2019, Vol. 40
2. 西安工程大学城市规划与市政工程学院, 西安 710048
2. School of City Planning and Municipal Engineering, Xi'an Polytechnic University, Xi'an 710048, China
目前, 污水处理厂主要以活性污泥法工艺为主, 良好的泥水分离是保证系统高效稳定运行的前提[1].然而, 该工艺在运行过程中常出现二沉池内污泥沉降性能差造成的污泥流失, 并导致较为严重的污水处理效率低下的问题[2].而污泥沉降性能差主要是由于系统内发生污泥膨胀所致[3].因此, 有效解决污泥膨胀问题已迫在眉睫.
大多污水处理厂发生污泥膨胀所导致的污泥沉降性能差的起因主要以丝状菌膨胀为主[3].因此探讨丝状菌过度生长的影响因素, 对于污水处理厂中污泥膨胀的预防及控制、污水处理效率的提升起至关重要的作用.污泥膨胀的成因非常复杂, 且受多种因素的共同作用.由于有机物组成、运行条件及环境变化等因素的影响, 促使不同种类丝状菌过度生长, 导致污泥沉降性能变差[4~6].其中有机物对污泥沉降性能的影响至关重要. Gulez等[7]通过FISH和DGGE技术, 分别研究了葡萄糖等8种单一型溶解态有机物对污泥沉降性能的影响, 发现溶解态有机物可促进Thiothrix的生长.温丹丹等[8]发现在AAO系统中, 当以乙酸钠作为进水碳源时, 系统内菌胶团结构密实, 污泥比重大, 污泥沉降性能好.杨雄等[9]研究了乙酸钠、葡萄糖和淀粉这3种单一型有机物对污泥沉降性能的影响, 结果表明当以淀粉为碳源时, 污泥结构松散, 污泥沉降性能变差.以乙酸钠和葡萄糖作为进水碳源时, 容易促进Thiothrix和S. natans的生长.目前, 虽然有机物种类对污泥沉降性能的影响已有研究, 但主要以单一型有机物对污泥沉降性能的影响为主, 而混合型有机物对污泥沉降性能的影响研究较少.然而在污水处理厂运行过程中, 污水中所含的有机物往往更为复杂多样, 其中颗粒态有机物含量占总有机物的30%~50%[3], 这类有机物须水解成小分子有机物方可被微生物利用[10].不同有机物组成, 必将影响到微生物的菌群结构、胞内和胞外聚合物的变化, 从而对污泥沉降性能产生重要影响. Casey等[11]从动力学和代谢假说的角度, 分析了污泥沉降性能产生差异的原因; Wang等[12]对比不同膨胀期内菌群结构的差异, 分析微生物菌群对污泥沉降性能的影响.之前的研究鲜有将菌群结构和胞内及胞外聚合物相结合, 综合分析污泥沉降性能产生差异的内在原因.因此, 从菌群结构和胞内及胞外聚合物两方面共同探讨混合型有机物对污泥沉降性能影响的研究更为实际.
本研究在进水总COD浓度不变的条件下, 通过改变进水混合型有机物比例(阶段Ⅰ：溶解态有机物和颗粒态有机物分别占总有机物的60%~70%和30%~40%;阶段Ⅱ：溶解态有机物占100%;阶段Ⅲ：溶解态有机物和颗粒态有机物分别占总有机物的30%~40%和60%~70%), 以探讨不同比例下混合型有机物对污泥沉降性能的影响, 并解析AAO系统内优势菌群的演替规律以及胞内、胞外聚合物的变化, 以期为解决污水处理厂污泥膨胀问题提供理论基础.
1 材料与方法 1.1 实验装置本研究在AAO系统中进行, 实验装置如图 1所示.反应器由3个功能区组成, 分别为厌氧区, 缺氧区和好氧区.反应器有效容积约为9 L, 长45 cm, 宽10.5 cm, 高19 cm, 其V厌:V缺:V好=2:2:5, 材质为有机玻璃.在整个实验阶段, 进水pH为7.0~8.0, 其厌氧区和缺氧区溶解氧控制在0.2 mg·L-1以内, 好氧区为2~3 mg·L-1.有机负荷(以COD/MLSS计)为0.3~0.4 kg·(kg·d)-1, 进水、硝化液回流和污泥回流流量由蠕动泵控制, 硝化液回流比200%, 污泥回流比100%.水力停留时间(HRT)为9 h, 污泥龄(SRT)为20~30 d.
