針對活性污泥法易發(fā)生污泥膨脹、生物膜法對較高濃度的污水處理效率不高等問題，近年來泥膜復合工藝得到了廣泛重視。當前，國內外的研究人員對泥膜復合工藝的脫氮特性以及溫度、DO濃度、有機負荷等影響因素開展了一系列研究。王瑞等和Du等研究發(fā)現(xiàn)，與活性污泥法和純膜工藝相比，泥膜復合工藝具有更高的硝化率、硝化菌群豐度以及抗沖擊負荷能力，對同步硝化反硝化除磷（SNDPR）也有促進作用。
同步硝化反硝化除磷作為一種高效、經(jīng)濟的新型工藝已經(jīng)被廣泛研究，通過微生物代謝調控，實現(xiàn)了脫氮除磷的高效協(xié)同，符合當前污水處理“低碳化、資源化”的發(fā)展趨勢。SNDPR工藝結合了同步硝化反硝化和生物除磷，聚磷菌（PAOs）、聚糖菌（GAOs）、硝化菌以及反硝化菌（DNB）聚集于同一反應器中，可以提高內碳源的儲存并用于反硝化和除磷。SNDPR工藝主要依賴以下生化過程：同步硝化反硝化（SND）、反硝化除磷（DPR）、傳統(tǒng)生物除磷（EBPR），通過優(yōu)化工藝設計、強化微生物群落調控及智慧化運行，該技術有望成為下一代污水處理的核心工藝之一。
國內外研究人員對比懸浮載體生物膜和固定載體生物膜，發(fā)現(xiàn)固定載體生物膜的脫氮效果要優(yōu)于懸浮載體。Veuillet等發(fā)現(xiàn)，固定生物膜反應器對TN的去除速率為懸浮載體生物膜反應器的3~4倍，原因是其反應器中的絮體污泥具有低的基質傳質阻力，氨氧化菌（AOB）更容易產生NO2--N，從而利于提高系統(tǒng)整體脫氮性能。因此，在連續(xù)流活性污泥反應器中，通過投加固定填料，考察了在AO模式下系統(tǒng)的啟動優(yōu)化、微生物特性及SNDPR效果。除了監(jiān)測污染物長期去除性能和分析典型周期的污染物濃度變化外，還利用高通量測序技術分析微生物群落組成，旨在為處理低碳城市污水新型工藝的開發(fā)提供技術支撐。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置與運行狀況
試驗采用聚甲基丙烯酸甲酯制成的連續(xù)流反應器，尺寸為48cm×17cm×47cm，由3個容積相等的隔室組成（分別為厭氧區(qū)A和好氧區(qū)O1、O2），總容積為30L，工作容積為24L（見圖1）。反應器在室溫下運行，隔室之間設有過水孔，每個隔室內均設置12組平行懸掛的聚乙烯填料，每組由14個K1型填料和14個K3型填料組成。各隔室配備電動攪拌裝置以維持混合條件。反應器進水流量固定為3L/h，總HRT為8h，好氧區(qū)曝氣量為0.6L/min，污泥回流比為50%，通過定期排放好氧隔室的混合液（400mL/d）保持系統(tǒng)的污泥齡（SRT）為100d。
反應器共運行122d，分為3個階段：①階段1（1~40d）為AO生物膜系統(tǒng)啟動階段，反應器內MLSS為683mg/L；②階段2（41~78d），由于填料是通過魚線人工串聯(lián)并固定在填料支架上，填料單元的排布緊實度存在非均一性，因此在第41天將第二個好氧隔室中3組串聯(lián)填料散落，污泥由生物膜轉換為懸浮狀態(tài)，這直接導致反應器內MLSS濃度由683mg/L顯著升高至803mg/L；③階段3（79~122d），通過對填料重新進行固定，系統(tǒng)脫氮除磷性能得到顯著改善，MLSS穩(wěn)定維持在698mg/L左右。
1.2 試驗用水和接種污泥
采用人工配水模擬城市污水，由無水乙酸鈉（NaAc）、氯化銨（NH4Cl）、磷酸二氫鉀（KH2PO4）、七水硫酸鎂（MgSO4⋅7H2O）、二水氯化鈣（CaCl2⋅2H2O）、碳酸氫鈉（NaHCO3）和微量元素組成。COD為（245.34±29.53）mg/L，NaHCO3為300mg/L，NH4+-N為（58.99±2.64）mg/L，MgSO4⋅7H2O為90mg/L，PO43--P為（5.14±0.55）mg/L，CaCl2⋅2H2O為14mg/L，微量元素為2mL/L。
接種污泥為連續(xù)流AOA（厭氧-好氧-缺氧）生物膜系統(tǒng)運行137d又在4℃下冷藏45d后的活性污泥，接種后系統(tǒng)初始MLSS為875mg/L。
