2019, Vol. 40
2. 哈尔滨工业大学环境学院, 城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
SNAD工艺是将厌氧氨氧化、亚硝化和反硝化工艺结合起来的新型脱氮工艺, 在一个反应器内实现氮素和有机物的高效去除, 既解决了传统硝化-反硝化脱氮工艺运行费用高、能耗高、污泥产量高的问题, 也解决了全程自养脱氮(CANON)工艺出水总氮浓度高, 有机物耐受能力差的弊端[1, 2]. SNAD工艺的核心为厌氧氨氧化反应, 厌氧氨氧化菌生长缓慢, 倍增时间长, 导致反应器启动缓慢[3~5], 而颗粒污泥具有优良的沉降性能, 可以将大部分微生物截留在反应器中, 提高微生物浓度, 并且抗冲击能力强[6~9].因此, 将颗粒污泥工艺与SNAD工艺相结合, 可以有效地将厌氧氨氧化菌截留在反应器内, 提高SNAD工艺的稳定性.
SNAD工艺主要适宜处理化肥、焦化废水和垃圾渗滤液等低C/N比废水[10, 11], 而城市生活污水是典型的高C/N比水质[12], SNAD工艺难以稳定.何永平等[13]的研究表明C/N比在1~2条件下, COD的增加不会抑制氨氧化细菌(AOB)和厌氧氨氧化菌, 反而通过反硝化作用提高总氮去除率, C/N比为3~4及生活污水运行条件下, 由于大量COD的存在使得好氧异养菌不断增殖, 抑制AOB和厌氧氨氧化菌的活性, 脱氮效率下降, 影响SNAD工艺的稳定性.生活污水经过预沉淀处理后, COD浓度下降[14], C/N比降低至2左右[15, 16], 为后续的SNAD工艺提供良好的运行条件.目前的研究主要集中在将生活污水直接通入SNAD工艺中, C/N比较高导致反应器内好氧异养菌增殖, SNAD难以稳定运行, 因此需要对生活污水进行预处理, 维持后续SNAD工艺的稳定性.
本实验经CANON工艺启动SNAD工艺, 随后逐步降低进水氨氮浓度, 稳定运行一段时间后, 以预沉淀-SNAD颗粒污泥工艺处理城市生活污水, 考察SNAD颗粒污泥工艺处理实际生活污水的能力, 以期为该工艺应用于工程实践提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 接种污泥反应器接种厌氧氨氧化污泥和污水处理厂A2/O工艺混合污泥.厌氧氨氧化污泥来自实验室内稳定运行的SBR反应器, 污泥浓度为5 000~6 000 mg·L-1, 总氮去除率在80%左右; A2/O工艺污泥来自北京高碑店污水处理厂, 污泥浓度为3 500~4 500 mg·L-1.
1.2 实验用水实验启动阶段采用人工配水, 在进水中添加NH4(SO4)2和丙酸钠提供氨氮和COD, 投加NaHCO3提供无机碳源及调整碱度, 保持pH在7.0~8.0. MgSO4·7H2O 5 mg·L-1, K2HPO4 2 mg·L-1, CaCl2·2H2O 3 mg·L-1, 微量元素浓缩液Ⅰ、Ⅱ 1.0 mL·L-1.微量元素浓缩液Ⅰ的组成(g·L-1)：EDTA 5, FeSO4 5;微量元素浓缩液Ⅱ的组成(g·L-1)：EDTA 15, H3BO4 0.014, MnCl2·4H2O 0.99, CuSO4·5H2O 0.25, ZnSO4·7H2O 0.43, NaSeO4·10H2O 0.21, NaMoO4·2H2O 0.22, CoC12·6H2O 0.24, NiCl2·6H2O 0.19.
实验稳定运行阶段采用预沉淀后的生活污水, 预沉淀出水水质如表 1所示.
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表 1 预沉淀出水水质 Table 1 Characteristics of the effluent from the pre-precipitation |
1.3 实验装置
本实验采用SBR反应器, 反应器由有机玻璃制成, 有效容积为6.0 L, 反应器壁上的垂直方向每隔5 cm设置一个取样口.采用机械搅拌, 反应器底部设有曝气盘, 通过气体流量计控制曝气量, 实验装置示意如图 1所示.反应器的运行通过时控开关进行控制, 容积交换率为2/3.
