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移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究 邹俊良,杨京平∗,吕亚敏 浙江大学环境与资源学院环境保护研究所,杭州310058

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第33 卷第12 期
2013 年12 月
环 境 科 学 学 报
 Acta Scientiae Circumstantiae
Vol. 33,No. 12
Dec. , 2013
基金项目: 国家水体污染控制与治理科技重大专项(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)
作者简介: 邹俊良(1989—), 男, E⁃mail: jlzoe1991@ hotmail. com; ∗通讯作者(责任作者), E⁃mail: jpyang@ zju. edu. cn
Biography: ZOU Junliang (1989—), male, E⁃mail: jlzoe1991@ hotmail. com; ∗Corresponding author, E⁃mail: jpyang@ zju. edu. cn
邹俊良,杨京平,吕亚敏. 2013. 移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究[J]. 环境科学学报,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
移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究
邹俊良,杨京平∗,吕亚敏
浙江大学环境与资源学院环境保护研究所,杭州310058
收稿日期:2013⁃03⁃19   修回日期:2013⁃06⁃17   录用日期:2013⁃06⁃22
摘要:采用移动床生物膜反应器(MBBR)净化模拟水产养殖废水. 结果表明,MBBR 净化模拟水产养殖废水效果良好. 在水力停留时间(HRT)
为8 h,DO 为2. 0 ~3. 0 mg·L -1 的条件下,反应器启动迅速、运行稳定,能使COD 和氨氮去除率均达到80% 以上,TP 去除率达到50% 左右;有
机负荷为(0. 76 ±0. 03)kg·m -3·d -1 时,TN 及氨氮去除效果最好,去除率分别达到71. 73% 及98. 42%. 为达到良好的TN 去除效果,有机负荷
不宜低于0. 5 kg·m -3·d -1 ;DO 为(3. 00 ±0. 25)mg·L -1 时,TN 去除效果最好,最有利于同步硝化反硝化; 为保持较高的氨氮去除效率,并减少
亚硝态氮积累,DO 浓度不应低于2. 0 mg·L -1 ;HRT 过短会使氨氮去除效率降低,且可能出现亚硝态氮积累;采用序批式进水运行方式,对TP
的去除效果优于连续进水方式,但运行周期后半段会出现亚硝态氮积累,对鱼类产生危害.
关键词:移动床生物膜反应器;水产养殖废水;氨氮;同步硝化反硝化
文章编号:0253⁃2468(2013)12⁃3219⁃08   中图分类号:X703   文献标识码: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;   received in revised form 17 June 2013;   accepted 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)
生物过滤是规模化水产养殖废水常用的处理
技术之一( Guerdat et al. , 2010; Gutierrez⁃Wing
et al. , 2006). 其中,移动床生物膜反应器(MBBR)
作为较新兴的废水处理技术,既不需要流化沙床生
物滤器那样的高动力消耗,也不需要曝气生物滤池
那样的反冲洗,操作简单,应用灵活,且具有活性污
泥法和生物膜法的双重优点,因而成为废水处理技
术研究的热点. MBBR 不仅能高效地去除有机物,还
具有良好的脱氮除磷效果,随着载体生物膜的生长
和溶解氧的扩散,生物膜由内到外形成厌氧⁃缺氧⁃
好氧区,这为实现反应器内废水同步硝化反硝化脱
氮及除磷提供了良好的环境条件. 研究表明
环  境  科  学  学  报33 卷
(Jaroszynski et al. , 2011; 沈雁群等, 2011; Dong
et al. , 2011;牛川等, 2011;周艾文等, 2010),载体
性质、填充率、DO、C/ N、水力停留时间(HRT)、温
度、pH 等都能影响MBBR 去除有机物及氮磷等物
质的效果. MBBR 技术研究的主要内容是调整相关
参数以实现废水的高效净化. 目前,MBBR 技术在处
理我国畜禽废水(邱光磊等, 2009)、城市生活污水
(张鹏等, 2009)、高氨氮生活污水( 刘建广等,
2011)等方面有了较多的研究和应用,但对于大水
量、低有机负荷水产养殖废水处理的研究还鲜有报
道. 因此,研究MBBR 处理水产养殖废水,实现有机
物及氮磷等物质的高效去除,解决如何在高效脱氮
的同时减少亚硝态氮的积累等问题具有重要意义.
