2019, Vol. 40
2. 北京首创股份有限公司, 北京 100044
, YU De-shuang1 , LIU Jie2
, WANG Xiao-xia1 , SONG Xin-xin2 , LI Chuan-ju2 , ZHAO Feng-hui1
2. Beijing Capital Co., Ltd., Beijing 100044, China
随着污水排放标准的日趋严格, 对生物脱氮除磷工艺的要求逐渐加大.由氮和磷引起的水体富营养化已成为全世界急需解决的问题之一[1].传统生物脱氮除磷工艺中, 存在碳源、溶解氧(DO)和污泥龄(sludge retention time, SRT)等方面的矛盾与竞争, 出水水质难以稳定达标[2~4].此外, 我国的进水COD普遍偏低, 难降解部分比重大, 可利用的COD无法同时满足厌氧释磷及反硝化所需碳源的需求, 导致脱氮及除磷效果不佳, 需投加除磷药剂及碳源才可使总氮、总磷同时达标.因此, 可持续、低药耗及能耗的新型脱氮除磷工艺是近年来的主要方向之一.
大量研究结果表明, 在营养物质去除系统(biological nutrient removal, BNR)中存在一部分聚磷菌可在缺氧条件下进行吸磷, 这一类微生物被称为反硝化聚磷菌(denitrifying phosphateaccumulating organisms, DPAOs)[5~7].DPAOs具有好氧聚磷菌极为相似的代谢特征[7~9], 它们以NO3-/NO2-作为电子受体, 利用内碳源聚β-羟基丁酸酯(PHB), 通过“一碳两用”的方式同时完成反硝化脱氮和吸磷过程.本试验针对传统生物脱氮除磷技术的弊端, 结合国内外经验, 对基于反硝化除磷菌的脱氮除磷工艺进行中试规模的试验探究, 以期各项主要指标达到出水排放标准的目的.
目前, 以反硝化除磷菌为主的脱氮除磷在国外已经有污水处理厂应用, 例如单污泥系统的反硝化除磷工艺BCFS, 已经在荷兰升级或新建的10余座污水处理厂中得到实际应用[10, 11].但国内关于此工艺的应用鲜见报道, 这是因为：①在应用双污泥系统的反硝化除磷工艺中, 污泥具有较强的吸附性能, 存在有机物被污泥吸附后带入缺氧段, 进而影响缺氧吸磷的可能.活性污泥中丝状细菌的过度繁殖会导致污泥沉降性变差, 无法满足厌氧释磷后的泥水分离效果. ②在应用单污泥系统的反硝化除磷工艺中, 污泥回流系统个数较多.聚磷菌、反硝化聚磷菌、硝化菌和反硝化异养菌共生于一个体系中, 反硝化聚磷菌对基质和营养物的竞争力不强.为满足聚磷菌在厌氧条件下充分释磷, 污泥和混合液回流次数多、回流量大, 控制较复杂, 操作要求较高. ③由于我国雨污分流系统不完善, 冬季与夏季水质波动较大[12].因此本试验针对我国实际情况, 完成中试规模的基于反硝化除磷菌的新型脱氮除磷工艺的设计, 并以实际城市生活污水为进水, 在低温(6~16)℃条件下通过控制合理的HRT、SRT和DO, 对该工艺的启动及稳定运行进行探究, 以期为实现基于反硝化除磷菌的新型脱氮除磷工艺的生产性试验提供技术支撑[13].
1 材料与方法 1.1 试验装置反应器的总体积为30 m3, 其中生物池的有效容积为20 m3, 设计处理量为24 m3·d-1, 生物池由厌氧池、接触池、缺氧池、混合池、好氧池构成, 体积比为9：1：6：12：12.反应器包含进水系统、3个混合液回流系统、污泥回流系统、二沉池、污泥排放系统、搅拌系统、在线仪表控制系统等.中试装置结构如图 1所示.
