隨著人口的增長, 人們對于海產(chǎn)品的需求日益增長, 中國的海產(chǎn)品產(chǎn)量占世界海產(chǎn)品總量的三分之二以上, 由于在生產(chǎn)過程中消耗的95%的水轉(zhuǎn)化為受污染的廢水, 這導(dǎo)致了大量海水養(yǎng)殖廢水的排放, 含鹽廢水通常被認(rèn)為是一種難處理的廢水, 且海水養(yǎng)殖廢水多為寡營養(yǎng)水體, 現(xiàn)有的處理方法主要針對低COD濃度、低NH4+-N濃度特征的海水養(yǎng)殖廢水， 但是在養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)發(fā)展過程中, 由于人工投喂大量配合飼料和鮮活餌料, 也出現(xiàn)了污染物濃度較高的廢水, 因此, 針對此類廢水開發(fā)經(jīng)濟高效的海水養(yǎng)殖廢水處理工藝具有重要意義.
生物過程是一種可靠和有效的脫氮除磷的手段, 膜生物反應(yīng)器(membrane bio-reactor, MBR)廢水處理技術(shù)已經(jīng)發(fā)展了30多年, 并且廣泛應(yīng)用于含鹽廢水的處理中, 但是鹽度的脅迫往往帶來很多工藝上的困難, 例如高鹽環(huán)境影響微生物的生長、導(dǎo)致嚴(yán)重的膜污染等.缺氧濾池反應(yīng)器在活性污泥的基礎(chǔ)上投加懸浮填料, 污泥顆粒附著在填料上形成生物相豐富的可實現(xiàn)同步硝化和反硝化的生物膜, 使其在與MBR工藝結(jié)合后對膜污染有所緩解.但是對于海水養(yǎng)殖廢水磷酸鹽含量較高的特點, 要實現(xiàn)較好的脫氮除磷效能, 傳統(tǒng)MBR存在排泥的問題.微藻不僅能用于生產(chǎn)各種類型的生物燃料, 還能作為水產(chǎn)動物的開口餌料、人類保健食品等廣泛用于各行業(yè), 并且能有效去除營養(yǎng)物質(zhì)、重金屬和有機污染物等而廣泛應(yīng)用于廢水處理.目前, 小球藻是廢水處理中最常用的藻種之一, 有較好的脫氮除磷效能, 其總氮、總磷的去除率能達(dá)到90%以上, 但是由于各類廢水的水質(zhì)特征相差較大, 選擇合適的藻種對于特定廢水的處理尤為重要.
為此, 本研究采用缺氧MBR和微藻膜反應(yīng)器(microalgae membrane reactor, MMR)耦合工藝處理人工合成的海水養(yǎng)殖廢水, 前置缺氧MBR用于有機物、NO3--N和NO2--N的降解, 反應(yīng)器內(nèi)釋放的NH4+-N進(jìn)入MMR用于微藻生長并且得到去除, 兩個反應(yīng)器進(jìn)行協(xié)同配合, 同時考察普通小球藻的生物量變化, 探究運行過程中的膜污染行為, 對連續(xù)采收微藻進(jìn)行資源化利用及開發(fā)高效經(jīng)濟的處理工藝提供理論依據(jù).
1 材料與方法
1.1 實驗材料
1.1.1 實驗裝置
本研究采用的實驗裝置如圖 1所示, 總反應(yīng)系統(tǒng)由缺氧MBR和MMR耦合而成, 反應(yīng)器主體均由有機玻璃制成, 有效容積分別為8 L和7 L.缺氧MBR內(nèi)有邊長為2 cm的立方體黑色聚氨酯海綿填料, 填充率為反應(yīng)器有效容積的5%.在啟動前在填料上進(jìn)行掛膜, 在反應(yīng)器中設(shè)置中空纖維膜組件, 膜孔徑為0.03 μm, 由兩個膜面積分別為0.050 m2和0.066 m2的膜組件并聯(lián)而成, 為了使混合液攪拌均勻, 在缺氧MBR內(nèi)設(shè)有潛水泵.曝氣頭放置在MMR內(nèi)擋板一側(cè), 通過曝氣裝置進(jìn)行曝氣, 并連接氣體流量計以控制氣體流量, 提供微藻生長所需的氣體和使藻液保持良好的流態(tài), 反應(yīng)器內(nèi)膜組件面積為0.101 m2, 在反應(yīng)器外部設(shè)置光照強度為2 000 lx, 光照周期亮暗比為12 h:12 h的光源用于微藻生長.
