王 濘,沈雁群,高 沖, 葉國(guó)祥,楊岳平

(1.恩施州環(huán)境監(jiān)測(cè)站，湖北 恩施 445000;2.浙江大學(xué) 環(huán)境工程研究所，浙江 杭州 310027;3.浙江至美環(huán)境科技有限公司，浙江 杭州 310030)

近年來，因人為過量排放氮磷等營(yíng)養(yǎng)物引起的水體富營(yíng)養(yǎng)化問題日益嚴(yán)重，控制并減少氮、磷的排量成為防治富營(yíng)養(yǎng)化的重要對(duì)策之一.據(jù)2008年國(guó)家環(huán)境狀況公報(bào)：2008年全國(guó)工業(yè)和城市生活廢水排放總量(不含面源排放量)為572億t，城市生活污水排放量占57.7%；廢水中氨氮排放總量127.0億t，其中城市生活污水中氨氮排放量97.3億t，占氨氮排放總量的76.6%.顯然，城市生活污水已成為氨氮的主要水污染來源.基于中央提出的“讓江河湖泊休養(yǎng)生息”重大戰(zhàn)略，新建污水處理廠要配套脫氮工藝，在建和已建污水處理廠必須抓好脫氮除磷工藝改造、污泥處理處置設(shè)施和在線監(jiān)控設(shè)施建設(shè).我國(guó)政府制定的《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB8978-1996)和《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918-2002)中一二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)明確規(guī)定了氨氮的最高容許排放標(biāo)準(zhǔn)，一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)更將總氮的排放上限定為15mg/L.因此，對(duì)于大多數(shù)生活污水和工業(yè)廢水處理不再是單一去除有機(jī)物，脫氮已經(jīng)成為一個(gè)極其重要環(huán)節(jié).脫氮技術(shù)的研究亦成為水污染控制領(lǐng)域的研究重點(diǎn)之一.

應(yīng)用廣泛的傳統(tǒng)二級(jí)生化處理工藝如活性污泥工藝(A/O、SBR和氧化溝等)和生物膜法工藝(生物濾池、生物轉(zhuǎn)盤、生物接觸氧化和生物流化床等)，對(duì)污水中的氮有較好的去除效率，但在工藝及操作上均有一定的局限和復(fù)雜性，故環(huán)境保護(hù)工作者一直探索開發(fā)脫氮新方法.在生物濾池和流化床的工藝基礎(chǔ)上發(fā)展起來的移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(moving bed biofilm reactor，MBBR)，發(fā)揮生物膜法工藝和活性污泥法工藝各自的優(yōu)勢(shì)，并克服各自存在的不足，使得生物處理系統(tǒng)在去除污染物方面更為有效.有別于浸沒式填料和曝氣生物轉(zhuǎn)盤系統(tǒng)雖能有效去除有機(jī)物和氮，卻容易發(fā)生堵塞，需要階段反沖洗，增大能耗，難以適應(yīng)增加脫氮效率的要求，MBBR以其自身優(yōu)越性及在脫氮方面的顯著效果，在國(guó)內(nèi)正逐步被關(guān)注及使用.

1 MBBR同步硝化反硝化生物脫氮機(jī)理

1.1 同步硝化反硝化生物脫氮(SND)

同步硝化反硝化脫氮技術(shù)(SND)是在同一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)同時(shí)產(chǎn)生硝化、反硝化和除碳反應(yīng).它突破了傳統(tǒng)觀點(diǎn)認(rèn)為硝化和反硝化不能同時(shí)發(fā)生的認(rèn)識(shí)，尤其是好氧條件下，也可以發(fā)生反硝化反應(yīng)，使得同步硝化和反硝化成為可能.

硝化過程消耗堿度，反硝化過程消耗鹽度，SND故能夠有效地保持反應(yīng)器中pH值穩(wěn)定，無需酸堿中和，無需外加碳源；節(jié)省反應(yīng)器體積，縮短反應(yīng)時(shí)間，通過降低硝態(tài)氮濃度可以減少二沉池污泥漂浮，因而SND成為生物脫氮的一個(gè)研究熱點(diǎn).對(duì)于SND生物脫氮的可行性，目前有以下主要三種從不同角度出發(fā)得出的觀點(diǎn)[1-2]：

1)宏觀環(huán)境角度.該觀點(diǎn)認(rèn)為完全均勻混合狀態(tài)是不存在的，反應(yīng)器內(nèi)DO分布不均勻能夠形成好氧、缺氧、厭氧區(qū)域，在同一生物反應(yīng)器缺氧/厭氧環(huán)境條件下可以發(fā)生反硝化反應(yīng)，聯(lián)合區(qū)段內(nèi)好氧環(huán)境中有機(jī)物去除和氨氮的硝化，SND是可以實(shí)現(xiàn)的.

