环境科学  2020, Vol. 41 Issue (3): 1418-1424   PDF    
引用本文
邱圣杰, 刘瑾瑾, 李夕耀, 彭永臻. 剩余污泥碱性发酵产物对硝化过程及性能的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(3): 1418-1424.
QIU Sheng-jie, LIU Jin-jin, LI Xi-yao, PENG Yong-zhen. Effect of Alkaline Sludge Fermentation Products on the Nitrification Process and Performance[J]. Environmental Science, 2020, 41(3): 1418-1424.
剩余污泥碱性发酵产物对硝化过程及性能的影响
邱圣杰, 刘瑾瑾, 李夕耀, 彭永臻     
北京工业大学城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室, 北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室, 北京 100124
收稿日期: 2019-09-03; 修订日期: 2019-10-13
基金项目: 北京市科技计划项目（Z181100005518006）
作者简介: 邱圣杰(1995~), 男, 硕士, 主要研究方向为污泥发酵与城镇污水深度处理, E-mail:783976155@qq.com
通信作者: 彭永臻, E-mail:pyz@bjut.edu.cn
摘要: 为探究剩余污泥碱性发酵产物作为碳源对硝化过程及性能的影响，建立了以污泥碱性发酵混合物作为碳源的生物脱氮（BNR）系统.投加初期，氨氧化菌（AOB）和亚硝态氮氧化菌（NOB）活性均受到抑制；16 d后AOB活性开始迅速恢复，NOB活性仍受到抑制，比硝态氮积累速率（SNaPR，以N/VSS计）由初始的0.1791 g·（g·d）-1下降至0.0078 g·（g·d）-1，系统内亚硝积累率由8.12%上升至91.42%并维持稳定.将污泥发酵混合物分离为污泥发酵液和污泥发酵底泥，考察添加3种不同类型的发酵产物对硝化效果良好的全程硝化污泥硝化活性的影响.结果表明，投加污泥碱性发酵混合物和投加碱性发酵液的实验组，NOB活性皆有所下降，SNaPR由初始的0.1793 g·（g·d）-1分别下降至0.1510 g·（g·d）-1和0.1617 g·（g·d）-1；投加发酵底泥的实验组，NOB的活性有所上升，SNaPR由0.1793 g·（g·d）-1上升至0.1864 g·（g·d）-1.因此，当利用污泥发酵混合物和发酵液作为碳源时，在硝化过程中，能抑制系统内NOB的活性，实现短程硝化过程，有利于加速硝化速率及节省该类型碳源的投加.
关键词: 污泥发酵混合物      污泥发酵液      城市生活污水      硝化细菌活性      短程硝化     
Effect of Alkaline Sludge Fermentation Products on the Nitrification Process and Performance
QIU Sheng-jie , LIU Jin-jin , LI Xi-yao , PENG Yong-zhen     
National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
Abstract: The aim of the present study was to investigate the effect of alkaline sludge fermentation products as a carbon source on the nitrification process and performance. During the operation of a biological nitrogen removal (BNR) system with sludge fermentation mixture as the carbon source, the activities of ammonia-oxidizing bacteria (AOB) and nitrite-oxidizing bacteria (NOB) were inhibited at the beginning. After 16 days, the activity of AOB began to recover rapidly, but the activity of NOB was still inhibited. The specific nitrate production rate (SNaPR, N/VSS) decreased from 0.1791 g·(g·d)-1 to 0.0078 g·(g·d)-1. At the same time, the nitrite accumulation rate increased from 8.12% to 91.42% and remained stable. The sludge fermentation mixture was separated into sludge fermentation liquid and sludge fermentation sediment. The changes in nitrification activity by adding different types of fermentation products were investigated. The results showed that the activity of NOB decreased in the experimental group fed with the sludge fermentation mixture and the fermentation liquid. The SNaPR decreased from an initial 0.1793 g·(g·d)-1 to 0.1510 g·(g·d)-1 and 0.1617 g·(g·d)-1, respectively. In the experimental group fed with fermentation sediment, the activity of NOB increased. SNaPR rose from 0.1793 g·(g·d)-1 to 0.1864 g·(g·d)-1. Therefore, the activity of the NOB can be inhibited when the sludge fermentation mixture and the fermentation liquid are used as a carbon source in the nitrification process. In addition, the short-range nitrification process can be realized, which is beneficial to accelerating the reaction speed and saving investment in this type of carbon source.
Key words: sludge fermentation mixture      sludge fermentation liquid      municipal wastewater      nitrifying bacteria activity      short-cut nitrification     

