2020, Vol. 41
2. 苏州科技大学环境科学与工程学院, 苏州 215009;
3. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
4. 苏州科技大学水污染治理与资源化研究所, 苏州 215009
2. School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
3. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009, China;
4. Institute of Water Pollution Control and Resource Recovery, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
以短程硝化-反硝化、部分亚硝化-厌氧氨氧化为代表的基于亚硝酸盐途径(nitrite pathway)的新型污水生物脱氮技术在曝气能耗低、有机碳源节省以及剩余污泥产量少等方面表现突出, 成为污水生物脱氮领域的研究热点之一[1~3].上述新型生物脱氮技术的共同基础是亚硝化的实现, 即亚硝酸盐氧化细菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的有效抑制.然而, 目前稳定且高效的亚硝化控制技术仍属匮乏.
近年来, 基于生物膜或颗粒污泥的亚硝化技术备受关注.有研究证实, 颗粒污泥亚硝化系统不仅在高温高浓度氨氮污水处理领域表现出优良效能[4], 即使对于低氨氮污水且在温度低至12.5~10℃的条件下颗粒污泥亚硝化过程也可长期稳定运行并表现出0.63~0.7 kg·(m3·d)-1的处理能力[5, 6].最近的研究表明, 颗粒污泥中硝化菌群完整的成层空间分布结构(氨氧化细菌AOB占据颗粒污泥表层, NOB主要分布于颗粒污泥内层)是其亚硝化实现的一个重要前提[7, 8], 有趣的是完全硝化颗粒污泥其中的硝化菌群亦呈明显的分层分布规律[9~11].因此, 可以推测颗粒污泥是亚硝化实现的基础条件之一, 笔者前期研究亦证实用于颗粒污泥亚硝化的控制策略在絮体污泥系统中难以快速获取亚硝化功能.
需要指出的是, 上述颗粒污泥亚硝化技术的研究均是通过直接接种成熟的颗粒污泥展开的, 然而在实际工程中成熟颗粒污泥(尤其好氧颗粒污泥、硝化颗粒污泥)来源极其有限.同时, 如何快速实现污泥颗粒化(包括厌氧颗粒污泥、普通好氧颗粒污泥以及硝化颗粒污泥)仍是颗粒污泥技术面临的一大挑战[12], 而这种挑战在连续流污水处理系统中表现更为显著[13].因此, 研究以絮体污泥接种如何快速获得稳定高效的亚硝化颗粒污泥意义重大.
本试验在连续流气提内循环反应器中接种絮状硝化污泥, 研究硝化颗粒污泥快速培养及其亚硝化功能快速实现过程, 以期为进一步推进颗粒污泥亚硝化技术在实际工程中的应用提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 试验装置及运行本试验装置为自行设计的气提内循环反应器(如图 1), 其有效高度和有效容积分别为25 cm和2.5 L, 上升流区域横截面积与下降流区域横截面积之比约为1；该反应器内设沉淀区, 沉淀区过水横截面积为10.5 cm2.上升流区域底部装有曝气砂头, 曝气砂头连通气体流量计和空气泵用于反应器内氧气供给和泥水混合, 曝气量根据运行情况通过气体流量计进行调节.本研究过程中包括颗粒污泥培养和亚硝化功能实现两个阶段, 在颗粒污泥培养阶段以进水流量(水质成分保持不变)或水力停留时间(hydraulic residence times, HRT)为主要控制参数, 在亚硝化功能实现阶段保持HRT不变而逐渐提升进水氨氮浓度或进水氨氮负荷(nitrogen loading rate, NLR).整个研究过程中, 无剩余污泥排放, 反应器内水温通过水浴恒温系统控制在28℃左右.
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1.模拟污水;2.进水泵;3.空气泵;4.气体流量计; 5.曝气砂头;6.气提内循环反应器 图 1 试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment |
反应器进水为人工配制的无机含氨氮污水, 具体组成如下：191~765 mg·L-1NH4Cl, 50 mg·L-1K2HPO4, 20 mg·L-1CaCl2·2H2O, 25 mg·L-1 MgSO4·7H2O以及1 mL·L-1的微量元素, 微量元素配方见文献[14].同时, 向进水中投加NaHCO3以保证反应器中pH在7.0~7.5.