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图 1 反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment |
反应器的运行分为5个阶段, 如表 2所示. S1(1~44 d)为CANON工艺启动阶段, 对反应器进行曝气启动CANON工艺; S2(45~98 d)为SNAD工艺启动阶段, 在进水中添加有机碳源启动SNAD颗粒污泥工艺; S3(99~112 d)、S4(113~144 d)为过渡阶段, 进水氨氮浓度分别为80和40 mg·L-1; S5(145~198 d)为稳定运行阶段, 以预沉淀后生活污水为基质, 研究其处理效果及运行稳定性.不同阶段进水水质指标如表 2所示.
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表 2 实验各阶段水质及操作参数 Table 2 Influent substrate and operational conditions at various periods |
1.5 水质监测参数及分析方法
本实验中NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定; NO3--N采用紫外分光光度法; pH值、DO及温度测定采用便携式WTWpH/Oxi 340i测定仪测定; COD采用有机物快速测定仪测定; 粒径采用Mastersize2000型激光粒度仪测定; 胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用苯酚-硫酸比色法测定; 蛋白质(PN)采用考马斯亮蓝法测定; 混合液悬浮固体含量(MLSS); 挥发性悬浮固体含量(MLVSS)采用标准重量法测定; 其余水质指标的分析方法均采用国标方法[17].
2 结果与讨论 2.1 SNAD工艺启动及低氨氮稳定运行阶段脱氮性能在SBR反应器内接种厌氧氨氧化污泥与污水处理厂A2/O工艺污泥, 厌氧氨氧化污泥浓度为6 237 mg·L-1, 接种600mL; 污水处理厂A2/O工艺污泥浓度为3 862 mg·L-1, 接种1 L, 两种污泥量之比约为1:1.反应器内水温保持在12.7~18.3℃, 启动初期对反应器进行曝气, 先启动CANON工艺.有研究表明[18], AOB对DO的亲和力较NOB强, AOB氧饱和常数一般为0.2~0.4 mg·L-1, NOB氧饱和常数为1.2~1.5 mg·L-1, 低DO浓度可以抑制NOB活性, 但对AOB基本没有影响, 因此为维持反应器的正常运行, 将反应器内DO浓度保持在0.5 mg·L-1左右, 以抑制NOB的生长并富集AOB.
反应器进出水基质浓度变化如图 2所示, 反应器进出水总氮变化及总氮去除率如图 3所示.反应器启动初期出水水质较差, 出水氨氮和COD浓度均处于较高水平, 可能是由于微生物难以适应新环境, 细胞裂解死亡, 并且进水温度仅为13.7℃, 微生物活性较差, 恢复较慢.随反应器的运行, 出水氨氮浓度逐步降低, 总氮去除率逐渐升高.第35 d时, 出水几乎不含氨氮, 总氮去除率达到87.6%, 出水总氮浓度为14.9 mg·L-1, CANON工艺启动成功.
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图 2 反应器进出水氮素及COD变化 Fig. 2 Nitrogen and COD variations of the reactor |
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图 3 反应器进出水总氮变化及总氮去除率 Fig. 3 Total nitrogen variation and total nitrogen removal rate of the reactor |
根据CANON反应方程式(1), 若氨氮与亚硝氮全部由厌氧氨氧化途径去除, 则硝氮生成量与总氮去除量之比为0.11, 因此通常采用出水硝氮增量和总氮去除量之比表示CANON工艺运行情况, 将该值称为特征值.若特征值小于0.11, 说明出水硝氮减少, 反应器内发生反硝化反应, 若特征值大于0.11, 说明NOB活性增强. 图 4为实验期间反应器特征值变化.
