【摘 要】 本研究以大孔网状LD-FS载体固定化高效微生物菌群B350、所得固定化微生物至于曝气水槽中构成固定化微生物-曝气生物流化池污水处理系统（IM-ABF技术），以人工污水为处理目标，研究了不同温度、pH值、碳氮比（C/N）、溶解氧（DO）浓度等对固定化微生物污水脱氮影响。结果表明，在本文实验条件下，去除NH4+-N的最适条件：温度为20-25℃、初始pH值为9.0、C/N为16、DO浓度为4.0 mg/l。
【关键词】 固定化微生物 污水脱氮 温度 pH值 碳氮比 溶解氧
Study on Influencing Factors of Nitrogen Removal by Immobilized Microorganism Technology
BAI Xue
（College of Chemistry and Chemical Engineering, Lanzhou University, Lanzhou 730000）
Abstract In this work, microorganism is immobilized by LD-FS carrier, and a new technique was formed by placing the resulting immobilized microbe into an aerated filter, i.e. IM-ABF technology. Meanwhile, the resulting IM-ABF technology was employed in wastewater treatment. The effect on T, pH, C/N, DO was studied. Results showed that the optimum condition of NH4+-N removing is T=20-25℃, pH=7.5, C/N=16, DO=4.0 mg/l. 第 1 页
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Key words Immobilized microbe, Nitrogen Removal of wastewater, Temperature, pH, C/N, DO
1、前言
20世纪80年代初，固定化微生物技术开始应用于污水生化处理过程。这种生物工程高新技术用于高难度工业污水处理时，显示出微生物负载量大、处理效率高，稳定性强，污泥产量小、固液分离容易，能纯化和保持优势菌群，以及基建占地少等优点而倍受关
注，并取得了令人瞩目的研究成果[1]。
含氮污染物是水环境中一个很重要的污染因子。废水中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮等四种形态存在。生活污水中氮的主要存在形态是有机氮和氨氮，其中有机氮占生活污水含氮量的 40%～60%、氨氮占 50%～ 60%、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮仅占 0～ 5%[2]。含氮污染物是造成水体富营养化和环境污染的重要物质，污水排放中的氨氮控制越来越受到重视，故研究具有高效脱氮功能的工艺越来越重要。近十多年来,利用固定化微生物技术强化生物脱氮已成为生物脱氮领域研究的热点之一[3]。
2、实验部分
2.1 实验材料
试验污水：采用人工污水，用自来水加葡萄糖、氯化铵、磷酸二氢钾、磷酸氢二钾、硫酸镁、碳酸氢钠、氯化钙、硫酸锰、氯化铁等来模拟生活污水水质。
大孔网状载体：LD-FS 载体，本实验室自制。
微生物：高效微生物菌群B350，美国Bio-System公司产品，微生物含量为30～50亿个/g-1。 第 2 页
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2.2 实验方法
2.2.1 固定化微生物的制备[4]
a. 将大孔载体用蒸馏水洗净；
b. 用5%HCl浸泡24h,用蒸馏水洗至中性；
c. 用5%NaOH浸泡24h,用蒸馏水洗至中性；
d.将经过预处理的载体加入到含3000mL培养液的反应器，投加3g高效微生物菌群B350，曝气培养3天；
e. 滤出块状载体，用生理盐水洗净，即得大孔载体固定化微生物，备用。
2.2.2 脱氮反应
试验用反应器为玻璃管制成，反应器内径140mm，有效容积3.5L，反应器底部设有曝气盘，内设电动搅拌，置于恒温槽中。将人工废水加入反应器后，用稀硫酸和稀氢氧化钠溶液调节体系酸碱度，采用溶解氧测定仪(HI9143 )监测反应器中的溶解氧（DO）、并通过进气阀调节曝气量而使DO控制在恒定的水平，恒温2h。然后投加一定量的固定化微生物载体至反应器中（每次投加载体前将载体用自来水冲洗3遍）、使载体填充率为30%，定时测定反应器内参数变化。同时，改变不同的反应条件进行相关研究。
2.3 分析方法及仪器
COD测定采用重铬酸钾法；
HI93715氨氮快速测定仪，意大利HANNA；
HI9143便携式溶解氧测量仪，意大利HANNA；
HI9025便携式酸度计，意大利HANNA。
