2020, Vol. 41
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
水体富营养化近年来在世界各地频繁发生, 导致大量水域出现水质恶化现象, 严重影响了居民健康及生态环境, 受到水环境领域研究人员的重视.水中氮和磷等营养元素含量较高是造成水体富营养化现象的关键原因, 因此去除污水中的氮素和磷源已经成为污水处理领域的重要任务.目前污水处理厂大多采用活性污泥法对污水进行处理, 因其具有处理效果好和能耗较低等优点得到广泛应用, 但在运行过程中发现普通活性污泥存在沉降性能较差和易发生污泥膨胀等问题.好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是一种颗粒状活性污泥, 内部存在层状空间结构[1], 单个颗粒能提供微生物所需的好氧/缺氧/厌氧环境, 可以同时进行硝化、反硝化和除磷过程[2, 3], 具有沉降性能好[4]和抗冲击负荷能力强[5]等优点, 可以极大地降低运行成本, 在废水处理领域受到了极大的关注.荷兰、意大利和克罗地亚等国已将AGS工艺成功用于实际工程[6, 7], 并且运行效果良好.
研究人员通常采用一次进水-曝气策略, 通过在周期内形成厌氧/好氧(A/O)的运行环境来培养颗粒污泥[8~10], 这样做的原因是聚磷菌(phosphate accumulating organisms, PAOs)的生长需要先在厌氧条件下吸收挥发性脂肪酸, 将其转化为聚羟基链烷酸酯(poly-hydroxyalkanoates, PHA)并贮存在体内, 再在好氧条件下氧化分解PHA, 用于充分吸收水中的磷酸盐[11], 以达到除磷的目的.但作者在采用一次进水-曝气策略下驯化絮状污泥以启动AGS工艺时, 发现运行初期絮状污泥在好氧条件下无法形成反硝化所需的厌氧环境, 反应器内会存在大量NO3--N, 对PAOs厌氧释磷产生影响[12~15].然而释磷过程是保证PAOs良好除磷性能的前提, 且有研究表明, PAOs释磷时会形成大量带正电的微粒[16, 17], 能吸附带负电的细胞体, 可以作为颗粒污泥的晶核; PAOs除磷过程还会产生磷酸盐沉淀[18, 19], 可作为细胞附着的内核, 成为颗粒生长的“起点”[20], 两者均能够促进颗粒污泥的形成, 对生活污水中快速颗粒化的实现具有重要作用.因此, 笔者提出多次进水-曝气策略, 在周期内进行多组进水、非曝气和曝气的组合, 通过实现多次硝化反硝化, 以降低系统中NO3--N浓度, 减轻NO3--N对PAOs的抑制, 提高除磷效果, 以便在颗粒化初期利用除磷过程中产生的正电微粒和磷酸盐沉淀, 促进颗粒污泥的形成, 缩短污泥颗粒化过程所需的时间.
基于此, 本研究选用两组SBR反应器(R1和R2)培养AGS, R1以一次进水-曝气策略运行, R2以多次进水-曝气策略运行, 通过研究污泥形态、粒径变化、EPS和去除性能等参数, 对比探究一次/多次进水-曝气策略对生活污水AGS工艺启动和运行的影响, 以期为实际工程提供理论基础.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方式本实验采用两组有机玻璃制成的SBR反应器(R1和R2), 有效容积12 L, 换水比为50%, 通过转子流量计控制曝气量为1.0 L·min-1, 用PLC控制进水、搅拌、曝气和出水.反应器每天运行4个周期, 每周期6 h, 其中通过蠕动泵在相同转速下, 以底部进水的方式进水12 min, 以保证两个反应器周期内进水量相同, 厌氧反应90 min, 好氧反应240 min, 沉淀时间从15 min逐渐缩短为3 min, 出水和闲置共计15 min.周期内运行参数如表 1所示.
|
表 1 反应器运行参数/min Table 1 Operating parameters of reactors/min |
1.2 接种污泥与实验用水
接种污泥为北京市某污水处理厂二沉池回流污泥, R1和R2初始MLSS分别为3 539 mg·L-1和3 624 mg·L-1.实验用水取自某小区化粪池的生活污水, 具体水质指标如表 2所示.
|
|
表 2 生活污水水质 Table 2 Water quality of domestic sewage |
1.3 分析项目及方法
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测定; MLSS采用标准重量法测定; TN采用过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定; COD和总磷的测定采用5B-3B COD多参数快速测定仪; 污泥中EPS的提取采用热提取法[21], PN测定采用考马斯亮蓝法, PS测定采用苯酚硫酸法; 颗粒粒径测定采用Mastersize 2000型激光粒度分析仪, 颗粒形态观察使用体式显微镜.
