2019, Vol. 40
, YU De-shuang , ZHEN Jian-yuan , WANG Xiao-xia
, CHEN Guang-hui , TANG Peng , WANG Jun , BI Chun-xue , GONG Xiu-zhen , HUANG Shuo , LIU Cheng-cheng
我国城市污水水质特点为低碳氮比(一般C/N为3.3~8.5)[1], 污水厂为达标排放在处理城市污水过程中需额外投加碳源, 期间会伴有CO2气体的产生, 由此不仅增加了处理成本而且还会造成环境污染.有研究表明, 碳源的投加量会影响硝化反硝化过程, 当碳氮比低于完全反硝化所需的最小值时, 可造成NO2--N积累, 发生不完全硝化[2]; 而当碳源过量时, 硝化作用会受到抑制, 导致出水中有机物含量增加[2], 降低出水水质.
同步硝化内源反硝化(SNED)[3~5]系统, 是指在好氧条件下, 硝化菌进行硝化反应的同时, 反硝化聚磷菌(DPAOs)和反硝化聚糖菌(DGAOs)[6]利用细胞内储存的PHAs作为内碳源, 以NO3-、NO2-为电子受体进行缺氧反硝化(除磷)反应[7].在厌氧/好氧条件下运行的同步硝化内源反硝化除磷(SNEDPR)系统中, PAOs和GAOs在厌氧段储存的PHAs可用于后续好氧段的吸磷过程及SNED脱氮过程, 进而降低出水中NOx--N的含量, 其可在提高系统脱氮率而且同时减少NOx--N对下一反应周期PAOs释磷过程的影响. SNEDPR系统采用延时厌氧时, 有利于强化内碳源的储存; 且其好氧段采用低氧曝气(溶解氧在0.5~2.0 mg ·L-1)时, 与传统硝化反硝化脱氮过程相比可节省50%以上的曝气量[4, 8~11]. SNEDPR系统促使DPAOs替代同时硝化反硝化(SND)工艺中常规反硝化菌, 成为反硝化过程的优势菌群, 使硝化和反硝化、除磷同时发生.因此, SNEDPR工艺可实现“一碳多用”, 解决了反硝化脱氮过程与除磷过程之间对碳源的矛盾与竞争, 且具有气量消耗低、无需外加有机碳源、污泥产量少等优势, 是一种节能、降耗的污水处理工艺.
而有关污水生物脱氮除磷的影响因素的研究主要集中在碳源种类及浓度[12~14]、溶解氧(DO)、厌氧时间和污泥龄(SRT)[15~18]等方面, 近年来, 有研究发现C/N是生物脱氮除磷关键因素之一.有学者发现, 高的C/N下, 异养菌会优先利用氨物质进行合成代谢, 大量消耗DO, 从而抑制自养好氧型硝化菌的活性, 并阻碍硝化作用的顺利进行[6, 7, 19]; 故近年来有关SNEDPR工艺的研究主要集中在低C/N; 在高C/N下, 成功启动SNEDPR系统的研究鲜有报道, Lo等[20]在SBR中以C/N为15启动的SNEDPR, SND率仅为16.7%, TN去除率仅为26.7%.在高C/N(C/N=10)的情况下, 成功启动SNEDPR-SBR系统, 并进一步研究在不同C/N下系统脱氮除磷特性的研究尚未见报道.