|
图 1 反应器装置示意 Fig. 1 Schematic of the experiment apparatus |
本实验所使用的活性污泥采自西安市第四污水处理厂的好氧池.进水采用人工模拟生活污水, 由自来水配制.其碳源主要由表 1中物质提供, 不同阶段下组成比例不同, 其他成分在每个阶段均相同.氮源和磷源:尿素, 31.66 mg·L-1; NH4Cl, 22.71 mg·L-1; KH2PO4, 17.55 mg·L-1; K2HPO4·3H2O, 29.42 mg·L-1.矿物质: MgSO4·7H2O, 142 mg·L-1; CaCl2, 41.67 mg·L-1; NaHCO3, 27.5 mg·L-1.微量元素: KI, 60 μg·L-1; H3BO3, 300 μg·L-1; MnSO4·H2O, 100 μg·L-1; CoCl2·6H2O, 49.45 μg·L-1; (NH4)6Mo7O24·4H2O, 105.34 μg·L-1; CuSO4·5H2O, 702.99 μg·L-1; ZnSO4·7H2O, 379.78 μg·L-1; FeSO4·7H2O, 10 mg·L-1.进水COD为400~450 mg·L-1, 总氮(TN)为30~35 mg·L-1, 总磷(TP)为8~10 mg·L-1.
|
表 1 进水有机物中碳源组成 Table 1 Carbon source composition of the organic influent |
1.3 分析方法
COD、NH4+-N、NO3--N、PO43--P、TN、污泥浓度(mixed liquid suspended solids, MLSS)以及污泥体积指数(sludge volume index, SVI)均按照标准方法[13]进行测定. pH采用pH5-3E型酸度计测定.溶解氧(DO)采用HQ40d型溶氧仪测定.采用尼康50i显微镜观察活性污泥形态.丝状菌丰度(FI)根据Jenkins等[14]所提出的方法进行鉴定. EPS采用超声-阳离子树脂交换法提取[8], 多糖采用蒽酮比色法测定, 蛋白质采用福林酚比色法测定.聚磷颗粒采用4′, 6-二脒基-2-苯基吲哚(DAPI)染色法[15], 其中, 聚磷颗粒呈黄色, 细菌呈蓝白色.
批式实验：待反应器运行稳定后, 取好氧池末端活性污泥1 L于烧杯中, 反复淘洗3次, 以去除活性污泥中残留有机质, 加入营养物质(COD：400 mg·L-1; TN：30 mg·L-1; TP：10 mg·L-1), 定容至1 L, 运行1个周期(厌氧2 h、缺氧2 h、好氧5 h).其pH值为7.0~8.0, 厌氧段和缺氧段DO控制在0.2 mg·L-1以下, 好氧段DO为2~3 mg·L-1.反应开始后定时取样, 样品经过预处理之后, 分别测定氨氮、硝氮、磷酸盐和PHA含量的变化. PHA采用气相色谱法(Agilent 6890N型, FID检测器, HP-5型色谱柱)进行测定[16].
采用高通量测序技术对污泥样品中菌群进行测定.首先参照OMEGA试剂盒E. Z. N. A TM Mag-Bind Soil DNA Kit的使用说明提取DNA, 利用细菌V3~V4区通用引物341F (CCCTACACGACGCT CTTCCGATCTGCCTACGGGNGGCWGCAG)和805R (GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACT ACHVGGGTATCTAATCC)对合格的DNA样品进行PCR扩增.之后采用Illumina MiSeq测序平台对采集的样品进行测序. 4个污泥样品取自反应器运行的第0、30、80和140 d, 分别代表接种污泥和3个阶段稳定期污泥样品.取样位置均为反应器好氧池末端.
运用SPSS软件分析污泥沉降性能与EPS之间的关系.使用Canoco软件进行多元直接梯度分析, 以解析活性污泥中菌群结构与理化因子之间的关系, 进而评估理化因子对菌群的影响.
