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寿狩孔
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1 中国环境科学 17,7(9):1~8 China Environmental Science 甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性牛萌, 王淑莹, 杜睿, 操沈彬, 彭永臻 ( 北京工业大学国家工程实验室, 北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心, 北京 114) 摘要 : 接种反硝化过程中亚硝态氮 ( N) 积累效果稳定的短程反硝化污泥, 以甲醇为碳源, 通过批次试验研究了不同碳氮比 (C/N) 硝态氮 ( N) 浓度及 ph 条件下短程反硝化过程中 N 积累特性. 实验结果表明 : 当 C/N 为. 时, N 积累率最高为 89%, 且 N 不会被还原 ; 当 C/N 为 ~ 时, N 积累到最大值后开始降低, 但 N 最大积累量和比反硝化速率没有明显差异. 当 N 浓度在 14.91~8.8mg/L 范围内, N 浓度越高, 达到 N 最大积累率理论所需 C/N 越低. 且当 N 浓度小于 8.71mg/L 时, 比 N 还原速率比 N 积累速率随 N 浓度增加而上升. 当 ph=7 时, N 积累量比 N 还原速率和比 N 积累速率最高, 分别为 4.49mg/L (mg/(gvss h)) (mg/(gvss h)), 然后依次是 ph=6 8 9.pH= 和 1 时, 短程反硝化基本不能进行. 本研究可以为短程反硝化的实现及应用提供理论依据. 关键词 : 短程反硝化 ; 亚硝积累 ; 甲醇 ;C/N;pH 值中图分类号 :X7.1 文献标识码 :A 文章编号 :169(17)918 Nitrite accumulation properties of partial denitrificationwith methanolas carbon source. NIU Meng, WANG Shuying *, DU Rui, CAO Shenbin, PENG Yongzhen (National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 114, China). China Environmental Science, 17,7(9):1~8 Abstract:Taking partial denitrification sludge as seeding sludge, which could reduce nitrate ( N) to nitrite ( N) with stable N accumulation. N accumulation properties of partial denitrification with different carbon nitrogen ratio (C/N), N and ph were studied by batch experiments with methanol as carbon source. The results showed that C/N had no significant effect on the maximum accumulation of Nor specific denitrification rate when C/N was.~. When C/N was., N accumulation rate was 89% and N was not reduced. But when C/N>, N would be reduced after N accumulated to the maximum value. In the case of C/N was. and Nwas 14.96~8.71mg/L, specific denitrification rate increased with the increase of N. Continue to improve N, the change of specific denitrification rate was very small. On the other hand, when N>9.1mg/L, the higher N was, the lower C/N required. PH had a significant effect on the maximum accumulation of N and the specific