|
图 1 改良UCT工艺中试装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of modified UCT pilot test |
3个混合液回流系统分别为:①缺氧池到厌氧池回流; ②好氧池到缺氧池回流; ③好氧池到混合池回流.混合液回流系统的作用分别为：①保证厌氧池的污泥浓度的同时, 防止氧气与硝酸盐的进入, 保证严格的厌氧环境与缺氧环境, 厌氧池中的反硝化聚磷菌充分吸收外碳源储存为PHA[14]；混合液回流系统②的作用为：循环促使回流污泥向缺氧池补充硝态氮, 提供足量的电子受体, 以利于反硝化除磷过程的进行, 并可通过在线监测氧化还原电位来控制循环流量[15~18]; 混合液回流系统③的作用为：强化了好氧池与混合之间的联系, 可根据出水氨氮和硝态氮的浓度调控其DO值, 有助于系统硝化作用或同时加强硝化反硝化作用, 保证良好的出水效果.污泥回流系统是由二沉池回流至接触池, 作用为:向生物池提供回流污泥, 并且回流污泥中的硝态氮进入到接触池可发生反硝化反应.设置接触池可以消耗厌氧出水剩余的COD, 回流污泥与厌氧段混合液在接触池进行接触, 反硝化异养菌利用厌氧释磷剩余的有机物, 将回流污泥中的部分硝酸盐氮还原为氮气, 剩余的硝酸盐氮与富含硝酸盐氮的污水回流进入缺氧池, 在DPAOs作用下同时进行反硝化脱氮和超量吸磷, 在充分降低缺氧池回流混合液中的硝酸盐氮浓度后, 保证了厌氧池的绝对厌氧状态, 避免PAOs与反硝化异养菌对底物的竞争.设置混合池使负荷高时可通过额外曝气使系统运行稳定; 负荷低时可通过减少曝气使系统运行稳定, 维持稳定低水平的总氮出水效果.
1.2 试验运行策略为研究其反硝化除磷特性, 本试验分为3个阶段, 运行参数如表 1所示.
|
表 1 试验运行方案 Table 1 Experimental approaches |
1.3 试验用水和接种污泥
本试验接种污泥取自北京某污水厂剩余污泥, 水质情况如表 2所述, 接种时污泥浓度MLSS为3 875.6 mg·L-1, MLVSS为2 519.35 mg·L-1, 试验进水采用该污水厂经过细格栅处理后的污水.
|
|
表 2 原水水质及接种污泥浓度 Table 2 Raw water quality and inoculated MLSS |
1.4 检测方法 1.4.1 常规检测方法
进水取自污水厂细格栅出水, 出水取自斜板沉淀池出水, 厌氧池、接触池、缺氧池、混合池和好氧池水样皆取自各个反应区的末端.水样经0.45 μm微孔滤膜过滤.测定以下各参数：NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定, NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺分光光度法测定, NO3--N采用紫外分光光度法测定, PO43--P采用钼酸铵分光光度法测定；COD采用哈希紫外分光光度法测量, MLSS采用重量法测定, 温度、溶解氧及ORP均采用在线仪表测定.
1.4.2 反硝化除磷效率[19]根据物料平衡, 计算系统中厌氧放磷量G、缺氧磷量U及缺氧区除磷率T(忽略微生物同化作用消耗的磷), 计算公式如下.
厌氧放磷量G(mg·L-1)：
|
缺氧吸磷量U(mg·L-1)：
|
缺氧区除磷率T(%)：
|
式中, ca为原水PO43--P质量浓度(mg·L-1); cb为厌氧池末端PO43--P质量浓度(mg·L-1); cc为接触池末端PO43--P质量浓度(mg·L-1); cd为缺氧池末端PO43--P质量浓度(mg·L-1); ce为好氧池末端PO43--P质量浓度(mg·L-1); R为污泥回流比; ra为缺氧池到厌氧池回流比; rb为好氧池到缺氧池回流比; 缺氧吸磷量U和缺氧区除磷率T表征的是缺氧池对从接触池推流和好氧池回流液中的PO43--P的去除效果.