1.3 測定項目及分析方法
所有樣品經(jīng)0.45μm的濾紙過濾后，采用標準方法測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P濃度，COD采用連華5B-3A快速分析儀進行測定。
1.4 高通量測序分析方法
在第40、74、122天從連續(xù)流AO泥膜復合系統(tǒng)中共采集污泥樣品9份，其中3份為3個階段第二個好氧區(qū)污泥混合液，分別命名為N1O、N2O、N3O，另外6份為3個階段厭氧區(qū)和第二個好氧區(qū)生物膜上污泥樣品，分別命名為M1A、M1O、M2A、M2O、M3A、M3O。使用高通量測序法分析樣品中的微生物群落，分析步驟包括：總DNA提取，PCR擴增，以及PCR產物鑒定、純化和定量。首先使用快速DNASPIN試劑盒提取所有樣本的總DNA，然后以338F和806R作為引物擴增細菌16SrRNA基因的V3-V4區(qū)，最后使用IlluminaMiSeqPE300平臺對純化的擴增子進行測序。
1.5 CODintra率計算方法
采用內碳源儲存量（CODintra）和內碳源儲存率（CODintra率）表征系統(tǒng)厭氧隔室外碳源向內碳源轉化情況，其計算方法如下：
式中：ΔCODan、ΔNO3--Nan和ΔNO2--Nan分別為厭氧段COD、NO3--N和NO2--N變化量，mg/L；2.86和1.71為理論上單位NO3--N和NO2--N分別進行外源反硝化所消耗的COD（質量比）。
1.6 SND率計算方法
采用SND率表征從厭氧隔室推流至好氧隔室過程中的氮損失情況，其計算方法如下：
式中：ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分別為厭氧區(qū)推流至好氧區(qū)后NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度變化量。
2、結果與討論
2.1 有機物去除特性
連續(xù)流AO系統(tǒng)對有機物的去除特性見圖2。
在階段1進水COD平均濃度為234.5mg/L，前6d內出水COD濃度較高，去除率在60%~70%左右，這是因為填料表面處于生物膜形成初期，微生物群落尚未形成穩(wěn)定的膜結構，導致COD降解效率受限。之后COD去除性能明顯提升，出水COD平均濃度約為42.51mg/L，去除率最高達86.32%，CODintra率也逐漸升高。最后有機物去除性能基本穩(wěn)定，平均去除率達80%。
在階段2污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后，絮體污泥濃度升高，COD去除率由72.66%升高至82.83%。第47天，由于填料間的碰撞摩擦，附著生物量減少，出水COD濃度呈上升趨勢（達到70.7mg/L），去除率降至69.50%，CODintra率降至58%左右，之后COD去除率穩(wěn)定在約70%，CODintra率穩(wěn)定在75%左右。
在階段3將填料重新固定后，部分活性污泥流失，污泥濃度降低，此時COD去除率由86.6%降至67.56%。填料表面重新富集微生物后，自第83天起COD去除率逐漸上升并趨于穩(wěn)定，保持在80%以上；CODintra率升高，最高達83.2%，之后平均CODintra率為70%。長期運行數(shù)據(jù)表明，該連續(xù)流系統(tǒng)對COD一直保持著較好的去除效果，但污泥濃度會對COD的去除產生一定影響。
2.2 硝化與氮去除特性
2.2.1 硝化特性
連續(xù)流AO系統(tǒng)對NH4+-N的去除效果見圖3。在階段1，進水NH4+-N平均濃度在56.11mg/L左右，出水NH4+-N濃度在前10d呈現(xiàn)上升趨勢，由9.82mg/L升至21.29mg/L，這可能是系統(tǒng)啟動初期異養(yǎng)菌生長速率快，優(yōu)先消耗DO和碳源，導致硝化菌生長受到抑制。第13天出水NH4+-N濃度開始迅速下降，填料表面形成穩(wěn)定的硝化生物膜，AOB和NOB在好氧區(qū)富集，此后出水NH4+-N濃度穩(wěn)定在10mg/L以內。
