环境科学  2018, Vol. 39 Issue (1): 239-246   PDF    
引用本文
吕亮, 尤雯, 韦佳敏, 吴鹏, 沈耀良. 容积负荷对ABR-MBR工艺反硝化除磷性能的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(1): 239-246.
LÜ Liang, YOU Wen, WEI Jia-min, WU Peng, SHEN Yao-liang. Effect of Volume Loading Rate (VLR) on Denitrifying Phosphorus Removal by the ABR-MBR Process[J]. Environmental Science, 2018, 39(1): 239-246.
容积负荷对ABR-MBR工艺反硝化除磷性能的影响
吕亮1,2, 尤雯1,2, 韦佳敏1,2, 吴鹏1,2,3, 沈耀良1,2,3     
1. 苏州科技大学环境科学与工程学院, 苏州 215009;
2. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009
收稿日期: 2017-07-05; 修订日期: 2017-07-21
基金项目: 国家自然科学基金项目（51578353）；江苏省自然科学基金项目（BK20160356）；江苏省高校自然科学研究项目（16KJB610013）；苏州科技学院科研基金青年项目（XKQ201504）
作者简介: 吕亮(1992~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为废水处理理论与技术, E-mail:lvliangniu@outlook.com
通信作者: 沈耀良, E-mail:ylshen@mail.usts.edu.cn
摘要: 采用连续流ABR-MBR组合工艺处理生活污水，研究不同容积负荷（volume loading rate，VLR）对该工艺反硝化除磷性能的影响，获得最佳工艺参数.试验考察ABR进水容积负荷（以COD计，下同）分别为0.76、1.01、1.51和2.27kg·（m3·d）-1时系统去碳脱氮除磷的性能，并在各ABR容积负荷条件下考察MBR容积负荷对MBR反应器硝化性能的影响.结果表明，在ABR进水容积负荷为1.51kg·（m3·d）-1的条件下，系统A2隔室COD去除量最大，并在MBR容积负荷为0.462kg·（m3·d）-1时，MBR反应器中实现了短程硝化，系统NH4+-N和TN去除率分别达到90%和72%以上，厌氧释磷量为7.41 mg·L-1，缺氧吸磷量达到15.42 mg·L-1，出水PO43--P浓度低于0.5 mg·L-1，这表明短程硝化更有利于强化ABR-MBR系统的反硝化除磷性能.
关键词: ABR-MBR组合工艺      容积负荷      短程硝化      生活污水      反硝化除磷     
Effect of Volume Loading Rate (VLR) on Denitrifying Phosphorus Removal by the ABR-MBR Process
LÜ Liang1,2 , YOU Wen1,2 , WEI Jia-min1,2 , WU Peng1,2,3 , SHEN Yao-liang1,2,3     
1. School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China;
3. Key Laboratory of Environmental Science and Engineering of Jiangsu Province, Suzhou 215009, China
Abstract: The effect of volume loading rate (VLR) on denitrifying phosphorus removal was investigated in a continuous-flow ABR-MBR combined process treating domestic wastewater to arrive at optimum process parameters. In the experiment, the VLR of the ABR was set at 0.76, 1.01, 1.51, and 2.27 kg·(m3·d)-1. The removal of carbon, nitrogen, and phosphorus in the system and the effect of the VLR in the MBR on nitrification performance were observed for each VLR of the ABR. The results showed that under the condition when the VLR of the ABR was 1.51 kg·(m3·d)-1, the amount of COD removal in the A2 chamber was the largest, and shortcut nitrification was achieved in the MBR when the VLR of the MBR was 1.51 kg·(m3·d)-1. Meanwhile, the removal efficiency of NH4+-N and TN reached more than 90% and 72%, respectively, the anaerobic P-release and anoxic P-uptake were 7.41 mg·L-1 and 15.42 mg·L-1, respectively, and the concentration of PO43--P in effluent was lower than 0.5 mg·L-1, which indicated that the shortcut nitrification was more conducive to strengthening the performance of denitrifying phosphorus removal in the ABR-MBR system.
Key words: ABR-MBR combined process      volume loading rate(VLR)      shortcut nitrification      domestic wastewater      denitrifying phosphorus removal     

