2023, Vol. 55
2. 城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学)，哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment (Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China
反硝化除磷工艺(denitrifying phosphate removal，DPR)通过富集反硝化聚磷菌(denitrifying phosphate accumulating organisms，DPAOs)实现同步脱氮除磷，节省了为好氧吸磷提供的曝气量和反硝化所需的碳源量，降低了污泥产量和污泥处置成本[1-4]。而在培养反硝化菌的过程中，由于具备结构强度高、沉降性能好、抗水质变化冲击能力强以及为DPAOs提供缺氧的富集环境等优势，颗粒污泥(granular sludge，GS)成为实现DPR工艺最有前景的方法之一[5-7]。已有研究证实DPR颗粒在处理低碳氮比污水时的优越性，但对于如何在富集DPAOs的同时加速颗粒形成的研究仍然较少，因此，拟探究一种可行的方法同步实现DPAOs的富集和颗粒化。
在培养颗粒污泥并富集DPAOs的过程中，运行周期的水力停留时间(hydraulic retention time，tHR)长短一直是一个十分关键的因素[8]。较长的HRT有利于延长微生物经历的饥饿时间，刺激其产生更多的胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)以黏附絮状污泥形成大颗粒，同时促使从污泥表面延伸出的细丝收缩、卷曲并被多糖(polysaccharide，PS)包裹和“粘合”到更致密的颗粒污泥结构中，形成更大的缺氧区为DPAOs提供富集条件[9]; 其次，延长HRT有利于刺激微生物降解可溶性微生物产物(soluble microbial products，SMP)中的蛋白质、多糖和类腐殖酸化合物[10]转化为可被微生物重新利用的低分子质量化合物，作为饥饿条件下的电子供体进行反硝化，强化反硝化脱氮，降低DPAOs的碳源竞争压力。缩短HRT则有利于增大换水频率提高水力选择压，充分利用DPAOs位于沉降性能好的大颗粒内核的分布优势，将多存在于小颗粒及絮体污泥中的普通异养菌和聚糖菌洗脱出去，富集主要功能菌[11]; 此外，短HRT还可以避免微生物长期处于饥饿阶段，过度消耗微生物产物造成代谢活性降低最终导致系统失稳。因此，本研究拟采用长/短HRT交替运行模式，利用长HRT周期提高颗粒污泥的结构强度，为DPAOs的富集创造环境，采用短HRT周期提高水力选择压，排除与DPAOs存在竞争关系的非功能菌，加速启动过程。
本实验设置了恒定HRT的对照组和不同长/短HRT比的实验组。根据周期内污染物去除路径以及SMP质量分数的变化阐明了长/短HRT模式的运行机制，通过监测运行期间污染物去除效果、颗粒污泥形态、沉降性能以及功能菌活性占比评判不同运行条件下的系统性能，明确长/短HRT策略在培养同步硝化反硝化除磷(simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal，SNDPR)颗粒方面的优势效果。
1 实验 1.1 实验装置与运行方法本实验采用4组有效容积为6 L的亚克力材质序批式活性污泥反应器(sequencing batch reactor，SBR)，换水比为2∶ 3。各反应器每天均运行4个周期，R1采用恒为9 h的HRT，R2、R3和R4采用相邻周期长短交替的HRT，长/短HRT分别为13.5 h/4.5 h、12 h/6 h和10.5 h/7.5 h。各反应器的厌氧、好氧与缺氧段时间比保持一致，各反应器好氧段曝气量均为0.45 L/min。此外包含5 min进水，5 min沉淀，5 min排水，剩余时间闲置。各反应器运行模式见表 1。
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表 1 不同模式下反应器运行参数 Tab. 1 Operation parameters of the reactor in different modes |
以絮状活性污泥以及长期低温储存的颗粒污泥为接种污泥，接种絮状污泥与颗粒污泥MLSS分别为1 385、2 181 mg/L，两者体积比为1∶ 1，以人工合成废水为实验处理对象，配制涉及的物质有水、CH3CH2COONa、NaHCO3、NH4Cl、KH2PO4、MgSO4 · 7H2O以及CaCl2，各监测项目见表 2。
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表 2 人工合成废水水质 Tab. 2 Water quality of synthetic water |
NH4+-N、NO3--N和NO2--N、COD和TP的测定参考国家规定标准，每2 d测量一次; MLSS、MLVSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法[12]; 多糖测定采用Lowry法[13]，蛋白质测定采用蒽酮硫酸法[14]。
