D0I:10.13374/1.issm100103.2008.04.039 第30卷第4期 北京科技大学学报 Vol.30 No.4 2008年4月 Journal of University of Science and Technology Beijing Apr.2008 蜂窝状微生物膜降解氨氮 祁佩时)王文斌)董有) 1)哈尔滨工业大学市政环境工程学院，哈尔滨1500902)武汉安全环保研究院，武汉430081 摘要实验利用新型悬浮载体对氨氨降解进行了研究。在悬浮载体上形成了蜂窝状的微生物薄膜结构，增加了微生物附着 的比表面积，薄膜的形成有利于氧气的扩散和基质的转移，为硝化菌提供了有利的生存环境。实验在pH值为7.8~8.2，温度 为24~29℃的条件下，当进水的氨氮质量浓度为40~78mgL-时，经过3h的反应周期后，氨氮质量浓度下降到2mgL-1以 下，C0D从300mgL-1降低到50mgL-以下；在反应周期为4h时，氨氮质量浓度从80~130mgL-1下降到3.5mgL-1以 下，C0D从350mgL一降低到46mgL一1以下.结果表明，该悬浮载体上形成的生物膜结构有利于氨氮降解，反应器内实现了 较好的COD和氨氮去除· 关键词生物膜：氨氮：悬浮载体：硝化 分类号X703.1 Biodegradation of ammonium nitrogen by a self-formed honeycomb-like biofilm QI Peishi),WANG Wenbin )DONG You2) 1)School of MunicipalEnvironmental Engineering.Harbin Institute of Technology.Harbin 150090.China 2)Wuhan Safety and Environmental Protection Institute,Wuhan 430081,China ABSTRACI Ammonium nitrogen (NH-N)removal was investigated by using a novel suspended carrier.Honeycomb-like biofilms were formed among the columns on the suspended carrier.The bioreactor was operated at 24-29C and pH values of 7.8-8.2. When the influent COD and NH-N concentrations were below 300mg-L and 78mg-L,respectively.the effluent COD and NH-N concentrations after 3h operation were less than 50mgL and 2mgL,respectively.After 4h operation,when the in- fluent COD concentration varied from 150 to 350mgL and the NH-N concentration from 80 to 130mgL,the corresponding effluent concentrations were below 46mgL and 3.5 mgL,respectively.The ammonium"nitrogen biodegradation rate in the suspended carrier biofilm reactor is greater than that in the conventional activated sludge system.The honeycomb structure increases the porous ratio,decreases the wall thickness of biofilm and favors mass transfer and oxygen pervasion into the interior of biofilm. which provides better conditions for nitrobacteria growth and improves NH-N removal efficiency. KEY WORDS biofilm:ammonia nitrogen:suspended carrier:nitrification 在污水的生物处理过程中，曝气的费用占到总 能够促进硝化菌的增长；Blance等发现，丝状菌的 运行费用的50%山，污水中NHN的降解时间是 存在能够增加硝化菌的活性.Krummel等报道， 决定曝气时间长短的主要因素，近年来，氨氨降解 有机物存在时，混合菌培养比纯菌培养中硝化菌的 成为污水处理研究者非常关注的一个问题，人们对 细胞产率要高，Sharma等[门的研究表明，在适宜的 此进行了大量的实验和研究 COD/TKN的情况下，可以获得最大的硝化菌浓度. 由于硝化菌是自养菌，它的生长速率较慢，体内 生物膜和活性污泥法相比，能够为生长缓慢和产率 缺乏一些聚合酶类的物质)，所以很难单独形成絮 系数较低的硝化菌生长提供有利条件，在生物膜 体).Pan等研究表明，当有异养微生物存在时， 中，由于溶解氧和基质传递的作用，微生物在膜内的 分布并不均匀⑧)，且不同生物膜的内部结构也有 收稿日期：2007-03-01修回日期：2007-09-28 基金项目：国家科技攻关专题基金资助项目(N。,2001269) 所不同0.生物膜的外部以活性生物体为主，而生 作者简介：祁佩时(1955一)，男，教授，博士生导师， 物膜的内部以生物体残骸为主山，当基质在生物 E-mail:pshqi@163.com 膜和液相之间传递和扩散时，生物膜内存在基质的
