第３３ 卷第１２ 期
２０１３ 年１２ 月
環(huán) 境 科 學(xué) 學(xué) 報(bào)
Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ
Ｖｏｌ． ３３，Ｎｏ． １２
Ｄｅｃ． ， ２０１３
基金項(xiàng)目： 國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（Ｎｏ． ２００８ＺＸ０７１０１⁃００６⁃０７）
Ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｍａｊｏｒ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ｐｒｏｊｅｃｔ ｆｏｒ Ｗａｔｅｒ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ Ｃｏｎｔｒｏｌ ａｎｄ Ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （Ｎｏ． ２００８ＺＸ０７１０１⁃００６⁃０７）
作者簡(jiǎn)介： 鄒俊良（１９８９—）， 男， Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｊｌｚｏｅ１９９１＠ ｈｏｔｍａｉｌ． ｃｏｍ； ∗通訊作者（責(zé)任作者）， Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｊｐｙａｎｇ＠ ｚｊｕ． ｅｄｕ． ｃｎ
Ｂｉｏｇｒａｐｈｙ： ＺＯＵ Ｊｕｎｌｉａｎｇ （１９８９—）， ｍａｌｅ， Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｊｌｚｏｅ１９９１＠ ｈｏｔｍａｉｌ． ｃｏｍ； ∗Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ， Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｊｐｙａｎｇ＠ ｚｊｕ． ｅｄｕ． ｃｎ
鄒俊良，楊京平，呂亞敏． ２０１３． 移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的研究［Ｊ］． 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，３３（１２）：３２１９⁃３２２６
Ｚｏｕ Ｊ Ｌ， Ｙａｎｇ Ｊ Ｐ， Ｌü Ｙ Ｍ． ２０１３． Ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｕｓｉｎｇ ａ ｍｏｖｉｎｇ ｂｅｄ ｂｉｏｆｉｌｍ ｒｅａｃｔｏｒ （ＭＢＢＲ）［Ｊ］． Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，３３
（１２）：３２１９⁃３２２６
移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的研究
鄒俊良，楊京平∗，呂亞敏
浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院環(huán)境保護(hù)研究所，杭州３１００５８
收稿日期：２０１３⁃０３⁃１９ 修回日期：２０１３⁃０６⁃１７ 錄用日期：２０１３⁃０６⁃２２
摘要：采用移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器（ＭＢＢＲ）凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水． 結(jié)果表明，ＭＢＢＲ 凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水效果良好． 在水力停留時(shí)間（ＨＲＴ）
為８ ｈ，ＤＯ 為２． ０ ～３． ０ ｍｇ·Ｌ －１ 的條件下，反應(yīng)器啟動(dòng)迅速、運(yùn)行穩(wěn)定，能使ＣＯＤ 和氨氮去除率均達(dá)到８０％ 以上，ＴＰ 去除率達(dá)到５０％ 左右；有
機(jī)負(fù)荷為（０． ７６ ±０． ０３）ｋｇ·ｍ －３·ｄ －１ 時(shí)，ＴＮ 及氨氮去除效果最好，去除率分別達(dá)到７１． ７３％ 及９８． ４２％． 為達(dá)到良好的ＴＮ 去除效果，有機(jī)負(fù)荷
不宜低于０． ５ ｋｇ·ｍ －３·ｄ －１ ；ＤＯ 為（３． ００ ±０． ２５）ｍｇ·Ｌ －１ 時(shí)，ＴＮ 去除效果最好，最有利于同步硝化反硝化； 為保持較高的氨氮去除效率，并減少
亞硝態(tài)氮積累，ＤＯ 濃度不應(yīng)低于２． ０ ｍｇ·Ｌ －１ ；ＨＲＴ 過(guò)短會(huì)使氨氮去除效率降低，且可能出現(xiàn)亞硝態(tài)氮積累；采用序批式進(jìn)水運(yùn)行方式，對(duì)ＴＰ
的去除效果優(yōu)于連續(xù)進(jìn)水方式，但運(yùn)行周期后半段會(huì)出現(xiàn)亞硝態(tài)氮積累，對(duì)魚(yú)類(lèi)產(chǎn)生危害．
關(guān)鍵詞：移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器；水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水；氨氮；同步硝化反硝化
文章編號(hào)：０２５３⁃２４６８（２０１３）１２⁃３２１９⁃０８ 中圖分類(lèi)號(hào)：Ｘ７０３ 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：Ａ
Ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｕｓｉｎｇ ａ ｍｏｖｉｎｇ ｂｅｄ ｂｉｏｆｉｌｍ ｒｅａｃｔｏｒ （ＭＢＢＲ）
ＺＯＵ Ｊｕｎｌｉａｎｇ， ＹＡＮＧ Ｊｉｎｇｐｉｎｇ∗， ＬÜ Ｙａｍｉｎ
Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ａｎｄ Ｒｅｓｏｕｒｃｅ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｚｈｅｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｈａｎｇｚｈｏｕ ３１００５８
Ｒｅｃｅｉｖｅｄ １９ Ｍａｒｃｈ ２０１３； �。颍澹悖澹椋觯澹� ｉｎ ｒｅｖｉｓｅｄ ｆｏｒｍ １７ Ｊｕｎｅ ２０１３； �。幔悖悖澹穑簦澹� ２２ Ｊｕｎｅ ２０１３
