2010年，深圳经济特区市场监督管理局发布的《再生水、雨水利用水质规范》，把工业用水标准、城市杂用水标准、景观环境用水标准整合到一起，提高了再生水水质标准，这对污水深度处理回用的工艺也提出了更高的要求.曝气生物滤池(Biological Aerated Filter，BAF)是20世纪80年代末在欧美发展起来的新型膜法废水处理工艺，具有处理效率高、占地面积小、基建费用低、流程简单、可靠性好等优点，在中水回用中展示了广阔的应用前景(Mendoza-Espinosa and Stephenson， 1999).然而，在生物滤池应用过程中，单级生物滤池脱氮效果不佳，无法达到提标后的要求，因此，BAF进一步改造及工艺优化研究提到日程上来(马军和邱立平，2002).

\ 为进一步提高曝气生物滤池脱氮除磷性能，有学者对传统的滤池进行了改进，提出了许多新型工艺形式，如折流式、侧向流、复合式等曝气生物滤池.其中，折流式BAF对水质提高明显，但滤池单池数较多，反冲洗控制繁琐，运行管理具有较大挑战性(张涵，2005).侧向流BAF可以延长运行周期，减少反冲洗次数.复合式曝气生物滤池结合了两种不同性质的滤料，实现了硝化和反硝化功能分区，提高了工艺的去除能力(杨跃等，2009).另外，在BAF设计过程中，滤料反冲洗效果、反冲洗后系统恢复时间以及操控性等也是需要充分考虑的内容(张文艺等，2006).

基于此，本研究设计了一种新型分格复合填料曝气生物滤池(专利号：ZL201320648450.2)，通过分格，创造了缺氧和好氧环境，进而提高了脱氮效率.隔板夹角保持在72°～89°，提高了好氧段曝气效率.同时采用3种不同粒径的填料(复合填料)，提高过滤性能，强化了悬浮物的去除.为进一步优化工艺运行参数，提高BAF水处理效能，本研究将工艺调控手段与生物学研究相结合，优化调控了BAF的曝气量、水力负荷、回流比等工艺参数，并应用微生物分子生态学技术探讨了BAF好氧区和缺氧区的微生物群落结构与组成的差异，在保证出水水质达到深圳市再生水标准的同时，也为该工艺处理效能的进一步提升奠定了微生物基础.

本研究设计的试验装置如图 1所示.BAF池身由有机玻璃组成，宽0.15 m，长0.45 m，高1.50 m，上方开口.池身被中间隔板分隔为左右两区，右侧部分为缺氧区(BAF-A)，截面积下小上大，填有粒径5~8 mm的陶粒，滤料体积为0.018 m³.左侧为好氧区(BAF-O)，截面积下大上小，侧面不同高度设有取样口，下面装有粒径2~4 mm的粗砂，填料体积为0.0076 m³，上面装有粒径3~5 mm的陶粒，滤料体积为0.023 m³.

图 1(Fig. 1)

图 1 分格复合填料曝气生物滤池试验装置及工艺流程图 Fig. 1 Schematic diagram of combined packing biological aerated filter with separated compartments and process flow chart

污水厂曝气沉砂池的出水通过管道泵入进水桶，进水桶中装有浮球阀用来控制进水桶水位.进水桶中的污水在蠕动泵作用下与回流的硝化液一起，经由BAF缺氧区底部，经过滤板、滤头进入缺氧区，在缺氧区进行反硝化脱氮和磷的厌氧释放；然后通过顶部的联通管流入好氧区，同时气体经由曝气泵通过砂滤区底部的穿孔曝气管进入好氧区，在好氧区中由下而上，与水流保持逆向，提高曝气效率.污水在好氧区中通过陶粒上的生物膜作用进行有机物的降解、氨氮硝化和磷的吸收.从好氧池流出的水进入底部砂滤区，进一步去除浊度.排出池外的水一部分经蠕动泵回流到缺氧区底部，与进水混合后再次进入到系统，另一部分则汇入出水桶，经出水桶排出系统.

