2018, Vol. 39
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215009
, GU Cheng-wei1,2 , HU Yu-ting1,2 , HUANG Yong1,2
, LI Xiang1,2 , LU Ming-yu1,2 , FANG Wen-ye1,2 , JIN Run1,2
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
厌氧氨氧化因其具有无需投加有机碳源、节约氧耗、剩余污泥产量低、脱氮效率高等优势逐渐成为污水处理的研究热点.自2002年第一座厌氧氨氧化反应器在荷兰鹿特丹建成以来, 厌氧氨氧化菌自养脱氮技术已应用于114座工业规模的处理含高氨氮废水以及工业废水如：污泥消化液、半导体厂废水、味精废水、酿酒废水等的工艺[1]~[3].然而, 在实际污水处理过程中引入这一技术并不简单.厌氧氨氧化菌生长缓慢, 倍增时间长达7~14 d, 细胞产率低且对环境条件敏感, 使得该工艺在运行过程中容易失稳[4~8].
温度、pH、溶解氧和基质浓度在厌氧氨氧化污泥的培养过程中影响较大, 维持合适和稳定的培养条件对厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)污泥的富集生长至关重要[9~12].一般认为, 利于厌氧氨氧化菌生长的温度为30~40℃[13, 14], pH为7.8~8.3[15~17], 温度、pH波动过大及底物抑制会导致厌氧氨氧化菌活性降低, 进而使得反应器运行失稳甚至崩溃.因此, 探究ANAMMOX系统的抑制机制及其复活策略引起了广泛关注.侯晓帮等[18]采用正常负荷、降低负荷、投加N2H4、投加NH2OH等4种方式对ANAMMOX菌进行复活, 结果表明, 降低负荷或投加N2H4是快速恢复ANAMMOX菌活性的有效方法. Yang等[19]考察了厌氧氨氧化反应器在启动、失稳和恢复这3个阶段的脱氮性能, 发现通过降低进水基质浓度和延长水力停留时间可以有效地恢复ANAMMOX污泥的活性.
厌氧氨氧化菌常见培养方法有生物膜和颗粒污泥法两种.有研究发现厌氧氨氧化颗粒污泥沉降性能优良, 有利于微生物的扩增, 并有较高的生物活性, 认为培养颗粒污泥是维持厌氧氨氧化菌浓度的手段之一.基质浓度对厌氧颗粒污泥的形成至关重要, 基质浓度的不断提高, 可促进微生物生长代谢[20].有研究发现较高的基质浓度有利于底物在颗粒内部传递, 促进厌氧氨氧化菌的生长, 同时, 微生物分泌的EPS有利于细胞之间相互黏附、聚集, 促进颗粒污泥的形成[21, 22]. Qin等[23]研究了基质浓度对厌氧氨氧化反应器启动的影响, 结果表明低浓度基质有利于厌氧氨氧化污泥的形成, 高浓度底物有利于提高厌氧氨氧化菌的活性和耐冲击负荷性.王俊敏等[24]考察了低基质条件下, 厌氧氨氧化反应器的运行性能.实验结果表明, 在低基质浓度条件下可以实现高效ANAMMOX脱氮并形成颗粒污泥.可见, 目前基质浓度对厌氧氨氧化颗粒污泥的影响仍存在争议.
因此, 本研究利用实验室前期运行失稳的反应器, 采用高、低基质浓度的控制策略, 来探讨ANAMMOX污泥活性恢复过程中的颗粒化特性, 以期为实际工艺中反应器性能恢复和脱氮能力的提高提供一些理论参考.
1 材料与方法 1.1 装置与方法采用两个相同的连续流全混反应器(CSTR), 反应器有效体积均为60 L, 内置机械搅拌装置.接种污泥来自于实验室前期运行失稳的反应器, 初始接种污泥体积6.78 L, MLSS=29 564 mg·L-1, MLVSS=13 812 mg·L-1.保持系统内温度为35~37℃, 出水pH为7.8~8.3, 机械搅拌转速为70 r·min-1, 采用控制不同出水基质浓度的策略：1号反应器(R1)采用高基质浓度(40~60mg·L-1), 2号反应器(R2)采用低基质浓度(0~20mg·L-1)控制策略, 通过提高进水基质和缩短HRT的方法提升进水负荷, 研究出水基质浓度对ANAMMOX颗粒化(颗粒粒径、EPS、颗粒形态结构)、脱氮能力(NRR)的影响及对应微生物群落(群落结构、优势菌群基因丰度)变化.
