馴化后的聚糖菌對和內源反硝化速率的影響

賈淑媛，王淑瑩，趙驥，李夕耀，張瓊，彭永臻

（北京工業大學，國家工程實驗室，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

賈淑媛，王淑瑩，趙驥，李夕耀，張瓊，彭永臻

（北京工業大學，國家工程實驗室，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

在序批式（sequencing batch reactor，SBR）反應器中，通過分段厭氧-好氧（厭氧后排水）運行方式，在以葡萄糖為碳源、P/C比小于2/100的條件下，成功實現了聚糖菌（glycogen accumulating organisms，GAOs）的馴化富集，厭氧段磷酸鹽的釋放量（phosphorus release amounts，PRA）穩定在1.0 mg·L-1以內，胞內糖原（glycogen，gly）含量是初始階段的1.2倍。馴化后的GAOs分別以為電子受體經厭氧-缺氧運行方式，可進行內源反硝化反應過程。GAOs在內源反硝化過程中依次利用胞內的聚β-羥基戊酸酯（poly-β-hydroxyvalerate，PHV）、聚β-羥基丁酸酯（poly-β-hydroxyvalerate，PHB）和gly作為內碳源。在22℃時，反硝化聚糖菌（denitrifying glycogen accumulating organisms，DGAOs）以為電子受體平均比內源反硝化速率分別為0.067 g N·(g VSS)-1·d-1、0.023 g N·(g VSS)-1·d-1，常溫短程內源反硝化速率約是全程內源反硝化速率的3倍。

聚糖菌；厭氧；需氧；曝氣；富集；內源反硝化

引 言

富營養化已經成為我國面臨的重要環境問題之一，水體中氮磷污染易引起富營養化。強化生物除磷（enhanced biological phosphate removal，EBPR）工藝是目前行之有效的生物除磷工藝[1]，被廣泛接受和認可。該工藝厭氧-好氧交替運行以富集聚磷菌（phosphorus accumulating organisms，PAOs）[2]。在厭氧階段，PAOs吸收水中的可揮發性脂肪酸（volatile fatty acids，VFAs）以聚β-羥基烷酸（poly-β-hydroxyalkanoates，PHA）的形式貯存于細胞內。細胞內聚磷（polyphosphates，Poly-P）水解和糖原酵解為該過程提供能量和還原力，水解的磷酸鹽釋放，導致水體中磷含量升高。在好氧階段，PAOs氧化分解細胞內的PHA，過量地吸收正磷酸鹽，完成糖原合成和細胞生長，通過排放剩余污泥完成系統除磷。同時，部分PAOs能在缺氧條件下以硝酸鹽氮為電子受體，分解胞內 PHA吸收正磷酸鹽，這類菌被稱為反硝化聚磷菌（denitrifying phosphorus accumulating organisms，DPAOs）。研究表明DPAOs和PAOs非常相似，甚至可能是同一微生物類型[3]。

但有文獻曾報道，即使在有利于EBPR系統運行的條件下，除磷效果惡化的現象也時有發生[4-7]。近年來研究表明，在EBPR系統中除PAOs外還有一類微生物——聚糖菌（glycogen accumulating organisms，GAOs）[8]。厭氧時 GAOs吸收 VFAs合成PHA但不釋磷；好氧時分解PHA合成gly而不積聚磷，對除磷沒有貢獻。Liu等[5]實驗發現，通過控制進水中的磷濃度與基質濃度之比（P/C）可以富集培養GAOs。類似DPAOs，在缺氧環境下也存在反硝化聚糖菌（denitrifying glycogen accumulating organisms，DGAOs）以硝酸鹽氮為電子受體，分解胞內儲藏的PHA，以達到脫氮的目的[9-11]。但目前對于馴化后的 GAOs內源反硝化過程的研究未見報道。

本文首先通過控制進水P/C比[5]，在分段厭氧-好氧的運行方式下，以葡萄糖為碳源，培養聚糖菌為優勢菌種；然后分別以亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮作為電子受體，利用馴化后的GAOs進行內碳源反硝化脫氮，使系統成功啟動并穩定運行；最后確定了不同電子受體條件下內碳源反硝化速率和內碳源利用量。