denitrification rate in the partial denitrification process. When ph=7, Naccumulated rate specific N reduction rateand specific N accumulation rate was 4.49mg/L (mg/(gvss h)) (mg/(gvss h)). And then followed byp H= When ph= and 1, the partial denitrification process could not be carried out. This study could provide a theoretical basis for the realization and application of partial denitrification. Key words:partial denitrification;nitrite accumulate;methanol;c/n;ph 传统生物反硝化是利用反硝化菌将 N 还原为 N 的生化反应过程, N 作为反硝化过程的中间产物, 其不同程度的积累现象经常被研究者观察到 [14]. 实际过程中, 为提高脱氮效率, 污水处理厂通常通过投加外碳源的方式提高 C/N, 以确保 N 被完全还原为 N, 不仅大大增加了污水处理的能耗和成本, 造成能源浪费, 而且还会产生大量的剩余污泥, 增加了剩余污泥的处理和处置费用. 世纪 9 年代, 荷兰 Delft 大学首次在反硝化反应器中发现了厌氧氨氧化现收稿日期 :1619 基金项目 : 国家自然科学基金资助项目 (14781); 北京市教委资助项目. * 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

2 中国环境科学 7 卷象 [], 可以在缺氧条件下以 N 作为电子受体, 直接把氨氮 (NH + 4 N) 氧化为 N, 具有无需有机碳源曝气量少污泥产量低等优点. 城市生活污水中的氮素主要以 NH + 4 N 的形式存在, 而自然水体中并不存在 N, 因此, 通常需要前处理工艺为厌氧氨氧化提供底物 N. 最近, 反硝化过程中 N 积累率达到 8% 以上的亚硝积累现象被发现 [], 并且实现了稳定维持, 证明了短程反硝化能够成功实现, 从而为厌氧氨氧化技术中 N 的来源提供了一种新途 [] 径. 起初,Cao 等以厌 / 缺氧污泥为接种污泥, 在序批式反应器 (SBR) 中成功培养出短程反硝化污泥 ; 随后,Cao 等 [67] [89] Du 等将短程反硝化与厌氧氨氧化相结合, 利用短程反硝化过程产生的 N 作为厌氧氨氧化反应底物, 实现了废水中 NH + 4 N 和 N 稳定高效去除. 甲醇因其价格低廉易获取, 反应过程中不会产生副产物, 是污水处理厂广泛使用的外加碳源 [111]. 本课题组利用甲醇为碳源驯化短程反硝化污泥, 获得稳定的 N 积累效果, 进而考察不同条件下短程反硝化 N 积累效果. 反硝化过程中的 N 积累是由多种因素引起的, 例如 C/N N 浓度 ph 等.Sun 等 [1] Ge 等 [1] [1] Krishna Mohana 等指出, 在低 C/N 时易发生 N 积累, 其原因是 NaR 和 NiR 对电子竞 [1] 争能力的差异.Krishna Mohana 等实验数据表明, 最大 N 量和 N 积累率随 N 浓度增 [14] 加而增加.Glass 等研究表明, 当 ph 在 6.~9 范围内,pH 越高, 反硝化过程中积累的 [] 徐亚同 N 峰值越大 ; 同样发现, 当 ph 超越适宜范围, 尤其是高于适宜值时, 会出现 N 积累现象. 本研究旨在探讨以甲醇为碳源的条件下,C/N 由. 提高至 N 浓度从 14.96mg/L 增加到 8.8mg/L 以及 ph 在 ~1 的范围内时, 短程反硝化过程中 N 积累的变化规律, 为短程反硝化工艺应用提供理论依据. 1 材料与方法 1.1 试验装置批次试验所用装置是有效容积为 ml 的锥形瓶, 瓶内固定 ph 探头, 取样采用注射器抽取. 反应器底部配有磁力搅拌装置, 转速为 4r/min. 1. 试验接种污泥与用水试验接种污泥为以甲醇为碳源的短程反硝化污泥, 各锥形瓶中污泥质量浓度 (MLVSS) 为 (18±)mg/L. 实验用水采用人工配水, 通过配置 Na 溶液模拟 N 废水, 同时加入 mg/l KH PO 4,8mg/L MgSO 4 7H O,8mg/L CaCl 及适量微量元素, 根据设定的 COD 浓度, 在反应起始投加甲醇溶液. 1. 试验方法 1..1 C/N 对 N 积累的影响设置 6 组反应器, 控制各反应器内 N 浓度为 mg/l 左右, 在反应初始投加不同体积甲醇溶液. 