Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater

HUANG Yong; HUANG Wenhui; GU Xiaodan; LI Yuzhe

doi:10.12030/j.cjee.202209048

2023 Volume 17 Issue 4

Article Contents

Abstract

1. 数值模拟及实验方法

2. 结果与讨论

3. 结论

References

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HUANG Yong, HUANG Wenhui, GU Xiaodan, LI Yuzhe. Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(4): 1075-1083. doi: 10.12030/j.cjee.202209048

Citation:

HUANG Yong, HUANG Wenhui, GU Xiaodan, LI Yuzhe. Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(4): 1075-1083. doi: 10.12030/j.cjee.202209048

Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater

1.
College of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
2.
Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China

Corresponding author: HUANG Yong, yhuang_sz@sina.com ;
Received Date: 08/09/2022
Available Online: 10/04/2023

Abstract

Municipal sewage is characterized by low temperature and low ammonia nitrogen (NH₄⁺-N), and nitrite oxidizing bacteria (NOB) can hardly be stably inhibited for a long time, while excessive proliferation of NOB will lead to the increase of NO₃^--N in effluent, which will produce competitive inhibition on other functional microorganisms, thus, the nitrogen removal performance and stability of partial nitrosation-anammox (PN/A) system is reduce. Based on the dynamic parameters and growth characteristics of functional microorganisms such as ammonia oxidizing bacteria (AOB), NOB and anaerobic ammonium oxidation bacteria (AnAOB), the changes of dominant functional microorganisms under mainstream conditions were discussed. The commonly used NOB inhibition strategies, such as low soluble oxygen (DO restriction), aerobic and hypoxia alternations, bioenhancement, inhibitor injection, mud age (SRT) panning, and low nitazine, were reviewed. It was concluded that a single inhibition strategy could not inhibit NOB activity in a long-term and stablly, and the combined effects of multiple strategies should be further investigated. Then, from the aspect of performance and the complexity of the process, the reaction system widely used to realize the joint control of multiple strategies was discussed. The method of combining activated sludge model (ASM) with experiment was proposed, which could provide a new idea for facilitating the operation and regulation of mainstream PN/A process. It was also pointed out that deeping the research of basic theories and developing a new combined process to strengthen the inhibition of NOB and the stability of nitrogen removal performance would also be a feasible development direction.
- anaerobic ammonia oxidation,
- mainstream,
- mainstream PN/A process,
- inhibition of nitrite oxidizing bacteria (NOB),
- dynamic parameters,
- activated sludge model

袋式除尘器具有除尘效率高、处理风量范围广、可回收有价值颗粒等优点，被广泛应用于除尘领域。为在现场条件有限的情况下使袋式除尘器达到超低排放标准^[1-3]，相关研究者多采取改造的方式提升其性能。其中，将传统除尘器应用的圆筒滤袋改为褶皱滤袋能在不增加除尘器体积的基础上增加过滤面积，已成为除尘器改造的重要选择^[1]。在圆筒滤袋改造为褶皱滤袋的工程实践中，通常除尘器本体不变，但滤袋长度会发生变化，进而带来除尘器内部流场的变化。长滤袋过滤面积大，有利于过滤效率的提升。然而，滤袋变短可增加粉尘沉降的空间，也有利于提高除尘器的效率。因此，有必要对不同袋长除尘器内部气流和粉尘的运动进行研究，以进一步明确袋长对除尘器流场及粉尘沉降的影响。

目前，褶皱滤袋已在实践中有一定应用。杜然等^[1]改造高炉出铁厂与矿槽除尘器，将长6 m的圆筒滤袋改为长5.5 m的褶皱滤袋。张波波等^[2]改造焦炉装煤除尘器，将6 m的圆筒滤袋改为同等长度的褶皱滤袋。赵金怀等^[3]改造出铁场袋式除尘器，将6.5 m圆筒滤袋改为6 m褶皱滤袋。孙志钜等^[4]改造燃煤锅炉布袋除尘器，将长8 m的圆筒滤袋改为5 m的褶皱滤袋。王锦等^[5]改造水泥厂除尘器，将3 m圆筒滤袋改为2 m滤筒。在以上改造案例中，改造褶皱滤袋不仅实现了稳定超低排放达标，同时降低了运行压差。然而，改造过程中滤袋的长短选择不一，尚存在由于滤筒长度大大缩减会在除尘器下方给粉尘带来自由沉降空间，以至于过滤负荷降低的问题。该问题并未得到很好解决。

随着计算流体力学的发展，数值模拟方法因其直观、高效的特点，被应用于袋式除尘器流场及褶皱形式 ^[6-7]的研究。在除尘器流场研究方面，刘含笑等^[8]创建滤袋长9 m的单条滤袋模型，研究数值模拟边界条件对滤袋速度和压力计算结果的影响。黄冶文^[9]创建滤袋长10 m的除尘器模型，研究得出滤袋长度是影响气流上升速度的关键因素。该研究建立的除尘器模型中滤袋数量较少，并未改变除尘器的滤袋长度。SANGCHEL等^[10] 建立袋长3、10、12、15 m单条滤袋除尘器模型，研究滤袋表面的过滤速度分布时发现，随着滤袋长度的增加，过滤速度变得不均匀，滤袋顶部过滤速度更高。THOMAS等^[11]建立袋长3 m滤袋数49条的除尘器模型，研究不同进风口位置对除尘器流场影响。毛锐等^[12]利用数值模拟对除尘器内流场进行模拟，证明增加导流板可使内部流场更加均匀。丁倩倩等^[13]采用 CFD 模拟 6、8和10 m 3种袋长除尘器内的三维流动，发现相同过滤速度下10 m的长滤袋除尘器内部的速度分布比较均匀。但研究在改变滤袋长度的同时也改变了除尘器箱体长度。方璨等^[14]在保持除尘器箱体尺寸不变的条件下针对袋长2、3、3.5 m，装有3条褶皱滤袋的除尘器进行了分析，确定袋长3 m的滤袋室内流场分布更均匀。

