工程科学与技术   2017, Vol. 49 Issue (2): 240-247
A2/O+MBBR系统的快速启动及反硝化除磷特性
张淼1,2, 何成达2, 王淑莹1, 张建华1, 吴军2, 彭永臻1     
1. 北京工业大学 国家工程实验室 北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心, 北京 100124;
2. 扬州大学 环境科学与工程学院, 江苏 扬州 225127
基金项目: 国家自然科学基金资助项目(51578014);北京市教委资助项目;扬州大学科研启动项目
摘要: 针对A2/O+移动床生物膜反应器(A2/O+MBBR)双污泥系统,以低碳氮比(C/N)生活污水为处理对象,考察启动过程的污泥特性和反硝化除磷特性,基于脱氮除磷的代谢机理建立系统的快速启动策略。研究结果表明:启动过程历时21 d完成,污泥结构稳定且具有较好的污泥沉降性和生物活性;平均重量污泥浓度从1 189 mg/L增加到1 760 mg/L,SVI值在95 mL/gMLSS以下,反硝化聚磷菌(DNPAOs)占聚磷菌(PAOs)的百分比从接种污泥时的10.87%增加到25.46%。启动过程,COD的去除效果基本稳定,A2/O反应器可实现碳源的高效利用;硝化过程为反硝化除磷提供电子受体,TN的高效去除需要建立在NH4+-N氧化完全的基础上;PO43--P的去除特性与NO3--N的变化密切相关,除了缺氧区的同步脱氮除磷,好氧吸磷对稳定PO43--P出水浓度发挥着重要作用。在平均进水碳氮比为3.44的运行条件下,A2/O+MBBR系统可实现有机物、氮、磷等污染物的同步高效去除,稳定运行阶段出水COD、NH4+-N、TN和PO43--P浓度分别为38.5、1.15、14.2、0.15 mg/L,COD、TN和PO43--P去除率分别为82.23%,74.72%和96.80%。DO、pH和ORP等实时控制参数的变化规律与脱氮除磷存在定量关系,稳定运行阶段厌氧区ORP为-398~-336 mV,反硝化过程pH值增幅0.55,ORP增加到-300~-175 mV,硝化过程pH值降低0.37。ORP、pH值可以直观地反映反硝化过程,pH值能够灵敏地反映硝化进程,实时控制参数的联合调控有利于促进系统的快速启动和稳定运行。
关键词: A2/O+移动床生物膜反应器    启动    污泥沉降性    反硝化除磷    实时控制参数    
Rapid Start-up and Denitrifying Phosphorus Removal Characteristics of A2/O+MBBR Process
ZHANG Miao1,2, HE Chengda2, WANG Shuying1, ZHANG Jianhua1, WU Jun2, PENG Yongzhen1     
1. National Eng. Lab. for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technol., Eng. Research Center of Beijing, Beijing Univ. of Technol., Beijing 100124, China;
2. College of Environmental Sci. and Eng., Yangzhou Univ., Yangzhou 225127, China
Abstract: A two-sludge system of A2/O+moving bed biofilm reactor (A2/O+MBBR), used to treat wastewater with low carbon/nitrogen (C/N) ratio, was applied to investigate the sludge characteristics and denitrifying phosphorus removal characteristics during the start-up process, and rapid start-up strategy of the system was established based on the metabolic mechanism of nitrogen and phosphorus removals.The results showed that the start-up process was completed by 21 d, the sludge structure was stable with promising sludge settleability and biological activity.The average sludge concentration increased from 1 189 mg/L to 1 760 mg/L, SVI value was below 95 mL/gMLSS, and the percentage of denitrifying phosphorus accumulating organisms (DNPAOs) accounted for phosphorus accumulating organisms (PAOs) increased from 10.87% in inoculation sludge to 25.46%.During the start-up process, COD removal was basically stable and A2/O reactor achieved the efficient utilization of carbon sources.Nitrification process provided electron acceptors for denitrifying phosphorusremoval, and the high-efficiency removal of TN should build on the complete NH4-N oxidation.A close correlation between NO3--N and PO43--P removals was revealed.In addition to the simultaneous nitrogen and phosphorus removals in anoxic zone, aerobic phosphorus absorption played an important role in keeping stable effluent PO43--P under the operation condition with average influent C/N ratio of 3.44, COD, TN and PO43--P removals reached to 82.23%, 74.72% and 96.80%, respectively, and the effluent concentrations of COD, NH4+-N, TN and PO43--P were 38.5, 1.15, 14.2, 0.15 mg/L during the stable operation stage, which showed that the A2/O+MBBR system achieved high-efficient removals of organic matter, nitrogen and phosphorus simultaneously.Where.The variations of real-time control parameters of DO, pH and ORP exhibited quantitative relationship with nitrogen and phosphorus removals.During the stable operation, anaerobic ORP value was-398~-336 mV, pH increased by 0.55 and ORP increased to-300~-175 mV in denitrification process, and pH decreased by 0.37 in nitrification process.ORP and pH intuitively reflected the denitrification process, and pH sensitively revealed the nitrification process.Real-time control parameters were beneficial to promote the rapid start-up and stable operation.
Key words: anaerobic anoxic oxic+moving bed biofilm reactor    start-up    sludge settleability    denitrifying phosphorus removal    real-time control parameters    

