同步硝化反硝化生物脱氮技术
摘要：本文论述了同步硝化反硝化（SND）工艺同传统的生物脱氮技术相比具有的优势，从生物学和物理学角度探讨其反应机理，综述影响同步硝化反硝化反应的如DO、碳源、温度、碱度、游离氨（FA）、pH、氧化还原电位（ORP）、水力停留时间（HRT）和污泥絮体结构等因素，最后介绍该工艺的研究现状以及存在的问题。
关键词：同步硝化反硝化；生物脱氮；反应机理；因素
前言
废水中的氮的去除方法有物化法和生化法两种，生化法被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法。目前，废水的脱氮处理大多采用生化法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展，无论是在理论认识还是在工程实践方面，都取得了很大的进步。
传统的生物脱氮理论认为，氨氮的去除通过硝化和反硝化两个阶段完成，由于硝化菌和反硝化菌对环境条件的要求不同，这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即硝化反应发生在好氧条件下，由自养菌以氧作为电子受体，把NH3和NH4+氧化成NO2-和NO3-；反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下，通过异养菌以NO2-和NO3-作为电子受体，将其还原成气态物质排出。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区与好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺。先后出现了后置反硝化、前置反硝化、A/O和A2/O工艺以及各种改进工艺如UCT、JBH和AAA等，这些都是典型的传统的硝化反硝化工艺[1]。
然而，生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明，硝化反应不仅只由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用[2]；反硝化不只在厌氧条件下进行，在好氧情况下也有TN减少的现象，这种好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能把NH3−N直接氧化成含氮气态物，这种TN减少的现象并非真正意义上的反硝化[3.4]；反硝化不一定需要碳源，一些自养菌也能进行反硝化反应[5]。这些新的发现使硝化和反硝化反应在时间和空间上同时进行成为可能，由此产生了同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND）生物脱氮技术。
一、 同步硝化反硝化的优势
传统的生物脱氮工艺存在很多不足之处：（1）工艺流程较长，占地面积大，基建投资高；（2）由于硝化菌增殖速率慢且难以维持较高浓度，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用；（3）系统抗冲击能力较弱，高浓度NH3−N废水会抑
制硝化菌生长；（4）硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，既增加了处理费用又可能带来二次污染[6]。
然而，同步硝化反硝化（SND）工艺就有可能克服上述不足。传统理论认为硝化反应与反硝化反应不能同时发生，而近年来好氧反硝化菌和异养硝化菌的发现以及好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等研究的进展，奠定了同步硝化反硝化的理论基础。在该工艺中，硝化与反硝化反应在同一个构筑物中同时进行，与传统的工艺相比具有明显的优越性：（1）节省反应器体积和构筑物占地面积，减少投资；（2）可在一定程度上避免NO2-氧化成NO3-再还原成NO2-这两步多余的反应，从而可缩短反应时间，还可节省DO和有机碳；（3）反硝化反应产生的碱度可以弥补硝化反应碱度的消耗，简化pH调节，减少运行费用。