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ ｕｓｅｄ ａ ｍｏｖｉｎｇ ｂｅｄ ｂｉｏｆｉｌｍ ｒｅａｃｔｏｒ （ＭＢＢＲ） ｔｏ ｔｅｓｔ ａｎｄ ａｎａｌｙｚｅ ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ． Ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ ｒｅａｃｔｏｒ
ｓｔａｒｔｅｄ － ｕｐ ｑｕｉｃｋｌｙ ａｎｄ ｏｐｅｒａｔｅｄ ｓｔａｂｌｙ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ｓｉｍｕｌａｔｅｄ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｕｓｉｎｇ ＭＢＢＲ． Ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｆｏｒ ｂｏｔｈ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｏｘｙｇｅｎ
ｄｅｍａｎｄ （ＣＯＤ） ａｎｄ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｗａｓ ｏｖｅｒ ８０％， ａｎｄ ｉｔ ｒｅａｃｈｅｄ ５０％ ｆｏｒ ｔｏｔａｌ ｐｈｏｓｐｈｏｒｏｕｓ （ＴＰ）， ｗｈｅｎ ｈｙｄｒａｕｌｉｃ ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ ｔｉｍｅ （ＨＲＴ） ｗａｓ ８ ｈ
ａｎｄ ＤＯ ｒｅｍａｉｎｅｄ ２． ０ ～３． ０ ｍｇ·Ｌ －１ ． Ｕｎｄｅｒ ｔｈｅ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ ｌｏａｄｉｎｇ ａｔ （０． ７６ ± ０． ０３） ｋｇ·ｍ －３·ｄ －１ ， ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｔｏｔａｌ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ （ＴＮ） ａｎｄ ａｍｍｏｎｉａ ｗａｓ ７１． ７３％ ａｎｄ ９８． ４２％， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ， ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｉｎｇ ｔｈｅ ｂｅｓｔ ｒｅｍｏｖａｌ ｒｅｓｕｌｔｓ ａｍｏｎｇ ａｌｌ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｐｅｒｉｏｄｓ． Ｔｏ ａｃｈｉｅｖｅ
ｂｅｔｔｅｒ ＴＮ ｒｅｍｏｖａｌ ｒａｔｅ， ｏｒｇａｎｉｃ ｌｏａｄｉｎｇ ｓｈｏｕｌｄ ｋｅｅｐ ｎｏ ｌｏｗｅｒ ｔｈａｎ ０． ５ ｋｇ·ｍ －３·ｄ －１ ． ＴＮ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｒｅａｃｈｅｄ ｔｈｅ ｍａｘｉｍｕｍ ｗｈｅｎ ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ ｏｘｙｇｅｎ
（ＤＯ） ｗａｓ ａｔ （３． ００ ±０． ２５） ｍｇ·Ｌ －１ ， ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ｔｈｅ ｍｏｓｔ ｓｕｉｔａｂｌｅ ｔｏ ｂｏｔｈ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｒｅａｃｔｉｏｎｓ． Ｔｏ ｍａｉｎｔａｉｎ ｔｈｅ ｈｉｇｈ ｒｅｍｏｖａｌ
ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｒｅｄｕｃｅ ｔｈｅ ｎｉｔｒｉｔｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ， ＤＯ ｓｈｏｕｌｄ ｋｅｅｐ ｎｏ ｌｅｓｓ ｔｈａｎ ２． ０ ｍｇ·Ｌ －１ ｉｎ ｔｈｅ ｒｅａｃｔｏｒ． Ｓｈｏｒｔｅｒ ＨＲＴ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｔｈｅ
ａｍｍｏｎｉａ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ａｎｄ ｃｏｕｌｄ ｃａｕｓｅ ｎｉｔｒｉｔｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ． Ｗｈｅｎ ＭＢＢＲ ｗａｓ ｏｐｅｒａｔｅｄ ｉｎ ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｍｏｄｅ， ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ＴＰ ｗａｓ ｂｅｔｔｅｒ
ｔｈａｎ ｔｈａｔ ｉｎ ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｍｏｄｅ． Ｈｏｗｅｖｅｒ， ｎｉｔｒｉｔｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ａｎｄ ａｃｃｕｍｕｌａｔｅｄ ａｔ ｔｈｅ ｅｎｄ ｏｆ ｔｈｅ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｃｙｃｌｅ ａｎｄ ｗｏｕｌｄ ｂｅ ｈａｒｍｆｕｌ ｔｏ ｆｉｓｈ
ｃｕｌｔｕｒｅ．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ： ｍｏｖｉｎｇ ｂｅｄ ｂｉｏｆｉｌｍ ｒｅａｃｔｏｒ； ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ； ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ； ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ
１ 引言（Ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ）
生物過(guò)濾是規(guī)�；a(chǎn)養(yǎng)殖廢水常用的處理
