1 引言(Introduction)

　　現有污水處理技術有活性污泥法和生物膜法.跟活性污泥法相比, 生物膜法因不存在污泥膨脹問題和剩余污泥少, 能夠處理復雜的水質和節省處理空間等, 受到污水處理廠的青睞(許保玫等, 2003).目前使用的傳統填料分兩種, 一是固定型填料, 它材質輕、韌性好, 可長期使用, 但存在易堵塞, 需安裝更換等問題.二是懸浮型填料, 它不易堵塞, 接觸面大, 但需要安裝攔截裝置, 以免堵塞和流失.故此本實驗嘗試設計出一種半懸浮生物填料, 集中了固定型和懸浮型的優點.填料呈紡錘體型, 空隙率大, 能夠在污水中三維均勻流動, 且不易堵塞.同時填料在污水處理過程中繞中心繩運動, 無須安裝攔截裝置.

　　氨氮在好氧條件下氧化為亞硝酸鹽和硝酸鹽(硝化), 隨后在缺氧條件下還原為氮氣(反硝化), 以上兩個步驟同時發生在同一反應器中, 即為同步硝化反硝化(SND).相比活性污泥法, 生物膜法的優勢為在單一反應器上實現SND (Pochana et al., 1999).SND脫氮效率的主要影響因素包括：碳源、溶解氧(DO)、生物膜形態學和微生物群落, 以及反應器的操作條件等(Fu et al., 2010).

　　不同的COD / NH4+(C / N)的比例會影響微生物群落的比例.微生物群落在生物膜中進行著物質交換, 然而微生物活動會影響生物膜中的物質傳遞(Fu et al., 2010;Vanbenthum et al., 1997).在前人研究的基礎上, 本文將進一步研究以下問題(Deygout et al., 2013):首先由于不同C/N產生的不同微生物群落比例對于新填料生物膜的SND過程有何影響?其次不同C/N對生物膜中的物質傳遞速率有何影響?其傳遞速率對于生物膜SND過程有何影響?

　　物質傳遞中的DO在生物膜中的擴散限制促成了好氧、缺氧和厭氧微生物共存于生物膜中, 氧分層有利于生物膜SND的進行(Mattei et al., 2015).周小紅等用微電極研究異養生物膜的反應動力學參數, 結果表明生物膜外部的葡萄糖濃度對生物膜內DO擴散有抑制的影響(Sriwiriyarat et al., 2008).而這種影響對生物膜SND過程的影響研究是少有的(Zhou et al., 2012).本試驗將用微電極測量不同C/N生物膜中的DO變化, 分析DO傳質系數, 進一步研究不同C/N下的DO傳質系數對新填料生物膜SND過程的影響.由于微電極的脆弱性, 鮮有報道關于它應用于填料上的生物膜的測量.最普遍的方法是從填料上刮下生物膜放置于海綿上或在海綿上培養生物膜來進行測量, 但生物膜周圍的營養基質和主反應器中不一樣(Ning et al., 2014;Zhou et al., 2012).本研究創新性地設計蠕動泵將主反應器與測量槽連接在一起, 最大限度地還原生物膜周圍的真實營養基質, 提高生物膜DO測量的可靠性.生物膜特性, 如EPS、外部形態、厚度和生物量也影響生物膜物質的傳遞.它對新填料上的生物膜SND有怎樣的影響, 與物質傳遞和生物群落有怎樣的影響, 也是本文研究的方向(Horn and Hempel, 1997;Bassin et al., 2012).總之, 不同C/N會產生生物膜不同的SND, 但其中包含的因素有多種.本實驗旨在研究新填料由于不同C/N產生不同的物質傳遞、生物群落、生物膜特性對于SND過程的影響.

　　2 材料和方法(Materials and methods)2.1 填料

　　本研究設計了一種新型載體, 用于處理廢水, 如圖 1所示.半懸浮生物填料由ABS材料制成, 呈紡錘體型形狀, 其目的是減少其在水中的阻力.它長6 cm, 最大直徑為4 cm, 并有40個2 mm直徑的小孔.經儀器檢測得其BET面積為35 m2·g-1, 濕密度接近水密度, 干重6.1768 g.

