环境科学  2019, Vol. 40 Issue (5): 2310-2316   PDF    
引用本文
吴春雷, 荣懿, 刘晓鹏, 史会欣, 章武首, 金鹏康, 马文伟. 基于分区供氧与溶解氧调控的低C/N比污水短程硝化反硝化[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2310-2316.
WU Chun-lei, RONG Yi, LIU Xiao-peng, SHI Hui-xin, ZHANG Wu-shou, JIN Peng-kang, MA Wen-wei. Partial Nitrification and Denitrification of Low C/N Ratio Sewage Based on Zoning Oxygen and Dissolved Oxygen Control[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2310-2316.
基于分区供氧与溶解氧调控的低C/N比污水短程硝化反硝化
吴春雷1, 荣懿1, 刘晓鹏2, 史会欣1, 章武首3, 金鹏康1, 马文伟4     
1. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院, 西安 710055;
2. 西安市第五污水处理厂, 西安 710016;
3. 陕西朗正环保科技有限公司, 西安 710065;
4. 陕西环保集团水环境有限公司, 西安 710003
收稿日期: 2018-09-05; 修订日期: 2018-11-21
基金项目: 国家重点研发计划项目（2016YFC0400701）；陕西省科技统筹创新工程计划项目（2016TZC-S-19-3）；陕西省重点科技创新团队项目（2013KCT-13）
作者简介: 吴春雷(1993~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为水与废水的深度处理技术, E-mail:1009750256@qq.com
通信作者: 金鹏康, E-mail:pkjin@hotmail.com
摘要: 针对城镇污水中碳源不足、C/N比低导致脱氮性能不佳的问题，建立了A2/O中试装置，通过调整系统缺氧/好氧分区比例及好氧区溶解氧水平，探究亚硝氮积累率及氮类污染物去除情况.结果表明，在DO为2.0~2.5 mg·L-1条件下，改变缺氧/好氧分区比例对系统的影响较小，难以实现短程硝化；当控制DO为0.5~0.8mg·L-1、V缺:V好=1:1时为系统最优工况，此时系统好氧区末端亚硝氮积累率稳定在62%以上，出水总氮降至9.0mg·L-1，能够实现深度脱氮的目标.分析硝化菌表观活性可知，最优工况下SAOR与SNOR分别（以N/VSS计）为0.14 g·（g·d）-1和0.04 g·（g·d）-1，二者差值较试验其他阶段更为明显，即NOB活性受到更高程度抑制是提高亚硝氮积累率的直接原因.Illumina MiSeq测序结果表明，该阶段NOB数量显著低于其他阶段.通过间歇OUR法分析缺氧区进出口碳源组成情况，结果表明最优工况下系统通过短程硝化节约碳源27.3%，可生化性COD在缺氧区消耗63.6%，远高于其他阶段，是低C/N比城市污水实现深度脱氮的碳源有力保障.
关键词: 分区供氧      短程硝化反硝化      低碳氮比      深度脱氮      城市污水     
Partial Nitrification and Denitrification of Low C/N Ratio Sewage Based on Zoning Oxygen and Dissolved Oxygen Control
WU Chun-lei1 , RONG Yi1 , LIU Xiao-peng2 , SHI Hui-xin1 , ZHANG Wu-shou3 , JIN Peng-kang1 , MA Wen-wei4     
1. School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China;
2. Xi'an Fifth Sewage Treatment Plant, Xi'an 710016, China;
3. Shaanxi Langzheng Environmental Protection Technology Co., Ltd., Xi'an 710065, China;
4. Shaanxi Environmental Protection Group Water Environment Co., Ltd., Xi'an 710003, China
Abstract: Poor nitrogen removal from municipal sewage is mainly due to insufficient carbon source and low C/N ratio. The A2/O pilot plant was established to investigate the accumulation rate of nitrous nitrogen and the removal of nitrogen pollutants by adjusting the ratio of anoxic/aerobic zoning and dissolved oxygen levels in the aerobic zone. The results showed that when DO is 2.0-2.5 mg·L-1, changing the ratio of anoxic to aerobic zoning had little effect on the reaction system, and it was difficult to realize partial nitrification. When DO is 0.5-0.8 mg·L-1, VAnoxic:VAerobic=1:1, this is the best working condition of the system. The accumulation rate of nitrous nitrogen at the end of aerobic zone is stable at more than 62%, and the total nitrogen of effluent is reduced to 9.0 mg·L-1, which can achieve the goal of deep denitrification. Analyzing the apparent activity of nitrifying bacteria, it was found that the SAOR and SNOR (according to N/VSS calculation) were 0.14 g·(g·d)-1 and 0.04 g·(g·d)-1, respectively, under the optimum conditions. The difference between them was more obvious than that in other stages of the experiment, that is, the higher inhibition of NOB activity was the direct reason for the increase of nitrite accumulation rate. Illumina MiSeq sequencing showed that the number of NOB in this stage was significantly lower than that in other stages. Intermittent OUR method was used to analyze the composition of carbon sources at the inlet and outlet of the anoxic zone. The results showed that short-cut nitrification and denitrification could save 27.3% of the carbon sources under the optimal operating conditions. The biodegradable COD consumption in the anoxic zone was 63.6%, which was much higher than that in other stages.
Key words: zoning oxygen      partial nitrification and denitrification      low C/N      advanced nitrogen removal      municipal sewage     