厌氧折流板反应器(ABR)多应用于高浓度污水的处理, 但有研究表明, ABR反应器与其它反应器联合处理低浓度生活污水也能取得较好的处理效果[1]. ABR反应器不仅可实现微生物相的有效分离, 亦可实现对底物不同阶段和不同程度的转化[2], 为系统后续除磷提供VFA等优质碳源.近年来, 膜生物反应器(MBR)凭借其高效的生物截留作用及泥龄(SRT)与水力停留时间(HRT)完全分离的优势, 并随着制膜成本和运转费用的下降而被日趋广泛地得到应用[3~6].

不同的HRT对脱氮除磷效果有较明显的差别[7, 8], 其中厌氧停留时间的长短直接影响COD的降解以及磷酸盐的释放[9], 过长容易产生污泥膨胀, 过短会减小释磷量; 好氧停留时间的长短则会影响硝化性能, 过长导致氨氮完全转化为硝态氮, 过短致使氨氮去除不完全. HRT又是污水处理反应器设计和运行控制中最为关键且可以人为调控的部分, 因此探讨HRT对ABR-MBR工艺反硝化除磷性能的影响对于提升工艺运行效果, 确定最适工艺参数具有重大意义.

本研究以生活污水为研究对象, 采用前期研究构建并取得良好脱氮除磷效果[10~12]的ABR-MBR协同组合工艺, 考察通过调控HRT获得的不同容积负荷对其反硝化除磷性能的影响, 以期为低碳源实际生活污水的连续流处理提供一种高效节能稳定的运行方式.

1 材料与方法 1.1 试验装置

ABR-MBR工艺试验装置如图 1.本研究采用的ABR-MBR一体化反应器由4隔室ABR反应器和好氧MBR反应器组成, 均采用有机玻璃制成, 总有效容积为10.8 L, ABR反应器和好氧MBR反应器的有效容积分别为7.2 L和3.6 L. ABR第1、2隔室为厌氧区, 第3、4隔室为缺氧区, MBR为好氧区. MBR反应器采用间歇抽吸出水, 抽吸周期为10 min(8 min出水/2 min反冲洗), 底部采用微孔曝气供氧.膜组件采用PVDF柱状式中空纤维膜, 膜孔径为0.2 μm, 采用真空压力表测定跨膜压差(TMP)以反映膜的污染情况, 一旦TMP≥30 kPa, 则对膜组件进行化学清洗.

图 1 ABR-MBR工艺试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the ABR-MBR setup

试验用污水全部进入厌氧区. ABR-MBR工艺为实现短程反硝化除磷设置两个回流.一是污泥回流：ABR第4隔室污泥回流至ABR第2隔室, 旨在利用优质碳源释磷, 其回流比为R1;二是硝化液回流：MBR硝化液回流至ABR第3隔室, 为其创造缺氧环境而实现缺氧吸磷, 其回流比为R2.试验期间, 进出水、污泥回流和硝化液回流的流量调节均由蠕动泵控制.系统采用可编程逻辑控制器(PLC)对水位进行恒定以及实现进出水泵和反冲洗泵的启闭自动控制.

1.2 试验用水和污泥

试验用水为生活污水:人工配水=1:1的模拟生活污水, 生活污水取自苏州市某高校实际生活污水, 各项水质指标见表 1所列.采用葡萄糖、淀粉和蛋白胨和氯化铵和磷酸二氢钾适当补充、调节碳源和氮、磷.接种污泥取自某城市污水处理厂的二沉池及A2/O好氧池污泥, 二沉池污泥中几乎不含亚硝酸盐及硝酸盐, 且有较好的脱氮除磷性能, 好氧池污泥属全程硝化污泥, 硝化性能良好. ABR反应器各隔室接种污泥MLSS约为28 000 mg·L-1, MBR反应器内接种污泥MLSS约为4 000 mg·L-1.