褶皱滤袋改造技术是在除尘器本体不变的基础上进行的，需要在保持除尘器内部空间不变的前提下分析袋长对流场的影响。目前，对实际工程中不改变袋除尘器外部箱体的情况下，袋长对流场影响的研究还比较少。基于此，本研究在不改变大型袋式除尘器本体条件下，利用数值模拟方法，对袋长L=3、4、5、6 m的除尘器进行流场与粉尘沉降的研究。探究袋式除尘器中圆筒滤袋改为褶皱滤袋后，滤袋长度变化对除尘器内部流场及粉尘在灰斗中沉降的影响。以期为下进风袋式除尘器袋长设计及袋式除尘器的改造提供参考。

1. 数值模拟及实验方法

1.1 控制方程的确定

袋式除尘器内部流场可视为不可压缩、湍流、等温和稳定流场。控制方程包括质量守恒和动量守恒方程。湍流模型则选用标准Realizable k- $\varepsilon$ 双方程模型^[15-16]。粉尘在除尘器内运动的模拟采用离散相模型(discrete phase model，DPM)，粉尘颗粒运动过程的受力平衡方程为^[17]式(1)。

$\frac{d{\overrightarrow{u}}_{\mathrm{p}}}{d\mathrm{t}}=\frac{\overrightarrow{u}-{\overrightarrow{u}}_{\mathrm{p}}}{{\tau }_{\mathrm{r}}}+\frac{\overrightarrow{g}\left({\rho }_{\mathrm{p}}-\rho \right)}{{\rho }_{\mathrm{p}}}+\overrightarrow{F}$

$(1)$

式中： $\overrightarrow{u}$ 为气体的速度，m·s⁻¹； ${\overrightarrow{u}}_{\mathrm{p}}$ 为粉尘颗粒的速度，m·s⁻¹； $\rho$ 为气体密度，kg·m⁻³； ${\rho }_{\mathrm{p}}$ 为粉尘颗粒的密度，kg·m⁻³； $\overrightarrow{F}$ 为附加力包括布朗力、Saffman升力和热泳力，N·kg⁻¹。本研究考虑粉尘颗粒主要受重力、浮力和气流阻力的作用，故附加力可忽略。其中， ${\tau }_{\mathrm{r}}$ 为颗粒的弛豫时间，计算式为式(2)。

${\tau }_{\mathrm{r}}=\frac{{\rho }_{\mathrm{p}}{d}_{\mathrm{p}}^{2}}{18\mu }\frac{24}{{C}_{\mathrm{d}}Re}$

$(2)$

式中： $\mu$ 为连续相的分子黏度； ${d}_{\mathrm{p}}$ 为粉尘颗粒直径，m；C_d为气动阻力系数。其中，Re为颗粒雷诺数，计算公式见式(3)。

$\mathit{Re}=\frac{\rho {d}_{\mathrm{p}}\left|{\overrightarrow{u}}_{\mathrm{p}}-\overrightarrow{u}\right|}{\mu }$

$(3)$

滤袋为多孔介质，故选取多孔阶跃模型进行模拟，并设置为多孔阶跃边界，计算渗透率方法符合达西公式(式(4))。

$\Delta P=-\left(\frac{\mu }{\alpha }v+{\mathrm{C}}_{2}\frac{1}{2}\rho {v}^{2}\right)\Delta m$

$(4)$

式中： $\Delta P$ 为压力损失，Pa； $\mu$ 为流体动力粘性系数，Pa·s； $\alpha$ 为渗透率，m²； $v$ 为垂直于过滤介质表面的速度分量，m·s⁻¹；C₂为压力跃升系数，本研究中C₂=0； $\Delta m$ 为过滤介质的厚度，m。

1.2 模拟条件

1)几何模型。参考下进风式袋式除尘器的实际尺寸建立几何模型。袋式除尘器上箱体长宽高分别为3 080 mm×3 610 mm×550 mm；中箱体长宽高分别为2 480 mm×3 610 mm×6 150 mm；灰斗高2 000 mm；出灰口尺寸为600 mm×600 mm，进口长宽1 240 mm×300 mm；滤袋共150条，按照15排10列布置^[16]。因褶皱滤袋结构在划分网格过程中所需网格数量大增，故在模拟中将其简化为等效圆筒形滤袋，直径160 mm长，袋长分别为L=3、4、5、6 m。简化方法的正确性验证见本文第三部分。图1为袋长分别为3 m和6 m时袋式除尘器的几何模型。

图 1 除尘器的几何模型

Figure 1. Geometric model of bag filter

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2)边界条件和求解器设置。边界条件^[11]：除尘器出口处压力出口，−1 000 Pa；除尘器入口速度为14.96 m·s⁻¹；颗粒物入射速度14.96 m·s⁻¹；滤袋为8褶滤袋，外径相等、流量和压力相同，等效为圆筒滤袋，其渗透率为2×e⁻¹¹ m²，厚度2 mm。因本研究重点分析进入除尘器粉尘的沉降率，即直接沉降在灰斗中的粉尘质量占进入除尘器总质量的百分比，故定义滤袋的离散相边界条件为trap(捕捉)。在其他壁面定义灰斗的边界条件为trap(捕捉)，除尘器的其他壁面为reflect(反射)。

求解方法采用SIMPLE算法，对流项离散格式为二阶迎风格式，压力插值格式为Second-Order，采用DPM模型进行粉尘运动模拟。除尘器所处理粉尘的粒径分布参考表1^[18]。数值模拟中对粉尘颗粒设置采用Rosin-Rammler分布，粉尘颗粒密度为900 kg·m⁻³，中位粒径为62 μm。进行粉尘颗粒在除尘器内部运动的非稳态计算时，取计算时间为200 s。前5 s时间步长为0.1 s，5~200 s时间步长为1 s。

表 1 粉尘的粒径范围分布

Table 1. The range of particle size distribution

粒径/μm	百分比/%
10	14.7
30	27.4
70	24.5
100	14.3
150	11.7
300	7.4

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1.3 实验方法

为了解圆筒滤袋与褶皱滤袋的过滤特性，并对模拟方法及将褶皱滤袋等效为圆筒滤袋方法的有效性进行验证，先对圆筒滤袋和褶皱滤袋进行模型实验。图2为实验装置图。实验装置主要包括发尘器、袋式除尘器、管道和风机4个部分。

