好氧顆粒污泥[1, 2, 3](aerobic granular sludge，AGS)是微生物在特定的環(huán)境下自發(fā)凝聚、 增殖而形成的顆粒狀生物聚合體，它具有許多普通活性污泥難以比擬的優(yōu)點(diǎn)，如致密的結(jié)構(gòu)、 良好的沉降性能、 多重生物功效(有機(jī)物降解、 脫氮、 除磷等)、 高耐毒性、 相對(duì)較低的剩余污泥產(chǎn)量等. 得益于這些優(yōu)點(diǎn)，AGS已成為廢水處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)[4]. 迄今為止，AGS的絕大部分研究成果都來(lái)自于間歇式運(yùn)行反應(yīng)器[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14]，如SBR、 SBAR等. 然而，研究結(jié)果[15]表明，長(zhǎng)期運(yùn)行的AGS反應(yīng)器會(huì)出現(xiàn)不穩(wěn)定甚至解體現(xiàn)象，這說(shuō)明間歇式反應(yīng)器并非是好氧顆粒化的最佳選擇.

　　序半連續(xù)式反應(yīng)器(sequencing fed batch reactor，SFBR)是近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的一種新型反應(yīng)器，主要特征是連續(xù)進(jìn)水，反應(yīng)完后一次性排水. 目前，在SFBR中利用活性污泥對(duì)廢水進(jìn)行處理的研究已見(jiàn)報(bào)道[16, 17, 18, 19, 20, 21]，也有針對(duì)連續(xù)進(jìn)水[22]或分段進(jìn)水[23, 24, 25]對(duì)SBR中的AGS穩(wěn)定性影響的報(bào)道，而有關(guān)SFBR中成功實(shí)現(xiàn)好氧顆粒化的研究鮮有報(bào)道. 相比于SBR，SFBR運(yùn)行靈活、 控制簡(jiǎn)便，較容易建造、 實(shí)施，若能實(shí)現(xiàn)好氧顆粒化及穩(wěn)定運(yùn)行無(wú)疑會(huì)增加AGS反應(yīng)器的形式. 因此，本研究嘗試在SFBR中進(jìn)行AGS的培養(yǎng)，并對(duì)AGS的特性進(jìn)行研究，以期為AGS技術(shù)的發(fā)展提供理論支持.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行方式

　　1.1.1 試驗(yàn)裝置

　　反應(yīng)器總高度2.3 m，內(nèi)徑8.4 cm，有效容積11.64 L(有效高度2.1 m)，排水口距底座高度54 cm(換水率74.3%). 模擬污水由蠕動(dòng)泵從反應(yīng)器底部引入(進(jìn)水口距底部高4 cm)，壓縮空氣由空壓機(jī)提供，經(jīng)硅膠管后由曝氣砂頭從反應(yīng)器底部壓入. 試驗(yàn)裝置見(jiàn)圖 1所示.

　　圖 1 試驗(yàn)裝置示意

　　1.1.2 周期組成

　　反應(yīng)器在09:00～21:00運(yùn)行周期為6 h，其余為12 h一周期，厭氧/好氧(A/O)交替運(yùn)行，厭氧期不攪拌，除沉淀、 排水外，反應(yīng)器均為連續(xù)進(jìn)水，當(dāng)水位達(dá)到有效高度(2.1 m)時(shí)停止進(jìn)水及曝氣，沉淀3~15 min后排出上清液，反應(yīng)器進(jìn)入下一循環(huán)周期. 培養(yǎng)過(guò)程中根據(jù)污泥的沉降性能逐漸減少沉淀時(shí)間. 具體見(jiàn)表 1所示.

　　表 1 反應(yīng)器周期組成

　　1.1.3 其它運(yùn)行參數(shù)

　　運(yùn)行過(guò)程中根據(jù)反應(yīng)器對(duì)污染物的去除效果而改變COD、 NH+4-N、 TP的濃度，具體見(jiàn)表 2.

