文章快速检索     高级检索
  山东大学学报(工学版)  2017, Vol. 47 Issue (4): 124-130  DOI: 10.6040/j.issn.1672-3961.0.2017.050
0

引用本文 

袁莎莎, 于海波, 高明明, 王新华. 有机碳源缺乏对成熟好氧颗粒污泥性能的影响[J]. 山东大学学报(工学版), 2017, 47(4): 124-130. DOI: 10.6040/j.issn.1672-3961.0.2017.050.
YUAN Shasha, YU Haibo, GAO Mingming, WANG Xinhua. Performance of mature aerobic granules under the absence of organic carbon source[J]. Journal of Shandong University (Engineering Science), 2017, 47(4): 124-130. DOI: 10.6040/j.issn.1672-3961.0.2017.050.

基金项目

山东省自然科学基金资助项目(ZR2015EM028);山东大学基本科研业务费专项资金资助项目(2015JC025)

作者简介

袁莎莎(1991—), 女, 山东潍坊人, 硕士研究生, 主要研究方向为环境生物技术.E-mail:ssyuan@mail.sdu.edu.cn

通讯作者

王新华(1982—), 男, 江苏南京人, 副教授, 博士, 主要研究方向为环境生物技术.E-mail:xinhuawang@sdu.edu.cn

文章历史

收稿日期:2017-02-15
网络出版时间:2017-05-18 00:17:55
有机碳源缺乏对成熟好氧颗粒污泥性能的影响
袁莎莎, 于海波, 高明明, 王新华     
山东大学环境科学与工程学院, 山东 济南 250100
摘要:通过探究有机碳源缺乏废水对成熟好氧颗粒污泥物化特性、细菌活性、胞外聚合物(extracelluler polymer substances, EPS)及结构稳定性的影响, 研究实际污水处理过程中缺乏有机碳源对好氧颗粒污泥稳定性及硝化活性的影响, 进而检测实际污水处理中好氧颗粒污泥的耐冲击能力。结果表明:在有机碳源缺乏的条件下, 成熟颗粒污泥中氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和硝化细菌(nitrite oxidation bacteria, NOB)活性升高, 60 d左右可实现较高的硝化活性; 成熟好氧颗粒污泥粒径减小, 丝状菌消失, 球菌增多, 颗粒污泥更加密实; EPS质量浓度及多糖(polysaccharide, PS)与蛋白质(proteins, PN)质量比升高; 在有机碳源缺乏的条件下, 成熟好氧颗粒污泥并未完全解体, 具有较强的耐冲击能力。本研究证实了好氧颗粒污泥处理缺乏有机碳源废水的潜力, 为好氧颗粒污泥的实际应用提供了理论基础。
关键词好氧颗粒污泥    有机碳源    物化特性    微生物活性    胞外聚合物    
Performance of mature aerobic granules under the absence of organic carbon source
YUAN Shasha, YU Haibo, GAO Mingming, WANG Xinhua     
School of Environmental Science & Engineering, Shandong University, Jinan 250100, Shandong, China
Abstract: Physicochemical properties, microbial activities, extracellular polymeric substances (EPS) and structure stability of mature aerobic granules were studied to investigate the effect of organic carbon source absence on the stability and nitrification activity of aerobic granules, the capability of upholding shock of aerobic granules was tested.Results showed that microbial activity of ammonia oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB) increased, and high nitrifying activity achieved on
Key words: aerobic granules    organic carbon source    physicochemical properties    microbial activity    extracellular polymeric substance    
0 引言

作为新型废水生物处理工艺, 与活性污泥相比, 好氧颗粒污泥具有污泥浓度高、沉降性能好、对有毒物质耐受能力强等优点[1-3]。近年来, 好氧颗粒污泥已开始逐渐应用于实际污水处理[4]。2011年, 荷兰Epe建立第一座好氧颗粒污泥全规模污水处理厂, 实现了氮磷的同步去除[4]。2013年, 荷兰Garmerwolde建立的好氧颗粒污泥全规模水厂投产运行[4]。虽然好氧颗粒污泥已开始逐渐应用于实际污水处理过程, 但较长的形成时间及长期运稳定性降低等缺点仍限制颗粒污泥在实际污水处理过程中的大规模应用[5-6]