图 2 袋式除尘器实验装置

Figure 2. Experimental device of bag filter

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装置中圆筒滤袋直径为180 mm、长为770 mm、过滤面积为0.411 m²。安装的褶皱滤袋褶数N=8，直径为180 mm、长为700 mm、褶高为50 mm、过滤面积为0.536 m²。圆筒滤袋与褶皱滤袋材料均为涤纶，厚度为2 mm、克重为918 g·m⁻²。在风速测点位置采用热线风速仪(TESTO425，德国德图公司)对管道风速进行测试，计算得到系统风量，并根据需要通过变频器调整风机转速以改变系统风量。过滤风量条件为0.206~1.233 m³·min⁻¹。利用手持式压力传感器(TESTO512，德国德图公司)在压力测点处测量该风量下洁净圆筒和褶皱滤袋的阻力，根据过滤面积与过滤风量以确定过滤风速，为0.5~3.0 m·min⁻¹。

为确定粉尘进入除尘器后在灰斗中的直接沉降率，在风量1.233 m³·min⁻¹时，对圆筒滤袋与褶皱滤袋进行荷尘实验。在除尘器进风口处利用发尘器加入氧化铝粉尘，粉尘的中位径为40 μm，发尘量为5.8 g·min⁻¹。至滤袋阻力为1 000 Pa时，停止发尘，不进行清灰，测量最终灰斗中粉尘质量。记录发尘时间，并计算总发尘量，通过计算灰斗中粉尘质量与总发尘质量的比，以确定粉尘在灰斗中沉降率。

2. 结果与讨论

2.1 实验结果

图3为褶皱滤袋与圆筒滤袋在相同处理风量下的压力对比图。在相同过滤风量下，同样材质褶皱滤袋的过滤阻力明显低于同过滤袋的阻力，且处理风量越大，阻力降低值越大。在测试条件下空气动力粘性系数为1.79×10⁻⁷Pa·s。基于达西公式，计算得到圆筒滤袋的渗透率为9.08×e⁻¹² m²。

图 3 2种滤袋实验阻力对比

Figure 3. Comparison of experimental pressure of two kinds of filter bags

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在风量1.233 m³·min⁻¹(对应圆筒滤袋过滤风速为3.0 m·min⁻¹)时，2种滤袋除尘器内部沉降到灰斗中的粉尘分别为总粉尘的73.50%、85.70%。在褶皱滤袋除尘器中，粉尘在灰斗中的沉降率明显增加。

2.2 模型验证

1)模拟与实验对比。首先，利用SOLIDWORKS三维建模软件建立实验除尘器的等比例简化模型。图4为实验除尘器几何模型。选取在处理风量为0.411、1.233 m³·min⁻¹的条件下对除尘器进行流场模拟。由图5可知，在不同风量下，圆筒滤袋的压力模拟值分别为70、234 Pa，而实验测得压力值为65、236 Pa，结果非常接近。

图 4 实验除尘器几何模型

Figure 4. Geometric model of experimental bag filter

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图 5 实验值与模拟值阻力对比

Figure 5. Comparison of experimental and simulated pressures

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由于褶皱滤袋结构较复杂，对大型除尘器进行模拟过程中，按照褶皱结构建模，网格划分量数量太大计算困难，因此，在后续研究中考虑将褶皱滤袋简化为圆筒滤袋进行计算。这里采用流量当量直径法进行简化，即保持两者过滤流量相同，且圆筒滤袋具有与褶皱滤袋相同的外径，用与褶皱滤袋有相同阻力的圆筒滤袋代替褶皱滤袋。根据达西定律，此这时只要计算出圆筒滤袋相应的渗透率，即可实现上述等效。由实验数据可得出褶数N=8褶皱滤袋按上述原则等效为圆筒滤袋后，其滤袋渗透率为1.49×e⁻¹¹ m²，约为圆筒滤袋的1.6倍。因此，进一步将褶皱滤袋改为相同长度的圆筒滤袋建模，并用等效渗透率进行模拟。在不同风量下，褶皱等效圆筒滤袋除尘器的压力模拟值分别为35、120 Pa，实验测得褶皱滤袋除尘器的压力值分别为32、115.3 Pa。

在处理风量为1.233 m³·min⁻¹的条件下进行粉尘沉降模拟。在圆筒滤袋、褶皱滤袋、褶皱等效圆筒滤袋的除尘器中，粉尘在灰斗中的沉降率分别为74.21%、86.18%与86.92%。模拟结果与实验结果具有良好的一致性。这表明多孔阶跃边界条件、Realizable k- $\varepsilon$ 模型和褶皱等效为圆筒滤袋的方法可用于袋式除尘器的数值模拟计算。

2)网格无关性检验。为避免网格数量对数值计算准确性的影响，各模型在划分网格的过程中均进行了网格无关性检验。采用袋长为6 m的除尘器模型为例来进行网格无关性检验。分别取3 450 659、4 382 165、5 469 087，以及6 462 122网格数量进行流场数值模拟。取除尘器内部中心位置线，在线上不同位置取50个点对速度进行监测(见图6)后发现，当格数为5 469 087与格数为6 462 122时的速度结果相近，计算结果对网格数量变化不敏感，在网格数为5 469 087时就达到了网格无关的阈值。考虑计算效果和效率，网格数为约540万可满足计算需求。