日益严格的城镇污水排放标准对于污水的深度脱氮除磷提出更高要求[1], 作为环境治理的主要承担者, 陕西省政府对渭河沿岸城镇污水厂氮磷污染物的深度去除极为重视.目前, 生物脱氮作为氮类污染物去除的主要方式[2], 包括了硝化与反硝化两个阶段, 在实际过程中常常由于反硝化阶段碳源不足而成为限制深度脱氮的主要因素[3~5].基于亚硝化阶段直接转入反硝化而提出的短程硝化反硝化工艺能够在一定程度上缓解碳源不足的缺陷, 根据化学计量学, 1 mol的亚硝酸盐(NO2-)与硝酸盐(NO3-)被还原为N2所需的BOD分别为1.71 mol与2.86 mol[6], 因而该工艺理论上可节约40%的碳源[7]; 此外, 由于硝化进程的缩短, 将有效节省曝气量达25%[7].而成功实现短程硝化反硝化的关键在于富集氨氧化细菌(AOB)同时抑制亚硝氮氧化细菌(NOB)的活性[8].

目前针对城市污水短程硝化反硝化处理的研究多采用实验室规模的序批式反应装置(SBR)[9~11], 研究成果表明间歇曝气是SBR反应器实现短程硝化反硝化的有效途径之一[12, 13], 同时对间歇曝气的曝气强度[14]及曝/停时间比[15]进行了深入探究.然而, 采用连续流反应器对实际城市污水开展的短程硝化中试研究却为数不多[16], 且其中多数只关注好氧区低DO环境对NOB的淘洗作用[17, 18].当前我国采用连续流工艺的城镇污水处理厂约占总数的90%, 其中A/O及A2/O工艺占到50%以上[19].因此, 研究A2/O工艺的短程硝化启动与参数优化, 对城镇污水处理厂的提标改造及节能降耗具有重要的现实意义.

结合SBR反应器间歇曝气模式下对曝/停比的研究思路, 本文在探究A2/O反应器好氧区DO水平对硝化进程影响的基础上, 进一步考察不同缺氧/好氧区停留时间对亚硝酸盐的积累情况及系统的脱氮性能的影响; 另外, 由于推流式反应器在流速一定的条件下, 停留时间与容积成正比, 因此分区比例的差异可以直观地表现反应进程.

1 材料与方法 1.1 试验装置与运行程序

分区供氧改进型A2/O中试反应装置建设于西安市某污水处理厂研究基地, 采用不锈钢板焊接而成, 缺氧区与好氧区之间设置一系列挡板卡槽, 通过改变挡板位置保证所需的试验条件; 其平面示意图如图 1所示, 反应器总容积为7.8 m3, 其中沉淀池与浓缩池为1.5 m3, 为减小污泥回流对二沉池底部的扰动影响, 采用气提方式先将污泥输送至浓缩池再经污泥回流泵回流至厌氧区入口与进水混合; 厌氧区容积为0.9 m3, 其余部分为缺氧区与好氧区, 二者容积之比可满足1:2、1:1、1.5:1这3种分区比例下的调控, 混合液回流通过污水泵由好氧区出口至缺氧区入口.进水及回流量采用电磁流量计控制, 曝气量通过高精度转子流量计调节.

