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根據(jù)在污水中的生長(zhǎng)狀態(tài)，活性微生物分為懸浮態(tài)和附著態(tài)，分別形成污水處理中活性污泥法和生物膜法兩大工藝。活性污泥法運(yùn)行穩(wěn)定、處理能力大，但產(chǎn)污泥量大、易產(chǎn)生污泥膨脹。生物膜法具有占地面積小、生物量大、適應(yīng)沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、污泥產(chǎn)量小、運(yùn)行管理簡(jiǎn)單等優(yōu)點(diǎn)，但處理能力較小。近年來，科研人員將這兩種工藝結(jié)合起來，形成了泥膜復(fù)合處理工藝。在該工藝中，微生物同時(shí)存在懸浮態(tài)和附著態(tài)兩種形態(tài)，兩種形態(tài)的生物可發(fā)揮各自優(yōu)勢(shì)，能夠高效降解污水中有機(jī)污染物。泥膜復(fù)合系統(tǒng)能夠增加生物量，使其達(dá)到傳統(tǒng)活性污泥的5~20倍；該系統(tǒng)的微生物多樣性更高、食物鏈更長(zhǎng)、污泥產(chǎn)量更低，系統(tǒng)中硝化細(xì)菌生長(zhǎng)良好，硝化能力強(qiáng)，可同步脫氮除磷，并且該系統(tǒng)污泥沉降性能好，不易產(chǎn)生污泥膨脹。

對(duì)泥膜復(fù)合處理工藝的研究主要集中于整體工藝的污染物去除效果和脫氮除磷性能等方面，或者孤立探索兩相微生物各自的特性。實(shí)際上，懸浮態(tài)污泥和附著態(tài)生物膜之間存在一種復(fù)雜的關(guān)系，既有競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，也可能會(huì)發(fā)生轉(zhuǎn)化。復(fù)合系統(tǒng)內(nèi)懸浮污泥絮體可附著在載體表面，逐漸增殖形成生物膜，載體表面生物膜隨著水力剪切或老化脫落為懸浮態(tài)生物膜。懸浮生物膜如何演變，是演變成活性污泥增加活性，還是老化降低泥膜系統(tǒng)活性？對(duì)于這個(gè)影響處理工藝的關(guān)鍵問題未見報(bào)道，值得深入探索。

雖然生物膜與活性污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)存在顯著差別，但它們都是污水處理生物系統(tǒng)，可以采用一些共同指標(biāo)表征其特性。絮體的形態(tài)結(jié)構(gòu)在一定程度上決定了傳質(zhì)效率、生化反應(yīng)速率、沉降性能和微生物群落結(jié)構(gòu)，并最終影響廢水處理效果。生物量（MLSS）可以反映系統(tǒng)中處理污水的微生物量，合適的MLSS下污泥才有良好的處理效果。胞外聚合物（EPS）作為一種高分子聚合物，對(duì)絮體的穩(wěn)定性、形態(tài)結(jié)構(gòu)和污泥沉降性能等都有著重要的影響。因此探索懸浮生物膜演變過程中各項(xiàng)指標(biāo)的變化，對(duì)于建立兩種工藝間的聯(lián)系、深入探究泥膜復(fù)合工藝的原理以及更好地應(yīng)用泥膜復(fù)合工藝十分關(guān)鍵。

1、材料與方法

1.1 試驗(yàn)填料與反應(yīng)器

為便于剝離填料表面的生物膜，盡可能維持生物膜的完整形態(tài)，試驗(yàn)填料選用PVC透明塑料軟管，其內(nèi)徑為8mm，外徑為10mm。將塑料軟管清洗晾干后等間距（12mm）截?cái)酁槎坦芴盍?。裁剪后的短管填料?0mg/L的生理鹽水浸泡1d，取出后用蒸餾水沖洗干凈，室溫（15~30℃）下自然晾干備用。

試驗(yàn)裝置主體由2根材質(zhì)和尺寸相同的有機(jī)塑料玻璃柱并聯(lián)構(gòu)成。反應(yīng)柱直徑為12cm，高為25cm，有效容積為2.5L。反應(yīng)器在室溫（15~30℃）下運(yùn)行，采用空氣泵供氧，采用轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制供氣量，維持反應(yīng)器DO濃度為2.96~5.16mg/L。

