作為生物膜法處理技術之一, 生物濾池在污水處理領域已有不少應用, 如工廠化水產養殖用到的各種生物包, 低污染源水的深度處理, 以及與其它水處理工藝的耦合等.在城市污水處理方面, 生物濾池常用于污水深度脫氮, 一般是強化硝化-反硝化, 對應的構筑物有曝氣生物濾池、反硝化濾池等.曝氣生物濾池是目前研究和應用較多的一種, 有關其凈化機制、效能評價、參數優化、技術開發等研究較多.然而持續曝氣的生物濾池不僅耗能高, 同時濾池內的好氧環境也不利于反硝化.為此, 研究者們又提出了間歇曝氣生物濾池, 通過創造濾池內的交替好氧/厭氧(或缺氧)狀態, 不僅節能, 還有利于同步脫氮除磷.
對于新啟用的生物濾池而言, 掛膜所需時間長短會影響到實際生產應用.掛膜通常是指進行微生物適應性馴化, 定向培育或富集功能微生物.由于生物濾池的構筑方式、處理對象、運行環境條件等多樣, 目前關于生物濾池的啟動時間長短報道不一.另外, 生物濾池的凈化效率不僅受控于濾料種類、填充深度、水力負荷、污染負荷、環境條件等, 還與池形(或流態)密切相關, 如硝化型曝氣濾池可設計成下行流, 通過水-氣對流增加氧氣傳質效果; 反硝化濾池可設計成折流式, 減小死水區, 增加污染物與基質的充分接觸, 延長停留時間.
生物濾池的凈化作用主要依賴于功能微生物, 后者又與上述影響因素密切相關.然而目前從微生物層面深入剖析濾池工況調整與凈化效率的量化關系及其機制的報道較少.為了探究曝氣、掛膜周期(或生物膜發育成熟度)、池形(或流態)等改變對生物濾池凈化效率的影響, 本文設計了4種不同運行工況的生物濾池, 即3組垂直流濾池(MAVF、NAVF、NVF)和一組折流式水平流濾池(BHF). 4組濾池在同一環境條件下同步處理模擬配制的生活污水, 通過各組濾池凈化效率的比較及微生物群落結構解析, 明確濾池凈化效率與上述影響因素的量化關系, 以期為實際生產應用提供理論指導.
1 材料與方法1.1 試驗系統設計與構建
試驗構建的4組生物濾池框架均為有機玻璃, 其中3組垂直流濾池規格一致, 即L×W×H為48 cm×48 cm×60 cm, 水平流濾池為100 cm×48 cm×48 cm, 水平流濾池內還設置了9個等間距平行交錯的折流板(39 cm×0.9 cm×48 cm). 4組濾池內均填充孔徑3~5 mm、孔隙率為0.433的多孔陶粒; 垂直流、水平流濾池填充深度分別為38、34 cm.曝氣濾池安裝了曝氣系統, 具體在曝氣濾池底部鋪設PVC布氣管, 布氣管直徑20 mm, 表面鉆有間距5~8 mm、大小5~6 mm的出氣孔; 布氣管內穿插納米微孔曝氣管(內徑×外徑=10 mm×15 mm), 后者通過聚乙烯軟管(內徑×外徑=10 mm×13 mm)與旋渦風機相連(風量：60 m3·h-1; 最大風壓：10 kPa; 品牌：亞士霸; 型號：HG-250;產地：浙江臺州).運行時, 污水經水泵抽提后通過垂直流濾池表面的布水管流入濾池內, 其中MAVF濾池出水流入BHF濾池, 而NAVF和NVF濾池出水直接外排.各組濾池底部或末端裝有出水閥, 用于調控濾池排水(圖 1).
圖 1
1.2 濾池運行與數據采集
本試驗開始之前, MAVF、BHF濾池已于前期運行1 a, 主要用于處理模擬配制的高濃度養殖廢水[9], 濾池內已形成成熟的生物膜; 而NAVF、NVF為新啟用濾池.試驗啟動時, 于各組濾池內接種采自武漢某污水處理廠生化池末端的活性污泥, 每天接種1次, 連續接種3 d.過后, 再往濾池內引入模擬配制的生活污水進行掛膜/微生物馴化, 并開始采集數據, 期間MAVF、NAVF濾池進行曝氣, 其余未曝氣.生活污水的配制參考該污水廠沉砂池的出水.生活污水的配制方案如下：每升水含面粉、葡萄糖(含少量鈉、鈣、鐵、鋅等元素)、碳酸氫銨、磷酸二氫鉀的質量依次為0.30、0.15、0.225 6和0.043 9 g.配制廢水對應各項污染物的質量濃度見表 1.