2 结果与讨论 2.1 系统启动及稳定运行NH4+-N去除效果图 2反映了系统启动及稳定运行阶段NH4+-N去除效果变化情况, 阶段1为系统运行的(0~47)d, 温度为(6~8)℃, 系统NH4+-N去除效果较差.其中(0~25)d时, NH4+-N进水平均浓度为34.9 mg·L-1, 出水平均浓度为11.6 mg·L-1, 且出水波动较大, 平均去除率为67%, 此阶段出水最高浓度为运行的第7 d为24.3 mg·L-1, 最低浓度为运行的第5 d为0.05 mg·L-1.但是值得注意的是, 在阶段1中系统运行的(28~47)d时, NH4+-N出水浓度趋于稳定, 出水最高浓度为16 mg·L-1, 最低浓度为8 mg·L-1.阶段2(47~72)d温度为(8~12)℃, 随着温度升高系统硝化性能进一步稳定, 此阶段NH4+-N进水平均浓度为31.6 mg·L-1, 出水平均浓度为7.6 mg·L-1已经可以达到一级A排放标准中冬季NH4+-N排放标准(＜8 mg·L-1), 平均去除率为76%.且在此阶段NH4+-N出水浓度波动较小, 最高为9.5 mg·L-1, 最低为5.2 mg·L-1.阶段3(72~115)d温度为(12~16)℃, 系统硝化性能进一步加强, NH4+-N进水平均浓度为33.1 mg·L-1, 出水平均浓度为0.1 mg·L-1, 去除率接近100%.
|
图 2 进出水NH4+-N浓度及NH4+-N去除率 Fig. 2 Changes in NH4+-N concentration in and out of water and the removal rate |
以上试验结果表明, 在接种污泥稳定后(28~47 d), 由于温度过低(6~8℃), 导致出水NH4+-N浓度偏高.金羽等[20]的研究也指出, 温度过低导致硝化细菌活性受到影响.在温度逐步升高8~12℃时, 硝化菌活性升高, NH4+-N出水浓度可以达到一级A排放标准(47~72 d), 在温度由12℃升高至16℃时(72~115 d), 系统硝化细菌活性增强, 可达到京标A排放标准.但在96~97 d时, 由于进水氨氮浓度突然由37 mg·L-1降低至28 mg·L-1, 在线DO设备显示溶解值过高, 手动调整风机频率以降低好氧池和混合池DO, 但DO变化有一定滞后性, 导致实际所需溶解氧不足, 氨氮去除效果有所波动, 待稳定后, NH4+-N出水浓度也归为正常.
2.2 系统启动及稳定运行TN去除效果图 3反映了系统启动及稳定运行TN去除效果变化情况, 阶段1温度为6~8℃, 系统脱氮性能较差, 此阶段进水TN平均浓度为42 mg·L-1, 出水平均浓度为23.7 mg·L-1, 在0~15 d时出水TN波动较大, TN出水最高浓度为32.9 mg·L-1, 最低浓度为19.3 mg·L-1, 在运行37 d后出水TN浓度趋于稳定, 为(22±3) mg·L-1.
|
图 3 进出水TN浓度及TN去除率 Fig. 3 Changes in TN concentration in and out of water and the removal rate |
阶段2温度为8~12℃, 系统脱氮性能保持稳定且呈逐步降低的趋势.此阶段进水TN平均浓度为38.2 mg·L-1, 出水平均浓度为17.28 mg·L-1, 且出水TN浓度较稳定为(17±3)mg·L-1.值得注意的是, 在系统运行65 d后, TN出水浓度可达一级A出水排放标准(15 mg·L-1), 同时TN去除率也由47 d的40%逐步升高到65%.随着温度的逐渐升高(8~12℃), TN的去除效果进一步加强.进水TN平均浓度为39.8 mg·L-1, 出水平均浓度为7.8 mg·L-1, 且出水较稳定为(7±3) mg·L-1, 达到京标A的TN出水标准(＜10 mg·L-1), 去除率基本稳定在80%±10%.
