SBR工艺实现长期稳定的部分短程硝化

赵梦月，彭永臻，王博，郭媛媛（北京工业大学北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124）



SBR工艺实现长期稳定的部分短程硝化

赵梦月，彭永臻，王博，郭媛媛
（北京工业大学北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124）

摘要：采用SBR工艺以实际生活污水为研究对象，通过3组预实验得出实现部分短程硝化（部分NH+4-N转化为NO−2-N）的最佳曝气量和曝气时间，启动长期运行的部分短程硝化序批式反应器（PNSBR），在好氧阶段以最佳曝气量[7.2～12 L·(h·L)−1]和曝气时间（2～3 h）曝气，持续运行110多天（450多个周期）。结果显示，出水亚硝态氮积累率稳定维持在94%～100%，表明了长期稳定的短程硝化效果；出水NO−2-N与NH+4-N的比值大部分集中在2～4之间。进一步的分析得出，在PNSBR长期运行中，一方面通过控制曝气量和曝气时间使得好氧阶段溶解氧较低，更利于AOB的生长代谢而抑制NOB的活性；另一方面排水后剩余的亚硝态氮通过利用进水中的碳源反硝化去除（本周期的内源反硝化和下周期的外源反硝化），避免了为NOB提供底物的可能，从而实现了稳定的部分短程硝化。同步厌氧氨氧化和反硝化（SAD）工艺广泛存在，PNSBR反应器作为SAD的前置反应器，可提供满足SAD运行的进水，因此部分短程硝化是一项有潜力的工艺。

关键词：污水；曝气；溶解氧；降解；部分短程硝化；同步厌氧氨氧化与反硝化

2015-12-10收到初稿，2016-02-25收到修改稿。

联系人：彭永臻。第一作者：赵梦月（1991—），女，硕士研究生。

Received date: 2015-12-10.

Foundation item: supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

引　言

传统生物脱氮工艺不能完全满足低C/N比生活污水脱氮要求，很多国内外研究者进行了新型生物脱氮技术的研究开发。厌氧氨氧化（Anammox）反应是近年来自然界及污水生物处理过程中新发现的一种氮的自养转化途径，是指在缺氧条件下，Anammox微生物以亚硝态氮为电子受体，氧化氨氮为氮气的生物转化过程。与传统硝化反硝化脱氮相比，Anammox脱氮过程具有脱氮效率高、能耗与成本低、污泥产量少等显著优势，在污水生物脱氮过程中具有广泛的应用前景[1]。但在实验研究与实际工艺中，Anammox也存在一些缺陷。

首先，污水中存在有机物对Anammox有不利影响，同时污水中不存在Anammox菌需要的底物亚硝态氮，因此短程硝化通常作为Anammox的前置工艺[2]。短程硝化是将硝化反应控制在氨氧化阶段,即通过特定的调控方法将亚硝酸盐氧化菌（NOB）淘洗出反应器并将氨氧化菌（AOB）持留在反应器中,使得硝化过程最终产物为NO2−-N[3]。相比传统的全程硝化，短程硝化可以节省曝气量25%，节约碳源40%，减少产泥300%[4]。目前实现短程硝化的可行性控制策略主要包括低溶解氧（DO）、高温、SRT控制、游离氨(FA)和游离亚硝酸（FNA）抑制、运行方式及曝气时间控制等[4]。但是对于低氨氮、低碳氮比的生活污水，维持稳定的短程硝化比较困难，主要是受进水氮负荷和有机负荷影响较大且容易被破坏。

其次，在Anammox进水中亚硝态氮浓度与氨氮浓度的比例为1.32[5-7]时，Anammox才仅能去除90%左右以氨氮和亚硝态氮形式存在的氮，仍有10%左右的氮转化为硝态氮不能被去除[8]。因此，仅利用Anammox技术，脱氮不够彻底且效果不尽理想。近年来研究发现，Anammox菌与反硝化菌能共存于同一反应器中，在一定程度上发挥各自的优势，协同提高总氮的去除率[9-10]，为含氮有机污水同步脱氮除碳提供了新的方向。反硝化菌可以去除Anammox产生的硝态氮，同时也会与Anammox菌争夺反应底物亚硝态氮，Pathak等[9]与Dong等[11]的研究均表明反硝化菌对于亚硝态氮的竞争能力超过Anammox菌，因此同步厌氧氨氧化与反硝化（SAD）工艺的进水中亚硝态氮浓度与氨氮浓度的比值至少应大于Anammox反应中两者的比值1.32，即有足够的亚硝态氮存在才能使Anammox菌与反硝化菌协同去除氮素。

