2015, Vol. 36
2. 三菱丽阳水处理研发中心, 日本丰桥 4408601;
3. 浙江清华长三角研究院生态环境研究所, 浙江省水质科学与技术重点实验室, 嘉兴 314006;
4. 清华大学环境学院, 北京 100084
2. Aqua Development Center, Mitsubishi Rayon Co., Ltd., Toyohashi 4408601, Japan;
3. Zhejiang Provincial Key Laboratory of Water Science and Technology, Department of Environment, Yangtze Delta Region Institute of Tsinghua University in Zhejiang, Jiaxing 314006, China;
4. School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China
我国集约化养猪业快速发展，由猪粪尿和冲洗水组成的养猪废水有机物和氮磷浓度非常高，不经妥善处理就排放入环境不仅会造成环境水体的严重富营养化，而且高浓度氨氮也会给水生生物带来极大危害[1, 2, 3, 4]. 尽管我国规模化养猪场大多配套了沼气池，但养猪废水经过沼气池厌氧消化后产生的养猪沼液仍然含有高浓度有机物、 氨氮并且碳氮比极低[5,6]，需要进一步处理. 膜生物反应器(membrane bioreactor,MBR)是把生物处理与膜分离相结合的高效废水处理技术，具有容积负荷大、 占地面积小、 硝化效率高、 出水水质稳定优质、 操作管理方便等优点[7, 8, 9]. 很多研究使用好氧MBR处理养猪废水，都取得了良好的处理效果. Kornboonraksa等[10]采用MBR结合化学沉淀工艺处理养猪废水，化学需氧量(COD)、 五日生物需氧量(BOD5)和氨氮(NH4+-N)的进水浓度分别为5 134、 3 376和206 mg ·L-1，去除率分别达到99.9%、 99.8%和98.9%. 张威等[11]采用浸没式MBR结合A/O工艺处理养猪废水，COD、 BOD5和NH4+-N的进水浓度分别为9 100、 3 788和450 mg ·L-1，出水浓度分别小于85、 10和5 mg ·L-1. 然而，好氧MBR在高浓度氨氮的硝化过程中消耗大量碱度，为维持反应器内pH稳定需要投加大量碱剂，因此运行成本较高，经济可行性较差. 在好氧MBR中投加生物填料而形成的生物膜式膜生物反应器(biofilm membrane bioreactor,BF-MBR) 可以实现同步硝化反硝化(SND)过程，不仅有利于去除部分总氮(TN)，而且反硝化过程产生碱度能够降低体系对碱度的需求，此外生物膜产生的较高生物量有利于强化对有机物和总磷(TP)的去除[12, 13, 14, 15, 16].
本研究同时采用BF-MBR和MBR处理养猪沼液，比较分析了不同进水碳氮比和不同负荷下两套反应器对COD、 NH4+-N、 TN、 TP的去除效果，以及长期运行中的碱度消耗,以期为养猪沼液的高效低耗生物处理提供技术支持. 1 材料与方法 1.1 试验原水
试验原水为嘉兴市某规模化养猪场沼气池出水，用聚合氯化铝和聚丙烯酰胺混凝沉淀去除悬浮物后运回实验室冷藏储存，水质见表 1.
 | 表 1 试验水质 Table 1 Quality of raw wastewater |
两套MBR装置如图 1所示. MBR为完全混合式，长×宽×高为35 cm×15 cm×50 cm，有效容积17 L. BF-MBR的长×宽×高为50 cm×15 cm×50 cm，有效容积25 L，内部用挡板分为生物填料区(11 L)和MBR区(14 L)，填料区填充聚甲基丙烯酸甲酯无纺布(单片面积0.052 5 m2，共12片，间距0.5 cm)，填料区与MBR区之间回流比150%. MBR和BF-MBR的MBR区内部结构基本相同，内置PVDF中空纤维膜(三菱丽阳株式会社，平均膜孔径为0.4 μm，单片膜面积为0.02 m2)，恒定膜通量为10 L ·(h ·m2)-1； MBR内置3片膜，BF-MBR膜区内置4片膜. 连续进水，间歇出水(抽停比为7 min/1 min)； 定期把膜取出，用清水清洗膜面以保持恒定膜通量. 水温控制在约25℃，DO ≥ 5 mg ·L-1. 试验期间，向进水中投加小苏打以控制反应器混合液pH为 5.5~8.5. 采用电极式液位控制开关保持液位恒定.