图 6 网格无关性检验

Figure 6. Grid independence test

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2.3 袋长对除尘器内部流场及粉尘沉降影响

1)袋长对除尘器内部流场影响。首先对4种不同袋长袋式除尘器的速度场进行分析，图7为袋长L=3、4、5、6 m除尘器内部(Z=0)截面的速度矢量图与流线图。除尘器内速度较高处主要集中在入口附近、出口附近、滤袋间隙的下端。除尘器入口处风速最大，气流进入除尘器后卷吸内部气流向前运动，速度逐渐衰减，至对侧壁面后，转而向上和向下运动。袋长L=3 m的除尘器内部空间较大，进口气流速度衰减较慢。粉尘运动至对侧壁面仍保持高速，向下运动的气流在灰斗中形成高速涡旋。灰斗中远离进风口一侧壁面气流速度较高，向上的气流在内部空间运动形成大的涡旋，使得滤袋下部箱体风速极不均匀。涡旋的存在会使处于其中的粉尘颗粒不易沉降。袋长L=4 m时内部空间减小，其灰斗中气流漩涡速度减小，滤袋下部箱体气流漩涡尺寸、速度均有所减小。袋长L=5 m时进风口进入的气流速度不断衰减，此时向上运动的气流不会在箱体内形成漩涡。袋长增至6 m 后，除尘器灰斗内气流回流速度减小，箱体内速度分布更均匀。

图 7 袋长对除尘器内部流场的影响

Figure 7. Effect of bag length on internal flow field in bag filter

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为了解气流进入滤袋空间时的速度场和流量分配的均匀性，对4种袋长除尘器中滤袋底部速度场进行分析。选取4种袋长滤袋下50 mm处平面作为监测面，该处各点Y方向上的气流速度可反映除尘器内气流能否均匀进入每个滤袋。监测点按照15排10列均匀布置共150个，1~10列按照从进口端到远离进口端进行编号，垂直于入口方向从前到后依次为第1排至第15排(入口在左侧)。

因为结构对称，取1~8排滤袋下方50 mm位置Y方向上的速度进行分析，速度分布如图8所示。各长度滤袋底部Y方向上风速整体呈现凹形分布。当袋长L=3 m时，除尘器中滤袋底部向上风速最高，且第1排、第2排各位置滤袋底部向上风速明显高于其他排。而远离入口处滤袋(第1排10号滤袋底部)向上风速最大为1.26 m·s⁻¹，靠近入口处滤袋向上风速小于远离入口侧。随滤袋长度的增加，除尘器内滤袋底部空间减小，进入各滤袋的风速减小。当袋长L=4、5 m时，除尘器中靠近前侧壁面(第1~2排)滤袋底部向上风速大于其他排滤袋，最大速度分别为1.25、1.08 m·s⁻¹。当袋长L=6 m时，除尘器中间位置靠近进风口处(第5~8排的1号滤袋)底部向上风速略小于每排2号、3号滤袋。之后，向上风速逐渐降低，各排中间位置滤袋速度较低，随滤袋位置越远离进风口速度越高。靠近进风口滤袋底部向上风速最大值为0.51 m·s⁻¹，远离进风口处最大值为0.52 m·s⁻¹。这表明进入滤袋区域的风速最大与最小的差值减小，风速较为均匀。

图 8 不同长度滤袋下方50 mm位置Y方向的速度分布

Figure 8. Y-direction velocity distribution at 50 mm position below filter bags with different lengths

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最后，按上述测点排布，对各除尘器入口上部截面速度场进行分析，截面位于除尘器灰斗上方50 mm。该处各点气流速度可以反映气流向上进入除尘器内部流场的均匀性。由图9可知，当袋长L=3、4、5 m时，除尘器此位置风速分布整体呈现前端小、后端大的状态，最大风速位于除尘器中间排远离进风口位置(第8~9排10号滤袋下方对应位置)，速度分别为8.78、6.70、6.56 m·s⁻¹，且滤袋长度越短，此位置风速越大。除尘器靠近两侧壁面(第1排、第2排、第14排、第15排)风速大于中心位置。这是由于进风口截面与灰斗截面面积相差较大，当气流从进风管进入灰斗后动静压剧烈转换，而外加滤袋缩短会导致除尘器内部空间增大，入口射流发展受滤袋的影响小，气流运动到入口对侧仍保持较高速度，且大部分气流会沿壁面向上运动，造成后壁面、侧壁面速度大。当袋长L=6 m时，平面内部速度分布均匀，最大、最小速度分别为0.636、0.301 m·s⁻¹，最大速度位于靠近除尘器四周滤袋。以上分析可知，除尘器内袋长变短会造成气流分布的不均匀，不利于除尘器的过滤过程。

图 9 不同长度滤袋灰斗上方50 mm位置速度分布

Figure 9. Velocity distribution at 50 mm position above ash hopper of filter bags with different lengths

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2)袋长对粉尘沉降影响。在袋式除尘器运行中，粉尘直接沉降在灰斗中的百分比(即沉降率)越高，滤袋的过滤负担越小。本研究在模拟除尘器稳态流场的基础上，加入颗粒物进一步研究不同袋长对粉尘在灰斗中沉降的影响。图10为粉尘分别进入袋长3 m和6 m除尘器后，在2 s时间内不同时刻粉尘颗粒的运移情况。

图 10 不同袋长除尘器中粉尘颗粒在不同时刻的运移（2 s内）

Figure 10. Dust particles migrate at different times in 2 s in filter bags with different lengths

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图10表明，袋长3 m时，较大粒径颗粒物在灰斗中直接沉降，较小颗粒物跟随气流逐渐向滤袋运动。而袋长6 m时，大颗粒粉尘在灰斗内涡流的作用下沉降速度慢，且一部分颗粒物直接落在滤袋上，减少了沉降率。图11为不同时刻、不同袋长除尘器内部沉降至灰斗中粉尘占总粉尘的百分数，即沉降率随时间的变化。在初始阶段(T=0.2 s)，当袋长L=6 、5 、4 、3 m时，除尘器内沉降率分别为2.1%、18.16%、17.66%和15.66%。在除尘器运行约100 s后，粉尘在灰斗中的沉降率基本达到稳定状态。此时的沉降率分别为76.99%、82.95%、82.51%、81.62%。分析发现，滤袋从6 m缩短为5 m后，由于有一定空间使大粒径粉尘颗粒沉降，粉尘在灰斗中的沉降率明显增加，但继续缩短滤袋长度至4 m和3 m，沉降率不仅没有增加反而会减小。由图7和图8可知，当袋长L=6 m时，除尘器内气流由进气口进入，在灰斗中形成涡旋之后上升至滤袋，气流漩涡使粉尘不宜在灰斗中沉降并可能导致已沉降的粉尘颗粒被气流卷起。由于除尘器内部空间较小，粉尘会直接落在滤袋上从而导致落入灰斗中的粉尘量较低。当袋长L=3 m时，气流在灰斗中产生涡旋的速度较高，高速气流可带动粉尘向除尘器上部运动，气流在滤袋下部空余箱体内也会形成涡旋，小粒径粉尘颗粒跟随气流在除尘器内运动，粉尘颗粒在除尘器空间内停留时间增加，导致粉尘在灰斗中的沉降率降低。因此，对于下进风式除尘器而言，滤袋底部与进风口保持一定距离有利于粉尘的沉降，但并非除尘器内部空间越大粉尘越易沉降至灰斗。对于本研究所分析的除尘器而言，当袋长L=5 m时粉尘在灰斗中的沉降率达到最佳。

