好氧颗粒污泥（AGS）通过由外向内的溶解氧梯度构建典型分层结构，可在单一反应器内实现碳、氮、磷同步去除，这使得AGS工艺的占地面积相较于传统活性污泥法缩减60%~70%，同时降低20%~50%的曝气能耗。然而，AGS成粒要求高、速度慢以及突然解体等不足限制了其应用。因此，开发AGS强化成粒技术，提高颗粒稳定性对于推动AGS的工程应用至关重要。

接种预先培养的颗粒污泥可突破传统造粒过程的限速步骤，显著缩短系统启动周期，接种污泥表面生物活性位点与胞外聚合物（EPS）的协同作用可加速污泥自凝聚过程。在Huang等人的研究中，通过接种厌氧颗粒污泥实现了好氧颗粒污泥的定向转化。龙焙等人证实了这一结论，当成熟颗粒污泥接种比例分别为10%、20%和30%时，AGS成粒时间分别为27、24和16d。显然，上述研究证实了颗粒污泥接种比例越高，AGS系统启动速度就越快。但面对大规模的实际工程应用，如何预先培养或制备大量颗粒污泥是值得考虑的。

降低开发成本、提高造粒效率是颗粒污泥接种强化成粒技术所面临的关键技术问题。相关研究表明，脱水污泥富含胞外聚合物（EPS）、金属离子（如Fe3+、Ca²⁺、Mg²⁺）及惰性有机质，其中EPS中蛋白质与多糖的比值可能影响颗粒疏水性，而金属离子可通过架桥作用促进细胞间黏附。以往研究证实了通过接种100%由脱水污泥作为原材料制备的颗粒污泥的强化成粒效能，通过简单的物理破碎（如球磨、超声波处理）方式可将压滤脱水后的块状污泥制备为微小颗粒载体，为微生物提供附着位点。这种以脱水污泥为单一原料的预造粒工艺，不仅可将市政污泥处理成本降低约30%~40%，更通过“以废治废”理念实现了固废资源化利用。然而现有研究存在两大局限：①试验体系多采用配水，与实际市政污水组分存在显著差异；②缺乏对预造粒载体长期运行时的结构稳定性、微生物演替规律的深入解析，这制约了该技术从实验室向工程化应用的转化进程。

本研究开发了以市政脱水污泥为单一基质的颗粒污泥制备与强化成粒技术，通过破碎、筛分和活化等步骤，将板框脱水污泥转化为具有规则形貌的预造粒载体（粒径介于700~830μm），并以100%的比例接种至序批式活性污泥反应器（SBR）后处理实际工业园区废水。经过为期80d的长周期试验，探究接种颗粒污泥后不同阶段的沉降性能、水处理效能和颗粒粒径演变过程，并应用光学显微镜、扫描电镜和激光共聚焦显微镜等表征技术对颗粒污泥的形貌特征进行深入解析。此外，通过16SrRNA基因高通量测序与宏基因组测序联用策略，探究了不同阶段微生物群落结构、功能基因表达和代谢通路激活的丰度变化。

1、材料和方法

1.1 反应器和运行参数

研究采用2组SBR，分别作为自然成粒组（R1）和预造粒接种组（R2）。反应器内径为8cm，高为54cm（H/D=6.8），容积约为2.9L，排水比例为50%。反应器运行周期为480min（进水10min-曝气450min-沉淀10min-闲置10min），其中沉淀时间分别在第10天和第20天缩减至5和3min；曝气流量设置为0.30~0.35L/min，水温为（25.0±1.0）℃。

1.2 接种污泥来源及预造粒步骤

试验所需活性污泥取自苏州某污水厂污泥浓缩池，将其接种至R1中作为空白组自然培养好氧颗粒污泥。预造粒所需的脱水污泥取自同一污水厂的污泥脱水车间，脱水后污泥含水率在78%~82%之间，有机物含量为58%~68%。该污水厂采用AAO工艺，处理量为20×104m3/d，二沉池污泥在储泥池初步浓缩后被泵入污泥浓缩车间，污泥浓缩过程的铁盐和生石灰投加量分别为12.5%~15.8%和20.8%~25.6%（依据占干污泥质量计算），浓缩之后采用板框压滤的方式进行脱水，取脱水后的污泥进行预造粒。

