好氧顆粒污泥（AGS）因外形規則、結構緊密且具有較大的沉降速度及優越的污染物降解效果，成為近些年來國內外關注的對象。但目前對AGS的形成及控制體系構建的研究仍不完善，特別是其不穩定易解體的問題限制了該技術的推廣應用。AGS一般是在高徑比（H/D）超過5的序批式反應器（SBR）中獲得。科研人員發現，H/D在15以上時可在1個月內快速顆粒化成功。這是因為較大的H/D延伸了污泥的循環路徑，往往會使污泥之間發生更有效的碰撞，理論上促使微生物絮體更易于抱團凝聚，形成結構密實、沉降速率大的顆粒污泥。但較大的H/D存在造價高及控制管理難等問題，因而不適于工程應用，且試驗中大多使用的SBR為細長型，其容積一般不大，承載廢水的能力相對較低。
由于循環路徑短、碰撞頻率低，在H/D減小的情況下相對難顆粒化。為解決此問題，最直接的辦法是增大曝氣量來提高表觀氣速（SGV）以達到所需的剪切強度，但成本過高。同時，王惠卿等發現，在純好氧SBR中形成顆粒污泥的時間也較長。關于機械攪拌所起的作用，張小玲等以800r/min的攪拌轉速配合鼓風曝氣，僅3d便在H/D為3.29的SBR中形成了顆粒；曲新月等在H/D為1.2的SBR中進行325r/min的機械攪拌，定量分析了表觀氣速和攪拌對剪切強度的貢獻率，結果顯示后者約高37.48倍；易誠等的研究表明，微生物在攪拌剪切刺激下會分泌胞外聚合物（EPS），最終凝聚成顆粒污泥的初核。這些研究都暗示著機械攪拌的加入或對低H/D中顆粒污泥的形成起到重要作用。但Gao等認為，攪拌的強度難以控制，操作不當還可能導致顆粒破碎。因此，有必要進一步探究機械攪拌對顆粒化影響的關聯條件。
活性污泥生物相診斷學技術是指利用光學顯微鏡實時觀察污泥顆粒化過程中的微生物（原、后生動物及部分細菌），通過分析微生物的類別、數量等及時改變和控制活性污泥系統的運行參數。為了對接實際工程的構筑物，并盡可能提升廢水的處理量，同時降低曝氣量，筆者選用H/D分別為2.5（有效容積為15.70L）和4.4（有效容積為1.76L）的SBR反應器進行試驗，采用鼓風機曝氣聯合水平機械攪拌提供剪切力，研究連續和停歇兩種攪拌方式下AGS的基本特性，解析顆粒化過程中較為適宜的攪拌方式、轉速及剪切力范圍。與此同時，結合生物相診斷及高通量測序等技術，表征顆粒化過程中微生物多樣性及種群演替情況，旨在為低高徑比反應器中好氧造粒提供參考。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置及運行方式
SBR反應器如圖1所示，其由有機玻璃制成。兩組反應器中，H1/D1=2.5的SBR簡稱為P，H2/D2=4.4的SBR簡稱為S，內徑D1=20cm、D2=8cm，高分別為80和70cm，有效高度H1=50cm、H2=35cm，有效容積V1=15.70L、V2=1.76L，容積交換率均為50%。反應器內設有旋漿式攪拌器，其中P的攪拌槳為三層四葉式，槳長12.5cm、高2.5cm。S的攪拌槳為單層，槳長5.5cm、高1.5cm。采用曝氣泵曝氣，采用玻璃轉子流量計調節曝氣量。
試驗在室溫（20~22℃）下進行，每天運行6個周期，每周期240min。其中P反應器為進水20min、出水7min、初始曝氣193min、沉淀20min，后期曝氣增至203min，同時日間攪拌3個周期，每周期150min，沉淀時間逐漸縮至10min。S反應器為進水3min、出水1min、初始曝氣221min、沉淀15min，后期曝氣的同時日夜連續攪拌231min，9d后根據運行狀況將攪拌縮至120min，沉淀縮至5min。
