楊亞紅,彭黨聰,李 磊,鄭陽光,張新艷,裴立影

(1.西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055；2.蘭州理工大學(xué)土木工程學(xué)院,甘肅 蘭州 730050)

針對(duì)越來越嚴(yán)格的污水排放標(biāo)準(zhǔn),大多已建或未建污水廠面臨脫氮除磷的挑戰(zhàn).而氧化溝在此方面較有優(yōu)勢(shì),尤其是同步硝化反硝化(SND)功效更為突出[1].然而該工藝同樣也存在污泥膨脹問題,其中以絲狀菌引起的污泥膨脹最為普遍[2-3].通常判斷污泥膨脹以污泥體積指數(shù)(SVI)為判斷依據(jù),當(dāng) SVI>150mL/g時(shí)為膨脹,而彭永臻等[4]研究表明:SVI在 150～250mL/g可使污泥在微膨脹狀態(tài)下穩(wěn)定運(yùn)行,且出水水質(zhì)更優(yōu).但當(dāng)膨脹引起污泥流失,導(dǎo)致出水氨氮超標(biāo)時(shí),應(yīng)采取相應(yīng)措施.目前微膨脹理論成為研究熱點(diǎn),但對(duì)實(shí)際污水廠微膨脹關(guān)注不多,尤其對(duì)微孔曝氣變速氧化溝方面研究未見報(bào)道.

基于上述現(xiàn)狀,對(duì)本中試系統(tǒng)在低溫運(yùn)行中污泥膨脹和出水氨氮超標(biāo)問題進(jìn)行研究,并采取相應(yīng)恢復(fù)措施,以期對(duì)微膨脹下的絲狀菌對(duì)脫氮的影響及其污泥中絲狀菌狀況進(jìn)行深入分析,為中試運(yùn)行中可能出現(xiàn)的污泥膨脹問題提供理論解釋和技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 問題引出

微孔曝氣變速氧化溝中試系統(tǒng)在2011年10月1日～2012年1月19日運(yùn)行期間,硝化效果較為理想,出水NH4+-N和NO3--N均能達(dá)到1mg/L和 15mg/L以下,而 2012年 2月初發(fā)現(xiàn)出水NH4+-N超標(biāo),甚至高達(dá) 20mg/L以上,SVI可達(dá)350mL/g左右,二沉池泥位大幅升高,出現(xiàn)污泥大量流失,故對(duì)近期 PLC在線數(shù)據(jù)進(jìn)行查閱分析,得知在此期間氧化溝的水溫在 9～12℃(圖 1),初步推斷可能是低溫引起的上述問題.

圖1 冬季氧化溝中試系統(tǒng)水溫變化Fig.1 Changes of water temperature in oxidation ditch in winter

由圖2微孔曝氣變速氧化溝中試系統(tǒng)可知:工藝由厭氧選擇池(2.1m×0.7m×1.6m)、氧化溝(7.2m×3.2m×1.14m)和二沉池(D:2.0m,H:1.47m)組成, 處理水量 50t/d,在秋冬季節(jié)穩(wěn)定運(yùn)行期,SRT保持20d,HRT在選擇池為1.1h,在氧化溝為13h,在二沉池約為2h,由于冬季氣溫低,工藝中的SS均穩(wěn)定在4000～4500mg/L.本工藝和傳統(tǒng)的氧化溝工藝不同之處是在曝氣區(qū)加寬了溝的寬度(非曝氣段 0.4m,曝氣段 1.2m),這是基于水力學(xué)[5]并結(jié)合節(jié)能的理念而開發(fā)的一種新型氧化溝.該氧化溝溝段總長(zhǎng)約 56m,高速推進(jìn)器(740r/min)持續(xù)運(yùn)行,DO 常年在 0.6～1.2mg/L(一般污水廠要求2mg/L以上).

