2016, Vol. 36
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2. 安徽工业大学能源与环境学院，马鞍山 243032;
3. 生物膜法水质净化及利用技术教育部工程研究中心，马鞍山 243032
2. College of Energy and Environment，Anhui University of Technology，Ma'anshan 243032;
3. Engineering Research Center of Water Purification and Utilization Technology based on Biofilm Process，Ministry of Education，Ma'anshan 243032
活性污泥法(Activated Sludge Process)用于城市生活污水和工业废水处理已有一百多年历史，是最广泛应用的废水生物处理工艺，其核心是活性污泥中存在的微生物(细菌类、真菌类、原生动物和微型后生动物等)及其群体所组成的微生态降解系统(张自杰等，2000).活性污泥培养驯化是活性污泥系统启动和运行的关键环节，通过驯化条件(原污泥、废水水质、处理工艺等)对微生物的选择作用(于凤庆等，2012; 朱铁群等，2008)，构建适用于不同水质和运行条件下的活性污泥微生态系统.然而，对活性污泥的培养驯化机理并不是十分了解，只是推测在此过程中可能涉及到微生物群落正向自发突变的积累(于凤庆等，2012).
微型动物在活性污泥微生态系统中发挥着重要作用：一方面，微型动物(Microfauna)(包括原生动物(Protozoa)和微型后生动物(Micro-metazoa))通过捕食细菌，保持细菌群落活力，从而维持活性污泥微生态系统稳定(Madoni，1994;2011; 李探微等，2001)；另一方面，产生的溶解性有机物质(DOM)代谢产物可作为细菌的矿物营养，促进细菌生长繁殖等(李探微等，2001).更重要的是，活性污泥微型动物与污水厂运行状况之间存在着密切的关系，可作为活性污泥污水处理性能的指示生物(Canalset al.，2013; Chenet al.，2004; Leeet al.2004; Dos Santos et al.，2014; Ntougiaset al.，2011; Papadimitriouet al.，2011)，从而反映活性污泥系统运行状态.
生物群落物种多样性可以反映群落的结构和功能，多样性高低可通过量化指数来衡量(马克平，1994a; 1994b).在一定时期内物种多度保持不变的群落称为“稳定群落”，而把另外一些物种多度表现出很大变化的群落称为“不稳定群落”(张立敏等，2010).有研究者基于物种数与群落总多度之比定义的稳定性指数以及群落物种多样性值的变异系数的动态变化探讨群落稳定性问题(蒋杰贤等，2011).然而，目前对于活性污泥培养驯化过程中微型动物群落结构演变的研究，仅进行了粗略的描述(Curds，1971; Madoni，1994)，对活性污泥微型动物群落物种多样性、稳定性等缺乏系统的研究.
本研究以废水生物处理中广泛使用的序批式活性污泥工艺(Sequencing batch reactor，SBR)为平台，对培养驯化过程中活性污泥微型动物群落结构、物种多样性及稳定性情况进行考察.对污泥驯化过程中微型动物生态学研究，可从微生态层面揭示污水处理间歇曝气活性污泥驯化中微型动物群落结构特征、物种多样性和稳定性变化规律，以揭示缺氧/好氧交替环境下活性污泥培养驯化微观机理，阐明微型动物群落与污泥特性及污水处理效果之间的相互关系，为活性污泥培养驯化启动和系统调试运行操作提供技术基础支撑.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 反应器运行控制试验采用序批式反应器(SBR)，反应器主体由高85 cm、内径7.5 cm的有机玻璃柱制成，有效容积为 3.2 L.空气压缩机通过置于反应器底部的微孔曝气头提供系统所需氧气，同时为泥、水的混匀与环流提供动力.通过调节空气流量计控制曝气强度(0.2 L·min-1)，维持水中稳定的溶解氧((5.42±0.03)mg·L-1).反应器在室温(20±2.1)℃下运行.
接种污泥取自马鞍山市某污水处理厂好氧池回流污泥，清洗3遍后投加至SBR反应器闷曝，2 d后混合液悬浮固体浓度(MLSS)为1100 mg·L-1，污泥沉降比(SV)为32%.运行16 d，MLSS达到4000 mg·L-1左右时，通过每日排泥的方式维持稳定的MLSS，并控制污泥龄θ为20 d左右.
污泥培养驯化原水由自来水配制而成，水中投加一定量的C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4(微量元素来自于试验用水)，使碳、氮、磷之比接近100∶5∶1.用NaHCO3/Na2CO3缓冲体系(pH=9.25)调节进水pH至7.50±0.05.整个试验过程中，进水 CODCr 为(1695.28±139.50)mg·L-1、氨氮为(40.71±7.83)mg·L-1、总磷为(8.25±0.17)mg·L-1，污泥负荷约为0.3 kg·kg-1·d-1.
