何 理,高大文,2*(.東北林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)系,黑龍江 哈爾濱 50040；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)試驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 50090)

基于反硝化聚磷菌的顆粒污泥的培養(yǎng)

何 理1,高大文1,2*(1.東北林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)系,黑龍江 哈爾濱 150040；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)試驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

采用 SBR反應(yīng)器,利用絮狀污泥為接種污泥,培養(yǎng)反硝化聚磷菌顆粒污泥,在提高污泥氮磷去除率的同時,實(shí)現(xiàn)污泥的顆粒化.結(jié)果表明,經(jīng)過三個階段45d的培養(yǎng),體系達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài),利用其處理模擬生活廢水時,磷的去除率在90%左右,氨氮、COD的去除率在95%左右,單位硝態(tài)氮反硝化吸磷量達(dá)到 0.876mg/mg,反硝化聚磷菌占聚磷菌的比例為 74.36%.污泥的平均粒徑在 1.0～2.0mm之間,平均沉降速度為44～72m/h.由此可以看出,通過調(diào)節(jié)溶解氧,使污泥處于厭氧、缺氧及好氧狀態(tài),可以實(shí)現(xiàn)基于反硝化聚磷菌的污泥顆粒化.

反硝化聚磷菌；顆粒污泥；顆?；?；硝酸鹽

近年來,隨著我國污水排放總量的日益增加,由氮磷污染物引發(fā)的水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象已經(jīng)對水體安全造成極大的危害,因此如何經(jīng)濟(jì)有效的去除污水中的氮磷便成為當(dāng)務(wù)之急.反硝化除磷工藝被公認(rèn)為是一種可持續(xù)的污水處理工藝[1-2].這種工藝?yán)梅聪趸哿拙瑫r完成脫氮和除磷兩個過程,除磷和脫氮的結(jié)合降低了脫氮對碳源的需求量,在缺氧條件下完成除磷,可節(jié)省好氧聚磷曝氣所需能源和池容[3].因此,這種工藝具有高效節(jié)能、操作簡單和污泥產(chǎn)量小等優(yōu)點(diǎn).但由于反硝化對氧氣的需求量低,所以反硝化聚磷菌不宜生長在溶解氧高的環(huán)境中[4],而在較低溶解氧的系統(tǒng)中,好氧顆粒內(nèi)部會出現(xiàn)厭氧無機(jī)化,并且有助于絲狀菌的過度生長,從而易導(dǎo)致污泥結(jié)構(gòu)松散或膨脹,不利于污泥的顆?；约邦w粒污泥的穩(wěn)定運(yùn)行[5-6],所以反硝化聚磷菌的培養(yǎng)還停留在絮狀污泥的階段,難形成顆粒狀.顆粒污泥具有良好沉降性能和較強(qiáng)的抗沖擊負(fù)荷能力[7],如果能實(shí)現(xiàn)基于反硝化聚磷菌的顆粒污泥的顆粒化,不僅能發(fā)揮出反硝化聚磷菌脫氮除磷的作用,還能改善污泥的沉降性能和抗沖擊負(fù)荷的能力.

本研究利用SBR反應(yīng)器,采用厭氧/好氧、厭氧/缺氧/好氧和厭氧/缺氧三種不同的運(yùn)行方式來實(shí)現(xiàn)基于反硝化聚磷菌的顆粒污泥的培養(yǎng),并研究了此過程中顆粒污泥沉降性能和物理性質(zhì)的變化,為反硝化聚磷菌顆粒污泥脫氮除磷工藝提供參考.

1 材料與方法

1.1 設(shè)備與試驗(yàn)用水

試驗(yàn)用SBR反應(yīng)器為有機(jī)玻璃制成,呈圓柱體,高60cm,直徑22cm,有效容積12L.反應(yīng)器采用鼓風(fēng)曝氣,應(yīng)用轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)流量使污泥處于好氧、缺氧以及厭氧狀態(tài).試驗(yàn)用水采用人工配置模擬廢水(表1),厭氧結(jié)束后投加不同濃度的硝酸鈉作為反應(yīng)所需的電子受體.