2)微環(huán)境角度.該觀點(diǎn)認(rèn)為微生物絮體內(nèi)的缺氧微環(huán)境是形成SND的主要原因，即由于氧的擴(kuò)散(傳遞)限制，微生物絮體內(nèi)存在溶解氧梯度，從而形成有利于實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化的微環(huán)境.

3)生物學(xué)角度.該觀點(diǎn)認(rèn)為特殊微生物種群的存在被認(rèn)為是發(fā)生SND的主要原因，有的硝化細(xì)菌除了能夠進(jìn)行正常的硝化作用還能夠進(jìn)行反硝化作用，有荷蘭學(xué)者分離出既可進(jìn)行好氧硝化，又可進(jìn)行好氧反硝化的泛養(yǎng)硫球菌；還有一些細(xì)菌彼此合作，進(jìn)行序列反應(yīng)，把氨轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，為在同一反?yīng)器在同一條件下完成生物脫氮提供了可能.

目前對(duì)生物脫氮的微生物學(xué)研究和解釋較多，但都不夠完善，對(duì)SND現(xiàn)象的認(rèn)識(shí)仍在發(fā)展與探索之中.微環(huán)境理論是被普遍接受的，由于溶解氧梯度的存在，微生物絮體或生物膜的外表面溶解氧濃度高，以好氧硝化菌及氨化菌為主；深入內(nèi)部，氧傳遞受阻及外部溶解氧大量的消耗而產(chǎn)生缺氧區(qū)，反硝化菌為優(yōu)勢(shì)菌種，故可導(dǎo)致同步硝化反硝化的發(fā)生.該理論解釋了在同一反應(yīng)器中不同菌種共同存在的問題，但也存在一個(gè)缺陷，即有機(jī)碳源問題.有機(jī)碳源既是異養(yǎng)反硝化的電子供體，又是硝化過程的抑制物質(zhì)，污水中的有機(jī)碳源在穿過好氧層時(shí)，首先被好氧氧化，處于缺氧區(qū)的反硝化菌由于得不到電子供體而降低了反硝化速率，可能影響SND的脫氮效率，故同步硝化反硝化的機(jī)理仍需要進(jìn)一步完善.

1.2 MBBR生物移動(dòng)床同步硝化反硝化脫氮機(jī)理

MBBR是結(jié)合懸浮生長(zhǎng)的活性污泥法和附著生長(zhǎng)的生物膜法的高效新型反應(yīng)器，基本設(shè)計(jì)原理是將比重接近水、可懸浮于水中的懸浮填料直接投加到反應(yīng)池中作為微生物的活性載體，懸浮填料能與污水頻繁多次接觸，逐漸在填料表面生長(zhǎng)出生物膜(掛膜)，強(qiáng)化了污染物、溶解氧和生物膜的傳質(zhì)效果，即而MBBR被稱為“移動(dòng)的生物膜”.基于迄今SND機(jī)理研究，綜合微環(huán)境和生物學(xué)理論，MBBR生物膜內(nèi)SND可能存在的反應(yīng)模式如圖1所示，分布于生物膜好氧層的好氧氨氧化菌、亞硝酸鹽氧化菌和好氧反硝化細(xì)菌與分布于生物缺氧層的厭氧氨氧化菌、自養(yǎng)型亞硝酸細(xì)菌和反硝化細(xì)菌相互協(xié)作，最終達(dá)到脫氮目的[3].

如圖2所示，MBBR是依靠曝氣池內(nèi)的曝氣和水流的提升作用使載體處于流化狀態(tài),進(jìn)而形成懸浮生長(zhǎng)的活性污泥和附著生長(zhǎng)的生物膜，充分發(fā)揮附著相和懸浮相生物兩者的優(yōu)越性，不僅提供了宏觀和微觀的好氧和厭氧環(huán)境，還解決了自養(yǎng)硝化菌、異養(yǎng)反硝化菌與異養(yǎng)細(xì)菌的DO之爭(zhēng)和碳源之爭(zhēng).故MBBR可實(shí)現(xiàn)硝化和反硝化兩個(gè)過程的動(dòng)力學(xué)平衡，具有同步硝化反硝化非常良好的條件，能實(shí)現(xiàn)MBBR同步硝化反硝化脫氮.

