中試膜生物反應器中豬場沼液部分亞硝化快速啟動試驗

卞含笑，隋倩雯，鄭 蕊，董紅敏，郝志鵬，薛鵬英，宋 曼，朱志平※

（1. 中國農業科學院農業環境與可持續發展研究所，農業農村部設施農業節能與廢棄物處理重點實驗室，北京100081；2. 中國科學院生態環境研究中心水污染控制實驗室，北京 100085；3. 安平縣弘嘉環保技術有限公司，衡水 053600）

0 引 言

豬場廢水成分復雜，含有大量有機物、氮和磷等物質[1]，目前豬場廢水大多數采用厭氧處理降解有機物，但會產生大量氨氮濃度高、碳氮比低的厭氧消化液，部分處理工程不能完全實現還田利用，如果未經處理隨意排放到水生態系統中，將不可避免地產生嚴重的水體污染，破壞生態環境[2]。因此，有必要對豬場厭氧消化液進行脫氮處理，達到污染物排放標準后排放或消毒處理后安全回用。近幾年，厭氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxidation，Anammox）作為一種新型生物脫氮工藝受到關注[3]，與傳統硝化/反硝化脫氮工藝相比，厭氧氨氧化工藝具有不需要有機碳源、節省曝氣能耗、降低污泥產量等重要優勢[4-5]，特別適于高氨氮、低碳氮比的豬場厭氧消化液處理。其反應原理是，厭氧氨氧化菌在缺氧條件下使用亞硝酸鹽氮作為電子受體將氨氮氧化為氮氣。

部分亞硝化-厭氧氨氧化反應首先將部分氨氮轉化為亞硝酸鹽氮，之后利用厭氧氨氧化反應進一步脫氮。因此，啟動亞硝化反應，有效抑制亞硝酸鹽氧化細菌（Nitrite Oxidizing Bacteria，NOB）是啟動部分亞硝化-厭氧氨氧化反應的重要環節。關于實驗室規模部分亞硝化工藝的理論研究已較為成熟[3,6-7]，已從影響部分亞硝化運行參數如溶解氧（Dissolved Oxygen，DO）、溫度、pH值、游離氨（Free Ammonia，FA）、游離亞硝酸（Free Nitrous Acid，FNA）和堿度等因素進行了試驗研究[8-10]。

反應器類型對亞硝化、厭氧氨氧化啟動與運行具有一定的影響。以往研究中采用序批式反應器（Sequencing Batch Reactor，SBR）[11-13]，但存在污泥沉降性能差，易流失的問題。膜生物反應器（Membrane Bioreactor，MBR）可有效截留污泥，有利于目標功能菌氨氧化細菌（Ammonia Oxidizing Bacteria，AOB）的快速富集，同時MBR連續流的運行模式具有高效膜分離效率、占地面積小、容積負荷高等優勢，更有利于大規模污水處理工藝。張婷等[14]在實驗室規模上對比了CSTR和MBR短程硝化的啟動性能，MBR實現了污泥的完全截留，避免了AOB流失，有助于短程硝化的快速啟動；Wang等[15]比較了MBR和SBR 2種常規活性污泥的厭氧氨氧化啟動性能，MBR經過59 d成功啟動厭氧氨氧化，而SBR經過101 d才啟動厭氧氨氧化，MBR的啟動時間明顯短于SBR，同時進一步揭示了MBR具有較好的厭氧氨氧化菌的生物多樣性和較高的生態穩定性，MBR在亞硝化、Anammox啟動中表現出了較好的性能。上述研究均在實驗室條件下開展，在豬場厭氧消化液處理工程中，可用于啟動中試規模MBR反應器中部分亞硝化的控制參數報道較少。且實際廢水來源波動大，處理量大，該工藝仍存在啟動時間長、操作復雜、穩定性差等問題，需要開展試驗研究。

針對目前研究的不足，本研究在中試規模（有效容積為12 m3）采用連續流MBR開展部分亞硝化反應的快速啟動研究，以河北省衡水市某豬場厭氧消化液為處理對象，通過控制DO值、pH值和間歇曝停時間，實現部分亞硝化的快速啟動，考察MBR反應器內部分亞硝化的性能、菌群結構演替及功能微生物的變化，為部分亞硝化耦合厭氧氨氧化工藝在大規模豬場厭氧消化液處理中工程應用提供技術參考。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