预造粒颗粒污泥制备过程如下：①利用机械破碎机将脱水污泥初步破碎为粒径介于500~3000μm的大颗粒污泥；②将破碎后的污泥依次通过20目（830μm）和24目（700μm）标准筛进行筛分，以获得粒径为700~830μm的颗粒污泥，粒径范围的选择依据基于以往研究；③将制备的颗粒污泥加入1L量筒中，不断加入清水进行淘洗，将絮体污泥和沉降性能差的污泥淘洗出去。完成制备后将成品颗粒污泥接种至R2中。试验期间，R1和R2反应器中初始MLSS浓度均保持为6.2~6.5g/L，其中R1中接种污泥的d10、d50和d90（分别代表占总颗粒体积10%、50%和90%的颗粒直径）分别达到31.58、85.42和183.55μm，R2中接种颗粒污泥的分别为17.33、480.51和938.39μm。

1.3 原水水质特征

试验原水取自园区某污水厂，根据2024年日报数据，其COD、BOD5、TP、NO3--N、NH4+-N和TN浓度分别为（380.0±12.7）、（160.0±4.95）、（5.04±0.445）、（1.34±0.042）、（27.7±0.495）和（38.2±0.566）mg/L，pH为7.16±0.06。原水的BOD5/COD和COD/TN均值分别为0.42和9.97，说明其可生化性较好且符合城镇污水厂脱氮要求。同时原水的NH4+-N/TN为（72.83±0.21）%，表明有机氮占比较高。

1.4 分析项目及方法

COD：重铬酸钾法，NH4+-N：纳氏试剂光度法，NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺光度法，NO3--N：紫外分光光度法，TP：钼锑抗分光光度法，TN：消解法，MLSS、SV5、SV30：国家标准方法，污泥粒径：马尔文Mastersizer3000激光粒度仪。

1.5 污泥形貌表征方法

使用iPhoneXS采集AGS在0、30、60和80d时的数码图像。在第60天，使用配备能量色散X射线光谱仪（EDS）的TESCANMIRA4扫描电子显微镜（SEM）对切片后的颗粒污泥微观结构和微生物形态进行表征。

1.6 微生物多样性分析方法

在第0、30和60天时采集污泥样品，分析接种预造粒颗粒污泥后微生物群落的变化。样品经过清洗和离心处理后，迅速置于-80℃超低温冰箱中冷冻保存，以确保样品的完整性。随后，将样品委托上海美吉生物医药科技有限公司进行16SrRNA基因高通量测序分析。测序采用特异性引物338F和806R，并在IlluminaMiSeq平台上进行文库构建和测序。获得的原始测序数据经过严格的质量控制、序列拼接和DADA2降噪处理后，得到高质量的ASV（扩增子序列变异体）。进一步利用QIIME2分析平台，基于silva138数据库（置信度阈值设定为0.7）对ASV进行系统发育分类学注释。

2、结果与讨论

2.1 接种颗粒污泥后沉降性能及粒径的变化

当SV30/SV5>0.9时，证明AGS不存在压缩沉淀。在第0天（D0）R1和R2中污泥的SV30/SV5分别为0.69和0.80，对应的SVI30分别为84.6和28.8mL/g（见图1）。R1的SV30/SV5持续上升，在第20天（D20）时达到1.0，SVI30则降低至32.2mL/g，此时R1中的污泥逐渐变得密实，沉降性能得到强化，并在之后保持在20~30mL/g之间。

R2中接种颗粒污泥的沉降性能显著高于R1中的絮凝污泥。但值得注意的是，在0~30d期间R2中污泥的SV30/SV5<0.9。这主要是由于在接种初始阶段曝气冲刷导致少量松散污泥从颗粒污泥表面脱落，造成絮状污泥和颗粒污泥共存。随着沉降时间由D0的10min逐步缩短至D20的3min，R2中AGS的SV30/SV5在第35天（D35）重新上升至1.0，随后保持稳定，证明接种颗粒污泥的系统在D35时刻达到稳定。由此可见，R2中接种颗粒污泥在0~30d经历了适应期，在30~80d达到稳定期。