好氧颗粒污泥的形成过程和长期运行稳定性受基质影响, 特别是有机碳源的影响[7]。研究发现高浓度有机碳源有利于好氧颗粒污泥的形成, 而低浓度有机碳源导致颗粒污泥稳定性下降[8-9]。研究表明好氧颗粒污泥在碳氮质量比低于100/40时无法形成[10]。低碳氮比对好氧颗粒污泥稳定有不利影响, 甚至可能引起颗粒污泥解体[11-12]。低浓度有机碳源不仅影响好氧颗粒污泥稳定性, 同时也会造成颗粒污泥脱氮过程碳源不足, 反硝化性能差, 影响污水处理效果[8-9]。低碳源时, 反硝化菌可与异养菌竞争碳源, 反应器内容易出现硝化和反硝化不平衡的情况[8]。在序批式活性污泥反应器中, 只有当碳源较高时才能在无外加碳源的条件下实现反硝化过程[13]。而在实际污水处理中, 市政污水中有机碳浓度较低且浓度波动较大, 会出现有机碳源不足的情况[8]。因此有必要研究污水处理过程中有机碳源波动对好氧颗粒污泥稳定性及污水处理性能的必要性。

本研究考察了长期有机碳源缺乏时, 好氧颗粒污泥物化特性、细菌活性、胞外聚合物及结构稳定性的变化, 研究有机碳源缺乏对颗粒污泥稳定性及硝化活性的影响, 从而探究好氧颗粒污泥在有机碳源缺乏的实际废水处理过程中的应用潜力。

1 试验方法 1.1 反应器及操作条件

试验在内循环气提式间歇反应器(sequencing batch airlift reactor, SBAR)中进行, 外管高100cm, 直径8cm; 内管高70cm, 直径5.4cm。反应器有效容积为3.5L, 体积交换比设置为50%, 曝气流速为1.2cm/s, 在室温(20±5)℃下运行。反应器周期为6h, 其中包括进水12min, 曝气336min, 沉降9min和出水3min。

1.2 颗粒污泥和进水组成

好氧颗粒污泥的培养采用合成废水, 化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)为500mg/L(以葡萄糖和乙酸钠为有机碳源), 氨氮浓度为100mg/L(以氯化铵为氮源)。碳酸氢钠、基本元素和微量元素浓度见表 1, pH值为7.5~8.0。有机碳源缺乏的条件是通过去除有机碳源(葡萄糖和乙酸钠)实现的, 其余条件均与好氧颗粒污泥培养条件一致。

表 1 合成废水成分及浓度 Table 1 Synthetic wastewater composition and concentration
1.3 分析方法 1.3.1 SOUR

比耗氧速率(specific oxygen uptake rate, SOUR)是评价微生物代谢活性的一个重要指标。其测定方法与步骤根据文献[14]进行。清洗后的好氧颗粒污泥倒入含有充氧饱和的底物和营养物质的溶解氧瓶, 密封后以溶解氧仪(德国WTW公司Muti 3420) 记录溶解氧值, 每隔15s记录一次, 直至DO示数降至1mg/L。分别以葡萄糖(500mg/L, 以COD计)、氯化铵(100mg/L, 以NH4+-N计)和亚硝酸钠(50mg/L, 以NO2--N计)为底物测定异养菌、氨氧化菌和硝化菌的耗氧速率。根据反应器内污泥浓度(mixed liquor suspended solids, MLSS)、取样体积以及溶解氧瓶的容积计算出瓶内污泥质量浓度(MLSS′, g/L)。污泥的比耗氧速率

$\rm{SOUR(mg}{{\rm{O}}_{2}}\cdot {{(\rm{g}\ \rm{SS}\cdot \mathit{h})}^{-1}})=\frac{\rm{D}{{\rm{O}}_{\rm{0}}}\rm{-D}{{\rm{O}}_{\mathit{t}}}}{\mathit{t}\cdot \rm{MLS}{{\rm{S}}^{\prime }}},$ (1)

