不同进水氨氮浓度对静置好氧缺氧SBR脱氮除磷性能的影响

1、不同进水氨氮浓度对静置/好氧/缺氧SBR脱氮除磷性能的影响许德超, 陈洪波, 李小明*, 杨麒, 罗琨, 罗冠, 彭波, 汪志龙, 谢继慈, 伍秀琼湖南大学环境科学与工程学院, 长沙 410082* 通讯作者, E-mail: xmli收稿日期：XXXX-XX-XX；接受日期：XXXX-XX-XX摘要 以静置段代替传统厌氧段, 采用后置缺氧, 设置进水氨氮浓度分别为20和40 mg/L的序批式静置/好氧/缺氧反应器R1和R2, 经长期运行试验, 考察静置/好氧/缺氧反应器在不同进水氨氮浓度下的脱氮除磷性能, 通过分析微生物体内储能物质的变化, 探讨静置段微生物代谢机理, 并对好氧段摄磷及同步硝

2、化-反硝化、缺氧段反硝化摄磷及二次释磷进行研究. 结果表明, R1和R2长期运行中磷的去除率分别为61.5%和92.6%, 总氮(TN)去除率分别为97.2%和84.5%. 本研究以乙酸钠为碳源, 而静置段PHV/PHA相比传统厌氧段较高 (R1为24.5%, R2为28.1%), 表明静置段微生物代谢更多地以还原性TCA循环+琥珀酸-丙酸途径合成PHV, 并生成少量的PH2MV. R1和R2静置段均观察到溶解性正磷酸盐(SOP)大量释放, 释磷量分别为42.10, 36.95 mg/L, 随后在好氧段快速摄磷, 好氧段末SOP分别为0.72, 2.29 mg/L. R1在缺氧段因NO提前耗完

3、而发生二次释磷, 从而使出水磷浓度较高. 而R2缺氧段发生反硝化吸磷, 从而使出水SOP降至0.91 mg/L, 去除率达92.6 %. 分析表明, 进水氨氮浓度可影响静置释磷、好氧摄磷、缺氧二次释磷及反硝化除磷, 从而影响系统除磷效果. R1和R2好氧段均发生了同步硝化-反硝化(SND), 分别贡献14.7%和17.8%的TN去除量. 采用后置缺氧反硝化, 与前置反硝化相比, 在避免混合液回流的同时利用糖原驱动反硝化, 其反硝化速率高于微生物内源性衰解驱动的反硝化速率, 脱氮效果良好, 出水TN分别为0.57, 6.61 mg/L.关键词静置段BNR同步硝化-反硝化后置缺氧糖原1 引言氮磷是

4、导致水体富营养化的主要元素, 因此, 污水脱氮除磷对防治水体污染具有重要意义. 生物脱氮除磷(BNR)是目前最经济稳定的脱氮除磷技术. 生物除磷通过聚磷菌(PAOs)在厌氧和好氧条件交替运行实现, 聚磷菌在厌氧条件下水解聚磷获得能量, 吸收水中易降解有机物如挥发性脂肪酸(VFAs), 同时分解糖原提供还原力将VFAs合成为内聚物PHA, 然后在好氧条件下以游离氧或化合态氧为电子受体, 氧化PHA产生能量过量摄取磷酸盐并补充糖原, 最后通过排放剩余污泥实现除磷. Liu1等发现一类能在厌氧段与聚磷菌竞争碳源的微生物, 称之为聚糖菌(GAOs), 这类微生物厌氧环境中不释磷, 在好氧条件下也不摄磷

5、, 但其他代谢形式与聚磷菌相同. 而Zhou2等发现PAOs在体内聚磷有限的情况下呈现GAOs 的代谢特点.生物脱氮是通过硝化菌在好氧条件下将氨氮转化为硝态氮, 再通过反硝化菌在缺氧环境中将硝态氮还原成氮气, 从而达到脱氮的目的. 为了实现有效且可靠的脱氮, 硝化阶段通常需要相对较长的泥龄(SRT815 d), 而反硝化阶段则要求充足的碳源3. 因此, 污水处理厂通常将缺氧段置于好氧段前, 如A2/O工艺. 虽然这样能取得较好的脱氮效果, 但氧化态氮(NO)的去除受制于混合液回流速率, 而混合液回流会增加处理成本; 回流液中的溶解氧也会对缺氧反硝化产生不良影响.后置缺氧反硝化工艺，即将缺氧段置