反应器接种污泥来源于某新建中试污水处理系统的硝化区, 该中试系统正常运行约1个月, 硝化区进水氨氮负荷在0.05 kg·(m3·d)-1左右.本研究中接种污泥经过140目筛网过滤去除大粒径杂质后接种至反应器, 反应器内初始接种污泥浓度约为2.7 g·L-1.
1.3 分析方法水样分析前用0.45 μm滤纸过滤, 水样中NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度以及混合液悬浮固体浓度(mixed liquor suspended solids, MLSS)、污泥沉降比(SV5和SV30)均采用国家标准分析方法测定[15]；pH由雷磁PHSJ-4A型pH计测定, 温度和溶解氧(dissolved oxygen, DO)采用哈希便携式溶解氧测定仪(HQ30d)分析；污泥粒径分布采用马尔文激光粒度仪(Mastersizer 3000)测定；污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜及数码相机观察.
2 结果与分析试验之始(第1 d), 为刺激污泥硝化活性, 进水氨氮浓度、氨氮负荷及DO浓度均设置在较高水平, 即分别为90 mg·L-1、0.44 kg·(m3·d)-1和5.3 mg·L-1(图 2)；随后(第2 d), 进水氨氮浓度降低至50 mg·L-1左右, 开始颗粒污泥培养.
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(a)水力停留时间(HRT)和进水氨氮负荷(NLR); (b)曝气量及溶解氧(DO)浓度;(c)进、出水含氨物质浓度 图 2 反应器运行状况 Fig. 2 Performance of the reactor |
第2~21 d为污泥颗粒化培养的主要阶段.如图 2所示, 该阶段在保证没有大量污泥随出水流失的前提下, 反应器HRT从初始的5 h逐渐缩短至第13 d时的2.5 h, 随后又回升至第14~20 d期间的3 h [图 2(a)]；相应地, 进水氨氮负荷(NLR)从0.2 kg·(m3·d)-1逐渐提升至0.48 kg·(m3·d)-1, 然后回落并保持在0.37 kg·(m3·d)-1左右[图 2(a)].同时, 反应器中DO浓度始终保持在较高水平, 即通过调节曝气量(由0.3提升至0.5 L·min-1)使得DO浓度在4~6 mg·L-1[图 2(b)].较高的DO浓度保证了硝化菌群对进水氨氮的有效去除, 如图 2(c)所示, 该阶段氨氮几乎全部转化为硝态氮(亦称全硝化), 出水中氨氮和亚硝态氮浓度始终保持在0.3 mg·L-1以下.
第21~30 d为亚硝化功能实现阶段.该阶段HRT和曝气量分别维持在2.5 h和0.8 L·min-1, 氨氮浓度从50 mg·L-1逐渐提高至约200 mg·L-1；相应地, 进水氨氮负荷从0.48 kg·(m3·d)-1迅速上升至1.9 kg·(m3·d)-1左右.如图 2c所示, 仅当第24 d进水氨氮浓度提升至200 mg·L-1左右时, 出水中开始出现氨氮剩余现象, 同时亚硝态氮出现累积而硝态氮浓度开始降低；在随后的运行中, 反应器出水氨氮浓度保持在27~50 mg·L-1, 亚硝态氮浓度和硝态氮浓度分别快速上升至140 mg·L-1和快速下降至15 mg·L-1, 即第30 d时反应器亚硝化率达90%以上.需要指出的是, 尽管该阶段曝气量恒定在0.8 L·min-1, 而反应器中DO浓度却随着进水氨氮浓度和氨氮负荷的提升表现出同步下降趋势, 第30 d时DO浓度降至1.3 mg·L-1左右[图 2(b)], 表明随着进水氨氮浓度和负荷的升高硝化菌群耗氧速率增加.本研究重在考察颗粒污泥亚硝化功能的快速启动, 因此所得亚硝化负荷1.34 kg·(m3·d)-1并非本系统所能取得的最高效能, 但这一数值基本高于所有絮体污泥亚硝化系统效能的报道.
