生物膜法是一种高效的污水处理方法, 是利用附着生长于某些固体物表面的微生物 (即生物膜) 进行污水处理的方法。生物膜法具有污泥产生量少、水质适应性强、操作稳定性好、生物相丰富等优点 (李天成等, 2002) , 同时有利于硝化细菌的生长 (刘雨等, 2000) , 近年来在污水脱氮处理中得到广泛百富策略白菜网。长期以来, 由于分析方法和手段的限制, 对脱氮生物膜的微观性质研究非常有限, 严重阻碍了生物膜型污水脱氮工艺的优化。近年来, 随着微电极 (microelectrode) 、激光扫描共聚焦显微镜 (laser scanning confocal micro-scope, LSCM) 、荧光原位杂交 (fluorescent in situ hybridization, FISH) 等手段的百富策略白菜网, 人们对生物膜微观特征有了深入的研究。生物膜型污水脱氮反应器是模拟实际生物膜废水处理构筑物而制成封闭系统, 通常情况下体积较小, 且具有可控性强、处理效率高的特点, 常用来研究水处理工艺的机理等, 对于提高废水的处理能力具有重要意义。本文介绍了近年来国内外不同类型生物膜脱氮工艺及反应器中生物膜的微观结构、微生物生态及传质过程等研究进展, 旨在为生物膜脱氮技术的深入研究提供参考。

生物膜型污水处理工艺是在废水处理构筑物中提供脱氮功能微生物附着的载体, 使微生物在载体填料上大量生长并形成生物膜, 强化并利用微生物的新陈代谢以去除污水中的氮素。生物膜型脱氮工艺类型很多, 典型的传统工艺主要有生物滤池 (biologic filter, BF) 、生物转盘 (rotating biological contactor, RBC) 、生物流化床 (biological fluidized beds, BFB) 等。

BF是一种将污水生物处理过程和悬浮物滤除过程结合在一起的污水处理工艺, 微生物附着生长在滤料表面, 通过脱氮微生物硝化反硝化等生物转化过程将水中氮素脱除 (崔福义等, 2005) , 同时可以将生物转化过程产生的剩余污泥和进水带入的悬浮物进一步截留在滤床内, 起到生物过滤的作用 (牛学义, 1999) , 它具有处理进水负荷高、水质适应性强、水力停留时间短、剩余污泥量少且辅助处理设施简单等优点 (Kent et al., 1996;Chang et al., 2002;Chen et al., 2006;Wang et al., 2006) 。BF工艺可以用来处理多种类型的废水, 已成为碳氧化和硝化反硝化的普遍选择。

RBC处理装置主要由盘片、接触反应槽、转轴及驱动装置组成, 脱氮微生物附着生长在盘片上形成生物膜, 转轴带动转盘转动交替地与污水和空气接触, 形成好氧和缺氧的环境, 盘片上生物膜中硝化菌与反硝化菌分别利用空气中的O2和废水中的有机物交替进行着硝化和反硝化作用。转动对盘片上生物产生剪切力, 通过去除由消耗碳氮磷营养物所产生的细胞, 使生物膜厚度保持相对恒定 (Grady et al., 1999) 。有研究用15N同位素示踪法研究生物转盘内氮素去除的途径, 结果发现, 在铵态氮 (NH4+-N) 在生物膜表层通过硝化作用生成亚硝酸, 而在内部生物膜亚硝酸作为电子受体发生了厌氧氨氧化作用, 最终生成N2 (Wyffels et al., 2003) 。RBC工艺常用于市政污水的二级处理, RBC用于工业废水处理也表现出较好的效果, 对高浓度染料废水的脱色效果明显, 也可去除重金属及其他毒性化合物 (刘富军等, 2007) 。