表 1 原水水质 Table 1 Characteristics of the raw wastewater

1.3 分析测定方法

水样经0.45 μm中性滤纸过滤后按照标准方法[13]测定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P.试验中检测项目及其分析方法详见表 2.

表 2 检测项目分析方法 Table 2 Test materials and analytical methods for water quality

1.4 试验方案

试验分为5个阶段, 反应器在各个阶段的运行参数如表 3所示.每个工况均在系统稳定运行后进行采样分析.整个试验过程对反应器进行水浴加热, 但冬季反应器内水温由于室温较低维持在(25±2)℃, 夏季反应器内水温则维持较高温度在(30±2)℃.好氧区采用低氧曝气方式运行, 试验期间DO稳定控制在0.3~1.0 mg·L-1.

表 3 不同容积负荷对ABR-MBR工艺脱氮除磷影响研究的试验方案 Table 3 Experimental scheme for the study of the effect of the VLR on nitrogen and phosphorus removal by the ABR-MBR process

2 结果与讨论 2.1 容积负荷对有机物降解的影响

本研究通过改变ABR反应器的HRT来改变其进水容积负荷, 本试验将ABR反应器的HRT分别控制在12、9、6和4 h这4个阶段, 相对应的进水容积负荷(以COD计)分别为0.76、1.01、1.51和2.27kg·(m3·d)-1.如图 2所示, 试验4个阶段进水COD平均浓度分别为382.96、376.31、387.57和362.23 mg·L-1, 系统出水COD平均浓度分别为30.7、35.0、37.3和40.9 mg·L-1, 系统对COD的总平均去除率分别为92%、90.7%、90.4%和88.7%.可以看出, 随着进水容积负荷的逐步增大, 系统出水COD平均浓度呈逐渐上升的趋势, 去除率也逐渐下降, 但趋势并不明显, 而且出水COD浓度均能达到国家一级A排放标准.由此可见, 不同的进水容积负荷对于本研究的ABR-MBR系统的COD总体去除影响不大.

图 2 不同容积负荷对COD的去除效果 Fig. 2 Removal efficiency of COD at different VLRs

虽然容积负荷对系统总体的COD去除只有微弱影响, 但对ABR反应器各隔室的COD去除影响不容忽视, 去除情况见图 3.从中可以看出, COD的降解主要集中在厌氧区, A1隔室为厌氧水解区, 在A2隔室中, 由于污泥和硝化液回流的影响会存在少量的NOx--N, 系统中部分反硝化菌会优先利用一小部分COD为电子供体进行反硝化作用以去除这部分NOx--N, 其余大部分COD被DPB利用作为其电子供体来合成自身储能物质(PHB), 同时将细胞内的有机磷转化为无机磷释放于水体中[14].在系统缺氧区(A3和A4), 有少部分COD进一步被去除, 主要是由于硝化液回流至缺氧区, 系统中的反硝化菌同样会优先利用NOx--N为电子受体, 以这部分COD为电子供体进行反硝化作用.另外, MBR反应器中也存在部分异氧菌会消耗部分COD以供自身的新陈代谢, 这也是MBR中少量COD去除的原因所在.

图 3 不同容积负荷下各隔室COD去除情况 Fig. 3 Removal of COD along the reactor at different VLRs

由图 3可知, 当负荷为0.76kg·(m3·d)-1时, A1隔室承担了绝大部分COD的去除, 仅A1隔室去除率便达到72.6%, 而随着容积负荷增至1.51kg·(m3·d)-1, COD的去除从主要由A1隔室承担逐渐向A2隔室推移.当容积负荷继续增大至2.27kg·(m3·d)-1, A1、A2隔室COD去除量较之前均有所下降, 两个隔室对COD的去除率仅为67.4%, A3、A4隔室COD的去除量有所上升, 表明COD的去除已经开始向A3隔室转移了.这主要是因为低容积负荷使得底物基质与污泥得以充分有效地接触, 达到高效的有机物降解效率, 但随容积负荷的升高, 水力扰动逐渐增大, 废水在A1隔室的停留时间缩短, 同时反应器的水力流态逐渐变差, A1隔室的有机底物还未来得及与污泥充分反应即被推流至后续隔室[15], 由后续隔室进一步降解, 这也使得VFA峰值所处点位发生同步向后推移.另外, A1隔室中的颗粒污泥粒径随着容积负荷的增大而逐渐变小, 这是由于容积负荷从0.76kg·(m3·d)-1变化至2.27kg·(m3·d)-1, ABR反应器中污水的上升流速从0.8m·h-1升高到2.4m·h-1, 从而逐渐增大的水力剪切对颗粒污泥造成破坏导致粒径变小[16~18].