1、4、7:潛水泵; 2、8:液位控制裝置; 3、10:中空纖維膜組件; 5、11:壓力表; 6、12、13:蠕動泵；9:曝氣頭
圖 1 反應(yīng)裝置示意
兩個反應(yīng)器內(nèi)液面均由液位控制器控制, 系統(tǒng)出水通過蠕動泵控制, 采用連續(xù)流進(jìn)水方式, 出水蠕動泵均連有時間繼電器, 以8 min抽、2 min停的方式間歇出水, 反應(yīng)器出水均通過精密真空壓力表記錄跨膜壓差(transmembrane pressure, TMP).
1.1.2 污泥和微藻來源及其培養(yǎng)
缺氧MBR內(nèi)所接種的缺氧污泥來自山東省威海市城市污水處理廠二沉池的活性污泥, 缺氧MBR中接種污泥生物量MLSS約為2 500 mg·L-1.在不曝氣的情況下在聚氨酯海綿填料上進(jìn)行掛膜, 掛膜過程所用水水質(zhì)與實驗廢水中第1階段的水質(zhì)相同(如表 1), 并且使用潛水泵進(jìn)行攪拌以維持良好的流態(tài);在填料內(nèi)部附著有一定量時完成掛膜, 持續(xù)培養(yǎng)3周后, 污泥逐漸從棕色變?yōu)楹诤稚? 測定生物膜亞硝酸還原活性和硝酸還原活性(以N/VSS計), 在其分別達(dá)到10 mg·(g·h)-1和8 mg·(g·h)-1后搭建體系, 以保證運行初期有一定的反硝化性.
表 1 實驗廢水水質(zhì)
MMR內(nèi)采用普通小球藻(C. vulgaris)作為實驗藻種, 購于中國科學(xué)院海洋研究所, 反應(yīng)器最初啟動時微藻生物量約為4×107個·mL-1.
1.1.3 實驗廢水水質(zhì)
本研究所用廢水為模擬龜鱉養(yǎng)殖廢水, 海水取自山東省威海市環(huán)翠區(qū)小石島, 分別以硝酸鈉(NaNO3)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)和葡萄糖(C6H12O6)作為污染物質(zhì)的N、P、C源, 并加入碳酸氫鈉(NaHCO3)調(diào)節(jié)pH在7.5~8.5范圍內(nèi), 運行過程中具體水質(zhì)參數(shù)如表 1所示.
1.2 實驗方法
1.2.1 反應(yīng)系統(tǒng)的搭建及運行
在缺氧MBR內(nèi)掛膜完成和微藻培養(yǎng)至一定量后, 連接缺氧MBR和MMR兩部分反應(yīng)器, 水力停留時間(hydraulic retention time, HRT)分別為16 h和24 h, 啟動階段將污染物濃度控制在較低的條件下, 運行33 d后, 將PO43--P的濃度從1.20 mg·L-1增加至4.74 mg·L-1, 在運行的前50 d中, NO3--N的濃度平均濃度為5.15 mg·L-1, 逐步增大NO3--N濃度, 在第3階段(第51~65 d)濃度為10.21 mg·L-1, 第4階段(第66~91 d)時NO3--N的濃度平均值為21.04 mg·L-1.系統(tǒng)采用連續(xù)流進(jìn)水方式, 并且穩(wěn)定運行12 d后持續(xù)監(jiān)測進(jìn)水、缺氧MBR內(nèi)混合液、缺氧MBR出水、MMR內(nèi)混合液和最終出水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、PO43--P和TOC的濃度, 以探究系統(tǒng)的處理效能.由于缺氧MBR內(nèi)設(shè)有潛水泵用以攪拌, 且反硝化作用產(chǎn)生熱能, 因此缺氧MBR內(nèi)平均溫度為25℃, MMR內(nèi)平均溫度為22℃, 兩個反應(yīng)器內(nèi)pH分別在8.0和9.0左右, 在此期間持續(xù)監(jiān)測微藻的生物量濃度, 考察環(huán)境因素對微藻的采收產(chǎn)生的影響.