图 1 分区供氧改进型A2/O中试反应装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of modified A2/O pilot reactor for oxygen supply in partitions

反应装置运行情况如表 1所示, 试验周期为146 d, 分为6个阶段, 分别考察好氧区不同DO浓度及缺氧/好氧分区比例交互作用下短程硝化反硝化性能.试验期间控制污泥浓度(MLSS)为(3 500±200)mg·L-1, 温度为(25±1)℃, 污泥龄(SRT)为12 d, 水力停留时间10.5 h.

表 1 分区供氧改进型A2/O反应器运行状况 Table 1 Operating conditions of modified A2/O reactor for oxygen supply in partitions

1.2 进水及接种污泥

采用西安市某污水处理厂曝气沉砂池出水经自制水箱进一步沉淀后作为反应装置进水, 进水量为0.6 m3·h-1, 主要水质指标如表 2所示.

表 2 进水水质情况/mg·L-1 Table 2 Influent water quality/mg·L-1

接种污泥选用西安市某污水处理厂(A2/O工艺, 处理量20万m3·d-1)好氧池末端混合液.

1.3 分析方法

进出水及混合液样品的NH4+、NO2-、NO3-经0.45 μm滤膜过滤后, 取滤液采用国标方法检测; 进出水TN、TP、COD按照国标方法直接检测; 混合液COD采用100 mL量筒静沉30 min后取上清液测定; DO、pH值及水温监测采用哈希公司WTW自动测定仪.

污水COD组分测定采用间歇OUR法：将待测混合液静沉后, 取上清液1 L分析测定, 具体方法如文献[20]所述.

微生物群落分析采用Illumina MiSeq测序技术; 采用CTAB方法提取样本的基因组DNA, 之后利用琼脂糖凝胶电泳检测DNA的纯度和浓度, 取适量的样品于离心管中, 使用无菌水稀释至1 ng·μL-1.以稀释后的基因组DNA为模板, 根据测序区域的选择, 使用带Barcode的特异引物, New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶进行PCR, 确保扩增效率和准确性.

1.4 计算方法 1.4.1 NAR的计算

NAR指亚硝氮积累率, 为好氧区末端NO2-占NO2-、NO3-之和的比例：

(1)

式中, NO2(好)-和NO3(好)-分别表示好氧区末端NO2-和NO3-的浓度, mg·L-1.

1.4.2 SAOR与SNOR的计算

分别采用比氨氮氧化速率和比亚硝酸盐氧化速率作为表征AOB和NOB活性的参数[21].

(2)
(3)

式中, NH4, s+和NO2, s-分别表示批次硝化反应开始时刻NO2-和NH4+的浓度, mg·L-1; NH4, e+和NO2, e-为批次反应结束时刻的浓度, mg·L-1; MLVSS为挥发性污泥浓度, mg·L-1; t是批次硝化时间, s.

2 结果与讨论 2.1 氮的形态转化与去除性能

试验过程依据缺氧/好氧分区比例及好氧区末端溶解氧DO分为6个阶段, 旨在探究系统脱氮性能及短程硝化作用的最优工况.好氧区出水中NOx--N构成及亚硝氮积累率、反应器对氮类污染物去除情况分别如图 2和图 3所示.

图 2 好氧区末端亚硝氮积累情况 Fig. 2 Nitrite accumulation at the end of aerobic zone

图 3 氮类污染物去除情况 Fig. 3 Removal of nitrogen pollutants

第1阶段, 控制DO为2.0~2.5 mg·L-1、V缺:V好为1:2, 此时好氧区末端NO2-浓度在0.25mg·L-1波动, 亚硝氮积累率不足3%;系统硝化类型属于全程硝化, NH4+-N去除高于95%, 反硝化效率限制了TN的进一步去除, 出水中氮多以NO3-形式存在, TN均值为13.3 mg·L-1.第2阶段, 调整V缺:V好为1:1, NAR与前一阶段基本持平, 反应器对氮的去除性能未见明显变化.随着好氧区容积的进一步降低(V缺:V好为1.5:1), NO2-开始呈现增加趋势, 第3阶段末NO2-浓度可稳定在1.0 mg·L-1, 而NO3-浓度较前两个阶段显著降低, 基本稳定在8.0mg·L-1以下, 此时NAR最高达到12.9%;然而该值仍远低于短程硝化反硝化的理论界定值(50%), 仅表明曝气时间缩短对NOB具有一定抑制作用.此外, 从脱氮效果来看, 虽然NH4+-N去除相对于阶段1、2略有降低, 但系统对TN降解并未受到影响, TN平均去除率为73.7%.因此, 就试验前三阶段整体而言, 当反应器以高DO运行时, 调整缺氧/好氧分区比例对系统硝化类型没有明显改变.

第4~6阶段控制好氧区DO为0.5~0.8mg·L-1.其中第4阶段V缺:V好为1.5:1, 结果表明好氧区末端NO3-大幅度降低, 由7.5mg·L-1降至2.8mg·L-1, 并发生NO2-相对积累, 但NAR仍低于25%;从氮的去除情况分析, NH4+-N去除率降至70%以下, 出水NH4+-N最高达到7.85mg·L-1, 出水TN相应增加, 氮的降解性能较差.说明在低DO与短时间曝气的双重作用下, 硝化细菌活性受到严重抑制, 且这种抑制作用有加剧趋势, 为保证系统微生物活性, 及时终止该阶段.第5阶段将V缺:V好调整为1:1, 随着系统运行, 好氧区末端NAR逐步上升, 最终稳定在62.6%, 该值与付国楷等[22]倒置型A2/O中试的短程硝化效果(NAR≈65%)较为接近; 由于微生物逐渐适应环境变化, 本阶段末NH4+-N去除率升至95%;出水TN降至9.0mg·L-1, TN去除率可达83.9%, 较高DO全程硝化工况下提高9.2%, 实现深度脱氮的目标.第6阶段, V缺:V好增加至1:2, 曝气时间延长, 短程硝化系统崩溃, NAR在试验末期降为5.9%;由脱氮性能分析, 该阶段工况变化对NH4+-N影响较小, NH4+-N去除率依然保持在95.6%, 而TN去除率降至72.3%, 出水TN超过13.0 mg·L-1; 本阶段结果表明, 随着活性污泥与分子氧接触的几率增加, NOB在低氧状态下受到的抑制作用得以减弱甚至解除.综合阶段4~6, 说明在低DO环境下, 缺氧区与好氧区容积的合理设置对于短程硝化的高效诱导至关重要.

2.2 碳源利用情况分析

系列活性污泥模型(ASMs)对废水COD组分进行了划分.有研究表明快速易生物降解COD (RBCOD)和慢速可生物降解COD (SBCOD)直接与微生物增殖、氧利用动态特性以及营养物的去除有关[23].根据ASM-1模型, 异养反硝化菌的作用更依赖于易生物降解底物[24]; 而SBCOD作为城市污水COD的主要组分多以大分子物质存在, 无法被异养菌直接利用, 需水解为小分子物质方可参与生化反应, 而充足的缺氧区HRT是水解作用的必要条件.

每一阶段从第10 d起, 间隔2 d, 分别取缺氧区首、末端混合液测定碳源组分, 并以本阶段最后3次数据的平均值进行分析.各阶段COD组分构成及利用情况如图 4所示.

每阶段的两条柱分别为：缺氧区首端、缺氧区末端 图 4 不同点位水样COD含量及其组分变化 Fig. 4 Variation of COD content and composition in water samples at various locations

由图 4对缺氧区碳源变化分析可知, 第1、2阶段碳源消耗量基本相同, 这是因为二者缺氧/好氧容积比虽然不同, 但曝气强度较大, 硝化程度较高, 此时回流液中NO3-浓度高, 因此反硝化过程反应推动力较大直至SBCOD在缺氧区末端消耗殆尽仍有较大一部分NO3-存在.第3阶段, 缺氧区末端RBCOD与SBCOD开始有所提升, 原因在于缺氧/好氧容积比进一步增大, 这时硝化程度较前两个阶段明显降低, 且回流液中存在少部分NO2-, 反硝化过程对于碳源的需求量降低; 此外, 随着缺氧区HRT增加水解反应加剧, 缺氧区末端发生RBCOD积累.第4阶段, 保持第3阶段相同的缺氧/好氧容积比而降低DO(0.5~0.8 mg·L-1), RBCOD与SBCOD均呈现进一步上升趋势, 验证了上述结论的合理性; 另外, 大量积累的可生化性COD进入好氧区将会造成异养菌与自养硝化菌的竞争, 且后者比增殖速率远小于前者, 因此NH4+-N去除性能显著下降.第5阶段, 随着好氧区HRT延长, 硝化作用逐渐恢复, 此时反硝化对碳源的需求量与缺氧区碳源的水解反应基本达到平衡, 所以碳源利用效率较高.第6阶段, 缺氧区容积减小, 水解作用成为限制反硝化的主要因素, 碳源利用率下降, 导致COD积累.

另外, 分析低DO状态下COD的消耗情况, 阶段5污水中COD在缺氧段降低42.5%, 与生化作用直接相关的可生化性COD降低63.6%, 而第4、6阶段可生化性COD分别降低为27.9%、33.3%.相对于低氧环境的其他阶段, 第5阶段回流硝化液中电子受体(主要为NO2-)的量与缺氧段碳源水解处于动态平衡, 是利用碳源合理分配保证反硝化深度脱氮的必要条件.

相对于全程硝化而言, 短程硝化的优点在于尽可能地降低反硝化的碳源需求, 因此对各工况缺氧段去除单位质量NOx--N(NO3--N与NO2--N之和)所消耗COD的量进行分析, 其结果如图 5所示.高DO状态下, 系统反硝化去除单位质量的NOx--N消耗COD的量明显高于低DO状态下对COD的消耗量, 其中差异最为显著的第1、5阶段(以COD/N计)分别为4.4 mg·mg-1、3.2 mg·mg-1, 表明在短程硝化效果最优工况下节约碳源量27.3%, 该值较理论值有所降低, 这是因为回流硝化液中仍有一部分NO3-存在, 同时其他生化过程也对COD的消耗具有一定贡献.

图 5 各阶段去除单位质量NOx--N消耗COD情况 Fig. 5 COD consumption per unit mass NOx--N at each stage

2.3 微生物环境分析

结合图 2发现, 在高DO状态下, 调节缺氧/好氧容积比无法实现NO2--N有效积累, 而低DO条件下NAR相对较高, 表明相对于缺氧/好氧分区比例, DO对短程硝化的实现起到决定性作用.根据以往研究结论, AOB、NOB的DO饱和常数分别为0.3~0.5 mg·L-1、0.7~1.8 mg·L-1[25], 即在低DO条件下AOB生长速率大于NOB.因此, 当系统DO维持在2.0~2.5 mg·L-1时, 好氧区曝气时间减少对于AOB与NOB竞争体系造成不利影响也可由高DO进行修复, 系统的硝化速率较高, 在较短的好氧区HRT下也能实现全程硝化.

而在低DO条件下, NAR随缺氧/好氧容积比的调节变化明显, 且第5阶段成功实现短程硝化, 此时主要的运行参数：好氧区DO为0.5~0.8 mg·L-1, 缺氧、好氧HRT均为4.5 h.首先, 低DO环境自身会对NOB的增长繁殖形成的一定的抑制; 其次, 缺氧好氧交替的运行模式有利于NO2--N积累, 其对NOB的抑制程度与缺氧持续时间成正比[26].在阶段5条件下, 缺氧/好氧间歇时间比能够满足保留AOB而淘洗NOB的环境条件, 从而实现NO2--N高效积累.而阶段4由于缺氧时间过长, AOB受到的抑制作用同样不可忽视; 同时如2.2节分析, 过多的有机碳源进入好氧区发生异养菌竞争加剧, 从而降低NH4+-N氧化效率.阶段6, 曝气时间延长, 在好氧区生成的NO2-无法在缺氧区及时通过反硝化去除, NO2--N在好氧区内进一步被少量NOB缓慢氧化成NO3--N, 充足的底物供应使NOB的饥饿状态得到缓解并逐渐恢复活性; 同时长时间的低氧状态也会对NOB具有驯化作用, 在一定程度上削弱低DO对其抑制作用.

为了定量分析亚硝氮高效积累的关键因素, 采用SAOR与SNOR作为表征AOB、NOB表观活性的参数, 取每一阶段最后3 d的数据进行分析.各阶段SAOR及SNOR变化情况如图 6所示.

图 6 各阶段SAOR与SNOR变化情况 Fig. 6 Changes of SAOR and SNOR in different stages

由图 6可见, 高DO状态下的SAOR及SNOR整体高于低DO状态下的SAOR及SNOR; 且高DO条件下, 随着缺氧/好氧容积比的增大, 两者变化幅度基本一致, 因此NO2--N难以积累.而低DO条件下, SAOR与SNOR的变化幅度出现较大差异, 随着好氧区HRT增加, 由阶段4至阶段5, SAOR与SNOR分别增长75.0%、14.3%, 而阶段5至阶段6, 二者相应增长33.0%、150.0%.由此可见, 当缺氧/好氧容积比超过1:1时, 继续增加曝气时间对AOB活性的促进作用远小于NOB, 此时NOB活性快速升高, 系统在阶段5形成的短程硝化体系遭到破坏.

为进一步探究短程硝化的实现机制, 对1、5、6阶段末的微生物群落进行检测, 通过Illumina MiSeq测序分析, 以说明NO2--N积累的微生物学原因. 图 7为不同试验阶段硝化细菌在属水平上的分类结果.测序结果显示AOB主要包括亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)与亚硝化螺旋菌属(Nitrosospira), 而NOB以硝化螺旋菌属(Nitrospira)与硝化球菌属(Nitrococcus)为主. AOB在微生物群落中分布占比由第1阶段0.96%至第5阶段变为0.89%, 而NOB的相应变化由3.73%降至1.57%, 二者的变化率分别为7.3%和57.9%, 表明分区比例及DO浓度的调整对NOB的淘洗作用更为显著, 这与AOB和NOB表观活性分析结论相一致.阶段6, 随着曝气时间延长, AOB和NOB占比分别为0.9%和3.39%, 该阶段NOB数量迅速增加而AOB基本稳定, 因此短程硝化体系遭到破坏.综合各阶段硝化细菌群落分布, 说明NOB相对于AOB而言对于生境变化更为敏感[27].

图 7 典型阶段硝化细菌属水平分布占比 Fig. 7 Proportion of nitrobacterium on genus level on typical stage

3 结论

(1) 相对于缺氧/好氧分区比例而言, DO对短程硝化的实现起到决定性作用; 高DO条件下, 改变分区比例均无法实现短程硝化, 而在低DO条件下, 调整分区比例对运行效果影响显著.当DO为0.5~0.8mg·L-1, V缺:V好为1:1时, NAR最高可达62.6%, 出水TN降至9.0 mg·L-1, 可实现深度脱氮的目标.

(2) 在最优工况下, 通过短程硝化去除单位质量NOx--N消耗COD的量与消耗量最高的阶段1相比降低27.3%, 另外可生化性COD在缺氧区利用率为63.6%, 远高于其他阶段.表明有机碳源在缺氧区的消耗量与回流硝化液中电子受体含量及碳源水解反应程度相关.

(3) 在高DO条件下, AOB与NOB的活性与低DO条件下相比整体较高; 在低DO条件下, AOB与NOB活性随着好氧区曝气时间延长而增加, 但二者对曝气时间增加的敏感度存在差异; 微生物群落分析发现, 与典型的全程硝化阶段相比, 短程硝化效率最高工况下AOB、NOB分别降低7.3%、57.9%, 表明分区比例及DO浓度的调整对NOB的淘洗作用更为显著.

参考文献
[1] Zhou H X, Li X, Xu G R, et al. Overview of strategies for enhanced treatment of municipal/domestic wastewater at low temperature[J]. Science of the Total Environment, 2018, 643: 225-237. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.06.100
[2] Liu H B, Chen Z H, Guan Y N, et al. Role and application of iron in water treatment for nitrogen removal:A review[J]. Chemosphere, 2018, 204: 51-62. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.04.019
[3] Pelaz L, Gómez A, Letona A, et al. Nitrogen removal in domestic wastewater. Effect of nitrate recycling and COD/N ratio[J]. Chemosphere, 2018, 212: 8-14. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.08.052
[4] Chen Y Z, Li B K, Ye L, et al. The combined effects of cod/n ratio and nitrate recycling ratio on nitrogen and phosphorus removal in anaerobic/anoxic/aerobic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) systems[J]. Biochemical Engineering Journal, 2015, 93: 235-242. DOI:10.1016/j.bej.2014.10.005
[5] 桑浪涛, 石烜, 张彤, 等. 城市污水管网中污染物冲刷与沉积规律[J]. 环境科学, 2017, 38(5): 1965-1971.
Sang L T, Shi X, Zhang T, et al. Law of pollutant erosion and deposition in urban sewage network[J]. Environmental Science, 2017, 38(5): 1965-1971.
[6] Jenni S, Vlaeminck S E, Morgenroth E, et al. Successful application of nitritation/anammox to wastewater with elevated organic carbon to ammonia ratios[J]. Water Research, 2014, 49: 316-326. DOI:10.1016/j.watres.2013.10.073
[7] Tobino T, Chen J X, Sawai O, et al. Inline thickener-MBR as a compact, energy efficient organic carbon removal and sludge production devise for municipal wastewater treatment[J]. Chemical Engineering and Processing:Process Intensification, 2016, 107: 177-184. DOI:10.1016/j.cep.2015.11.010
[8] Ma B, Bao P, Wei Y, et al. Suppressing nitrite-oxidizing bacteria growth to achieve nitrogen removal from domestic wastewater via anammox using intermittent aeration with low dissolved oxygen[J]. Science Report, 2015, 5: 13048. DOI:10.1038/srep13048
[9] Huang X W, Urata K, Wei Q Y, et al. Fast start-up of partial nitritation as pre-treatment for anammox in membrane bioreactor[J]. Biochemical Engineering Journal, 2016, 105: 371-378. DOI:10.1016/j.bej.2015.10.018
[10] 吴鹏, 张诗颖, 宋吟玲, 等. 连续流反应器短程硝化的快速启动与维持机制[J]. 环境科学, 2016, 37(4): 1472-1477.
Wu P, Zhang S Y, Song Y L, et al. Quick start-up and sustaining of shortcut nitrification in continuous flow reactor[J]. Environmental Science, 2016, 37(4): 1472-1477.
[11] 马琳娜, 刘文龙, 张琼, 等. 游离亚硝酸(FNA)对A2O污泥菌群结构的影响[J]. 中国环境科学, 2017, 37(7): 2566-2573.
Ma L N, Liu W L, Zhang Q, et al. Effect of free nitrous acid (FNA) on microorganism community structures of A2O sludge[J]. China Environmental Science, 2017, 37(7): 2566-2573. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.07.019
[12] Miao Y Y, Peng Y Z, Zhang L, et al. Partial nitrification-anammox (PNA) treating sewage with intermittent aeration mode:Effect of influent C/N ratios[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 334: 664-672. DOI:10.1016/j.cej.2017.10.072
[13] 董宝刚, 宋小燕, 刘锐, 等. 间歇曝气SBR与传统SBR处理养猪沼液的比较研究[J]. 环境科学, 2016, 37(11): 4309-4316.
Dong B G, Song X Y, Liu R, et al. A comparative study on performance of an intermittent aeration SBR and a traditional SBR for treatment of digested piggery wastewater[J]. Environmental Science, 2016, 37(11): 4309-4316.
[14] 刘宏, 南彦斌, 李慧, 等. 间歇曝气模式下曝气量对短程硝化恢复的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 865-871.
