模拟污水至500 mL、利用碳酸氢钠和盐酸调控pH值.6 个量筒的 pH 值分别为 3、4、5、10、11、12.反应温度为室温，平均约为21℃.反应结束后取泥样测定胞外聚合物（EPS）及比耗氧速率（SOUR）、取上清液测定水质指标.1.2 接种污泥及模拟污水取实验室正常运行的反应柱中500 mL AGS泥水混合物，静置3～5 min，去除上清液，加入清水重复上述步骤2～3次后用于本实验.以乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾等配置模拟污水，其对应的COD、氨氮、总磷（TP）浓度分别为600 mg/L、30 mg/L及6 mg/L.1.3 分析项目及测试方法COD、氨氮、亚硝态氮、TP、pH等均采用国家标准分析方法测定[24]，硝态氮采用麝香草酚分光光度法，总无机氮（TIN）为氨氮、硝态氮及亚硝态氮三者之和；污泥沉降比（SV）、污泥容积指数（SVI）、混合液悬浮固体浓度（MLSS）、混合液挥发性悬浮液固体浓度（MLVSS）采用标准方法；利用数码相机记录污泥形态变化.污泥的EPS采用热提取法，具体操作可见课题组已发表成果[25].提取的EPS中的蛋白质（PN）测定采用考马斯亮蓝试剂法，多糖（PS）测定采用硫酸-苯酚法.SOUR的测定采用OCHOA等[26]推荐的方法，其中，SOURH表示异养菌的代谢活性，SOURNH4表示亚硝酸细菌的代谢活性，而SOURNO2则表示硝酸细菌的代谢活性，SOURNH4及SOURNO2之和为硝化细菌的代谢活性（SOURN）.2 结果与讨论2.1 酸碱环境中AGS的理化特性2.1.1 AGS形态变化不同的酸碱环境下污泥形态变化如图1所示.观察发现，反应结束后除了pH值为5的污泥变化不明显，在pH值为3、4、10、11、12的反应器均出现污泥上浮现象，且上清液变浑浊，污泥的沉降性能下降，其中pH值为12的反应器污泥上浮十分明显，且在反应器出口产生大量生物泡沫.说明强酸碱环境下大部分微生物不适生存，且微生物死亡后失去自凝聚能力，导致污泥结构、形态遭到一定破坏，从而影响污泥的沉降性能，使污泥上浮；另外可能是由于浮游细菌和丝状菌的过度增长导致污泥膨胀上浮.在pH值为3、11和12时发现部分颗粒已经解体，证明在这3种pH环境对微生物有较大影响，微生物无法正常生长.图1 AGS处理不同pH废水（每组试验从左至右：0 min-60 min-120 min-125 min）Fig.1 AGS treatment of different pH wastewater（from left to right in each group:0 min-60 min-120 min-125 min）2.1.2 胞外聚合物（EPS）EPS是在特殊环境下微生物分泌的复杂高分子不溶性有机物，主要由多糖、蛋白质等组成，在AGS形成与维持结构稳定过程中具有关键作用[27].酸碱环境中 AGS 的 EPS变化如图 2（a）所示.从图 2（a）中可知，随着pH的升高，EPS整体呈上升趋势（76.43～178.45 mg/g MLSS）.酸性环境（pH≤5）下，EPS 的上升随pH递增而先急后缓（76.43～102.50 mg/g MLSS），低pH （pH值为3）环境使大量蛋白质失活从而导致EPS的含量减少，当pH值由3升到5时，EPS含量增加，并观察到颗粒污泥越来越稳定，这与大量研究得出的EPS有利于细胞之间的自凝聚及AGS的稳定性维持[28-30]是一致的；在碱性环境（pH≥10）下EPS 递增速率（93.72～178.45 mg/g MLSS）明显大于酸性环境，AGS为了抵御外界环境pH逐渐升高的变化，颗粒分泌更多的EPS覆盖于细胞表面，减缓碱性环境对AGS内部细胞的抑制作用，但由于碱度增加影响了微生物的代谢作用，所以在碱性环境中EPS增加的主要原因是生物细胞容易遭到破坏，细胞内含物的流出增加了EPS中蛋白质的含量[31]，在pH≥10时，PN/PS呈现显著上升趋势（0.17～0.24）也验证了这一结论.PN/PS在pH≤5时，呈现先下降（0.06～0.04 mg/g）后上升趋势，表明EPS的少量增加主要是多糖含量增加导致，这主要是在较低的pH环境下，大量游离的H+使蛋白质变性失活，从而使检测到的蛋白质含量较少.PS及PN在EPS中的贡献及其对AGS稳定性的作用十分复杂且尚无统一论断.SEVIOUR等[32]发现，细胞EPS及其多糖取决于环境中pH变化引起的溶胶—凝胶程度，而EPS凝胶强度与PN无直接关系.这一论断与实验结果一致，pH 变化引起EPS急剧升高但PN/PS变化微弱（0.06～0.24），说明PS含量的增加对EPS升高有重要贡献.图2 AGS处理不同pH废水的EPS&PN/PS、SOUR&SOURH/SOURN变化Fig.2 Changes of EPS&PN/PS,SOUR&SOURH/SOURNin different pHwastewater treated by AGS2.1.3 比好氧速率（SOUR）酸碱废水对SOUR的影响变化如图2（b）所示.在酸性环境（pH≤5）中，随着pH值接近7，SOUR保持增大趋势（16.19～17.94 mg O2/(g MLSS·h）），细胞的活性逐渐增强；碱性环境（pH≥10）中，随pH递增，SOUR呈现明显减小趋势（6.81～4.30 mg O2/(g MLSS·h）），表明大部分微生物已经失活，这也印证了EPS的增加是碱度造成细胞结构破坏所致.同样由SOUR的数据可知AGS对酸性环境具有更高的耐冲击负荷能力，这与EPS及PN/PS的变化趋势一致.SOURH/SOURN在酸性环境或在碱性环境中的波动都较大，说明异养菌和自养菌对pH变化都很敏感.在pH＜4和pH＞11时，自养菌同样迅速失去活性，这表明pH值为4和11时几乎已是自养菌的耐受力极限.2.2 酸碱环境中AGS处理污染物出水水质变化2.2.1 TIN去除效果pH对生物脱氮有重要影响，AGS对不同pH废水的TIN去除效果如图3（a）所示，在酸性环境（pH≤5）下，出水氨氮、TIN呈小幅下降趋势（27.40～23.40 mg/L、27.61～23.56 mg/L），亚硝态氮、硝态氮维持稳定（0.06～0.01 mg/L、0.15～0.14 mg/L）；在碱性环境（pH≥10）下，出水氨氮、TIN进一步降低（23.16～21.32 mg/L、23.35～22.20 mg/L），亚硝态氮几乎全程无波动（0.04～0.74 mg/L）、硝态氮也稳定维持在0.14 mg/L左右.出水亚硝态氮和硝态氮在不同的酸碱环境下变化平缓，且没能实现积累，表明硝化细菌受到了严重的抑制，几乎没有发生硝化反应；氨氮与TIN保持了较好地同步变化趋势、且氨氮是出水TIN的主要贡献者，这表明同化作用是TIN去除的主要方式.而碱性环境下氨氮和TIN的去除率均优于酸性环境，是由于强碱性环境中高曝气条件下起到的吹脱作用.2.2.2 TP去除效果TP去除效果如图3（b）所示.在酸性环境（pH≤5）下，随着pH的升高出水TP浓度呈下降趋势（1.0～0mg/L），在pH较低的条件下TP去除率仍能保持80%以上，说明酸性环境对AGS除磷能力影响较小；在碱性环境（pH≥10）下，出水TP 浓度（3.16～4.75 mg/L）明显高于酸性组，TP的去除率也呈直线下降，由pH=10时的47%下降到pH=12时的20.8%，说明生物除磷受碱性环境的影响更大.