 | 图 1 试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment |
接种污泥取自嘉兴市联合污水厂，接种MLSS浓度为6 300 mg ·L-1. 通水曝气两天后连续运行. BF-MBR中的生物填料隔天观察一次，至28 d时生物填料上可观察到明显的褐色生物膜，显示挂膜基本完成.
两装置平行运行191 d，试验期间逐步缩短HRT来提高负荷. 运行前28 d设为启动阶段，使用养猪沼液作为原水，HRT为9~7 d. 运行29~171 d可分为表 2所示的4个工况：工况1(2014年3月28日至5月7日，29~70 d)，HRT为7~5 d，使用养猪沼液作为原水，因此进水COD/TN较低，仅为1.0±0.2； 工况2(2014年5月8日至6月12日，71~106 d)和工况3(2014年6月13日至8月5日，107~160 d)，HRT分别缩短为5~4 d和3~2 d，为了避免出现工况1因碳源不足而污泥浓度不增长、 污泥解体的情况，在养猪沼液中外加乙酸钠，提高进水COD/TN至2.0以上； 工况4(2014年8月6日至9月5日，161~191 d)，HRT为1 d，考虑COD容积负荷很高，不会再出现工况1因碳源不足而污泥浓度不增长、 污泥解体的情况，因此使用养猪沼液作为原水，不再外加乙酸钠. 工况3两反应器间歇排泥，SRT约为40 d，其余工况未人为排泥.
| 表 2 MBR和BF-MBR的运行条件 Table 2 Operational conditions of MBR and BF-MBR |
COD、 NH4+-N、 亚硝态氮(NO2--N)、 硝态氮(NO3--N)、 TN、 TP、 碱度分析依据标准方法[17]，MLSS和MLVSS依据重量法测定. pH采用便携式pH计(DKK-TOA CORPORATION，HM-30P)； 温度和DO值采用便携式DO仪(DKK-TOA CORPORATION，DO-31P)； 总有机碳(TOC)采用TOC仪(SHIMADZU CORPORATION，TOC-VCSN)测定. 试验用水为Milli-Q水. 另外，反应器中游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)质量浓度采用公式(1)、 (2)计算[18].
BF-MBR与MBR中污泥浓度变化如图 2所示. 启动阶段(1~28 d)和工况1(29~70 d)，使用沼液原液作为进水，进水碳氮比很低，COD/TN只有1.0±0.2； 由此导致在氨氮负荷为系统稳定运行控制因素的情况下有机负荷很低，COD容积负荷为(0.26±0.07) kg ·(m3 ·d)-1，平均COD污泥负荷约为0.06 kg ·(kg ·d)-1. 两反应器中MLSS迅速降低，至61 d时已经从接种时的6 300 mg ·L-1分别降低至3 000 mg ·L-1以下. 此外，污泥絮体出现解体现象，反应器中有大量泡沫溢出，进一步加剧污泥浓度的降低.
