胡家朋

（1.福建省生態(tài)產(chǎn)業(yè)綠色技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（武夷學(xué)院），福建武夷山354300；2.武夷學(xué)院生態(tài)與資源工程學(xué)院，福建武夷山354300）

短程硝化工藝預(yù)處理合成革廢水的研究

胡家朋1,2

（1.福建省生態(tài)產(chǎn)業(yè)綠色技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室（武夷學(xué)院），福建武夷山354300；2.武夷學(xué)院生態(tài)與資源工程學(xué)院，福建武夷山354300）

針對(duì)合成革廢水的生物脫氮工藝主要圍繞縮短硝化反硝化的流程進(jìn)行探求經(jīng)濟(jì)高效的合成革廢水脫氮新技術(shù)，采用短程硝化（PNP）工藝預(yù)處理合成革廢水，通過控制系統(tǒng)溫度為（33±1）℃，初始游離氨（FA）為10～35mg/L，溶解氧約0.2～0.6mg/L，pH值約7.5～8.3，30d內(nèi)實(shí)現(xiàn)了實(shí)際合成革廢水（COD 160～580mg/L，NH4+-N 260～460mg/L）短程硝化的成功啟動(dòng)。研究結(jié)果表明：出水NO2--N濃度約為200～300mg/L，NO3--N濃度穩(wěn)定地保持在5mg/L以下，亞硝酸鹽積累率達(dá)95％以上。

合成革廢水；短程硝化；生物脫氮；工藝優(yōu)化

厭氧氨氧化（anammox）工藝所必需的基質(zhì)主要是NH4+-N和NO2--N。其中NH4+-N在實(shí)際廢水中普遍存在，屬于需要降解的基本污染物；而NO2--N屬于硝化過程的中間產(chǎn)物，在實(shí)際廢水中基本不存在。因而，為了實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)的順利進(jìn)行，向反應(yīng)器提供穩(wěn)定的NO2--N就成為了一種必不可少的步驟[1-3]。為此，引入短程硝化工藝作為厭氧氨氧化的前置工藝，力求在氨氧化階段實(shí)現(xiàn)約一半的NH4+-N氧化成NO2--N，即實(shí)現(xiàn)半亞硝化。由此，如何長(zhǎng)期穩(wěn)定地維持高濃度的NO2--N的積累，就成為短程硝化工藝研究的重點(diǎn)。短程硝化工藝的啟動(dòng)的原理是利用亞硝酸菌（AOB）和硝酸菌（NOB）在生理機(jī)制和動(dòng)力學(xué)特性上存在的特有差異，控制反應(yīng)條件，逐漸淘汰NOB，富集AOB，進(jìn)而使硝化反應(yīng)停留在亞硝化階段。實(shí)現(xiàn)短程硝化的控制策略主要有高pH值[4]、低溶解氧（DO）[5-6]、短泥齡、高溫[7]和高游離氨（FA）濃度[8-9]等。

本研究采用有效容積1m3的序批式反應(yīng)器（sequencing batch reactor,SBR），接種傳統(tǒng)硝化污泥。通過現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)，摸索利用合成革廢水進(jìn)行短程硝化啟動(dòng)的基本控制條件，探究穩(wěn)定運(yùn)行的控制方法，優(yōu)化控制參數(shù)，以保證合成革廢水NO2--N的穩(wěn)定積累，為后續(xù)厭氧氨氧化提供進(jìn)水NO2--N來源。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

PNP反應(yīng)裝置采用SBR反應(yīng)器，如圖1所示。反應(yīng)器由1Gr18Ni9Ti不銹鋼制成，內(nèi)設(shè)防腐層，上部為圓柱體，內(nèi)徑1 000mm，高1 230mm；底部為圓錐體，高340mm，總?cè)莘e為1.1m3，有效容積為1.0m3。采用空氣壓縮機(jī)供氣，由玻璃轉(zhuǎn)子氣體流量計(jì)控制流量后通過曝氣盤進(jìn)行曝氣，DO濃度通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié)曝氣量進(jìn)行控制；采用機(jī)械攪拌，攪拌器轉(zhuǎn)速約為150r/min。加熱系統(tǒng)由加熱棒和自動(dòng)溫度控制儀構(gòu)成。在反應(yīng)器壁的垂直方向設(shè)置取樣口，底部設(shè)放空管，用于放空和排泥。每個(gè)運(yùn)行周期由進(jìn)水、曝氣、沉淀和排水4個(gè)工序組成，采用可編程控制實(shí)驗(yàn)裝置（PLC）控制試驗(yàn)的進(jìn)水、曝氣、沉淀和排水時(shí)間。