在階段2，污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后污泥濃度升高，硝化效果增強，出水氨氮濃度降至1.51mg/L，氨氮去除率由84.93%升至97%以上。第50天由于脫落的污泥重新附著在側壁上，側壁生物膜傳質效率低，和填料散落在反應器中，受DO不足的影響，硝化能力下降，出水氨氮濃度迅速升高至16.99mg/L，去除率下降到75%。
在階段3將填料重新固定后，人為操作導致系統(tǒng)污泥濃度降低，硝化菌生物量減少，硝化效果減弱。第79天氨氮去除率低至68.48%。在填料表面重新富集微生物后硝化性能恢復，氨氮去除率逐漸升高。在第86~122天，出水氨氮濃度變化不大，去除率達到100%，總無機氮（TIN）去除率也基本穩(wěn)定在83%左右。這表明污泥濃度對硝化性能有較大的影響。
2.2.2 TIN轉化與去除特性
TIN包括NH4+-N、NO2--N和NO3--N，連續(xù)流AO系統(tǒng)運行過程中TIN的轉化去除情況如圖4所示。
在階段1，系統(tǒng)進水TIN平均濃度為57.28mg/L，前10d由于出水NH4+-N濃度由9.82mg/L升至21.29mg/L，且出水NO3--N濃度為23.65mg/L，硝化不完全和NO3--N積累導致TIN去除率較低，之后生物膜逐漸形成，出水TIN濃度開始迅速下降，去除率上升至71.21%，此后出水TIN平均濃度為32.42mg/L，平均去除率為45.96%，由于生物膜未成熟和缺氧微環(huán)境不足，此過程中SND效果較弱。
在階段2，隨污泥濃度升高，硝化效果增強，出水TIN濃度降至15.90mg/L，TIN去除率由42.20%升至70.53%，同時出水NO3--N濃度也降為6.42mg/L。懸浮污泥增加，形成更多“好氧-缺氧”區(qū)，促進了同步硝化反硝化，SND率達58%。第50天后硝化效果逐漸減弱，TIN去除率下降到49.09%，出水NO3--N濃度升高至12.29mg/L。
在階段3的第79~86天，出水TIN濃度持續(xù)下降，去除率上升。第87天后，TIN去除率穩(wěn)定在80%以上，出水NO2--N和NO3--N的平均濃度分別約為3.61mg/L和6.71mg/L，生物膜形成好氧外層（硝化）和缺氧內層（反硝化）結構，SND率為54%。
2.3 磷去除特性
連續(xù)流AO泥膜復合系統(tǒng)運行期間對PO43--P的去除效果如圖5所示。
在階段1，PO43--P平均出水濃度為4.01mg/L，平均去除率約為23.4%，投加填料的系統(tǒng)磷去除性能較差，這可能與硝化反應競爭氧氣有關，硝化菌優(yōu)先消耗DO，導致PAOs好氧吸磷受阻，生物膜形成后好氧區(qū)DO梯度明顯，PAOs難以獲得均勻的氧供應。
在階段2，當污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后，好氧區(qū)DO梯度被打破，生物除磷（BPR）效果有了短暫提高，出水PO43--P濃度降低，去除率升高至50%以上。但填料散落在反應器中，PAOs獲得的溶解氧不足加上CODintra率降低，除磷性能惡化。對于試驗中出現(xiàn)除磷性能下降的情況，還有可能是GAOs與PAOs競爭所致，由于污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)，影響了PAOs的生長和代謝活性，GAOs成為優(yōu)勢菌，引起系統(tǒng)除磷性能變差。
在階段3重新固定填料后，CODintra率升高，磷的去除率短暫提高至最高值，但在第94天開始逐漸下降，去除率由之前的20%降至10%以下。根據(jù)徐玲娜的研究，連續(xù)流生物膜系統(tǒng)在以AO模式運行且無內回流（O2出水回流至A）的情況下，NH4+-N和TIN去除率分別穩(wěn)定在98.39%和84.11%左右，此時PO43--P去除率降至9.04%，表明脫氮除磷存在競爭。此外，系統(tǒng)平均CODintra率為70%，也說明聚磷菌能利用的內碳源較少，導致除磷性能較差。