然而如何维持长期稳定的短程硝化不被破坏、如何长期稳定地获得亚硝态氮浓度与氨氮浓度的比值大于1.32的原水作为SAD工艺的进水，目前尚未得到有效的控制方法。本研究通过调节曝气量和曝气时间进而控制DO浓度实现部分短程硝化（PN，即部分氨氮转化为亚硝态氮），控制曝气过程中曝气量较低、曝气时间较短、DO浓度较低，使得AOB一直处于优势地位，NOB的活性被抑制，亚硝态氮转化为硝态氮的反应不易发生，从而有利于维持长期稳定的短程硝化。同时通过曝气量和曝气时间的控制实现PN出水中亚硝态氮浓度与氨氮浓度之比大于1.32，满足SAD工艺对进水水质的要求。相比短程硝化，PN能进一步减少曝气时间、节约能耗。相比半短程硝化(即一半的氨氮转化为亚硝态氮)，PN无须精确控制出水中亚硝态氮与氨氮的比例，只需使其大于1.32即可，因此控制简单且允许一定程度上氮负荷和有机负荷的波动。

SBR工艺相对于传统的AO、A2O工艺而言，具有占地面积小，节省回流、基建等费用，耐冲击负荷，反应推力大，运行灵活、便于实现高度自动化，能有效抑制污泥膨胀等优点。因此本研究应用SBR工艺探究了不同曝气量和曝气时间对PN的影响，以期稳定维持短程硝化，降低供氧能耗并为SAD工艺提供所需进水。

1　材料与方法

1.1实验装置与运行

本实验分为预实验和PNSBR工艺长期运行阶段。预实验由3组实验组成，均采用图1所示的小试SBR反应器。该反应器是由有机玻璃制成，有效容积为1 L，以曝气砂头作为微孔曝气器，并以转子流量计调节曝气量。长期运行的SBR反应器如图2(a)所示，有效容积为12 L，曝气方式与小试SBR相同。预实验一采用1个小试SBR反应器，反应器内加入体积比为1:1的活性污泥和生活污水，通过调节转子流量计控制反应器内溶解氧为0.4 mg·L−1左右，曝气2 h，监测反应过程中的pH和DO，记录转子流量计的曝气量范围。取样间隔为0.5 h，以测定水样中的氨氮、亚硝态氮和硝态氮浓度。根据预实验一的结果，预实验二采用3个小试SBR反应器且同时开始曝气，调节转子流量计，使一号、二号、三号小试SBR反应器的进气量分别为50、100、200 ml·min−1，定义曝气量为单位时间单位污水量所需的进气体积，即进气量与处理污水量的比值，那么曝气量为6、12、24 L·(h·L)−1，曝气3.5 h。其他条件与预实验一相同。根据预实验二的结果，预实验三采用1个小试SBR反应器，以探究最佳的曝气量和曝气时间。除了进气量调节为60 ml·min−1[曝气量为7.2 L·(h·L)−1]以外，其他运行条件均与实验二相同。

图1　预实验SBR示意图Fig.1　Schematic diagram of SBR for preliminary tests 1—pH/DO meter; 2—DO probe; 3—pH probe; 4—sample outlets; 5—air pump; 6—gas flowmeter; 7—aerator; 8—rotor; 9—magnetic stirrer

根据3组预实验的结果得出实现部分短程硝化的最佳曝气时间和曝气量。启动部分短程硝化序批式反应器（PNSBR），运行方式如图2(b)所示，在好氧阶段应用预实验得到的最佳曝气时间和曝气量，排水比为50%，污泥浓度（MLSS）维持在2500～3500 mg·L−1之间。

图2　长期运行的PNSBR装置示意图及其每周期运行过程Fig.2　Schematic diagram of PNSBR and operational process of each cycle

1.2污泥、污水的来源与成分

上述实验的活性污泥均取自本实验室中试短程硝化反硝化SBR排放的剩余污泥，其污泥浓度（MLSS）为6000～8000 mg·L−1，挥发性固体浓度（MLVSS）约为MLSS的85%左右，污水采用生活污水（从某高校家属区化粪池抽取生活污水到贮水箱），进水水质指标如表1所示。