表1 試驗(yàn)?zāi)M廢水成分Table 1 Waste water composition used during the experimental period

1.2 試驗(yàn)運(yùn)行方式

以絮狀污泥為接種污泥.用人工配制的廢水,分三個階段實(shí)現(xiàn)反硝化聚磷菌的富集和顆?；?

階段一采用厭氧/好氧的運(yùn)行方式,其中厭氧150min,好氧 270min.溶解氧對好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定起著重要的作用[8],而聚磷菌必須經(jīng)歷厭氧釋磷和好氧吸磷兩個階段才能完成對磷的吸收,所以這一階段的目的是提高系統(tǒng)的好氧除磷性能,實(shí)現(xiàn)聚磷菌的富集和污泥的初步顆?；?階段一污泥齡在8d左右,共運(yùn)行15d,每d兩個周期.

階段二采用厭氧/缺氧/好氧的運(yùn)行方式,其中厭氧150min,缺氧210min,好氧60min,在厭氧結(jié)束后向系統(tǒng)中投加 30mg/L的硝酸鈉,作為反應(yīng)的電子受體,以提高反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例,同時在好氧階段曝氣以繼續(xù)實(shí)現(xiàn)污泥的顆粒化,該階段共運(yùn)行了20d,每d兩個周期.

階段三采用厭氧/缺氧的運(yùn)行方式,其中厭氧段為150min,缺氧段為270min.第二階段結(jié)束后污泥基本實(shí)現(xiàn)顆?；?隨著反硝化聚磷菌的比例逐漸增多,其對溶解氧的需求量也大大降低,此階段有利于確立反硝化聚磷菌在系統(tǒng)中的優(yōu)勢地位.

1.3 分析項(xiàng)目與方法

試驗(yàn)過程中按照每個周期的時間設(shè)定定期取樣,取出的樣品用濾紙過濾后測定.其中磷分析的是正磷酸鹽.試驗(yàn)分析項(xiàng)目的測定方法,除測定硝酸鹽氮所用的麝香草酚法外,均采用國家頒布的標(biāo)準(zhǔn)方法[9].

污泥沉降比(SV)的測定采用體積法,污泥體積指數(shù)(SVI)的測定用 SV/MLSS,混合液懸浮固體濃度(MLSS)、VSS/SS、含水率、濕密度的測定用重量法,完整系數(shù)的測定用震蕩法,顆粒沉降速度的測定采用重力沉降法,顆粒污泥的粒徑分布測定采用濕式篩分析法,污泥中胞外聚合物(EPS)的測定采用加熱法,活性污泥反應(yīng)動力學(xué)的測定和計算采用數(shù)學(xué)定量法[10].

2 結(jié)果與討論

2.1 反硝化聚磷菌的富集與培養(yǎng)

本試驗(yàn)的接種污泥為好氧污泥,在階段一,運(yùn)行的前4d系統(tǒng)基本沒有出現(xiàn)厭氧釋磷(圖1),甚至在厭氧段磷酸鹽就開始降低,磷的去除主要發(fā)生在好氧段,磷酸鹽的去除率低于50%.隨著系統(tǒng)的不斷排泥,厭氧/好氧運(yùn)行工況促進(jìn)了反硝化聚磷菌的生長,從第5d起系統(tǒng)厭氧段出現(xiàn)了明顯的釋磷現(xiàn)象,釋磷量逐漸上升,從0.42mg/L(第5d)上升至 6.6mg/L(第 14d),好氧段吸磷量從最初的1.44mg/L(第4d)上升至16.09mg/L(第14d),系統(tǒng)磷的去除率逐漸上升并達(dá)到穩(wěn)定,階段一末期磷的去除率約為 90%.由于體系中存在其他類型的異養(yǎng)菌,所以整個階段一厭氧段 COD的去除效果較為良好,COD的去除率平均為87.36%.系統(tǒng)中的氨氮降解主要發(fā)生在好氧段,去除率逐漸穩(wěn)定在 90%以上,其生成的硝態(tài)氮能增加反硝化除磷的電子受體.

