随着污水处理工艺的发展，活性污泥法由于其廉价、高效的优点已在全世界范围内被广泛应用.然而，污泥膨胀问题常常影响着污水处理工艺的稳定运行，进而增加污泥处理费用和出水悬浮颗粒物浓度，甚至威胁下游生态系统和公共健康.引发活性污泥膨胀的因素较多(Novák et al., 1993；Horan et al., 1986)，而温度变化是不容忽视的关键因素之一.由于季节的更替，全球大多数地区的活性污泥法污水处理厂都受到温度的影响，并且整体呈现冬春季节污泥膨胀频发，而夏秋季节沉降性能良好的趋势(Kruit et al., 2002；Eikelboom et al., 1998).虽然许多研究者已证明温度会引起污泥沉降性的改变，但目前对造成这一改变的机理尚无定论.

前人关于污泥沉降性的研究主要集中于丝状菌的数量、絮体形态、胞外聚合物(EPS)、污泥含磷量与密度等方面(Martins et al., 2004；Jenkins et al., 2004；Jenné et al.， 2006).Knoop等(1998)和Andreasen等(2000)认为低温有利于丝状菌的生长，而高温会抑制其生长，进而改变污泥的沉降性能.然而Wilén等(2008)观测发现，随着季节的更替，实际污水处理厂中丝状菌的数量和污泥沉降性并未发生明显改变.因此，温度对丝状菌的影响仍需要更为深入的研究.EPS是活性污泥絮体的重要组成部分，许多研究者认为EPS在污泥絮凝和沉降过程中起着十分关键的作用，EPS含量会随着污泥SVI的升高而升高(Jin et al., 2003；Halbouni et al., 2008；Sheng et al., 2010).但也有研究表明，在实际污水处理厂中，尽管低温会导致污泥EPS含量的升高，但EPS与污泥沉降性的相关性仍然较差(Wilén et al., 2008).到目前为止，EPS对污泥沉降性尤其是在不同温度时的影响仍然没有一致的结论.在强化生物除磷系统中，先前的研究发现，聚磷菌容易形成密实的絮体，进而改善污泥的沉降性能(Eikelboom et al., 1998；Avella et al., 2011；Yang et al., 2013).Schuler等(2010)提出假说认为，由于聚磷颗粒(PP)比普通活性污泥的密度大，在强化生物除磷系统中聚磷颗粒可以增加污泥的密度以改善污泥的沉降性能.此外，通过添加微小颗粒来调节活性污泥密度的一系列试验进一步证实了这个假说(Schuler et al., 2007a；Schuler et al., 2007b).然而，需要指出的是，上述验证实验中污泥絮体通常没有丝状菌或者含量较少，并且絮体形态并没有明显变化.而一项对实际污水处理厂的调查发现，污泥的沉降性能受污泥密度和絮体结构共同影响.当丝状菌含量较高或者污泥絮体不太规则时，污泥沉降性与密度相关；而当丝状菌较少或者絮体较圆时，污泥沉降性与密度无关(Schuler et al., 2007c).这一现象与Schuler等之前的假说有矛盾之处.在实际污水处理厂中，由于各种原因丝状菌常常大量增殖或者周期性出现，因此，污泥密度和丝状菌(尤其是当丝状菌发生变化或者大量增殖时)究竟如何影响污泥的沉降性能仍然需要进一步的研究.随着分子生物学技术的发展，人们可以更加深入地了解活性污泥的菌群组成.在研究温度对生物强化除磷系统菌群分布的影响时，先前的研究者主要通过荧光原位杂交(FISH)技术揭示聚磷菌(PAOs)与聚糖菌(GAOs)之间的竞争关系(Vazquez et al., 2007；2009)，而很少关注在温度变化过程中整个活性污泥菌群的演替及其与污泥絮体沉降性能变化的关系.由于FISH技术无法检测未知种属的细菌，因此，在研究活性污泥菌群组成时具有一定的局限性(Pijuan et al., 2009).而聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)可以检测系统中含量大于1%的未知种属细菌(Muyzer et al., 1993)，因此，在描述整个菌群结构的变化时具有明显优势，进而为探索微生物种群结构、除磷效果和污泥性状(沉降性能、丝状菌种类和数量等)之间的关系提供了有效途径.