2 结果与分析 2.1 污泥沉降性能的变化在进水COD不变的条件下, 改变进水混合型有机物比例, 以考察对污泥沉降性能的长期影响. 图 2为不同有机物进水下系统SVI和MLSS随时间的变化情况. 图 3为污泥形态特征. 图 4为丝状菌染色结果.
|
图 2 不同有机物进水下SVI和MLSS的变化 Fig. 2 Variations of SVI and MLSS for influence with different organic compositions |
|
图 3 不同有机物进水下活性污泥形态 Fig. 3 Morphology of sludge fed with influence with different organic compositions |
|
图 4 不同有机物进水下丝状菌染色结果 Fig. 4 Staining results of filamentous bacteria fed with influence with different organic compositions |
接种污泥如图 3(a)所示, 其污泥絮体细碎, 呈分散状分布, 菌体周围存在较短的丝状菌, SVI值为160 mL·g-1, 处于微膨胀状态, FI值为2, 优势丝状菌为Type 0092和H. hydrossis, 均是活性污泥法污水处理厂中常见的丝状菌[17].
在阶段Ⅰ, 进水以溶解态有机物为主, 在1~16 d, 污泥沉降性出现短暂的恶化现象, SVI值为220 mL·g-1, 运行至第32 d时, 污泥沉降性得到明显地恢复, 并稳定在120 mL·g-1左右, FI值为2, 优势丝状菌为Thiothrix、Type 0092和N. limicola Ⅰ.由图 3(b)可以看出菌胶团密实程度逐渐增加, 只有少数丝状菌存在于菌胶团周围, 其中Type 0092数量有所减少, H. hydrossis消失, 且出现少量的Thiothrix和N. limicola Ⅰ, 污泥沉降性逐步改善.这主要是由于在该有机物比例条件下, 菌胶团菌和丝状菌可以达到稳定平衡生长状态, 既不会造成丝状膨胀, 又能促进菌胶团菌优势生长, 提升污泥密实度, 最终表现出良好的沉降性能.
在阶段Ⅱ, 系统进水全部为溶解态有机物, 最终SVI值稳定至70 mL·g-1左右, FI值为3, Type 0092和N. limicola Ⅰ完全消失, 其优势丝状菌为Thiothrix.较阶段Ⅰ相比, 菌胶团体积更大且更密实, 粒径达200 μm左右, 沉降性能更好.众多研究者认为乙酸钠易引起污泥膨胀[9], 但在AAO系统中, 乙酸钠的存在确实会促进Thiothrix的大量生长, 同时也会促使菌胶团密实度增加, 使污泥沉降性能进一步改善.
在阶段Ⅲ, 系统进水以颗粒态有机物为主, 在此阶段前期, SVI值迅速上升到450 mL·g-1.这是由于有机物的改变导致系统污泥存在短暂的驯化期, 当微生物适应新的进水条件后, SVI值逐渐降低并稳定至280 mL·g-1, FI值为5.此时Type 0092和N. limicola Ⅰ再次出现, Thiothrix数量降低, 出现大量的Type 1851-like, 表明Type 1851-like、Type 0092和N. limicola Ⅰ均易在颗粒态有机物中滋生, 而Thiothrix易在溶解态有机物中生长.从图 3(d)中可以看出丝状菌从污泥絮体内部延伸至外围, 且絮体结构较为松散, 丝状菌之间相互缠绕, 污泥沉降性恶化.根据Casey等[11]的NO理论可知, 当颗粒态物质占主导时, 只有通过水解作用分解为小分子之后才能被微生物利用, 缓慢的有机物降解速率使得菌胶团菌的抑制作用不能立即解除, 丝状菌处于优势地位, 迅速增殖, 造成严重的丝状膨胀.该结论与Chen等[5]的研究结果一致, 在脱氮系统中, 当颗粒态有机物由缺氧区进入好氧区后, 由于缓慢的有机物降解速率导致对菌胶团菌的NO抑制作用不能迅速解除, 而使丝状菌处于优势地位, 迅速增殖.
2.2 典型周期下污染物去除效果和胞内聚合物的变化规律批式实验结果如图 5所示. DAPI染色结果如图 6所示.从图 5中可以看出氨氮和磷酸盐的去除率均在95%以上, 在缺氧阶段会出现少量磷酸盐吸收情况.其中阶段Ⅱ的PHA贮存量最高, 其次为阶段Ⅰ和Ⅲ.从图 6中可以看出, 阶段Ⅱ中菌胶团内聚磷颗粒明显多于阶段Ⅰ和Ⅲ.这主要是由于阶段Ⅱ中进水全部为溶解态有机物, 有机物降解速率快, 浓度梯度最高, 菌胶团菌能迅速利用大部分有机物进行增殖并将大量有机物以PHA的形式储存起来[1].而在阶段Ⅰ和Ⅲ中由于淀粉水解速率受限, 没有充足的碳源可供微生物利用, 并且丝状菌的贮存能力差, 因此PHA的贮存量较低. PHA是一种由膜包裹的颗粒态物质, 当PHA贮存量较大时, 菌胶团内部的聚磷颗粒越多, 污泥絮体较密实, 这也是阶段Ⅱ污泥沉降性能最好的重要原因.一般认为菌胶团菌贮存PHA的能力远高于丝状菌[1], 因此可以通过系统内PHA的贮存量反映菌胶团菌和丝状菌的优势生长情况, 即PHA含量越高, 菌胶团菌越占优势, 污泥沉降性能越好.