表1　进水水质Table 1　Characteristics of wastewater used in this experiment

1.3分析方法

COD、MLSS、MLVSS等指标采用标准方法[12]测定，水样采用0.4 μm中速滤纸过滤，由Lachat Quikchem8500型流动注射仪测定（Lachat Instrument，Milwaukee， Wiscosin）；TN为之和，采用WTW, Multi 340i型便携式多功能pH/DO测定仪监测pH 和DO。

2　实验结果与分析

2.1恒定溶解氧条件下的氮转化情况

根据报道，硝化反应过程中DO＜1.0 mg·L−1时有利于短程硝化的维持[13]。本实验控制反应过程中溶解氧恒为0.4 mg·L−1左右，硝化反应过程中氮的转化以及DO、pH变化情况如图3所示。可以看出，曝气1.75 h后，仍没有NO3−-N产生，NO2−-N与的浓度比达到1.7，符合进入SAD反应器的水质指标。在2 h的曝气过程中，需要不断调节阀门以控制进气量的变化（20～300 ml·min−1）来维持恒定溶解氧，可见该操作方式比较复杂，若通过控制器调控，则需要增加成本投入，而实际硝化过程中常采用恒定曝气量的方式，为此开展了以下几种不同曝气量条件下的预实验。

图3　恒定溶解氧条件下氨氮、亚硝态氮、硝氮浓度及DO、pH变化Fig.3　Variation of nitrogen concentrations and DO, pH under constant DO condition

2.2不同曝气量条件下的氮转化情况

3个反应器中氮的转化过程及DO、pH变化如图4所示。曝气量为6 L·(h·L)−1时，曝气3.5 h后，仍没有NO3−-N产生，NO2−-N与的浓度比达到1.6，满足进入SAD反应器的水质指标，且DO一直维持在较低水平（＜0.25 mg·L−1）；曝气量为12 L·(h·L)−1时，曝气2 h后，仍没有NO3−-N产生，NO2−-N与的浓度比达到1.7，满足进入SAD反应器的水质指标，且溶解氧一直维持在0.5 mg·L−1以下，但当曝气时间达到2.5 h时，出现NO3−-N，且NO2−-N与的浓度比达到7，通过DO/pH曲线可以看出氨谷点出现在2.4 h；曝气量为24 L·(h·L)−1时，虽然曝气1.5 h后没有产生，但氨氧化速率非常快，且曝气不到1 h反应器内的溶解氧浓度已达到1 mg·L−1以上且增长较快，短程硝化容易被破坏。

图4　不同曝气量条件下各氮污染物浓度及DO、pH变化Fig.4　Variation of nitrogen pollutant concentration and DO, pH under different aeration rates

综上，曝气量为6 L·(h·L)−1时，曝气3.5 h达到进水指标，且溶解氧一直维持在较低状态，但3.5 h的曝气时间较长，效率较低，因此选择的曝气量应大于6 L·(h·L)−1，曝气时间小于3.5 h可以达到高效且节省能耗的目的；曝气量为12 L·(h·L)−1时，曝气2 h满足SAD进水指标，且溶解氧一直维持在较低状态，但曝气2 h离氨谷点较近，当进水氨氮更低时，很容易使得全部氨氮被硝化，不利于部分短程硝化的稳定维持，所以选择的曝气量应小于12 L·(h·L)−1，曝气时间大于2 h较适合。综上，曝气量在6～12 L·(h·L)−1之间时，曝气时间控制在2～3.5 h较合适，为了进一步提高硝化反应的效率同时验证该结果的可靠性，继续探究了曝气量为7.2 L·(h·L)−1时氮的转化情况。

2.37.2 L·(h·L)−1曝气量条件下的氮转化情况

由图4(d)可以看出，当曝气量控制在7.2 L·(h·L)−1时，曝气3 h后，仍没有NO3−-N产生，与的浓度比达到1.8，满足进入SAD反应器的水质指标，且DO一直维持在较低水平，不超过0.2 mg·L−1，通过DO/pH变化曲线[图4(h)]可以看出氨谷点出现在3.5 h，曝气3 h距离到达氨谷点的曝气时间还有0.5 h，有利于抑制NOB的生长，进而维持长期稳定的短程硝化。结合实验二可进一步得出，控制曝气量在7.2～12 L·(h·L)−1，曝气2～3 h，部分被氧化为NO2−-N，且没有NO3−-N产生，出水水质满足进入SAD反应器的水质指标。