1.2接種污泥和試驗用水
接種污泥取自烏魯木齊市某污水處理廠二沉池的回流污泥，呈黑褐色。試驗分三個階段進行，逐步提高進水濃度，詳見表1。
進水為人工配制的番茄醬廢水，以新鮮壓榨番茄汁作為碳源，采用氯化銨（NH4Cl）和磷酸氫二鈉（Na2HPO4）分別提供氮源、磷源。采用無水碳酸鈉（Na2CO3）調節pH在7~8之間。合成廢水配比參考文獻。
1.3 分析項目及方法
污泥沉降比SV5、SV30采用靜置沉降法測定，混合液懸浮固體濃度（MLSS）和揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）采用重量法測定，沉降速度的測定參照文獻，顆粒污泥的均值粒徑采用激光粒度分析儀測定，生物相采用光學顯微鏡觀察，顆粒污泥的表面特性采用掃描電子顯微鏡（SEM）分析。
高通量測序：取適量接種污泥、第28天和第60天的污泥分別置于已滅菌的2mL離心管后立即放入-40℃冰箱中冷藏，然后送至測序公司進一步分析。樣本總數為5個，其中J0表示接種污泥，P1、P2及S1、S2分別表示P和S反應器中第28天和第60天的污泥。DNA提取由生工生物工程（上海）股份有限公司完成。提取的具體過程參照E.Z.N.ATMMag-BindSoilDNAKit的基因組DNA提取試劑盒說明書。測序平臺為IlluminaMiSeqPE300；電泳條件為2%瓊脂糖凝膠；擴增區域為16SrDNA的V3-V4，引物為341F（CCTACGGGNGGCWGCAG）和805R（GACTACHVGGGTATCTAATCC）。
1.4 表觀氣速及水力剪切力的計算
表觀氣速的計算：為達到顆粒化所需要的剪切強度，表觀氣速應大于1.2cm/s。本研究的曝氣強度分3種工況，表觀氣速按式（1）計算。
式中：SGV為表觀氣速，cm/s；Q為曝氣量，cm3/s；A為橫截面面積，cm2。
剪切力的計算：本研究中剪切力主要由曝氣和機械攪拌提供。兩組反應器的表觀氣速較小且恒定不變，故剪切力的大小可通過攪拌機轉速調控，水力剪切力根據式（2）~（5）計算。
式中：τ為水力剪切力，N/m2；μ為水動力黏滯系數，Pa·s（20℃時取1×10-3Pa·s）；G為速度梯度，s-1；P為所耗功率，W；V為被攪拌的水體體積，m³；C為阻力系數，本研究取0.2；ρ為水的密度，1000kg/m3；ω為槳板轉動的角速度，rad/s；Z為槳板數目（ZP=3，ZS=1）；b為槳板高度，bP=0.025m，bS=0.015m；R為槳板外緣至中心軸原點的距離，RP=0.0630m，RS=0.0275m；r為槳板內緣至中心軸原點的距離，rP=0.018m，rS=0；n為轉數。
2、結果與分析
2.1 好氧顆粒污泥培養過程及特性
2.1.1 結合生物相的污泥培養過程
活性污泥微生物鏡檢過程中常能發現鐘蟲、輪蟲等指示性原、后生動物，此類動物的出現對系統調控具有指導意義。圖2為光學顯微鏡下觀察到的微生物情況，以P反應器為例。由圖2（a）、（f）可知，接種污泥在未進水的情況下悶曝3d后菌膠團比較分散，污泥沉降性很差，且發黑。在40倍鏡檢下，滿視野中出現較多的背腹面呈圓形似表蓋的深褐色表殼蟲，行動緩慢，肉眼幾乎看不見其運動。此為非活性污泥類原生動物，以游離細菌為食，大量出現在活性污泥系統故障時。此時出現表示系統的BOD5污泥負荷率過低，需提高食微比。調整措施：排出部分沉降性能不好的上層污泥后再周期進水。因接種污泥原碳源與本試驗不同，需要緩慢適應，故兩組反應器先進水至有效高度的50%，7d后逐步提高進水量至預定高度進行馴化培養。