式中:DO0为测定初始时的溶解氧值, mg/L; DOt为测定读数结束时的溶解氧值, mg/L; t为测定时间, h。

1.3.2 粒径分布

本试验采用污泥筛分方法[14]测定颗粒的粒径分布。采用一系列直径10cm的不锈钢筛来确定污泥颗粒粒径范围, 筛子孔径由大到小依次叠放, 筛子孔径分别为:3.35、2.36、2.00、1.70、1.40、1.18、1.00、0.85、0.43mm。好氧颗粒污泥倒入筛子上, 并以磷酸缓冲液(Na3PO4·12H2O, 0.76g/L; NaH2PO4·2H2O, 0.62g/L; NaCl, 0.53g/L; KCl, 0.07g/L, pH=7.1) 清洗, 促使颗粒分离, 可分离得到不同粒径(i=1~9) 的好氧颗粒污泥, 粒径取值范围依次为:>3.35mm, 2.36~3.35mm, 2.00~2.36mm, 1.70~2.00mm, 1.40~1.70mm, 1.18~1.40mm, 1.00~1.18mm, 0.85~1.00mm, 0.43~0.85mm, <0.43mm。将滤有污泥的筛子取下放入烧杯中漂洗, 测定各级筛子上被截留污泥的SSi值。各级粒径好氧颗粒污泥所占比例可由公式计算所得:

$\rm{Percentage}=\frac{\rm{S}{{\rm{S}}_{\mathit{i}}}}{\rm{S}{{\rm{S}}_{\rm{total}}}}\times 100%。$ (2)
1.3.3 胞外聚合物的提取及测定

胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)采用阳离子树脂法[15]提取。具体步骤如下:测定反应器中的污泥VSS值, 取20mL污泥混合液于离心管内, 在室温下以3000r/min离心10min, 弃除离心后的上清液, 补充磷酸缓冲溶液至原取样污泥体积, 再于3000r/min下离心10min, 重复2~3次。称取适量的阳离子树脂(75g/g VSS)加入小烧杯中, 以450r/min磁力搅拌4h, 然后在室温下8000r/min离心1h, 用0.22μm醋酸纤维素滤膜过滤离心后的上清液。

EPS中的多糖含量采用蒽酮-硫酸法[16]测定, 以葡萄糖为标准物质; 蛋白质采用考马斯亮蓝法[17]测量, 以牛蛋白血清为标准物质。

1.3.4 Zeta电位

Zeta电位的测定根据文献[18]的方法, 用微电泳仪(上海中晨JS94K型)测得。磨碎的污泥悬浮于0.01mol/L NaCl溶液中, pH调节为7.0, 每个样品测6次取平均值。

1.3.5 分析项目及测定方法

好氧颗粒污泥形态变化以扫描电镜(日本日立S-570型)测得。MLSS、挥发性污泥浓度(mixed liquor volatile suspended solid, MLVSS)、出水污泥浓度(suspended solid in effluent, ESS)、化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)、氨氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、亚硝态氮(NO2--N)、pH, 均根据标准测定方法测得。

2 结果与讨论 2.1 反应器的运行

有机碳源缺乏情况下, 反应器出水不同氮质量浓度及不同菌种比耗氧速率变化如图 1所示。由图 1 a)可看出, 以有机碳源缺乏废水培养初期, 成熟好氧颗粒污泥具有一定的亚硝化能力, 随有机碳源的持续缺乏, 出水硝酸盐质量浓度不断增加。60d之后, 反应器维持较高的硝化能力, 实现了完全硝化。为了进一步研究缺乏有机碳源对反应器内不同菌体活性的影响, 测定了好氧颗粒污泥不同菌种的比耗氧速率, 如图 1 b)所示。40d之前, 颗粒污泥中氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和硝化细菌(nitrite oxidation bacteria, NOB)的硝化活性并未发生明显变化。40d之前, 异养菌活性抑制速率较为平缓, 可能是由于在饥饿条件下, 异养微生物仍然可以利用可溶性微生物产物(soluble microbial products, SMP)生存, 活性不会马上被限制[19-21]。但是40d之后, 由于有机碳源持续短缺, 异养菌活性被迅速限制, NOB活性提高, 此时反应器内NO3--N质量浓度明显升高。

图 1 不同氮浓度及不同菌种比耗氧速率变化 Figure 1 Changes of different nitrogen concentrations and SOUR of different strains