技術(shù)之一（ Ｇｕｅｒｄａｔ ｅｔ ａｌ． ， ２０１０； Ｇｕｔｉｅｒｒｅｚ⁃Ｗｉｎｇ
ｅｔ ａｌ． ， ２００６）． 其中，移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器（ＭＢＢＲ）
作為較新興的廢水處理技術(shù)，既不需要流化沙床生
物濾器那樣的高動(dòng)力消耗，也不需要曝氣生物濾池
那樣的反沖洗，操作簡(jiǎn)單，應(yīng)用靈活，且具有活性污
泥法和生物膜法的雙重優(yōu)點(diǎn)，因而成為廢水處理技
術(shù)研究的熱點(diǎn)． ＭＢＢＲ 不僅能高效地去除有機(jī)物，還
具有良好的脫氮除磷效果，隨著載體生物膜的生長(zhǎng)
和溶解氧的擴(kuò)散，生物膜由內(nèi)到外形成厭氧⁃缺氧⁃
好氧區(qū)，這為實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)廢水同步硝化反硝化脫
氮及除磷提供了良好的環(huán)境條件． 研究表明
環(huán) 境 科 學(xué) 學(xué) 報(bào)３３ 卷
（Ｊａｒｏｓｚｙｎｓｋｉ ｅｔ ａｌ． ， ２０１１； 沈雁群等， ２０１１； Ｄｏｎｇ
ｅｔ ａｌ． ， ２０１１；牛川等， ２０１１；周艾文等， ２０１０），載體
性質(zhì)、填充率、ＤＯ、Ｃ／ Ｎ、水力停留時(shí)間（ＨＲＴ）、溫
度、ｐＨ 等都能影響ＭＢＢＲ 去除有機(jī)物及氮磷等物
質(zhì)的效果． ＭＢＢＲ 技術(shù)研究的主要內(nèi)容是調(diào)整相關(guān)
參數(shù)以實(shí)現(xiàn)廢水的高效凈化． 目前，ＭＢＢＲ 技術(shù)在處
理我國(guó)畜禽廢水（邱光磊等， ２００９）、城市生活污水
（張鵬等， ２００９）、高氨氮生活污水（ 劉建廣等，
２０１１）等方面有了較多的研究和應(yīng)用，但對(duì)于大水
量、低有機(jī)負(fù)荷水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水處理的研究還鮮有報(bào)
道． 因此，研究ＭＢＢＲ 處理水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水，實(shí)現(xiàn)有機(jī)
物及氮磷等物質(zhì)的高效去除，解決如何在高效脫氮
的同時(shí)減少亞硝態(tài)氮的積累等問(wèn)題具有重要意義．
基于此，本文通過(guò)研究ＭＢＢＲ 凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢
水的效果，以及有機(jī)負(fù)荷、ＤＯ、ＨＲＴ、操作方式等因
素的影響，為ＭＢＢＲ 有效應(yīng)用于水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的處
理提供技術(shù)支持．
２ 材料與方法（Ｍａｔｅｒｉａｌｓ ａｎｄ ｍｅｔｈｏｄｓ）
２． １ 實(shí)驗(yàn)裝置
實(shí)驗(yàn)裝置由養(yǎng)殖廢水儲(chǔ)水箱、蠕動(dòng)泵、ＭＢＢＲ 反
應(yīng)器、氣體流量計(jì)、時(shí)間控制器、曝氣裝置及出水收
集容器組成，如圖１ 所示． ＭＢＢＲ 反應(yīng)器采用有機(jī)玻
璃制成，高５０ ｃｍ，內(nèi)徑２０ ｃｍ，有效容積１０ Ｌ． 反應(yīng)
器進(jìn)水孔和排泥口分別位于反應(yīng)器底部相對(duì)的兩
側(cè)；底部一側(cè)放置微孔曝氣砂頭，通過(guò)時(shí)間控制器
和氣體流量器控制曝氣時(shí)間和曝氣量；設(shè)兩個(gè)出水
口，分別位于反應(yīng)器上端和反應(yīng)器中部，出水口加
一機(jī)械濾網(wǎng)，防止載體流失． 載體選用從大連宇都
公司購(gòu)買(mǎi)的改性生物懸浮填料ＢｉｏＭＴＭ ＷＤ⁃Ｓ２０⁃４，
其尺寸為φ２０ ｍｍ × ２０ ｍｍ， 比表面積為５１０
ｍ·２ ｍ－３，載體比重接近于水，掛膜前為０． ９６ ～ ０ ９８
ｇ·ｃｍ－３，掛膜后約為１ ｇ·ｃｍ－３． 載體填充率為５０％，
經(jīng)曝氣后成流化狀態(tài)．
圖１ 實(shí)驗(yàn)裝置示意圖
Ｆｉｇ． １�。樱耄澹簦悖� ｏｆ ｔｈｅ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｄｅｖｉｃｅ
２． ２ 接種污泥和實(shí)驗(yàn)用水
接種污泥取自安吉金山污水處理廠二沉池回
流污泥，污泥濃度（ＭＬＳＳ）約為３０００ ｍｇ·Ｌ－１． 實(shí)驗(yàn)
用水采用模擬德清吳越水產(chǎn)養(yǎng)殖公司黃顙魚(yú)養(yǎng)殖
塘出水，以葡萄糖作為碳源，ＮＨ４ Ｃｌ、ＫＮＯ３、ＮａＮＯ２ 作
為氮源，ＫＨ２ ＰＯ４ 作為磷源，并添加ＣｕＳＯ４、ＺｎＳＯ４、
Ｈ３ＢＯ３、ＦｅＳＯ·４ ７Ｈ２Ｏ、ＭｇＳＯ·４ ７Ｈ２Ｏ、ＫＩ 等作為微生物
生長(zhǎng)所需的微量元素，利用碳酸氫鈉緩沖液調(diào)節(jié)廢
水ｐＨ 值，添加適量實(shí)驗(yàn)室黃顙魚(yú)養(yǎng)殖池水以提高
原水微生物含量． 模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水水質(zhì)見(jiàn)表１．
表１ 模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水水質(zhì)
Ｔａｂｌｅ １�。眩酰幔欤椋簦� ｏｆ ｓｉｍｕｌａｔｅｄ ａｑｕａｃｕｌｔｕｒｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ
數(shù)據(jù)類(lèi)型ＣＯＤ／ （ｍｇ·Ｌ －１ ） ＴＮ／ （ｍｇ·Ｌ －１ ） ＮＨ４＋ ⁃Ｎ／ （ｍｇ·Ｌ －１ ） ＴＰ／ （ｍｇ·Ｌ －１ ） ｐＨ
變化范圍７０ ～２８０ ７ ～１５ ５． ５ ～１３． ５ ０． ７ ～５． ５ ６ ～８
平均值１６１ １０． ９１ ８． ００ ２． １８ ７． ０７
２． ３ 實(shí)驗(yàn)方案
分３ 個(gè)階段運(yùn)行ＭＢＢＲ，第一階段為掛膜，第二
階段為連續(xù)進(jìn)水運(yùn)行，第三階段為序批進(jìn)水運(yùn)行．
在連續(xù)進(jìn)水運(yùn)行階段，考察不同有機(jī)負(fù)荷（Ｌｖ ）、ＤＯ
及ＨＲＴ 條件下廢水ＣＯＤ、Ｎ、Ｐ 去除效果；在序批式