系统设有两套反冲洗装置.反冲洗缺氧区时，水从装置右下角反冲洗管进入，从右上角反冲洗排水口排出；反冲洗好氧区时，先通过左下角反冲洗进气管压缩空气，进行气洗，然后通过左下角反冲洗进水管排入反冲洗水，进行水气联合反冲洗，反冲洗后的水从左上角反冲洗口排出，完成反冲洗过程.

反应器接种的活性污泥取自污水厂好氧池，污泥沉降比为23%，混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)为2706 mg · L^-1.取活性污泥15 L加入BAF反应器，同时加入15 L营养液(成分为曝气沉砂池出水 : 面粉 : 酸奶＝150 : 1.15 : 1)浸没陶粒载体，开启气泵进行闷曝.连续闷曝24 h后再将池体内的混合液排空，重复此操作3次.缺氧区停止曝气，从缺氧区底部的进水阀开始小流量连续进水.进水直接采用市政污水二级处理厂曝气沉砂池出水，水质参数如表 1所示，由于进水直接取自污水处理厂，水质受夏季降水、居民生活习惯等影响波动较大.进水流量为10 L · h^-1，水力停留时间(HRT)5 h.同时每天检测进出水COD和氨氮浓度，观察COD、氨氮的去除状况和填料表面膜生长情况，并以此来判断挂膜是否成功.

驯化挂膜成功后，依据《室外排水设计规范》(GB50014—2006)，结合现场反应器运行状况设计了不同水力负荷、回流比、曝气量，分别探讨不同曝气量、回流比、水力负荷等操作条件对工艺的影响，分析脱氮的区域规律及除磷效果.具体操作如下：①把进水流量固定为20 L · h^-1，回流流量20 L · h^-1，通过气量计控制曝气量分别为4.5、3.5、3.0、2.0 L · min^-1，考察系统脱氮除磷效果，获得工艺最佳曝气量；②把进水流量定为20 L · h^-1，曝气量控制在最佳，调回流比为75%、100%、125%，考察系统脱氮除磷效果，获得工艺最佳回流比；③将回流比、曝气量控制在最佳，将水力负荷分别调整为40、30、20 m³ · m^-3 · d^-1，研究水力负荷与污染物去除规律及系统的脱氮除磷效果，获得工艺最佳的水力负荷.将曝气量、回流比、水力负荷均控制在最佳状态运行反应器，采集反应器不同区域水样，监测水质指标，进行区域脱氮规律及除磷研究.同时在反应器运行稳定时获取缺氧区和好氧区填料表面生物膜，用于分析微生物群落特征.

表1(Table 1)

表1 广西某污水处理厂曝气沉砂池出水水质 Table 1 Characteristics of effluent from aeration grit chamber of a sewage treatment plant in Guangxi

表1 广西某污水处理厂曝气沉砂池出水水质 Table 1 Characteristics of effluent from aeration grit chamber of a sewage treatment plant in Guangxi 项目 浓度/(mg · L-1) 浊度/NTU pH COD TN TP NH4+-N BOD 范围 32~200 16~101 1.3~3.6 5.5~22.6 30.7~57.0 12.3~249.0 6.73~7.61 平均值 87.5 31 2.6 17.6 40.7 56.1 7.10

化学需氧量(COD)、总氮(TN)、氨氮、总磷(TP)、硝酸盐、亚硝酸盐等水质指标均用哈希公司的HACH试剂来测定，消解仪为DRB200(HACH)，光度计采用DR2800便携式分光光度计(HACH)，pH、溶解氧(DO)的检测采用便携式多参数分析仪(HQ40D，HACH)，浊度采用便携式浊度仪(2100Q，HACH)测量.

获取反应器运行稳定时好氧区生物膜(BAF-O)和缺氧区生物膜(BAF-A)，梯度稀释后，采用LB培养基，以平板倾倒法对稀释菌液进行好氧培养，28℃培养2 d后对异养菌进行计数.