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(1) |
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图 4 反应器特征值变化 Fig. 4 Characteristic ratio of the reactors |
S1阶段初期, 由于细菌死亡, 细胞裂解产生COD, 反硝化菌活性较高, 特征值为0.080, 随着有机物被消耗殆尽, 异养菌活性下降, 特征值逐渐增大.在第23 d特征值达到0.115, 与理论值相近, 说明CANON工艺在反应器内占主导地位.随后特征值进一步升高, 可能是由于接种污泥存在部分NOB, 并且启动初期进水氨氮浓度和温度低于NOB的抑制浓度, 虽然反应器内DO浓度较低, 但依然难以抑制NOB活性[19].第35~45 d, 出水硝氮浓度较为稳定, 出水总氮在15.4 mg·L-1左右, 特征值在44 d达到0.127, NOB活性进一步升高.
为降低出水硝氮浓度, 提高总氮去除率, S2阶段在反应器进水中添加100 mg·L-1丙酸钠富集反硝化菌启动SNAD工艺.在基质内加入有机碳源后, 反应器内反硝化菌活性快速提高, 第47 d出水COD浓度小于20 mg·L-1, 特征值减小至0.050.由于有机物负荷的冲击, 厌氧氨氧化菌活性突然降低, 随后厌氧氨氧化菌活性逐渐恢复, 特征值逐渐升高.第59 d出水氨氮浓度逐步降低至1 mg·L-1以下, 总氮去除率达到88.9%, 出水COD浓度小于15 mg·L-1, 特征值在0.11左右, SNAD工艺启动成功.随着反应器的运行, 出水硝氮浓度逐渐升高, 反应器内DO浓度依然保持在0.4 mg·L-1, 总氮去除率逐渐下降至86.9%.第87 d出水硝氮浓度大于14 mg·L-1, 特征值逐渐增大至0.127, 低温低氨氮条件下, 低DO对NOB的抑制作用有限, NOB活性进一步增强.
由于城市污水为低氨氮水质, 而启动阶段氨氮浓度高于生活污水氨氮浓度, 为适应生活污水水质, 使后续阶段正常进行, 逐渐降低进水氨氮浓度, 观察反应器脱氮性能. S3阶段将反应器进水氨氮浓度降低至80 mg·L-1, 其他条件不变, 运行初期氨氮基本被去除.稳定运行阶段平均出水硝氮浓度为11.1 mg·L-1, 反应器总氮去除率减小至83.4%, 特征值增加至0.159, NOB活性提高. Hellinga等[20]发现在温度低于15℃时, NOB的生长速率较高, 有利于它们与厌氧氨氧化菌竞争底物亚硝酸盐, 导致特征值高于理论值. S4阶段将进水氨氮浓度进一步降低至40 mg·L-1, NOB活性进一步升高.
2.2 处理预沉淀后生活污水阶段工艺脱氮性能通过烧杯实验确定预沉淀的具体运行参数, 以求在最经济的条件下达到所需的结果, 本实验采用PAC药剂, 投加量80 mg·L-1, 快速(200 r·min-1)搅拌5 min, 慢速(50 r·min-1)搅拌10 min, 静置30 min后取上清液作为SNAD工艺基质[21].
预沉淀工艺通过在生活污水中添加PAC进行混凝作用, 去除生活污水中较大的悬浮物和呈悬浮状态的有机物, 减轻后续处理的负荷, 保证后续处理工艺的正常运行, 预沉淀后的生活污水氨氮浓度没有较大变化, COD从280 mg·L-1左右降低至120 mg·L-1左右, BOD由100 mg·L-1降低至70 mg·L-1.
BOD5/COD是鉴定污水是否适宜采用生化处理的一个衡量指标[22], 一般认为BOD5/COD>0.30的污水才适于采用生化处理, 该比值越大, 可生化性越好.经过预沉淀工艺处理后, 生活污水中BOD5/COD由0.35提高至0.60, 污水可生化性提高.有研究表明[23~25], C/N高于3并且COD浓度大于300 mg·L-1, 可能会导致SNAD反应器内反硝化菌过量增殖, 影响反应器稳定运行, 并且影响污泥颗粒化, 较低的有机物浓度可以保持反硝化菌缓慢增长并且有利于污泥颗粒化, 当进水COD/NOx--N为2~3时, 厌氧氨氧化耦合反硝化反应器中的厌氧氨氧化菌活性良好.预沉淀工艺出水C/N从5降低至2左右, 出水水质基本满足SNAD工艺稳定运行的条件.