1.2 模拟废水实验所用废水由人工配制.水质组成为：NH4+-N(浓度按需配制), 由NH4Cl配制; NO2--N(浓度按需配制)由NaNO2配制; NaHCO3 500 mg·L-1、KH2PO4 27.2mg·L-1、微量元素1 mL·L-1.微量元素浓缩液：EDTA 5 000 mg·L-1, ZnSO4·7H2O 430 mg·L-1, CoCl2·6H2O 240 mg·L-1, MnCl2·4H2O 990 mg·L-1, CuSO4·5H2O 250 mg·L-1, NaMoO4·2H2O 220 mg·L-1, NiCl2·6H2O 190 mg·L-1, NaSeO4·10H2O 210 mg·L-1, H3BO4 14 mg·L-1.由于反应过程中产生的氮气可以保证ANAMMOX污泥处于厌氧环境, 因此进水不进行曝气除氧.
1.3 指标分析指标测定方法均按照文献[25]. NH4+-N采用纳氏分光光度法; NO2--N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用紫外分光光度法; pH采用哈希pH211型酸度计.
颗粒污泥的形态采用扫描电子显微镜(Quetan2500, FEI, USA)进行观察, 污泥前处理方法按照文献[26].颗粒污泥粒径采用激光粒度仪(MASTERSIZER 3000, Malvern, UK)进行测定. EPS的提取方法按照文献[27], 蛋白质含量采用Lowry法[28]测定, 多糖浓度采用苯酚-硫酸法[29]测定. PN、PS的测定结果取3次平均值.污泥浓度(VSS)采用标准重量法测定.
2 结果与讨论 2.1 厌氧氨氧化反应器脱氮性能反应器启动后, 通过逐步提高进水NH4+-N、NO2--N浓度及缩短HRT的方式提高反应器的进水负荷. 图 1为启动初期至稳定运行期反应器的运行效果情况.根据出水氮素浓度变化将整个启动过程分为活性停滞期(1~33 d)、活性提高期(34~123 d)和稳定运行期(124~130 d)这3个阶段.
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图 1 ANAMMOX污泥活性恢复过程中的氮素变化 Fig. 1 Changes of nitrogen during the recovery of ANAMMOX sludge activity |
将前期运行失稳的ANAMMOX污泥分别接种于2个反应器内, 采用低基质浓度和长HRT的策略启动R1和R2, 设定初始HRT=5.26 h, 经过33 d运行, 进水NH4+-N、NO2--N浓度分别达156 mg·L-1和180 mg·L-1时, 运行结果如图 1中Ⅰ阶段. R1、R2出水NH4+-N、NO2--N浓度分别为16~17 mg·L-1和1.5~2.5mg·L-1, 对应去除率分别约为89%和98%; NRR由接种时的0.08kg·(m3·d)-1提高至1.23 kg·(m3·d)-1.两个反应器的ANAMMOX微生物在经过33 d环境适应后, 停滞的活性逐渐得到一定恢复.
活性提高期主要分为两个阶段, 前期通过提高进水基质浓度, 后期缩短水力停留时间来提升进水负荷, 分别对应图 1中Ⅱ、Ⅲ阶段.维持阶段Ⅱ HRT为5.26 h, R1运行了17 d, 其进水NH4+-N和NO2--N分别提升到450mg·L-1和560mg·L-1, 但其对应出水NH4+-N和NO2--N浓度分别提高至65.46mg·L-1和66.88mg·L-1, 又经5 d运行, 出水氨氮、亚硝酸盐氮浓度才明显降低至22mg·L-1左右; R2在经过21 d运行后, 其进水NH4+-N和NO2--N也分别达到450 mg·L-1和560mg·L-1, 对应出水氨氮、亚硝酸盐氮浓度均为15mg·L-1左右.可以发现, 尽管R1在前期提升负荷的速率更快, 但在达到较高进水负荷后, 其脱氮性能会保持短暂饱和状态, 且反应器有运行失稳的趋势; R2进水负荷提升速率虽然比较缓慢, 但长期运行来看, 其操作模式更加稳定可靠.这可能是由于进水负荷提升速率过快, 厌氧氨氧化菌代谢较慢, 剩余的较高浓度的基质会对其活性产生抑制, 继而可能导致反应器运行失稳.