2.4PNSBR的长期稳定运行情况

2.4.1PNSBR的运行根据预实验得到的结果，长期运行的PNSBR反应器在曝气阶段应选择的曝气量范围为7.2～12 L·(h·L)−1，且相应的曝气时间为2～3 h。启动反应器时曝气量控制在9 L·(h·L)−1左右，根据出水水质随时调整曝气量，但控制在最佳曝气量7.2～12 L·(h·L)−1范围内。图5为系统的长期脱氮效果，从图中可以看出，自启动到连续运行114 d的时间内，出水浓度一直很低，亚硝态氮积累率其中为出水亚硝态氮浓度，为出水硝态氮浓度]为94%～100%，大部分集中在96%以上，说明短程硝化效果稳定。出水NO2−-N与浓度的比例为0.5～40不等，但大部分比例集中在2～4之间，但也有部分时期出现其他情况，例如第86～89天期间，出水氨氮浓度高于亚硝态氮浓度，其原因有两方面：①进水氨氮负荷突然增加，没有及时增大曝气量，或者增大后的曝气量仍然不足以氧化更多氨氮；②进水有机负荷突然增加，此时好氧阶段过程中优先去除了有机物，用于氧化氨氮的溶解氧比例减少。

图5　长期运行的进、出水水质Fig.5　Quality of influent and effluent under chronic operation□ NH-N of influent;　NH-N of effluent; ○ NO-Nof effluent;NO-Nof effluent; ☆ nitrite accumulating rate

2.4.2PNSBR典型周期分析如图6(a)所示，进水前（t= 0），即上周期氨氮剩余20.8 mg·L−1，亚硝态氮剩余4 mg·L−1，COD浓度为58.8 mg·L−1，而该典型周期进水的水质指标：氨氮62.1 mg·L−1，COD 171.2 mg·L−1，亚硝态氮、硝态氮均在检测限以下。0.5 h时进水结束，混合后氨氮浓度为43.3 mg·L−1，亚硝态氮浓度为0，表明仅在进水过程中，反硝化菌即可利用进水中的碳源还原掉上周期剩余的亚硝态氮，此时TN（总氮）浓度为43.3 mg·L−1。之后开始曝气，氨氮不断被氧化为亚硝态氮，曝气2.5 h后氨氮浓度为15.9 mg·L−1，亚硝态氮浓度为22.2 mg·L−1，没有硝态氮出现，TN浓度为38.1 mg·L−1，低于曝气前的浓度43.3 mg·L−1，表明在曝气过程中发生了同步硝化反硝化反应。沉淀1 h后排水，排水中氨氮浓度为15.3 mg·L−1，亚硝态氮浓度降为20.9 mg·L−1，NO2−-N与的比值为1.37，满足SAD反应器的进水水质指标。在接下来2 h的闲置过程中，亚硝态氮浓度一直在下降，到下一周期进水前，亚硝态氮浓度降为5 mg·L−1，证明反硝化作用一直存在。反硝化反应需要碳源，但是从图中可以看出曝气后COD降到49.8 mg·L−1，基本不能再被降解了，反而在沉淀和闲置过程中还有一定程度的上升，因此反硝化反应所需要的碳源有可能来自沉淀前微生物贮存于体内的有机物。Yeom等[14]和Bernat等[15]认为针对低C/N值污水的脱氮处理，内碳源物质的反硝化作用不可忽视，充分利用内碳源对于提高脱氮效果非常重要，这也是本研究后期将要探究的内容。

