第３３ 卷第１２ 期
２０１３ 年１２ 月
環 境 科 學 學 報
�。粒悖簦� 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； �。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）
生物過濾是規�；a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�。樱耄澹簦悖� 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�。眩酰幔欤椋簦� 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：�。保埃� 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�。停拢拢� 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�。停拢拢� 載體及生物膜
Ｆｉｇ． ２�。校瑁铮簦铮纾颍幔穑� 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�。郑幔颍椋幔簦椋铮� ｏｆ ＣＯＤ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ ａｔ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｏｒｇａｎｉｃ ｌｏａｄｉｎｇｓ
３． ３�。模� 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�。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�。龋遥� 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�。郑幔颍椋幔簦椋铮� 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�。� 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 �。茫希�， 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�。裕穑椋悖幔� ｐｒｏｆｉｌｅ ｏｆ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｉｎ ａ ｃｙｃｌｅ ｏｆ ｒｅａｃｔｏｒ ｕｎｄｅｒ
ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｏｐｅｒａｔｉｏｎ
反應器運行穩定后，任�。� 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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