目前城市生活污水脱氮除磷主要依靠生物法, 而生物法所面临的两个主要问题：一为原水碳源不足, 无法满足脱氮除磷的需求; 二是剩余污泥产量大, 大量的剩余污泥需要得到妥善的处理处置.污泥发酵是污泥减量化和稳定化的有效技术之一, 通过控制污泥龄使得污泥发酵维持在水解酸化阶段可以积累短链脂肪酸(SCFAs), SCFAs为生物脱氮除磷的优势碳源[1, 2], 而之前的研究证明了碱性污泥发酵可以强化SCFAs的生成量[2, 3].

传统的生物脱氮过程中生活污水中的NH4+-N由AOB转化为NO2--N, 再由NOB转化为NO3--N, 之后由反硝化菌以NO2--N或者NO3--N为电子受体, 利用碳源转化为N2完成生物脱氮过程.通常所说的短程硝化是将硝化过程控制在亚硝化阶段, 能够节省约40%的碳源和25%的氧气消耗并提高反硝化效率[4~6], 也可以为自养生物脱氮方式厌氧氨氧化提供底物[7, 8].短程硝化的实现关键是如何在硝化过程中抑制系统中NOB的活性, 目前已有的控制条件有温度[5]、pH[9, 10]、溶解氧[11]、游离氨(FA)[12]、游离亚硝酸(FNA)[13]、低污泥龄[14, 15]和过程控制[16~18]等.

本实验室之前的研究, 将污泥发酵混合物作为碳源, 不需要采用离心的方式获取发酵液, 也不需要去除发酵液中的氮和磷, 且能够满足系统内脱氮除磷的需要[19~21].已有的研究在使用碱性污泥发酵产物(污泥发酵液和污泥发酵混合物)作为碳源时, 反应器内都出现了亚硝积累的现象[19~22].本文建立投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统, 在运行过程中系统内逐步出现亚硝积累现象并在23 d后维持稳定, 为进一步探究剩余污泥碱性发酵产物对硝化细菌的影响, 采用批次实验, 将剩余污泥碱性发酵物分离为发酵混合物、发酵液和发酵底泥, 分别研究其对AOB和NOB的影响, 探究系统内短程硝化出现的原因.

1 材料与方法 1.1 投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统

投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统(F-SBR)如图 1所示, 剩余污泥碱性发酵罐和F-SBR为两个有效体积为10 L的SBR.剩余污泥碱性发酵罐为半连续式反应器, 体积为10 L, 污泥停留时间SRT为6~8 d, pH控制在10±0.2, 温度为30℃, 通过控制污泥发酵在水解酸化阶段积累SCFAs, 根据SRT每周期排放剩余污泥发酵混合物至储泥罐并加入等体积新鲜的剩余污泥.F-SBR利用污泥发酵混合物作为碳源, 每周期12 h, 采用厌氧-好氧-缺氧的运行方式, 缺氧段投加污泥发酵混合物作为碳源进行反硝化, 排水比为50%.反应器内装有pH探头和DO探头, 好氧段维持溶解氧在1.5~2mg·L-1, 反应器MLSS维持在(4 930±124) mg·L-1.

图 1 投加污泥发酵物作为碳源的BNR系统示意 Fig. 1 Schematic diagram of the BNR system with sludge fermentation mixture as the carbon source

1.2 实验用水及污泥来源

发酵所用的剩余污泥为北京高碑店污水处理厂的回流污泥, 发酵前进行浓缩, MLSS为(10 512±1 219)mg·L-1, MLVSS为(5 604±5 000)mg·L-1.实验所使用的种泥取自高碑店污水处理厂硝化活性良好的活性污泥, 具有良好的全程硝化效果, 污泥浓度为(4 930±396)mg·L-1, MLVSS为(3 300±124)mg·L-1.实验用水为实际生活污水, 来自北京工业大学家属区化粪池, 实验所使用的污泥发酵混合物取自运行稳定的碱性剩余污泥发酵罐, 具体参数如表 1所示.