表 1 試驗模擬配制的廢水組成1) /mg·L-1
目前關于生物濾池啟動時間長短尚無定論, 如張菊萍等采用接種掛膜方式, 在平均水溫為16.7℃時, 僅需17 d就可以實現曝氣生物濾池成功掛膜; 王建華等考察了進水是否含有機物對硝化型曝氣生物濾池掛膜的影響, 發現進水不含有機物的濾池成功掛膜僅需18 d, 而進水含有機物的濾池成功掛膜需24 d; 端艷等稱懸浮陶粒曝氣生物濾池處理城鎮污水的自然掛膜啟動時間為23 d; 王東等[2]比較了沸石和陶粒填料曝氣生物濾池處理微污染水源水的低溫啟動特性, 在水溫為10~14℃的啟動條件下, 均可在30 d內完成接種掛膜.本研究將新濾池掛膜時間設定為一個月, 期間將各組垂直流濾池水力負荷設為0.05、0.10、0.18 m3·(m2·d)-1這3個水平, 每個水平持續運行10 d.
3組垂直流濾池每天間歇進水1次, 其中MAVF出水即為BHF進水.曝氣濾池每天間歇曝氣6 h, 即上午09:00~12:00、下午14:30~17:30;對應3種水力負荷的氣水比約為1 200：1、600：1和300：1.水樣采集點為濾池進、出水, 采樣頻率為每天1次.采用美國YSI多參數水質分析儀(型號：Pro Plus)現場測定溫度(T)、溶解氧(DO)、氧化還原電位(ORP)、堿度(pH)、電導率(Cond)、比電導率(SC)、總溶解固體(TDS)、鹽度(Sal)等在線參數.水樣采集后, 按國家標準方法[10]測定COD、TN、NO3--N、NO2--N、TAN、TP、IP等指標, 其中COD為高錳酸鹽指數. COD又分為總有機物(TCOD)和溶解性有機物(DCOD). DCOD為水樣經0.45μm濾紙過濾后測定值, TCOD為直接測定值.
掛膜結束后, 采集各組濾池陶粒樣品送杭州聯川生物技術股份有限公司進行微生物檢測, 具體是通過16S rDNA高通量測序方法完成微生物群落結構分析.測序平臺為MiSeq, 采用細菌16S rDNA V3+V4區域通用引物：338F ACTCCTACGGGAGGC AGCAG和806R GGACTACHVGGGTWTCTAAT.下機原始數據利用overlap將雙端數據進行拼接, 并進行質控、嵌合體過濾以獲得高質量的有效數據, 隨后對其進行97%的相似度聚類.為了降低假陽性率, 過濾singleton序列以獲得最終的OTU豐度及代表序列.
1.3 數據分析
生物濾池的凈化效率除受污染負荷影響外, 還與濾料類型、填充深度密切相關, 后者會影響到構建成本.為了綜合多方面因素, 本文采用去除率和一階去除率常數k來評價濾池的凈化效能, 即：
式中, k為一價去除率常數, d-1; HLR為水力負荷, m·d-1; ci、ce分別為進、出水污染物質量濃度, mg·L-1; hw為基質填充深度; ε為孔隙率.
采用獨立t-test檢驗各組濾池進出水間理化特征的差異.因為BHF濾池進水即為MAVF出水, 為了屏蔽進水濃度對濾池凈化效率的影響, 以進水污染負荷為協變量, 采用協方差分析比較各組濾池間凈化效率的差異.此外, 為了比較各組濾池微生物群落結構及凈化效率的相似性, 采用層次聚類法對優勢菌種的相對豐度、所有OTU序列數及一階去除率常數k進行聚類; 同時為了探究優勢菌種與濾池出水理化環境特征及凈化效率的關系, 還對這些變量進行了冗余度(redundancy analysis, RDA)排序分析.選擇RDA是因為某些污染物指標的k值為負.排序、聚類分析分別在CANOCO 4.5、ORIGIN8.6軟件中完成, 其它分析在SPSS 19.0軟件中完成.