有机碳源缺乏条件下, 好氧颗粒污泥粒径变化如图 2所示。以有机碳源缺乏的条件下培养40d内, AOB和NOB的活性并未迅速提升。但是培养40d后, AOB和NOB活性明显提高, 分析原因可能为异养菌从颗粒污泥表面脱落, 竞争能力减弱, 此时AOB和NOB对氧气的利用率和接触率增加。研究表明AOB分布在好氧颗粒污泥外部, 而NOB分布在好氧颗粒污泥中间层[22-23]。因此, 好氧颗粒污泥内部的NOB活性更容易受溶解氧浓度的限制。在有机碳源缺乏的情况下, NOB的比耗氧速率增加, 表明随好氧颗粒污泥粒径减小, 颗粒污泥内部传质受限逐渐减弱, NOB对氧气的利用率增加。由图 1 b)可看出, 在缺乏有机碳源的情况下, 虽然AOB和NOB活性都增加, 但是NOB活性增加速率更大。NOB可将NO2--N转化为NO3--N, 反应器内NO2--N降低, NO3--N升高(图 1 a))。试验表明有机碳源缺乏条件下, 颗粒污泥粒径的减小(图 2)有利于其内部硝化菌活性的增加。在有机碳源缺乏的条件下, AOB和NOB活性提高, 特别是NOB的活性得到明显提升, 颗粒污泥呈现出较好的硝化作用。虽然短期(40d之内)处理有机碳源缺乏的废水, 好氧颗粒污泥内部菌种活性无明显变化; 但是长期处理时, 好氧颗粒污泥中异养菌活性降低, 硝化菌活性提高。

图 2 培养5 d和102 d, 好氧颗粒污泥粒径变化 Figure 2 Particle size distributions of granules during cultivation on 5 d and 102 d
2.2 好氧颗粒污泥物化特性变化

有机碳源缺乏条件下, 反应器出水污泥浓度如图 3所示。从图 2可以看出, 培养前期粒径为2.36~3.35mm的颗粒污泥占32.59%, 102d时35.46%的好氧颗粒污泥粒径为1.00~1.18mm。研究表明随进水COD浓度减少, 好氧颗粒污泥表面异养菌由于营养物质的匮乏以特定的脱附速率脱落[24]。在有机碳源缺乏的条件下, 颗粒污泥粒径减小可能是由于异养菌在培养过程中脱落, 此时反应器中出水污泥质量浓度升高。但是反应器内出水污泥质量浓度并未突然升高, 而是在培养过程中不断增加, 表明在污水有机碳源突然缺乏时, 好氧颗粒污泥中异养菌可以依靠自身分泌的SMP生存, 并未发生明显脱落, SMP可以起到一定的缓冲和保护作用。60 d时, 出水污泥浓度达到最大值, 长期的饥饿状态导致异养菌脱落加快, 好氧颗粒污泥中异养菌比耗氧速率明显下降,如图 1 b)所示。但是60d后, 出水中污泥质量浓度逐渐减小, 表明附着性能较差的异养菌被排出反应器外后, 好氧颗粒污泥逐渐达到稳定状态。

图 3 出水中污泥浓度 Figure 3 Concentration of suspended solid in effluent

好氧颗粒污泥整体形态及局部放大扫描电镜图如图 4所示。从图 4 a)4 c)可以看出, 成熟好氧颗粒污泥主要是由丝状菌和球菌组成, 而且表面比较疏松。研究发现在有机碳源较为丰富的条件下, 丝状菌浓度较高[25]。在缺乏有机碳源的情况下培养100d, 好氧颗粒污泥表面发生了明显变化, 如图 4 b)图 4 d)所示, 好氧颗粒污泥中丝状菌消失, 球菌增多且结构更加密实。好氧颗粒污泥中丝状菌的消失进一步验证了有机碳源减少可导致颗粒污泥表面异养菌脱落。虽然好氧颗粒污泥表面异养菌脱落, 但是内部的球菌裸露使颗粒污泥更加密实(图 4 d))。即使长时间缺乏有机碳源, 好氧颗粒污泥结构仍然完整, 并未发生明显的解体(图 4 b))。

