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【】生物反硝化过程中，废水中的氨氮首先在好氧条件下被硝化菌氧化成no-x，然后在缺氧条件下被硝化菌还原成N2(反硝化)。硝化和反硝化不仅可以在活性污泥反应器中进行，也可以在生物膜反应器中进行。

    硝化细菌和反硝化细菌在相同的活性污泥,因为有氧和自养硝化细菌的特性明显不同于缺氧和异养反硝化细菌的特点,脱氮过程通常需要进行独立的两个核反应堆(如Bardenpho、节点、双槽氧化沟工艺,等等)或者先后在一个反应器(SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态;当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时，情况正好相反。

    显然,如果两组细菌具有不同属性(硝化细菌和反硝化细菌)相同的污泥可以同时在同一个反应器形式同时同步硝化反硝化(SND)活性污泥法脱氮过程中会更简化,效率将大大提高。

此外,从工程的角度来看,当硝化和反硝化作用在两个反应堆或独立进行先后在同一反应器,脱氮碱生产过程会导致哦的积累,导致PH值的增加,这将影响上述两级反应过程的反应速度,更明显的高氨氮废水的脱氮。而对于SND过程，反硝化生成的OH-可以中和原位硝化生成的H+，降低PH值的波动，既有利于生物反应过程，又提高了反应效率。

实现同步硝化反硝化的途径

    由于硝化细菌的好氧特性，在曝气池中实现SND是可能的。事实上,它已经在很久以前发现,曝气池中的non-assimilation氮损失(损失金额随控制在大约10% ~ 20%)条件下,研究和分析和研究主要集中在路径的氮损失,希望能提高脱氮效率的曝气池在不影响硝化作用的效果。

    利用好氧条件下部分微生物种群的反硝化特性实现SND。结果表明，NOX-N可用于脱硝硫藻、Pseadonmonasnautica、Comamonossp。如果将硝化菌和反硝化菌混合培养在同一个反应器(曝气池)中，则可以实现单个反应器同时硝化和反硝化。虽然这些微生物的纯培养结果令人满意，但一般认为实际应用前还有很长的路要走，主要是因为这些细菌在实际污泥中的比例太小。

    ②利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现SND。通常曝气池中的DO维持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，并被广泛接受。如果污泥颗粒内部厌氧区增大，反硝化效率就相应提高。

    大量研究结果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮体内部缺氧产生。要实现高效率的SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。要达到这一目的，有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的DO浓度和提高活性污泥颗粒的尺度。

    降低曝气池的DO浓度，即减小了O2的扩散推动力，可在不改变污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。丹麦BioBalance公司发明的SymBio工艺即建立在此理论基础之上(曝气池DO维持在1mg/L以下)，但在低DO浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如Sphaeroticulenatans/1701和H.Hydrossis之类的丝状菌膨胀。

    因此，提高SND活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的SND可能是*选择。然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法SND效率的提高。

    实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件：

    ①入流中的碳源应尽可能少地被好氧氧化；

    ②曝气池内应维持较大尺度的活性污泥。

    在连续流好氧条件下硝化发生在碳氧化之后，入流中的碳源被碳氧化或合成为细胞物质，只有当BOD浓度处于较低水平时硝化过程才开始。此时，即使污泥尺度较大也能形成有利于反硝化的微环境，但外源碳已消耗殆尽，只能利用内源碳进行反硝化，而内源水平反硝化的反应速率小，因此SND效率就低。

    在非连续条件下微生物的代谢模式则截然不同，入流中的碳源可在很短的时间内被微生物大量吸收，并以聚合物或原始基质的形态储藏于体内，从而使曝气池中的碳源浓度迅速降低，为硝化创造良好条件。如果颗粒污泥较大，形成有利于反硝化的微环境，则微生物可利用预先储存的基质进行反硝化。由于反硝化处在基质水平，反硝化的速度快，SND效率就高。

    好氧颗粒污泥的培养

    活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。*研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500μm左右，具有良好的沉淀性能和较高的SND速率。

    根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为100μm)可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND颗粒污泥。另有研究结果表明，在反硝化条件下活性污泥絮体能形成性能优良的颗粒污泥。

    以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm后就很难增大了。采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2mg/L时，O2在污泥颗粒内的扩散深度约为100μm，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。

    目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgenroth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3mm，具有优良的沉淀性能。但由于曝气池中O2的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。

    在SBR系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥可达3.3mm(也有仅为0.3～0.5mm的)，其中几乎不含丝状菌，全部由细菌组成。颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。

    在SBR反应器中，DO保持在0.7～1.0mg/L时运行一个月可基本完成颗粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高达95%、95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI为80～100mL/g，SS为4～4.5g/L。

    好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在DO<1mg/L时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/(m3•d)和0.18kgNH3-N/(m3•d)。

    可形成好氧颗粒污泥的微生物不仅仅局限于甲烷菌，人们观察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧异养菌也能形成颗粒污泥。好氧颗粒污泥主要由杆菌组成，无丝状菌。这些都是在连续运行操作中发现的，目前在SBR系统中也有发现. 更多环保及纯水处理设备资讯请关注皙全苏州网。