2.4 典型運行周期的基質濃度變化
為進一步分析連續(xù)流泥膜復合系統(tǒng)的脫氮除磷機理，對不同階段典型周期內的基質濃度進行分析，結果如表1所示。在階段1（第40天），進水中的有機物和回流污泥進入?yún)捬鯀^(qū)，有機物被快速吸收，COD由245.8mg/L降至61.9mg/L。氨氮硝化不完全，出水氨氮濃度為8.39mg/L，出水NO3--N濃度高達19.56mg/L，大量的NO3--N會影響厭氧段磷酸鹽的釋放，反硝化菌（DNB）優(yōu)先利用VFAs作為電子供體還原NO3--N，PAOs的厭氧釋磷受抑制，導致磷去除性能較差。
在階段2（第43天），厭氧區(qū)COD濃度從239.3mg/L快速降至61.7mg/L，污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后，硝化性能迅速提升，NH4+-N全部被氧化，PAOs利用內碳源以NO3--N為電子受體進行反硝化除磷，使厭氧區(qū)PO43--P濃度由7.69mg/L降至4.23mg/L。第74天，由于填料散落在反應器中，硝化反應受DO不足的影響，性能逐漸下降，出水NH4+-N濃度為11.83mg/L。
在階段3（第122天）將填料固定回系統(tǒng)之后，厭氧區(qū)的COD去除性能依然較好，從224.5mg/L快速降至60.1mg/L，硝化性能提升，在第二個好氧區(qū)（O2）內NH4+-N全部被氧化，且與之前相比NO3--N濃度降低，說明好氧區(qū)DO充足，同時出現(xiàn)了SND現(xiàn)象。經(jīng)計算，SND率為54%，總氮去除率為83.65%。除磷性能也有所提升，去除率保持在15%左右。
此外，對比不同階段的處理效果可以發(fā)現(xiàn)，3個階段厭氧區(qū)的COD濃度均與出水濃度相近，說明COD的去除主要發(fā)生在厭氧區(qū)。NH4+-N在第一個好氧區(qū)（O1）去除不完全，硝化反應主要在第二個好氧區(qū)完成，AO系統(tǒng)較長的好氧HRT能夠實現(xiàn)完全硝化，出水NO3--N濃度逐漸降低，好氧隔室出現(xiàn)了SND現(xiàn)象。此外，好氧吸磷量很低，也說明PAOs獲得的COD不足。
2.5 功能微生物特性分析
2.5.1 微生物多樣性分析
從連續(xù)流泥膜復合系統(tǒng)中共采集污泥樣品9份，其中3份樣品為3個階段連續(xù)流反應器第二個好氧區(qū)污泥混合液，分別命名為N1O、N2O、N3O，另外6份為3個階段連續(xù)流系統(tǒng)厭氧區(qū)和第二個好氧區(qū)生物膜上的污泥樣品，分別命名為M1A、M1O、M2A、M2O、M3A、M3O。物種覆蓋率在0.995以上，在一定程度上能夠反映樣本的真實情況。9個樣品可劃分為805~1560個OTUs。微生物群落多樣性常用Shannon指數(shù)表征，群落豐富度可通過Ace指數(shù)表征。對樣品中微生物菌群的Alpha多樣性分析顯示，N1O、M1A、M1O、N2O、M2A、M2O、N3O、M3A、M3O的Ace指數(shù)分別為1049.01、1356.47、1265.87、967.36、1583.73、1510.78、949.93、1725.46、1727.31，Shannon指數(shù)分別為4.44、4.86、4.78、3.79、4.20、4.53、3.72、5.12、5.23。可見，絮體污泥樣品的微生物群落豐富度比生物膜樣品低，且隨著系統(tǒng)運行活性污泥中的生物多樣性降低。
2.5.2 微生物菌群動態(tài)分析