圖2 氧化溝中試系統(tǒng)Fig.2 Details of the pilot scale system

1.2 分析方法

測(cè)定方法:COD采用傳統(tǒng)重鉻酸鉀法;TKN采用蒸餾-光度法;NH4+-N采用納氏試劑光度法;NO3--N采用鹽酸-氨基磺酸紫外分光光度法;NO2--N 采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法;TP和PO43--P采用鉬銻抗分光光度法,其中TP采用過硫酸鉀在高壓鍋下消解預(yù)處理后再測(cè)定PO43--P的方法;MLSS和MLVSS采用標(biāo)準(zhǔn)重量法[6];溶解氧DO和水溫采用HACH在線LDO溶解氧儀.

硝化速率采用文獻(xiàn)[7]方法分別對(duì)中試系統(tǒng)的氨氧化速率(SAUR)和亞硝酸鹽氧化速率(SNUR)進(jìn)行了測(cè)定;反硝化速率均采用淘洗曝氣和密封充氮?dú)獾膫鹘y(tǒng)方法測(cè)定[8];鏡檢和染色均采用OLYMPUS2BX51顯微鏡.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同A:O比下的脫氮效果恢復(fù)

由于出水 NH4+-N濃度高達(dá) 20mg/L以上,故工藝恢復(fù)起始階段,將曝氣量全部開啟,使得氧化溝缺氧末端的DO達(dá)到1.5mg/L,整個(gè)氧化溝為好氧段,以此來培養(yǎng)系統(tǒng)中硝化菌份額,達(dá)到提高硝化能力的目的,當(dāng)出水 NH4+-N降低到 5mg/L以下時(shí),可逐漸提高缺氧段比例,提高反硝化能力.如圖3所示,隨著溫度升高,出水NH4+-N降低到5mg/L以下時(shí),對(duì)A:O段按照0,0.1,0.5,1.1,1.8的方式逐漸增大.在此過程中,水溫也在逐漸升高,有助于硝化菌的生長(zhǎng).研究表明:溫度和DO是污泥恢復(fù)硝化能力最主要的因素,較高的DO濃度,適宜的溫度是硝化菌生長(zhǎng)的關(guān)鍵因素.另外,污水生物處理系統(tǒng)中 BOD負(fù)荷小于 0.15gBOD5/(g MLSS·d)時(shí),系統(tǒng)中的硝化作用才占優(yōu)勢(shì).本系統(tǒng)的荷載約0.07 BOD5/(g MLSS·d)在上述范圍內(nèi),溫度隨著氣溫的變化而變化,故采取 DO調(diào)整A:O比培養(yǎng)硝化菌是硝化能力恢復(fù)的可控因素.

圖3 恢復(fù)期不同A:O比下的處理效果Fig.3 Efficiency of NH4+-N removal under recovering with different A/O ratios

2.2 污泥硝化和反硝化能力恢復(fù)

在A:O比不斷增加,出水氨氮逐漸降低的過程中,對(duì)污泥的硝化能力,反硝化能力進(jìn)行了跟蹤測(cè)定,通過長(zhǎng)期測(cè)定比較發(fā)現(xiàn)藥劑法較 DO法測(cè)定自養(yǎng)菌硝化速率穩(wěn)定,故采用藥劑法對(duì)活性污泥的自養(yǎng)菌硝化能力進(jìn)一步驗(yàn)證.據(jù)報(bào)道[9],硝化細(xì)菌數(shù)量的多少直接影響著反應(yīng)器的硝化性能以及污泥的活性,因此調(diào)查變速氧化溝在不同工況下氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的硝化能力變化非常重要.由圖4可知,在恢復(fù)期,最大比氨氧化速率(SAUR)和最大比亞硝酸鹽氧化速率(SNUR)整體上升趨勢(shì),當(dāng)水溫超過 20℃時(shí),其 SAUR 和SNUR值接近,SNUR增加表明氧化溝的亞硝酸鹽氧化菌在硝化菌中的份額逐漸增加,不會(huì)有NO2--N 積累,而溫度較低時(shí),大多情況下 SAUR高于 S NUR,理論上會(huì)有 N O2--N積累,但實(shí)際工況中沒有發(fā)現(xiàn)積累現(xiàn)象,本次恢復(fù)大約需100d左右,A:O比恢復(fù)到以前的狀態(tài),出水 NH4+-N達(dá)標(biāo),TN達(dá)標(biāo),這表明污泥的硝化能力和活性增強(qiáng).