1.4 三维荧光和平行因子分析三维荧光Ex(激发光谱)和Em(发射光谱)扫描范围分别为200~700 nm、200~600 nm，激发/发射波长间隔10 nm。其中X轴代表Em发射波长，Y轴代表Ex激发波长，等高线颜色深浅反映EPS样品的荧光强度。利用MALAB toolbox DOMFluor对获得的多次三维荧光数据结果进行平行因子法建模，对EEM数据进行对半分析、方差检验和核心一致性诊断验证方法，后明确荧光成分的数量。
1.5 计算方法采用批次实验测定DPAOs在PAOs中的占比[15]，具体实验步骤如下：从反应器中取出2 L泥水混合物平均分为两份，用去离子水冲洗3次洗去杂质，加入CH3CH2COONa和KH2PO4使其COD与磷质量浓度分别为275和7 mg/L，在厌氧条件下进行充分释磷，沉淀排出上清液后用去离子水清洗污泥。将反应器泥水混合物用蒸馏水稀释到原容积，加入KH2PO4保持P质量浓度与释磷结束后相等，一份进行曝气控制DO质量浓度为3.0~4.0 mg/L，另一份保持缺氧加入KNO3使NO3-初始质量浓度为3 mg/L。每隔一段时间对两个反应器进行取样测定磷质量浓度，直至稳定后结束反应。由式(1)和(2)计算的缺氧(Pa)和好氧(Po)的最大比吸磷速率之比可以大致反映DPAOs的百分比。缺氧或好氧最大比吸磷速率可近似按以下公式计算：
| $ \begin{aligned} P_{\mathrm{a}}=\frac{\rho_{\mathrm{a}, t 1}(\mathrm{P})-\rho_{\mathrm{a}, t 2}(\mathrm{P})}{\left(t_2-t_1\right) \times \rho_{\mathrm{MLVSS}}} \end{aligned} $ | (1) |
| $ P_{\mathrm{o}}=\frac{\rho_{\mathrm{o}, t 1}(\mathrm{P})-\rho_{\mathrm{o}, t 2}(\mathrm{P})}{\left(t_2-t_1\right) \times \rho_{\mathrm{MLVSS}}} $ | (2) |
式中：ρa, t1(P)、ρa, t2(P)分别为缺氧反应下t1, t2时刻PO43--P质量浓度，ρo, t1(P)、ρo, t2(P)分别为好氧反应下t1，t2时刻PO43--P质量浓度。
2 结果与讨论 2.1 典型周期实验 2.1.1 典型周期内C、N、P变化第60天对R3进行周期实验，典型周期内C、N、P基质质量浓度情况如图 1所示。厌氧段的前120 min内COD被微生物快速利用，在厌氧末时COD仅剩15.19 mg/L，且COD的下降伴随着磷质量浓度增加至20.73 mg/L。这是由于厌氧段PAOs和DPAOs将细胞中的聚磷酸盐水解为正磷酸盐释放至胞外，并利用产生的能量吸收污水中易降解的COD如挥发性脂肪酸，合成贮能物质聚β-羟基丁酸盐(poly-β-hydroxybutyrate，PHB)等[16]。此外，厌氧段前期氨氮质量浓度的下降是因为硝化细菌利用进水中的DO将其氧化为NOx--N，随后异养反硝化菌利用COD进行反硝化脱氮，总氮下降了15.46 mg/L。
好氧段PAOs氧化胞内贮存的PHB产生能量后，从污水中过量地吸收磷酸盐，合成ATP和聚磷贮于胞内，反应器内P质量浓度从20.73 mg/L降低到3.11 mg/L。同时，AOB和NOB将氨氮全部转化为NOx--N，且TN在好氧段有一定的下降。对比不同反应器在好氧阶段的TN减少量，发现R3的TN去除率最高，这是由于R3颗粒较大，氧传质受限的大粒径颗粒污泥内部存在缺氧区，有利于DPAOs在好氧段利用NOx--N作为电子受体进行反硝化脱氮除磷。
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图 1 第60天时R3典型周期内C、N和P的变化 Fig. 1 Variation of C, N, and P of R3 on the 60th day |
为了验证这一猜想，采取批次实验对4组反应器内DPAOs的占比进行了分析，结果如图 2所示，R1、R2、R3和R4中反硝化聚磷菌的占比分别为14%、33%、42%和28%，证实了长/短HRT交替模式具有富集DPAOs的作用，以及好氧段颗粒内部DPAOs的脱氮除磷作用。
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图 2 第60天时反硝化聚磷菌占比 Fig. 2 Proportion of DPAOs on the 60th day |
进入缺氧段后，DPAOs率先进行反硝化脱氮除磷，TN和TP分别下降了5.35、1.90 mg/L; 而后底物缺乏，刺激微生物水解EPS产生SMP，因此，COD在第395分钟明显上升到60.24 mg/L。随后异养反硝化菌将SMP作为基质进行反硝化脱氮，使得出水COD和TN分别降低到了35.65和13.19 mg/L。上述周期中的TN质量浓度降低了42.51 mg/L，相比R1提高了20.1%的总氮去除率，COD也随着SMP的消耗而降低，达到了GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》[17]中的一级A标准。这表明长HRT下带来的SMP增加有利于强化反硝化脱氮能力。