1.4 烧杯实验本实验过程中定期考察污泥中反硝化聚磷菌(denitrifying poly-phosphorus accumulating organism, DPAO)的富集情况.测试方法如下：从反应器中取出5 L泥水混合物于烧杯, 污泥清洗后去除上清液, 加入水和丙酸钠后, 恢复混合液体积至5 L, 使COD浓度为300 mg·L-1, 厌氧搅拌180 min.静置后倒弃上清液, 加入水和磷酸二氢钾, 恢复体积至5 L, 使TP浓度为6 mg·L-1, 再平均分两份, 对一份进行曝气, 使其好氧反应, 发生好氧吸磷; 另一份加入硝酸钾, 使硝酸盐浓度为20 mg·L-1, 进行缺氧吸磷.实验过程中定时取样测缺氧和好氧反应阶段的TP浓度.
2 结果与讨论 2.1 一次/多次进水-曝气策略对AGS形成及沉降性能的影响图 1所示为实验期间R1和R2内污泥粒径变化.R1和R2接种污水处理厂絮状污泥, 平均粒径为70 μm, 如图 2(a)所示.随着反应器运行, R1和R2分别在第19 d和第11 d出现细小颗粒.经56和39 d后, R1和R2的平均粒径达到340 μm, 认为R1和R2中实现污泥颗粒化[22], 成功启动AGS工艺.培养105 d后, R1和R2内颗粒稳定, 平均粒径达到740 μm和791 μm, 颗粒形态如图 2(b)和2(c)所示, 与R1相比, R2中颗粒大小相近, 形态更加圆润, 结构密实.由于R2采用多次进水-曝气策略, 能在周期内多次为反硝化菌提供碳源, 并在进水后进入厌氧段, 为絮状污泥提供反硝化所需的厌氧环境, 以便反硝化菌脱氮.与R1采用的一次进水-曝气策略相比, 多次进水-曝气策略降低了启动期间的NO3--N浓度, 减轻NO3--N对PAO释磷的抑制, 提高了除磷效果.有研究表明, 生物除磷过程中会形成磷酸盐沉淀[18, 19]和带正电的微粒[16, 17], 可作为细胞附着的内核, 成为颗粒生长的“起点”[20].由此分析, 启动期间R2中NO3--N浓度低于R1, 除磷效果更好, 易产生磷酸盐沉淀和带正电的微粒, 正电微粒能吸附带负电的细胞体, 可作为颗粒污泥的晶核; 磷酸盐沉淀可作为细胞附着的内核, 与絮状污泥通过EPS黏附结合, 形成聚集体, 两者都可以促进颗粒污泥形成, 故与R1相比, R2的污泥颗粒化时间较短.
|
图 1 运行期间R1和R2反应器中颗粒平均粒径变化 Fig. 1 Variation of particle size during the operation in R1 and R2 |
|
(a)为接种污泥; (b)和(c)为第105 d时R1和R2中的污泥 图 2 污泥显微镜照片 Fig. 2 Microscopy images of sludges |
胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是微生物在生理活动中分泌的胞外黏性物质, 主要由蛋白质(PN)和多糖(PS)组成[23].有研究发现EPS通过减少细胞表面的负电荷[24], 将两个相邻的细胞进行物理连接[25], 对AGS的形成和稳定性有重要意义, 为此本实验研究了运行期间PN、PS和PN/PS的变化规律, 结果如图 3所示.
