2019年污泥處理與資源利用國際高峰論壇 暨國際標準化組織(ISO)污泥處理和利用標準工作組會議 來源:《中國給水排水》
 
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移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究 鄒俊良,楊京平∗,呂亞敏 浙江大學環境與資源學院環境保護研究所,杭州310058

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第33 卷第12 期
2013 年12 月
環 境 科 學 學 報
 Acta Scientiae Circumstantiae
Vol. 33,No. 12
Dec. , 2013
基金項目: 國家水體污染控制與治理科技重大專項(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)
作者簡介: 鄒俊良(1989—), 男, E⁃mail: jlzoe1991@ hotmail. com; ∗通訊作者(責任作者), 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. 移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究[J]. 環境科學學報,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
移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究
鄒俊良,楊京平∗,呂亞敏
浙江大學環境與資源學院環境保護研究所,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:采用移動床生物膜反應器(MBBR)凈化模擬水產養殖廢水. 結果表明,MBBR 凈化模擬水產養殖廢水效果良好. 在水力停留時間(HRT)
為8 h,DO 為2. 0 ~3. 0 mg·L -1 的條件下,反應器啟動迅速、運行穩定,能使COD 和氨氮去除率均達到80% 以上,TP 去除率達到50% 左右;有
機負荷為(0. 76 ±0. 03)kg·m -3·d -1 時,TN 及氨氮去除效果最好,去除率分別達到71. 73% 及98. 42%. 為達到良好的TN 去除效果,有機負荷
不宜低于0. 5 kg·m -3·d -1 ;DO 為(3. 00 ±0. 25)mg·L -1 時,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
亞硝態氮積累,DO 濃度不應低于2. 0 mg·L -1 ;HRT 過短會使氨氮去除效率降低,且可能出現亞硝態氮積累;采用序批式進水運行方式,對TP
的去除效果優于連續進水方式,但運行周期后半段會出現亞硝態氮積累,對魚類產生危害.
關鍵詞:移動床生物膜反應器;水產養殖廢水;氨氮;同步硝化反硝化
文章編號:0253⁃2468(2013)12⁃3219⁃08   中圖分類號:X703   文獻標識碼: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;   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)
生物過濾是規模化水產養殖廢水常用的處理
技術之一( Guerdat et al. , 2010; Gutierrez⁃Wing
et al. , 2006). 其中,移動床生物膜反應器(MBBR)
作為較新興的廢水處理技術,既不需要流化沙床生
物濾器那樣的高動力消耗,也不需要曝氣生物濾池
那樣的反沖洗,操作簡單,應用靈活,且具有活性污
泥法和生物膜法的雙重優點,因而成為廢水處理技
術研究的熱點. MBBR 不僅能高效地去除有機物,還
具有良好的脫氮除磷效果,隨著載體生物膜的生長
和溶解氧的擴散,生物膜由內到外形成厭氧⁃缺氧⁃
好氧區,這為實現反應器內廢水同步硝化反硝化脫
氮及除磷提供了良好的環境條件. 研究表明
環  境  科  學  學  報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、填充率、DO、C/ N、水力停留時間(HRT)、溫
度、pH 等都能影響MBBR 去除有機物及氮磷等物
質的效果. MBBR 技術研究的主要內容是調整相關
參數以實現廢水的高效凈化. 目前,MBBR 技術在處
理我國畜禽廢水(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用,但對于大水
量、低有機負荷水產養殖廢水處理的研究還鮮有報
道. 因此,研究MBBR 處理水產養殖廢水,實現有機
物及氮磷等物質的高效去除,解決如何在高效脫氮
的同時減少亞硝態氮的積累等問題具有重要意義.
基于此,本文通過研究MBBR 凈化模擬水產養殖廢
水的效果,以及有機負荷、DO、HRT、操作方式等因
素的影響,為MBBR 有效應用于水產養殖廢水的處
理提供技術支持.
2 材料與方法(Materials and methods)
2. 1 實驗裝置
實驗裝置由養殖廢水儲水箱、蠕動泵、MBBR 反
應器、氣體流量計、時間控制器、曝氣裝置及出水收
集容器組成,如圖1 所示. MBBR 反應器采用有機玻
璃制成,高50 cm,內徑20 cm,有效容積10 L. 反應
器進水孔和排泥口分別位于反應器底部相對的兩
側;底部一側放置微孔曝氣砂頭,通過時間控制器
和氣體流量器控制曝氣時間和曝氣量;設兩個出水
口,分別位于反應器上端和反應器中部,出水口加
一機械濾網,防止載體流失. 載體選用從大連宇都
公司購買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%,
經曝氣后成流化狀態.