而在短HRT周期中，DPAOs厌氧末释磷量为14.74 mg/L，相比长HRT周期释磷量低5.99 mg/L。释磷及吸收底物不充分，导致缺氧条件下缺乏能量进行同步脱氮除磷。且由于底物匮乏时间短，短HRT周期没有产生足够的SMP，异养反硝化菌在缺氧段缺乏碳源无法进行反硝化脱氮。故短HRT周期的脱氮除磷效果不及长HRT周期，但由于长/短HRT运行模式下对功能菌的富集作用，短周期的脱氮除磷效果仍强于恒定HRT运行模式。
2.1.2 典型周期内SMP变化溶解性微生物产物(SMP)是污水生物处理中有机物质的主要成分，它的存在决定了系统对有机物的最大去除效率，研究表明，SMP在出水COD中的占比甚至可以达到70%[18]。此外，SMP还是消毒副产物的前驱物质，在出水加氯消毒的过程中易发生卤化反应，产生具有高度致癌性的消毒副产物，影响污水回用。但是，SMP可以作为反硝化的补充碳源，解决生活污水中碳氮比过低问题，强化反硝化脱氮能力。作为SMP产生的重要影响因素，HRT的改变势必会带来SMP的变化，因此，SMP的组成和浓度变化是本研究中不可忽略的因素之一。
根据产生来源不同，SMP可分为两种类型：一种是基质利用率相关产物(utilization associated product，UAP)，这类物质是伴随着微生物利用底物进行代谢的过程中直接产生的; 另一种是生物量相关产物(biomass associated product，BAP)，是伴随着细胞的衰亡、分解和EPS的水解等过程产生的[19]。因此，根据三维荧光扫描结果对其产生和降解过程进行分析来增强利用率。
在R3进入稳定运行阶段后，利用三维荧光扫描对其长周期逐小时SMP变化情况进行分析，并以平行因子(parallel factor，PARAFAC)方法对SMP中各组分变化情况进行评估。结果表明，SMP中的荧光物质主要分为两类，两者的位置分布如下：色氨酸类蛋白，Ex 250~300 nm/Em 275~375 nm; 腐殖酸类物质，Ex 310~430 nm/Em 375~525 nm[20]。以SMP中各组分的荧光强度反映其质量分数，其强度变化如图 3所示。
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图 3 R3长HRT周期运行过程中SMP三维荧光分析 Fig. 3 EEM analysis of SMP during long HRT cycle operation of R3 |
在0 h时色氨酸类蛋白和腐殖酸类物质的荧光强度峰值IF分别为265.57和343.45，该初始浓度主要来源于上一周期因换水比未排出的残留SMP。反应进行2 h后，伴随着COD的大量降低，色氨酸类蛋白IF达到了423.44的峰值，表明微生物利用进水中有机物进行代谢的同时产生了UAP。随着进水底物被消耗殆尽，微生物转而利用UAP作为碳源，使得色氨酸类蛋白的荧光强度在3~5 h逐渐降低至182.97，而腐殖酸类物质的IF并未下降，这主要是由于微生物代谢难以利用腐殖酸。但在第6小时色氨酸类蛋白的IF产生了第二次明显的升高，这是由于环境中容易被利用的底物耗尽，微生物通过内源呼吸以及EPS水解来产生BAP。此时，反应处于缺氧段，异养反硝化菌能够利用BAP进行反硝化，这解释了长/短HRT下TN去除率较高的原因。若继续增加HRT，SMP的产生量将超过可利用量，出水COD将超出排放标准，R2的出水COD高正是这一原因。
2.2 系统污染物去除性能 2.2.1 COD去除性能图 4反映了4组反应器随运行COD去除的变化。随着污泥活性的逐渐恢复，各反应器的COD去除率从第6天开始均有所提高，其中R1、R3和R4的出水COD都低于50 mg/L，且去除率达到90%左右，COD去除性能良好。然而R2长周期出水COD超出了50 mg/L，不符合排放标准。过长的HRT延长了底物匮乏期，进而刺激微生物产生更多BAP，然而生物可以水解利用的BAP的量有限，当反硝化将NOx--N消耗后，剩余的BAP将很难被利用，出水中会残留SMP[21]。因此，对R2长周期出水中的SMP进行了分析，发现色氨酸类蛋白质的IF升高到了270.13。此外，就长短周期比较而言，各反应器长周期的出水COD均高于短周期，也证实了饥饿条件下BAP的产生引起了COD的增加。
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图 4 不同运行模式下COD变化 Fig. 4 Variation of COD concentration under different operating modes |
图 5为4组反应器运行过程中的氮素变化。由于硝化细菌的适应能力和世代倍增时间慢于异养菌，各组反应器的脱氮性能恢复节点相比COD去除能力的恢复约慢5 d以上。而以长/短HRT交替运行的3组反应器与恒定HRT模式相比能更快地恢复脱氮能力，证明了长/短HRT对脱氮的促进效果。特别是R2和R3长HRT周期在稳定后出水TN去除率分别达到了90.10%和94.28%，具有优良的脱氮效果。此外，两者的短周期脱氮能力略有差别，R2长周期中残留了更高浓度的SMP为相邻短周期反硝化提供了部分碳源，提高了R2短周期的TN去除率。整体来看，R2与R3的脱氮效果强于R1和R4，后两者的总氮去除率分别为73.94%和86.35%，显然，在不考虑出水COD的情况下，较大的长/短HRT比有利于增强脱氮效果。