虽然有研究表明在一定范围内较高的pH有利于聚磷菌的好氧吸磷与厌氧释磷[12]，但在碱度过高的环境下，聚磷菌已经失去了好氧吸磷的功能[33]，而被去除的少部分磷仅用于微生物的生长代谢.2.2.3 COD去除效果AGS对COD的去除效果如图3（c）所示.酸性环境下（pH值为3～5），出水COD随着pH的增大而下降（500～100 mg/L），尤其在pH 值由3升到4时，COD的去除率大大提高，在pH=5时，去除率达到了84%，说明在酸性条件pH 为4到5时对异养菌的影响不大，而pH为3的环境下对对异养菌有抑制作用；而在碱性（pH在10～12）环境下，出水COD则逐渐增大（400～900 mg/L），AGS 逐渐失去对 COD 的去除作用，且COD浓度在pH达到12时大于其进水浓度，去除率由25.3%下降到零.这表明微生物细胞结构遭到破坏，细胞基质溶出，导致反应器内的COD不降反升，且大量异养微生物失活导致其失去COD的降解能力.图3 AGS处理不同pH废水TIN、TP、COD出水浓度及去除率Fig.3 The effluent TIN,TP,COD concentration and removal rate under different pH wastewater treated by AGS3 结论1）在酸性条件下，AGS的 EPS含量（76.43～102.50 mg/g MLSS）与 SOUR（16.19～17.94 mg O2/（gMLSS·h））均随 pH 升高而增大；出水 TP（1.0～0 mg/L）、COD（500～100 mg/L）的浓度均随 pH 升高而降低，其中TP去除率保持在80%以上.然而，由于pH对硝化细菌的影响较大，所以反应对氨氮的去除效果并不佳，且亚硝态氮和硝态氮没有出现大量积累，表明同化作用是TIN去除的主要方式.2）在碱性环境中，pH值为11和12时，AGS结构形态破化严重，并发现部分污泥解体、微生物失活，导致细胞基质溶出使得COD不降反升，AGS几乎失去了去除污染物的能力，而氨氮的少量去除是由于吹脱作用和部分同化作用.与强酸性环境相比，AGS对碱性环境的耐受力更差.参考文献:【相关文献】[1]CAMPOS J L,FIGUEROA M,MOSQUERA-CORRAL A,et al.Aerobic sludge granulation：state-of-the-art[J].Water Science and Technology,2009,1(2)：136-151.[2]LIU Y，TAY J H.State of the art of biogranulation technology for wastewatertreatment[J].Biotechnology Advance,2004,22(7)：533-563.[3]K HAN M Z，MONDAL P K， SABIR S．Aerobic granulation for wastewater bioremediation：a review [J].Canadian Journal of ChemicalEngineering,2013,91(6)：1045-1058．[4]NANCHARAIAH Y V,SARVAJITH M,LENS P.Selenite reduction and ammoniacal nitrogen removal in an aerobic granular sludge sequencing batch reactor[J].WaterResearch,2018,131：131-141.[5]宣鑫鹏,赵珏,刘祖文,等.好氧颗粒污泥处理垃圾渗滤液研究进展[J].江西理工大学学报,2017,33(5)：63-69.[6]NI B J,XIE W M,LIU S G,et al.Granulation of activated sludge in a pilot-scale sequencing batch reactor for the treatment of low-strength municipal wastewater[J].Water Research,2009,43(3)：751-761.[7]LONG B,YANG C Z,PU W H,et al.Rapid cultivation of aerobic granular sludge in a pilotscale sequencing batch reactor[J].Boresource Technology,2014,166(8)：57-63.[8]PRONK M,DE K M K,DE B B,et al.Full scale performance of the aerobic granular sludge process for sewage treatment[J].Water Research,2015,84：207-217.[9]彭永臻,吴蕾,马勇,等.好氧颗粒污泥的形成机制、特性及应用研究进展[J].环境科学,2010,31(2)：273-281.[10]LEE D J，CHEN Y Y，SHOW K Y,et al．Advances in aerobic granule formation and granule stability in the course of storage and reactor operation[J].BiotechnolAdv,2010,28(6)：919-934.[11]STORM P F,JENKINS D．Identification and significance of filamentous microorganisms in activated sludge[J].Journal of the Water Pollution Control Federation,1984,56：449-459．[12]王伸,邓良伟,徐则,等.pH值对好氧处理及污泥性能的影响[J].中国沼气,2016,34(5)：22-26.[13]ZHOU Y,XIA S,NGUYEN B T,et al.Interactions between metal ions and the biopolymerin activated sludge：quantification and effects ofsystem pH value[J].Frontiers of Environmental Science&Engineering,2017,11(1)：1-9.[14]YAN L,LIU Y,REN Y,et al．The effect of pH on the eficiency of an SBR processing piggery wastewater[J].Biotechnology and bioprocess engineering,2013,18(6)：1230-1237.[15]欧阳云.降低活性污泥膨胀的污水处理工艺[J].化工设计通讯,2016,42(8)：101-102.[16]张崇淼,牛全睿,徐丽梅,等.膨胀污泥中丝状菌的分离鉴定与特性分析[J].环境科学,2017,38(6)：2477-2485.[17]王新为,孔庆鑫,金敏,等.pH值与曝气对硝化细菌硝化作用的影响[J].解放军预防医学杂志,2003,21(5)：319-322.