运行至第55 d, 为避免进水底物浓度过高而对微生物产生抑制, 维持进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为450 mg·L-1和560mg·L-1, 采取缩短HRT的策略来提高进水负荷, 反应器运行效果如图 1阶段Ⅲ.运行到第72 d, R1和R2水力停留时间分别缩短至2.12 h和2.31 h, 两个反应器均出现不同程度的抑制. R1和R2出水NH4+-N、NO2--N浓度分别高达94.93~107.61mg·L-1和112.5~118.65mg·L-1, NRR分别由抑制前的9.12kg·(m3·d)-1和8.8kg·(m3·d)-1迅速降低至6.47kg·(m3·d)-1和6.66kg·(m3·d)-1.分析原因主要有两方面, 一是水力负荷增大, 水力停留时间减少, ANAMMOX菌代谢较慢, 使其没有充足时间去除水中剩余基质, 亚硝酸盐大量累积导致ANAMMOX污泥的局部抑制向整体抑制转变, 二是HRT的缩短, 水力负荷增大, 使得出水ANAMMOX菌流失量加大, 污泥流失量大于生长量, 系统脱氮能力迅速降低.通过及时降低进水基质浓度和延长HRT, 经11 d调节恢复, R1和R2脱氮性能得到回升.运行至130 d(中间有15 d反应器内微生物经历了原位、常温和饥饿保存), R1和R2反应器脱氮性能分别稳定在16.97kg·(m3·d)-1和14.43kg·(m3·d)-1.可以发现, 反应器性能在低温保存后, 其活性恢复水平远高于保存前.这与李祥等[30]得出的经过常温(15℃±2℃)保存的污泥在活性恢复后, 氮去除速率均会远远超过保存前的水平的结论相似.分析可能原因是, 在进水负荷快速提升的情况下, 大量胞外聚合物的分泌使得胞外传质受阻, 且降低了颗粒污泥的沉降性能.胞内基质匮乏使得ANAMMOX污泥的活性降低, 继而容易引发高负荷环境下的底物抑制.运行稳定阶段, R1脱氮能力略高于R2, 但其操作稳定性较弱, 推测低基质浓度运行模式更适合实际工艺中的长期运行.
2.2 ANANMMOX颗粒化特性 2.2.1 颗粒形态由图 2(a)、2(b)可以发现接种时的ANAMMOX污泥颜色呈灰黄色, 且絮化、矿化严重, 有机微生物占比极低, 厌氧氨氧化微生物以丝状菌为主.从图 2(d)、2(e)可以看出恢复后的厌氧氨氧化菌为棕红色的椭球形颗粒污泥.扫描电镜图像显示ANAMMOX生物富集密度明显增大, 细胞间通过胞外聚合物的黏附桥连作用而紧密结合, 且主要有球状、短杆状及长杆状这3种形态, 不同基质浓度运行策略下反应器内的微生物形态几乎一致.
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(a)~(b)恢复前, (c)~(f)恢复后 图 2 恢复前后ANANMMOX扫描电镜图像 Fig. 2 Scanning electron microscope images of ANAMMOX bacteria before and after restoration |
在厌氧生物反应器的启动运行阶段, 颗粒污泥粒径分布情况是判断颗粒化过程是否完成的重要参考指标[31].颗粒污泥的粒径分布可以很直观地反映出水力条件、基质浓度等对颗粒污泥产生的影响.本实验利用MS3000激光粒度仪对ANAMMOX颗粒污泥粒径进行湿法测试, 结果如图 3.