|
图 3 运行期间R1和R2的EPS和PN/PS变化 Fig. 3 Variations of EPS and PN/PS during operation in R1 and R2 |
在启动阶段(0~56 d和0~39 d), R1和R2中的PN、PS和PN/PS呈上升趋势, PN从接种初期的3.01 mg·g-1增加至7.67 mg·g-1和9.10 mg·g-1, PS由7.1 mg·g-1增至7.39 mg·g-1和8.01 mg·g-1, PN/PS由0.43增至1.04和1.14.颗粒形成后(57~105 d和40~105 d), PN和PS含量与PN/PS值基本稳定, 表明R1和R2系统运行稳定.实验表明在颗粒化阶段, 相较于PS含量变化, PN含量大量增加, 表明PN在颗粒化过程中可能起主要作用, 这与Su等[26]的研究结果一致, 分析原因为PN具有大量带负电荷的氨基酸[27], PN含量的增加不仅可以降低细菌细胞的表面负电荷, 减少细胞之间的静电排斥[28], 促进细胞与细胞的相互作用, 并通过吸附有机和无机材料形成了交联网络[29], 从而促成颗粒的形成.结果表明(图 3), 在相同运行时间下, 与R1相比, R2中微生物分泌的PN和PS更多, PN/PS处于较高水平, 多次进水-曝气策略更利于污泥聚集, 从而提高了颗粒的沉降性能, 促进颗粒污泥的形成.
由于启动AGS工艺采用了逐渐缩短沉降时间的方式, 会淘洗出部分沉降性能差的污泥, 因此本实验还研究了实验期间MLSS和SVI的变化趋势, 结果如图 4所示, 接种污泥的SVI值为60.13 mL·g-1, R1和R2中接种的污泥浓度为3 539 mg·L-1和3 624 mg·L-1.由于启动阶段R1和R2的沉降时间是逐渐缩短的, 排出沉降速度慢的污泥, 保留了沉降性能好的污泥.SVI数值能够反映污泥的沉降性能, SVI值较低代表污泥的沉降性能较好[30], 因此在启动阶段R1和R2的MLSS和SVI均呈现下降的趋势.R1和R2中在第19 d和第11 d出现细小颗粒, 这些颗粒会将系统中絮状污泥黏附在自身表面, 将絮状污泥持留下来[31], 对AGS的形成具有重要作用.由于相同运行时间下R2中颗粒粒径大于R1, 颗粒更致密, 所以R2污泥沉降性能优于R1, 故在第19 d缩短沉降时间时, R1比R2中流失了更多的污泥.此后, MLSS不再下降, 系统内颗粒结构逐渐完整, 粒径不断变大, 沉降性能得到改善, SVI值逐渐降低, MLSS开始有所上升.由于R2采用多次进水-曝气策略运行, 刺激系统内微生物产生了较多的PN, 改善了颗粒的沉降性能, 因此在相同运行时间下, R2的SVI值是低于R1的, 表明相较于一次进水-曝气策略, 多次进水-曝气策略运行下形成的颗粒沉降性能更强.
|
图 4 R1和R2运行期间MLSS和SVI的变化 Fig. 4 Variation of MLSS and settling performance during the operation |
图 5和图 6分别表示了运行期间R1和R2的进、出水COD、TP浓度及去除率的变化情况.接种初期, R1和R2对COD和TP去除率较低, 出水浓度较高, 经一段时间的适应和驯化, 功能菌对有机物的利用能力得到恢复, 对环境逐渐适应, 出水COD和TP浓度逐渐降低.由于R1和R2分别在第19 d和第11 d出现细小颗粒, 为快速获得成熟的AGS, 于是第19 d时缩短沉降时间至3 min.R1和R2中含有较多的絮状污泥, 所以缩短沉降时间后, 排出较多沉降性能不佳的絮状污泥, 其中可能含有大量富磷污泥, 但是R1和R2排出的富磷污泥中含有较多PAOs, 所以R1和R2的TP去除率出现了先增加后下降的趋势, 且观察到R1和R2分别经历了33 d和17 d出水TP浓度降至0.5 mg·L-1以下, 表明R1中除磷性能恢复的时间比R2长, 一是因为R1比R2排出含有PAO的絮状污泥多, R1中PAOs富集所需的时间比R2长, 二是因为这一阶段R1和R2中污泥粒径较小, 曝气时氧气的传递性较好, 单个颗粒内部厌氧区可能很小, 同步硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrification, SND)能力还不完善, 因此R1中好氧硝化形成的NO3--N无法在好氧条件下被反硝化去除掉, 而R2中采用多次进水-曝气的运行策略, 在周期内可以提供多次厌氧和好氧环境, 实现多次实现硝化反硝化, 降低了NO3--N浓度, 因此推测R1中NO3--N浓度对PAO的抑制程度是大于R2的, 这一阶段实验结果表明, 与一次进水-曝气的运行策略相比, 多次进水-曝气策略运行下PAO受到NO3--N的冲击更小, 除磷性能更好, 可在颗粒化初期实现较低的出水TP浓度.