1 試驗材料和方法

1.1 試驗裝置和運行方式

試驗在序批式反應器（SBR）中進行。母反應器（編號為0#）為富集GAOs使用，批次試驗反應器（編號分別為 1#、2#）為不同電子受體 DGAOs內源反硝化使用，反應器由圓柱形有機玻璃制成。

0#SBR反應器有效容積為10 L，排水比為0.4。在反應器壁的垂直方向設置取樣、進水和出水口。采用蠕動泵進水、重力排水。厭氧階段采用IKA機械攪拌器攪拌使活性污泥處于懸浮狀態；好氧階段采用空氣壓縮機將空氣鼓入反應器中。反應器在富集培養階段采用分段厭氧-好氧運行方式，每天連續運行3個周期，每個周期480 min。通過時間控制器自動控制，具體運行方式如圖1所示。此運行方式的特點在于在厭氧階段結束后，將厭氧階段富含磷的上清液排出系統，之后再加入不含 COD的試驗用水進行好氧曝氣，篩選和馴化 GAOs。該方式可以限制系統中PAOs的生長，為培養馴化GAOs創造理想的環境，提高GAOs在活性污泥體系中的數量和活性。

圖1 厭氧-好氧SBR反應器運行方式Fig.1 Anaerobic-aerobic SBR operation mode

1#、2#SBR反應器有效容積均為3 L，排水比為1/3，厭氧-缺氧方式運行，每天運行1個周期。各反應器具體運行時間見表 1。該運行方式的特點在于在厭氧階段結束后，將厭氧階段含外碳源的上清液排出系統，再加入不含 COD但含有亞硝態氮或硝態氮的溶液，以保證在缺氧過程中利用厭氧階段貯存的內碳源對不同電子受體進行反硝化過程。之后向 1#、2#反應器中分別加入溶液和溶液。

表1 厭氧-缺氧SBR反應器運行時間Table 1 Anaerobic-anoxic SBR operating time

1.2 試驗用水和接種污泥

本試驗均采用人工配水，葡萄糖作碳源，加入少量磷元素以達到磷限制條件。為滿足微生物生長過程的需要，加入少量的微量元素營養液。在富集GAOs過程中，模擬廢水成分和微量元素營養液的組成[12]如表 2；在 DGAOs內源反硝化啟動和穩定運行過程中，模擬廢水成分和微量元素營養液的組成在表2的基礎上，缺氧時向1#、2#反應器中分別加入溶液和溶液，使兩個反應器中缺氧混合初始的濃度約為 20.0 mg·L-1。

表2 模擬廢水成分及微量元素組成Table 2 Content of simulated wastewater

接種污泥取自北京市某高校生活污水處理中型試驗SBR，具有正常的脫氮除磷能力。

1.3 檢測指標和分析方法

水樣采用0.45μm濾紙過濾，COD采用蘭州連華5B-1型COD快速測定儀測定；由Lachat Quikchem 8500型流動注射儀（Lachat Instrument，Milwaukee，Wiscosin）測定；MLVSS采用標準方法[13]測定；PHA采用氣相色譜法[14]測定；gly采用蒽酮法[15]測定；pH、DO采用WTW Multi 3420 pH/DO儀在線監測。

