摘要
针对好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）工程应用中普遍存在的颗粒结构稳定性不足问题，提出延长水力停留时间（hydraulic retention time，HRT）与硝酸盐协同调控策略，旨在明确二者协同作用对AGS颗粒结构稳定性的强化机制。实验设置了4组序批式反应器（SBR），即R0（对照组）、R1（单独外加硝酸盐）、R2（延长HRT控制饥饿条件）和R3（延长HRT结合外加硝酸盐）。以人工合成废水为底物，系统研究不同调控条件对AGS性能的影响。结果表明:通过延长HRT所造成的饥饿条件有效消耗了胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）中的多糖（polysaccharide, PS），从而显著提高了EPS中蛋白质（protein, PN）与PS的质量比，有效促进了颗粒污泥的密实化与结构稳定化。具体而言，R0、R1、R2和R3系统中颗粒污泥的完整性系数分别达84.26%、85.69%、95.13%和97.12%；EPS总质量分数分别为78.06、96.93、80.00和91.42 mg/g，PN与PS质量比分别为4.77、5.15、11.12和9.30。这表明延长HRT和硝酸盐共同调控显著加快了颗粒污泥形成，增强了颗粒污泥的结构强度。在污染物去除性能方面，R0、R1、R2和R3系统的化学需氧量平均去除率分别为89.01%、88.25%、83.94%和88.56%；总氮平均去除率分别达74.49%、82.50%、81.02%和81.41%。其中，R3系统表现出最佳的脱氮性能和污泥稳定性。微生物群落分析显示，R3系统内Proteobacteria门（相对丰度56.49%）占主导地位，尤其是在硝酸盐诱导的饥饿胁迫下，优势功能菌属Zoogloea（相对丰度16.13%）显著提高了EPS分泌量（97.40 mg/g），有效驱动了污泥颗粒化过程。这一结果进一步证实，通过硝酸盐调控实现微生物群落的定向优化，是提高AGS结构稳定性的一条有效途径。
Abstract
In view of the widespread challenge of structural instability that limits the engineering application of aerobic granular sludge (AGS), this study proposes a synergistic strategy combining extended hydraulic retention time (HRT) and nitrate addition to enhance the structural stability of AGS. The aim is to elucidate the synergistic effects of these two factors on enhancing the structural stability of AGS. Four sequencing batch reactors (SBRs) were operated under distinct conditions: R0 (control), R1 (external nitrate addition only), R2 (extended HRT-induced starvation), and R3 (combined extended HRT and external nitrate addition). Synthetic wastewater was utilized as the substrate to systematically investigate the impact of different operational conditions on AGS performance. Experimental results indicated that extending HRT effectively induced starvation conditions, leading to effective consumption of polysaccharides (PS) within the extracellular polymeric substances (EPS). Consequently, the protein (PN) to PS ratio in EPS was significantly increased, promoting a denser and more structurally stable granule formation. Specifically, the granule integrity coefficients in reactors R0, R1, R2, and R3 were 84.26%, 85.69%, 95.13%, and 97.12%, respectively. Corresponding EPS concentrations were 78.06, 96.93, 80.00, and 91.42 mg/g (based on VSS), with PN/PS ratios of 4.77, 5.15, 11.12, and 9.30, respectively. These findings highlight that the combined strategy of extended HRT and nitrate supplementation effectively accelerated granulation and significantly enhanced structural strength. Regarding pollutant removal performance, the average chemical oxygen demand (COD) removal efficiencies for reactors R0, R1, R2, and R3 were 89.01%, 88.25%, 83.94%, and 88.56%, respectively. Similarly, average total nitrogen (TN) removal efficiencies were 74.49%, 82.50%, 81.02%, and 81.41%, respectively. Among the reactors, R3 exhibited the best nitrogen removal efficiency and sludge stability. Microbial community analyses revealed that Proteobacteria (56.49% relative abundance) dominated the microbial consortium in R3. Notably, under nitrate-induced starvation stress, the enrichment of the functional genus Zoogloea (16.13% relative abundance) significantly increased EPS secretion (97.40 mg/g), thus effectively driving the granulation process. These results further confirm that targeted microbial community optimization through nitrate regulation represents an effective approach to improve the structural stability of AGS.