2.2 污泥形态变化颗粒化过程中污泥颜色、形态以及粒径分布等变化如图 3~4所示.接种污泥为絮状污泥, 呈黄褐色且结构松散[图 3(a)和3(b)], 该絮体污泥平均粒径和中位粒径分别为86 μm和77 μm[图 4(a)]；随着反应器的运行, 污泥颜色转为米白色[图 3(c)]且大量污泥呈微颗粒形态[图 3(d)], 平均粒径和中位粒径分别增长至106 μm和91 μm[图 4(a)], 污泥表现出明显的颗粒化趋势, 但此时微颗粒污泥无规则外形且仍有少量絮状污泥存在[图 3(d)]；随着反应器的继续运行, 污泥颜色逐渐转为浅黄色[图 3(e)], 污泥颗粒化进程持续推进, 如图 3(f)所示在第27 d时反应器中基本无絮状污泥存在, 所得微颗粒污泥呈现出清晰、饱满的椭球型和球形.粒径分布测量结果显示, 此时的微颗粒污泥平均粒径为134 μm, 中位粒径为103 μm, 同时68%以上的污泥粒径均分布在59~163 μm如此狭窄的范围, 表明所得微颗粒粒径分布均匀性高, 亦表明该气提内循环反应器中优良的水力流态.此外, 整个研究过程中无丝状菌产生.
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(a) ~(b)接种污泥;(c) ~(d)第14 d;(e) ~(f)第27 d. 图中标尺长度为0.5 mm 图 3 污泥颜色及形态变化 Fig. 3 Change of the sludge color and morphology |
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(a)接种污泥与第27 d时污泥的粒径分布; (b)第27 d时污泥粒径的主要分级 图 4 污泥粒径分布 Fig. 4 Distribution of the sludge size |
为表征污泥颗粒化过程中其沉降性能的变化, 本研究中SV5和SVI5两个指标与SV30和SVI30共同使用.结果表明, 尽管本研究所得微颗粒污泥的平均粒径仅有134 μm, 但其沉降性能显著优于接种絮状污泥.污泥沉降性能的具体变化过程如图 5所示：接种污泥沉降性能和普通活性污泥接近, 即SV30和SVI30分别为19%和71 mL·g-1；反应器运行第1周, 污泥沉降性能呈现恶化趋势, SV30升至40%左右, 且SV30与SV5之间差异显著, 第7 d时SVI30和SVI5分别增至113 mL·g-1和178 mL·g-1, 此时污泥浓度降低至约2.0 g·L-1；随着反应器的继续运行, 污泥沉降性能开始改善且污泥浓度开始回升, 在第2周期运行间SV30、SV5、SVI30和SVI5数值均呈快速下降趋势, 并且SV30与SV5之间、SVI30与SVI5之间的差异越来越小, 到第14 d时SV30和SV5均为7%且SVI30与SVI5均为18.8 mL·g-1, 这与污泥形态大量微颗粒化相呼应, 此时污泥浓度增至3.7 g·L-1；反应器后续运行过程中, 污泥始终保持着优良的沉降性能, 即SV30=SV5为4%~5%且SVI30=SVI5为12~13 mL·g-1, 同时反应器中污泥浓度维持在4.2 g·L-1左右.