SBR反应器每天运行2个周期，每个周期12 h，分成2个阶段：①反应器进水曝气阶段，时间10 h；②沉淀排水阶段，曝气完成后自然沉淀时间2 h，然后将反应器中上清液通过出水口排出，排水比(进水体积与反应池总有效体积之比)为1/3.2，然后补入新鲜原水至原水位，重新进入下一个周期运行，如此循环往复.通过系统中活性污泥微型动物群落物种多样性及出水水质等指标判定(Nicolauet al.，2005)，运行约1个月，活性污泥微型动物群落达初步稳定，驯化完成.
2.2 微型动物采样、鉴别计数与分类统计从反应器启动后第4 d开始取样，每1～2 d在曝气阶段结束前30 min内，通过虹吸管在反应器垂直方向上等距离(距离反应器底部10 cm、40 cm、70 cm处)采集3个一定量污泥混合液平行样用于微型动物鉴别计数.另外，取一定量的混合液做污泥特性常规项检测，沉淀结束前取上清液做水质常规项检测.
使用微量移液器(DRAGON大龙)移取25 μL摇匀后的污泥混合液置于光学显微镜(PH50系列)(×100或×400)下对微型动物进行鉴别、计数.根据形态学和行为学特征并依照图谱、文献(马放等，2010; 沈韫芬等，1990)将微型动物按需要鉴定到种或类群.原生动物均鉴定到种，轮虫(rotifers)、线虫(nematodas)等微型后生动物鉴定到类群(Madoni，1994).鉴定工作在5 h(最长不超过8 h)内完成，以避免微型动物群落物种多度和丰富程度在鉴别过程中改变(Dubberet al.，2009; Madoni，1994). 将微型动物群落中常见的纤毛虫类原生动物分为菌食性纤毛虫(Bacterivorous ciliates)和肉食性纤毛虫(Carnivorous ciliates)，其中菌食性纤毛虫又分为匍匐型纤毛虫(Crawling ciliates)、固着型纤毛虫(Sessile ciliates)和游泳型纤毛虫(Swimming ciliates)等三大类群(Madoni，1994)，将微型动物数量所得数据折算成个· mL-1.
2.3 微型动物优势种群及群落物种多样性与稳定性分析确定优势种的优势度计算公式：Y=(ni/N)×fi，其中，ni表示第i个种的多度(单位体积混合液中微型动物群落所有物种的个体总数)，N表示微型动物群落所有物种的总多度，fi为第i个种在样品中出现的频率.优势度Y≥0.02的种为优势种(王丽卿等，2011；张冬融等，2014)，优势种属和优势类群参考同样方法确定.活性污泥微型动物群落物种多样性指数计算方法如表 1所示.
| 表 1 微型动物群落物种多样性指数的计算及意义 Table 1 The calculation and significance of microfauna community diversity indices |
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采用物种稳定指数WS和多样性稳定指数WH表征活性污泥培养驯化过程中微型动物群落稳定性.物种稳定指数 WS= S/N，其中S、N同上；多样性稳定指数 WH= ds /dm，其中，ds为不同驯化阶段的多样性值标准差，dm不同驯化阶段的多样性值的平均值(蒋杰贤等，2011).以上两个指数的值越小，群落越稳定.
2.4 理化与运行参数测定化学需氧量(COD)、氨氮(NH+4-N)、总磷(TP)按照标准方法(国家环保总局，2002)测定；污泥沉降比(SV)采用30 min沉降直接读数法测定；混合液悬浮固体浓度(MLSS)采用重量法测定；溶解氧(DO)和水温(T)采用便携式溶解氧测定仪(雷磁JPBJ-608)测定；pH值采用数显pH计(雷磁PHS-25)测定.
2.5 数据处理与分析所有试验数据(除另有注明外)均取3个平行样的平均值进行分析.统计分析采用软件SPSS 19.0进行Spearman秩相关性和t检验分析，采用Origin 9.0和Excel 2007完成相关图表制作.
3 结果(Results) 3.1 活性污泥培养驯化阶段的划分污泥特性、污染物降解效能、生物特性等方面是评价活性污泥系统性能的重要依据(胡小兵等，2015)，故本研究根据污泥浓度(MLSS)和污泥沉降性能(SVI)、出水水质(CODCr、NH+4-N)、活性污泥微型动物群落结构特征划分污泥培养驯化阶段.
