1、处理城市污水的UASB短程硝化厌氧氨氧化MBBR联合工艺处理城市污水的UASB-短程硝化/厌氧氨氧化MBBR联合工艺亮点： 侧流工艺向主流工艺的转移减低了系统对于溶氧的需求； 主流厌氧氨氧化在25C的条件下运行了16个月； 得出了间歇曝气的最佳持续时间为15min； 悬浮状态的AOB/NOB活性率是生物膜上附着状态的两倍； 厌氧氨氧化菌的活性维持了与侧流状态相同的水平；摘要：本研究测试了上流式厌氧污泥床（UASB）反应器与厌氧氨氧化移动床生物膜反应器（MBBR）的联合体系对于城市主流污水的处理效果。在从污泥水过渡到主干污水的五个月时间内研究了亚硝酸菌（AOB）与硝酸盐细菌（NOB）的竞争。出水
2、的终处理系统运行持续时间为16个月。进水中氨氮浓度的降低大大减少了水中悬浮生物量，而后者导致亚硝酸盐产生的重要贡献者。本研究同时测试了溶解氧浓度以及短暂缺氧状态对NOB产生的影响和抑制机制。结果表明，缺氧状态的持续时间不会影响NOB的代谢恢复。较之AOB和NOB两种菌与氧气的密切关系，氧的扩散对于生物膜系统中的氮转化起到了更为重要的作用。1. 引言 未来污水处理的发展趋势是将污水视作一种资源，尽可能以沼气形式回收其中的能量，同时满足对于移除营养物质的要求。在这样的系统中，初步的处理可以是通过沉淀、混凝和絮凝作用对有机物的去除，或者是高效活性污泥法来通过污泥最大化去除水中的有机质，抑或是诸如上流
3、式厌氧污泥床反应器中使用到的厌氧污水处理方法。 通过有机物去除步骤之后的出水具有较低的COD/N比，意味着在预处理之后，引入短程硝化/厌氧氨氧化这样的脱氮工艺十分有利，也可以最大程度地实现处理工艺的经济效益。通过厌氧氨氧化来进行污水脱氮最大的困难是，AOB菌在生物量中的累积以及NOB菌生长所产生的抑制。迄今为止，许多研究提出了在类似主流状态下通过厌氧氨氧化进行脱氮处理的成功例子。 但是对有关在类似主流状态下全程自养脱氮工艺的运行研究却很有限。Wett等研究了实际规模中高效活性污泥法（HRAS）的出水从侧流污泥回水中对AOB菌以及厌氧氨氧化菌的富集。Lotti等人研究了对市政污水在19c时运行H
4、RAS之后采用颗粒污泥反应器处理的效果。在反应器运行的稳定期，观测结果表明平均脱氮效率为29%，在最佳工况段到达了48.8%。在Malamis等人的研究中，联合了去除有机物的UASB与从采用Demon脱氮技术的污水厂中接种的自养脱氮序批式活性污泥法反应器，并将联合工艺在30的运行条件下应用到人工合成的模拟污水的处理中。这一联合系统运行了98天并且在最后的60天里维持了稳定的脱氮效果.研究集中在了厌氧氨氧化的脱氮效果上，因此并没有说明NOB菌的脱氮以及累积脱氮效率。De Clippeleir等人研究了一个处理模拟污水的生物转盘在运行温度从30C降至14C的360天里的效果。测得总氮的脱除效率介于
5、34%（于17C)与54%（于29C）之间。当采用主流污水的运行温度是，反应器在COD/N比在02之间的不同状态下运行了80天，平均脱除效率为2345%。Hu等人将处理高浓度模拟废水的厌氧氨氧化反应器改造成全程自养脱氮反应器，并在氨氮浓度为70mg/L，温度为12C的条件下运行。在向主流处理转化之后，反应器运行了158天表现出了超过90%的脱除效率并且在出水中并没有监测到硝酸盐。这是唯一一个在全程自养脱氮反应器低温下处理低浓度废水是没有表现出NOB菌生长的研究。 总而言之，将全程自养脱氮系统在主流污水状态下运行已经取得了显著的研究进展。然而，大多数的研究中，系统运行的持续时间都不超过1年；只有
6、在De Clippeleir等人对于低氮浓度污水处理的研究中，持续运行了440天。也只有Lotii和Wett两个研究团队使用到了未对成分进行人工调整的实际经预处理的市政污水。并且最终也没有研究涉及到了全程自养脱氮MBBR对市政污水的研究。对于AOB菌和NOB菌受溶解氧影响程度大小在这些文献（参阅Blackburne，Wett，Wiesmann等人的研究）中观点并不一致。另外，氧的扩散对于生物膜上AOB菌与NOB菌之间的竞争并没有得到充分研究。利用间歇曝气来汰选NOB菌在研究文献中被频繁提到，针对NOB菌的抑制机制也存在不同的解释。（Al-Omari；Kornaros等）本研究的目的是测试UAS
7、B和自养脱氮MBBR结合系统对于主流污水的处理效果。研究者观测了在从侧流向主流污水过渡中处理系统的稳定性和长期接受UASB出水的自养脱氮MBBR中微生物群落。分析了MBBR中AOB菌，NOB菌，以及厌氧氨氧化菌在生物膜和悬浮生物量中的相互影响。同时在短期的试验中调查了NOB菌的抑制途径，然后在持续的运行状态下对这些途径进行了测试。2.方法2.1 实验设置这个处理系统由两个反应器-处理有机物的UASB以及自养脱氮的MBBR所组成。UASB的容积为6.2m3，其进水来自于斯德哥尔摩的日处理量为24m3的Henriksdal污水处理厂的初级处理出水。这一进水大致具有100mg/L的COD以及42mg
8、/L的总氮浓度。UASB的运行温度维持在了20C。 MBBR的容积为100L并且以40%的填充率加入了载有硝化以及厌氧氨氧化细菌Kaldnes K1填料（生物膜的总面积为40m2）。在本研究之前，该MBBR用在了关于侧流污泥水处理的一个为期三年的研究中（Winkler；Yang，2013）。反应器中的成分在转速为100rpm的机械式搅拌器作用下混匀，反应器内的温度维持在了25C。该反应器同时安装了在线检测仪，可以实时测量溶解氧，pH，氧化还原电势以及电导率。溶解氧浓度通过曝气强度控制器维持在了一个适宜的水平。系统中同时使用到了连续和间歇式的曝气方式。MBBR的出水再经过一个沉淀池，将悬浮的生物
9、沉淀下来，并可以将这些沉淀物进行活性测试。 研究分成了两个阶段。在第一个阶段中，自养脱氮反应器处理的是厌氧消化污泥水与经UASB以及孔径为20um的纤维过滤器滤后的出水的混合物。（混合液的成分见表1）水中的氨氮浓度通过变更污泥水与主干污水的配比设置了递减的梯度。在第二个阶段中，自养脱氮反应器仅处理UASB反应器的出水（成分见表2）在此过程中对不同曝气方式的影响进行了研究。2.2 活性测试 本研究中对比厌氧氨氧化活性（SAA）的监测使用到的是Dapena-Mora等人所提出的方法。这种方法的核心是测量在厌氧氨氧化菌反应过程中所增加的氮气气压。另外对于生物膜上和悬浮态中的好氧细菌活性采用的是Gut
10、等人提出的测量方法-选用氧气利用率（OUR）这一指标来表征。异样硝化的活性通过分析了在脱氮过程中液态培养基上硝酸盐浓度水平来反映。2.3 短暂缺氧的实验 为了研究短暂缺氧状态对于NOB菌的抑制机制的研究，将附着态的生物（膜上微生物）置于控制溶氧供应和控制溶氧与亚硝酸盐浓度的条件下培养。前一种条件中，培养基的配置是通过在5.34mmol/L的磷酸盐缓冲液中加入NaHCO3以及NaNO2至这两种物质在混合液中的浓度分别为：10mmol/L和15mmol/L（亚硝酸根），最后在将混合液曝气至溶解氧水平为大于6mg/L。完成配置之后，将微生物接种到培养基上，并通过HACH -HQd40 溶氧测量仪来监
11、测溶氧水平培养基到达缺氧状态的时间。针对微生物缺氧状态培养的不同持续时间进行了多组测试，完成设定的时间后，溶解氧的浓度通过用充氧缓冲基质置换一部分的液体培养基迅速增至2mg/L并在此之后重新测定了溶解氧浓度的减少趋势。 对第二个实验，在磷酸盐缓冲液中调整碱度至10mmol/L，氨氮浓度至50mgN/L(加入NH4Cl)，并且在接种微生物之后监测溶解氧的衰减趋势。AOB菌以及NOB菌在实验中一直处于活性状态。当氧气耗尽之后，通过化学分析确定厌氧氨氧化菌在5min之内消耗了剩下的亚硝酸盐。在缺氧阶段，添加入提供亚硝酸根的物质和N-烯丙基硫脲（Gut等人在研究中提出的针对AOB菌的抑制物）至最终浓度
12、水平分别为15mg(亚硝态氮)/L以及12mg/L,溶解氧浓度增至2mg/L同时NOB菌所消耗的氧气也得到了测定。在以上两个实验中，缺氧态的持续时间在20min至15h范围内的不同梯度都进行了测试。氧气的消耗速率通过计算溶氧水平降低的斜率来获得。2.4 溶氧对于AOB菌以及NOB菌生长速率影响的研究：AOB菌和NOB菌的生长速率通过氧气消耗来表征。氧吸收率（OUR）通过完全冲洗的载体来测量，洗液为5.34mmol/L磷酸盐缓冲液混合NaHCO3溶剂至10mmol/L。根据氮源的不同进行了分组实验，分别为：只加氨氮，只加亚硝酸盐，以及同时加入两种物质。最后的浓度水平分别是：50mg（氨氮）/L,
13、15mg(亚硝态氮)/L。在实验过程中没有加入任何的抑制剂，氧浓度水平从6mg/L到0mg/L都进行了测量。2.5 分析方法 对不同氮源，COD以及碱度的分析采用到的是Lange博士的比色法（LCK303，LCK341，LCK340，LCK314，LCK362，LCK238）。所有的样品在分析之前都先通过了0.45um滤膜进行的过滤。MBBR的微生物总量通过标准法来进行了测定（APHA，1998）3.结果与讨论3.1 UASB反应器的效果鉴于通过UASB处理市政污水已经研究得相当充分并且也全面应用了，本研究关注的是UASB的脱氮效果。研究过程中对于整个运行期污水中COD和TN浓度在通过UASB
14、反应器前后的改变都进行了测量。生物气产量为175L/d（其中甲烷占了52%），也就是说处理1m3的污水可以产生7.3L的生物气。进水与出水的总氮浓度没有变化，出水的COD浓度为61mg/L。3.2 主流污水状态： 3.2.1 氮的转化路线MBBR的进水中的氨氮浓度通过变更污泥水与主干污水的配比设置了递减的梯度。（表1）在最初的三个时期(Ia-Ic），水力停留时间（HRT）逐渐减少到了0.60.8天（这是在Henrikasal污水厂生物处理段常见的停留时间）,并且在运行的整个过程一直维持了这个水平。氮的容积负荷（NLR）在进水中氨氮浓度降低过程的Ia到Ig阶段从1.79减少到了0.21gN/(m
15、2d)。在MBBR最初运行的时期（Ia）,处理的是未经稀释的污泥水，系统表现出较高的脱氮效率（平均86%），脱氮速率（1.6gN/(m2d)）；以及2.5天的水力停留时间，接近于厌氧氨氧化反应化学计量浓度水平的硝酸盐产量。（表1A）在Ib-Ie阶段，脱氮效率表现出显著地下降。由于平衡总氮负荷与供氧十分困难，系统中会出现欠曝气（Ib-Ic阶段）和过曝气（Id-Ie）的阶段使得平均脱氮效率降低到6065%。从If阶段开始，当进水中的氨氮浓度减少到平均108mgN/L时，系统中观测到显著地硝酸盐积累（源于被去除的氨氮）（见表1A）。在最初的五个阶段，硝酸盐的产生接近于或者低于自养脱氮反应的化学计量水
16、平；然而，在If-Ig阶段间，3070%的氨氮都被NOB菌氧化成硝酸盐，从而导致了低的脱氮效率（43%左右）。在IIa阶段，MBBR处理的是未经添加其他成分的UASB出水，硝酸盐持续累积。正由于此，系统在本阶段和所有氨氮转化为硝酸盐过程中的脱氮效率分别仅为35%和53%。3.2.2 细菌的活动生物膜上厌氧氨氧化菌的活动在最开始的五个渐进阶段都处于较为稳定的状态（表1B），即使脱氮效率缩小了三倍。在后续的阶段中， 当进水中的氨氮浓度进一步缩小，SAA减小到了1.2-1.5gN/(m2d)。在整个渐进阶段，异养的反硝化菌的活性都稳定在0.320.14gN/（m2d）的范围内。AOB菌在Ia-If阶
17、段处于相当稳定的活性水平，平均在3.5-5.5gO2/(m2d)范围内；但是在Ig时期减少到2.5gO2/(m2d)。在Ia-If阶段,悬浮污泥对氧气的利用大多源自AOB菌活动，应为NOB菌以及异养菌的活性水平低于仪器检测限。但是从Ia到If的过程中，AOB的活性水平减少了三倍，从6.5gO2/(m2d)到2gO2/(m2d)。从Ig阶段开始，异养菌的活性增加到1gO2/(m2d)同时NOB的增加到0.5gO2/(m2d)。通过与3.3.3中讨论到的相似的试验方法发现了附着态和悬浮态生物中OUR和溶氧浓度的相互依赖关系；同时通过OUR的结果计算出了氮通量，后者在氧浓度维持稳定水平的反应器中同样
18、可以预估得出。（表1D）虽然在污泥水的处理阶段（Ia），混合液挥发性悬浮物的浓度低于200mg/L，悬浮态生物却处于相当高的活性水平，OUR值为6.5gO2/(gVSSd)。因此，悬浮态AOB氧化氨氮的能力在5mg/L溶氧条件下与生物膜上基本一致。另外，氧气扩散在悬浮态和附着态生物中的差异，致使在75%的氨氮氧化都来自于悬浮态的AOB菌（设定的溶氧浓度为0.8mg/L）；与之相对，99%的厌氧氨氧化活动都来自生物膜上。这个结果与Veuillet等人的研究一致，即在全程自养脱氮MBBR处理污泥水时也会发现微生物活动的空间分配。随着进水中氨氮浓度的降低，混合液挥发性悬浮物浓度迅速地降低，表现出的结
19、果就是每升处理水中低的污泥产量以及更短的水力停留时间。因为绝大部分的悬浮微生物都是AOB菌，因此生物量的降低导致了反应器中氨氮氧化活动的减少。另外，低的悬浮生物浓度使得反应器中的绝大部分氨氮氧化活动都来自于生物膜上。在Ic，If，IIa阶段，悬浮污泥所贡献的氧化能力分别只占到总量的33%，9%以及6%。悬浮污泥对转化速率的低影响意味着生物大多首先在生物膜上生长而悬浮态来自于脱落的生物膜。老旧生物膜的脱落解释了在Ia到IIa过程中悬浮生物中生物活性的降低。由于中试规模的MBBR在没有污泥截留的状态下运行，悬浮微生物的平均停留时间与水力停留时间相同。相对而言，附着态微生物的平均停留时间就会长得多，
20、致使膜上的NOB菌可以在污泥水处理过程中停留数年之久。在污泥水向主流污水过渡的进程中，悬浮微生物浓度的降低使得反应器中AOB菌的降低。并且，生物膜上AOB菌在Ig阶段活动的减弱进一步减小了AOB/NOB比，致使从If开始硝酸菌的高产。Ia时期，厌氧氨氧化菌的脱氮能力基本与悬浮态和附着态中AOB菌的能力相当。（表1D）在接下来的试验阶段，前者总是高于AOB菌的能力以及总氮负荷。Ib-Ig阶段中anammox活动与脱氮率之间的巨大差异是比厌氧氨氧化活性减低的重要原因。Anammox细菌在这个过程中，处于营养供应不足致使部分衰老死亡。3.3 长期的污水处理运行进行自养脱氮反应器的长期污水运行，目的是
21、为了以时间为轴确定微生物的稳定性，同时验证厌氧氨氧化菌可以在生物膜上维持一定的数量而不是完全被NOB菌和其他异养脱氮菌完全淘汰掉。因为氧气因素是控制AOB-BOB相互竞争的主要因素，研究者在16个月以主流污水作为反应器进水的运行期内，针对不同的曝气方式进行了实验。并且根据阶段I的结果显示，硝酸盐的累积是实现高效脱氮的主要障碍之一。生物膜上AOB菌以及NOB菌的竞争通过不同的序批测试进行了研究。 3.3.1 不同曝气方式的处理效果当过渡到主流污水的处理时，反应器在连续曝气的条件下运行（阶段IIa）。由于脱氮效率相当低（表2），因此曝气方式改换为“45min曝气-15min停止曝气”为一个周期的间
22、歇性曝气，并且溶解氧的设定为0.3mg/L(阶段IIb)。然而，脱氮效果进一步恶化至平均19%。132天的运行之后，曝气方式重新变成连续式曝气（阶段IIc）。脱氮速率又恢复到与IIA相同的水平。脱氮效率较之上一阶段有所提高，然而仍然低于同样为连续曝气的阶段IIa。这可以归因于不同的生物膜群落组成，在阶段IIa，厌氧氨氧化菌的活动水平与污泥水处理时相当（表2A）另外，AOB菌的活性水平（以耗氧量来表征）三倍于NOB菌（表2B)。这可能是反应器此前处理高浓度污水所致。表2 主流污水处理阶段（阶段II）的微生物活动（A）生物膜中的厌氧氨氧化菌以及异养脱氮菌（B）生物膜中的好氧菌 结果表明，在阶段II
23、b富养相的持续时间与缺氧相相比过长。因此将间歇曝气缺氧相时间增加至30min（阶段IId）。在这一调整之后，脱氮效率增至35%。将负荷调整为高负荷之后，系统中观测到了好养活动以及脱氮效率。在阶段IIe将好氧阶段持续时间调整到30min并没有显著改变脱氮效率，但是略微降低了脱氮的速率。在阶段IIf，将间歇性曝气周期改换为“15min好氧-15min缺氧”，与之前各相为其两倍时间的阶段做了比较（随后会进行分析）观测到最高的脱氮效率。图 3 溶氧对AOBNOB竞争影响的分批实验（a）只限制氧气供给的短暂缺氧组（b）同时限制氧气和亚硝态氮的短暂缺氧组（c）氧气对AOB,NOB的分别影响 3.3.2短暂
24、的缺氧态对NOB菌的抑制 间歇性曝气在污泥水处理（Lackner等人，2014）、在含有自养脱氮工艺的主流污水处理（Wettet等人，2013）以及硝化/反硝化系统中（Ge等人，2014；Kornaros等人，2010）是作为一种抑制NOB菌生长的工具存在，这些研究提出两个在曝气初期NOB菌活动处于停滞期的假说，一为一种或两种限制性基质的缺乏，另一种为在长时间的缺氧期所导致的代谢失活。为了研究这些假说，研究者们对通过附着有生物质的生物膜在限制溶解氧和同时限制溶解氧以及硝酸盐的两个条件下，研究了短暂的缺氧态。在限制溶解氧的前后，不同溶氧水平下系统中的耗氧速度得到了比较（表3A）实验中对液态基质的
25、置换后溶氧测量回到稳定态需要23min，因此这段时间内的NOB菌活性停滞不能被测出，即使是处于一个长时间的溶氧限制态之后。同时研究者发现，在同时控制溶氧和硝酸盐的试验中，持续时间对于NOB菌的活动没有影响（图3A 中线2.4.6）与对照实验（图3A 中线1.3.5）相比所呈现出的减弱是因为特征限制因素对AOB菌的活性降低。这些研究表明低硝酸盐浓度和溶氧浓度状态的持续时间对于NOB菌活动的恢复没有影响，以上的结论与Kornaros等人的研究形成了矛盾，他们指出在曝气初期观测到了NOB菌活动停滞，并且NOB菌活性恢复的弛豫和缺氧态的持续时间存在一个函数关系。Gilbert等人针对缺氧态后的NOB菌
26、活性恢复的弛豫进行了一个深入的研究，反现了NOB菌活性的弛豫很大程度取决于反应器的运行方式和对应的生物膜的微生物群落结构。当反应器在高浓度溶氧水平下运行时，在源自生物膜上的硝化/厌氧氨氧化悬浮微生物中观测到了长至13min的弛豫时间。然而，在低溶氧在水平运行时，生物膜上的最长的弛豫时间仅为6min，即使是经过60min的缺氧阶段之后。另外，弛豫现象的一部分可以通过混合液缓慢的氧化作用以及曝气相乎其较低的硝酸盐浓度来解释。本研究在阶段IIe中进行的实验，溶氧水平设置为0.6mg/L，表明因为代谢机制失活导致的弛豫可以最大到达23min。生物膜中的氧气浓度更低，因此可以被视为在低浓度溶氧下运行。因
27、此，这些结果同样也支持Gilbert等人关于低氧态下NOB菌，缺氧时间越长，收到的抑制作用越弱这样的结论。即使，NOB菌在缺氧状态下的失活难以被检测到，间歇性曝气被证实更适合于全程自养脱氮以及消化反硝化系统。在缺氧状态，剩余的硝酸盐被厌氧氨氧化菌或脱氮菌以显著低于半饱和状态清除干净；另一方面，NOB菌的活性因为在曝气初期收到了限制性基质而被抑制。在这种情况下，缺氧态持续时间应该根据硝酸盐的完全清除所需要的时间来确定。 3.3.3 溶解氧对于AOB-NOB菌之间竞争的影响直到最近，AOB菌才被发现表现出较之NOB菌受溶氧的影响更加明显。大量的研究文献中AOB菌和NOB菌针对溶氧这一因素的半饱和系
28、数平均为0.3mgO2/L和1.1mgO2/L（Wiesmann，1994）。基于这些数据，在低溶解氧浓度下运行的反应器更加有利于减缓NOB菌的生长速率和硝酸盐积累。然后，Wett等人（2013）在对一个中试规模和污水厂际规模的自养脱氮反应器进行研究的过程中，当AOB菌和NOB菌半饱和系数分别为为0.35-0.4与0.06-0.16时，NOB菌更容易受氧气这一因素的影响。在本实验中，氧气对生物膜上AOB菌和NOB菌竞争的影响是采用测试氧吸收率来获得的。（见表2.4）当只有亚硝酸盐供应的时候（图3C中线1），就可以获得溶氧对于NOB菌的影响曲线。当溶氧达到3.5mg/L时（远高于Regmi和We
29、tt等人研究中所分别提出的1.2mg/L，0.7mg/L），NOB的活动达到最大值。这是由于生物膜中氧气扩散的影响所致，同时也是限速步骤。当仅仅以氨氮最为基质时（图3C中线3），研究者观察到在溶氧为2.5mg/L，OUR随氧浓度呈线性增长，而超越这一浓度之后，增速放缓。在这一实验中，绝大多数的氧气都被AOB菌所消耗，因为系统中的亚硝酸盐只能通过AOB菌来提供。因为NOB菌的活性水平可以与AOB菌相近，同时氧扩散是反应中的限速步骤，可以推测所有的亚硝酸盐都被NOB菌所利用，因此AOB菌的生长速率就可以计算得出（图3C中线4）。但是这样的假设存在的一个缺陷是，厌氧氨氧化菌对于产出的亚硝酸盐的消耗并
30、没有纳入考虑（尤其是在低溶氧区间）。然而，由于获得的AOB菌生长曲线刚好与NOB菌生长曲线契合，有力的支持了“在研究的生物膜系统中，溶解氧对于AOB菌和NOB菌的影响作用是相近的；同时氧气的扩散是远比影响相对大小更重要的因素”这个结论是源于针对分别添加氨氮或亚硝酸盐的两个实验基于OUR的测量数据所得。（图3C中线2）这一速率在溶解氧浓度为6mg/L时低于AOB菌和NOB菌活动的总和，在溶解氧浓度为1mg/L时接近于AOB菌和NOB菌的活动水平。将此前的实验结果综合考虑，为了在一步自养脱氮系统中使生物膜上AOB菌相较NOB菌处于优势地位，需尽可能的在曝气时期维持较低的亚硝酸根浓度，并且尽可能缩短
31、消耗亚硝酸根的缺氧态时间。溶氧水平对研究中的生物膜系统中AOBNOB菌竞争并没有影响。但是，低溶氧态下厌氧氨氧化菌比NOB菌在亚硝酸盐吸收中更具竞争力因为氧气浓度的增加会促进NOB菌的活动同时导致厌氧氨氧化菌的失活。 3.3.4 中试规模MBBR中短暂缺氧态的利用图 4 不同运行方式的中试规模反应器中AOB菌与NOB菌的竞争（a）持续的营养供给+“30min+30min”间歇性曝气（b）持续的营养供给+“15min+15min”间歇性曝气（c）序批测试+“15min+15min”间歇性曝气 前面所述的分批实验所得出的结论通过连续进水性的中试规模系统运行所进一步验证。对比反应器运行的最后四个阶段
32、，相同的溶氧浓度设定值与不同的缺氧和曝气时间运行，连续进水的曝气方式下脱氮效率最低（阶段IIc）。30min缺氧态的引入提升反应器的处理效果（阶段IId），并且应用45min曝气或30min曝气并没有显著差异。当对一个曝气周期（阶段IIe）内不同氮源进行研究时（图4A），观察到亚硝酸盐浓度在曝气的最初15min内增加至0.065mgNO2-N/L并在曝气态的最后增加至0.09mgNO2-N/L（对应于反应器中在相同pH和温度下的0.017ugHNO2-N/L）。这一浓度低于反应器中的氨氮浓度，但是接近NOB菌的半饱和常数，0.032ugHNO2-N/L（国外，Wiesmann，2014）另外，研究者们还观察到，绝大部分的硝酸盐消耗都是在缺氧态的最初15min进行的，随后的15min几乎没有发生。在曝气时期，氨氮浓度的降低同时伴随了硝酸盐浓度的升高；在非曝气时期，情况刚好相反。对于阶段IIF中氮源改变的分析结果表明，在曝气末期亚硝酸盐的浓度仅增长至0.04mgNO2-N/L，同时亚硝酸盐的浓度平均值低于30min为曝气时间运行下的二分之一水平。足够长的缺氧时间使得亚硝酸盐浓度可以低至仪器检出