Liu H, Nan Y B, Li H, et al. Effect of aeration rate on shortcut nitrification recovery in intermittent aeration mode[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 865-871.
[15] 刘宏, 彭永臻, 卢炯元, 等. 间歇曝气比在短程硝化中对硝化活性的影响[J]. 环境污染与防治, 2017, 39(12): 1317-1321.
Liu H, Peng Y Z, Lu J Y, et al. Effect of the ratio of intermittent aeration on activity of nitrifying bacteria in shortcut nitrification[J]. Environmental Pollution & Control, 2017, 39(12): 1317-1321.
[16] Zhang T, Wang B, Li X Y, et al. Achieving partial nitrification in a continuous post-denitrification reactor treating low C/N sewage[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 335: 330-337. DOI:10.1016/j.cej.2017.09.188
[17] 朱强, 刘凯, 董石语, 等. 连续流亚硝化中试反应器的启动及其能力提升[J]. 环境科学, 2017, 38(10): 4316-4323.
Zhu Q, Liu K, Dong S Y, et al. Start-up and capacity enhancement of a partial nitrification pilot reactor in continuous flow[J]. Environmental Science, 2017, 38(10): 4316-4323.
[18] 吕亮, 赵诗惠, 韦佳敏, 等. ABR-MBR工艺处理生活污水实现短程硝化[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 5154-5161.
Lü L, Zhao S H, Wei J M, et al. Realization of shortcut nitrification in the ABR-MBR process treating domestic wastewater[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 5154-5161.
[19] Zhang Q H, Yang W N, Ngo H H, et al. Current status of urban wastewater treatment plants in China[J]. Environment International, 2016, 92-93: 11-22. DOI:10.1016/j.envint.2016.03.024
[20] 曹海彬, 张代钧, 卢培利. 活性污泥模型进水COD组分的测定方法[J]. 重庆大学学报(自然科学版), 2005, 28(9): 83-87.
Cao H B, Zhang D J, Lu P L. Measurements of influent COD components for activated sludge models[J]. Journal of Chongqing University (Natural Science Edition), 2005, 28(9): 83-87.
[21] Wang Z C, Gao M C, Wei J F, et al. Long-term effects of salinity on extracellular polymeric substances, microbial activity and microbial community from biofilm and suspended sludge in an anoxic-aerobic sequencing batch biofilm reactor[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2016, 68: 275-280. DOI:10.1016/j.jtice.2016.09.005
[22] 付国楷, 周琪, 杨殿海, 等. 倒置A2/O工艺的短程生物脱氮中试[J]. 中国给水排水, 2006, 22(17): 38-41. DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2006.17.010
[23] 金鹏康, 常晋, 王先宝, 等. 不同碳源在污水处理过程中的变化规律研究[J]. 环境科学, 2014, 35(9): 3443-3448.
Jin P K, Chang J, Wang X B, et al. Variation of different carbon sources in the sewage treatment process[J]. Environmental Science, 2014, 35(9): 3443-3448.
[24] Xie W M, Ni B J, Sheng G P, et al. Quantification and kinetic characterization of soluble microbial products from municipal wastewater treatment plants[J]. Water Research, 2016, 88: 703-710. DOI:10.1016/j.watres.2015.10.065
[25] Isanta E, Reino C, Carrera J, et al. Stable partial nitritation for low-strength wastewater at low temperature in an aerobic granular reactor[J]. Water Research, 2015, 80: 149-158. DOI:10.1016/j.watres.2015.04.028
[26] Gao F, Zhang H M, Yang F L, et al. Study of an innovative anaerobic (A)/oxic (O)/anaerobic (A) bioreactor based on denitrification-anammox technology treating low C/N municipal sewage[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 232: 65-73. DOI:10.1016/j.cej.2013.07.070
[27] 季民, 刘灵婕, 翟洪艳, 等. 高浓度游离氨冲击负荷对生物硝化的影响机制[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 260-268.
Ji M, Liu L J, Zhai H Y, et al. Mechanism for effects of high free ammonia loadings on biological nitrification[J]. Environmental Science, 2017, 38(1): 260-268.