圖1 實驗裝置示意圖
Fig. 1 Sketch of the experimental device
2. 2 接種污泥和實驗用水
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. 實驗
用水采用模擬德清吳越水產養殖公司黃顙魚養殖
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
生長所需的微量元素,利用碳酸氫鈉緩沖液調節廢
水pH 值,添加適量實驗室黃顙魚養殖池水以提高
原水微生物含量. 模擬水產養殖廢水水質見表1.
表1 模擬水產養殖廢水水質
Table 1 Quality of simulated aquaculture wastewater
數據類型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 實驗方案
分3 個階段運行MBBR,第一階段為掛膜,第二
階段為連續進水運行,第三階段為序批進水運行.
在連續進水運行階段,考察不同有機負荷(Lv )、DO
及HRT 條件下廢水COD、N、P 去除效果;在序批式
進水運行階段,考察廢水COD、N、P 去除效果及單
個周期內各污染物濃度隨時間的變化情況. 每天上
午9:00—10:00 取樣,測定反應器進、出水COD、
TN、NH+
4 ⁃N、NO-
2 ⁃N、NO-
3 ⁃N、TP 和pH 值,不定期測
定DO 等以便及時對曝氣量進行調整,序批式運行
的單個運行周期內每小時取樣一次,測定反應器出
水COD、TN、NH+
4 ⁃N、NO-
2 ⁃N、NO-
3 ⁃N、TP、pH 及
DO 值.
2. 4 分析測定方法及數據處理
2. 4. 1 分析測定 溫度及DO 采用HACH Sension6
便攜式溶氧儀測定,pH 值用雷磁pH 計測定,氨氮
采用納氏試劑分光光度法(HJ535—2009) 測定,
NO-
2 ⁃N 采用分光光度法(GB 7493⁃87)測定,NO-
3 ⁃N
采用紫外分光光度法(HJ/ T346—2007)測定,COD
采用哈希試劑反應器消解法測定,TP 采用鉬酸銨分
光光度法(GB11893⁃89)測定,TN 采用堿性過硫酸
鉀消解⁃紫外分光光度法(GB11894⁃89)測定.
3220
12 期鄒俊良等:移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究
污泥濃度(MLSS)測定:取100 mL 混合液用定
量濾紙過濾,待烘箱中溫度上升到103 ~105 ℃之間
的設定值后,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,稱量后減去濾紙質量,
所得質量與混合液體積的比值即為MLSS 值. 污泥
體積指數(SVI)及污泥沉降比(SV)按其定義進行
測定. 生物膜量測定:將數個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
定量濾紙過濾,待烘箱中溫度上升到103 ~105 ℃之
間的設定值后,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,稱量后減去濾紙質量,
所得質量記為m,用于生物膜取樣的載體的總體積
記為V,載體在反應器內的填充率記為f,則生物膜
量ρ = (m / V) × f. 揮發性生物膜量測定:生物膜量測
定后將其置于550 ℃馬弗爐中灼燒,冷卻后稱質量,
兩者之差即為揮發性生物膜質量. 生物膜取樣方
法:數個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 數據處理 實驗數據采用Microsoft Excel
2007 進行處理,利用Orgin8. 0 作圖.
3 結果(Results)
3. 1 MBBR 掛膜啟動及馴化
將模擬廢水和接種污泥注入反應器內,按比例
稀釋接種污泥使其濃度約為1000 mg·L-1,調節曝
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
廢水重復此過程,隨后排掉全部泥水混合物,開始
連續進水,水力停留時間為8 h,調節曝氣量使反應
器內廢水DO 保持在2. 0 ~3. 0 mg·L-1 之間. 運行5
d 后即可觀察到填料內壁十字架表面有一層薄薄的
生物膜出現,9 d 后生物膜變厚,約0. 5 mm,略顯黃
色,鏡檢發現有良好的菌膠團形成,并有草履蟲等
原生動物出現,COD 和NH+
4 ⁃N 去除率分別達到了
72. 37%和82. 46%;連續運行1 個月后生物膜厚度
達到了1 ~2 mm,肉眼清晰可見(圖2),揮發性生物
膜量達到了1218 mg·L-1,COD 和NH+
4 ⁃N 去除率均
穩定在80%以上,至此認為載體掛膜完成,反應器
啟動成功.