　　圖 1

　　圖 1半懸浮生物填料 

　　2.2 反應器構建

　　針對新型生物填料的特殊性, 設計了適用于生物填料的反應器.如圖 2所示, 實驗室規模的反應器是用有機玻璃(長156 mm, 寬160 mm, 高190 mm, 有效容積5.5 L)制作而成, 反應器內裝有斜板, 斜板的作用是收集從底部側面曝氣器中心曝氣出來的氣泡到反應器中心, 以避免中心曝氣對掛膜初期生物填料上生物膜的沖擊導致的生物膜脫落.3 d之后, 運行反應器中心生物填料下面的曝氣裝置, 而側面底部曝氣裝置用于調節水中溶解氧.

　　圖 2

　　圖 2反應器和測量裝置 

　　2.3 微電極測量

　　首先, 將生物填料上的生物膜刮下置于測量槽(圖 2)上專用的海綿上.其次, 使用外部蠕動泵在轉速20 r·min-1下連接測量槽和反應器, 實現測量槽和反應室的循環連接.反應室保持恒定的曝氣通量, 然后測量過程開始，在反應器運行時間1、4、8、24 h進行.

　　2.4 運行方案

　　從當地的污水處理廠曝氣池的活性污泥取得接種污泥(瀝滘污水處理廠, 位于廣州市海珠區)，其接種的濃度控制在1000 mg·L-1.啟動操作時氮負荷率(NLR)和有機負荷率(OLR)分別在20和80~480 g·m-3·d-1.系統運行24 h, 喂養1 h, 曝氣運行23 h.運行環境溫度通過調節水浴設備保持在27~28 ℃.在運行的最初3 d里, 曝氣方式為側面底部曝氣, 接后11 d, 曝氣方式為中心曝氣聯合側面曝氣.反應器的初始溶解氧通過側面曝氣裝置控制在3 mg·L-1.第14 d的平均流量數據如圖 6所示.在第14 d, 此時的生物膜是成熟的, 分別在2、4、6、8、10、12、14、24 h提取反應器內的處理污水進行分析.不同的條件下的生活污水配方, 如表 1所示.

　　表 1 營養液配方

 　　生活污水配方為:溶解性葡萄糖(456、380、304、190、114、76 mg·L-1), 75 mg·L-1NH4Cl, 2 mg·L-1 KH2PO4, 2 mg·L-1Na2HPO4.其他營養成分包括：200 mg·L-1 NaHCO3, 58 mg·L-1 MgSO4, 0.517 mg·L-1 MnSO4·H2O, 13 mg·L-1 CaCl2, 1.43 mg·L-1 FeSO4·7H2O, 2.25 mg·L-1 ZnSO4·7H2O, 0.317 mg·L-1 EDTA, 0.08 mg·L-1 CuSO4·5H2O, , 0.05 mg·L-1 Co(NO3)2·6H2O, 0.037 mg·L-1 Na2B4O7·10H2O.

　　2.5 分析方法

　　本研究測定了反應器進水和出水的化學成分.包括化學需氧量(COD)的化學分析, 以及氨氮(NH4+-N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)、硝態氮(NO3--N)的測定, TN的測定值是基于NH4+-N和NO2--N和NO3--N的總和而不是直接的測試, 按照標準方法測定一個填料上的質量MLSS和MLVSS, 采取3個填料取平均值(國家環境保護總局, 2002).溶解氧(DO)和pH值使用DO和pH計.用游標卡尺測量在不同水位(高、中、低水位)填料上的生物膜厚度.EPS的提取和測量方法根據相關研究報告的方法(Geyik et al., 2015).

　　載體上的生物膜固定在4%多聚甲醛溶液中, 經乙醇脫水系列處理(即25%、50%、75%、100%, V/V, 0.25 h處理), 每次轉移到丙酮3次, 每次0.25 h.這些載體在Tousimis 815 autosamdri臨界點干燥器(Tousimis Inc., Rockville, MD, USA)進一步干燥.為了保持微生物的結構.處理后的樣品涂金和可視化在15 kV掃描電鏡(Hitachi, s-3400N, Japan).