由圖2（b）、（g）可知，培養15d的污泥沉降速度變快，40倍下觀察到游離菌膠團較少，絮體開始簇擁變大、顏色棕黃，同時可見個別黑色的顆粒污泥凝結核。100倍下顯示有大團累枝蟲蔟，其屬活性污泥類原生動物，常固著于菌膠團上，喜食大腸桿菌、假單胞桿菌等，一般出現在水質澄清的情況下，但大量出現時預示污泥老化。說明此階段污泥成長較好，逐漸適應了系統，但有老化傾向。
試驗進入第Ⅱ階段后，提高進水COD濃度至1000mg/L左右，出水變渾濁，說明進水濃度升高造成的沖擊負荷對系統產生擾動。為減輕波動，起初4d進水高度僅為預定的60%。培養第22天的生物相如圖2（c）、（h）所示，觀察到異常多的做快速旋轉運動的極小微生物——跳側滴蟲，其密集出現預示菌膠團分解，去除COD的效果變差。而作為后生動物之一，輪蟲是污水處理效果好、污泥成熟的標志，它的數量在活性污泥系統中相對較少，但作用不容小覷。輪蟲以細菌、藻類、原生動物等為食，通過吞噬作用去除膠體、分離細菌，并能利用分泌物持續攝取氮、磷等營養物質。此次用顯微鏡“之”字型觀察，每視野呈現出超過6只匍匐運動的輪蟲，大量輪蟲的出現說明污泥齡控制過長，需要加強排泥。另外，還觀察到每視野中存在1~2條線蟲。宏觀上，反應器中部分污泥已成粉狀，液面有浮渣。調整措施：少量多次循序漸進地進行底部排泥，抑制輪蟲等的大量繁殖。
經過連續2d的排泥，反應器活性污泥濃度驟降。為恢復系統活性，加入水平機械攪拌以促進污泥顆粒化。試驗進行到第28天時，出現球狀和橢球狀的好氧顆粒污泥，如圖2（d）、（i）所示。100倍下的顆粒污泥較為圓潤規則，輪蟲、表殼蟲等正常出現，且可發現從菌膠團伸出的小口鐘蟲及叢生的鐘蟲。鐘蟲等固著性纖毛蟲屬活性污泥類原生動物，能促進活性污泥絮凝，且可捕食游離細菌，出現在水質良好、處理水BOD5在20mg/L以下的環境。與此同時，還存在外形酷似鐘蟲、對污水具有澄清作用的獨縮蟲。反觀試驗，沉降速度約為之前的兩倍，出水恢復清澈。泥面呈油潤光澤膠體狀，說明機械攪拌的加入刺激了微生物分泌EPS，在架橋作用下絮體黏附凝聚的同時絲狀菌捕捉纏繞細菌，形成顆粒初核，菌體增殖顆粒增大，污泥顆粒化成功。
圖2（e）、（j）為第48天的生物相，可見均勻分布的鐘蟲和輪蟲等指示性動物。顆粒化明顯，沉降性好、出水清澈，說明反應器運行狀況良好。
2.1.2 好氧顆粒污泥形態
第26天和第28天，S和P反應器相繼出現顆粒污泥。圖3為P、S反應器中AGS的形態。可見，P反應器中顆粒污泥呈形狀規則的橙黃色球狀，均值粒徑為1.25mm。S反應器中顆粒污泥形狀仍較為圓潤，但均值粒徑只有714μm，且顏色多為紅棕色。
2.1.3 好氧顆粒污泥微觀形貌
圖4為P反應器AGS的SEM照片。從圖4（a）可知，顆粒污泥為球狀構造，結構密實且附著有鐘蟲，表面褶皺的存在使得其比表面積比活性污泥的大，從而更易與有機物接觸，提高對有機物的去除率。此外，顆粒表面分布有孔隙，是溶解氧和營養物質輸入及代謝廢物輸出的通道。研究表明，氨氧化菌（AOB）位于表層100μm內，其代謝產物為亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的氧化對象，加之顆粒內部300~500μm處孔隙率最大，有利于物質的輸入與排出，決定了硝化反應大多發生在顆粒內部200~300μm處，而兼性菌及厭氧菌主要存在于800~900μm處。