基于此,本文通过研究MBBR 净化模拟水产养殖废
水的效果,以及有机负荷、DO、HRT、操作方式等因
素的影响,为MBBR 有效应用于水产养殖废水的处
理提供技术支持.
2 材料与方法(Materials and methods)
2. 1 实验装置
实验装置由养殖废水储水箱、蠕动泵、MBBR 反
应器、气体流量计、时间控制器、曝气装置及出水收
集容器组成,如图1 所示. MBBR 反应器采用有机玻
璃制成,高50 cm,内径20 cm,有效容积10 L. 反应
器进水孔和排泥口分别位于反应器底部相对的两
侧;底部一侧放置微孔曝气砂头,通过时间控制器
和气体流量器控制曝气时间和曝气量;设两个出水
口,分别位于反应器上端和反应器中部,出水口加
一机械滤网,防止载体流失. 载体选用从大连宇都
公司购买的改性生物悬浮填料BioMTM WD⁃S20⁃4,
其尺寸为φ20 mm × 20 mm, 比表面积为510
m·2 m-3,载体比重接近于水,挂膜前为0. 96 ~ 0􀆰 98
g·cm-3,挂膜后约为1 g·cm-3. 载体填充率为50%,
经曝气后成流化状态.
图1 实验装置示意图
Fig. 1 Sketch of the experimental device
2. 2 接种污泥和实验用水
接种污泥取自安吉金山污水处理厂二沉池回
流污泥,污泥浓度(MLSS)约为3000 mg·L-1. 实验
用水采用模拟德清吴越水产养殖公司黄颡鱼养殖
塘出水,以葡萄糖作为碳源,NH4 Cl、KNO3、NaNO2 作
为氮源,KH2 PO4 作为磷源,并添加CuSO4、ZnSO4、
H3BO3、FeSO·4 7H2O、MgSO·4 7H2O、KI 等作为微生物
生长所需的微量元素,利用碳酸氢钠缓冲液调节废
水pH 值,添加适量实验室黄颡鱼养殖池水以提高
原水微生物含量. 模拟水产养殖废水水质见表1.
表1 模拟水产养殖废水水质
Table 1 Quality of simulated aquaculture wastewater
数据类型COD/ (mg·L -1 ) TN/ (mg·L -1 ) NH4+ ⁃N/ (mg·L -1 ) TP/ (mg·L -1 ) pH
变化范围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 实验方案
分3 个阶段运行MBBR,第一阶段为挂膜,第二
阶段为连续进水运行,第三阶段为序批进水运行.
在连续进水运行阶段,考察不同有机负荷(Lv )、DO
及HRT 条件下废水COD、N、P 去除效果;在序批式
进水运行阶段,考察废水COD、N、P 去除效果及单
个周期内各污染物浓度随时间的变化情况. 每天上
午9:00—10:00 取样,测定反应器进、出水COD、
TN、NH+
4 ⁃N、NO-
2 ⁃N、NO-
3 ⁃N、TP 和pH 值,不定期测
定DO 等以便及时对曝气量进行调整,序批式运行
的单个运行周期内每小时取样一次,测定反应器出
水COD、TN、NH+
4 ⁃N、NO-
2 ⁃N、NO-
3 ⁃N、TP、pH 及
DO 值.
2. 4 分析测定方法及数据处理
2. 4. 1 分析测定 温度及DO 采用HACH Sension6
便携式溶氧仪测定,pH 值用雷磁pH 计测定,氨氮
采用纳氏试剂分光光度法(HJ535—2009) 测定,
NO-
2 ⁃N 采用分光光度法(GB 7493⁃87)测定,NO-
3 ⁃N
采用紫外分光光度法(HJ/ T346—2007)测定,COD
采用哈希试剂反应器消解法测定,TP 采用钼酸铵分
光光度法(GB11893⁃89)测定,TN 采用碱性过硫酸
钾消解⁃紫外分光光度法(GB11894⁃89)测定.