　　2.6 COD、NH4+在生物膜內的傳遞分析

　　利用回歸方程得到NH4+、TN、COD消耗率(mg·L-1·h-1)：R(NH4+)、R(TN)、R(COD).記NH4+消耗時間為T(NH4+)、COD消耗時間為T(COD)、TN消耗時間為T(TN)、TN去除效率為E(TN), 計算公式如下：

(1) (2) (3) (4)

　　式中, Cin(NH4+)為氨氮進水濃度;Cin(COD)為進水COD;Cin(TN)為TN的進水濃度;Cef(TN)為TN出水濃度.生物硝化過程分為兩步, 即氨氧化為亞硝酸鹽, 隨后被氧化為硝酸鹽，見公式(5)(Gapes et al., 2003):

(5)

　　反硝化反應方程見式(6)和(7)：

(6) (7)

　　2.7 OUR實驗分析

　　對于定量描述在一個過程中或者涉及到水的生物反應器中的氧傳遞, 通常以微分方程(8)進行理論分析和實驗測量(Zerari et al., 2013)：

(8)

　　式中, dCL/dt是氧濃度隨時間的變化, kLɑ是在T ℃氧在液體內的傳遞系數, Cs*是在T ℃的飽和濃度, CL在特定時間點上和在T℃的溶解氧濃度.

　　鑒于在反應器中生物膜的氧消耗過程中溶解氧的質量平衡, 可以建立公式(9)(Garcia-Ochoa et al., 2009).此處OUR是生物膜中微生物的耗氧速率.

(9)

　　2.8 溶解氧在生物膜的分布

　　在每一個條件中設定頭1 h從生物膜外到生物膜零氧處的厚度作為傳遞層.假設溶解氧傳遞系數KS不改變, 根據式(10)(Garcia-Ochoa et al., 2009).

(10)

　　式中, Cs*是在生物膜外溶解氧濃度;CL是在初始1 h零氧層的溶解氧濃度.

　　當溶解氧的傳質是穩定的, 即:

(11) (12)

　　在同一時間的不同生物膜的傳質系數KS是不同的.此時把傳質過程受到的阻力生物耗氧OUR考慮到總的傳質系數KS中, 將此時的新傳質系數標記為KS*:

(13)

　　2.9 高通量測序

　　采用高效土壤DNA提取試劑盒E.Z.N.A.TM (Omega, Bio-Tek, Norcross, GA, USA), 根據制造方指示, 從生物載體上刮下的生物膜上提取DNA.從整體DNA中提取16S rRNA基因片段進行放大研究, V3正向引物為Nobar_341F (5′-Fusion A-Barcode-CCTACGGGAGGCAGCAG-3′), 反向引物為Nobar_534R (5′-Fusion B -ATTACCGCGGCTGCTGG-3′), V4正向引物為Nobar_515F (5′-Fusion A- Barcode-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′), 反向引物為Miseq-805R (5′-Fusion B- GACTACHVGGTATC TAATCC-3′).

　　聚合酶鏈式反應(PCR)完成之后, 采用Sangon agarose回收工具(種類：SK8131)對反應產物進行凝膠電泳試驗, 以便對DNA進行復原.根據實際測得的DNA濃度, 采用一定量的Qubit2.0對反應產物進行回收, 反應產物與所有樣品進行1:1的混合;樣品混合之后充分震動.將混合后的樣品按順序放入樣本庫(貼上序列標簽), 以供測序時使用.基因的測序活動和生物信息學研究是在上海生工生物工程技術服務有限公司的支持下開展的.

　　焦磷酸測序數據分析：采用默認設置的微生物生態學定量分析工藝過程對16S rRNA基因擴增子焦磷酸測序分析過程中產生的基因序列進行加工(過濾、聚合、按分類學進行分配和校直).上述加工過程包括質量檢查、消除干擾、微生物多樣性分析.總之, 消除流程圖的干擾, 然后采用UCLUST運算法對操作分類單元(OUT)進行分配.在最豐富序列的基礎上選取具有代表性的操作分類單元, 利用帶綠基因操作分類單元數據集合的核糖體數據庫項目(RDP)分類器(置信級至少為0.8)進行分類任務.之后, 采用芬多精最近校直空間終端工具(PyNAST)的校直運算法對上述基因序列進行校直.具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　3 結果與討論(Results and discussion)3.1 有機物、生物膜中的NH4+傳遞和SND過程分析

　　從圖 3a可知, COD消耗的時間遠遠短于氨氮消耗時間, COD的消耗時間為4~8 h, 而氨氮的消耗時間為8~14 h.隨著COD的增加, 氨氮消耗時間呈遞減趨勢, 然而COD消耗時間和COD的消耗率卻在增加.從圖 3b可知, C20條件下TN去除率為最高, 基本能夠完成SND, 但C24卻低于C20, 與其他條件一樣不能實現完全的SND.除了C24, TN去除率是隨著COD的增加而增加.從上面的分析, 可以得出除了C24, 附著在新型生物填料上的生物膜的SND效率的提高主要取決于COD的增加;COD的增加加快了氨氮的傳遞速率和COD消耗率.