图 11 不同长度滤袋除尘器内粉尘沉降率随时间的变化

Figure 11. Variation of dust settling rate with time in bag filter with different lengths

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2.4 渗透率对除尘器内部流场及粉尘沉降影响

在除尘器实际运行过程中，随着粉尘的附着，荷尘滤袋的整体渗透率会逐渐降低。为分析荷尘过程中除尘器内部流场及粉尘的沉降情况，用整体渗透率的不同表征过滤的不同阶段。由前文分析可知，袋长L=5 m的除尘器中粉尘在灰斗中沉降率最佳，故取此模型进行研究。同前文设定保持一致，初始清洁状态滤袋渗透率为2×e⁻¹¹ m²，此时的滤袋阻力为300 Pa。在模拟除尘过程中，滤袋的阻力产生变化，根据达西公式计算并设定整体渗透率。当阻力分别为500、750、1 000 Pa时，滤袋的渗透率分别为1.2×e⁻¹¹、8×e⁻¹²、6×e⁻¹² m²，表示除尘器逐渐荷尘至清灰之前的状态。图12为不同渗透率滤袋除尘器内粉尘沉降率对比。在除尘的初始阶段滤袋处于清洁状态，滤袋渗透率较大除尘器内部粉尘沉降到灰斗的比例较大。随着粉尘的附着，滤袋渗透率变小，粉尘的沉降率也呈降低趋势。在沉降稳定阶段(T=100 s)4种渗透率滤袋沉降率分别为82.95%、82.87%、82.76%和82.64%，故在稳定阶段沉降效果相差不大。

图 12 不同渗透率滤袋除尘器内粉尘沉降率随时间的变化

Figure 12. Variation of dust settling rate in bag filter with different permeabilities with time

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图13为袋长L=5 m滤袋渗透率为1.2×e⁻¹¹、8×e⁻¹²、6×e⁻¹² m²时除尘器内部速度矢量图(渗透率2×e⁻¹¹ m²见图7(b))。随着滤袋渗透率的减小，除尘器内部滤袋与滤袋之间速度分布呈现远离进风口处速度增大、靠近进风口处速度减小的趋势。即由于滤袋渗透率减小，除尘器室内流场均匀性降低，导致粉尘在灰斗中沉降率降低。

图 13 不同渗透率滤袋除尘器内速度矢量图

Figure 13. Velocity vector diagram in bag filter with different permeabilities

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在除尘器实际运行过程中，滤袋渗透率会随时间而变化，且随着喷吹过程的进行呈现循环。对于入口粉尘浓度大，喷吹周期短的情况，可能达不到本研究模拟条件下的沉降稳定阶段，渗透率就已发生了较大变化，沉降率的增加会受到抑制。

3. 结论

1)多孔阶跃边界条件和Realizable k- $\epsilon$ 模型计算袋式除尘器的阻力特性与流场分布具有准确性。运用流量当量直径法可将褶皱滤袋简化为圆筒滤袋，N=8褶的褶皱滤袋渗透率近似于相同工况条件下圆筒滤袋的1.6倍。

2)滤袋长度对除尘器内部流场有较大影响。滤袋越短除尘器内部流场越不均匀，气流易在除尘器空间内部、灰斗中产生涡旋，不利于粉尘沉降和滤袋的均匀荷尘且除尘器内远离进风口一侧的滤袋会承担更多风量并受到高速气流冲击，进而影响滤袋的使用寿命。

3)不同袋长除尘器中粉尘在灰斗的沉降率(η)为η(L=5 m)＞η(L=4 m)＞η(L=3 m)＞η(L=6 m)。研究表明适当缩短滤袋有利于颗粒物的沉降，但进一步缩短滤袋并不能使沉降率增加。

4)滤袋渗透率对除尘器内部流场和粉尘沉降有一定影响。滤袋渗透率越大，除尘器内部滤袋与滤袋之间速度越均匀，粉尘更易沉降至灰斗。随着荷尘过程的进行，滤袋渗透率减小，粉尘在灰斗中的沉降率也会减小。

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通讯作者: 陈斌, bchen63@163.com

1.
沈阳化工大学材料科学与工程学院沈阳 110142

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部分亚硝化-厌氧氨氧化 (partial nitrotation anammox process, PN/A) 工艺是一种新型、高效、节能的自养脱氮工艺，相对于传统硝化/反硝化脱氮工艺，具有无需碳源投加，可减少约60%曝气量、80%污泥产量、83% N₂O排放量等优势^[1]，为处理含氮废水提供了新途径。目前，PN/A工艺已成功应用于污泥消化液、食品工业、养殖畜牧业、垃圾渗滤液等废水的处理，且脱氮性能良好^[2-3]。这得益于在高温 (≥30 ℃) 、高NH₄⁺-N (≥500 mg·L⁻¹) 的废水中，其游离氨 (free ammonia, FA) ＞0.1 mg·L⁻¹，游离亚硝酸盐 (free nitrous acid , FNA) ＞0.06 mg·L⁻¹，达到了抑制NOB (nitrite oxidizing bacteria)生长的条件^[4]。在可持续发展理念指引下，PN/A工艺具有广阔应用前景。然而，虽然PN/A工艺研究已较为深入，且已实现了高NH₄⁺-N废水处理的工程应用，但PN/A工艺在城市污水主流处理中的应用仍未被充分确认。