水环境污染已成为全球性的危机,据统计,中国城市生活污水排放量约为8×109~ 9×109 t/a,且呈现不断增加的趋势[1]。污水处理作为一种能源密集型的行业,单曝气系统鼓风机的能耗就超过全厂总能耗的50%[2],面对中国城市污水碳源缺乏, 处理能耗较高, 运行管理复杂, 脱氮除磷效率低下等现状,研究经济、高效、可持续的节能降耗型污水处理工艺势在必行[3]

反硝化除磷技术的提出,将缺氧吸磷代替好氧吸磷,相比传统工艺,减少了曝气能耗。王晓莲等[4]考察A2O工艺中的反硝化除磷特性,维持溶解氧 (DO) 浓度基本不变,供气量从0.42 m3/h下降到0.32 m3/h,曝气量减少25%左右。对于低碳氮比 (C/N) 污水而言,由于“一碳两用”,可降低50%的碳源需求量和污泥产量[5]。A2/O+移动床生物膜反应器 (A2/O+MBBR) 正是基于此提出的一种新型双污泥反硝化除磷工艺,相比A2/O-曝气生物滤池 (A2/O-BAF),处理流程简单,运行管理方便,可实现低碳氮比污水的深度脱氮除磷和节能降耗[6]。目前,有关双污泥系统的快速启动和调控运行策略却鲜有报道,王梅香等[7]采用分开培养反硝化聚磷菌 (DNPAOs) 和硝化菌,25 d实现A2N2双污泥系统的启动和稳定运行,而对于污泥特性、实时控制参数和启动策略并未深入分析。

试验在MBBR单元挂膜完成的基础上,A2/O+MBBR系统采用连续进水的运行方式,以实际低碳氮比生活污水为研究对象,考察了系统启动期间污泥的宏观和微观特性,重点分析了污染物去除过程中反硝化除磷特性,并结合实时控制参数对启动过程的不同阶段进行对比,建立系统的快速启动策略,从而推进A2/O+MBBR工艺在实际工程中的应用。

1 材料与方法 1.1 试验装置

A2/O+MBBR系统由A2/O反应器、中间沉淀池、MBBR单元、沉淀区顺序连接组成,装置流程如图 1所示。A2/O反应器沿程推流,均分为7个格室,有效容积为42 L,厌氧区 (An)、缺氧区 (A1 ~ A5)、好氧区 (O) 容积比为1:5:1,水力停留时间HRT为8 h。A2/O反应器出水进入中间沉淀池实现泥水分离,中间沉淀池有效容积15 L,沉淀污泥回流到A2/O反应器的厌氧区,污泥回流比为100%。中间沉淀池的上清液经中间提升泵进入MBBR反应器,实现氨氮的氧化,硝化液经沉淀区回流到A2/O反应器的缺氧区,硝化液回流比为300%,污泥龄控制在 (12 ±2) d。