進(jìn)水運(yùn)行階段，考察廢水ＣＯＤ、Ｎ、Ｐ 去除效果及單
個(gè)周期內(nèi)各污染物濃度隨時(shí)間的變化情況． 每天上
午９：００—１０：００ 取樣，測(cè)定反應(yīng)器進(jìn)、出水ＣＯＤ、
ＴＮ、ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ、ＮＯ－
２ ⁃Ｎ、ＮＯ－
３ ⁃Ｎ、ＴＰ 和ｐＨ 值，不定期測(cè)
定ＤＯ 等以便及時(shí)對(duì)曝氣量進(jìn)行調(diào)整，序批式運(yùn)行
的單個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)每小時(shí)取樣一次，測(cè)定反應(yīng)器出
水ＣＯＤ、ＴＮ、ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ、ＮＯ－
２ ⁃Ｎ、ＮＯ－
３ ⁃Ｎ、ＴＰ、ｐＨ 及
ＤＯ 值．
２． ４ 分析測(cè)定方法及數(shù)據(jù)處理
２． ４． １ 分析測(cè)定 溫度及ＤＯ 采用ＨＡＣＨ Ｓｅｎｓｉｏｎ６
便攜式溶氧儀測(cè)定，ｐＨ 值用雷磁ｐＨ 計(jì)測(cè)定，氨氮
采用納氏試劑分光光度法（ＨＪ５３５—２００９） 測(cè)定，
ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 采用分光光度法（ＧＢ ７４９３⁃８７）測(cè)定，ＮＯ－
３ ⁃Ｎ
采用紫外分光光度法（ＨＪ／ Ｔ３４６—２００７）測(cè)定，ＣＯＤ
采用哈希試劑反應(yīng)器消解法測(cè)定，ＴＰ 采用鉬酸銨分
光光度法（ＧＢ１１８９３⁃８９）測(cè)定，ＴＮ 采用堿性過(guò)硫酸
鉀消解⁃紫外分光光度法（ＧＢ１１８９４⁃８９）測(cè)定．
３２２０
１２ 期鄒俊良等：移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的研究
污泥濃度（ＭＬＳＳ）測(cè)定：�。保埃� ｍＬ 混合液用定
量濾紙過(guò)濾，待烘箱中溫度上升到１０３ ～１０５ ℃之間
的設(shè)定值后，將濾干后的濾紙放入烘箱烘２ ｈ，取出
后置于干燥器中放置０． ５ ｈ，稱量后減去濾紙質(zhì)量，
所得質(zhì)量與混合液體積的比值即為ＭＬＳＳ 值． 污泥
體積指數(shù)（ＳＶＩ）及污泥沉降比（ＳＶ）按其定義進(jìn)行
測(cè)定． 生物膜量測(cè)定：將數(shù)個(gè)載體取出后置于裝有
８． ５ ｇ·Ｌ－１ ＮａＣｌ 溶液的離心管中，超聲波清洗１０
ｍｉｎ 使之變均勻，清洗３ 次；然后于４ ℃ 離心１０
ｍｉｎ，待載體上生物膜全部脫落至離心管底部后，取
出載體即可，生物膜全部收集于離心管中備用；將
離心管中收集到的生物膜及ＮａＣｌ 溶液的混合液用
定量濾紙過(guò)濾，待烘箱中溫度上升到１０３ ～１０５ ℃之
間的設(shè)定值后，將濾干后的濾紙放入烘箱烘２ ｈ，取
出置于干燥器中放置０． ５ ｈ，稱量后減去濾紙質(zhì)量，
所得質(zhì)量記為ｍ，用于生物膜取樣的載體的總體積
記為Ｖ，載體在反應(yīng)器內(nèi)的填充率記為ｆ，則生物膜
量ρ ＝ （ｍ ／ Ｖ） × ｆ． 揮發(fā)性生物膜量測(cè)定：生物膜量測(cè)
定后將其置于５５０ ℃馬弗爐中灼燒，冷卻后稱質(zhì)量，
兩者之差即為揮發(fā)性生物膜質(zhì)量． 生物膜取樣方
法：數(shù)個(gè)載體取出后置于裝有濃度為８． ５ ｇ·Ｌ－１ 的
ＮａＣｌ 溶液的離心管中，超聲波清洗１０ ｍｉｎ 使之變均
勻，清洗３ 次，然后于４ ℃離心１０ ｍｉｎ，待載體上生
物膜全部脫落至離心管底部后，取出載體即可，生
物膜全部收集于離心管中備用．
２． ４． ２ 數(shù)據(jù)處理 實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ Ｅｘｃｅｌ
２００７ 進(jìn)行處理，利用Ｏｒｇｉｎ８． ０ 作圖．
３ 結(jié)果（Ｒｅｓｕｌｔｓ）
３． １ ＭＢＢＲ 掛膜啟動(dòng)及馴化
將模擬廢水和接種污泥注入反應(yīng)器內(nèi)，按比例
稀釋接種污泥使其濃度約為１０００ ｍｇ·Ｌ－１，調(diào)節(jié)曝
氣量至最大，使接種污泥同載體充分接觸，悶曝２４ ｈ
后排掉全部廢水，回流部分污泥，再注入新鮮模擬
廢水重復(fù)此過(guò)程，隨后排掉全部泥水混合物，開(kāi)始
連續(xù)進(jìn)水，水力停留時(shí)間為８ ｈ，調(diào)節(jié)曝氣量使反應(yīng)
器內(nèi)廢水ＤＯ 保持在２． ０ ～３． ０ ｍｇ·Ｌ－１ 之間． 運(yùn)行５
ｄ 后即可觀察到填料內(nèi)壁十字架表面有一層薄薄的
生物膜出現(xiàn)，９ ｄ 后生物膜變厚，約０． ５ ｍｍ，略顯黃
色，鏡檢發(fā)現(xiàn)有良好的菌膠團(tuán)形成，并有草履蟲(chóng)等
原生動(dòng)物出現(xiàn)，ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率分別達(dá)到了
７２． ３７％和８２． ４６％；連續(xù)運(yùn)行１ 個(gè)月后生物膜厚度
達(dá)到了１ ～２ ｍｍ，肉眼清晰可見(jiàn)（圖２），揮發(fā)性生物
膜量達(dá)到了１２１８ ｍｇ·Ｌ－１，ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率均
穩(wěn)定在８０％以上，至此認(rèn)為載體掛膜完成，反應(yīng)器
啟動(dòng)成功．
圖２�。停拢拢� 載體及生物膜
Ｆｉｇ． ２ Ｐｈｏｔｏｇｒａｐｈ ｏｆ ｃａｒｒｉｅｒ ｗｉｔｈ ｂｉｏｆｉｌｍ ｔａｋｅｎ ｆｒｏｍ ＭＢＢＲ
３． ２ 有機(jī)負(fù)荷對(duì)處理效果的影響
保持ＨＲＴ 為８ ｈ、ＤＯ 為２． ０ ～３． ０ ｍｇ·Ｌ－１ 等條
件不變， 調(diào)節(jié)進(jìn)水ＣＯＤ， ＣＯＤ 分別為２４０ ～ ２８０
ｍｇ·Ｌ－１（Ｒ１）、１４０ ～ ２００ ｍｇ·Ｌ－１ （Ｒ２） 及８０ ～ １１０
ｍｇ·Ｌ－１（Ｒ３）時(shí)，各污染物去除效果如圖３ 所示． 由
圖３ａ 可知，Ｒ１、Ｒ２、Ｒ３ 運(yùn)行期間有機(jī)負(fù)荷依次降
低，分別為（０． ７６ ±０． ０３）、（０． ５２ ±０． ０５）和（０． ３０ ±
０． ０３） ｋｇ·ｍ－·３ ｄ－１（以ＣＯＤ 計(jì)）；在３ 種不同的有機(jī)
負(fù)荷下，ＣＯＤ 及ＴＮ 去除率不同，有機(jī)負(fù)荷降低會(huì)引