中試試驗反應器裝置如圖1所示。長方體反應器（長4 m，寬2 m，高2 m）由不銹鋼板制成，亞硝化池和MBR池總容積為16 m3，有效容積為12 m3。反應器由底座、箱體、曝氣系統、MBR膜系統、控制系統組成，本裝置的箱體和曝氣、回流與膜抽吸與清洗系統固定安裝在底座上，形成一體化處理設備。反應器的所有裝置均通過PLC控制系統進行自動控制，通過控制柜控制進水泵連續進水至進水調節池，進水調節池、亞硝化池及MBR池之間通過溢流口實現連續流。亞硝化池底部安裝曝氣管，控制風機間歇運行時間和強度，實現反應器內亞硝化池內低DO運行，達到抑制NOB活性和提高AOB的活性的目的。MBR池內安裝有膜組件，通過膜組件和抽吸泵的抽吸完成排水，主要作用是實現系統污泥的高效截留，有利于富集生長緩慢的AOB，減少部分亞硝化的啟動時間。

1.2 試驗用水及接種污泥

試驗用水采用河北省衡水市某豬場厭氧消化液，啟動試驗期間由于養殖量原因，豬場沼液濃度偏低，通過外加碳酸氫氨（NH4HCO3）的方式調節進水氨氮濃度。反應器接種現有厭氧消化液處理池內（1 200 m3/d）的活性污泥，接種后反應器內污泥濃度為4.0 g/L。

1.3 運行方式

在亞硝化池和MBR池內同步啟動部分亞硝化試驗，控制風機間歇運行時間，實現反應器內亞硝化池及MBR池的間歇曝氣，反應器內固定pH值探頭和DO探頭，控制亞硝化池和MBR池內pH值為8.0±2.0，DO值為0.2～0.5 mg/L。水力停留時間（Hydraulic Retention Time，HRT）設置為48 h，從MBR池至亞硝化池的回流比（R）設置為200%，污泥齡（Solid Retention Time，SRT）為30 d，通過定期排泥控制污泥濃度。MBR池內抽吸泵的抽停時間設置為8 min 開、2 min關，每10 min一個抽吸循環，完成25次循環后，膜組件進行自動在線反沖洗，沖洗時間設置為10 min。整個部分亞硝化運行過程為73 d，期間在運行至第39天時，MBR池的膜組件跨膜壓差達到38 kPa，對膜組件進行一次在線藥洗（次氯酸鈉，0.5%；檸檬酸，1%）。運行參數如表1所示。

表1 部分亞硝化不同階段運行參數Table 1 Operational parameters at different stages

1.4 采樣及分析方法

1.4.1 水質指標

試驗過程中每天上午9：00時采集進水調節池內進水和MBR池出水各100 mL，用于水質指標的檢測，試驗中各項常規水質指標測定按標準方法進行[16]，NH4+-H的測定采用納氏試劑分光光度法，NO2--N的測定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO3--N的測定采用紫外分光光度法，混合液懸浮固體濃度（Mixed Liquid Suspended Solids，MLSS）：標準質量法。亞硝酸鹽氮的積累率和氨氮氧化速率計算公式如下：---

式中NAR表示亞硝酸鹽氮的積累率，%；NO2--Neff和NO3--Neff分別表示出水亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮質量濃度，mg/L；AAR表示氨氮氧化率，%；NH4+-Ninf和NH4+-Neff分別表示進水和出水的氨氮質量濃度，mg/L。

1.4.2 AOB、NOB活性的測定[17]

取1 000 mL混合液，初始NH4+-N濃度、NO2--N濃度為中試反應器內實際濃度，初始pH值為8.0左右，溫度控制在37℃，曝氣并保持DO＞4.0 mg/L，每隔20 min取樣一次，測量NH4+-N、NO3--N、NO2--N。根據NH4+-N濃度降低與NO3--N濃度升高斜率換算AOB與NOB活性，活性單位為g/（g·d），以MLSS計。