3220
12 期邹俊良等:移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究
污泥浓度(MLSS)测定:取100 mL 混合液用定
量滤纸过滤,待烘箱中温度上升到103 ~105 ℃之间
的设定值后,将滤干后的滤纸放入烘箱烘2 h,取出
后置于干燥器中放置0. 5 h,称量后减去滤纸质量,
所得质量与混合液体积的比值即为MLSS 值. 污泥
体积指数(SVI)及污泥沉降比(SV)按其定义进行
测定. 生物膜量测定:将数个载体取出后置于装有
8. 5 g·L-1 NaCl 溶液的离心管中,超声波清洗10
min 使之变均匀,清洗3 次;然后于4 ℃ 离心10
min,待载体上生物膜全部脱落至离心管底部后,取
出载体即可,生物膜全部收集于离心管中备用;将
离心管中收集到的生物膜及NaCl 溶液的混合液用
定量滤纸过滤,待烘箱中温度上升到103 ~105 ℃之
间的设定值后,将滤干后的滤纸放入烘箱烘2 h,取
出置于干燥器中放置0. 5 h,称量后减去滤纸质量,
所得质量记为m,用于生物膜取样的载体的总体积
记为V,载体在反应器内的填充率记为f,则生物膜
量ρ = (m / V) × f. 挥发性生物膜量测定:生物膜量测
定后将其置于550 ℃马弗炉中灼烧,冷却后称质量,
两者之差即为挥发性生物膜质量. 生物膜取样方
法:数个载体取出后置于装有浓度为8. 5 g·L-1 的
NaCl 溶液的离心管中,超声波清洗10 min 使之变均
匀,清洗3 次,然后于4 ℃离心10 min,待载体上生
物膜全部脱落至离心管底部后,取出载体即可,生
物膜全部收集于离心管中备用.
2. 4. 2 数据处理 实验数据采用Microsoft Excel
2007 进行处理,利用Orgin8. 0 作图.
3 结果(Results)
3. 1 MBBR 挂膜启动及驯化
将模拟废水和接种污泥注入反应器内,按比例
稀释接种污泥使其浓度约为1000 mg·L-1,调节曝
气量至最大,使接种污泥同载体充分接触,闷曝24 h
后排掉全部废水,回流部分污泥,再注入新鲜模拟
废水重复此过程,随后排掉全部泥水混合物,开始
连续进水,水力停留时间为8 h,调节曝气量使反应
器内废水DO 保持在2. 0 ~3. 0 mg·L-1 之间. 运行5
d 后即可观察到填料内壁十字架表面有一层薄薄的
生物膜出现,9 d 后生物膜变厚,约0. 5 mm,略显黄
色,镜检发现有良好的菌胶团形成,并有草履虫等
原生动物出现,COD 和NH+
4 ⁃N 去除率分别达到了
72. 37%和82. 46%;连续运行1 个月后生物膜厚度
达到了1 ~2 mm,肉眼清晰可见(图2),挥发性生物
膜量达到了1218 mg·L-1,COD 和NH+
4 ⁃N 去除率均
稳定在80%以上,至此认为载体挂膜完成,反应器
启动成功.
