2018, Vol. 39
近年来, 全程自养脱氮工艺(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)作为一种新型自养脱氮工艺越来越多地出现在污水处理行业, 该工艺包括短程硝化和厌氧氨氧化两个过程[1].相比传统脱氮工艺, CANON工艺不仅能够大大节省曝气, 降低能耗; 且能够节省大量碳源和碱度; 同时剩余污泥产量低并且工艺流程短[2].因此, 在处理高氨氮废水(如污泥消化液、垃圾渗滤液等)方面具有广泛的应用前景[3~5].目前CANON工艺主要采用续批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)、移动床生物膜反应器(moving-bed biofilm reactor, MBBR)及颗粒污泥反应器, 另外还有少数的生物转盘(rotating biological contactors, RBC)和上流式厌氧污泥床反应器(UASB)等[6].
由于ANAMMOX菌生长较慢, 世代周期长达11 d[7]且易流失, 因此一般通过生物膜与颗粒污泥的方式持留[8].颗粒污泥法相比于生物膜法具有较高的污泥浓度、良好的沉降性和抗冲击负荷能力、不需要反冲洗、降低成本费用等优势[9], 例如DEMON工艺.然而, 研究文献发现, CANON颗粒污泥工艺在实际工程应用中启动时间较长, 多数在半年以上[10, 11], 且总氮去除负荷较低, 大部分在1 kg·(m3·d)-1以下[12, 13].相比之下, 采用生物膜的CANON工艺不仅在启动上更占优势且TN去除负荷高, 例如付昆明[14]在好氧条件接种CANON污泥, 经过38 d后, TN去除负荷达到1.01 kg·(m3·d)-1.而根据填料在反应器内部的状态, 又可将生物膜CANON工艺分为：固定床生物膜反应器(fixed-bed biofilm reactor, FBBR)和MBBR.
MBBR其核心部分是以比重接近水的悬浮填料直接投加到反应器中作为微生物的活性载体, 依靠曝气池内的曝气和水流的提升作用使填料处于流化状态, 从而达到污水处理的目的.相比填料处于固定状态的FBBR, MBBR中的填料及生物膜一直处于运动状态, 因此能够与反应器内部的污水及水中多种基质充分接触, 在提高去除负荷的同时充分利用反应器的容器, 并利用填料具有较大比表面的优势大量富集微生物.此外, 搅拌器及进水带来的剪切力能够进一步提高氧气的传质效果[15], 有利于节省曝气, 降低能耗.结合了活性污泥法与生物膜法的优点的MBBR, 在国外已经推广运用到小型污水厂深度处理设计、原有超负荷活性污泥处理系统改造及垃圾渗滤液处理等方面; 在国内MBBR多用于处理少数工业废水[16, 17]例如造纸废水、食品工业废水、屠宰废水、炼油废水等及低浓度的生活污水[18], 或作为单元组件“镶嵌”到原有工艺完成污水处理系统升级[19].例如, 威立雅公司开发名为ANIT AMox的MBBR自养脱氮工艺处理瑞典Sjölunda污水处理厂的市政污泥消化液仅4个月后对NH4+-N的去除负荷就达到1.2 kg·(m3·d)-1, 对NH4+-N的去除率为90%[20], 可见MBBR具有广阔的发展前景.
因此, 本文基于文献研究及此前试验组对生物膜CANON反应器的研究[14, 21], 通过添加搅拌并在曝气的协同作用下, 将FBBR转化成MBBR, 探讨了CANON技术在MBBR工艺中启动的特点, 并对比转化前后脱氮性能的异同, 以期为工程应用提供技术支持.
1 材料与方法 1.1 试验装置CANON工艺最初是在FBBR反应器(图 1)中稳定运行, 其反应装置所示, 后期转移至MBBR反应器(图 2).两组反应器均由有机玻璃制成, 内部填充改性聚乙烯填料, 填料为圆柱形, 圆柱内部有支撑, 侧边沿不同径向伸展许多尾翅, 用于增加填料的比表面积, 直径约10 mm, 高度约8 mm, 密度约为0.96 g·cm-3, 具体形态见图 8.反应器均由底部进水口进水, 上部出水口排水, 并通过水浴将温度控制在30℃±1℃, 同时采用转子流量计控制其曝气量.其中FBBR反应器有效容积为5.90 L, 填料填充率为100%, MBBR反应器有效容积为7 L, 采用填料为FBBR的成熟填料(含生物膜)2.5L, 填充率为35%.