另外，DO/pH变化曲线同样反映出上述反应过程，如图6(b)所示，0.5 h开始曝气，随着曝气时间的增长，DO浓度逐渐升高，这是因为开始曝气时有机物浓度、氨氮浓度高，需氧量较大，因此DO浓度较低，随着除碳除氨氮反应的进行，有机物浓度、氨氮浓度逐渐减小，需氧量也逐渐减小，DO浓度逐渐升高，但DO浓度始终处于低于1 mg·L−1的水平。在开始曝气时先进行除碳反应，pH上升，这是因为：①异养微生物对有机底物的分解代谢和合成代谢最终都要形成CO2，CO2溶解在水中导致pH下降，但是曝气不断地将产生的CO2吹脱，这就引起了pH不断上升；②好氧去除污水中的有机酸引起pH的不断上升。当除碳反应结束后，pH曲线出现转折点，开始随着好氧氨氧化反应的发生而下降，这是因为硝化过程消耗碱度并产生氢离子。到3 h时曝气停止，溶解氧浓度急剧下降接近零，在3～4 h的沉淀过程中，随着内源反硝化的发生，产生碱度，pH又有一定程度的上升。

图6　典型周期各污染物浓度及DO、pH变化Fig.6　Variation of pollutant concentration and DO, pH in typical cycle■ NH-N ; ★ NO-N; ▲ NO-N; ○ COD; □ pH;　DO

3　讨论分析

3.1控制溶解氧实现稳定的部分短程硝化

全程硝化过程是由 AOB 和 NOB两种菌群的生化作用完成的，而这两种菌群在生理机制和环境因素影响等方面存在差异，因此对短程硝化的实现可以通过控制各种影响因素进而促进 AOB 的生长繁殖而抑制 NOB 的生长。如高浓度的游离氨（FA）[16-18]或游离亚硝酸（FNA）[16,18-19]抑制，高温结合短污泥龄（SRT）[20]，低溶解氧（DO）[21-23]，持续控制曝气[24-26]和低pH[27]。但是这些控制手段往往需要在特定的外部条件下才能实现，如高浓度FA和FNA抑制需要特定的进水水质[17,19]，高温低pH控制又使得菌种的生长环境非常极端[20,27]，相比之下，控制低溶解氧较易实现，因此DO是短程硝化工艺中最受研究关注的一个指标。此外，除了DO较易调控的优点，还因为：①与溶解氧直接相关的曝气量是工程上能耗的重要指标，低溶解氧的条件下实现短程硝化意味着节约能耗；②AOB与NOB都为好氧微生物，不同DO浓度对这两类硝化细菌的生长影响不同[13]。

在DO调控方法中， Bernet等[13]的研究认为AOB 和 NOB 分别对 DO 具有不同的亲和力，当DO＜1.0 mg·L−1时，AOB 与 NOB 的增殖速率都会随着 DO 降低而减小，例如当DO为0.5 mg·L−1时，AOB 的增殖速率降低了40%左右，NOB 降低了70%以上。NOB的增殖速率相对降低更多，使得AOB逐步成为硝化细菌的主体，NO2−-N 积累得以实现。而Laanbroek等[28]和Hanaki等[29]的研究认为，当DO浓度过低而成为硝化过程的限制性因素时，AOB 将会提高增殖速率弥补AOB 代谢活性下降的问题，使氨氧化过程不会受到明显的不利影响，相比之下NOB 增殖速率并不会提高。虽然目前研究者关于低 DO实现短程硝化的理论机理存在着不同观点，但大多数研究者认同将 DO 作为稳定实现短程硝化的控制因素。由于实时控制某一低DO浓度值操作复杂，而利用控制器调控，则需要增加成本投入，因此在本研究中，将预实验得到最佳的曝气量[7.2～12 L·(h·L)−1]和曝气时间（2～3 h）利用于PNSBR中，实现了长期稳定的部分短程硝化的效果。付昆明等[30]在研究曝气量对CANON反应器运行效率的影响时，实验前期建立稳定的亚硝态氮积累阶段中，曝气量维持在31.2 m3·(h·m3)−1，亚硝积累率达到98%以上，这是将全部氨氮转化为亚硝态氮，其曝气量大于本研究得出的部分短程硝化最佳曝气量。

本研究实现长期稳定的部分短程硝化效果有以下两方面原因：一方面，通过采用恒定曝气量的方式将DO控制在较低的范围内（DO＜1.0 mg·L−1），从而有利于AOB的生长代谢并实现了稳定的短程硝化效果；另一方面，PNSBR的运行方式使得好氧阶段前，上周期积累的全部亚硝态氮通过利用进水中的碳源被反硝化掉（上周期的内源反硝化和本周期的外源反硝化），这不仅避免了为NOB提供生化反应的底物导致短程硝化破坏，而且充分利用了原水中的有机物进而减少了去除COD的能耗。