圖4 最大比硝化速率隨溫度變化Fig.4 Maximum specific nitrifying rate with different temperature

圖5 最大比反硝化速率隨溫度變化Fig.5 Maximum specific denitrifying rates under different temperature

由圖 4可知,在恢復(fù)期,最大比反硝化速率不斷增大,尤其快速反硝化最為明顯,這與馬娟等[10]認(rèn)為的在碳源充足下反硝化效果受溫度影響最大的觀點(diǎn)一致;而慢速反硝化次之;而內(nèi)源反硝化本身較小,受外界環(huán)境的影響較小,故恢復(fù)過程變化不大,但慢速和內(nèi)源反硝化速率值能代表氧化溝的反硝化能力,而快速反硝化,整體是上升趨勢(shì),這是由于在測(cè)定速率過程中,所加進(jìn)水的 COD組分變化,引起快速反硝化速率

偶有異常.總的來說,污泥的反硝化能力隨著A:O比和溫度升高在不斷提高,同時(shí)出水硝氮也在不斷降低.這表明隨著溫度升高,異養(yǎng)菌的活性也隨之增強(qiáng),只要溫度適宜,碳源充足,其恢復(fù)能力較硝化菌要更快些.

2.3 絲狀菌對(duì)氧化溝硝化和反硝化能力的影響

2.3.1 氧化溝絲狀菌的確定 在硝化能力恢復(fù)期間,氧化溝由于大量曝氣和反硝化作用產(chǎn)生的氣體,使得選擇池和氧化溝表面產(chǎn)生大量浮泥,如圖 6所示.一般諾卡氏菌(Nocardioforms)和微絲菌(Microthrix Parvicella,簡(jiǎn)寫:M.Parvicella)均能產(chǎn)生疏水性細(xì)胞壁, 會(huì)逐漸形成棕褐色泡沫,該泡沫易浮于活性污泥表面,且二者都有很強(qiáng)的革蘭氏陽性,但微絲菌菌絲(50～200μm)比諾卡氏菌菌絲(5～30μm)長(zhǎng).如圖 6c和圖6d所示,鏡檢所觀察的絲狀菌形態(tài)和所測(cè)量菌絲長(zhǎng)度(50μm以上),可初步預(yù)測(cè)優(yōu)勢(shì)絲狀菌為M.Parvicella.另外大量文獻(xiàn)表明低 DO,低溫和低負(fù)荷是引污泥膨脹的主要原因,且M.Parvicella膨脹是最為普遍的膨脹方式,本氧化溝中試正是在上述條件下運(yùn)行.

圖6 恢復(fù)期間浮泥以及混合液和表面浮泥鏡檢和染色對(duì)比照片F(xiàn)ig.6 Micrographs of flocs and foam comparisons of microscopic examining and staining during recovering

對(duì)氧化溝表面浮泥和溝內(nèi)污泥絮體進(jìn)一步鏡檢,并結(jié)合革蘭氏及納氏染色技術(shù)以及Eikelboom絲狀菌鑒定方法[11],其結(jié)果如圖 6所示,可確認(rèn)引起污泥膨脹的優(yōu)勢(shì)絲狀菌為M.Parvicella.

隨著溫度升高,氧化溝中污泥反硝化能力不斷提高,致使選擇池和氧化溝大量浮泥產(chǎn)生,定期對(duì)其進(jìn)行去除,使得混合液中微絲菌的量逐漸減少,以提高污泥的沉降性能.根據(jù) David Jenkins等[12]對(duì)污泥中的絲狀菌含量的 7級(jí)定量法(FI),本氧化溝浮泥產(chǎn)生前期,混合液和表面浮泥中絲狀菌含量見圖6c和圖6d,FI分別近似為3級(jí)和6級(jí),級(jí)數(shù)越大,絲狀菌越多,則M.Parvicella含量也越高.