本研究以人工配置的模拟废水为处理对象, 采用延时厌氧(180 min)/低氧(溶解氧0.5~2.0 mg ·L-1)运行的SBR反应器, 首先以进水C/N为10启动SNEDPR-SBR系统, 并通过调控不同进水COD浓度来考察不同C/N对SNEDPR-SBR脱氮除磷性能的影响.此外, 通过分析系统典型周期内基质浓度等的变化情况, 可进一步了解系统的脱氮除磷机制, 以期为SNEDPR系统应用于不同C/N污水和实际工程应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验装置与运行方式本试验反应器为序批式反应器(SBR), 采用有机玻璃制成, 总容积为13 L, 有效容积为8 L, 充水比为0.375.反应器采用延时厌氧搅拌/曝气搅拌的运行方式, 每天运行4周期, 每周期为6 h, 其中进水10 min, 延时厌氧180 min, 好氧150 min, 沉淀10 min, 排水10 min.反应器内污泥浓度维持在2 500~3 500 mg ·L-1, SRT为10 d, HRT为16 h.曝气段DO浓度控制在0.5~2.0 mg ·L-1.沿反应器有机玻璃壁的垂直方向设置一排取样口, 用于取样和排水.
如表 1中, 根据COD浓度不同将反应器运行分为4个阶段.
|
表 1 不同阶段下进水水质情况 Table 1 Concentration of the substrates at different stages |
1.2 试验用水及接种污泥
人工模拟废水水质:NH4+-N浓度为60 mg ·L-1, NO2--N浓度 < 1 mg ·L-1, NO3--N浓度 < 1 mg ·L-1, PO43--P浓度为6 mg ·L-1, MgSO4 ·7H2O浓度为0.02 mg ·L-1, CaCl2浓度为0.01 mg ·L-1, NaHCO3浓度为1 g ·L-1, 微量元素1 mL ·L-1(如表 2), pH值为7.3~7.6.试验过程中, 通过向废水中投加不同质量的无水乙酸钠来调控进水C/N比.
|
|
表 2 微量元素Ⅰ和Ⅱ成分/g ·L-1 Table 2 Trace elements Ⅰ and Ⅱ composition/g ·L-1 |
试验污泥接种于青岛市某污水处理厂二沉池回流污泥, 接种后SBR反应器内污泥浓度(MLSS)为3 848 mg ·L-1, SV为64%, SVI为166.32 mL ·g-1.
经过60 d, 在进水COD浓度为600 mg ·L-1, NH4+-N浓度为60 mg ·L-1, C/N为10的情况下, 成功启动了SNEDPR-SBR系统, SV为22%, SVI为56.74 mL ·g-1.成功启动SNEDPR-SBR系统后, 逐步降低进水COD浓度, 研究较低进水C/N对SNEDPR-SBR系统脱氮除磷的影响.
1.3 内碳源的COD量(CODintra)SNEDPR系统厌氧段有机碳源的消耗量(CODAC)主要包括两部分:一部分是通过异养菌的外源反硝化作用去除的COD量(CODdn), 另一部分是通过PAOs和GAOs的作用储存为内碳源的COD量(CODintra). CODintra的计算方法见式(1)~(2).
|
(1) |
|
(2) |
式中, ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统厌氧段NO2--N和NO3--N浓度的变化量, mg ·L-1; 1.71和2.86分别为单位质量浓度的NO2--N和NO3--N被异养菌反硝化时所消耗的COD浓度(质量比).
1.4 SNED率SNED率用以表示在SNEDPR系统好氧段的氮损失情况[21], 其计算方法见公式(3):
|
(3) |
式中, ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统好氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的变化量, mg ·L-1.
1.5 检测方法水样经过中速滤纸(最大孔径15~20 μm)过滤后测定以下各参数: NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法[22]、NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法[22]、NO3--N采用麝香草酚分光光度法[22]、PO43--P采用钼酸铵分光光度计测定[22]; COD采用联华5B-3A型COD快速测定仪测定; MLSS与MLVSS采用重量法测定; pH值采用雷磁PHS-3CpH计测定、温度与DO值采用雷磁便携式溶解氧仪测定.此外, SBR反应器运行第15 d和60 d时, 测定一个典型运行周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD浓度及pH值、DO浓度的变化情况.