|
图 5 运行过程中COD浓度变化 Fig. 5 Variation of COD concentration during the operation |
|
图 6 运行过程中TP浓度变化 Fig. 6 Variation of TP concentration during the operation |
R1和R2中AGS启动后, 与运行初期相比, 颗粒粒径增大, 颗粒内部的层状空间结构逐渐完整, 能够实现SND, 因此R1内后续的好氧环境下硝化形成的NO3--N可通过SND被去除, NO3--N浓度有所降低, 一定程度上减轻了NO3--N对PAOs的抑制程度.除此之外, AGS的层状空间结构也对PAOs也起到了一定的缓冲保护作用, 因此颗粒化后R1和R2的出水COD和TP浓度能够稳定保持在50 mg·L-1和0.5 mg·L-1以下, 处理效果稳定, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的一级A标准.
2.2.2 R1和R2的脱氮性能运行期间, R1和R2的TN去除率整体呈现上升趋势, 且R2的TN去除率大于R1.对比图 7可知, 出水TN中含有大量NO3--N成分, 反硝化脱去NO3--N的程度对获得较低的出水TN浓度具有重要意义.启动阶段(0~56 d和0~39 d), R1和R2接种污水处理厂回流污泥, 反应器初期以絮状污泥为主.R1以一次进水-曝气的策略运行时, 运行初期絮状污泥在好氧条件下不能提供反硝化所需的厌氧环境, 因此R1出水中含有大量NO3--N, TN去除率较低; R2以多次进水-曝气策略运行时, 周期内会进行3组厌氧环境和好氧环境的交替运行, 通过多次硝化和反硝化作用, 有效降低了反应器内NO3--N含量, 所以接种初期R1的出水NO3--N浓度比R2高.第19 d缩短沉降时间, R1比R2中流失了更多的污泥, 这些污泥中含有大量硝化细菌和反硝化细菌, 因此R1和R2的脱氮性能均出现一定程度的下降.大部分硝化细菌属于自养菌, 世代时间较长[32], 故R1中脱氮性能恢复时间比R2长.
|
图 7 运行期间氮去除效果变化 Fig. 7 Variation of nitrogen removal efficiency during the operation |
AGS工艺启动后(57~105 d和40~105 d), 颗粒粒径增大, 好氧条件下由于氧气传递受限, 单个颗粒污泥内部具有厌氧区和缺氧区, 具备SND能力.由于DO在AGS内具有一定的传质深度[33, 34], 因此与粒径较小的AGS相比, 粒径较大的AGS内部缺氧反应区大[35], 反硝化效率更高, 利于实现SND.由于R2中颗粒污泥的粒径大于R1, 故R2脱氮效率高于R1, 所以AGS工艺启动后R1的出水NO3--N浓度比R2中的高, R2出水TN浓度满足规范要求的时间也比R1提前.AGS工艺稳定运行后, R1和R2中出水TN浓度平均为11.2 mg·L-1和8.9 mg·L-1, 均低于我国《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)的一级A标准(15 mg·L-1).