基于此，本试验通过运行连续流厌氧/好氧除磷系统，在温度变化条件下对污泥性状(沉降性、EPS、可挥发性固体、密度、含磷量和丝状菌)及微生物群落结构等进行观测，探索不同温度作用下不同参数之间的关系.试从不同角度分析温度对污泥沉降性能的影响机理，为污水处理厂在季节交替时的稳定运行提供理论依据.

本试验平行运行两套强化生物除磷系统，反应器由有机玻璃构成(图 1)，容积为6 L，厌氧区与好氧区体积比为1∶3.日处理水量18 L · d^-1，污泥回流比为100%，进水和污泥回流均采用蠕动泵控制.主反应区水力停留时间为8 h，其中，厌氧2 h，曝气6 h.两系统污泥龄均为12 d左右.

图 1(Fig. 1)

图 1 A/O除磷系统装置示意图 Fig. 1 Schematic of A/O biological phosphorus removal system

本试验接种污泥取自实验室中稳定运行的生物强化除磷系统，MLSS为3000 mg · L^-1左右，SVI为238 mL · g^-1，各取6 L分别投入两套反应器内，反应器运行温度为20 ℃左右.运行34 d后，两系统均达到稳定状态，污泥浓度为3000 mL · g^-1左右，COD和磷酸盐去除率分别为95%和85%，SVI值维持在240 mL · g^-1左右.此时，将其中一套反应器温度升至25 ℃(1号反应器)，将另一套系统温度降至15 ℃(2号反应器).两反应器进水基质与用于接种的生物强化除磷系统相同，采用人工模拟生活污水，其配方为(mg · L^-1)：尿素11.94，磷酸氢二钾41.76，MgSO₄ · 7H₂O 45.09，无水CaCl₂ 5.46，碳酸氢钠 27.50，硫酸亚铁 11.02，无水乙酸钠 172.69，土豆淀粉134.07，蛋白胨 19.17，奶粉 70.93和酵母膏 57.41，微量元素 0.09 mL · L^-1，其组成成分为(g · L^-1)：(NH₄)₆Mo₇O₂₄ · 4H₂O 0.6253、CoCl₂ · 6H₂O 0.2953、KI 0.3562、CuSO₄ · 5H₂O 4.1731、MnSO₄ · H₂O 0.5937、H₃BO₃ 1.7808、ZnSO₄ · 7H₂O 2.2544.进水水质见表 1.

表1(Table.1)

表1 模拟生活污水水质特性 Table.1 Characteristics of synthetic wastewater

表1 模拟生活污水水质特性 Table.1 Characteristics of synthetic wastewater COD/(mg·L-1) TP/(mg·L-1) TN/(mg·L-1) pH 420 12 18 7.4

主要指标均按照标准方法进行检测(APHA，2005)，不可挥发性固体(NVSS)为混合液悬浮固体与可挥发性固体的差值(Jones et al., 2010)，聚合磷酸盐(Pns)为总磷和溶解性磷酸盐的差值.胞外聚合物(EPS)依据Frlund等(1996)的方法，采用阳离子交换树脂提取，采用Folin-酚法测定蛋白质，采用蒽酮比色法测定多糖.活性污泥絮体采用尼康光学显微镜进行观测.丝状菌鉴定参照Jenkin等(2004)的方法，通过革兰氏染色、纳氏染色、PHA染色及形态观察等确定.污泥密度参照Schuler等(2007c)的方法，采用Percoll分离液测定.

活性污泥菌群分布采用PCR-DGGE进行分析.在试验运行的第23、34、37、60、72和第87 d(图 2a)，分别从两个系统中各取4 mL泥水混合液，-20 ℃冻存.待反应器运行结束后，提取所有样品DNA，以大多数细菌和古细菌的16S rRNA基因V3区通用引物扩增(Muyzer et al., 1993)，引物碱基序列为：GC-341F(5′-CGCCCGCCGCGCGCGGCGG GCGGGGCGGGGGCACGGGGGGCCTACGGGAGGCA GCAG-3′)和534R(5′ATTACCGCGGCTG CTGG-3′).PCR反应体系为50 μL，采用降落PCR策略扩增(已优化)(Kim et al., 2013)：94 ℃预变性5 min；前20个循环，94 ℃变性30 s，65~55 ℃退火30 s(每个循环退火温度降低0.5℃)，72 ℃延伸30 s；后10个循环，94 ℃变性30 s，55 ℃退火30 s，72 ℃延伸30 s；最后72 ℃最终延伸10 min.PCR产物用1%琼脂糖凝胶电泳检测.检测完毕后，采用Bio-Rad公司Dcode TM的基因突变检测系统对PCR反应产物进行分离.聚丙烯酰胺凝胶浓度为8%，变性剂浓度为40%~60%.电泳优化后条件为：130 V电压下预电泳10 min，此后70 V电泳13 h，电泳缓冲液温度为58 ℃(Duan et al., 2009).电泳完毕后，DGGE凝胶经DelRed染料染色送至凝胶成像仪处扫描获取图像.采用QuantityOne(Bio-Rad)分析活性污泥样品中电泳条带的数目和亮度，以评估各系统中的微生物群落.采用SPSS软件对各个样品进行对应分析(Correspondence analysis).对DGGE凝胶上的目的条带，经回收，再扩增，克隆后送至上海生工进行测序(Zhang et al., 2010).然后将所得序列提交至GeneBank登记，序列号为：KF559164-KF559181.最后在GeneBank数据库中用BLAST进行检索和同源性比较.采用Mega 4.1基于Neighbor-Joining方法构建系统发育树.