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Dx(10)、Dx(50)、Dx(90)对应意义为小于该粒径的污泥占比分别是10%、50%和90%, 可分别用来表征颗粒污泥的最小粒径、平均粒径和最大粒径 图 3 ANAMMOX污泥活性恢复过程中的颗粒粒径变化 Fig. 3 Changes of the granular diameter during the recovery of the ANAMMOX sludge activity |
从接种厌氧氨氧化污泥至运行33 d, R1和R2内ANAMMOX污泥平均粒径分别由775.8 μm增大至848.0 μm和812.8 μm, 对应增大9.31%和4.77%;运行至69 d, 两反应器内污泥粒径分别继续增大至1 128.4 μm和1 215.4 μm, 对应粒径增大45.45%和56.67%, 继续运行至123 d, 两反应器平均粒径稳定在1 687~1 696 μm, 粒径增大一倍; 最小粒径分别由恢复前的307.8 μm增加到992.1 μm和962.0 μm, 增大2倍左右.最大粒径分别由恢复前的2 042 μm增大到2 696 μm和2 707 μm, 增幅较小, 分别为32%和32.57%.可见ANAMMOX颗粒污泥的增长主要是小颗粒污泥比例减少、中颗粒和大颗粒污泥比例增大的过程.本实验中, 随着ANAMMOX颗粒污泥的粒径逐渐增大, 系统脱氮负荷不断提升.这是由于粒径对ANAMMOX颗粒污泥的活性具有重要影响.有研究表明, 小颗粒污泥对不利条件抵抗性较差, 旋转速度的增加或氧分压超过0.5%时, 厌氧氨氧化菌的活性将会降低[4, 32].较大颗粒污泥抵抗不利条件的性能更高, 可以保证ANAMMOX污泥活性的正常发挥.由于良好的水力剪切与机械搅拌作用, 本实验获得的ANAMMOX污泥的粒径稳定在1.7 mm左右, 与文献[33, 34]得出的最佳粒径范围1.0~1.5 mm接近.从图 3中也可以发现, 不同基质浓度培养环境中的颗粒污泥粒径差异很小.主要原因是本研究中两反应器运行参数除基质浓度差异外基本一致, 而颗粒粒径大小主要与水力、机械剪切有关.
2.2.3 EPS含量EPS在污泥颗粒化及维持颗粒污泥的结构稳定中起到重要作用, 其形成受水质条件、反应器运行方式、基质消耗速率以及优势菌种的代谢水平等多种因素影响.运行过程中ANAMMOX颗粒污泥EPS含量及组成变化如图 4.从中可知, 经33 d运行启动, 两反应器内EPS含量均提高了约30%, 其中PN/PS由1.84增大至3.36;运行至52 d, R1和R2反应器内EPS含量(以VSS计, 下同)继续增大, 分别为100.01 mg·g-1和105.62 mg·g-1, 对应PN/PS增大至6.94和8.4;从图 4中可以看到, 在运行第52~123 d期间, 两反应器内EPS含量及PN/PS均有所下降.这是因为反应器在这段期间经过了半个月的低温、饥饿保存, EPS在基质匮乏时充当碳源和能源物质被消耗, 因此反应器内EPS含量降低.运行至126 d, 两反应器内EPS含量增加至72.56 mg·g-1和94.18 mg·g-1, 对应PN/PS增大至6.95和7.55.
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图 4 ANAMMOX污泥活性恢复过程中EPS含量及PN/PS变化 Fig. 4 Changes of the EPS content and PN/PS during the recovery of the ANAMMOX sludge activity |
随着反应器脱氮性能的较大提升, ANAMMOX颗粒污泥分泌出大量的EPS, 且胞外蛋白与胞外多糖的比值明显增大.这是由于在较高进水负荷条件下, 反应器内ANAMMOX快速增长繁殖, 较高的EPS含量使得厌氧氨氧化污泥更易于发生细胞凝聚而形成颗粒.而有研究表明[35], 厌氧氨氧化污泥高度的凝聚性不仅意味着细胞数量的增加, 细胞间的信息交换和合作也都将加强, 继而增强细胞的代谢和活性. EPS对于细胞凝聚的促进作用将增加基因表达的稳健性, 增强厌氧氨氧化菌对于客观环境变化的容忍性.增多的厌氧氨氧化菌细胞间需通过EPS的吸附桥连作用互相聚集, 因此EPS分泌量增大.而EPS中的蛋白质主要会影响颗粒的疏水性及表面电荷, 蛋白质含量增多可降低细胞表面自由能, 即加强细胞间的亲和力, 有利于形成致密稳定的颗粒结构.因此, 在实验前期, 随着EPS中的PN/PS提高, ANAMMOX颗粒污泥结构稳定性增强[36]; 然而, 在实验后期, 随着蛋白质的超量产生, PN/PS比值过大, 多糖的架桥作用被弱化, 会使得厌氧氨氧化颗粒污泥的稳定性和沉降性减弱, 导致污泥随出水流失.这与文献[37, 38]的结论相同.