2.3 一次/多次进水-曝气策略对DPAO富集程度的影响DPAO以NO3--N为电子受体过量吸磷, 在除磷的同时, 达到反硝化脱氮的目的, 可以缓解异养菌对碳源的竞争, 实现“一碳两用”, 节省了能源[36, 37].由于DPAO在厌氧和缺氧条件下进行生理活动, 笔者推测DPAO是否会在颗粒内部缺氧区富集.文献[38]认为缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率之比代表了DPAO占全部PAOs的比值, 能反映系统中DPAO增殖情况, 因此笔者在运行期间每隔20 d, 通过烧杯实验的方法, 测得缺氧和好氧条件下磷酸盐浓度变化, 并计算了缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率之比.
如图 8所示, 种泥中DPAO占全部PAOs的质量分数为11.17%, 经过100 d的运行, R1和R2中DPAO增殖至22.47%和34.08%, 可知两种方式运行下均能富集DPAO, 且R2中DPAO富集的情况比R1好, 分析原因为R1采用一次进水-曝气的策略运行时, 周期内前期厌氧段内系统中底物充足, 后期好氧段内基质浓度较低, 硝化细菌将NH4+-N氧化后, 微生物耗氧量下降, 因此在较长的好氧段中DO会大量上升, 氧气通过AGS表面孔隙进入颗粒内部, 减小了颗粒内部缺氧区和厌氧区体积, 影响了DPAO的生存空间; 而R2采用多次进水-曝气的运行策略, 周期中不会存在较长时间的连续曝气, 并且周期内多次提供基质, 与R1相比, R2的运行策略能够提高微生物活性, 增加对氧气的消耗量, 对反应器中DO起到一定的控制作用, 确保了好氧条件下颗粒内部缺氧区和厌氧区的分布, 这与Bassin等[39]的研究结果一致, 其发现较低DO浓度可以保证好氧环境中AGS内部的缺氧区和厌氧区体积, 促进了DPAO增殖.与R1相比, R2运行时反应器中DO相对较低, 颗粒内部为DPAO提供适宜的厌氧和缺氧生存环境, 有利于DPAO富集.
|
图 8 运行期间DPAO富集程度变化 Fig. 8 Variation of DPAO richness during the operation |
图 9所示为R1和R2在第91 d任意一个周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP和COD的浓度变化.R1采用底部厌氧进水的方式向反应器中提供基质, 随后开始厌氧反应阶段, 由于R1内含有充足的碳源, 可进行彻底的反硝化作用, 因此厌氧阶段进行55 min后R1中NO3--N浓度为0, 此后R1内PAOs释磷过程不再受到NO3--N抑制, PAOs能将胞内多聚磷酸盐(poly-P)分解, 以磷酸盐的形式释放在水中, 并将碳源转化以PHA形式储存在体内, 以便好氧条件下进行吸磷, 因此观察到厌氧段TP浓度上升, 好氧段TP浓度下降.生活污水有机物成分复杂, 微生物能快速消耗利用的碳源较少, 所以R1中COD浓度由130.2 mg·L-1降至43.9 mg·L-1, 待反应进入好氧段时, 微生物可以利用的碳源已所剩无几, NO3--N在DPAO作用下得到部分去除后, 反硝化菌受到碳源限制而不再进行反硝化过程, 系统中NO3--N浓度不断上升, 至周期末期时NO3--N浓度为11.4 mg·L-1.
|
图 9 第91 d R1和R2周期内污染物浓度变化 Fig. 9 Variations of concentrations of pollutants in R1 and R2 on 91st day |
而R2中出水NO3--N浓度低于R1, 这得益于R2采用的多次进水-曝气的运行策略：周期初以厌氧进水的方式向微生物提供基质, 在反硝化结束后系统由缺氧环境恢复为厌氧环境, 为PAOs释磷提供条件, 曝气后NH4+-N经硝化作用转化为NO3--N, 经DPAO作用能够去除部分NO3--N后, 由于反应器内碳源匮乏, 反硝化菌摄取不到碳源, 反硝化作用暂停, 所以观察到NO3--N浓度上升, 至好氧段末期系统内的NO3--N浓度分别为6.9 mg·L-1和5.8 mg·L-1.好氧段结束后, 再以厌氧进水的方式为反硝化菌脱氮和PAO释磷提供碳源和适宜的厌氧条件, 随后再进入厌氧环境, 以此方式向系统内多次提供碳源, 以便对氮素进行反硝化作用, 故R2周期末为7.3 mg·L-1, 通过这种方式良好地处理了系统内TN和TP, 获得了良好的脱氮除磷效果.