粒径大于200μm的占比超过80%被认为是形成AGS的条件之一，因此对不同阶段粒径分布的分析至关重要。R1中AGS的粒径分布仅观察到一个特征峰，并且特征峰的位置随着运行时间不断向大粒径位置移动。这与大多数的研究结果一致，即颗粒污泥粒径在不断增大。由于接种预造粒颗粒污泥的反应器受到曝气冲刷，R2中AGS的粒径在运行2个周期后变小，d10、d50和d90分别由接种前17.33、480.51和938.39μm变化为34.87、81.13和329.36μm（见表1），但是其d90仍显著高于R1的183.55μm，这说明接种颗粒污泥可直接跳过成粒步骤。值得注意的是，在D20时R2中颗粒污泥对应的d10、d50和d90分别为41.15、101.13和280.00μm，d10和d50升高，而d90显著下降。同时，R2中AGS的粒径分布曲线呈现两个特征峰，分别位于81.01和549.77μm处。这是由于水力冲刷导致较大粒径颗粒污泥表面污泥脱落或者较大的颗粒破碎成小颗粒。随着颗粒污泥进入稳定期，d10、d50和d90分别上升至79.21、251.16和637.45μm，相比于D20时分别提升了92.49%、148.35%和127.66%。R2中的AGS变得密实稳定，且粒径不断增大，这说明部分微生物将其作为载体在其表面附着生长。

2.2 对污染物的去除效果

尽管进水COD浓度存在较大波动，但R1和R2对COD的平均去除率分别为（94.54±2.99）%和（94.02±3.58）%。这证明R2接种颗粒污泥中的异养菌被快速唤醒，实现了高效的COD降解能力。在适应期R1和R2出水的TN平均浓度分别为（30.07±3.33）和（27.34±6.41）mg/L，稳定期对应的TN平均浓度分别为（20.05±4.24）和（17.94±2.40）mg/L，R2中的AGS展现出更高的TN去除效果（见图2）。由于原水为实际生活污水并汇入部分工业废水，因此，即使在稳定期间好氧颗粒污泥也未能将出水TN降至一级A标准以下。

为解析AGS对于不同形态氮的降解和转化效果，进一步分析原水和出水的NH4+-N、NO2−-N和NO3--N浓度。首先，原水TN中NH4+-N占比较低，这是导致AGS对于TN的去除率较低的主要原因。R1和R2出水NH4+-N的平均浓度分别为（0.46±0.93）和（0.80±1.48）mg/L，表明接种颗粒污泥后氨氧化菌可以快速被唤醒。R1和R2出水中的氮以NO3--N为主（见图3），NO2--N浓度几乎为零。R1和R2出水中的NO3--N浓度与TN浓度呈显著关联，在适应期出水NO3--N浓度不断降低，在稳定期出水NO3--N平均浓度分别降低至（19.14±4.23）和（16.71±2.67）mg/L。

以往研究表明，接种载体可有效提升磷的去除效能。试验期间原水的TP浓度变化较明显，最低和最高浓度分别为3.13和13.6mg/L，但两组反应器的出水TP浓度较为稳定，平均浓度分别为（2.31±0.64）和（1.85±0.75）mg/L，其中R2出水TP浓度低于R1（见图4）。利用脱水污泥制备的颗粒污泥，在接种至反应器后能够实现较为显著的除磷性能。这可能是由于活性污泥在脱水之前会经历厌氧条件，将内部储存的磷释放出来，因此接种后便展现出较好的除磷效果。

2.3 成熟颗粒污泥对氮的代谢动力学

接种预造粒颗粒污泥的R2跳过成粒过程，其中的异养菌、氨氧化菌和聚磷菌的功能和活性可快速被唤醒，因此在接种后的1~2d内NH4+-N和COD即可降到很低的水平。但反硝化细菌在颗粒污泥中的活化和富集需要约30d，因此适应期间出水中的氮以NO3--N为主。为进一步解析污水处理过程不同形态氮的代谢过程，通过批次试验探究R1和R2中氮的降解和转化过程，结果见图5。R1和R2中初始NH4+-N浓度分别为17.8和18.3mg/L，其中R1中的NH4+-N浓度在450min时降低至0.96mg/L，而R2中NH4+-N浓度则在360min时就降低至0.92mg/L，预造粒颗粒污泥展现出更强的氨氧化速率。但本研究中的NH4+-N降解速度远低于氯化铵配水的，这是由于原水中含有大量的有机氮，NH4+-N的氧化过程也伴随着有机氮的氨化。此外，R1和R2中的初始NO3--N浓度分别为7.64和5.74mg/L，在450min时分别达到17.9和15.7mg/L。批次试验进一步验证了NO3−-N的积累是导致出水TN较高的主要原因。在初始时刻R1和R2中TIN占TN的比例分别为90.1%和83.8%，反应450min后分别达到93.9%和99.9%，表明接种预造粒颗粒污泥的体系对原水中有机氮的降解能力更强。