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图 5 不同运行模式下TN变化 Fig. 5 Variation of TN concentration under different operating modes |
4组不同运行模式下系统TP去除性能变化如图 6所示。研究表明，颗粒污泥储存时间越长，系统的除磷能力越难以恢复[22]。系统的除磷性能约在第25天开始恢复，远迟于COD与TN的去除。其中，R2和R3的除磷性能在第45天左右达到了稳定，两者长周期的TP去除率为90%以上，高于R1和R4。R1的去除率最低，仅为70%。这是因为长/短HRT交替的模式有利于DPAOs的富集，而较高丰度的DPAOs能够在缺氧段消耗掉好氧末剩余的磷，使得出水TP质量浓度进一步下降。
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图 6 不同运行模式下TP变化 Fig. 6 Variation of TP concentration under different operating modes |
就短周期而言，因HRT过短，释磷不充分使DPAOs有机物贮存和磷吸收不充分，R2短周期除磷率仅为70%。综上，R3的长、短周期均具有较好的除磷效果，为最适宜的长/短HRT比设置。
2.3 污泥物理特性变化 2.3.1 外观形态及粒径变化图 7显示了随着运行不同反应器污泥的粒径分布变化。本实验接种颗粒污泥结构如图 8(a)所示，呈现明显中空透明，240 d储存期使得颗粒整体呈现不规则但完整的状态。接种污泥平均粒径为960 μm。运行10 d后，由于曝气以及搅拌带来的水力剪切力和颗粒碰撞等不利条件，颗粒污泥裂解破碎如图 8(b)所示，形成絮体、片状以及不规则颗粒的混合状态，故前期4组反应器的颗粒粒径均明显下降。在第30天时，R2粒径分布存在3个峰值，100~180 μm为絮状活性污泥，新出现的700~800 μm峰值为破碎的颗粒污泥碎片，1 100~1 200 μm为完整的颗粒污泥，但较接种时颗粒粒径有明显下降，且大粒径颗粒占比下降。通过表 3颗粒粒径变化可以看出第60天，R1、R2、R3和R4反应器内污泥平均粒径分别达753、762、932和886 μm，且絮状污泥占比很少，认为颗粒化成功。其中，R3具有最大粒径的颗粒，长/短HRT交替模式下各组反应器的平均粒径均高于恒定HRT下的反应器，证实该模式对于造粒的促进作用。
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图 7 不同运行模式下粒径分布变化 Fig. 7 Variation of particle size distribution under different operating modes |
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图 8 颗粒污泥随运行时间变化的显微镜照片 Fig. 8 Optical microscopy images of granular sludge over time |
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表 3 不同运行模式下颗粒平均粒径变化 Tab. 3 Variation of particle size under different operating modes |
如图 8(c)所示，R1在恒定HRT运行条件的第20天发生了污泥膨胀现象，主要是由于从无基质低温储存到有进水COD作为细菌生长底物后，异养丝状菌比功能菌群更快地恢复生长[23]。丝状菌在颗粒表面延伸，颗粒之间难以靠近，削弱了污泥的压缩性，颗粒沉降面在出水口的上方，颗粒污泥逐渐随出水流失。以长/短HRT交替运行的反应器，由于颗粒受到饥饿/饱食冲击，抑制了丝状菌的增长，并未出现污泥膨胀现象。在颗粒污泥破碎解体的过程中，拥有最大长/短HRT比的R2解体程度最高，而R3和R4解体时间相对较短。此外，周期性的饥饿促使微生物释放大量的EPS，促进絮状污泥黏附到颗粒的碎片上形成了新的颗粒污泥。因此，如图 8(d)~(g)所示，在经历不同程度的解体后，各反应器均实现了新的颗粒化，其中，R2形成了不均匀的粒径分布; R3内解体程度较轻的颗粒，与絮体结合形成了更为致密且粒径更大的颗粒; R4形成的颗粒颜色较浅且致密性不及R2和R3，原因为该长/短HRT比下EPS的产生量较少。
研究表明，颗粒污泥粒径增大会造成颗粒内部氧渗透深度减小，造成缺氧区体积的增大和好氧区体积的下降。因此，基于长/短HRT下R3粒径的增大为富集反硝化聚磷菌提供了良好的环境基础[24]，这也与R3中较高的反硝化聚磷菌占比结论一致。
2.3.2 生物量及沉淀性能变化不同阶段的MLSS和MLVSS的变化如图 9所示，各反应器的起始污泥质量浓度分别为2 892、2 288、2 684和2 724 mg/L。4组反应器的MLSS整体呈现先下降后上升的趋势，在第30天，R2由于解体严重，部分污泥沉降性能较差，被排出反应器，图 10显示污泥容积指数(sludge volume index，SVI)明显上升，MLSS下降至1 792 mg/L。而R3和R4解体程度低、时间短，没有引起严重污泥流失率，先实现了生物量的增长。R1的MLSS降低同样是由于污泥流失，但区别在于R1是在恢复期产生了丝状菌膨胀，SVI同样明显上升，沉降性能大幅下降，MLSS降低到了974 mg/L。在启动成功后，各反应器的污泥量均有上升，MLSS分别为2 181、2 704、3 444和2 563 mg/L。由表 4可以看出，在启动过程中，各反应器的f(MLVSS与MLSS质量浓度比)整体呈现下降趋势，这是因为随着除磷性能的恢复，DPAOs能够贮存更多的磷，再加上颗粒污泥内DPAOs占比的不断提高，使得污泥内无机质成分的占比也越来越高。