3 结论(1) 相同运行时间下, R2中PN和PS含量多于R1, PN/PS和污泥粒径也处于较高水平.R1和R2分别经过56 d和39 d后成功启动AGS工艺; 运行105 d后, R1和R2内颗粒污泥的平均粒径达到740 μm和791 μm, R2中颗粒形态更圆润, 表明多次进水-曝气策略能促进颗粒污泥的形成, 有利于提高颗粒粒径.
(2) R1和R2内颗粒污泥成熟后, 对COD、TP和TN具有良好的处理效果, 出水水质均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.
(3) 颗粒化过程中, R2中出水NO3--N浓度和出水TP浓度普遍低于R1, 表明与一次进水-曝气运行相比, 多次进水-曝气运行下PAO受到NO3--N的冲击更小, 除磷性能更好.
(4) 运行100 d后, R1和R2中DPAO占全部PAO的比值由最初11.17%分别增至25.47%和34.08%, 表明多次进水-曝气策略下运行, 颗粒内部更适宜DPAO生存, 有利于DPAO富集.
| [1] | Franca R D G, Pinheiro H M, Van Loosdrecht M C M, et al. Stability of aerobic granules during long-term bioreactor operation[J]. Biotechnology Advances, 2018, 36(1): 228-246. DOI:10.1016/j.biotechadv.2017.11.005 |
| [2] | Zhang Q G, Hu J J, Lee D J. Aerobic granular processes:current research trends[J]. Bioresource Technology, 2016, 210: 74-80. DOI:10.1016/j.biortech.2016.01.098 |
| [3] | Pishgar R, Dominic J A, Sheng Z Y, et al. Influence of operation mode and wastewater strength on aerobic granulation at pilot scale:startup period, granular sludge characteristics, and effluent quality[J]. Water Research, 2019, 160: 81-96. DOI:10.1016/j.watres.2019.05.026 |
| [4] | Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor[J]. Journal of Applied Microbiology, 2001, 91(1): 168-175. |
| [5] | Peyong Y N, Zhou Y, Abdullah A Z, et al. The effect of organic loading rates and nitrogenous compounds on the aerobic granules developed using low strength wastewater[J]. Biochemical Engineering Journal, 2012, 67: 52-59. DOI:10.1016/j.bej.2012.05.009 |
| [6] | Ni B J, Xie W M, Liu S G, et al. Granulation of activated sludge in a pilot-scale sequencing batch reactor for the treatment of low-strength municipal wastewater[J]. Water Research, 2009, 43(3): 751-761. DOI:10.1016/j.watres.2008.11.009 |
| [7] | Pronk M, De Kreuk M K, De Bruin B, et al. Full scale performance of the aerobic granular sludge process for sewage treatment[J]. Water Research, 2015, 84: 207-217. DOI:10.1016/j.watres.2015.07.011 |
| [8] | Muda K, Aris A, Salim M R, et al. The effect of hydraulic retention time on granular sludge biomass in treating textile wastewater[J]. Water Research, 2011, 45(16): 4711-4721. DOI:10.1016/j.watres.2011.05.012 |
| [9] | Henriet O, Meunier C, Henry P, et al. Improving phosphorus removal in aerobic granular sludge processes through selective microbial management[J]. Bioresource Technology, 2016, 211: 298-306. DOI:10.1016/j.biortech.2016.03.099 |
| [10] |
李冬, 王樱桥, 李帅, 等. 生活污水与人工配水对好氧颗粒污泥系统的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(4): 1878-1884. Li D, Wang Y Q, Li S, et al. Impact of actual domestic sewage and simulated wastewater on an aerobic granular sludge system[J]. Environmental Science, 2019, 40(4): 1878-1884. |
| [11] | Wang X C, Chen Z L, Kang J, et al. The key role of inoculated sludge in fast start-up of sequencing batch reactor for the domestication of aerobic granular sludge[J]. Journal of Environmental Sciences, 2019, 78: 127-136. DOI:10.1016/j.jes.2018.08.008 |
| [12] | Zou J T, Li Y M, Zhang L L, et al. Understanding the impact of influent nitrogen concentration on granule size and microbial community in a granule-based enhanced biological phosphorus removal system[J]. Bioresource Technology, 2015, 177: 209-216. DOI:10.1016/j.biortech.2014.11.093 |