圖1 SBR反應(yīng)裝置Figure 1 Reaction equipments of SBR

啟動(dòng)期，PNP的工藝流程如圖2所示。合成革污水處理廠的厭氧濾池出水經(jīng)泵（由磁性浮子翻板液位計(jì)液位控制其開閉）抽至儲(chǔ)水池1的最高液位。開啟電磁閥1，儲(chǔ)水池1的廢水自流入SBR反應(yīng)器中，根據(jù)儲(chǔ)水池1的液位變化控制電磁閥1的關(guān)閉。進(jìn)完水后，開啟空壓機(jī)、攪拌機(jī)、溫控系統(tǒng)和在線pH、ORP及DO儀，廢水在SBR內(nèi)進(jìn)行反應(yīng)，把NH4+氧化成NO2-。反應(yīng)結(jié)束后，靜沉30min。沉淀后開啟電磁閥2，SBR出水由管道排入該污水廠的集水井中。

圖2 PNP工藝流程圖Figure 2 The technological process diagram of PNP

1.2 接種污泥

采用該合成革污水處理廠一期工程CASS池的傳統(tǒng)硝化污泥作為短程硝化的接種污泥。抽取1m3CASS池的混合液于SBR中，靜置沉淀排上清液，用自來水淘洗3次，去除底物基質(zhì)。該全程硝化污泥含有較為豐富的硝化菌，呈深褐色，VSS/SS約為0.61，SV30約為50％，具有良好的沉降性能且已適應(yīng)合成革廢水水質(zhì)，接種該污泥有利于加速合成革廢水短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)。

1.3 試驗(yàn)用水

合成革廢水氮素主要以有機(jī)氮和氨氮的形式存在，有機(jī)氮包括DMF、聚氨酯和二甲胺等含氮化合物。原水中氨氮濃度并不高，但含有大量的有機(jī)氮，TN含量高。因此該廢水需先經(jīng)厭氧生物處理，將廢水中含氮有機(jī)物分解為氨氮，經(jīng)過該階段，廢水中有機(jī)物濃度下降，氨氮濃度升高。故本試驗(yàn)用水取自該合成革污水處理廠二期工程厭氧濾池出水，水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1 某合成革污水廠厭氧濾池出水水質(zhì)指標(biāo)Table 1 Index of the effluentwater quality

1.4 分析測(cè)試方法

1.4.1 常規(guī)測(cè)試項(xiàng)目分析方法

常規(guī)水質(zhì)測(cè)定指標(biāo)均按照國(guó)家環(huán)境保護(hù)部發(fā)布的標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行監(jiān)測(cè)[10]，具體見表2。

表2 常規(guī)測(cè)試項(xiàng)目分析方法Table 2 Analysismethods of the routine testing projects

本試驗(yàn)中亞硝酸鹽累積率（nitrite accumulation ratio,NAR）按公式（1）計(jì)算：

1.4.2 掃描電鏡（SEM）觀察

采用ESEM-TMP掃描電鏡分別對(duì)接種污泥與短程硝化污泥表面形貌進(jìn)行分析，考察馴化前后污泥結(jié)構(gòu)的變化，所用的加速電壓為15kV。