同时, 如图 2(c)、图 2(f)所示, 相比于R1, R2污泥上浮现象更明显.分析推测可能是R2长期处于低基质浓度环境条件下, 基质运输受阻, ANAMMOX微生物表面需要分泌更多的蛋白质来参与离子的转运[39].与此同时, 厌氧氨氧化污泥产生了大量氮气, 而胞外聚合物的大量分泌会堵塞气体通道, 使得污泥沉降性能降低, 加剧污泥上浮现象.
3 结论(1) 保持温度在35~37℃, pH在7.8~8.3之间, 采用高、低基质浓度策略均可以快速恢复ANAMMOX污泥活性, 经126d运行, 二者脱氮能力分别达到16.97 kg·(m3·d)-1和14.43kg·(m3·d)-1.高基质浓度有利于反应器快速提升脱氮性能, 但运行过程容易失稳.低基质浓度虽然负荷提升速率较慢, 但有利于反应器长期稳定运行.
(2) 不同基质浓度培养策略对颗粒污泥的形态结构、颗粒粒径等方面影响很小; 扫描电镜图像显示恢复后的ANAMMOX菌富集程度明显提高, 颗粒表面的细胞形态主要有球状、短杆状和长杆状; 恢复后的颗粒污泥的粒径稳定至1.7 mm左右.
(3) 随着厌氧氨氧化菌脱氮负荷的提升, R1、R2内EPS产量分别逐渐增大至72.56 mg·g-1和94.18 mg·g-1.对应PN/PS分别增大至6.95和7.55, 低基质浓度培养策略下的EPS产量及PN/PS比值明显高于高基质浓度, 其污泥上浮流失量也明显高于后者.在一定范围内, PN/PS越大, 颗粒污泥稳定性越强.但PN/PS比值过大会导致污泥上浮.
| [1] | Van Hulle S W H, Vandeweyer H J P, Meesschaert B D, et al. Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal from nitrogen rich streams[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 162(1): 1-20. DOI:10.1016/j.cej.2010.05.037 |
| [2] | Vlaeminck S E, De Clippeleir H, Verstraete W. Microbial resource management of one-stage partial nitritation/anammox[J]. Microbial Biotechnology, 2012, 5(3): 433-448. DOI:10.1111/mbt.2012.5.issue-3 |
| [3] | Lackner S, Gilbert E M, Vlaeminck S E, et al. Full-scale partial nitritation/anammox experiences-an application survey[J]. Water Research, 2014, 55: 292-303. DOI:10.1016/j.watres.2014.02.032 |
| [4] | Strous M, Heijnen J J, Kuenen J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998, 50(5): 589-596. DOI:10.1007/s002530051340 |
| [5] | Ni S Q, Meng J. Performance and inhibition recovery of anammox reactors seeded with different types of sludge[J]. Water Science and Technology, 2011, 63(4): 710-718. DOI:10.2166/wst.2011.293 |
| [6] | Isaka K, Date Y, Sumino T, et al. Growth characteristic of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria in an anaerobic biological filtrated reactor[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2006, 70(1): 47-52. DOI:10.1007/s00253-005-0046-2 |
| [7] | Tsushima I, Kindaichi T, Okabe S. Quantification of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria in enrichment cultures by real-time PCR[J]. Water Research, 2007, 41(4): 785-794. DOI:10.1016/j.watres.2006.11.024 |
| [8] | Van der Star W R L, Abma W R, Blommers D, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation:experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam[J]. Water Research, 2007, 41(18): 4149-4163. DOI:10.1016/j.watres.2007.03.044 |
| [9] | Ali M, Okabe S. Anammox-based technologies for nitrogen removal:advances in process start-up and remaining issues[J]. Chemosphere, 2015, 141: 144-153. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.06.094 |
| [10] | Ma B, Wang S Y, Cao S B, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox:recent advances[J]. Bioresource Technology, 2016, 200: 981-990. DOI:10.1016/j.biortech.2015.10.074 |
| [11] | Tomaszewski M, Cema G, Ziembińska-Buczyńska A. Influence of temperature and pH on the anammox process:a review and meta-analysis[J]. Chemosphere, 2017, 182: 203-214. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.05.003 |
| [12] | Jin R C, Yang G F, Yu J J, et al. The inhibition of the Anammox process:a review[J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 197: 67-79. DOI:10.1016/j.cej.2012.05.014 |