 | 图 2 MBR与BF-MBR中的污泥浓度和污泥COD负荷 Fig. 2 MLSS and specific COD load in MBR and BF-MBR |
工况2(71~106 d)和工况3(107~160 d)的进水碳氮比提高至2.3左右. 工况2，COD容积负荷为(0.77±0.06) kg ·(m3 ·d)-1，两反应器中MLSS均明显下降，污泥絮体仍有解体现象，反应器中大量生物泡沫溢出； MBR和BF-MBR的COD污泥负荷分别由71 d的0.098 kg ·(kg ·d)-1和0.088 kg ·(kg ·d)-1逐步升高至106 d的 0.190 kg ·(kg ·d)-1和0.128 kg ·(kg ·d)-1. 工况3，COD容积负荷提高至(1.60±0.20) kg ·(m3 ·d)-1，MBR和BF-MBR的初始COD污泥负荷分别被骤然提升为0.198 kg ·(kg ·d)-1和0.279 kg ·(kg ·d)-1，两反应器内MLSS均出现了快速增长，污泥浓度分别由4 320 mg ·L-1和2 926 mg ·L-1分别升高至140 d的11 208 mg ·L-1和10 020 mg ·L-1，140 d后污泥浓度稳定于10 000 mg ·L-1左右. COD污泥负荷在123 d前急剧增长，此后因污泥浓度迅速增长而快速下降，140 d~160 d稳定于0.153 kg ·(kg ·d)-1和0.148 kg ·(kg ·d)-1. 123 d开始，反应器中生物泡沫明显减少直至消失.
工况4(161~191 d)停止外加碳源，HRT缩短至1 d，COD容积负荷为(1.16±0.17) kg ·(m3 ·d)-1，MBR与BF-MBR初始COD污泥负荷为0.155 kg ·(kg ·d)-1和0.216 kg ·(kg ·d)-1. 两反应器中重新开始出现泡沫溢出，其中MBR中黑色黏稠泡沫发生量很大，BF-MBR与之相比发泡程度较轻. 两反应器中MLSS在161~170 d均呈快速下降，BF-MBR中MLSS由10 319 mg ·L-1下降至7 107 mg ·L-1，MBR下降幅度更大，由9 648 mg ·L-1下降至3 703 mg ·L-1. 受污泥浓度下降影响，COD污泥负荷逐渐上升，170 d时MBR和BF-MBR的COD污泥负荷分别为0.395 kg ·(kg ·d)-1和0.190 kg ·(kg ·d)-1，170 d后污泥发泡状况逐渐好转，两反应器中的MLSS均重新出现不同程度的上涨.
本研究1~106 d和161~170 d，COD污泥负荷低于0.2 kg ·(kg ·d)-1时，污泥絮体形状差，浓度不增长； 而107~160 d和171~191 d，当COD污泥负荷提高至0.20 kg ·(kg ·d)-1以后，污泥浓度出现快速增长. 有关稳定运行最小污泥负荷的研究结果与文献报道相一致. Yamamoto等[19]和Rosenberger等[20]使用MBR处理人工配水和实际城市污水(COD/BOD5约为2.4)时，发现COD污泥负荷低于0.1 kg ·(kg ·d)-1和0.07 kg ·(kg ·d)-1时，污泥净生长为零. 侯红娟等[21]发现COD污泥负荷为0.056~0.076 kg ·(kg ·d)-1时活性污泥浓度严重下滑. Choi等[22]发现工业废水中添加葡萄糖使碳氮比(COD/TN)从4.5提升至7和10、 COD污泥负荷从0.4 kg ·(m3 ·d)-1提高至0.64 kg ·(kg ·d)-1和0.90 kg ·(kg ·d)-1后，MLSS出现稳定增长. 本研究使用的养猪沼液可生化性较差，因此使污泥发生净生长所需的最小污泥COD负荷比上述文献报道结果更高一些.
一般来说，生物泡沫常常伴随污泥膨胀而产生，而生物污泥膨胀的产生也与污泥负荷过低有关. 本研究123 d前生物泡沫很多，123~160 d生物泡沫很少，表明COD污泥负荷大于0.15 kg ·(kg ·d)-1后有可能有效控制泡沫的生成. 161 d停止投加乙酸钠后，进水COD负荷骤然减少了约30%，以BOD5计算的污泥负荷骤然降低30%以上，这可能是工况4一开始就严重产生泡沫的原因. 170 d当污泥浓度下降到一定程度，使污泥BOD5负荷达到平衡后发泡减少，运行逐步趋于稳定. 这个结果与米闯等[23]报道的MBR在低COD污泥负荷[< 0.2 kg ·(kg ·d)-1]下易于产生丝状菌引起的污泥膨胀结果一致. 2.2 COD去除特性
两套反应器对COD的去除效果如图 3所示. 工况1出水水质不稳定，两套反应器的出水COD浓度均逐渐升高至600 mg ·L-1左右. 工况 2和工况 3，在提高进水COD/TN至2.3±0.4后，两套系统的出水COD明显下降，BF-MBR处理出水的COD浓度分别为(339±25.6)mg ·L-1和(245±54.9)mg ·L-1，MBR处理出水的COD浓度分别为(319±32.9)mg ·L-1和(256±43.9)mg ·L-1，均达到既有《畜禽养殖业污染物排放标准》 (GB 18596-2001) COD≤400 mg ·L-1的排放限值. 工况3时，COD容积负荷在133 d达到最大值1.91 kg ·(m3 ·d)-1.