图1 A2/O+MBBR装置流程 Fig. 1 Schematic for A2/O+MBBR reactor

MBBR反应器三格串联 (记为N1、N2、N3),总有效容积18 L,内设聚丙烯悬浮填料,填料具体特性如下:尺寸为Φ25 mm ×10 mm,中心有网格结构,密度为0.96 g/cm3,孔隙率为95%,有效比表面积高达1 200 m2/m3,填充率为45%, 三格溶解氧为3.5 ~ 4.5 mg/L,总气量为0.18 ~ 0.20 m3/h,生物膜平均生物量为1 000 ~ 1 300 mg/L。进水、硝化液回流、污泥回流、MBBR反应器进水均通过蠕动泵 (申辰YZ1515x) 控制。

1.2 试验用水及水质

连续流装置用水取自北京工业大学教师生活区的化粪池,试验期间进水水质的各项指标见表 1。平均进水碳氮比为3.44,属于典型的低碳氮比污水。

表1 进水水质 Tab. 1 Characteristics of influent wastewater

1.3 常规项目监测方法

水样经0.45 μm滤纸过滤后,由流动注射分析仪 (Lachat Quik-Chem8000, Lachat Instrument, Milwau-kee, USA) 测定PO43--P、NH4+-N、NO2--N、NO3--N等指标;COD采用兰州联华5B-1型COD快速测定仪测定;TN采用TN/TOC分析仪 (MultiN/C3100, Analytik Jena, AG) 测定;SVI、MLSS、VSS等参照国家环保总局颁布的《水和废水监测分析方法》(第四版) 和美国公共卫生协会 (American Public Health Association, APHA) 出版的《Standard Methods for the Examination of Water and Wasterwater》及相关标准方法[8]测定;填料上的生物量采用超声的方法进行预处理,将超声后的填料进行烘干称重直至恒重为止,再按照反应器的填充率进行换算,表征方式同MLSS的测定;pH、DO、ORP由WTW pH/Oxi 340i及相应传感器 (WTW Company, Germany) 测定;聚-β-羟基链烷酸脂 (poly-β-hydroxyalkanoates, PHA) 采用气相色谱 (Agilent 6890N) 及DB-1型色谱柱检测[9];糖原 (glycogen,GLY) 采用蒽酮法测定;革兰氏染色和镜检均采用Olympus_BX61型显微镜观察。

2 结果与讨论 2.1 污泥的宏观和微观特性

表 2给出了系统启动过程中A2/O反应器各阶段的MLSS、VSS/MLSS以及SVI随时间的变化。随着系统的连续运行,污泥浓度快速增长并趋于稳定,平均生物量从1 189 mg/L增加到1 760 mg/L,最终厌氧段维持在3 400 mg/L左右,缺氧段和好氧段稳定在1 300 mg/L左右,系统的VSS/MLSS之比约为0.82。由于生物量的恢复,污泥沉降性能也在逐步改善。SVI能够反映活性污泥的凝聚和沉降性能,对于城市生活污水而言,此值介于70~100为宜,但是传统A2/O工艺中SVI一般可达到200 mL/gMLSS,因此容易引发污泥膨胀。本研究中,在运行初期的第4天,系统最高SVI值约为160 mL/gMLSS;运行12 d之后,污泥沉降性大大改善,各阶段SVI值低于120 mL/gMLSS;到第21天,SVI值已经降为95 mL/gMLSS以下。张为堂等[10]考察了A2/O-BAF工艺二次启动过程的污泥沉降性,运行20 d后SVI值小于100 mL/gMLSS,标志着污泥特性的基本稳定;从污泥沉降性来看,本系统大概历时21 d完成过程。