图 2(Fig. 2)

图 2 温度对1、2号反应器污泥各指标的影响 Fig. 2 Effect of temperature on properties of sludge in No. 1 and No. 2 reactors

图 2所示为整个试验阶段两反应器中系统除磷率、污泥沉降性、含磷量(Pns)、污泥中不可挥发性固体(NVSS)、密度和EPS的变化.从图 2a可以看出，温度对系统除磷效能影响很大.高温可导致系统的除磷率(65%)显著下降，而低温将使除磷率(96%)大幅提升，这一点与前人的报道一致(Vazquez et al., 2009a).与此同时，伴随着除磷率的改变，污泥的沉降性也发生了很大变化.当1号反应器运行温度升高至25 ℃时，运行8 d之后，污泥沉降性能逐渐好转；至第45 d时系统逐渐趋于稳定，SVI继续降低并稳定在70~130 mL · g^-1之间.2号反应器运行温度降至15 ℃时，SVI值迅速升高至480 mL · g^-1，污泥沉降性能急剧恶化；运行至第52 d时污泥沉降性突然改善，SVI降至238 mL · g^-1，此后始终维持在250 mL · g^-1左右.整体而言，1号反应器的沉降性优于2号反应器，说明高温可以有效地改善污泥的沉降性能.

图 2b所示为两反应器中NVSS/VSS和Pns/VSS的变化.对于1号系统，污泥中NVSS整体变化不大，当温度升高时，NVSS/VSS先略有降低，随后立即回升并在0.37 mg · mg^-1左右波动.对于2号系统，在温度降低的短期内，NVSS/VSS含量迅速降低(0.31 mg · mg^-1左右)，直至第52 d即污泥沉降性迅速转好时才回升至0.41 mg · mg^-1，此后一直在0.35 mg · mg^-1左右波动.当温度突然改变时，两反应器中污泥含磷量迅速降低，随后缓慢上升直至污泥沉降性转好时Pns/VSS才逐渐稳定.对于高温系统，虽然Pns/VSS有明显的降低，但随即恢复.相对于高温系统，低温系统中污泥Pns/VSS降低较多，由此推测，突然的降温可能会导致活性污泥中的聚磷颗粒大量流失，进而使污泥含磷量大幅减少.当两系统均处于稳定状态时，NVSS/VSS相差不大，但高温系统的污泥含磷量明显低于低温系统.图 2c所示为两系统的污泥密度变化情况.当1号反应器温度升高至25 ℃时，与Pns的变化相似，污泥密度也迅速降低，随后逐渐增加并稳定在1.066~1.072 g · mL^-1之间，在此过程中污泥浓度并无明显变化.2号反应器温度降至15 ℃后，污泥密度也迅速降低(由1.066 g · mL^-1降至1.060 g · mL^-1)，此时，2号反应器污泥流失严重，污泥浓度从3000 mg · L^-1降至2000 mg · L^-1左右；当沉降性逐渐稳定时，污泥浓度才逐渐恢复至3000 mg · L^-1左右，此时污泥密度在1.063~1.066 g · mL^-1之间.稳定状态时，低温系统的污泥密度略低于高温系统，这点与我们的预期不同.依照Schuler等(2007a； 2007b)的理论，由于低温系统污泥Pns含量较高，所以其污泥密度应略高于高温系统.据此推测，在本实验中污泥密度可能同时受到其他因素的影响，如丝状菌的数量和菌胶团的密实程度等.图 2d为污泥中EPS含量的变化.可以看出，温度的突然改变会导致EPS中蛋白质含量迅速增加，其中，低温环境下蛋白质含量变化更大.当系统污泥沉降性能逐渐稳定时，污泥的EPS含量逐渐恢复至变温前水平.由于EPS与污泥沉降性的变化过程基本一致，推测EPS可能在一定程度上影响着污泥的沉降性能，详见3.2节.