由于前期驯化过程固定 C/N 为 4, 因此批次试验中使各反应器 C/N 分别为 , 以考察不同 C/N 对 N 积累的影响, 并选择适宜 C/N. 1.. 初始 N 浓度对 N 积累的影响设置 6 组反应器, 通过投加不同体积的 N 母液使各反应器内 N 浓度分别为 mg/L, 并且控制各反应器 C/N 为 ph 对 N 积累的影响 : 设置 6 组反应器, 控制各反应器内 N 浓度为 mg/l 左右,C/N 为., 用 1mol/L HCl 和 1mol/L NaOH 溶液调节 ph, 使各反应器初始及反应过程中 ph 保持在 N 积累率计算方法 N 积累率 (NAR): ρ( ) ρ( ) NAR(%) = ρ( ) ρ( ) t initial initial t (1) 式中 : 为反应开始 (t=) 时 N 质量浓度,mg/L; 为 t 时刻 N 质量浓度,mg/L; 为反应开始 (t=) 时 N 质量浓度,mg/L; 为 t 时刻 N 质量浓度,mg/L. 1. 测定参数与方法 N:N(1 萘基 ) 乙二胺光度法 ; N: 麝香草酚分光光度法 ;COD 采用连华科技 B 1 型 COD 快速测定仪测定 ; ph 采用德国 WTW

3 9 期牛萌等 : 甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性 ph1 仪在线监测 ;MLVSS 采用马弗炉灼烧质量法测定 [16]. 结果与讨论.1 以甲醇为碳源短程反硝化污泥的驯化试验接种的短程反硝化污泥在以甲醇为碳源的条件下驯化数 1d, 驯化过程如图 1 所示. 初始阶段将 C/N 定为 4, 短程反硝化污泥逐渐适应甲醇, 运行第 8d 后出水稳定, N 积累率为 6% 左右. 根据不同 C/N 批次试验结果, 运行第 d 后将 C/N 降低为., N 积累率迅速提高并维持在 8% 以上. 经驯化短程反硝化污泥能适应以甲醇为碳源, 后续通过批次试验考察不同因素对短程反硝化 N 积累的影响. N(mg/L) x 时间 (d) NAR(%) 1 图 1 以甲醇为碳源短程反硝化的驯化 Fig.1 Domestication of partial denitrification with methanol 出水 N 初始 N 出水 N NAR 出水 COD. C/N 对 N 积累的影响图所示为 C/N 分别为时反硝化过程中 N N COD 随反应时间的变化曲线以及比反应速率. 从图可以看出 : 反应初始出现迟滞现象, 与反应 1~4min 相比, 反应前 1min N N 和 COD 浓度变化较为缓慢. 这可能与甲醇性质有关, 甲醇不能被反硝化细菌直接利用, 需经过降解转化为甲酸 [17], 然后才能被利用. 6 种 C/N 条件下 N 均能被完全还原, 且所需反应时间相近, 说明碳源充足. 而各 C/N 条 COD(mg/L) 件下 N 变化曲线为先积累后还原.C/N 为. 时, N 分别于 6min 1min 达到最大积累量 4.4mg/L 4.8mg/L, 随后由于碳源耗尽, N 没有明显减少.C/N 为.~ 时, N 积累到最高值后, 由于 N 被还原完全, 剩余碳源开始还原 N, N 转折点与 N 转折点对应. 由于 C/N 为.. 4. 的反应器接种污泥浓度略高, 因此其反应速率高于 C/N 为 4 的反应器, 到达 N 转折点后 N 还原速率也更高, 导致 C/N 为. 和 4. 反应器的 N 剩余量低于同时刻 C/N 为 4 和的反应器. 由表 1 可以看出, 在 N 积累阶段,6 种 C/N 条件下的 N 最大积累量 N 最大积累率和比反应速率均相近. 这是因为接种的短程反硝化污泥具有较高的 N 积累效果, 当 N 和 N 同时存在时, 短程反硝化污泥能优先还原 N, N 耗尽后 N 开始被还原. 因此, 在不同 C/N 条件下, N 最大积累量和 N 最大积累率相近. 短程反硝化污泥利用单位甲醇还原 N 的能力有限, 当 C/N 为. 时, 比反硝化速率已达到最大, 此时 NaR 和 NiR 的所有活性位置均被基质分子占有, 提高 C/N 不会对比反硝化速率造成影响 [18]. 表 1 不同 C/N 条件下短程反硝化特性参数 Table 1 Parameters of partial denitrification under different C/N C/N N 最大积累量 (mg/l) N 最大积累率 (%) 比反应速率 (mg/(gvss h)) 还原积累还原另外, 由图可看出,6 种 C/N 条件下 COD 降解过程相似,COD 最低值为.9±1.69mg/L, 剩余部分为难降解有机物. 反应末期出现 COD 浓度升高现象, 这可能是反硝化细菌自身细胞分解所致 [19].

