在缺氧条件下反硝化聚磷菌DPB利用厌氧条件下积累在体.docx
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在缺氧条件下反硝化聚磷菌DPB利用厌氧条件下积累在体
同步除磷脱氮工艺技术探讨
在缺氧条件下，反硝化聚磷菌（DPB）利用厌氧条件下积累在体内的PHB做C源和电子供体，以硝酸盐氮作为电子受体进行无氧呼吸。
无氧呼吸过程中产生的能量可用来将环境中的正磷酸盐吸收至反硝化聚磷菌体内以异染粒或其它高含磷量的储存物质存在。
然后系统通过排出这种高含磷的污泥而达到去除磷的目的，因此反硝化聚磷菌（DPB）反硝化除磷脱氮工艺的剩余污泥含磷量很高。
由于反硝化聚磷菌的碳原是一种较为复杂的有机物（PHB）,因此基质利用速度相对普通的好氧细菌来说比较慢，反过来说，反硝化聚磷菌（DPB）污水同步除磷工艺的污泥产量也就比较少。
但可以看出污泥产量少并不代表该系统的除磷水平就会降低。
因为从上面的分析中可以看出，污泥产量减少是通过减少污泥中其它杂菌（普通好氧菌，普通反硝化菌等）含量而达到的。
如果缺氧池中易生化有机物多，肯定是优先发生反硝化，导致改池中硝酸盐硝化殆尽。
然后缺氧池实质变成了厌氧池当然就发生了释放磷的现象。
脱氮效果不好请检查一下污泥龄，一般来说10天左右比较合适。
脱氮除磷的效果除设计原因外,运行管理是很关键的,如厌氧池不能有氧,但如何控制呢?
好氧区氧不足会影响硝化和聚磷,氧太高会使厌氧区产生微氧环境,影响释磷,有时好氧区溶氧不高厌氧区也可能有微氧,与好氧区的溶氧高低外,还与污沉淀池的停留时间、缺氧程度等因素有关此外,还要做到按工艺要求及时排泥,磷的最终去除出路是通过剩余污泥排放的,如不及时排
放，会在系统内周而复始地进行聚磷和释磷的循环。
总之,运行管理的各个主要环节一定要控制好.
关键是进水有足够的BOD，否则无论采用何种工艺，都难于有好的除磷脱氮效果。
C源对脱氮和除磷都是必要的。
以现有的污水来看，C原不会完全没有，只会存在不足。
反硝化聚磷菌一碳两用，所以可以有一定的优势！
严格地说，不是反硝化聚磷菌对环境的要求苛刻，而是微生物生态体系具有内在的自我动态平衡特征以及地域性特征，使得反硝化聚磷在实际工程中仍然具有不可人为调控的特性，因此，需要进一步对活性污泥中的反硝化聚磷菌生态学特征和地域特征进行研究，以确定可人为调控的参数或地域条件。
目前的一些研究可能存在基本概念不够清晰、目标不够明确、结论难以在不同地域重现等问题，属于探索阶段，还是大家从不同方向探讨较好。
1987年，中国市政工程华北设计研究院除磷脱氮科研组在A/A/O工艺的中试研究中观测到
缺氧区磷的吸收速率为4.38〜7.05mgP/gVSSh，好氧区磷的吸收速率为2.1〜3.45
mgP/gVSSh。
缺氧区磷的吸收速率大于好氧区是因为聚磷菌经厌氧释磷并吸收有机物合成
PHB后，先进入缺氧区，最后才进入好氧区；在缺氧区中，一部分聚磷菌利用硝酸盐作为最
终电子受体分解细胞内的PHB，产生大量的能量用于磷的吸收和聚磷的合成；与此同时聚磷菌得到增殖，经过缺氧区的碳能源消耗后，聚磷菌体内的PHB量已经大幅度下降，因此进入好氧区后，可用于产生能量的碳能源（有机物）供应水平明显低于缺氧区，相应地磷的吸收速率也就降低了。
根据基质与除磷微生物混合后出现的响应方式Gerber等人把能诱导磷释放的基质划分成三类。
A类：
乙酸、甲酸和丙酸等低分子有机酸；B类：
乙醇、柠檬酸、甲醇和葡萄糖等；C类：
丁酸、琥珀酸等。
实际上，这三类基质都属于快速生物降解COD（Sbs）。
郑兴灿等人[1990]根据Gerber等人的研究成果，作了进一步的试验研究，其中硝酸盐对磷释放的影响试验结果简述如下：