圖2 MBBR 載體及生物膜
Fig. 2 Photograph of carrier with biofilm taken from MBBR
3. 2 有機負荷對處理效果的影響
保持HRT 為8 h、DO 為2. 0 ~3. 0 mg·L-1 等條
件不變, 調節進水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,各污染物去除效果如圖3 所示. 由
圖3a 可知,R1、R2、R3 運行期間有機負荷依次降
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);在3 種不同的有機
負荷下,COD 及TN 去除率不同,有機負荷降低會引
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
運行時平均去除率位于R1 與R3 之間,為53. 43%;
COD 去除率只在有機負荷最低時有所下降,在R1
及R2 條件下運行時差異不大,整個期間內,COD 去
除率均能達到80% 以上,出水濃度僅為20 mg·L-1
左右.
圖3b 顯示了不同有機負荷下各形態氮化合物
濃度的變化情況及NH+
4 ⁃N 的去除率. 從圖3b 可以
看出,有機負荷的降低會引起NH+
4 ⁃N 去除率的降
低,在有機負荷為(0. 76 ± 0. 03) kg·m-3·d-1 (以
COD 計)時,NH+
4 ⁃N 平均去除率達到了98. 42%,出
水濃度僅為(0. 13 ±0. 07)mg·L-1;當有機負荷下降
到(0. 52 ±0. 05)kg·m-3·d-1 (以COD 計)時,NH+
4 ⁃
N 平均去除率降低到了86. 30%;再下降時,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
行條件下NO-
2 ⁃N 濃度達到了(0. 35 ± 0. 04)
3221
環  境  科  學  學  報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 時的1. 97%,表明有機負
荷過低是引起NO-
2 ⁃N 積累的原因之一.
圖3c 表明,MBBR 對TP 具有良好的去除效果,
但波動較大,R2 運行條件下TP 平均去除率最高,達
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 不同有機負荷下COD 及氮磷去除變化
Fig. 3 Variation of COD and nitrogen and phosphorus removal at
different organic loadings
3. 3 DO 對處理效果的影響
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,MBBR 對模擬廢水
各污染物去除效果如圖4 所示. 由圖4a 可知,DO 的
升高會使COD 去除率增加,MBBR 在R4 條件下運
行時,COD 平均去除率為85. 17%;R5 條件下運行
時,平均去除率則上升至91. 89%,DO 繼續升高,去
除率略有增加,但但變化不大. TN 去除同DO 關系
密切,DO 為(3. 00 ± 0. 25)mg·L-1 時,TN 去除效果
最好,平均去除率達到了61. 86%,DO 升高或降低,
都會使TN 去除率下降,DO 上升到(5. 00 ± 0. 25)
mg·L-1時,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 Variation 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:移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究
條件下運行時,平均去除率僅為75. 37%,R5 條件
下運行時則達到了89. 62%,繼續提高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
現出相反的趨勢,DO 越低,出水NO-
2 ⁃N 濃度越高,
DO 為(5. 00 ±0. 25)mg·L-1時,其濃度僅為(0. 08 ±
0. 02)mg·L-1,當DO 降低到(2. 00 ±0. 25)mg·L-1
時,出水NO-
2 ⁃N 濃度達到了(0. 30 ±0. 06)mg·L-1,
NO-
2 ⁃N 積累率也從R7 時的1. 37% 升高到了R4 時
的17. 57%,表明DO 濃度過低是造成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TP 的去除率不穩定,波動
較大.
3. 4 HRT 對處理效果的影響
在上述研究的基礎上,保持COD 為140 ~ 200
mg·L-1、DO 為(3. 00 ± 0. 25)mg·L-1 等條件不變,
改變反應器水力停留時間,在HRT 為8 h(R5)、10 h
(R8)、6 h(R9)時,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
HRT 為10 h 時,平均去除率最低,分別為82. 97%
和25. 04%;HRT 為8 h 時,處理效果最好,COD 和
TN 去除率分別達到了91. 89% 和61. 86%;當HRT
為6 h 時,COD 和TN 仍有著較高的去除率,略低于
R5,可分別達到87. 86%和58. 12%.