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1.进水箱; 2.进水管; 3.进水泵; 4.固定生物膜反应器; 5.改性聚乙烯填料; 6.水浴; 7.恒温加热棒; 8.曝气管; 9.空气流量计; 10.空气泵; 11.出水口 图 1 FBBR试验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process diagram of the FBBR |
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1.进水箱; 2.进水管; 3.进水泵; 4.移动床生物膜反应器; 5.改性聚乙烯填料; 6.取样口; 7.水浴; 8.恒温加热棒; 9.搅拌棒; 10.气体采样口；11.检测口(pH、DO等)；12.曝气管；13.空气流量计；14.空气泵；15.出水管；16.出水及污泥回流箱 图 2 MBBR试验装置及工艺流程示意 Fig. 2 Experimental apparatus and process diagram of the MBBR |
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图 8 MBBR及FBBR稳定阶段填料上污泥的形态对比 Fig. 8 Comparison of different sludge morphology in the MBBR and FBBR during the stable stage |
试验进水采用人工模拟废水, 即通过向自来水中添加NH4Cl、NaNO2、NaHCO3(提供HCO3-)、PO43--P 10 mg·L-1和微量元素浓缩液Ⅰ1 mL·L-1、微量元素浓缩Ⅱ1 mL·L-1.其中, 微量元素浓缩液Ⅰ及微量元素浓缩Ⅱ配方如下[22], 微量元素浓缩液Ⅰ：EDTA 5 000 mg·L-1, FeSO4 5 000 mg·L-1; 微量元素浓缩液Ⅱ：EDTA 15 000 mg·L-1, ZnSO4·7H2O 430 mg·L-1, CuSO4·5H2O 250 mg·L-1, H3BO4 14 mg·L-1, Na2MoO4·2H2O 220 mg·L-1, NiCl·6H2O 190 mg·L-1, Na2SeO4·10H2O 210 mg·L-1, CoCl2·6H2O 240 mg·L-1, MnCl2·4H2O 990 mg·L-1.反应器进水水质主要指标如表 1所示.
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表 1 启动时反应器的进水水质 Table 1 Water quality of the influent in the reactor/mg·L-1 |
1.3 试验方法
在FBBR反应器启动成功后, MBBR直接采用实验室此前在固定床中培养的全程自养脱氮生物膜及污泥2.5 L在MBBR中进行培养.控制搅拌转速为300 r·min-1, 并通过调节曝气量逐步启动MBBR, 并每天人工回流一次污泥, 避免初期由于搅拌强度带来的污泥流失同时保证填料的充分流动性.启动过程中, 每天取一次水样, 并同时检测pH值和DO.
1.4 分析项目及检测方法各项指标监测方法均按照文献[23]. NH4+-N：纳氏试剂比色法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N：紫外分光光度法, 其中紫外可见分光光度计型号为SDPTOP UV2400(上海); pH值：Mettler Toledo Fivego F2 pH计(瑞士); DO：Multi 3620 IDS溶解氧仪(德国); 温度：温度探头; TN通过式(1)计算; FA通过式(2)[24]计算; 亚硝酸化率(nitrite accumulation rate, NAR)通过式(3)[25]计算; 具体计算公式如下.
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(1) |
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(2) |
式中, [NH4+-N]表示NH4+-N浓度(mg·L-1), t表示温度, 单位℃.
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(3) |
式中, ΔNO2--N表示出水NO2--N浓度与进水NO2--N浓度之差, ΔNO3--N表示出水NO3--N浓度与进水NO3--N浓度之差.
2 结果与讨论 2.1 FBBR的启动及运行FBBR是在成功建立短程硝化后进而启动了CANON反应器.从启动到运行稳定可大致分为3个阶段, 在第1阶段, 控制DO在0.5 mg·L-1以下, 温度维持在30℃, 通过间歇曝气诱导出现了短程硝化, 142 d时NAR达到26.4%;第2阶段, 通过提高进水NH4+-N浓度及进水负荷并调整运行工况进一步培养驯化CANON污泥, 过程中NH4+-N去除率先降后升, 阶段后期TN去除率恢复到60%以上, TN去除负荷也稳步提高, 最高约1.06 kg·(m3·d)-1, 此时ΔNO3-/ΔTN[21]维持在0.1左右, 该反应器已具有较稳定的脱氮性能, 说明CANON工艺在FBBR中得到成功启动; 第3阶段, 进一步提高进水NH4+-N浓度在400 mg·L-1后, 继续增大进水负荷, FBBR去除负荷在较短时间内增加一倍, 可见FBBR中已经培养出比较成熟的CANON生物膜污泥, 并且具有较高总氮去除负荷, 最高TN去除负荷达到2.52 kg·(m3·d)-1, 但TN去除率大多数时间维持在50%~60%[21], 因此需要进一步提高TN去除率.