反应器运行10 d时，MLSS达2800 mg·L-1(适宜范围为2000～4000 mg·L-1)，SVI值由启动时的250 mL·g-1降为70 mL·g-1(适宜范围为50～150 mL·g-1)(图 1a)；CODCr、NH+4-N去除率分别达94.19%和100%，此后变化不大(两者标准差SD分别为2.50%和2.45%)(图 1b).运行1～14 d，其平均相对多度(物种个体数量占所有物种总数量的百分比)高达95.27%.运行20 d后，鞭毛虫平均相对多度才降低至40%以下(36.14%).运行23 d后降至10%以下(2.49%)，此后一直维持在10%以下(4.52%±3.57%).指示活性污泥驯化成熟的微型后生动物轮虫(马放等，2010)在反应器运行23 d后才开始出现，综合考虑后续微型动物群落结构的变化情况及其稳定性将污泥成熟起始时间定为第26 d.因此，可将整个培养驯化过程划分为初期(污泥性能达标期)、中期(鞭毛虫消减期)和后期(污泥成熟期)3个阶段，各阶段分别为1～10 d、11～25 d、26～31 d.
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| 图 1 培养驯化过程中污泥特性（ a） 和污水处理效果（ b） 动态变化 Fig. 1 Dynamics of the sludge characteristics （a） and efficiency of wastewater treatment （ b ） during the cultivation and domestication process |
由活性污泥微型动物优势种群对应的优势度可知(表 2)，活性污泥培养驯化初期鞭毛虫为唯一优势类群(Y≥0.02)，其优势度高达0.989.到驯化中期，鞭毛虫优势度下降至0.509，比培养驯化初期降低了48.5%，匍匐型纤毛虫和固着型纤毛虫成为优势类群，优势度分别达0.133和0.322.驯化后期，微型动物群落优势类群达到4个，分别是匍匐型纤毛虫(Y=0.144)、固着型纤毛虫(Y=0.275)、肉食性纤毛虫(Y=0.533)和鞭毛虫(Y=0.044).
| 表 2 污泥不同驯化阶段微型动物优势种群组成及优势度Y Table 2 The dominant microfauna populations and their dominance（Y）in the different stages of the domestication process |
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驯化初期，波豆虫属(Bodo sp.)为唯一优势属(Y=0.989)，包括4个低等的鞭毛虫优势种：尾波豆虫(B. caudatus)(Y=0.160)、阿氏波豆虫(B. alexeieffii)(Y=0.021)、球波豆虫(B. globosus)(Y=0.112)、小波豆虫(B. minimus)(Y=0.643).驯化中期优势种属增至5个，分别为斜管虫属(Chilodonella sp.)(Y=0.020)、楯纤虫属(Aspidisca sp.)(Y=0.032)、钟虫属(Vorticella sp.)(Y=0.216)、累枝虫属(Epistylis sp.)(Y=0.071)和波豆虫属(Bodo sp.)(Y=0.503)，含有7个优势种，分别是有肋楯纤虫(A. costata)(Y=0.027)、沟钟虫(V. convallaria)(Y=0.024)、小口钟虫(V.microstoma)(Y=0.135)、湖累枝虫(E. lacustris)(Y=0.061)、尾波豆虫(B. caudatus)(Y=0.080)、球波豆虫(B. globosus)(Y=0.072)和小波豆虫(B. minimus)(Y=0.216)，增加了4个较高等级的固着型和匍匐型纤毛虫，减少了1个较低等级的鞭毛虫.驯化后期，除波豆虫属(Bodo sp.)优势度降至较低水平(Y=0.025)外，其他优势属的优势度均有所提高.此外，半眉虫属(Hemiophrys sp.)在后期也成为优势种属，其优势度高达0.524，此阶段优势种有5个，均为较高等级的原生动物，已不存在较低等的鞭毛虫类优势种(Y＜0.02).
3.2.2 污泥驯化过程中微型动物群落结构动态活性污泥驯化初期，鞭毛虫为单一优势类群(表 2)，其相对多度高达99.0%±1.6%(图 2b，下同)，物种种数为4种(图 3，下同)，占所有物种数的73.3%±17.4%.驯化中期，鞭毛虫多度变化较大，在中期的14 d达到峰值(19587±792)个·mL-1(图 2a，下同)，其相对多度达96.1%，随后逐渐减小至驯化后期的5.3%±3.6%，种数减至1～2种，运行20 d鞭毛虫优势被固着型纤毛虫取代.