2.3.2M.Parvicella對(duì)硝化和反硝化影響 為調(diào)查M.Parvicella對(duì)污泥硝化能力的影響,對(duì)氧化溝內(nèi)部的混合液和表面新鮮浮泥最大比硝化速率進(jìn)行多次對(duì)比測(cè)定.如圖 7所示,SAUR-1,SNUR1,SAUR-2,SNUR2, SAUR-3,SNUR3分別為工藝運(yùn)行第 167,180,186d的最大比硝化速率,其數(shù)據(jù)表明:氧化溝混合液硝化能力均高于表面浮泥,可間接表明浮泥的產(chǎn)生和去除有利于污泥菌膠團(tuán)的生長(zhǎng)和具有良好污泥沉降性能的絮體的形成.同時(shí)也可發(fā)現(xiàn)混合液和表面浮泥各自的最大比硝化速率隨著溫度的上升均有上升趨勢(shì),這也表明微絲菌和硝化菌都較適應(yīng)中溫,但同時(shí)也能看出在 167d和 180d水溫分別為 15℃和17℃時(shí)混合液硝化速率變化不大,這可能是由于在測(cè)定各自的污泥MLSS時(shí),來自初沉前進(jìn)水中的無機(jī)顆粒引起的誤差,但這不影響混合液和表面浮泥硝化速率對(duì)比趨勢(shì).總體來說微絲菌對(duì)污泥硝化速率有一定影響,這進(jìn)一步證明冬春季節(jié)氧化溝中大量的微絲菌存在對(duì)污泥的硝化速率影響較大.同時(shí)微絲菌對(duì)低溫,低負(fù)荷,低DO的適應(yīng)能力強(qiáng)于硝化菌[13],這也表明硝化菌對(duì)低溫,低負(fù)荷,低DO的適應(yīng)性較弱,春季去除表面浮泥對(duì)氧化溝的硝化能力有一定的恢復(fù)作用.

污泥硝化能力是脫氮的前提,但反硝化能力直接影響脫氮最終效果.為此對(duì)不同M.Parvicella含量的活性污泥的反硝化能力進(jìn)行對(duì)比,來分析污泥膨脹中的M.Parvicella優(yōu)勢(shì)絲狀菌對(duì)反硝化的影響程度.目前關(guān)于M.Parvicella的反硝化能力國(guó)內(nèi)外觀點(diǎn)均不統(tǒng)一.Casey等[14]的觀點(diǎn):假設(shè)M.Parvicella能夠進(jìn)行反硝化的第一步(NO3--N轉(zhuǎn)化為 NO2--N),則由于反硝化不徹底,導(dǎo)致菌膠團(tuán)內(nèi)積累了大量的NO2-N,這減少了在好氧條件下,反硝化異養(yǎng)菌利用慢速可生物降解有機(jī)碳源的能力,而實(shí)際工藝中M.Parvicella對(duì)反硝化沒有任何影響,因?yàn)楸局性囅到y(tǒng)中沒有出現(xiàn) NO2--N 積累的現(xiàn)象.文獻(xiàn)所述的M. Parvicella僅能執(zhí)行反硝化第一步的觀點(diǎn)僅來自于Tandoi等純菌種研究所提供的觀點(diǎn)[15].而 Wanner等[16]觀點(diǎn)認(rèn)為:M.Parvicella對(duì)活性污泥的反硝化有強(qiáng)化作用,這間接表明M.Parvicella具有完全反硝化能力.針對(duì)上述不同觀點(diǎn),本課題組對(duì)氧化溝中含M.Parvicella少的混合液和含M.Parvicella多的浮泥的最大比反硝化速率進(jìn)行多次測(cè)定,其中在運(yùn)行第185,243,273d不同溫度下的最大比反硝化速率為代表值,其結(jié)果如圖 8所示,FI=6(FI,絲狀菌定量級(jí)數(shù))的浮泥最大比快速反硝化速率高于FI=3的,慢速略高,內(nèi)源相差不大,甚至略小些,這可間接表明:M.Parvicella能強(qiáng)化活性污泥的快速反硝化能力,對(duì)慢速和內(nèi)源的反硝化速率影響不大,菌膠團(tuán)中大量的M.Parvicella存在對(duì)反硝化有促進(jìn)作用,說明冬季脫氮的主要限制因素是硝化能力.另外對(duì)不同M.Parvicella含量反硝化過程中的亞硝氮進(jìn)行測(cè)定,發(fā)現(xiàn)亞硝氮略有積累,但最大值均不超過 1.0mg/L,無明顯的積累現(xiàn)象,該結(jié)果和Wanner等[16]的觀點(diǎn)較為一致.