掃描電鏡觀察之前，需對(duì)樣品進(jìn)行預(yù)處理，具體方法為：取出適量的所需污泥置于5mL的離心管中，用去離子水清洗3～5次。清洗后，倒入2.5％的戊二醛溶液（pH約6.8，25％戊二醛10mL，0.2mol/L磷酸緩沖液50mL，純水40mL），輕輕搖勻，放于4℃冰箱中固定5h；固定好的污泥，用0.1 mol/L的磷酸緩沖溶液沖洗3次，10min/次；之后，將樣品依次置于系列濃度50％、70％、80％、90％的乙醇溶液中進(jìn)行脫水，10min/次，再用100％的乙醇脫水3次，10min/次。用乙醇∶乙酸異戊酯為1∶1的溶液，純乙酸異戊酯各置換1次，15min/次；將置換后的樣品倒于濾紙疊成的小盒中，放入干燥器，干燥12h；將干燥好的污泥樣品用導(dǎo)電膠粘在鋁制托盤上，并用離子濺射鍍膜儀（JFC-1100型）在樣品表面鍍上一層厚度為1 500 nm的金屬膜。將預(yù)處理后的污泥樣品置于掃描電鏡下觀察。

短程硝化的啟動(dòng)，就是要實(shí)現(xiàn)將硝化反應(yīng)控制在亞硝化階段，使氨氧化反應(yīng)中生成的NO2-實(shí)現(xiàn)累積。其本質(zhì)是根據(jù)NOB和AOB在生理機(jī)制和動(dòng)力學(xué)特性上存在的特有差異通過人為控制一定的反應(yīng)條件，將NOB逐步淘洗出系統(tǒng)，并實(shí)現(xiàn)AOB的大量富集，從而阻斷NO2-進(jìn)一步被氧化成NO3-的反應(yīng)，最終實(shí)現(xiàn)NO2-的大量累積。

實(shí)現(xiàn)短程硝化啟動(dòng)的主要控制條件包括溫度、pH、DO、FA、泥齡及抑制劑等。

（1）溫度：相關(guān)研究表明[11]，在中高溫（20℃）條件下，AOB的最大比增長(zhǎng)速率大于NOB，故系統(tǒng)溫度宜控制在25～35℃之間。

（2）pH：相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)導(dǎo)[12]，AOB適宜pH范圍為7.0～8.5，NOB為6.0～7.5，因此將pH控制在7.5～8.5，利于短程硝化的實(shí)現(xiàn)。本試驗(yàn)系統(tǒng)內(nèi)初始pH為7.6～8.3，在硝化反應(yīng)過程中，產(chǎn)生H+消耗堿度，使pH值下降。當(dāng)原水堿度不足時(shí)，用pH變送器設(shè)定低控制值，當(dāng)pH低于低控制值時(shí)，啟動(dòng)加藥泵，往反應(yīng)器內(nèi)加入NaOH溶液，以保證足夠的堿度來進(jìn)行硝化反應(yīng)。

（3）DO：溶解氧是實(shí)現(xiàn)短程硝化的關(guān)鍵控制因素之一。有研究表明[13]AOB的氧飽和系數(shù)是0.2～0.4mg/L，NOB的氧飽和系數(shù)是1.2～1.5mg/L，因此將DO控制在低濃度水平，約0.2～0.6mg/L。

（4）FA：FA對(duì)AOB和NOB都有抑制作用，Anthonisen等[14]試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)A對(duì)于AOB的抑制濃度范圍為10～150mg/L，對(duì)NOB的抑制濃度范圍為0.1～1.0mg/L。因此，本試驗(yàn)采用“高FA”策略啟動(dòng)，反應(yīng)器每個(gè)周期進(jìn)水約0.15～0.30m3，混合后，氨氮濃度約100～250mg/L，初始游離氨濃度約為5～25mg/L。

（5）泥齡：理論上，將泥齡控制在大于AOB的世代周期，小于NOB的世代周期，可逐漸將NOB從反應(yīng)器中“淘洗”掉，從而使AOB成為反應(yīng)器中的優(yōu)勢(shì)菌屬。但實(shí)際培養(yǎng)過程中，常采用長(zhǎng)泥齡。反應(yīng)器接種后，初始MLSS約為4 600mg/L，啟動(dòng)初期，控制污泥齡約15d，后期，適當(dāng)排泥，使反應(yīng)器內(nèi)的MLSS穩(wěn)定在3 500mg/L左右。

綜上所述，本PNP系統(tǒng)啟動(dòng)階段控制溫度在（33±1）℃，初始pH為7.6～8.3，初始FA為5～25mg/L，曝氣量為2.5m3/h，DO約0.2～0.6mg/L。每周期進(jìn)水水量約0.15～0.30m3，反應(yīng)周期為12h，進(jìn)水20min、曝氣11h、沉淀30min和排水10min。