2.4 接种预造粒颗粒污泥后的形貌特征变化

借助光学显微镜观察接种后颗粒污泥在不同阶段的形态和特征，结果见图6。在初始R1中的污泥主要由松散的絮状污泥组成，而在R2中则观察到轮廓清晰、致密的颗粒状污泥。第30天时，在R1和R2中都观察到了相对稳定的黄褐色颗粒污泥。在R1中AGS呈杆状结构，而在R2中接种的颗粒污泥转化为AGS。

为了进一步研究AGS的内部结构，对第60天的AGS样品进行冷冻切片，然后利用SEM进行表征分析，结果见图7。在80倍放大率下，AGS内部结构相对致密。进一步观察放大到2000倍的AGS，可以发现两个反应器中AGS的内部结构存在显著差异：在R1中AGS的横截面上观察到大量的杆菌和球菌，表明微生物在选择性压力下不断聚集，颗粒的内部结构主要由生物聚集体组成；相比之下，R2中AGS的内部结构呈现多孔形态，空隙中可见附着的微生物。脱水污泥中的无机物可作为框架或载体，为微生物提供附着位点。

在第60天时，对两个反应器中AGS的元素进行了测定，R1中AGS的C、N、O、Na、Mg、Al、Si、P、Ca、Fe质量分数分别为65.00%、4.73%、26.74%、0.45%、0.45%、0、0.04%、2.10%、0.16%和0.33%，R2中AGS的分别为58.19%、4.55%、28.32%、0.59%、0.40%、0.30%、0.71%、2.44%、0.54%和3.96%。R1和R2中AGS的C、N和O总含量分别为96.47%和91.06%，而相应的Al、Ca和Fe总含量分别为0.49%和4.80%。其中，R2中铁的含量是R1的12倍，这表明铁在颗粒污泥的造粒和稳定化过程中起着至关重要的作用。这一现象是由于在污泥脱水过程中使用了FeCl3作为混凝剂，因此与自然造粒的AGS相比，脱水污泥制备的颗粒污泥中铁的含量明显更高。铁及其与其他物质的复合物为颗粒污泥提供了骨架结构和载体。应用铁基材料增强AGS造粒的相关研究表明，铁元素可形成核心，从而增强微生物富集，同时还能刺激微生物分泌EPS，强化生物聚集。

2.5 微生物群落的演变

为了进一步明晰污泥接种后微生物群落的组成和演变，在第0、30和60天对R1和R2进行了高通量测序。样本的覆盖率均超过99.7%，表明序列库有效地捕捉到了微生物的多样性。Pseudomonas为两组反应器中相对丰度最高的群落（见图8），该菌门具有很高的脱氮性能。在D0、D30和D60，R1中Pseudomonas的相对丰度逐渐升高，分别为35.5%、38.1%和44.6%；R2中的Pseudomonas相对丰度则不断降低，分别为44.8%、41.6%和36.8%。由于本研究提供了充足的曝气时间，因此R1和R2中的氨氧化效率并未呈现较大差异。Bacteroidota是相对丰度仅次于Pseudomonas的微生物门类，该菌门具有EPS分泌功能，涉及复杂有机物的降解。在D0、D30和D60，R1中Bacteroidota的相对丰度分别达到15.7%、10.94%和12.84%，而R2分别为19.07%、12.03%和7.28%。在接种阶段R2中Bacteroidota的相对丰度高于R1，这说明污泥脱水过程强化了此类微生物的富集。Actinomycetota具有固氮功能，且有助于去除难降解的有机化合物。R2中Actinomycetota的相对丰度在接种期和稳定期分别达到11.24%和9.78%，略高于R1的5.87%和8.44%，这进一步证实了R2中氮代谢效率更优异的原因。Chloroflexota为市政污水厂中主要的特征菌门，能够为AGS的形成提供骨架结构，并具有脱氮功能。在初始阶段（D0），R1中Chloroflexota的相对丰度达到9.93%，显著高于R2的0.89%；而在稳定阶段（D60），R1和R2中Chloroflexota的相对丰度分别为3.88%和4.18%，R1接种的絮体污泥需要此类微生物提供骨架结构成粒，因此初始时R1中的Chloroflexota相对丰度更高，而R2中接种的预造粒颗粒污泥本身可以作为载体跳过成粒。Myxococcota、Actinobacteriota和Nitrospirota与氮代谢效率密切相关。在D0、D30和D60，R1中三种微生物的相对丰度之和分别为8.44%、6.99%和7.02%，R2的为4.89%、12.86%和11.08%。在0~30d，R1中污泥逐渐自然成粒，R2中接种的颗粒污泥处于适应阶段，R1中的Myxococcota、Actinobacteriota和Nitrospirota菌门丰度降低，R2中三种菌门丰度升高。而在30d后，R1和R2中AGS逐步形成且处于适应状态，三种功能菌丰度不再发生明显变化，且R2中检出的Myxococcota、Actinobacteriota和Nitrospirota菌门丰度高于R1，这与R2展现出更好的脱氮效率相印证。