4 4 中国环境科学 7 卷 N(mg/L) 1 C/N=. C/N= C/N=. C/N=4 C/N=4. C/N= (a) N(mg/L) 1 C/N=. C/N= C/N=. C/N=4 C/N=4. C/N= (b) COD (mg/l) C/N=. C/N= C/N=. C/N=4 C/N=4. C/N= (c) 比反应速率 (gvss mg/kg) 比 N 还原速率 (d) N 积累速率 C/N 图不同 C/N 条件下 N N COD 随反应时间的变化曲线及比反硝化速率 Fig. Change curves of N, N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different C/N. 底物浓度对 N 积累的影响图所示为 N 浓度为 mg/L 时反硝化过程中 N N COD 随反应时间的变化曲线以及比反应速率. 由图可见, 不同 N 浓度下短程反硝化反应趋势相似. 由表可以看出, 不同 N 浓度下 N 最大积累率相近, 说明短程反硝化污泥的 N 积累效果不受 N 浓度影响. 但 N 最大积累量比 N 还原速率和比 N 积累速率均随 N 浓度增加而升高. 其中, N 浓度为 mg/L 时, 比 N 还原速率比例关系为 1.8:1.:1.4:1, 比 N 积累速率比例关系与比 N 还原速率一致. 而当 N 浓度继续增加到 mg/L 时, 比 N 还原速率比 N 积累速率与 N 浓度为 8.71mg/L 时相比增加量很小. 这说明当 N 浓度达到 8.71mg/L 时, 短程反硝化污泥比反硝化速率达到最高, 继续增加 N 浓度, 比反硝化速率不会有明显变化. 另外, 由图可以发现, 当 N 浓度为 14.96mg/L 时,C/N 在. 条件下提供的电子供体不足以将 N 完全还原, 反应至 min 时 COD 已降低至.4mg/L, 之后不再降低, 而 N 浓度为 mg/L 时, 在 N 还原终点 COD 分别为 mg/L, 并且呈继续降低趋势,COD 过量导致 N 开始还原. 出现这种现象的原因可能是微生物自身利用有机物所致. 假定 COD 在反应过程中有两种利用途径, 一种是为反硝化过程提供电子, 另一种是微生物自身利用, 例如微生物呼吸作用细

5 9 期牛萌等 : 甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性胞合成转化为细胞贮存物等 []. 在污泥浓度相似时, 同一种微生物自身所需 COD 量也相似. 因此, 当底物浓度较低时, 反硝化所需 COD 也降低, 但微生物自身所需 COD 不变, 致使相同 C/N 下 COD 不足以将 N 还原完全 ; 而当底物浓度较高时, 反硝化所需 COD 升高, 但微生物自身所需 COD 仍然不变, 从而引起 COD 剩余, N 被还原. 由此可见, 在实际运行过程中, 当底物浓度升高时, 应注意适当降低 C/N, 以防止 COD 过量影响 N 积累效果. 9 7 N=14.96 N=41.69 N=66. N=9.1 N=8.71 N= N=14.96 N=41.69 N=66. N=9.1 N=8.71 N=8.8 N(mg/L) 6 4 N(mg/L) 6 4 COD (mg/l) N=14.96 N=9.1 N=41.69 N=8.71 N=66. N=8.8 比反应速率 (mg/gvss h) 比 N 还原速率比 N 积累速率 N(mg/L) 图不同 N 浓度下 N N COD 随反应时间的变化曲线及比反应速率 Fig. The change curves of N, N, COD with reaction time and 表不同 N 浓度下短程反硝化特性参数 Table Parameters of partial denitrification under different N N 浓 N 最大积累量 N 最大度 (mg/l) 积累率 (%) (mg/l) 比反应速率 (mg/(gvss h)) N 还原 N 积累 N 还原短程反硝化过程 ph 变化规律图 4 为不同 C/N 条件下短程反硝化过程中 ph 变化曲线. 随着反应开始,pH 迅速降低, 反应至 1min ph 出现第一个拐点. 此阶段与反应迟滞时间对应,pH 的迅速降低是由甲醇降解为甲酸所引起的. 随后 ph 仍呈降低趋势, 但降低速率明显减缓, 这是因为 N 还原为 N 阶段不产生碱度 ( 公式 ), 但细胞呼吸会产生 CO, 导致 ph 值缓慢降低. 反应至 6min 左右, 各反应器出现第二个 ph 拐点, 此拐点与 N 还原终点对应,