用OLYMPUSCX-31显微镜对污泥絮体形态进行观察, SV是活性污泥在100 mL的量筒内静沉30 min测得. SVI值根据SV和MLSS进行计算得到[5].反应中用污泥指数(SVI)来反映污泥沉降性能.当SVI值到150 mL ·g-1以上时, 认为发生污泥膨胀[6].
2 结果与讨论 2.1 C/N对SNEDPR系统COD去除情况的影响从图 1可知, 本试验中4个不同C/N(10、7.5、5和2.5)条件下进水COD浓度分别为600、450、300和150 mg ·L-1.进水COD浓度相差较大, 但厌氧末COD浓度相差较小(40 mg ·L-1), 表明系统所采用延时厌氧的运行方式, 可在厌氧段实现碳源充分储存.
|
图 1 不同进水C/N下COD浓度、CODintra和去除率变化情况 Fig. 1 Variations in COD concentration, CODintra, and removal efficiency under different influent C/N ratios |
当进水C/N为10时(与系统启动过程运行条件一致), 系统维持稳定运行.厌氧末和出水COD浓度分别平均为76.26 mg ·L-1和66.59 mg ·L-1, 说明进水碳源充足, 厌氧反应结束后仍存在部分碳源剩余. COD去除率平均为88.90%, 厌氧段内碳源储存量平均为170.24 mg ·L-1, 占进水COD的63.87%.说明系统COD的去除率较高, 且主要是在厌氧段去除的.
当进水C/N为7.5时, 系统进水COD降低为450 mg ·L-1, 厌氧末和出水COD浓度迅速下降为64.71 mg ·L-1和56.22 mg ·L-1, 稳定后厌氧末和出水COD浓度分别平均为56.78 mg ·L-1和46.39 mg ·L-1, COD去除率平均为89.69%, 厌氧段内碳源储存量平均为132.40 mg ·L-1.
当进水C/N为5时, 系统进水COD降低为300 mg ·L-1.厌氧末和出水COD浓度分别平均为54.49 mg ·L-1和39.33 mg ·L-1.与上一阶段相比, 厌氧末和出水COD浓度无显著变化, 说明当C/N≤7.5时进水提供的碳源并不充足.该阶段COD去除率平均为86.89%, 厌氧段内碳源储存量平均为72.65 mg ·L-1.
当进水C/N为2.5时, 系统进水COD降低为150 mg ·L-1.厌氧末和出水COD浓度平均为36.32 mg ·L-1和31.44 mg ·L-1, COD去除率平均为79.04%.此外, 碳源严重匮乏, 理论推断厌氧段内碳源储存量趋近于0.
上述4个阶段的COD去除率变化较小, 说明了进水COD负荷的变化对系统COD去除性能的影响不大, 这与戴娴等[14]的研究结果一致.当进水C/N为10时, 总氮去除率平均值为89.38%, 低氧曝气段存在同步硝化反硝化作用, 在厌氧段因反硝化作用而消耗的COD理论值为6.5 mg ·L-1, 占进水COD的1.1%.当C/N为7.5时, 由计算得出此时厌氧段用于反硝化的COD平均值为9.5 mg ·L-1, 占进水COD的2.1%.当C/N为5和2.5时, 计算所得厌氧段用于反硝化的COD平均值分别为9.96 mg ·L-1和19.36 mg ·L-1, 占进水COD的3.32%和12.91%.由此可知, 随着进水COD负荷的减小, 用于反硝化的COD占进水COD负荷的比例增大; 且随着COD负荷的减小, 内碳源储存量明显减少.因此可以判断, 当C/N为5和2.5时, 反硝化菌对COD利用优势明显, 用于释磷及内碳源储存的外碳源比例减小[23, 24].