1.2.2 系統(tǒng)膜污染行為探究
反應(yīng)器內(nèi)控制膜組件出水的蠕動泵均連有精密壓力表, 根據(jù)TMP的示數(shù), 判斷膜污染的嚴(yán)重情況, 在運行的91 d時間內(nèi), 對反應(yīng)器內(nèi)中空纖維膜組件進(jìn)行多次物理清洗, 整個運行過程不進(jìn)行化學(xué)清洗.比較不同反應(yīng)器內(nèi)膜組件形貌及其附著物質(zhì)的特性探究膜污染的特性.在膜污染嚴(yán)重時期, 對反應(yīng)器內(nèi)混合液和清洗膜表面濾餅層所得的混合液提取溶解性微生物產(chǎn)物(soluble microbial products, SMP)和胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS), 探究膜污染行為.
1.3 分析方法
水質(zhì)分析方法：分別取進(jìn)水、缺氧MBR內(nèi)混合液、缺氧MBR出水、MMR內(nèi)混合液和最終出水各50 mL, 采用0.45 μm的醋酸纖維膜進(jìn)行抽濾, 采用文獻(xiàn)所述方法測定澄清液中的NO3--N、NO2--N、NH4+-N和PO43--P濃度, 總有機碳通過TOC儀測定(TOC-5000A, Shimadzu, Japan).
微生物混合液及膜污染特性分析方法：微藻生物量采用分光光度法測定, 污泥濃度采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定;對提取所得的SMP和EPS進(jìn)行傅里葉紅外光譜和三維熒光光譜分析;取污染嚴(yán)重時期的膜組件, 對膜表面進(jìn)行物理清洗并烘干噴金后, 在掃描電鏡下進(jìn)行觀察.
2 結(jié)果與討論
2.1 缺氧MBR-MMR處理海水養(yǎng)殖廢水性能
2.1.1 污染物去除效果
(1) NO3--N的去除效果 整個運行過程根據(jù)NO3--N進(jìn)水的濃度可以分成3個階段, 各階段進(jìn)水的平均濃度分別為5.15、10.21和21.04 mg·L-1, 從圖 2(a)中可以看出, 各階段最終出水均低于5.00 mg·L-1, 第二、三階段的出水濃度穩(wěn)定在1.00 mg·L-1以下, 運行的前50 d時間內(nèi), 對NO3--N的去除率在40.0%~90.0%范圍內(nèi)波動較大, 隨著進(jìn)水濃度的升高, 污染物的去除率逐漸上升, 并在最后階段穩(wěn)定在90.0%以上.在整個系統(tǒng)中, 缺氧MBR在NO3--N降解的過程中起到了主要的作用, 在后兩個階段, 經(jīng)缺氧MBR后, 去除率能達(dá)到80.0%以上.
(a)NO3--N的去除效能；(b)NO2--N的去除效能；(c)NH4+-N的去除效能；(d)PO43--P的去除效能；(e)TOC的去除效能
圖 2 缺氧MBR-MMR系統(tǒng)中污染物的去除效能
(2) NO2--N的去除效果 由于模擬廢水中不進(jìn)行人為添加亞硝酸鹽, 進(jìn)水的NO2--N來自天然海水和模擬廢水中微生物對其他物質(zhì)的轉(zhuǎn)化.在缺氧MBR內(nèi), 缺氧污泥及部分厭氧污泥進(jìn)行反硝化反應(yīng), 將NO2--N還原成N2[19], 由圖 2(b)可以看出, 進(jìn)水經(jīng)缺氧MBR后, NO2--N平均濃度可從1.38 mg·L-1下降至0.06 mg·L-1, 缺氧MBR對進(jìn)水中NO2--N的去除率可以達(dá)到80.0%以上, 在后期可以穩(wěn)定在90.0%左右;系統(tǒng)最終出水NO2--N平均濃度為0.17 mg·L-1, 總的去除率在80.0%~90.0%之間, 可見缺氧污泥在NO2--N的去除中起到主要作用.
(3) NH4+-N的去除效果 模擬廢水中不進(jìn)行人為添加銨鹽, 如圖 2(c)所示, 由于缺氧MBR內(nèi)污泥發(fā)生氨化反應(yīng), 包括水解及還原反應(yīng), 使得部分氨基酸氨化而轉(zhuǎn)化為NH4+-N, 因此, 缺氧MBR出水中NH4+-N的濃度較高, 但是由于普通小球藻在利用氮源時, 首先選擇氨氮作為合成營養(yǎng)物質(zhì)的對象, 因此在通過MMR后, 運行階段后期(第69~91 d)出水NH4+-N的平均濃度為0.68 mg·L-1, 平均去除率為91.0%, 且均能達(dá)到80.0%以上.Ma等[20]在采用青島大扁藻處理廢水實驗中也發(fā)現(xiàn)了微藻對NH4+-N的去除效果較好, 這可能影響微藻對其他氮源的攝取.