此后, FBBR持续稳定运行, 考虑到后期由于试验需要对其运行工况有所调整, 因此选择与MBBR运行工况相似的稳定运行数据进行对比分析. 图 3主要反映了反应器在运行期间进出水中NH4+-N、NO3--N及NO2--N的变化情况.其中, 进水NH4+-N浓度维持在350~450 mg·L-1, 而出水NH4+-N浓度在50~150 mg·L-1范围内波动; 进水NO2--N浓度及NO3--N浓度一直稳定在较低水平, 基本上分别稳定在5 mg·L-1以下及10 mg·L-1以下.相应地, 出水NO2--N浓度基本在15 mg·L-1以内, 但出水NO3--N浓度不太稳定, 在20~70 mg·L-1范围内波动, 分析主要是由于FBBR本身处理效果不太稳定, 加上其曝气量的波动以及少量NOB的存在, 一旦反应器内部DO偏高, NOB的活性就会有一定程度的恢复.结合图 4分析, FBBR进入稳定运行状态后, NH4+-N及TN去除率平均达到80.01%和69.29%, TN去除负荷平均为1.48 kg·(m3·d)-1, 最高可达2.03 kg·(m3·d)-1, 此时, 其NH4+-N及TN去除率分别为97.31%和90.43%.
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图 3 FBBR稳定阶段各氮素浓度的变化 Fig. 3 Variation of nitrogen species concentration in FBBR during the stable stage |
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图 4 FBBR稳定阶段TN去除率及TN去除负荷 Fig. 4 Variation of TN removal efficiency and TN removal load in the MBBR and FBBR during the stable stage |
然而, 纵观FBBR从启动到稳定运行的整个过程, 其去除负荷在0.88~2.03 kg·(m3·d)-1范围内波动, 可见FBBR存在去除负荷不够稳定的特点.为进一步优化改性聚乙烯在CANON工艺的应用, 因此尝试将FBBR转化成能够显著改善脱氮稳定性能的MBBR.
2.2 MBBR的启动本试验取原FBBR中的改性聚乙烯填料和生物膜污泥共2.5 L, 直接在MBBR中进行培养, 通过连续进水并配合以足够的搅拌强度使改性聚乙烯填料呈流化状态, 使微生物与污水充分混合.
在培养初期(1~7)d, 由于生物膜污泥初步从固定床转移到移动床, 搅拌器带来的搅拌强度导致填料上的微生物大量脱落, NH4+-N去除率最低至10.47%, 此时TN去除率仅为7.72%[见图 5(a)].因此及时进行每天一次的人工回流污泥, 避免污泥大量流失.反应器运行最初, 控制曝气量为500 mL·min-1, 测得DO仅为0.15 mg·L-1, 此时NH4+-N去除率仅为38.68%, 出水NO2-为5.23 mg·L-1, NO3-甚至低至0 mg·L-1, 可见除了初期搅拌带来的负面影响, 水中DO过低也是导致脱氮性能极差的重要原因之一.根据李景贤等的研究[26], 通过控制DO浓度可使生物膜在不同部位形成好氧区或缺氧区, 而DO不足会造成生物膜内部很大比例的厌氧区, 不仅无法为AOB提供足够的电子受体, 从而影响NH4+的去除, 还会为异养菌的反硝化创造缺氧环境.因此, 反应器在此后的运行过程中逐渐增大曝气至1500mL·min-1, 发现DO有所增加[见图 5(d)], 并伴随有NO2--N和NO3--N的积累[见图 5(b)和5(c)], 至第7 d, NAR已达到71.84%, 说明水中DO增加过快, ANAMMOX菌的活性受到严重抑制, 而AOB和NOB活性得到增强, 尤其是AOB, 因此NO2--N浓度出现显著积累.在此期间, 进水pH稳定在7.7~7.9左右, 但出水pH却始终高于进水基本维持在8以上, 在第7 d, pH甚至达到8.13, 分析可能是由于水中DO浓度偏低, 因此MBBR内部出现了反硝化作用和硝酸盐异化还原成铵(dissimilatory nitrate reduction to ammonium, DNRA)[27]等, 二者在反应过程中均会产生碱度[28, 29].考虑到反硝化适宜的pH范围为6~8, DNRA过程适宜的pH范围为5~9[30, 31], 并结合反应器TN去除率在的曝气量调整前后从37.81%降到19.53%, 可以看出, 相比微弱的反硝化作用, DNRA作用明显占据上风.