2.2 C/N对SNEDPR系统好氧段SNED率和脱氮性能的影响系统运行期间TN去除率、SNED率、NO2--N和NO3--N浓度的变化情况见图 2.从中可知, 不同的C/N(10、7.5、5和2.5)条件下, 系统均表现出良好的硝化性能.出水NH4+-N浓度均低于0.1 mg ·L-1, NH4+-N去除率基本达到100%;出水NO2--N浓度平均值为0.1 mg ·L-1.
|
图 2 不同进水C/N下NO3--N、NO2--N浓度变化、TN去除率和SNED率 Fig. 2 Variations in NO3--N concentration, NO2--N concentration, TN removal efficiency, and SNED efficiency under different influent C/N ratios |
当C/N为10时, 出水NO3--N浓度平均为6.39 mg ·L-1, NH4+-N去除过程(100 min)最缓慢, 去除速率最低, TN去除率和SNED率均维持稳定, 分别平均为88.38%和69.22%.系统低氧曝气段存在着显著的SNED现象, 同步硝化反硝化脱氮效果良好.
当C/N为7.5时, 出水NO3--N由7.37 mg ·L-1逐渐升高至9.52 mg ·L-1.在这一阶段初期(16~22 d)出水NO3--N、TN去除率和SNED率存在波动, 分析原因是异养反硝化菌和PAOs竞争碳源; 稳定后(23~30 d)其分别平均为8.25、85.70和56.50 mg ·L-1.结合2.1节可知, 此阶段出水NO3--N浓度升高的原因可能在于进水碳源不充足, 厌氧段存在PAOs、GAOs和反硝化细菌对碳源的竞争, 反硝化可利用的碳源减少, 故此时进水碳源浓度为影响出水NO3--N浓度的主要因素; 在该阶段, SNED率与TN去除率的变化趋势相一致, 但其与出水NO3--N的变化趋势相反, 其解释了系统脱氮性能降低的原因(碳源减少, 反硝化可利用的碳源减少, 出水NO3--N升高, 脱氮性能下降).与上一阶段相比, NH4+-N去除速率提高, 去除时间减少到80 min, 这与文献[6, 7, 19]的研究结果相一致.
当C/N为5时, 在这一阶段初期(31~36 d)出水NO3--N、TN去除率和SNED率也存在波动, 稳定后浓度平均分别为8.91mg ·L-1、84.77%和47.97%. NH4+-N去除速率进一步提高, 分析原因是厌氧末COD浓度减少, 在好氧段消耗的水中溶解氧减少, 硝化作用可利用的溶解氧量增加, 使得硝化速率升高.
当C/N为2.5时, 在这一阶段初期(46~52 d)出水NO3--N、TN去除率和SNED率亦存在波动.出水NO3--N浓度由9.92 mg ·L-1逐渐升高为24.19 mg ·L-1, 出水NO3--N平均浓度高达21.30 mg ·L-1, TN去除率和SNED率稳定后分别维持在60%和10%左右.厌氧末阶段出现了NO2--N积累的现象, 说明可能存在短程硝化反硝化.结合2.1节可知, 内碳源缺乏是造成低氧曝气段内源反硝化受阻的主要原因.此阶段厌氧段释磷消耗了大部分COD且内碳源储存量趋近于0(如图 1), 好氧段外碳源极少, 一部分碳源还要用于维持微生物的基本生长, 故硝化过程所产生NO3--N无法被同步反硝化[25], 导致SNED现象几乎消失.这也说明了SNED工艺C/N有一定适用范围.
2.3 C/N对SNEDPR系统除磷性能的影响系统运行期间进出水PO43--P浓度、PO43--P去除率、好氧段吸磷量(PUA)、厌氧段释磷量(PRA)的变化情况见图 3.
|
图 3 不同进水C/N下PO43--P浓度和去除率、PRA和PUA的变化情况 Fig. 3 Variations in PO43--P concentration and removal efficiency, PRA, and PUA under different influent C/N ratios |
当C/N为10时, PRA与PUA分别平均为24.41 mg ·L-1和26.63 mg ·L-1, 出水PO43--P去除率稳定维持在99.8%.当C/N为10时, 拥有充足碳源, 系统释磷和吸磷性能良好, 出水中基本检测不到PO43--P的存在, 去除率高达100%.