PN/A工艺是氨氧化菌 (ammonia oxidizing bacteria, AOB) 在有氧条件下先将废水中约50%的NH₄⁺-N转化为NO₂⁻-N，剩余50%的NH₄⁺-N和生成的NO₂⁻-N在无氧条件下由厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonia oxidizing bacteria, AnAOB)转化为N₂^[5]。在主流低温、低NH₄⁺-N的条件下，NOB具有竞争优势；在有氧条件下，生成的NO₂⁻-N极易被NOB进一步氧化为NO₃⁻-N，从而引起出水NO₃⁻-N升高，抑制AnAOB生长，严重破坏系统的脱氮性能和稳定性。因此，实现主流PN/A工艺稳定运行的关键是NOB活性抑制。为此，研究者们试图通过控制溶解氧 (dissolved oxygen, DO) 、污泥龄(sludge age, SRT)、好氧/缺氧交替、侧流驯化、添加抑制剂等策略抑制NOB活性。2007—2021年，关于PN/A工艺的年均发文量为16篇。2021年的发文量为60篇，达到研究顶峰，而2016年为年均增长率顶峰，为66.67%。其中，关于主流PN/A工艺的论文量在2017—2019年呈陡升趋势，而在2019年之后呈下降趋势。同时，调研当下主流PN/A工艺的工程应用情况，仅有荷兰鹿特丹污水处理厂、新加坡樟宜污水处理厂、奥地利Strass污水处理厂和西安第四污水处理厂实现了大规模的应用。综合分析判定，目前主流PN/A工艺普遍表现出脱氮性能低、稳定性差的问题，相关研究遇到了瓶颈。如何提高主流PN/A工艺的脱氮性能并实现长期稳定运行成为研究热点。

本文总结PN/A工艺中主要功能微生物的生长动力学特性，探讨目前主流PN/A中DO限制、好氧-缺氧交替、生物强化、投加抑制剂、SRT筛选、低NO₂⁻-N质量浓度等NOB抑制策略的可靠性，并从性能和工艺复杂程度，探讨普遍采用的实现多重策略联合调控的反应系统，提出应用活性污泥数学模型 (activated sludge model, ASM) 助力主流PN/A工艺稳定运行调控的方案，帮助研究者从众多影响因子中辨认出关键调控参数、有效识别调控范围，以期探索将该模型应用于小试研究中的方法，并助力主流PN/A工艺中NOB活性抑制的研究和实践。

2. 主流PN/A工艺中NOB抑制策略

2.1. DO限制

DO限制是NOB氧化亚硝酸盐的关键限制性因素。相对于NOB，AOB对DO具有更强的亲和力，其氧饱和常数为0.25~0.50 mg·L⁻¹，而NOB的氧饱和常数为0.72~1.84 mg·L^−1[27]。因此，在低曝气量下运行时，AOB比NOB的生长优势更强。WANG等^[28]发现，当DO从1.5 mg·L⁻¹降至0.3 mg·L⁻¹，亚氮积累率 (nitrous accumulation rate, NAR) 从30%增至95%。然而，在DO为0.3 mg·L⁻¹的条件下运行3个月后，NAR降至10%。CUI等^[29]发现，控制反应器内DO为0.5 mg·L⁻¹，在运行的前30 d，反应器内NAR大于90%；运行70 d以后，NAR降至80%以下；运行至第130天，NAR已降至10%以下，此时短程硝化转变为完全硝化，NOB活性抑制失效。包鹏等^[30]发现，Nitrospira在低DO运行时的含量远高于Nitrobacter；在高DO运行时，Nitrobacter逐渐取代Nitrospira，成为优势菌属，而Nitrospira逐渐消失。随着DO的变化，NOB的优势菌属会发生可逆变化，长期低DO运行，NOB活性逐渐恢复。尽管控制DO是实现亚硝化的有效途径，但长期抑制NOB活性和增殖的目标尚不能实现，调控DO以实现抑制NOB也存在争议。因此，在PN/A工艺中除了进一步优化DO限制的控制策略外，还应与其他方法联用，以加强NOB活性抑制效果。

2.2. 好氧-缺氧交替抑制

在主流条件下，通过创造交替缺氧与好氧的环境让污泥经历缺氧/好氧变化，有助于抑制NOB的活性。目前，普遍认同的抑制机理有：一是DO作为AOB和NOB共同的底物，AOB的氧亲和力高于NOB，控制合理DO，可在不影响AOB 活性的同时抑制 NOB 生长；二是利用NOB从缺氧阶段转变为好氧阶段后活性恢复的滞后性，采取好氧-缺氧交替以不断改变DO，利用其差异从而实现对NOB的有效抑制；三是好氧-缺氧交替扰乱生物的代谢过程，从而产生有抑制性的中间产物，如NO。QIU等^[31]采用间歇曝气策略，设置曝气时间30 min、停曝时间15 min、DO<0.5 mg·L⁻¹的反应条件，结果使氨氮转化率 (ammonia nitrogen conversion rate, ACR) 达到93.3%，NAR达到95%。这表明间歇曝气可抑制NOB生长。MIAO等^[32]采用间歇曝气策略，设置曝气时间7 min、停曝时间21 min、DO<0.3 mg·L⁻¹。在该条件下，ACR达到81%，出水NO₃⁻-N<2 mg·L⁻¹，这说明NOB的活性出现显著下降。XIE等^[33]通过接种不同污泥，采用间歇曝气策略，考察了不同停曝比对NOB活性抑制的影响，发现在接种普通污泥和不稳定亚硝化污泥的反应器内， ACR分别为75.11%和65.65%，NAR均为0。这表明在接种这2类污泥的反应器内，间歇曝气无法抑制NOB活性。而在接种成熟的亚硝化污泥反应器内，平均ACR为65.42%，NAR也会从97.95%逐渐降至9.36%，这表明当接种该污泥时，反应初期NOB活性被短暂抑制，但随着反应时间延长，NOB活性不断恢复，最终NOB抑制失效。在上述研究中，尽管间歇曝气创造了缺氧/好氧交替和低DO环境^[32-31]，但当接种不同特性的污泥时，却无法全部实现NOB抑制。因此，在间歇曝气成功应用的案例中，可能还存在未被发现的其他抑制机制，间歇曝气对NOB活性的抑制机制还有待进一步研究。