表 1 生活污水与污泥发酵物基本特性 Table 1 Characteristics of the municipal wastewater and WAS fermentation products

1.3 批次实验方法

批次实验所采用的装置为有效体积为1.5 L的锥形瓶, 瓶内装有连接流量计的曝气头, 使用气泵向锥形瓶内提供充足的曝气量, 保证整个实验过程中处于氧饱和状态(DO＞7mg·L-1).批次实验的种泥均采用来自高碑店污水处理厂的硝化效果良好的全程硝化污泥, 用蒸馏水离心(4 000 r·min-1, 5 min), 清洗3遍, 温度维持在25℃.对剩余污泥碱性发酵物进行初步的分离, 使用低速离心机对污泥发酵混合物在4 000 r·min-1的转速下进行分离, 得到发酵液与发酵底泥, 取出发酵液的发酵底泥离心洗泥3次, 用蒸馏水稀释至原本体积, 并涡旋混合均匀得到与污泥发酵混合物等污泥浓度的发酵底泥.实验共设置4组反应器, 1组为空白对照组, 2组加入体积比为3%的污泥发酵混合物, 3组加入体积比为3%的污泥发酵液, 4组加入体积比为3%的稀释后的发酵底泥.首先模拟反应器内运行进行厌氧搅拌3 h, 加入配置的NH4Cl溶液(30mg·L-1)和NaNO2溶液(20mg·L-1), 用Na2CO3溶液调节碱度, 在饱和溶解氧(DO＞7mg·L-1)下分别对AOB和NOB进行活性的检测.

1.4 分析方法

NH4+-N, NO2--N和NO3--N均采用国家规定的标准方法测定[23]; pH值、DO和温度采用Multi340i-WTW测定; MLSS、MLVSS采用重量法测定; SCFAS采用Agilent 6890N气相色谱仪测定, 采用Agilent DB-WAXetr (30 m×0.53 mm×0.001 mm)色谱柱, 氮气做载气, 流速为20 mL·min-1, 检测器为氢火焰检测器(FID); 活性污泥系统中的AOB、NOB(nitrospira和nitrobactor)采用qPCR技术(SYBR Green法)进行检测, 采用土壤DNA快速试剂盒(MP Biomedaicals, OH, USA)对泥样中的DNA进行提取, 使用MX3000P实时定量PCR仪(Stratagene, La Jolla, CA)进行测量, 利用不同特异性引物和扩增程序进行PCR测试, 具体各菌所用的特异性引物和退火温度如表 2所示.

表 2 qPCR中所采用的的引物和退火温度 Table 2 The qPCR primers and annealing temperatures

1.5 计算方法

(1) 氨氮氧化率(AOR)的计算方法

式中, [NH4+-N]始为硝化开始时反应器内的NH4+-N浓度(mg·L-1); [NH4+-N]末为硝化结束时反应器内的NH4+-N浓度(mg·L-1).

(2) 硝态氮积累率(NAR)的计算方法

式中, [NO3--N]末为硝化结束后反应器内的NO3--N浓度(mg·L-1); [NH4+-N]始为硝化开始时反应器内的NH4+-N浓度(mg·L-1); [NO2--N]始为硝化开始时反应器内的NO2--N浓度(mg·L-1).

(3) 比氨氧化速率(SAOR)的计算方法

式中, [NH4+-N]始为硝化开始时反应器内的NH4+-N浓度(mg·L-1); [NH4+-N]末为硝化结束时反应器内的NH4+-N浓度(mg·L-1); MLVSS为反应器内的污泥质量浓度(mg·L-1); tN为硝化反应时间(min).

(4) 比硝态氮积累速率(SNaPR)的计算方法

式中, [NO3--N]末为硝化结束后反应器内的NO3--N浓度(mg·L-1); [NO3--N]始为硝化开始时反应器内的NO3--N浓度(mg·L-1); MLVSS为反应器内的污泥质量浓度(mg·L-1); tN为硝化反应时间(min).

(5) FA计算方法

 2 结果与讨论 2.1 投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统硝化过程中的短程硝化现象

为解决城市生活污水处理厂普遍存在的碳源不足而外加碳源和剩余污泥处理处置的问题, 本课题组建立了污泥厌氧发酵物强化低碳氮比生活污水脱氮除磷的BNR系统, 碱性污泥发酵产物不经过离心分离过程直接作为碳源进行反硝化.