当C/N为7.5时, PRA和PUA协同变化, 变化趋势均先下降后上升并最终维持稳定. PRA由21.18 mg ·L-1逐渐降低至17.89 mg ·L-1后稳定维持在约21 mg ·L-1. PUA由23.14 mg ·L-1逐渐降低至19.58 mg ·L-1后稳定维持在约23 mg ·L-1.稳定后(22~30 d), 出水PO43--P浓度均低于0.09 mg ·L-1, PO43--P去除率均高于98.5%.分析16~21 d内系统除磷性能变差的原因在于进水COD浓度的大幅降低, 使得PAOs可利用的碳源减少, 从而造成释磷过程和吸磷过程受阻; 而22~30 d内系统除磷性能逐渐恢复的原因可能在于有限碳源条件下PAOs较GAOs已占据竞争优势.
当C/N为5时, 初期(31~36 d)除磷性能存在小幅波动, PRA和PUA分别由13.76 mg ·L-1和15.29 mg ·L-1逐渐升高至18.83 mg ·L-1和20.31 mg ·L-1.稳定后(22~30 d), 出水PO43--P浓度均低于0.3 mg ·L-1, PO43--P去除率均高于95%. PRA和PUA波动趋势与图 1中内碳源储存量变化趋势相一致, 其解释了系统除磷性能得以逐渐恢复的原因.
当C/N为2.5时, PRA和PUA平均值分别为1.36和2.31 mg ·L-1; 出水PO43--P浓度由0.09 mg ·L-1逐渐升高至4.91 mg ·L-1, 去除率仅为18%.分析表明此阶段(45~60 d), 进水COD匮乏, 不足以维持系统除磷性能.有研究指出, 微生物的释磷活动是一种呼吸作用, 是生长性呼吸.当溶液中的碳源耗尽时, 微生物仍然存在一定速度的释磷[25].此阶段存在的微量释磷现象为内源呼吸释磷活动.从50 d开始, 内碳源储存量基本下降为零(如图 1), 理论上好氧段将没有PHB被分解, 为PAOs的吸磷过程供能, 吸磷效果差, 因此出水PO43--P浓度较高且存在累积现象.
由上可知, SNEDPR-SBR系统中PRA和PUA均随进水C/N的降低而降低, 说明进水C/N是影响该系统PO43--P去除效果的重要因素.
2.4 C/N对SNEDPR系统典型周期内基质浓度影响变化情况分析为进一步分析SNEDPR系统稳定运行过程中的氮磷去除机制, 对系统运行第15 d和第60 d典型周期内基质浓度变化情况进行了分析(图 4).第15 d系统厌氧段初始COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P浓度分别为183.2、22.5、0.2、0.4和6.0 mg ·L-1.
|
图 4 SNEDPR系统运行第15 d和第60 d典型周期基质浓度的变化情况 Fig. 4 Substrate variations in a typical operation cycle of the SNEDPR system on day 15 and day 60 |
由图 4(a)可知:在厌氧段(180 min), COD浓度逐渐降低至59.7 mg ·L-1, 同时PO43--P浓度逐渐升高至26.2 mg ·L-1; NO2--N和NO3--N浓度变化较小, 反硝化耗COD(CODdn)仅为1.6 mg ·L-1. PRA与CODintra的比值(PRA/CODintra, 以P/C摩尔比计, 下同)为0.22, 低于PAOs厌氧代谢模型中的参数值(0.5)[26], 说明该阶段大部分的CODintra (96.3%)是通过PAOs的厌氧释磷过程实现的, 但GAOs也参与了外源COD向内碳源的转化和储存过程.此外, 该阶段PO43--P和COD浓度的变化主要发生在前40 min和前60 min, 在之后的60~180 min内两者几乎保持不变.说明60~180 min内, CODintra主要是通过GAOs的作用实现的.因此, 在厌氧段, 异养反硝化菌、PAOs和GAOs均参与了COD的去除, 且延时厌氧180 min可通过强化GAOs的作用来提高外碳源的利用特性及其向内碳源的转化.