采用土壤DNA提取试剂盒(Mobio，美国)提取生物膜微生物总DNA.对于微生物群落的结构分析，以总DNA为模板，根据文献(Zhao et al., 2014)，采用细菌16S rDNA通用引物BA101F/BA534R，进行PCR扩增及PCR产物的DGGE分析.DGGE图谱中条带回收并测序后，应用RDP(http://rdp.cme.msu.edu/)中的Seq Match程序进行分类，测序获得的条带已经递交至GenBank，登录号为JN977418~JN977430.对于微生物群落的组成分析，采用基于Illumina公司Miseq平台的高通量测序技术进行.PCR扩增应用16S rDNA V4区保守引物515f/806r，扩增程序及条件参考文献(Peiffer et al., 2013)进行.测得的序列通过拼接及筛选后，以相似性97%为标准获得操作分类单元(OTU)，OTU通过RDP数据库中的Classifer程序进行检索分类，分析群落的微生物种类组成及相对丰度.

反应器在启动第8天，COD去除率达到60%，第9天达到86%，出水浓度在30.00 mg · L^-1以下，之后COD去除率一直维持在85%以上.启动第6天时，氨氮去除率稳定在96%，出水浓度低于1.00 mg · L^-1，去除率一直稳定在90%以上.填料表面可见附有浅黄色絮体，随着试验进行，填料表面附着物逐渐增厚致密，至第13天完全覆盖陶粒表面，综合表明系统挂膜启动成功.

溶解氧含量被认为是影响系统脱氮的关键因素之一，它对工艺的硝化过程起着决定作用.图 2为系统在不同曝气量条件下COD、氨氮、TN去除率变化情况，由于进水直接取自污水处理厂，水质水量受夏季降水、居民生活习惯等影响较大，导致TN去除率在不同曝气量时有所波动.根据该图可以看出，当曝气量为3.0 L · min^-1时，系统处理效果稳定，效率优于其它曝气量，在此条件下，COD平均去除率为72%，出水COD浓度为19.40 mg · L^-1；氨氮去除率为90%，出水氨氮0.47 mg · L^-1，TN去除率为54%，出水TN 11.00 mg · L^-1.

图 2(Fig. 2)

图 2 不同曝气量条件下COD、氨氮、TN的去除特征(a)以及硝酸盐、亚硝酸盐的变化(b) Fig. 2 Effect of aeration rate on COD，NH4+-N，TN removal efficiency(a) and NO3--N，NO2--N removal efficiency(b)

一般情况下，曝气量越大，单位面积气体供给量越大，池中溶解氧就越大，越有利于异养细菌和硝化细菌生长.如在4.5 L · min^-1下，COD去除达到最大值.异养菌的大量繁殖不仅会抑制硝化细菌活性，使硝化过程受阻，而且还会与反硝化细菌争夺碳源，使碳源快速分解，导致反硝化细菌无法获得充足碳源和电子供体(吴智导等，2012)，进而抑制反硝化进程.另外，氧在环境中的穿透力随着DO的增加而增强，DO能进入微生物絮体内部，破坏反硝化环境，导致硝酸盐无法有效去除，进而使出水硝酸盐上升(图 2b).

在曝气量4.5 L · min^-1时，出水硝酸盐大于9.00 mg · L^-1，高于其它曝气条件.有研究认为，曝气量过大，回流缺氧区溶解氧增大，反硝化过程将受到抑制(徐亚明和蒋彬，2002)，但本工艺没有出现这样的问题，缺氧区的硝酸盐和亚硝酸盐浓度均比较低，COD也得到很好的降解，整个过程COD去除率为76%.在曝气量为2.0 L · min^-1时，池中DO在2.5 mg · L^-1以下，低DO不利于硝化细菌生长，阻碍了硝化过程的进行，氨氮去除效果下降，平均出水浓度为3.4 mg · L^-1，高于其他曝气情况.另外，曝气量低，气体传质速率降低，异养菌利用DO降解有机物过程受到限制，表现为COD去除率的下降(图 2a).也有研究(Puznava et al., 2001)通过调整曝气量将曝气生物滤池反应器内的溶解氧浓度控制在0.50~3.00 mg · L^-1，从而控制溶解氧不扩散到生物膜内部，实现同步硝化反硝化.但本研究降低曝气量后，TN去除并没有提高，同步硝化反硝化过程没有得到强化.从图 2b还可以看出，曝气量为3.0 L · min^-1时，缺氧区亚硝酸盐出现积累，反硝化不彻底，但系统最终TN去除仍达54%，说明好氧区仍然存在反硝化作用.