图 2所示为硝化过程中添加剩余污泥碱性发酵混合物作为碳源的SBR反应器(F-SBR)在长期运行过程中好氧末氮转化途径, 系统在投加污泥发酵混合物作为碳源后, 硝化性能下降, 好氧末有NH4+-N剩余.在15 d后系统开始逐渐适应污泥发酵混合物的投加, 硝化活性开始逐渐恢复, 并且反应器内开始出现亚硝积累现象并维持稳定, 稳定后反应器内好氧末的平均亚硝积累率维持在87.4%.图 3为反应器初始阶段(Day1)、恢复阶段(Day15)与短程硝化稳定维持阶段(Day43)的AOB和NOB活性进行对比, 可以发现AOB的活性已经得到了一定的恢复, NOB的活性则受到了明显的抑制, 硝化过程中硝态氮积累率(NAR)由初始的73.03%降低至8.89%, 比硝态氮积累速率(SNaPR)由初始的0.179 1 g·(g·d)-1下降至0.007 8 g·(g·d)-1.图 4为反应器内长期AOB和NOB种群丰度情况(以干污泥计), 反应器内投加污泥发酵物后AOB和NOB的丰度均呈现先下降后上升的趋势, 反应器在适应污泥发酵物的投加后, AOB由6.08×107 copies·g-1增长至9.15×108 copies·g-1, 种群丰度上升; Nitrospria由1×109copies·g-1下降至4.79×108 copies·g-1, Nitrobacter由1.3×109 copies·g-1下降至3.94×108copies·g-1, NOB的基因拷贝数均下降一个数量级, 种群丰度下降.这也与反应器内的反应情况吻合, 系统在适应污泥发酵物的投加后AOB活性恢复且快速富集, 而NOB的活性则长期受到抑制, 种群丰度明显下降.

图 2 F-SBR中的亚硝积累情况 Fig. 2 Accumulation of nitrite in F-SBR

图 3 F-SBR中Day1、Day15及Day43的AOB和NOB活性对比 Fig. 3 Comparison of AOB and NOB activity in Day 1, Day 15, and Day 43 in F- SBR

图 4 F-SBR中AOB和NOB种群丰度 Fig. 4 Bacterial abundance of AOB and NOB in F-SBR

在之前的研究中, Yuan等[20]利用污泥厌氧发酵物强化低碳氮比生活污水脱氮除磷, 运行过程中在好氧段出现了40%的亚硝积累现象; Liu等[19]投加污泥发酵混合物为碳源在以A-O-A运行的SBR反应器中达到90%以上的亚硝积累率并维持稳定.在利用剩余污泥碱性发酵产物作为碳源的长期实验过程中均产生了亚硝态氮积累的现象, 因此有必要探究不同类型的污泥发酵产物的投加对AOB和NOB活性的具体影响.

2.2 不同污泥发酵产物对硝化细菌硝化活性的影响

通过对剩余污泥发酵产物进行分离, 探究了不同类型产物对活性污泥硝化细菌硝化活性的影响. 4组批次实验在硝化过程中NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度随时间的变化情况如图 5所示.可以看出, 投加污泥发酵混合物和污泥发酵液后, 由于发酵物和发酵液中的氨氮没有进行预处理去除, 1组和2组在投加发酵产物后氨氮的浓度和pH值均有所上升.由于硝化反应需要碱度, 硝化细菌适宜生长在pH 7.2~8.0的弱碱性环境当中, AOB和NOB对碱度环境的要求不同, 其最适范围分别为7.9~8.2和7.2~7.6, 在pH值升高到8.0以上时会出现亚硝酸盐积累现象[27], 同时pH值会对系统内的FA和FNA的浓度产生显著影响.本研究中1~4实验组的pH值分别为7.33、7.60、7.59和7.35, pH值范围相差不大.有报道指出FA能对系统内的AOB和NOB造成选择性抑制, 实现短程硝化[28], 但经过计算, 1组和2组内的FA浓度仅为0.02 mg·L-1, 并没有达到FA抑制的浓度.硝化活性良好的活性污泥在硝化结束后并未直接产生亚硝态氮积累现象, 但1组(空白)与4组(投加发酵底泥)的氨氮降解率要高于2组(投加污泥发酵混合物)和3组(投加污泥发酵液), 而1组(空白)的硝氮生成量要高于剩余3组投加污泥发酵产物的实验组.