好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）作为一种新兴的废水处理技术，因可高效去除有机物和养分、操作简便以及占地面积小等优点，逐渐成为现代废水处理系统中的重要选择[1-3]。与传统的活性污泥法相比，AGS技术在多个方面具有显著优势，包括更高的污泥负荷处理能力、优越的污泥沉降性、更少的污泥膨胀现象以及较低的能源消耗。然而，尽管AGS技术在废水处理方面展现了出色的性能，颗粒形成缓慢（数十天或更长时间）、易崩解[4]仍是影响其长期应用中稳定性和处理效率的瓶颈[5]。
胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）在AGS的稳定性中起着重要的作用[6]。EPS是微生物代谢过程中分泌的一类大分子物质，能够促进颗粒的形成并维持其结构的稳定性。高水平的EPS促进AGS的形成，而AGS中EPS的减少可能导致颗粒松动甚至崩解[7]。研究表明，EPS的组成（包括蛋白质PN和多糖PS）及其数量直接影响颗粒的黏附性、沉降性和抗剪切能力。PN大多是疏水性的，有利于微生物的聚集，PN被认为是影响AGS形成和稳定性的关键因素。PS具有很强的黏附能力，含有多个官能团，促进细胞间黏附并维持颗粒的结构[8-9]。因此，调控EPS的生成及其组成成为提升AGS稳定性的关键因素。此外，微生物群落的结构变化同样对颗粒稳定性有重要影响。
尽管已有大量研究探讨了AGS的形成机制及其影响因素，但在颗粒稳定性的优化方面，仍存在许多亟待解决的问题。研究表明，延长水力停留时间（hydraulic retention time，HRT）能够有效提高好氧颗粒污泥（AGS）的密实度和抗解体能力，同时改善系统的脱氮与除磷性能[10]。本研究提出通过延长HRT调控反应器内颗粒污泥的饥饿状态，以优化EPS的组分与比例，从而进一步提升AGS颗粒的结构稳定性。此外，外加硝酸盐可通过反硝化过程产生一氧化氮[11]，由此上调微生物细胞内环二鸟苷酸（cyclic dimeric guanosine monophosphate，c-di-GMP）的水平，而c-di-GMP的升高可刺激微生物分泌更多EPS[12-14]，对颗粒污泥的稳定性起到积极作用。本实验提出同时兼顾外加硝酸盐和饥饿条件下，在硝酸盐刺激分泌更多的EPS情况下通过碳源饥饿，降低EPS中PS的质量分数，提高PN与PS质量比，从而进一步增强颗粒的稳定性。本研究深入探讨影响AGS稳定性的主要因素，特别是微生物群落、EPS的作用机制及其与颗粒污泥稳定性之间的关系。旨在为优化颗粒污泥稳定性提供理论依据，及AGS在实际污水处理中的应用提供新的思路和参考。
1 实验
1.1 实验装置与运行模式
实验设置了4个完全相同的SBR反应器，分别命名为R0、R1、R2和R3。每个反应器均由有机玻璃制成，具有相同的直径和高径比（10∶3），有效容积为6 L。反应器运行工况见表1。其中，R0反应器为对照组。R1在配水阶段添加了额外的硝酸盐（以NO-3-N计，下同，质量浓度为10 mg/L[15]），硝酸盐在进水阶段时投加，并保持标准运行周期。R2反应器延长水力停留时间，但不添加硝酸盐。R3反应器同时添加10 mg/L硝酸盐并延长水力停留时间。污泥初始曝气48 h，然后投入SBR。试验共运行120 d，反应器以6 h的周期运行，每个周期包括10 min进水，20 min厌氧，307~324 min好氧，3~20 min静置。体积交换比（volumetric exchange ratio，RVE）、HRT、硝酸盐投加量如表1所示。曝气期间，空气通过反应器底部的曝气球引入，曝气强度为2.5~3.0 L/min，来保证反应器内良好的混合和剪切力。溶解氧质量浓度不受控制，范围为3~6 mg/L。
表1反应器运行工况
Tab.1Reactor operating conditions
1.2 试验用水和接种污泥