蜂窝状微生物膜降解氨氮 祁佩时1） 王文斌1） 董 有2） 1） 哈尔滨工业大学市政环境工程学院哈尔滨150090 2） 武汉安全环保研究院武汉430081 摘 要 实验利用新型悬浮载体对氨氮降解进行了研究．在悬浮载体上形成了蜂窝状的微生物薄膜结构增加了微生物附着 的比表面积薄膜的形成有利于氧气的扩散和基质的转移为硝化菌提供了有利的生存环境．实验在 pH 值为7∙8～8∙2温度 为24～29℃的条件下当进水的氨氮质量浓度为40～78mg·L －1时经过3h 的反应周期后氨氮质量浓度下降到2mg·L －1以 下COD 从300mg·L －1降低到50mg·L －1以下；在反应周期为4h 时氨氮质量浓度从80～130mg·L －1下降到3∙5mg·L －1以 下COD 从350mg·L －1降低到46mg·L －1以下．结果表明该悬浮载体上形成的生物膜结构有利于氨氮降解反应器内实现了 较好的 COD 和氨氮去除． 关键词 生物膜；氨氮；悬浮载体；硝化 分类号 X703∙1 Biodegradation of ammonium nitrogen by a self-formed honeycomb-like biofilm QI Peishi 1）W A NG Wenbin 1）DONG You 2） 1） School of Municipal ＆ Environmental EngineeringHarbin Institute of TechnologyHarbin150090China 2） Wuhan Safety and Environmental Protection InstituteWuhan430081China ABSTRACT Ammonium nitrogen （NH ＋ 4 －N） removal was investigated by using a novel suspended carrier．Honeycomb-like biofilms were formed among the columns on the suspended carrier．T he bioreactor was operated at 24－29℃ and pH values of 7∙8－8∙2． When the influent COD and NH ＋ 4 －N concentrations were below 300mg·L －1 and78mg·L －1respectivelythe effluent COD and NH ＋ 4 －N concentrations after3h operation were less than50mg·L －1and2mg·L －1respectively．After4h operationwhen the influent COD concentration varied from150to350mg·L －1and the NH ＋ 4 －N concentration from80to130mg·L －1the corresponding effluent concentrations were below 46mg·L －1 and 3∙5mg·L －1respectively．T he ammonium-nitrogen biodegradation rate in the suspended carrier biofilm reactor is greater than that in the conventional activated sludge system．T he honeycomb structure increases the porous ratiodecreases the wall thickness of biofilm and favors mass transfer and oxygen pervasion into the interior of biofilm which provides better conditions for nitrobacteria growth and improves NH ＋ 4 －N removal efficiency． KEY WORDS biofilm；ammonia nitrogen；suspended carrier；nitrification 收稿日期：2007-03-01 修回日期：2007-09-28 基金项目：国家科技攻关专题基金资助项目（No．