2.2 容积负荷对脱氮的影响

对于ABR-MBR组合工艺, MBR的容积负荷既影响出水NH4+-N浓度, 也对NH4+-N氧化产物NO2--N和NO3--N浓度有重要影响, 而这部分氧化产物又是反硝化除磷中不可或缺的DPB电子受体.

MBR容积负荷对NH4+-N的去除效果如图 4所示.从中可见, 在本研究中, MBR容积负荷对NH4+-N的去除有显著的影响.从中还可以看出, MBR容积负荷对NH4+-N的去除效果不会随着ABR容积负荷的改变而改变, MBR反应器内NH4+-N的去除率均是随着MBR容积负荷的增大而呈下降趋势, 但去除率均维持在90%以上, 且出水NH4+-N浓度均在5 mg·L-1以下, 始终能够稳定达到国家一级A排放标准.

图 4 不同容积负荷下对氨氮的去除效果 Fig. 4 Removal efficiency of NH4+-N at different VLRs

由图 4(a)和4(b)可见, NH4+-N去除率波动较大, 说明MBR中NH4+-N的去除率受MBR容积负荷的影响较为明显, 硝化性能暂不稳定, 硝化效率随MBR容积负荷的升高而下降.而从图 4(c)和4(d)可以看出, NH4+-N的去除率波动较前两个阶段有所减小, 说明在系统经过长时间的运行后, MBR中的硝化菌已经逐渐适应了容积负荷的变化对其的冲击, 去除效果趋于稳定.

Castignetti等[19]提出了兼具异养硝化和反硝化能力的细菌的存在.因此, 在好氧条件下, 硝化菌和反硝化菌可以同时进行硝化和反硝化作用[20].本研究中, MBR反应器内发生了TN的去除, 足以说明在MBR反应器中存在好氧反硝化菌.

从图 5(a)可以看出, 随着容积负荷的增大, TN去除率逐渐升高.这是因为MBR进水NO3--N浓度增大, MBR中又有充足的碳源以供好氧反硝化菌进行好氧反硝化作用.由图 5(c)可知, MBR容积负荷与TN去除率呈负相关, 与图 5(a)的趋势完全相反.一方面是由于容积负荷越大, 硝化时间越短, 硝化作用越不完全, TN去除率也就越低; 另一方面, 容积负荷的增大使得好氧反硝化菌没有充足的时间生长代谢, 从而数量明显减少, 导致TN去除率下降. 图 5(b)TN去除率趋势介于图 5(a)和5(c)之间, 说明随着容积负荷的增大, TN去除率开始出现下降的趋势.而图 5(d)中TN去除率基本维持在18%左右, 表明其不随容积负荷的改变而改变, 这是由于在系统经过长时间的运行过后, MBR中的硝化菌和反硝化菌已经逐渐适应了容积负荷的变化对其的冲击, TN去除效果已趋于稳定.

图 5 不同容积负荷下对MBR的TN去除效果 Fig. 5 Removal efficiency of TN in the MBR at different VLRs

2.3 容积负荷对厌氧释磷碳源利用的影响

污水在厌氧区的停留时间的长短决定着COD的降解程度, COD的去除量又与释磷量密切相关, 而释磷效果的好坏又影响着缺氧吸磷的效果, 从而会对系统除磷效果造成影响.不同容积负荷条件下A2隔室COD的去除情况与释磷情况如图 6所示.