圖7 不同活性污泥和表面浮泥最大比硝化速率對(duì)比Fig.7 Maxium specific nitrifying rate with different FI classifications of M.Parvicella in activated sludge

圖8 不同M.Parvicella活性污泥最大比反硝化速率Fig.8 Maxium specific denitrifying rate with different FI classifications of M.Parvicella in activated sludge

2.4 M. Parvicella對(duì)活性污泥沉降性能的影響

絲狀菌對(duì)污泥沉降性的影響是多方面的,不但會(huì)增大沉淀過程所受阻力,而且其交聯(lián)形成的疏松多孔網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)會(huì)降低活性污泥絮體的密度.活性污泥絮體的密度普遍在 1.022～1.056g/mL,而沉降過程的動(dòng)力來自絮體與水的重力之差,因此絮體密度的改變會(huì)直接影響污泥的沉降性[17],即絲狀菌的存在會(huì)直接影響污泥沉降性能.而吳昌永等[18]認(rèn)為單方面提高 DO濃度并不能顯著改善污泥的沉淀性能,所以溫度在污泥沉降性能改善上起很大作用.

圖9 污泥膨脹和恢復(fù)期污泥沉降性能的變化Fig.9 Changes of settlement performance under sludge bulking and recovering

王中瑋等[19]的研究表明:低 DO 下(DO=0.5mg/L)條件下,全程好氧運(yùn)行方式易引發(fā)惡性膨脹;而前置缺氧后再進(jìn)入好氧區(qū)的運(yùn)行方式可實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的微膨脹狀態(tài),并具有較好的脫氮和節(jié)能效果.因此創(chuàng)造一個(gè)良好的厭氧/缺氧/好氧交替的環(huán)境可實(shí)現(xiàn)低氧微膨脹的穩(wěn)定維持狀態(tài).

由圖9可知,污泥在最冷月維持階段SVI值較高,最大增長(zhǎng)到約 400,在此階段,出水氨氮和SS均較高,采用調(diào)整 A:O方式,在此期間溫度和DO對(duì)硝化能力的恢復(fù)均有一定的效果,硝化能力的提高對(duì)污泥的SV,SVI均有一定改善,使得恢復(fù)期的 SVI值穩(wěn)定在微膨脹所要求的150～250mg/L附近,運(yùn)行和沉降性能均良好,在此期間硝化能力提高使得微絲菌的競(jìng)爭(zhēng)能力減弱;另外反硝化對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力很強(qiáng),只要溫度適宜,反硝化立即進(jìn)入零級(jí)反硝化狀態(tài),氧化溝良好的硝化反硝化狀態(tài)提高了菌膠團(tuán)的競(jìng)爭(zhēng)能力,使得污泥的沉降性能逐漸得以恢復(fù).

2.5 脫氮能力恢復(fù)后污泥結(jié)構(gòu)及對(duì)污泥沉降性能評(píng)價(jià)

氧化溝脫氮能力和沉降性能恢復(fù)后,對(duì)其進(jìn)行電鏡掃描.從圖 10可知,污泥的整體結(jié)構(gòu)中外部絲狀菌較少,污泥內(nèi)部絲狀菌較多,可確保菌膠團(tuán)具有很好的骨架結(jié)構(gòu),而污泥絮體外部微絲菌的減少使得污泥在沉降過程中的阻力減小;另外對(duì)污泥的EPS進(jìn)行測(cè)定,隨著溫度升高,活性污泥EPS中,糖和蛋白質(zhì)的比例有所減小,對(duì)污泥沉降更有利.