圖1 MBBR內(nèi)生物膜SND的反應(yīng)模式 圖2 MBBR運(yùn)行示意圖Fig.1 The SND reaction mode of biofilm in MBBR Fig.2 MBBR run diagram

目前國(guó)內(nèi)有較多學(xué)者在MBBR系統(tǒng)中實(shí)現(xiàn)了同步硝化反硝化，并對(duì)其影響因素進(jìn)行了研究.孫萍等[4]在序批式移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(SBMBBR)內(nèi)對(duì)模擬生活污水的亞硝化及脫氮性能進(jìn)行的研究結(jié)果表明，缺氧時(shí)間、進(jìn)水COD、NH4+-N濃度、pH值以及溶解氧對(duì)亞硝化過程有明顯影響；調(diào)控溶解氧、pH，出水的亞硝化率可到99.7%,總氮去除率可達(dá)66.4%,系統(tǒng)中發(fā)生了同步短程硝化反硝化.邵曙海等[5]采用兩段式MBBR處理城市污水，試驗(yàn)結(jié)果表明,在5～15℃的低溫下,當(dāng)HRT為7.2 h、第一段的溶解氧為3～4 mg/L、第二段的溶解氧為1～2 mg/L時(shí),出水COD、氨氮、總氮均能達(dá)到或接近《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918-2002)的一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),且在好氧2段實(shí)現(xiàn)了同步硝化反硝化(SND),可以溶解氧作為實(shí)現(xiàn)SND的在線控制參數(shù).魏海娟等[6]驗(yàn)證在好氧條件下移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器中存在同步硝化反硝化現(xiàn)象，且通過在實(shí)際生活污水中投加淀粉調(diào)整C/N比可使系統(tǒng)NH4+-N的去除率在93%以上，TN的去除率最大可達(dá)80.81%.

2 MBBR同步硝化反硝化的主要控制因素

實(shí)現(xiàn)MBBR同步硝化反硝化的關(guān)鍵技術(shù)是控制MBBR內(nèi)硝化和反硝化的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)平衡，解決自養(yǎng)硝化菌和異養(yǎng)細(xì)菌的DO之爭(zhēng)及反硝化菌和異養(yǎng)細(xì)菌的碳源之爭(zhēng)等，故實(shí)現(xiàn)其主要控制因素有：碳氮比、溶解氧濃度、溫度和酸堿度等[7].

2.1 溶解氧(DO)

生物膜內(nèi)DO濃度梯度造成好氧和缺氧區(qū)是實(shí)現(xiàn)同步硝化和反硝化的關(guān)鍵，即對(duì)DO實(shí)行控制,可同時(shí)在生物膜的不同部位形成好氧區(qū)和缺氧區(qū).DO濃度的增加有利于硝化反應(yīng)進(jìn)行,但會(huì)抑制反硝化速率，反之DO濃度的降低,有利于反硝化反應(yīng)的進(jìn)行，但會(huì)影響硝化反應(yīng)速率.因此要實(shí)現(xiàn)含碳有機(jī)物氧化、硝化和反硝化，需要保持適當(dāng)?shù)腄O水平，進(jìn)而既能提高脫氮效果,又能節(jié)約曝氣所需的能源.

要實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化需要控制溶解氧濃度，但不同學(xué)者的研究對(duì)所得出的溶解氧水平不盡相同.余兆祥[8]認(rèn)為同步硝化反硝化處理焦化廢水的適宜DO為3.5～4.0 mg/L；林金鑾等[9]在SBR同步硝化反硝化協(xié)同除磷處理模擬城市污水，發(fā)現(xiàn)DO的變化對(duì)該系統(tǒng)中有機(jī)物的去除影響不顯著,當(dāng)DO為1.5～2.0 mg/L時(shí),TN及TP去除率均能達(dá)到90%以上；徐偉鋒等[10]在研究生物接觸氧化法時(shí)方發(fā)現(xiàn):在溶解氧(DO)為1.0～3.0 mg/L范圍內(nèi),隨著反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度的降低,同步硝化反硝化系統(tǒng)總脫氮去除率提高,保持較好脫氮率的最佳DO為2 mg/L左右，氨氮去除率為80%，TN去除率為57%；在王學(xué)江等[11]研究MBBR同步硝化反硝化生物脫氮時(shí)表明DO質(zhì)量濃度為2 mg/L時(shí),MBBR工藝可通過同步硝化反硝化實(shí)現(xiàn)90%以上的脫氮效果；Munch等[12]和王文斌等[13]的研究表明,DO濃度控制在0.5mg/L左右時(shí),硝化速率與反硝化速率達(dá)到基本一致,系統(tǒng)能達(dá)到最佳SND效果；Evelyn Walters[14]研究投加可降解性生物填料的生物膜氣提懸浮反應(yīng)器在DO為0.5～3.0 mg/L時(shí)有穩(wěn)定的同步硝化反硝化效果.關(guān)于獲得最佳同步硝化反硝化脫氮效果的不同研究者所推薦的溶解氧濃度不同的問題，需要更加深入的研究.