9個樣品在門水平上的微生物群落結構對比見圖6。活性污泥與生物膜樣品之間的微生物群落差異顯著。階段1的活性污泥（N1O）以Proteobacteria（69.58%）和Bacteroidota（15.70%）為主，厭氧區(qū)生物膜（M1A）以Proteobacteria（34.90%）、Bacteroidota（30.49%）、Chloroflexi（9.23%）、Firmicutes（11.12%）為主，好氧區(qū)生物膜（M1O）以Proteobacteria（45.52%）、Bacteroidota（27.76%）、Chloroflexi（14.31%）為主。在階段2，活性污泥（N2O）中Bacteroidota的相對豐度上升到22.70%，而厭氧區(qū)和好氧區(qū)生物膜上Firmicutes的相對豐度分別降至0.096%和0.32%，Chloroflexi相對豐度也有所下降。在階段3，活性污泥（N3O）中Chloroflexi的相對豐度降至2.83%，厭氧區(qū)和好氧區(qū)生物膜上的Firmicutes相對豐度相比階段2有所提高。三個階段活性污泥中的優(yōu)勢菌門始終都是Proteobacteria，而它是生物反硝化中最典型的菌門，所包含的細菌大部分為厭氧或兼性厭氧菌，與反硝化過程聯(lián)系緊密，其中以β-變形菌門為典型代表的細菌能夠以有機物作為電子供體實現(xiàn)反硝化過程。相較于生物膜，好氧區(qū)活性污泥中的Proteobacteria相對豐度更高，說明連續(xù)流AO泥膜復合系統(tǒng)同時存在好氧反硝化細菌，并且在好氧池內發(fā)生硝化和反硝化過程，從而實現(xiàn)對氮的去除。
階段2和3生物膜的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria和Bacteroidota，這與Zhang等的研究結果相似。Bacteroidota具有重要的硝化作用，在這兩個階段相對豐度逐漸提高，這可能是階段2、3系統(tǒng)脫氮效果提高的原因。隨著總氮去除率的提高，其豐度也相應增加。Bacteroidota在生物膜中的相對豐度超過20%，但在活性污泥中的占比相對較低，說明該菌門具有顯著的生物膜親和性。三個階段，生物膜中的Chloroflexi相對豐度始終高于活性污泥，該菌門包含大部分的兼性厭氧菌，且其中的部分細菌為硝酸鹽還原菌，可實現(xiàn)反硝化脫氮過程，而好氧池生物膜中的Chloroflexi豐度相對較高，說明好氧池生物膜上存在與反硝化相關的過程。在所有9個樣品中也檢測到其他菌門，如Patescibacteria（0.54%~4.90%）、Actinobacteriota（1.11%~3.15%）、Verrucomicrobiota（0.15%~2.81%）和Acidobacteriota（0.22%~2.08%）。
選取9個樣本中相對豐度大于1%的屬，通過熱圖比較其變化情況，結果見圖7。N1O中有5個屬的豐度均在5%以上，分別為norank_f_Saprospiraceae（9.40%）、Defluviicoccus（9.13%）、unclassified_f_Rhodobacteraceae（7.91%）、Paracoccus（8.01%）和Candidatus_Competibacter（8.54%）；M1A上有2個屬的相對豐度在5%以上，即norank_f_Saprospiraceae（15.89%）和Defluviicoccus（7.55%）為優(yōu)勢屬；M1O中Defluviicoccus（13.15%）、norank_f_Saprospiraceae（8.68%）和Terrimonas（8.82%）為優(yōu)勢屬。unclassified_f_Rhodobacteraceae在N1O中的相對豐度為7.91%，在M1O中下降至2.31%，Paracoccus由8.01%下降到4.46%，Candidatus_Competibacter由8.54%下降到1.34%，Terrimonas在絮體污泥中的相對豐度為1.42%，在生物膜中上升至8.82%。
N2O中unclassified_f_Rhodobacteraceae（22.22%）、norank_f_Saprospiraceae（14.12%）和Paracoccus（10.74%）相對豐度達10%以上，M2A中Terrimonas（21.26%）、Defluviicoccus（14.39%）為優(yōu)勢屬，M2O中Terrimonas（16.10%）、Thiothrix（13.92%）為優(yōu)勢屬。unclassified_f_Rhodobacteraceae在絮體污泥中的相對豐度為22.22%，在生物膜中下降至0.27%；Terrimonas在絮體污泥中的相對豐度為3.34%，在生物膜中則上升至21.26%。
