李夢(mèng)露,蔣建國(guó),2,3*,張昊巍 (.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,北京 00084；2.清華大學(xué)固體廢物處理與環(huán)境安全教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 00084；3.清華大學(xué)區(qū)域環(huán)境質(zhì)量協(xié)同創(chuàng)新中心,北京 00084)

隨著我國(guó)居民生活水平的不斷提高,餐廚垃圾的產(chǎn)生量不斷增加.餐廚垃圾具有有機(jī)物含量高、容易腐敗等特點(diǎn),具有潛在的較高利用價(jià)值[1].

餐廚垃圾水解酸化液是對(duì)餐廚垃圾進(jìn)行厭氧消化的水解酸化階段產(chǎn)生的發(fā)酵產(chǎn)物,其主要成分為乙酸、丙酸、丁酸、戊酸、己酸等揮發(fā)性脂肪酸(VFA)[2].餐廚垃圾水解酸化液具有有機(jī)物含量高、可生化性好、價(jià)格低廉、無(wú)毒害作用等特點(diǎn)[3-4],若采用其作為污水處理廠的反硝化碳源,不僅可以調(diào)節(jié)污水廠碳氮比,提高脫氮效率,還可解決因采用甲醇作碳源而造成的毒性高、處理成本昂貴等問(wèn)題[5-6],既可滿足污水廠對(duì)于外加碳源的需求,也可對(duì)餐廚垃圾進(jìn)行有效處理.

目前,國(guó)內(nèi)外已有較多學(xué)者利用純VFA物質(zhì)或多種混合VFA作碳源進(jìn)行反硝化實(shí)驗(yàn),得到的實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,與廣泛使用的甲醇、葡萄糖等碳源相比,VFA具有較好的反硝化性能,且碳氮比是影響反硝化性能較為關(guān)鍵的因素[7-9].若碳氮比較低,則污水中的氮素難以通過(guò)反硝化過(guò)程得到完全去除,但若加入的碳源過(guò)多,不僅會(huì)造成出水COD超標(biāo),還會(huì)使異化硝酸鹽還原生成銨鹽的途徑占優(yōu)[10-11].但這些實(shí)驗(yàn)中使用的碳源組成較為單一,且其價(jià)格昂貴,用于污水廠碳源成本較高.國(guó)外學(xué)者[3,12]對(duì)高濃度污水進(jìn)行水解酸化,利用成分較為復(fù)雜的酸化液進(jìn)行反硝化實(shí)驗(yàn),結(jié)果表明,污水水解酸化生成的VFA混合物也具有較好的利用潛能,但與餐廚垃圾水解酸化液相比[13-14],酸化液中VFA濃度較低,會(huì)增加其在反硝化時(shí)的使用量,提高污水廠運(yùn)行成本.盡管目前國(guó)內(nèi)外已有利用餐廚垃圾水解酸化液進(jìn)行反硝化脫氮處理的研究[15-16],但其并未對(duì)水解酸化液作碳源的適宜碳氮比進(jìn)行探討,也沒(méi)有利用其對(duì)真實(shí)的生活污水開(kāi)展實(shí)驗(yàn).

本研究以餐廚垃圾水解酸化液作為外加碳源,探究其在人工配水條件下的適宜 COD/NO3--N范圍,并與甲醇、乙酸鈉等傳統(tǒng)外加碳源相比較;利用餐廚垃圾水解酸化液對(duì)生活污水進(jìn)行反硝化脫氮實(shí)驗(yàn),驗(yàn)證餐廚垃圾水解酸化液在生活污水中的反硝化效果,為其在污水廠脫氮處理中的應(yīng)用提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

人工配水實(shí)驗(yàn)階段,以餐廚垃圾水解酸化液作為外加碳源,反硝化過(guò)程所需的有機(jī)物均來(lái)自水解酸化液.同時(shí)在配水中加入氮源,濃度約為35mg/L(以氮計(jì)).并加入磷源、鈣源、鎂源以及微生物生長(zhǎng)所需要的Fe、Zn、Cu、Mn、I等各類(lèi)微量元素.加入的物質(zhì)與其濃度(mg/L)分別為:餐廚垃圾水解酸化液,140～220(以COD計(jì),mg/L);KNO3,約 35(以氮計(jì)); KH2PO4,3(以磷計(jì));CaCl2,3.80; MgSO4,17.5; FeCl3,0.90; CuSO4,0.02;MnSO4,0.10; H3BO3,0.08; KI,0.41.