(4) PO43--P的去除效果 在反應(yīng)器運行的初始階段, 進(jìn)水PO43--P濃度較低, 缺氧MBR不進(jìn)行排泥導(dǎo)致PO43--P累積, 從圖 2(d)可以看出, 自運行的30 d后, 將進(jìn)水濃度提升至5.00 mg·L-1左右, 經(jīng)過缺氧MBR-MMR后最終出水的濃度為2.00 mg·L-1, 去除率可以達(dá)到50.0%左右.總的去除率較低的原因可能是缺氧MBR不排泥導(dǎo)致PO43--P的累積, 超出了微藻的降解負(fù)荷, 普通小球藻對缺氧MBR出水中PO43--P去除率可以達(dá)到50.0%~60.0%.
(5) TOC的去除效果 從圖 2(e)中可以看出, 進(jìn)水中TOC的濃度在前期波動較大, 在運行至50 d后, 反應(yīng)器的進(jìn)水大致穩(wěn)定在150.00 mg·L-1左右, 由于缺氧污泥及微藻生長較穩(wěn)定, 處理效果較好, 去除效果最終穩(wěn)定在80.0%~90.0%.Vo等[21]研究表明, 微藻對TOC的去除與鹽度有關(guān), 鹽度為0.1%和1%時, TOC去除率最高, 本實驗所用海水鹽度為3.5%, 較高的鹽度可能是限制微藻處理效果的原因之一.
總的來說, 在運行后期, 系統(tǒng)脫氮除磷和對TOC的處理效果均有所提升, 造成這一現(xiàn)象的原因之一可能是隨著氣溫回暖, 微生物所處環(huán)境溫度逐漸達(dá)到更適宜生存的條件, 使得處理效能較好.
2.1.2 微藻生長情況
溫度和pH是影響微藻生長的重要因素, 在運行期間, 反應(yīng)器內(nèi)溫度和pH變化情況如圖 3所示.MMR內(nèi)的平均溫度為22℃, pH維持在8.3~9.4范圍內(nèi), 本實驗曝氣裝置對MMR僅提供空氣, 未專門加入CO2氣體, 對MMR中的pH影響較小.
圖 3 缺氧MBR-MMR系統(tǒng)溫度和pH變化
在反應(yīng)器運行的91 d時間內(nèi), 對MMR內(nèi)普通小球藻的生長情況進(jìn)行了持續(xù)監(jiān)測, 結(jié)果如圖 4所示.根據(jù)采收情況將運行階段分成階段1~4, 分別在運行的第10、27和61 d進(jìn)行了采收, 在階段4中, 可能是由于啟動階段微藻濃度太低, 導(dǎo)致了微藻持續(xù)培養(yǎng)生物量上升較慢, 并在68 d后出現(xiàn)了下降情況.在前3個階段運行的基礎(chǔ)上得到微藻最高濃度大約在12×107個·mL-1, 并且在(2~10)×107個·mL-1濃度范圍內(nèi)生物量增長最快, 因此從運行的第79 d開始, 在生長對數(shù)期以5×107個·mL-1的濃度啟動反應(yīng)器, 并且以每天定時采收1 L的方式進(jìn)行連續(xù)采收, 能較好地將濃度維持在9×107個·mL-1附近, 實現(xiàn)高效且穩(wěn)定的采收和污染物的去除效果.
圖 4 MMR中普通小球藻生物量增長情況
微藻生物量產(chǎn)率是衡量微藻生長情況的重要指標(biāo)之一, 前3階段的微藻最大生物量產(chǎn)率分別為1.38×107、0.99×107和0.39×107個·(mL·d)-1.由于本研究所用普通小球藻對NH4+-N和PO43--P的利用率較高, 因此測算NH4+-N和PO43--P的平均去除速率分別為6.19 g·(m3·d)-1和2.48 g·(m3·d)-1, Ma等[20]在采用微藻膜反應(yīng)器處理海水養(yǎng)殖廢水時得到青島大扁藻對TN和TP去除速率達(dá)到15 g·(m3·d)-1和2.8 g·(m3·d)-1, PO43--P去除速率相近.同時, 單位普通小球藻對NH4+-N的平均吸收情況為2.02×10-10 mg·cell-1, 吸收情況最好時可達(dá)8.81×10-10 mg·cell-1, 單個細(xì)胞對PO43--P的平均吸收情況為0.96×10-10 mg·cell-1, 由此可見, 本研究中普通小球藻在對污染物的吸收中對NH4+-N的吸收效果最好.