图 6 不同容积负荷下A2隔室COD去除情况及释磷情况 Fig. 6 Removal of COD and phosphorus release in chamber A2 at different VLRs

从图 6中可以看出, 当容积负荷从0.76kg·(m3·d)-1增至1.51kg·(m3·d)-1时, A2隔室COD的去除量随之从26.51 mg·L-1增至139.27 mg·L-1.此时, A2隔室释磷量也逐渐增大, 从3.1 mg·L-1增至7.7 mg·L-1.这是因为在一定范围内随着容积负荷的增大, A2隔室的VFA数量增多, 从而DPB能充分吸收VFA来合成PHB并释放磷.但是, 当容积负荷继续增大至2.27kg·(m3·d)-1, A2隔室去除的COD有所减少, 但释磷量依然有增无减.这是由于VFA峰值所处点位随容积负荷的增大而向后续隔室推移, 使得A2隔室VFA浓度有所降低, 而当A2隔室VFA被消耗完全后, DPB无法继续吸收VFA合成PHB, 但微生物为维持基本的生命代谢活动, 仍需不断地将细胞内的有机磷转化为无机磷而释放以合成ATP, 这就导致在A2隔室中发生了无效释磷[21].

2.4 容积负荷对缺氧吸磷氮素利用的影响

各个工况下缺氧段吸磷量和出水N、P浓度变化情况如图 7.从中可以看出, 当容积负荷从0.76kg·(m3·d)-1增至1.51kg·(m3·d)-1时, 缺氧段吸磷量逐步升高, 平均从8.44 mg·L-1上升至14.75 mg·L-1, 缺氧出水PO43--P浓度也相应地逐渐降低, 平均从2.56 mg·L-1降至0.57 mg·L-1.缺氧吸磷量增大的趋势与厌氧释磷量逐步增大的趋势(见图 6)相一致, 这也进一步说明了在一定容积负荷范围内, 缺氧吸磷的效果取决于厌氧释磷的效果.当容积负荷为2.27kg·(m3·d)-1时, 虽然由图 6可知, 厌氧释磷量继续升高, 但缺氧吸磷量并未随之升高, 而是有所减少, 这说明在此容积负荷下, 厌氧释磷的多少不是影响缺氧吸磷效果的主要因素.本研究中, 缺氧吸磷量的减少导致系统除磷性能的恶化主要是因为短程硝化的破坏使得电子受体NO2--N的浓度有所降低, 致使缺氧反硝化吸磷不充分, 最终导致出水PO43--P浓度过高而不达标.因此, 当容积负荷超过一定范围后, NO2--N浓度的高低成为了反硝化除磷性能好坏的主要制约因素.另外, C/P比偏低也是造成吸磷效率差的重要原因.

图 7 不同容积负荷缺氧段吸磷量和出水N、P浓度变化情况 Fig. 7 P-uptake and variations of N&P concentrations in the effluent of the anoxic zone at different VLRs

另外, 由图 7可知, 缺氧段出水NO2--N浓度均低于2 mg·L-1, 出水NO3--N浓度整体高于出水NO2--N浓度, 这说明了在本系统中NO2--N未对DPB产生抑制作用且成功实现了以NO2--N为电子受体的反硝化除磷.这与Zhang等[22]利用MUCT-MBR工艺成功实现以NO2--N为电子受体的反硝化除磷的试验结果相一致.在容积负荷为1.51kg·(m3·d)-1的工况g(实现短程硝化)条件下, 缺氧段出水NO2--N和NO3--N浓度几乎为零, 且TN浓度较其它工况均低, 缺氧段出水PO43--P浓度较其它工况为最低, 仅为0.46 mg·L-1, 表明短程硝化更有利于ABR-MBR系统处理连续流实际生活污水实现反硝化除磷.

3 结论

(1) 容积负荷对系统总体的COD去除只有微弱影响, 出水COD浓度均能达到国家一级A排放标准, 但对ABR反应器各隔室的COD去除影响不容忽视, COD的降解会随着容积负荷的增大而向后续隔室进行推移.