6、于好氧段之后, 由于省去了混合液回流, 近年来成为研究的热点. Winkler4等和Coats5等采用的后置缺氧SBR工艺及Vocks6等和Bracklow7等采用的连续流后置缺氧MBR工艺都取得良好的脱氮除磷效果, 且都是利用胞内糖原驱动缺氧反硝化, 故缺氧段无需添加外碳源. Xu8等在后置缺氧反硝化的基础上将部分厌氧段混合液分配进缺氧段, 提高了反硝化除磷性能, 并在好氧段实现了同步硝化-反硝化. 笔者在研究后置缺氧工艺的试验中发现, 进水后未进行厌氧搅拌, 系统中仍能观察到磷酸盐的大量释放, 且曝气开始后磷酸盐仍能被过量吸收. 试验表明该现象并非偶然, 而是可长期维持. 这是在后置缺氧工

7、艺基础上进一步的优化探索. 此外, 在BNR工艺中, 脱氮与除磷其实是一个相互影响的过程, 不同的进水氨氮浓度会影响除磷效果. 而后置缺氧工艺中关于这方面的研究很少.因此, 本文以乙酸钠为单一碳源, 考察静置/好氧/缺氧序批式反应器长期运行中的脱氮除磷性能, 通过与传统厌氧段比较探究静置段微生物代谢机理, 并研究不同氨氮浓度对静置释磷、好氧吸磷和反硝化除磷的影响. 此外, 后置缺氧工艺中一个重要问题是缺氧段由于NO的逐渐消耗会出现二次释磷. 磷的二次释放将提高出水磷浓度, 从而影响系统的除磷效果. 本研究设置较长的缺氧段(3 h), 考察不同进水氨氮浓度下二次释磷和微生物储能物质驱动反硝化,

8、以期为后置缺氧工艺的研发与应用提供新思路和理论参考.2 材料与方法2.1 试验装置与运行方法试验在2个相同的SBR反应器中进行, 反应器有效体积为1.8 L. 接种的活性污泥取自长沙市第一污水处理厂, 起始活性污泥浓度约为4000 mg/L. R1, R2运行方式如下: 进水静置(1 h)曝气(2.5 h)缺氧搅拌(3 h)沉淀出水(0.5 h)闲置(1 h). 好氧采用鼓风曝气, 曝气量控制为1.5 L/min. 控制污泥停留时间为20 d左右, 整个过程中不控制pH. 2.2 污水水质进水采用合成废水, 以乙酸钠为单一碳源, 氨氮采用氯化铵, 溶解性正磷酸盐(SOP)采用磷酸二氢钾. 微量

9、元素见文献9. 其主要成分及设定浓度如表1.表1 进水水质(均值)/mg/LReactorCODNH-NPO-PMgSO4CaCl2R135035020125.05.05.05.0R24012 2.3 分析方法聚羟基脂肪酸酯(PHA): 气相色谱法9; SOP: 钼锑抗分光光度法10; NO-N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法10; NO-N: 紫外分光光度法10; NH-N: 纳氏试剂分光光度法10; 混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS): 重量法10; 污泥中总磷(TP): NaOH熔融钼锑抗分光光度法11; 糖原(Glycogen): 苯酚-硫酸法11. 废水中总有机碳浓度(TO

10、C)采用TOC测定仪(ShimadzuTOC-500, 日本)测定.3 结果与讨论3.1 R1、R2长期运行过程中的脱氮除磷效果经20天驯化完成后, 脱氮除磷效果稳定. SBR反应器120d长期运行过程中SOP、TN去除效果分别见图1及图2.图 1 R1和R2长期运行的除磷效果 图 2 R1和R2长期运行的脱氮效果由图1可知, 长期的运行过程中, R2表现出良好的除磷效果, 平均去除率为92.6%, 平均出水浓度0.91 mg/L, 而R1除磷效率为61.5%, 平均出水SOP为3.98mg/L. 由图2可知, 当进水氨氮浓度为20 mg/L时, TN平均去除率高达97.2%, 平均出水TN浓

11、度为0.57 mg/L; 而当进水氨氮浓度为40 mg/L时, TN的平均去除率为84.5%, 平均出水TN为6.61 mg/L. 这表明静置/好氧/缺氧反应器能在长期运行过程中取得良好的脱氮除磷效果.3.2 典型周期内NH-N、NO-N、NO-N、SOP、糖原和PHA的变化运行稳定阶段, R1和R2典型周期内SOP、TOC、 糖原和PHA (PHB+PHV+PH2MV)的周期变化分别如图3和4所示. 图5为R1和R2在典型周期内NH-N、NO-N和NO-N的变化情况.图 3 R1典型周期内SOP, 糖原和PHA的变化图 4 R2典型周期内SOP、糖原和PHA的变化 图 5 R1和R2典型周期