2001269） 作者简介：祁佩时（1955－）男教授博士生导师 E-mail：pshqi＠163．com 在污水的生物处理过程中曝气的费用占到总 运行费用的50％［1］污水中 NH ＋ 4 －N 的降解时间是 决定曝气时间长短的主要因素．近年来氨氮降解 成为污水处理研究者非常关注的一个问题人们对 此进行了大量的实验和研究． 由于硝化菌是自养菌它的生长速率较慢体内 缺乏一些聚合酶类的物质［2］所以很难单独形成絮 体［3］．Pan 等［4］研究表明当有异养微生物存在时 能够促进硝化菌的增长；Blance 等［5］发现丝状菌的 存在能够增加硝化菌的活性．Krummel 等［6］报道 有机物存在时混合菌培养比纯菌培养中硝化菌的 细胞产率要高．Sharma 等［7］的研究表明在适宜的 COD／TKN 的情况下可以获得最大的硝化菌浓度． 生物膜和活性污泥法相比能够为生长缓慢和产率 系数较低的硝化菌生长提供有利条件．在生物膜 中由于溶解氧和基质传递的作用微生物在膜内的 分布并不均匀［8－9］且不同生物膜的内部结构也有 所不同［10］．生物膜的外部以活性生物体为主而生 物膜的内部以生物体残骸为主［11］．当基质在生物 膜和液相之间传递和扩散时生物膜内存在基质的 第30卷 第4期 2008年 4月 北 京 科 技 大 学 学 报 Journal of University of Science and Technology Beijing Vol．30No．4 Apr．2008 DOI:10．13374／j．issn1001－053x．2008．04．039
第4期 祁佩时等：蜂窝状微生物膜降解氨氮 ,365 浓度梯度，生物膜比活性所确定的氨氨生物氧化主 镀白金进行预处理， 要在很薄的部分表层生物膜内发生).最近的生 物膜理论的发展13]，也促使研究者从一些新的角 2结果与讨论 度考虑提高氨氨的去除效率. 2.1载体的挂膜 因此，实验根据生物膜法和悬浮生长法的优点， 硝化菌在氨氨的降解过程中起主要作用，因此 采用新型的悬浮载体作填料，对悬浮载体上的氨氮 悬浮载体序批式反应器中生物膜上硝化菌的培养对 降解进行了研究，并且就生物膜的厚度、比表面积等 氨氮降解非常重要，实验对微生物的培养过程如下， 对氨氨降解的影响进行了分析， 取某市政污水处理厂的剩余污泥作为接种污泥，把 接种污泥和污水一起加入到SBR反应器中，充分搅 1材料与方法 拌混合后静置24h,然后加入30L的悬浮载体，按 1.1实验装置与载体 照曝气22h,静置1h,排放和进水1h运行，每次进 实验装置如图1所示.实验采用序批式SBR反 水和排水量为1/2；运行培养驯化5d后，运行方式 应器方式运行，每次进水和排水为有效容积的1/3， 改为曝气10h,沉淀1h,排水和加入污水时间1h,挂 反应器由有机玻璃制作而成，直径为400mm,有效 膜第17天，在载体表面生长了薄薄一层致密的红褐 容积为100L,载体投加量为30L,投配率为30%. 色生物膜，调整运行条件和进水浓度继续挂膜，第 38天，在载体内部的向心柱与向心柱之间，形成蜂 窝状的薄膜结构，生物膜培养成熟，至此挂膜结束， 挂膜期间，水温在25士0.5℃，溶解氧控制在2~ 5mgL-1之间. 0 0 2.2实验结果与分析 0 实验采用序批式，对运行时间为3h和4h的悬 00 浮载体反应器的氨氨去除效果进行研究，实验期间 pH控制在7.8~8.2，水温在24~29℃之间.当运 行周期发生改变时，为了使微生物能够适应新的运 1一水箱；2-0RP在线测定仪；3一D0和温度在线测定仪；4一悬 行条件，中间有一周的调整适应时间 浮载体；5一pH值在线测定仪：6一取样口：7一曝气装置和转子流 2.2.1反应时间为3h的实验结果 量计：8一排泥口 实验采用间歇式进水和排水的运行方式，当实 图1实验装置示意图 Fig.I Schematic diagram of the experimental and control system 验运行3h时，进、出水COD和氨氮质量浓度及去 除率的变化如图2和图3.由图3可知，当进水氨氮 实验所用载体为聚丙烯材料中添加了无机活性 质量浓度在80mgL-以下时，出水氨氨质量浓度 离子的多孔圆柱体，载体外形为53mmX53mm圆 低于2.0mgL-1,出水氨氨质量浓度符合中国的生 柱型，内部为向心的圆柱条；载体表面经过特殊的技 活污水排放标准，系统具有较强的氨氨降解能力· 术处理，便于硝化菌和其他微生物的附着，载体的 当进水C9低于300mgL时，，水质量浓度在 比表面积为236m1,密度为0.995gcm-3.悬浮载 体由于密度略小于水，在挂膜前静止时浮于水面上； 300 当曝气时，由于受到曝气的搅拌作用和水力作用，载 250 82 体处于流化状态，载体挂膜结束后，当曝气停止后， 200 80 载体沉入反应器底部. 150 1.2水质分析和检测方法 ◆一进水 78 100 ■出水 COD、VSS、NH一N等用标准方法(APHA, ☆一去除率 76 1998)16].D0用在线D0测定仪(Model YSI5100, 50 YSI INC,Yellow Spings),pH用在线测定仪 51013172329323874 0 t/d (WT W inolab,level2),生物膜结构采用扫描电镜 (SEM,HITACHⅢ5一47O0)进行观察拍照，样品在自 图2反应时间为3h时COD降解及去除率 然条件下风干后用离子溅射仪(Gatan Model682)喷 Fig.2 COD degradation and removal efficiency after 3h operation