因此，粒徑較小的顆粒硝化菌數量可能少，且形成不了缺氧、厭氧層，導致硝化反硝化作用受限；粒徑過大則傳質阻力大，細菌不得不進行內源性呼吸，導致活性下降。研究認為，粒徑在1.75mm以內時，脫氮效率與粒徑大小具有正相關性，而1.6mm左右顆粒污泥的沉降性能、密實程度及表面疏水性更優。本試驗中P反應器對有機物的降解能力普遍優于S反應器，再次驗證了上述結論。由此可見，過大或過小的顆粒都不適于系統良性發展。
顆粒污泥表面多由球菌和絲狀菌組成，也含有少量桿菌和鐘蟲，如圖4（b）所示。研究表明，絲狀菌既可以作為菌膠團的骨架，還可以消滅細菌的代謝產物以提高顆粒污泥的結構穩定性。圖中的絲狀菌交互纏繞包裹著球菌形成密集的網狀結構，顯示了絲狀菌在顆粒污泥形成過程中的框架作用，絲狀菌假說值得研究者們進一步探索。
2.1.4 污泥濃度及沉降性的變化
顆粒化過程中污泥濃度的變化如圖5所示。
接種污泥的MLSS為5.81g/L，由于悶曝時間的延長，加劇了微生物的內源性呼吸，部分污泥發生自分解，使得沉降性較差的污泥被系統淘汰。P、S反應器的MLSS分別降低至3.86和3.93g/L。隨著試驗的進行，污泥沉降性逐漸變好，污泥濃度約達到6g/L，S反應器略優于P。運行至第22天，鏡檢提示兩組反應器污泥齡控制過長，污泥老化現象較嚴重。為確保污泥活性，人工排泥使P和S的MLSS分別降為4.62、3.83g/L，然后通過增加水平攪拌并縮短沉降時間將強剪切力作用下沉降性差的絮體排走，在進水濃度提高的前提下，MLSS得以恢復，最終在第65天分別達到11.13和7.43g/L。
兩組反應器污泥容積指數（SVI）的變化見圖6。接種污泥的沉降速度為11.42m/h、SVI30為110.15mL/g，沉降性能較差，無機質含量高，MLVSS/MLSS僅為44.48%。運行3d后P和S反應器的SVI30分別上升至139.90、132.32mL/g，MLVSS/MLSS分別為56.82%和57.13%，說明污泥缺乏活性。隨著顆粒的形成，污泥沉降性能轉好，但在運行的第36天，實驗室意外斷電，試驗被迫中止一天，重新啟動試驗后，污泥沉降性變差，2d后恢復正常運轉。最終P、S反應器中成熟顆粒污泥的沉降速度分別為33.06和21.64m/h，SVI30分別為33.24、33.65mL/g，MLVSS/MLSS高達90.36%和85.71%，表明污泥的活性逐漸增強。Liu等指出，當顆粒污泥的SV30/SV5值超過0.9時，即可視為顆粒化完成。試驗終止時，P反應器的SV30/SV5穩定在0.92以上，系統造粒結束；S反應器在0.85左右，說明其顆粒化程度較P反應器低。
2.2 剪切力對顆粒化過程的影響
表觀氣速及剪切力的變化見表2。可以看出，反應器在工況1階段主要由曝氣產生的表觀氣速提供剪切力。如前所述，兩組反應器各項指標均較好，但較低的表觀氣速始終難以短時間內達到AGS形成的目的。且在試驗開展前，曾嘗試在P反應器中以純好氧方式運行，發現在低曝氣量下，污泥未有明顯顆粒化趨勢；而隨著曝氣量的提高，逐漸出現顆粒化現象，但同時污泥過度氧化導致其顏色發白，老化解絮。污泥顆粒化需要較高的剪切力，但高溶解氧并非是必然因素。為提供一定的缺氧區以確保反硝化效率，反應器內還需營造較低的溶解氧水平，遂一個月后停止試驗。