镜检发现，伴随着污泥沉降性的变化，污泥的形态及丝状菌种类和数量也发生了一系列的变化.系统中丝状菌采用染色(革兰氏、纳氏和PHA染色)及形态观察等方法进行鉴定(Jenkins et al., 2004)，本文中仅包含丝状菌的纳氏染色照片.在两反应器运行温度为20 ℃时，大量丝状菌伸出菌胶团(图 3a)，引发丝状膨胀，致使运行初期污泥沉降性较差.此时系统中的丝状菌为Thiothrix II型和0041型，其纳氏染色照片见图 3b.温度升高至25 ℃时(1号系统)，在最初的8 d内，污泥的沉降性无明显变化，但污泥中原有丝状菌中逐渐减少；当系统逐渐稳定时，污泥絮体变得比较密实，只有少量的0914型和0041型丝状菌伸出絮体之外(图 3c和d)，污 泥沉降性能良好.降低温度至15 ℃时(2号系统)，在最初的8 d内，污泥中的丝状菌并没有明显的变化，此后的1周内，Thiothrix II和0041型丝状菌逐渐消失；第52 d时，Thiothrix II丝状菌又重新大量繁殖，逐渐在系统中占据优势地位.污泥絮体虽然比较密实，但有大量丝状菌伸出絮体之外(图 3e和f).总体而言，升温前后污泥絮体中丝状菌数量变化较大，而降温前后污泥絮体中丝状菌数量变化较小.

图 3(Fig. 3)

图 3 活性污泥絮体的相差显微照片和丝状菌的纳氏染色显微照片(a.20 ℃，b.纳氏阴性Thiothrix II型和纳氏阳性0041型，c.25 ℃，d.纳氏阴性0914型和纳氏阳性0041型，e.15 ℃，f.纳氏阴性Thiothrix II型) Fig. 3 Phase contrast micrographs of flocs and direct illumination micrographs of Neisser staining of filamentous bacteria(a.20 ℃，b.Neisser-negative Thiothrix II and Neisser-positive Type 0041，c.25 ℃，d.Neisser-negative Type 0914 and Neisser-positive Type 0041，e.15 ℃，f.Neisser-negative Thiothrix II)

为了探索污泥性状对污泥沉降性的影响机理，采用SPSS对污泥沉降性和污泥性状进行相关性分析(L and au et al., 2004).所取数据自反应器接种开始至试验结束为止，分析结果详见表 2.由表 2可以看出，在不同反应器中，SVI与污泥性状之间呈现截然不同的规律.对于1号系统，除EPS中的多糖与SVI有显著相关性外，蛋白质、EPS总量均与SVI不相关.由于多糖含量较少且变化较小，因此，总体而言，EPS对污泥沉降性的影响不大.此外，与我们的预期相反，1号系统中污泥SVI随着NVSS和Pns含量的降低而显著降低.尽管在此过程中污泥密度也呈现降低的趋势，但污泥密度与沉降性无显著相关性.对于2号系统，EPS的增加同样不利于污泥的沉降，但与1号反应器不同，蛋白质含量及EPS总量与SVI呈现显著正相关，而多糖含量与SVI不相关.EPS总量和其中的蛋白质含量较高且有明显变化，其峰值的出现与污泥沉降性能的恶化相吻合，因此，推断当温度由20 ℃降低为至15 ℃时，污泥EPS含量的升高对污泥沉降非常不利.此外，污泥中Pns和NVSS含量与SVI呈现显著负相关.尽管污泥密度与SVI不相关，但污泥密度的增加会在一定程度上降低污泥SVI值.2号反应器中的现象与Schuler等的结论吻合较好(Schuler et al., 2007c；Jones et al., 2010).表 2结果显示，在两个反应器中，污泥密度与污泥Pns含量均呈现显著正相关，这一点与前人(Yang et al., 2013)报道的污泥Pns含量能够影响污泥密度的结论是一致的.然而，需要指出的是，与污泥含磷量相对应，污泥密度仅在2号系统中与NVSS呈现显著正相关，而在1号系统中与NVSS不相关.由于2号系统的除磷效率较高，污泥Pns含量高于1号系统，因此，该系统中Pns与NVSS的相关性远远高于1号系统.可以推测在影响污泥密度的众多因素中，污泥含磷量可能占据主导地位.亦即当NVSS与Pns关系较为密切时，NVSS与污泥密度有显著相关性；而当NVSS与Pns相关性不显著时，其与污泥密度没有相关性.