图2 MBBR 载体及生物膜
Fig. 2 Photograph of carrier with biofilm taken from MBBR
3. 2 有机负荷对处理效果的影响
保持HRT 为8 h、DO 为2. 0 ~3. 0 mg·L-1 等条
件不变, 调节进水COD, COD 分别为240 ~ 280
mg·L-1(R1)、140 ~ 200 mg·L-1 (R2) 及80 ~ 110
mg·L-1(R3)时,各污染物去除效果如图3 所示. 由
图3a 可知,R1、R2、R3 运行期间有机负荷依次降
低,分别为(0. 76 ±0. 03)、(0. 52 ±0. 05)和(0. 30 ±
0. 03) kg·m-·3 d-1(以COD 计);在3 种不同的有机
负荷下,COD 及TN 去除率不同,有机负荷降低会引
起去除率下降,以TN 变化效果最显著,平均去除率
从R1 的71. 73% 下降到R3 的31. 81%,R2 条件下
运行时平均去除率位于R1 与R3 之间,为53. 43%;
COD 去除率只在有机负荷最低时有所下降,在R1
及R2 条件下运行时差异不大,整个期间内,COD 去
除率均能达到80% 以上,出水浓度仅为20 mg·L-1
左右.
图3b 显示了不同有机负荷下各形态氮化合物
浓度的变化情况及NH+
4 ⁃N 的去除率. 从图3b 可以
看出,有机负荷的降低会引起NH+
4 ⁃N 去除率的降
低,在有机负荷为(0. 76 ± 0. 03) kg·m-3·d-1 (以
COD 计)时,NH+
4 ⁃N 平均去除率达到了98. 42%,出
水浓度仅为(0. 13 ±0. 07)mg·L-1;当有机负荷下降
到(0. 52 ±0. 05)kg·m-3·d-1 (以COD 计)时,NH+
4 ⁃
N 平均去除率降低到了86. 30%;再下降时,NH+
4 ⁃N
去除率变化不明显. 由图3b 可知,出水NO-
3 ⁃N 和
NO-
2 ⁃N 浓度按R1、R2、R3 的顺序逐渐升高,R3 运
行条件下NO-
2 ⁃N 浓度达到了(0. 35 ± 0. 04)
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环  境  科  学  学  报33 卷
mg·L-1,R2 和R3 条件下NO-
2 ⁃N 积累率分别为
9􀆰 26%和7. 83%,高于R1 时的1. 97%,表明有机负
荷过低是引起NO-
2 ⁃N 积累的原因之一.
图3c 表明,MBBR 对TP 具有良好的去除效果,
但波动较大,R2 运行条件下TP 平均去除率最高,达
到了70. 90%,R1 及R3 条件下TP 去除率差异不
大,均为50%左右.
图3 不同有机负荷下COD 及氮磷去除变化
Fig. 3 Variation of COD and nitrogen and phosphorus removal at
different organic loadings
3. 3 DO 对处理效果的影响
保持HRT 为8 h、COD 为140 ~ 200 mg·L-1 等
条件不变,控制曝气量,R4、R5、R6、R7 条件下的DO
值分别为(2. 00 ± 0. 25)、(3. 00 ± 0. 25)、(4. 00 ±
0􀆰 25)、(5. 00 ±0. 25)mg·L-1 时,MBBR 对模拟废水
各污染物去除效果如图4 所示. 由图4a 可知,DO 的
升高会使COD 去除率增加,MBBR 在R4 条件下运
行时,COD 平均去除率为85. 17%;R5 条件下运行
时,平均去除率则上升至91. 89%,DO 继续升高,去
除率略有增加,但但变化不大. TN 去除同DO 关系
密切,DO 为(3. 00 ± 0. 25)mg·L-1 时,TN 去除效果
最好,平均去除率达到了61. 86%,DO 升高或降低,
都会使TN 去除率下降,DO 上升到(5. 00 ± 0. 25)
mg·L-1时,TN 平均去除率降至最低,仅为36. 32%.