|
由于PHA在好氧阶段浓度极低, 因此在好氧阶段后期未检测出PHA, 图(d)中只显示0~4.5 h内PHA浓度的变化 图 5 典型周期下污染物去除效果和胞内聚合物的变化 Fig. 5 Variations in the pollutant-removal effect and intracellular polymeric substances under typical experimental cycles |
|
图 6 不同有机物进水下聚磷颗粒染色结果 Fig. 6 Results of phosphorus particle dyeing fed with influence with different organic compositions |
EPS主要由多糖(PS)和蛋白质(PN)组成, 其中PS带负电荷、PN带正电荷, 两者共同决定EPS的Zeta电位[8]. 图 7为在不同有机物进水下EPS中各组分及Zeta电位变化情况, 从中可以看出不同阶段下PS和PN含量差异较大, 污泥沉降性能与LB-EPS中PS、PN和Zeta电位均呈显著负相关(r=-0.668, P < 0.05; r=-0.818, P < 0.01; r=-0.850, P < 0.01), 而与紧密型EPS(TB-EPS)之间相关性较弱.这是由于TB位于细胞内侧, 与细胞表面紧密结合, 对活性污泥沉降性能影响甚微.而LB位于TB的外侧, 对活性污泥表面特性影响较大[8].阶段Ⅰ~Ⅱ, LB-EPS中PS含量增加, 污泥沉降性能变好.运行至阶段Ⅲ, LB-EPS中PS含量减少, 污泥沉降性能随之变差, 这是由于PS中带负电的官能团与二价阳离子之间存在架桥作用, 使微生物容易聚集在一起, 形成污泥絮体, 从而改善污泥沉降性能[18].同时带正电荷的PN可中和羟基与磷酸基团等所带的负电荷, 进而压缩双电层结构, 降低表面电位, 促进絮体的絮凝和沉降[19]. Li等[20]指出Zeta电位是影响污泥絮凝和沉降的关键因素, 在不同有机物培养条件下, EPS和Zeta电位差异很大, 从而对污泥沉降性能产生不同的影响.根据DLVO理论, 溶液中多价反离子的存在, 减少了细菌与絮体之间的静电排斥力, 进而更容易互相接触和黏附[21].
|
图 7 不同有机物进水下EPS中各组分及Zeta电位变化 Fig. 7 Variations of EPS and Zeta potential fed with influence with different organic compositions |
为了进一步验证有机物组成与污泥沉降性能之间的关系, 将污泥样品进行菌群结构分析.污泥中共探查到的细菌共414个属, 相对丰度小于1%的细菌属归为others, 相对丰度变化见图 8.随着系统的运行, 相比于接种污泥, 反应器内菌群发生了较大的变化, 比如Thiothrix(丝硫菌属)在接种污泥和阶段Ⅰ~Ⅲ的相对丰度分别为0.09%、6.58%、10.9%和6.49%.该菌属属于典型的丝状细菌属(γ-变形菌亚门), 通常生长在进水含有大量小分子碳水化合物或还原性硫化物的环境中, 具有良好的脱氮除硫功能[12].从相对丰度变化可知, 阶段Ⅱ中相对丰度最大, 但是其沉降性能最好, 这是由于阶段Ⅱ中菌胶团结构密实, 污泥密度大, 抵消了部分丝状菌对沉降性的不利影响.阶段Ⅰ~Ⅲ, Trichococcus(明串珠菌属)相对丰度分别为2.27%、0.54%和1.33%, 典型的丝状细菌, 为系统中的N. limicola Ⅰ[17], 其相对丰度随着进水中颗粒态有机物含量的升高而升高, 表明颗粒态有机物会促进该菌的生长, 造成污泥膨胀. Chryseolinea属于拟杆菌门, 阶段Ⅱ的相对丰度明显高于阶段Ⅰ和Ⅲ, 该菌属为菌胶团菌, 与颗粒污泥的形成息息相关. Xu等[22]的研究表明, Chryseolinea是维持污泥颗粒化状态的主要细菌属, 促进了阶段Ⅱ中污泥絮体密实度的增加, 使污泥沉降性能得到进一步提高.