　　表 2 反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)

　　1.2 接種污泥

　　接種5 L化糞池污水和500 mL序批式好氧顆粒污泥反應(yīng)器(AGSBR)出水，連續(xù)曝氣1 d后采用SBR運(yùn)行模式(6 h ·周期-1，4個(gè)周期 ·d-1)，COD從500mg ·L-1逐漸增至800mg ·L-1，第2 d時(shí)反應(yīng)器內(nèi)即出現(xiàn)了細(xì)小的生物絮體，并夾雜著少量好氧顆粒污泥(SBR中排出的解體顆粒). 運(yùn)行8 d后培養(yǎng)出沉降性能良好的活性污泥，顏色主要為黃色. 反應(yīng)器污泥濃度達(dá)到2 558 mg ·L-1，SVI 30.11mL ·g-1，MLVSS/MLSS為0.45. 活性污泥的形成過(guò)程見(jiàn)圖 2.

　　圖 2 活性污泥培養(yǎng)過(guò)程數(shù)碼照片

　　1.3 模擬污水

　　模擬污水成分及濃度見(jiàn)表 3，對(duì)應(yīng)的COD、 TIN、 TP濃度為1 000、 50、 10mg ·L-1，微量元素添加量為1 mL ·L-1模擬污水，根據(jù)反應(yīng)器內(nèi)污泥生長(zhǎng)狀況不斷調(diào)整C、 N、 P的濃度配比，其它成分不變.

　　表 3 模擬污水組成

　　1.4 分析方法

　　COD、 NH+4-N、 NO-2-N、 TP、 電導(dǎo)率均采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)分析方法測(cè)定[26]，NO-3-N采用麝香草酚分光光度法，[TIN]=[NH+4-N]+[NO-3-N]+[NO-2-N]; SV、 SVI、 MLSS、 MLVSS采用標(biāo)準(zhǔn)方法; 顆粒污泥粒徑分布采用標(biāo)準(zhǔn)篩篩分測(cè)定，標(biāo)準(zhǔn)篩孔徑分別為：0.30、 0.60、 1.0、 1.43、 2.0、 4.0 mm，測(cè)量經(jīng)篩分后各粒徑范圍內(nèi)污泥的MLSS，計(jì)算其占總MLSS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)后得到粒徑分布情況(>0.3 mm的視為顆粒，其所占質(zhì)量分?jǐn)?shù)稱(chēng)為顆粒化率)，平均粒徑從篩上累積質(zhì)量分?jǐn)?shù)曲線上查出，對(duì)應(yīng)的累積篩上、 篩下污泥質(zhì)量分?jǐn)?shù)均為50%; 使用Canon數(shù)碼照相機(jī)記錄顆粒形態(tài).

　　胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的提取方法為：將搖勻后的污泥樣品25 mL放置于離心管中，在4℃，2 000 r ·min-1下離心10 min，沉淀物溶解于磷酸鹽緩沖液，放置于80℃ 恒溫水浴中加熱60 min，提取EPS，然后在10 000 r ·min-1下離心30 min，上清液過(guò)濾后用于EPS成分分析[27]. 蛋白質(zhì)測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)試劑法，多糖測(cè)定采用硫酸-苯酚法.

　　2 結(jié)果與討論 2.1 污泥形態(tài)變化

　　培養(yǎng)過(guò)程中污泥的形態(tài)變化見(jiàn)圖 3. 觀察發(fā)現(xiàn)：隨著沉降時(shí)間的減小，松散的絮體污泥逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)檩^大的菌膠團(tuán)，11 d時(shí)幾乎全部以大片菌膠團(tuán)和細(xì)小顆粒形式存在，28 d時(shí)AGS占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)(顆粒化率為86.12%)，所形成的好氧顆粒污泥呈黃色、 形狀不規(guī)則，且粒徑較小(平均粒徑0.56 mm). 此后，反應(yīng)器內(nèi)始終以AGS為主，但當(dāng)改變運(yùn)行條件時(shí)，污泥會(huì)出現(xiàn)短暫的不適應(yīng)期，部分AGS會(huì)變得很疏松，出現(xiàn)絮狀物. 43~53 d內(nèi)由于進(jìn)水濃度高致使反應(yīng)器內(nèi)液體含鹽量過(guò)大(測(cè)得混合液電導(dǎo)率為3.05 S ·m-1)，液體比重的增加使得部分AGS懸浮在反應(yīng)器上部難以下沉，造成污泥的大量流失，使得污泥負(fù)荷迅速增加，加之滲透壓的增加使得微生物細(xì)胞出現(xiàn)不適情況，以致部分AGS出現(xiàn)解體，降低負(fù)荷后(54~63 d)AGS形狀變得更加不規(guī)則，且污泥顆粒顏色變淺.