在低氧段前40 min, PO43--P浓度迅速降低至2.5 mg ·L-1, 同时NH4+-N浓度逐渐降低至14.2 mg ·L-1, 但NOx--N浓度为4.9 mg ·L-1.在该时间段内PUA为23.7 mg ·L-1, 氮损失(NRA)为4.0 mg ·L-1, 其证实了硝化、好氧吸磷、反硝化除磷或内源反硝化过程的同时存在.此外, PO43--P浓度在低氧段第60 min时降低至0.7 mg ·L-1以下(PUA为1.8 mg ·L-1), 但氨氧化过程持续至第100 min后结束, 且主要产物为NO3--N(NRA为6.9 mg ·L-1), PUA/NRA(以P/N质量计, 下同)为0.3, 远低于DPAOs缺氧代谢模型中的参数值(1.7和2.1)[27], 其证实了同步短程硝化反硝化除磷现象的存在[28].
在低氧段的280~330 min内, PO43--P维持在0.5 mg ·L-1以下, NH4+-N浓度维持在零. NO2--N由8.2 mg ·L-1逐渐降低至0.02 mg ·L-1, 同时NO3--N浓度逐渐升高至7.8 mg ·L-1, 氮损失达4.6 mg ·L-1, 证明了同步硝化内源反硝化过程的进行.因此, SNEDPR-SBR系统低氧段同步短程硝化、低氧(反硝化)吸磷和内源(短程)反硝化的同时发生, 解释了该系统可以实现污水高效同步脱氮除磷的原因.
由图 4(b)可知:在厌氧段(180 min), COD浓度由72.2 mg ·L-1逐渐降低至34.6 mg ·L-1, 且无明显释磷现象, 厌氧末NO2--N和NO3--N浓度分别为10.22 mg ·L-1和1.34 mg ·L-1.在低氧段, 氨氧化过程持续至第100 min后结束, 且主要产物为NOx--N(NRA仅为2.7 mg ·L-1), 在此阶段基本不存在SNED现象, PO43--P浓度由7.3 mg ·L-1逐渐降低至3.3 mg ·L-1.
3 结论(1) 采用延时厌氧/低氧运行的SBR反应器, 当进水C/N为10, 可实现SNEDPR的启动与深度脱氮除磷.系统稳定运行阶段, 出水PO43--P和TN浓度分别平均为0.1 mg ·L-1和8.1 mg ·L-1, SNED率达58.0%.
(2) 当系统进水C/N由2.5提高至5时, 系统TN和PO43--P去除率分别由66.9%和40.6%提高至84.8%和96.4%, SNED率由5.9%逐渐升高至48.0%, NH4+-N去除率维持在100%水平.进水C/N的提高有利于强化SNEDPR系统的脱氮除磷性能.
(3) SNEDPR系统厌氧段, 进水中的有机碳源主要用于内碳源的储存(约64.5%), 其可为低氧段同步短程硝化、内源(短程)反硝化以及好氧(反硝化)吸磷的进行提供内碳源, 保障了系统的高效稳定脱氮除磷.