浓度梯度生物膜比活性所确定的氨氮生物氧化主 要在很薄的部分表层生物膜内发生［12］．最近的生 物膜理论的发展［13－15］也促使研究者从一些新的角 度考虑提高氨氮的去除效率． 因此实验根据生物膜法和悬浮生长法的优点 采用新型的悬浮载体作填料对悬浮载体上的氨氮 降解进行了研究并且就生物膜的厚度、比表面积等 对氨氮降解的影响进行了分析． 1 材料与方法 1∙1 实验装置与载体 实验装置如图1所示．实验采用序批式SBR 反 应器方式运行每次进水和排水为有效容积的1／3． 反应器由有机玻璃制作而成直径为400mm有效 容积为100L．载体投加量为30L投配率为30％． 1－水箱；2－ORP 在线测定仪；3－DO 和温度在线测定仪；4－悬 浮载体；5－pH 值在线测定仪；6－取样口；7－曝气装置和转子流 量计；8－排泥口 图1 实验装置示意图 Fig．1 Schematic diagram of the experimental and control system 实验所用载体为聚丙烯材料中添加了无机活性 离子的多孔圆柱体载体外形为●53mm×53mm 圆 柱型内部为向心的圆柱条；载体表面经过特殊的技 术处理便于硝化菌和其他微生物的附着．载体的 比表面积为236m －1密度为0∙995g·cm －3．悬浮载 体由于密度略小于水在挂膜前静止时浮于水面上； 当曝气时由于受到曝气的搅拌作用和水力作用载 体处于流化状态．载体挂膜结束后当曝气停止后 载体沉入反应器底部． 1∙2 水质分析和检测方法 COD、VSS、NH ＋ 4 －N 等用标准方法（APHA 1998） ［16］．DO 用在线 DO 测定仪（Model YSI5100 YSI INC．Yellow Spings）pH 用 在 线 测 定 仪 （WT W inolablevel 2）．生物膜结构采用扫描电镜 （SEMHITACHI5－4700）进行观察拍照样品在自 然条件下风干后用离子溅射仪（Gatan Model682）喷 镀白金进行预处理． 2 结果与讨论 2∙1 载体的挂膜 硝化菌在氨氮的降解过程中起主要作用因此 悬浮载体序批式反应器中生物膜上硝化菌的培养对 氨氮降解非常重要实验对微生物的培养过程如下． 取某市政污水处理厂的剩余污泥作为接种污泥把 接种污泥和污水一起加入到 SBR 反应器中充分搅 拌混合后静置24h然后加入30L 的悬浮载体按 照曝气22h静置1h排放和进水1h 运行每次进 水和排水量为1／2；运行培养驯化5d 后运行方式 改为曝气10h沉淀1h排水和加入污水时间1h挂 膜第17天在载体表面生长了薄薄一层致密的红褐 色生物膜调整运行条件和进水浓度继续挂膜第 38天在载体内部的向心柱与向心柱之间形成蜂 窝状的薄膜结构生物膜培养成熟至此挂膜结束． 挂膜期间水温在25±0∙5℃溶解氧控制在2～ 5mg·L －1之间． 2∙2 实验结果与分析 实验采用序批式对运行时间为3h 和4h 的悬 浮载体反应器的氨氮去除效果进行研究．实验期间 pH 控制在7∙8～8∙2水温在24～29℃之间．当运 行周期发生改变时为了使微生物能够适应新的运 行条件中间有一周的调整适应时间． 2∙2∙1 反应时间为3h 的实验结果 图2 反应时间为3h 时 COD 降解及去除率 Fig．2 COD degradation and removal efficiency after3h operation 实验采用间歇式进水和排水的运行方式．当实 验运行3h 时进、出水 COD 和氨氮质量浓度及去 除率的变化如图2和图3．由图3可知当进水氨氮 质量浓度在80mg·L －1以下时出水氨氮质量浓度 低于2∙0mg·L －1出水氨氮质量浓度符合中国的生 活污水排放标准系统具有较强的氨氮降解能力． 当进水 COD 低于300mg·L －1时出水质量浓度在 第4期 祁佩时等： 蜂窝状微生物膜降解氨氮 ·365·
,366 北京科技大学学报 第30卷 50mgL以下，考虑污水的可生化性等因素，系统 水，经过4h运行后，出水氨氮和COD质量浓度分 对COD同样有着较好的降解效果 别低于3.5mgL和46mgL-1,表明悬浮载体生 100 100 物膜反应器对氨氮和COD降解取得了良好的效果 2.3蜂窝状生物膜的结构与氨氨降解机理 80 98 载体上的生物膜实际上是处于生长和脱落的动 60 96 态平衡中，生物膜不断地脱落更新，一般来讲，菌丝 体比菌胶团增殖速度快，丝状细菌在条件适宜的条 40 ◆一进水 94 件下，随着丝状细菌向载体周围空间生长，一些菌胶 量一出水 士去除率 团以丝状菌为骨架，附着在丝状菌体上生长和增殖. 