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图 9 不同运行模式下MLSS及MLVSS的变化 Fig. 9 Variation of MLSS and MLVSS under different operating modes |
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图 10 不同运行模式下SVI的变化 Fig. 10 Variation of SVI under different operating modes |
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表 4 不同运行模式下f的变化 Tab. 4 Variation of f under different operating modes |
随着颗粒污泥沉降性能的不断提高，各反应器的SVI值均有下降，分别为128、80、74和85 mL/g。这表明长/短HRT的运行模式有利于增强颗粒的沉降性能，并且当长/短HRT为12 h/6 h时，其沉降性能最佳。
2.3.3 颗粒污泥胞外聚合物质量分数变化不同阶段4组反应器的污泥胞外聚合物中PN、PS和PN与PS质量分数比的变化如图 11以及表 5所示。运行开始时，PN与PS质量分数很低，因接种颗粒污泥在长达240 d的储存过程中，为应对长期饥饿条件，微生物通过水解EPS来维持自身生存[25]。随着实验运行各反应器逐渐恢复颗粒化，PN和PS均有所升高，但PN与PS质量分数比有明显下降的趋势，这是因为PS的增长速度高于PN，特别是颗粒结构最为致密的R3，其PS的质量分数为4组反应器中最高的。SHi等[26]研究也得出结论，颗粒稳定性的维持与多糖的生成有很大关系。
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图 11 运行过程中PN、PS变化 Fig. 11 Variation of PN and PS during operation |
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表 5 不同运行模式下PN与PS质量分数比的变化 Tab. 5 Variaton of PN/PS under different operating modes |
启动成功时，R2、R3的EPS质量分数分别为73.31和74.89 mg/g，高于R1和R2的EPS质量分数。这是因为当好氧颗粒污泥在经历饥饿时，微生物会分泌大量的EPS来应对饥饿状态[27-28]，而大量EPS的分泌也为BAP的产生提供了基础，为反硝化菌提供了补充碳源，进而实现了长/短HRT对于处理性能的优化[29]。
3 结论1) 长/短HRT交替模式下成功培养出SNDPR颗粒污泥，各反应器出水COD、TN和TP去除率均高于恒定HRT模式，其中，长/短HRT设为12 h/6 h的R3由于能够产生并充分利用SMP强化反硝化，其长周期COD、TN和TP除效率达93%、96%和98%，短周期的COD、TN和TP去除率为95%、90%和93%。
2) 通过长/短周期下不同程度的饱食/饥饿交替，刺激EPS的产生促进颗粒化。运行到第60天时R3的粒径达到4组反应器中最大且规则致密，平均粒径为923 μm。同时，R3有较高的生物量，颗粒核心缺氧区富集反硝化聚磷菌提高了污泥沉降性能。
3) 长/短HRT交替能够实现DPAOs的富集，以不同HRT比值运行的反应器中DPAOs的占比均高于恒定HRT的反应器，其中，R3的DPAOs占比最高，达到了42%，实现颗粒化的同时成功富集了DPAOs。
| [1] |
WANG Yayi, ZHOU Shuai, WANG Hong, et al. Comparison of endogenous metabolism during long-term anaerobic starvation of nitrite/nitrate cultivated denitrifying phosphorus removal sludges[J]. Water Research, 2015, 68: 374. DOI:10.1016/j.watres.2014.09.044 |
| [2] |
ROY S, NIRAKAR P, YONG N G H, et al. Denitrification kinetics indicates nitrous oxide uptake is unaffected by electron competition in accumulibacter[J]. Water Research, 2021, 189: 116557. DOI:10.1016/j.watres.2020.116557 |