職業(yè)素養(yǎng)具有極為豐富的內(nèi)涵，包含諸多元素，比如職業(yè)道德、職業(yè)意識(shí)、職業(yè)行為習(xí)慣、職業(yè)技能等方面內(nèi)容。職業(yè)素養(yǎng)是從業(yè)者在職業(yè)活動(dòng)中表現(xiàn)出來的綜合品質(zhì)，職業(yè)素養(yǎng)體現(xiàn)對(duì)人和勞動(dòng)的尊重，反應(yīng)從業(yè)者對(duì)社會(huì)和所從事職業(yè)的愛，其內(nèi)涵十分豐富，涵蓋職業(yè)道德、職業(yè)形象、職業(yè)安全、職業(yè)能力、職業(yè)體能、職業(yè)審美等諸多方面的觀念意識(shí)及其相應(yīng)的作風(fēng)和行為習(xí)慣。

2 結(jié)果與討論

2.1 PNP反應(yīng)器的啟動(dòng)

2.1.1 各基質(zhì)的變化

PNP系統(tǒng)啟動(dòng)過程各氮素、COD及亞硝酸鹽積累率的變化如圖3所示。短程硝化啟動(dòng)成功的主要標(biāo)志是出水NO2--N含量高，且保持穩(wěn)定高水平的NAR。其中，高水平的NAR可直接反應(yīng)出系統(tǒng)中AOB富集及NOB淘洗的效果。

本次PNP系統(tǒng)的啟動(dòng)歷時(shí)約30d，根據(jù)啟動(dòng)過程“三氮”（NH4+-N、NO2--N、NO3--N）及NAR的變化，大致可將整個(gè)啟動(dòng)過程分為：?jiǎn)?dòng)初期、篩選富集期和穩(wěn)定運(yùn)行期等三個(gè)階段。

（1）啟動(dòng)初期（適應(yīng)期）

該階段自污泥接種時(shí)起，歷時(shí)約5d。主要為微生物為適應(yīng)外部環(huán)境改變而自我調(diào)節(jié)的一個(gè)階段，且由于AOB相對(duì)于NOB能更快地適應(yīng)環(huán)境變化，在此階段NO2--N出現(xiàn)小幅度上升。

此階段控制DO約0.2～0.6mg/L；反應(yīng)初期，系統(tǒng)pH約8.3；FA約15～30mg/L；NH4+-N濃度約200mg/L。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，pH不斷下降，當(dāng)降至7.4時(shí)向系統(tǒng)投加NaOH溶液，調(diào)節(jié)pH至8.2左右。由于污泥尚處于適應(yīng)階段，活性還并不高，第1d氨氮容積去除負(fù)荷僅為82mg/(L·d)，出水NO3--N濃度為50.7mg/L。隨后兩天，出水NO3--N濃度呈上升趨勢(shì)，繼而基本穩(wěn)定在50至70mg/L之間。經(jīng)過5d的培養(yǎng)，氨氮容積去除負(fù)荷上升至133.65mg/(L·d)，出水NO3-N濃度為58.98mg/L，NO2--N累積至40.6mg/L，NAR達(dá)25.4％。

（2）篩選富集期

第6d起，基本維持原有的反應(yīng)條件，系統(tǒng)內(nèi)NO3--N濃度逐漸降低，而NO2--N逐漸累積，系統(tǒng)NAR快速升高。說明NOB開始受到抑制。

但由于操作失誤，第9d時(shí)污泥不慎發(fā)生較大的流失，為保證系統(tǒng)內(nèi)一定的生物量，重新向反應(yīng)器中接種部分硝化污泥。出水NO3--N濃度有明顯上升，NO2--N累積量有所降低，NAR也相應(yīng)的有明顯下降。說明重新接種污泥時(shí)，同時(shí)引入了部分NOB，對(duì)菌種的篩選富集進(jìn)程起到一定的阻礙作用。