|
图 8 污泥样品属水平微生物群落结构分布 Fig. 8 Microbial communities and the distribution of sludge samples at the genus level |
Dokdonella、Comamonas和Dechloromonas均属于变形菌门, 在阶段Ⅱ中相对丰度最高且分别为7.52%、2.01%和0.24%, 有研究表明Dokdonella和Comamonas常常存在于活性污泥系统中, 属于反硝化菌属[23], 这也正是阶段Ⅱ中Azospira(固氮螺旋菌属)相对丰度最低但脱氮效率并没有降低的主要原因, Dechloromonas为典型的反硝化除磷菌[24], 该菌属的存在解释了2.2节中缺氧阶段磷酸盐浓度下降的现象.
2.4.2 微生物菌群与理化因子相关性分析多元直接梯度分析用于评估微生物菌群结构和理化因子之间的相关关系(图 9).箭头代表理化因子在平面上的相对位置, 箭头越长, 说明其作用越大; 样点-中心连线与箭头的夹角余弦值的绝对值大小可以判断相关性大小情况, 余弦值正负分别表示正、负相关性; 样点对箭头的连线做投影, 投影点距离箭头越近, 说明该理化因子对样点的影响越大.
|
图 9 微生物菌群与理化因子的相关关系分析 Fig. 9 Redundancy Analysis of the relationship between microbial communities and different physical and chemical parameters |
从分析结果可以看出, Thiothrix、Dokdonella和Chryseolinea与阶段Ⅱ相关性最大, 表明溶解态有机物会促进该菌属的生长. Dokdonella可以利用溶解态有机物进行反硝化, 提高系统的脱氮效率[25].此外Chryseolinea还与LB-PS、TB-PS和磷酸盐的释放、消耗量相关性较为明显, 表明该菌属对释磷和吸磷过程起到至关重要的作用, 同时该菌属属于多糖菌属, 可促进PS的分泌, 有利于形成颗粒污泥[21], 进一步提高污泥沉降性能. Ferruginibacter、Tepidisphaera、Phaeodactylibacter和Trichococcus与阶段Ⅲ相关性最大, 表明颗粒态有机物会促进该菌属的生长.其中Ferruginibacter是一种絮凝细菌, 以颗粒态有机物作为电子供体进行降解, 能够参与细胞合成和EPS的分泌[26, 27], 对菌胶团菌的生长起到积极促进的作用. Tepidisphaera和Phaeodactylibacter与碳氢化合物和含氮有机物的降解有关[25, 28].
3 讨论Eynde等[29]在SBR中研究了葡萄糖、乙酸盐、淀粉和酪蛋白对污泥沉降性能的影响, 发现葡萄糖和乙酸钠容易引发污泥膨胀, 而淀粉和酪蛋白不易引发污泥膨胀.同样, 杨雄等[30]在SBR中通过FISH染色以及活性污泥中胞内、胞外聚合物的变化, 分析了颗粒态淀粉、溶解态淀粉和葡萄糖这3种有机物对污泥沉降性能的影响, 发现采用瞬时进水时, 系统污泥沉降性能均良好, 当切换成长时进水后, 溶解态有机物容易造成膨胀, 而颗粒态有机物不易造成严重的丝状膨胀现象.而本实验结果与此恰恰相反, 当进水中全部为溶解态有机物时, 污泥沉降性能最佳, 而当进水中含有大量颗粒态有机物时, 污泥沉降性能最差.这主要是由于在SBR中, 采用瞬时进水时, 底物浓度梯度较大, 有利于菌胶团菌的生长, 抑制丝状菌的生长, 从而导致良好的沉降性能[31].而在AAO反应器中, 不存在底物浓度梯度, 进水中乙酸钠含量的增加虽然会造成丝状菌的大量生长, 但是乙酸钠分子量较小, 扩散效果好, 且伴随着聚磷菌大量生长, 污泥絮体密实度增加, 最终表现出良好的沉降性能.而当进水中含有大量的颗粒态有机物时, 由于水解速率受限, 营养物质缺乏, 一方面造成脱氮效率降低(82.55%→86.35%→78.09%), 丝状菌大量生长[11], 另一方面会造成菌胶团菌结构较松散[32], 因此污泥沉降性能较差.