2 結果與討論2.1 不同運行工況濾池進出水理化特征比較
由表 2可知, 4種不同工況生物濾池進出水理化參數間的差異主要體現在溫度、溶解氧、氧化還原電位、堿度等指標上, 而電導率、比電導率、總溶解固體、鹽度等指標的變化較小.另外, 與3組垂直流濾池相比, 水平流濾池進出水間的差異更小(僅氧化還原電位存在顯著差異).進一步比較發現, 經垂直流濾池處理后, 出水溫度顯著升高, 溶解氧、pH顯著降低.溫度升高可能是因為曝氣所致(鼓風機持續運行發熱, 吹出的空氣高于室溫); 溶解氧、pH降低是因為濾池內部存在硝化過程, 需要消耗溶解氧和堿度.曝氣顯著提高了濾池出水溶解氧和pH(NVF出水的DO、pH分別與NAVF、MAVF出水的DO、pH相比, 所有P<0.05), 原因可能是因為硝化過程需要消耗CO2, 曝氣能不斷地向濾池內部輸送O2和CO2, 而未曝氣濾池硝化過程需要消耗原水中的CO32-或HCO3-, 后者致使pH降低.此外, 依據高立杰等提出的DO等級劃分方法, 即<0.3mg·L-1代表厭氧、0.4~0.7 mg·L-1代表兼氧及>1.0mg·L-1代表好氧, 本研究4組濾池內溶解氧含量處于好氧和兼氧水平.
表 2 4組濾池進出水理化參數比較1)
由表 3可知, 4組濾池的出水硝氮、亞硝氮含量都很低(出水硝氮、亞硝氮的均值分別在0.40 mg·L-1和0.02 mg·L-1以下), 表明4組濾池內均無明顯的硝氮、亞硝氮積累, 這也說明濾池內反硝化進行得很充分.相應地, 各組濾池出水中溶解性氮素以未被硝化的氨氮為主.此外, 通過比較濾池出水溶解性氮素和有機氮含量, 發現MAVF及BHF濾池出水總氮以有機氮為主, 而NAVF及NVF濾池出水總氮以溶解性氮素為主, 這可能是因為前兩組濾池內生物膜相對成熟, 微生物數量豐富, 并由生物膜更新脫落所致.因此, 成熟濾池出水經沉淀處理后可進一步提高總氮去除效果.比較各組濾池的去除率, 發現3組垂直流濾池對有機物的去除率均較高, 其中TCOD的去除率都在80%以上, 但水平流濾池除對有機物/有機氮有一定的去除作用外, 對其它指標的去除率基本為負. BHF濾池對有機物、有機氮及總氮的去除率為正, 對氨氮、硝氮、亞硝氮及溶解性氮素的去除率為負, 表明濾池內發生了有機物的氨化、氨氮的硝化/亞硝化及反硝化等.同時, 由BHF濾池進出水各氮素指標的數值大小可知, BHF濾池內發生的上述氮素轉化強度非常弱, 可能歸結于BHF濾池內部較低的溶解氧水平.
表 3 4種不同工況濾池的進出水濃度、去除率及一階去除率常數比較1)
3組垂直流濾池對硝氮都有較高的k值(表 3), 表明濾池內部反硝化作用較為明顯, 可能是因為反硝化異養菌易于增殖, 濾池的間歇曝氣運行沒有對反硝化過程造成抑制.相反, 在水平流濾池中, 各項氮素指標的k值基本為負(總氮和有機氮除外), 表明水平流濾池內部的硝化-反硝化過程都受到了一定程度的抑制, 可能是因為水平流濾池沒有曝氣, 濾池內部的低溶解氧水平和相對不高的環境溫度不利于硝化過程的進行, 進而不能為反硝化提供足夠的反應底物.