試驗從工況2階段開始引入水平機械攪拌，以探究低表觀氣速下攪拌方式及大小對顆粒污泥產生的影響。其中，P反應器為日間周期停歇式攪拌（3次，每次150min），S為日夜周期連續攪拌（6次，每次231min，9d后改為120min）。研究發現，在引入攪拌的第3天，S反應器中首先出現少許300~800μm的橙黃色圓潤小顆粒污泥，沉降迅速。2d后在P反應器中也發現了顆粒污泥，粒徑在500μm左右，形狀有球狀、橢球狀，出水變得清澈。這說明曝氣形成的上升流及攪拌形成的橫向流組成交互的二次流場，促使污泥與溶解氧、有機物充分接觸，碰撞頻率提高的同時營養物質得到循環，微生物滿足生長條件，產生了大量新細胞，且在剪切力的刺激下分泌EPS，黏附聚集形成顆粒。
但引入攪拌的第8天，在S反應器中發現，原本較大的顆粒部分變成了薄片狀，第9天片狀加劇，圓潤顆粒大部分消失。這是因為S反應器采用每天6個周期連續攪拌的運行方式，攪拌所激發的水力剪切力較大，率先顆粒化成功，但長時間承受較強的剪切力，使得形成的結構不穩定的大顆粒污泥很快解絮，表面不斷解離成小粒徑污泥，少數則直接被強力剪切成片狀，這與易誠等的研究結果一致。于是，第10天起將每周期的攪拌時間調整為120min，繼續運行7d后片狀明顯減少，小顆粒又作為晶核黏結成大顆粒，但粒度分布不均勻致使500~800μm范圍內的顆粒增多，顏色為紅棕色。對于顆粒污泥的顏色，推測是因為S反應器的有效高度較低，曝氣攪拌時的運動路徑較短，被番茄醬這類色度較大的廢水沉積所致（此現象在課題組之前的高反應器中未曾發現）。與此同時，P反應器“厚積薄發”，橙黃色顆粒污泥逐漸增大、變多，對廢水的處理效能優于S反應器。
工況3階段，P和S反應器運行正常，兩組反應器顆粒污泥的均值粒徑都有所增加，在進水濃度提升的情況下仍然能分別保證95%和90%以上的有機物去除率。為進一步探究兩組反應器較為適宜的剪切力范圍，將P和S反應器的攪拌轉速分別加大至220和625r/min，兩組反應器中又出現被剪切成片狀的現象，降為預定值后，恢復顆粒狀態。說明P和S反應器較適宜的剪切力范圍分別為0.159~0.186和0.188~0.247N/m2，這與張小玲等獲得的數據（0.120~0.184N/m2）接近。
在同為低表觀氣速條件下，兩者出現顆粒污泥的時間相近，但最終P反應器的污泥形狀更加圓潤、規則，粒徑更大，各項指標優于S反應器。說明長時間過高的剪切力并不是低高徑比SBR反應器成功顆粒化的要旨，用力不當反而可能適得其反。而采用日間周期停歇攪拌的方式，不僅可以降低能源的損耗，還能夠有效減輕強剪切力產生的負擔，讓污泥也能適時“休整”。
2.3 微生物多樣性及種群演替分析
為了探究兩種攪拌方式下微生物多樣性的變化及群落演替情況，分別對P和S反應器的接種污泥、顆粒化初期、顆粒成熟期的污泥樣本進行高通量宏基因組測序，編號依次為J0、P1、P2、S1和S2。經過處理共獲得196751條有效序列，各樣本有效序列分別為39490、35783、36442、43856和41180條，5個樣本的覆蓋率均達到100%，說明本次測序結果能充分反映樣本的真實情況。