(4) 当系统进水C/N由10下降至2.5的过程中, 随着进水C/N的减少, PAOs的释磷量和吸磷量逐渐减少, 好氧吸磷速率逐渐减缓, 除磷效果降低; 出水TN浓度逐渐升高, 但进水COD负荷对系统COD去除性能的影响不大.
| [1] | Mahne I, Prinčič A, Megušar F. Nitrification/denitrification in nitrogen high-strength liquid wastes[J]. Water Research, 1996, 30(9): 2107-2111. DOI:10.1016/0043-1354(96)00023-1 |
| [2] | Her J J, Huang J S. Influences of carbon source and C/N ratio on nitrate/nitrite denitrification and carbon breakthrough[J]. Bioresource Technology, 1995, 54(1): 45-51. DOI:10.1016/0960-8524(95)00113-1 |
| [3] | 王晓霞.低C/N比污水同步硝化反硝化除磷工艺与优化控制[D].北京: 北京工业大学, 2016. |
| [4] | Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z G, et al. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2003, 84(2): 170-178. |
| [5] | 方茜, 张朝升, 张立秋, 等. 同时硝化/反硝化除磷工艺稳定性控制研究[J]. 给水排水, 2014, 40(11): 132-135. DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2014.11.032 |
| [6] |
潘芳, 郭刚, 王鸿, 等. 缺氧反应时间对反硝化除磷系统脱氮除磷效果的影响[J]. 四川环境, 2014, 33(1): 36-40. Pan F, Guo G, Wang H, et al. Impact of anoxic reaction time on denitrifying phosphorus removal performance[J]. Sichuan Environment, 2014, 33(1): 36-40. |
| [7] | Gao D W, Yuan X J, Liang H. Reactivation performance of aerobic granules under different storage strategies[J]. Water Research, 2012, 46(10): 3315-3322. DOI:10.1016/j.watres.2012.03.045 |
| [8] | Pollice A, Tandoi V, Lestingi C. Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate[J]. Water Research, 2002, 36(10): 2541-2546. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00468-7 |
| [9] |
许松瑜.双泥折流板反硝化除磷工艺硝化菌的FISH检测研究[D].苏州: 苏州科技学院, 2011. Xu S Y.Investigation on the FISH detection of the nitrifying bacteria in two-sludge baffled reactor[D].Suzhou: Suzhou University of Science and Technology, 2011. |
| [10] |
闫骏, 王淑莹, 高守有, 等. 低溶氧下低C/N值生活污水的同步硝化反硝化[J]. 中国给水排水, 2007, 23(3): 44-48. Yan J, Wang S Y, Gao S Y, et al. Simultaneous nitrification and denitrification of wastewater with low C/N ratio under low DO[J]. China Water & Wastewater, 2007, 23(3): 44-48. DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2007.03.011 |
| [11] | Tetreault M J, Benedict A H, Kaempfer C, et al. Biological phosphorus removal:a technology evaluation[J]. Journal, 1986, 58(8): 823-837. |
| [12] |
张万友, 张兰河, 杨涛, 等. 不同有机碳源对SBR工艺同步硝化反硝化影响[J]. 化工进展, 2010, 29(12): 2395-2399. Zhang W Y, Zhang L H, Yang T, et al. Effects of organic carbon on simultaneous nitrification and denitrification in sequencing batch reactor[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2010, 29(12): 2395-2399. |
| [13] |
林金銮, 张可方, 方茜, 等. 碳源浓度对同步硝化反硝化协同除磷影响研究[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(9): 5-8. Lin J L, Zhang K F, Fang Q, et al. Effect of carbon concentration on simultaneous nitrification, de nitrification and phosphorus removal in SBR[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 32(9): 5-8. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2009.09.002 |
| [14] |
戴娴, 王晓霞, 彭永臻, 等. 进水C/N对富集聚磷菌的SNDPR系统脱氮除磷的影响[J]. 中国环境科学, 2015, 35(9): 2636-2643. Dai X, Wang X X, Peng Y Z, et al. Effect of influent C/N ratio on simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal (SNDPR) enriched with phosphorus accumulating organisms (PAOs)[J]. China Environmental Science, 2015, 35(9): 2636-2643. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2015.09.011 |