表2 A2/O反应器污泥浓度及沉降性能的变化 Tab. 2 Variations of suspended solids and settleability in the A2/O reactor

结合图 2(a)中革兰氏染色结果可以发现,虽然污泥沉降性能大幅改善,A2/O污泥中仍不可避免的存在一定量的丝状菌。“丝状菌骨架理论”认为[11],丝状菌是活性污泥系统的“骨架”,在菌胶团之间架接和搭桥,促进菌胶团的栖息黏附,意味着在正常的活性污泥系统中丝状菌是不可或缺的。图 2(b)的镜检结果表明:相比传统A2/O工艺[11],本研究中丝状菌含量大大减少,并发现有少量无机质被包裹在菌胶团内部。A2/O+MBBR系统由于采用较长的厌氧/缺氧反应时间策略,一定程度上抑制了丝状菌的生长,而A2/O反应器短暂好氧区的存在,使得Zoogloea类微生物大量繁殖[12],最终导致菌胶团在少量丝状菌的架接、搭桥作用下形成了稳定的污泥结构。

图2 A2/O污泥的微观特性 Fig. 2 Microscopic characteristics of the A2/O sludge

Andreasen等[13]考察了丹麦100个污水处理厂的污泥沉降性,发现具有生物除磷功能的污泥沉降性能较好,主要原因是污泥含磷量高,磷作为无机质增加了污泥密度的同时改善了污泥沉降性能。采用批次试验,根据Wachtmeister等[14]推荐的方法考察了缺/好氧条件下的比吸磷速率,DNPAOs占PAOs的重量百分比从接种污泥时的10.87%增加到25.46%,这意味着DNPAOs生物活性的强化是改善污泥沉降性的另一个重要原因。

2.2 有机物的去除特性

图 3(a)可知,系统启动运行期间,尽管进水COD浓度在188.6 ~ 240.1 mg/L范围内波动,COD的去除率却基本稳定,平均去除率为82.23%。其中, 在厌氧段COD浓度大幅度降低,再经过缺氧区的部分反硝化作用,A2/O反应器出水的平均COD浓度为45.9 mg/L,缺氧段外碳源的匮乏在一定程度上促进了DNPAOs的代谢富集[15]。在MBBR反应器中,较高的DO浓度会不可避免的对有机物进一步降解,但是A2/O反应器出水与最终出水的COD浓度相差无几 (5 ~ 10 mg/L)。该系统在高效利用碳源的同时,为后续MBBR单元NH4+-N的高效氧化创造了有利条件,与张为堂[10]等的研究结论一致。

图3 启动过程有机物的去除特性 Fig. 3 Characteristic of organic matter removal during the start-up process

基于系统的基质转化利用,在启动过程第19天,考察了反应器沿程各碳源组分COD,VFA,PHA和GLY的变化规律。如图 3(b)所示,原水进入反应器后,大量易降解有机物被微生物快速利用,VFA含量由进水时的104.1 mg/L下降为42.3 mg/L,厌氧区约60%的COD用来合成PHA,PHA贮存量达到61.33 mgCOD/gVSS。在后续的缺氧区 (A1到A5),COD浓度基本低于50 mg/L,VFA含量均小于40 mg/L,外碳源的缺乏会刺激DNPAOs利用内碳源PHA进行反硝化除磷[15],PHA含量从43.8 mgCOD/gVSS下降为24.9 mgCOD/gVSS,与此同时伴随着GLY的合成,GLY含量从140.4 mgCOD/gVSS增加到179.9 mgCOD/gVSS,缺氧区PHA利用率超过60%。沿程各碳源组分变化再次表明系统可实现碳源的高效利用,而COD在A2/O反应器中的有效去除有利于促进MBBR单元自养型硝化菌活性的快速恢复。