| [3] |
SUN Yawen, PENG Yongzhen, ZHANG Jianhua, et al. Effect of endogenous metabolisms on survival and activities of denitrifying phosphorus removal sludge under various starvation conditions[J]. Bioresource Technology, 2020, 315: 123839. DOI:10.1016/j.biortech.2020.123839 |
| [4] |
LI Huankai, ZHONG Yuming, HUANG Hui, et al. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal by interactions between phosphate accumulating organisms (PAOs) and denitrifying phosphate accumulating organisms (DPAOs) in a sequencing batch reactor[J]. Science of the Total Environment, 2020, 744: 140852. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.140852 |
| [5] |
王文琪, 李冬, 高鑫, 等. 短程硝化反硝化除磷颗粒污泥的同步驯化[J]. 环境科学, 2021, 42(6): 2946. WANG Wenqi, LI Dong, GAO Xin, et al. Simultaneous domestication of short-cut nitrification denitrifying phosphorus removal granules[J]. Environmentai Science, 2021, 42(6): 2946. DOI:10.13227/j.hjkx.202010236 |
| [6] |
周锋, 刘勇弟, 厉巍. 同步短程硝化-厌氧氨氧化-短程反硝化颗粒污泥培育过程及其性能[J]. 环境科学, 2021, 42(10): 4864. ZHOU Feng, LIU Yongdi, LI Wei, et al. Cultivation and performance analysis of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX, and denitratation granular sludge[J]. Environmental Science, 2021, 42(10): 4864. DOI:10.13227/j.hjkx.202103029 |
| [7] |
BAO N Q, WEI S, ARMENTA M, et al. Aerobic granular sludge: impact of size distribution on nitrification capacity[J]. Water Research, 2021, 188: 116445. DOI:10.1016/j.watres.2020.116445 |
| [8] |
WANDERLI L, BRUNA S M, LORENA B G, et al. Feasibility of thermophilic anaerobic processes for treating waste activated sludge under low HRT and intermittent mixing[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 201: 335. DOI:10.1016/j.jenvman.2017.06.069 |
| [9] |
SUN Yewei, GOMEIZ A T, VAN AKEN B, et al. Dynamic response of aerobic granular sludge to feast and famine conditions in plug flow reactors fed with real domestic wastewater[J]. Science of the Total Environment, 2021, 758: 144. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.144155 |
| [10] |
MICHAEL-KORDATOU I, MICHAEL C, DUAN X, et al. Dissolved effluent organic matter: characteristics and potential implications in wastewater treatment and reuse applications[J]. Water Research, 2015, 77: 213. DOI:10.1016/j.watres.2015.03.011 |