二、 同步硝化反硝化的机理
目前，对同步硝化反硝化生物脱氮机理还不十分清楚，有待于进一步了解与认识，但纵观如今各大观点，可从生物学和物理学两大方面给出解释。
生物学解释突破了传统生物脱氮理论的认识。近年来，好氧反硝化菌、异养硝化菌和自养反硝化菌的发现，打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识。对于好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等现象，目前生物学上的发现和进展已经可以给出比较令人满意的答案。
许多硝化菌如荧光假单胞菌、粪产碱菌、致金色假单胞菌、铜绿假单胞菌
（Pseudomonas fluorescens, Alcaligenes faecalis , Pseudomonas aureofaciena ,
Pseudomonas aeruginos）等都可以进行异养硝化[3.6~8]。同自养硝化菌相比，异养硝化菌具有生长速度快，细菌产量高，要求的DO浓度较低，能够在偏酸性环境中生长等特点
[9]。
Robertson [3]等人认为好氧反硝化菌同时也能进行异养硝化，在有微量氧存在的条件下把NH3−N直接转化为气态产物，如Thiosphaera pantotropha等好氧反硝化菌可以用NH3−N作为电子供体，用NO2--N或NO3--N作电子受体，并形成聚β羟丁酸（PHB），从而达到去除氨氮、合成细胞物质和提供能量的目的。可能的反应方程式如下：
NH4+ + NO2-→N2 + 2H2O （1）
或
5 NH4+ + 3 NO3-→4N2 + 9H2O + 2H+ （2）
在完全好氧条件下（溶解氧浓度约为空气中饱和溶解氧的25%），Thiosphaera pantotropha等好氧反硝化菌就会发生下列反应：
NH4+→NH2OH→NO2-→N2O→N2 （3）
从物理学角度讲，由于处理系统中存在适合SND进行的环境（包括宏观环境和微观环境）而导致SND现象的发生。
由于实际生产中反应器和构筑物内活性污泥的混合和曝气不均，形成好氧及缺氧区，这种宏观环境的存在使得SND能够进行。如SBR、氧化沟以及生物转盘等系统中均有发生SND现象的报道[10~12]。
微环境理论是目前已被普遍接受的观点。微环境理论研究活性污泥絮体中各种物质（如DO、底物等）传递和变化，各类微生物的代谢活动及其相互作用，以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的改变等。该理论认为，由于氧和底物的扩散存在阻力，在活性污泥絮体内部产生DO和底物浓度梯度[12~14]，如图1所示。微生物絮体的外表面DO浓度较高，以好氧菌和硝化菌为主；深入絮体内部，氧传递受阻及外部氧的大量消耗，产生缺氧微环境，缺氧菌和反硝化菌占优势。正是由于污泥絮体内同时存在好氧和缺氧环境，导致了同步硝化反硝化的发生。由于微生物种群结构、生物化学反应的不均匀性和物质传递的变化等因素的相互作用，在微生物絮体内部会存在多种多样的微环境，一般的，即使是在好氧环境占主导地位的处理系统中，也会存在一定程度上的缺氧微环境。但该理论也存在一个重大的缺陷，即有机碳源问题。有机碳源既是异养反硝化的电子供体，又是硝化过程的抑制物质，在活性污泥絮体中，有机碳源在穿过好氧层时，首先被好氧氧化，处于内部缺氧区的反硝化菌由于得不到电子供体，反硝化就会受到抑制，SND的脱氮效率也就不会很高[15]。该理论需要进一步发展和完善。
三、 影响同步硝化反硝化的因素
1．DO
DO浓度直接影响生物脱氮系统的硝化反硝化程度。首先，DO浓度应满足含碳有机物的氧化以及硝化反应的需要；其次，DO浓度不宜过高，以保证污泥絮体内缺氧微环境的形成，同时使系统中有机物不致于过度消耗而影响反硝化反应的顺利进行。对于反硝化菌而言，氧气的存在之所以对反硝化过程有抑制作用，并不是由于氧气对反硝化菌本身有抑制作用，而是因为电子受体（O2、NO2和NO3）之间争夺电子的能力存在差异，通常O2接受电子的能力高于NO2-和NO3-，在DO较高的条件下，反硝化菌虽未受到抑制，但NO2和NO3不易得到电子供体（有机物），因此也难以被还原成N2[16]。 ----