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3、结果与讨论
3.1 温度对固定化微生物脱氮的影响
采用C/N为16，pH为7.5，控制DO在1～2 mg/l，温度分别恒定在20℃、30℃、40℃条件下，NH4+-N去除率随反应时间的变化结果见图1。从图1曲线可见，当反应达4h时，温度为20℃、30℃、40℃条件下的NH4+-N去除率分别为52.64%、46.15%、34.08%。温度为40℃时NH4+-N去除率较低，这应当是温度升高会使微生物蛋白质变性逐渐失活、致使硝化速率变低的结果。一般而言， 20℃左右硝酸菌较为活跃[5]，高于20℃时则硝酸菌活动减弱而亚硝化反应加快、至25℃时达到最大。当温度达25℃后，则游离氨对亚硝酸菌有较为明显的抑制作用 [6]。故20℃条件下污水中NH4+-N降解速率较高，换句话讲，相对较低的温度有利于硝化菌的增殖、亦即有利于污水中NH4+-N污染物的降解。
0246810152025NH4+-N(mg/l)t(h) T=20`C T=30`C T=40`C
图1 不同温度条件下NH4+-N浓度随时间的变化曲线
3.2 pH值对固定化微生物脱氮的影响
反应器温度恒定在30℃，进水C/N为16，DO控制在1～2 mg/l，调节反应体系的初始pH值分别为6.5、7.5、8.0、9.0，氨氮去除率随反应时间的变化结果见图2。对于硝化过程而言，
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当pH值低于6或高于9.6时，则硝化作用将停止[7]。对反硝化过程，当pH值低于6.5或高于9时，反硝化速率将很快下降。因此，当生化体系pH值为7.5左右时，反硝化将处于最佳状态[8]。由图2可见, NH4+-N降解速率随pH值增加而增大,这是因为在硝化过程消耗了碱性物质而生成HNO3、使水中pH值下降，对硝化细菌不利, 所以初始pH值小的反应不利于硝化反应的进行。 硝化反应的最适pH为8.0-9.0，而反硝化最适pH在6.5-7.5[9]，所以同步硝化反硝化的最适pH选在7．5左右。
在污水处理过程中，硝化过程中和了水中部分的OH-使pH值下降，而反硝化则释放出一定量的OH-又使pH值有所回升，但这往往不足以弥补硝化阶段所消耗的OH-，故总的结果仍然是系统pH值下降[10]。图3所示的初始pH值等于7.5、8.0、9.0的反应体系中, pH值先降后升、至反应8h后, pH值分别降至7.1、7.5、8.0。另外，初始pH值为6.5的生化应体系，由于硝化反应受到抑制，当反应达8h后pH值为6.7，pH变化较小。
024680510152025 NH4+-N(mg/l)t(h) pH=6.5 pH=7.5 pH=8.0 pH=9.0
图2 不同pH条件下NH4+-N浓度随时间的变化曲线 第 5 页
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024685.05.56.06.57.07.58.08.59.0 pH=6.5 pH=7.5 pH=8.0 pH=9.0pHt(h)
图3 反应体系pH值随时间的变化曲线
3.3 碳氮比对固定化微生物脱氮的影响
采用初始pH值为7.5，温度恒定在30℃，DO控制在1～2 mg/l。改变葡萄糖与氯化铵配比调节C/N。 本实验初始C/N分别为7.8、15.9、27.4，结果见图4。从图4可见，初始C/N为7.8时，反应4h后NH4+-N浓度基本不变化；初始C/N为15.9时，反应5h后NH4+-N浓度基本不变；初始C/N为27.4时，NH4+-N浓度一直下降。这是由于有机碳源主要影响反硝化过程，只有C/N达到一定数值时，才能完全反硝化。有机物浓度太低，会影响反硝化的碳源需求，反硝化不能顺利进行，硝酸根大量积累，硝化反应也就受到抑制。三个条件下反应开始的4h内，NH4+-N降解速率基本没有差别。这说明只要碳源是足量的，有机碳的浓度大小对NH4+-N降解速率没有影响。
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0246810152025 C/N=7.8 C/N=15.9 C/N=27.4NH4+-N(mg/l)t(h)
图4 不同C/N条件下NH4+-N浓度随时间的变化曲线
表1 C/N对污水中NH4+-N及COD去除的影响
NH4+-N(mg/l)
COD(mg/l)
C/N
进水
出水
去除率（%）
进水
出水
去除率（%）
7.8
23.95
17.00
29.02
187.4
25.0
86.7
15.9
24.15
13.95
42.24
383.9
146.7
61.8
27.4
23.15
7.60
67.17
633.4
271.8
57.1
表1为不同C/N条件下的NH4+-N及COD去除实验数据。由表1可发现，NH4+-N去除率随C/N的增加而增加，但COD去除率则随C/N的增加而下降。然而，污水脱氮难度大于其COD的去除，当某一体系氨氮至下降后，其出水COD可通过生化氧化过程很容易去除。根据同步硝化与反硝化的工艺要求，兼顾NH4+-N和COD的去除效果，宜选择C/N值为16。 第 7 页