20 92 在生物膜上通常会生长少量的丝状细菌，这些丝状 0等吉方为80 菌在蜂窝薄翼状的生物膜的形成过程中起到架桥作 用；蜂窝结构的形成，使球菌、杆菌在载体上可利用 的表面积大大增多，从而使表层的微生物量增加 图3反应时间为3h时氨氨降解及去除率 蜂窝状生物膜的膜壁厚度较薄，如图6所示，大部分 Fig.3 NH-N degradation and removal efficiency after 3h operation 集中在40~50hm之间.0kabe等17门用微氧电极测 2.2.2反应时间为4h的实验结果 量氧气在液相主体向生物膜内扩散时发现，大部分 当实验运行时间为4h时，运行结果如图4和 的溶解氧消耗在距离膜表面50~100m处.较薄 图5所示.从图中可以看出，对于氨氨质量浓度在 的生物膜改善了生物膜内基质传递困难和供氧不足 130mgL1以下，进水C0D小于350mgL的污 的问题，甚至使溶解氧和基质可以扩散到整个薄膜 400 0 内，对薄膜上硝化菌进行硝化反应起到很好的作用， 350 从而提高氨氨降解速率.蜂窝状结构增加了微生物 300 80 附着生长的比表面积，由于氨氮生物氧化主要在很 250 薄的部分表层生物膜内发生，因此生物膜比表面积 200 70 的增加扩大了单位容积内活性硝化菌的生存空间， 150 ◆进水 使得生物膜的氨氮降解功能显著提高 量一出水 100 ★一去除率 60 50 495256596265697z50 t/d 图4运行时间为4h时的COD降解及去除率 Fig.4 COD degradation and removal efficiency after 4 h operation 160 100 140 120 95 图6蜂窝状生物膜的厚度 100 Fig.6 Thickness of the honeycomb shape biofilm 80 190 60 ◆一进水 要获得稳定的氨氨降解效果，在生物膜上必须 量一出水 40 一去除率 85 存活并维持一定数量的硝化菌。载体上生物膜内快 20 速生长的微生物可以取代生长慢的微生物，但是如 0■量-80 果两物种不竞争营养物质，而只是竞争空间，则它们 4952565962656972 tid 的最终分布将取决于其在生物膜上各点处的相对生 长速度.实验中丝状微生物在高溶解氧浓度的作用 图5运行时间为4h时的氨氮降解及去除率 Fig.5 NH-N degradation and removal efficiency after 4h operation 下，以及受到pH值、序批式运行等条件的抑制，生 长速度变得缓慢，而环境条件有利于生长速率较慢
50mg·L －1以下考虑污水的可生化性等因素系统 对 COD 同样有着较好的降解效果． 图3 反应时间为3h 时氨氮降解及去除率 Fig．3 NH ＋ 4 －N degradation and removal efficiency after3h operation 2∙2∙2 反应时间为4h 的实验结果 当实验运行时间为4h 时运行结果如图4和 图5所示．从图中可以看出对于氨氮质量浓度在 130mg·L －1以下进水COD小于350mg·L －1的污 图4 运行时间为4h 时的 COD 降解及去除率 Fig．4 COD degradation and removal efficiency after4h operation 图5 运行时间为4h 时的氨氮降解及去除率 Fig．5 NH ＋ 4 －N degradation and removal efficiency after4h operation 水经过4h 运行后出水氨氮和 COD 质量浓度分 别低于3∙5mg·L －1和46mg·L －1表明悬浮载体生 物膜反应器对氨氮和 COD 降解取得了良好的效果． 2∙3 蜂窝状生物膜的结构与氨氮降解机理 载体上的生物膜实际上是处于生长和脱落的动 态平衡中生物膜不断地脱落更新．一般来讲菌丝 体比菌胶团增殖速度快丝状细菌在条件适宜的条 件下随着丝状细菌向载体周围空间生长一些菌胶 团以丝状菌为骨架附着在丝状菌体上生长和增殖． 在生物膜上通常会生长少量的丝状细菌这些丝状 菌在蜂窝薄翼状的生物膜的形成过程中起到架桥作 用；蜂窝结构的形成使球菌、杆菌在载体上可利用 的表面积大大增多从而使表层的微生物量增加． 蜂窝状生物膜的膜壁厚度较薄如图6所示大部分 集中在40～50μm 之间．Okabe 等［17］用微氧电极测 量氧气在液相主体向生物膜内扩散时发现大部分 的溶解氧消耗在距离膜表面50～100μm 处．较薄 的生物膜改善了生物膜内基质传递困难和供氧不足 的问题甚至使溶解氧和基质可以扩散到整个薄膜 内对薄膜上硝化菌进行硝化反应起到很好的作用 从而提高氨氮降解速率．蜂窝状结构增加了微生物 附着生长的比表面积．由于氨氮生物氧化主要在很 薄的部分表层生物膜内发生因此生物膜比表面积 的增加扩大了单位容积内活性硝化菌的生存空间 使得生物膜的氨氮降解功能显著提高． 图6 蜂窝状生物膜的厚度 Fig．6 Thickness of the honeycomb-shape biofilm 要获得稳定的氨氮降解效果在生物膜上必须 存活并维持一定数量的硝化菌．载体上生物膜内快 速生长的微生物可以取代生长慢的微生物．但是如 果两物种不竞争营养物质而只是竞争空间则它们 的最终分布将取决于其在生物膜上各点处的相对生 长速度．实验中丝状微生物在高溶解氧浓度的作用 下以及受到 pH 值、序批式运行等条件的抑制生 长速度变得缓慢而环境条件有利于生长速率较慢 ·366· 北 京 科 技 大 学 学 报 第30卷