12、内NH-N、NO-N和NO-N的变化3.2.1 静置段微生物代谢机理 传统厌氧段进水后搅拌12 h, PAOs水解聚磷释放SOP. R1、R2静置段并未进行搅拌但仍出现大量释磷, 速率分别为15.15 mg-P/(g-VSSh)和13.30 mg-P/ (g-VSSh). R1释磷速率较R2高, 这可能是由于R2缺氧段反硝化不完全, 残余的硝酸根进入下一周期的静置段, 一定程度上抑制PAOs释磷. Kuba12等也发现硝态氮的存在会抑制厌氧释磷. Montil13等发现传统EBPR中厌氧磷酸盐释放速率为530 mg-P/(g-VSSh). Mamais14等发现释磷速率为720 mg-P/(g

13、-VSSh). 与传统厌氧段释磷速率相比, R1、R2静置段释磷速率在其变化范围内且偏高. 这表明, 虽然R1、R2进水后活性污泥由于重力作用缓慢下沉, 但聚磷菌能较快吸收水中VFAs, 故其静置释磷速率仍较好. 可见, 两系统内的聚磷菌能优势生长.与传统厌氧段一样, 随着磷的释放, 静置段也会发生糖原的分解及PHA的合成. R1和R2静置段释磷量(Prel)、VFA摄取量(VFAup)、PHA合成量(PHAsyn)及糖原降解量(Glydeg)之间的转化比例和PHA各组分百分比与文献报道传统厌氧段的数据比较见表2.表 2 传统厌氧段与静置段的化学计量数及PHA组分百分比的比较(以乙酸钠为碳源)

14、StudyGlydeg/VFAup(mmol-C/mmol-C)PHAsyn/VFAup(mmol-C/mmol-C)Prel/VFAup(mmol-P/mmol-C)PHB(%)PHV(%)PH2MV(%)R10.561.210.3773.324.52.2R20.671.150.3270.628.11.3Smolders15 et al0.501.330.480.7190100Lu16 et al0.461.260.629460Winkler4 et al0.711.110.1575.624.40Filipe17 et al0.531.300.5788120由表2可知, 静置段PHA合成量、

15、糖原分解量及释磷量在传统厌氧段的变化范围内, 表明PAOs在静置段内的代谢方式与传统厌氧代谢无异. 进水后活性污泥与模拟废水首先呈充分混合状态, 随后接触面积随着污泥的缓慢沉降而逐渐减小直至沉降完全, 但活性污泥仍可在一定程度上吸收水中VFA. 微生物代谢化学计量数比较表明, 静置段可近似看作一个厌氧段, 但由于省却了搅拌, 处理成本降低. 然而, 从PHA各组分所占比例来看, 静置段较厌氧段合成更多PHV, 并伴有少量PH2MV生成. 以乙酸钠为碳源时, PAOs能通过还原性TCA(图6虚线路径) + 琥珀酸-丙酸途径生成丙酰-CoA, 进而与乙酰-CoA合成PHV18. 而还原性TCA循环

16、可平衡过量的还原力. 本研究Prel/VFAup相比传统厌氧段较低, 而Glydeg/VFAup和PHV占比较传统厌氧段高. 据此推断, 聚磷菌更多依赖糖原降解提供能量, 产生较多还原力, 因而为了平衡还原力, PAOs通过该途径合成较多的丙酰-CoA, 进而合成较多的PHV. Winker4等报道的结果(见表2)进一步证实了这一结论. 通过比较R1、R2化学计量数, R1中Glydeg/VFAup较R2略低, 而Prel/VFAup及PHAsyn/ VFAup则较R2略高. 从代谢方面分析, 相比R2, R1在静置段获得的能量更多依靠聚磷分解而非糖原分解提供, 因而PAOs表现得更为活跃.