[18]傅金祥,唐玉兰,王海彪,等.不同pH值下好氧颗粒污泥形成过程与特性[J].沈阳建筑大学学报(自然科学版),2010,26(4)：734-738.[19]黄国玲,解庆林,艾石基,等.pH和DO对好氧颗粒污泥去除高氨氮废水的影响研究[J].环境科学与管理,2012,37(4)：27-29.[20]张晓龙.废纸造纸废水处理技术分析[J].环境与发展,2017,29(3)：171-172.[21]吴娜娜,郑璐,李亚峰,等.皮革废水处理技术研究进展[J].水处理技术,2017(1)：1-5.[22]郭旭颖,董艳荣,里莹,等.自燃煤矸石吸附煤矿酸性废水矿物学特性研究[J].非金属矿,2017,40(3)：97-100.[23]郑先坤,冯秀娟,王佳琪,等.酸性矿山废水的成因及源头控制技术[J].有色金属科学与工程,2017,8(4)：105-110.[24]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京：中国环境科学出版社,2006.[25]龙焙,程媛媛,赵珏,等.好氧颗粒污泥处理化工废水的应用研究[J].中国给水排水,2017,33(5)：26-32.[26]OCHOA J C，COLPRIM J，PALACIOS B,et al.Active heterotrophic and autotrophic biomass distribution between fixed and suspended systems in a hybrid biologicalreactor[J].Water Science and Technology,2002,46(1/2)：397-404.[27]付尧,暴瑞玲,顾文卓,等.低水力负荷下好氧颗粒污泥的特性及胞外聚合物关键组分对该污泥稳定性的影响[J].净水技术,2017(2)：11-18.[28]闫立龙,刘玉,任源.胞外聚合物对好氧颗粒污泥影响的研究进展[J].化工进展,2013,32(11)：2744-2748.[29]KINYUA M N,ELLIOTT M,WETT B,et al.The Role of Extracellular Polymeric Substances on Carbon Capture in a High Rate Activated Sludge A-Stage System[J].The Chemical Engineering Journal,2017,322：428-434.[30]李定昌,王琦,高景峰,等.不同粒径成熟好氧颗粒污泥EPS的三维荧光光谱特性[J].中国给水排水,2018,34(7)：26-31.[31]高永青,彭永臻,王建龙,等.剩余污泥水解酸化过程中胞外聚合物的影响因素研究[J].中国环境科学,2010,30(1)：58-63.[32]SEVIOUR T W,LAMBERT L K,PIJUAN M,et al.Selectively inducing the synthesis of a key structural exopolysaccharide in aerobic granules by enriching forCandidatus,“Competibacter phosphatis”[J].AppliedMicrobiology&Biotechnology,2011,92(6)：1297-1305.[33]OEHMEN A,VIVES M T,LU H,et al.The effect of pH on the competition between polyphosphate--accumulating organisms and glycogen--accumulatingorganisms[J].Water Research,2005,39(15)：3727-3737.。
异养微生物与自养微生物群落的协同作用研究
异养微生物与自养微生物群落的协同作用研究微生物是最古老、最基础的生物体。
它们广泛存在于地球上，是我们生态系统中的重要组成部分。
微生物包括浮游生物、细菌、真菌、原生动物等多种类型，其中有些是自养微生物，有些则是异养微生物。
它们之间存在一种协同作用，对生态系统的稳定性和功能起着至关重要的作用。
自养微生物是指靠自身的光合作用或化学合成，从简单的无机化合物中直接获取生命所需营养的微生物。
它们属于优势菌群，能够占据生态系统中的主导地位。
比如海洋中的浮游植物、浮游硅藻、一些草原细菌群落等都是自养微生物。
与之相对，异养微生物则是指不能通过自身的光合作用或化学合成来获取营养的微生物。
它们必须从外部获得有机物质作为能量和碳源。
它们几乎出现在各种微生物群落中，并扮演着重要的角色，保持微生物群落的平衡和稳定。
近年来，越来越多的研究表明，自养微生物和异养微生物之间的协同作用对于生态系统的稳定性和功能起到关键性的作用。
一些微生物群落，如大肠杆菌、嗜热菌等，是实验室中广泛应用的模型系统，它们对异养微生物的共生和代谢贡献有很高的科学研究价值。
异养微生物群落能够转化和利用自养微生物群落所产生的营养物质。
例如，水体中鱼类和浮游动物群落中的自养微生物，通过光合作用产生有机物，而异养微生物则将这些有机物转化为更基本的营养物质，以支持它们的生命活动。
相反的，自养微生物也可以为异养微生物提供必要的无机元素和营养物质。
例如，土壤中的自养微生物通常从大气中获取氮和氧，而这些氮和氧对于异养微生物的生长和代谢至关重要。
因此，自养微生物和异养微生物之间的协同作用是微生物群落维持生态系统稳定性和功能的关键。
微生物群落是地球系统中最复杂的生命群体之一，它们的组成和运作受到各种环境因素的影响。
因此，对微生物群落的研究代表了一种新的生物多样性研究方法，可以更好地了解微生物群落结构、功能和生态学角色。
总的来说，微生物群落研究的重要性越来越得到重视，研究人员需要进一步理解微生物间协同作用对生态系统的影响。
好氧颗粒污泥快速培养及其稳定性研究
好氧颗粒污泥快速培养及其稳定性研究黄思琦;邓风;佘谱颖;艾乐仙【摘要】以厌氧颗粒污泥为种泥,在SBR中培养出了好氧颗粒污泥,并研究有机负荷、含盐量对其稳定性的影响.结果表明:好氧颗粒污泥培养时间仅30 d,颗粒粒径约2 mm.有机负荷在1.8～4.0 kgCOD/(m3·d)范围内稳定性较好,COD、TN的去除效果随有机负荷增加而略有提高.含盐质量分数为1％时,颗粒污泥仍保持一定的稳定性,增加到2.5％开始出现颗粒解体,COD、氨氮去除效果大幅降低;含盐质量分数增加到5％时,颗粒污泥解体现象、上浮现象有所缓解,COD、氨氮去除效果有所回升,分别稳定在70％、62％.【期刊名称】《工业水处理》【年(卷),期】2018(038)007【总页数】5页(P66-69,73)【关键词】好氧颗粒污泥;有机负荷;含盐量;上流式厌氧污泥床【作者】黄思琦;邓风;佘谱颖;艾乐仙【作者单位】南京工业大学城市建设学院,江苏南京210000;南京工业大学环境学院,江苏南京210000;南京工业大学环境学院,江苏南京210000;南京工业大学环境学院,江苏南京210000【正文语种】中文【中图分类】X703.1好氧颗粒污泥是在好氧条件下自发形成的一种微生物自凝过程，是一种特殊的生物膜〔1〕。
好氧颗粒污泥沉降性能良好，生物相较为丰富，可承受较高的有机负荷，耐毒能力、抗冲击能力较强，相比之下普通絮状污泥丝状菌易膨胀、结构松散不易沉降、占地面积大等问题较为突出〔2-3〕。