起去除率下降，以ＴＮ 變化效果最顯著，平均去除率
從Ｒ１ 的７１． ７３％ 下降到Ｒ３ 的３１． ８１％，Ｒ２ 條件下
運(yùn)行時(shí)平均去除率位于Ｒ１ 與Ｒ３ 之間，為５３． ４３％；
ＣＯＤ 去除率只在有機(jī)負(fù)荷最低時(shí)有所下降，在Ｒ１
及Ｒ２ 條件下運(yùn)行時(shí)差異不大，整個(gè)期間內(nèi)，ＣＯＤ 去
除率均能達(dá)到８０％ 以上，出水濃度僅為２０ ｍｇ·Ｌ－１
左右．
圖３ｂ 顯示了不同有機(jī)負(fù)荷下各形態(tài)氮化合物
濃度的變化情況及ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 的去除率． 從圖３ｂ 可以
看出，有機(jī)負(fù)荷的降低會(huì)引起ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率的降
低，在有機(jī)負(fù)荷為（０． ７６ ± ０． ０３） ｋｇ·ｍ－３·ｄ－１ （以
ＣＯＤ 計(jì)）時(shí)，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 平均去除率達(dá)到了９８． ４２％，出
水濃度僅為（０． １３ ±０． ０７）ｍｇ·Ｌ－１；當(dāng)有機(jī)負(fù)荷下降
到（０． ５２ ±０． ０５）ｋｇ·ｍ－３·ｄ－１ （以ＣＯＤ 計(jì)）時(shí)，ＮＨ＋
４ ⁃
Ｎ 平均去除率降低到了８６． ３０％；再下降時(shí)，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ
去除率變化不明顯． 由圖３ｂ 可知，出水ＮＯ－
３ ⁃Ｎ 和
ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度按Ｒ１、Ｒ２、Ｒ３ 的順序逐漸升高，Ｒ３ 運(yùn)
行條件下ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度達(dá)到了（０． ３５ ± ０． ０４）
３２２１
環(huán) 境 科 學(xué) 學(xué) 報(bào)３３ 卷
ｍｇ·Ｌ－１，Ｒ２ 和Ｒ３ 條件下ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 積累率分別為
９ ２６％和７． ８３％，高于Ｒ１ 時(shí)的１． ９７％，表明有機(jī)負(fù)
荷過(guò)低是引起ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 積累的原因之一．
圖３ｃ 表明，ＭＢＢＲ 對(duì)ＴＰ 具有良好的去除效果，
但波動(dòng)較大，Ｒ２ 運(yùn)行條件下ＴＰ 平均去除率最高，達(dá)
到了７０． ９０％，Ｒ１ 及Ｒ３ 條件下ＴＰ 去除率差異不
大，均為５０％左右．
圖３ 不同有機(jī)負(fù)荷下ＣＯＤ 及氮磷去除變化
Ｆｉｇ． ３�。郑幔颍椋幔簦椋铮� ｏｆ ＣＯＤ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ ａｔ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｏｒｇａｎｉｃ ｌｏａｄｉｎｇｓ
３． ３�。模� 對(duì)處理效果的影響
保持ＨＲＴ 為８ ｈ、ＣＯＤ 為１４０ ～ ２００ ｍｇ·Ｌ－１ 等
條件不變，控制曝氣量，Ｒ４、Ｒ５、Ｒ６、Ｒ７ 條件下的ＤＯ
值分別為（２． ００ ± ０． ２５）、（３． ００ ± ０． ２５）、（４． ００ ±
０ ２５）、（５． ００ ±０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１ 時(shí)，ＭＢＢＲ 對(duì)模擬廢水
各污染物去除效果如圖４ 所示． 由圖４ａ 可知，ＤＯ 的
升高會(huì)使ＣＯＤ 去除率增加，ＭＢＢＲ 在Ｒ４ 條件下運(yùn)
行時(shí)，ＣＯＤ 平均去除率為８５． １７％；Ｒ５ 條件下運(yùn)行
時(shí)，平均去除率則上升至９１． ８９％，ＤＯ 繼續(xù)升高，去
除率略有增加，但但變化不大． ＴＮ 去除同ＤＯ 關(guān)系
密切，ＤＯ 為（３． ００ ± ０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１ 時(shí)，ＴＮ 去除效果
最好，平均去除率達(dá)到了６１． ８６％，ＤＯ 升高或降低，
都會(huì)使ＴＮ 去除率下降，ＤＯ 上升到（５． ００ ± ０． ２５）
ｍｇ·Ｌ－１時(shí)，ＴＮ 平均去除率降至最低，僅為３６． ３２％．
圖４ 不同ＤＯ 下ＣＯＤ 及氮磷去除變化
Ｆｉｇ． ４�。郑幔颍椋幔簦椋铮� ｏｆ ＣＯＤ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ ａｔ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ＤＯ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ
圖４ｂ 顯示了不同ＤＯ 濃度下各形態(tài)氮化合物
濃度的變化情況及ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 的去除率． 從圖４ｂ 可以
看出，隨著ＤＯ 的升高，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率不斷增加，Ｒ４
３２２２
１２ 期鄒俊良等：移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的研究
條件下運(yùn)行時(shí)，平均去除率僅為７５． ３７％，Ｒ５ 條件
下運(yùn)行時(shí)則達(dá)到了８９． ６２％，繼續(xù)提高ＤＯ 濃度，
ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率增加不明顯． 由圖４ｂ 可知， 出水
ＮＯ－
３ ⁃Ｎ 濃度隨ＤＯ 值的升高而升高，而ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 則表
現(xiàn)出相反的趨勢(shì)，ＤＯ 越低，出水ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度越高，