| [11] |
ZHANG Miao, ZHU Chenjie, PAN Ting, et al. Elucidating sludge characteristic, substrate transformation and microbial evolution in a two-sludge denitrifying phosphorus removal system under the impact of HRT[J]. Journal of Environmental Management, 2020, 262: 110391. DOI:10.1016/j.jenvman.2020.110391 |
| [12] |
国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002: 124. State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis method[M]. 4th ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002: 124. |
| [13] |
OLUDN B F, GRIEBE T, NIELSEN P H. Enzymatic activity in the activated-sludge floc matrix[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2004, 43(4): 755. DOI:10.1007/BF00164784 |
| [14] |
LIU Hong, FANG H H P. Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges[J]. Journal of Biotechnology, 2002, 95(3): 249. DOI:10.1016/S0168-1656(02)00025-1 |
| [15] |
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. DOI:10.1016/S0043-1354(96)00281-3 |
| [16] |
MENG Qingan, ZENG Wei, WANG Baogui, et al. New insights in the competition of polyphosphate-accumulating organisms and glycogen-accumulating organisms under glycogen accumulating metabolism with trace Poly-P using flow cytometry[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 385: 123915. DOI:10.1016/j.cej.2019.123915 |
| [17] |
国家环境保护总局. 城镇污水处理厂污染物排放标准: GB 18918—2002[S]. 北京: 中国环境出版社, 2002 State Environmental Protection Administration. Discharge standard of pollutants from municipal wastewater treatment plant: GB 18918—2002[S]. Beijing: China Environmental Press, 2002 |
| [18] |
LE Chencheng, DAVID C S. Impact of feed carbohydrates and nitrogen source on the production of soluble microbial products (SMPs) in anaerobic digestion[J]. Water Research, 2017, 122: 10. DOI:10.1016/j.watres.2017.05.061 |
| [19] |
ZHANG Xuening, SUN Yilu, MA Fang, et al. In-situ utilization of soluble microbial product (SMP) cooperated with enhancing SMP-dependent denitrification in aerobic-anoxic sequencing batch reactor[J]. Science of the Total Environment, 2019, 693: 133558. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.07.364 |
| [20] |