图 5 投加不同污泥发酵产物下污泥NH4+-N、NO2--N和NO3--N的变化 Fig. 5 Changes of NH4+-N, NO2--N, and NO3--N in sludge fed with different sludge fermentation products

进一步考察不同污泥发酵产物对活性污泥系统硝化性能的影响, 分别考察系统内的氨氮氧化率、硝态氮积累率、比氨氧化速率、比硝态氮生成速率的变化情况(图 6). 1组在未投加污泥发酵产物的情况下, 原始的AOR和SAOR(以N/VSS计)分别为97.29%和0.135 7 g·(g·d)-1, NAR和SNaPR分别为73.03%和0.179 3 g·(g·d)-1, AOB和NOB活性良好. 2~4实验组污泥的AOR分别为67.34%、77.14%和97.26%, SAOR分别为0.123 6、0.151 0和0.131 0 g·(g·d)-1, 可以看出2组(投加发酵混合物)AOB的活性有所下降; 3组(投加发酵液)AOB的活性反而有所上升; 4组(投加发酵底泥)AOB的活性相较于原始污泥则没有太大变化.污泥的NAR分别为49.47%、49.43%和71.34%, SNaPR分别为0.151 0、0.161 7和0.186 4 g·(g·d)-1, 可以看出2组(投加发酵混合物)和3组(投加发酵液)的实验组中, 硝态氮积累率和比硝态氮积累速率都有了明显的下降, NOB的活性受到了抑制, 而4组(投加发酵底泥)比硝态氮积累速率反而有所上升, 证明NOB的活性相比于其他实验组有所提高.

图 6 投加不同污泥发酵产物下污泥反应速率的变化 Fig. 6 Changes of reaction rate in sludge fed with different sludge fermentation products

硝化效果良好的全程污泥在投加不同剩余污泥碱性发酵产物后, 投加污泥发酵混合物的实验组中AOB和NOB的活性均有所下降, 投加污泥发酵液的实验组中AOB的活性提高而NOB的活性下降, 投加污泥发酵底泥的实验组AOB活性略有下降, NOB的活性反而有所提高.

2.3 投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统的短程硝化现象分析

Ji等[29]的研究指出, 其预处理去除氮和磷的污泥发酵液中乙酸、丙酸、蛋白质和碳水化合物是主要的有机成分, 发酵液中同时含有Zn2+、Cu2+和Mn7+等金属离子并分别进行了测定, 发现其对硝化细菌都几乎无影响, 不是实验中产生亚硝态氮积累的主要原因, 而其在批次实验中发现投加腐殖酸能够得到更高的亚硝积累率, 所以提出腐殖酸是实验中短程硝化的主要原因.但刘瑾瑾等[30]进行了用腐殖酸对活性污泥进行短期预处理, 实验发现腐殖酸预处理在短程期内对AOB的活性基本没有影响, 在NOB活性较高时不会影响NOB的活性.

Yuan等[20]的研究指出, 污泥发酵混合物的投加促进了厌氧释磷的过程, 导致在好氧段聚磷菌过量利用溶解氧进行吸磷与NOB竞争溶解氧, 使得NOB一直处于抑制状态.但在本实验中, 污泥发酵混合物作为碳源仅在好氧段结束后投加, 并未促进厌氧释磷的过程, 因此这并不是反应器内产生短程硝化现象的原因.

在本实验中, 并未对氮和磷进行预处理去除也未对发酵混合物进行离心分离, pH值范围始终维持在7.32~7.6, 亦不是导致系统内AOB和NOB活性差异的主要因素, 通过计算得出FA的浓度远没有达到NOB的抑制浓度.发酵底泥中所含有的主要菌种为水解酸化菌[3], 投加至反应器内会引起反应器中出现污泥发酵现象, 3组的实验结果证明, 发酵底泥的投加并未抑制NOB的活性, 反而其活性还有所升高.污泥发酵混合物和污泥发酵液的投加则确实抑制了NOB的活性, 区别是污泥发酵混合物的初期投加会对AOB也造成抑制, 而发酵液由于去除了污泥发酵混合物中的底泥, AOB的活性反而有所上升而抑制了NOB的活性.因此在本实验投加污泥发酵混合物作为碳源的BNR系统中污泥发酵混合物的初期投加使得系统的硝化活性恶化, 而系统逐渐驯化适应后AOB能够更快地恢复并得到富集, 而NOB在系统内一直受到抑制, 因此系统中能够实现稳定的短程硝化.