2.3 氮的去除特性

图 4所示,与COD去除特性的变化不同,NH4+-N和TN的去除特性是一个逐步强化和稳定的过程。在前12 d,硝化效果较差,NH4+-N去除率仅为81.20%,平均出水NH4+-N浓度6.16 mg/L;由于硝化不完全,导致出水TN浓度偏高,平均TN去除率为65.48%。但是随着反应器的不断运行,硝化效率趋于稳定,到第15天,出水NH4+-N浓度已基本低于1.30 mg/L;在此过程中,TN去除率也稳步提升,TN去除率最高可达74.72%,出水TN浓度可稳定达到一级A排放标准。上述分析过程表明,TN的高效去除需要建立在硝化完全的基础上,因为只有硝化彻底才能为反硝化除磷过程提供充足的电子受体[16]。Wang等[17]研究发现,当碳氮比为7.1时,A2/O系统TN的去除率最高可达77.03%,而本研究中进水碳氮比仅为3.44,因此碳源不足可能是造成系统TN去除率不高的主要原因之一。

图4 启动过程NH4+-N和TN的去除特性 Fig. 4 Characteristic of NH4+-N and TN removals during the start-up process

为了进一步考察氮的去除特性,图 5分析了启动过程不同阶段的比反硝化速率 (SDR) 和比氨氮氧化速率 (SAR),可以发现SDRSAR与TN和NH4+-N去除率呈正相关性。在启动阶段的第4天,硝化不彻底导致电子受体不足,SDRSAR分别为1.48、6.18 mg/(gVSS·h),致使NH4+-N、TN去除率仅为81.2%和57.3%,即便如此,该结果依然高于某PAOs富集的生物膜系统 (SDR =1.45 mg/(gVSS·h))[18]。随着反应器的连续运行,到第12天,硝化效果大幅度改善,SDRSAR均有升高 (分别为2.11、9.82 mg /(gVSS·h)),NH4+-N、TN去除率增加到92.5%和65.4%;第21天,SDRSAR增加到2.46,11.3 mg/(gVSS·h),NH4+-N、TN去除率进一步的提升,但是相比前阶段,去除率仅增加了2.9%和9.3%,意味着氮去除性能基本达到最佳的运行状态。

图5 不同阶段的速率与氮去除率的相关性 Fig. 5 Correlation of specific rates and nitrogen removals of different stages

2.4 磷的去除特性

图 5(a)所示,启动过程的前9 d,当进水PO43--P浓度在5.18 m/L到6.22 mg/L之间变化时,出水的PO43--P浓度为1.17 ~ 2.98 mg/L,去除率仅为52.4%~78.6%。结合图 4中硝化效率的改善,PO43--P去除率也在逐步提升,到第18天,出水PO43--P浓度为0.15 mg/L,平均去除率高达96.80%。Cao等[19]在改良分段进水工艺中,HRT为8.7 h时获得了最优的除磷性能,平均出水PO43--P浓度为0.46 mg/L。作为对比,本研究在HRT为8 h时,系统展现了较优越的除磷性能。与TN去除特性相比,DNPAOs较高的增长速率使得除磷效果在短期内可得到快速恢复,与作者前期的研究结论相似[20]

基于反硝化除磷的实现,PO43--P的去除特性与NO3--N的变化密切相关。王聪等[22]研究表明,随着硝化液回流比的增加 (100%~300%),脱氮除磷效率同步提高。如图 6(b)所示,在启动完成的第21天,结合NO3--N和PO43--P的沿程变化,对系统的脱氮除磷性能进行初步分析。由于较好的厌氧条件 (NO3--N浓度=0.03 mg/L),厌氧释磷量高达26.24 mg/L;随后进入缺氧区,硝化液回流为反硝化除磷过程提供适宜的电子受体,反硝化的同时进行吸磷,到缺氧区末,PO43--P浓度为1.92 mg/L;接着进入好氧区进一步吸磷,此时PO43--P浓度已低于0.2 mg/L;在后续的MBBR反应器中,PO43--P浓度基本保持不变,侧面反映出好氧区对PO43--P稳定去除的重要性。