从生物除磷脱氮装置的好氧区取得泥样，经离心洗涤后分别与含硝酸盐的SA溶液、SB溶液和污水混合，考查缺氧／厌氧状态下磷的释放，试验结果表明硝酸盐的存在对SA诱导磷降放的能力有很大的不利影响，初始硝态氮浓度越高，则线性段越短，释放总量也越小，但不管硝态氮浓度是多大，释放曲线的线性段的斜率均一样，未发生变化，这说明硝酸盐的存在不影响SA诱导的磷释放速率，仅影响释放总量。
从试验结果还可看出当基质耗完后还存在硝酸盐时可出现磷的吸收，硝酸盐耗完后混合液进入完全厌氧状态，释磷速率明显增大从研究结果可看出硝酸盐也明显抑制SB对磷释放的诱导。
硝酸盐存在时，污水污泥混合液中出现明显的磷的净吸收，硝酸盐耗完后又转变为磷的厌氧净释放。
综合分析试验结果和其它方面的观测结果，给出如下作用机理来解释硝酸盐对磷的释放的影响：
1，在各类基质中反硝化细菌优先利用SA，在与聚磷菌竞争SA时反硝化菌占优势地位，
对SB来说也是如此。
2，一部分聚磷菌能利用硝酸盐作为最终电子受体，并将其异化还原成氮气，Lotter（1985）曾报导从生物除磷处理厂污泥中分离到的100株不动细菌中有52株有异化还原硝酸盐的能力。
也就是说一部分细菌兼具除磷和反硝化能力，这部分聚磷菌能通过与好氧状态下类似的途径分解有机物产生大量的能量用于吸收磷酸盐和合成聚磷。
那些不具备反硝化能力的聚磷菌则可释放磷。
因此，缺氧状态下的效应（净释放或净吸收）取决于污泥中这两类聚磷菌所占的比例和活性、基质的性质和浓度以及反硝化细菌的浓度等多方面的因素。
存在SA时，反硝化细菌对SA的竞争可导致释磷总量的下降，由于SA可直接诱发磷的释放，且释放速率与SA浓度无关，因此硝酸盐的存在对释磷速率没有影响。
对SB来说情况有所不同，由于SB必须转化成SA后才能诱导磷的释放，因此在缺氧条件下由于反硝化菌对SB和SA的竞争，造成所产生的可用于诱导磷释放的SA浓度很低，这样一来磷的释放总量明显下降，释放速率也明显降低。
与此同时，由于部分聚磷菌能通过反硝化反应产生能量进行磷的吸收活动，因而往往出现磷的净吸收。
硝态氮对生物除磷的干扰有两种方式。
厌氧区内的硝态氮妨碍发酵作用的进行，因为微生物利用硝态氮作为最终电子受体进行厌氧呼吸能获得更多的能量，也就不会有低分子脂肪酸的产生。
即使进水中存在这样的低分子脂肪酸，硝态氮作为异养微生物的最终电子受体，也会导致乙酸盐等低分子有机物的消耗。
结果除磷微生物的几乎得不到所需的乙酸盐。
如果污水中除磷微生物所需的低分子脂肪酸量足够大的话或除磷微生物本身就是反硝化菌的话，即使有硝态氮存在，除磷效果也可能不会受到明显影响。
反硝化除磷是用厌氧/缺氧交替环境来代替传统的厌氧/好氧环境,驯化培养出一类以硝酸根作为最终电子受体的反硝化聚磷菌（denitrifyingphos-phorusremovingbacteria,简称DPB）为优势菌种,通过它们的代谢作用来同时完成过量吸磷和反硝化过程而达到脱氮除磷的双重目的。
应用反硝化除磷工艺处理城市污水时不仅可节省曝气量,而且还可减少剩余污泥量,即可节省投资和运行费用。
1反硝化除磷理论
在对除磷脱氮系统的研究过程中发现,活性污泥中的一部分聚磷菌能以硝酸盐作为电子受体在进行反硝化的同时完成过量吸磷。
1993年荷兰Delft大学的Kuba在试验中观察到:
在厌氧/缺氧交替的运行条件下,易富集一类兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厌氧微生物,该微生
物能利用O2或NO-3作为电子受体，且其基于胞内PHB和糖原质的生物代谢作用与传统A/O法中的聚磷菌（PAO）相似。