方差分析結果顯示, 不同工況濾池之間各項指標的k值都存在顯著差異(表 3).多重比較發現, 4組濾池對碳、氮、磷的凈化效率基本是MAVF>NAVF>NVF>BHF.在有機物去除方面, MAVF顯著高于NAVF和NVF, 后者顯著高于BHF. MAVF較NAVF的TCOD、DCOD的k值分別提高了35.2%、40.5%, 而NAVF較NVF的TCOD、DCOD的k值分別只提高了10.9%、13.3%.類似地, MAVF較NAVF的TP、IP、TAN、NO3--N、TN、DIN等k值分別提高了40.0%、33.3%、437.5%、22.8%、300.0%、385.2%, 而MAVF較NAVF的TP、IP、TAN、NO3--N、TN、DIN等k值分別只提高了25.0%、26.3%、100.0%、35.8%、120.0%、80.0%.這些增加值表明, 試驗工況下濾池內碳、氮、磷的去除主要依賴于微生物的吸收和降解, 且生物膜成熟度對污染物去除的影響大于曝氣.有例外曝氣較生物膜成熟度對硝氮去除的影響更大, 可能是因為試驗裝置反硝化易于發生, 且主要受控于硝氮底物濃度, 而后者又主要來源于氨氮的氧化.此外, 各組濾池對磷的去除率均不高, 可能是因為濾池除磷仍然以生物除磷為主, 這與筆者之前報道的結果相似.具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
2.3 不同運行工況濾池微生物群落結構比較
4種不同工況濾池在試驗末期取陶粒樣品進行微生物群落結構檢測, 通過16S rDNA高通量測序分析共獲得96 708條有效序列, 它們在4組濾池內的分布是：MAVF(16676)、NAVF(57367)、NVF(11161)和BHF(11504).這些有效序列經聚類后共獲得2 260個OTU, 它們在4組濾池內的分布是：MAVF(680)、NAVF(691)、NVF(413)和BHF(828).再依據4組濾池所含OTU序列數繪制等級豐度圖和相應的α多樣性指數.由樣品測序稀釋曲線圖 2(a)可知, Chao1曲線趨于平緩, 表明測序數據量已飽和; 由圖 2(b)可知, 4組濾池的辛普森指數(Simpson)一致(均為0.98), 而觀察種(Observed species)、香農(Shannon)、Chao1等指數存在明顯差別, 順序都是BHF>MAVF>NAVF>NVF, 表明濾池的成熟度與微生物多樣性密切相關, 即濾池愈成熟, 多樣性指數愈高.
圖 2
依據測序獲得的特征序列進行物種注釋, 4組濾池共注釋到341屬種微生物, 其中MAVF、NAVF、NVF、BHF的物種數分別為212、200、161、257, 這與前面描述的多樣性指數變化趨勢一致.此外, 將所有物種的相對豐度均列出并不便于分析, 而且優勢物種往往就能反映群落結構的主要特征.因此, 本文選取豐度最高的前20個物種或功能分類, 將其余的設置為others, 進行相對豐度計算, 并據此繪制相對豐度堆疊柱狀圖[圖 3(a)和3(b)]和物種分類熱圖[圖 3(c)和(d)], 便于直觀進行樣品間物種豐度的比較.
圖 3
由相對豐度堆疊柱狀圖可知, 在門水平上, 各組濾池的變形菌(Proteobacteria)豐度最高, 其次是擬桿菌(Bacteroidetes)和放線菌(Actinobacteria), 而厚壁菌(Firmicutes)僅在BHF中相對豐度較高.在屬水平上, 相對豐度最高的是紅環菌(Rhodocyclaceae_unclassified), 其余依次是黃桿菌(Flavobacterium)、纖維單胞菌(Cellulomonas)、β變形菌(β-proteobacteria_unclassified)、脫氯單胞菌(Dechloromonas)等.郭曉婭等[13]以玉米淀粉廢水為反硝化碳源進行試驗, 發現反應器內優勢菌群中紅環菌目相對豐度較大, 據此推測紅環菌目可能較易于降解淀粉, 這與本研究以面粉(含淀粉)和葡萄糖為碳源進行脫氮除磷微生物富集相似.
從門水平的熱圖組成來看, NAVF和NVF的優勢菌種組成最相似, 其中疣微菌(Verrucomicrobia)、擬桿菌、放線菌等豐度較高, 而Ignavibacteriae、綠彎菌(Chloroflexi)、硝化螺旋菌(Nitrospirae)、藍細菌(Cyanobacteria)等豐度較低.相反, Ignavibacteriae、綠彎菌、硝化螺旋菌、藍細菌等在BHF和MAVF中豐度較高.聚類結果顯示, NAVF和NVF最相似, 而BHF與3組垂直流濾池差異最大.在屬水平上, 聚類結果與門水平一致.同樣, 4組濾池的優勢菌種組成存在明顯差別, BHF濾池中地桿菌(Geobacter)豐度最高, 而β變形菌、紅環菌、伯克氏菌(Burkholderiales_unclassified)、沉積物桿狀菌(Sediminibacterium)、芽殖桿菌(Gemmobacter)、脫氯單胞菌、熱單胞菌(Thermomonas)等在MAVF中豐度較高.各組濾池的優勢菌種相對豐度組成存在明顯差別, 它們的代謝特征和主要功能注釋見表 4.