2.2 碳氮比(C/N)

有機(jī)碳源在污水的生物脫氮處理中起著重要的作用，它是細(xì)菌代謝必需的物質(zhì)和能量來源.有機(jī)碳源是異養(yǎng)好氧菌和反硝化細(xì)菌的電子供體，有機(jī)碳源充分，C/N高，反硝化獲得的碳源充足，SND越明顯，TN的去除率也越高；但是當(dāng)有機(jī)碳濃度太高，異養(yǎng)菌快速增長(zhǎng)會(huì)“稀釋”或“洗出”生物膜中的硝化菌,因此,過高的有機(jī)負(fù)荷會(huì)使硝化反應(yīng)速率下降或停止.韓喜蓮等[15]研究表明有機(jī)碳源含量過低,滿足不了反硝化的需要;濃度過高,使得硝化菌的同化作用占優(yōu)而不利于氨氮去除，C/N在10～12時(shí)TN的去除率有80%～90%.魏海娟等[16]研究MBBR同步硝化反硝化時(shí)調(diào)整C/N比時(shí)發(fā)現(xiàn)，隨著C/N比的增加，TN的去除率也逐漸的增大，當(dāng)C/N為10時(shí)，TN最高去除率能達(dá)到80.81%，但當(dāng)C/N增大到12時(shí)，TN的去除率不再增大，只是穩(wěn)定在75%左右.難降解碳源可以延長(zhǎng)COD的消耗時(shí)間,維持反應(yīng)器內(nèi)的低DO狀態(tài),但反硝化速率較慢;易生物降解有機(jī)碳源由于好氧階段的大量消耗以及絮體內(nèi)濃度擴(kuò)散阻力,難以維持反應(yīng)后期體系所需C/N比.

綜上所述,清熱化痰法治療小兒肺炎支原體感染支氣管炎患兒的應(yīng)用效果顯著,癥狀得到改善,提高了治療效果,清熱化痰法值得小兒肺炎支原體感染支氣管炎患兒應(yīng)用。

2.3 酸堿度(pH)

酸堿度是影響廢水生物脫氮工藝運(yùn)行的重要因素之一.氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的適宜pH值分別為7.0～8.5和6.0～7.5，反硝化菌最適宜的pH值是7.0～8.5；pH值還影響反硝化最終產(chǎn)物，pH值超過7.3時(shí)終產(chǎn)物為氮?dú)?，低?.3時(shí)終產(chǎn)物為N2O4[17].方茜等[18]認(rèn)為pH值在中性和略偏堿性的范圍內(nèi)有利于SBR反應(yīng)器內(nèi)SND的發(fā)生.魏海娟等認(rèn)為移動(dòng)床生物膜系統(tǒng)SND中氨氮去除pH適宜區(qū)域?yàn)?.03～9.01,TN去除pH適宜區(qū)域?yàn)?.03～8.55.通過調(diào)節(jié)pH可以提高處理的效率，但它對(duì)獲得同步硝化反硝化及取得最佳效果的影響仍有待研究，因?yàn)閷?duì)于同步硝化反硝化來說，硝化過程消耗的堿度和反硝化產(chǎn)生的堿度在一定程度上可以相互抵消，而測(cè)得的pH值是大量液體的pH，生物膜微環(huán)境的pH可能有差異.