分别对水力负荷为40、30、20 m³ · m^-3 · d^-1条件下的工艺的运行效果进行了监测分析(图未给出).结果表明，水力负荷为20 m³ · m^-3 · d^-1时，系统有较好的脱氮效果，总氮去除率达到48%，氨氮88%.而在水力负荷为40 m³ · m^-3 · d^-1时，COD、氨氮、TN去除均不稳定，波动范围大，其中COD去除率为50%~85%，氨氮为43%~ 92%，TN为10%~64%.水力负荷降低到30 m³ · m^-3 · d^-1，COD，氨氮和TN的去除均有提高，其中COD去除率稳定的保持在83%，氨氮波动大，但平均去除率也在83%上，TN去除极不稳定，在20%~56%间波动，平均去除率为39%.这是因为降低水力负荷，水力停留时间延长，滤速降低，使微生物与有机物接触更加充分，有利于有机物的降解.特别是对一些世代周期长，生长速率慢的微生物，如硝化细菌，反硝化细菌，延长水力停留时间，可增加生物膜生物量，提高氨氮和TN的去除率.为此，进一步降低水力负荷，使水力负荷维持在20 m³ · m^-3 · d^-1下，无论是去除率还是去除率稳定性均得到进一步提高，特别是TN的去除，由最低时10%升高到53%，并稳定在50%左右.水力负荷的进一步降低，降低了滤速，减轻了污水对载体表面生物膜的冲刷，生物膜不断增厚，阻挡了DO进入膜内，于是在膜内部形成了缺氧环境，有利于同步硝化反硝化发生，提高了TN在好氧区的去除效果.从工程角度讲，过低的水力负荷在经济上和时间方面缺乏合理性，在满足水处理要求时，应尽量提高其水力负荷，以降低单位污水处理能耗.本研究中水力负荷维持在20 m³ · m^-3 · d^-1下时，出水即已经达到出水水质标准，故未进一步降低水力负荷.

研究表明，水力负荷提高，易冲刷掉填料表面微生物，微生物与底物的接触反应时间减少，不利于有机物的降解(蒋轶锋等，2010; Liu et al., 2010).但在一定的容积负荷范围内，滤速的提高不但不会降低BAF的去除能力，而且还可提高硝化效率(王舜和和郭淑琴，2008; Pujol，2010).主要原因是高滤速一方面可以提高内部的传质效率，另一方面还可以加快生物膜的更新，促进生物活性.就本工艺而言，20 m³ · m^-3 · d^-1的水力负荷为较佳的负荷，过高的滤速将增加水流速度和水力剪切力，易洗脱生物膜及破坏膜内缺氧环境，缩短污水在系统中的停留时间，限制有机物的降解.

探讨了回流比为125%、100%、75%条件对COD、TN的去除效果(图未给出)，结果表明各回流比条件下，TN的去除无显著差异，去除率分别为48%、49%、50%.氨氮在回流比125%下有高且稳定的去除率，平均去除率为91%，平均出水浓度为1.19 mg · L^-1，而回流比100%、75%下氨氮去除不稳定，在60%~99%间波动，平均去除率分别为75%、80%.COD在125%回流比下去除率为81%，高于其它回流比.