一般认为，DO浓度应控制在0.5~1.5mg/L之间，但由于进水水质和活性污泥状况的不同，DO浓度的控制范围也有所不同。此外，对于不同工艺的处理构筑物，其发生同步硝化反硝化的程度也有所不同，DO浓度的控制范围需要视不同情况在实践中确定。
2．碳源
废水中碳源对SND的影响主要表现在两个方面：一方面是进水C/N比高低的影响；另一方面为进水中易降解物质（RBCOD）含量高低的影响[17]。C/N与RBCOD/COD比越高，反硝化的碳源就越充足，TN去除率也越高。另外，碳源对SND的影响还表现在污泥有机负荷的高低上，污泥的有机负荷过高，异养菌活动旺盛，大量消耗有机物和溶解氧，对溶解氧的竞争将抑制硝化菌的活性导致硝化不彻底，进而影响反硝化；污泥有机负荷过低，有机物在污泥絮体的好氧区即被大量消耗，不能满足反硝化碳源的需要，影响TN的去除率。
通常C/N＞4为宜，当C/N＞6~8时认为碳源充足[13]，而C/N比过高将会抑制硝化菌的活性[18]。其具体控制也和DO浓度一样，需根据不同的进水水质、活性污泥状况和处理构筑物等确定。
3．温度
硝化反应的最适温度为20~30℃，而反硝化反应的最适温度为20~40℃。温度低于15℃时，反硝化菌的增殖速率和代谢速率均降低，从而影响反硝化反应正常进行[19]；温度高于30℃时，硝化菌活性则受到抑制。因此，同步硝化反硝化最佳温度应控制在20~30℃。
4．碱度、游离氨（FA）和pH
pH对硝化反应和反硝化反应的影响主要表现为对水中氨和碳酸存在形态的影响。氨在水中以两种形态存在，即游离氨（NH3）和固定氨（NH4+），它们之间的平衡式为：
NH3 +H+ ‖NH4+ （4）
当pH升高时，平衡向左移动，NH3比例增大。生物硝化是硝酸菌对NH4进行反应，NH3高时对硝化反应有抑制作用。游离氨的浓度随pH的升高而增加[8]。在水温为20~30℃、pH为8.0时，水中游离氨占总氨的3.8~7.5%；当pH上升到9.0时，游离氨的比例增加到28~45%。据研究报道，当NH3浓度大于1.0mg/L时对硝酸菌有抑制作用；当NH3浓度大于10mg/L时对亚硝酸菌产生抑制作用[20]。
pH和碱度也是有一定关联的，根据酸碱平衡理论，碳酸在水中以三类不同的化合形态存在，即H2CO3、HCO3和CO3。生物脱氮中所能利用的碱度是HCO3形态的碱度，-2--+
当pH在6.5~10.0之间时，水中的碳酸主要以HCO3-形态存在[21]。按理论计算，硝化反应每氧化1gNH3−N要消耗7.14g碱度（以CaCO3计），而反硝化反应每还原1gNO2--N或NO3--N将产生3.57g碱度[22]。在同步硝化反硝化过程中，反硝化反应产生的碱度将部分补充硝化反应消耗的碱度。对于一般的污水来说，碱度往往是不充足的。因此在生物脱氮过程中，应补充碱度使系统中存在一定的剩余碱度以保证硝化反应的顺利进行。
综上所述，硝化反应适宜的pH是7.5~8.4，反硝化反应适宜的pH是6.5~8.0[13]，则同步硝化反硝化pH应控制在7.5~8.0之间。
5．氧化还原电位（ORP）
ORP是影响SND的重要因素之一，通过控制系统中的ORP在适当的范围内可以获得较好的脱氮效果。一般情况下，较高的ORP有利于SND的发生。一些研究表明，ORP与DO、pH等有着密切的关系，通过控制ORP，可以间接控制DO浓度，进而控制SND[23]。系统中高ORP值可促进完全反硝化反应的进行，出水中NO3-较高；而低ORP值会使得出水中NH3浓度升高[24]。最佳ORP为150~200mV[25]。许多的研究都认为通过ORP和DO的双重控制比单独控制DO的效果要好，这是因为ORP不仅涉及到DO浓度水平，还涉及到SND实现的其他因素，ORP值不仅是由O2/OH-的平衡决定，还由NO3-/ NH4+及NO2-/ NH4+等决定。
6．水力停留时间（HRT）