1.4.3 微生物群落結構分析

分別對MBR池和亞硝化池中啟動階段及穩定運行階段的污泥樣品進行采樣保存，用于DNA提取、PCR擴增及高通量測序以獲16S rRNA基因序列。采樣時間為第1、8、16、22、28、34、第40天，樣品編號分別為D1、D1-M、D8、D8-M、D16、D16-M、D22、D22-M、D28、D28-M、D34、D34-M、D40、D40-M；其中樣品編號中后綴M代表MBR池樣品，無后綴代表亞硝化池樣品。將 14個污泥樣品搖勻后分別放入50 mL離心管，保存于-70 ℃冰箱，然后送至某生物科技公司進行DNA提取、PCR 擴增純化，然后采用 Illumina MiSeq 高通量測序技術進行微生物菌群多樣性分析。

對得出的數據進行Alpha多樣性分析，計算α多樣性指數，其中：Coverage 指數反映測序結果是否代表了樣本中微生物的真實情況；Chao指數描述微生物群落豐度，數值越大，豐度越高；Shannon指數描述微生物多樣性，數值越大，說明群落多樣性越高；Simpson指數估算樣本中微生物多樣性，指數值越大，說明群落多樣性越低。采用Hemi軟件（http://hemi.biocuckoo.org/）對每個樣本中前10個屬進行了熱圖繪制。主成分分析（Principal Components Analysis，PCA）和冗余分析（Redundancy Analysis，RDA）采用Canoco 5.0（Microcomputer Power,USA）繪制。

2 結果與討論

2.1 部分亞硝化過程中氮素的轉化

實現NAR≥50 %，且NO2--Neff和NH4+-Neff的比值接近1∶1是啟動部分亞硝化的調控目標[18]。試驗的啟動階段在常溫狀態下（22～28.4 ℃）進行，主要分為接種調試期和亞硝酸鹽氮積累期，部分亞硝化啟動及穩定運行過程中氮素的轉化如圖2所示，圖中Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ分別代表接種調試階段、亞硝酸鹽氮積累階段和穩定運行階段。

接種調試階段（第1～11天），DO值保持在0.2～0.5 mg/L，NO2--Neff濃度較低，NO2--N雖有少量的積累，但明顯低于NO3--N的產生量。NO3--Neff的濃度呈逐漸上升的趨勢，從最初濃度19.3 mg/L上升至最高濃度為198.5 mg/L。在第5～9天，NO2--N有了少量的積累，但反應的第10天，由于NH4+-N濃度僅有少量剩余，導致反應器內的溶解氧過量，部分NO2--N被氧化為NO3--N，NO2--Neff降低至7.51 mg/L。該階段氨氧化率逐漸提高，最終接近100%，NO2--Neff與NH4+-Neff的比值雖上升至2.86，但NH4+-Neff基本全部轉化為NO3--N，少量生成NO2--N，表明該階段主要以硝化反應為主，反應器內對NOB無明顯抑制現象，AOB活性呈增長的趨勢。

亞硝酸鹽氮積累階段（第12～23天），提高了NH4+-Ninf濃度，同時保持DO值在0.2～0.5 mg/L，NO2--Neff出現明顯的積累現象，NO2--N的積累量從3.65%上升至76.53%，NO2--N的濃度最高達到208.65 mg/L。同時，NO3--N的濃度雖稍微有增長但總體呈下降趨勢，NO3--Neff濃度由226.46 mg/L下降至65.98 mg/L。表明該階段，AOB的活性持續升高，在系統中占據明顯優勢地位，反應器內的主導反應逐漸由硝化反應轉變為部分亞硝化反應，NH4+-Neff濃度保持在200 mg/L左右，AAR基本穩定在50%，NO2--Neff和NH4+-Neff的比值約為1∶1，表明該階段部分亞硝化啟動成功。顧平等[19]在實驗室水平下，經過 25 d 成功啟動了豬場厭氧消化液亞硝化工藝；吳鵬等[20]對連續流反應器短程硝化的快速啟動了進行研究，利用間歇曝氣，依次控制停/曝時間經過60 d左右的運行，才實現了較高NO2--N的積累。本研究在中試水平上在23 d內實現了NO2--N的濃度積累達到208.65 mg/L，NAR達到76.53%，一定程度上體現了MBR反應器啟動部分亞硝化反應的優勢。