图4 不同DO 下COD 及氮磷去除变化
Fig. 4 Variation of COD and nitrogen and phosphorus removal at
different DO concentrations
图4b 显示了不同DO 浓度下各形态氮化合物
浓度的变化情况及NH+
4 ⁃N 的去除率. 从图4b 可以
看出,随着DO 的升高,NH+
4 ⁃N 去除率不断增加,R4
3222
12 期邹俊良等:移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究
条件下运行时,平均去除率仅为75. 37%,R5 条件
下运行时则达到了89. 62%,继续提高DO 浓度,
NH+
4 ⁃N 去除率增加不明显. 由图4b 可知, 出水
NO-
3 ⁃N 浓度随DO 值的升高而升高,而NO-
2 ⁃N 则表
现出相反的趋势,DO 越低,出水NO-
2 ⁃N 浓度越高,
DO 为(5. 00 ±0. 25)mg·L-1时,其浓度仅为(0. 08 ±
0. 02)mg·L-1,当DO 降低到(2. 00 ±0. 25)mg·L-1
时,出水NO-
2 ⁃N 浓度达到了(0. 30 ±0. 06)mg·L-1,
NO-
2 ⁃N 积累率也从R7 时的1. 37% 升高到了R4 时
的17. 57%,表明DO 浓度过低是造成NO-
2 ⁃N 积累
的原因之一.
图4c 表明,TP 的去除效果随DO 的升高而降
低,其平均去除率依次为: R4 (63. 14%) > R5
(60􀆰 07%) > R6(50. 61%) > R7(44. 81%). 但不同
DO 条件下,MBBR 对TP 的去除率不稳定,波动
较大.
3. 4 HRT 对处理效果的影响
在上述研究的基础上,保持COD 为140 ~ 200
mg·L-1、DO 为(3. 00 ± 0. 25)mg·L-1 等条件不变,
改变反应器水力停留时间,在HRT 为8 h(R5)、10 h
(R8)、6 h(R9)时,各污染物去除效果如图5 所示.
由图5a 可知,HRT 不同,COD 及TN 去除率不同,当
HRT 为10 h 时,平均去除率最低,分别为82. 97%
和25. 04%;HRT 为8 h 时,处理效果最好,COD 和
TN 去除率分别达到了91. 89% 和61. 86%;当HRT
为6 h 时,COD 和TN 仍有着较高的去除率,略低于
R5,可分别达到87. 86%和58. 12%.
图5b 显示了不同HRT 条件下各形态氮化合物
浓度的变化情况及NH+
4 ⁃N 去除率. 由图5b 可知,
HRT 越长,NH+
4 ⁃N 去除率越高,HRT 为10 h 时,平
均去除率达到了91. 34%,但由于TN 去除率最低,
故出水NO-
3 ⁃N 浓度最高. 从图5b 可以看出,随着
HRT 的延长,出水NO-
2 ⁃N 浓度不断降低,HRT 为6
h 时,其浓度为(0. 24 ± 0. 05) mg·L-1,积累率为
12􀆰 25%;延长至8 h 时,浓度降低为(0. 16 ± 0. 03)
mg·L-1,积累率为9. 41%;再延长HRT 至10 h 时,
出水NO-
2 ⁃N 浓度变化不明显, 但积累率降至
1. 76%.
图5c 表明,TP 去除率随着HRT 的延长而降
低, HRT 为6 h 时, 平均去除率最高, 达到了
67􀆰 55%,且各运行条件下,TP 的去除率变化较大,
波动明显.
图5 不同HRT 下COD 及氮磷去除变化
Fig. 5 Variation of COD and nitrogen and phosphorus removal with
different HRT
3. 5 序批式进水模式下反应器处理效果
将反应器进水方式改为序批式,以8 h 为周期,
调节曝气量为30 L·h-1,按照以下方式运行:进水5
min→曝气410 min→静置60 min→排水5 min,废水
及泥水混合物排放90%. 待反应器运行7 d(21 个周
期)后,出水稳定,任取5 个周期,测水质各指标后
取平均值,结果如表2 所示. 由表2 可知,采用序批
式进水方式处理废水的效果良好,同连续进水方式
R5 相比,COD 和氮的去除能力相当,但对TP 的去
除效果要优于R5. 结合图3 ~5 可以发现,序批式进
3223
环  境  科  学  学  报33 卷
水方式对废水单一指标污染物的去除并不总优于
连续进水方式.
表2 序批式运行下反应器COD 及氮磷去除效果
Table 2  COD, nitrogen and phosphorus removal efficiency under
sequencing operation
指标
进水浓度
/ (mg·L -1 )
出水浓度
/ (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:表中数据为5 个运行周期平均值± 标准差.