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图 5 MBBR各氮素浓度的变化 Fig. 5 Variation of nitrogen species concentration in the MBBR |
8~21 d, 由于曝气量大量增加, 导致反应器内部的DO过量, 同时发现NO2--N和NO3--N出现大量积累, 于是缓慢降低曝气量并同步监测其运行状态, 到21 d时TN去除率从最初的22.44%增大至75.91%;出水NO2--N浓度也从最高的190.55 mg·L-1降低到19.06 mg·L-1; 但NO3--N浓度则呈现出先增加后降低再升高的趋势, 其变化趋势与此阶段DO的浓度变化相一致：首先由于水中DO浓度过高致使NOB大量滋生, 将原本大量积累的NO2--N迅速转化成NO3--N, 因此NO3--N浓度不断升高, 最高达到75.73 mg·L-1, 此时DO浓度为6.75 mg·L-1, 此后通过降低曝气量使DO浓度得到降低, NOB因此得到有效控制, 所以NO3--N浓度得以降低, 随后低氧的环境有利于ANAMMOX进行厌氧氨氧化作用, 再加上微弱的NOB作用, 作为二者的共同产物的NO3--N, 其浓度逐渐增加并在21 d稳定在54.81 mg·L-1.到此阶段后期, ΔNO3-/ΔTN比值从最高的0.27逐渐降低为0.12, 接近理论值0.127[32], 表明FBBR中的微生物已经适应了MBBR的环境.此前, Yang等[33]通过FISH检测同样发现在PN/A在MBBR中AOB和ANAMMOX菌为主要菌种, NOB和异养反硝化菌则占据很小一部分.可见, 通过控制溶解氧有效地抑制了NOB的活性, 确保了由AOB产生的大部分亚硝酸盐被用于厌氧氨氧化反应, 这与李慧博等[20]的研究发现相同.
紧随其后的22~25 d, 由于污泥没有及时回流, 导致TN去除率和NH4+-N去除率有所降低, 通过及时采取补救措施后, 二者迅速恢复至82.74%和95.72%.由于MBBR工艺兼具传统流化床和生物接触氧化法两者的优点, 在本试验中MBBR依靠曝气、搅拌器及水流提升作用使载体处于流化状态, 从而形成悬浮生长的活性污泥和附着生长的生物膜, 共同发挥附着相和悬浮相生物两者的优越性, 使之相互补充.通过本试验进一步说明MBBR中悬浮污泥对脱氮性能确实存在很大影响.因此回流显得尤为必要.
2.3 MBBR及FBBR稳定运行期对比为了对比改进之后的MBBR与原来FBBR之间的区别与联系, 试验监测了两种工艺运行稳定期间的数据, 并进行对比. MBBR及FBBR的氮素变化情况分别见图 3与图 5.
2.3.1 各种氮素变化情况26~67 d, MBBR进入稳定运行阶段.在此阶段, NH4+-N及TN去除率平均达到74.28%和87.93%, 最高分别为84.68%和98.82%.出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N平均浓度分别为49.39、13.74及43.20 mg·L-1:首先, 为保证反应器内部微生物的活性, 试验控制SRT将反应器内的NH4+-N等物质维持在一定浓度以提供营养物质; 其次, 通过分析可得, 由于AOB亚硝酸化速率高于ANAMMOX菌的厌氧氨氧化速率, 从而出现了NO2--N积累; 此外, 通过计算, 除去ANAMMOX菌反应生成的NO3--N, NOB承担的NO3--N仅为5 mg·L-1左右, 进一步证明NOB在反应内部仅为少数.而当FBBR稳定运行时, 其NO2--N和NO3--N平均浓度分别为9.14 mg·L-1和37.15 mg·L-1, 而出水NH4+-N的平均浓度则高达81.21 mg·L-1, 其NH4+-N及TN去除率平均为69.29%和80.01%.考虑到二者进水NH4+-N浓度相同, 根据试验数据显示, MBBR相比FBBR具有更强的脱氮能力.