第15d起，NO3--N濃度重新開始降低，NO2--N逐漸累積，NAR快速升高。說明NOB受到抑制，活性逐漸降低。但第20d，系統(tǒng)出現(xiàn)明顯的抑制現(xiàn)象，氨氮容積去除負(fù)荷下降至僅22.28mg/(L·d)，分析其原因，發(fā)現(xiàn)是因?yàn)楫?dāng)天厭氧濾池出水DMF過高導(dǎo)致系統(tǒng)受到?jīng)_擊，從而使AOB、NOB均受到抑制。當(dāng)天加入一定量的NaCl并對(duì)系統(tǒng)進(jìn)行24h的悶曝處理。系統(tǒng)所受抑制得到有效解除，氨氮容積去除負(fù)荷迅速上升至第22d的216.73mg/(L·d)，且NO2--N累積量迅速增高至106.98mg/L，NAR達(dá)85.62％，標(biāo)志著短程硝化已基本實(shí)現(xiàn)。至第25d，NO2--N累積量增至227.85mg/L，NAR達(dá)98.36％認(rèn)為短程硝化已啟動(dòng)成功。

（3）穩(wěn)定運(yùn)行期

第26d起，整個(gè)體系處于相對(duì)穩(wěn)定的狀態(tài)，表現(xiàn)為：曝氣反應(yīng)11h后，出水NO2--N濃度約為250mg/L，NO3--N濃度穩(wěn)定地保持在6.0mg/L以下，NAR高達(dá)97％以上，NOB已基本被淘汰，短程硝化反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

綜上所述，在進(jìn)水COD濃度約200～350mg/L（系統(tǒng)混合后濃度），NH4+-N濃度約為200～350mg/L（系統(tǒng)混合后濃度），溫度為（33±1）℃，高pH（7.6～8.3）、高FA（10～35mg/L）的反應(yīng)條件下，經(jīng)過30d的運(yùn)行，出水NO3--N基本維持在6mg/L以下，NAR高達(dá)97％以上，實(shí)現(xiàn)了實(shí)際合成革廢水的短程硝化反應(yīng)器啟動(dòng)。

圖3 SBR啟動(dòng)期運(yùn)行效果圖Figure 3 The operation effect diagram of SBR start-up period

2.1.2 污泥性狀變化

將啟動(dòng)前、啟動(dòng)中期、啟動(dòng)完成期間污泥的顏色、MLSS、MLVSS/MLSS、SVI的變化進(jìn)行對(duì)比，結(jié)果如表3所示，并對(duì)接種污泥和馴化成功的短程硝化污泥進(jìn)行掃描電鏡觀察，結(jié)果如圖4所示。

表3 啟動(dòng)階段污泥性狀變化Table 3 Changes of sludge characteristics in the start-up period

接種污泥為深褐色，沉降性較好，VSS/SS約0.61。反應(yīng)過程，污泥性狀發(fā)生較大的變化，逐漸變成土黃色，SVI值逐漸減小，VSS/SS逐漸增大，有機(jī)質(zhì)含量增高。

圖4 污泥掃描電鏡圖Figure 4 The SEM photographs of the sludge

由SEM觀察可見，接種污泥（圖4 A）無機(jī)質(zhì)含量較多，球菌、桿菌較少；馴化后（圖4 B），污泥結(jié)構(gòu)具有較明顯變化，微生物以球菌、絲狀菌居多，絲狀菌將球菌纏繞在內(nèi)，污泥結(jié)構(gòu)良好。但是，PNP系統(tǒng)是在低DO的條件下啟動(dòng)，而絲狀菌又因具有較大的比表面積和較低的氧飽和常數(shù)，低DO環(huán)境下相對(duì)增殖得更快，故實(shí)際運(yùn)行操作時(shí)，應(yīng)注意防止絲狀菌污泥膨脹。

2.2 PNP反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行及控制

PNP系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行過程各氮素、COD、NAR及出水NO2--N/NH4+-N比值變化如圖5所示。由圖5可見，出水NO2--N濃度隨進(jìn)水氨氮的波動(dòng)及NH4+-N降解的量而變化，基本維持在180～260mg/L之間，NO3--N濃度穩(wěn)定地保持在6mg/L以下，NAR高達(dá)95％以上，COD去除效率約62％～80％，PNP系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定。