BFB技术是普通活性污泥法和生物膜法相结合的废水生化处理技术, 该工艺以砂、焦炭、活性炭、陶粒、沸石、磁环、玻璃珠、多孔球以及多孔高分子聚合物等材料作为载体, 其上挂有生物膜, 通过脉冲进水的措施使污水由下而上通过, 附着微生物的载体通过向上流动的水携带悬浮于流体中, 即呈流态化 (Grady et al., 1999) 。污水中的有机物在生物膜的吸附降解作用下得以去除 (李枝玲和丁雨, 2008) 。通过控制流化床内溶解氧形成富氧和缺氧区域进行硝化和反硝化反应, 将废水中氮素脱除 (时彦芳等, 2005) 。有研究表明, 流化床内不存在亚硝酸盐积累的问题, 因此具有硝化和反硝化的固有优势 (Fux et al., 2002) 。但是近年研究发现, 流化床可以大量积累亚硝酸盐而进行短程硝化-反硝化过程 (Ruiz et al., 2006) 。总的来说, 生物流化床反应器具有容积负荷高、传质速度快、抗冲击能力强、占地面积小、运行稳定等优点 (Grady et al., 1999) , 适用于各种可生物降解的有机废水处理, 对各类生活污水及工业废水具有良好的处理效果 (刘载文等, 2010) 。

随着人们对生物膜载体研究的日益深入, 出现大量新型生物膜反应器工艺如曝气生物滤池 (biological aerated filter, BAF) 、膜曝气生物反应器 (membrane-aerated biofilm reactor, MABR) 等。BAF集生物氧化和截留悬浮固体于一体, 具有处理效率高, 出水水质好等优点, 对该反应器的硝化和反硝化功能的研究是此技术的热点 (Grady et al., 1999) 。在MABR中以特制膜材料作为生物膜载体, O2和底物从两侧向生物膜传递, 两者形成逆梯度实现膜内快速传质, 硝化作用在膜表面发生, 反硝化作用在靠近污水一侧发生 (Semmens et al., 2003;Terada et al., 2003) , 大大提高了废水处理效率, 研究表明, MABR在废水处理中表现出很好的脱氮性能 (Terada et al., 2006) 。

生物膜是由微生物细胞和胞外多聚物 (EPS) 所组成的复杂的微生态结构, 表征生物膜结构的主要参数有厚度、细胞数量和EPS密度等。早期的研究者认为, 生物膜是一层具有各向同性的、薄的、厚度均匀的覆盖在载体表面的膜 (Wanner & Gujer, 1986) 。但是随着研究手段的不断进步, 人们发现生物膜的结构并不是均一的, 而是具有异质性。Stewart等 (1995) 采用溴化乙锭 (ethidium bromide) 和卡尔科洛德染料 (calcofluor) 染色, 并结合扫描电镜 (SEM) 、共焦扫描激光显微镜 (CSLM) 和普通显微镜手段研究生物膜结构, 发现生物膜样品厚度变化较大, 且生物膜细胞及EPS密度并不均匀, 沿生物膜表面每变化10 μm甚至更小的距离, 生物膜厚度、细胞及EPS密度均会发生显著变化。同一样品采样管中生物膜有些地方厚度达几百微米, 而在另外一些区域基质裸露没有被膜覆盖, 生物膜中明显存在着空隙和通道, 在这些空隙和通道中没有微生物细胞存在, 染色结果表明细胞和EPS并不总是重叠的, 一些没有微生物细胞的区域内被EPS所填充。Seymour等 (2004) 运用磁共振力显微镜 (magnetic resonance microscopy, MRM) 观察生物膜的结构, 发现毛细管生物反应器中水凝胶基质中的细菌细胞被多聚糖和其他生物聚合物所包围, 可以清晰地观察到生物膜中的通道和孔洞。

目前普遍认为, 生物膜结构是在基质底部微生物细胞形成致密而薄的细胞层, 其中的微生物相互聚集以团簇的形式存在。生物膜整体被微生物细胞和EPS所填充, 其内部形成空隙和通道, 空隙和通道彼此连接, 成为营养物质、信息传递等现象发生的场所 (Zacarias et al., 2005;温沁雪等, 2006) 。