回流比75%下，大部分氨氮被去除并在好氧区经硝化作用转化为硝酸盐，好氧区末端硝酸盐平均浓度为7.70 mg · L^-1.好氧区末端的硝酸盐回流至缺氧区，在缺氧区利用进水碳源，以硝酸根为电子受体发生反硝化作用，但反硝化不彻底，缺氧池仍剩余1.92 mg · L^-1的硝酸盐.回流比升高到100%，氨氮去除率为75%，好氧区末端硝酸盐升高至9.40 mg · L^-1，氨氮浓度仅为0.34 mg · L^-1，氨氮基本上分部转为硝酸盐.然而，此时反硝化作用并没有明显提高，导致缺氧区硝酸盐升高(2.13 mg · L^-1).到回流比调整为125%时，氨氮平均去除率90%以上，出水浓度为1.19 mg · L^-1，说明该回流比下，硝化细菌活性好，但反硝化作用却不理想，缺氧区剩余硝酸盐浓度平均为3.30 mg · L^-1.由此可知，硝酸盐不是反硝化的限制因子，监测结果显示，该时段进水COD只有87.00 mg · L^-1，碳源不足是反硝化进行不彻底的主要原因.另外，回流越大，会把好氧末端DO带到缺氧段，影响反硝化作用，使缺氧段不能把回流的硝酸盐全部反硝化(潘懿等，2009；唐致文，2010)，最终导致TN平均去除率低于50%.一般而言，回流比越大，从好氧区回流至缺氧区的硝酸盐就越多，回流液和进水硝酸盐就被缺氧区反硝化细菌反硝化而去除，从而去除总氮.就本工艺而言，回流比过高并不有利于脱氮，主要原因是会导致缺氧区反硝化作用不彻底，还有一部分硝酸盐没有去除，TN去除受到制约.但较大的回流比却能提高COD的去除，回流比从75%升高到125%，COD去除率从74%升高到81%，这是由于回流比提高一方面可以更新生物膜，维持系统内微生物较高活性，另一方面，更多的硝酸盐回流到缺氧区，反硝化菌就需要更多碳源来进行反硝化作用(郭俊元等，2010)，这就强化了有机物在缺氧段的降解.

设置反应器曝气量为3.0 L · min^-1，水力负荷为10 m³ · m^-3 · d^-1，回流比为125%，运行反应器至稳定.采集装置中不同区段水样，检测水质指标，结果如图 3所示.根据该图发现，COD、TN、硝酸盐去除主要发生在缺氧区.进水和回流液在池底混合后流入到缺氧区，其中COD由混合后的36.50 mg · L^-1下降到18.00 mg · L^-1，去除率达50%，TN由混合后的22.00 mg · L^-1下降到13.00 mg · L^-1，去除率为41%，硝酸盐由混合液的4.30 mg · L^-1下降到2.30 mg · L^-1.这是因为缺氧区中的反硝化细菌利用进水中的碳源来反硝化回流液和进水中的硝酸盐，生成N₂或N₂O，从而去除氮，降解有机物，同时生成了碱度，pH值升高.但反硝化过程不彻底，还有部分硝酸盐未去除，剩余2.30 mg · L^-1，亚硝酸盐积累为1.25 mg · L^-1.此外，聚磷菌利用进水中的可挥发性脂肪酸来合成储能物质，同时水解胞内聚磷产生正磷酸盐，表现为释磷.试验过程中检测到TP在缺氧区升高0.75 mg · L^-1，这也证实了在缺氧区伴随磷的释放.

氨氮在缺氧区也有去除，由混合后的7.50 mg · L^-1 下降到4.50 mg · L^-1，去除率为40%.分析认为，在缺氧区存在厌氧氨氧化细菌氧化氨氮，DGGE指纹图谱分析证实了缺氧段存在氨氧化细菌.进入好氧区后，氨氮进一步去除，由4.50 mg · L^-1降到0.50 mg · L^-1，去除率达88.8%，且氨氮去除主要集中在4^#至曝气管这一区域，这是因为越接近曝气管，溶解氧越充足，填料表面布满了大量硝化螺菌(Nitrospira spp.)，丰度可达8%，它能氧化氨氮为亚硝酸盐和硝酸盐，从而去除氨氮.