针对此现象研究者们提出了两种假说来进行解释：
①两类菌属学
说,即生物除磷系统中的PAO可分为两类菌属，其中一类PAO只能以氧气作为电子受体，而
另一类则既能以氧气又能以硝酸盐作为电子受体，因此它们在吸磷的同时能进行反硝化；②一
类菌属学说，即在生物除磷系统中只存在一类PAO，它们在一定程度上都具有反硝化能力，其
能否表现出来的关键在于厌氧/缺氧这种交替环境是否得到了强化。
如果交替环境被强化的程度较深则系统中PAO的反硝化能力较强，反之则系统中PAO的反硝化能力弱，即PAO不
能进行反硝化除磷。
也就是说，只有给PAO创造特定的厌氧/缺氧交替环境以诱导出其体内具有反硝化作用的酶,才能使其具有反硝化能力。
这两种假说都有各自的支持者,但大部分研究人员都赞同前者。
就NO-3是否可作为生物除磷过程的电子受体，Vlekke（1987年）和Takahiro（1992年）等
分别利用厌氧一缺氧SBR（anaerobic/anoxicSBR,简称A2SBR）系统和固定生物膜反应器进行了试验研究。
结果表明，作为氧化剂NO-3和氧气在除磷系统中起着相同的作用，而且
通过创造厌氧、缺氧交替的环境可筛选出以NO-3作为电子受体的聚磷菌优势菌属即DPBo类似的实验室和生产性规模的生物除磷脱氮研究也表明,当微生物依次经过厌氧、缺氧和好氧
三个阶段后，约占50%的聚磷菌既能利用氧气又能利用NO-3作为电子受体来聚磷，即DPB的除磷效果相当于总聚磷菌的50%左右。
这些发现一方面说明了硝酸盐亦可作为某些微生物氧化PHB的电子受体，另一方面也证实了在污水的生物除磷系统中的确存在着DPB属微生物，而且通过驯化可得到富集DPB的活性污泥。
2反硝化除磷工艺
2.1单、双污泥反硝化除磷脱氮系统
反硝化除磷脱氮反应器有单污泥和双污泥系统之分。
在单污泥系统中，DPB、硝化菌及
非聚磷异养菌存在于同一悬浮污泥相中,共同经历了厌氧、缺氧和好氧环境;而在双污泥系统中硝化菌则独立于DPB而单独存在于固定膜生物反应器或好氧硝化SBR反应器中。
虽然在单、双污泥系统中DPB都可利用由硝化产生的硝酸盐作为电子受体在缺氧环境中实现反硝化除磷,但后者运行更稳定、处理效果也更好,其原因是双污泥系统为硝化菌和反硝化除磷菌创造了最佳的生长环境，且硝化和反硝化聚磷各系统的SRT可根据实际运行要求来选定（硝化
的SRT较长不利于反硝化和除磷，主要原因是聚磷菌体内相当一部分PHB会因长时间的曝气而被消耗掉，从而导致后续反硝化所需碳源的不足）。
进一步说，在双污泥系统中可采用生物膜反应器进行硝化来提供NO-3电子受体，这样不仅给生长速率较慢的硝化菌创造了稳定的生长环境,增加了系统中硝化菌量,提高了硝化率,也可减少水力停留时间和反应器体积;同时在无需大规模污泥回流的前提下就能使出水保持较低的硝酸盐浓度。
目前，较典型的双污泥系
统是Dephanox工艺和A2NSBR工艺，单污泥系统的代表是UCT工艺。
2.2生物膜反硝化除磷脱氮工艺
有关学者对生物膜法除磷进行了深入细致的研究。
1994年,Keren-Jespersen等考察固定
生物膜反应器除磷效果时首次发现,通过厌氧（2h）/缺氧（4h）交替环境可培养出富集DPB
的反硝化生物膜，且在厌氧段可释放0.52mgPO3-4-P/mgHAc，在缺氧段可吸收2.0mgPO34P/mgNO-3-N,而剩余干污泥中磷的含量已达到8%〜10%,该试验为用生物膜法实现反硝化除磷提供了依据。
随后,Falkentoft（2000年,2001年）等进行了生物滤池反硝化除磷的小试研究，试验中培养出了富集DPB的生物膜，并获得了较好的除磷脱氮效果。
在生物膜系统中扩散程度的不同将导致沿生物膜纵向生长的微生物种类的不同,因此研究生物膜的