2.4 溫度(T)

所有的生化過程都受溫度的影響，溫度對(duì)SND的影響主要表現(xiàn)為溫度對(duì)硝化菌和反硝化菌的影響.硝化反應(yīng)速率大體上隨溫度的增加而變大，通常反硝化菌的適宜溫度為20～40℃,10～20℃時(shí)硝酸菌較為活躍；20～25℃時(shí)硝酸菌活動(dòng)減弱，而亞硝化反應(yīng)加快；25℃時(shí)達(dá)到最大；高于25℃后，游離氨對(duì)亞硝酸菌的抑制較為明顯[19].硝化反應(yīng)速率在一定范圍內(nèi)隨溫度的增加而變大，B·Rusten 1997年的研究證明，MBBR中真實(shí)的溫度系數(shù)θ為1.09(KT2//KT1=θ(T2 - T1)(T:溫度;KT1、KT2:反應(yīng)速率常數(shù))[20]，溫度降低時(shí),水中DO會(huì)增加,從而使反硝化的速率減少.然而MBBR在低溫時(shí),也可以取得高的脫氮效率,表現(xiàn)出穩(wěn)定的性能.G·Andreottola的實(shí)際應(yīng)用研究表明,在NH3-N負(fù)荷為0.19 g NH3-Nm-2d-1,溫度小于8℃時(shí),總氮的去除率仍為72%[21].

除上述四個(gè)主要參數(shù)之外,影響MBBR同步硝化反硝化脫氮效率及脫氮速率的控制因素還有很多，如ORP(氧化還原電極電位，間接DO控制)、污泥濃度、水力停留時(shí)間(HRT)等也會(huì)對(duì)SND有一定的影響.

3 MBBR生物脫氮應(yīng)用現(xiàn)狀和前景

MBBR不僅建設(shè)周期短、投資省、運(yùn)行費(fèi)用低、管理簡(jiǎn)單方便和集中與分散處理皆適宜，而且工藝運(yùn)行穩(wěn)定可靠，抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)，是一種經(jīng)濟(jì)高效的污水處理工藝.國(guó)外學(xué)者針對(duì)MBBR對(duì)有機(jī)物的去除及脫氮除磷的機(jī)理和影響因素有較為深入的研究，且在城市生活污水、小型污水廠深度處理的設(shè)計(jì)，已有超負(fù)荷運(yùn)轉(zhuǎn)的活性污泥處理系統(tǒng)的改造，垃圾滲濾液處理，造紙和食品工業(yè)廢水等水處理已有較廣泛的應(yīng)用[22].在國(guó)內(nèi)低濃度生活污水、少數(shù)工業(yè)廢水及污水深度處理回用等工程治理中也對(duì)MBBR有少量的應(yīng)用[23-26],MBBR作為脫氮工藝的處理單元，并對(duì)MBBR生物硝化特性、反硝化特性研究[27-29].

具有能耗低、投資省、池容小及容易保持pH值等諸多優(yōu)勢(shì)，加之處于活性污泥法和固定生物膜法之間的MBBR移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器逐漸得到應(yīng)用，MBBR同步硝化反硝化生物脫氮技術(shù)具有廣闊的市場(chǎng)空間，這也賦予了MBBR同步硝化反硝化生物脫氮研究的現(xiàn)實(shí)意義.基于目前的研究，應(yīng)對(duì)MBBR同步硝化反硝化的作用機(jī)理和動(dòng)力學(xué)模型做更深一步的探索；對(duì)MBBR同步硝化反硝化運(yùn)行條件、影響因素進(jìn)行進(jìn)一步研究，為生物膜間的好氧細(xì)菌、厭氧細(xì)菌及異養(yǎng)細(xì)菌等細(xì)菌提供良好的代謝條件；加強(qiáng)特殊菌種的篩選，提高M(jìn)BBR系統(tǒng)脫氮效率，為MBBR同步硝化反硝化生物脫氮技術(shù)的應(yīng)用做好理論準(zhǔn)備.

[1] 聶卓娜. 低溫、低碳源對(duì)同時(shí)硝化反硝化污水生物處理系統(tǒng)的影響研究[D].重慶：重慶大學(xué)，2005.

[2] 張瑞雪. SUFR系統(tǒng)對(duì)反硝化吸磷和同時(shí)反硝化脫氮的實(shí)驗(yàn)研究[D].重慶：重慶大學(xué)，2005.

[3] 鄭平,徐向陽,胡寶蘭.新型生物脫氮理論和技術(shù)[M]. 北京：科學(xué)出版社,2004:170-190.

[4] 孫萍,張耀斌,全燮,等.序批式移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器內(nèi)同步短程硝化反硝化的控制[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2008,28(8):1 515-1 518.