2.2 微藻膜反應(yīng)器膜污染特性研究
2.2.1 膜污染趨勢
與滲透率相關(guān)的跨膜壓差(TMP)是研究膜污染的重要參數(shù), 膜污染的嚴(yán)重程度可以由TMP直觀地表示, 在反應(yīng)器運行的90 d中, 對缺氧MBR及MMR中膜出水的跨膜壓差進(jìn)行監(jiān)測, TMP隨運行天數(shù)的變化如圖 5所示.
(a)缺氧MBR的TMP變化; (b)MMR的TMP變化
在運行的第56 d, 在缺氧MBR內(nèi)新增中空纖維膜進(jìn)行并聯(lián)以緩解膜污染, 并聯(lián)的膜表面積為0.050 m2, 因此缺氧MBR內(nèi)中空纖維膜總面積為0.116 m2, 缺氧MBR出水跨膜壓差分別在第20、38和78 d達(dá)到了30 kPa, 因此對膜組件進(jìn)行物理清洗.并聯(lián)前, 缺氧MBR內(nèi)膜的污染周期分別為20 d和18 d, 污染周期隨著運行時間的推移越來越短, 并聯(lián)后膜污染周期明顯變長.
由圖 5可得, 在運行的第61、78和91 d時, 對MMR內(nèi)膜進(jìn)行了物理清洗, 由于物理清洗只能對中空纖維膜外表面層的附著物質(zhì)進(jìn)行清理, 且整個運行階段未對膜進(jìn)行化學(xué)清洗, 因此, MMR的TMP變化也呈現(xiàn)出膜污染周期逐漸變短的現(xiàn)象, 對膜的清洗隨運行時間的推移越來越頻繁.此外, 對比缺氧MBR和MMR膜污染情況發(fā)現(xiàn), 微生物的不同對膜污染的影響較大, 以微藻為生物源的MMR內(nèi)膜組件的污染較缺氧MBR來說更輕.
在反應(yīng)器運行后期膜污染嚴(yán)重時, 分別對缺氧MBR、MMR內(nèi)膜組件內(nèi)部形態(tài)進(jìn)行掃描電鏡觀察, 結(jié)果如圖 6所示.從中可以看出, 缺氧MBR內(nèi)膜組件的污染程度比MMR內(nèi)污染更為嚴(yán)重, 在膜材料交結(jié)處存在絮狀物質(zhì), 相比之下, MMR內(nèi)膜組件內(nèi)部污染較輕, 主要是膜表面起截留作用的外表面層受到污染, 在物理清洗后能維持的周期較長.另外, 在污垢處(圖 6)均有規(guī)則的、呈晶體狀的顆粒物質(zhì), 這可能是反應(yīng)器內(nèi)混合液中的無機鹽結(jié)晶導(dǎo)致的.
a)缺氧MBR內(nèi)膜組件內(nèi)部形態(tài); (b)MMR內(nèi)膜組件內(nèi)部形態(tài)
圖 6 缺氧MBR-MMR系統(tǒng)中空纖維膜組件內(nèi)部形態(tài)
2.2.2 EPS特性分析
2.2.2.1 EPS的紅外光譜特性
紅外光譜圖能反映物質(zhì)中所包含的官能團(tuán)信息, 其中波數(shù)位于3 335 cm-1附近的出峰位置代表了O—H的伸縮振動, 位于2 366 cm-1附近為蛋白物質(zhì)的N≡N伸縮振動, 位于1 636 cm-1附近為蛋白質(zhì)酰胺一級結(jié)構(gòu)的C=O伸縮振動.
因此, 對缺氧MBR及MMR運行末期(91 d)污染嚴(yán)重時的膜表面濾餅層EPS進(jìn)行分析, 如圖 7所示.從中可知, 兩個反應(yīng)器內(nèi)EPS的主要物質(zhì)均包含O—H、N≡N和C=O, 說明EPS中含有蛋白質(zhì)類物質(zhì), 為了進(jìn)一步探究其物質(zhì)組成, 對樣品進(jìn)行了三維熒光掃描.