| [15] |
林金銮, 张可方, 方茜, 等. DO对同步硝化反硝化协同除磷的影响[J]. 化工环保, 2009, 29(2): 109-112. Lin J L, Zhang K F, Fang Q, et al. Effect of DO on simultaneous nitrification-denitrification with phosphorus removal[J]. Environmental Protection of Chemical Industry, 2009, 29(2): 109-112. DOI:10.3969/j.issn.1006-1878.2009.02.003 |
| [16] |
戴娴, 彭永臻, 王晓霞, 等. 不同厌氧时间对富集聚磷菌的SNDPR系统处理性能的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(1): 92-99. Dai X, Peng Y Z, Wang X X, et al. Effect of different anaerobic time on the nutrient removal in simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal (SNDPR) systems enriched with phosphorus accumulating organisms[J]. China Environmental Science, 2016, 36(1): 92-99. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.01.015 |
| [17] | Figdore B A, Stensel H D, Winkler M K H. Bioaugmentation of sidestream nitrifying-denitrifying phosphorus-accumulating granules in a low-SRT activated sludge system at low temperature[J]. Water Research, 2018, 135: 241-250. DOI:10.1016/j.watres.2018.02.035 |
| [18] | 方茜, 张朝升, 张可方, 等. 污泥龄及pH值对同步硝化反硝化过程的影响[J]. 广州大学学报(自然科学版), 2008, 7(3): 50-54. DOI:10.3969/j.issn.1671-4229.2008.03.012 |
| [19] | Kong Y H, Beer M, Rees G N, et al. Functional analysis of microbial communities in aerobic-anaerobic sequencing batch reactors fed with different phosphorus/carbon (P/C) ratios[J]. Microbiology, 2002, 148(8): 2299-2307. DOI:10.1099/00221287-148-8-2299 |
| [20] | Lo I W, Lo K V, Mavinic D S, et al. Contributions of biofilm and suspended sludge to nitrogen transformation and nitrous oxide emission in hybrid sequencing batch system[J]. Journal of Environmental Sciences, 2010, 22(7): 953-960. DOI:10.1016/S1001-0742(09)60204-7 |
| [21] | Wang X X, Wang S Y, Xue T L, et al. Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage[J]. Water Research, 2015, 77: 191-200. DOI:10.1016/j.watres.2015.03.019 |
| [22] | 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: 252-354. |
| [23] |
何理, 高大文. 基于反硝化聚磷菌的颗粒污泥的培养[J]. 中国环境科学, 2014, 34(2): 383-389. He L, Gao D W. Cultivate of granular sludge based on denitrifying phosphate accumulating bacteria[J]. China Environmental Science, 2014, 34(2): 383-389. |
| [24] | 郑兴灿, 李亚新. 污水除磷脱氮技术[M]. 北京: 中国建筑工业出版社, 1998: 36-62. |
| [25] |
张可方, 张朝升, 罗思音, 等. SBR短程同步硝化反硝化耦合除磷的研究[J]. 中国给水排水, 2010, 26(7): 65-67, 70. Zhang K F, Zhang C S, Luo S Y, et al. Coupling of short-cut simultaneous nitrification and denitrification with denitrifying phosphorus removal in SBR[J]. China Water & Wastewater, 2010, 26(7): 65-67, 70. |
| [26] | Smolders G J F, van der Meij J, van Loosdrecht M C M, et al. Model of the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process:stoichiometry and pH influence[J]. Biotechnology and Bioengineering, 1994, 43(6): 461-470. DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290 |
| [27] | Kerrn-Jespersen J P, Henze M. Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions[J]. Water Research, 1993, 27(4): 617-624. DOI:10.1016/0043-1354(93)90171-D |
| [28] | Moya J, Huiliñir C, Peredo K, et al. Modeling of simultaneous denitrification-anaerobic digestion-organic matter aerobic oxidation and nitrification in an anoxic-anaerobic-aerobic compact filter reactor[J]. Journal of Biotechnology, 2012, 160(3-4): 176-188. DOI:10.1016/j.jbiotec.2012.03.020 |