ＤＯ 為（５． ００ ±０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１時(shí)，其濃度僅為（０． ０８ ±
０． ０２）ｍｇ·Ｌ－１，當(dāng)ＤＯ 降低到（２． ００ ±０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１
時(shí)，出水ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度達(dá)到了（０． ３０ ±０． ０６）ｍｇ·Ｌ－１，
ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 積累率也從Ｒ７ 時(shí)的１． ３７％ 升高到了Ｒ４ 時(shí)
的１７． ５７％，表明ＤＯ 濃度過(guò)低是造成ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 積累
的原因之一．
圖４ｃ 表明，ＴＰ 的去除效果隨ＤＯ 的升高而降
低，其平均去除率依次為： Ｒ４ （６３． １４％） ＞ Ｒ５
（６０ ０７％） ＞ Ｒ６（５０． ６１％） ＞ Ｒ７（４４． ８１％）． 但不同
ＤＯ 條件下，ＭＢＢＲ 對(duì)ＴＰ 的去除率不穩(wěn)定，波動(dòng)
較大．
３． ４ ＨＲＴ 對(duì)處理效果的影響
在上述研究的基礎(chǔ)上，保持ＣＯＤ 為１４０ ～ ２００
ｍｇ·Ｌ－１、ＤＯ 為（３． ００ ± ０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１ 等條件不變，
改變反應(yīng)器水力停留時(shí)間，在ＨＲＴ 為８ ｈ（Ｒ５）、１０ ｈ
（Ｒ８）、６ ｈ（Ｒ９）時(shí)，各污染物去除效果如圖５ 所示．
由圖５ａ 可知，ＨＲＴ 不同，ＣＯＤ 及ＴＮ 去除率不同，當(dāng)
ＨＲＴ 為１０ ｈ 時(shí)，平均去除率最低，分別為８２． ９７％
和２５． ０４％；ＨＲＴ 為８ ｈ 時(shí)，處理效果最好，ＣＯＤ 和
ＴＮ 去除率分別達(dá)到了９１． ８９％ 和６１． ８６％；當(dāng)ＨＲＴ
為６ ｈ 時(shí)，ＣＯＤ 和ＴＮ 仍有著較高的去除率，略低于
Ｒ５，可分別達(dá)到８７． ８６％和５８． １２％．
圖５ｂ 顯示了不同ＨＲＴ 條件下各形態(tài)氮化合物
濃度的變化情況及ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率． 由圖５ｂ 可知，
ＨＲＴ 越長(zhǎng)，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率越高，ＨＲＴ 為１０ ｈ 時(shí)，平
均去除率達(dá)到了９１． ３４％，但由于ＴＮ 去除率最低，
故出水ＮＯ－
３ ⁃Ｎ 濃度最高． 從圖５ｂ 可以看出，隨著
ＨＲＴ 的延長(zhǎng)，出水ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度不斷降低，ＨＲＴ 為６
ｈ 時(shí)，其濃度為（０． ２４ ± ０． ０５） ｍｇ·Ｌ－１，積累率為
１２ ２５％；延長(zhǎng)至８ ｈ 時(shí)，濃度降低為（０． １６ ± ０． ０３）
ｍｇ·Ｌ－１，積累率為９． ４１％；再延長(zhǎng)ＨＲＴ 至１０ ｈ 時(shí)，
出水ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度變化不明顯， 但積累率降至
１． ７６％．
圖５ｃ 表明，ＴＰ 去除率隨著ＨＲＴ 的延長(zhǎng)而降
低， ＨＲＴ 為６ ｈ 時(shí)， 平均去除率最高， 達(dá)到了
６７ ５５％，且各運(yùn)行條件下，ＴＰ 的去除率變化較大，
波動(dòng)明顯．
圖５ 不同ＨＲＴ 下ＣＯＤ 及氮磷去除變化
Ｆｉｇ． ５�。郑幔颍椋幔簦椋铮� ｏｆ ＣＯＤ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ ｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ＨＲＴ
３． ５ 序批式進(jìn)水模式下反應(yīng)器處理效果
將反應(yīng)器進(jìn)水方式改為序批式，以８ ｈ 為周期，
調(diào)節(jié)曝氣量為３０ Ｌ·ｈ－１，按照以下方式運(yùn)行：進(jìn)水５
ｍｉｎ→曝氣４１０ ｍｉｎ→靜置６０ ｍｉｎ→排水５ ｍｉｎ，廢水
及泥水混合物排放９０％． 待反應(yīng)器運(yùn)行７ ｄ（２１ 個(gè)周
期）后，出水穩(wěn)定，任取５ 個(gè)周期，測(cè)水質(zhì)各指標(biāo)后
取平均值，結(jié)果如表２ 所示． 由表２ 可知，采用序批
式進(jìn)水方式處理廢水的效果良好，同連續(xù)進(jìn)水方式
Ｒ５ 相比，ＣＯＤ 和氮的去除能力相當(dāng)，但對(duì)ＴＰ 的去
除效果要優(yōu)于Ｒ５． 結(jié)合圖３ ～５ 可以發(fā)現(xiàn)，序批式進(jìn)
３２２３
環(huán) 境 科 學(xué) 學(xué) 報(bào)３３ 卷
水方式對(duì)廢水單一指標(biāo)污染物的去除并不總優(yōu)于
連續(xù)進(jìn)水方式．
表２ 序批式運(yùn)行下反應(yīng)器ＣＯＤ 及氮磷去除效果
Ｔａｂｌｅ ２ �。茫希模� ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｕｎｄｅｒ
ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ
指標(biāo)
進(jìn)水濃度
／ （ｍｇ·Ｌ －１ ）
出水濃度
／ （ｍｇ·Ｌ －１ ） 去除率
ＣＯＤ １８２． ４０ ±１５． ２４ １５． ００ ±２． ５５ ９１． ７２％ ±１． ５６％
ＴＮ １０． ９６ ±１． ３８ ４． ６５ ±０． ８３ ５７． ６２％ ±４． ８６％
ＮＨ４＋ ⁃Ｎ ９． ０７ ±０． ６８ ０． ７４ ±０． ３１ ９１． ８４％ ±３． ３５％
ＮＯ３－ ⁃Ｎ ０． ２６ ±０． ０６ ３． ５１ ±０． ８１ －
ＮＯ２－ ⁃Ｎ ０ ０． １７ ±０． ０３ －
ＴＰ ３． ２９ ±１． ３６ １． ０８ ±０． ６４ ６８． ８９％ ±１１． ７０％
注：表中數(shù)據(jù)為５ 個(gè)運(yùn)行周期平均值± 標(biāo)準(zhǔn)差．