水流剪切力是由于曝气、搅拌、水流速度等因素对生物膜表面所产生作用力的统称, 主要影响脱氮生物膜微生物EPS分泌, 生物膜微生物底物渗透, 生物膜形状等。Celmer等 (2008) 通过改变磁力搅拌强度和通入氮气研究不同水流剪切力对膜生物反应器 (membrane biofilm reactor, MBR) 内生物膜结构的影响, 结果发现, 在高磁力搅拌强度及高氮气流下即水流剪切力较大时, 生物膜较薄且EPS积累较少。Khan和Visvanathan (2008) 研究150、300、400 r·min-1 3个搅拌速度下MBR反应器中生物膜结构和渗透性, 实验发现, 高速搅拌导致膜表面的剪切力增大, 生物膜分泌EPS减少, 表面结构分散, 渗透性加大, 传质效率提高, 进而使脱氮效率提高。另外, 生物膜型反应器中水流速度变化会造成水力剪切力的改变, 进而影响生物膜的形态结构。Kima等 (2010) 研究表明, 玻璃珠多孔载体生物膜在水流速度较大时膜的碎形维度 (Df) 较大。碎形维度是用来表征微生物群落边界粗糙度的量, 该值越大说明微生物群落边界越不规则, 粗糙的生物膜表面使液相主体在膜表面的流态发生变化, 影响底物的传质进而影响氮素的去除。

生物脱氮过程中的底物包括溶解氧 (DO) 和有机物、氮源等营养基质, 底物浓度对生物膜型脱氮反应器中生物膜厚度、结构及EPS的产生和形态具有重要影响。Modin等 (2010) 研究了膜生物膜反应器不同供气方法对硝酸盐去除效果及生物膜特征的影响, 生物膜SEM图像表明, 在DO较低的反应器A中生物膜较致密, 而在DO充足的反应器B中, 生物膜呈多孔的结构。Wijeyekoon等 (2004) 研究了不同底物浓度对生物膜结构的影响, 实验中3个反应器的C/N比均控制为0.1, 底物负荷率分别为1.2、0.6和0.3 g C·m-2·d-1, 结果发现, 底物负荷对生物膜的生长有重要影响, 在高底物负荷条件下形成的生物膜较致密孔隙率较小, 这是由于在高底物负荷下微生物生长较快, 早期的生物膜脱落被新生的生物膜所取代, 使得生物膜致密且较薄。

底物C/N比是生物脱氮反应中重要参数之一。Miqueleto等 (2010) 以葡萄糖、豆油、脂肪酸和肉膏作为底物研究了厌氧序批式生物膜反应器 (ASBBR) 中碳源及C/N比对微生物EPS产生的影响, 发现葡萄糖、豆油、脂肪酸和肉膏作为底物时EPS产生量分别为23.6、13.3、9.0和1.4 mg·g-1, 随着C/N比增加微生物生长较慢, EPS的产生量增加, 这是由于当C/N比高时, 氮素缺乏使微生物蛋白质合成受到限制, 而过量的碳源被用来合成多聚糖使EPS的生成量增多。

由于不同反应器运行条件不同, 导致水流剪切力、底物性质有所差异, 进而导致生物膜形态有所不同, 与生物滤池和生物转盘相比, 生物流化床载体表面生物膜具有较大的比表面积, 且生物膜含水率较低 (94%～95%) , 相对较薄且均匀 (郑元景和沈光范, 1983;郑平和冯孝善, 1997) 。

在生物膜传质过程中, 将膜分为液相和固相两个连续的部分, 固液两相之间有一个过渡区域叫作“边界层”, 生物膜中的空隙和通道被看作是固相的一部分 (温沁雪等, 2006) 。液相中的底物、氧气等通过液体边界层扩散进入生物膜用于微生物细胞的生长, 同时生物膜内的反应产物也会反扩散。传质边界层对于绕流物体的阻力和生物膜的传质速率具有重要影响, Pauer和Auer (2009) 通过建立模型研究边界层的氨传递和生物膜中氨的消耗来定量描述生物膜中的硝化总通量, 结果表明, 生物膜硝化反应通常由边界层厚度控制, 典型的边界层厚度大约为0.1～1.0 mm。边界层的厚度受到液相主体和生物膜本身形态的影响。Beer和Stoodley (1995) 发现, 边界层厚度随着液相主体流速的增大而减小, 这将使有效传质速率增大。在液体流速快时, 传质边界层紧贴生物膜表面, 边界层厚度较小;而在低流速 (0.0078 m·s-1) 时边界层是与基质平行的, 传质边界层厚度较大。生物膜空隙中液体流速与液相主体的流速成正比, 氧气在生物膜中的分布依赖于液相主体的流速, 这就说明在低流速条件下扩散决定内部传质, 而在高流速 (0.064 m·s-1) 条件下空隙中的液体对流是主要的传质方式。