表2(Table.2)

表2 污泥沉降性与污泥其它性状的相关性分析 Table.2 Correlation analysis of settleability and other sludge properties

表2 污泥沉降性与污泥其它性状的相关性分析 Table.2 Correlation analysis of settleability and other sludge properties SVI(1#) SVI(2#) 注：**显著性水平为0.01(双侧t检验)，*显著性水平为 0.05(双侧t检验). r p n r p n EPS 0.027 0.937 11 0.649* 0.031 11 蛋白质 -0.141 0.679 11 0.687* 0.020 11 多糖 0.666* 0.025 11 0.485 0.130 11 Pns/VSS 0.550** 0.007 23 -0.653** 0.001 23 NVSS/VSS 0.611** 0.002 23 -0.463* 0.026 23 密度 0.360 0.092 23 -0.196 0.371 23 密度(1#) 密度(2#) r p n r p n Pns/VSS 0.526** 0.010 23 0.475* 0.022 23 NVSS/VSS 0.240 0.259 23 0.571** 0.004 23 Pns/VSS(1#) Pns/VSS(2#) r p n r p n NVSS/VSS 0.522* 0.011 23 0.817** 0.000 23

对于两个反应器，除温度之外其他条件均相同，但污泥性状差别很大.通过对污泥絮体的观测及对常规指标(COD及除磷率)的测定发现，对于1号系统，随着温度的升高，系统中原有的丝状菌逐渐被淘汰；系统稳定运行后，污泥中的丝状菌很少，而这个过程与污泥沉降性由差变好的过程一致.对于2号系统，当温度突然降低时，污泥沉降性急剧恶化，伴随着丝状菌的逐渐淘汰，污泥沉降性略微转好；经过约1个污泥龄后，Thiothrix II型丝状菌重新大量增值，污泥中的丝状菌数量与变温前差别不大，污泥沉降性较差.与丝状菌的变化相对应，升温导致1号系统的除磷能力下降，而降温却使2号系统的除磷能力大幅升高，最终导致1号系统的污泥Pns含量明显低于2号系统.这个现象与前人(Vazquez et al., 2009b)的结论吻合较好.对于1号系统，前期污泥中丝状菌大量生长，除磷效果较好，污泥Pns和NVSS含量高，沉降性较差；而在后期，污泥中丝状菌几近消失，系统除磷效果较差，污泥Pns和NVSS含量低，沉降性较好.需要指出的是，在1号系统中，污泥SVI随着Pns/VSS和NVSS/VSS的减小而降低，这一现象违背了Schuler等(2007a；2007b)的理论.这主要是由于在该温度升高的过程中，丝状菌数量的大幅减少对污泥沉降性影响很大，进而掩盖了Pns和NVSS减少对污泥沉降的不利影响.对于2号系统，由于在整个试验阶段丝状菌数量变化不大，此时丝状菌对污泥沉降性能的影响可以忽略，则Pns与NVSS对污泥沉降性的影响就显现出来，进而表现出SVI随着Pns/VSS和NVSS/VSS含量的升高而降低的趋势.

在两个反应器中，污泥密度和SVI并无显著相关性.这可能是由于本试验中污泥密度较大，通常在1.6~1.7 g · mL^-1之间.根据Schuler等(2007b)的研究，当污泥密度在这个范围内，SVI受密度的影响较小.因此，其它因素可能对污泥沉降性产生较大的影响.就1号反应器而言，丝状菌数量的变化会对污泥的沉降性产生决定性的影响，而对于2号反应器，污泥中Pns和NVSS含量会在很大程度上影响污泥的沉降性能.