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图 5 污泥沉降比(SV5和SV30)及污泥浓度(MLSS) Fig. 5 Sludge settling velocity (SV5 and SV30) and sludge concentration (MLVSS) |
污泥颗粒化是特定条件下微生物自凝聚的过程, 污泥颗粒化亦是分散性絮状污泥不断淘洗和密实性微聚体持续增长的综合过程.无论是普通好氧颗粒污泥的培养, 还是硝化颗粒污泥的形成, 选择压(如沉降时间、进水负荷、HRT、剪切力以及基质组成等)都是污泥颗粒化过程的重要驱动力[16, 17].在连续流反应器中缩短HRT或提升污泥沉降区表面水力负荷是驱动污泥颗粒化最常用的选择压提供手段[13, 18].本研究采用连续流气提内循环反应器, 即以缩短HRT为主要调控手段, HRT的不断降低旨在提升反应器沉降区表面水力负荷, 如图 6所示, 随着HRT的不断降低, 沉降区表面水力负荷由初始的0.48 m3·(m2·h)-1迅速提升至第13 d时的0.95 m3·(m2·h)-1, 随后回落至0.8 m3·(m2·h)-1, 在该运行过程中沉降性能较差的分散性絮状污泥不断随出水淘洗出反应器, 结果仅在2~3周内成功实现污泥微颗粒化(或反应器内基本无絮体污泥存在).
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图 6 反应器升流区内表面气流速度和沉淀区内表面水力负荷 Fig. 6 Superficial air velocity in the riser and surface hydraulic loading rate in the settling area of the reactor |
需要指出的是, 本研究中所观测到的污泥沉降性能经历了由好变差再转好的变化过程(图 5), 这亦和污泥形态由絮凝团到分散性絮体再到微颗粒污泥的变化过程相呼应(图 3).原接种污泥中微生物组成(异养菌比例高)和生存环境与本研究有较大差异, 在高DO(4~6 mg·L-1)和无机进水的条件下, 絮凝团结构被破坏而形成沉降性能较差的分散性絮状污泥, 主要表现在反应器运行第1周期间SV和SVI的升高(图 5)；随后, 在HRT不断降低且沉降区表面水力负荷持续提升的同时, 大量分散性絮状污泥持续被淘洗出反应器, SV和SVI数值不断回落且SV30与SV5、SVI30与SVI5趋于一致, 显示出污泥颗粒化进展顺利, 污泥沉降性能显著改善.
尽管本研究实现了硝化污泥的快速颗粒化, 但所得颗粒污泥粒径较小, 即使在第27 d时的平均粒径也仅有134 μm.然而, 这一结果亦在意料之中, 具体解释如下：首先, 颗粒污泥粒径变化和微生物增长速率密切相关[19, 20], 尽管进水氨氮负荷不断提升, 如第24 d时提升至1.9 kg·(m3·d)-1, 但硝化菌群生长速度及细胞产率均较低(与好氧异养菌相比), 因此硝化微聚体粒径增长缓慢；其次, 颗粒污泥粒径大小亦和反应器中剪切力大小关系密切[21, 22], 本研究中剪切力主要来自于曝气产生的空气上升流速, 如图 6所示, 反应器升流区内气流上升速度始终在0.3 cm·s-1以下, 类比好氧颗粒污泥培养结果, 较低的剪切力(< 1.2 c m·s-1)不利于颗粒污泥的形成和增长；第三, 胞外聚合物(EPS)的大量分泌利于污泥颗粒化过程, 然而一方面研究报道较强的剪切力促使微生物分泌大量EPS, 利于细胞间相互聚集粘附[22], 另一方面硝化菌EPS产率较低, 因此上述两方面均不利于硝化颗粒污泥粒径的增长.综上, 本研究所得硝化颗粒污泥仅为微颗粒, 但随着反应器的继续运行, 该硝化微颗粒污泥粒径仍有增长的趋势.需要强调的是, 过分追求较大粒径颗粒污泥应是不必要的, 颗粒污泥粒径过大会造成其内部中空、沉降性能恶化以及颗粒污泥破碎等问题[20, 23]；此外, 为保持较大粒径颗粒污泥良好的泥水混合效果其所需能耗亦较高且颗粒间磨损亦较为严重[20].