图 4 好氧颗粒污泥整体与其局部放大扫描电镜图 Figure 4 SEM images of entire and partial enlarged detail of granules
2.3 EPS变化

在缺乏有机碳源的条件下, 好氧颗粒污泥培养过程中EPS的变化如图 5所示。EPS与好氧颗粒污泥形成及其稳定性有关[26-28]。在缺乏有机碳源废水的培养下, 好氧颗粒污泥分泌EPS量增加, PS/PN的值逐渐增加。研究发现异养菌占主导的好氧颗粒污泥中具有较高的PN, 而在自养菌占主导的硝化反应器中, PS含量较高[29-30]。有机碳源缺乏, 成熟好氧颗粒污泥中的硝化菌富集, PS/PN增加可能是由于硝化菌的富集以及异养菌的脱落引起的。高PS含量有利于细胞的凝聚和微观结构的维持, 所以缺乏有机碳源时, 好氧颗粒污泥仍然保持完整的颗粒结构[31]。研究表明较低的PS/PN比值可能导致丝状菌生长, 从而引起好氧颗粒污泥解体[32],较高的PS/PN有利于好氧颗粒污泥稳定及颗粒结构完整[33]。在缺乏有机碳源的情况下, 好氧颗粒污泥中PS/PN比值从0.31增加至0.72, 颗粒污泥由于PS/PN比值的升高, 结构稳定性升高。在有机碳源缺乏的条件下, 好氧颗粒污泥分泌更多的PS来保护自身免于环境改变而造成的解体。虽然有机碳源缺乏, 但是由于高含量EPS的保护, 好氧颗粒污泥并未完全解体, 而是维持较小的粒径得以生存(图 2), 好氧颗粒污泥结构仍然稳定。实际污水处理中, 即使污水有机碳源突然下降, 好氧颗粒污泥会分泌更多的EPS来维持颗粒结构稳定性。

图 5 胞外聚合物中多糖和蛋白质变化 Figure 5 Changes of polysaccharide and protein in EPS

有机碳源缺乏条件下, 好氧颗粒污泥zeta电位变化如图 6所示。Zeta电位对污泥的聚集性能有重要影响[34]。由图 6可看出, 以有机碳源缺乏废水培养前期, 好氧颗粒污泥菌体之间的zeta电位不断下降, 菌体表面电负性不断增加。污水有机碳源的突然降低对好氧颗粒污泥菌体zeta电位影响较大, 细菌表面电负性增加, 细菌之间斥力不断增加[34]。研究发现污泥zeta电位与PN/PS的比值呈正相关[34], 好氧颗粒污泥zeta电位的升高可能是由于PS/PN比值的升高引起。Zeta电位于50d左右达到稳定。虽然突遇有机碳源缺乏的情况, 好氧颗粒污泥菌体之间的斥力由于外部环境的突然改变而增大, 但是经过50d的适应过程, 菌体之间的斥力作用最终稳定。稳定的斥力作用并未引起颗粒污泥完全解体, 而使颗粒污泥维持较小的粒径。较小的粒径有利于减弱好氧颗粒污泥内部传质限制, 从而使硝化菌活性提高(图 1 b))。在缺乏有机碳源的培养下, 好氧颗粒污泥中斥力虽有增加但最终稳定, 好氧颗粒污泥以较小粒径生存。

图 6 好氧颗粒污泥zeta电位变化 Figure 6 Change of zeta potential of aerobic granules
3 结论

在长期缺乏有机碳源的条件下, 好氧颗粒污泥异养菌活性降低, 硝化菌活性提高。异养菌被冲刷脱落, 好氧颗粒污泥表面丝状菌消失, 球菌增多, 结构更为密实。好氧颗粒污泥粒径减小及异养菌减少, 有利于AOB和NOB竞争氧气, 从而使硝化菌活性升高。EPS和PS/PN升高, 有利于好氧颗粒污泥稳定性提高。由于EPS保护, 好氧颗粒污泥不易解体。在有机碳源缺乏的条件下, 好氧颗粒污泥不会解体, 而以较小的粒径生存。在长期缺乏有机碳源的情况下, 好氧颗粒污泥仍然可以维持较高的结构稳定性, 可用于有机碳源缺乏废水的处理。