生物膜的结构如厚度、内部孔隙率、表面粗糙度等会对氧气和底物的传质效率和方式产生影响。Gapes和Keller (2009) 发现在高底物负荷 (4.7～6 mg NH4+-N·m-2·d-1) 条件下形成的生物膜具有较大的内部孔隙率和表面粗糙度, 具有较大的异质性, 这种异质性生物膜能够促进底物传质, 这主要是由于不均匀的生物膜表面使表面流态发生变化形成涡流促进底物传质。Motlagh等 (2008) 认为, 在新型膜生物反应器中底物的传递方式既有平流也有扩散, 他们发现在平流膜生物反应器中可以获得较高的NH4+-N去除速率, 这是平流使底物的传递速率较高所致。另外, 生物膜厚度和密度也是影响传质效率的重要因素。Emanuelsson和Livingston (2004) 以甲苯为碳源, NO3--N为电子受体研究厌氧生物膜的底物通量和扩散时发现, 甲苯通量随着生物膜厚度的增加而减小, 这是由于惰性生物膜的扩散阻力所造成。Hibiya等 (2004) 研究发现, 生物膜厚度<300 mm时, 氧气可以完全扩散到生物膜的底层, 氧气的渗透深度随着生物膜厚度的增大而增大。Walter等 (2005) 研究硝化/反硝化脱氮生物膜传质过程发现, 在生物膜表面和上层主要发生对流和扩散传质, 在生物膜中心扩散传质占主导, 在薄的生物膜中一般以对流传质为主, 在厚生物膜中扩散传质占主导。

在生物膜脱氮的过程中, 最主要的底物是氧气和NH4+-N等形式的氮素, 本文就以这2种底物在生物膜中的传质来说明生物膜脱氮的机理。

氧气的传递过程包括:1) 气泡内的氧气从气相主体扩散到气-液两相之间的气膜表面;2) 氧气穿过气膜, 到达气-液两相之间的液膜表面;3) 氧气穿过液膜, 到达液相主体;4) 氧气在液相主体中传递;5) 氧气到达细胞团聚体外的液膜;6) 氧气穿过液膜到达细胞团聚体表面;7) 氧气在细胞团聚体内传递;8) 氧气进入细胞;9) 进行生化反应 (郑平和冯孝善, 1997) (图1) 。

氮污染物扩散过程的驱动力来自于膜内外的浓度差, 在生物脱氮过程中, 液相中的NH4+-N在浓度差的驱动作用下进入生物膜发生硝化、反硝化等一系列生化反应器生成氮气等无机矿化产物, 在浓度差的作用下扩散返回液相主体。以MABR中氮素传质过程及脱氮机理为例, MABR中O2与NH4+-N等底物进行逆向传递, 在膜载体表面形成好氧区, 而在生物膜表层为缺氧区, 液相主体中的NH4+-N扩散进入生物膜好氧区NOB的亚硝化作用下形成NO2--N, NO2--N进入好氧区与NH4+-N共同作为反应物在Anammox的作用下进行厌氧氨氧化生成N2, 完成脱氮的整个反应 (Gong et al., 2008) (图2) 。