 | 图 3 MBR与BF-MBR的COD容积负荷和COD容积去除效果 Fig. 3 COD load and COD removal in MBR and BF-MBR |
工况4，BF-MBR和MBR出水COD浓度分别为(279±31.6)mg ·L-1和(294±74.5)mg ·L-1，比工况3略有升高，但仍能稳定达到《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001) COD≤400 mg ·L-1的排放限值. 工况4出水COD比工况3轻微升高，可能与两反应器在工况4污泥浓度快速下降、 污泥营养失衡而发泡严重有关.
BF-MBR的MBR区与生物填料区相通，MBR上清液几乎等同于生物填料区的处理出水，COD浓度在工况1~4分别为(899±184.2)、 (438±32.4)、 (361±65.5)和(457±168.3)mg ·L-1. MBR区的上清液COD浓度比膜出水浓度高99~403 mg ·L-1，说明膜进一步截留了一些大分子有机物，有效提升了出水水质. 同时，把BF-MBR生物填料区处理出水的COD浓度与进水相比，发现生物填料区对COD的去除贡献率较高，平均去除率分别占BF-MBR对COD总去除率的54%±31.8%(工况1)、 96%±2.9%(工况2)、 96%±2.6%(工况3)、 79%±20.8%(工况4)，说明生物填料区是去除COD的主要场所. 整个试验过程中，除工况1外，BF-MBR与MBR均表现出对COD较高的去除率和出水稳定性，其中BF-MBR运行效果与MBR相近，并没有取得明显优于MBR的COD去除效果. 此结果与文献报道相似. Khan等[14]使用MBR和移动填料的MBR处理高浓度配水，发现二者的COD平均去除率都接近98%. Rodríguez-Hernández等[24]使用生物膜-MBR处理城市污水，发现二者的COD去除率分别为84%和80%，比较接近. 试验后期测得BF-MBR生物填料区的生物填料上附着生长的污泥浓度约为4 600 mg ·L-1，生物膜的存在一定程度上强化了BF-MBR对COD的去除效果.
工况1和工况4的COD/TN极低，因污泥生长状况差，给COD的生物去除效果带来了或多或少的不良影响. 工况2和工况3提高碳氮比后，污泥负荷的增加改善了污泥生长状况，并为异养菌生长提供了更多有机物，COD去除效果得到增强. 另外，工况1和工况4中生物填料区对COD的去除效果较差且有一定的波动，工况1尤为明显； 分析认为与生物填料区的生物膜受到影响相关. Czaczyk等[25]和Frlund等[26]学者认为胞外聚合物(EPS)作为生物膜形成的骨架，对生物膜形成过程具有关键作用. 而一些学者认为较高的碳氮比可以产生更多的EPS[27,28]. 工况2和工况3提高碳氮比后，EPS产生量的增加促进了生物膜的形成，增强了生物填料区对COD的去除效果. 2.3 氮素去除特性 2.3.1 氨氮
两套反应器对氨氮去除效果如图 4所示. 沼液中NH4+-N浓度随时间波动很大. 启动期和工况1为3月至5月初，降雨少，温度低，因此沼液中NH4+-N浓度很高. 工况2为梅雨季节，降雨较多，由于雨水渗漏等原因，沼液池的沼液NH4+-N浓度显著降低. 工况3的末期和工况4进入七八月炎夏，猪饮水量和猪舍清洗用水量显著增加，沼液中污染物浓度被稀释，因此沼液中NH4+-N浓度明显低于工况1和工况3前期.