圖６ 序批式進(jìn)水模式下單個(gè)周期內(nèi)廢水各指標(biāo)隨時(shí)間的變化
Ｆｉｇ． ６�。裕穑椋悖幔� ｐｒｏｆｉｌｅ ｏｆ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｉｎ ａ ｃｙｃｌｅ ｏｆ ｒｅａｃｔｏｒ ｕｎｄｅｒ
ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ
反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定后，任�。� 個(gè)周期，測(cè)得單個(gè)周
期內(nèi)各污染物濃度變化如圖６ 所示． 由圖６ 可知，在
運(yùn)行的前３ ｈ 內(nèi)，ＣＯＤ 及ＴＰ 濃度迅速下降，ｐＨ 和
ＤＯ 值迅速上升，ＴＮ、ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ、ＮＯ－
３ ⁃Ｎ 濃度同時(shí)降
低，表明在運(yùn)行初期就發(fā)生了同步硝化反硝化．
ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 的去除主要發(fā)生在運(yùn)行周期的３ ～７ ｈ，此時(shí)
反應(yīng)器中廢水ＣＯＤ 較低，ＤＯ 濃度較高，有利于好氧
硝化反應(yīng)的進(jìn)行，從圖６ａ 中可以看出，此階段內(nèi)反
應(yīng)器中ＮＯ－
３ ⁃Ｎ 和ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 開(kāi)始出現(xiàn)積累，到曝氣結(jié)
束后的第７ 個(gè)小時(shí)， ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 濃度達(dá)到了０ ２２
ｍｇ·Ｌ－１，而ＴＮ 的去除在４ ｈ 后變化不大． 停止曝氣
后，ＤＯ 迅速下降至０． １９ ｍｇ·Ｌ－１，ＴＰ 則突然上升至
１． ９８ ｍｇ·Ｌ－１，ＣＯＤ 和氮濃度變化不明顯．
４ 討論（Ｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ）
實(shí)驗(yàn)從４ 月中旬開(kāi)始到８ 月底結(jié)束，整個(gè)實(shí)驗(yàn)
期間溫度適宜，ＭＢＢＲ 內(nèi)水溫始終維持在２１． ９ ～
２８． ８ ℃，參與廢水處理的微生物有較高的代謝水
平． 廢水ＣＯＤ 主要通過(guò)異養(yǎng)微生物的代謝活動(dòng)而去
除，在低濃度條件下ＭＢＢＲ 去除ＣＯＤ 效果良好（賈
磊等， ２００７），進(jìn)水ＣＯＤ 過(guò)低或ＨＲＴ 過(guò)長(zhǎng)都會(huì)使反
應(yīng)器有機(jī)負(fù)荷過(guò)低，當(dāng)有機(jī)負(fù)荷過(guò)低時(shí)，異養(yǎng)菌生
長(zhǎng)所需的碳源缺乏，就會(huì)在同自養(yǎng)硝化細(xì)菌等微生
物的競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，進(jìn)而降低ＣＯＤ 去除效率．
ＴＮ 的去除通過(guò)硝化反硝化作用及生物同化作
用而實(shí)現(xiàn)，當(dāng)進(jìn)水ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 濃度較低時(shí)，同化作用可
能成為脫氮的主要途徑（高廷耀等， ２００７）． 硝化細(xì)
菌一般為自養(yǎng)型好氧細(xì)菌，廢水中的ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 通過(guò)
亞硝化菌和硝化菌的作用轉(zhuǎn)化為ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 和ＮＯ－
３ ⁃Ｎ
而去除，有機(jī)負(fù)荷的增加會(huì)增強(qiáng)異養(yǎng)菌的競(jìng)爭(zhēng)能
力，使硝化作用減弱，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除能力下降，但實(shí)驗(yàn)
中Ｒ１ 去除ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 能力高于Ｒ２． 這可能是因?yàn)樵?/div>
Ｒ１ 的條件下，異養(yǎng)菌數(shù)量更高，在生物膜上大量生
長(zhǎng)時(shí)對(duì)ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 的同化量較大，也可能是異養(yǎng)硝化
細(xì)菌的存在，實(shí)現(xiàn)了硝化反硝化作用的偶聯(lián)（趙詣，
２０１０），具體還有待進(jìn)一步研究． 反硝化細(xì)菌大多是
異養(yǎng)型兼性厭氧細(xì)菌，有機(jī)負(fù)荷的降低會(huì)使ＴＮ 去
除能力下降，這與反硝化時(shí)碳源不足有關(guān)（Ｍｕｎｃｈ
ｅｔ ａｌ． ， １９９６）． ＤＯ 的增加能夠提高ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ
的去除效果，但不利于反硝化的進(jìn)行，造成ＴＮ 去除
能力降低，適當(dāng)?shù)模模?濃度有利于生物膜上形成氧
梯度，其厭氧⁃缺氧⁃好氧區(qū)域能較好地實(shí)現(xiàn)ＳＮＤ 脫
氮，實(shí)驗(yàn)中以Ｒ５ 去除ＴＮ 效果最好，這與沈雁群等
３２２４
１２ 期鄒俊良等：移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器凈化模擬水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的研究
（２０１１）及蔣山泉等（２００８）的研究結(jié)果一致． Ｒ５、Ｒ８
及Ｒ９ 中，ＨＲＴ 越長(zhǎng)，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率越高且ＮＯ－
２ ⁃Ｎ
積累越少，一方面是由于進(jìn)水ＣＯＤ 不變的條件下，
ＨＲＴ 的延長(zhǎng)使有機(jī)負(fù)荷降低，硝化細(xì)菌在競(jìng)爭(zhēng)中占
據(jù)優(yōu)勢(shì)；另一方面是因?yàn)橄趸饔迷鰪?qiáng)，產(chǎn)生的酸