微观实验技术的发展加深了人们对生物膜内微环境的了解, 但是无法对生物膜内物质变化的整个过程进行实时控制和预测, 生物膜模型弥补了实验技术的缺陷, 近年来得到广泛关注。生物膜数学模型是描述生物膜内传质和生化反应的模型, 是优化生物膜型脱氮系统运行效果的重要研究方法。另外, 生物膜模型还能够对膜内水力动态学和物种变化进行分析, 已经成为预测生物膜内微生物行为、研究膜内传质和优化工艺设计的高效工具 (肖利等, 2003) 。生物膜模型经历了从纯经验模型发展为以描述微生物生长的Monod方程和描述底物扩散的方程为基础的模型, 从微生物单种群模型发展为微生物多种群模型, 从一维模型发展到空间立体的三维模型几个过程 (Noguera et al., 1999) 。一维多种群模型相对于三维多种群模型来说计算过程简单, 能够比较准确地对实际生物膜内的传质进行描述, 是目前研究生物膜内传质过程中常用的工具。另外, 希尔不等式系数 (Theil inequality coefficient, TIC) 、腐蚀系数 (erosion parameter, λ) 等常用来表征实验值与计算模拟值的接近程度。

目前, 生物膜模型已经广泛用于预测生物膜厚度、脱氮功能微生物活性、出水NH4+或NO2-、NO3-浓度、生物膜内DO浓度分布等。通过生物膜模型可以研究脱氮过程中不同因素影响的显著性, 以及验证不同控制方式的可行性。Wang (2009) 利用AQUASIM软件建立2个一维多种群生物膜模型分别研究O2与NH3同向扩散 (co-diffusion) 和O2与NH3反向扩散 (counter-diffusion) 生物膜反应器中部分硝化 (partial nitrification) 性能和生物膜特点, 模型参数灵敏度分析结果表明氧传质系数 (Ki) 和AOB、NOB最大比生长速率是模拟NH4+-N转化过程的关键参数, 模型模拟结果证明Ki小于10 m·d-1时对氮转化的影响比大于10 m·d-1时更显著, 且在反向扩散反应器中生物膜生成速度比正向扩散反应器中的要快, 生物膜的厚度也更大, 在反向扩散反应器中NOB的比例更大, 利用模型计算的手段说明底物的传质和生物膜厚度是氮素转化过程中的决定因素, 硝化过程微生物所需底物不同的扩散方式也会最终影响硝化产物 (NO2-、NO3-) 。由于反应器自身结构及NOB易被冲蚀, 膜生物反应器和以膜为载体的生物膜型反应器中难以实现部分硝化, 但可通过改变底物扩散方式加强生物膜反应器的部分硝化。

百富策略白菜网生物膜模型能够对生物膜中的脱氮功能微生物活性进行预测, 以确定最佳的运行控制条件。Huiliñira等 (2010) 采用多种群生物膜模型研究生物转盘反应器的半硝化, 在传统半硝化生物膜模型基础上, 考虑pH对NH3/NH4+和HNO2/NO2-化学平衡影响, 从29个模型参数中筛选并校正了灵敏度较高的AOB最大比生长速率μmax, AOB (1.32 d-1) 和生物膜-液相界面传质系数kL (0.44 m·h-1) 2个参数, 并通过数学计算模拟发现生物膜中活性生物组分在40 d内不能达到稳态, NOB比AOB对pH更敏感, 另外, NO2--N盐累积率 (β) 受到NLR和pH的影响, β>70%的较优操作参数区域为:NLRs在8.5～11.5 g N·m-2·d-1, pH>8, DO<3 mg O2·L-1。

生物膜模型能够将反应器宏观运行条件和生物膜微观状态联系起来, 以研究生物膜反应器中底物的微观传质。微电极原位测量法广泛用于考察生物膜内DO浓度分布情况, 但该方法测量移动床膜生物反应器 (moving bed biofilm reactor, MBBR) 中生物膜DO较为困难, Maši?等 (2010) 简化前人MBBR生物膜二维模型建立一维生物膜模型, 并结合微电极DO、边界层厚度测量结果模拟预测MBBR中填料表面生物膜氧气分布, 同时将连续搅拌罐反应器 (CSTR) 方程与生物膜模型结合, 将反应器运行条件和生物膜通过扩散-反应方程的边界条件相关联, 结果发现, 传质边界层的厚度依赖于液相主体的流速, 减小边界层厚度对提高氧气利用效率具有重要作用。