6 6 中国环境科学 7 卷称之为硝酸盐膝 [7], 此时 N 耗尽, N 还原占主导地位. 由公式可知, N 还原阶段产生碱度, 因此在第二个 ph 拐点后各反应器 ph 开始升高.C/N 为. 和时, 在 N 耗尽后 COD 几乎没有剩余, N 还原量很少,pH 上升速率缓慢, 反应至 min ph 仅提升为 C/N 为.~ 时,pH 上升速率较快, 其中 C/N= 的反应器分别于 min 出现第个 ph 拐点, 此时碳源耗尽,pH 变化缓慢 ;C/N 为时, 由于碳源充足, 直至 min 仍在进行反硝化反应,pH 呈持续上升趋势, 没有出现第个 ph 拐点. +CH OH +H O+CO () +CH OH N +H O+CO +OH () ph 值 C/N=. C/N=. C/N=4. C/N= C/N=4 C/N= 图 4 不同 C/N 条件下 ph 变化曲线 Fig.4 The changecurves of ph under different C/N. ph 对 N 积累的影响 (a) ph= ph=7 ph=9 ph=6 ph=8 ph=1 (b) N(mg/L) COD (mg/l) ph= ph=7 1 ph=9 1 ph=6 ph=8 ph= (c) (d) 1 比 N 还原速率比 N 积累速率 ph= 4 ph=7 ph=9 ph=6 ph=8 ph= ph 值图不同 ph 下 N N COD 随反应时间的变化曲线及比反应速率 Fig. The change curves of N, N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different ph N(mg/L) 比反应速率 (mg/gvss h) 微生物生存需要适宜的环境条件, 环境条件被破坏, 微生物活性便会降低,pH 就是微生物生

7 9 期牛萌等 : 甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性 7 存环境之一. 本研究控制反应过程 ph 恒定, 考察 ph= 时短程反硝化过程 N 积累特性. 图所示为 ph 分别为时短程反硝化过程中 N N COD 随反应时间的变化曲线以及比反应速率. 由图可知, 不同 ph 对短程反硝化污泥的反硝化过程有显著影响. 当 ph= 和 ph=1 时, 短程反硝化污泥几乎不反应 : 反应 9min N 分别降低 mg/L; N 最大积累量仅为 1. [14,8].61mg/L. 诸多研究指出, 微生物生存需要适宜的 ph, 当 ph 超越这一范围时, 微生物活性会被抑制. 本试验接种污泥在长期运行过程中 ph 在 7~8 范围内, 不能适应 ph= 和 ph=1 的环境条件, 因此活性被抑制. ph=9 时, 短程反硝化污泥也受到抑制, 反应 9min N 降低 1.14mg/L, N 最大积累量为 1.7mg/L,COD 仍有 4.4mg/L 剩余. 由表可以看出,pH=9 时, 比 N 还原速率比 N 积累速率分别为 4.4 和.78 (mg/(gvss h)), 仅为 ph=7 时的 1/4 和 1/, 但 N 最大积累率与 ph=6 7 8 时相近. 出现这种现象的原因一方面是接种的短程反硝化污泥具有较高的 N 积累效果, 能够优先还原 N; 另一方面, 弱碱性条件有利于 [14] N 积累.Glass 等发现,pH 由 7. 升高到 9 时, N 积累量增大, 其中 ph 由 8. 提高到 9 时, N 还原速率抑制率由 [] % 增大为 6%. 徐亚同也指出,pH 高于适宜范围时, 易出现 N 积累. 本试验中 ph=9 时, N 还原速率和 N 还原速率均被抑制, 且 N 还原速率受到的抑制效果更强, 因此 N 积累率保持在较高水平. 另外, 由图可以看出, 不同 ph 条件下反应初始迟滞时间不同 : 当 ph=6 时, 在前 min 反应缓慢,min 后反应速率明显升高 ; 当 ph=7 时, 在反应 1min 后反应速率升高 ; 当 ph=8 和 ph=9 时, 没有出现迟滞现象. 出现这种现象的原因可能是 ph 对甲醇降解的影响 : 在.1 中提到, 甲醇降解为甲酸引起 ph 降低, 在 ph=6 的条件下, 反应器内 H + 浓度较高, 抑制了甲醇的降解, 导致迟滞时间延长 ; 在 ph=8 9 的条件下, 反应器内的 OH 促进甲醇降解, 反应初始没有迟滞现象. 表不同 ph 下短程反硝化特性参数 Table Parameters of partial denitrification under different ph ph 值 N 最大积 N 最大积累量 (mg/l) 累率 (%) 比反应速率 (mg/(gvss h)) 还原积累还原结论.1 以甲醇为碳源时, 短程反硝化反应产生明显的 N 积累,C/N 为.~ 时,C/N 对 N 最大积累量和比反硝化速率没有明显影响, 但当 C/N> 时, N 还原完毕后, 剩余碳源开始还原 N.. 在 C/N 为. 的条件下, 当 N 浓度为 14.91~8.8mg/L 时, N 浓度越高, 短程反硝化理论所需 C/N 越低. 且当 N 浓度为 14.91~8.71mg/L 时, 比 N 还原速率比 N 积累速率随 N 浓度增加而上升.. 短程反硝化过程中 ph 变化规律为先降低后升高, 在 N 还原终点 ph 有明显拐点, 可作为指示短程反硝化结束特征点..4 ph 对短程反硝化过程中最大 N 积累量和反硝化速率有显著影响. 当 ph=7 时, N 积累量比 N 还原速率和比 N 积累速率最高, 然后依次是 ph=6,ph=8,ph=9. 当 ph= 和 1 时, 短程反硝化基本不能进行. 参考文献 : [1] Ge S, Peng Y, Wang S, et al. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process: The effects of carbon sources and COD/ N [J]. Bioresource Technology, 1,114:1714. [] Cao S, Wang S, Peng Y, et al. Achieving partial denitrification