PNP反應(yīng)進(jìn)程可通過調(diào)節(jié)反應(yīng)時(shí)間、反應(yīng)過程DO及pH值進(jìn)行調(diào)控。通過探索，逐步將出水NO2--N/NH4+-N比值控制在1.1～2.0之間，為后續(xù)串聯(lián)厭氧氨氧化工藝做準(zhǔn)備。

綜上所述，在成功啟動(dòng)短程硝化后，對(duì)系統(tǒng)進(jìn)行約30d的觀察，發(fā)現(xiàn)在實(shí)際合成革廢水水質(zhì)條件下，短程硝化可實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定高效運(yùn)行；反應(yīng)進(jìn)程及出水NO2--N/NH4+-N比值可通過反應(yīng)時(shí)間、反應(yīng)過程DO及pH進(jìn)行調(diào)控。

圖5 穩(wěn)定運(yùn)行期基質(zhì)變化曲線Figure5 Variation curvesofsubstrate in the stableoperation period

由圖5可見，出水NO2--N濃度隨進(jìn)水氨氮的波動(dòng)及NH4+-N降解的量而變化，基本維持在180～260mg/L之間，NO3--N濃度穩(wěn)定地保持在6mg/L以下，NAR高達(dá)95％以上，COD去除效率約62％～80％，PNP系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定。

3 小結(jié)

PNP系統(tǒng)采用有效容積為1m3的SBR反應(yīng)器，通過控制系統(tǒng)溫度為（33±1）℃，初始FA為10～35mg/L，DO約0.2～0.6mg/L，pH值約7.5～8.3，30d內(nèi)實(shí)現(xiàn)了實(shí)際合成革廢水（COD 160～580mg/L，NH4+-N 260～460mg/L）短程硝化反應(yīng)器的成功啟動(dòng)，出水NO2--N濃度約為200～300mg/L，NO3--N濃度穩(wěn)定地保持在5mg/L以下，亞硝酸鹽積累率高達(dá)95％以上。PNP污泥呈土黃色，SEM觀察顯示微生物以球菌、絲狀菌居多。

合成革廢水水質(zhì)波動(dòng)大且難降解有機(jī)物含量較高，易對(duì)自養(yǎng)型的AOB菌產(chǎn)生一定的抑制作用。故SBR短程硝化系統(tǒng)運(yùn)行過程中，運(yùn)行方式宜隨著合成革廢水水質(zhì)的季度性變化而變化，當(dāng)反應(yīng)器進(jìn)水COD濃度為700～1 000mg/L時(shí)，通過調(diào)整充水比，可保持PNP系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行。當(dāng)反應(yīng)器內(nèi)AOB菌群受到抑制時(shí)，加入適量的NaCl并進(jìn)行悶曝，可刺激其活性恢復(fù)。

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（責(zé)任編輯：葉麗娜）

Study on Pretreatment Synthetic Leather W astewater by Partial Nitrification Process

HU Jiapeng1,2
(1.Fujian Provincial Key laboratory of Eco-Industrial Green Technology(Wuyi University),Wuyishan,Fujian 354300;2.College of Ecological and Resources Engineering,WuyiUniversity,Wuyishan,Fujian 354300)

The biological denitrification on synthetic leather wastewater mainly around partial nitrification-denitrification process at present.The denitrification technology with economical and efficiently on synthetic leather wastewater was explored.This paper intends to use partial nitrification process to pretreatment of synthetic leather wastewater.The temperature controlled at(33±1)℃,the initial free ammonia(FA)is 10-35mg/L,DO is about0.2-0.6mg/L,pH is about 7.5-8.3.The wastewater of synthetic leather successfully achieved partial nitrification within 30d(COD 160～580mg/L，NH4+-N 260～460mg/L).In the effluent,the concentration of NO2-N was about 200-300mg/L,NO3-N remained steady at 5mg/L or less.And the nitrite accumulation rate is about95％.

synthetic leather wastewater;partial nitrification process;biological denitrification;technology optimization

X703.1

：A

：1674－2109(2017)06－0001－06

2017-05-16

胡家朋（1980-），男，漢族，副教授，主要從事環(huán)境功能材料及水污染治理與控制方面研究。