圖5b 顯示了不同HRT 條件下各形態氮化合物
濃度的變化情況及NH+
4 ⁃N 去除率. 由圖5b 可知,
HRT 越長,NH+
4 ⁃N 去除率越高,HRT 為10 h 時,平
均去除率達到了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,出水NO-
2 ⁃N 濃度不斷降低,HRT 為6
h 時,其濃度為(0. 24 ± 0. 05) mg·L-1,積累率為
12􀆰 25%;延長至8 h 時,濃度降低為(0. 16 ± 0. 03)
mg·L-1,積累率為9. 41%;再延長HRT 至10 h 時,
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 的延長而降
低, HRT 為6 h 時, 平均去除率最高, 達到了
67􀆰 55%,且各運行條件下,TP 的去除率變化較大,
波動明顯.
圖5 不同HRT 下COD 及氮磷去除變化
Fig. 5 Variation of COD and nitrogen and phosphorus removal with
different HRT
3. 5 序批式進水模式下反應器處理效果
將反應器進水方式改為序批式,以8 h 為周期,
調節曝氣量為30 L·h-1,按照以下方式運行:進水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%. 待反應器運行7 d(21 個周
期)后,出水穩定,任取5 個周期,測水質各指標后
取平均值,結果如表2 所示. 由表2 可知,采用序批
式進水方式處理廢水的效果良好,同連續進水方式
R5 相比,COD 和氮的去除能力相當,但對TP 的去
除效果要優于R5. 結合圖3 ~5 可以發現,序批式進
3223
環  境  科  學  學  報33 卷
水方式對廢水單一指標污染物的去除并不總優于
連續進水方式.
表2 序批式運行下反應器COD 及氮磷去除效果
Table 2  COD, nitrogen and phosphorus removal efficiency under
sequencing operation
指標
進水濃度
/ (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:表中數據為5 個運行周期平均值± 標準差.
圖6 序批式進水模式下單個周期內廢水各指標隨時間的變化
Fig. 6 Typical profile of parameters in a cycle of reactor under
sequencing operation
  反應器運行穩定后,任取1 個周期,測得單個周
期內各污染物濃度變化如圖6 所示. 由圖6 可知,在
運行的前3 h 內,COD 及TP 濃度迅速下降,pH 和
DO 值迅速上升,TN、NH+
4 ⁃N、NO-
3 ⁃N 濃度同時降
低,表明在運行初期就發生了同步硝化反硝化.
NH+
4 ⁃N 的去除主要發生在運行周期的3 ~7 h,此時
反應器中廢水COD 較低,DO 濃度較高,有利于好氧
硝化反應的進行,從圖6a 中可以看出,此階段內反
應器中NO-
3 ⁃N 和NO-
2 ⁃N 開始出現積累,到曝氣結
束后的第7 個小時, NO-
2 ⁃N 濃度達到了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)
實驗從4 月中旬開始到8 月底結束,整個實驗
期間溫度適宜,MBBR 內水溫始終維持在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 主要通過異養微生物的代謝活動而去
除,在低濃度條件下MBBR 去除COD 效果良好(賈
磊等, 2007),進水COD 過低或HRT 過長都會使反
應器有機負荷過低,當有機負荷過低時,異養菌生
長所需的碳源缺乏,就會在同自養硝化細菌等微生
物的競爭中處于劣勢,進而降低COD 去除效率.
TN 的去除通過硝化反硝化作用及生物同化作
用而實現,當進水NH+
4 ⁃N 濃度較低時,同化作用可
能成為脫氮的主要途徑(高廷耀等, 2007). 硝化細
菌一般為自養型好氧細菌,廢水中的NH+
4 ⁃N 通過
亞硝化菌和硝化菌的作用轉化為NO-
2 ⁃N 和NO-
3 ⁃N
而去除,有機負荷的增加會增強異養菌的競爭能
力,使硝化作用減弱,NH+
4 ⁃N 去除能力下降,但實驗
中R1 去除NH+
4 ⁃N 能力高于R2. 這可能是因為在
R1 的條件下,異養菌數量更高,在生物膜上大量生
長時對NH+
4 ⁃N 的同化量較大,也可能是異養硝化
細菌的存在,實現了硝化反硝化作用的偶聯(趙詣,
2010),具體還有待進一步研究. 反硝化細菌大多是
異養型兼性厭氧細菌,有機負荷的降低會使TN 去
除能力下降,這與反硝化時碳源不足有關(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行,造成TN 去除
能力降低,適當的DO 濃度有利于生物膜上形成氧
梯度,其厭氧⁃缺氧⁃好氧區域能較好地實現SND 脫
氮,實驗中以R5 去除TN 效果最好,這與沈雁群等
3224
12 期鄒俊良等:移動床生物膜反應器凈化模擬水產養殖廢水的研究
(2011)及蔣山泉等(2008)的研究結果一致. R5、R8
及R9 中,HRT 越長,NH+
4 ⁃N 去除率越高且NO-
2 ⁃N
積累越少,一方面是由于進水COD 不變的條件下,
HRT 的延長使有機負荷降低,硝化細菌在競爭中占
據優勢;另一方面是因為硝化作用增強,產生的酸
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且會使亞硝酸鹽氧化菌
活性受到抑制(鄧嬪, 2007),容易造成NO-
2 ⁃N 的積
累,該條件下HRT 的延長正好解決了這一問題.