 | 图 4 MBR与BF-MBR对NH4+-N的去除 Fig. 4 NH4+-N removal in MBR and BF-MBR |
启动阶段，BF-MBR和MBR出水均能保持在10 mg ·L-1以下. 工况1提高负荷后，两反应器中由于污泥浓度下降，污泥絮体解体，氨氮出水浓度高且波动大. 进入工况2后，两反应器的出水氨氮浓度迅速降低，BF-MBR更为明显，BF-MBR出水氨氮浓度在83 d后降至(21±6.0)mg ·L-1，MBR出水氨氮浓度在97 d后降至(21±7.4)mg ·L-1，稳定低于《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001) 氨氮≤80 mg ·L-1的限值. BF-MBR的出水NH4+-N浓度略低于MBR. 其中，BF-MBR生物填料区对NH4+-N去除的贡献率分别为85.6%(工况2)和93.4%(工况3). 即绝大部分的氨氮在生物填料区就已经被去除，MBR区仅起到了进一步提升和稳定水质的作用.
出水氨氮优质稳定的状况一直持续到工况3结束. 进入工况4后，两套反应器出水氨氮浓度重新出现升高趋势，177 d之后两反应器氨氮出水逐步减小并趋于稳定. 污泥浓度快速下降又上升很可能对氨氮的去除造成这一影响.
本研究在工况2和工况3提高碳氮比后，反应器对氨氮的去除效果明显提高. 氨氮去除效果增强一方面与提高碳氮比后，污泥形状变好，硝化反硝化活性增强有关； 另一方面也受pH影响. 适宜的pH有利于促进硝化细菌的生长和提高硝化速率. MBR与BF-MBR中pH变化如图 5所示. MBR在工况1、 工况2前期和工况4的pH较低，氨氮去除效果较差，波动较大； 工况2后期、 工况3，出水氨氮浓度随着pH升高而快速下降至较低水平并保持稳定； BF-MBR在工况2和工况3的pH较高，氨氮处理效果较好，而工况1 和工况pH较低，氨氮处理效果较差.
 | 图 5 BF-MBR的MBR区与MBR中pH变化 Fig. 5 Variations of pH in MBR part of BF-MBR and in MBR |
Benaliouche等[29]报道pH为7.6时活性污泥的硝化速率最高. 陈旭良等[30]指出，生物硝化过程应控制pH范围在6.5~8.5，但此过程中pH极易发生较大范围波动. Zeng等[31]报道进水中易降解有机氮在好氧或者厌氧条件下经氨化作用释放的碱度有利于维持系统碱度平衡. 本研究中BF-MBR与MBR在工况2和工况3中有机氮转化为无机氮的浓度分别为(716±276.8)、 (680±300.0)和(671±328.8)、 (635±220.9)mg ·L-1，明显高于工况1和工况3的(429±233.0)、 (577±130.9)和(387±193.3)、 (546±159.5)mg ·L-1，有机氮氨化生成的碱度促进了pH维持在较高水平. 2.3.2 TN
工况1~4条件下，BF-MBR对TN的去除率分别为23.5%±10.1%、 30.8%±25.5%、 40.3%±13.5%、 27.8%±12.6%，均优于MBR的TN去除效果(8.5%±5.9%、 13.5%±7.9%、 21.3%±13.1%、 21.4%±41.4%).
尽管本研究使用的是好氧反应器，但反应器仍然对TN具有一定的去除效果. 这可能与反应器内因曝气不均匀而存在一定的缺氧区域有关. 另外，根据缺氧微环境理论，曝气不对称和溶解氧从污泥絮体表面扩散至内核受到不同程度的限制，溶解氧分布不均匀，絮体外层好氧硝化菌占优势，主要进行硝化反应，内层异养反硝化菌占优势，主要进行反硝化反应，传统硝化反硝化得以发生，因此也会表现出对TN具有一定的去除效果[1,15].