Alpha多樣性指數見表3。Ace和Chao指數可表示物種的總數，顆粒化過程中Chao指數的排序為J0<P1<P2，J0<S1≈S2，表明兩組反應器較接種污泥時期豐富度都提高了，顆粒形成初期S反應器的豐度高于P反應器，但顆粒成熟后低于P反應器，且基本等于初期總數。Shannon指數用于估計微生物種群的多樣性，其值增大，說明群落多樣性提高。兩組反應器的Shannon指數均大于接種時期，且停歇式攪拌下的P1、P2樣品明顯高于連續攪拌下的S1、S2。這說明培養初期，S反應器在強剪切力下顆粒化進程加快，但后期長時間強剪切力破壞了微生物最佳的生存環境，導致多樣性低于P反應器。Sindall等通過仿真模型也得到了相似結論。
顆粒化過程中細菌在屬水平的分布見圖7。可知，P和S反應器顆粒化進程中群落組成差異顯著，接種污泥時期（J0）不動桿菌屬（Acinetobacter）為優勢菌群，占37.37%，但當顆粒形成及成熟后其豐度分別降至2.85%、2.78%及0.19%、0.28%。
Acinetobacter作為一種革蘭陰性球桿菌，可獨立完成異養硝化及反硝化脫氮過程，且有研究表明，其對濕地TN的去除有重要貢獻。而在P和S反應器中其均明顯降低，這是因為接種污泥原污水基質為乙酸鈉，不同于本試驗的鮮榨番茄汁。研究發現，以乙酸鈉為底物的AGS中以桿菌、球菌為主，而以葡萄糖為底物的多以球菌為主。與此同時，同樣兼具硝化反硝化作用的副球菌屬（Paracoccus）在顆粒形成后的豐度分別為15.38%、16.39%，較接種污泥占比1.25%顯著提高，這與SEM照片顯示的成熟AGS多以球菌組成結果一致。
Ferruginibacter、Chryseolinea和Haliscomenobacter隸屬于擬桿菌門（Bacteroidetes），被認為具有較好的絮凝能力。Ferruginibacter屬有利于有機物的水解，接種時其含量不足1%，在P、S反應器顆粒形成以及成熟后分別增至4.74%、5.72%和5.72%、3.56%，相應的COD去除率逐漸升高。S2的Ferruginibacter屬含量較S1降低是因為強剪切力破壞了菌群的微觀環境。Xu等認為，Chryseolinea與污泥密度及沉降性能的提高息息相關。本研究中其豐度在接種污泥J0中占1.60%，在成熟顆粒P2、S2中分別為4.82%和5.05%。Haliscomenobacter的富集多被認為會引起污泥膨脹，但Dabert等發現此種菌群也大量存在于高效除磷活性污泥中。該種菌在J0中僅有0.32%，而在P2、S2中分別達到4.45%和2.40%，污泥沉降性能優良，并無膨脹現象，故判斷其在本試驗中可能對除磷有效果，且P反應器更優。眾多研究證明，菌膠團的形成與動膠菌屬（Zoogloea）密不可分，它們能夠促進EPS的生成。J0中Zoogloea屬的豐度僅為1.36%，但在進行攪拌及增加碳源后，微生物增殖，污泥濃度增長，最終其在P2和S2中的豐度分別為5.29%和11.10%，說明攪拌提供的剪切力刺激了該菌分泌EPS。獨島菌屬（Dokdonella）和陶厄氏菌屬（Thauera）屬于變形菌門（Proteobacteria），普遍出現于各廢水處理系統中，是去除含氮有機污染物的核心菌群。P2、S2中Dokdonella屬的豐度分別為4.06%和2.79%，遠高于接種污泥J0（0.22%）。Thauera屬豐度在該過程中也有明顯增長。