1.4 厭氧段PRA的計算方法

厭氧段磷酸鹽的釋放量[16]（phosphorus release amount，PRA）是指厭氧段結束時與進水混合時系統中磷酸鹽濃度的差值，計算方法為

2 試驗結果與討論

2.1 GAOs的富集培養

2.1.1 磷限制條件下有機物吸收與釋磷特性 為觀測接種污泥除磷性能及體系中PAOs和GAOs相對數量關系，在富集GAOs之前，0#反應器先采用傳統強化生物除磷的運行方式，即在厭氧結束后不排出富含磷的上清液，直接進行好氧曝氣。在培養的第10個周期，0#反應器中活性污泥PRA明顯增多。連續運行 15個周期后趨于穩定，由初始的 12.1 mg·L-1提高至 17.2 mg·L-1，該現象表明接種的活性污泥在厭氧-好氧交替運行的環境中已具備厭氧釋磷、好氧吸磷的能力。從第16個周期起，0#反應器嚴格按照圖1的運行方式培養馴化污泥以選擇和富集GAOs?？刂圃?.0 mg·L-1左右，約為1.0 mg·L-1。厭氧結束后，將富含磷的上清液排出系統，之后再加入不含磷和 COD的模擬廢水，曝氣進行好氧階段。如圖2所示，在厭氧階段伴隨著有機物的迅速減少，且減少量變化幅度不大，平均為36 mg·L-1，PRA也逐漸減少，連續運行至第60個周期，PRA穩定在1.0 mg·L-1，與持平。說明有機物快速吸收所需能量已不再來自Poly-P的水解，而是來自于gly。因為在磷限制條件下，PAOs在好氧時不能在胞內充分積累Poly-P，厭氧時因能量不足影響 PAOs吸收 VFAs和合成PHA。在本系統中，厭氧階段通過胞內糖原酵解產生的能量和還原力，有機物仍被不斷吸收，并以PHA的形式儲存在細胞內。這說明PAOs數量逐漸減少，GAOs數量逐漸增多，成為活性污泥的優勢菌種。

圖2 厭氧階段有機物吸收量(a)和釋磷量(b)Fig.2 Organic substances absorption (a) and phosphate release(b) in anaerobic phase

2.1.2 不同運行階段系統除磷和底物儲存特性 在0#反應器按照強化生物除磷方式運行至第 15個周期，活性污泥PRA已基本達到穩定狀態。在一個完整周期內各物質濃度變化如圖3(a)所示。在厭氧初始階段，系統中的濃度均為零，因此厭氧段通過反硝化去除的 COD量為零。厭氧過程中COD的去除量均是由PAOs和GAOs儲存為內碳源的量。進水COD濃度為247.0 mg·L-1，厭氧混合后系統內COD值約為123.0 mg·L-1，前30 min COD濃度迅速減少，厭氧結束時COD含量為80.0 mg·L-1，厭氧階段 COD 實際的吸收量為 43.0 mg·L-1；為 2.0 mg·L-1，為1.0 mg·L-1，前30 min磷迅速釋放，150 min時磷的釋放量達到最高為 17.2 mg·L-1，PRA 為 16.2 mg·L-1；此階段單位COD的釋磷量為376.7 mg P·(g COD)-1。伴隨著COD濃度的降低，污泥中PHA含量由初始117.0 mg COD·(g VSS)-1逐漸增多，厭氧180 min時PHA含量為152.0 mg COD·(g VSS)-1，其中PHB含量約為PHV的1.5倍；gly含量降低，由初始 155.0 mg COD·(g VSS)-1降至 120.0 mg COD·(g VSS)-1，減少量為 35 mg COD·(g VSS)-1；好氧階段磷被過量吸收，在整個周期結束時，磷濃度僅為 0.6 mg·L-1，磷凈吸收量約為 0.4 mg·L-1。由此可見，接種污泥本身含有 PAOs，具有正常的釋磷和吸磷功能，且厭氧釋磷與好氧吸磷的效果良好。

反應進行至第60個周期，GAOs富集基本完成，在一個完整周期內各物質濃度變化如圖3(b)所示。進水COD濃度為255.0 mg·L-1，厭氧混合后系統內COD值約為127.0 mg·L-1，前30 min COD迅速下降，厭氧末COD含量為87.0 mg·L-1，厭氧階段COD實際的吸收量為 40.0 mg·L-1；為 1.8 mg·L-1，約為 0.8 mg·L-1，為 1.2 mg·L-1，PRA 為 0.4 mg·L-1，此階段單位 COD 的釋磷量為10.5 mg P·(g COD)-1，與富集GAOs前相比大幅度下降，此時EBPR功能已被破壞，GAOs對COD去除的貢獻遠多于 PAOs。在厭氧階段隨著COD濃度的降低，污泥中PHA含量由初始114.0 mg COD·(g VSS)-1逐漸增多，厭氧180 min時PHA含量為169.0 mg COD·(g VSS)-1，其中PHV含量約為PHB的1.7倍，這與GAOs以葡萄糖為基質進行代謝過程的途徑有關[17-20]；gly含量降低，由初始185.0 mg COD·(g VSS)-1降至 140.0 mg COD·(g VSS)-1，減少量為45 mg COD·(g VSS)-1，但gly含量是GAOs富集初始階段的1.2倍，這也反映出系統內 GAOs已逐漸成為優勢菌種，GAOs富集基本完成。