第4期 祁佩时等：蜂窝状微生物膜降解氨氮 367 的硝化菌生长，因此硝化细菌在生物薄膜上大量存 2.4与传统的活性污泥法降解氨氮效率比较 在和生长，生物膜上菌胶团细菌和丝状菌构成一个 悬浮生物膜载体序批式反应器和传统的活性污 共生的微生物生态体系，在这种共生关系中，丝状菌 泥法降解氨氨的时间如表1所示，由实验数据和 和菌胶团在生理和生化方面由于具有互补性，对于 表1比较可知，与传统活性污泥法相比，该实验方法 高效、稳定地污水净化起着重要作用. 缩短了氨氮的降解时间，提高了氨氨的降解效率， 表1与传统的活性污泥法氨氮降解的比较 Table 1 Comparison of ammonium-nitrogen degradation by the self-formed honeycomb-shape biofilm with that by a traditional activity sludge system 进水氨氮质量 序批式悬浮载体反应器 传统的活性污泥法 浓度/(mgL) 反应周期/h 出水氨氮质量浓度/(mgL-) 反应周期/h 出水氨氮质量浓度/(mgL-) ≤40 3 ≤1 6 ≤8 40-80 2 6-10 8 80-130 3.5 10-20 8 tivity by heterotrophic bacteria.Water Res,1986.20:1375 结论 3 [6]Krummel H.Effect of organic matter on growth and cell yield of 采用新型的悬浮载体对氨氨降解进行了研究， ammonia oxidizing bacteria.Arch Microbiol,1982,133:50 [7]Sharma R.Gupta S K.Influence of chemical oxygen demand/to- 在载体上形成了蜂窝状的生物膜结构，实验表明， tal Kjeldahl nitrogen ratio and sludge age on nitrification of ni- 悬浮载体生物膜具有较强的氨氮降解作用·在pH trogenous wastew ater.Water Eniron Res,2004.76(2):155 值为7.8~8.2，温度为24~29℃的条件下，经过3h [8]Costerton J W.Lewandowski Z.Caldwell D E,et al.Microbial 的反应后，氨氮从40~80mgL-1降解到2mgL1 biofilm.Annu Rev Microbiol,1995.49:711 以下，C0D从140~300mgL-1降解到50mgL-1 [9]Lazzarova V,Manem J.Biofilm characterization and activity anal- 以下；当反应周期为4h时，氨氮从80~130mgL1 ysis in water and wastewater treatment.Water Res.1995.29; 2227 降解到3.5mgL以下，C0D从150~350mgL1 [10]Zhang TC.Bishop P L.Experimental determination of the dis- 降解到46mgL以下.与传统的活性污泥法相 solved oxygen boundary layer and mass transfer resistance near 比，本文方法缩短了氨氨的降解时间，提高了氨氨降 the fluid-biofilm interface.Water Sci Technol,1994.30(11): 解速率， [11]Wanner O,Gujer W.Competition in biofilm.Water Sci Tech- 在悬浮载体上的向心柱之间形成了蜂窝状的薄 nol,1984,17(2/3):27 膜结构，减少了生物膜的厚度，增大了生物膜的比表 [12]Liu Y.Zhao Q L.Zheng X C.Wastewater Process Technology 面积，使微生物在悬浮载体上可以附着的比表面积 of Biofilm.Beijing:China Architecture and Building Press, 增加，导致位于外表面的活性微生物数量增加，处理 2000:61 效率提高，蜂窝状结构也有利于改善附着生长的生 (刘雨，赵庆良，郑兴灿·生物膜法污水处理技术。