图6 启动过程磷的去除特性 Fig. 6 Characteristic of PO43--P removal during the start-up process

上述过程中,硝化液回流比对PO43--P、TN的去除率影响显著。硝化液回流比为300%时,通过理论计算,缺氧区反硝化1 mg NO3--N同步去除1.15 mg PO43--P,远远高于以乙酸或丙酸等易降解有机物作为单一碳源的EBPR系统 (PO43--P/NO3--N浓度为0.60 ~ 0.82)[22]。整个过程PO43--P去除率高达96.73%,其中, 缺氧吸磷量占磷总去除量的90.68%,DNPAOs较高的生物活性为PO43--P的达标排放奠定了基础。Kapagiannidis等[24]研究发现传统EBPR系统的反硝化除磷率仅为30%。很显然,A2/O+MBBR这种双污泥工艺突破了传统EBPR系统中DNPAOs难以富集的局限,良好的生物活性促进了低碳氮污水的同步高效脱氮除磷。

2.5 实时控制参数

在A2/O+MBBR系统中,由于功能菌的分离,硝化菌生物膜在MBBR反应器中固定生长,A2/O反应器可保持较好的厌氧、缺氧状态,使得DO、pH和ORP在沿程各阶段的变化规律清晰明了[24]。在与已有文献[25]对比的基础上,考察各实时控制参数在脱氮除磷过程中的变化规律及定量关系,得出启动过程的实时控制参数。如表 3所示,在脱氮除磷效率不高的第9天和运行稳定的第21天,分别对系统沿程的DO、pH值和ORP进行在线监测。

表3 不同阶段的实时控制参数 Tab. 3 Real-time control parameters of different stages

由于A2/O反应器不承担硝化,厌氧区DO浓度一直比较稳定 (小于0.05 mg/L),良好的厌氧条件为聚磷菌释磷创造了最佳的生存环境,然而硝化液回流携带的溶解氧使得缺氧区DO浓度略有升高,DO浓度为0.10 ~ 0.15 mg/L。但是从ORP的变化可以看出,随着反应器的稳定运行,ORP的变化范围从-290~-236 mV降为-398~-336 mV,厌氧代谢作用明显加强,但是与文献[26]相比 (ORP=-421~-283 mV) 依然需要进一步强化厌氧释磷。

对于缺氧区,反硝化过程使得pH值升高,与第9天相比,第21天中NH4+-N的彻底氧化使得回流NO3--N含量略高 (相同硝化液回流比下),因此pH值的变化幅度较大,分别为0.35(第9 d) 和0.55(第21天),对比文献[26],反硝化过程中pH的变化幅度也在0.4左右。类似地,ORP值也呈现相似的变化规律,ORP的变化范围分别为-230~-195 mV (第9天) 和-300~-175 mV (第21天)。可见,ORP和pH均可以直观地反映反硝化过程。对于短暂的好氧区,由于不进行硝化,pH值没有太大变化,ORP值远远低于传统的好氧条件 (通常ORP>150 mV)。

MBBR反应器中,N1到N3的过程DO浓度呈上升趋势,主要是由于随着水流方向NH4+-N负荷逐渐降低,耗氧速率也随之减小。从这一角度考虑,采用渐减曝气的运行方式可进一步实现节能降耗。其中第9天硝化过程不彻底,pH值从7.75下降为7.55(变化幅度0.20),作为对比的第21天,pH值从7.97降为7.64(变化幅度0.37),对比文献中pH的变化幅度为0.23,可见pH值能够灵敏的反映硝化进程。