　　圖 3

　　圖 3生物膜中物質傳遞 (a.不同條件下NH4+、TN消耗時間和COD消耗時間和消耗率, b.不同條件下TN去除率和消耗率) 

　　公式(6)和公式(7)表明, COD的增加, 會加速反硝化作用, 增加TN的去除率, 使公式中的NO2-和NO3-減少, 進而使得使氨氮氧化速率加快.即COD的增加使得SND過程中的硝化和反硝化過程縮短.由于氨氮的氧化速率加快相對應的是氨氮的消耗時間的縮短, 但從圖 3a可知, COD的增加對氨氮的氧化速率不一定有完全的積極影響.在C24條件下, 氨氮消耗時間反彈增加, COD的消耗時間比氨氮的消耗時間短, TN不能完全去除, 故TN的去除率下降, 這表明在SND過程中過多的COD不會促進硝化反應, 也會使得完成反硝化受到限制.這其中的原因需要進一步去分析.

　　從圖 3a可知, C4和C6的COD消耗時間大于TN的消耗時間, 這表明即使COD足夠用于反硝化反應, 反硝化還是不進行.反硝化是在貧氧條件下進行的, 而有機質傳遞此時沒有結束, 可以推測出在C4和C6條件下生物膜的缺氧條件丟失.C10、C16的條件下, COD消耗時間后, 生物膜仍能進行反硝化.由于生物膜外碳源已經用完, 則有兩種存在的可能原因：一種是微生物在生物膜缺氧層可能使用自身代謝物進行反硝化, 目前這一方面沒有充分的證實;另一種是貧氮層反硝化緩慢進行, 這說明反硝化的活性不高.在C20的條件下, TN和氨氮的消耗時間基本上與COD的消耗時間相同, 說明發生了同步硝化反硝化.COD消耗時間略低于前兩種, 其原因與前兩種條件是相同的.C24的條件下, 氨氮消耗時間反彈, TN不能完全去除.此時有機物無論是外源的還是內源的, 兩者都是足夠的, 則反硝化效率下降的主要原因是硝化效率下降.

　　理論上反硝化反應所需要的COD一般為3.5~4.5 g COD/ g N (Pochana et al., 1999), 試驗中沒有實現低碳比的SND.C4和C6條件下不能進行反硝化的原因是有機物不能被利用, 以及此時的硝化能力也較弱.故SND過程在低C/N條件下硝化和反硝化都受到了限制.根據菲克擴散定律：COD越高, 擴散到缺氧層越多.結合用于反硝化的COD和實際消耗的COD, 無論在任何條件, 試驗中反硝化碳值占比都不會超過總碳值20%.這說明好氧層用的COD比缺氧層多的多, 才降低了脫氮效率.在這種情況下, C20是最好的條件.

　　3.2 EPS對SND過程的影響

　　圖 4a反映了在開啟底部曝氣裝置前后TN去除率的改變值.在相同的流量范圍變化前后, C24的條件下, TN去除率的差值最低.底部曝氣出的氣泡會沖擊生物填料, 使得生物膜在生物膜初期生長過程中不容易粘附在生物填料上.圖 4b反映了生物膜內3種類型的EPS的比例變化：Tightly Bound-EPS (TB-EPS)、Loosely Bound-EPS (LB-EPS)和Soluble EPS.根據研究結果, C20和C24相比其他條件的TB-EPS占EPS的比例最大.TB-EPS占EPS比重越大, 表明生物膜與生物填料表面的結合更加緊密(Tang et al., 2016).前3 d中微生物在生物填料上固定并在其上面形成生物膜, 由圖 4a可知, 開啟底部曝氣之后, 低C/N的粘附并不穩定, 才使得整體的TN去除率下降.在生物膜SND過程中硝化和反硝化都需要實現反應的場所, 高C/N會使得生物膜在生物填料上粘附的更緊, 提高了SND的效率.