實(shí)際生活污水取自北京市肖家河污水廠的進(jìn)水,其中硝態(tài)氮濃度小于 1mg/L,亞硝氮濃度接近于零,氨氮的濃度為 20～32mg/L,COD 為 182～279mg/L.

實(shí)驗(yàn)所用污泥為北京市清河污水廠的好氧污泥.污泥放入反應(yīng)器中進(jìn)行馴化.在 COD/NO3--N為5的條件下,以水解酸化液作為COD碳源,每天進(jìn)行2次反硝化處理循環(huán).持續(xù)觀察硝態(tài)氮去除率的變化曲線,待硝態(tài)氮去除率達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài),即可開(kāi)始間歇性反硝化實(shí)驗(yàn).

實(shí)驗(yàn)所用水解酸化液來(lái)源于餐廚垃圾厭氧水解過(guò)程產(chǎn)物,水解酸化液中各VFA組分及濃度(g/L)為 :乙 醇 ,1.3;乙 酸 ,15.9;丙 酸 ,15.8;異 丁酸,0.48;丁酸,10.12;異戊酸,0.91;戊酸,1.79.水解酸化液各指標(biāo)濃度(g/L)如下:COD,92.5;氨氮,1.415;硝態(tài)氮,0.31.水解酸化液的制備條件及過(guò)程參考文獻(xiàn)[13].

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置為有機(jī)玻璃制成,外徑 20cm,有效容積為9L.在器壁的上、中、下端分別設(shè)置4個(gè)取樣口.采用鼓風(fēng)曝氣,空氣壓縮機(jī)產(chǎn)生的氣體經(jīng)過(guò)安裝在反應(yīng)器底部的多孔擴(kuò)散器進(jìn)行溶解氧供給.采用機(jī)械攪拌器對(duì)反應(yīng)器進(jìn)行攪拌,保證了反應(yīng)過(guò)程泥水混合液的均勻.裝置示意圖如圖 1所示.

圖1 裝置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental system

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

研究COD/NO3--N比對(duì)反硝化效果的影響的實(shí)驗(yàn)中,采用人工配置的污水進(jìn)行反硝化實(shí)驗(yàn).實(shí)驗(yàn)每個(gè)周期為5h.反應(yīng)開(kāi)始時(shí)一次性加入相應(yīng)的碳源,反應(yīng)階段為 4 h,隨后進(jìn)行 1 h的沉淀、換水,每次排水為總水量的一半即4.5L.

首先在COD/NO3--N比為4.0～6.3之間確定水解酸化液適宜的碳氮比范圍,隨后觀察在適宜碳氮比范圍內(nèi)水解酸化液的反硝化過(guò)程.實(shí)驗(yàn)溫度為常溫,反應(yīng)器中污泥濃度維持在 VSS=2800mg/L左右.前半小時(shí)每隔 10min取 1個(gè)樣,30～60min期間每隔15min取一個(gè)樣,1h至反應(yīng)結(jié)束期間每隔 30min取一個(gè)樣.測(cè)定系統(tǒng)COD、NO3--N、NO2--N、NH4+-N濃度變化,對(duì)比不同外加碳源的反硝化特性.

利用水解酸化液對(duì)生活污水進(jìn)行實(shí)驗(yàn)時(shí),曝氣、厭氧、沉淀與排水進(jìn)水的時(shí)間分別為16,6,2h.首先將生活污水加入到反應(yīng)器中,通過(guò)曝氣將氨氮、有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮.隨后停止曝氣,加入外加碳源調(diào)節(jié)污水中的 C /N,即開(kāi)始反硝化反應(yīng).反硝化階段反應(yīng)前1.5h每15min取樣1次,1.5h之后則每1h取樣1次.測(cè)定SBR反應(yīng)器中NO3--N、NO2--N、NH4+-N濃度變化.

1.4 分析方法

MLSS、MLVSS采用重量法測(cè)定.COD、NO3--N、NO2--N、NH4+-N通過(guò)濾紙過(guò)濾后進(jìn)行測(cè)定.其中,COD以重鉻酸鉀法測(cè)定, NO3--N、NO2--N、NH4+-N分別以紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法以及納氏試劑光度法進(jìn)行測(cè)定.