在成熟顆粒樣品P2中，一些未正式命名的菌群成為優勢種群，如unclassified_Bacteria（6.62%）、Proteobacteria門未分類屬unclassified_Rhizobiales（2.74%）、unclassified_Polyangiaceae（2.41%）、綠彎菌門（Chloroflexi）未分類屬unclassified_Caldilineaceae（2.59%），這些菌群具有反硝化功能，在接種污泥J0中的含量極少。與此同時，在S2中，具有反硝化能力的優勢種群，如unclassified_Betaproteobacteria（8%）、芽殖桿菌屬（Gemmobacter，3.18%）、黃桿菌屬（Flavobacterium，3.14%）及食酸菌屬（Acidovorax，1.70%），說明AGS具有好氧-缺氧-厭氧分層結構，確保了微生物生長繁殖發揮反硝化脫氮功能。此外，硝化螺菌屬（Nitrospira）作為典型的硝化功能菌，是最早從污水廠分離出來的，被認為是亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的優勢菌屬，也是P和S反應器中的優勢菌群。
值得關注的是，浮霉菌門（Planctomycetes）中有一類未能分類的屬：unclassified_Planctomycetaceae，該種菌群可以利用亞硝酸鹽氧化銨離子生成氮氣來獲得能量，因此被稱作厭氧氨氧化菌。它的占比在兩組反應器中都顯著升高，且在P2中的占比更大（6%），促進了NH4+-N的去除。有趣的是，還檢測出了Saccharibacteria_genera_incertae_sedis屬，其在J0中為0.87%，在P2中上升至1.65%，在S2中僅為0.55%。而Wang等啟動的短程硝化反硝化系統中此菌群也大量富集，并推測其導致了亞硝態氮的積累。說明P反應器表現出更好的脫氮效果，正是得益于這些細菌的貢獻，若能分離富集此類菌株，將有助于實現短程硝化反硝化過程。
優勢菌群富集的同時伴隨著部分原菌群的消失，這是微生物種群協同競爭作用的結果，不同菌群之間的耦合作用保證了系統對有機物及氮、磷的去除。P反應器較S反應器有更多的脫氮除磷菌，緣于其為微生物營造了舒適的生存環境，故停歇式攪拌培養的AGS具有更好的狀態。
3、結論
①可以利用生物相診斷學技術排查系統運行惡化的原因，從而及時調整運行參數，正常運行時可見累枝蟲、鐘蟲、輪蟲等優勢微生物。
②在鼓風曝氣聯合水平機械攪拌方式下，S和P反應器在第26天和第28天相繼成功顆粒化。S反應器中成熟顆粒污泥為均值粒徑714μm的紅棕色小顆粒。P反應器中的顆粒呈橙黃色球狀，均值粒徑為1.25mm，顆粒表面的微生物主要有球菌、絲狀菌及少量桿菌和鐘蟲，表面分布的孔隙為物質進出提供了通道。
③在P反應器中采用日間周期停歇式攪拌較S反應器采用日間周期連續式攪拌的顆粒化結果更好，說明機械攪拌時間及力度需要控制在一定范圍。經計算，P和S反應器的適宜剪切力范圍分別為0.159~0.186和0.188~0.247N/m2。
④高通量測序結果顯示，P反應器中微生物種群多樣性及物種豐度高于S反應器。動膠菌屬、Ferruginibacter屬和Chryseolinea屬等是顆粒污泥形成、有機物去除及系統穩定的主要功能菌。系統還存在大量脫氮除磷菌，如兼具硝化反硝化能力的副球菌屬，具有反硝化功能的獨島菌屬和陶厄氏菌屬，具有典型硝化作用的硝化螺菌屬以及與除磷有關的Haliscomenobacter屬。P反應器中一些未命名的反硝化菌是優勢菌群，還存在厭氧氨氧化菌等可能會對亞硝態氮積累做出貢獻的菌群。P反應器為微生物提供更舒適的環境是其脫氮除磷效果更優的原因。（來源：新疆農業大學水利與土木工程學院，烏魯木齊昆侖環保集團有限公司）