进一步分析相对丰度>2%的属水平微生物群落组成，结果如图9所示。R1中检出的菌属主要有Nitrosomonas、Chloracidobacterium、Caldilinea、Flavobacterium、Ferruginibacter、Nitrospira、Candidatus_Competibacter、Rubrivivax、Candidatus_Promineifilum和Ignavibacterium等10种，而R2中还检出了Thermomonas、Acidovorax、Nannocystis、Pseudomonas、Ottowia、Dokdonella、Sorangium和Polyangium。

在R1中，Chloracidobacterium、Ferruginibacter、Candidatus_Promineifilum和Ignavibacterium的相对丰度显著降低，总和由初始的13.40%降至第60天的2.32%。这表明在AGS严格的选择压（如短沉淀时间、强水力剪切）条件下，这些菌属（可能因其较弱的沉降性能、对高溶解氧/强剪切力的敏感性，或作为非核心功能菌）被逐步淘汰出系统。相对地，Nitrosomonas（发挥氨氧化功能）、Flavobacterium（能够高效降解有机物）、Nitrospira（发挥硝化功能）和Rubrivivax（难降解有机物的降解）的相对丰度显著增加，其相对丰度之和由D0的2.62%跃升至D60的14.51%。此变化清晰表明在AGS的形成过程中富集了核心功能微生物：氨氧化菌（Nitrosomonas）和亚硝酸盐氧化/全程氨氧化菌（Nitrospira）共同驱动高效硝化；Flavobacterium和Rubrivivax则强化了对溶解性及潜在难降解有机污染物的去除能力。

在R2中，Thermomonas、Acidovorax、Pseudomonas和Ottowia的相对丰度均随运行时间降低。例如，Thermomonas从D0的4.98%降至D60的0.87%。这强烈提示上述存在于接种污泥中的兼性/异养菌属（特别是Thermomonas和Pseudomonas可能形成较松散的絮体结构），在AGS反应器的曝气冲刷和严格沉淀选择下，未能有效附着或形成致密颗粒，成为被洗脱的主要对象。相对地，Chloracidobacterium、Ferruginibacter、Nitrosomonas、Caldilinea、Nitrospira（Comammox/NOB）、Sorangium和Polyangium（黏细菌，强大的复杂有机物降解能力）的相对丰度则显著上升。具有强大胞外酶分泌能力的脱氮功能菌和复杂底物降解潜力的黏细菌以及Ferruginibacter、Chloracidobacterium均在R2中富集，这意味着R2中的AGS具有更好的稳定性以及能够更高效地去除难降解有机物（如工业废水中可能存在的聚合物、烃类等）。此外，在两种成粒方式下，核心脱氮功能菌属Nitrosomonas（AOB）和Nitrospira（Comammox/NOB）的相对丰度均显著增加。

3、结论

①脱水污泥能够用于制备接种颗粒污泥，进而强化AGS系统的启动速度。相比于R1中自然培养形成的AGS，接种颗粒污泥的R2可直接跳过成粒步骤，快速形成沉降性能优异、结构密实的AGS。

②在R2中颗粒污泥接种后会经历30d左右的适应期，然后步入稳定期。在稳定期（35~80d），AGS的平均SVI达到（28.36±6.6）mL/g，对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率分别达到（94.86±2.53）%、（97.58±3.99）%、（51.16±10.88）%和（71.24±16.85）%。

③预造粒AGS中铁元素的含量是自然成粒AGS中的12倍，并均匀分布在AGS内部。铁离子及其与其他物质所形成的络合物为颗粒污泥提供骨架结构并具有载体功能。

④由脱水污泥制备的颗粒污泥有助于富集具有氮代谢功能的微生物（Myxococcota、Actinobacteriota和Nitrospirota），稳定期R1和R2中三种菌的丰度之和分别为7.02%和11.08%。

⑤预造粒接种在强化AGS系统快速启动方面展现出巨大应用前景，但在面对有机氮占比过高且有机碳组分复杂的工业园区废水处理时，建议增加缺氧段或基于氮和COD浓度精准投加碳源或调整曝气策略，以强化AGS的脱氮和除磷效果。