　　圖 4

　　圖 4 EPS對SND的影響 (a.TN去除率變化值, b.不同條件生物膜中EPS不同成分的比例) 

　　3.3 生物膜的結構對SND過程的影響

　　在廢水處理中, 底物基質在生物膜內的消耗主要靠擴散.物質擴散傳質速率與生物膜的結構和厚度有很大關系.最近的研究表明, 生物膜不是均勻而是不均勻和多孔結構復雜的(Seker et al., 1995).并且其內部的微生物聚集形式多樣.其形態可以緊密或松散的, 生物膜的結構可致密光滑或粗糙(Iltis et al., 2011). 圖 5顯示了附著在生物填料上的不同條件下生物膜的形態.C4條件下, 長在生物膜表面有似彈簧形狀的微生物, 使生物膜表面的孔比其他條件的大, 表現出比較疏松.由圖 5a~5f可知, 直到條件C24可以看到越來越多的絲狀微生物生長在膜表面.同時, 在條件C24可以證明高厚度的生膜空隙是更加的小, 表現出更加緊密.生物膜的結構是從疏松到緊密, 這說明從低C/N條件到高C/N條件, 微生物趨勢為疏松生長到密集生長(Lewandowski et al., 2000).SND過程中物質需要有通道去傳遞, 過于密集和過于疏松的生物膜會難以實現SND.

　　圖 5

　　圖 5生物膜表面形態SEM圖 (a. C4, b. C6, c. C10, d. C16, e. C20, f. C24) 

　　3.4 生物膜氧傳遞對SND過程的影響3.4.1 反應器中的耗氧速率試驗分析

　　底部側面流量增加會增加氣泡和營養液之間的KLɑ值.在反應器中, 假定流體物質是恒定的, 那么因為溫度是恒定的, 所以CS*是恒定的.當CL控制在3 mg·L-1, 結合公式(9), OUR與KLɑ正相關, 這意味著當KLɑ增加, OUR將增加.由此可以得出結論, 底部側面流量的大小可以反映出OUR的大小, 即生物膜的活性指標.

　　從圖 6a和圖 6b可以看出, 大體上質量、OUR和厚度會隨著C/N增加而增加.

　　圖 6

　　圖 6生物膜OUR與生物量的關系 (a.不同條件側面底部曝氣量, b.不同條件下粘附在生物填料的生物膜VSS和厚度) 

　　3.4.2 生物膜中的溶解氧分布

　　定義好氧為大于0.5 mg·L-1, 缺氧是0.2~0.5 mg·L-1, 厭氧是小于0.2 mg·L-1.在同一時間的不同條件的生物膜內DO的分布都不一樣.隨著C/N增加, 生物膜好氧層厚度會更小, 但可以提供反硝化條件的缺氧和厭氧層厚度就更大.隨著時間的推移, 缺氧和厭氧層逐漸減少, 有些甚至消失.前面討論的問題, 在C4和C6條件下, TN消耗時間低于COD消耗時間的原因則可以解釋為由于缺乏進行反硝化的缺氧環境.

　　根據公式(12), 在表 2所示的OUR在每一種條件下會隨著時間變小.在同一生物膜外部營養物濃度變小會使得生物膜的OUR變小.這一點跟其他研究結論相同, 生物膜外COD越高生物膜的OUR就越大(Zhou et al., 2009).從圖 7a~7b可以看出隨著時間的變化, DO在生物膜內部的分布變化為好氧層厚度逐漸增加, 最后占領整個生物膜厚度.

　　圖 7

　　圖 7生物膜中溶解氧的分布 (a. 1 h, b. 4 h.c. 8 h, d. 24 h) 

表 2 不同條件下隨時間變化的OUR值

　　結合圖 7a和公式(13)可知, 因為距離長傳遞的時間越長, 有更多的時間來傳遞, 因此可以從傳遞距離得出：KS*(C4)> KS*(C6)> KS*(C10)> KS*(C16)> KS*(C20)> KS*(C24).由于傳質系數越大, 傳質阻力將越小.研究可以得出高COD會使得生物膜DO傳質阻力更大.但這有助于DO在生物膜好氧、缺氧和厭氧層的形成.結合生物膜在圖 5所示的形態, 更高的生物膜的孔密度具有更高的傳遞阻力.

　　C/N越高, 生物膜的生物量和OUR就越大, 反應器提供的氧氣就要更多, 硝化反應需要在好氧的條件下進行, 即高C/N需要更高的曝氣量.高C/N生物膜的傳質阻力越大, 更加有利于反硝化進行.鑒于圖 3, C20的運行時間可以減少到8 h就可以完成SND.