[5] 邵曙海,崔崇威,張愛,等.低溫下兩段式MBBR處理城市污水的中試研究[J].中國(guó)給水排水,2008,24(9):93-96.

[6] 魏海娟，張永祥，施同平.移動(dòng)床生物膜系統(tǒng)同步硝化反硝化脫氮研究[J].水處理技術(shù)，2009,35(1):50-52.

[7] Bjorn Rusten, Bj?rnar Eikebrokk,Yngve Ulgenes.Design and operations of the Kaldnes moving bed biofilm reactors[J]. Aquacultural Engineering,2006，34:322-331.

[8] QI Rong，YANG Kun，YU Zhao-xiang．Treatment of Coke Plant W astewater by System[J]．Environmental SND Fixed Biofilm Hybrid Sciences，2007，19(2)：153-159.

[9] 林金鑾， 張可方，方茜,等.DO對(duì)同步硝化反硝化協(xié)同除磷的影響[J].化工環(huán)保,2009,29(2):109-112.

[10] 徐偉鋒,孫力平,古建國(guó),等.DO對(duì)同步硝化反硝化影響及動(dòng)力學(xué)[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài),2003,16(1):8-10.

[11] 王學(xué)江,夏四清,趙玲,等.DO對(duì)MBBR同步硝化反硝化生物脫氮影響研究[J]. 同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2006，34(4)：514-517.

[12] Munch E V, Lant P, Keller J. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch reactors[J].WarRes,1996,30(2):277-284.

[13] 王文斌,丁忠浩,劉士庭. 垃圾滲濾液中同步硝化反硝化的研究[J].工業(yè)安全與環(huán)保,2002,28(12):12-14.

[14] Evelyn Walters, Andrea Hille, Mei He. Simultaneous nitrification/denitrification in a biofilm airlift suspension (BAS) reactor with biodegradable carrier material[J].Water research,2009,43:4 461-4 468.

[15] 韓喜蓮,王艷,李紹勇.懸浮填料對(duì)污水脫氮的影響分析[J].甘肅科學(xué)學(xué)報(bào)，2007，19(2)：147-150.

[16] 魏海娟,張永祥,張粲.移動(dòng)床生物膜系統(tǒng)SND 影響因素研究[J].環(huán)境科學(xué),2009,30(8)：2 342-2 346.

[17] 葉建鋒.廢水生物脫氮處理新技術(shù)[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2006:27-85.

[18] 方茜,張朝升,張可方,等.污泥齡及pH值對(duì)同步硝化反硝化過程的影響[J].廣州大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2008，7(3)：50-54.

[19] 呂其軍，施永生.同步硝化反硝化脫氮技術(shù)[J]. 昆明理工大學(xué)學(xué)報(bào)：理工版，2003，28(6):91-95.

[20] B Rusten.Pilot testing and preliminary design of moving bed biofilm reactors for nitrogen removal at the FREVAR WASTEWATER treatment plant [J].Water Science and Technology , 2000,41(4/5):13-20.

[21] G Postorelli.Organic carbon and nitrogen removal in moving bed biofilm reactors[J].Water Science and Technology,1997,35(6):91-99.

[22] 張亮,王冬梅,騰新君.MBBR工藝在農(nóng)村水污染治理中的應(yīng)用[J].中國(guó)給排水,2009,25(16):50-52.

[23] 張鐵,朱曉云.載體移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR)在煉油廢水處理工程中的研究與應(yīng)用[J].內(nèi)蒙古石油化工,2008(6):146-148.

[24] 樓洪海,王琪,胡大鏘,等.MBBR工藝處理化工廢水中試研究[J].環(huán)境工程,2008,26(6):61-63.

[25] 崔金久,范麗華,雷雪飛,等.MBBR在污水回用工程中的應(yīng)用[J].工業(yè)水處理,2006,26(9):75-77.

[26] 范懋功. MBBR法在工業(yè)廢水處理中的應(yīng)用[J].工業(yè)用水與廢水，2003,34(3):9-11.

[27] 徐斌,夏四清,高廷耀,等.懸浮生物填料床處理微污染原水硝化試驗(yàn)研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2003,23(6):742-747.

[28] 徐斌,夏四清,胡晨燕,等.MBBR生物預(yù)處理工藝硝化過程動(dòng)態(tài)模型的建立[J].哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2006,38(5):735-739.

[29] 鄭蘭香,彭黨聰.反硝化MBBR中生物膜和懸浮微生物的特性[J].寧夏工程技術(shù),2006，5(1):54-56.