3 结论

(1) 用污泥发酵混合物和发酵液作为碳源在其硝化过程中, SNaPR由初始的0.179 1 g·(g·d)-1下降至0.007 8 g·(g·d)-1, 系统内NOB的活性受到抑制, 能够实现短程硝化过程(NAR=87.4%), 有利于加速硝化速率及节省该类型碳源的投加.

(2) 以剩余污泥碱性发酵物为碳源的BNR系统在投加污泥发酵混合物初期会导致硝化活性恶化, 在系统逐步适应后(16 d) AOB活性恢复而NOB的活性受到抑制从而实现系统内稳定的短程硝化效果.

(3) 投加污泥发酵混合物和发酵液后在硝化过程中NOB活性下降, SNaPR由初始的0.179 3 g·(g·d)-1分别下降至0.151 0 g·(g·d)-1和0.161 7 g·(g·d)-1, 而投加污泥发酵混合物同时会降低AOB的活性, SAOR由初始的0.135 7 g·(g·d)-1下降至0.123 6 g·(g·d)-1, 发酵液则对AOB活性没有显著影响.

(4) 投加发酵底泥后在硝化过程中对AOB活性没有显著影响, 但系统内的SNaPR由初始的0.179 3 g·(g·d)-1上升至0.186 4 g·(g·d)-1, NOB的活性反而有所提高.

(5) 系统内短程硝化产生的原因主要为剩余污泥碱性发酵过程中产生物质对AOB和NOB造成的选择性抑制.