在一定的温度条件下，氨氮的去除率受进水负荷的影响，负荷增加则去除率有所下降。而负荷的大小关系到处理构筑物的HRT。对于高浓度氨氮废水，HRT应长一些，而过长的HRT将会增加运行成本。
7．微生物絮体结构
微生物絮体结构即活性污泥颗粒大小和密实度等特征。它们直接影响了污泥絮体内部好氧区与缺氧区比例的大小和絮体内部物质的传质效果，进而影响微生物对DO和底物获取的难易程度[15]。体积较大的污泥颗粒增加了缺氧微环境的比例，结构密实的污泥颗粒的传质阻力大。水中的有机碳源很难渗透至这样的污泥絮体内部，处于内部的微生物难以接触到碳源，影响反硝化。因此，只有颗粒大小、密实度适中的污泥才能保证DO和有机碳源在污泥絮体内部的分布有利于同步硝化反硝化的顺利进行。而活性污泥颗粒大小和密实度则受构筑物中水流紊动强度和混合程度及曝气产生的剪切力的影响，此外还与微生物的种类有关[26]。
四、 同步硝化反硝化研究现状
目前，对SND生物脱氮技术的研究主要集中在氧化沟、RBC、SBR等反应器系统。Rittmann等在工业规模的氧化沟内成功地实现了SND，并通过试验证实了反硝化反应可以在污泥絮体内部缺氧区内连续进行，通过控制DO浓度可以实现在同一个反应器中的SND[12]。Gupta等研究了RBC反应器中的SND现象，证实了Thiosphaera pantotropha细菌具有好氧反硝化功能，并指出SND是最经济的脱氮方法[27]。Hyungseok Yoo等研究了间歇式曝气反应器中的SND现象，并确定了关键的控制参数，研究了C/N=5:1和10:1两种废水，在最佳条件下，氮的去除率高达90%以上，同时还可以去除95%以上的CODCr[2]。Zhao H. W等在两段间歇曝气完全混合式反应器（IACM）中对SND的控制因素做了小试研究，结果表明ORP可用作SND的时实控制参数[9]。
在国内，对SND的研究也日趋活跃。高廷耀等对几种不同的生物脱氮工艺中的SND现象进行了试验分析，研究表明，影响SND的因素有DO浓度、污泥絮体结构及污泥有机负荷等[28]。周少奇等以垃圾渗滤液为研究对象，从生化反应计量学的角度出发，提出了对低CODCr/NH4+-N比废水可通过调控营养配比、DO浓度来控制生物硝化反硝化，经过NO2-途径的SND生物处理策略[29]。吕锡武、李丛娜等采用SBR工艺对SND进行研究，指出影响SND的因素除DO浓度、污泥絮体结构及污泥有机负荷外，还包括C/N比、pH以及污泥浓度等，并对处理过程中产生的N2O提出了控制措施[14.30~32]。 五、 存在问题
由于实现SND的控制因素多且复杂，各种因素之间又相互关联，要将SND生物脱氮技术成功应用于实践还有一段距离。目前，SND的脱氮技术还存在一些迫切需要解决的问题：一方面，对SND的脱氮机理和氮的转移路径还有待进一步的认识与了解；另一方面，对SND的控制因素，如污泥颗粒的最佳絮体结构、DO浓度及ORP的最佳范围、絮体内部的DO和碳源的传质等都是急待解决的问题；第三，需解决微环境理论中的缺陷，即有机碳源的问题。
另外，随着人们对地球升温认识的深入，已知N2O生物脱氮过程中释放的一种重要温室气体。N2O是最大单个全球变暖潜势（GWP）排放源，其GWP是CO2的320倍。当N2O进入到低层大气中，由于它会在同温层中受到强烈的太阳光辐射而分解成NO，而NO能加速臭氧的分解。初步估计污水处理过程中每年排放的N2O量约在3×1011～3×1012kg，占全球N2O总排放量的2.5～25%，而以往这部分温室气体被人们忽视了[33.34]。今后还应加强对N2O控制的研究。
六、 结束语
SND生物脱氮的本质依然是利用了微生物动力学特性固有的差异来实现两类细菌动态竞争与选择的结果，因此，协调控制硝化与反硝化这两个过程的动力学平衡尤为重要。然而，由于过程的复杂性及控制因素的相互关联，使得实现SND并不是很容易的事。但是，由于SND的诸多优越性，相信经过不断的完善与改进，SND生物脱氮新技术最终将成为废水脱氮处理的重要措施之一。
参考文献
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同步硝化反硝化生物脱氮技术