以上试验结果表明, 在阶段1(0~47 d)期间, 接种污泥后的25 d, 污泥处于驯化阶段, TN出水浓度高且波动大, 在25~47 d, TN出水波动降低, 但由于此时温度低, 导致出水中含有大量NH4+-N；在阶段2(47~72 d)由于温度由8℃升高至12℃, 硝化菌活性升高, 反硝化能力也逐步提高, 出水TN浓度趋于平稳, 且呈下降趋势；在阶段3(72~115 d), 温度由12℃升高至16℃, 硝化效果不再受温度的影响, 近100% NH4+-N转化为硝氮, 为继续保证系统TN的去除, 将好氧池到缺氧池的回流比由100%提高至150%, 系统TN的去除效果进一步提高, 杨殿海等[21]的研究指出, 混合液回流比的提高会使系统的脱氮性能有所提高.
2.3 系统启动及稳定运行TP去除效果图 4反映了系统启动及稳定运行期间TP去除效果的变化.阶段1为系统运行的0~47 d, 温度为6~8℃, 进水TP平均浓度为4.98 mg·L-1.污泥驯化前期(0~30 d), 出水TP波动较大, 最高TP浓度为1.86 mg·L-1, 最低TP浓度为0.24 mg·L-1污泥驯化后期(31~47 d), 出水TP浓度趋于平稳, 波动降低, TP平均浓度为0.6 mg·L-1, TP去除率为80%±10%.
|
图 4 进出水TP浓度及TP去除率 Fig. 4 Changes in TP concentration in and out of water and the removal rate |
随着温度的逐渐升高(8~12℃), 出水TP浓度先略微升高后稳定在(0.3±0.15)mg·L-1, TP平均去除率为89%, TP出水可满足一级A排放标准(＜0.5 mg·L-1).阶段3为系统运行的72~115 d, 温度为12~16℃, 此时TP平均出水浓度为(0.15±0.05) mg·L-1, 达到京标A中TP出水标准(＜0.2 mg·L-1), 且TP去除率稳定在90%±5%.
以上试验结果表明, 阶段1(0~47)d, 出水TP浓度都呈逐渐降低的趋势, 但存在波动并不稳定.主要原因为由于温度过低且昼夜温差大, 硝化菌活性不稳定, 造成系统生成的硝态氮浓度不稳定, 导致剩余硝态氮回流到厌氧池对聚磷菌吸磷造成影响, 从而影响最终TP出水浓度.有研究指出[12], 硝态氮会优先于聚磷菌利用VFAs, 聚磷菌释磷受到影响.当温度为12℃以上时, 温度对硝化菌以及反硝化除磷菌的影响逐渐减小, 且当温度为15℃以上时, 反硝化除磷菌可富集为系统的优势菌, 这与王昌荣等[22]的研究结果相一致.因此, 在系统运行的第2以及第3阶段, 系统出水TP可达一级A排放标准.为进一步强化DPAO的作用, 将好氧池到缺氧池的回流比由100%提高至150%, 为DPAOs提供充足硝态氮, 系统TP的去除进一步提高, 可达到京标A出水标准.根据文献[23~26], 在缺氧段提高硝态氮的浓度, 有利于对DPAOs的富集, 有利于对TP的去除.
2.4 系统启动及稳定运行缺氧池反硝化除磷效果图 5反映了系统启动及稳定运行阶段反硝化除磷变化情况, 根据物料平衡计算出在厌氧池中实际聚磷菌释放出PO43--P的浓度, 以及DPAOs在缺氧池中去除的PO43--P浓度.阶段2为系统运行47~72 d, 系统厌氧池放PO43--P浓度由0.85 mg·L-1(47 d), 升高至6.26 mg·L-1(72 d), 缺氧池吸收的PO43--P浓度逐渐由0 mg·L-1 (47) d, 升高至3.5 mg·L-1(72 d), 阶段3为系统运行72~115 d, 系统厌氧池释放PO43--P能力进一步加强, 由5.51 mg·L-1(73 d), 升高至12.65 mg·L-1(115 d), 同时, 在缺氧池中DPAOs利用硝态氮进行吸磷的量也由1.75 mg·L-1(80 d)升高至9.1 mg·L-1(105 d), 在缺氧区DPAOs反硝化除磷率也由40%(79 d), 升高至94%(106 d).