试验过程中，硝酸盐浓度沿着池体由上而下增大，3^#是2.80 mg · L^-1，4^#升高到5.00 mg · L^-1，至出水时达到7.20 mg · L^-1，硝酸盐的升高源于氨氮的硝化，这说明硝化过程主要发生在靠近曝气管区域.TN进入好氧池，在池顶部至3^#区域有下降，主要是因为离曝气管越远，气泡在上升过程中越容易受到填料的阻挡，气体传质受到影响，气体很难穿过生物膜进入膜内，容易在膜内形成缺氧环境，构成了同步硝化反硝化环境.此外，监测结果发现整个好氧段中氨氮转化量要比硝酸盐和亚硝酸盐生成量大(图 3)，Wang等(2012)认为这部分氮损失一方面可能微生物用于自身代谢，另一方面有可能是发生了同步硝化反硝化.pH监测结果发现，该区域并没有因为发生硝化作用消耗碱度而使得pH值下降，pH值不但没有降低反而有所升高，由7.32升高到7.45，产生了碱度，综合证实好氧区域发生了同步硝化反硝化作用.但同步硝化反硝化效率比较低，这主要是受碳源限制，COD经过缺氧区后下降到18.00 mg · L^-1，碳源严重不足，微生物只能靠内源呼吸进行反硝化作用，但内源呼吸率低，这就决定了同步硝化反硝化效率低(Wang et al., 2012).在4^#至曝气管区域还检测到TN的升高，这可能是由于池底死亡的微生物不能及时排出系统，微生物发生解体而释放出N，导致局部TN值高.COD沿着池体由上而下得到降解，表现为缺氧区>3^#>4^#>出水，最后出水COD为10.00 mg · L^-1，COD在好氧区去除率为44.4%，一方面同步硝化反硝化过程消耗了部分COD，另一方面是好氧区中的异养菌利用池中DO氧化有机物，降解了COD.此外，系统对浊度有很好的去除能力，平均去除率为91%，出水浊度在2.0 NTU以下，其中缺氧区去除大部分浊度，贡献了84%.浊度去除主要是通过填料物理截留作用和生物膜的生物絮凝、吸附和降解作用(Ryu et al., 2008)，最后经过反冲洗过程排出系统外.

图 3(Fig. 3)

图 3 BAF不同区段污染物去除特征及pH变化 Fig. 3 Characteristics of pollutants and pH changes in different regions of BAF

对反应器TP去除效果进行检测，发现装置对磷的平均去除率只有14.3%，出水TP浓度均在0.50 mg · L^-1以上，这与凌霄等(2006)研究结果相似.主要是因为系统不能及时将好氧吸收的磷排出，只能依靠反冲洗将磷排出系统.BAF工艺对磷的去除主要有两个途径，一是物理过滤，即填料对颗粒态磷酸盐截留吸附，除磷效果最高可达35%(Clark et al., 1997)，二是微生物生长代谢消耗磷酸盐、生物絮凝吸附最后经过反冲洗排出系统，研究表明反冲洗能去除50%以上的磷(Westermman et al., 2000).由于工艺限制，BAF除磷效果较差，完全用生物除磷很难达到排放标准，同时脱氮除磷会使系统变得更为复杂，需要结合化学药剂来强化除磷(Clark et al., 1997; Rogalla et al., 1990).Clark等(1997)研究表明，曝气生物滤池中采用化学除磷要比工艺本身生物除磷效率要高，而且要比其它污水处理工艺在化学强化与生物协同除磷方面更具优势.

为使出水达到水质排放的要求，向反应器出水中投加一定量聚合氯化铝(PAC)，其有效含量为30%(以氧化铝表示)，用搅拌机快速混合1 min，慢慢搅拌15 min，沉淀30 min，取上清液测TP含量，结果如图 4所示.