摘要：本文论述了同步硝化反硝化（SND）工艺同传统的生物脱氮技术相比具有的优势，从生物学和物理学角度探讨其反应机理，综述影响同步硝化反硝化反应的如DO、碳源、温度、碱度、游离氨（FA）、pH、氧化还原电位（ORP）、水力停留时间（HRT）和污泥絮体结构等因素，最后介绍该工艺的研究现状以及存在的问题。
关键词：同步硝化反硝化；生物脱氮；反应机理；因素
前言
废水中的氮的去除方法有物化法和生化法两种，生化法被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法。目前，废水的脱氮处理大多采用生化法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展，无论是在理论认识还是在工程实践方面，都取得了很大的进步。
传统的生物脱氮理论认为，氨氮的去除通过硝化和反硝化两个阶段完成，由于硝化菌和反硝化菌对环境条件的要求不同，这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即硝化反应发生在好氧条件下，由自养菌以氧作为电子受体，把NH3和NH4+氧化成NO2-和NO3-；反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下，通过异养菌以NO2-和NO3-作为电子受体，将其还原成气态物质排出。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区与好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺。先后出现了后置反硝化、前置反硝化、A/O和A2/O工艺以及各种改进工艺如UCT、JBH和AAA等，这些都是典型的传统的硝化反硝化工艺[1]。
然而，生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明，硝化反应不仅只由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用[2]；反硝化不只在厌氧条件下进行，在好氧情况下也有TN减少的现象，这种好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能把NH3−N直接氧化成含氮气态物，这种TN减少的现象并非真正意义上的反硝化[3.4]；反硝化不一定需要碳源，一些自养菌也能进行反硝化反应[5]。这些新的发现使硝化和反硝化反应在时间和空间上同时进行成为可能，由此产生了同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND）生物脱氮技术。
一、 同步硝化反硝化的优势
传统的生物脱氮工艺存在很多不足之处：（1）工艺流程较长，占地面积大，基建投资高；（2）由于硝化菌增殖速率慢且难以维持较高浓度，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用；（3）系统抗冲击能力较弱，高浓度NH3−N废水会抑
制硝化菌生长；（4）硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，既增加了处理费用又可能带来二次污染[6]。
然而，同步硝化反硝化（SND）工艺就有可能克服上述不足。传统理论认为硝化反应与反硝化反应不能同时发生，而近年来好氧反硝化菌和异养硝化菌的发现以及好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等研究的进展，奠定了同步硝化反硝化的理论基础。在该工艺中，硝化与反硝化反应在同一个构筑物中同时进行，与传统的工艺相比具有明显的优越性：（1）节省反应器体积和构筑物占地面积，减少投资；（2）可在一定程度上避免NO2-氧化成NO3-再还原成NO2-这两步多余的反应，从而可缩短反应时间，还可节省DO和有机碳；（3）反硝化反应产生的碱度可以弥补硝化反应碱度的消耗，简化pH调节，减少运行费用。