YU Huarong, QU Fangshu, SUN Lianpeng, et al. Relationship between soluble microbial products (SMP) and effluent organic matter (EfOM): characterized by fluorescence excitation emission matrix coupled with parallel factor analysis[J]. Chemosphere (Oxford), 2015, 121: 101. DOI:10.1016/j.chemosphere.2014.11.037 |
| [21] |
YANG Jixian, ZHANG Xuening, SUN Yili, et al. Formation of soluble microbial products and their contribution as electron donors for denitrification[J]. Chemical Engineering Journal (Lausanne, Switzerland: 1996), 2017, 326: 1159. DOI:10.1016/j.cej.2017.06.063 |
| [22] |
赵珏. 好氧颗粒污泥的快速培养、储存及恢复研究[D]. 赣州: 江西理工大学, 2018 ZHAO Jue. Rapid cultivation of aerobic granular sludge and its reactivation after storage[D]. Ganzhou: Jiangxi University of Science and Technology, 2018 |
| [23] |
DE KREUK M K, KISHIDA N, TSUNEDA S, et al. Behavior of polymeric substrates in an aerobic granular sludge system[J]. Water Research (Oxford), 2010, 44(20): 5929. DOI:10.1016/S0043-1354(96)00281-3 |
| [24] |
NGUYEN Q B, ARMENTA M, CARTER J A, et al. An investigation into the optimal granular sludge size for simultaneous nitrogen and phosphate removal[J]. Water Research, 2021, 198: 117. DOI:10.1016/j.watres.2021.117119 |
| [25] |
胡远超. 外加AHLs和活性污泥对解体好氧颗粒污泥修复过程的影响[D]. 济南: 山东大学, 2019 HU Yuanchao. Effect of exogenous AHLs and activated sludge on the repair process of disintegrated granular sludge[D]. Jinan: Shandong University, 2019 |
| [26] |
SHI Yijing, LIU Yang. Evolution of extracellular polymeric substances (EPS) in aerobic sludge granulation: composition, adherence and viscoelastic properties[J]. Chemosphere (Oxford), 2021, 262: 128033. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.128033 |
| [27] |
CORSINO S F, DI BIASE A, DEVLIN T R, et al. Effect of extended famine conditions on aerobic granular sludge stability in the treatment of brewery wastewater[J]. Bioresource Technology, 2017, 226: 150. DOI:10.1016/j.biortech.2016.12.026 |
| [28] |
袁向娟. 好氧颗粒污泥长期储存及活性恢复研究[D]. 哈尔滨: 东北林业大学, 2011 YUAN Xiangjuan. Research on long-term storage and reactivation of aerobic granular[D]. Harbin: Northeast Forestry University, 2011 |
| [29] |
张雪宁. 可溶性微生物产物作为电子供体强化SBR脱氮的效能与机制[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2020 ZHANG Xuening. Performance and mechanism of utilizing soluble microbial products as electron donor of denitrification in sequencing batch reactor[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2020 |