穩定運行階段（第24～73天），常溫狀態下（28.9～33 ℃），該階段NO3--Neff濃度逐漸降低穩定在30 mg/L左右，表明反應器內亞硝酸鹽氧化反應微弱，NOB活性已受到穩定抑制。NAR一直穩定在較高水平，最高達到87.95%，實現了穩定的NO2--N積累，NO2--Neff和NH4+-Neff的濃度分別為（197.68±27.51）、（215.61±33.91）mg/L，部分亞硝化已經穩定運行。厭氧氨氧化反應需要部分亞硝化過程提供嚴格的進水ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)（理論上在1.32左右），在厭氧條件下，Anammox 菌同時利用NH4+-N和NO2--N產生N2而脫氮[21]。此階段通過調整反應器間歇曝氣曝停比為20 min∶20 min，控制氨氧化程度，將進水約50%的NH4+-N被AOB氧化為NO2--N，抑制NOB將NO2--N氧化為NO3--N，保持NO2--N的積累率及使出水的ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)穩定在1.1∶1，出水條件達到進行厭氧氨氧化的基本需求。許恩惠[22]采用兩段式反應器，啟動了部分亞硝化達到出水NH4+-N和NO2--N比例為1∶1.2，以亞硝化段的出水作為厭氧氨氧化段的進水，中試水平上實現了2段式厭氧氨氧化工藝的成功啟動。王欽砼[23]在成功啟動亞硝化工藝的基礎上接種少量厭氧氨氧化污泥，實現了亞硝化-厭氧氨氧化一體化工藝的成功啟動并穩定運行。由此可見，部分亞硝化的實現對亞硝化-厭氧氨氧化工藝有著重要意義，本試驗的出水條件也符合厭氧氨氧化工藝的啟動要求。

2.2 部分亞硝化過程中AOB、NOB活性的變化

AOB和NOB活性決定部分亞硝化過程中氨氮的氧化產物[24]，部分亞硝化過程的啟動和穩定的運行，一般是有效抑制NOB活性或大幅提高AOB活性，兩者兼顧則能夠實現更大幅度的NH4+-N氧化與NO2--N累積[25]。

部分亞硝化啟動及穩定運行過程中AOB、NOB活性的變化如圖3所示，反應啟動初期，接種的AOB與NOB的活性均處于較低水平，AOB的活性為0.086 g/(g·d)，NOB活性為0.017 2 g/(g·d)，AOB活性稍高于NOB活性，驗證了在反應初期NO2--N仍有少量的積累。隨著反應的進行，逐步提高了反應器內NH4+-H的進水濃度，AOB的活性呈現明顯地大幅度上升，反應進行的第22天，AOB活性明顯的提高至0.43 g/(g·d)，且一直維持在（0.4±0.02）g/(g·d)，這也解釋了反應器內NO2--N可以快速實現積累。NOB活性小幅度上升后降低并維持在0.1 g/(g·d)左右，AOB的活性與NOB的活性在反應過程中均呈上升趨勢，但是AOB的增幅要遠高于NOB，因此，仍能夠維持一個較高的NO2--N累積率。

2.3 微生物群落演替及功能微生物豐度變化

反應器內污泥樣品微生物群落Alpha多樣性分析結果見表3。由表3可知，所有樣品Coverage指數均達到0.98以上，說明測序結果能夠較真實地反映樣品中微生物群落。Shannon指數和Chao指數整體呈上升趨勢，Simpson指數呈下降趨勢，由此可知在試驗過程中，反應器內的微生物多樣性逐漸增加，反應器內微生物菌群越來越活躍，微生態結構越來越復雜。這一結果與其他研究存在一定差異，在已有的研究中，多數配水或采用生活污水啟動部分亞硝化的試驗中長期馴化后群落多樣性下降[26]。本研究微生物多樣性逐漸增加的原因可能是由于豬場沼液成分復雜，接種泥群落較為單一等因素。

表3 樣品微生物群落豐富度和多樣性指數Table 3 Sample microbial community richness and diversity index