17、而R2中由于残余硝酸根使得反硝菌在静置段与PAOs争夺碳源, 故聚磷分解较少, 用于合成PHAs的VFA亦较少, 更多地以糖原分解供能. 然而, 由于进入静置段的残留硝酸根较少, 且R1、R2化学计量数相差不大, 因此硝酸根对PAOs厌氧释磷的抑制作用较小.3.2.2 好氧摄磷和同步硝化-反硝化好氧段氮磷的变化情况如表3和4. PAOs在好氧段迅速吸收废水中的磷酸盐, 好氧段末R1、R2中SOP分别下降到0.72, 2.29 mg/L. 其磷酸盐的平均吸收速率分别为6.65, 5.67 mg-P/(g-VSSh), R1稍高于R2. 结合静置段化学计量数的比较分析, 表明R1中聚磷菌表 3 好

18、氧段SOP的吸收ReactorMLVSS(mg/L)Oxic phase SOP (mg/L)SOP uptake rate(mg-P/(g-VSSh)Start pointEnd pointR1297050.100.726.65R2300744.952.295.67表 4 好氧段同步硝化-反硝化ReactorNitrogen distribution (mg/L)SNDR(mg-N/(g-VSSh)SNDR/TN(%)Oxidized NH-NFormed NOAssimilated NSNDR113.475.505.942.050.2714.7R226.8315.966.014.910.6

19、517.8图 6 静置段PAOs的代谢途径相比R2更活跃. 其原因之一可能是游离亚硝酸(FNA)的抑制作用. FNA能影响ASOP的合成和酶的表达及通过其还原产物NO对酶产生抑制, 从而影响微生物代谢19. 好氧段积累的亚硝酸根会形成FNA, 而FNA会对聚磷菌的好氧吸磷产生抑制作用20-22. 根据 FNA=SN-NO 2/(Ka10pH) (Ka= e(-2300/(T+273), SN-NO 2为亚硝氮浓度, pH、T为系统中相应的pH和温度)23, 得计算结果见图7. Saito21等发现, 当FNA为0.510-3 mg-HNO2-N/L时对聚磷菌摄磷产生严重影响,而Pijuan22

20、等报道, 0.5210-3 mg-HNO2-N/L 的FNA将对好氧摄磷产生50%的抑制作用. R2好氧段FNA可达0.4210-3 mg-HNO2-N/L, 而R1最高仅为0.1610-3 mg-HNO2-N/L. 可见, R2受到FNA的影响较R1大.在好氧条件下氨氮被氧化成硝态氮或亚硝态氮, 由图5可知好氧段氨氮减少量大于NO生成量, 因此, 好氧段可能发生了同步硝化-反硝化.图 7 R1、R2游离亚硝酸(FNA)变化情况好氧段氨氮主要有三个去向: 氧化为NO, 同步反硝化为氮气及细胞同化为生物氮. 其中, 生物同化的氮以细胞分子式 C5H7NO2计算(N占比12%)24. 由于反应器中

21、的总生物量处于平衡状态, 则每个周期排放的污泥应等于该周期新增的生物量. 每周期排泥量为30 mL, 再由MLVSS和生物氮占比可得每周期同化的氮量. 同步反硝化脱氮量(SDN)由转化的氨氮扣除生成的NO和同化的生物氮而得(表4). R1和R2的同步反硝化脱氮量为2.05和4.91 mg/L,分别占进水总氮的14.7%和17.8%, 同步反硝化脱氮速率(SDNR)分别为0.27和0.65 mg-N/ (g-VSSh). 原因可能是活性污泥絮凝体从表面到内核, 氧的分布并不均匀, 外层为好氧区, 进行硝化反应, 内层为缺氧区, 进行反硝化反应. Satoh25等发现硝化和反硝化能在絮凝体的不同区

22、域同时进行. 此外, 也有可能存在好氧反硝化菌26. Zhao27等利用连续流A/O工艺, 采用间歇曝气方式并控制氧化还原电位以实现同步硝化-反硝化, 脱氮量占总氮的1050%. 本工艺并未实时控制曝气量且溶解氧浓度较高(46 mg/L), 但仍可实现一定的同步反硝化脱氮, 可能的原因是絮凝体内部的反硝化菌较多, 或发生了好氧反硝化. 值得注意的是, R1、R2中NO均在曝气中段达最大值, 与Winkler4等报道的结果一致, 但尚不明确NO是进一步氧化成NO还是进行短程反硝化或两者兼有. 这是一个复杂的过程, 涉及到AOBs、NOBs及反硝化菌. 其中, AOBs、NOBs主要受曝气量, 氨