图 4a显示的是所取污泥样品的微生物群落DGGE图谱和DGGE简线图，其中，M、H、L分别表示反应器温度为20、25和15 ℃，数字代表采样时间.图 4b所示为活性污泥样品的聚类分析.表 3所示为用于分析微生物群落结构的污泥样品的沉降性.由于前34 d两反应器运行条件相同，微生物群 落几乎无差别，本文仅选取其中一个反应器的样品来反映该阶段两系统的菌群分布.可以看出，在整个试验过程中，尽管细菌的种类并无明显变化，但温度对反应器优势细菌的分布影响显著，15、20和25 ℃会诱导不同细菌的优势生长，相同温度的活性污泥样品微生物群落结构较为相似.从图 4b可以看出，与反应器的运行温度相对应，所取的活性污泥样品可以聚为三大类：第一类为M23和M34，分别代表第23 d和34 d反应器运行温度为20 ℃时的样品；第二类为H87、H60、H72，分别代表第87、60和72 d的25 ℃反应器的样品；第三类为L87、L72、L60、L37和H37，前4个样品代表第87、72、60和第37 d 15 ℃反应器的样品，第5个代表第37 d 25 ℃反应器的样品.在第37 d时，由于系统在改变温度后运行时间较短，温度对25 ℃反应器中污泥群落结构的影响并不明显，因此，H37样品与其余4个低温系统的样品聚为一类.

图 4(Fig. 4)

图 4 两反应器中所取的活性污泥样品的DGGE图谱(a)及活性污泥样品的聚类分析(b) Fig. 4 DGGE profiles of samples collected from both reactors(a) and cluster analysis of samples collected from both reactors(b)

表3(Table.3)

表3 用于分析微生物群落结构的污泥样品的沉降性 Table.3 Sludge settleability of the samples collected for the analysis of bacterial community structure

表3 用于分析微生物群落结构的污泥样品的沉降性 Table.3 Sludge settleability of the samples collected for the analysis of bacterial community structure 样品 M23 M34 H37 H60 H72 H87 L37 L60 L72 L87 SVI/(mL·g-1) 257 240 268 73 85 80 451 180 242 250

考虑系统运行温度、污泥性状(沉降性和EPS)和微生物菌群组成，可以发现三者之间有着微妙的关系.由表 2和图 4b可以看出，温度的变化可导致微生物菌群发生明显的变化，进而改变污泥的沉降性.对于中温(20 ℃)和低温(15 ℃)，尽管聚类分析显示两者的菌群有明显的差异，但在这两种条件下污泥沉降性都不太理想(SVI>150 mL · g^-1).与之相反，高温时污泥絮体中丝状菌含量很少，污泥沉降性良好(SVI<100 mL · g^-1).此外，可以发现一个有趣的现象，在聚类分析的第三类样品中有两个样品单独聚为一个小类，它们是H37和L37，分别代表调节温度2 d后高温系统和低温系统的活性污泥.与变温前相比，样品H37的污泥沉降性无明显变化(SVI为268 mL · g^-1)，而样品L37的污泥沉降性急剧恶化，SVI由260 mL · g^-1一跃上升至451 mL · g^-1.凝胶电泳和镜检显示这两个样品的菌群结构、丝状菌及污泥絮体结构并无明显差别，因此，可以推断此时低温系统污泥沉降性的迅速恶化并不是由于菌群变化引起的.此后经过约20 d左右，低温系统污泥逐渐好转，SVI稳定在230 mL · g^-1附近.可以看出，在低温系统中，伴随着污泥沉降性的急剧恶化和逐渐好转，污泥的EPS含量也经历了一个突然上升到逐渐降低的过程，同时污泥中不可挥发性固体经历了一个突然降低然后缓慢回升的过程.许多研究表明，活性系统中SVI往往随着EPS含量的增加而升高，两者具有一定的正相关性(Jin et al., 2003；Halbouni et al., 2008).这是由于污泥中的EPS带有负电性，较多的EPS会使菌胶团之间的排斥力增大，进而导致污泥在沉降过程中絮凝困难(Sheng et al., 2010).此外，先前的研究者指出，污泥中不可挥发性固体含量的减少可导致污泥SVI升高(Schuler et al., 2007c).综合这两方面来看，可以推断低温系统活性污泥沉降性的急剧恶化是EPS和不可挥发性固体共同作用的结果.