参考文献
[1] MU Y, YU H Q. Biological hydrogen production in a UASB reactor with granules. I: physicochemical characteristics of hydrogen-producing granules[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006, 94(5): 980-987 DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290
[2] ADAV S S, CHEN M Y, LEE D J, et al. Degradation of phenol by aerobic granules and isolated yeast Candida tropicalis[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2007, 96(5): 844-852 DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290
[3] 李善评, 赵玉晓, 乔鹏, 等. 好氧颗粒污泥的培养及基质降解和污泥生长动力学分析[J]. 山东大学学报(工学版), 2008, 38(3): 95-98
LI Shanping, ZHAO Yuxiao, QIAO Peng. Cultivation of aerobic granular sludge and the kinetics of substrate degradation and biomass growth[J]. Journal of Shandong University (Engineering Science), 2008, 38(3): 95-98
[4] 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
[5] LIU Y Q, TAY J H. Fast formation of aerobic granules by combining strong hydraulic selection pressure with over stressed organic loading rate[J]. Water Research, 2015, 80: 256-266 DOI:10.1016/j.watres.2015.05.015
[6] LIU Y Q, KONG Y, TAY J H, et al. Enhancement of start-up of pilot-scale granular SBR fed with real wastewater[J]. Separation and Purification Technology, 2011, 82(1): 190-196
[7] YANG F L, WANG X H, ZHANG H M, et al. A review on the essential role of substrate on aerobic granulation[J]. International Journal of Environment and Waste Management, 2011, 7(1/2): 67-69 DOI:10.1504/IJEWM.2011.037367
[8] KIM D, KIM T S, RYU H D, et al. Treatment of low carbon-to-nitrogen wastewater using two-stage sequencing batch reactor with independent nitrification[J]. Process Biochemistry, 2008, 43(4): 406-413 DOI:10.1016/j.procbio.2008.01.003
[9] LUO J, HAO T, WEI L, et al. Impact of influent COD/N ratio on disintegration of aerobic granular sludge[J]. Water Research, 2014, 62(7): 127-135
[10] WANG X H, ZHANG H M, YANG F L, et al. Improved stability and performance of aerobic granules under stepwise increased selection pressure[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 41(3): 205-211 DOI:10.1016/j.enzmictec.2007.01.005
[11] LIU Y, YANG S F, TAY J H. Elemental compositions and characteristics of aerobic granules cultivated at different substrate N/C ratios[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2003, 61(5): 556-561
[12] YANG S F, TAY J H, LIU Y. Respirometric activities of heterotrophic and nitrifying populations in aerobic granules developed at different substrate N/COD ratios[J]. Current Microbiology, 2004, 49(1): 42-46
[13] CARUCCI A, CHIAVOLA A, MAJONE M, et al. Treatment of tannery wastewater in a sequencing batch reactor[J]. Water Science and Technology, 1999, 40(1): 253-259
[14] ZHANG B, CHEN Z, QIU Z G, et al. Dynamic and distribution of ammonia-oxidizing bacteria communities during sludge granulation in an anaerobic-aerobic sequencing batch reactor[J]. Water Research, 2011, 45(18): 6207-6216 DOI:10.1016/j.watres.2011.09.026
[15] FROLUND B, PALMGREN R, KEIDING K, et al. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin[J]. Water Research, 1996, 30(8): 1749-1758 DOI:10.1016/0043-1354(95)00323-1
[16] LOEWUS F A. Improvement in anthrone method for determination of carbohydrates[J]. Analytical Chemistry, 1952, 24(1): 219-219
[17] BRADFORD M M. A rapid and sensitive method for the quantitation of microgram quantities of protein utilizing the principle of protein-dye binding[J]. Analytical Biochemistry, 1976, 72(1): 248-254