實(shí)驗(yàn)中的反硝化速率通過(guò)計(jì)算反應(yīng)快速階段中單位時(shí)間單位污泥濃度的硝酸鹽去除速率得出.

2 結(jié)果與討論

2.1 COD/NO3--N比對(duì)水解酸化液反硝化效果的影響

2.1.1 適宜 COD/NO3--N的確定 初步試驗(yàn)階段,根據(jù)文獻(xiàn)[10]的報(bào)道,利用餐廚垃圾水解酸化液作外加碳源在COD/NO3--N比為4.0～6.3的條件下進(jìn)行人工配水反硝化實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 2所示.

圖2 不同COD/NO3--N比反硝化過(guò)程硝態(tài)氮含量變化Fig.2 Variation of nitrate concentration at different COD/NO3--N ratio

從圖2可看出,隨著酸化液投加量的增多,出水的硝態(tài)氮濃度逐漸降低.人工配水中的硝態(tài)氮初始濃度控制在約為35mg/L.當(dāng)COD/NO3--N比為4.0、4.6時(shí),經(jīng)過(guò)3.5h的反應(yīng),出水中硝態(tài)氮均為9mg/L以上,濃度較高,且從數(shù)據(jù)的趨勢(shì)可看出其硝態(tài)氮去除基本達(dá)到穩(wěn)定,即使延長(zhǎng)時(shí)間也難以達(dá)到完全去除.而當(dāng)COD/NO3--N比為5.2、5.8時(shí),人工配水中硝態(tài)氮可以得到較好的去除,經(jīng)過(guò)3.5h的反應(yīng)后,水中的硝態(tài)氮含量降低至約為2mg/L,且仍進(jìn)一步下降.COD/NO3--N為 6.3時(shí),人工配水中的硝態(tài)氮在2h的時(shí)刻已降至1mg/L左右,3h基本得到去除.

5組實(shí)驗(yàn)中,硝態(tài)氮的去除均存在較為快速的第1階段以及去除速率稍慢的第2階段.且第1階段均發(fā)生在反應(yīng)前30min.當(dāng)COD/NO3--N低于 4.6時(shí),水解酸化液作為外加碳源的反硝化脫氮效果較差,屬于碳源不足的情況,無(wú)法對(duì)人工配水中初始濃度為35mg/L的硝態(tài)氮進(jìn)行較為完全的去除.而當(dāng)COD/NO3--N比到達(dá)6.3時(shí),出水中的 COD達(dá)144mg/L,出水COD 較高.不同COD/NO3--N條件下出水COD、NO3--N濃度如表1所示.

2.1.2 適宜 COD/NO3--N比條件下反硝化過(guò)程 根據(jù)以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果,將酸化液投加的適宜COD/NO3--N比范圍縮小至4.6～6.3之間.從而選擇COD/NO3--N為4.9、5.5、6.0進(jìn)一步開(kāi)展反硝化脫氮實(shí)驗(yàn).

表1 不同COD/NO3--N條件下NO3--N、COD出水濃度Table 1 NO3--N, COD concentration of effluent at different COD/NO3--N ratio

圖3中,3種不同外加碳源加入量的硝態(tài)氮去除、亞硝氮積累與去除的過(guò)程均較為相似.3種投加量對(duì)應(yīng)的前 20min反硝化速率分別為16.3, 20.3, 25.0mg NO3--N/(gVSS·h).硝態(tài)氮在反應(yīng)前 30min均能得到較為快速的去除,30min之后硝態(tài)氮去除速率減慢,至2h時(shí),硝態(tài)氮基本完全去除.亞硝氮在硝態(tài)氮快速去除的階段不斷積累,當(dāng)反應(yīng)到達(dá) 1h時(shí)到達(dá)最高值,約為20mg/L,隨后亞硝氮開(kāi)始還原去除,當(dāng)反應(yīng)到達(dá)4h時(shí),亞硝氮恢復(fù)至反應(yīng)初始的濃度水平.反硝化過(guò)程中出現(xiàn)的氨氮為水解酸化液最初所帶入,在整個(gè)反硝化過(guò)程中氨氮的濃度基本穩(wěn)定,并未出現(xiàn)明顯積累.