N3O中unclassified_f_Rhodobacteraceae（28.29%）和Defluviicoccus（10.87%）的相對豐度都在10%以上，M3A中Defluviicoccus（13.33%）和norank_f_Saprospiraceae（12.93%）為優(yōu)勢屬，M3O中norank_f_Saprospiraceae（13.58%）為優(yōu)勢屬。unclassified_f_Rhodobacteraceae在絮體污泥中的相對豐度為28.29%，在生物膜中降至0.63%；Terrimonas在絮體污泥中的相對豐度為1.71%，在生物膜樣品中升至8.64%。由此可見，unclassified_f_Rhodobacteraceae為絮體污泥中的優(yōu)勢菌屬，Terrimonas為生物膜上的優(yōu)勢菌屬。
對絮體污泥的菌屬進行比較，N2O相比N1O，norank_f_Saprospiraceae相對豐度由9.40%提高到14.12%，unclassified_f_Rhodobacteraceae相對豐度由7.91%提高到22.22%，Paracoccus相對豐度由8.01%提高到10.74%，Defluviicoccus相對豐度由9.13%降低至7.30%，Candidatus_Competibacter相對豐度由8.54%大幅度下降至1.68%。N3O相比N2O，優(yōu)勢菌屬無變化，但norank_f_Saprospiraceae相對豐度由14.12%下降到8.85%，Paracoccus的相對豐度由10.74%下降到8.86%，Defluviicoccus和unclassified_f_Rhodobacteraceae相對豐度則上升，分別由7.30%、22.22%上升到10.87%、28.29%。
生物膜上的菌屬差異較大，M1A有2個屬相對豐度在5%以上，即norank_f_Saprospiraceae（15.89%）和Defluviicoccus（7.55%）為優(yōu)勢屬；而M2A有4個屬的相對豐度在5%以上，Thiothrix相對豐度由0.21%上升到5.54%，Defluviicoccus的相對豐度由7.55%上升到14.39%，Terrimonas的相對豐度由1.78%上升到21.26%，norank_f_Saprospiraceae的相對豐度則由15.89%下降到5.40%。M2O相比M1O，其優(yōu)勢屬由Defluviicoccus（13.15%）、norank_f_Saprospiraceae（8.68%）和Terrimonas（8.82%）變?yōu)?/span>Thiothrix（13.92%）、norank_f_Saprospiraceae（9.88%）、Terrimonas（16.10%），Thiothrix、Terrimonas的相對豐度明顯提高，Defluviicoccus的相對豐度由13.15%下降到2.05%。M3A和M3O相比M2A和M2O，Thiothrix、Terrimonas相對豐度都減少，norank_f_Saprospiraceae相對豐度都升高，說明階段3、2生物膜上的優(yōu)勢菌屬相同，沒有發(fā)生特別變化。總之，對比階段2、3和階段1的優(yōu)勢菌屬，絮體污泥中unclassified_f_Rhodobacteraceae（7.90%~28.29%）和生物膜上Thiothrix（0.21%~13.92%）的相對豐度升高。
2.5.3 功能菌變化分析