2.3.1 門水平上微生物分析

從14組樣品中共檢測出45種已知菌門，主要門水平菌群結構及分布如下圖4所示。反應器內主要菌門有5種，接種污泥中，Chloroflexi（綠彎菌門）、Firmicutes（厚壁菌門）、Proteobacteria（變形菌門）相對豐度較高為優勢菌門，Acidobacteriota（酸桿菌門）、Actinobacteria（放線菌門）、Bacteroidetes（擬桿菌門）相對豐度偏低，其中Chloroflexi、Firmicutes、Proteobacteria在亞硝化池中的相對豐度分別為22.24%、18.94%、17.15%，在膜池中的相對豐度分別為18.52%、23.07%、18.79%，Chloroflexi、Firmicutes分別為亞硝化池和膜池內的第一優勢菌門。隨著反應的進行，部分亞硝化反應成功啟動及穩定運行后，門水平上的菌群結構發生了變化，Proteobacteria在整個啟動階段中相對豐度逐漸升高，亞硝化池內反應啟動的第22天，Proteobacteria相對豐度達到30.59%，為啟動成功后反應器內的優勢菌門，反應穩定階段Proteobacteria相對豐度有所波動，但依然保持在反應器的優勢，穩定運行的第40天，Proteobacteria相對豐度維持在30.64 %。大部分硝化菌典型的AOB和NOB，如Nitrosococcus、Nitrosomonas和Nitrotoga、Nitrobacter、Nitrococcus都屬于該菌門，所以Proteobacteria[27-28]是活性污泥系統中的主要脫氮菌。Proteobacteria相對豐度的增加，原因可能是隨著AOB相對豐度的增加升高而升高。與接種污泥對比，部分亞硝化啟動成功污泥樣品中Bacteroidota的菌群相對豐度也有所增加，在亞硝化池和MBR池中由初始相對豐度1.85%、1.92%上升至7.83%、8.28%。而原來在接種污泥中占據優勢的Chloroflexi、Firmicutes呈現下降趨勢，接種污泥中相對豐度較低的Acidobacteriota、Actinobacteria相對豐度也逐漸降低，但與其他3種菌門相比，Firmicutes在2個池內的啟動階段相對豐度分別下降至13.67%、11.24%，在穩定運行階段稍微有所上升，最終穩定至14.69%、14.47%。已有的研究表明，Chloroflexi在污泥中具有良好的脫氮除磷作用，常存在于菌膠團內部，為顆粒污泥的形成提供骨架支撐的作用[29]。也有文獻報道認為Firmicutes與脫氮相關，在有氧或缺氧的環境中能夠進行硝化、反硝化過程[30]。由此可見隨著反應的進行，不同階段的菌群豐度在門水平上存在明顯差異，微生物的群落結構隨著部分亞硝化的成功啟動在系統內的遷移轉化。

2.3.2 屬水平上微生物分析

從14組樣品中共檢測出1007種菌屬，成功啟動部分亞硝化過程中，各樣品中前10位菌屬豐度變化如圖5a所示。接種污泥的優勢菌群主要是Clostridium_sensu_stricto和Turicibacter在亞硝化池和膜池中的相對豐度分別為7.72%、6.4%和6.4%、4.96%，隨著反應的進行，相對豐度明顯降低，在穩定運行階段的亞硝化池和MBR池的相對豐度分別為3.34%、3.10%和2.04%、1.95%。

污泥中NOB的主要類型Nitrospira和Nitrolancea[31]，接種后在亞硝化池和MBR池內相對豐度分別為1.2%、0.82%和0.57%、0.54%，隨著反應的進行，Nitrospira呈先上升后下降的趨勢，與水質指標的變化趨勢相符，部分亞硝化成功啟動后2個池體中Nitrospira比例僅為0.94%、0.66%，并未有明顯的增長，而Nitrolancea的相對豐度在整個運行過程中逐漸降低，在穩定運行的第40天降低至0.22%、0.23%；污泥中AOB的主要類型Nitrosomonas，在啟動階段的亞硝化池內相對豐度分別是D1（0.45%）、D8（1.28%）、D16（4.89%）、D28（6.66%），呈顯著上升的趨勢，這與MBR池的變化趨勢相符，啟動階段在MBR池內Nitrosomonas的相對豐度由原來的0.29%增長為5.59%。該現象表明，部分亞硝化成功啟動后，Nitrosomonas成為反應器內的優勢菌屬。