2.2 不同電子受體DGAOs內源反硝化的啟動與穩定運行

2.2.1 DGAOs內源反硝化缺氧階段的長期運行 0#反應器GAOs富集完成后，將活性污泥平均分至1#、2#SBR反應器中，每個反應器的 MLSS約為 3500 mg·L-1。均采用厭氧-缺氧方式運行，每天1個周期。

1#、2#反應器在缺氧時分別以為電子受體，圖4是反應器在內源反硝化啟動和穩定運行期間，缺氧進出水中濃度以及去除率的變化。在啟動階段，將濃度控制在10.0 mg·L-1左右。第1～10天為啟動階段，1#反應器進水濃度約為11.0 mg·L-1，反應4 h后出水濃度約為3.0 mg·L-1，去除約平均去除率約為72.7%。2#反應器進水濃度約為10.0 mg·L-1，反應8 h后出水濃度約為1.5 mg·L-1，濃度降為0 mg·L-1，去除約平均去除率約為85.0%。

圖3 第15、60個周期COD和-P及內碳源濃度變化Fig.3 Concentration of COD & -P and intracellular storage polymers in cycle 15 and cycle 60

從第21天開始，1#反應器進水濃度穩定在 20.0 mg·L-1左右，出水濃度從 5.0 mg·L-1逐漸降低到 1.0 mg·L-1，在 60 d 后平均去除率穩定在95.0%左右。2#反應器進水濃度約為 20.0 mg·L-1，濃度為 0～1.0 mg·L-1，出水濃度為 1.0～2.0 mg·L-1，平均去除量為18.5 mg·L-1，平均去除率約為 92.5%。由于污泥系統內反硝化菌的數量和反硝化能力的局限性，當反硝化菌的還原能力達到極限時，反硝化速率達到穩定狀態[23]。因此，在1#、2#反應器內分別以為電子受體的DGAOs內源反硝化過程趨于穩定。

圖4 以(a)、(b)為電子受體DGAOs缺氧段進出水和濃度及去除率Fig.4 Concentration of & and removal rate in anoxic phase of DGAOs used of (a) & (b)as electron acceptors

圖5 以為電子受體DGAOs內源反硝化過程典型周期各物質變化Fig.5 Concentration of COD & (a) and intracellular storage polymers (b) in a typical SBR cycle of DGAOs made using of as electron acceptor

圖6 以為電子受體DGAOs內源反硝化過程典型周期各物質變化Fig.6 Concentration of COD & (a) and intracellular storage polymers (b) in a typical SBR cycle of DGAOs made using of as electron acceptor

22℃時，DGAOs平均內源反硝化速率為0.023 g N·(g VSS)-1·d-1，是短程內源反硝化速率的 1/3，且低于常規外源反硝化速率[26-29]。細胞內 PHV、PHB的含量均逐漸減少，PHV、PHB減少量分別約為 39.0 mg COD·(g VSS)-1、18.0 mg COD·(g VSS)-1，DGAOs優先且主要利用 PHV進行內源反硝化反應；糖原含量增加了60.0 mg COD·(g VSS)-1，為下一周期 DGAOs吸收并儲存外碳源提供能量和還原力。

3 結 論

（1）本文采用分段厭氧-好氧（厭氧后排水）運行方式，在SBR反應器中以葡萄糖為唯一碳源，限制進水磷濃度在2 mg·L-1以內且P/C比小于2/100，成功抑制PAOs的生長。接種含有PAOs、具有釋磷和吸磷效果的活性污泥，其厭氧段單位 COD釋磷量為376.7 mg P·(g COD)-1，PHB是PHV含量的1.5倍，gly減少量為35.0 mg COD·(g VSS)-1，COD快速吸收所需能量來自Poly-P的水解。經過60 d的培養，厭氧段單位 COD 釋磷量降為 10.5 mg P·(g COD)-1，PHV是PHB含量的1.7倍，gly減少量為45.0 mg COD·(g VSS)-1且gly含量是馴化前的1.2倍，COD快速吸收所需能量來自糖原酵解。此時完成GAOs的選擇和富集。

（3）厭氧階段，DGAOs利用糖原酵解提供的能量和還原力，吸收葡萄糖，合成PHV和PHB儲存在胞內，為反硝化過程提供電子供體和能量。在缺氧階段，DGAOs先后利用PHV、PHB和gly為電子供體和內碳源進行反硝化過程，消耗的 PHV含量約為PHB含量的2.2倍。

[1]FUHS G W,CHEN M.Microbiological basis of phosphate removal in the activated sludge process for the treatment of wastewater[J].Microbial Ecology,1975,2(2)：119-138.