二、 同步硝化反硝化的机理
目前，对同步硝化反硝化生物脱氮机理还不十分清楚，有待于进一步了解与认识，但纵观如今各大观点，可从生物学和物理学两大方面给出解释。
生物学解释突破了传统生物脱氮理论的认识。近年来，好氧反硝化菌、异养硝化菌和自养反硝化菌的发现，打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识。对于好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等现象，目前生物学上的发现和进展已经可以给出比较令人满意的答案。
许多硝化菌如荧光假单胞菌、粪产碱菌、致金色假单胞菌、铜绿假单胞菌
（Pseudomonas fluorescens, Alcaligenes faecalis , Pseudomonas aureofaciena ,
Pseudomonas aeruginos）等都可以进行异养硝化[3.6~8]。同自养硝化菌相比，异养硝化菌具有生长速度快，细菌产量高，要求的DO浓度较低，能够在偏酸性环境中生长等特点
[9]。
Robertson [3]等人认为好氧反硝化菌同时也能进行异养硝化，在有微量氧存在的条件下把NH3−N直接转化为气态产物，如Thiosphaera pantotropha等好氧反硝化菌可以用NH3−N作为电子供体，用NO2--N或NO3--N作电子受体，并形成聚β羟丁酸（PHB），从而达到去除氨氮、合成细胞物质和提供能量的目的。可能的反应方程式如下：
NH4+ + NO2-→N2 + 2H2O （1）
或
5 NH4+ + 3 NO3-→4N2 + 9H2O + 2H+ （2）
在完全好氧条件下（溶解氧浓度约为空气中饱和溶解氧的25%），Thiosphaera pantotropha等好氧反硝化菌就会发生下列反应：
NH4+→NH2OH→NO2-→N2O→N2 （3）
从物理学角度讲，由于处理系统中存在适合SND进行的环境（包括宏观环境和微观环境）而导致SND现象的发生。
由于实际生产中反应器和构筑物内活性污泥的混合和曝气不均，形成好氧及缺氧区，这种宏观环境的存在使得SND能够进行。如SBR、氧化沟以及生物转盘等系统中均有发生SND现象的报道[10~12]。
微环境理论是目前已被普遍接受的观点。微环境理论研究活性污泥絮体中各种物质（如DO、底物等）传递和变化，各类微生物的代谢活动及其相互作用，以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的改变等。该理论认为，由于氧和底物的扩散存在阻力，在活性污泥絮体内部产生DO和底物浓度梯度[12~14]，如图1所示。微生物絮体的外表面DO浓度较高，以好氧菌和硝化菌为主；深入絮体内部，氧传递受阻及外部氧的大量消耗，产生缺氧微环境，缺氧菌和反硝化菌占优势。正是由于污泥絮体内同时存在好氧和缺氧环境，导致了同步硝化反硝化的发生。由于微生物种群结构、生物化学反应的不均匀性和物质传递的变化等因素的相互作用，在微生物絮体内部会存在多种多样的微环境，一般的，即使是在好氧环境占主导地位的处理系统中，也会存在一定程度上的缺氧微环境。但该理论也存在一个重大的缺陷，即有机碳源问题。有机碳源既是异养反硝化的电子供体，又是硝化过程的抑制物质，在活性污泥絮体中，有机碳源在穿过好氧层时，首先被好氧氧化，处于内部缺氧区的反硝化菌由于得不到电子供体，反硝化就会受到抑制，SND的脱氮效率也就不会很高[15]。该理论需要进一步发展和完善。
三、 影响同步硝化反硝化的因素
1．DO
DO浓度直接影响生物脱氮系统的硝化反硝化程度。首先，DO浓度应满足含碳有机物的氧化以及硝化反应的需要；其次，DO浓度不宜过高，以保证污泥絮体内缺氧微环境的形成，同时使系统中有机物不致于过度消耗而影响反硝化反应的顺利进行。对于反硝化菌而言，氧气的存在之所以对反硝化过程有抑制作用，并不是由于氧气对反硝化菌本身有抑制作用，而是因为电子受体（O2、NO2和NO3）之间争夺电子的能力存在差异，通常O2接受电子的能力高于NO2-和NO3-，在DO较高的条件下，反硝化菌虽未受到抑制，但NO2和NO3不易得到电子供体（有机物），因此也难以被还原成N2[16]。 ----