图 4(Fig. 4)

图 4 PAC投加量与TP去除量的关系 Fig. 4 Relationship between polymeric aluminum chloride(PAC)dosage and total phosphorus removal

未投加PAC上清液TP为1.75 mg · L^-1，投加5.00 mg · L^-1PAC后TP下降至1.25 mg · L^-1，随着投加量的加大，TP去除量快速上升，当投加量加到16.60 mg · L^-1时，总磷下降至0.45 mg · L^-1，满足排放标准要求，再提高投加量，TP去除缓慢.如图 4所示，投加量从16.60 mg · L^-1提高到23.30 mg · L^-1TP下降了0.20 mg · L^-1，而投加量从23.30 mg · L^-1提高到30.00 mg · L^-1时，TP只下降了0.05 mg · L^-1.所以在用PAC进行化学除磷时要确定最少投加量，就本试验而言，投加16.60 mg · L^-1的PAC就能去除1.30 mg · L^-1 TP，使出水TP < 0.50 mg · L^-1，达到城镇污水一级A排放标准.

异养菌计数结果显示，BAF好氧段(BAF-O)中异养菌总数为(1.39±0.04)×10⁶ CFU · mL^-1，BAF缺氧段(BAF-A)中异养菌总数为(8.30±1.39)×10⁵ CFU · mL^-1，二者在量级上无显著差异.异养菌利用区域中的溶解氧，能够有效去除有机物，降解COD，从而保证COD在缺氧段和好氧段均被有效去除(图 3)垫定了微生物基础.BAF缺氧段存在大量异养菌，一方面说明缺氧段仍有溶解氧存在，异养菌在降解COD时可降低溶解氧浓度，维持缺氧段中氧平衡；另一方面，异养菌降解COD，减少反硝化作用的碳源供应，使异养反硝化过程受影响，这也从微生物角度解释了缺氧段反硝化过程进行不彻底的原因.

比较两段微生物群落结构(图 5a，表 2)，发现二者微生物种类无显著差异，但相对数量差异明显，这主要是两段间是连通的，但微生物生存环境持续改变所致.条带X1、X5、X6、X7、X8、X12、X13所代表的微生物是好氧段中的优势种群，而条带X2、X9、X10则是缺氧段的优势种群，主要为β变形菌纲(Betaproteobacteria)细菌.条带X2为缺氧条件下的优势菌群，测序发现其与脱氯单胞菌(Dechloromonas sp. DQ413167)的相似性达99%.研究表明，脱氯单胞菌为兼性厌氧革兰氏阴性细菌，ClO₃^-、NO₃^-均可作为电子受体，能够高效还原氯酸盐和硝酸盐，是重要的反硝化聚磷菌(Achenbach et al., 2001; 李哿等，2011).X9和X10均为β变形菌纲中细菌，这些微生物的大量富集，可能与反应器的反硝化过程具有重要因果关系.

图 5(Fig. 5)

图 5 BAF不同区段中细菌群落结构(a)与组成(b)分析(BAF-O，BAF好氧段；BAF-A，BAF缺氧段； X1~X13，切取测序的条带) Fig. 5 Microbial community structure(a) and constitute(b)in different regions of BAF(BAF-O，aerobic zone in BAF; BAF-A，anoxic zone in BAF; X1~X13，DNA b and s)

表2(Table 2)

表2 DGGE图谱中优势条带序列相似性检索结果 Table 2 Closest phylogenetic affiliations of partial 16S rDNA sequences from the b and s excised from DGGE gel

表2 DGGE图谱中优势条带序列相似性检索结果 Table 2 Closest phylogenetic affiliations of partial 16S rDNA sequences from the b and s excised from DGGE gel B and No. Organism，Accession No. Similarity Phylogenetic affiliation Isolation source 注: a.未提供分离来源. X1 Shinella sp.，HM194609 97% Betaproteobacteria root nodule X2 Dechloromonas sp. EMB 269，DQ413167 99% Betaproteobacteria Anaerobic/Aerobic SBR Reactor X3 Uncultured bacterium clone YF1004，KF037931 97% TM7 Lake Waiau sediment X4 Uncultured bacterium，AB210276 96% Betaproteobacteria freshwater river X5 Phormidium tergestinum CCALA 155，EF654083 98% Cyanobacteria —a X6 Phenylobacterium sp. G26，AY035307 97% Alphaproteobacteria —a X7 Rhodobacter sp. WS63，KF804091 95% Cyanobacteria —a X8 Uncultured bacterium，EF125426 97% Actinobacteria floodplain X9 Uncultured bacterium clone，FJ546399 93% Betaproteobacteria freshwater lake X10 bacterium TG159，AB308364 99% Betaproteobacteria freshwater sediment X11 Uncultured bacterium，KC606207 97% Betaproteobacteria — X12 Uncultured bacterium，AB579618 99% Actinobacteria heap soil X13 Uncultured bacterium，KC327361 98% Firmicutes —