(2) 系统NH4+-N去除率均维持在90%以上, 且出水NH4+-N浓度均在5 mg·L-1以下.系统TN去除率随着容积负荷的增大逐渐升高, MBR反应器内亦发生了TN的去除, 推测在MBR反应器中存在好氧反硝化菌.在最优ABR进水容积负荷[1.51kg·(m3·d)-1]下, 厌氧释磷量为7.41 mg·L-1, 缺氧吸磷量为15.42 mg·L-1, 出水PO43--P浓度低于0.5 mg·L-1.

(3) 在一定容积负荷范围内, 缺氧吸磷的效果取决于厌氧释磷的效果, 而当容积负荷超过一定范围后, NO2--N浓度的高低成为了反硝化除磷性能好坏的主要制约因素, 且短程硝化更有利于ABR-MBR系统处理连续流实际生活污水实现反硝化除磷.

参考文献
[1] 沈耀良, 王宝贞. 废水生物处理新技术:理论与应用[M]. 第二版. 北京: 中国环境科学出版社, 2006.
Shen Y L, Wang B Z. New technologies for biological wastewater treatment:theory and application[M]. 2nd ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2006.
[2] 沈耀良, 吴鹏, 王建芳, 等. 厌氧折流板反应器处理低浓度污水的研究与应用现状[J]. 苏州科技学院学报(工程技术版), 2015, 28(2): 1-10.
Shen Y L, Wu P, Wang J F, et al. State-of-the-art of anaerobic baffled reactor treating low-strength sewage[J]. Journal of Suzhou University of Science and Technology(Engineering and Technology), 2015, 28(2): 1-10.
[3] Brown P, Ong S K, Lee Y W. Influence of anoxic and anaerobic hydraulic retention time on biological nitrogen and phosphorus removal in a membrane bioreactor[J]. Desalination, 2011, 270(1-3): 227-232. DOI:10.1016/j.desal.2010.12.001
[4] Farizoglu B, Keskinler B, Yildiz E, et al. Simultaneous removal of C, N, P from cheese whey by jet loop membrane bioreactor (JLMBR)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 146(1-2): 399-407. DOI:10.1016/j.jhazmat.2006.12.051
[5] Chae S R, Shin H S. Effect of condensate of food waste (CFW) on nutrient removal and behaviours of intercellular materials in a vertical submerged membrane bioreactor (VSMBR)[J]. Bioresource Technology, 2007, 98(2): 373-379. DOI:10.1016/j.biortech.2005.12.019
[6] Kim H S, Choung Y K, Ahn S, et al. Enhancing nitrogen removal of piggery wastewater by membrane bioreactor combined with nitrification reactor[J]. Desalination, 2008, 223(1-3): 194-204. DOI:10.1016/j.desal.2006.12.021
[7] 李红岩, 张昱, 高峰, 等. 水力停留时间对活性污泥系统的硝化性能及其生物结构的影响[J]. 环境科学, 2006, 27(9): 1862-1865.
Li H Y, Zhang Y, Gao F, et al. Effects of hydraulic retention time (HRT)on nitrification performance and microbial community of conventional activated sludge (CAS)[J]. Environmental Science, 2006, 27(9): 1862-1865.
[8] Nogueira R, Melo L F, Purkhold U, et al. Nitrifying and heterotrophic population dynamics in biofilm reactors:effects of hydraulic retention time and the presence of organic carbon[J]. Water Research, 2002, 36(2): 469-481. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00229-9
[9] Wang Y Y, Peng Y Z, Stephenson T. Effect of influent nutrient ratios and hydraulic retention time (HRT) on simultaneous phosphorus and nitrogen removal in a two-sludge sequencing batch reactor process[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(14): 3506-3512. DOI:10.1016/j.biortech.2009.02.026
[10] Wu P, Ji X M, Song X K, et al. Nutrient removal performance and microbial community analysis of a combined ABR-MBR (CAMBR) process[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 232(9): 273-279.