　　圖 3 好氧顆粒污泥形態(tài)變化數(shù)碼照片

　　2.2 污泥的理化特性

　　2.2.1 SVI

　　SVI變化情況見(jiàn)圖 4(a). 從中可知：正常情況下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下，但當(dāng)運(yùn)行條件改變時(shí)污泥的SVI會(huì)出現(xiàn)波動(dòng). 運(yùn)行初期(1~4 d)由于污泥量較少、 污泥無(wú)機(jī)成分較高，造成SVI較小; 隨著污泥量的增加，SVI值趨于平緩. 第16 d時(shí)提高了氮負(fù)荷，污泥變得松散，沉降性能變差，反應(yīng)器中混合液變得黏稠和渾濁，可能是異養(yǎng)菌難以承受氨氮突然增加造成的沖擊，出現(xiàn)細(xì)胞破裂及死亡，導(dǎo)致大量污泥隨出水排出反應(yīng)器，SVI急劇下降，隨著污泥逐漸適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)，SVI值趨于穩(wěn)定. 第32 d實(shí)驗(yàn)室停電、 反應(yīng)器處于靜置狀態(tài)，33 d的SVI有所上升，隨著微生物逐漸適應(yīng)周?chē)�環(huán)境后SVI又逐漸降至80 mL ·g-1以下. 43 d后由于進(jìn)水鹽度較高，AGS出現(xiàn)解體、 沉降性能變差，54 d降低進(jìn)水負(fù)荷后SVI值出現(xiàn)一定下降.

　　圖 4 運(yùn)行過(guò)程中SVI、 MLSS、 EPS含量及PN/PS變化情況

　　2.2.2 污泥濃度(MLSS)

　　MLSS的變化情況見(jiàn)圖 4(b). 從中可知，MLSS整體呈下降趨勢(shì). 1~4 d時(shí)MLSS有短暫的上升，隨著沉降時(shí)間的縮短，沉降性能差的絮體污泥被排出反應(yīng)器，MLSS逐漸減小，14 d時(shí)由于提高了NH+4-N濃度、 污泥出現(xiàn)短暫不適應(yīng)而造成MLSS顯著降低，待污泥適應(yīng)新環(huán)境后MLSS基本穩(wěn)定在2 000~3 000 mg ·L-1之間(18~31 d)，42 d以后由于反應(yīng)器內(nèi)高含鹽量導(dǎo)致污泥難以下沉而大量流失，MLSS持續(xù)下降最終低于1 000 mg ·L-1. 反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中未能保持較高的污泥量，一方面是當(dāng)運(yùn)行條件改變使微生物不適應(yīng)造成污泥流失所致; 另一方面是夜間連續(xù)進(jìn)料使曝氣階段反應(yīng)器內(nèi)底物濃度較低、 易造成絲狀菌生長(zhǎng)[37, 38, 39]，為維持AGS的穩(wěn)定需采取較短的沉降時(shí)間及時(shí)排出絮體污泥，也造成了一定的污泥流失.

　　2.2.3 胞外聚合物(EPS)

　　EPS含量及PS/PN分別見(jiàn)圖 4(c)、 圖 4(d). 由圖 4(c)可知：EPS含量(以MLVSS計(jì))處于波動(dòng)狀態(tài)，1~59 d內(nèi)呈上升趨勢(shì)，59 d時(shí)達(dá)到最大值373.24 mg ·g-1 ，較培養(yǎng)初期增加了約2.5倍，這與大量研究得出的EPS有利于細(xì)胞之間的自凝聚及AGS的穩(wěn)定性維持[28, 29, 30]是一致的，運(yùn)行后期由于AGS出現(xiàn)解體，導(dǎo)致EPS急劇下降. 由圖 4(d)可發(fā)現(xiàn)PN/PS在1~16 d逐漸增大，17~52 d基本保持在1左右，53 d以后迅速下降至0.3以下，表明蛋白質(zhì)在EPS中的比例先增加、 后趨于穩(wěn)定，最后又急劇下降. 研究表明：EPS中蛋白質(zhì)與多糖的組成對(duì)AGS的穩(wěn)定性有顯著影響[29, 30, 31]，但二者誰(shuí)起決定作用還存在爭(zhēng)議. 本研究表明當(dāng)AGS出現(xiàn)解體時(shí)蛋白質(zhì)含量顯著下降，說(shuō)明EPS中蛋白質(zhì)對(duì)SFBR中AGS的穩(wěn)定性有重要影響.

　　2.2.4 粒徑分布

　　反應(yīng)器內(nèi)污泥的粒徑分布見(jiàn)圖 5所示. 從中可知，隨著逐漸縮短沉降時(shí)間，反應(yīng)器內(nèi)污泥的粒徑逐漸增大，4、 14、 21、 28 d時(shí)對(duì)應(yīng)的平均粒徑分別為：0.19、 0.43、 0.54及0.56 mm. 同時(shí)，粒徑小于0.3 mm的污泥的比例逐漸減少，反應(yīng)器的顆粒化率逐漸增大，可以看到污泥的顆粒化率由初期的18.17%上升到86.12%，但0.3~0.6 mm內(nèi)AGS始終占主導(dǎo)，這可能與SFBR中較低的底物傳質(zhì)梯度有關(guān)，粒徑大的AGS內(nèi)部難以得到基質(zhì)而極易解體. 隨后由于污泥量減少及沉降性能變差，未進(jìn)行粒徑分析.

　　圖 5 第4 d、 14 d、 21 d、 28 d粒徑分布

　　2.3 反應(yīng)器對(duì)污染物的去除效果

　　2.3.1 COD去除效果

　　反應(yīng)器對(duì)COD的去除效果見(jiàn)圖 6. 從中可以看到，除異常波動(dòng)外，反應(yīng)器對(duì)COD的去除率基本維持在90%左右，正常情況下出水COD小于100mg ·L-1，表明連續(xù)進(jìn)料下AGS對(duì)COD亦具有較好的去除效果，這主要得益于AGS致密的結(jié)構(gòu)和較高的生物活性.

　　圖 6 出水COD濃度及去除率

　　2.3.2 脫氮效果

　　各態(tài)氮的濃度變化及TIN去除率見(jiàn)圖 7. 可以看出，反應(yīng)器對(duì)NH+4-N、 TIN的去除效果波動(dòng)較大，去除率分別為44.45%~94.72%及43.87%~93.13%. 分析原因：一是改變氮負(fù)荷時(shí)會(huì)有短暫的不適應(yīng)，此時(shí)的脫氮效率較差; 二是連續(xù)進(jìn)料使得部分NH+4-N未被氧化即排出反應(yīng)器. 從圖 7中還可以看出，出水中NO-3-N濃度絕大部分時(shí)間均高于NO-2-N濃度，但也并未出現(xiàn)明顯的NO-3-N、 NO-2-N積累，分析可能是AGS的內(nèi)部分層結(jié)構(gòu)發(fā)生了同步硝化反硝化作用，而連續(xù)進(jìn)料為反硝化提供了所需的碳源.

　　圖 7 出水NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TIN濃度

　　2.3.3 TP去除效果

　　反應(yīng)器對(duì)TP的去除效果見(jiàn)圖 8. 從中可知，反應(yīng)器對(duì)TP去除效果波動(dòng)較大，去除率在44.50%~97.40%之間. 分析原因：一是改變運(yùn)行條件會(huì)有短暫的不適應(yīng)，此時(shí)的除磷效果較差; 二是連續(xù)進(jìn)料使得部分TP未完全反應(yīng). 除14 d突然提高氮負(fù)荷造成系統(tǒng)短暫不適應(yīng)外，TP去除率可維持在60%以上.