接种的污泥来源于冷藏储存6个月的好氧颗粒污泥和实验室稳定运行的连续流A/O反应器中的活性污泥，并将其均匀分配到R0、R1、R2和R3 4个反应器中，初始混合液悬浮固体浓度（mixed liquor suspended solids，MLSS）、混合液挥发性悬浮固体浓度（mixed liquir volatile suspended solids，MLVSS）和MLVSS/MLSS（f）分别为2 350 mg/L、1 447 mg/L和0.62。实验用水为人工配制，丙酸钠作为唯一的碳源，氯化铵提供氮源，磷酸二氢钾作为磷源，同时投加CaCl2（以Ca2+计，质量浓度为20 mg/L）和MgSO4·7H2O（以Mg2+计，质量浓度为20 mg/L）以提供钙和镁离子，NaHCO3则用于调节pH以保持稳定，以及1 mL/L的微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ[16]。污泥龄为30 d，温度维持在25℃左右。具体水质参数见表2。
表2人工配水水质情况
Tab.2Quality of synthetic wastewater
1.3 分析项目与检测方法
水质分析采用国家标准测定方法。氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；亚氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法测定；硝氮采用麝香草酚紫外分光光度法测定；总磷（total phosphorus，TP）和化学需氧量（chemical oxygen demand，COD）的测定采用5B-3B型COD多参数快速测定仪； pH、溶解氧（dissolved oxygen，DO）和温度使用便携式WTW-pH/Oxi340i 测定仪测定；MLSS和MLVSS采用标准重量法测定[17]。污泥粒径采用Mastersizer 2000型激光粒度仪测定，颗粒形态观察使用Olympus BX51测定仪光学显微镜。
采用热萃取法从混合液中提取EPS[18]。分别测定松散结合的EPS及紧密结合的EPS中PN、PS、腐殖酸（humic acid，HA）质量分数，EPS总量被确定为PS、PN和HA的总和。以牛血清白蛋白为参考，采用改良的Lowry Folin法测定PN和HA质量分数[19]。以葡萄糖为参照物，采用硫酸蒽酮法测定PS的质量分数[20]。采用重量法测定完整性系数（integrity coefficient，CI），用于反映污泥颗粒的剪切强度[21-22]。
1.4 微生物多样性测定
为了研究系统中微生物群落结构的变化，采集了反应器在稳定运行阶段第90天的污泥样品，并对其进行了菌群分析。使用DNA抽提试剂盒（E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit，OMEGA）从污泥样本中提取DNA。采用16S rRNA基因特异引物341F（5′-CCTAC-GGGNGGCWGCAG-3′）和805R（5′-GACTACHV-GGTATCTAATCC-3′）对可变区V3~V4区域进行扩增。使用生工（中国上海）的Illumina MiSeq系统（Illumana Miseq300bp，美国）进行高通量焦磷酸测序。以97%置信阈值的聚类序列对操作分类单元（OUT）进行分类。
2 结果与分析
2.1 污泥特性变化
2.1.1 生物量及沉淀性能变化
添加硝酸盐是一种促进颗粒形成的有效方法[23]，但长时间添加硝酸盐可能导致颗粒的不稳定。相比之下，饥饿周期被认为是提高PN与PS质量比的最有效方法，但饥饿周期会抑制污泥浓度的增长。此外，本实验通过将沉降时间从15 min逐步降低至5 min来筛选沉降性能良好的污泥。