從以上實(shí)驗(yàn)可看出,COD/NO3--N比為4.9～6.0是水解酸化液較為理想的碳源投加量.乙酸、丙酸以及丁酸是水解酸化液中主要VFA成分,根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)的報(bào)道[7-8]可計(jì)算得知,用乙酸、丙酸等VFA進(jìn)行反硝化碳源的理論消耗量為4.848gCOD/g NO3--N.McCarty 等[17]曾報(bào)道實(shí)際反硝化實(shí)驗(yàn)過(guò)程中加入的碳源的量往往比計(jì)算理論值要高,其利用甲醇作為碳源的加入量至少是理論值的1.3倍.而本次人工配水實(shí)驗(yàn)中,較為理想的外加碳源量為 COD/NO3--N=4.9～6.0,是理論消耗量4.848gCOD/g NO3--N的1～1.24倍.

反硝化過(guò)程中,碳的利用過(guò)程較為復(fù)雜,所加入的碳源不僅僅用于異化反硝化,還可能被用于同化細(xì)胞合成以及脫氧作用或轉(zhuǎn)化成細(xì)胞中儲(chǔ)存的碳等用途[18-21],故往往需要消耗比理論值更多的碳源量.

圖3 COD/NO3--N為4.9～6.0的反硝化過(guò)程Fig.3 Denitrifying process at different COD/NO3--N ratio ranging from 4.9to 6.0

2.2 3種碳源反硝化效果比較

圖4是甲醇、乙酸鈉以及水解酸化液在適宜COD/NO3--N 比(約為 5.5～6.0)的條件下進(jìn)行的反硝化脫氮處理過(guò)程中的硝態(tài)氮去除曲線.從圖4可看出,甲醇作外加碳源時(shí),硝態(tài)氮在去除過(guò)程中可認(rèn)為是零級(jí)反應(yīng),反硝化速率為 7.4mg NO3--N/(gVSS·h),硝態(tài)氮完全去除所需時(shí)間為3h.利用乙酸鈉作碳源時(shí),反應(yīng)前45min屬于零級(jí)反應(yīng),此為硝態(tài)氮去除速率較快的第1階段,反硝化速率為 16.3mg NO3--N/(gVSS·h),隨后去除速率開(kāi)始減慢,當(dāng)反應(yīng)時(shí)間為1.5h時(shí),硝態(tài)氮基本去除完全.水解酸化液作外加碳源的反硝化過(guò)程并不存在明顯的零級(jí)反應(yīng)區(qū),前 20min反硝化速率為20.3mg NO3--N/(gVSS·h).反應(yīng)前 30min 水中的硝態(tài)氮 90%已得到去除,但隨后反應(yīng)速率逐步降低,水中的硝態(tài)氮在1.5h基本得到去除.

圖4 不同碳源硝態(tài)氮去除效果比較Fig.4 Comparison of nitrate removal effect with different carbon sources

根據(jù) Xu等[18]的報(bào)道,甲醇作外加碳源的反硝化速率低于乙酸等VFA作外加碳源的反硝化速率.本實(shí)驗(yàn)中,水解酸化液的反硝化速率優(yōu)于甲醇和乙酸鈉的反硝化速率.產(chǎn)生這一現(xiàn)象的原因是甲醇在作碳源的過(guò)程中,首先需要被轉(zhuǎn)化成相應(yīng)的VFA,才可被用于微生物代謝循環(huán),故其反硝化速率應(yīng)低于直接利用VFA作為外加碳源時(shí)的反硝化速率[18].同時(shí),本次實(shí)驗(yàn)采用的水解酸化液中含有較多的乙酸、丙酸以及丁酸,屬含有多種 VFA 的混合物,并非純物質(zhì).反應(yīng)器中的部分微生物對(duì)水解酸化液中的乙酸進(jìn)行優(yōu)先利用的同時(shí)[8,12],其余的微生物也會(huì)同時(shí)對(duì)水解酸化液中的丁酸、丙酸進(jìn)行利用,故其呈現(xiàn)的并不是單一的零級(jí)反應(yīng)過(guò)程,而是由多種物質(zhì)同時(shí)參與反應(yīng)的一種結(jié)合,故其反應(yīng)過(guò)程中的硝態(tài)氮去除速率較單一的乙酸鈉作碳源的去除速率更快[7,9,18].