　　圖 8 出水TP濃度及去除率

　　2.4 典型周期污染物降解規(guī)律

　　2.4.1 COD周期降解規(guī)律

　　典型周期內(nèi)COD的降解規(guī)律見(jiàn)圖 9(a). 可以發(fā)現(xiàn)，由于厭氧期內(nèi)未曝氣、 也未攪拌，使反應(yīng)器中COD逐步升高，90 min時(shí)達(dá)到321.95mg ·L-1，開(kāi)始曝氣后積累的COD被AGS迅速吸附并降解，200 min以后反應(yīng)器內(nèi)COD濃度趨于平穩(wěn)并維持在100mg ·L-1以下. SFBR中厭氧/好氧交替及連續(xù)進(jìn)料的運(yùn)行模式使其流態(tài)在時(shí)間上具有一定的推流特征，可為生化反應(yīng)提供較大的傳質(zhì)推動(dòng)力，這被認(rèn)為可有效抑制絲狀菌過(guò)度生長(zhǎng)[37, 38, 39].

　　2.4.2 氮周期降解規(guī)律

　　典型周期內(nèi)氮的降解情況見(jiàn)圖 9(b). 厭氧期內(nèi)(0~80 min)由于連續(xù)進(jìn)料且未攪拌，NH+4-N、 TIN的濃度逐漸升高，好氧期內(nèi)二者均出現(xiàn)一定的波動(dòng)，但波動(dòng)幅度不大. 另外，硝氮、 亞硝氮呈交替升高、 降低情況. 分析原因包括：一是進(jìn)水中的NH+4-N氧化不完全及混合不均勻使NH+4-N、 TIN上下波動(dòng); 二是發(fā)生氨氧化及硝化反應(yīng)的同時(shí)，進(jìn)水提供的碳源即可與NO-3-N發(fā)生反硝化，亦可與NO-2-N發(fā)生反硝化，由于兩種過(guò)程隨機(jī)進(jìn)行，使得NO-3-N、 NO-2-N濃度上下波動(dòng).

　　2.4.3 TP周期降解規(guī)律

　　典型周期內(nèi)TP的降解情況見(jiàn)圖 9(c). TP的濃度總體呈下降趨勢(shì)，但變化幅度較小，基本維持在3.0mg ·L-1左右. 雖然設(shè)置了80 min的厭氧期，但并未出現(xiàn)傳統(tǒng)除磷機(jī)制中明顯的厭氧釋磷及好氧吸磷狀況，厭氧段的長(zhǎng)短對(duì)TP的去除效果及除磷機(jī)制尚需后續(xù)深入研究.

　　圖 9 典型周期COD、 NH+4-N及TP降解規(guī)律

　　3 SFBR中好氧顆粒化的機(jī)制探討及穩(wěn)定性分析

　　對(duì)于好氧顆粒化過(guò)程來(lái)說(shuō)，選擇壓假說(shuō)[32,33]越來(lái)越受到學(xué)者們的認(rèn)可. 選擇壓[34]分為水力選擇壓和生物選擇壓，前者是通過(guò)控制反應(yīng)器結(jié)構(gòu)特性和水力條件等將性能差的污泥淘汰出反應(yīng)體系，后者通過(guò)改變混合液中營(yíng)養(yǎng)成分的負(fù)荷來(lái)使適應(yīng)此負(fù)荷的微生物生存下來(lái)而不能適應(yīng)的微生物逐步消退. 本試驗(yàn)主要是通過(guò)控制沉淀時(shí)間、 水力剪切力、 A/O交替運(yùn)行等水力選擇壓來(lái)促進(jìn)AGS的形成. 主要表現(xiàn)在：①通過(guò)逐漸縮短反應(yīng)器的沉淀時(shí)間，逐漸將沉降性能差的絮體污泥排出，而沉降性能好的菌膠團(tuán)逐漸得到富集; ②反應(yīng)器采用較大的高徑比(H/D為25)及較大的曝氣量(0.24~0.40 m3 ·h-1)，可為反應(yīng)器內(nèi)提供連續(xù)、 均勻的水力剪切力(1.2~2 cm ·s-1)，研究表明它們能刺激細(xì)胞EPS的分泌及疏水性的增加，促進(jìn)細(xì)胞之間的自凝聚[35,36]; ③A/O交替運(yùn)行方式使SFBR在前80 min內(nèi)呈理想的推流流態(tài)，而好氧期內(nèi)呈完全混合狀態(tài)，相比于完全混合式反應(yīng)器，這種模式可為生化反應(yīng)提供較大的傳質(zhì)推動(dòng)力，使得菌膠團(tuán)在同絲狀菌的生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)中處于優(yōu)勢(shì)地位[37, 38, 39]，有利于AGS的形成.