污泥微膨脹技術(shù)應(yīng)用的瓶頸是改善硝化效率.微膨脹需要在低 DO 下進(jìn)行,而低 DO 對(duì)NH4+-N 的去除有負(fù)作用.但是有研究[20]表明穩(wěn)定和徹底的硝化能夠在低DO達(dá)到0.12mg/L下運(yùn)行 300d,這也表明氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)在氧限制的情況下能夠適應(yīng).也有研究[21]表明:在中試城市污水工藝中,DO 在0.4～0.7mg/L能產(chǎn)生NO2--N,由于NO2--N積累而產(chǎn)生NO2--N的途徑與產(chǎn)生NO3--N的途徑相比,使得 TN去除率可提高 20%,且可減少曝氣量24%,較為節(jié)能.盡管本系統(tǒng) NO2--N的積累未發(fā)生,SND在脫氮中仍占很大比例.Park[22]通過物料恒算方法得到:在DO為0.5～0.8mg/L,SND對(duì)N的去處率達(dá)到約63%,而DO高于1.5mg/L,SND不能獲得.故本試驗(yàn)重點(diǎn)研究在DO低于1.2mg/L以下的運(yùn)行條件下來維持系統(tǒng)的微膨脹和高的SND脫氮效率.氧化溝內(nèi)良好的SND脫氮效果,使得進(jìn)入二沉池的混合液中 NO3--N濃度降低,低于二沉池反硝化極限濃度 8～10mgNO3--N要求,故更有利于污泥的沉降.

圖10 中試恢復(fù)后污泥結(jié)構(gòu)電鏡掃圖片(SVI=180mL/g)Fig.10 The SEM photographes of sludge structure after recovering nitrifying performance (SVI=180mL/g)

3 結(jié)論

3.1 針對(duì)低溫引起中試出水NH4+-N超標(biāo),將整個(gè)氧化溝變?yōu)楹醚鯀^(qū)來提高污泥中的硝化菌份額,增加污泥的硝化能力.當(dāng)系統(tǒng)出水 NH4+-N達(dá)5mg/L以下時(shí),為提高污泥反硝化能力,降低出水總氮達(dá)到15mg/L一下,采取逐漸增加A/O比為0,0.1,0.5, 1.1,1.8運(yùn)行方式.隨溫度升高和污泥中硝化菌含量增多,污泥脫氮能力有所提高,其標(biāo)志是活性污泥最大比硝化及其反硝化速率均有所恢復(fù).

3.2 在恢復(fù)期間,隨著溫度的升高,大量浮泥呈現(xiàn)在選擇池和氧化溝表面,通過鑒定表明浮泥中含有大量的M.Parvicella,逐漸對(duì)表面浮泥進(jìn)行去除,混合液中硝化菌含量有所增加.通過進(jìn)一步分析表明M.Parvicella大量存在對(duì)硝化菌影響較大,對(duì)反硝化菌影響不大,反而有一定的促進(jìn)作用,這可能是因?yàn)镸.Parvicella對(duì)碳源具有較強(qiáng)競(jìng)爭(zhēng)能力.

3.3 最冷月連續(xù)低溫引起污泥的 SVI超過250mg/L,出水氨氮超標(biāo),而恢復(fù)后 SVI基本穩(wěn)定在167～250mg/L之間,均在微膨脹范圍之內(nèi).該微膨脹系統(tǒng)對(duì)去除 SS更有利,且可提高二沉池出水水質(zhì).

3.4 活性污泥硝化能力恢復(fù)后污泥沉降性能有所好轉(zhuǎn),表明采用逐步調(diào)整A:O比的措施對(duì)控制污泥惡化膨脹及改善污泥沉降更有利.

[1] Henze M, van Loosdrecht M C M, Ekama G A.污水生物處理-原理、設(shè)計(jì)與模擬 [M]. 施漢昌,等譯.北京:中國(guó)建筑工業(yè)出版社,2011.