| [13] | Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3248-3250. |
| [14] | Isanta E, Bezerra T, Fernández I, et al. Microbial community shifts on an anammox reactor after a temperature shock using 454-pyrosequencing analysis[J]. Bioresource Technology, 2015, 181: 207-213. DOI:10.1016/j.biortech.2015.01.064 |
| [15] | Yin Z X, Santos C E D D, Vilaplana J G, et al. Importance of the combined effects of dissolved oxygen and pH on optimization of nitrogen removal in anammox-enriched granular sludge[J]. Process Biochemistry, 2016, 51(9): 1274-1282. DOI:10.1016/j.procbio.2016.05.025 |
| [16] | Tao W D, He Y L, Wang Z Y, et al. Effects of pH and temperature on coupling nitritation and anammox in biofilters treating dairy wastewater[J]. Ecological Engineering, 2012, 47: 76-82. DOI:10.1016/j.ecoleng.2012.06.035 |
| [17] | Waki M, Yasuda T, Suzuki K, et al. Rate determination and distribution of anammox activity in activated sludge treating swine wastewater[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(8): 2685-2690. DOI:10.1016/j.biortech.2009.10.081 |
| [18] |
侯晓帮, 操家顺, 周可为. 厌氧氨氧化抑制试验及复活策略研究[J]. 中国给水排水, 2017, 33(23): 55-60. Hou X B, Cao J S, Zhou K W. Inhibition of ANAMMOX system and subsequent restoration strategy[J]. China Water & Wastewater, 2017, 33(23): 55-60. |
| [19] | Yang W, He S L, Han M, et al. Nitrogen removal performance and microbial community structure in the start-up and substrate inhibition stages of an anammox reactor[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2018, 126(1): 88-95. DOI:10.1016/j.jbiosc.2018.02.004 |
| [20] | Chen T T, Zheng P, Shen L D, et al. Dispersal and control of anammox granular sludge at high substrate concentrations[J]. Biotechnology and Bioprocess Engineering, 2012, 17(5): 1093-1102. DOI:10.1007/s12257-012-0086-2 |
| [21] | Adav S S, Lee D J, Tay J H. Extracellular polymeric substances and structural stability of aerobic granule[J]. Water Research, 2008, 42(6-7): 1644-1650. DOI:10.1016/j.watres.2007.10.013 |
| [22] | McSwain B S, Irvine R L, Hausner M, et al. Composition and distribution of extracellular polymeric substances in aerobic flocs and granular sludge[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(2): 1051-1057. DOI:10.1128/AEM.71.2.1051-1057.2005 |
| [23] | Qin Y J, Han B, Cao Y, et al. Impact of substrate concentration on anammox-UBF reactors start-up[J]. Bioresource Technology, 2017, 239: 422-429. DOI:10.1016/j.biortech.2017.04.126 |
| [24] |
王俊敏, 王淑莹, 霍明昕, 等. 低基质浓度下UASB厌氧氨氧化的脱氮性能及颗粒污泥特性[J]. 化工学报, 2011, 62(10): 2914-2919. Wang J M, Wang S Y, Huo M X, et al. Characteristics of granular sludge and nitrogen removal performance in ANAMMOX-UASB reactor fed with low strength substrate[J]. CIESC Journal, 2011, 62(10): 2914-2919. DOI:10.3969/j.issn.0438-1157.2011.10.033 |
| [25] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 第四版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. |
| [26] | Baloch M I, Akunna J C, Kierans M, et al. Structural analysis of anaerobic granules in a phase separated reactor by electron microscopy[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(5): 922-929. DOI:10.1016/j.biortech.2007.03.016 |