圖 7 缺氧MBR-MMR系統(tǒng)內(nèi)膜表面濾餅層EPS的紅外光譜
2.2.2.2 EPS的三維熒光特性
由文獻(xiàn)可知, 圖 8中峰A處于蛋白類物質(zhì)區(qū)域;峰B代表色氨酸類物質(zhì), 熒光范圍是Ex/Em=270~280/300~310 nm;峰C代表樣品中主要含有與微生物類副產(chǎn)物有關(guān)的類蛋白物質(zhì), 熒光范圍為Ex/Em=270~280/340 nm.
圖 8 EPS的三維熒光光譜圖
可以看出, 本研究中造成膜污染的EPS中主要的組成物質(zhì)為蛋白質(zhì)類物質(zhì), 并且主要以色氨酸為主, 在腐殖酸物質(zhì)區(qū)域均未出現(xiàn)明顯的峰.實驗所測樣品均在原液基礎(chǔ)上稀釋10倍所得, 通過比較缺氧MBR和MMR內(nèi)混合液的譜圖可得, 缺氧MBR各峰強度明顯高于MMR.楊明明等在厭氧氨氧化顆粒污泥EPS中檢測到了色氨酸蛋白質(zhì)類物質(zhì)(峰C)和Ex/Em位于220/325~345 nm的芳香類蛋白質(zhì)以及Ex/Em位于220/325~345 nm的酪氨酸類蛋白質(zhì).
2.2.3 SMP特性分析
2.2.3.1 SMP的紅外光譜特性
SMP呈現(xiàn)出與EPS相似的紅外光譜特性, 出峰位置為3 335、2 366和1 636 cm-1附近(圖 9), 并且對于缺氧MBR內(nèi)膜表面濾餅層來說, 相較于運行中期階段, 運行末期也在2 366 cm-1附近出現(xiàn)N≡N伸縮振動.
圖 9 缺氧MBR-MMR系統(tǒng)內(nèi)膜表面濾餅層SMP的紅外光譜
2.2.3.2 SMP的三維熒光特性
如圖 10所示, SMP的熒光特性表明缺氧MBR與MMR內(nèi)混合液的譜圖相似, 出峰位置大致相同, 對比相關(guān)資料可知, 反應(yīng)器內(nèi)SMP均含有色氨酸類物質(zhì)(B峰)和腐殖酸類物質(zhì)(峰D、峰E).對比與腐殖酸類物質(zhì)相關(guān)的峰強, 缺氧MBR均高于MMR, 這與缺氧MBR內(nèi)膜污染較嚴(yán)重的事實相符.
圖 10 SMP的三維熒光光譜圖
濾餅層的譜圖出峰位置也大致相同, 并且缺氧MBR內(nèi)膜表面的濾餅層出峰位置相較于MMR發(fā)生了紅移, 熒光峰的紅移表明熒光基團(tuán)中羰基、羧基、羥基和胺基含量有所增加[28, 29].總的來說, 系統(tǒng)SMP的主要物質(zhì)為以色氨酸為主的蛋白質(zhì)類物質(zhì)和以海洋腐殖酸為主的腐殖酸類物質(zhì), 蛋白質(zhì)與腐殖酸是膜面有機污染物的主要成分.
3 結(jié)論
(1) 室溫條件下, 反應(yīng)系統(tǒng)對NO3--N和NH4+-N的去除效果較好, 在缺氧MBR和MMR的HRT分別為16 h和24 h的條件下, 在進(jìn)水NO3--N的平均濃度達(dá)到21.04 mg·L-1的階段, 經(jīng)過缺氧MBR-MMR后, 系統(tǒng)對NO3--N和NH4+-N去除率分別穩(wěn)定在90.0%和88.0%以上, 系統(tǒng)對PO43--P和TOC的平均去除率分別為49.4%和84.7%.
(2) 在運行的91 d內(nèi), 對普通小球藻進(jìn)行了3次序批式采收, 在此期間, 普通小球藻的最大生物量達(dá)到了11×107個·mL-1, 在運行后期以每天定時采收1 L的方式連續(xù)采收, 能較好地將濃度維持在9×107個·mL-1附近, 實現(xiàn)了高效且穩(wěn)定的采收.
(3) 在膜污染方面, 與缺氧MBR相比, 以普通小球藻為生物源的MMR內(nèi)膜污染較輕, 造成兩個反應(yīng)器內(nèi)膜污染的物質(zhì)主要是SMP和EPS中的蛋白質(zhì)和腐殖酸類物質(zhì).(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：陳凡雨)