2.6 快速启动策略

基于系统启动过程的脱氮除磷特性分析和实时控制参数对比,建立系统的快速启动策略:1) 启动过程MLSS、VSS、SVI等常规指标的检测不容忽视,加强宏观特性的考察有利于探索微观特性;2) 进水碳氮比不宜过高,尽可能不要携带易降解有机物进入MBBR单元,以免影响硝化效果;3) NH4+-N的高效氧化是TN去除的关键,强化MBBR单元的挂膜和硝化性能是提高反硝化除磷效果的重要因素;4) A2/O反应器的好氧区有助于改善污泥特性和稳定PO43--P出水浓度,虽然停留时间短但不可或缺;5) 启动阶段PO43--P的去除效率恢复较快,为了实现TN的高效去除,可适当调整硝化液回流比;6) DO、pH值和ORP等参数的实时监测,有利于系统的灵活调控和优化运行。

3 结论

1) 启动过程21 d完成,生物量和污泥沉降性恢复较快,菌胶团在少量丝状菌的架接、搭桥作用下形成了稳定的污泥结构,A2/O反应器厌/缺/好氧区的特殊构造和生物活性的强化是改善污泥沉降性的重要原因。

2) A2/O反应器可实现碳源的高效利用,启动阶段,COD平均去除率为82.23%,厌氧区约60%的COD用来合成PHA,缺氧区PHA利用率超过60%。

3) TN的去除需要建立在NH4+-N高效氧化的基础上,SDRSAR与TN和NH4+-N去除率呈正相关,SDRSAR最高达到2.46、11.3 mg/(gVSS·h)。

4) PO43--P平均去除率高达96.80%,缺氧区反硝化1 mg NO3--N同步去除1.15 mg PO43--P,缺氧吸磷量占磷总去除量的90.68%,而好氧吸磷对稳定PO43--P出水发挥着重要作用。