|
图 5 厌氧池PO43--P浓度与缺氧池PO43--P浓度及反硝化除磷率 Fig. 5 PO43--P Concentration in anaerobic and anoxia area and the denitrifying phosphorus removal rate |
以上试验结果表明, 在阶段2(47 d~72 d)随着温度的升高, 系统中缺氧池硝态氮浓度逐渐升高, DPAOs得以富集, 在阶段3(72 d~115 d)将好氧池到缺氧池的回流比由100%提高至150%, DPAOs在缺氧池吸磷所需的电子受体硝态氮含量逐渐升高, 同时厌氧池释磷能力也逐步增强, DPAOs得到进一步富集, 在缺氧池中反硝化除磷量也逐步增加.根据文献[27, 28], 硝化液回流比的提高, 有利于系统反硝化除磷效果的提高.
2.5 系统启动及稳定运行COD去除效果图 6反映了系统启动及稳定运行阶段COD去除效果变化情况, 阶段1(14~47 d)温度为6~8℃, 进水COD平均浓度为239.8 mg·L-1, 出水COD平均浓度为15.6 mg·L-1, 阶段2(47~72 d)温度(8~12℃, 进水COD平均浓度为272.6 mg·L-1, 出水COD平均浓度为16.48 mg·L-1, 阶段3(72~115 d)温度为12~16℃, 进水COD平均浓度为277.8 mg·L-1, 出水COD平均浓度为19.5 mg·L-1.
|
图 6 进出水COD浓度及COD去除率 Fig. 6 Changes in COD concentration in and out of water and the removal rate |
以上试验结果表明, 在整个运行阶段, 虽然进水COD浓度波动较大, 最低时进水COD浓度为125 mg·L-1, 最高时接近400 mg·L-1, 但是出水COD浓度一直可保持较低的出水浓度, 可稳定在京标A的出水标准20 mg·L-1, 且去除率也基本稳定在93%~98%.在第80~87 d, 由于附着在斜板沉淀池斜板上的污泥增多, 使出水COD浓度略有升高, 经过清理之后出水水质恢复.
3 结论(1) 反应器从12月~次年4月共运行了115 d, 长期试验结果表明, 改良UCT可在国内低温低负荷条件下成功启动并长期稳定运行, 其中温度范围为6~16℃, COD浓度范围为150~300mg·L-1.
(2) 在低温下(6~12℃)经47 d的驯化、富集, 成功启动了改良UCT工艺.运行62 d后, 当温度为8~12℃时, COD、氨氮、TN和TP的平均出水浓度分别为16.48、7.47、14.8和0.316mg·L-1, 可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A排放标准.
(3) 当72 d后, 温度达到12~16℃时, 将好氧池到缺氧池回流比由100%提高至150%, 系统DPAOs得到富集, 且当91 d后, 该系统可达到更高京标A出水排放标准.其中COD、氨氮、TN和TP的平均出水浓度分别为18.71、0.49、7.84和0.168 mg·L-1.
(4) 通过不断地培养驯化, 系统中除磷菌逐渐富集, 其中, 厌氧释磷浓度从接种时的2 mg·L-1升高至12 mg·L-1.反硝化聚磷菌在系统脱氮除磷中起至关重要的作用, 其中, 缺氧池反硝化除磷占系统生物除磷的80%~95%.
| [1] | Xu X Y, Liu G, Zhu L. Enhanced denitrifying phosphorous removal in a novel anaerobic/aerobic/anoxic (AOA) process with the diversion of internal carbon source[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(22): 10340-10345. DOI:10.1016/j.biortech.2011.08.108 |
| [2] | Baeza J A, Gabriel D, Lafuente J. Improving the nitrogen removal efficiency of an A2/O based WWTP by using an on-line knowledge based expert system[J]. Water Research, 2002, 36(8): 2109-2123. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00402-X |
| [3] | Ma Y, Peng Y Z, Wang X L. Improving nutrient removal of the AAO process by an influent bypass flow by denitrifying phosphorus removal[J]. Desalination, 2009, 246(1-3): 534-544. DOI:10.1016/j.desal.2008.04.061 |
| [4] | Chuang S H, Ouyang C F. The biomass fractions of heterotrophs and phosphate-accumulating organisms in a nitrogen and phosphorus removal system[J]. Water Research, 2000, 34(8): 2238-2290. |
| [5] | Lee J K, Choi C K, Lee K H, et al. Mass balance of nitrogen, and estimates of COD, nitrogen and phosphorus used in microbial synthesis as a function of sludge retention time in a sequencing batch reactor system[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(16): 7788-7796. DOI:10.1016/j.biortech.2008.01.057 |
| [6] | Wang J L, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Nitrogen removal by simultaneous nitrification and denitrification via nitrite in a sequence hybrid biological reactor[J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2008, 16(5): 778-784. |
| [7] | Bortone G, Libelli S M, Tilche A, et al. Anoxic phosphate uptake in the dephanox process[J]. Water Science and Technology, 1999, 40(4-5): 177-185. DOI:10.2166/wst.1999.0590 |
| [8] | Wachtmeister A, Kuba T, Van Loosdrecht M C M, et al. A sludge characterization assay for aerobic and denitrifying phosphorus removing sludge[J]. Water Research, 1997, 31(3): 471-478. DOI:10.1016/S0043-1354(96)00281-3 |
| [9] | Mino T, Van Loosdrecht M C M, Heijnen J J. Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process[J]. Water Research, 1998, 32(11): 3193-3207. DOI:10.1016/S0043-1354(98)00129-8 |
| [10] |
郝晓地, 汪慧贞, Van Loosdrecht M. 可持续除磷脱氮BCFS®工艺[J]. 给水排水, 2002, 28(9): 7-10. Hao X D, Wang H Z, Van Loosdrecht M. Sustainable biological nutrient removal process——BCFS®[J]. Water & Wastewater Engineering, 2002, 28(9): 7-10. DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2002.09.003 |
| [11] |
邱立平, 孙成江, 王嘉斌, 等. 反硝化除磷技术综述[J]. 济南大学学报(自然科学版), 2015, 29(3): 161-166. Qiu L P, Sun C J, Wang J B, et al. Research advances of denitrifying phosphorous removal technology[J]. Journal of University of Jinan (Science and Technology), 2015, 29(3): 161-166. |
| [12] |
张杰. 反硝化脱氮除磷工艺的发展及调控因素[J]. 环境工程, 2016, 34(S1): 266-269. Zhang J. The development and regulation factors of denitrifying phosphorus removal process[J]. Environmental Engineering, 2016, 34(S1): 266-269. |
| [13] |
吴昌永. A2O工艺脱氮除磷及其优化控制的研究[D].哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2010. Wu C Y. Optimazation of biological nitrogen and phosphorus removal in A2/O wastewater treatment process[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2010. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=D268939 |
| [14] |
操家顺, 杨雪冬, Van Loosdrecht M. BCFS-生物除磷新工艺[J]. 中国给水排水, 2002, 18(3): 23-26. Cao J S, Yang D X, Van Loosdrecht M. BCFS-A new process for biological phosphorus removal[J]. China Water & Wastewater, 2002, 18(3): 23-26. DOI:10.3321/j.issn:1000-4602.2002.03.006 |
| [15] |
王梅香, 赵伟华, 王淑莹, 等. A2N2系统反硝化除磷性能的优化及稳定运行[J]. 中国环境科学, 2016, 36(11): 3311-3320. Wang M X, Zhao W H, Wang S Y, et al. Denitrifying phosphorus removal performance optimizationand stable operation of A2N2 system[J]. China Environmental Science, 2016, 36(11): 3311-3320. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.11.014 |