表2列出了主要功能菌豐度變化。硝化菌屬中氨氧化菌（AOB）Ellin6067和Nitrosomonas、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）Nitrospira豐度較低（<1%）。在階段2活性污泥中硝化菌豐度降低，解釋了污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后硝化能力下降的原因，填料缺失導致生物膜載體減少，系統(tǒng)更依賴懸浮污泥，而懸浮污泥的污泥齡通常較短，不利于慢速生長的硝化菌維持。但生物膜中硝化菌豐度提高，可能是填料脫落導致部分老化生物膜剝離，暴露出底層的高活性硝化菌。在階段3填料復位后，活性污泥和生物膜中的硝化菌豐度都有所提高，硝化性能提升。反硝化菌（DNB）豐度的提高，佐證了最后系統(tǒng)出水NO3--N濃度降低。
Candidatus_Competibacter和Defluviicoccus是9個樣本中GAOs的優(yōu)勢屬。在9個樣本中，具有內碳源儲存和內源反硝化性能的GAOs菌屬Candidatus_Competibacter在活性污泥中的豐度逐漸下降，從8.542%降到0.810%。厭氧區(qū)生物膜上Defluviicoccus豐度顯著增加，表明了其在厭氧區(qū)內碳源儲存和內源反硝化過程中的重要作用。Defluviicoccus占主導地位，也說明其爭奪有機物的能力勝過Candidatus_Competibacter。
主要負責磷去除的PAOs菌屬Acinetobacter、Dechloromonas、Defluviimonas、Hyphomicrobium在活性污泥和生物膜中皆呈下降趨勢，這也解釋了階段2系統(tǒng)除磷性能降低的原因。在9個樣本中，PAOs在系統(tǒng)中的相對豐度不超過2.5%，而GAOs的相對豐度遠高于PAOs。人們普遍認為GAOs的增殖會導致生物除磷效果惡化。GAOs在AO運行模式下富集，利用VFAs作為有機碳源，因此GAOs和PAOs可能具有相似的生態(tài)位。當PAOs減少時，它們所占據(jù)的生態(tài)位被GAOs填補。總體而言，該連續(xù)流體系不能富集PAOs，原因可能是GAOs的增殖。
微生物群落分析結果顯示，生物膜載體對硝化功能菌群的富集能力顯著優(yōu)于絮體污泥。聚磷菌（PAOs）在系統(tǒng)中的相對豐度始終較低（<2.5%）。相反，聚糖菌（GAOs）占據(jù)主導地位，但其內部菌群動態(tài)存在顯著分化：Candidatus_Competibacter的豐度從8.542%顯著下降至0.810%，而Defluviicoccus的豐度則從9.128%上升至10.847%，但GAOs整體仍維持系統(tǒng)優(yōu)勢地位。
3、結論
①提高污泥濃度會對各污染物去除產生積極影響。污泥由生物膜轉換為懸浮態(tài)后，反應器內懸浮污泥濃度升高（683~803mg/L），COD、NH4+-N、TIN和PO43--P去除率均有所上升且表現(xiàn)出良好的SND效果，SND率達58%。
②連續(xù)流AO泥膜復合系統(tǒng)的厭氧區(qū)具有較好的COD去除和內碳源儲存性能，COD平均去除率為85.5%，CODintra率最高為83.2%；好氧區(qū)可實現(xiàn)完全硝化，NH4+-N濃度可降至0.5mg/L以下，TIN去除率達80%以上，好氧吸磷量為2.1mg/L。
③生物膜對硝化功能菌群的富集能力顯著優(yōu)于絮體污泥，且絮體污泥和生物膜中優(yōu)勢菌屬不同。unclassified_f_Rhodobacteraceae和Paracoccus是絮體污泥中的優(yōu)勢菌，承擔異養(yǎng)硝化-好氧反硝化與反硝化功能；Terrimonas則是生物膜上的優(yōu)勢菌，承擔反硝化功能。系統(tǒng)中氮的有效去除依賴于絮體污泥和生物膜上反硝化菌群的高度富集。
④聚磷菌在系統(tǒng)中的相對豐度較低（＜2.5%），聚糖菌內部菌群動態(tài)存在顯著分化：Candidatus_Competibacter豐度從8.542%顯著下降至0.810%，而Defluviicoccus豐度則從9.128%上升至10.847%，但GAOs整體仍維持系統(tǒng)優(yōu)勢地位。（來源：青島大學環(huán)境與地理科學學院，青島水務集團有限公司，青島雙元水務集團有限公司）