通入预沉淀生活污水后, 反应器水温在17.2~23.6℃, 由于生活污水中杂质较多, 并且水质波动较大, 微生物难以适应环境, 活性降低.第147 d, 出水氨氮去除率减少至19.8%, 出水总氮浓度达到42.6 mg·L-1, 总氮去除率为11.8%, 特征比为0.295, 微生物活性处于较低水平, 随后活性慢慢恢复.第167 d时, 氨氮去除率达到99.0%, 总氮去除率达到84.3%, 出水总氮为9.1 mg·L-1, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A排放标准规定的15.0 mg·L-1, 特征比降低至0.205, 厌氧氨氧化活性逐渐升高, 与反硝化菌和AOB协同作用.
随后反应器进入稳定运行阶段, 之后30 d内, 反应器平均氨氮去除率达到99.2%, 平均出水总氮浓度为12.3 mg·L-1, 总氮去除率稳定在74.2%左右.第197 d, 出水氨氮浓度为0.4 mg·L-1, 出水总氮浓度为12.3 mg·L-1, 总氮去除率达到73.4%, 出水总氮浓度连续30 d达到污水排放标一级A规定.
本实验通过对生活污水进行预沉淀, 实现SNAD颗粒污泥工艺的稳定运行.投加PAC的成本为0.08元·t-1(PAC的价格以1 750元·t-1计), 而传统全程硝化反硝化工艺的运行成本约为1.5元·t-1[26], 与传统工艺相比, SNAD可以节约90%左右的成本[27], 因此本工艺处理生活污水的运行成本大约为0.23元·t-1, 远低于传统工艺.采用生活污水预沉淀工艺不仅满足磷回收的要求, 而且过程简单、操作方便、处理成本较低, 与生物法相比, 预沉淀工艺受季节和温度影响较小, 操作简单灵活, 可以将污染负荷有效控制, 并且处理效果更加稳定.因此本工艺应用于实际工程具有一定的经济价值和环保效益.
2.3 不同阶段EPS及颗粒粒径变化EPS是微生物在其生长过程中分泌的黏性物质, 对污泥颗粒化与颗粒结构的稳定性有较大影响, 因此本实验研究了SNAD工艺启动及稳定运行阶段污泥EPS及颗粒粒径的变化规律.
EPS主要黏附在细胞壁上, 有助于增强微生物对有毒物质的抵抗力, 提高微生物对外界环境变化的适应性[28~30], 其中PN、PS占EPS含量的大部分, 但对污泥颗粒化的作用有所不同[31], PN有利于增强微生物细胞的疏水性[32], 而PS可以提高细胞的吸附作用[33]. PN/PS可以反映颗粒污泥的稳定性, 有研究表明PN/PS越高, 颗粒污泥沉降性能和稳定性能越好[34], 厌氧氨氧化菌活性越高.
反应器内PN和PS含量如图 5所示, 启动初期微生物活性较差, 可能是由于水质的突然改变导致微生物难以适应新环境, 并且进水水温较低, 微生物活性难以恢复, PN和PS含量增长缓慢.随着微生物逐渐适应新环境, EPS含量逐渐增大, 絮状污泥在水力剪切和EPS的双重作用下凝聚黏附逐渐形成颗粒.第41 d, PN含量增长至14.7 mg·g-1, PS含量达到9.3 mg·g-1, PN/PS增长至1.65, 微生物活性逐渐恢复, 分泌较多EPS. S2阶段在反应器进水中添加丙酸钠, 适量的有机物可以促进微生物分泌胞外聚合物[35], PN、PS增长速率逐渐加快. S2阶段末期PS含量增长至12.8 mg·g-1, PN含量增长至28.0 mg·g-1, PN/PS达到2.55, 污泥沉降性能基本稳定.