生物膜模型与实验研究之间具有密不可分的联系, 各种监测生物膜微观结构和微生物生态环境的技术手段百富策略白菜网推动了生物膜模型的不断完善, 使得生物膜模型成功地百富策略白菜网于科学研究及工程百富策略白菜网中, 更好地描述和预测生物膜中发生的不同反应及过程, 对反应条件的优化及处理效果的提高发挥重要作用。

生物膜中各种功能微生物具有不同的分布特点, 并且不同细菌的数量和种群结构差异很大。Chae等 (2008) 利用微电极和FISH研究了海绵载体上生物膜内脱氮功能微生物的分布情况, 发现AOB主要分布在生物膜表面, 在生物膜中的分布不如NOB分布均一, 但数量远大于NOB, 且生物量随深度的增加而减少。Chen等 (2009) 采用无纺布生物转盘反应器 (NRBC) 实现同时硝化、厌氧氨氧化和反硝化, 使用SEM和FISH技术分析生物膜发现SNAD生物膜外层主要分布以微球菌为主的AOB, 在生物膜内层主要是菜花形的生物聚集体, 推测可能以厌氧氨氧化菌为主, 并辅以部分反硝化菌。

Rowan等 (2003) 用PCR-DGGE研究生物曝气滤池 (biological aerated filter, BAF) 和滴滤池 (trickling filter, TF) 微生物的组成和种群多样性时发现, 尽管反应器进水的水质相同, 但是2种反应器中生物膜中的微生物的组成却有很大不同。虽然2种反应器中主要的AOB和活动亚硝化球菌 (Nitrosococcus mobilis) 相似, 但是BAF中AOB的种群多样性较少, 这是由于不同的反应器中的环境不同, 而环境对微生物种群的选择有一定的影响作用。

不同的反应系统具有不同的内部环境, 进而导致系统内微生物生态的差异。掌握不同反应系统内微生物群落组成变化规律, 有助于了解生物膜脱氮系统内微生物生态, 稳定生物膜脱氮系统的性能。

氧气是硝化过程的反应物, 对反硝化过程具有抑制作用, 氧气浓度对微生物的种类和分布具有重要影响。Gong等 (2008) 利用SEM、FISH和DGGE研究曝气生物膜反应器中完全自养脱氮过程中功能微生物群落差异时发现, 生物膜因溶解氧的不同分为富氧区和缺氧区, 富氧区里的细菌主要是以球菌为主的AOB, 而在缺氧区主要是以丝状菌和杆菌为主的厌氧氨氧化菌。

NH4+-N是硝化过程的重要底物, 其浓度大小会影响脱氮功能微生物的活性。Kim和Kim (2006) 研究污水水质对微生物活性的影响时发现, 高浓度的游离氨不仅能够抑制NOB的活性, 而且也能抑制AOB的活性, 推测在NH4+-N浓度较高时污水的pH较高, 而高pH能使游离氨浓度增大从而抑制硝化菌活性。

C/N比对反应器内微生物丰度、种群多样性及空间分布都具有较大影响。Xia等 (2008) 在悬浮填料生物滤池中发现, C/N比从3∶1、5∶1变化到10∶1时, AOB和NOB与总细菌的比例分别为5.4%、4.8%、3.1%和4.6%、3.5%、2.7%, 硝化微生物的丰度减小, 但是微生物种群多样性增加。C/N降低时, 硝化菌向原来由异氧菌所聚集的生物膜外层钱迁移。Liu等 (2010) 发现在C/N比为0时, 亚硝化单胞菌属 (Nitrosomonas) 和亚硝化螺菌属 (Nitrosospira) 是MABR生物膜中占优势的AOB, AOB和异养细菌分布在整个生物膜中, 它们的空间分布几乎是均匀的, 而C/N比为5时, AOB只有亚硝化单胞菌属 (Nitrosomonas) , 生物膜中的AOB几乎局限分布于生物膜内层, 硝化细菌在生物膜中呈现出明显的梯度分层现象。他们还发现C/N比增大时硝化菌的比氧气利用率降低, 这表明硝化菌群不再占优势, 过多的异氧菌阻碍硝化菌的活性导致硝化效果变差。