因此，研究人员将好氧颗粒污泥应用在不同的废水处理中以期获得良好的治理效果〔4-7〕。
然而好氧颗粒污泥的应用仍处于试验阶段〔8〕，培养时间较长、运行稳定性不高、颗粒容易失稳解体仍是制约着好氧颗粒污泥大规模应用的瓶颈。
因此，笔者通过接种厌氧颗粒污泥来快速培养好氧颗粒污泥，并以颗粒污泥运行中的形态、除污性能考察其在不同有机负荷、含盐量下的稳定性。
当颗粒出现解体现象或是某项指标除污性能变差，即说明系统中的微生物不能适应该运行条件，稳定性受到影响。
不同碳源种类对好氧颗粒污泥合成PHA的影响
不同碳源种类对好氧颗粒污泥合成PHA的影响王杰;彭永臻;杨雄;王淑莹【摘要】影响好氧颗粒污泥稳定性的因素众多,其中碳源种类的不同会造成好氧颗粒污泥合成聚羟基烷酸酯(PHA)的不同,进而影响其稳定性能.采用混合碳源驯化培养的好氧颗粒污泥进行试验.考察了厌氧条件下,乙酸钠等八种碳源对好氧颗粒污泥合成PHA的影响.结果表明,颗粒污泥对乙酸钠和蔗糖具有较好的转化能力,合成PHA的量分别为102.19mgCOD/g·VSS和70.58mgCOD/g·VSS,显著高于其他碳源的PHA合成量(5～26mg/g·VSS).故以蔗糖和乙酸钠作碳源均有利于颗粒污泥稳定性能的维持,而当以甲醇作碳源时好氧颗粒污泥的贮存能力最差.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2015(035)008【总页数】7页(P2360-2366)【关键词】好氧颗粒污泥;碳源贮存;聚羟基烷酸酯(PHA);菌胶团;稳定性【作者】王杰;彭永臻;杨雄;王淑莹【作者单位】北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124;北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124;北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124;北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124【正文语种】中文【中图分类】X703.1与传统的活性污泥相比,好氧颗粒污泥具有沉降速度快,污泥浓度高,生物活性强以及微生物种类多等优势,具有较大的发展潜力,近年来也受到越来越多的关注［1］.但反应条件对颗粒污泥影响很大,若不能合理地控制,好氧颗粒污泥经常会发生失稳现象,这也极大限制了其在实际污水处理工程中的大规模应用［2］.近年来国内外研究者对影响好氧颗粒污泥稳定运行的因素做了大量深入的研究［3］,为好氧颗粒污泥的应用提供了一定的理论支撑.但这些研究主要集中在温度［4-6］,pH值［7-9］,污泥泥龄［10-11］,有毒有害物质［12-13］等方面,且在探究过程中大多是从这些因素对颗粒污泥的胞外聚合物（EPS）的影响展开,未曾涉及颗粒污泥胞内的贮存特性.同时已有研究表明,在普通的絮体污泥系统中,菌胶团在外碳源充足的情况下会将多余的碳源以聚羟基烷酸酯（PHA）的形式贮存于体内,以备其在底物缺乏的条件下使用.由于大部分的丝状菌都不具备底物贮存能力,菌胶团这种贮存底物的能力使得其在与丝状菌的种群竞争中占优势,抑制丝状菌的过量生长,防止污泥膨胀的发生［14］.好氧颗粒污泥同样也是菌胶团和丝状菌的集合体,丝状菌的过量增殖必然会导致颗粒污泥结构的松散甚至解体,不利于颗粒污泥系统的长期稳定运行［15］；此外,不同的碳源条件下,微生物合成PHA的种类和数量也会发生改变［16］,菌胶团对不同碳源的贮存利用特性不同,会影响到污水处理系统中微生物的种群结构,从而会导致颗粒污泥处理系统的稳定性差异［2,17］.因此,研究好氧颗粒污泥对不同碳源的贮存和利用特性显得尤为重要. Wen等［14］考察了膨胀污泥与沉降性能良好的活性污泥贮存PHA性能的差异； Fang等［18］探究了不同底物和氨氮浓度对好氧颗粒污泥合成聚-β-羟基丁酸（PHB）的影响；黄惠珺等［19］研究了不同碳源类型对活性污泥贮存性能的影响.而实际生活污水中的有机碳源主要包括有机酸类,糖类,蛋白质,纤维素等,这些碳源的种类和数量常常随着人们的生活习惯发生季节性的变化.目前好氧颗粒污泥对单一碳源的贮存情况尚未得到详细研究,可供参阅的文献非常有限.基于以上原因,本文以具备良好脱氮除磷能力的好氧颗粒污泥为研究对象,在厌氧条件下考察了其对乙酸钠等八种单一碳源的贮存特性.1.1 试验及试验装置采用有效容积为 10L的序批式活性污泥反应器（SBR）培养好氧颗粒污泥.该反应器每周期进水7L,排水比为70%,污泥泥龄（SRT）为10～12d.采用先缺氧后好氧的模式运行,每周期共持续6h,包含5min缺氧进水,115min缺氧搅拌,180min好氧曝气,30～1min沉淀（沉淀时间随着颗粒污泥的逐渐形成由30min逐渐缩短至1min,改变沉淀时间的同时相应的调整闲置时间,保证每个反应周期为6h）,10min 排水,以及20～49min闲置.缺氧阶段采用机械搅拌器使系统混合均匀,好氧阶段采用鼓风曝气,曝气量恒定在 0.5m3/h.反应在室温下进行,试验期间未控制pH值.母反应器接种污泥来自北京高碑店污水处理厂A2O系统的二沉池剩余污泥.本碳源贮存试验采用小试的方式,在 2L的SBR中进行,每种碳源同时做3组平行试验,试验结果取平均值.试验装置如图1所示.试验所用污泥为母反应器好氧末所取的颗粒污泥,为了控制严格的厌氧条件,试验开始前先用蒸馏水清洗污泥三遍,去除混合液中的 NO3--N,并最终稀释至1.5L体积,分装在3个小试装置内,每个反应器中加入 0.5L的进水.污泥浓度控制在 4500～5000mg/L,开始反应计时并取样.试验共进行3个小时.试验过程中,分别在0, 15, 30, 60, 90, 120, 150, 180min取50mL泥水混合样,静置后的上清液过滤后用来测定化学需氧量（COD）,下层污泥用于提取和测定PHA和糖原.1.2 进水水质母反应器采用混合碳源作进水碳源驯化培养好氧颗粒污泥.配水水质如表1所示,其COD：N：P=400：40：8.碳源贮存小试用水除了采用单一碳源提供400mg/L的COD以外,其他配水组分与母反应器保持一致.配水中微量元素液按 1mL/L加入,母反应器的进水碳源包括乙酸钠,葡萄糖,甲醇,淀粉,谷氨酸钠五种,代表了生活污水中的有机酸,糖类,醇类,高分子有机物.配水的主要成分及含量如表1所示.1.3 测定方法贮存的底物主要测定PHA,PHA由PHB,聚-β-羟基戊酸（PHV）和聚-β-羟基-2-甲基戊酸（PH2MV）组成,由于在本试验污泥样本中没有检测到PH2MV 的存在,故PHA 为PHB 和PHV二者之和.污泥中的PHA测定前先采用氯仿和酸化甲醇做有机溶剂［20］在100 ℃的条件下消解20h,使微生物体内的 PHA组分溶出,然后利用Agilent6890N 型气相色谱以及Agilent DB-1 型气相色谱柱对有机相（氯仿）中的PHB和PHV成分进行检测,依据Oehmen［21］所述的改良方法进行操作.糖原采用蒽酮法［22］进行测定.污泥体积指数（SVI）采用30min污泥沉降法测定,混合液悬浮固体浓度（MLSS）,混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）采用滤纸重量法测定,CODcr采用重铬酸钾法测定［23］.试验过程中好氧颗粒污泥的粒径分布采用Laguna等［24］所述的湿筛分方法进行测定.用五个不锈钢制成的筛子（孔径分别为0.5mm, 1.0mm, 1.5mm, 2.0mm和2.5mm）来确定污泥粒径分布,筛分的粒径分为＜0.5mm,0.5～1.0mm, 1.0～1.5mm, 1.5～2.0mm, 2.0～2.5mm, ＞2.5mm共6个等级.2.1 母反应器的运行状态种泥为典型的絮状污泥［图2（a）］.由图2可以看出,污泥絮体粒径较大,结构稳定,呈现浅黄色.经过60d的培养及缩短沉淀时间筛选后,碎小的絮体被淘洗出系统,大而密实的污泥得到保留,最终形成了如图 2（d）所示的稳定的颗粒污泥结构.该好氧颗粒污泥系统VSS/SS比值为 0.79,SVI5为 14mL/g,污泥具有较好的脱氮除磷能力,氨氮和无机磷的去除率分别达到了95%和88%.由图 3可知,90%的好氧颗粒污泥粒径在0.5～1.5mm 之间.王迪［25］分别采用蔗糖和乙酸钠作为培养好氧颗粒污泥的进水碳源,当以蔗糖为进水碳源时,好氧颗粒污泥粒径主要在 1.0～1.5mm,当以乙酸钠为进水碳源时,好氧颗粒污泥粒径主要在0.5～1.0mm.研究发现,颗粒污泥并非粒径越大越好［1］,粒径过大,污泥内部传质越差,粒径过小则不利于其在反应器内稳定停留.本试验中大部分颗粒污泥粒径在0.5～1.5mm之间,粒径适中.同时随着粒径范围的逐渐变大,粒径范围内的VSS/SS 比值也逐渐变大,粒径在0.5～1.5mm范围内比值趋于稳定,约为0.79.2.2 不同碳源条件下好氧颗粒污泥对 PHA的合成情况PHA合成的理论模型［26］认为：当外界有机底物供给充足时,微生物将吸收的有机底物选择性地供给生长和合成储存性物质,只有在微生物生长受限的情况下细胞才开始大量合成PHA.本试验考察经混合碳源驯化培养的好氧颗粒污泥在厌氧环境下对不同碳源的贮存情况,由于菌胶团的碳源贮存能力明显优于丝状菌,内碳源的贮存能力能够增加菌胶团的种群竞争优势,抑制丝状菌的过量增殖,从而维持稳定的颗粒污泥结构.因此可以根据颗粒污泥利用不同碳源合成PHA的能力差异,来判断不同碳源下颗粒污泥的稳定性.由表2可见,当以乙酸钠作碳源时,合成PHA的量最大,为102.19mgCOD/（g·VSS）,其次是蔗糖,合成量为70.58mgCOD/（g·VSS）,当以甲醇作碳源时合成PHA的量最少,仅为5.54mgCOD/（g·VSS）,这与微生物对甲醇较差的吸收能力关系密切.好氧颗粒污泥对另外几种碳源都有一定的贮存转化能力,但合成 PHA 的量相对较低.这可能是因为乙酸钠属于挥发性脂肪酸（VFA）物质,含有CO基团,在底物贮存过程中可直接与乙酰辅酶A（CH3COCOA）结合参与三羧酸循环（TCA）,耗能少,贮存量多；而其他几种碳源都需要先转化为VFA物质才能被微生物贮存,耗能多,贮存量少［26］.黄惠珺等［19］考察了不同碳源类型对活性污泥PHA贮存及转化的影响,结果表明当以乙酸及丙酸为碳源时,PHA贮存量最大,其它碳源条件下,底物贮存量相对较低.Pijuan等［27］在强化生物除磷（EBRP）工艺中也选择乙酸和丙酸作碳源驯化培养活性污泥,再以乙酸、丙酸、丁酸和葡萄糖作碳源进行试验,同样发现当以乙酸作碳源时PHA合成量最大.本文采用好氧颗粒污泥为研究对象,得到的结论与之相符.由此可见,以乙酸或乙酸盐作碳源,不论是活性污泥还是颗粒污泥,都有较高的 PHA合成能力.事实上,颗粒污泥同活性污泥一样,也是菌胶团和丝状菌的结合体,二者对含有CO基团有着类似的代谢途径.值得注意的是蔗糖属于非 VFA物质,但颗粒污泥利用蔗糖合成 PHA的量却仅次于乙酸钠,同时其他糖类如葡萄糖、麦芽糖和淀粉作碳源时颗粒污泥的 PHA合成量却很低.这可能是由颗粒污泥微生物对不同糖类的贮存利用途径不同造成的.蔗糖和麦芽糖同属于二糖,但蔗糖水解产物为一分子果糖和一分子葡萄糖,而麦芽糖水解产物为两分子葡萄糖,Majone等［28］指出在缺氧条件下,菌胶团微生物降解利用葡萄糖时主要合成体内的糖原物质,基本没有 PHA的合成.因此,以葡萄糖和麦芽糖为碳源时菌胶团微生物合成 PHA的量非常低.而通过本研究可以看出,蔗糖水解产生的果糖应该更容易转化为 VFA物质并被微生物快速贮存为体内的PHA.淀粉作为大分子聚合物,其被微生物降解利用的限制步骤在于其较低的水解速率,由于其水解速率跟不上微生物对其水解产物的利用速率,因此以淀粉作碳源菌胶团微生物合成的PHA量很低.由此可见,由于菌胶团对甲醇,葡萄糖,麦芽糖和淀粉的贮存能力低,当进水碳源以这些种类为主时,颗粒污泥遭遇丝状菌过量生长的风险更大,颗粒污泥的稳定性越低.因此,有机酸和蔗糖比甲醇,葡萄糖,麦芽糖和淀粉更适合作为培养颗粒污泥的碳源.由表 2还可看出,颗粒污泥对不同碳源的PHA平均合成速率和PHA最大合成速率有明显差异.其中蔗糖的PHA平均合成速率和PHA最大合成速率最大,分别为3.51mgCOD/（gVSS·h）和785.83mgCOD/（gVSS·h）,乙酸钠的PHA平均合成速率和 PHA最大合成速率分别为1.48mgCOD/（gVSS·h）和321.56mgCOD/（gVSS·h）.颗粒污泥对乙酸钠的合成量要高于蔗糖,但蔗糖的PHA平均合成速率和PHA最大合成速率都远远高于乙酸钠.这是因为微生物贮存底物的同时也在利用贮存物,微生物利用以乙酸钠合成的贮存物的速率要高于利用以蔗糖合成的贮存物的速率,所以以蔗糖作碳源更有利于颗粒污泥快速合成PHA,从而更有利于颗粒污泥在与丝状菌的竞争中占优势.谷氨酸钠作为谷氨酸的强碱盐,其合成PHA的量为26.83mgCOD/（gVSS·h）,仅次于乙酸钠和蔗糖,其 PHA平均合成速率为1.57mgCOD/（gVSS·h）,与乙酸钠相当,其 PHA最大合成速率为462.54mgCOD/（gVSS·h）,仅次于蔗糖.这说明以谷氨酸钠为代表的氨基酸类物质能够作为培养好氧颗粒污泥的碳源.同时蛋白胨作碳源,其 PHA合成量与谷氨酸钠相当,但其合成速率较低,并不适合作为好氧颗粒污泥长期稳定运行的碳源.表中所示最大合成速率出现的时间大都在0～5min,这与反应开始存在较高的底物浓度梯度密切相关.反应初期,菌胶团能够迅速利用高底物浓度梯度进行新陈代谢同时将大量的底物以PHA的形式贮存起来.2.3 颗粒污泥对碳源的利用情况基于Majone［28］所述的COD质量守恒原理,COD有以下几种消耗途径：（1）NO3--N的反硝化即污泥的呼吸作用：（2）合成胞内有机物如PHA及糖原：（3）用于合成新细胞：（4）某些未知途径.该平衡可用以下公式表示：其中： -ΔS为COD的消耗量；-ΔOX为代表微生物进行生命活动所需能量的氧化量即反硝化消耗量；ΔXSTP为微生物的贮存量（PHA或者糖原）；ΔXGRO为代表微生物的生长量；为微生物摄取的NH4+-N的量.本试验在厌氧条件下进行,进水不含NO3--N,因此不存在反硝化途径,在COD衡算过程中不予考虑该途径.经测定,颗粒污泥胞内贮存物PHA和糖原都有一定程度积累,且不同的底物有不同的积累量及积累速率,同时细胞在厌氧条件下会合成新细胞,这也需要 COD等能源物质.由此得出不同碳源条件下 COD的变化情况（表3）以及微生物对碳源的利用情况分析（图4）.当以甲醇作碳源时,COD的降解量最低,仅为39.33mg/L，这是因为甲醇有轻微毒性,对微生物体内的酶有抑制作用,难以被微生物吸收利用,故以甲醇作碳源颗粒污泥合成 PHA的量也最低.当以蛋白胨作碳源时,COD 的降解量为94.90mg/L,这些碳源几乎全部用来贮存 PHA［图4（g）］.而蛋白胨属于有机化合物,需要降解成短链VFA等物质才能被微生物吸收利用.由此,若能寻找途径加速蛋白胨的降解率,便能将这些碳源大量的合成PHA,从而能更有效地维持颗粒污泥的稳定性.以谷氨酸钠［图4（f）］和淀粉［图4（h）］作碳源,均有40%以上的碳源用来合成PHA,另有45%以上的碳源用于维持微生物的生命活动,所以以这两种碳源作为合成PHA的物质并不占优势.当以糖类和有机酸类作碳源时,COD的降解量均在320mg/L以上,但COD的利用情况差别较大.由图4（c）和图4（d）可见,颗粒污泥对麦芽糖和葡萄糖的利用情况略有差异,分别有 15.46%和14.70%的碳源用来合成 PHA,有 26.37%和22.56%的碳源用来维持颗粒污泥的生命活动.这可能是因为麦芽糖水解产物为两分子葡萄糖,其需要不断水解为葡萄糖才能被利用,而葡萄糖可直接被颗粒污泥利用,同时好氧颗粒污泥仅能将少量葡萄糖有效合成PHA,所以颗粒污泥利用麦芽糖合成PHA的量低于葡萄糖,而合成PHA消耗掉的碳源比例略高于葡萄糖.以乙酸钠作碳源合成PHA的量最高,但合成PHA消耗掉的碳源量仅占总消耗量的61.51%,用于新陈代谢的量占26.35%.当以蔗糖作碳源时 PHA的合成量虽然低于以乙酸钠作碳源PHA 的合成量,但是当以蔗糖作碳源时,微生物消耗的有机物总量中用于合成PHA的比例占90.89%,远高于乙酸钠系统中的61.51%,也就是说颗粒污泥能将大部分蔗糖用来合成PHA物质,而仅利用7.76%的碳源维持其生命活动.由此进一步说明,以蔗糖作碳源更有利于颗粒污泥合成PHA,而以乙酸钠作碳源能合成大量PHA.3.1 不同碳源条件下,颗粒污泥的 PHA贮存能力为乙酸钠＞蔗糖＞谷氨酸钠＞蛋白胨＞葡萄糖＞淀粉＞麦芽糖＞甲醇.其中乙酸钠合成量最大,为102.19mgCOD/（g·VSS）；其次为蔗糖,合成量为70.58mgCOD/（g·VSS）；甲醇最低 ,仅为5.5mgCOD/（g·VSS）.3.2 厌氧条件下,糖类物质中以蔗糖作碳源, PHA的平均合成速率和最大合成速率均最大.China Environmental Science, 2015,35（8）：2360～2366【相关文献】［1］安鹏,杨凤林,张捍民,等.不同粒径好氧颗粒污泥的性质比较［J］. 给水排水, 2007,S1）：45-49.［2］陈烨,沈耀良,郭海娟.好氧颗粒污泥的稳定性影响因素研究进展［J］. 水处理技术, 2012,（2）：11-15.［3］ Wu L, Peng C, Peng Y, et al. Effect of wastewater COD/N ratio on aerobic nitrifying sludge granulation and microbial population shift ［J］. Journal of Environmental Sciences, 2012,（24）：234-241.［4］ Song Z,Ren N,Zhang K,et al.Influence of temperature on the characteristics of aerobic granulation in sequencing batch airlift reactors ［J］. J. Environmental Sciences, 2009,21（3）：273-278.［5］暴瑞玲,于水利,王玉兰,等.温度对好氧颗粒污泥脱氮性能及颗粒稳定性的影响［J］. 中国环境科学, 2009,29（7）：697-701.［6］ Winkler M K H, Bassin J P, Kleerebezem R, et al. Temperature and salt effects on settling velocity in granular sludge technology ［J］. Water Research, 2012,46（12）：3897-3902.［7］ Li Z, Zhang T, Li N, et al.Granulation of filamentous microorganisms in a sequencing batch reactor with saline wastewater ［J］. J. Environmental Sciences, 2010,22（1）：62-67.［8］傅金祥,唐玉兰,王海彪,等.不同pH值下好氧颗粒污泥形成过程与特性［J］. 沈阳建筑大学学报：自然科学版, 2010,（4）：734-738.［9］纪树兰,李建婷,秦振平,等.丝状膨胀好氧颗粒污泥细菌组成及丝状膨胀的控制［J］. 北京工业大学学报, 2011,（10）：1530-1535.［10］Rossetti S, Tomei M C, Nielsen P H, et al. “Microthrix parvicella”, A filamentous bacterium causing bulking and foaming in activated sludge systems：Areview of current knowledge ［J］. FEMS Microbiology Reviews, 2005,29（1）：49-64.［11］汪善全,孔云华,原媛,等.好氧颗粒污泥中丝状微生物生长研究［J］. 环境科学, 2008,29（3）：696-702.［12］ Wang X H, Gai L H, Sun X F, et al. Effects of long-term addition of Cu（Ⅱ） and Ni （Ⅱ） on the biochemical properties of aerobic granules in sequencing batch reactors ［J］. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,86：1967-1975.［13］ Su C, Zhu L, Zhang C, et al.Microbial community of aerobic granules for ammonium and sulphide removal in a sequencing batch reactor ［J］. Biotechnology Letters, 2012,34（5）：883-889.［14］ Wen Q, Chen Z, Wang C, et al.Bulking sludge for PHA production：Energy saving and comparative storage capacity with well-settled sludge ［J］. J. Environmental Sciences, 2012,24（10）：1001-0742.［15］唐朝春,简美鹏,刘名,等.强化好氧颗粒污泥稳定性的研究进展［J］. 化工进展, 2013,（4）：919-924.［16］王迪,杨凤林,周军,等.碳源对好氧颗粒污泥物理性状及除磷性能的影响［J］. 中国给水排水, 2007,（5）：85-89.［17］王芳,于汉英,张兴文,等.进水碳源对好氧颗粒污泥特性的影响［J］. 环境科学研究, 2005,（2）：84-88.