北京：中国 建筑工业出版社，2000：61) 物膜内部传质困难和供氧不足的问题 [13]Wijyekoon S,Mino T,Satoh H,et al.Effects of substrate rate 参考文献 on biofilm structure.Water Res,2004.38:2479 [14]Moessmann M,Neu T R,Horn H.et al.Growth,structure [1]Ferrer J.Rodrigo M A.Seco A.et al.Energy saving in the aera- and oxygen penetration in particle supported autotrophic tion process by fuzy logic control.Water Sci Technol.1998.38 biofilms.Water Sci Technol.2004.49(11/12):371 (3):209 [15]Tsuneda S,Ejiri Y,Nagano T,et al.Formation mechanism of [2]Tsuneda S.Park S.Hayashi H.et al.Enhancement of nitrifying nitrifying granules observed in an aerobie upflow fluidized bed biofilm using selected EPS produced by heterotrophic bacteria. (AUFB)reactor.Water Sci Technol.2004.49(11/12):27 Water Sci Technol.2001,43(6):197 [16]American Pubic Health Association.Standard Methods for the [3]Fang H Y,Chou MS.Nitrification of ammonia nitrogen in refin- Examination of Water and Wastewater.Washington:Water ery wastewater.Water Res.1993,27(12):1761 Works Association and Water Environment Federation.1998 [4]Pan P.Umbreit WW.Growth of mixed cultures of autotrophic [17]Okabe S.Natitoh H,Satoh H.Structure and function of nitrify- and heterotrophic organisms.Can J Microbiol,1972,18:153 ing biofilm as determined by molecular techniques and the use of [5]Blanc J.Audic J M.Faup G M.Enhancement of Nitrobacter ac- microelectrodes.Water Sci Technol.2002.46(1/2):233
的硝化菌生长因此硝化细菌在生物薄膜上大量存 在和生长．生物膜上菌胶团细菌和丝状菌构成一个 共生的微生物生态体系在这种共生关系中丝状菌 和菌胶团在生理和生化方面由于具有互补性对于 高效、稳定地污水净化起着重要作用． 2∙4 与传统的活性污泥法降解氨氮效率比较 悬浮生物膜载体序批式反应器和传统的活性污 泥法降解氨氮的时间如表1所示．由实验数据和 表1比较可知与传统活性污泥法相比该实验方法 缩短了氨氮的降解时间提高了氨氮的降解效率． 表1 与传统的活性污泥法氨氮降解的比较 Table1 Comparison of ammonium-nitrogen degradation by the self-formed honeycomb-shape biofilm with that by a traditional activity sludge system 进水氨氮质量 浓度／（mg·L －1） 序批式悬浮载体反应器 传统的活性污泥法 反应周期／h 出水氨氮质量浓度／（mg·L －1） 反应周期／h 出水氨氮质量浓度／（mg·L －1） ≤40 3 ≤1 6 ≤8 40～80 3 ≤2 6～10 ≤8 80～130 4 ≤3∙5 10～20 ≤8 3 结论 采用新型的悬浮载体对氨氮降解进行了研究 在载体上形成了蜂窝状的生物膜结构．实验表明 悬浮载体生物膜具有较强的氨氮降解作用．在 pH 值为7∙8～8∙2温度为24～29℃的条件下经过3h 的反应后氨氮从40～80mg·L －1降解到2mg·L －1 以下COD 从140～300mg·L －1降解到50mg·L －1 以下；当反应周期为4h 时氨氮从80～130mg·L －1 降解到3∙5mg·L －1以下COD 从150～350mg·L －1 降解到46mg·L －1以下．与传统的活性污泥法相 比本文方法缩短了氨氮的降解时间提高了氨氮降 解速率． 在悬浮载体上的向心柱之间形成了蜂窝状的薄 膜结构减少了生物膜的厚度增大了生物膜的比表 面积使微生物在悬浮载体上可以附着的比表面积 增加导致位于外表面的活性微生物数量增加处理 效率提高．蜂窝状结构也有利于改善附着生长的生 物膜内部传质困难和供氧不足的问题． 参 考 文 献 ［1］ Ferrer JRodrigo M ASeco Aet al．Energy saving in the aeration process by fuzzy logic control．