[2]SEVIOUR R J,MINO T,ONUKI M.The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems[J].Microbiology Reviews,2003,27(1)：99-127.

[3]AHN J,SCHROEDER S,BEER M,et al.Ecology of the microbial community removing phosphate from wastewater under continuously aerobic conditions in a sequencing batch reactor[J].Applied and Environmental Microbiology,2007,73(7)：2257-2270.

[4]FILIPE C D M,DAIGGER G T,GRADY C P L.pH as a key factor in the competition between glycogen-accumulating organisms and phosphorus-accumulating organisms[J].Water Environment Research,2001,73(2)：223-232.

[5]LIU W T,NAKAMURA K,MATSUO T,et al.Internal energy-based competition between polyphosphate- and glycogen-accumulating bacteria in biological phosphorus removal reactors—effect of P/C feeding ratio[J].Water Research,1997,31(6)：1430-1438.

[6]SAUNDERS A M,OEHMEN A,BLACKALL L L,et al.The effect of GAOs (glycogen accumulating organisms) on anaerobic carbon requirements in full-scale Australian EBPR (enhanced biological phosphorus removal) plants[J].Water Science and Technology,2003,47(11)：37-43.

[7]SATOH H.Deterioration of enhanced biological phosphate removal by the domination of microorganisms without poly-P accumulating[J].Water Science and Technology,1994,30(6)：203-211.

[8]MINO T,LIU W,KURISU F,et al.Modeling gloycogen storage and denitrification capability of microorganisms in enhanced biological phosphate removal process[J].Water Science and Technology,1995,31(2)：25-34.

[9]ZENG R J,YUAN Z G,KELLER J.Enrichment of denitrifying glycogen-accumulating organisms in anaerobic/anoxic activated sludge system[J].Biotechnology and Bioengineering,2003,81(4)：397-404.

[10]MIAO L,WANG S Y,LI B K,et al.Advanced nitrogen removalvianitrite using stored polymers in a modified sequencing batch reactor treating landfill leachate[J].Bioresource Technology,2015,192：354-360.

[11]JI J T,PENG Y Z,WANG B,et al.Achievement of high nitrite accumulationviaendogenous partial denitrification (EPD)[J].Bioresource Technology,2017,224：140-146.

[12]李安安,李勇智,祝貴兵,等.活性污泥體系中聚糖菌的富集與鑒定[J].環境工程學報,2009,3(5)：927-931.LI A A,LI Y Z,ZHU G B,et al.Enrichment and identification of glycogen accumulating organism in activated sludge system[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2009,3(5)：927-931.

[13]魏復盛.水和廢水監測分析方法指南[M].北京：中國環境科學出版社,1994.WEI F S.Guidelines for Monitoring and Analyzing Water and Wastewater[M].Beijing：China Environmental Science Press,1994.

[14]OEHMEN A,KELLER-LEHMANN B,ZENG R J,et al.Optimisation of poly-beta-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems[J].Journal of Chromatography A,2005,1070 (1/2)：131-136.

[15]OEHMEN A,ZENG R J,YUAN Z G,et al.Anaerobic metabolism of propionate by polyphosphate-accumulating organisms in enhanced biological phosphorus removal systems[J].Biotechnology and Bioengineering,2005,91(1)：43-53.

[16]WANG X X,WANG S Y,XUE T L,et al.Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrificationendogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR)systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage[J].Water Research,2015,77：191-200.

[17]CECH J S,HARTMAN P.Competition between polyphosphate and polysaccharide accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal systems[J].Water Research,1993,27(7)：1219-1225.

[18]SATCH H,MINO T,MATSUO T.Deterioration of enhanced biological phosphorus removal by the domination of microorganisms without polyphosphate accumulation[J].Water Science and Technology,1994,30(6)：203-211.