图 5所示为受温度影响较大的优势菌的系统发育树.在所有活性污泥样品中，受温度影响较大的优势细菌有19种，其中以变形菌最多，共9种(α-、β-和γ-变形菌分别为3种、2种和3种)；其次是拟杆菌门，共5种；再次为放线菌门，共3种；最后是绿弯菌门和厚壁菌门，各1种.本试验所得序列与GeneBank数据库中序列的比对结果显示，系统中一半以上的优势细菌与生长在厌氧或者微氧条件下的已知菌种相似；绝大多数细菌与已有菌种的相似度均大于95%，只有条带34代表的细菌与已知菌种的相似度为91%(未显示数据).由DGGE图谱可以看出，条带34所代表的细菌在中温(20 ℃)和低温(15 ℃)环境下较多，而高温(25 ℃)似乎不利于这种细菌的生长.可以推断这种细菌可能是本试验除磷系统中特有的一种嗜冷细菌.条带10和11代表的细菌均与Acinetobacter sp.相似性较高.Fuhs和Chen(1975)曾经指出，Acinetobacter sp.是活性污泥系统中典型的聚磷菌.在本实验中，低温时这种细菌的数量较多，与之对应的是低温时系统的除磷效率更高，由此推测，Acinetobacter sp.可能在除磷过程中起着相当重要的作用.条带13对应的是系统中唯一的厚壁菌门，在试验的整个过程中始终存在于两个反应器中.该细菌可使葡萄糖(淀粉的水解产物)在厌氧条件下发酵生成乙酸和丙酸，从而强化生物除磷过程(Wu et al., 2009).

图 5(Fig. 5)

图 5 受温度影响较大的细菌的系统发育进化树 Fig. 5 Neighbor-joining phylogenetic tree of species strongly affected by temperature

为研究污泥沉降性与微生物菌群结构的关系，我们对两者进行了对应分析(Correspondence analysis)，结果如图 6所示.图中样品名称中字母H和L分别表示25 ℃和15 ℃反应器，其后的数字表示污泥的SVI值.当温度较低时，污泥沉降性较差，与低温和较差的沉降性关系密切的优势菌共9种，依次为条带30(α-变形菌)，19、20(β-变形菌)，10、11(γ-变形菌)，21、26(拟杆菌门)，17、46(放线菌门)，主要为变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和放线菌门(Actinobacteria).之前的研究者们采用荧光原位杂交(FISH)技术证实0041型丝状菌是一种β-变形菌，而Thiothrix II 是一种γ-变形菌(Thomsen et al.，2006； Rossetti et al.，2003).可以推断低温环境同时刺激了这些优势菌和丝状菌的生长，而这种环境究竟如何影响Thiothrix II的生长及在此过程中上述9优势菌究竟有何作用仍需要进一步的研究.高温时，污泥沉降性良好，受高温影响较大的优势菌有7种，依次为条带34(变形菌门)、3(绿弯菌门)、39(α-变形菌)、14(α-变形菌)、6(拟杆菌门)、42(拟杆菌门)和12(拟杆菌门)，主要属于变形菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidetes).前人的研究表明，活性污泥絮体中大多数细菌均属于变形菌门和拟杆菌门(Bacteroidetes)，它们在污染物的去除过程中发挥着重要作用(Wagner et al., 2002; Miura et al., 2007).在高温系统中，这些细菌的优势生长伴随着污泥沉降的逐渐好转，可以推测它们应该是菌胶团细菌的重要组成部分.此外，有研究指出，高温有利于厚壁菌门细菌的生长(Kurisu et al., 2002).然而在本实验中，高温对厚壁菌门细菌的影响并不明显.

图 6(Fig. 6)

图 6 反应器中所取污泥样品的菌群分布与污泥沉降性的对应分析 Fig. 6 Correspondence analysis between bacterial community structure and sludge settleability of samples collected from reactors

1)在15~25 ℃范围内，高温有利于污泥沉降性能的改善，升温和降温均可导致EPS中蛋白质含量在短期内急剧增加.25 ℃时会抑制丝状菌的生长，而15 ℃时会刺激Thiothrix II型丝状菌的大量增殖.

2)当丝状菌数量变化不大时，污泥中不可挥发性固体和含磷量对沉降性影响显著，EPS的增加不利于污泥的沉降，污泥密度与沉降性能无显著相关性.

3)A/O除磷系统中受低温影响较大的优势菌为变形菌门、拟杆菌门和放线菌门，它们可能与系统中的丝状菌有着某种联系.受高温影响较大的优势菌为变形菌门和拟杆菌门，它们与较好的污泥沉降性关系密切，可能是污泥絮体中菌胶团细菌的重要组成部分.