　　3.5 生物高通量數據分析

　　生物膜樣品分別取不同的條件C4、C6、C10、C16、C20、C24, 接種污泥(Initial)也被采樣進行比較.一系列的通量數據分析, 結果顯示在圖 8a和圖 8b, 代表著6個條件和接種污泥的門相對豐度和生物多樣性.如圖 8所示, 接種污泥的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門和綠彎菌門;在C4樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、厚壁菌門和浮霉菌門;在C6樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、厚壁菌門和浮霉菌門;在C10樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、浮霉菌門和綠彎菌門;在C16樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、芽單胞菌門和暫定種Saccharibacteria; 在C20樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、暫定種Saccharibacteria和浮霉菌門;在C24樣品的微生物群落中, 主要菌群為變形菌門、擬桿菌門、綠彎菌門和浮霉菌門;其中C4和C6的主要菌群一致, C10和C24主要菌群一致, C16和C20略微有差別.一開始碳氮的比例不是很明顯, C4和C6差別不是很大, 隨著COD的增加生物膜的主要菌群發生改變.在所有樣品中, 硝化螺旋菌門類菌群分別占0.49、0.02、0.05、0.43、0.73、1.64和0.3.

　　圖 8

　　圖 8生物高通量數據分析 (a.不同條件和初始接種污泥的不同門相對豐度; b.不同條件的生物多樣性)

　　一些研究已經表明, 變形桿菌和擬桿菌主要是負責一些污染物(COD的去除和脫氮硫代謝)(Gao et al., 2011;Snaidr et al., 1997).硝化螺旋菌門中包含有在氮素循環過程中重要的硝化螺旋菌種(Ushiki et al., 2013).在條件C20的硝化螺旋菌門的比例大于其他條件.條件C4到C20的硝化螺旋菌門的比例越來越大, 這表明碳源是硝化微生物生長所必需的.然而, 在條件C24, 硝化螺旋菌門比例下降并低于C10, 這表明較高的碳源會使得硝化細菌的生存空間減少.這一現象與一些研究生物膜SND是一樣的(Bassin et al., 2012;FIgueroa et al., 1992).從而得出, 較高的COD將提高TN去除率, 但會占用硝化細菌的生存空間, 使得SND的硝化過程受阻礙, 降低了TN去除率.

　　為了定量評價生物膜不同狀態下的生物多樣性, 采用了Shannon-Wiener多樣性指數.指數越高則代表其生物多樣性越高.不同條件和接種污泥中微生物群落的差異有明顯的變化.各個條件的生物多樣性都比初始接種污泥的高, 表明半懸浮生物填料能夠提高微生物的多樣性, 除C24條件外, 不同條件下的微生物群落多樣性呈上升趨勢.在低C/N比下, 由于碳源缺乏, 大多數細菌、異養細菌可能受到限制(Fu et al., 2010).高COD有利于異養生物的發展, 它比自養生物的生長速度更快, 并掠奪更多的氧氣和營養(Lee et al., 2004).生物膜微生物的多樣性的提高增加了同步硝化反硝化效率.因此, C20是最佳條件.

　　4 結論(Conclusions)

　　新的半懸浮生物填料生物膜最佳C/N比是20, 而運行時間可以縮短至8 h.不同C/N新型生物填料的SND過程影響研究表明：

　　1) 半懸浮生物填料在C/N=20實現完全脫氮, 在底部氣泡的沖擊下仍然可以實現高效的同步硝化反硝化, 表明填料具有很好的耐沖擊能力, 符合填料的水流線性設計.填料上生物膜的主要菌群為變形菌門和擬桿菌門.該填料可以增加接種活性污泥的生物多樣性, 因而也增加了SND的效率.

　　2) 半懸浮生物填料生物膜反應器的側面曝氣減少了迅速掛膜過程中對填料的沖擊, 在處理水質方面, 在C/N=20時, COD消耗率為49.26 mg·L-1·h-1, TN的消耗率為2.4 mg·L-1·h-1, 兩者基本完全去除.

　　3) 在基于該半懸浮生物填料的反應器中, C/N比對同步硝化反硝化過程的影響規律為：低C/N比的缺氧環境變少, 使得生物膜和生物填料之間的粘附力不足, 導致SND效率較弱;高C/N比可以促進硝化和反硝化反應的進行, 并且提高生物膜孔密度促使氧傳質阻力變大, 增加了硝化螺旋菌門類菌群的比例和生物多樣性, 更加有利于提高SND效率.然而太高的C/N比將減少硝化螺旋菌門類菌群的比例, 減少生物多樣性, 使SND效率下降.

　　從生物膜特性、物質傳遞和分子生物學三大方面研究可以為新型填料的推廣和穩定使用提供可靠的科學依據.(來源：環境科學學報 作者：鄭麗純)