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| 图 2 驯化过程中活性污泥微型动物群落结构演变（图a 数据为均值平均值+标准差） Fig. 2 Microfauna community structure shifted in the SBR during the domestication process （Fig. a Values are presented as mean±SD |
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| 图 3 驯化过程中原生动物群落不同类群物种的分布变化 Fig. 3 The change of species distribution of different groups of protozoa community in the SBR during the domestication process |
进入驯化中期后，固着型纤毛虫开始大量繁殖，至21 d固着型纤毛虫多度达到峰值(9289±51)个·mL-1，其相对多度达66.6%.运行15 d，固着型纤毛虫种数开始增多，至第20 d达最大值(7种)，占物种总数的58.3%，此后所占比例保持相对稳定(SD：±9.8%).匍匐型纤毛虫在反应器运行12 d后才出现，至运行第21 d，占物种总数的25.2%±7.9%，后逐渐增长至第25 d的最大值(10911±533)个·mL-1，相对多度也达最大值71.7%.肉食性纤毛虫在运行初期偶有出现，运行25 d后才开始大量繁殖，其后期尽管种类不多(1～3种)，占物种总数约30%，但多度保持在较高水平(约4500 个·mL-1)，相对多度约63%.30 d时，肉食性纤毛多度达到最大值(6933±617)个· mL-1，其相对多度也达到最大值67.2%.整个试验过程中，有壳变形虫和裸变形虫种类少，只观察到了1～2种.有壳变形虫在试验初期偶有出现，裸变形虫在试验后期少量出现，它们多度均小于100 个·mL-1，相对多度均在1%上下波动.
微型后生动物轮虫在反应器运行23 d后出现，且多度较小(约50 个·mL-1)，说明活性污泥开始逐渐趋于成熟(马放等，2010).在整个试验过程中，未观察到菌食性游泳型纤毛虫，这与早期的研究结论(Curds 1971; Madoni，1994)有所不同，可能是因为该系统污泥负荷相对较低(0.3 kg·kg-1·d-1)，而在高负荷(0.6～0.9 kg BOD·kg-1·MLSS-1·d-1)活性污泥系统中游泳型纤毛虫才会成为优势类群(Curds et al.，1970b).
因此，SBR工艺活性污泥培养驯化过程中，活性污泥微型动物类群演替顺序为：鞭毛虫→固着型纤毛虫→匍匐型纤毛虫+固着型纤毛虫→匍匐型纤毛虫+固着型纤毛虫+肉食性纤毛虫→匍匐型纤毛虫+固着型纤毛虫+肉食性纤毛虫+微型后生动物；数量上占较大优势的类群其包含的优势种属和优势种也多.
污泥培养驯化过程中，活性污泥微型动物群落类群出现上述演替规律的原因可能是：反应器启动初期，细菌活力弱，其对污泥絮体的凝聚能力低，污泥絮体松散粒径小(Leonget al.，2011)，因而不利于爬行或附着于污泥絮体表面捕食细菌的匍匐型和固着型纤毛虫(Zhouet al.，2008)生长繁殖，而有利于游离在细小絮体表面活动的鞭毛虫存活；此外，相对于体型较大的纤毛虫原生动物，鞭毛虫(尤其是异养型鞭毛虫(HNAN))对游离细菌的捕食效率更高(Johannaet al.，1999)，更有竞争力而得以快速繁殖.随着培养驯化的进行，细菌活力得到增强，其凝聚力增加，污泥絮体粒径增大，爬行或附着于污泥絮体表面捕食细菌的匍匐型和固着型纤毛虫数逐渐成为共优势类群(Madoni，1994).随着污泥培养驯化的进一步强化，数量巨大的匍匐型和固着型纤毛虫为肉食性纤毛虫提供了食物，肉食性纤毛虫大量繁殖成为优势类群，鞭毛虫、纤毛虫又为大型的微型后生动物提供了丰富的食物，使得微型后生动物出现，形成了稳定的食物链与微生态系统.
3.2.3 污泥驯化过程中微型动物群落物种多样性变化污泥驯化过程中微型动物群落物种多样性变化如图 4所示.培养驯化初期，微型动物群落物种Shannon-Wiener指数H′呈现“先增后减”变化.运行4 d时，H′为0.63±0.09，6 d达初期最大值的1.24±0.00，较启动时增大约96.8%，后降低至第10 d的0.96±0.06.驯化初期的Shannon-Wiener指数H′与Simpson指数D显著负相关(r=-0.829，p＜0.05)(表 3，下同)，说明群落最常见种集中性程度“先减小后增大”是造成群落物种多样性“先增后减”的主要原因.进入驯化中期后，Shannon-Wiener指数H′呈现逐步增大的趋势.运行至第19 d时H′达最大值(1.87±0.18)，比驯化开始时增大约1.97倍.20 d后H′有小幅降低，直到这一阶段结束前的1.33±0.00.在这一阶段(驯化中期)，活性污泥微型动物群落物种Shannon-Wiener指数H′与其Margalef指数R、Pielou指数E和Simpson指数D均显著相关(p＜0.05)，说明活性污泥培养驯化中期微型动物群落物种丰富程度、均匀性和集中性程度均是影响群落物种多样性变化趋势的重要因素.驯化后期，微型动物群落物种Shannon-Wiener指数比驯化中期有所下降，但稳定在1.10左右，较驯化前增大约75%.朱铁群等(2008)的研究也有类似的结论，即随着驯化条件不断强化，活性污泥微生物的多样性表现出递减趋势.