如图1所示，在整个实验过程中，R0、R1、R2和R3的MLSS呈现出先下降后上升的趋势，但由于操作条件的不同，MLSS的增速有所差异。R1由于添加了硝酸盐，促进了反硝化细菌的生长，MLSS的增幅较对照组R0更大。而R3由于延长了饥饿时间，抑制了微生物的生长，导致MLSS低于对照组R0。R3结合了延长HRT和外加硝酸盐这两种操作方式，R0和R3的MLSS最终分别为4 781、4 826 mg/L，两者差异不大，说明加入硝酸盐对污泥增长的增速可能与饥饿对污泥增长的负面影响相似，从而维持了生物量的稳定。在实验的后期，4个反应器中的污泥量迅速增加，最终MLSS分别达4 781、5 022、4 491、4 826 mg/L。
图1运行过程中MLSS、MLVSS、f的变化
Fig.1Changes in MLSS, MLVSS and f during operation
f反映了活性污泥的生物活性和有机物降解能力。f越高，表示活性污泥的生物活性越强，能够更有效地降解有机物。4组实验均表现出f先降低后升高的趋势，这可能是由反应初期活性污泥的淘洗效应所致。
2.1.2 粒径分布情况
粒径可以从一定程度上反映污泥颗粒化的进程。有研究表明，当污泥的粒径达到200 μm时，可以认为造粒已成功[24]。为了明确各反应器的颗粒化情况，对对照组污泥、R1、R2和R3进行了粒径测量，结果如图2所示。可以看出，接种的初始污泥粒径为64.26 μm。经过53 d的反应，R0、R1、R2和R3的平均粒径分别为309.19、392.3、266.48、455.26 μm，均超过200 μm，表明各组均成功实现了造粒。其中，R3的粒径最大，其次是R1，R0和R2的粒径相对较小，这表明不同反应器达到200 μm粒径的时间有所不同，而R1是最早完成造粒的组。
随着反应的进行，4个反应器的粒径总体呈上升趋势，但由于操作方式的不同，3组反应器的粒径增长速率也存在差异。R1的粒径增长最快，并在第89天达到了最大粒径845.09 μm。R2虽然在前期的造粒时间比对照组R0稍长，但在反应后期其粒径大于R0，表明饥饿周期虽然延缓了成粒的速度，但在后期有助于颗粒的聚集。R3的粒径增速介于R1和R2之间，既能较快形成较大的颗粒，又不会过快增长以致颗粒发生裂解。
图2反应器中污泥的粒径分布
Fig.2Particle size distribution of sludge in the reactor
此外，经过110 d的反应，4个反应器的粒径趋于稳定，颗粒分布较为均匀，未观察到明显的脱粒现象。有研究表明[25-26]，适当的饥饿条件平衡能够抑制丝状微生物的增殖，促进有能力储存底物的絮凝细菌的生长，从而有助于颗粒的稳定形成。
如图3所示，R3峰值粒径小于R2，但是R3峰值粒径占比大于R2，说明R3颗粒更加均匀。此外，如图4所示，R0中颗粒颜色较浅，且颗粒较不规则，而R1颗粒较大但是颜色较浅，这印证了添加硝酸盐能够刺激颗粒分泌EPS快速成粒。R2则颜色较深但是粒径并不是很大，说明饥饿消耗掉了一部分EPS，但是颗粒更加紧实。R3的颗粒是颜色最深的且具有和R1相当的粒径，说明饥饿条件下添加硝酸盐不仅能提高颗粒的粒径，还能提高颗粒的稳定性。
图3污泥的粒径分布占比
Fig.3Proportion of sludge particle size distribution
图4第53天颗粒污泥显微镜照片
Fig.4Microscopic image of granular sludge on day 53
2.1.3 完整性系数CI变化
颗粒污泥强度是指颗粒污泥在外部力作用下抵抗破碎的能力。如表3所示，R3中颗粒污泥在振荡2 min后的CI为98.79%，振荡5 min后的CI为97.21%，均明显高于R2、R1和R0组。在振荡2 min后，R0的CI最低，为91.25%，并且随着振荡时间延长至5 min，CI逐渐下降至84.26%。在振荡5 min后，R1＞R0，且R3＞R2，说明加入硝酸盐对颗粒污泥强度有强化作用。此外，在振荡5 min后，R2＞R0，且R3＞R1，表明在延长饥饿周期的条件下培养的颗粒污泥具有更强的结构强度。并且R3对于R1的增幅大于R2对于对照组的增幅，说明饥饿对颗粒污泥稳定性有更强的效果。