[18] HOU X L, LIU S T, ZHANG Z T. Role of extracellular polymeric substance in determining the high aggregation ability of anammox sludge[J]. Water Research, 2015, 75: 51-62 DOI:10.1016/j.watres.2015.02.031
[19] RUIJSSENAARS H J, STINGELE F, HARTMANS S. Biodegradability of food-associated extracellular polysaccharides[J]. Current Microbiology, 2000, 40(3): 194-199 DOI:10.1007/s002849910039
[20] WANG Z W, LIU Y, TAY J H. Biodegradability of extracellular polymeric substances produced by aerobic granules[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 74(2): 462-466 DOI:10.1007/s00253-006-0686-x
[21] ZHANG X Q, BISHOP P L. Biodegradability of biofilm extracellular polymeric substances[J]. Chemosphere, 2003, 50(1): 63-69 DOI:10.1016/S0045-6535(02)00319-3
[22] JANG A, YOON Y H, KIM I S, et al. Characterization and evaluation of aerobic granules in sequencing batch reactor[J]. Journal of Biotechnology, 2003, 105(1-2): 71-82 DOI:10.1016/S0168-1656(03)00142-1
[23] MATSUMOTO S, KATOKU M, SAEKI G, et al. Microbial community structure in autotrophic nitrifying granules characterized by experimental and simulation analyses[J]. Environ Microbiol, 2010, 12(1): 192-206 DOI:10.1111/emi.2010.12.issue-1
[24] BASSIN J P, KLEEREBEZEM R, ROSADO A S, et al. Effect of different operational conditions on biofilm development, nitrification, and nitrifying microbial population in moving-bed biofilm reactors[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(3): 1546-1555
[25] LIU Y, LIU Q S. Causes and control of filamentous growth in aerobic granular sludge sequencing batch reactors[J]. Biotechnology Advances, 2006, 24(1): 115-127 DOI:10.1016/j.biotechadv.2005.08.001
[26] 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
[27] 王永飞, 张捍民, 王新华, 等. 曝气量对SBAR中好氧颗粒污泥特性的影响[J]. 环境科学, 2008, 29(6): 1598-1603
WANG Yongfei, ZHANG Hanmin, WANG Xinhua, et al. Effects of aeration intensity on characteristics of aerobic granules in sequencing batch airlift reactor (SBAR)[J]. Environmental Science, 2008, 29(6): 1598-1603
[28] 刘燕, 王越兴, 莫华娟, 等. 有机底物对活性污泥胞外聚合物的影响[J]. 环境化学, 2004, 23(3): 252-257
LIU Yan, WANG Yuexing, MO Huajuan, et al. Effect of organic substrate on the formation of extracellular polymeric substrates in activated sludge[J]. Environmental Chemistry, 2004, 23(3): 252-257
[29] ZHU L, LYU M L, DAI X, et al. Role and significance of extracellular polymeric substances on the property of aerobic granule[J]. Bioresource Technology, 2012, 107(2): 46-54
[30] ZHANG H M, HE Y L, JIANG T, et al. Research on characteristics of aerobic granules treating petrochemical wastewater by acclimation and co-metabolism methods[J]. Desalination, 2011, 279(1-3): 69-74 DOI:10.1016/j.desal.2011.05.060
[31] ADAV S S, LEE D J, TAY J H. Extracellular polymeric substances and structural stability of aerobic granule[J]. Water Research, 2008, 42(6-7): 1644-1650 DOI:10.1016/j.watres.2007.10.013
[32] KOCATURK I, ERGUDER T H. Influent COD/TAN ratio affects the carbon and nitrogen removal efficiency and stability of aerobic granules[J]. Ecological Engineering, 2016, 90: 12-24 DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.01.077
[33] 张丽丽, 陈效, 陈建孟, 等. 胞外多聚物在好氧颗粒污泥形成中的作用机制[J]. 环境科学, 2007, 28(4): 795-799
ZHANG Lili, CHEN Xiao, CHEN Jianmeng, et al. Role mechanism of extracellular polymeric substances in the formation of aerobic granular sludge[J]. Environmental Science, 2007, 28(4): 795-799
[34] 王浩宇, 苏本生, 黄丹, 等. 好氧污泥颗粒化过程中Zeta电位与EPS的变化特性[J]. 环境科学, 2012, 33(5): 1614-1620
WANG Haoyu, SU Bensheng, HUANG Dan, et al. Profiles of zeta potential and EPS in granulation process of aerobic sludge[J]. Environmental Science, 2012, 33(5): 1614-1620