　　通過(guò)逐步提高選擇壓，28 d后在SFBR中成功培養(yǎng)出了AGS，但32 d后反應(yīng)器內(nèi)污泥量持續(xù)下降，42 d時(shí)反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)AGS解體現(xiàn)象. 除操作條件不當(dāng)，如檢修期靜置、 進(jìn)水含鹽量過(guò)高造成污泥流失及解體外，后期反應(yīng)器內(nèi)絲狀菌過(guò)度繁殖，并在生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)中逐漸占優(yōu)勢(shì)是AGS解體的主要原因. 主要表現(xiàn)在：通過(guò)提高進(jìn)水濃度及A/O運(yùn)行模式可在SFBR中創(chuàng)造較高的傳質(zhì)推動(dòng)力，這在白天12 h內(nèi)可一定程度上維持AGS的穩(wěn)定性，但限于自動(dòng)控制水平，夜間存在635 min的好氧反應(yīng)期，長(zhǎng)時(shí)間的好氧饑餓期不僅不利于AGS的穩(wěn)定性維持[40,41]、 亦容易造成絲狀菌生長(zhǎng)[37, 38, 39]，使得AGS在生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)中逐漸處于劣勢(shì)，為及時(shí)將沉降性能差的絮體污泥排出仍需維持較短的沉降時(shí)間(3 min)，致使每天早上排水時(shí)較多污泥被排出，污泥的生長(zhǎng)量難以補(bǔ)充污泥的流失量，最終導(dǎo)致了AGS的解體. 為維持SFBR中AGS的穩(wěn)定性，后續(xù)研究需提高反應(yīng)器的自動(dòng)控制水平，并將有機(jī)負(fù)荷、 污泥負(fù)荷[42]控制在合理范圍內(nèi).具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.jianfeilema.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論

　　(1)利用自行培養(yǎng)的活性污泥作為接種污泥，采用厭氧/好氧交替、 逐漸縮短沉淀時(shí)間等策略(選擇壓法)，28 d后在SFBR中成功培養(yǎng)出AGS. 所形成的AGS呈黃色、 形狀不規(guī)則，且粒徑較小. 正常情況下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下，運(yùn)行中后期出現(xiàn)污泥流失及解體，AGS形狀變得更加不規(guī)則，且顏色變淺.

　　(2)在63 d的運(yùn)行時(shí)間里，除異常波動(dòng)外，反應(yīng)器對(duì)COD的去除率基本維持在90%左右，正常情況下出水COD小于100mg ·L-1，反應(yīng)器對(duì)NH+4-N、 TIN的去除效果波動(dòng)較大，去除率分別為44.45%~94.72%及43.87%~93.13%，對(duì)TP的去除率在44.50%~97.40%之間，正常情況下TP去除率可維持在60%以上，表明AGS對(duì)污染物具有較好地去除效果.

　　(3)反應(yīng)器中未能維持較高的污泥濃度，后期出現(xiàn)污泥解體，主要是夜間長(zhǎng)時(shí)間的好氧饑餓期容易造成絲狀菌過(guò)度生長(zhǎng)，使得AGS在生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，較短的沉降時(shí)間使大量沉降性能差的絮體污泥被排出，最終導(dǎo)致了AGS的解體.(來(lái)源及作者：華中科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 龍焙、楊昌柱、濮文虹、楊家寬、白俊、王晶、周玄月、蔣國(guó)盛、李春陽(yáng)、劉福標(biāo))