参考文献
[1]
Lu Jingli, Xiao Yunlai. Analysis on treatment and reuse of rural domestic wastewater in China[J]. Hubei Agricultural Sciences, 2009, 48(9): 2289-2291. [卢璟莉, 肖运来. 我国农村生活污水处理及利用分析[J]. 湖北农业科学, 2009, 48(9): 2289-2291.]
[2]
Yang Anming.Energy conservation method and technology of aeration in municipal wastewater treatment plant[D].Beijing:Beijing University of Technology, 2012.
杨岸明. 城市污水处理厂曝气节能方法与技术[D]. 北京: 北京工业大学, 2012.
[3]
Zhang H, Wang X, Xiao J, et al. Enhanced biological nutrient removal using MUCT-MBR system[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(3): 1048-1054. DOI:10.1016/j.biortech.2008.07.045
[4]
Wang Xiaolian, Wang Shuying, Ma Yong, et al. Anoxic biological phosphorus removal and effect of excessive aeration on biological phosphorus removal in A2O process[J]. CIESC Journal, 2005, 56(8): 1565-1570. [王晓莲, 王淑莹, 马勇, 等. A2O工艺中反硝化除磷及过量曝气对生物除磷的影响[J]. 化工学报, 2005, 56(8): 1565-1570.]
[5]
Kuba T, Loosdrecht M C M V, 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
[6]
Zhang M, Peng Y, Wang C, et al. Optimization denitrifying phosphorus removal at different hydraulic retention times in a novel anaerobic anoxic oxic-biological contact oxidation process[J]. Biochemical Engineering Journal, 2016, 106: 26-36. DOI:10.1016/j.bej.2015.10.027
[7]
Wang Meixiang, Zhao Weihua, Wang Shuying, et al. Startup and stability of A2N2 double sludge system denitrifying phosphorus removal process[J]. CIESC Journal, 2016, 67(7): 2987-2997. [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.]
[8]
AP HA. Standard wethods for the examination of water and wastewater[M]. 21st ed. Washington, D C: American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, 2005.
[9]
Oehmen A, Keller-Lehmann B, Zeng R J, et al. Optimisation of poly-β-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems[J]. Journal of Chromatography A, 2005, 1070(1/2): 131-136.
[10]
Zhang Weitang, Xue Tonglai, Peng Yongzhen, et al. Performance of denitrifying-phosphorus-removal system (AAO-BAF) during secondary start-up[J]. CIESC Journal, 2014(2): 658-663. [张为堂, 薛同来, 彭永臻, 等. AAO-BAF反硝化除磷系统的二次启动特性[J]. 化工学报, 2014(2): 658-663.]
[11]
Cenens C, Smets I Y, Ryckaert V G, et al. Modeling the competition between floc-forming and filamentous bacteria in activated sludge waste water treatment systems—Ⅰ.Evaluation of mathematical models based on kinetic selection theory[J]. Water Research, 2000, 34(9): 2525-2534. DOI:10.1016/S0043-1354(99)00421-2
[12]
Liao B Q, Lin H J, Langevin S P, et al. Effects of temperature and dissolved oxygen on sludge properties and their role in bioflocculation and settling[J]. Water Research, 2011, 45(2): 509-520. DOI:10.1016/j.watres.2010.09.010
[13]
Andreasen K, Sigvardsen L. Experiences with sludge settleability in different process alternatives for nutrient removal[J]. Water Science & Technology, 1996, 33(12): 137-146.
[14]
Wachtmeister A, Kuba T, Loosdrecht M C M V, 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
[15]
Hu Z R, Wentzel M C, Ekama G A. Anoxic growth of phosphate-accumulating organisms (PAOs) in biological nutrient removal activated sludge systems[J]. Water Research, 2002, 36(19): 4927-4937. DOI:10.1016/S0043-1354(02)00186-0
[16]
Chen Y, Peng C, Wang J, et al. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/anoxic/oxic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) system[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(10): 5722-5727. DOI:10.1016/j.biortech.2011.02.114
[17]
Wang X, Peng Y, Wang S, et al. Influence of wastewater composition on nitrogen and phosphorus removal and process control in A2O process[J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2006, 28(6): 397-404.
[18]
Pan Y W, Cheng K Y, Kaksonen A H, et al. A novel post denitrification configuration for phosphorus recovery using polyphosphate accumulating organisms[J]. Water Research, 2013, 47(17): 6488-6495. DOI:10.1016/j.watres.2013.08.023
[19]
Cao G, Wang S, Peng Y, et al. Biological nutrient removal by applying modified four step-feed technology to treat weak wastewater[J]. Bioresource Technology, 2013, 128(1): 604-611.
[20]
Zhang Miao, Peng Yongzhen, Zhang Jianhua, et al. Effect of influent C/N ratios on denitrifying phosphorus removal characteristics in the A2/O-BCO process[J]. China Environmental Science, 2016, 36(5): 1366-1375. [张淼, 彭永臻, 张建华, 等. 进水C/N对A2/O-BCO工艺反硝化除磷特性的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(5): 1366-1375.]
[21]
Wang Cong, Wang Shuying, Zhang Miao, et al. Effect of nitrate recycling ratio on denitrifying phosphorus removal characteristics in A2/O-BCO process[J]. China Environmental Science, 2014, 34(11): 2844-2850. [王聪, 王淑莹, 张淼, 等. 硝化液回流比对A2/O-BCO工艺反硝化除磷特性的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(11): 2844-2850.]
[22]
Carvalho G, Lemos P C, Oehmen A, et al. Denitrifying phosphorus removal:Linking the process performance with the microbial community structure[J]. Water Research, 2007, 41(19): 4383-4396. DOI:10.1016/j.watres.2007.06.065
[23]
Kapagiannidis A G, Zafiriadis I, Aivasidis A. Effect of basic operating parameters on biological phosphorus removal in a continuous-flow anaerobic-anoxic activated sludge system[J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2012, 35(35): 371-382.
[24]
Chen Tao.Basic research of real-time control and shortcut denitrification in the A/O process[D].Harbin:Harbin Institute of Technology, 2003.
陈韬. A/O工艺实时控制与短程脱氮的基础研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2003.
[25]
Wang Yayi.The mechanism and processes study on denitrifying phosphorus removal[D].Harbin:Harbin Institute of Technology, 2004.
王亚宜. 反硝化除磷脱氮机理及工艺研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2004.