圖1 厭氧/好氧階段磷酸鹽、氨氮和COD的去除情況Fig.1 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic and aerobic stage

厭氧/缺氧/好氧階段是反硝化聚磷菌富集與培養(yǎng)的關(guān)鍵階段.階段一結(jié)束后,系統(tǒng)中聚磷菌的數(shù)量大大提高,階段二目的是要提高反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例.如圖2所示,階段二初期由于好氧時間的減少,好氧吸磷作用受到明顯影響,導(dǎo)致厭氧段的釋磷量也降低,釋磷量和吸磷量分別降至1.78,6.27mg/L,磷的去除率降低到50%左右,經(jīng)過了約15d的適應(yīng)期,釋磷作用和吸磷作用逐漸增強(qiáng),第 33d,釋磷量和吸磷量分別提升至14.56,26.08mg/L,磷的去除率達(dá)到 91.19%,適應(yīng)期間是逐漸誘導(dǎo)反硝化聚磷菌生長的過程.

圖2 厭氧/缺氧/好氧階段酸鹽、氨氮和COD的去除情況Fig.2 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic, anoxia and aerobic stage

階段三是厭氧/缺氧階段,經(jīng)過階段二的誘導(dǎo)培養(yǎng),系統(tǒng)中的反硝化聚磷菌的菌體數(shù)目基數(shù)已得到保證,此階段的目的是繼續(xù)提高反硝化聚磷菌的比例,同時提高反硝化的效率.如圖 3所示,由于取消了曝氣措施,第 4d,以氧氣作為電子受體的除磷作用降低,磷的去除率發(fā)生明顯的下降,為77.69%.隨著反硝化聚磷菌系列逐漸替代其他類型聚磷菌,第 6d以后,釋磷作用和吸磷作用逐漸增強(qiáng),磷的去除率逐步上升,試驗(yàn)未期,穩(wěn)定在90%以上.而在整個階段三中,氨氮和 COD的去除率波動不大,穩(wěn)定在90%以上.

圖3 厭氧/缺氧階段酸鹽、氨氮和COD的去除情況Fig.3 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic and anoxia stage

選取階段三相對穩(wěn)定時期(第46d)的一個典型周期,考察體系中COD、氧化態(tài)氮和磷酸鹽沿反應(yīng)時間的濃度變化情況,可以明顯看出聚磷菌在厭氧段釋磷和缺氧段吸磷的代謝特征,如圖 4所示.進(jìn)水階段 PO43--P濃度為 12.20mg/L,經(jīng)過150min的厭氧攪拌,體系中PO43--P濃度逐漸升高,厭氧末期PO43--P濃度為26.94mg/L,與此相對應(yīng)的過程是體系中 COD濃度的降低,由初期的231.03mg/L到厭氧段末期的 26.93mg/L,主要是因?yàn)槿芙庑缘挠袡C(jī)物被降解成揮發(fā)性脂肪酸,被反硝化聚磷菌用于合成自身內(nèi)碳源,并且伴隨著溶解性磷的釋放.在厭氧末期,投加 30mg/L的NaNO3溶液,通過誘導(dǎo)污泥在缺氧段以NO3-作為電子受體進(jìn)行反硝化除磷,體系中 PO43--P和NO3

圖4 一個周期中典型物質(zhì)的濃度變化曲線Fig.4 Variation of tipical substance concentration in a typical cycle

--N含量逐漸降低,分別下降到缺氧末期的1.03,1.38mg/L,消耗單位 NO3--N吸收的磷量達(dá)到 0.876mg/mg,缺氧除磷效率為 96.18%.缺氧階段少量NO3--N由反硝化菌轉(zhuǎn)化為NO2--N,這部分生成的 NO2--N又被氧化,這可能是由于試驗(yàn)后期大氣附氧作用,體系中 NOB(亞硝酸氧化細(xì)菌)利用短暫厭氧環(huán)境中的微量溶解氧,分別將NO2--N氧化為NO3--N,缺氧階段體系中的COD變化不是特別明顯.聚磷菌的活性[13],第一階段的末期, ΔρP/ΔCOD由0.002上升至0.009mg P/mg COD,說明體系中聚磷菌的活性有所提高.經(jīng)過階段二約 20d的進(jìn)一步培養(yǎng),體系中的反硝化聚磷菌活性大大提升,第 35d,厭氧釋磷量和比釋磷速率分別上升至13.46mg/L和1.8mg P/(g SS?h), ΔρP/ΔCOD上升至 0.066mg P/mg COD,說明更多的碳源被反硝化聚磷菌轉(zhuǎn)化和合成 PHB,這能更好地促進(jìn)吸磷作用.階段三,釋磷作用再次得到提高, ΔρP/ΔCOD提升至0.086mg P/mg COD.另外,在階段二和階段三,由于降低了碳源濃度,相應(yīng) COD降解速率也有所降低,但這并不影響厭氧釋磷.