COD 或DO 濃度過低也容易造成NO-
2 ⁃N 的積累,這
是因為低的COD 會使混合液中游離氨濃度相對較
大,游離氨對硝酸菌具有較強的抑制作用;低的DO
則會因為亞硝酸菌對溶解氧的競爭能力強于硝酸
菌而使硝酸菌對NO-
2 ⁃N 的轉化能力減弱(Bassin
et al. , 2012; 孫萍等, 2008).
在本實驗中,MBBR 對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
了微生物生長過程中的同化作用,好氧聚磷菌在好
氧區過量聚磷及反硝化聚磷菌在缺氧區過量聚磷
等. 由于MBBR 連續進水時不存在厭氧好氧交替運
行的環境,且入水TP 濃度較低,故TP 主要是通過
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 的延長會使TP 去除能力降低,這
同反硝化過程相似, 可能是由反硝化聚磷菌在
MBBR 生物膜內部缺氧區過量聚磷所引起,具體原
因需要進一步研究.
采用序批式運行時,MBBR 對廢水COD、N、P
具有良好的去除效果,能同時實現各污染物的高效
去除,對TP 的去除比連續進水時更具優越性. 在單
個運行周期內,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菌進
行反硝化的碳源,而pH 值的升高也表明反應器中
發生了反硝化過程. TP 在曝氣結束后由于DO 降
低,生物膜內部處于厭氧狀態,被吸附的部分磷重
新釋放到水體中,造成TP 濃度升高. 曝氣時間的延
長對COD、TN、TP 的去除效率并沒有明顯增加,雖
能使NH+
4 ⁃N 進一步去除,但會造成NO-
2 ⁃N 的積累,
因此,運行周期不亦過長.
5 結論(Conclusions)
1)采用MBBR 技術處理模擬德清吳越水產養
殖廢水,在HRT 為8 h,DO 為2. 0 ~ 3. 0 mg·L-1 的
條件下,反應器啟動快速,運行穩定,處理效果良
好,一個月后能使COD 和NH+
4 ⁃N 去除率均達到
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類水水質標
準(GB3838—2002),在處理效果優良時,能達到Ⅲ
類水水質.
2) 有機負荷、DO、HRT、操作方式都能影響
MBBR 反應器處理模擬廢水的效果,進水COD 為
240 ~ 280 mg·L-1 ( 有機負荷為(0. 76 ± 0. 03)
kg·m-·3 d-1)時,COD 去除率能達到89. 66%,TN 去
除率能達到71. 73%,有機負荷降低會使TN 去除能
力下降;在進水COD 為140 ~ 200 mg·L-1 時,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,二者去除率均能達到90% 以上,
HRT 越長,NH+
4 ⁃N 去除效果越好;COD 不足、DO 過
低、HRT 過短都會引起廢水處理過程中NO-
2 ⁃N 的
積累,將對魚類產生危害作用;連續進水時,MBBR
去除TP 主要是通過微生物的同化和生物膜的吸附
作用進行的,去除效率能達到50%左右,升高DO 或
延長HRT 都會使TP 去除率降低;序批式進水能同
時實現廢水各污染物的高效去除,對TP 的去除能
達到68. 89%,優于連續進水方式.
責任作者簡介:楊京平(1963—),男,浙江大學環境與資源
學院教授,研究生導師. 主要研究方向為農業面源污染控制
及生態工程技術.
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