| [27] |
王琰, 钱飞跃, 王建芳, 等. 亚硝化颗粒污泥中EPS提取方法与组成特性的比较研究[J]. 环境科学学报, 2015, 35(11): 3515-3521. Wang Y, Qian F Y, Wang J F, et al. Comparative study on extraction methods and composition of extracellular polymeric substances (EPS) in granular nitrosation sludge[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(11): 3515-3521. |
| [28] | Adav S S, Lee D J. Extraction of extracellular polymeric substances from aerobic granule with compact interior structure[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 154(1-3): 1120-1126. DOI:10.1016/j.jhazmat.2007.11.058 |
| [29] | Luo J H, Hao T W, Wei L, et al. Impact of influent COD/N ratio on disintegration of aerobic granular sludge[J]. Water Research, 2014, 62: 127-135. DOI:10.1016/j.watres.2014.05.037 |
| [30] |
李祥, 郑宇慧, 黄勇, 等. 保存温度及时间对厌氧氨氧化污泥活性的影响[J]. 中国环境科学, 2011, 31(1): 56-61. Li X, Zheng Y H, Huang Y, et al. Effect of preservation temperature and time on ANAMMOX sludge activity[J]. China Environmental Science, 2011, 31(1): 56-61. |
| [31] | An P, Xu X C, Yang F L, et al. Comparison of the characteristics of anammox granules of different sizes[J]. Biotechnology and Bioprocess Engineering, 2013, 18(3): 446-454. DOI:10.1007/s12257-012-0728-4 |
| [32] | Arrojo B, Mosquera-Corral A, Campos J L, et al. Effects of mechanical stress on Anammox granules in a sequencing batch reactor (SBR)[J]. Journal of Biotechnology, 2006, 123(4): 453-463. |
| [33] | Kindaichi T, Tsushima I, Ogasawara Y, et al. In situ activity and spatial organization of anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria in biofilms[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(15): 4931-4939. DOI:10.1128/AEM.00156-07 |
| [34] | Ni B J, Chen Y P, Liu S Y, et al. Modeling a granule-based anaerobic ammonium oxidizing (ANAMMOX) process[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2009, 103(3): 490-499. DOI:10.1002/bit.v103:3 |
| [35] | Hou X L, Liu S T, Zhang Z T. Role of extracellular polymeric substance in determining the high aggregation ability of anammox sludge[J]. Water Research, 2015, 75: 51-62. DOI:10.1016/j.watres.2015.02.031 |
| [36] |
高梦佳, 王淑莹, 王衫允, 等. 生活污水对成熟厌氧氨氧化颗粒污泥的影响[J]. 化工学报, 2017, 68(5): 2066-2073. Gao M J, Wang S Y, Wang S Y, et al. Impact of domestic sewage on mature anammox granular sludge[J]. CIESC Journal, 2017, 68(5): 2066-2073. |
| [37] |
唐崇俭, 郑平, 汪彩华, 等. 高负荷厌氧氨氧化EGSB反应器的运行及其颗粒污泥的ECP特性[J]. 化工学报, 2010, 61(3): 732-739. Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Granulation and characteristics of extracellular polymers of anammox sludge in high-load EGSB reactor[J]. CIESC Journal, 2010, 61(3): 732-739. |
| [38] | Miao L, Zhang Q, Wang S Y, et al. Characterization of EPS compositions and microbial community in an Anammox SBBR system treating landfill leachate[J]. Bioresource Technology, 2018, 249: 108-116. DOI:10.1016/j.biortech.2017.09.151 |
| [39] |
王然登, 程战利, 彭永臻, 等. 强化生物除磷系统中胞外聚合物的特性[J]. 中国环境科学, 2014, 34(11): 2838-2843. Wang R D, Cheng Z L, Peng Y Z, et al. Characteristics of EPS taken from an enhanced biological phosphorus removal system[J]. China Environmental Science, 2014, 34(11): 2838-2843. |