3.2 硝化微颗粒污泥亚硝化实现机制分析本研究在污泥微颗粒化实现后, 通过逐步提升进水氨氮浓度快速实现了出水中亚硝态氮的大量积累[图 2(c)], 研究末期亚硝化率已达到90%以上.大量研究已经证实, 基于颗粒污泥中AOB与NOB典型的成层空间分布特征[7], 颗粒污泥反应器亚硝化的实现依赖于对出水剩余氨氮或反应器中DO与剩余氨氮浓度之比(DO/NH4+-N)的良好控制[4~6, 24, 25].本研究中亚硝化的实现正是基于上述控制策略, 如2.1节中所述, 在进水氨氮浓度提升的过程中, 仅当出水中有剩余氨氮时(即进水氨氮浓度提升至200 mg·L-1左右时), 亚硝态氮随即出现累积而硝态氮浓度开始降低, 并在随后的运行中保持出水氨氮浓度在27~50 mg·L-1, 反应器亚硝化率迅速提升至90%以上.就DO/NH4+-N而言, 如图 7所示, 本研究出水中亚硝态氮的积累始于DO/NH4+-N小于0.1, 即第24 d时的DO/NH4+-N=0.094；在后续的运行中DO/NH4+-N保持在0.03~0.09之间, 亚硝化率迅速升至第30 d时的90%以上且亚硝化负荷达1.34 kg·(m3·d)-1.需要指出的是, 尽管本研究没有对污泥中微生物组成进行监测, 但可以推测亚硝化功能的实现仅仅是微颗粒污泥中NOB活性受到抑制, 而非NOB被彻底淘汰, 即大量NOB仍然存在于微颗粒污泥中.正如已有研究报道的, 对于颗粒污泥亚硝化系统其亚硝化功能实现与NOB淘汰并非同步进行, 一般亚硝化功能实现远远快于颗粒污泥中NOB数量削减[4, 5, 7].
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图 7 第21~30 d期间反应器中DO/NH4+-N、FNA与亚硝化率的变化 Fig. 7 Variations of the DO/NH4+-N, free nitrous acid (FNA), and nitrite accumulation rate in the reactor during the day 21-30 |
值得注意的是, 以往颗粒污泥亚硝化研究中所用颗粒污泥粒径多在1 mm左右[4~6, 25], 而颗粒污泥粒径大小是影响其亚硝化颗粒污泥系统运行控制的重要因素之一[26, 27].本研究中硝化微颗粒污泥第27 d时的平均粒径仅有134 μm, 因此, 本研究证实对于如此微颗粒污泥系统亦可通过调控剩余氨氮或DO/NH4+-N快速实现优良的亚硝化目标；同时, 如此微颗粒也正是其亚硝化功能实现需在DO/NH4+-N为0.03~0.09这样低水平的重要原因(即使温度在28℃).
此外, 本研究推测亚硝化实现后形成的游离亚硝酸(free nitrous acid, FNA)亦对微颗粒污泥中NOB的抑制有积极贡献. NOB对FNA的敏感性显著高于AOB, 研究报道FNA对NOB的完全抑制浓度仅为0.026~0.22 mg·L-1[28~30].本研究中亚硝化实现阶段反应器液相FNA浓度如图 7中所示, 从第24 d时的0.009 mg·L-1升至第27 d时的0.06 mg·L-1；更重要地, 硝化颗粒污泥内层pH值一般显著低于液相中pH值(因颗粒污泥表层AOB氧化氨氮消耗碱度)[31, 32], 而pH是影响FNA浓度大小的关键因素[33], 因此可以推测本研究中硝化微颗粒污泥内的FNA浓度要远高于0.06 mg·L-1, 因此将对颗粒污泥内NOB产生强烈抑制作用.尽管本研究中FNA抑制并非微颗粒污泥亚硝化实现的主要机理, 但对于后续运行中颗粒污泥内NOB的快速彻底淘汰将有重要意义.
4 结论(1) 在含内置沉淀区的气提内循环反应器中, 通过缩短HRT(由5 h降至2.5 h)提升沉淀区表面水力负荷由0.48 m3·(m2·h)-1升至0.95 m3·(m2·h)-1, 2~3周内基本实现污泥微颗粒化或无絮体化.
(2) 所得微颗粒污泥呈浅黄色, 平均粒径在134 μm(第27 d时)且粒径分布均匀性高, 有近70%的微颗粒污泥粒径在59~163 μm；微颗粒污泥沉降性能良好, SV30=SV5为4%~5%且SVI30=SVI5为12~13 mL·g-1.