度能降低廢水因反硝化作用而升高的ｐＨ 值，而ｐＨ
偏高不利于硝酸菌的生長(zhǎng)且會(huì)使亞硝酸鹽氧化菌
活性受到抑制（鄧嬪， ２００７），容易造成ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 的積
累，該條件下ＨＲＴ 的延長(zhǎng)正好解決了這一問(wèn)題．
ＣＯＤ 或ＤＯ 濃度過(guò)低也容易造成ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 的積累，這
是因?yàn)榈偷模茫希?會(huì)使混合液中游離氨濃度相對(duì)較
大，游離氨對(duì)硝酸菌具有較強(qiáng)的抑制作用；低的ＤＯ
則會(huì)因?yàn)閬喯跛峋鷮?duì)溶解氧的競(jìng)爭(zhēng)能力強(qiáng)于硝酸
菌而使硝酸菌對(duì)ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 的轉(zhuǎn)化能力減弱（Ｂａｓｓｉｎ
ｅｔ ａｌ． ， ２０１２； 孫萍等， ２００８）．
在本實(shí)驗(yàn)中，ＭＢＢＲ 對(duì)ＴＰ 也具有很好的去除效
果． 張志超等（２００８）研究表明，磷元素的去除包括
了微生物生長(zhǎng)過(guò)程中的同化作用，好氧聚磷菌在好
氧區(qū)過(guò)量聚磷及反硝化聚磷菌在缺氧區(qū)過(guò)量聚磷
等． 由于ＭＢＢＲ 連續(xù)進(jìn)水時(shí)不存在厭氧好氧交替運(yùn)
行的環(huán)境，且入水ＴＰ 濃度較低，故ＴＰ 主要是通過(guò)
微生物同化和生物膜吸附作用而去除；另一方面，
ＤＯ 的升高及ＨＲＴ 的延長(zhǎng)會(huì)使ＴＰ 去除能力降低，這
同反硝化過(guò)程相似， 可能是由反硝化聚磷菌在
ＭＢＢＲ 生物膜內(nèi)部缺氧區(qū)過(guò)量聚磷所引起，具體原
因需要進(jìn)一步研究．
采用序批式運(yùn)行時(shí)，ＭＢＢＲ 對(duì)廢水ＣＯＤ、Ｎ、Ｐ
具有良好的去除效果，能同時(shí)實(shí)現(xiàn)各污染物的高效
去除，對(duì)ＴＰ 的去除比連續(xù)進(jìn)水時(shí)更具優(yōu)越性． 在單
個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)，ＣＯＤ 在前３ ｈ 迅速下降，這主要是由
生物膜的吸附作用所引起的（Ｈａｏ ｅｔ ａｌ． ， １９９７； 李
軍等， ２００６），ＣＯＤ 被吸附后可作為反硝化細(xì)菌進(jìn)
行反硝化的碳源，而ｐＨ 值的升高也表明反應(yīng)器中
發(fā)生了反硝化過(guò)程． ＴＰ 在曝氣結(jié)束后由于ＤＯ 降
低，生物膜內(nèi)部處于厭氧狀態(tài)，被吸附的部分磷重
新釋放到水體中，造成ＴＰ 濃度升高． 曝氣時(shí)間的延
長(zhǎng)對(duì)ＣＯＤ、ＴＮ、ＴＰ 的去除效率并沒(méi)有明顯增加，雖
能使ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 進(jìn)一步去除，但會(huì)造成ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 的積累，
因此，運(yùn)行周期不亦過(guò)長(zhǎng)．
５ 結(jié)論（Ｃｏｎｃｌｕｓｉｏｎｓ）
１）采用ＭＢＢＲ 技術(shù)處理模擬德清吳越水產(chǎn)養(yǎng)
殖廢水，在ＨＲＴ 為８ ｈ，ＤＯ 為２． ０ ～ ３． ０ ｍｇ·Ｌ－１ 的
條件下，反應(yīng)器啟動(dòng)快速，運(yùn)行穩(wěn)定，處理效果良
好，一個(gè)月后能使ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除率均達(dá)到
８０％以上，出水ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 濃度分別降至２０
ｍｇ·Ｌ－１和１ ｍｇ·Ｌ－１左右，符合地表水Ⅳ類(lèi)水水質(zhì)標(biāo)
準(zhǔn)（ＧＢ３８３８—２００２），在處理效果優(yōu)良時(shí)，能達(dá)到Ⅲ
類(lèi)水水質(zhì)．
２） 有機(jī)負(fù)荷、ＤＯ、ＨＲＴ、操作方式都能影響
ＭＢＢＲ 反應(yīng)器處理模擬廢水的效果，進(jìn)水ＣＯＤ 為
２４０ ～ ２８０ ｍｇ·Ｌ－１ （ 有機(jī)負(fù)荷為（０． ７６ ± ０． ０３）
ｋｇ·ｍ－·３ ｄ－１）時(shí)，ＣＯＤ 去除率能達(dá)到８９． ６６％，ＴＮ 去
除率能達(dá)到７１． ７３％，有機(jī)負(fù)荷降低會(huì)使ＴＮ 去除能
力下降；在進(jìn)水ＣＯＤ 為１４０ ～ ２００ ｍｇ·Ｌ－１ 時(shí)，控制
ＤＯ 為（３． ００ ±０． ２５）ｍｇ·Ｌ－１，ＨＲＴ 為８ ｈ，廢水去除
ＴＮ 效果最好，去除率能達(dá)到６１． ８６％；ＤＯ 越高，
ＣＯＤ 和ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除效果越好，ＤＯ 在（３． ００ ±０． ２５）
ｍｇ·Ｌ－１ 以上時(shí)，二者去除率均能達(dá)到９０％ 以上，
ＨＲＴ 越長(zhǎng)，ＮＨ＋
４ ⁃Ｎ 去除效果越好；ＣＯＤ 不足、ＤＯ 過(guò)
低、ＨＲＴ 過(guò)短都會(huì)引起廢水處理過(guò)程中ＮＯ－
２ ⁃Ｎ 的
積累，將對(duì)魚(yú)類(lèi)產(chǎn)生危害作用；連續(xù)進(jìn)水時(shí)，ＭＢＢＲ
去除ＴＰ 主要是通過(guò)微生物的同化和生物膜的吸附
作用進(jìn)行的，去除效率能達(dá)到５０％左右，升高ＤＯ 或
延長(zhǎng)ＨＲＴ 都會(huì)使ＴＰ 去除率降低；序批式進(jìn)水能同
時(shí)實(shí)現(xiàn)廢水各污染物的高效去除，對(duì)ＴＰ 的去除能
達(dá)到６８． ８９％，優(yōu)于連續(xù)進(jìn)水方式．
責(zé)任作者簡(jiǎn)介：楊京平（１９６３—），男，浙江大學(xué)環(huán)境與資源
學(xué)院教授，研究生導(dǎo)師． 主要研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)面源污染控制
及生態(tài)工程技術(shù)．
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