2.3 水解酸化液對(duì)生活污水的反硝化脫氮效果

圖5是COD/NO3--N分別為4.0, 5.0, 6.0的條件下利用水解酸化液對(duì)經(jīng)過(guò)曝氣后的生活污水進(jìn)行反硝化處理的反應(yīng)過(guò)程.從圖5a)中可看出,水中的硝態(tài)氮在 2 .5h時(shí)得到較為完全的去除.但從反應(yīng)一開(kāi)始便存在亞硝氮的積累,當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到6h后反應(yīng)器內(nèi)累積的亞硝氮并未得到去除,濃度約為 15mg/L.從亞硝氮的積累以及長(zhǎng)時(shí)間未得到去除可看出COD/NO3--N=4.0的條件下對(duì)于生活污水中氮的去除存在外加碳源不足的情況.

圖5 不同COD/NO3--N條件下生活污水反硝化效果Fig.5 Domestic wastewater denitrification results at different COD/NO3--N ratio

圖5b)中的反硝化過(guò)程與圖5a)較為相似.水中的硝態(tài)氮在3.5h時(shí)基本得到去除.積累的亞硝氮在 2.5h時(shí)達(dá)到最大值,為 15mg/L,隨后濃度有所降低,但反應(yīng)至 6h時(shí)水中的亞硝氮仍高達(dá)10mg/L.COD/NO3--N=5.0的情況下,反應(yīng)前期產(chǎn)生的亞硝氮可在后面階段的反應(yīng)中不斷去除,但去除速率較慢,仍舊處于外加碳源不足的狀態(tài).

圖5c)中可看出,約 80%的硝態(tài)氮在反應(yīng)前1h得到去除,當(dāng)反應(yīng)到達(dá)2.5h時(shí)硝態(tài)氮去除完全.亞硝氮在 1.5h時(shí)達(dá)到最大值,約為 15mg/L,當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到6h時(shí),水中的亞硝氮得到較好的去除,濃度降至約1mg/L.

通過(guò)圖5c)與圖5a)、圖5b)的對(duì)比可知,對(duì)于曝氣后硝態(tài)氮的含量約為 30mg/L的生活污水,將水解酸化液用作外加碳源時(shí),若 COD/NO3--N低于 5,反硝化過(guò)程將受到外加碳源不足的限制,水中累積的亞硝氮在反應(yīng)結(jié)束時(shí)難以達(dá)到有效去除.而 COD/NO3--N=6.0的條件為較為適宜的外加碳源比例,在此條件下,硝態(tài)氮去除速率較快,且積累的亞硝氮可及時(shí)被還原,出水的總氮濃度可達(dá)到要求.利用水解酸化液對(duì)實(shí)際生活污水進(jìn)行反硝化處理的實(shí)驗(yàn)結(jié)果與人工配水的反硝化實(shí)驗(yàn)較為一致,在COD/NO3--N適宜的條件下,水解酸化液可有效對(duì)生活污水中的硝態(tài)氮進(jìn)行去除,且出水COD均維持在33～43mg/L的水平,具有較好的反硝化效果.

3 結(jié)論

3.1 利用人工配水進(jìn)行間歇性反硝化實(shí)驗(yàn),為確保反硝化效果的同時(shí)兼顧出水 COD達(dá)標(biāo),適宜的COD/NO3--N 為 4.9～6.0,在此條件下,硝態(tài)氮經(jīng)過(guò) 2h的反應(yīng)基本得到去除,反硝化速率最高可達(dá)25.0mg NO3--N/(gVSS·h).產(chǎn)生的亞硝氮在 1h的時(shí)刻達(dá)到最高值,而隨后不斷得到還原去除.經(jīng)過(guò)4h的反應(yīng),水中的亞硝氮可降至較低的范圍.

3.2 對(duì)甲醇、乙酸鈉以及水解酸化液3種外加碳源在最適宜COD/NO3--N比的條件下反硝化過(guò)程進(jìn)行對(duì)比.甲醇與乙酸鈉作外加碳源的硝態(tài)氮去除過(guò)程可視為零級(jí)反應(yīng),而水解酸化液作碳源的反硝化速率優(yōu)于甲醇和乙酸鈉的反硝化速率,但其反硝化過(guò)程中不存在明顯的零級(jí)反應(yīng)階段.

3.3 利用餐廚垃圾厭氧消化過(guò)程產(chǎn)生的水解酸化液作為外加碳源對(duì)實(shí)際生活污水進(jìn)行反硝化實(shí)驗(yàn),在COD/NO3--N為6.0的條件下,硝態(tài)氮去除速率較快,累積的亞硝氮及時(shí)被還原,出水總氮符合要求,總體脫氮處理效果較好.故可將一定條件下處理產(chǎn)生的餐廚垃圾水解酸化液用于實(shí)際生活污水中的反硝化脫氮處理.