Chen等[6]采用复杂基质作为进水, 研究了A/O除磷系统中温度(15、20和25℃)对污泥沉降性的影响.结果发现, 在不同温度条件下, 污泥沉降性能主要受丝状菌含量、污泥密度和污泥含磷率的共同影响.在25℃时, 污泥沉降性最好.而温度过高或过低均不利于微生物的生长繁殖, Xie等[33]发现, 在冬季低温环境下, 实际营养盐去除工艺中易导致M. parvicella的生长繁殖并引发污泥沉降性能恶化.控制好温度是减少污泥膨胀问题的关键一步, 在本实验中始终控制水温25~30℃, 因此系统并未出现M. parvicella.
马智博等[34]研究了低溶解氧对污泥沉降性的影响.结果表明, 当污泥长期处于低氧条件时, 污泥絮体结构松散, 出水水质和沉降性能恶化, 发生严重的丝状膨胀现象.
彭赵旭等[35]研究了有机负荷冲击对污泥沉降性能的影响, 发现低溶氧协同高负荷条件下, 丝状菌大量增殖, 污泥黏性增加, 密度下降引发沉降性能恶化.而在低负荷条件下, 污泥絮体结构密实, 沉降性能良好.在本实验中, 将溶解氧和有机负荷控制在合理的范围内, 确保不会对污泥沉降性能产生重要影响.
污泥膨胀的成因复杂多样, 其中有机物对污泥沉降性能的影响至关重要.在实际污水处理厂中由于进水有机物复杂多样, 仅单独探讨单一型有机物对污泥沉降性能的影响是远远不够的.此外, 污泥沉降性能也与微生物菌群结构和胞内及胞外聚合物的变化密切相关[8].目前的研究认为活性污泥絮体的形成是一种生物过程, 胞内及胞外聚合物在此过程中同样发挥重要作用.不同有机物组成比例对微生物菌群结构和胞内及胞外聚合物的影响差异较大, 因此讨论混合型有机物对污泥沉降性能的影响至关重要.
本研究表明, 在不同进水有机物组成的系统中, 菌群结构的改变是影响污泥沉降性能的主要因素, 同时胞内和胞外聚合物的变化对污泥沉降性能的改变有一定的辅助作用.因此, 以活性污泥为主体的运行工艺, 污泥沉降性能与菌群结构及胞内和胞外聚合物的变化息息相关.
4 结论(1) 在AAO系统中, 当进水中全部为溶解态有机物时, 胞内贮存的PHA含量最高, 活性污泥菌胶团结构最密实, 污泥沉降性能最好.
(2) 污泥沉降性能与LB-EPS中PS、PN和Zeta电位均呈显著负相关, 而与TB-EPS之间的相关性较弱.
(3) Thiothrix、Trichococcus和Chryseolinea这3种菌属相对丰度的变化与污泥沉降性能密切相关.
(4) 系统优势菌群丰度受进水有机物组成影响.溶解态有机物促进Thiothrix和Chryseolinea的生长; 颗粒态有机物促进Trichococcus的生长.菌群结构的改变不仅影响了污泥沉降性能, 而且影响了胞内、胞外聚合物的变化, 进而加剧了污泥沉降性能改善或恶化的进程.
| [1] | Martins A M P, Pagilla K, Heijnen J J, et al. Filamentous bulking sludge-a critical review[J]. Water Research, 2004, 38(4): 793-817. DOI:10.1016/j.watres.2003.11.005 |
| [2] | Mielczarek A T, Kragelund C, Eriksen P S, et al. Population dynamics of filamentous bacteria in Danish wastewater treatment plants with nutrient removal[J]. Water Research, 2012, 46(12): 3781-3795. DOI:10.1016/j.watres.2012.04.009 |
| [3] | Fan N S, Wang R F, Qi R, et al. Control strategy for filamentous sludge bulking:Bench-scale test and full-scale application[J]. Chemosphere, 2018, 210: 709-716. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.07.028 |
| [4] | Guo J H, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Filamentous and non-filamentous bulking of activated sludge encountered under nutrients limitation or deficiency conditions[J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 255: 453-461. DOI:10.1016/j.cej.2014.06.075 |
| [5] | Chen X, Yuan L J, Lv J H, et al. Influence of anoxic to aerobic volume ratio on sludge settleability and bacterial community structure in a denitrifying-nitrifying activated sludge system[J]. Desalination and Water Treatment, 2015, 56(7): 1863-1876. DOI:10.1080/19443994.2014.958104 |
| [6] | Chen X, Yuan L J, Lv J H, et al. Influence of temperature on sludge settleability and bacterial community structure in enhanced biological phosphorus removal systems[J]. Desalination and Water Treatment, 2016, 57(21): 9900-9913. DOI:10.1080/19443994.2015.1033467 |
| [7] | Gulez G, De Los Reyes Ⅲ F L. Multiple approaches to assess filamentous bacterial growth in activated sludge under different carbon source conditions[J]. Journal of Applied Microbiology, 2009, 106(2): 682-691. |
| [8] |
温丹丹, 袁林江, 陈希, 等. 3种不同工艺切换下活性污泥菌群结构及代谢产物对污泥沉降性能的影响[J]. 环境科学, 2018, 10(39): 4644-4652. Wen D D, Yuan L J, Chen X, et al. Effect of microbial community structure and metabolites on sludge settling ability under three different switching condition processes[J]. Environmental Science, 2018, 10(39): 4644-4652. |
| [9] |
杨雄, 霍明昕, 王淑莹, 等. 碳源类型对污泥沉降性能及丝状菌生长的影响[J]. 化工学报, 2011, 62(12): 3471-3477. Yang X, Huo M X, Wang S Y, et al. Effects of carbon sources on sludge settling and filamentous bacteria growth[J]. CIESC Journal, 2011, 62(12): 3471-3477. DOI:10.3969/j.issn.0438-1157.2011.12.025 |
| [10] | Martins A M P, Karahan Ö, Van Loosdrecht M C M. Effect of polymeric substrate on sludge settleability[J]. Water Research, 2011, 45(1): 263-273. DOI:10.1016/j.watres.2010.07.055 |
| [11] | Casey T G, Wentzel M C, Ekama G A. Filamentous organism bulking in nutrient removal activated sludge systems. Paper 11:A biochemical/microbiological model for proliferation of anoxic-aerobic (AA) filamentous organisms[J]. Water SA, 1999, 25(4): 443-451. |
| [12] | Wang P, Yu Z S, Qi R, et al. Detailed comparison of bacterial communities during seasonal sludge bulking in a municipal wastewater treatment plant[J]. Water Research, 2016, 105: 157-166. DOI:10.1016/j.watres.2016.08.050 |
| [13] | 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: 105-107. |
| [14] | Jenkins D, Richard M G, Daigger G T. Manual on the causes and control of activated sludge bulking, Foaming and other solids separation problems (3rd ed.)[M]. Boca Raton: CRC Press, 2004: 40-42. |
| [15] | Kulakova A N, Hobbs D, Smithen M, et al. Direct quantification of inorganic polyphosphate in microbial cells using 4'-6-diamidino-2-phenylindole (DAPI)[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(18): 7799-7803. |
| [16] | Fauzi A H M, Chua A S M, Yoon L W, et al. Enrichment of PHA-accumulators for sustainable PHA production from crude glycerol[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2019, 122: 200-208. DOI:10.1016/j.psep.2018.12.002 |
| [17] | 彭永臻, 郭建华. 活性污泥膨胀机理、成因及控制[M]. 北京: 科学出版社, 2012: 1-38. |
| [18] | Ding Z J, Bourven I, Guibaud G, et al. Role of extracellular polymeric substances (EPS) production in bioaggregation:application to wastewater treatment[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015, 99(23): 9883-9905. DOI:10.1007/s00253-015-6964-8 |
| [19] | Sheng G P, Yu H Q, Li X Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems:a review[J]. Biotechnology Advances, 2010, 28(6): 882-894. DOI:10.1016/j.biotechadv.2010.08.001 |