底物负荷对脱氮微生物的活力具有影响。Wijeyekoon等 (2004) 发现管状生物膜反应器中氨的氧化效率随着底物负荷率的增大而降低, 高负荷反应器 (1.2 g C·m-2·d-1) 、中等负荷反应器 (0.6 g C·m-2·d-1) 和低负荷反应器 (0.3 g C·m-2·d-1) 的氨氧化率分别为10.0%、13.0%和95.8%, 这可能是由于异养菌和硝化细菌之间竞争空间而使硝化细菌的硝化能力受到抑制。Gomez等 (2003) 研究乙醇浓度对浸没式反硝化滤池中生物膜细菌组成的影响时发现, 单位生物膜干重的细胞数量和反硝化活性与乙醇浓度呈正比。

底物的种类及其性质对反应系统内微生物群落产生很大影响, 因此, 可以通过改变底物浓度及其性质驯化微生物的方法构建并优化反应系统内微生物群落结构, 以提高反应效率。

Celmer等 (2008) 发现, 增大搅拌强度能够提高反硝化细菌的活性, 当搅拌转速为100～300 r·min-1, 反硝化速率不超过0.7 g N·m-2·d-1, 当通氮气增大搅拌强度后, 反硝化速率增大, 最大可达到0.93 g N·m-2·d-1。随着膜生物膜反应器运行时间变化, 反应器内微生物的丰度和种群变化也发生改变。张洪军和朱彤 (2009) 采用FISH技术和DGGE图谱对A/O工艺膜生物反应器处理生活污水的脱氮特性及硝化菌群的变化进行研究时发现, 系统内进行硝化作用的优势菌种为AOB和NOB, 随着系统运行时间的延长, AOB菌群数量逐渐增加, 且不同菌群的丰度也发生了变化, 对FISH结果进行分析结果显示, 系统运行初期到末期, AOB占硝化菌的比例一直保持在24%左右, NOB占硝化菌的比例由系统运行初期的35%逐渐增加到运行末期的55%左右。

传统观点认为, 硝化过程是AOB和NOB的作用, 且从NH4+-N转化为NO2--N的反应效率决定于AOB, 但是最近有研究表明, 好氧氨氧化古菌 (AOA) 对硝化反应的第一步也起到一定的作用 (Leininger et al., 2006) 。AOA在环境中丰度较大, 但是人们对AOA对氮循环的总体贡献还不了解。Park等 (2006) 在百富策略白菜网的生物反应器中发现了AOA的amoA基因序列。目前已知的关于古菌及其群落结构的研究大多数局限于活性污泥工艺中, 近年来研究者正在努力对生物膜中的古菌群落结构进行研究。Haseborg等 (2010) 研究固定床生物膜反应器中不同NH4+-N和NO2--N浓度条件下硝化微生物发现, 在NO2--N浓度较高时 (c=5～10 mg·L-1) , 硝化杆菌 (Nitrobacter) 的丰度增加, 但是硝化螺菌属 (Nitrospira) 大部分消失。在高浓度 (c=60～80 mg·L-1) 铵氮条件下, AOB稍有增加, 但是古菌的丰度没有改变。对新型脱氮微生物进行深入研究对生物膜型脱氮反应器内部微生态结构的优化和效率的提高具有极其重大的意义。

近年来, 随着FISH、PCR-DGGE和ME等技术被百富策略白菜网于生物膜研究领域, 国内外开展了大量生物膜型脱氮反应器生物膜微观特征的研究, 主要专注于生物膜微观结构及其影响因素, 生物膜内微观传质过程, 脱氮功能性微生物丰度、活性和微生物群落结构及其多样性等方面, 已取得了重要成果。然而, 如何从微观角度优化生物膜脱氮反应器的性能, 亟需解决以下问题:

1) 改进微生物的驯化富集方法, 发掘并富集培养高效脱氮功能微生物, 结合分子生物学技术, 揭示生物膜内种群分布、多样性等微观特性。

2) 开发适于生物膜内微环境检测的新方法, 深入研究生物膜微观环境内传质过程。

3) 优化生物膜脱氮动力学模型, 实时监控反应器不同菌种活性、时空分布与反应器处理效率的关系, 强化微生物除氮效果。