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3.4 溶解氧浓度对固定化微生物脱氮的影响
采用进水C/N为16，pH值为7.5，温度为30℃，调节空气进气阀使溶解氧DO浓度分别恒定在1.5、4.0、6.0mg/l，研究DO值大小对NH4+-N 及COD去除率的影响，其污水NH4+-N浓度随时间的变化结果见图5。由图5可看出，在时间相同的情况下，污水NH4+-N去除率随其DO值的增大而增加、反应时间达到8.0h皆可达到或低于排放标准，但当反应时间达到5.5h后，DO值对污水NH4+-N去除率的影响明显减小、污水NH4+-N浓度基本不再随时间变化。这说明固定化微生物污水脱氮过程中的DO值设定范围较宽、这在工程上是极为有利的。表2为反应8.0h时的实验数据。从表2可知，污水中COD亦随DO值的增加而增大，这应当是较高的DO浓度使异养好氧菌活性增强而提高有机物氧化降解速率的缘故。然而，过高的DO浓度使氧气的穿透能力增强，体系内难以形成缺氧区而降低反硝化速率、导致脱氮速率下降。故DO浓度为4.0和6.0mg/l的体系在反应5.5h后，其污水NH4+-N浓度基本相同。考虑到同步硝化与反硝化的需要，宜选择4.0 mg/l为最佳DO浓度。
02468510152025NH4+-N(mg/l)t(h) DO=1.5(mg/l) DO=4.0(mg/l) DO=6.0(mg/l)
图5 不同DO条件下NH4+-N浓度随时间的变化曲线
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表2 溶解氧对NH4+-N及COD去除率的影响
NH4+-N(mg/l)
COD(mg/l)
DO (mg/l)
进水
出水
去除率（%）
进水
出水
去除率（%）
1.5
24.15
13.95
42.23
383.9
146.7
61.8
4.0
23.95
7.85
67.22
380.7
40.3
89.4
6.0
23.70
7.85
66.88
381.2
10.9
97.1
4、结论
固定化微生物-曝气生物流化池污水处理系统（IM-ABF技术）污水脱去NH4+-N的最适条件为温度为20℃、初始pH值为9.0、C/N为16、DO浓度为4.0 mg/l，NH4+-N降解速率随pH值增加而增大、pH值在6.5～9.0之间。在本实验所得最适条件下，水力停留时间（RTH）均在8小时之内、且在一定条件下可同时去除污水中的NH4+-N与COD，显示出固定化微生物技术处理污水时具有高效以及硝化与反硝化过程同步进行的显著特点。本实验结果对生活污水处理、特别是区域性生活污水处理具有参考价值。
参考文献
[1] 杨麒，李小明，曾光明，谢珊，刘精今.同步硝化反硝化的形成机理及影响因素.环境科学与技术，2004.27（3）：102～104.
[2] 吕其军，施永生. 同步硝化反硝化脱氮技术. 昆明理工大学学报（理工版），2003.28（6）：91～95.
[3] 杨麒，李小明，曾光明，谢珊，刘精今.固定化微生物脱氮技术 .环境污染治理技术与设备，2002.3（10）：58～60.
[4] 王建龙，生物固定化技术与水污染控制，科学出版社，北京，2002，91～130。 第 9 页
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[5] Belmelle B，et al .Study of Factors Controlling Nitrite Build-up in Biological Processes for Water Nitrification[J].Wat .Sci.Tech.，1992，26(5一6):1 017～1025.
[6] Yang L，Alle man J E .Investigation of Batchwise Nitrite Build-up by an Enriched Nitrification Culture[J].、Wat .Sci .Tech.， 1992，26(5一6):997～1 005.
[7] 沈耀良，赵丹.强化SBR工艺脱氮除磷效果的若干对策.中国给水排水，2002.16（7）：
23～25.
[8] 熊振湖,汪艳宁,王秀朵. 溶解氧和 pH值对 CAST工艺脱氮效果的影响.环境工程,2003.21(6):14～16.
[9] 邹联沛，刘旭东，王宝贞，范延臻. MBR中影响同步硝化反硝化的生态因子. 环境科学.2001.22[4]：51～55.
[10]Richard I Seadlak,Phosphorus and Nitrogen Removal from Municipal Wastewater
Principle and Practice.New York:Lewis Pablicasher,1991.
[11]杨殿海，王峰，夏四清.废水处理工艺的同步硝化/反硝化研究进展.上海环境科学。2003.22[12]：878～882.
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