圖5 不同運(yùn)行階段厭氧釋磷特性Fig.5 Characterictics of anaerobic phasphous lelease in differcnt operational phase

對生物除磷的研究發(fā)現(xiàn),PO43--P的去除率與厭氧釋磷量有關(guān),釋磷量較高,則其去除效果較好[11-12].在厭氧階段大量釋放磷的作用更有利于缺氧階段的吸磷作用.因?yàn)閰捬醵瘟椎尼尫女a(chǎn)生能量可以用于吸收 VFA 和合成 PHB,結(jié)果使廢水中磷的含量升高,而這有利于反硝化聚磷菌的增長,這樣在缺氧段優(yōu)良的反硝化菌利用 NO-

3以及廢水中的有機(jī)基質(zhì)進(jìn)行反硝化,從廢水中攝取更多的正磷酸鹽.

2.2 顆粒污泥富集階段釋磷和吸磷特性

在顆粒污泥富集試驗(yàn)階段的厭氧釋磷特性變化較為顯著,如圖5所示,在接種初期,盡管此時厭氧段 COD降解速率相對較高,但去除部分的COD并非被反硝化聚磷菌利用以合成PHB,因此體系中的厭氧釋磷量較低,僅為0.59mg/L,相應(yīng)的比釋磷速率也較低,為0.08mg P/(g SS?h).

經(jīng)過階段一缺氧/好氧運(yùn)行工況的初步富集后,階段末期(第 16d),厭氧釋磷量和比釋磷速率分別上升至 2.71mg/L和 0.36mg P/(g SS?h). ΔρP/ΔCOD為碳源利用效率,它可以指示系統(tǒng)中

系統(tǒng)中的吸磷特性較復(fù)雜,既有好氧吸磷作用,也有缺氧反硝化吸磷作用.階段一占主導(dǎo)的是好氧吸磷作用,而階段二和階段三是改變工況逐漸誘導(dǎo)反硝化吸磷代替好氧吸磷的過程.本研究的目的是培養(yǎng)反硝化聚磷顆粒污泥,用缺氧吸磷和好氧吸磷速率能反映反硝化聚磷菌和全部聚磷聚磷菌的比值[14].階段三結(jié)束時,對這兩個速率進(jìn)行測定.將經(jīng)厭氧釋磷后的污泥等分為兩份,分別進(jìn)行好氧和缺氧狀態(tài)下的吸磷測試,結(jié)果如圖 6所示.厭氧結(jié)束后,體系中磷酸鹽的濃度為28.63mg/L,分別經(jīng)過420min的吸磷作用后,好氧狀態(tài)下磷的剩余量基本為 0,缺氧狀態(tài)下磷殘余量1.03mg/L,相應(yīng)的好氧吸磷速率和缺氧反硝化吸磷速率分別為2.73 和2.03mg P/g SS/h,反硝化聚磷菌占聚磷菌的比例為 74.36%,由此可見,本試驗(yàn)所提出的三階富集策略能培養(yǎng)出反硝化聚磷菌,在實(shí)現(xiàn)污泥顆粒化的同時保證理想的釋/吸特性.