[11] 刘捷, 吴鹏, 沈耀良. CAB-MBR复合反应器实现亚硝化-脱氮除磷的启动研究[J]. 环境工程学报, 2014, 8(8): 3247-3252.
Liu J, Wu P, Shen Y L. Start-up of CAB-MBRnitrosation-nitrogen and phosphorus removal[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(8): 3247-3252.
[12] 程朝阳, 赵诗惠, 吕亮, 等. 基于ABR-MBR组合工艺优化反硝化除磷性能的研究[J]. 环境科学, 2016, 37(11): 4282-4288.
Cheng C Y, Zhao S H, Lü L, et al. Optimization of denitrifying phosphorus removal performance based on ABR-MBR combined process[J]. Environmental Science, 2016, 37(11): 4282-4288.
[13] American Public Health Association, AWWA (American Water Works Association), Water Environment Federation. Standard methods for the examination of water and wastewater(17th ed.)[M]. American Public Health Association, 1989.
[14] 尹航, 何理, 卢健聪, 等. 水力停留时间对生物膜/颗粒污泥耦合工艺脱氮除磷的影响[J]. 化工学报, 2014, 65(6): 2294-2300.
Yin H, He L, Lu J C, et al. Effect of hydraulic retention time on nitrogen and phosphorus removal bybiofilm and granular coupling process[J]. CIESC Journal, 2014, 65(6): 2294-2300.
[15] 杜接弟, 王毅力, 李炯, 等. HRT对ABR处理低浓度废水的效果和颗粒污泥特征的影响[J]. 环境科学, 2009, 30(7): 2022-2029.
Du J D, Wang Y L, Li J, et al. Impact of hydraulic retention time (HRT) in ABR on its operation performance and granular sludgecharacteristics when treating low-strength wastewater[J]. Environmental Science, 2009, 30(7): 2022-2029.
[16] 芦家娟, 王毅力, 赵洪涛, 等. ABR反应器的启动及颗粒污泥特征的研究[J]. 环境化学, 2007, 26(1): 10-16.
Lu J J, Wang Y L, Zhao H T, et al. Thestart-up of anaerobic baffled reactor (ABR) and the characteristics of granular sludge[J]. Environmental Chemistry, 2007, 26(1): 10-16.
[17] 芦家娟, 王毅力, 侯立安, 等. ABR成熟颗粒污泥的分形特征与尺度效应[J]. 环境科学, 2005, 26(4): 118-123.
Lu J J, Wang Y L, Hou L A, et al. Fractal characteristics and scale dependence of mature granular sludge in anaerobic baffled reactor (ABR)[J]. Environmental Science, 2005, 26(4): 118-123.
[18] 姜潇, 王毅力, 张桐, 等. 厌氧折流板反应器(ABR)中成熟颗粒污泥的分形分析[J]. 环境科学学报, 2008, 28(4): 647-658.
Jiang X, Wang Y L, Zhang T, et al. Fractal analysis on mature granular sludge in an anaerobic baffled reactor (ABR)[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(4): 647-658.
[19] Castignetti D, Hollocher T C. Heterotrophic nitrification among denitrifiers[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1984, 47(4): 620-623.
[20] Robertson L A, Kuenen J G. Aerobic denitrification-old wine in new bottles?[J]. Antonie van Leeuwenhoek, 1984, 50(5-6): 525-544. DOI:10.1007/BF02386224
[21] 程继辉, 吴鹏, 程朝阳, 等. 基于优质碳源提供的CAMBR复合工艺短程硝化-反硝化除磷研究[J]. 环境科学, 2015, 36(12): 4539-4545.
Cheng J H, Wu P, Cheng C Y, et al. Shortcut nitrosation-denitrifying phosphorus removal based on high-quality carbon source in combined process of CAMBR[J]. Environmental Science, 2015, 36(12): 4539-4545.
[22] Zhang H M, Wang X L, Xiao J N, et al. Enhanced biological nutrient removal using MUCT-MBR system[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(3): 1048-1054. DOI:10.1016/j.biortech.2008.07.045