图6 序批式进水模式下单个周期内废水各指标随时间的变化
Fig. 6 Typical profile of parameters in a cycle of reactor under
sequencing operation
  反应器运行稳定后,任取1 个周期,测得单个周
期内各污染物浓度变化如图6 所示. 由图6 可知,在
运行的前3 h 内,COD 及TP 浓度迅速下降,pH 和
DO 值迅速上升,TN、NH+
4 ⁃N、NO-
3 ⁃N 浓度同时降
低,表明在运行初期就发生了同步硝化反硝化.
NH+
4 ⁃N 的去除主要发生在运行周期的3 ~7 h,此时
反应器中废水COD 较低,DO 浓度较高,有利于好氧
硝化反应的进行,从图6a 中可以看出,此阶段内反
应器中NO-
3 ⁃N 和NO-
2 ⁃N 开始出现积累,到曝气结
束后的第7 个小时, NO-
2 ⁃N 浓度达到了0􀆰 22
mg·L-1,而TN 的去除在4 h 后变化不大. 停止曝气
后,DO 迅速下降至0. 19 mg·L-1,TP 则突然上升至
1. 98 mg·L-1,COD 和氮浓度变化不明显.
4 讨论(Discussion)
实验从4 月中旬开始到8 月底结束,整个实验
期间温度适宜,MBBR 内水温始终维持在21. 9 ~
28. 8 ℃,参与废水处理的微生物有较高的代谢水
平. 废水COD 主要通过异养微生物的代谢活动而去
除,在低浓度条件下MBBR 去除COD 效果良好(贾
磊等, 2007),进水COD 过低或HRT 过长都会使反
应器有机负荷过低,当有机负荷过低时,异养菌生
长所需的碳源缺乏,就会在同自养硝化细菌等微生
物的竞争中处于劣势,进而降低COD 去除效率.
TN 的去除通过硝化反硝化作用及生物同化作
用而实现,当进水NH+
4 ⁃N 浓度较低时,同化作用可
能成为脱氮的主要途径(高廷耀等, 2007). 硝化细
菌一般为自养型好氧细菌,废水中的NH+
4 ⁃N 通过
亚硝化菌和硝化菌的作用转化为NO-
2 ⁃N 和NO-
3 ⁃N
而去除,有机负荷的增加会增强异养菌的竞争能
力,使硝化作用减弱,NH+
4 ⁃N 去除能力下降,但实验
中R1 去除NH+
4 ⁃N 能力高于R2. 这可能是因为在
R1 的条件下,异养菌数量更高,在生物膜上大量生
长时对NH+
4 ⁃N 的同化量较大,也可能是异养硝化
细菌的存在,实现了硝化反硝化作用的偶联(赵诣,
2010),具体还有待进一步研究. 反硝化细菌大多是
异养型兼性厌氧细菌,有机负荷的降低会使TN 去
除能力下降,这与反硝化时碳源不足有关(Munch
et al. , 1996). DO 的增加能够提高COD 和NH+
4 ⁃N
的去除效果,但不利于反硝化的进行,造成TN 去除
能力降低,适当的DO 浓度有利于生物膜上形成氧
梯度,其厌氧⁃缺氧⁃好氧区域能较好地实现SND 脱
氮,实验中以R5 去除TN 效果最好,这与沈雁群等
3224
12 期邹俊良等:移动床生物膜反应器净化模拟水产养殖废水的研究
(2011)及蒋山泉等(2008)的研究结果一致. R5、R8
及R9 中,HRT 越长,NH+
4 ⁃N 去除率越高且NO-
2 ⁃N
积累越少,一方面是由于进水COD 不变的条件下,
HRT 的延长使有机负荷降低,硝化细菌在竞争中占
据优势;另一方面是因为硝化作用增强,产生的酸
度能降低废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长且会使亚硝酸盐氧化菌
活性受到抑制(邓嫔, 2007),容易造成NO-
2 ⁃N 的积
累,该条件下HRT 的延长正好解决了这一问题.