[2] Martins A M P, Pagilla K, Heijnen J J, et al. Filamentous bulking sludge-a critical review [J]. Water Research, 2004,38(4):793-817.

[3] Al-Mutairi N Z. Aerobic selectors in slaughter house activated systems: A preliminary in vestigation [J]. Bioresource Technology, 2009,100(1):50- 58.

[4] 彭永臻,郭建華,王淑瑩,等.低溶解氧污泥微膨脹節(jié)能理論與方法的發(fā)現(xiàn)、提出及理論基礎(chǔ) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(12):3342-3347.

[5] 吳持恭.水力學(xué) [M]. 北京:高等教育出版社, 2003:1.

[6] APHA. Standard methods for examination of Water and wastewater, 19th ed. American Public Health Association,Washington, DC.1998.

[7] 陳金聲,史家梁,徐亞同.硝化速率測(cè)定和硝化細(xì)菌計(jì)數(shù)考察脫氮效果的應(yīng)用 [J]. 上海環(huán)境科學(xué), 1996,15(3):18-20.

[8] 王社平,王卿卿,惠靈靈,等.分段進(jìn)水 A/O脫氮工藝反硝化速率的測(cè)定 [J]. 環(huán)境工程, 2008,26(3):56-58.

[9] 李紅巖,張 昱,高 峰,等.水力停留時(shí)間對(duì)活性污泥系統(tǒng)的硝化性能及其生物結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2006,27(9):1862-1865.

[10] 馬 娟,彭永臻,王 麗,等.溫度對(duì)反硝化過程的影響以及pH變化規(guī)律 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2008,28(11):1004-1008.

[11] Seviour R, Nielsen P H. Microbal ecology of activated sludge [R].IWA, 2010.

[12] Jenkins D, Richard M G, Daigger G T. Manual on the causes and control of activated sludge, bulking foaming and other solids separation problem [M]. 3rd edition. LEWIS, 2004.

[13] Knoop S, Kunst S.Influence of temperature and sludge loading on activated sludge settling, especially onMicrothrix Parvicella[J].Water Science and echnology, 1998,37(4/5):27-35.

[14] Casey T G, Wentzel M C, Ekama G A. Filamentous organism bulking in nutrient removal activated sludge systems. Paper11:A biochemical/microbiological model for proliferation of anoxicaerobic (AA) filamentous organism [J]. Water SA, 1999:25(4):443-451.

[15] Tandoi V, Rossetti S, Blackall L, etal. Some physiological properties of an Italian isolate ofMicrothrix parvicella[J]. Water Science and Technology, 1998,37(4/5):1-8.

[16] Wanner Jiri, Grau Petr. Filamentous bulking in nutrient removal activated sludge system [J]. Water Science and Technology, 1988:20(4/5):1-8.

[17] Schuler A J, Jang H. Causes of variable biomass density and its effects on settleability in full-scale biological wastewater treatment systems [J]. Environmental Science and Technology,2007,41(5):1675-1681.

[18] 吳昌永,彭永臻,彭 軼.A2O 工藝中的污泥膨脹問題及恢復(fù)研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2008,28(12):1074-1078.

[19] 王中瑋,彭永臻,王淑瑩,等.不同運(yùn)行方式下低溶解氧污泥微膨脹的可行性研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(8):2347-2352.

[20] Park H D, Noguera D R. Evaluation the effect of dissolved oxygen on ammonia-oxidizing bacteria communities in activated sludge [J]. Water Research, 2004,8(14/15):3275-3286.

[21] Ma Yong, Peng Yongzhen, Wang Shuying, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous predenitrification plant [J]. Water Research, 2009,43(3),563-572.

[22] Park H D, Effect of dissolved oxygen on ammonia-oxidizing bacteria communities in activated sludge. [D]. University of Wisconsin–Madison, Wisconsin, USA, 2005.

致謝：本實(shí)驗(yàn)的現(xiàn)場(chǎng)中試工作由本課題組駐在西安市第四污水處理廠的全體研究生大力協(xié)助完成,在此表示感謝！