2.3. 生物强化

生物强化策略是在PN/A系统中投加高AOB、AnAOB丰度的污泥，以提高生物质浓度的同时降低NOB的相对丰度，从而使NOB处于竞争劣势，实现城市污水部分亚硝化。如奥地利Strass污水处理厂在主流工艺上安装旋流器^[34]，通过旋流器从侧流 (污泥消化液) 中分离AnAOB和AOB补充主流工艺，从而强化AOB在主流中的数量，实现了对NOB的抑制^[30]。曹丽娟等^[35]发现，将主流反应器内的污泥混合液与侧流反应器内的污泥消化液进行交换，通过7 d交替40%污泥混合液的方式运行，总氮去除速率 (nitrogen removal rate, NRR) 达到0.08 kg·(m³·d)⁻¹，总氮去除率 (nitrogen removal efficiency, NRE) 达到70%。当污泥消化液温度和NH₄⁺-N质量浓度较高时，可为主流工艺提供富含AOB的亚硝化污泥来实现稳定的亚硝化。但值得思考的是，当侧流工艺中不能满足主流区对亚硝化污泥的需求量时，如何连续不断地给主流工艺提供亚硝化污泥，使主流PN/A工艺稳定运行。另一方面，如何确定侧流中短程硝化污泥给主流的补给量，使其能满足主流PN/A工艺中NH₄⁺-N与NO₂⁻-N的基质配比需求，仍尚待研究。

2.4. 投加抑制剂

在城市污水PN/A系统中，特定化学物质的投加可降低NOB活性，又对其他脱氮功能微生物作用较小^[28]。NO、NO₂等氮氧化合物和NH₂OH、N₂H₄等AnAOB代谢中间产物可作为NOB抑制剂，对系统脱氮性能有改善作用^[34]。LI等^[36]研究了NH₂OH对好氧颗粒污泥PN化的影响，发现NH₂OH投加质量浓度为8 mg·L⁻¹时对NOB抑制效果最佳。然而，WANG等^[37]发现，NH₂OH对NOB的抑制为可逆性抑制，当NH₂OH停止投加时，系统的硝酸盐会再次积累，NOB抑制失效^[38]。因此，投加抑制剂对NOB抑制是可行的，若要维持长期、稳定的NOB抑制效果，则需不断地投加抑制剂，这无疑会增加成本，有悖于可持续发展理念。

2.5. 污泥龄 (SRT) 筛选

污泥龄 (sludge retention time，SRT) 筛选即利用AOB与NOB生长速率间的差异，通过控制系统SRT大于AOB的世代周期，而小于NOB的世代周期，使AOB在系统内保持较高的浓度，而NOB被淘洗出系统^[36]。在高温下，通过短SRT成功淘洗NOB的研究早有报道。在28~30 ℃下，新加坡樟宜污水处理厂将SRT控制为2.5 d，有效地维持了部分亚硝化^[38]。LI^[36]和HUBAUX等^[39]均在30 ℃条件下，通过控制SRT (10~15 d) 实现了对NOB的有效抑制。而在中、低温条件下，随着AOB活性的受限，AOB与NOB很难形成很高的生长速率差，故利用SRT控制较难实现对NOB的淘洗^[12]。高佳琦将^[40]温度控制在20~25 ℃，在DO为0.27 mg·L⁻¹时，将SRT从21 d缩短至10 d，以达到淘洗NOB的目的。尽管此时PN区的NAR随着排泥从38%增至62%，硝酸盐生成速率 (NaPR) 亦从0.1 kg·(m³·d)⁻¹降至0.05 kg·(m³·d)⁻¹，NOB活性显著降低，但系统生物量随着SRT的缩短而减少，造成NOB活性抑制效果不稳定。这与SEUNTJENS等^[41]的研究结果一致。

目前，研究者多采用一段式反应器开展PN/A工艺的SRT筛选。在一段式反应器中，AnAOB颗粒污泥与硝化絮状污泥共存，SRT的调控受AnAOB低生长速率限制，因此，很难通过SRT筛选实现稳定、高效的亚硝化。相比于一段式，两段式反应器可为各功能微生物创造适宜的生存环境，在不同反应器中富集AOB和AnAOB，避免AnAOB与NOB对NO₂⁻-N的竞争，还可对不同区进行SRT控制，从而实现稳定、高效的亚硝化。因此，更有望通过两段式反应器开展PN/A工艺的SRT筛选研究，以实现稳定、高效的亚硝化。

2.6. 低NO₂⁻-N质量浓度

低NO₂⁻-N策略是基于AnAOB对亚硝酸盐的亲和常数 (K_s= 0.005 mg·L⁻¹) 比NOB (K_s=0.5 mg·L⁻¹) 低的原理提出^[40-43]。这表明AnAOB会优先利用产生的NO₂⁻-N，使得AnAOB与NOB在争夺底物NO₂⁻-N时竞争力更强，从而使得NOB缺少底物而生长被抑制。GU^[44]发现当DO为1.2~1.5 mg·L⁻¹，将每个缺氧段出水的NO₂⁻-N控制在1.5 mg·L⁻¹以下，NAR可达到92.5%，从而实现NOB抑制，并达到了0.16 kg·(m³·d)⁻¹的脱氮效率。林兴^[45]控制进入PN段的NO₂⁻-N质量浓度为2.04 mg·L⁻¹，NO₃⁻-N质量浓度为13.75 mg·L⁻¹，此时PN区硝氮生成速率 (nitrate nitrogen produce rate，NaPR) 从123.45 g·(m³·d)⁻¹降至116.22 g·(m³·d)⁻¹，出水NO₃⁻-N维持稳定。这表明系统内NOB活性受到了抑制，脱氮效率达到0.29 kg·(m³·d)⁻¹。然而，目前国内外对该策略研究仍较少，低NO₂⁻-N控制对NOB的抑制还需进一步系统研究。