表3不同运行方式下污泥CI
Tab.3Sludge CI under different operating modes
该现象可能是延长饥饿期的操作方式引起了AGS的应激反应。较长的饥饿期促进了蛋白质型EPS的合成，从而增强了颗粒污泥的结构稳定性。随着饥饿时间的延长，颗粒污泥中的PN与PS质量比逐渐增加，R3组的颗粒强度高于R2组。需要指出的是，R3组相对于R2组的强度增幅小于R2组相对于R1组的增幅，表明与对照组相比，颗粒污泥的结构强度有了显著提升。
2.2 不同运行条件下AGS的胞外聚合物变化
颗粒污泥的结构稳定性与EPS密切相关。EPS主要由PN和PS组成，其质量分数在反应过程中的变化如图5所示。在反应器运行过程中，R0、R1、R2、R3的EPS质量分数逐渐稳定，分别达到78.06、96.93、80.00、91.42 mg/g，其中，R1的EPS质量分数最高。有研究[27-28]表明，颗粒污泥在应对环境变化时会分泌EPS，尤其是在间歇饥饿条件下，EPS的产生会得到促进，从而有助于AGS的稳定性。实验中，R2组的EPS质量分数高于R0，表明延长饥饿期能够促进EPS的产生。
最近的研究还发现外加硝酸盐能够提高细胞内的c-di-GMP水平[29]。高水平的c-di-GMP通过促进EPS基质的合成，进而增强生物膜的形成，并刺激细菌分泌更多EPS，从而提高其沉降性和聚集能力。从图5可以看出，反应后期，R0、R1、R2和R3的SVI30分别为33.99、32.05、26.03和27.90。R1、R2和R3的SVI30均低于R0，进一步验证了饥饿周期和外加硝酸盐对AGS沉降性能的改善作用。
图5运行期间PN、PS、PN与PS质量比、SVI的变化
Fig.5Changes in PN, PS, PN/PS ratio, and SVI during operation
随着反应的进行，R0、R1、R2、R3中PN和PS的质量分数逐渐变化，最终PN质量分数为64.52、81.17、73.40、82.54 mg/g，PS质量分数为13.53、15.76、6.60、8.88 mg/g。有研究[30-31]表明，PN质量分数与细胞表面疏水性呈正相关关系。经计算得，PN与PS质量比分别为4.77、5.15、11.12、9.30，表明PN占比相比对照组有较大的提高。此外，PN质量分数高能增强PN与二价金属离子（如钙离子和镁离子）之间的架桥效应，从而提高稳定性[32]。与对照组相比，R2中PN的质量分数较高，PN与PS质量比也较高（可达11.12），进一步证明了在饥饿条件下添加硝酸盐的策略有助于AGS分泌更多的EPS，尤其是PN。
然而，R2中PS的质量分数较低（为6.60 mg/g），低于R0（为13.53 mg/g），表明在饥饿过程中PS被部分消耗，导致其最终稳定在较低的水平。尽管R2中的EPS质量分数较高，但PN与PS质量比较低，说明仅仅添加硝酸盐的操作模式并没有显著提高PN与PS质量比。因此，R2中PS的相对较高促进了AGS的亲水性，导致EPS与水的结合增强，最终使污泥结构松散，沉降性能下降。
在4个反应器中，R3既拥有较高的EPS质量分数（91.42 mg/g），也维持了较高的PN与PS质量比（9.30），且其SVI30较低。表明R3不仅保持了较好的颗粒稳定性，还具备较高的沉降性能。因此，饥饿条件下添加硝酸盐的运行模式有助于AGS分泌更多的EPS，提升其稳定性和沉降性能。
综上，饥饿条件下添加硝酸盐的运行模式能够显著促进AGS分泌EPS，特别是PN，从而提高其稳定性和沉降性能。
2.3 去除特性变化
2.3.1 COD去除性能