如圖5b所示，啟動初期NOB的相對豐度明顯高于AOB，在反應進行的不同階段AOB呈現上升的趨勢，NOB的相對豐度逐漸下降，在提高進水氨氮濃度即提高FA濃度后（第11天）AOB和NOB的相對豐度明顯提高，亞硝化池內AOB增加23.07倍，NOB增加5.39倍，AOB/NOB比值由0.26提高至1.68，說明FA濃度增加促進了AOB和NOB相對豐度的增加，且AOB的生長速率高于NOB。部分亞硝化啟動成功后，AOB占據主要優勢，NOB整體呈先升后降的趨勢，穩定運行后第40天，在亞硝化池和MBR池內AOB/NOB比值分別為4.85、5.07，說明AOB在啟動成功后的部分亞硝化中占據主要優勢，AOB/NOB比值的提高促進了NO2--N的積累。上述結果也與AOB與NOB活性結果基本一致，從屬水平上顯示了部分亞硝化的成功啟動。

值得注意的是，圖5a顯示在接種污泥中檢測出Zobellella的相對豐度極低，基本檢測不到但在啟動成功后的污泥中，Zobellella的相對豐度逐漸顯現，在亞硝化池和MBR池內所占比例分別為3.8%、3.31%。有研究發現，Zobellella是異養硝化-好氧反硝化菌，具有高效的脫氮性能，能夠同時去除氨氮和硝酸鹽氮，但目前對該菌的報道較少[32-33]，說明反應器內還同時存在其他反硝化反應作用于氨氮的去除過程中。另外，反應過程中，Subdivision5_genera_incertae_sedis和Smithella的相對豐度也略有增加，亞硝化池內由0.02%、0.03%增加至0.6%、0.63%，在MBR池內由0.02%、0.02%增加至0.92%、0.4%。

2.3.3 運行參數對微生物群落分布的影響

圖6a給出了不同階段亞硝化池、膜池菌群結構分布的PCA分析結果，結果表明同一天的亞硝化池、膜池樣品之間的菌群結構相似，各階段微生物群落體現出逐步演替的規律。樣品D1、D1-M，樣品D22、D22-M及樣品D40、D40-M之間距離較遠，說明接種污泥、部分亞硝化啟動階段及部分亞硝化穩定運行階段菌群結構存在差異。樣品D16、D16-M，樣品D22、D22-M，樣品D34、D34-M之間距離較近，說明反應啟動階段及穩定運行前期菌群結構差異較小。通過冗余分析研究了主要控制參數對微生物群落結構的影響，如圖6b所示，冗余分析圖揭示了NAR、T、FA及NO2--Neff/ NH4+-Neff是驅動微生物群落分布變化的重要因素，由于FA和溫度的升高，提升了系統NAR，進而實現了出水亞硝酸鹽與氨氮的比值。試驗初期（D1、D8）具有較低的FA和溫度，不利于亞硝酸鹽氮的積累；試驗運行第22～40天污泥樣品，其微生物群落分布有利于亞硝酸鹽的積累。

3 結 論

1）在常溫環境下（22～33 ℃），控制pH值為8.0±2.0，溶解氧為0.2～0.5 mg/L，成功啟動了部分亞硝化，當進水NH4+-N濃度為400 mg/L左右時，氨氧化率在50 %左右，出水的NO2--N和NH4+-N濃度分別為（197.68±27.51）、（215.61±33.91）mg/L，比值穩定在1.1∶1，出水的NO3--N濃度逐漸降低最終穩定在30 mg/L左右，NO2--N積累率最高達到87.95%，實現了穩定的NO2--N的積累。

2）提高反應器內NH4+-H的進水濃度，氨氧化細菌（Ammonia Oxidizing Bacteria，AOB）的活性明顯大幅度上升，穩定運行后，其活性一直維持在（0.4±0.02） g/(g·d)，AOB的活性與亞硝酸鹽氧化細菌（Nitrite Oxidizing Bacteria，NOB）的活性在反應過程中均呈上升趨勢，但是AOB的增幅要遠高于NOB。

3）部分亞硝化啟動成功后，Proteobacteria成為優勢菌門，屬水平上NOB的主要類型Nitrospira并未有明顯的增長；AOB中Nitrosomonas在啟動階段相對豐度呈顯著上升的趨勢，在亞硝化池內從0.45 %升高至6.66 %。

4）亞硝化池和膜池中污泥菌群結構相似，NO2--N積累率、水溫、游離氨及NO2--Neff/NH4+-Neff（eff表示出水）是微生物群落分布變化的主要影響因素，較高的游離氨濃度和水溫，促進亞硝酸鹽積累。