[19]MINO T,SATOH H.Metabolisms of different bacterial populations in enhanced biological phosphate removal process[J].Water Science& Technology,1994,29(7)：67-70.

[20]BEGUM S A,BATISTA J R.Microbial selection on enhanced biological phosphorus removal systems fed exclusively with glucose[J].World Journal of Microbiology and Biotechnology,2012,28(5)：2181-2193.

[21]馬勇,彭永臻,王淑瑩.不同外碳源對污泥反硝化特性的影響[J].北京工業大學學報,2009,35(6)：820-824.MA Y,PENG Y Z,WANG S Y.Sludge denitrification characteristics with different external carbon source[J].Journal of Beijing University of Technology,2009,35(6)：820-824.

[22]HALLIN S,LINDBERG C F,PELL M.Microbial adaptation,process performance and a suggested control strategy in a pre-denitrifying system with ethanol dosage[J].Water Science & Technology,1996,34(1/2)：91-99.

[23]鄭平.新型生物脫氮理論與技術[M].北京：科學出版社,2004.ZHENG P.New Biological Denitrification Theory and Technology[M].Beijing：Science Press,2004.

[24]MINO T,LIU W T,KURISU F,et al.Modeling gloycogen storaged denitrification capability of microorganisms in enhanced biological phosphate removal process[J].Water Science and Technology,1995,31(2)：25-34.

[25]葛士建,李夕耀,彭永臻,等.改良 UCT分段進水深度脫氮除磷工藝反硝化動力學性能[J].北京工業大學學報,2011,37(3)：433-439.GE S J,LI X Y,PENG Y Z,et al.The modified UCT subsection water depth dephosphorization process denitrification kinetics performance[J].Journal of Beijing University of Technology,2011,37(3)：433-439.

[26]HENZE M,HARREMOE S P.Chemical biological nutrient removal：the HYPRO concept[C]//Proceedings of the 4th Gothenburg Symposium Chemical Water and Wastewater Treatment.Madrid：Springer Verlag,1990：145-149.

[27]HENZE M.Nitrate versus oxygen utilization rates in wastewater and activated sludge systems[J].Water Science and Technology,1986,18(6)：115-122.

[28]HENZE M.The influence of raw wastewater biomass on activated sludge oxygen respiration rates and denitrification rates[J].Water Science and Technology,1989,21(6/7)：603-607.

[29]HENZE M.Capabilities of biological nitrogen removal processes from wastewater[J].Water Science and Technology,1991,23(4/5/6)：669-679.

date:2017-06-08.

Prof.WANG Shuying,wsy@bjut.edu.cn

supported by National Natural Science Foundation of China(51578014) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

Effect of endogenous denitrification rate of domesticated GAOs onand

JIA Shuyuan,WANG Shuying,ZHAO Ji,LI Xiyao,ZHANG Qiong,PENG Yongzhen
(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology,Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology,Beijing100124,China)

Glycogen accumulating organisms (GAOs) has been enriched in the anaerobic-aerobic sequencing batch reactor (AO-SBR) (drained after anaerobic) with glucose as the carbon source and the P/C ratio less than 2/100.PRA was less than 1.0 mg·L-1.The content of gly was 1.2 times the initial stage of GAOs enrichment.The domesticated GAOs cultured in anaerobic-anoxic operation could proceed endogenous denitrification reaction withandas endogenous carbon source.GAOs used intracellular poly-β-hydroxyvalerate (PHV),poly-β-hydroxyvalerate (PHB) and glycogen (gly) in turns as carbon source in endogenous denitrification process.The average endogenous denitrification rate of DGAOs usingandas electron acceptors were 0.067 g N·(g VSS)-1·d-1and 0.023 g N·(g VSS)-1·d-1at 22℃,respectively.Short-range endogenous denitrification rate was about three times as much as endogenous denitrification rate at normal temperature.

glycogen accumulating organisms (GAOs); anaerobic; aerobic; aeration; enrichment; endogenous denitrification

X 703.1

A

0438—1157（2017）12—4731—08

10.11949/j.issn.0438-1157.20170734

2017-06-08收到初稿，2017-09-07收到修改稿。

聯系人：王淑瑩。

賈淑媛（1993—），女，碩士研究生。

國家自然科學基金項目（51578014）；北京市教委資助項目。