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| 图 4 培养驯化过程中微型动物群落物种多样性指数随时间的变化（数据分别为均值±3 个重复的标准差） Fig. 4 The variation of community diversity indices at different stages of the cultivation and domestication process （Values are presented as mean±SD） |
| 表 3 微型动物群落物种多样性指数间的相关性 Table 3 Spearman correlation （r） between the different indexes of microfauna community |
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对试验数据进行t检验分析可知，培养驯化初期与中期相比群落物种Shannon-Wiener指数和Margalef指数均存在显著性差异(p＜0.05)，而Pielou指数和Simpson指数差异性不显著(p＞0.05)；培养驯化中期和后期相比，这些生物特性指数差异性均不显著(p＞0.05)，说明活性污泥驯化中后期群落物种多样性趋于稳定.
3.3 活性污泥驯化过程中微型动物群落稳定性活性污泥培养驯化过程中，物种稳定指数和多样性稳定指数随运行时间的变化如图 5所示.物种稳定指数呈“急剧变小→逐步增大→降低趋稳”的变化规律.具体地，反应器启动时，物种稳定指数WS高达7.14×10-3，驯化初期结束前的第9 d即迅速降至0.5×10-3，说明活性污泥培养驯化初期是微型动物群落物种稳定指数急剧降低的过程，也即该阶段是活性污泥微型动物群落稳定性急剧增强的过程.进入驯化中期后，WS表现出剧烈的波动(方差为2.386×10-3)，说明活性污泥驯化中期微型动物群落仍不稳定.驯化后期，WS值的波动幅度与中期相比较小(方差为0.303×10-3)，说明该阶段群落趋于稳定；从多样性稳定指数来看，也可得出同样的结论，即驯化中期多样性稳定指数(0.226)略大于驯化初期多样性稳定指数(0.216)，而驯化后期多样性稳定指数(0.155)为整个培养驯化过程中的最低值，较驯化初期降低28.2%，说明SBR工艺活性污泥培养驯化过程中微型动物群落稳定性大小顺序为驯化中期略小于初期，而驯化后期明显大于初期和中期，即培养驯化后期活性污泥微型动物群落达初步稳定.
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| 图 5 驯化过程中群落物种稳定性指数与物种多样性稳定指数的动态变化 Fig. 5 Dynamic change of species stability index and bio?diversity stability index of microfauna community during the domestication process |
群落的容纳能力即群落物种多度是决定群落稳定性的关键因素，且物种多样性的增加是增强群落稳定性的重要因素(张立敏等，2010)，而物种稳定指数和多样性稳定指数正是基于群落物种多度、物种数和物种多样性指数建立的群落稳定性特征值.由活性污泥驯化过程中微型动物群落多度与物种数随运行时间变化的最小二乘法(The least square method)拟合曲线可知(图 6)，系统运行初期和中期，微型动物多度和物种数均增长较快，培养驯化至后期两者均趋于稳定.此外，t检验结果表明：驯化初期和中期，群落多度和物种种数均存在显著差异(p＜0.05)，而中期和后期相比，群落多度和物种种数差异性均不显著(p＞0.05)，说明驯化中期和后期微型动物群落在多度、物种种数上已逐步趋于相近.由此可知，活性污泥培养驯化过程中，群落物种多度和物种数逐渐趋于稳定是微型动物群落趋于稳定的原因.