与MBR相比，BF-MBR取得了更好的TN去除效果，这与文献[15, 24]的报道相同. 这可能要归因于BF-MBR生物膜上发生的同步硝化反硝化过程. BF-MBR生物填料上附着生长的生物膜厚度约为1.2~1.6 mm，阻碍了溶解氧的均匀扩散，外层生物膜处于好氧状态，发生硝化反应，而内层生物膜处于缺氧/厌氧状态，同步发生反硝化反应，从而大大加强了系统对TN的去除. 生物填料区对TN的去除贡献率在工况1~4分别为69.5%、 72.2%、 67.4%、 63.5%，可进一步证明生物膜发生的同步硝化反硝化对TN去除有重要贡献.
与极低碳氮比的工况1和工况4相比，进水碳氮比较高的工况2、 3取得了更好的TN去除效果. 这是因为，提高碳氮比后，污泥生长，生物膜增厚，污泥絮体缺氧区扩大； 另一方面反硝化菌脱氮可利用的有机物增加，反硝化能力增强. Yang等[15]等发现将进水碳氮比从8.9提高至14.7和21.7时，TN平均去除率从13.4%分别提高至40.0%和62.3%. 王丽等[32]将HRT保持为1 h，进水碳氮比从2.6提高至3.5和4.4时，TN平均去除率从62.9%提高至76.2%和86.3%. Matěj Du 等[33]指出，为满足反硝化的需求，碳氮比至少为4.2，而Obaja等[34]则进一步提出反硝化碳氮比需求为6~8. 本研究即使是工况2和工况3，进水碳氮比也仍然属于很低水平，如能有效提高进水沼液碳氮比，则BF-MBR对TN的去除率有望进一步增加. 2.3.3 亚硝态氮积累
在低碳氮比条件下，反应器内很容易出现NO2--N积累. MBR在工况2和3中基本实现了完全硝化，反应器内NO2--N浓度很低； 但在工况1和4中，NO2--N浓度显著升高，分别为(85.3±141.5) mg ·L-1和(89.5±126.6) mg ·L-1. 与MBR反应器不同的是，BF-MBR在各工况下NO2--N浓度均较高，工况1~4下生物填料区NO2--N浓度分别为(386.1±301.7)、 (312.8±149.6)、 (232.8±78.9)和(181.8±142.4)mg ·L-1，而MBR区NO2--N浓度分别为(645.6±133.5)、 (222.7±290.1)、 (9.7±28.7)和(19.5±39.7)mg ·L-1. 除工况1外，BF-MBR的MBR区经过进一步硝化作用，使NO2--N浓度较生物填料区有了大幅度降低； 但是除工况3和工况4外，BF-MBR 的MBR区NO2--N浓度仍显著高于MBR.
提高进水碳氮比似乎有利于减少亚硝态氮的积累. Im等[35]使用短程硝化反应器对比研究了养猪废水与养猪沼液诱导实现亚硝化的过程. 结果表明，养猪沼液比养猪废水诱导实现亚硝化更有效，是因为养猪沼液中含有比养猪废水中更少的有机物，进一步分析认为含有少量易降解有机物的养猪废水易于诱导实现亚硝化.
高浓度的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)可能是抑制氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性，从而导致NO2--N在反应器中积累的原因； NO2--N的积累有助于实现短程硝化[36]. Anthonisen等[18]认为FA对AOB和NOB的抑制浓度分别为10~150 mg ·L-1和0.1~1 mg ·L-1，FNA对硝化菌的抑制浓度为0.22~2.8 mg ·L-1. Vadivelu等[37]则认为FA对NOB的抑制浓度为6 mg ·L-1，FNA对AOB和NOB的抑制浓度分别为0.4 mg ·L-1和0.02 mg ·L-1. 本研究根据反应器中NH4+-N、 NO2--N浓度和pH计算得到工况1~4下MBR与BF-MBR中的FA与FNA浓度，如表 3所示. MBR中，工况1下较高的FA和FNA浓度抑制了硝化菌，实现了NO2--N的积累； 工况2、 3相比于工况1，FA和FNA均大幅下降，MBR基本实现了完全硝化； 工况4下虽然FA较低，但较高的FNA很可能对AOB和NOB产生了抑制，出水NO2--N明显升高. BF-MBR中NO2--N的积累很可能由高浓度的FA造成，并随着FA浓度的降低，抑制程度减轻，NO2--N浓度明显降低； 而BF-MBR的MBR区出现的NO2--N积累可能要归因于高浓度的FA和FNA的联合抑制作用.