| [20] | Li H, Zhang J F, Shen L, et al. Production of polyhydroxyalkanoates by activated sludge:Correlation with extracellular polymeric substances and characteristics of activated sludge[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 361: 219-226. DOI:10.1016/j.cej.2018.12.066 |
| [21] | Grasso D, Subramaniam K, Butkus M, et al. A review of non-DLVO interactions in environmental colloidal systems[J]. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2002, 1(1): 17-38. |
| [22] | Xu J, He J G, Wang M F, et al. Cultivation and stable operation of aerobic granular sludge at low temperature by sieving out the batt-like sludge[J]. Chemosphere, 2018, 211: 1219-1227. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.08.018 |
| [23] | Li Y, Zhang J, Chen Q, et al. Dokdonella kunshanensis sp. nov., isolated from activated sludge, and emended description of the genus Dokdonella[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2013, 63: 1519-1523. DOI:10.1099/ijs.0.041798-0 |
| [24] | Zhang T, Shao M F, Ye L. 454 pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14 sewage treatment plants[J]. The ISME Journal, 2012, 6(6): 1137-1147. DOI:10.1038/ismej.2011.188 |
| [25] | Kim B C, Kim S, Shin T, et al. Comparison of the bacterial communities in anaerobic, anoxic, and oxic chambers of a pilot A2O process using pyrosequencing analysis[J]. Current Microbiology, 2013, 66(6): 555-565. DOI:10.1007/s00284-013-0311-z |
| [26] | Liu T, Mao Y J, Shi Y P, et al. Start-up and bacterial community compositions of partial nitrification in moving bed biofilm reactor[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2017, 101(6): 2563-2574. DOI:10.1007/s00253-016-8003-9 |
| [27] | An W X, Guo F, Song Y L, et al. Comparative genomics analyses on EPS biosynthesis genes required for floc formation of Zoogloea resiniphila and other activated sludge bacteria[J]. Water Research, 2016, 102: 494-504. DOI:10.1016/j.watres.2016.06.058 |
| [28] | Chen Z R, Lei X Q, Lai Q L, et al. Phaeodactylibacter xiamenensis gen. nov., sp. nov., a member of the family Saprospiraceae isolated from the marine alga Phaeodactylum tricornutum[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2014, 64: 3496-3502. DOI:10.1099/ijs.0.063909-0 |
| [29] | Van den Eynde E, Geerts J, Maes B, et al. Influence of the feeding pattern on the glucose metabolism of Arthrobacter sp. and Sphaerotilus natans, growing in chemostat culture, simulating activated sludge bulking[J]. European Journal of Applied Microbiology and Biotechnology, 1983, 17(1): 35-43. |
| [30] |
杨雄, 彭永臻, 宋姬晨, 等. 进水中碳水化合物分子大小对污泥沉降性能的影响[J]. 中国环境科学, 2015, 35(2): 448-456. Yang X, Peng Y Z, Song J C, et al. Effect of influent carbohydrates with different molecule-size on sludge settleability[J]. China Environmental Science, 2015, 35(2): 448-456. |
| [31] | Chudoba J, Grau P, Ottová V. Control of activated-sludge filamentous bulking-Ⅱ. Selection of microorganisms by means of a selector[J]. Water Research, 1973, 7(10): 1389-1406. DOI:10.1016/0043-1354(73)90113-9 |
| [32] | Wang B B, Zhang L, Peng D C, et al. Extended filaments of bulking sludge sink in the floc layer with particulate substrate[J]. Chemosphere, 2013, 93(11): 2725-2731. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.08.099 |
| [33] | Xie B, Dai X C, Xu Y T. Cause and pre-alarm control of bulking and foaming by Microthrix parvicella-a case study in triple oxidation ditch at a wastewater treatment plant[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 143(1-2): 184-191. DOI:10.1016/j.jhazmat.2006.09.006 |
| [34] |
马智博, 李志华, 杨成建, 等. 低氧污泥丝状菌膨胀的呼吸图谱特征分析[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3801-3806. Ma Z B, Li Z H, Yang C J, et al. Analysis of respirogram characteristics of filamentous bulking caused by low dissolved oxygen[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3801-3806. |
| [35] |
彭赵旭, 彭志远, 田林青, 等. 有机负荷冲击对缺氧-好氧活性污泥系统的影响[J]. 哈尔滨商业大学学报(自然科学版), 2017, 33(4): 411-414, 431. Peng Z X, Peng Z Y, Tian L Q, et al. Effect of impulse organic loading rate on anoxic-oxic operated activated sludge system[J]. Journal of Harbin University of Commerce (Natural Sciences Edition), 2017, 33(4): 411-414, 431. DOI:10.3969/j.issn.1672-0946.2017.04.007 |