(3) 通过逐步提升进水氨氮浓度(由50 mg·L-1升至200 mg·L-1), 微颗粒污泥在1周内实现亚硝化率达90%以上且亚硝化负荷达1.34 kg·(m3·d)-1；分析认为出水中较高的剩余氨氮浓度(27~50 mg·L-1)或较低的DO/NH4+-N(0.03~0.09)是微颗粒污泥快速实现亚硝化的主要原因.
| [1] | Ma B, Wang S Y, Cao S B, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox:recent advances[J]. Bioresource Technology, 2016, 200: 981-990. DOI:10.1016/j.biortech.2015.10.074 |
| [2] | Peng Y Z, Zhu G B. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2006, 73(1): 15-26. |
| [3] | Khin T, Annachhatre A P. Novel microbial nitrogen removal processes[J]. Biotechnology Advances, 2004, 22(7): 519-532. DOI:10.1016/j.biotechadv.2004.04.003 |
| [4] | Bartrolií A, Peérez J, Carrera J. Applying ratio control in a continuous granular reactor to achieve full nitritation under stable operating conditions[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(23): 8930-8935. |
| [5] | 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 |
| [6] | Reino C, Suárez-Ojeda M E, Pérez J, et al. Kinetic and microbiological characterization of aerobic granules performing partial nitritation of a low-strength wastewater at 10℃[J]. Water Research, 2016, 101: 147-156. DOI:10.1016/j.watres.2016.05.059 |
| [7] | Soler-Jofra A, Wang R, Kleerebezem R, et al. Stratification of nitrifier guilds in granular sludge in relation to nitritation[J]. Water Research, 2019, 148: 479-491. DOI:10.1016/j.watres.2018.10.064 |
| [8] | Picioreanu C, Pérez J, van Loosdrecht M C M. Impact of cell cluster size on apparent half-saturation coefficients for oxygen in nitrifying sludge and biofilms[J]. Water Research, 2016, 106: 371-382. DOI:10.1016/j.watres.2016.10.017 |
| [9] | Matsumoto S, Katoku M, Saeki G, et al. Microbial community structure in autotrophic nitrifying granules characterized by experimental and simulation analyses[J]. Environmental Microbiology, 2010, 12(1): 192-206. DOI:10.1111/j.1462-2920.2009.02060.x |
| [10] | Fang F, Ni B J, Li X Y, et al. Kinetic analysis on the two-step processes of AOB and NOB in aerobic nitrifying granules[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2009, 83(6): 1159-1169. DOI:10.1007/s00253-009-2011-y |
| [11] | Matsumoto S, Ishikawa D, Saeki G, et al. Microbial population dynamics and community structure during the formation of nitrifying granules to treat ammonia-rich inorganic wastewater[J]. Microbes and Environments, 2010, 25(3): 164-170. DOI:10.1264/jsme2.ME10107 |
| [12] | Sarma S J, Tay J H, Chu A. Finding knowledge gaps in aerobic granulation technology[J]. Trends in Biotechnology, 2017, 35(1): 66-78. DOI:10.1016/j.tibtech.2016.07.003 |
| [13] | Kent T R, Bott C B, Wang Z W. State of the art of aerobic granulation in continuous flow bioreactors[J]. Biotechnology Advances, 2018, 36(4): 1139-1166. DOI:10.1016/j.biotechadv.2018.03.015 |
| [14] | Van de Graaf A A, de Bruijn P, Robertson L A, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor[J]. Microbiology, 1996, 142(8): 2187-2196. DOI:10.1099/13500872-142-8-2187 |
| [15] | 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. |
| [16] |
彭永臻, 吴蕾, 马勇, 等. 好氧颗粒污泥的形成机制、特性及应用研究进展[J]. 环境科学, 2010, 31(2): 273-281. Peng Y Z, Wu L, Ma Y, et al. Advances:granulation mechanism, characteristics and application of aerobic sludge granules[J]. Environmental Science, 2010, 31(2): 273-281. |
| [17] |
王建龙, 张子健, 吴伟伟. 好氧颗粒污泥的研究进展[J]. 环境科学学报, 2009, 29(3): 449-473. Wang J L, Zhang Z J, Wu W W. Research advances in aerobic granular sludge[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(3): 449-473. |
| [18] |