23、氮和亚硝酸盐浓度的影响, 而相关菌种如N.oligotropha 和 Nitrosospira 相互竞争的影响因子尚不清楚28.3.2.3 反硝化摄磷与二次释磷由图3-5可知, 两系统中NO逐渐下降, 而缺氧段已无外碳源, 且PHA在缺氧段保持平稳并未下降, 而糖原则出现了一定程度的下降, 因此R1、R2在缺氧段发生了以胞内糖原为电子供体, 以NO或NO为电子受体的反硝化反应. 由于本研究缺氧段较长, R1中进水氨氮浓度偏低, 虽然R1好氧段末SOP降低到0.72 mg/L, 但在缺氧段因NO提前耗完后发生了二次释磷使出水SOP达3.98 mg/L, 去除率仅为61.5%. R2缺氧段一直存在

24、一定量的NO, 虽好氧段末SOP较高, 为2.29 mg/L, 但由于反硝化摄磷, 平均出水SOP低于1 mg/L. 缺氧段磷的吸收(或释放)速率及反硝化速率如表5所示.表 5 缺氧段磷的吸收(或释放)速率和反硝化速率ReactorEffluent SOP(mg/L)SOP uptake (release) rate(mg-P/(g-VSSh)Effuent nitrogen (mg/L)Post-DNR(mg-N/(g-VSSh)NH-NNO-NNO-NT()DNRDNR20R13.98(0.62)0.570025.11.030.90R20.910.180.5806.0324.51.100.

25、98由图5和表5可知, R1缺氧段后期已无NO或NO存在, 系统出现二次释磷, 释磷速率为0.62 mg-P/ (g-VSSh), 远低于文献29-31报道的25 mg-P/ (g-VSSh). 原因可能是R1中污泥含磷量较低. 系统中污泥磷含量为0.0520.060 mg-P/mg-VSS. 而Nielsen32等认为聚磷污泥磷含量高达12%, 而非聚磷污泥磷含量仅为3%. 此外, 也有可能是缺氧段聚磷菌在没有外碳源的情况下更多的是依赖糖原降解而非聚磷分解获得能量维持生存. 由图3可知, 在二次释磷的同时, 糖原也略有下降. 由于二次释磷是由于NO和NO消耗完全, 那么, 若在其耗完之前即停

26、止搅拌, 能否避免二次释磷? 笔者将R1缺氧段缩短至1.5 h, 其他条件保持不变, 使缺氧段末存有少量的NO, 从而避免了磷的二次释放(见图8). 此时出水SOP为0.73 mg/L, 去除率为93.9%; 出水TN为2.17 mg/L, 去除率为94.7%. 事实上, 由图4和5可知, R2缺氧1.5 h后, TN、SOP分别降为8.17, 0.92 mg/L, 已取得良好的脱氮除磷效果. 然而, 本研究为更好地考察不同进水氨氮浓度对除磷的影响和研究微生物储能物质驱动反硝化, 故设置较长的缺氧段.图 8 R1缺氧段缩短至1.5h后SOP、NO和NO变化情况R2反硝化除磷速率为0.18 mg

27、-P/(g-VSSh), 远低于Carvalho33等报道的8.37 mg-P/(g-VSSh)和Kuba34等测得的28.5 mg-P/(g-VSSh). 此外, 两者发现反硝化速率分别为6.3 mg-N/(g-VSSh)和大于16.1 mg-N/ (g-VSSh), 也远高于本研究的反硝化速率. 一方面是因为进入缺氧段的磷酸盐很少而不利于反硝化聚磷菌代谢, 而另一个重要原因是以上研究的都是前置反硝化, 即缺氧段在好氧段前厌氧段后; 而本研究采用后置反硝化, 即缺氧段置于好氧段后. 前置反硝化的优势是厌氧形成的内聚物如PHA等可直接作为缺氧段的电子供体参与反硝化, 而在后置反硝化中, 厌氧形

28、成的内聚物先经好氧呼吸, 用于微生物自身生长, 磷的摄取等, 剩余的内聚物再驱动反硝化除磷, 因此后置反硝化除磷速率慢. 反硝化速率同样较慢, 其原因也是后置缺氧段中内聚物含量不如前置缺氧段. 可见, 后置反硝化避免了污泥回流却减慢了反硝化速率, 但后置反硝化也足以降低NO及NO浓度, 因此, 后置缺氧方式更为可取.由于PHA还原性较高, 故曝气条件下易被氧化, 在好氧末几乎平衡, 因此后置反硝化主要由糖原驱动. R2缺氧前半段糖原丰富, 反硝化较快, 随着糖原消耗, 缺氧后半段反硝化逐渐减弱(见图5). 微生物内源性衰解驱动反硝化速率为0.20.6 mg-N/(g-VSSh)35. Wink