| [16] |
黄剑明, 赵智超, 郑隆举, 等. 低温下A2/O-BAF反硝化除磷脱氮特性[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4621-4627. Huang J M, Zhao Z C, Zheng L J, et al. Characteristics of denitrifying phosphorus removal by A2/O-BAF at low temperatures[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4621-4627. |
| [17] |
方茜, 张朝升, 张立秋, 等. 曝气量对同时硝化/反硝化除磷工艺效能的影响[J]. 中国给水排水, 2014, 30(21): 14-18. Fang Q, Zhang C S, Zhang L Q, et al. Influence of aeration rate on simultaneous nitrification/denitrification phosphorus removal[J]. China Water & Wastewater, 2014, 30(21): 14-18. |
| [18] | Kuba T, Van Loosdrecht M C M, Heijnen J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system[J]. Water Research, 1996, 30(7): 1702-1710. DOI:10.1016/0043-1354(96)00050-4 |
| [19] |
曾薇, 李磊, 杨莹莹, 等. A2O工艺处理生活污水反硝化除磷研究[J]. 北京工业大学学报, 2011, 37(9): 1407-1415. Zeng W, Li L, Yang Y Y, et al. Study on denitrifying phosphorus removal from domestic wastewater in A2O process[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2011, 37(9): 1407-1415. |
| [20] |
金羽.温度对A2/O系统的影响特征及脱氮除磷强化技术研究[D].哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2013. Jin Y. Effection of temperature on the performance of an A2/O process and enhancement of nitrogen and phosphorus removal[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10213-1013045170.htm |
| [21] |
杨殿海, 卢文健, 王荣昌, 等. 低温条件下A2/O生物强化除磷系统的反硝化除磷特性[J]. 水处理技术, 2011, 37(4): 33-36. Yang D H, Lu W J, Wang C R, et al. Denitrifying phosphorus accumulation characteristics of A2/O EBPR process under low temperature condition[J]. Technology of Water Treatment, 2011, 37(4): 33-36. |
| [22] |
王荣昌, 司书鹏, 杨殿海, 等. 温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响[J]. 环境科学学报, 2013, 33(6): 1535-1544. Wang R C, Si S P, Yang D H, et al. Effects of temperature on denitrifying phosphorus removal in enhanced biological phosphorus removal (EBPR) process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013, 33(6): 1535-1544. |
| [23] |
王梅香, 赵伟华, 王淑莹, 等. A2N2双污泥系统反硝化除磷工艺的启动与稳定[J]. 化工学报, 2016, 67(7): 2987-2997. Wang M X, Zhao W H, Wang S Y, et al. Startup and stability of A2N2 double sludge system denitrifying phosphorus removal process[J]. CIESC Journal, 2016, 67(7): 2987-2997. |
| [24] | Lv X M, Shao M F, Li C L, et al. Operation performance and microbial community dynamics of phosphorus removal sludge with different electron acceptors[J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2014, 41(7): 1099-1108. |
| [25] |
张艳萍. 反硝化除磷污泥的缺氧吸磷性能研究[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(5): 76-80, 104. Zhang Y P. Anoxic phosphorus uptake characteristics of sludge in denitrifying phosphorus removal[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 36(5): 76-80, 104. DOI:10.3969/j.issn.1003-6504.2013.05.015 |
| [26] |
宋武昌, 张冬雨, 温成林. 低温下反硝化除磷工艺厌氧段影响因素研究[J]. 水科学与工程技术, 2010(3): 34-37. Song W C, Zhang D Y, Wen C L. Study about influence factors of denitrifying phosphorus removal process on anaerobic phase at low temperature[J]. Water Sciences and Engineering Technology, 2010(3): 34-37. DOI:10.3969/j.issn.1672-9900.2010.03.016 |
| [27] |
吕亮, 尤雯, 张敏, 等. 硝化液回流比对ABR-MBR工艺反硝化除磷效能的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(3): 1309-1315. Lü L, You W, Zhang M, et al. Effect of NOx--N recycling ratio on denitrifying phosphorus removal efficiency in the ABR-MBR combined process[J]. Environmental Science, 2018, 39(3): 1309-1315. |
| [28] |
曾薇, 王向东, 张立东, 等. MUCT工艺全程硝化和短程硝化模式下反硝化除磷研究[J]. 环境科学, 2012, 33(10): 3513-3521. Zeng W, Wang X D, Zhang L D, et al. Denitrifying phosphorus removal in a modified university of cape town (MUCT) process treating domestic wastewater under nitrification and nitritation[J]. Environmental Science, 2012, 33(10): 3513-3521. |