表 4 圖 3中優勢菌種的功能注釋
傳統觀點認為, 硝化過程屬于化能自養過程, 且嚴格好氧.本研究通過物種注釋, 于4四組濾池內僅檢測到了3種專性硝化微生物, 即亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)、亞硝化螺菌屬(Nitrosospira)及硝化螺菌屬(Nitrospira), 且三者的相對豐度都很低(表 5).這與戴琦、黃菲等報道的硝化/亞硝化菌富集低豐度結果相似.戴琦等采用膜生物反應器處理含環丙沙星(CIP)的模擬廢水, 發現在0、5、10mg·L-1的CIP投加濃度下, 亞硝化單胞菌屬的總相對豐度依次為0.02、0.01、0.006, 硝化螺菌屬的總相對豐度依次為0.73、1.57、0.82;黃菲等研究了在冬季低溫條件下, 膜生物反應器與傳統活性污泥法工藝運行效果及微生物群落特征的差異, 發現R1(高污泥濃度膜生物反應器)、R2(低污泥濃度膜生物反應器)、R3(傳統活性污泥工藝)中主要的硝化菌為Nitrospira, 其總相對豐度依次為1.22%、1.64%、0.15%.將上述3種自養硝化菌與表 4中前20種優勢菌種按代謝功能進行合并統計, 結果見表 5.從中可知, 4組濾池內豐度最高的微生物為異養反硝化脫氮菌, 其次為異養反硝化聚磷菌, 再次為異養硝化菌.因為很多異養反硝化脫氮菌兼為異養反硝化聚磷菌和(或)異養硝化菌(表 4), 因此, 三者豐度相對較高.
表 5 4組生物濾池中自養硝化菌及優勢功能菌占細菌總豐度的百分比/%
進一步分析自養硝化菌相對豐度數值, 發現NVF濾池缺乏自養硝化及亞硝化菌, BHF濾池內缺乏自養亞硝化菌, 而NAVF中缺乏自養硝化菌, 只有MAVF濾池同時含有硝化及亞硝化菌, 且MAVF濾池自養硝化菌(硝化+亞硝化菌)豐度明顯高于其它3組濾池.這與2.2節觀測到的MAVF濾池氨氧化作用最強, BHF濾池氨氧化作用最弱相一致. NVF及BHF濾池內的氨氧化過程均由異養菌完成, 且NVF濾池的氨氧化能力強于BHF濾池, 這是因為前者的異養硝化菌豐度明顯高于后者(表 5).此外, 與兩組曝氣濾池(MAVF和NAVF)相比, 其余兩組未曝氣濾池(NVF和BHF)內均未檢測到亞硝化菌, 說明曝氣促進了濾池內氨氧化菌的富集.將表 5中各功能菌相對豐度與碳、氮、磷去除的k值進行相關性分析, 發現僅自養硝化菌(硝化+亞硝化菌)與氨氮、總氮及溶解性氮素之間存在顯著正相關(P<0.05), Pearson相關系數分別為0.97、0.97和0.96, 這可能也暗示影響各種濾池脫氮的主要過程仍然為硝化過程, 且主要依賴于自養硝化菌.
2.4 濾池凈化效能與微生物結構特征耦聯分析
如2.3節所述, 將獲得的2260個OTU按各自所含的序列數進行樣品聚類, 結果如圖 4(a)所示; 同樣地, 按測定的各項污染物指標k值進行樣品聚類, 結果如圖 4(b)所示.由圖 4可知, 兩種不同途徑聚類結果與豐度最高的前20個優勢物種熱圖聚類[圖 3(c)和3(d)]具有一致性, 即豐度最高的前20個優勢物種基本能涵蓋所有物種的聚類信息.另外, 各組濾池凈化效率聚類結果與物種聚類結果一致, 這也表明濾池之間凈化效率的差異主要由濾池內微生物結構差異所致.為了進一步探討濾池凈化效率與微生物群落組成的關系, 將濾池的凈化效率與圖 3中優勢物種組成以及后者與濾池出水理化特征進行多元排序分析, 結果如圖 5所示.