一般认为，DO浓度应控制在0.5~1.5mg/L之间，但由于进水水质和活性污泥状况的不同，DO浓度的控制范围也有所不同。此外，对于不同工艺的处理构筑物，其发生同步硝化反硝化的程度也有所不同，DO浓度的控制范围需要视不同情况在实践中确定。
2．碳源
废水中碳源对SND的影响主要表现在两个方面：一方面是进水C/N比高低的影响；另一方面为进水中易降解物质（RBCOD）含量高低的影响[17]。C/N与RBCOD/COD比越高，反硝化的碳源就越充足，TN去除率也越高。另外，碳源对SND的影响还表现在污泥有机负荷的高低上，污泥的有机负荷过高，异养菌活动旺盛，大量消耗有机物和溶解氧，对溶解氧的竞争将抑制硝化菌的活性导致硝化不彻底，进而影响反硝化；污泥有机负荷过低，有机物在污泥絮体的好氧区即被大量消耗，不能满足反硝化碳源的需要，影响TN的去除率。
通常C/N＞4为宜，当C/N＞6~8时认为碳源充足[13]，而C/N比过高将会抑制硝化菌的活性[18]。其具体控制也和DO浓度一样，需根据不同的进水水质、活性污泥状况和处理构筑物等确定。
3．温度
硝化反应的最适温度为20~30℃，而反硝化反应的最适温度为20~40℃。温度低于15℃时，反硝化菌的增殖速率和代谢速率均降低，从而影响反硝化反应正常进行[19]；温度高于30℃时，硝化菌活性则受到抑制。因此，同步硝化反硝化最佳温度应控制在20~30℃。
4．碱度、游离氨（FA）和pH
pH对硝化反应和反硝化反应的影响主要表现为对水中氨和碳酸存在形态的影响。氨在水中以两种形态存在，即游离氨（NH3）和固定氨（NH4+），它们之间的平衡式为：
NH3 +H+ ‖NH4+ （4）
当pH升高时，平衡向左移动，NH3比例增大。生物硝化是硝酸菌对NH4进行反应，NH3高时对硝化反应有抑制作用。游离氨的浓度随pH的升高而增加[8]。在水温为20~30℃、pH为8.0时，水中游离氨占总氨的3.8~7.5%；当pH上升到9.0时，游离氨的比例增加到28~45%。据研究报道，当NH3浓度大于1.0mg/L时对硝酸菌有抑制作用；当NH3浓度大于10mg/L时对亚硝酸菌产生抑制作用[20]。
pH和碱度也是有一定关联的，根据酸碱平衡理论，碳酸在水中以三类不同的化合形态存在，即H2CO3、HCO3和CO3。生物脱氮中所能利用的碱度是HCO3形态的碱度，-2--+
当pH在6.5~10.0之间时，水中的碳酸主要以HCO3-形态存在[21]。按理论计算，硝化反应每氧化1gNH3−N要消耗7.14g碱度（以CaCO3计），而反硝化反应每还原1gNO2--N或NO3--N将产生3.57g碱度[22]。在同步硝化反硝化过程中，反硝化反应产生的碱度将部分补充硝化反应消耗的碱度。对于一般的污水来说，碱度往往是不充足的。因此在生物脱氮过程中，应补充碱度使系统中存在一定的剩余碱度以保证硝化反应的顺利进行。
综上所述，硝化反应适宜的pH是7.5~8.4，反硝化反应适宜的pH是6.5~8.0[13]，则同步硝化反硝化pH应控制在7.5~8.0之间。
5．氧化还原电位（ORP）
ORP是影响SND的重要因素之一，通过控制系统中的ORP在适当的范围内可以获得较好的脱氮效果。一般情况下，较高的ORP有利于SND的发生。一些研究表明，ORP与DO、pH等有着密切的关系，通过控制ORP，可以间接控制DO浓度，进而控制SND[23]。系统中高ORP值可促进完全反硝化反应的进行，出水中NO3-较高；而低ORP值会使得出水中NH3浓度升高[24]。最佳ORP为150~200mV[25]。许多的研究都认为通过ORP和DO的双重控制比单独控制DO的效果要好，这是因为ORP不仅涉及到DO浓度水平，还涉及到SND实现的其他因素，ORP值不仅是由O2/OH-的平衡决定，还由NO3-/ NH4+及NO2-/ NH4+等决定。
6．水力停留时间（HRT）