[1]王向會(huì),李廣魏,孟 虹,等.國(guó)內(nèi)外餐廚垃圾處理狀況概述 [J].環(huán)境衛(wèi)生工程, 2005,13(2):41-44.

[2]Kim M, Gomec C Y, Ahn Y, et al.Hydrolysis and acidogenesis of particulate organic material in mesophilic and thermophilic anaerobic digestion [J].Environmental Technology, 2003,24(9):1183–1190.

[3]Llabres P, Pavan P, Battistioni P, et al.The use of organic fraction of municipal solid waste hydrolysis products for biological nutrient removal in wastewater treatment plants [J].Water Research, 1999,33(1):214-222.

[4]Lim S J, Ahn Y H, Kim E Y, et al.Nitrate removal in a packed bed reactor using volatile fatty acids from anaerobic acidogenesis of food wastes [J].Biotechnology and Bioprocess Engineering,2006,11(6):538–543.

[5]Shrimali M, Singh K P.New methods of nitrate removal from water [J].Environmental Pollution, 2001,112(3):351-359.

[6]邵 留,徐祖信,尹海龍.污染水體脫氮工藝中外加碳源的研究進(jìn)展 [J].工業(yè)水處理, 2007,27(12):10-14.

[7]Elefsiniotis P, Li D.The effect of temperature and carbon source on denitrification using volatile fatty acids [J].Biochemical Engineering Journal, 2006,28:148–155.

[8]Elefsiniotis P, Wareham D G.Utilization patterns of volatile fatty acids in the denitrification reaction [J].Enzyme and Microbial Technology, 2007,41(1/2):92–97.

[9]Fass S, Ganaye V, Urbain V, et al.Volatile fatty acids as organic carbon sources in denitrification [J].Environmental Technology,1994,15(5):459-467.

[10]Yang X P, Wang S H, Zhou L X.Effect of carbon source, C/N ratio, nitrate and dissolved oxygen concentration on nitrite and ammonium production from denitrification process by Pseudomonas stutzeri D6 [J].Bioresource Technology, 2012,104:65-72.

[11]Wong B T, Lee D J.Denitrifying sulfide removal and carbon methanogenesis in a mesophilic, methanogenic culture [J].Bioresource Technology, 2011,102:6673–6679.

[12]Elefsiniotis P, Wareham D G, Smith M O.Use of volatile fatty acids from an acid-phase digester for denitrification [J].Journal of Biotechnology, 2004,114(3):289-297

[13]Jiang J G, Zhang Y J, Li K M, et al.Volatile fatty acid production from food waste: Effects of pH, temperature, and organic loading rate [J].Bioresource Technology, 2013,143:525-530.

[14]張玉靜,蔣建國(guó),王佳明.pH 值對(duì)餐廚垃圾厭氧產(chǎn)酸的影響 [J].中國(guó)給水排水, 2013,29(1):30-33.

[15]Lim S J, Kim E Y, Ahn Y H, et al.Biological nutrient removal with volatile fatty acids from food wastes in sequencing batch reactor.Korean Journal of Chemical Engineering, 2008,25(1):129-133.

[16]張仲玲.反硝化脫氮外加碳源的選擇 [D].哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2009.

[17]McCarty P L, Beck L.Amant P S.Biological denitrification of wastewater by addition of organic material [C]//Proceedings of the 24th Industrial Waste Conference.USA; Purdue University,1969:1271-1285.

[18]Xu Y T.Volatile fatty acids carbon source for biological denitrification [J].Journal of Environmental Sciences, 1996,8(3):257-268.

[19]Bernat K, Wojnowska-Bary?a I, Dobrzyn’ska, A.Denitrification with endogenous carbon source at low C/N and its effect on P(3HB) accumulation.Bioresource Technology, 2008,99:2410–2418.

[20]Bernat K, Wojnowska-Bary?a I.Carbon source in aerobic denitrification.Biochemical Engineering Journal, 2007,36(2):116–122.

[21]Henze M, Gujer W, Mino T, et al.Activated sludge model No.2(IAWPRC scientific and technical report No.3) [M].London:IWA Publishing, 1995.