4. 活性污泥模型 (ASM) 助力主流PN/A工艺的研究

以往研究表明，采用多重调控策略可能更有利于实现NOB抑制，但从系统脱氮性能、工艺稳定性等角度来看，仍无法运用到实际工程中。一方面，尽管联合调控已成为共识，但目前对于联合调控如何实现的问题还未找到切实可行的对策；另一方面，传统实验方法探究多重调控策略对NOB抑制效果的协同关系存在盲目性，在实际运行中去探索新的调控参数面临着耗时长、难稳定的困扰。ASM是1983年由国际水质协会(International Association on Water Quality，IAWQ)组织专家经过多年收集、分析、比较、归纳，在前人建立的活性污泥模型基础上提出的污水处理模型^[47]，可用于表征不同调控策略下AOB、NOB生长、衰减过程，以快速获取不同参数条件下的稳态运行结果，从而对实际调控给予一定的指导方向，推动对工艺参数的研究进展^[48]。

毛鹤群^[49]选用活性污泥数学3号模型 (ASM3) 作为基础模型，在SBR反应器中模拟了高温 (32 ℃) 、高pH值 (8.0~8.7) 和低曝气量 (25 L·h⁻¹) 联合策略对NOB抑制效果的影响。模拟结果表明，在该综合调控策略下，NRE达到98%，NAR>80%，NOB生长受到了抑制。蔡庆^[50]基于活性污泥模型 (ASM1) 中微生物生长衰亡理论，构建动力学模型，模拟了低DO ( (0.3±0.05) mg·L⁻¹) 、低曝气速率 (250~350 mL·min⁻¹) 联合策略对SBR短程硝化系统的影响。结果表明，空气曝气负荷/进水总氮负荷≈0.18 L·mg⁻¹时，系统NRE≈90%。徐婷^[51]采用构建的硝化模型，对SBR进行为期500 d的运行情况模拟，分析了SRT=1~10 d和DO<2 mg·L⁻¹的联合调控策略下对NOB活性抑制效果的影响。结果表明，当SRT=6 d，pH=7.3~8.0，DO=1.5 mg·L⁻¹时，NAR≈95%，NOB活性抑制效果显著。在上述的研究工作中，模型模拟发挥了重要支撑和引导作用。这表明该模型是探讨主流PN/A工艺模型构建、动力学调控以及作用机制的可行有效的工具。

5. 展望

PN/A工艺强化城市污水脱氮的理论和应用价值明显，然而复杂的工艺流程和运行调控策略提高了该技术的应用门槛。主流城市污水低温、低NH₄⁺-N的水质特点，导致的NOB抑制问题仍是PN/A工艺应用的瓶颈。多种策略联合调控抑制NOB已成为共识，但如何经济有效、可持续、因地制宜地实现工艺的稳定运行仍需进一步系统研究。同时，采用ASM模型模拟可有力支持系统，增加运行灵活性的假设，显示了其对主流PN/A工艺中NOB抑制的潜力。本文结合对PN/A工艺中NOB抑制理论与策略的系统分析，提出未来可行的研究方向。

1) 选择工艺类型。尽管一体化PN/A 工艺较传统的硝化-反硝化工艺具有诸多优势，但对运行策略的严苛要求却使其始终无法推广至城市污水的工程应用。近年来，研究还开发了部分反硝化 (partial denitrification, PD) 作为厌氧氨氧化提供NO₂⁻-N的方案。与传统硝化反硝化相比，PD结合厌氧氨氧化 (partial denitrification anammox process, PD/A) 工艺可节省50%的曝气和80%的有机物需求^[23]。尽管节省量低于PN/A工艺 (60%的曝气和100%的有机物需求) ，但PD/A工艺的长期稳定性似乎更容易保持，是一项具有较强可行性的新型污水处理技术，有望为未来城市污水处理厂提质增效提供技术支撑。

2) 深化基础研究。分子生物学技术的发展促进了微生物组的深入研究，逐渐重视不同属、种水平NOB之间的差异，使抑制NOB活性的机制认知不断加深。全程硝化菌 (complete ammonia oxidizer bacteria, CAOB) 的发现为PN/A工艺中NOB的控制提供了新的视角。CAOB缓慢的比生长速度使其在短期内不会对PN/A工艺产生明显的影响，而是在长期的运行过程中对PN/A 工艺产生影响^[52]。因此，需要对Nitrotoga和CAOB等不同种属在PN/A工艺中的潜在影响和针对性的控制策略给予足够重视。同时，抑制效果可因反应器结构或运行方式的不同而受到影响，实验结果的重现性尚不能保证。因此，探讨一体化PN/A工艺中NOB增殖的触发机制，明确工艺长期稳定运行的边界条件，解决工艺的迅速启动和恢复问题，是未来研究的一个重要方向。

3) 重视应用研究。在向中试或工程应用推进时，PN/A工艺面临着模型放大、操作策略优化、操作成本控制等问题，而以投加抑制剂为代表的NOB控制策略虽然显示了良好的实验效果，但受限于成本因素，很难实现工程应用。因此，针对PN/A工艺存在的瓶颈问题，开发经济高效的抑制剂和适用于工程应用的不同工艺控制策略，以加强系统运行的稳定性，寻求经济性与实用性的平衡，是今后研究城市污水厌氧氨氧化脱氮的重要发展方向。

Figure (4) Table (1) Reference (52)

Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater

Abstract

1. 数值模拟及实验方法

1.1 控制方程的确定

1.2 模拟条件

1.3 实验方法

2. 结果与讨论

2.1 实验结果

2.2 模型验证

2.3 袋长对除尘器内部流场及粉尘沉降影响

2.4 渗透率对除尘器内部流场及粉尘沉降影响

3. 结论

References

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通讯作者: 陈斌, bchen63@163.com

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Research progress of NOB inhibition strategy of partial nitrosation-anammox process in municipal wastewater

Corresponding author: HUANG Yong, yhuang_sz@sina.com ;