对BAF好氧段、缺氧段生物膜微生物群落组成和丰度分析发现，两者在群落丰度上存在显著差异(图 5B).其中蓝细菌门(Cyanobacteria，BAF-O中9.90%，BAF-A中0.90%)、硝化螺菌门(Nitrospirae，8.00%，1.70%)、浮霉菌门(Planctomycete，3.50%，0.90%)、α变形菌纲(Alphaproteobacteria，5.80%，1.80%)、γ变形菌纲(Gammaproteobacteria，14.30%，3.70%)在好氧段生物膜上占有明显优势；而与之相比，拟杆菌门(Bacteroidetes，15.10%，19.10%)、绿弯菌门(Chloroflexi，6.00%，13.10%)、β变形菌纲(Betaproteobacteria，14.80%，29.40%)、δ变形菌纲(Deltaproteobacteria，2.90%，6.40%)是缺氧段中的优势类群.

微生物分布与生境是密切相关的，反应器两段的功能效率是该段中重要功能微生物共同作用的结果.硝化螺旋菌门(Nitrospirae)细菌序列在好氧段中的含量高达8.00%，而在缺氧段中仅为1.70%，好氧段中这些细菌序列均为硝化螺菌属(Nitrospira).硝化螺菌属是重要的硝化细菌类群，在废水处理过程中广泛存在，它可在好氧状态下以丙酮酸为碳源完成硝化过程(Daims et al., 2001)，或通过固定CO₂自养生长.硝化细菌的这种分布特征，决定了该反应器好氧段较好的硝化效率.β变形菌纲在缺氧段中含量丰富，占群落总量的29.40%，其中红环菌科(Rhodocyclaceae)序列占群落的16.9%，而其下的脱氯单胞菌属(Dechloromonas)序列即占到整个群落的1.5%，脱氯单胞菌属中某些菌种能够高效还原氯酸盐和硝酸盐，是重要的反硝化聚磷菌(Achenbach et al., 2001; 李哿，2011)，这一结果与DGGE图谱相一致.调查还发现，β变形菌纲中动胶菌属(Zoogloea)序列在好氧、缺氧段中所占比例均较高，分别占全部序列的0.5%、0.7%，它们是活性污泥形成的主要菌属，同时在生物膜形成与维持中也具有重要作用(Dugan et al., 1992).

通过对两段中微生物群落的分析，发现好氧段中与硝化过程中密切相关的微生物类群丰富，而在缺氧段，与反硝化相关的微生物较多，微生物种群的分布存在明显的区域性特征.这种分布方式决定了该反应器较高的脱氮效率，是反应器高效运行的基础.

1)通过对本研究设计的分格复合填料曝气生物滤池的调试，确定最佳曝气量为3.0 L · min^-1，最佳水力负荷为20 m³ · m^-3 · d^-1，最佳回流比为125%，在此条件下，对COD、TN、氨氮、浊度的平均去除率分别为81%、48%、91%、91%.结合化学方式进行除磷，可去除86%总磷，达到城镇污水一级A排放标准.

2)好氧段中与硝化过程中密切相关的微生物类群丰富，如硝化螺菌属；而在缺氧段，与反硝化相关的微生物较多，如脱氯单胞菌属.这种分布方式决定了该反应器较高的脱氮效率，是反应器高效运行的基础.