| [13] |
甄建园, 于德爽, 王晓霞, 等. 低C/N(< 3)条件下SNEDPR系统启动及其脱氮除磷特性研究[J]. 中国环境科学, 2018, 38(8): 2960-2967. Zhen J Y, Yu D S, Wang X X, et al. The nutrient removal characteristic of SNEDPR system during start-up and steady operation phases treating low C/N(< 3) sewage[J]. China Environmental Science, 2018, 38(8): 2960-2967. |
| [14] |
余宏刚.污泥回流过程中缺氧处理对脱氮除磷的影响[D].西安: 西安建筑科技大学, 2017. Yu H G. Effect of anoxic treatment on nitrogen and phosphorus removal in sludge reflux process[D]. Xi'an: Xi'an University of Architecture and Technology, 2017. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10703-1017735649.htm |
| [15] |
陈斌. 工业园区污水处理厂改良型A2/O的设计与运行[J]. 水处理技术, 2019, 45(5): 129-131. Chen B. Design and operation of improved A2/O in sewage treatment plant in industrial park[J]. Technology of Water Treatment, 2019, 45(5): 129-131. |
| [16] | Wu C Y, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Enhanced biological phosphorus removal by granular sludge:from macro-to micro-scale[J]. Water Research, 2010, 44(3): 807-814. DOI:10.1016/j.watres.2009.10.028 |
| [17] |
王然登, 彭永臻, 吴昌永, 等. 强化生物除磷体系中颗粒污泥的形成及机理探讨[J]. 化工学报, 2011, 62(1): 214-219. Wang R D, Peng Y Z, Wu C Y, et al. Formation of granular sludge and its mechanism in enhanced process of biological phosphorus removal[J]. CIESC Journal, 2011, 62(1): 214-219. |
| [18] | Wan C L, Lee D J, Yang X, et al. Calcium precipitate induced aerobic granulation[J]. Bioresource Technology, 2015, 176: 32-37. DOI:10.1016/j.biortech.2014.11.008 |
| [19] | Guo Y, Zhang B, Zhang Z Q, et al. Enhanced aerobic granulation by applying the low-intensity direct current electric field via reactive iron anode[J]. Water Research, 2019, 149: 159-168. DOI:10.1016/j.watres.2018.10.095 |
| [20] | Bassin J P, Winkler M K H, Kleerebezem R, et al. Improved phosphate removal by selective sludge discharge in aerobic granular sludge reactors[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2012, 109(8): 1919-1928. DOI:10.1002/bit.24457 |
| [21] | Li X Y, Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research, 2007, 41(5): 1022-1030. DOI:10.1016/j.watres.2006.06.037 |
| [22] |
李冬, 王樱桥, 张杰, 等. 高径比对生活污水好氧颗粒污泥系统的影响[J]. 中国环境科学, 2019, 39(1): 141-148. Li D, Wang Y Q, Zhang J, et al. The impact of height/diameter ratio on aerobic granular sludge (AGS) system in domestic sewage[J]. China Environmental Science, 2019, 39(1): 141-148. |
| [23] | 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 |
| [24] | Zhang L L, Feng X X, Zhu N W, et al. Role of extracellular protein in the formation and stability of aerobic granules[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 41(5): 551-557. DOI:10.1016/j.enzmictec.2007.05.001 |
| [25] | Pol L W H, De Castro Lopes S I, Lettinga G, et al. Anaerobic sludge granulation[J]. Water Research, 2004, 38(6): 1376-1389. DOI:10.1016/j.watres.2003.12.002 |
| [26] | Su K Z, Yu H Q. Formation and characterization of aerobic granules in a sequencing batch reactor treating soybean-processing wastewater[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(8): 2818-2827. |