如图6所示，4个反应器均保持了良好的COD去除效率，出水COD在整个运行过程中基本维持在50 mg/L以下。R2的去除效率在4个反应器中最低，维持在90%，说明饥饿在一定程度上影响了COD的去除。而R0、R1、R3的COD去除率都能超过95%，表明添加10 mg/L硝酸盐对COD去除效果的影响并未表现出显著差异。不同之处在于R0的COD去除效率浮动大，R1和R3相较于R0的COD去除效率更加稳定，表明硝酸盐对COD去除效率的稳定性具有积极的影响，这可能与硝酸盐对颗粒生长的促进作用有关。
在R2中，由于延长了饥饿期，微生物活性有所下降，导致COD去除率略有降低，其总体COD去除率低于R1，但去除率较为稳定，表明颗粒活性较R1更为稳定。相比之下，R3的COD去除率一直保持在95%以上，且后期稳定在97%以上，说明在饥饿条件下添加硝酸盐能够有效保持颗粒活性的高效稳定性。
图6运行期间COD的变化
Fig.6Changes in COD during operation
2.3.2 脱氮性能
如图7所示，在实验初期，氮去除性能受硝化菌和反硝化菌活性的影响。4个反应器的出水硝氮质量浓度较高，第20天分别为26.36（R0）、9.61（R1）、10.75（R2）、17.13 mg/L（R3）。第20天R0、R1、R2、R3的总氮去除效率分别为46.60%、72.99%、73.79%、70.18%。这一现象主要是由于初期大量排泥以促进絮状污泥的颗粒化，导致硝化菌和反硝化菌数量的显著减少。随着系统运行时间的延长，硝化菌和反硝化菌逐渐得到恢复和增殖，进而使脱氮性能逐步恢复。
在实验中期，第40天R0、R1、R2和R3的出水氨氮（NH+4-N）质量浓度分别降至1.91、1.14、1.55、0.84 mg/L，NH+4-N的去除率分别为96.66%、97.54%、97.28%和98.18%，TN去除率分别达55.77%、75.9%、76.92%和73.65%。这些结果表明，4个反应器中的硝化菌活性已恢复，反硝化菌也得到了提高。
在实验后期，R0、R1、R2和R3的NH+4-N去除率相似，表明饥饿处理和硝酸盐添加对硝化菌的活性影响较小。然而，R1、R2和R3的出水 NO-3-N质量浓度明显低于R0，表明饥饿处理和硝酸盐添加有助于提升反硝化菌的活性。
随着反应的持续进行，出水中硝酸盐的积累逐渐减少，且几乎没有亚硝酸盐（NO-2）积累。这些结果表明，增加外源硝酸盐质量浓度促进了反硝化过程。这可能是由于外源硝酸盐的添加促进了反硝化菌的快速富集，同时，硝酸盐刺激产生的较大颗粒提供了适宜的缺氧/厌氧环境，有利于反硝化作用的进行。
图7运行期间氮质量浓度以及氮去除率的变化
Fig.7Changes in nitrogen concentration and nitrogen removal efficiency during operation
2.4 微生物群落结构变化
本文研究了延长HRT以控制饥饿时间的方法，从而增强AGS的稳定性。作为一种微生物聚集体，AGS的微生物组成和结构对其颗粒化及稳定性具有重要影响。在本实验中，发现高浓度的钙镁离子可能通过反硝化过程中的碳酸钙沉淀以及一氧化氮的信号作用促进颗粒化的形成。分析了第90天4个反应器中的微生物群落结构。
各反应器中的微生物含量如图8所示，Proteobacteria门通常在厌氧氨氧化反应器中较为常见，其中含有大量的硝化细菌和反硝化细菌，且常与厌氧氨氧化细菌（anaerobic ammonium-oxidizing bacteria，AnAOB）共存[33]。在第90天的R0、R1、R2和R3反应器中，Proteobacteria的相对丰度分别为43.66%、45.22%、43.69%和56.49%。Proteobacteria门包含许多与氮循环相关的物种，如固氮菌和氨氧化细菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）以及具有反硝化能力的微生物。Planctomycetota 是所有已知AnAOB所属的门，但在属水平中并没有检测出大量的AnAOB，可能是参与氮循环或辅助系统中的厌氧氨氧化过程的其他微生物[34-35]，其丰度在R3中最高，达到6%。