［18］ Fang F, Liu X W, Xu J, et al.Formation of aerobic granules and their PHB production at various substrate and ammonium concentrations ［J］. Bioresource Technology, 2009,（100）：59-63.［19］黄惠珺,王淑莹,王中玮,等.不同碳源类对活性污泥PHA贮存及转化的影响［J］. 化工学报, 2010,（6）：1510-1515.［20］秦清,张艳萍.3种短链脂肪酸对活性污泥储存 PHA的影响［J］. 环境工程学报, 2014,（7）：2859-2864.［21］ Oehmen A, Keller-Lehmann B, Zeng R J, et al.Optimisation of poly-beta-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems ［J］. Journal of Chromatography A, 2005,1070（1/2）：131-136.［22］杨雄,霍明昕,王淑莹,等.碳源类型对污泥沉降性能及丝状菌生长的影响［J］. 化工学报, 2011,（12）：3471-3477.［23］郭建华,王淑莹,彭永臻,等.低溶解氧污泥微膨胀节能方法在A/O中的试验验证［J］. 环境科学, 2008,（12）：3348-3352.［24］ Laguna A, Quattara A, Conzalez R A, et a1.Asimple and low cost technique for determining the granulometry of uplfow anaerobic sludge blanket reactor sludge ［J］. Wart. Sci. Technol., 1998,40（8）：l-8.［25］王迪.不同碳源对好氧颗粒污泥性质影响的研究［D］. 大连：大连理工大学学报, 2006,（6）：033-073.［26］张琦.活性污泥微生物合成PHA的研究［D］. 哈尔滨：哈尔滨工业大学学报, 2011,（6）：628-477.［27］ Pijuan M, Casas C, Antonio Baeza J A.Polyhydroxyalkanoate synthesis using different carbon sources by two enhanced biological phosphorus removal microbial communities ［J］. Process Biochemistry, 2008,44（1）：1359-5113.［28］ Majone M, Beccari M, Dionisi C, et al.Role of storage phenomena on removal of different substrates during predenitrification ［J］. Wat. Sci. Technol., 2001,43（3）：0273-1223.。
微生物对土壤水稳性和抗侵蚀能力的影响
微生物对土壤水稳性和抗侵蚀能力的影响在自然界中，土壤是地球上最重要的生态系统之一，与人类社会的发展和生存息息相关。
土壤不仅承载着植物的生长和发育，还提供着饮食和生物多样性的基础。
然而，土壤水稳性和抗侵蚀能力的问题逐渐引起了人们的关注。
在这方面，微生物在土壤中的作用不可忽视。
本文将探讨微生物对土壤水稳性和抗侵蚀能力的影响。
首先，微生物在土壤中产生的黏土胶体有助于提高土壤的水稳性。
黏土胶体具有较强的持水能力，它们能够聚集在一起形成良好的土壤结构，提高土壤的团聚性和抗侵蚀性。
微生物在其代谢过程中产生的多糖物质和胞外聚合物也能与黏土胶体相互作用，形成稳定的土壤团聚体，进一步增加土壤的水稳性。
其次，微生物还能够通过改善土壤孔隙结构来增强土壤的水稳性。
微生物通过它们的代谢活动和根系分泌物质，使土壤颗粒紧密结合在一起，形成稳定的土壤团聚体。
同时，微生物还能够生成生物胶体，填充土壤孔隙，减少孔隙间的水流速度，提高土壤的保水能力，从而增强土壤的水稳性。
此外，微生物还通过增加土壤有机质含量来改善土壤的抗侵蚀能力。
有机质是土壤中的重要组成部分，它能够增加土壤的排水性，并提高土壤团聚体的强度和稳定性。
微生物通过分解有机物质，将有机质转化为可溶性有机物和胞外聚合物，进一步增加土壤有机质含量。
这种增加的有机质将形成土壤结构的稳定骨架，提供更多的孔隙空间，增加土壤的抗侵蚀能力。
此外，在土壤颗粒表面，微生物也形成了一个细菌纤维网络，能够牢固地将土壤颗粒粘结在一起。
这种微生物网络能够有效地固定土壤颗粒，防止其被水流冲刷，减少土壤的侵蚀作用。
同时，微生物的分泌物质还能与土壤颗粒表面的矿物质结合，形成胶粘物质，增加土壤的抗侵蚀能力。
综上所述，微生物在土壤中发挥着重要的作用，对土壤的水稳性和抗侵蚀能力产生着重要的影响。
微生物通过产生黏土胶体和胞外聚合物，改善土壤孔隙结构，增加土壤有机质含量以及形成微生物网络等方式，提高了土壤的水稳性和抗侵蚀能力。
好氧颗粒污泥形成的影响因素及其应用
好氧颗粒污泥形成的影响因素及其应用颗粒污泥是一种在污水处理中发现的微生物自凝聚现象的特殊生物膜，可将其分为厌氧颗粒污泥和好氧颗粒污泥。
厌氧颗粒污泥的发现和研究较早，在上世纪8o年代初就有报道；而好氧颗粒在1991年才有报道［1］。
不好氧颗粒污泥具备生物球状、相对密度小、下陷速度快等特点，可使反应器中保持有较高的污泥浓度和容积负荷，并可缩小．或省去污泥二沉池。
另外，好氧颗粒污泥具有微生物种群的多样性，在降解有机碳的同时，具有脱氮除磷的功能，与传统的活性污泥法相比，可简化工艺流程、减少污水处理系统的容积和占地面积、降低投资和运行成本。
1.不好氧颗粒污泥的构成过程好氧颗粒污泥是一种较高密度的球型细菌团体．有时也被看作是一种特殊的生物膜。
好氧颗粒污泥中的微生物都是些很常见的物种，它们由于生理上的相互依赖而构成一种稳定密实的结构。
每个污泥颗粒都包含了上百万个不同种类的细菌，细菌间的相互黏着启动了好氧污泥的颗粒化进程。
j．h．tay［2］应用领域电子显微镜技术研究了不好氧颗粒污泥的构成全过程。
他采用两个sbr反应器，分别用葡萄糖和醋酸盐作碳源，接种的絮状污泥主要是由丝状菌构成，结构松散且无规则。
运行一个星期后，两个反应器内都出现了较为紧密的、无规则外形的小细菌团体，在葡萄糖反应器中，丝状菌仍占有优势，而醋酸盐反应器中的丝状菌已经逐渐消失。
两个星期后，在两个反应器内的小细菌团体都蜕变为具备准确球形轮廓的颗粒污泥，只是葡萄糖反应器中的丝状菌仍然占据主导地位。
这也证实了chudoba在研究活性污泥时得出结论的结论――高分子碳水化合物有助于丝状菌的生长。
运转三个星期后，两个反应器中的不好氧颗粒污泥都已全然明朗．具备很大粒径的球形结构，平均值四海比是0.79和0.73，葡萄糖反应器中颗粒污泥的表面生长着较多的丝状菌。
而醋酸盐反应器中的颗粒污泥主要就是由杆状菌形成，结构也更加密切。
总之，不好氧颗粒污泥的构成就是一个逐步的过程，先是构成大的细菌团体。
好氧颗粒KONODO
好氧颗粒污泥2020好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge，AGS)是在有氧条件下，微生物通过自聚集形成的表面光滑、结构密实、沉降性能良好、污染物降解效果明显的微生物聚集体。
