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）
３２２１
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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环 境 科 学 学 报３３ 卷
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