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| 图 6 活性污泥驯化过程中微型动物群落多度与物种数随运行时间变化 Fig. 6 The variation of the species number and richness of microfauna community relative to time in the process of domestication |
传统活性污泥系统(Conventional activated sludge system，CAS)中，尽管微型动物群落结构随周年动态变化(Huet al.，2013a; Huet al.，2013b)，但一般以纤毛虫类原生动物为主(Curdset al.，1970a)，而其中出现频度最高(>50%)和最有代表性的原生动物是缘毛类固着型纤毛虫和寡毛类匍匐型纤毛虫(Madoni et al.，1981)，两者为共优势类群(Madoni，1994;Zhou et al.， 2006;Zhou et al.， 2008)，尤其是固着型纤毛虫，其多度最大(Martin-Cerecedaet al.，1996)，在同一个污水厂中固着型纤毛虫的Shannon -Wiener多样性指数也最高(周可新等，2007).从原生动物种类看，有肋盾纤虫(A. costata)、凹缝楯纤虫(A. sulcata)、游仆虫(E. affinis)、沟钟虫(V. convallaria)、褶累枝虫(E. plicatilis)和半圆表壳虫(A. hemisphaerica)出现频率较大，有时经常大量出现，为原生动物优势种(Madoni et al.，1981；Chenet al.，2004；Zhou et al.，2006;Zhou et al.，2008)；轮虫经常出现，数量维持中等水平，为优势后生动物(Chenet al.，2004；Huet al.，2013a; Huet al.，2013b).然而本研究结果显示，驯化中期小口钟虫(V. microstoma)和沟钟虫(V. convallaria)均为优势种(Y≥0.02)，到驯化后期沟钟虫(V. convallaria)已不占优势(Y＜0.02)，而小口钟虫(V. microstoma)优势却得到进一步增强(表 2)，可能是SBR活性污泥工艺存在阶段性缺氧环境(沉淀排水阶段)，而小口钟虫(V. microstoma)是一种腐生种，它对低溶解氧环境条件有很强的耐受力(Madoni，1994；Drzewicki et al.，2011; Dos Santos et al.，2014).本研究中SBR活性污泥工艺中微型动物群落优势类群、优势种不同于传统活性污泥，如在传统活性污泥系统中不占优势的肉食性纤毛虫、小口钟虫(V. microstoma)等在该系统中成为优势类群或优势种，说明不同的工艺类型其微型动物群落结构具有明显的差异，这与前人研究结论相一致(Chenet al.，2004；iuet al.，2008).
4.2 活性污泥微型动物群落稳定滞后于其水处理性能稳定由试验结果可知，SVI由运行第5 d的248 mL·g-1逐渐降低到11 d的69 mL·g-1，在运行12～31 d内，保持在适宜范围内(50～150 mL·g-1)(杨庆等，2010; 张自杰等2000)，变化较小(SD：±10.3 mL·g-1)(图 1a)，污泥的沉降比SV 26.1%±5.8%也维持在适宜范围内(15%～30%)(杨庆等，2010)，说明微型动物群落达到稳定所需时间大于污泥成熟时间；从污水处理效能来看，反应器运行10 d后，CODCr、NH+4-N的去除率分别达94.2%和100%，且直到试验结束去除率(CODCr、NH+4-N)保持了相对稳定，分别为95.12%±2.50%、99.23%±2.31%(图 1b)，即活性污泥污染物降解性能达稳定的初期阶段只需10 d左右时间，而培养驯化后期(运行25 d后)活性污泥微型动物群落才渐趋于稳定(图 5)，由此可知，活性污泥微型动物群落达到稳定所需时间也大于处理效能达稳定所需时间.
活性污泥培养驯化过程中，微型动群落稳定滞后于污泥成熟、水处理性能稳定.其原因可能是活性污泥微生态系统中有低营养级细菌、高营养级的微型动物、有机物、无机物质等，它们由细菌分泌的有粘性的胞外聚合物(Extracellular polymeric substance，EPS)凝聚成污泥絮体(Nwyenys et al.，2004).而细菌类原核微生物生长快、繁殖快，产生大量的胞外聚合物是污泥发生生物絮凝降低SVI，使得污泥成熟时间短.细菌容易发生变异，能很快地适应废水环境，产生了很高的活性，能快速、高效地的分解废水中污染物质，使得污水处理效果稳定所需时间短；而处于微生态食物链顶端的微型动物的生长繁殖速度低于细菌，在污泥培养驯化过程中，发生从低等到高等的优势种群演替变化(3.2.1 节)，才能达到群落的稳定，因此，微型动物群落稳定所需时间较长.
5 结论(Conclusions)1) 在SBR工艺活性污泥驯化过程中，优势种属由以波豆虫属(Bodo sp.)为单一种属向钟虫属(Vorticella sp.)、累枝虫属(Epistylis sp.)、楯纤虫属(Aspidisca sp.)、斜管虫属(Chilodonella sp.)、半眉虫属(Hemiophrys sp.)等多个优势种属发展；微型动物群落由以鞭毛虫为单一优势类群逐渐向匍匐型纤毛虫、固着型纤毛虫、肉食性纤毛虫等多个优势类群演变.
2) 培养驯化过程中，微型动物群落物种多样性先急剧增大后小幅回落直至相对稳定，但总体上呈先增大后趋于稳定的趋势，其中Shannon-Wiener多样性指数比刚启动时增大约75.
3) SBR工艺活性污泥培养驯化过程中，微型动物群落稳定性变化规律：驯化初期到中期，略有减小；驯化中期到后期，有较大的增加并趋于稳定，这是微型动物群落总多度和物种数逐渐趋于稳定的结果.
4) 与传统活性污泥工艺相比，SBR工艺活性污泥微型动物群落中部分优势类群和优势种存在差异.
5) 对微型动物群落结构与活性污泥性能及群落物种多样性、稳定性之间的关系进行分析表明，群落稳定滞后于驯化污泥成熟与污水处理效能稳定.
| [1] | Curds C R, Cockburn A. 1970a. Protozoa in biological sewage-treatment processes-I[J]. a survey of the protozoan fauna of British percolating filters and activated-sludge plants[J].Water Research , 4 (3) : 225–236. |
| [2] | Curds C R, Cockburn A. 1970b. Protozoa in biological sewage-treatment processes-II[J]. protozoa as indicators in the activated-sludge process[J].Water Research , 4 (3) : 237–249. |
| [3] | Curds C R. 1971. Computer simulations of microbial population dynamics in the activated sludge process[J]. Water Research , 5 (11) : 1049–1066. DOI:10.1016/0043-1354(71)90038-8 |
| [4] | Canals O, Salvado H, Auset M, et al. 2013. Microfauna communities as performance indicators for an A/O Shortcut Biological Nitrogen Removal moving-bed biofilm reactor[J]. Water Research , 47 (9) : 3141–3150. DOI:10.1016/j.watres.2013.03.017 |
| [5] | Chen S, Xu M, Cao H, et al. 2004. The activated-sludge fauna and performance of five sewage treatment plants in Beijing，China[J]. European Journal of Protistology , 40 (2) : 147–152. DOI:10.1016/j.ejop.2004.01.003 |
| [6] | Dubber D, Gray N F. 2009. Enumeration of protozoan ciliates in activated sludge: determination of replicate number using probability[J]. Water Research , 43 (14) : 3443–3452. DOI:10.1016/j.watres.2009.05.006 |
| [7] | Drzewicki A, Kulikowska D. 2011. Limitation of sludge biotic index application for control of a wastewater treatment plant working with shock organic and ammonium loadings[J]. European Journal of Protistology , 47 (4) : 287–294. DOI:10.1016/j.ejop.2011.06.001 |
| [8] | Dos Santos L A, Ferreira V, Pereira M O, et al. 2014. Relationship between protozoan and metazoan communities and operation and performance parameters in a textile sewage activated sludge system[J]. European Journal of Protistology , 50 (4) : 319–328. DOI:10.1016/j.ejop.2014.03.005 |
| [9] | 国家环保总局. 2002. 水和废水分析检测方法(第4版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 1 -800. |
| [10] | Hu B, Qi R, An W, et al. 2013a. Dynamics of the microfauna community in a full-scale municipal wastewater treatment plant experiencing sludge bulking[J]. European Journal of Protistology , 49 (4) : 491–499. DOI:10.1016/j.ejop.2013.03.001 |
| [11] | Hu B, Qi R, Yang M. 2013b. Systematic analysis of microfauna indicator values for treatment performance in a full-scale municipal wastewater treatment plant[J]. Journal of Environmental Sciences , 25 (7) : 1379–1385. DOI:10.1016/S1001-0742(12)60199-5 |
| [12] | 胡小兵, 饶强, 叶星, 等.2015. 焦化废水活性污泥法处理中微型动物群落及其与处理性能之间的关系[J]. 环境科学学报 , 2015, 35 (9) : 2780–2789. |
| [13] | 蒋杰贤, 万年峰, 季香云, 等.2011. 桃园生草对桃树节肢动物群落多样性与稳定性的影响[J]. 应用生态学报 , 2011, 22 (9) : 2303–2308. |
| [14] | Johanna L P, Janelle B, Pamela R. 1999. The role of flagellated and ciliated protozoa in lagoon and grass filter sewage treatment systems[J]. Water Research , 33 (13) : 2971–2977. DOI:10.1016/S0043-1354(98)00523-5 |
| [15] | 李探微, 彭永臻, 朱晓.2001. 活性污泥中原生动物的特征和作用[J]. 给水排水 , 2001, 4 : 24–28. |
| [16] | Lee S, Basu S, Tyler C W, et al. 2004. Ciliate populations as bio-indicators at Deer Island Treatment Plant[J]. Advances in Environmental Research , 8 (3/4) : 371–378. |
| [17] | Liu J, Yang M, Qi R, et al. 2008. Comparative study of protozoan communities in full-scale MWTPs in Beijing related to treatment processes[J]. Water Research , 42 (8/9) : 1907–1918. |
| [18] | Leong M L, Lee K M, Lai S O, et al. 2011. Sludge characteristics and performances of the sequencing batch reactor at different influent phenol concentrations[J]. Desalination , 270 (1/3) : 181–187. |
| [19] | 马放, 扬基先, 魏利. 2010. 环境微生物图谱[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 1 -345. |
| [20] | 马克平.1994a. 生物群落多样性的测度方法I α多样性的测度方法(上)[J]. 生物多样性 , 1994a, 2 (3) : 162–168. |
| [21] | 马克平.1994b. 生物群落多样性的测度方法I α多样性的测度方法(下)[J]. 生物多样性 , 1994b, 2 (4) : 231–239. |
| [22] | Madoni P, Ghetti P F. 1981. The structure of Ciliated Protozoa communities in biological sewage-treatment plants[J]. Hydrobiologia , 83 (2) : 207–215. DOI:10.1007/BF00008268 |
| [23] | Madoni P. 1994. A sludge biotic index(SBI)for the evaluation of the biological performance of activated sludge plants based on the microfauna analysis[J]. Water Research , 28 (1) : 67–75. DOI:10.1016/0043-1354(94)90120-1 |
| [24] | Martin-Cereceda M, Serrano S, Guinea A. 1996. A comparative study of ciliated protozoa communities in activated-sludge plants[J]. PEMS Microbiology Ecology , 21 (4) : 267–276. DOI:10.1111/fem.1996.21.issue-4 |
| [25] | Madoni P. 2011. Protozoa in wastewater treatment processes: A minireview[J]. Italian Journal of Zoology , 78 (1) : 3–11. DOI:10.1080/11250000903373797 |
| [26] | Nwyenys E, Baeyens J, Dewil R, et al. 2004. Advanced sludge treatment affects extracellular polymeric substances to improve activated sludge dewatering[J]. Journal of Hazardous Materials , 106 (2/3) : 83–92. |
| [27] | Nicolau A, Martins M J, Mota M, et al. 2005. Effect of copper in the protistan community of activated sludge[J]. Chemosphere , 58 (5) : 605–614. DOI:10.1016/j.chemosphere.2004.08.096 |
| [28] | Ntougias S, Tanasidis S, Melidis P. 2011. Microfaunal indicators，Ciliophora phylogeny and protozoan population shifts in an intermittently aerated and fed bioreactor[J]. Journal of Hazardous Materials , 186 (2/3) : 1862–1869. |
| [29] | Papadimitriou C A, Samaras P, Zouboulis A I, et al. 2011. Effects of influent composition on activated sludge protozoa[J]. Desalination and Water Treatment , 33 (1/3) : 132–139. |
| [30] | 沈韫芬, 章宗涉, 龚循矩. 1990. 微型生物监测新技术[M]. 北京: 中国建筑工业出版社: 1 -524. |
| [31] | 杨庆, 彭永臻. 2010. 序批式活性污泥法原理与应用[M]. 北京: 科学出版社: 414 -415. |
| [32] | 王丽卿, 施荣, 季高华, 等.2011. 淀山湖浮游植物群落特征及其演替规律[J]. 生物多样性 , 2011, 19 (1) : 48–56. |
| [33] | 于凤庆, 孙宝盛, 陈谊, 等.2012. MBR活性污泥培养驯化过程中生物多样性研究[J]. 环境科学学报 , 2012, 32 (9) : 2084–2090. |
| [34] | Zhou K X, Xu M Q, Dai J, et al. 2006. The microfauna communities and operational monitoring of an activated sludge plant in China[J]. European Journal of Protistology , 42 (4) : 291–295. DOI:10.1016/j.ejop.2006.07.005 |
| [35] | 周可新, 许木启, 曹宏, 等.2007. 活性污泥系统原生动物多样性动态及其与运转效能的关系[J]. 应用与环境生物学报 , 2007, 13 (6) : 840–842. |
| [36] | Zhou K X, Xu M Q, Liu B, et al. 2008. Characteristics of microfauna and their relationships with the performance of an activated sludge plant in China[J]. Journal of Environmental Sciences , 20 (4) : 482–486. DOI:10.1016/S1001-0742(08)62083-5 |
| [37] | 张立敏, 陈斌, 李正跃.2010. 应用中性理论分析局域群落中的物种多样性及稳定性[J]. 生态学报 , 2010, 30 (6) : 1556–1563. |
| [38] | 张自杰, 林荣忱, 金儒林. 2000. 排水工程(下册)(第4版)[M]. 北京: 中国建筑工业出版社: 94 -113. |
| [39] | 朱铁群, 李凯慧, 张杰.2008. 活性污泥驯化的微生物生态学原理[J]. 微生物学通报 , 2008, 35 (6) : 939–943. |
| [40] | 张冬融, 徐佳奕, 徐兆礼, 等.2014. 杭州湾南岸海域春秋季浮游动物分布特征与主要环境因子的关系[J]. 生态学杂志 , 2014, 33 (8) : 2115–2123. |