| [27] | Wilén B M, Jin B, Lant P. The influence of key chemical constituents in activated sludge on surface and flocculating properties[J]. Water Research, 2003, 37(9): 2127-2139. DOI:10.1016/S0043-1354(02)00629-2 |
| [28] | Tsuneda S, Jung J, Hayashi H, et al. Influence of extracellular polymers on electrokinetic properties of heterotrophic bacterial cells examined by soft particle electrophoresis theory[J]. Colloids and Surfaces B:Biointerfaces, 2003, 29(2-3): 181-188. DOI:10.1016/S0927-7765(02)00188-1 |
| [29] | Liu Y Q, Liu Y, Tay J H. The effects of extracellular polymeric substances on the formation and stability of biogranules[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2004, 65(2): 143-148. |
| [30] |
李鹏. 不同污泥沉降性能条件下污泥质量浓度对SV与SVI测定值的影响[J]. 市政技术, 2014, 32(1): 124-127. Li P. Effect of sludge concentration on the value of SV and SVI under different condition of sludge sedimentation performance[J]. Municipal Engineering Technology, 2014, 32(1): 124-127. |
| [31] |
沈祥信, 李小明, 杨麒, 等. 预加好氧颗粒对SBR中好氧颗粒污泥形成的影响[J]. 环境科学, 2007, 28(11): 2467-2472. Shen X X, Li X M, Yang Q, et al. Acceleration of the formation of aerobic granules in SBR by inoculating mature aerobic granules[J]. Environmental Science, 2007, 28(11): 2467-2472. |
| [32] |
孙金凤.硝化菌的筛选与扩增培养技术研究[D].上海: 上海师范大学, 2012. Sun J F. Study on selection and amplification of nitrifying bacteria culture technology[D]. Shanghai: Shanghai Normal University, 2012. http://d.wanfangdata.com.cn/Thesis/D224392 |
| [33] |
董峰, 张捍民, 杨凤林. 数学模拟好氧颗粒污泥的形成及水力剪切强度对颗粒粒径的影响[J]. 环境科学, 2012, 33(1): 181-190. Dong F, Zhang H M, Yang F L. Modeling formation of aerobic granule and influence of hydrodynamic shear forces on granule diameter[J]. Environmental Science, 2012, 33(1): 181-190. |
| [34] |
梁东博, 卞伟, 王文啸, 等. 低温条件下好氧颗粒污泥培养及其脱氮性能研究[J]. 中国环境科学, 2019, 39(2): 634-640. Liang D B, Bian W, Wang W X, et al. Aerobic granular sludge formation and nutrients removal characteristics under low temperature[J]. China Environmental Science, 2019, 39(2): 634-640. |
| [35] |
张树军, 李定昌, 高景峰, 等. SBR反应器中不同粒径成熟好氧颗粒污泥的分形表征[J]. 安全与环境学报, 2018, 18(2): 691-696. Zhang S J, Li D C, Gao J F, et al. Fractal characteristics of mature aerobic granular sludges with different particle sizes in a sequencing batch reactor[J]. Journal of Safety and Environment, 2018, 18(2): 691-696. |
| [36] | He Q L, Zhou J, Wang H Y, et al. Microbial population dynamics during sludge granulation in an A/O/A sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2016, 214: 1-8. DOI:10.1016/j.biortech.2016.04.088 |
| [37] | Wang Y Y, Geng J J, Peng Y Z, et al. A comparison of endogenous processes during anaerobic starvation in anaerobic end sludge and aerobic end sludge from an anaerobic/anoxic/oxic sequencing batch reactor performing denitrifying phosphorus removal[J]. Bioresource Technology, 2012, 104: 19-27. DOI:10.1016/j.biortech.2011.09.049 |
| [38] | 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 |
| [39] | Bassin J P, Kleerebezem R, Dezotti M, et al. Simultaneous nitrogen and phosphate removal in aerobic granular sludge reactors operated at different temperatures[J]. Water Research, 2012, 46(12): 3805-3816. DOI:10.1016/j.watres.2012.04.015 |