COD 或DO 浓度过低也容易造成NO-
2 ⁃N 的积累,这
是因为低的COD 会使混合液中游离氨浓度相对较
大,游离氨对硝酸菌具有较强的抑制作用;低的DO
则会因为亚硝酸菌对溶解氧的竞争能力强于硝酸
菌而使硝酸菌对NO-
2 ⁃N 的转化能力减弱(Bassin
et al. , 2012; 孙萍等, 2008).
在本实验中,MBBR 对TP 也具有很好的去除效
果. 张志超等(2008)研究表明,磷元素的去除包括
了微生物生长过程中的同化作用,好氧聚磷菌在好
氧区过量聚磷及反硝化聚磷菌在缺氧区过量聚磷
等. 由于MBBR 连续进水时不存在厌氧好氧交替运
行的环境,且入水TP 浓度较低,故TP 主要是通过
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 的延长会使TP 去除能力降低,这
同反硝化过程相似, 可能是由反硝化聚磷菌在
MBBR 生物膜内部缺氧区过量聚磷所引起,具体原
因需要进一步研究.
采用序批式运行时,MBBR 对废水COD、N、P
具有良好的去除效果,能同时实现各污染物的高效
去除,对TP 的去除比连续进水时更具优越性. 在单
个运行周期内,COD 在前3 h 迅速下降,这主要是由
生物膜的吸附作用所引起的(Hao et al. , 1997; 李
军等, 2006),COD 被吸附后可作为反硝化细菌进
行反硝化的碳源,而pH 值的升高也表明反应器中
发生了反硝化过程. TP 在曝气结束后由于DO 降
低,生物膜内部处于厌氧状态,被吸附的部分磷重
新释放到水体中,造成TP 浓度升高. 曝气时间的延
长对COD、TN、TP 的去除效率并没有明显增加,虽
能使NH+
4 ⁃N 进一步去除,但会造成NO-
2 ⁃N 的积累,
因此,运行周期不亦过长.
5 结论(Conclusions)
1)采用MBBR 技术处理模拟德清吴越水产养
殖废水,在HRT 为8 h,DO 为2. 0 ~ 3. 0 mg·L-1 的
条件下,反应器启动快速,运行稳定,处理效果良
好,一个月后能使COD 和NH+
4 ⁃N 去除率均达到
80%以上,出水COD 和NH+
4 ⁃N 浓度分别降至20
mg·L-1和1 mg·L-1左右,符合地表水Ⅳ类水水质标
准(GB3838—2002),在处理效果优良时,能达到Ⅲ
类水水质.
2) 有机负荷、DO、HRT、操作方式都能影响
MBBR 反应器处理模拟废水的效果,进水COD 为
240 ~ 280 mg·L-1 ( 有机负荷为(0. 76 ± 0. 03)
kg·m-·3 d-1)时,COD 去除率能达到89. 66%,TN 去
除率能达到71. 73%,有机负荷降低会使TN 去除能
力下降;在进水COD 为140 ~ 200 mg·L-1 时,控制
DO 为(3. 00 ±0. 25)mg·L-1,HRT 为8 h,废水去除
TN 效果最好,去除率能达到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 以上时,二者去除率均能达到90% 以上,
HRT 越长,NH+
4 ⁃N 去除效果越好;COD 不足、DO 过
低、HRT 过短都会引起废水处理过程中NO-
2 ⁃N 的
积累,将对鱼类产生危害作用;连续进水时,MBBR
去除TP 主要是通过微生物的同化和生物膜的吸附
作用进行的,去除效率能达到50%左右,升高DO 或
延长HRT 都会使TP 去除率降低;序批式进水能同
时实现废水各污染物的高效去除,对TP 的去除能
达到68. 89%,优于连续进水方式.
责任作者简介:杨京平(1963—),男,浙江大学环境与资源
学院教授,研究生导师. 主要研究方向为农业面源污染控制
及生态工程技术.
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