8 8 中国环境科学 7 卷 with sludge fermentation liquid as carbon source: The effect of seeding sludge [J]. Bioresource Technology, 1,149:774. [] Cao S, Li B, Du R, et al. Nitrite production in a partial denitrifying upflow sludge bed (USB) reactor equipped with gas automatic circulation (GAC) [J]. Water Research, 16,9: 916. [4] Sun H, Yang Q, Peng Y, et al. Nitrite Accumulation during the Denitrification Process in SBR for the Treatment of Pretreated Landfill Leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 9,17(6):1711. [] Vandegraaf A A, Mulder A, Debruijn P, et al. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process [J]. Applied and Environmental Microbiology, 199,61(4): [6] Cao S, Du R, Niu M, et al. Integrated anaerobic ammonium oxidization with partial denitrification process for advanced nitrogen removal from highstrength wastewater [J]. Bioresource Technology, 16,1:746. [7] Cao S, Peng Y, Du R, et al. Feasibility of enhancing the DEnitrifying AMmonium OXidation (DEAMOX) process for nitrogen removal by seeding partial denitrification sludge [J]. Chemosphere, 16,148:447. [8] Du R, Cao S, Wang S, et al. Performance of partial denitrification (PD)ANAMMOX process in simultaneously treating nitrate and low C/N domestic wastewater at low temperature [J]. Bioresource Technology, 16,19:449. [9] Du R, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology,,179:4974. [1] Sage M, Daufin G, GesanGuiziou G. Denitrification potential and rates of complex carbon source from dairy effluents in activated sludge system [J]. Water Research, 6,4(14): [11] Osaka T, Yoshie S, Tsuneda S, et al. Identification of acetate or methanolassimilating bacteria under nitratereducing conditions by stableisotope probing [J]. Microbial Ecology, 6,(): 66. [1] Sun H, Yang Q, Peng Y, et al. Nitrite Accumulation during the Denitrification Process in SBR for the Treatment of Pretreated Landfill Leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 9,17(6):1711. [1] Krishna Mohan T V, Nancharaiah Y V, Venugopalan V P, et al. Effect of C/N ratio on denitrification of highstrength nitrate wastewater in anoxic granular sludge sequencing batch reactors [J]. Ecological Engineering, 16,91: [14] Glass C, Silverstein J. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: ph effect on inhibition and nitrite accumulation [J]. Water Research, 1998,():8189. [] 徐亚同. ph 值温度对反硝化的影响 [J]. 中国环境科学, 1994,14(4):81. [16] Apha. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [Z]. Washington, DC, USA: American Public Health Association, [17] Xu Y. Volatile fatty acids carbon source for biological [J]. Journal of Environmental Sciences, 1996,8():768. [18] Hamlin H J, Michaels J T, Beaulaton C M, et al. Comparing denitrification rates and carbon sources in commercial scale upflow denitrification biological filters in aquaculture [J]. Aquacultural Engineering, 8,8():799. [19] 王淑莹, 操沈彬, 杜睿, 等. 污泥发酵液为碳源的反硝化过程亚硝酸盐积累 [J]. 北京工业大学学报, 14,():747. [] Hamlin H J, Michaels J T, Beaulaton C M, et al. Comparing denitrification rates and carbon sources in commercial scale upflow denitrification biological filters in aquaculture [J]. Aquacultural Engineering, 8,8():799. [1] 王淑莹, 殷芳芳, 侯红勋, 等. 以甲醇作为外碳源的生物反硝化 [J]. 北京工业大学学报, 9,(11):16. [] 殷芳芳, 王淑莹, 昂雪野, 等. 碳源类型对低温条件下生物反硝化的影响 [J]. 环境科学, 9,(1):1811. [] Wang S Y, Gao D W, Peng Y Z, et al. Nitrificationdenitrification via nitrite for nitrogen removal from high nitrogen soybean wastewater with online fuzzy control [J]. Water Scienceand Technology, 4,49(/6):1117. [4] Peng Y Z, Chen Y, Peng C Y, et al. Nitrite accumulation by aeration controlled in sequencing batch reactors treating domestic wastewater [J]. Water Science and Technology, 4,(1):4. [] Yang Q, Peng Y, Liu X, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using realtime control to optimize nitrifying communities [J]. Environmental Science & Technology, 7,41(): [6] Peng Y Z, Gao J F, Wang S Y, et al. Use ph and ORP as fuzzy control parameters of denitrification in SBR process. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research,,46(4/):11. [7] Gao D W, Peng Y Z, Liang H, et al. Using oxidationreduction potential (ORP) and ph value for process control of shortcut nitrificationdenitrification [J]. Journal of Environmental Science and Health Part Atoxic/hazardous Substances& Environmental Engineering,,8(1):994. [8] 操沈彬, 王淑莹, 吴程程, 等. 污泥发酵耦合反硝化系统亚硝态氮积累特性 [J]. 中南大学学报 ( 自然科学版 ),,46():119. 作者简介 : 牛萌 (199), 男, 北京人, 北京工业大学环境与能源工程学院硕士研究生, 主要从事污水脱氮研究.

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