牛姝, 段百川, 张祚黧, 等. 连续流态下以城市污水培养好氧颗粒污泥及颗粒特性研究[J]. 环境科学, 2013, 34(3): 986-992. Niu S, Duan B C, Zhang Z L, et al. Cultivation of aerobic granular sludge with municipal wastewater and studies on its characteristics under the continuous flow[J]. Environmental Science, 2013, 34(3): 986-992. |
| [19] | Liu Y, Tay J H. State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment[J]. Biotechnology Advances, 2004, 22(7): 533-563. DOI:10.1016/j.biotechadv.2004.05.001 |
| [20] | Verawaty M, Tait S, Pijuan M, et al. Breakage and growth towards a stable aerobic granule size during the treatment of wastewater[J]. Water Research, 2013, 47(14): 5338-5349. DOI:10.1016/j.watres.2013.06.012 |
| [21] | Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The effects of shear force on the formation, structure and metabolism of aerobic granules[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2001, 57(1-2): 227-233. DOI:10.1007/s002530100766 |
| [22] | Liu Y, Tay J H. The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge[J]. Water Research, 2002, 36(7): 1653-1665. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00379-7 |
| [23] | Toh S, Tay J, Moy B, et al. Size-effect on the physical characteristics of the aerobic granule in a SBR[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2003, 60(6): 687-695. DOI:10.1007/s00253-002-1145-y |
| [24] |
梁东博, 卞伟, 阚睿哲, 等. 不同温度下应用比值控制实现连续流好氧颗粒污泥短程硝化[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1713-1719. Liang D B, Bian W, Kan R Z, et al. Achieving partial nitritation in a continuous-flow aerobic granular sludge reactor at different temperatures through ratio control[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1713-1719. |
| [25] | Poot V, Hoekstra M, Geleijnse M A A, et al. Effects of the residual ammonium concentration on NOB repression during partial nitritation with granular sludge[J]. Water Research, 2016, 106: 518-530. DOI:10.1016/j.watres.2016.10.028 |
| [26] | Jemaat Z, Bartrolí A, Isanta E, et al. Closed-loop control of ammonium concentration in nitritation:convenient for reactor operation but also for modeling[J]. Bioresource Technology, 2013, 128: 655-663. DOI:10.1016/j.biortech.2012.10.045 |
| [27] | Pérez J, Lotti T, Kleerebezem R, et al. Outcompeting nitrite-oxidizing bacteria in single-stage nitrogen removal in sewage treatment plants:a model-based study[J]. Water Research, 2014, 66: 208-218. DOI:10.1016/j.watres.2014.08.028 |
| [28] | Vadivelu V M, Yuan Z G, Fux C, et al. The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched Nitrobacter culture[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(14): 4442-4448. |
| [29] | Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants[J]. Water Research, 2011, 45(15): 4672-4682. DOI:10.1016/j.watres.2011.06.025 |
| [30] | Blackburne R, Vadivelu V M, Yuan Z G, et al. Kinetic characterisation of an enriched Nitrospira culture with comparison to Nitrobacter[J]. Water Research, 2007, 41(14): 3033-3042. DOI:10.1016/j.watres.2007.01.043 |
| [31] | Song Y J, Ishii S, Rathnayake L, et al. Development and characterization of the partial nitrification aerobic granules in a sequencing batch airlift reactor[J]. Bioresource Technology, 2013, 139: 285-291. DOI:10.1016/j.biortech.2013.04.018 |
| [32] | Winkler M K H, Kleerebezem R, Kuenen J G, et al. Segregation of biomass in cyclic anaerobic/aerobic granular sludge allows the enrichment of anaerobic ammonium oxidizing bacteria at low temperatures[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(17): 7330-7337. |
| [33] | Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam T B S, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid[J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976, 48(5): 835-852. |