污水处理系统中，常见的微生物聚集体还有生物膜和絮状污泥等。
好氧颗粒污泥（AGS）因其沉降性能良好、利于维持较高的生物量、易于固液分离、能够承受较高的有机负荷，以及实现同步脱氮和除磷、降低污水处理成本等诸多优点，具有较大的应用潜力，成为微生物处理污水的应用研究热点之一。
一、好氧颗粒的结构和功能好氧颗粒污泥一般呈浅黄色或橙黄色球形或椭球形，粒径一般为0.5-2.3 mm，平均密度约为1.04 -1.05×103 kg/m3，污泥沉降比(SV)在14-30%之间，表面光滑致密、含有大量孔隙。
好氧颗粒污泥粒径一般0.3-4.5mm且结构紧密。
好氧颗粒污泥的形成可有效延长污泥在反应系统内的停留时间，从而可使世代周期较长的硝化及反硝化微生物能够通过固定增殖而积累较高的微生物量。
1、结构一般而言，具体的好氧颗粒结构与水背景密切相关。
好氧颗粒污泥在好氧条件下培养形成，由外至内形成了好氧区、缺氧区和厌氧区。
因为颗粒的溶解氧梯度原因，对参与脱氮的细菌的分布上，亚硝酸菌位于外层，次外层是硝化细菌，反硝化菌位于颗粒内层。
这样的结果中，作为优势菌群的亚硝化细菌完成对氨氮的亚硝化作用，位于其里的硝化菌由于受到高浓度游离亚硝酸和氧的限制，使得硝态氮、亚硝态氮形成一种平衡，即实现亚硝态氮的一定程度积累与转化为硝态氮，分层结构使得反硝化细菌能够在颗粒污泥内部存活，内层的低溶解氧有利于实现反硝化过程。
2、功能如同大分子生物物质和化学物质，结构往往决定其功能。
好氧颗粒的形成与多种复杂性因素有关，对应的结构特征也同样决定了其对应的功能。
如结构介绍中所说明的，其中亚硝态氮和硝态氮的平衡，以及反硝化功能的实现，其中往往会有短程反硝化现象的存在，这对其生化性能测定结果也会有合理的解释。
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
Ｅｆ ｅ ｔ ｆ Ｈ ｅ ｅ ０ ｒ ｐ ｃ ａ ｄ Ａｕ ｏ ｒ ｐｈ ｃ Ｂａ ｔ ｒ ａ ｏ ｈｅ ｆ ｃ ｓ ｏ ｔ ｒ ｔ ０ ｈｉ ｎ ｔ ｔ ｏ ｉ ｃ ｅ ｉ ｎ ｔ
Ｓ ａ ｉｉｙ ｏ ｒ ｂ ｃ Ｇｒ ｎ ｌ ｒ Ｓ ｕ ｅ ｔ ｂ ｌｔ ｆＡｅ ｏ ｉ ａ ｕ ａ ｌ ｄｇ
ａ ｔ ｒ ｐｈ ｃ ｇ ａ ｅ ｗ ｅ ｅ ｃ ａ ａ ｔ ｒｚ ｄ ｂｙ ｍ ａ ｌｒ ｇｒ ｎ ｅ ｓｚ ｕ ｏｔｏ ｉ ｒ ｎｕｌｓ ｒ ｈ ｒ ｃ ｅ ｉｅ ｓ ｌｅ ａ ｕｌ ｉｅ， ｈ ｇｈ ｒ ｅ ｓｔ ｉ ｅ ｄ ｎ ｉｙ， ｈｉ ｈｅ ｏｎ ｅ ｒ ｔｏｎ ｏ ｇ ｒ ｃ ｃ ｎｔａ ｉ ｆ ｅ ｔ ａ ｅ ｌ ａ ｏｌ ｍ ｅ ｉ ｕ ｔ ｎ ｅ （ ｘ ｒ ｃ ｌｕｌｒ ｐ ｙ ｒｃ ｓ ｂｓ ａ ｃ ｓ ＥＰＳ） ａ ａ ｒ ｓ ｒ ｎ ｔ ｏ ｐ ｒ ｄ ｗ ｉｈ ｔ ｔ ｒ ｒ ｐ ｃｏｎ ｓ Ｔｈｅ ｎｄ ｗｅ ｋｅ ｔ ｅ ｇ ｈ ｃ ｍ ａ ｅ ｔ ｈｅ ｈｅ ｅ ｏｔ ｏ ｈｉ ｅ ． ｄ ａ ｅ ｅ ａ ｄｅ ｓｔ ｏ ａ ｔ ｔ ｏ ｉ ｇ ａ ｌ ｓ ｉ ｍ ｔ ｒ ｎｄ ｎ ｉｙ ｆ ｕ ｏ ｒ ｐｈ ｃ ｒ ｎｕ ｅ ｗ ｅ ｅ ｈ ｎｇ ｄ ｎ ｈｅ ａ ｅ ａ ｈｉ ｒ ｃ ａ ｅ ｉ ｔ ｓ ｍ ｆ ｓ ｏｎ， ｒ ｓ ｌｉ ｇ ｎ ｔ ｌ ｅ ｕ ｔｎ ｉ ｓａｂ ｅ ｇ ａ ｌ ｓ，ａ ｄ ｔ ｅ ｈｅ ｅ ｏ ｒ ｐｈ ｃ ｇ ａ ｌ ｒ ｎｕ ｅ ｎ ｈ ｔ ｒ ｔ ｏ ｉ ｒ ｎｕ ｅ，ｈｏ ｅ ｅ ，ｇｒ ｗ ｐ ｗ ｉｈ ｔ ｎ ｒ ａ ｅ ｏ ｉｍ ｅ ｅ ｎｄ ｔ ｅ ｒ ａ ｅ ｗ ｖｒ ｅ ｕ ｔ ｈｅ ｉ ｃ ｅ ｓ ｆｄ ａ ｔ ｒａ ｈｅ ｄ ｃ ｅ ｓ
０ ｃ． ２ Ｏ ｔ ０１
异 养菌 与 自养菌对 好氧 颗 粒 污 泥稳 定性 的影 响
李志 华 ， 张 婷 ， 吴 杰 ， 晓 昌 王
（ 安 建 筑科 技 大 学 ａ 环 境 与 市政 工程 学 院 ；ｂ 西 北 水 资 源 与环 境 生 态教 育部 重 点 实验 室 ， 安 ７ ０ ５ ） 西 ． ． 西 １ ０ ５
摘 要 ： 究 了异养 茵和 自养 菌颗 粒 污 泥的特 性 ： 研 与异 养 菌相 比， 自养 菌颗 粒 污泥 粒径 小 、 密度 大、
胞 外 多聚 物 （ Ｐ ） 量 高但 强 度 小 。 通 过 对 粒 径 、 Ｐ Ｅ Ｓ含 Ｅ Ｓ等 特 性 与 密 度 的 变 化 规 律 分 析 ， 究 发 现 ， 研
第３ ２卷 第 ５期
２ｌ Ｏ Ｏ年 １ 月 ０
木 建 ｕ ｌ＆ 境 ｒ ｎ ｎ ａ ｇｎ ｅ ｉｇ Ｊ ｕ ｎ ｌ ｆ ｖｌ 土 ｃ ｉ ｃ筑 ａ 环Ｅｎ ｉｏ 程 ｔｌＥｎ ｉ ｅ ｒｎ ｏ ｒ ａ ｉ．Ａｒｈｔ ｔ ｒ 与 ｏ Ｃｉ ｅ ｖ 工 ｍｅ
Ｖｏ ３ Ｏ ５ １ ２Ｎ ． ．
￡， ｉｈ ａ。 ， ＺＨＡＮＧ ｎ ， Ｗ Ｕ ｉ ～ ， Ｗ ＡＮＧ ａ — ｈ ｇ 。 ＿ Ｚｈ － ｕ ～ Ｔｉｇ ～ Ｊｅ。 Ｘｉ ｏ ｃ ａｎ ，
（ ． ｅ ｂ ａ ｏｒ ｆＮ ｏ ｔ ａ Ｋ ｙ Ｉａ ｏｒ ｔ ｙ ｏ ｒ ｈｗｅ ｔＷ ａ ｅ ｓ ｕｒ ｅ ｓ ｔ ｒＲｅ ｏ ｃ ｓ；ｈ． ｖｉｏｎ ｅ ｎ ｏｌｇｙ， Ｍ ｉ ｓ ｒ Ｅｎ ｒ ｍ ｎｔａ ｄ Ｅｃ ｏ ｎｉｔｙ ｏｆＥｄｕｃ ｔｏ ａ ｉｎ，Ｓｃ ｏｌｏｆ ｈｏ Ｅｎｖｒ ｎｍ ｅ ａ ｎｄ Ｍ ｕ ｃｐ ｌＥｎ ｎｅ ｒｎ ｉｏ ｎｔ ｌａ ｎｉｉａ ｇｉ ｅ ｉｇ，Ｘ ｉａ ｎ ｖ ｒ ｉｙ ｏ ｒ ｈ ｔ ｃ ｕ ｅａ ｃ ’ ｎ Ｕ ｉ ｅ ｓｔ ｆＡ ｃ ｉｅ ｔ ｒ ｎｄ Ｔｅ ｈｎｏ ｏ ｙ，Ｘｉ ａｌ７ ００ ５，Ｐ． Ｃｈｉａ） ｌｇ ’ｌ １ ５ Ｒ． ｎ
ｏ ｅ ｉｙ．Ａｃ ｏ ｄ ｎｇ ｔ ｈｅ ｓ ｒ ｎｇ ｈ ａ ａ ｙｓｓ ｔｉ ｒ ｏ ｅ ｈａ ｎ ｔ ｕｔ ｒ ｐ ｃ ｓ ｓ ｅ ，ｔ ｅ ｂ ｌ ｎ ｅ ｆｄ ｎｓｔ ｃ ｒ ｉ ｏ ｔ ｔｅ ｔ ｎ ｌ ｉ ，ｉ ｓ ｐ ｏｐ ｓ ｄ ｔ ｔｉ ｈｅ ａ ｏｔ ｏ ｈｉ ｙ ｔ ｍ ｈ ａａ ｃ
率 无 法 达 到 平 衡 ， 作 条 件 无 法 控 制 高 强 度 丝 状 菌 的 繁 殖是 其 不 稳 定 的 主 要 因素 。 操
关键 词 ： 自养 菌；异养 菌 ；自凝聚 ； 外聚合 物 ； 粒强度 ；污水 处理 胞 颗
中图分类 号 ： ７５ Ｘ ０ 文献标 志码 ： Ａ 文 章 编 号 ：６ ４４ ６ （０ 】５０ ７— ６ １ ７— ７ ４ ２ １ ０ —０ ６０ Ｏ
Ａｂ ｔ ａ ｔ ｓｒ ｃ ：Ｔｈ ｃ ａ ａ ｔ ｒｓ ｉｓ ｆ ｅ ｈ ｒ ｃ ｅ ｉｔｃ ｏ ｇｒ ｎｕｌｓ ｆ ａ ｅ ｏ ｈｅ ｅ ｏ ｒ ｐｈ ｃ ｎ ａ ｏｔｏｐ ｃ ａ ｔ ｒａ ｔ ｒ ｔ ｏ ｉ ａ ｄ ｕｔ ｒ ｈｉ ｂ ｃ ｅ ｉ ｗｅ ｅ ｔ ｄｉｄ Ｔｈ ｒ ｓ ｕ ｅ ． ｅ
自养 茵颗 粒 污泥的粒径 与 密 实度呈 现 出一 致性 ，颗 粒趋 于稳 定 ； 而异 养 菌 颗 粒 污泥 粒径 成 长 同 时
伴 随 着密度减 小 ， 粒径 与 密实度 呈现 不一致 性 ， 粒 容 易解体 。颗 粒 强度 的分 析 结果表 明 ： 自养 颗 在
菌 系统 中 Ｅ Ｓ与而异 养 菌 中粒径 与孔 隙