此外，在PNSBR曝气过程中还出现了同步硝化反硝化（SND）现象，去除了更多的氮素，这种现象在国内外很多报道中均有发生，尤其是好氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统中[31-32]。对于SND技术，DO也是控制其实现的关键因素，Wang等[33]的研究指出短程硝化和SND在低DO条件下才能实现；Munch等[31]的研究认为，DO浓度为0.5 mg·L−1时，硝化速率与反硝化速率相同，可实现SND。

3.2部分短程硝化——一项有潜力的工艺

同步厌氧氨氧化与反硝化工艺（SAD）具有以下优势：①反硝化消耗有机物并产生CO2，为Anammox消除了有机碳源的抑制作用并提供无机碳源；②反硝化菌在电子供体不足的情况下将硝态氮还原为亚硝态氮，可为Anammox提供底物[34]；③Anammox产生少量的硝态氮，可以通过反硝化作用去除；④SAD工艺对于不同C/N比的污水均表现出较高的总氮去除率[35]，对于低C/N的生活污水，弥补了其碳源不足的缺陷；⑤Anammox菌与反硝化菌的竞争与协同作用能削弱低温对Anammox菌的影响，同时还能促进聚合Anammox菌的生长[36]。SAD工艺被越来越广泛地应用到实验研究和实际污水处理中，因此SAD工艺的进水水质也变得至关重要。

目前，研究者多以如何启动短程硝化为主，而对维持长期稳定的短程硝化研究较少，更很少涉及实现SAD工艺的进水水质，而本研究通过控制曝气实现的部分短程硝化弥补了该研究上的缺陷，是一项非常有潜力的技术，还将为部分短程硝化-厌氧氨氧化耦合反硝化（PNSAD）工艺处理城镇低碳氮比生活污水在工程上的应用提供科学指导。

4　结　论

（1）通过控制曝气量和时间使得PNSBR好氧阶段DO处于较低水平（＜1 mg·L−1），且在达到氨谷点之前停止曝气，使得氨氮只有部分被氧化为亚硝态氮，比短程硝化更节省曝气时间，节约能耗。

（2）低DO利于AOB的生长代谢而抑制NOB的活性；PNSBR排水后剩余的亚硝态氮通过利用进水中的碳源反硝化去除，避免了为NOB提供底物的可能，从而实现了长期稳定的部分短程硝化。

（3）PNSRB反应器排水中NO2−-N与的比值大于1.32，满足同步厌氧氨氧化反硝化工艺（SAD）的进水水质指标，因此部分短程硝化是一项有潜力的工艺。

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Achievement of long-term and stable partial nitritation in sequencing batch reactor

ZHAO Mengyue, PENG Yongzhen, WANG Bo, GUO Yuanyuan
(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Abstract:In this study, a sequencing batch reactor (SBR) was used to treat domestic wastewater, and the optimal aeration rate and time to realize partial nitritation (PN,was partially converted to NO2−-N) were obtained through three preliminary tests. A long-term PNSBR was operated more than 110 d (450 cycles) with an optimal aeration rate [7.2—12 L·(h·L)−1]and time (2—3 h) during aeration. The results showed that the nitrite accumulation rate in the effluent maintained 94%—100%, indicating the stable partial nitrification. The ratios between NO2−-N andwere in the range of 2—4. Further analysis demonstrated that in the long-term operation of PNSBR, the low dissolved oxygen (DO) by controlling aeration benefited the ammonia oxidizing bacteria (AOB) activity but inhibited the nitrite oxidizing bacteria (NOB) one. On the other hand, the residual nitrite after decanting in a cycle was removed via denitrification (endogenous in this cycle and exogenous in next cycle) by using organics in raw wastewater, through which substrates for NOB were prohibited, and thus stable PN was realized. The process of simultaneous anammox and denitrification (SAD) was widespread, and PNSBR, as apre-treatment reactor, can provide substrates for SAD, and thus PN was a potential technology in future.

Key words:wastewater; aeration; dissolved oxygen; degradation; partial nitritation; simultaneous anammox and denitrification

中图分类号：X 703.1

文献标志码：A

文章编号：0438—1157（2016）06—2525—08

DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20151877

基金项目：国家自然科学基金项目（51478013）；北京市教委资助项目。

Corresponding author:Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn