传统的生物脱氮工艺是将氨氮转化为亚硝态氮，再转 化为硝态氮进行反硝化，是经历完全的硝化反硝化的过程，在这个过程中存在同步硝化反硝化^{[1, 2, 3]}和短程同步硝化反硝化^[4,5]. 对于反硝化菌，无论是NO₃^--N还是NO₂^--N都可以作为最终的受氢体，因此若将NO₂^--N作为最终的受氢体就可以缩短硝化反应的过程. 因此与传统硝化反硝化相比， 同步硝化反硝化可节省约25%能耗，40%的碳源，具有缩短反应时间，降低污泥的产量等优点^{[6, 7, 8, 9]}. 近年来，如何将硝化反应停止在亚硝化的阶段，阻止亚硝酸盐的进一步氧化，并使其进一步迅速反硝化是目前研究的重点，但是在动态的反应器中，如何控制亚硝酸盐氧化菌(NOB)数量、 富集氨氧化细菌(AOB)和好氧反硝化菌，使生成的NO₂^--N快速同步反硝化并非易事，同时影响亚硝酸盐积累以及脱氮因素有很多^{[10, 11, 12, 13]}，且大多数因素之间相互关联，主要因素有溶解氧、 pH、 温度、 COD/N、 接种污泥等^{[14, 15, 16, 17, 18]}. 目前大多数研究是针对处理高氨氮及COD/N较高的废水，并且存在启动时间较长、 运行不够稳定^{[19, 20, 21]}等缺点. 也有学者对低碳氮比的生活污水脱氮除磷进行研究^{[22, 23, 24]}，但大多数工艺存在氮、 磷同时去除不高^[25]、 启动时间长等问题. 因此，针对我国南方城镇污水低C/N比生活污水同步脱氮除磷难的现状，在SBR中接种好氧颗粒污泥，以低COD/N比生活污水为进水基质，采用逐步降低曝气量的方式，以快速实现同步硝化反硝化耦合除磷为主要目的，研究反应器启动过程中的除污性能及颗粒污泥的变化特征，以期为低COD/N比生活污水脱氮除磷提供可靠的实验依据和理论基础.

实验装置采用序批式活性污泥反应器(SBR)如图 1所示. 反应器由有机玻璃制成，高20 cm，长10 cm，宽7.5 cm有效容积为1.50 L. 反应器上部和下部设置了排水口和取样口，采用空气压力机通过底部的沙盘曝气头进行曝气，转子流量计控制气体流量.

图 1

Fig. 1

1.进水箱； 2.进水泵； 3.曝气盘； 4.气体流量计； 5.曝气泵； 6.pH计； 7.DO仪探头； 8.排泥箱； 9.出水箱； 10.出水控制阀； 11.溶解氧仪； 12.pH计； 13.自动控制箱 图 1 SBR实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of SBR

将反应器置于恒温水浴锅中，使其反应温度始终保持在30℃左右. 反应器每天运行两个周期，每个周期720 min: 进水5 min、 曝气360 min、 沉淀5 min、 排水5 min、 余下345 min为闲置. 每周期排水为反应器有效容积的50%. 通过转子流量计控制反应器的曝气量，从而控制溶解氧浓度(DO). 本实验按照溶解氧的不同分为3个阶段: 第1阶段(1~7 d)为DO 1.50~2 mg ·L^-1； 第2阶段(8~15 d)为DO 1~1.50 mg ·L^-1； 第3阶段(16~60 d)为DO 0.50~1 mg ·L^-1. 反应器启动运行过程中，根据实际情况进行排泥，使反应器内污泥龄约为20 d.

接种污泥为本课题组事先培养的好氧颗粒污泥^[26]，接种量为反应器有效体积的40%左右，接种后污泥浓度(MLSS)为4.20g ·L^-1，污泥体积指数(SVI)为38.10 mL ·g^-1.

实验用水为人工配制的模拟生活污水. 葡萄糖、 柠檬酸三钠为碳源，(NH₄)₂SO₄为氮源，KH₂PO₄为磷源，反应器启动运行期间，加入40 mg ·L^-1 Ca²⁺以及微量Fe²⁺、 Cu²⁺等离子，NaHCO₃调节pH至7.5~8.0，主要配水材料见表 1: 主要水质指标ρ(COD)为200~300 mg ·L^-1，ρ(TN)为50~75 mg ·L^-1，ρ(TP)为2~3.50 mg ·L^-1，ρ(NH₄⁺-N)为50~65 mg ·L^-1.

表 1(Table 1)

表 1 实验配水材料 Table 1 Properties of the simulated wastewater used in the test/mg ·L-1 成分 含量 成分 含量 葡萄糖 103.2 FeCl 3 0.1 柠檬酸三钠 282.8 CuCl 2·6H 2O 0.1 (NH 4) 2SO 4 275.3 CoCl 2 0.1 KH 2PO 4 13.17 H 3BO 3 0.1 CaCl 2 40 EDTA 0.1 NaHCO 3 105 ZnSO 4·7H 2O 0.1 MgSO 4·7H 2O 100 NiCl 2·6H 2O 0.1

表 1 实验配水材料 Table 1 Properties of the simulated wastewater used in the test/mg ·L-1

实验期间，平均每2 d和5 d对水质和污泥指标进行监测分析. 水体COD、 NH₄⁺-N、 TN、 NO₃^--N、 NO₂^--N和TP以及污泥MLSS、 SVI指标均按国标法测定^[27]； 污泥形态采用光学显微镜(OLYMPUS CX41)观察； DO采用YSI DO200型溶解氧仪测定； pH采用雷磁PHSJ-4A型pH计测量. 数据均取于两个周期的平均值. 同步硝化反硝化效率、 硝化效率的计算公式如下:

反硝化速率、 COD降解速率、 TP降解速率: 以对应污染物浓度c为纵坐标，时间t为横坐标，进行拟合，得到拟合关系式的系数即为对应速率(反硝化速率为全程反硝化速率，COD、 TP降解速率为快速降解阶段的速率).

反应器启动阶段对COD的去除情况如图 2所示. 进水COD的浓度在200~300 mg ·L^-1之间波动. 启动第一阶段COD去除效果较好，去除率平均可达90%左右. 第二到第三阶段，由于降低曝气量致使反应器中DO浓度减少，出水COD浓度稍有升高，在之后第三阶段的运行中逐步稳定在80%左右. 说明在低DO和低COD/N比的双重作用下，起初对颗粒污泥中的微生物的活性造成一定的抑制，但污泥中有些微生物通过一定的适应期,很快就适应新的环境得到增殖，保证了对COD较好的去除能力. 这与陈益明^[28]、 张小玲等^[29]在低溶解氧的条件下启动半硝化反应的研究结果相似. 在整个启动过程中，系统对COD的去除虽然有波动，但是其去除率一直稳定在80%左右，其出水浓度约为30~50 mg ·L^-1.

图 2

Fig. 2

图 2 COD及其去除率的变化情况 Fig. 2 Changes of COD concentration and COD removal rate

在启动阶段，定期测定反应器进出水NH₄⁺-N浓度的变化情况，其结果如图 3所示. 进水NH₄⁺-N浓度在50~65 mg ·L^-1之间波动. 在启动后的第一阶段，由于反应器内的溶解氧浓度相对较高，利于对氨氮的去除，此阶段NH₄⁺-N平均出水浓度为1.74 mg ·L^-1，平均去除率为97.47%. 第二阶段中，DO浓度的降低并未对微生物的活性造成较大的影响，系统对NH₄⁺-N的去除率依然很高. 第三阶段前期(16~20 d)，由于DO浓度进一步降低，导致反应系统对氨氮的去除能力有所下降，出现较大的波动，此阶段对NH₄⁺-N的平均去除率为87.58%，平均出水浓度为7.37 mg ·L^-1. 第三阶段后期(40 d后)，反应系统对NH₄⁺-N的去除能力有所提高并趋于稳定，平均出水浓度为3.79 mg ·L^-1

图 3

Fig. 3

图 3 NH4+-N及其去除率的变化情况 Fig. 3 Changes of NH4+-N concentration and NH4+-N removal rate

平均去除率稳定在90%以上. 原因在于，在好氧颗粒污泥中有氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)两大类起着污水NH₄⁺-N的硝化过程，随着反应系统内DO的不断降低，颗粒污泥中的亚硝酸盐氧化菌(NOB)的活性会受到一定的抑制，反应系统短时期内会导致氨氮去除率的下降； 而好氧颗粒污泥中的氨氧化菌(AOB)能够耐受低溶解氧的环境,很快适应低DO的环境^[30]，经过短时间的适应，反应系统在运行第40 d后对氨氮的去除率重新稳定在90%以上.

图 4和图 5是反应器在启动阶段NO₃^--N、 NO₂^--N的积累情况以及对TN的去除情况.

图 4

Fig. 4

图 4 NO3--N、 NO2--N的浓度变化情况 Fig. 4 Changes of NO3--N and NO2--N concentrations

图 5

Fig. 5

图 5 TN及其去除率的变化情况 Fig. 5 Changes of TN concentration and its removal rate

由图 4可以看出，在前两个阶段中，溶解氧相对较高，NH₄⁺-N氧化为NO₂^--N后，又被延迟曝气氧化成了NO₃^--N，因此NO₂^--N几乎没有积累，而NO₃^--N有很高的积累，其平均浓度约为24.3 mg ·L^-1. 第三阶段的前期(16~20 d)，由于溶解氧进一步降低，NO₃^--N的积累明显下降，但此时NO₂^--N的积累量也不高，其平均积累量都大约只有5 mg ·L^-1，而此时出水中的NH₄⁺-N只有8 mg ·L^-1左右，进水NH₄⁺-N的减少量远远高出了出水中的各种氮素的总和，因此可以判定发生了同步硝化反硝化现象. 20 d后，系统内NO₃^--N和NO₂^--N的积累逐渐稳定，且在以后运行的40 d里，虽然有少许波动，但是其积累量始终低于5 mg ·L^-1，NO₃^--N和NO₂^--N的平均积累量分别为3.98 mg ·L^-1和3.07 mg ·L^-1.

一方面，颗粒污泥的固有结构对氧传质的限制，使得NO₂^--N氧化受阻，即抑制了硝酸菌的活性，从而产生了NO₂^--N的积累现象^[31,32]，但由于同步硝化反硝化的作用，并未产生显著的亚硝酸盐积累现象； 另一方面，在出水中检测到NO₃^--N，说明硝酸菌是始终存在于系统中的，但低浓度的溶解氧使其活性受到很大抑制. 由于同步硝化反硝化的作用，氮素进而被还原为气体从系统中逸出，实现了对氮素的去除.

在启动第一阶段中，TN的平均去除率只有32.61%. 在第二阶段中，反应器对TN的去除效率明显升高，去除率上升到62.41%. 第三阶段前期(16~20 d)，TN的去除仍然呈上升趋势. 在第三阶段开始的20 d后，系统对TN的去除逐渐稳定，虽有波动，但大多都稳定在70%以上，平均去除率达到77.06%，出水TN的平均浓度大约为13.53 mg ·L^-1. 这是由于低溶解氧使反应器内部出现缺氧区，另外，颗粒污泥固有的结构使污泥内部同时存在厌氧与缺氧区，这就为反硝化菌的反硝化创造了适宜的条件，进而对TN的去除以及同步硝化反硝化的实现有良好的促进作用. 至此，在SBR反应器中实现了同步硝化反硝化的启动.

在启动后的第一阶段，虽然有较高的曝气量，但系统对TP的去除效果并不好，平均去除率只有34.53%(图 6)，这是由于接种污泥是在较高含磷量的条件下培养的，接种时，污泥中残余的磷较高，系统中的微生物排出了部分磷. 第二阶段后，系统对TP的去除能力大幅上升，此时系统对TN的去除效果也呈上升趋势，NO₃^--N和NO₂^--N的积累量不高. 有报道指出，一些反硝化聚磷菌在低氧状态下会对TP有较高的去除率^[33,34]，因此，本实验中，随着反应器内DO的降低，系统反而表现出较高的除磷效果，初步推测反应器内出现了反硝化聚磷现象^[35]. 随着反应器的继续运行，在第三阶段，反应器内颗粒污泥的微生物种群结构的逐渐稳定，对总磷的去除也越来越稳定，其平均出水浓度为0.45 mg ·L^-1，平均去除率达到85.90%. 至此，反应器实现了同时脱氮除磷，并且对二者都有较好的去除效果.

图 6

Fig. 6

图 6 TP及其去除率的变化情况 Fig. 6 Changes of TP concentration and its removal rate

好氧颗粒污泥接种后，在适应反应器的结构、 进水水质、 进水方式以及温度等环境变化的过程中，其外观形态开始发生变化(图 7). 由于较低的溶解氧，接种后第10 d，颗粒污泥的边缘由刚接种时的规则平整开始变得毛糙，反应器内也开始出现小的分散的菌胶团； 随着溶解氧的进一步降低，在第20 d左右，颗粒污泥边缘依旧不平整，但没有出现明显解体的迹象； 第40 d以后，颗粒污泥开始适应低溶解氧的环境，颗粒污泥的数量开始增多，且可以明显观察到有新的颗粒污泥的形成，但粒径比接种颗粒污泥要小. 在整个过程中，颗粒污泥并没有因为溶解氧的降低而解体或者变黑，其颜色始终为棕黄色. 有研究表明^{[36, 37, 38]}，反应器内需要较高的曝气量才能较好维持好氧颗粒污泥的稳定性，但本研究结果证实了，好氧颗粒污泥在较低溶解氧的环境下，也可以维持其结构的稳定. 分析原因在于: 本实验采用低COD/N比生活污水为进水基质的，好氧颗粒污泥中的大量异养微生物因为缺乏足够的有机质的供给而使得其生长受到限制； 同时，低浓度的溶解氧满足不了高耗氧微生物的需求，使得这一部分的微生物的生长受到抑制而衰减，也被淘洗出系统； 但另一部分能很快适应该运行方式的微生物，能快速增值并成为优势菌群，因此保持了颗粒污泥的完整性. 长期的低COD/N进水水质和低DO使得最终的颗粒污泥粒径减小，污泥结构较密实.

图 7

Fig. 7

图 7 SBR中颗粒污泥的形态变化 Fig. 7 Evolution of morphological observation of granular sludge in SBR

本实验中，反应器内MLSS及SVI的变化如图 8所示. 反应器启动的第一到第二阶段(1~15 d)，系统内MLSS快速下降，由最初接种时的4.2g ·L^-1降低至2.95g ·L^-1； 而在第三阶段期间(16~40 d)，MLSS的下降趋势变得缓慢波动，其最低值为2.35g ·L^-1； 运行第40 d后，MLSS开始有所回升，第60 d时，MLSS达到2.77g ·L^-1. SVI值则从接种时的38.1 mL ·g^-1逐步升高，在运行第10 d左右后升高至最高为68.79 mL ·g^-1，而后又开始降低，第60 d时，SVI降低到55.22 mL ·g^-1，沉降性能逐步趋于稳定. 这是因为在反应初期由于低COD/N的进水及逐渐降低曝气量的运行方式，一部分菌群适应不了低基质和低DO的环境，从而导致其从颗粒污泥上脱落，形成小的菌胶团，最终被淘洗出反应器，致使反应器内的污泥浓度明显减小，小的菌胶团则影响了其沉降性能； 随着对反应器运行方式的适应，一些新的菌胶团开始形成小粒径的颗粒污泥，污泥浓度有所回升，沉降性能变好.

图 8

Fig. 8

图 8 反应器中MLSS与SVI的变化情况 Fig. 8 MLSS and sedimentation performance of sludge in the reactor

同步硝化反硝化耦合除磷工艺成功启动运行后期，取运行第57、 58、 59 d的周期内的曝气处理阶段作为典型进行研究，分别以(NH₄)₂SO₄、 NaNO₂、 NaNO₃为氮源，对一个周期曝气阶段内COD、 TP、 氮素的变化特征进行考察.

测得初始NH₄⁺-N浓度为68.86 mg ·L^-1，图 9和图 10为曝气阶段内有机物、 TP及氮素随时间的变化趋势. 在反应开始后的1 h内，COD由进水时的204.57 mg ·L^-1快速降解至39.51 mg ·L^-1，然后降解速率变慢，至反应结束时，COD浓度为 14.23 mg ·L^-1，去除率为93.04%，快速分解的COD为后续的反硝化反应及反硝化除磷提供能量. 反应开始的2 h后，TP的浓度由最初的3.01 mg ·L^-1快速降至0.20 mg ·L^-1，降解速度达到0.58 mg ·(L ·h)^-1，至反应结束，TP浓度为0.10 mg ·L^-1，去除率为96.68%. NH₄⁺-N在曝气开始的30 min内快速下降，随后，NH₄⁺-N浓度随运行时间的增加而减少，从68.86 mg ·L^-1降至1.88 mg ·L^-1，去除率为97.27%； NO₃^--N在反应开始后2~3 h期内出现小幅上升，后又降低，平均积累浓度为3.35 mg ·L^-1； 而NO₂^--N的积累量始终不高，其平均积累浓度为2.92 mg ·L^-1； 由于系统内的氮素主要由氨氮组成，且NO₃^--N和NO₂^--N均没有较高的积累，因此TN的降解趋势与NH₄⁺-N一致，由进水的71.73 mg ·L^-1降低到9.08 mg ·L^-1，去除率达到87.34%，同步硝化反硝化效率达到87.68%.

图 9

Fig. 9

图 9 COD和总磷的浓度变化 Fig. 9 Changes in concentration of COD and total phosphorus

图 10

Fig. 10

图 10 氮素的浓度变化 Fig. 10 Changes of nitrogen concentration

图 11和图 12为典型周期曝气阶段内有机物、 TP及氮素随时间的变化趋势. 曝气反应开始后，COD在1.5 h内快速下降，由266.78 mg ·L^-1下降到46.55 mg ·L^-1，之后下降趋势变缓，结束时，最终浓度为12 mg ·L^-1，其降解速率(以COD计)为41.44 mg ·(L ·h)^-1. TP的降解趋势与COD相似，在1 h内由初始2.35 mg ·L^-1快速降解至0.16 mg ·L^-1，最终为0.09 mg ·L^-1，计算得出TP的降解速率为0.80mg ·(L ·h)^-1. NO₂^--N浓度在整个周期曝气过程中一直呈下降趋势，由反应刚开始时的48.88 mg ·L^-1，降低到1.02 mg ·L^-1，而TN则为8.04 mg ·L^-1，TN去除率为85.45%. 在整个过程中，并没有发生NO₂^--N和NO₃^--N的积累现象，反硝化速率(以NOx--N计)为6.23 mg ·(L ·h)^-1，说明反应器内的微生物在进行反硝化反应，能利用NO₂^--N为电子受体，将氮素快速转化为气态氮逸出，从而达到生物脱氮的效果.

图 11

Fig. 11

图 11 COD和总磷的浓度变化 Fig. 11 Changes in concentration of COD and total phosphorus

图 12

Fig. 12

图 12 氮素的浓度变化 Fig. 12 Changes of nitrogen concentration

图 13和图 14为曝气阶段内有机物、 TP及氮素随时间的变化情况. 曝气反应开始时，COD在1 h内快速下降，由228.67 mg ·L^-1下降到53.36 mg ·L^-1，之后下降趋势变缓，结束时，最终浓度为10 mg ·L^-1，其降解速率为35.86 mg ·(L ·h)^-1. TP的降解趋势与COD相似，在1.5 h内由初始3.18 mg ·L^-1快速降解至0.29 mg ·L^-1，最终浓度为0.1 mg ·L^-1，降解速率为1.11 mg ·(L ·h)^-1. 初始NO₃^--N浓度为41.65 mg ·L^-1，在1 h内，其浓度下降较快，快此后其降解速度变得平稳，最终反应结束时，NO₃^--N的浓度为18.59 mg ·L^-1，TN则为19.08 mg ·L^-1TN去除率只有55.73%，反硝化速率为2.63 mg ·(L ·h)^-1.

图 13

Fig. 13

图 13 COD和总磷的浓度变化 Fig. 13 Changes in concentration of COD and total phosphorus

图 14

Fig. 14

图 14 氮素的浓度变化 Fig. 14 Changes of nitrogen concentration

本研究中，在SBR系统内接种的好氧颗粒污泥在其边缘及内部存在溶解氧渗透梯度，能创造出好氧、 缺氧或厌氧沿梯度方向分布的区域环境，这种独特的空间结构分别为硝化菌和反硝化菌提供了有利的生活环境^[39]. 在颗粒污泥外部，使得氨氧化菌将NH₄⁺-N氧化为NO₂^--N； 在颗粒污泥中部，氧传递的限制使得其中部为缺氧环境，一些兼性菌可以在此条件下进行反硝化作用； 在颗粒污泥内部，则为缺氧环境，反硝化菌将NO₂^--N、 NO₃^--N还原为气态氮，从而实现了同步硝化反硝化^[40]. 不同氮源的周期曝气阶段结果表明，以NH₄⁺-N为氮源时，系统能够快速且有效的对有机物、 TP及氮素进行降解，其SND效率达到了87.68%，对COD和TP在2 h内的降解速率为39.77 mg ·(L ·h)^-1和0.58 mg ·(L ·h)^-1； 以NO₂^--N为氮源时，系统反硝化速率和反硝化效率达到了6.23 mg ·(L ·h)^-1及89.07%，对COD及TP有较强的去除能力，2 h内的降解速率分别为41.44 mg ·(L ·h)^-1和0.82 mg ·(L ·h)^-1； 以NO₃^--N为 氮源时，对有机物及TP依旧有较强的去除能力，2 h内的降解速率为35.86 mg ·(L ·h)^-1和1.11 mg ·(L ·h)^-1，但对氮素的降解变得缓慢和较差的去除效果，反硝化速率及反硝化效率只有2.63 mg ·(L ·h)^-1和55.37%. 系统内存在着以NO₂^--N、 NO₃^--N为底物的反硝化菌群. 以NH₄⁺-N为氮源时，由于硝化菌和反硝化菌的存在，这些细菌利用NO₃^-、 NO₂^-、 NH₄⁺，同时发生着硝化反应和反硝化反应，因此其TN去除率最高； 以NO₃^--N为氮源时，以NO₂^--N为底物的反硝化菌群是不进行反硝化反应的，导致系统其反硝化速率最低，对TN的去除率最低，反硝化速率仅为2.63 mg ·(L ·h)^-1，明显低于NO₂^-为主要氮源时的反硝化速率[6.23 mg ·(L ·h)^-1] (不同氮源时系统TN去除率: NH₄⁺-N＞NO₂^--N＞NO₃^--N). 因此，从实验结果分析判定系统是以同步硝化反硝化反应为主的除氮体系. 同时，不同氮源典型周期曝气时段内废水TP被快速去除，说明系统中存在大量的除磷菌，并且当氮源为硝态氮或亚硝态氮时，反硝化除磷速率均高于氮源为氨氮时的情况，说明反应器反硝化除磷占主导地位. 典型周期内，废水中COD被快速利用释放的能量为反硝化聚磷菌(DPAOs)提供足够的能量来进行反硝化除磷，DPAOs体内的ADP以NO₂^-为电子受体，并获得其氧化胞内的聚磷酸盐(PHB)时所产生的能量，再结合污水中的H₃PO₄来合成ATP，以此来进行细胞合成，由于微生物对污水中磷酸盐的过量吸入，从而达到除磷的效果^[41]. 其次，进水中添加的Ca²⁺与污水中的磷酸根相结合形成钙磷无机盐结合物，加上污泥的吸附作用，水体中的TP得到有效去除. 关于反应器同步脱氮除磷的生物学机制需进一步深入研究.

(1)以人工配置的低C/N生活污水为进水基质，在SBR反应器内接种好氧颗粒污泥，通过梯度降低溶解氧浓度的方式，可在20 d内快速实现反应器的同步硝化反硝化耦合除磷.

(2)在整个启动阶段，反应器对污染物有较高的去除效果. COD、 NH₄⁺-N、 TN和TP的平均进水浓度为235.05、 58.1、 61.03和3.1 mg ·L^-1，平均出水浓度为33.87、 3.79、 13.53和0.45 mg ·L^-1，平均去除率分别为84.84%、 93.51%、 77.06%和85.69%； NO₃^--N、 NO₂^--N的平均积累量约为5 mg ·L^-1.

(3)反应器启动运行过程中，反应系统颗粒污泥的MLSS由接种时的4.20 g ·L^-1降低，SVI由接种时的38.10 mL ·g^-1升高，在适应了这种环境后，松散的颗粒污泥再次变得密实，MLSS有所回升为2.77g ·L^-1，SVI降低为55.22 mL ·g^-1，成功启动时，颗粒污泥颜色为棕黄色，且粒径较接种时小但密实.

(4)不同氮源典型周期结果表明，对TN的去除率为NH₄⁺-N＞NO₂^--N＞NO₃^--N； 对TP的去除率为 NO₃^--N＞NO₂^--N＞NH₄⁺-N，反应器主要以同步硝化反硝化脱氮和反硝化方式除磷.