1.2 試驗(yàn)用水和接種污泥

在自來水中添加葡萄糖、氯化銨和磷酸二氫鉀，并補(bǔ)充微量元素濃縮液制成人工模擬廢水。采用磷酸緩沖溶液調(diào)節(jié)進(jìn)水pH為7~8。模擬廢水基本組成如下：COD為（264.34±42.03）mg/L、NH4+-N為（24.98±5.61）mg/L、TP為（4.39±0.83）mg/L、NaCl為0.61mg/L、Ca（OH）2為0.19mg/L、MgSO4·7H2O為5.07mg/L、ZnSO4·7H2O為0.44mg/L、CuSO4·5H2O為0.39mg/L、FeCl3·6H2O為1.45mg/L、CoCl2·6H2O為0.42mg/L、MnCl2·4H2O為0.28mg/L、酵母浸膏為30mg/L。接種污泥取自馬鞍山市某污水廠曝氣池。取回的活性污泥進(jìn)行悶曝（48h）后（MLSS約為4000mg/L）投加至反應(yīng)器內(nèi)。

1.3 試驗(yàn)方法

將填料按照40%填充率投加至1#反應(yīng)器內(nèi)，以序批式生物膜法（SBBR）運(yùn)行，反應(yīng)器采用接種掛膜啟動(dòng)。每天運(yùn)行2個(gè)周期，每個(gè)周期包括進(jìn)水（0.5h）、曝氣（10h）、沉淀（1h）、出水（0.5h）。掛膜期間換水率為50%，7d后填料表面出現(xiàn)污泥顆粒，將反應(yīng)器換水率調(diào)整至100%，在接種掛膜40d后，填料表面可觀察到一定厚度的黃褐色生物膜，鏡檢出現(xiàn)輪蟲、鐘蟲等微型后生動(dòng)物，對(duì)COD和NH4+-N的去除率均達(dá)到70%以上，表明生物膜培養(yǎng)成熟。用塑料刮片將填料表面的生物膜輕輕剝離，將剝落的生物膜斑塊投加到2#反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行培養(yǎng)（初始MLSS約為3000mg/L），按照序批式（SBR）方式運(yùn)行，換水率為50%。設(shè)置3#反應(yīng)器同步培養(yǎng)活性污泥，將接種污泥（MLSS為3000mg/L）投加至其中，運(yùn)行方式與2#反應(yīng)器一致。

1.4 泥膜微觀結(jié)構(gòu)分析

從2#反應(yīng)器中部采集30mL泥膜混合樣，從3#反應(yīng)器中部采集30mL活性污泥混勻。用切去一段槍頭的移液槍吸取25μL樣品，并在生物顯微鏡下觀察，采用配套的明美顯微數(shù)碼測(cè)量分析系統(tǒng)采集絮體圖像。以前人對(duì)絮體結(jié)構(gòu)特征參數(shù)研究為依據(jù)，利用Image-ProPlus圖像分析軟件內(nèi)置參數(shù)對(duì)純培養(yǎng)離體懸浮生物膜絮體結(jié)構(gòu)進(jìn)行定量描述。目前主要通過孔隙率（Po）、分形特征、大小等幾個(gè)方面對(duì)絮體結(jié)構(gòu)進(jìn)行研究。本試驗(yàn)以當(dāng)量直徑（Deq）、孔隙率、規(guī)則度（Re）和長(zhǎng)徑比（AR）4個(gè)特征參數(shù)分別表征泥膜絮體的尺寸大小、密實(shí)性、規(guī)則性和伸長(zhǎng)性。

1.5 泥膜特性分析

采用重量法測(cè)定生物量（MLSS）和揮發(fā)性懸浮生物量（MLVSS），采用MLVSS/MLSS（f）表征泥膜微生物活性。采用較為溫和的熱提取法分層提取EPS，分別對(duì)外層S-EPS、中層LB-EPS和內(nèi)層TB-EPS各組分進(jìn)行測(cè)定。其中，多糖（PS）和蛋白質(zhì)（PN）分別采用苯酚-硫酸法和改良的Lowry法進(jìn)行測(cè)定。S-EPS、LB-EPS和TB-EPS各層的蛋白質(zhì)、多糖分別以S-PN、LB-PN、TB-PN和S-PS、LB-PS、TB-PS表示；總多糖、總蛋白質(zhì)和總EPS分別以TolPS、Tol-PN和Tol-EPS表示。

1.6 分析項(xiàng)目及方法

COD、NH4+-N、TP采用《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》（第4版）進(jìn)行測(cè)定；DO和溫度采用便攜式溶解氧儀測(cè)定；pH采用便攜式pH計(jì)測(cè)定。

2、結(jié)果與討論

2.1 懸浮生物膜微觀形態(tài)結(jié)構(gòu)演變及分析

2.1.1 懸浮生物膜微觀形態(tài)結(jié)構(gòu)演變

離體懸浮生物膜共培養(yǎng)35d，根據(jù)其形態(tài)結(jié)構(gòu)以及理化特性、廢水處理效果，將培養(yǎng)期分為3個(gè)階段：培養(yǎng)前期（0~12d）、培養(yǎng)中期（12~23d）和培養(yǎng)后期（23~33d）。懸浮生物膜形態(tài)演變?nèi)鐖D1所示。可知，培養(yǎng)第1天，生物膜斑塊形態(tài)較完整，絮體表面積較大，結(jié)構(gòu)比較緊密，孔隙率較低。由于水流及氣泡的沖擊作用，生物膜逐漸裂解，絮體尺寸變小，結(jié)構(gòu)較之前變得松散，孔隙率增大。到第6天，懸浮生物膜裂解分散出較多的小尺寸絮體，圍繞在大絮體（生物膜斑塊）周圍，絮體孔隙率繼續(xù)升高，規(guī)則度較低，培養(yǎng)到第12天，絮體形態(tài)逐漸規(guī)整，內(nèi)部孔隙增多。培養(yǎng)到第20天，絮體尺寸繼續(xù)減小，孔隙率仍處于較高水平，規(guī)則度升高，絮體形態(tài)趨同于活性污泥。第30天，絮體尺寸仍較小，絮體內(nèi)部孔隙率升高，形狀規(guī)整，形態(tài)與活性污泥對(duì)照組類似，這說明離體生物膜培養(yǎng)一定時(shí)間后形態(tài)上演變成了活性污泥。生物膜向活性污泥的形態(tài)結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)變，除受到水力剪切作用外，膜內(nèi)微型動(dòng)物活動(dòng)也有一定作用。通過顯微鏡觀察絮體可以發(fā)現(xiàn)輪蟲等后生動(dòng)物，它們的生命活動(dòng)也促進(jìn)了污泥絮體分解。

2.1.2 懸浮生物膜微觀形態(tài)演變分析

懸浮生物膜微觀結(jié)構(gòu)參數(shù)變化如圖2所示。由圖2（a）可知，絮體當(dāng)量直徑Deq在培養(yǎng)前中期（0~23d）隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)不斷降低，由（514.69±175.11）μm降低至（149.69±65.10）μm。這是由于離體的懸浮生物膜從載體表面剝離，失去了穩(wěn)定的生長(zhǎng)環(huán)境，在污水中受到強(qiáng)烈的氣泡、水流等水力剪切作用，生物膜內(nèi)附著的微型動(dòng)物從絮體中游離出來，游離出來的微型動(dòng)物在系統(tǒng)內(nèi)穿透捕食，導(dǎo)致絮體不斷裂解，由表面積大的絮體分裂成多個(gè)小絮體。培養(yǎng)后期小顆粒絮體之間發(fā)生碰撞，出現(xiàn)了凝聚現(xiàn)象，絮體當(dāng)量直徑Deq有所上升，但仍然處于較低水平（均值為157.70μm）。

由圖2（b）可知，絮體規(guī)則度Re在培養(yǎng)前中期逐漸從0.430上升至0.707，21~25d略有波動(dòng)，之后又逐步上升至0.710左右。規(guī)則度Re的變化并不是獨(dú)立的，與絮體尺寸變化密切相關(guān)，隨著當(dāng)量直徑的減小，絮體規(guī)則度逐漸上升。培養(yǎng)前期，絮體尺寸較大，裂解時(shí)產(chǎn)生的形變較大，因此規(guī)則度較低，中后期結(jié)構(gòu)松散的絮體逐步分離，絮體形態(tài)逐漸規(guī)則，趨向近球形。

由圖2（c）可知，絮體孔隙率Po在培養(yǎng)前中期整體較低（均值為0.056），且呈“M”型波動(dòng)變化。出現(xiàn)這一現(xiàn)象的原因是懸浮生物膜受到水力剪切和微型動(dòng)物穿透捕食的作用，絮體內(nèi)部區(qū)域出現(xiàn)孔洞導(dǎo)致孔隙率增大，孔洞部位結(jié)構(gòu)較為松散易發(fā)生裂解，而一部分絮體裂解之后，相連部位的孔洞也隨之消失，導(dǎo)致絮體孔隙率減小。整個(gè)運(yùn)行期間，該過程循環(huán)往復(fù)多次，大絮體也被分解成多個(gè)小絮體。培養(yǎng)后期孔隙率升高，培養(yǎng)至第33天，孔隙率達(dá)到最高值0.099。這是因?yàn)榍爸衅诜至殉龅男⌒躞w又發(fā)生碰撞凝聚，必然導(dǎo)致絮體之間產(chǎn)生孔隙，孔隙率升高。

由圖2（d）可知，絮體長(zhǎng)徑比AR在整個(gè)培養(yǎng)期間一致處于小范圍波動(dòng)變化狀態(tài)，前期、中期、后期均值分別為1.596±0.084、1.585±0.166和1.610±0.113。變化規(guī)律不顯著，整體處于較低水平，均值為1.597±0.134，說明絮體裂解對(duì)單個(gè)絮體的伸長(zhǎng)性影響較小。

2.2 懸浮生物膜特性變化

2.2.1 懸浮生物膜生物量變化

懸浮生物膜生物量與揮發(fā)性生物量的動(dòng)態(tài)變化如圖3所示?？芍\(yùn)行期間，MLSS平均值為（5.84±1.49）mg/mL，MLVSS平均值為（5.12±1.43）mg/mL。運(yùn)行前期（0~10d），MLSS由3.50mg/mL上升至4.96mg/mL，MLVSS由3.03mg/mL上升至4.21mg/mL。14~27d，MLSS波動(dòng)上升至最大值7.68mg/mL，MLVSS上升至最大值6.91mg/mL。27d之后，MLSS和MLVSS均略微下降，但仍處于較高水平，平均值分別為（7.57±0.12）、（6.88±0.03）mg/mL。隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，反應(yīng)器內(nèi)MLSS和MLVSS基本呈逐漸上升的趨勢(shì)。這是由于生物膜脫離載體表面后，懸浮狀態(tài)使其有了更多增殖空間，絮體不斷裂解，比表面積增加，與水體接觸面積增大，提高了氧及營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的傳質(zhì)效率，豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)使得懸浮生物膜內(nèi)的微生物不斷增殖，生物膜量不斷增長(zhǎng)。

由圖3還發(fā)現(xiàn)，f值整體呈“先減后增”的趨勢(shì)。2~6d，f值從0.87降低至0.83，之后逐漸升高至0.92（32d）。培養(yǎng)前期懸浮生物膜絮體體積較大，導(dǎo)致其對(duì)水中無機(jī)物截留作用較強(qiáng)，f值略微下降。中后期絮體裂解，比表面積增加，提高了氧及營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的傳質(zhì)效率，從而使懸浮生物膜活性增加。隨著生物膜在水中裂解，一部分胞外聚合物脫離細(xì)胞表面進(jìn)入水體，造成污水中有機(jī)物含量升高，生物膜活性升高。因此，在泥膜系統(tǒng)中，從填料上脫下的生物膜不僅活性污泥化，而且還增加了活性，有利于提高污水處理效果。

2.2.2 懸浮生物膜沉降性能變化

反映懸浮生物膜沉降性能的SVI的動(dòng)態(tài)變化如圖4所示。

由圖4可知，整個(gè)運(yùn)行期間SVI值雖有波動(dòng)，但均值總體呈上升趨勢(shì)，沉降性能變差。培養(yǎng)前期反應(yīng)器中SVI值由42.92mL/g上升至61.62mL/g；培養(yǎng)中期呈“V”型變化趨勢(shì)，第17天達(dá)到中期最低值58.91mL/g；培養(yǎng)后期SVI值呈“先增后減”的變化趨勢(shì)，第25天上升至最高值75.62mL/g，隨后略有下降。前期、中期及后期的SVI均值依次為（54.82±8.45）、（64.37±5.84）、（72.09±3.80）mL/g?；钚晕勰嘈躞w尺寸、EPS含量對(duì)污泥沉降性能均有一定程度的影響。培養(yǎng)前期反應(yīng)器中絮體顆粒較大，沉降快。而隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，絮體當(dāng)量直徑逐漸減小使得SVI值上升。培養(yǎng)中期隨著絮體裂解，小顆粒絮體所占比例繼續(xù)增大，因此SVI均值增大，但同時(shí)小顆粒絮體之間也發(fā)生了碰撞凝聚，因此第17天時(shí)有所下降，17~25d，由于小顆粒絮體所占比例高于碰撞凝聚的絮體所占比例，SVI值升高。培養(yǎng)后期，絮體規(guī)則度呈上升趨勢(shì)，絮體沉降性能變好。培養(yǎng)后期SVI值反映出懸浮生物膜在沉降性能上已趨同于活性污泥（一般為70~100mL/g）。

2.2.3 懸浮生物膜EPS組分變化

懸浮生物膜各層EPS及其組分含量的動(dòng)態(tài)變化如圖5所示。

由圖5可知，從EPS分層情況來看，與細(xì)胞結(jié)合緊密的TB-EPS是EPS的主要組成部分，TB層>S層>LB層，與其他研究者結(jié)果相同，從培養(yǎng)初期到后期，TB-EPS占比由71.84%升高至95.43%，SEPS和LB-EPS占比分別從20.71%、7.45%降低至2.66%、1.90%。在絮體裂解過程中，分布于生物膜外層的S-EPS和中層LB-EPS結(jié)構(gòu)疏松、流動(dòng)性較強(qiáng)，與細(xì)胞結(jié)合的緊密程度一般，在受到水力剪切作用時(shí)會(huì)不斷流失，而與細(xì)胞結(jié)合緊密的TBEPS受外部環(huán)境影響較小。

Tol-EPS含量隨運(yùn)行時(shí)間整體呈“先減后增”的趨勢(shì)。運(yùn)行前期Tol-EPS由121.03mg/g迅速降至56.90mg/g，降低速率達(dá)10.69mg/（g·d）。這是因?yàn)樯锬ぎ?dāng)量直徑變小，其中的EPS脫離生物膜而進(jìn)入水中，生物膜內(nèi)EPS含量降低。EPS對(duì)維持細(xì)菌黏附有著重要作用，EPS大量流失，又使得絮體內(nèi)部結(jié)合緊密度降低，加速了生物膜裂解分散。但分裂的細(xì)小絮體的比表面積更大、吸收更快，使得MLSS并沒有減小，而是逐漸增大。培養(yǎng)中期略微上升，穩(wěn)定在70mg/g左右，后期逐步上升至98.19mg/g。培養(yǎng)后期，為保護(hù)細(xì)胞免受外界環(huán)境的干擾，維持絮體內(nèi)部結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性，EPS含量增加，后期絮體孔隙率升高，DO和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)傳質(zhì)效率也相應(yīng)提高，微生物代謝活動(dòng)增強(qiáng)，因此分泌更多的EPS。

PN和PS含量的變化規(guī)律與Tol-EPS相似，均隨運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)呈“先減后增”的趨勢(shì)。第7天時(shí)，Tol-PN含量降低至最低值45.33mg/g，中期數(shù)值上升穩(wěn)定在55mg/g左右，后期升高至74.24mg/g。第7天時(shí)，Tol-PS含量降低至最低值11.57mg/g，中后期逐步上升到23.95mg/g。隨著運(yùn)行時(shí)間的增加，Tol-PN/Tol-PS不斷降低（4.37降至3.10），但各層蛋白質(zhì)含量均高于多糖，說明蛋白質(zhì)是EPS的主要組分。

2.3 懸浮生物膜形態(tài)演變對(duì)廢水處理效果的影響

懸浮生物膜反應(yīng)器對(duì)COD、NH4+-N和TP的去除情況如圖6所示。

由圖6可知，整個(gè)運(yùn)行期間對(duì)COD的去除效果都比較好且穩(wěn)定，平均去除率為（84.23±4.12）%。運(yùn)行前期對(duì)COD的平均去除率為（84.21±5.54）%，運(yùn)行中期去除效果最好，平均去除率穩(wěn)定在（86.49±1.94）%，運(yùn)行后期略有下降，但仍保持在較高水平。因此，懸浮生物膜絮體結(jié)構(gòu)的演變對(duì)COD的去除效果影響不大。

NH4+-N和TP去除率的變化趨勢(shì)類似，整個(gè)運(yùn)行期間波動(dòng)幅度較大，且隨運(yùn)行時(shí)間呈上升的趨勢(shì)。懸浮生物膜培養(yǎng)1~4d，TP去除率由7.88%迅速上升至92.78%；培養(yǎng)后期，NH4+-N和TP去除率分別為（89.86±13.67）%和（85.81±9.57）%。培養(yǎng)前期懸浮生物膜脫離了穩(wěn)定的附著狀態(tài)，生物膜原來的內(nèi)層也變成了外層，缺少厭氧環(huán)境，生物膜內(nèi)厭氧/好氧交替的環(huán)境被打破，反硝化細(xì)菌和聚磷菌受到抑制，NH4+-N和TP去除率較低，分別為（63.23±13.88）%和（63.27±34.72）%。培養(yǎng)后期，雖然絮體尺寸變小，但SVI變小，沉降性變好，其EPS含量增加，說明其內(nèi)部結(jié)構(gòu)密實(shí)度增加，增大了厭氧環(huán)境，因此聚磷菌不斷被富集，除磷性能得到提升，NH4+-N和TP去除率逐漸升高。

2.4 懸浮生物膜演變結(jié)果

培養(yǎng)后期，懸浮生物膜性能與同步培養(yǎng)的活性污泥特征比較如圖7所示?？梢钥闯?，培養(yǎng)后期，演化生物膜的尺寸、規(guī)則度、長(zhǎng)徑比等與活性污泥非常接近，懸浮生物膜與活性污泥的結(jié)構(gòu)特征指標(biāo)相差（-12.61±27.07）%、理化特征指標(biāo)相差（17.28±15.05）%、廢水處理指標(biāo)相差（-1.68±5.63）%。這表明懸浮生物膜成功地活性污泥化了，而且演變生物膜的生物量、生物活性、EPS含量及污泥沉降性能較活性污泥均有一定程度的提升。有研究表明，絮體結(jié)構(gòu)對(duì)沉降性能的影響較大，體積較小、形狀規(guī)整的絮體沉降性能更好。在廢水處理性能方面，除了對(duì)COD的去除率略低外，對(duì)NH4+-N和TP的去除效果與活性污泥法的效果持平。

3、結(jié)論

①絮體當(dāng)量直徑Deq在前中期不斷降低，后期略微上升；孔隙率Po在前中期整體水平較低（0.056），后期顯著上升至0.099；規(guī)則度Re在整個(gè)運(yùn)行期間呈上升趨勢(shì)，絮體形狀逐漸規(guī)整，趨向于穩(wěn)定的球形；長(zhǎng)徑比AR變化無明顯規(guī)律，絮體裂解對(duì)伸長(zhǎng)性無明顯影響。

②運(yùn)行期間MLSS和MLVSS均呈波動(dòng)式增長(zhǎng)，培養(yǎng)后期均值分別達(dá)到（7.57±0.12）和（6.88±0.03）mg/mL。生物膜活性f值在培養(yǎng)期間一直處于較高水平。Tol-EPS、Tol-PS和Tol-PN的含量均呈“先減后增”的變化趨勢(shì)，TB-EPS占比隨運(yùn)行時(shí)間的增加逐漸升高，各層PN含量均高于PS。SVI值波動(dòng)上升，培養(yǎng)后期沉降性能已趨同于活性污泥。

③運(yùn)行期間對(duì)COD的去除效果良好且穩(wěn)定，平均去除率為（84.23±4.12）%，絮體結(jié)構(gòu)演變對(duì)COD去除率的影響較??；培養(yǎng)前期對(duì)NH4+-N和TP的去除率較低，中后期逐漸上升，后期的平均去除率分別達(dá)到（89.86±13.67）%和（85.81±9.57）%。

④懸浮生物膜后期結(jié)構(gòu)指標(biāo)與活性污泥差異較小，懸浮生物膜基本完成向活性污泥的演變，MLSS及活性、沉降性能均優(yōu)于常規(guī)活性污泥。脫氮除磷效果較好，但對(duì)COD的去除率較常規(guī)活性污泥略有下降。