参考文献
[1] Li X, Chen H, Hu L F, et al. Pilot-scale waste activated sludge alkaline fermentation, fermentation liquid separation, and application of fermentation liquid to improve biological nutrient removal[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(5): 1834-1839.
[2] Ahn Y H, Speece R E. Elutriated acid fermentation of municipal primary sludge[J]. Water Research, 2006, 40(11): 2210-2220. DOI:10.1016/j.watres.2006.03.022
[3] Yuan Y, Wang S Y, Liu Y, et al. Long-term effect of pH on short-chain fatty acids accumulation and microbial community in sludge fermentation systems[J]. Bioresource Technology, 2015, 197: 56-63. DOI:10.1016/j.biortech.2015.08.025
[4] Gu S B, Wang S Y, Yang Q, et al. Start up partial nitrification at low temperature with a real-time control strategy based on blower frequency and pH[J]. Bioresource Technology, 2012, 112: 34-41. DOI:10.1016/j.biortech.2011.12.028
[5] Guo J H, Peng Y Z, Huang H J, et al. Short-and long-term effects of temperature on partial nitrification in a sequencing batch reactor treating domestic wastewater[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 179(1-3): 471-479. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.03.027
[6] Yang Q, Peng Y Z, Liu X H, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(23): 8159-8164.
[7] 马斌.城市污水连续流短程硝化厌氧氨氧化脱氮工艺与技术[D].哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2012.
Ma B. Nitritation and anammox achieved in continous reacrtors treating sewage[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2012. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10213-1013035472.htm
[8] Li J W, Li J L, Gao R T, et al. A critical review of one-stage anammox processes for treating industrial wastewater:optimization strategies based on key functional microorganisms[J]. Bioresource Technology, 2018, 265: 498-505. DOI:10.1016/j.biortech.2018.07.013
[9] Villaverde S, García-Encina P A, Fdz-Polanco F. Influence of pH over nitrifying biofilm activity in submerged biofilters[J]. Water Research, 1997, 31(5): 1180-1186. DOI:10.1016/S0043-1354(96)00376-4
[10] Zhang D C, Su H, Antwi P, et al. High-rate partial-nitritation and efficient nitrifying bacteria enrichment/out-selection via pH-DO controls:efficiency, kinetics, and microbial community dynamics[J]. Science of the Total Environment, 2019, 692: 741-755. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.07.308
[11] Guo J H, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Long-term effect of dissolved oxygen on partial nitrification performance and microbial community structure[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(11): 2796-2802. DOI:10.1016/j.biortech.2008.12.036
[12] 孙洪伟, 于雪, 高宇学, 等. 游离氨(FA)对氨氧化菌(AOB)活性抑制动力学试验[J]. 环境科学, 2018, 39(9): 4294-4301.
Sun H W, Yu X, Gao Y X, et al. Inhibitory kinetics of Free Ammonia (FA) on Ammonia-Oxidizing Bacteria (AOB)[J]. Environmental Science, 2018, 39(9): 4294-4301.
[13] 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
[14] Ge S J, Wang S Y, Yang X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment:a review[J]. Chemosphere, 2015, 140: 85-98. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.02.004
[15] Pollice A, Tandoi V, Lestingi C. Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate[J]. Water Research, 2002, 36(10): 2541-2546. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00468-7
[16] Guo J H, Yang Q, Peng Y Z, et al. Biological nitrogen removal with real-time control using step-feed SBR technology[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 40(6): 1564-1569. DOI:10.1016/j.enzmictec.2006.11.001
[17] Miao Y Y, Zhang L, Yang Y D, et al. Start-up of single-stage partial nitrification-anammox process treating low-strength swage and its restoration from nitrate accumulation[J]. Bioresource Technology, 2016, 218: 771-779. DOI:10.1016/j.biortech.2016.06.125
[18] 高春娣, 孙大阳, 安冉, 等. 间歇曝气下短程硝化耦合污泥微膨胀稳定性[J]. 环境科学, 2018, 39(7): 3271-3278.
Gao C D, Sun D Y, An R, et al. Stability of nitritation combined with limited filamentous bulking under intermittent aeration[J]. Environmental Science, 2018, 39(7): 3271-3278.
[19] Liu J J, Yuan Y, Li B K, et al. Enhanced nitrogen and phosphorus removal from municipal wastewater in an anaerobic-aerobic-anoxic sequencing batch reactor with sludge fermentation products as carbon source[J]. Bioresource Technology, 2017, 244: 1158-1165. DOI:10.1016/j.biortech.2017.08.055
[20] Yuan Y, Liu J J, Ma B, et al. Improving municipal wastewater nitrogen and phosphorous removal by feeding sludge fermentation products to Sequencing Batch Reactor (SBR)[J]. Bioresource Technology, 2016, 222: 326-334. DOI:10.1016/j.biortech.2016.09.103
[21] 袁悦, 刘瑾瑾, 彭永臻. 污泥厌氧发酵物强化低碳氮比生活污水脱氮除磷[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2019, 51(8): 14-19.
Yuan Y, Liu J J, Peng Y Z. Enhancement of nitrogen and phosphorus removal from municipal waste water by sludge anaerobic fermentation products[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2019, 51(8): 14-19.
[22] Zheng X, Zhou W N, Wan R, et al. Increasing municipal wastewater BNR by using the preferred carbon source derived from kitchen wastewater to enhance phosphorus uptake and short-cut nitrification-denitrification[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 344: 556-564. DOI:10.1016/j.cej.2018.03.124
[23] APHA. Standard methods for the examination of water and wastewater[D]. American Public Health Association Washington, DC, 1995.
[24] Wang S Y, Wang Y, Feng X J, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing Archaea and bacteria in the sediments of four nitrogen-rich wetlands in China[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011, 90(2): 779-787. DOI:10.1007/s00253-011-3090-0
[25] Geets J, De Cooman M, Wittebolle L, et al. Real-time PCR assay for the simultaneous quantification of nitrifying and denitrifying bacteria in activated sludge[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 75(1): 211-221. DOI:10.1007/s00253-006-0805-8
[26] Degrange V, Bardin R. Detection and counting of nitrobacter populations in soil by PCR[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1995, 61(6): 2093-2098. DOI:10.1128/AEM.61.6.2093-2098.1995
[27] Cho K H, Kim J O, Kang S, et al. Achieving enhanced nitrification in communities of nitrifying bacteria in full-scale wastewater treatment plants via optimal temperature and pH[J]. Separation and Purification Technology, 2014, 132: 697-703. DOI:10.1016/j.seppur.2014.06.027
[28] Park S, Bae W, Rittmann B E. Operational boundaries for nitrite accumulation in nitrification based on minimum/maximum substrate concentrations that include effects of oxygen limitation, pH, and free ammonia and free nitrous acid inhibition[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(1): 335-342.
[29] Ji Z Y, Chen Y G. Using sludge fermentation liquid to improve wastewater short-cut nitrification-denitrification and denitrifying phosphorus removal via nitrite[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(23): 8957-8963.
[30] 刘瑾瑾, 袁悦, 李夕耀, 等. 腐殖酸预处理对活性污泥中硝化菌活性的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2017, 49(8): 15-19.
Liu J J, Yuan Y, Li X Y, et al. Effect of pre-treatment with humic acids on the activity of nitrifying bacteria in activated sludge[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2017, 49(8): 15-19.