圖 4
圖 5
由各項污染物指標的k值與優勢菌種的排序圖 5(a)可知, 總氮、氨氮及溶解性氮素的去除具有一致性, 且與沉積物桿狀菌、動膠菌(Zoogloea)、伯克氏菌、β變形菌、熱單胞菌等正相關, 這是因為這些細菌兼有異養硝化和(或)反硝化功能(表 4), 而上述3種形態氮素的去除主要依賴于硝化-反硝化.沉積物桿狀菌為兼性好氧異養菌, 在中性條件下的最佳生長溫度為10~37℃. Papirio等以芬蘭坦佩雷市某污水處理除廠活性污泥為接種物進行硝化菌的富集培養, 當流化床反應器的起始氨氮濃度為66.5~77.8mg·L-1、平均溶解氧為7.0mg·L-1時, 經過35d富集培養后于接種污泥及富集物中都檢測到了優勢菌屬沉積物桿狀菌的存在, 表明沉積物桿狀菌可能具有硝化功能, 這與本研究結果相似.本研究中, 雖然沉積物桿狀菌相對豐度不高(在MAVF、NAVF、NVF、BHF中的相對豐度分別為2.92、0.82、0.49、0.09), 但與自養硝化菌一樣, 仍然發揮著一定的硝化功能.本研究中NVF濾池缺乏自養硝化菌, 但卻發生了硝化作用, 證明了異養硝化菌的存在.此外, 排序圖中有機物、磷及硝氮的去除也具有一致性, 表明磷主要通過反硝化聚磷方式去除.本研究通過16S rDNA高通量測序和物種注釋并未檢測到好氧聚磷菌.
由優勢菌種與濾池出水的理化特征排序圖 5(b)可知, 動膠菌、伯克氏菌、β變形菌、沉積物桿狀菌、熱單胞菌、Chitinophagaceae_unclassified、芽殖桿菌、叢毛單胞菌科(Comamonadaceae_unclassified)等與溶解氧或氧化還原電位正相關, 表明這些菌傾向于好氧環境, 與這些菌為兼性好氧菌相符(表 4).各組濾池出水總溶解固體、鹽度、電導率及比電導率的變化具有一致性, 這是因為上述指標之間的關聯性較強, 而且這些指標高低主要取決于出水中溶解性氮素高低(尤其是硝氮).此外, 由圖 5(b)還可知, 上述4項指標與脫氯單胞菌、短波單胞菌(Brevundimonas)、簡易螺旋菌(Simplicispira)、紅環菌、黃桿菌、假單胞菌(Pseudomonas)、成對桿菌(Dyadobacter)、食酸菌(Acidovorax)、纖維單胞菌等正相關.據表 4, 這些優勢菌屬基本兼有反硝化脫氮功能, 它們與總溶解固體、鹽度、電導率及比電導率的正相關, 表明反硝化強度主要取決于反應底物濃度.
3 結論
(1) 配制原水經垂直流濾池處理后, 出水溶解氧、pH顯著降低.曝氣顯著提高了濾池出水溶解氧和pH.與3組垂直流濾池相比, BHF濾池對進出水理化參數的影響更弱.本試驗期間4組濾池內的溶解氧水平處于好氧和兼氧狀態.
(2) 本試驗工況下4組濾池內都無明顯的硝氮、亞硝氮積累, 說明濾池內反硝化進行得很充分.各組濾池出水中溶解性氮素以未被硝化的氨氮為主, MAVF及BHF濾池出水總氮以有機氮為主, 而NAVF及NVF濾池出水總氮以溶解性氮素為主.垂直流濾池對碳、氮、磷的去除效率顯著高于水平流濾池, 且水平流濾池內部發生的氮素轉化過程非常微弱.各濾池內碳、氮、磷的去除主要依賴于微生物的吸收和降解, 且生物膜成熟度對污染物去除的影響大于曝氣.
(3) 4組濾池的多樣性指數高低是BHF>MAVF>NAVF>NVF, 表明濾池愈成熟, 多樣性指數愈高.濾池之間凈化效率的差異主要由濾池內微生物結構差異所致.各組濾池的優勢菌種以兼性異養菌為主, 且以異養反硝化脫氮菌最為豐富. NVF濾池內缺乏自養硝化菌, 但發生了異養硝化過程; MAVF濾池內自養硝化菌相對豐度最高, 與其最強的硝化作用相呼應.曝氣促進了濾池內亞硝化菌的富集, 進而增強了氨氧化能力. 4組濾池內均未檢測到好氧聚磷菌, 磷的去除以反硝化聚磷為主.濾池對總氮的去除率不高主要歸結于富集的自養硝化菌數量不高, 后者導致硝化作用較弱——這不僅引起出水中氨氮殘余較高, 還會減少反硝化的底物濃度, 最終致使總氮去除率不高.(來源：環境科學學報 作者：江肖良)