在一定的温度条件下，氨氮的去除率受进水负荷的影响，负荷增加则去除率有所下降。而负荷的大小关系到处理构筑物的HRT。对于高浓度氨氮废水，HRT应长一些，而过长的HRT将会增加运行成本。
7．微生物絮体结构
微生物絮体结构即活性污泥颗粒大小和密实度等特征。它们直接影响了污泥絮体内部好氧区与缺氧区比例的大小和絮体内部物质的传质效果，进而影响微生物对DO和底物获取的难易程度[15]。体积较大的污泥颗粒增加了缺氧微环境的比例，结构密实的污泥颗粒的传质阻力大。水中的有机碳源很难渗透至这样的污泥絮体内部，处于内部的微生物难以接触到碳源，影响反硝化。因此，只有颗粒大小、密实度适中的污泥才能保证DO和有机碳源在污泥絮体内部的分布有利于同步硝化反硝化的顺利进行。而活性污泥颗粒大小和密实度则受构筑物中水流紊动强度和混合程度及曝气产生的剪切力的影响，此外还与微生物的种类有关[26]。
四、 同步硝化反硝化研究现状
目前，对SND生物脱氮技术的研究主要集中在氧化沟、RBC、SBR等反应器系统。Rittmann等在工业规模的氧化沟内成功地实现了SND，并通过试验证实了反硝化反应可以在污泥絮体内部缺氧区内连续进行，通过控制DO浓度可以实现在同一个反应器中的SND[12]。Gupta等研究了RBC反应器中的SND现象，证实了Thiosphaera pantotropha细菌具有好氧反硝化功能，并指出SND是最经济的脱氮方法[27]。Hyungseok Yoo等研究了间歇式曝气反应器中的SND现象，并确定了关键的控制参数，研究了C/N=5:1和10:1两种废水，在最佳条件下，氮的去除率高达90%以上，同时还可以去除95%以上的CODCr[2]。Zhao H. W等在两段间歇曝气完全混合式反应器（IACM）中对SND的控制因素做了小试研究，结果表明ORP可用作SND的时实控制参数[9]。
在国内，对SND的研究也日趋活跃。高廷耀等对几种不同的生物脱氮工艺中的SND现象进行了试验分析，研究表明，影响SND的因素有DO浓度、污泥絮体结构及污泥有机负荷等[28]。周少奇等以垃圾渗滤液为研究对象，从生化反应计量学的角度出发，提出了对低CODCr/NH4+-N比废水可通过调控营养配比、DO浓度来控制生物硝化反硝化，经过NO2-途径的SND生物处理策略[29]。吕锡武、李丛娜等采用SBR工艺对SND进行研究，指出影响SND的因素除DO浓度、污泥絮体结构及污泥有机负荷外，还包括C/N比、pH以及污泥浓度等，并对处理过程中产生的N2O提出了控制措施[14.30~32]。 五、 存在问题
由于实现SND的控制因素多且复杂，各种因素之间又相互关联，要将SND生物脱氮技术成功应用于实践还有一段距离。目前，SND的脱氮技术还存在一些迫切需要解决的问题：一方面，对SND的脱氮机理和氮的转移路径还有待进一步的认识与了解；另一方面，对SND的控制因素，如污泥颗粒的最佳絮体结构、DO浓度及ORP的最佳范围、絮体内部的DO和碳源的传质等都是急待解决的问题；第三，需解决微环境理论中的缺陷，即有机碳源的问题。
另外，随着人们对地球升温认识的深入，已知N2O生物脱氮过程中释放的一种重要温室气体。N2O是最大单个全球变暖潜势（GWP）排放源，其GWP是CO2的320倍。当N2O进入到低层大气中，由于它会在同温层中受到强烈的太阳光辐射而分解成NO，而NO能加速臭氧的分解。初步估计污水处理过程中每年排放的N2O量约在3×1011～3×1012kg，占全球N2O总排放量的2.5～25%，而以往这部分温室气体被人们忽视了[33.34]。今后还应加强对N2O控制的研究。
六、 结束语
SND生物脱氮的本质依然是利用了微生物动力学特性固有的差异来实现两类细菌动态竞争与选择的结果，因此，协调控制硝化与反硝化这两个过程的动力学平衡尤为重要。然而，由于过程的复杂性及控制因素的相互关联，使得实现SND并不是很容易的事。但是，由于SND的诸多优越性，相信经过不断的完善与改进，SND生物脱氮新技术最终将成为废水脱氮处理的重要措施之一。
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