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图 5 反应器中PS和PN含量变化 Fig. 5 Variations in the contents of PS and PN in the reactor |
S3、S4阶段将进水氨氮浓度分别降至80 mg·L-1和40 mg·L-1, PS和PN的含量进一步升高, 但由于低氨氮运行使反应器中NOB出现过量增殖的现象, 厌氧氨氧化菌与NOB竞争中处于劣势, 厌氧氨氧化菌活性受到抑制, 分泌PN量减少, 因此污泥PN/PS随之降低, 反应器PN/PS由2.76后逐渐下降至2.44, 污泥沉降性能变差.
反应器通入预沉淀生活污水后, 水质波动较大, 并且进水水质复杂, 微生物活性下降, PS增长速率下降, 随后微生物逐渐适应进水水质, PN/PS升高, 与李冬等[36]的研究相似, 以生活污水为基质的颗粒污泥工艺, PN含量增长较快.第171 d, PN含量达到59.7mg·g-1, PN/PS为2.58, 反应器内微生物逐渐适应进水水质, 颗粒污泥系统逐渐稳定, PN/PS稳定在2.63.
反应器颗粒粒径分布如图 6所示, 由于接种污泥部分为污水厂絮状污泥, 粒径较小, 并且反应器内水温较低, 微生物活性较低, 粒径平均增长速率总体较慢.启动初期反应器平均粒径为152.7 μm, 通过控制沉淀时间排出部分沉淀性能较差的污泥并且经过曝气水流剪切力的作用, 在第41d平均粒径增长至247.9 μm, 随后在进水中添加有机物, 反硝化菌活性逐渐恢复, 繁殖速率加快, 粒径随之增大, 第91 d粒径增大至403.6 μm, SNAD颗粒污泥启动成功. S3、S4阶段为过渡阶段, 进水氨氮浓度下降至80 mg·L-1和40 mg·L-1, 反应器内NOB活性升高, 厌氧氨氧化活性相对下降, 反应器稳定性变差, 粒径增长速率较慢.通入预沉淀生活污水后, 颗粒粒径进一步增长, 第191 d颗粒粒径达到542.3 μm, 较低的COD浓度可以使反应器内厌氧氨氧化菌、AOB和反硝化菌耦合良好, 分泌更多的EPS, 促进颗粒形成, 并且生活污水促进PN的生成, 污泥颗粒化迅速.
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图 6 污泥的平均颗粒粒径 Fig. 6 Mean particle size of the sludge |
(1) 低温条件下, 采用配水启动SNAD颗粒污泥工艺, 低氨氮稳定运行后, 氨氮去除率大于98%, 总氮去除率在89%左右, 出水总氮浓度小于10 mg·L-1, 达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A类排放标准要求.
(2) 通过对生活污水进行预沉淀, 可以去除城市生活污水中约50%的COD, 使C/N比从6~7降低至2~3.经过SNAD颗粒污泥工艺反应后, 出水总氮去除率达到86.5%, 出水COD浓度在35 mg·L-1以下, 出水氨氮和总氮浓度在0.9 mg·L-1和8.2 mg·L-1左右, 实现将生活污水中碳氮同步高效去除的目的.
(3) 以预沉淀后生活污水为基质, 可以促进微生物分泌较多PN, 增加细胞表面疏水性, 促进污泥颗粒化, 反应器PN/PS最终稳定在2.63左右, 颗粒粒径达到542.3 μm, 颗粒污泥系统运行良好.
| [1] | Jetten M S M, Horn S J, van Loosdrecht M C M. Towards a more sustainable municipal wastewater treatment system[J]. Water Science and Technology, 1997, 35(9): 171-180. DOI:10.2166/wst.1997.0341 |
| [2] | Third K A, Sliekers A O, Kuenen J G, et al. The CANON system (completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite) under ammonium limitation:interaction and competition between three groups of bacteria[J]. Systematic and Applied Microbiology, 2001, 24(4): 588-596. DOI:10.1078/0723-2020-00077 |
| [3] | 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 |
| [4] | Jetten M S M, Strous M, van de Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium[J]. FEMS Microbiology Reviews, 1998, 22(5): 421-437. DOI:10.1111/j.1574-6976.1998.tb00379.x |
| [5] |
唐崇俭, 郑平, 陈建伟. 流加菌种对厌氧氨氧化工艺的影响[J]. 生物工程学报, 2011, 27(1): 1-8. Tang C J, Zheng P, Chen J W. Effect of sequential biocatalyst addition on Anammox process[J]. Chinese Journal of Biotechnology, 2011, 27(1): 1-8. |
| [6] | Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge[J]. Water Research, 2011, 45(1): 135-144. DOI:10.1016/j.watres.2010.08.018 |
| [7] | Thiele J H, Wu W M, Jain M K, et al. Ecoengineering high rate anaerobic digestion systems:analysis of improved syntrophic biomethanation catalysts[J]. Biotechnology and Bioengineering, 1990, 35(10): 990-999. DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290 |
| [8] | Franco A, Roca E, Lema J M. Granulation in high-load denitrifying upflow sludge bed (USB) pulsed reactors[J]. Water Research, 2006, 40(5): 871-880. DOI:10.1016/j.watres.2005.11.044 |
| [9] | Zheng P, Lin F M, Hu B L, et al. Performance of Anammox granular sludge bed reactor started up with nitrifying granular sludge[J]. Journal of Environmental Sciences, 2004, 16(2): 339-342. |
| [10] | Keluskar R, Nerurkar A, Desai A. Development of a simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonia oxidation and denitrification (SNAD) bench scale process for removal of ammonia from effluent of a fertilizer industry[J]. Bioresource Technology, 2013, 130: 390-397. DOI:10.1016/j.biortech.2012.12.066 |
| [11] | Daverey A, Hung N T, Dutta K, et al. Ambient temperature SNAD process treating anaerobic digester liquor of swine wastewater[J]. Bioresource Technology, 2013, 141: 191-198. DOI:10.1016/j.biortech.2013.02.045 |
| [12] | Niu S B, Chen M Q, Li Y, et al. Combustion characteristics of municipal sewage sludge with different initial moisture contents[J]. Journal of Thermal Analysis and Calorimetry, 2017, 129(2): 1189-1199. DOI:10.1007/s10973-017-6262-z |
| [13] |
李冬, 何永平, 张肖静, 等. 有机碳源对SNAD工艺脱氮性能及微生物种群结构的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2016, 48(2): 68-75. Li D, He Y P, Zhang X J, et al. Effect of organic carbon on nitrogen removal and the microbial communities in SNAD process[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2016, 48(2): 68-75. DOI:10.3969/j.issn.1009-1971.2016.02.012 |
| [14] | Matilainen A, Vepsäläinen M, Sillanpää M. Natural organic matter removal by coagulation during drinking water treatment:A review[J]. Advances in Colloid and Interface Science, 2010, 159(2): 189-197. DOI:10.1016/j.cis.2010.06.007 |
| [15] | Sperczyńska E, Dąbrowska L, Wi Ds' niowska E. Removal of turbidity, colour and organic matter from surface water by coagulation with polyaluminium chlorides and with activated carbon as coagulant aid[J]. Desalination and Water Treatment, 2016, 57(3): 1139-1144. DOI:10.1080/19443994.2014.989634 |
| [16] | Dabrowska L, Rosinska A. Removal of PCBs and heavy metal ions from surface water by coagulation[J]. Rocznik Ochrona Srodowiska, 2013, 15(1): 1228-1242. |
| [17] | 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. |
| [18] | Laanbroek H J, Gerards S. Competition for limiting amounts of oxygen between Nitrosomonas europaea and Nitrobacter winogradskyi grown in mixed continuous cultures[J]. Archives of Microbiology, 1993, 159(5): 453-459. DOI:10.1007/BF00288593 |