Patescibacteria门主要包含厌氧氢氧化细菌（hydrogenotrophic anaerobic bacteria，AHB），能够降解有机物，但不含与氮和硫循环相关的基因[36]。在R3反应器中，Patescibacteria的丰度达到3.63%，进一步验证了该反应器在运行条件上的优势。此外，含有硝化细菌（nitrite-oxidizing bacteria，NOB）的Nitrospirota门相较于对照组有明显减少，表明AHB能够通过竞争性抑制NOB的活性，促进系统的稳定性[37]。Bacteroidetes门主要功能是参与有机物和聚合氮的降解，在R0、R1、R2和R3反应器中的相对丰度分别为27.14%、32.14%、29.68%和15.70%[38]。最后，Chloroflexi门有助于分泌EPS促使微生物的聚集和颗粒化，其丰度在R1中最高，达到5.23%，这一结果与粒径变化的观察结果相符[39]。
图8第90天SBR中微生物群落结构门水平分布
Fig.8Phylum-level distribution of microbial community structure in SBR on day 90
如图9在属水平上，Zoogloea是一种广泛存在于活性污泥系统中的细菌，属于Proteobacteria门，尤其是Betaproteobacteria纲。Zoogloea能够形成生物膜，促进污泥颗粒化，并在氮去除过程中发挥重要作用。在本实验的4个反应器中，Zoogloea的相对丰度分别为 9.6%、10.9%、9.49% 和 16.13%，其中，R3反应器的丰度最高。此结果与R3反应器中EPS的丰度最高一致（为97.40 mg/g），进一步证明了饥饿条件下添加硝酸盐能够促进Zoogloea产生EPS，从而加速颗粒化过程。
图9第90天SBR中微生物群落结构属水平分布
Fig.9Genus-level distribution of microbial community structure in SBR on day 90
Thauera是一种常见的反硝化细菌，广泛存在于污水处理系统中，能够将硝酸盐还原为氮气。它同样属于Proteobacteria门，Betaproteobacteria纲，并在氮的去除及有机物降解过程中起着重要作用。在R0、R1、R2和R3反应器中，Thauera的相对丰度分别为5.64%、8.45%、5.66%和8.15%。这些结果表明，添加硝酸盐能够促进反硝化细菌的富集，从而提高了总氮的去除率。
此外，Candidatus Competibacter是一种常见的聚糖细菌，其在 R0、R1、R2和R3反应器中的相对丰度分别为12.89%、18.72%、14.87%和16.34%。其中，R1和R2中聚糖细菌的丰度相对较高，这表明硝酸盐的添加对聚糖细菌的富集具有明显的促进作用，可能有进一步的EPS分泌的潜力。
3 结论
1）相较于对照组，在饥饿条件下添加硝酸盐显著提高了实验组的EPS质量分数。其中，硝酸盐介导的饥饿环境下明显提高了EPS质量分数（91.42 mg/g），表明饥饿条件下添加硝酸盐促进了EPS的分泌，从而增强了颗粒污泥的稳定性。
2）硝酸盐介导的饥饿环境通过上调EPS合成代谢路径，显著提升PN占比（最高达82.54 mg/g），其疏水作用主导的颗粒强化机制较PS富集策略表现出更高的结构稳定性。尽管R1组的EPS质量分数最高（96.93 mg/g），其PN与PS质量比较低（5.15），限制了颗粒的稳定性。R2组虽然EPS质量分数较低，但PN与PS质量比最高（11.12），表明延长饥饿周期消耗部分PS增加了PN比例，提高了颗粒稳定性。
3）R3显示出最优的沉降性能，其SVI30较低，表明饥饿条件下添加硝酸盐能够有效提高颗粒污泥的沉降性能。与R0相比，R1、R2和R3组的SVI30明显较低，进一步印证了饥饿和硝酸盐添加对沉降性能的积极影响。