并且, 对比图 3和图 5中出水NH4+-N变化曲线并结合试验数据, 可以看出FBBR中出水NH4+-N的波动比MBBR要大得多, 且在更高浓度范围内波动.通过计算, MBBR及FBBR在稳定运行阶段内NH4+-N去除率均方差σ分别为8.31%、14.06%, TN去除率均方差σ分别为7.09%、11.79%, 前者均小于后者, 进一步说明MBBR工艺确实比传统的FBBR具有更稳定的脱氮性能.考虑原因可能是由于, 在搅拌器和曝气的共同作用下, MBBR中生物填料处于流化状态, 增大了生物膜填料与污水的接触面积, 使的微生物能够与水中的基质充分混合并加以利用, 在大大提高脱氮能力的同时富集了大量微生物, 因此对于环境因素(温度、pH等)及进水负荷的变化带来的影响具有一定的缓冲能力, 因此具有稳定的去除能力.
此外, 在反应器稳定运行期间, FBBR工艺中DO平均浓度为3.09 mg·L-1, 曝气量稳定在800 mL·min-1; 而MBBR工艺中DO平均浓度为1.96 mg·L-1, 曝气量稳定在1 000 mL·min-1.因此可见, 在曝气量更高的情况下, MBBR稳定后的DO浓度却更低.分析其主要原因在于, 相比FBBR, MBBR中的填料及微生物在曝气、搅拌器及进水的提升作用下与水呈完全混合状态, 改性聚乙烯填料在水中剪切作用增加了相互碰撞次数, 使反应器内部的空气气泡更加细小, 更容易与比表面积大的填料及微生物充分接触, 从而增加了氧气的利用率, 即, 氧气的传质能力大大增强.
2.3.2 总氮去除负荷如图 6所示, 在MBBR工艺运行初期, TN去除负荷低至0.12 kg·(m3·d)-1, 然后随着曝气量的不断降低, 反应器内部的DO不断降低, TN去除负荷恢复至1.22 kg·(m3·d)-1.在第23~25 d, 由于随排水而出的污泥没有及时回流, TN去除负荷最低降至0.58 kg·(m3·d)-1.事实上, 以往大部分研究中提到MBBR是没有悬浮物污泥的, 文献[34, 35]表明, 通常, 生长缓慢的ANAMMOX优先在大的聚集体中生长, 例如生物膜; 而AOB和NOB则倾向于在具有较少的扩散限制的较小聚集体中生长, 例如絮凝物.因此推测悬浮状态的污泥中含有大量的AOB菌, 因此, 污泥流失对反应器的影响主要是因为, 反应器中主要的AOB以悬浮状态生长, 而随出水排除的污泥主要以AOB为主, 因此没有及时回流污泥造成的结果是导致反应器内部的AOB太少, 无法将进水中的NH4+-N全部利用, 也就无法为ANAMMOX菌提供足够的NO2--N进行自养脱氮, 导致TN去除负荷大幅度降低.而此后经过及时回流污泥TN去除负荷便恢复至1.42 kg·(m3·d)-1的现象也与推测符合, 由此可见悬浮污泥至少承担了50%的脱氮效果.
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图 6 MBBR稳定阶段TN去除率及TN去除负荷 Fig. 6 Variation of TN removal efficiency and TN removal load in the MBBR during the stable stage |
MBBR进入稳定阶段后, 其TN去除负荷基本稳定在1.2 kg·(m3·d)-1以上.相比MBBR工艺, FBBR工艺很容易受到环境因素的影响, 由于曝气的不稳定性及进水负荷的不稳定性, 其NH4+-N去除率、TN去除率及TN去除负荷存在很大的波动. NH4+-N去除率最高可达97.31%, 此时TN去除率及TN去除负荷分别为90.43%和2.03 kg·(m3·d)-1; 最低可达48.18%, 此时TN去除率及TN去除负荷分别为42.52%和0.88 kg·(m3·d)-1.如图 6所示.同时, 为了进一步探讨两种工艺在脱氮稳定性能上的区别, 通过计算MBBR工艺与FBBR工艺去除负荷的均方差σ分别为0.17 kg·(m3·d)-1和0.27 kg·(m3·d)-1, 证实了MBBR脱氮性能更加稳定的特点.并且, Agrawal等[36]在同时对比研究采用悬浮污泥的SBR、颗粒污泥的SBR及采用填料的MBBR脱氮性能中也发现采用填料的MBBR工艺较其他两种工艺具有更加稳定的脱氮性能.