| [19] |
刘涛, 李冬, 曾辉平, 等. 氨氮浓度对CANON工艺功能微生物丰度和群落结构的影响[J]. 环境科学, 2013, 34(2): 773-780. Liu T, Li D, Zeng H P, et al. Assessment of the effect of influent NH4+-N concentration on the abundance and community structure of functional bacteria in CANON process[J]. Environmental Science, 2013, 34(2): 773-780. |
| [20] | Hellinga C, Schellen A A J C, Mulder J W, et al. The sharon process:an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water[J]. Water Science and Technology, 1998, 37(9): 135-142. DOI:10.2166/wst.1998.0350 |
| [21] | 梁建海.大庆生活污水处理厂脱氮除磷技术改造研究[D].长春: 吉林大学, 2013. |
| [22] | Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) and denitrification[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(9): 3331-3336. DOI:10.1016/j.biortech.2007.08.029 |
| [23] |
傅金祥, 童颖, 于鹏飞, 等. 有机物对厌氧氨氧化的双向影响及抑制解除[J]. 工业水处理, 2014, 34(7): 19-22. Fu J X, Tong Y, Yu P F, et al. Two-way effect and disinhibition effect of organic matter on Anammox[J]. Industrial Water Treatment, 2014, 34(7): 19-22. |
| [24] |
谭发, 王敦球, 金樾, 等. 有机碳源对一体化厌氧氨氧化反应器脱氮性能的影响[J]. 安全与环境工程, 2016, 23(4): 44-50. Tan F, Wang D Q, Jin Y, et al. Effect of organic carbon source on nitrogen removal performance of one-stage anammox reactor[J]. Safety and Environmental Engineering, 2016, 23(4): 44-50. |
| [25] |
管勇杰, 于德爽, 李津, 等. 有机碳源作用下厌氧氨氧化系统的脱氮效能[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 654-664. Guan Y J, Yu D S, Li J, et al. Nitrogen removal performance of ANAMMOX with different organic carbon sources[J]. Environmental Science, 2017, 38(2): 654-664. |
| [26] |
谭雪, 石磊, 马中, 等. 基于污水处理厂运营成本的污水处理费制度分析——基于全国227个污水处理厂样本估算[J]. 中国环境科学, 2015, 35(12): 3833-3840. Tan X, Shi L, Ma Z, et al. Institutional analysis of sewage treatment charge based on operating cost of sewage treatment plant-an empirical research of 227samples in China[J]. China Environmental Science, 2015, 35(12): 3833-3840. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2015.12.039 |
| [27] | Mulder A. The quest for sustainable nitrogen removal technologies[J]. Water Science and Technology, 2003, 48(1): 67-75. DOI:10.2166/wst.2003.0018 |
| [28] | Liu Y, Fang H H P. Influences of extracellular polymeric substances (EPS) on flocculation, settling, and dewatering of activated sludge[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2003, 33(3): 237-273. DOI:10.1080/10643380390814479 |
| [29] | Zhang Z Q, Xia S Q, Wang X J, et al. A novel biosorbent for dye removal:extracellular polymeric substance (EPS) of Proteus mirabilis TJ-1[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 163(1): 279-284. DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.06.096 |
| [30] | Liu Y, Lam M C, Fang H H. Adsorption of heavy metals by EPS of activated sludge[J]. Water Science & Technology, 2001, 43(6): 59-66. |
| [31] |
曹剑锋, 张鹏英, 陈靠山. 稀土钕元素的生物学效应及机制研究进展[J]. 植物生理学通讯, 2010, 46(4): 325-328. Cao J F, Zhang P Y, Chen K S. Research advance of rare earth neodymium biological effects and mechanis[J]. Plant Physiology Communications, 2010, 46(4): 325-328. |
| [32] | 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 |
| [33] | Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The role of cellular polysaccharides in the formation and stability of aerobic granules[J]. Letters in Applied Microbiology, 2001, 33(3): 222-226. DOI:10.1046/j.1472-765x.2001.00986.x |
| [34] | Sanin S L, Sanin F D, Bryers J D. Effect of starvation on the adhesive properties of xenobiotic degrading bacteria[J]. Process Biochemistry, 2003, 38(6): 909-914. DOI:10.1016/S0032-9592(02)00173-5 |
| [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] |
李冬, 吴青, 梁瑜海, 等. 不同基质条件对亚硝化污泥胞外聚合物的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2015, 47(4): 81-86. Li D, Wu Q, Liang Y H, et al. Effect of substrate concentration and type on the content of extracellular polymeric substances in the nitrification sludge[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2015, 47(4): 81-86. |