| 表 3 MBR和BF-MBR中FA与FNA含量/mg ·L-1 Table 3 FA and FNA contents in MBR and BF-MBR/mg ·L-1 |
工况1~4下BF-MBR对TP的去除率分别为16.0%±13.6%、 53.0%±14.5%、 55.1%±20.3%和17.0%±18.5%，MBR的相应TP去除率为0.2%±0.04%、 36.1%±20.3%、 27.5%±16.6%和17.1%±11.0%，BF-MBR在各工况下的TP去除率略高于MBR.
总磷的去除通常有两种途径：一种是磷作为微生物生长必需的营养物质被微生物同化去除，另一种可归因于聚磷菌的生物除磷作用. 本文中两套装置均在好氧条件下运行. BF-MBR悬浮污泥浓度与MBR接近，悬浮污泥同化作用引起的除磷效率应该与MBR差不多； 但是BF-MBR生物膜内形成的缺氧/厌氧条件强化了聚磷菌对TP的生物去除[11, 14, 24]，致使各工况下BF-MBR对TP的去除率显著高于MBR，这种差距在工况2~3下尤为明显. 2.5 外加碱耗分析
pH不仅直接影响硝化细菌的生长和代谢，而且会通过影响游离氨(FA)的浓度而影响硝化基质和产物的有效性和毒性，从而制约硝化性能[30]. 本研究使用的养猪沼液中氨氮浓度高，硝化过程中会消耗大量碱度，从而降低水中pH. 为了将反应器运行pH控制在6.0~8.5之间，运行期间每天都需要向两反应器中投加小苏打补充体系碱度的消耗，结果如表 4所示. 工况1~4，BF-MBR与MBR的进出水pH相近，但BF-MBR的NaHCO3添加量比MBR 分别减少了0.5 g ·L-1和1.2 g ·L-1. 工况2，两反应器进水pH相近且小苏打的投加量相同，BF-MBR出水pH远高于MBR. 工况3随着装置运行稳定，将BF-MBR的小苏打投加量进一步减小，BF-MBR出水pH远高于MBR，显示小苏打添加量还可以进一步削减.
| 表 4 MBR与BF-MBR中出水pH和外加小苏打消耗量 Table 4 Effluent pH and baking soda consumption in MBR and BF-MBR |
BF-MBR节省碱剂与生物膜有关. 与进水相比，BF-MBR生物膜区的pH工况1稍低，工况2、 3均高出0.2~0.4，表明生物膜内因营造了缺氧环境、 促进了反硝化作用而生成一定的碱度. 提高碳氮比后生物膜厚度增加，节省碱耗更明显. 工况4恢复碳氮比至工况1水平后，两反应器NaHCO3添加量明显升高，但出水pH却明显下降，这一方面与进水沼液pH较低有关，另一方面也是由于进水碳氮比和污泥浓度大幅降低，显著影响了系统反硝化效果，从而导致产生的碱度明显减少所致. 3 结论
(1)与MBR相比，BF-MBR对COD和NH4+-N的去除率接近，对TN和TP的去除率显著升高，外加NaHCO3消耗量大幅降低.
(2)碳氮比对两反应器运行效果和稳定性影响很大. 进水COD/TN为1.0±0.2时污泥性状差，污染物去除率低，出水水质差且波动大. 进水COD/TN提高为2.3±0.4左右时，各污染物的去除效果显著增强，出水COD和氨氮浓度均满足甚至优于《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001). 另外，两反应器运行稳定时，COD与氨氮容积负荷最高可达1.91 kg ·(m3 ·d)-1和0.48 kg ·(m3 ·d)-1.
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