29、ler4等和Coats5等测得后置反硝化速率分别为0.310.95和0.670.88 mg-N/ (g-VSSh) (20校正). 而R1和R2后置反硝化平均速率分别为0.90和0.98 mg-N/(g-VSSh) (20校正). R1和R2反硝化速率不仅高于内源性衰解反硝化速率, 也优于以上文献报道的后置反硝化速率. 其原因可能是本研究的进水VFA更高, 可形成更多的内聚物用于反硝化. 而Vocks6等测得的后置反硝化速率为2.2 mg-N/ (g-VSSh) (20校正), 较本研究更高. 此时其进水COD为834 mg/L, 远高于本研究的进水COD值. 一般将反硝化过程主要分为两步:

30、先将NO还原为NO, 然后将NO还原为N2. 涉及的反硝化菌属很多, 如Thauera, Zoogloea, Curvibacter, Accumulibacter和Competibacter等等28, 且不同种属的反硝化能力并不一样. 聚磷菌中Accumulibacter I能进行全程反硝化, 而Accumulibacter只能从NO开始反硝化36; 对于聚糖菌, Wang37等发现Deuviicoccus I能还原NO, 但不能还原NO. Competibacter各个种属的反硝化能力更为复杂, 有的能全程反硝化, 有的能部分反硝化, 有的则不能反硝化. 另一方面, 环境因素如温度, pH

31、和碳源也能影响这些菌属的反硝化能力. 所以, NO的变化是由复杂因素造成的结果. Carvalho33等前置反硝化段中NO是先升高后降低, 而Winkler4等报道的后置反硝化段中, 在不同的条件下, 如表面溶解氧、碳源和氨氮浓度等, NO的变化不一样. R2缺氧段NO浓度一直下降, 这只能说明第一步反硝化比第二步反硝化要慢. 要鉴定是哪些菌属及参与哪一步或几步反应需更深入的研究.4 结论 不同进水氨氮浓度影响静置段释磷量、好氧段吸磷速率、缺氧段二次释磷及反硝化摄磷, 从而影响系统的除磷效果. 当进水氨氮浓度为40 mg/L时, 静置/好氧/缺氧序批式反应器具有良好的脱氮除磷性能, SOP和T

32、N去除率分别为92.6%和84.5%. 当进水氨氮浓度为20 mg/L时, TN去除率为97.2%, 而SOP去除率由于受二次释磷的影响仅为61.5%. 当进水氨氮浓度较低时, 可缩短缺氧时间以避免二次释磷. 静置段聚磷菌代谢会生成较多的PHV, 并伴有少量PH2MV生成. R1、R2好氧段均发生同步硝化-反硝化, 贡献TN去除量分别为14.7%和17.8%. R1、R2缺氧段微生物利用储存糖原驱动反硝化, 平均速率分别为0.90, 0.98 mg-N/ (g-VSSh). R2中发生反硝化除磷, 其速率为0.18 mg-P/(g-VSSh). 后置缺氧可避免污泥回流, 且以静置段代替传统厌氧

33、段, 省却了厌氧搅拌, 从而降低了处理成本.致谢本工作得到国家自然科学基金(批准号: 51078128)的资助, 特此致谢. 参考文献 1 Liu WT, Mino T, Nakamura K, Matsuo T. Glycogen accumulating population and its anaerobic substrate uptake in anaerobicaerobic activated sludge without biological phosphorus removal. Water Res, 1996, 30 (1): 75822 Zhou Y, Pijuan M,

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56、on biological nutrient removal in sequencing batch reactor with static/aerobic/anoxic processXU DeChao, CHEN HongBo, LI XiaoMing*, YANG Qi, LUO Kun, LUO Guan, PENG Bo, WANG ZhiLong, XIE JiCi, WU XiuQiongCollege of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, ChinaAbstrac

57、t: Two sequencing batch reactors (SBRs), R1 and R2, corresponding to influent ammonia of 20 and 40 mg/L, respectively, were employed via sequencing static/aerobic/anoxic configuration with static phase as a substitute for conventional anaerobic stage and post-anoxic format. Biological nutrient removal (BNR) performances of the two reactors under differing influent ammonia concentrations were explored. Metabolism mechanism