由图 7可以看出, 对比二者在稳定阶段的TN平均去除负荷, MBBR与FBBR平均每天的去除负荷分别为1.33 kg·(m3·d)-1和1.48 kg·(m3·d)-1, 显然, 尽管FBBR的脱氮能力波动比较大, 但平均每天的去除负荷高于前者.但考虑到FBBR的填充率较高, 即, FBBR中5.6 L有效体积中有4 L的改性聚乙烯填料, 因此通过计算平均每升填料每天的去除负荷得出, MBBR与FBBR分别为0.53kg·(m3·d)-1和0.37 kg·(m3·d)-1, 通过对比可以得出, MBBR中每升填料上的微生物去除能力更强, 推测原因在于MBBR内部流化状态的特殊环境使得微生物能够充分与水中基质及DO接触并及时利用, 另外, 也有可能是由于MBBR填料上微生物的生物量更大, 因而带来更好的去除效果.
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图 7 FBBR及MBBR稳定阶段平均去除负荷对比 Fig. 7 Comparison of average nitrogen removal loads in the FBBR and MBBR during the stable stage |
此外, MBBR与FBBR曝气量分别稳定在1 000 mL·min-1和800 mL·min-1, 结合二者平均每升填料每天的去除负荷量计算得出, MBBR与FBBR每升填料每天达到1 kg的去除负荷分别需要曝气0.39 m3·h-1和0.56 m3·h-1.可以看出MBBR相比FBBR, 每升填料去除等量的TN需要的曝气量更少, 从运行成本的角度考虑, 前者可有效降低能耗.
2.3.3 稳定期间污泥形态对比在稳定运行期间, MBBR与FBBR内部的填料及生物膜如图 8所示, 两种反应器的填料内部均充满了红色的生物膜, 这是ANAMMOX的典型特征之一[22].通过对比, 可以看出二者明显的区别, 一方面, FBBR中填料的外部附着有少量生物膜, 而MBBR却没有, 分析主要是因为MBBR内部的填料处于不断运动和碰撞过程中, 进水、搅拌棒及曝气带来的水流的剪切力和冲刷力使填料外部的生物膜无法持留; 另一方面, 相比FBBR, MBBR中填料上的生物膜颜色更鲜艳, 并且相比FBBR中略为松软的生物膜, MBBR中生物膜更加密实, 这主要是由于MBBR比之FBBR的特殊环境, 培养出来的生物膜自然更加耐冲刷而且也更牢固, 这也是MBBR耐冲击负荷、去除效果更稳定的直接原因.
3 结论(1) 控制温度在30℃±1℃, pH约7.8, 进水NH4+-N稳定在400mg·L-1左右, 取FBBR中全程自养脱氮填料及污泥至MBBR工艺中, 稳定运行后其TN平均去除率为74%, 平均去除负荷为1.33 kg·(m3·d)-1, 最高去除负荷达1.62 kg·(m3·d)-1, 其相应TN去除率高达79.69%.
(2) 运行期间, MBBR与FBBR的NH4+-N去除率、TN去除率及去除负荷三组均方差分别为：8.31%和14.06%, 7.09%和11.79%, 0.17 kg·(m3·d)-1和0.27 kg·(m3·d)-1, 前者均小于后者, 表明MBBR脱氮性能更加稳定.
(3) 控制进水基质一致, MBBR与FBBR的DO平均浓度分别为1.96 mg·L-1和3.09 mg·L-1, MBBR的平均去除负荷[1.33 kg·(m3·d)-1]略低于FBBR [1.48 kg·(m3·d)-1], 但MBBR每升填料的去除负荷[0.53 kg·(m3·d)-1]却显著高于FBBR [0.37 kg·(m3·d)-1], 也意味着MBBR具有更高的氧气利用效率.
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