Water Sci Technol199838 （3）：209 ［2］ Tsuneda SPark SHayashi Het al．Enhancement of nitrifying biofilm using selected EPS produced by heterotrophic bacteria． Water Sci Technol200143（6）：197 ［3］ Fang H YChou M S．Nitrification of ammonia-nitrogen in refinery wastewater．Water Res199327（12）：1761 ［4］ Pan PUmbreit W W．Growth of mixed cultures of autotrophic and heterotrophic organisms．Can J Microbiol197218：153 ［5］ Blanc JAudic J MFaup G M．Enhancement of Nitrobacter activity by heterotrophic bacteria．Water Res198620：1375 ［6］ Krummel H．Effect of organic matter on growth and cell yield of ammonia oxidizing bacteria．A rch Microbiol1982133：50 ［7］ Sharma RGupta S K．Influence of chemical oxygen demand／total Kjeldahl nitrogen ratio and sludge age on nitrification of nitrogenous wastewater．Water Environ Res200476（2）：155 ［8］ Costerton J WLewandowski ZCaldwell D Eet al．Microbial biofilm．A nnu Rev Microbiol199549：711 ［9］ Lazzarova VManem J．Biofilm characterization and activity analysis in water and wastewater treatment．Water Res199529： 2227 ［10］ Zhang T CBishop P L．Experimental determination of the dissolved oxygen boundary layer and mass transfer resistance near the fluid-biofilm interface．Water Sci Technol199430（11）： 47 ［11］ Wanner OGujer W．Competition in biofilm．Water Sci Technol198417（2／3）：27 ［12］ Liu YZhao Q LZheng X C．Wastewater Process Technology of Biofilm．Beijing：China Architecture and Building Press 2000：61 （刘雨赵庆良郑兴灿．生物膜法污水处理技术．北京：中国 建筑工业出版社2000：61） ［13］ Wijyekoon SMino TSatoh Het al．Effects of substrate rate on biofilm structure．Water Res200438：2479 ［14］ Moessmann MNeu T RHorn Het al．Growthstructure and oxygen penetration in particle supported autotrophic biofilms．Water Sci Technol200449（11／12）：371 ［15］ Tsuneda SEjiri YNagano Tet al．Formation mechanism of nitrifying granules observed in an aerobic upflow fluidized bed （AUFB） reactor．Water Sci Technol200449（11／12）：27 ［16］ American Pubic Health Association．Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater．Washington：Water Works Association and Water Environment Federation1998 ［17］ Okabe SNatitoh HSatoh H．Structure and function of nitrifying biofilm as determined by molecular techniques and the use of microelectrodes．Water Sci Technol200246（1／2）：233 第4期 祁佩时等： 蜂窝状微生物膜降解氨氮 ·367·