圖6 培養(yǎng)后的污泥在缺氧和好氧條件下的吸磷情況Fig.6 Phosphorus uptake of cultured sludge under anoxic and aerobic condition

2.3 顆粒污泥富集階段污泥特性

2.3.1 污泥形態(tài)及基本物理特性 接種污泥結(jié)構(gòu)松散,邊界不清晰,呈深棕色,如圖 7所示.運(yùn)行46d后,實(shí)現(xiàn)了較理想的污泥顆?；?顆粒污泥呈紅棕色,呈球形或橢球形,表面光滑,邊界清晰,在光學(xué)顯微鏡下能看見清晰的顆粒結(jié)構(gòu),而接種污泥多以菌膠團(tuán)的形式存在,顏色發(fā)黑.沉降時間和水流剪切力是影響反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥粒徑分布兩個重要因素[15],本研究以逐漸降低沉降時間來促進(jìn)污泥的顆粒化,如圖 8所示.污泥粒徑在1.0～2.0mm之間的約占顆?？倲?shù)的 60.7%,粒徑在 0.8mm以下的和 0.8～1.0mm之間的分別占13.6%和18.3%,粒徑在2.0mm以上的約占7.4%,污泥的平均粒徑在 1～2.0mm之間,由此可見,本研究培養(yǎng)的污泥為小顆粒污泥.

與接種污泥相比,污泥顆?；?污泥的濕密度由1.0038g/cm3上升至1.0448g/cm3(表2),由此可見,顆粒污泥具有更致密,緊湊的結(jié)構(gòu),這有利于反應(yīng)器內(nèi)的固液分離和微生物的停留.而污泥的含水率由98%下降為86%,采用顆粒污泥會大大節(jié)約污泥濃縮、消化等剩余污泥處理成本.接種污泥與顆?；勰?VSS/SS值分別為 70%和96%,污泥中生物質(zhì)含量有所提高,即相同干重的污泥中,顆粒污泥微生物數(shù)量要高于接種絮狀污泥,因此具有更高的生物代謝活性.

圖7 接種污泥和顆粒污泥的外觀形態(tài)Fig.7 Appearance shape of the seed sludge and granule sludgeA,B:接種污泥和顆粒污泥的數(shù)碼成像圖;C,D:接種污泥和顆粒污泥100倍下的光學(xué)顯微成像圖

圖8 顆粒污泥的粒徑分布情況Fig.8 Particle size distribution of granule sludge

表2 接種污泥和顆粒污泥物理性質(zhì)Table 2 Physical properties of the seed sludge and granule sludge

2.3.2 沉降性能 試驗(yàn)過程中,沉降時間逐漸縮短,污泥濃度MLSS和出水SS從一定程度上能反映污泥顆?；倪M(jìn)程.如圖9所示,開始前10d,系統(tǒng)主要為絮狀污泥,逐漸縮短沉降時間,使一部分結(jié)構(gòu)松散、難沉降的細(xì)小污泥從出水中排出,出水SS上升至80mg/L左右,而此時系統(tǒng)內(nèi)的污泥量明顯變少,MLSS不斷下降.當(dāng)污泥的 SVI5和SVI30相差小于 10%的時候,可認(rèn)為污泥顆?；晒16].在本研究中,試驗(yàn)第20d,SVI5和SVI30幾乎相同,均約為 20mL/g(圖 10),而且此時肉眼可以觀察到明顯的顆?；F(xiàn)象,到第25d,出水SS逐漸降低至20mg/L,而MLSS亦恢復(fù)至3000mg/L左右,隨著沉降時間和污泥齡的合理調(diào)控,此后MLSS和SS一直保持在相對穩(wěn)定的水平.

圖9 顆?；^程中MLSS和出水SS隨時間的變化Fig.9 Variation of MLSS and water SS with tiwe in the process of granulation

圖10 顆?；^程中SVI30和SVI5的變化情況Fig.10 Variation of SVI30and SVI5in the process of granulation

試驗(yàn)結(jié)束(第46d),考察成熟顆粒污泥的沉降速度,如圖11所示,沉速在50～70m/h之間的顆粒占全部顆粒的51.8%,沉速在10～30m/h之間的顆粒占15.6%,沉速在30～50m/h和70～80m/h之間的顆粒分別占 20.9%和 11.7%.單個顆粒的最大自由沉速為79.8m/h,最小沉速為12.5m/h,平均沉速在 44～72m/h之間.由此可見,本試驗(yàn)培養(yǎng)的反硝化除磷顆粒具有良好的沉降性能,污泥的沉降性能決定著固液分離效果,良好的固液分離效果是保證污水生物處理系統(tǒng)長期有效運(yùn)行的必要條件.

圖11 成熟顆粒污泥的沉降速度Fig.11 Settling velocity of mature granular sludge

圖12 顆粒化過程中EPS濃度的變化Fig.12 EPS Variation of contrcvtion in the process of granulation

2.3.3 胞外聚合物 EPS被認(rèn)為在污泥的顆?；^程中起著重要作用,EPS在顆粒污泥中的含量要明顯高于絮狀污泥和生物膜[17-18].如圖12所示,接種絮狀污泥的多糖和蛋白質(zhì)分別為 10.13,21.36mg/g SS,而培養(yǎng)成熟的顆粒污泥多糖和蛋白質(zhì)分別為 30.23,54.62mg/g SS.EPS含量隨著試驗(yàn)的進(jìn)行總體呈上升趨勢,多糖和蛋白質(zhì)的含量均有明顯提高,但提升幅度不同,這說明在水力剪切和EPS的雙重作用下,小絮體持續(xù)地凝聚成小顆粒污泥,小顆粒相互黏附形成較大的顆粒污泥. 數(shù)據(jù)亦顯示,污泥的蛋白質(zhì)含量始終高于多糖含量.

3 結(jié)論

3.1 對反硝化聚磷菌顆粒污泥的培養(yǎng)經(jīng)過了三個階段:厭氧/好氧階段、厭氧/缺氧/好氧階段以及厭氧/缺氧階段.利用其處理模擬生活廢水時,體系中的出水 PO43--P和 NO3--N 濃度都在1mg/L左右,消耗單位 NO3--N吸收的磷量達(dá)到0.876mg/mg,缺氧除磷效率為96.18%.氨氮、COD的去除率都在95%左右.

3.2 對顆粒污泥富集階段釋磷和吸磷特性的研究發(fā)現(xiàn),整個體系的厭氧釋磷量和比釋磷速率由開始的最低值0.59mg/L,0.08mg P/(g SS?h),提升至最終的15.41mg/L和 2.05mg P/(g SS?h),說明體系的釋磷效果有所增強(qiáng).ΔρP /ΔCOD 也由 0.002提升至0.086mg P/mg COD,污泥對碳源的利用率較高.

3.3 培養(yǎng)成功后的顆粒污泥具有良好的物理特性和沉降性能.污泥平均粒徑在1.0～2.0mm之間,平均沉速在44～72m/h之間.EPS的含量隨著試驗(yàn)的進(jìn)行總體呈上升趨勢,多糖和蛋白質(zhì)的含量均有明顯提高.培養(yǎng)后的反硝化聚磷菌顆粒污泥具有良好的沉降性能和抗沖擊負(fù)荷的能力.

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Cultivate of granular sludge based on denitrifying phosphate accumulating bacteria.

HE Li1, GAO Da-wen1,2*

(1.Department of Environmental Science, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Water Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2014,34(2)：383～389

Aerobic granules based on denitrifying phosphate accumulating bacteria were developed in sequencing batch reactors (SBRs) with flocs sludge as seed to improve nitrogen and phosphorus removal rate. The results showed that the denitrifying phosphate accumulating bacteria was successfully cultivated after 45days. During the synthetic domestic wastewater treatment, the phosphate removal rate of this system was around 90%, and the both removal rates of COD and ammonia nitrogen were around 95%. Meanwhile, the unit amount of nitrate denitrifying phosphate uptake reached 0.876mg/mg, and the ratio of denitrifying phosphate accumulating bacteria was 74.36% in phosphorus-accumulating bacterias (PAOs). The highest volume percentage of the granules was in the range of 1.0～2.0mm, and the settling velocity of mature granules in reactor was 44～72m/h. It can be concluded that aerobic granules based on denitrifying phosphate accumulating bacteria can be cultivated by adjusting the dissolved oxygen of SBR.

denitrifying phosphorus removal bacteria；granular sludge；granulation；nitrates

X703

：A

：1000-6923(2014)02-0383-07

何 理(1989-),男,江蘇蘇州人,東北林業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事水污染控制及環(huán)境微生物技術(shù)研究.

2013-05-20

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(21177033)

* 責(zé)任作者, 教授, dawengao@gmail.com