除磷机理必须考察底物的扩散作用和生物膜的层状分布（这两者直接关系到厌氧段释磷率和缺氧段的吸磷率,并将最终影响除磷脱氮效果）。
鉴于生物膜除磷工艺的高度复杂性,在考察该工艺的实际运行能力时有必要利用AQUASIM计算机程序进行模型模拟研究。
计算机模型模拟试验可以深入研究生物膜内部的情况,并可对工艺各反应阶段的时间配比、反应池的大小和生物膜厚度等参数进行估算和评价,从而为实际工程运行提供参考依据。
3影响因素及其控制要点
31溶解氧
在反硝化除磷工艺中控制释磷的厌氧条件极为重要。
厌氧段的溶解氧含量（<0.2mg/L）
通常用氧化还原电位（ORP）来度量。
研究表明，ORP值和磷含量之间呈良好的相关关系，能直观地反映PO34-P浓度的变化,从而能定量反映聚磷菌的性能特征，因此可把它作为厌氧释磷过程扰动的一个实时指标。
当ORP值为正值时聚磷菌不释磷，而当ORP值为负值时绝对
值越高则其释磷能力就越强，一般认为应把ORP值控制在-200〜-300mV。
但是,在实际运行中因污泥或污水回流以及厌氧段未在封闭条件下运行而常会将氧气带入厌氧段,为此可在
原工艺基础上前置一个厌氧段和实现厌氧段封闭运行来解决这个问题。
32NO-3和NO-2
资料表明，只要厌氧段存在NO-3则反硝化菌就能优先利用碳源进行反硝化反应而抑制聚磷菌的释磷和PHB的合成［8］。
但另一方面，缺氧段的吸磷量和硝酸盐投量有关。
Merzouki
等在考察硝酸盐投量对A2NSBRX艺除磷效果的影响时发现：
系统的除磷效果主要依赖于
缺氧段所投加的硝酸盐量及SRT。
设定SRT为15d,当硝酸盐的浓度从100mg/L升高
到120mg/L时,磷的去除率从63%升高到93%;当硝酸盐浓度达到140mg/L时除磷率接近100%，但这会导致硝酸盐的过量。
研究表明，NO-2的积累对除磷会起到抑制作用。
Keren-Jespersen在研究固定生物膜反应器厌氧/缺氧交替运行条件下的释磷、吸磷情况时发现：
当缺氧段的硝酸盐负荷增高时能观察到亚硝酸盐的积累,同时随着硝酸盐量的减少则吸磷
也相应减少,一旦系统中的硝酸盐被消耗尽,即使系统中还存在大量的亚硝酸盐吸磷也随之停止,取而代之的是开始放磷。
这一现象表明,系统中的聚磷菌无法以亚硝酸盐作为电子受体进行吸磷。
同时,随着亚硝酸盐的形成则释磷量和硝酸盐耗量的比值减少,作者对其解释是：
只有硝
酸盐转化为亚硝酸盐过程中产生的那部分能量才可被聚磷菌用作吸磷所需的能量,亚硝酸盐
的积累是由缺氧段初期过高的硝酸盐浓度造成的。
所以,在实际研究中硝酸盐应分批、数次、
小剂量投加,或使好氧时间尽量长来达到完全硝化反应,以免造成亚硝酸盐的积累。
但
Meinhold（1999年）持不同观点，他认为当亚硝酸盐浓度不是很高（W4〜5mgNO2-N/L）时其可作为吸磷的电子受体；但当浓度较高时（＞8mgNO2-N/L）亚硝酸盐才会对缺氧吸磷完全起抑制作用。
33碳源种类
研究表明,释磷菌在利用不同基质的过程中对磷的释放率存在着明显的差异。
Evans（1983年）等学者的试验结果表明,在厌氧段投加丙酸、乙酸、葡萄糖等简单有机物能诱发磷的释放,但以乙酸的效果为最佳。
因此,可以在厌氧段投加乙酸等易降解的低分子有机物来提高微生物的释磷量,增加其体内有机物贮存,为缺氧阶段的大量吸磷创造条件。
值得注意的是,碳源只有
投加在厌氧段才能使出水的磷含量减少,如将碳源投加在缺氧段则会优先支持反硝化而使出
水硝酸盐和亚硝酸盐的浓度降低却不发生吸磷反应。
反硝化除磷系统首先要求提供给厌氧段足够的可降解COD，其（如HAc）越充足则合成
的PHB越多。
Keren-Jespersenrsen（1994年）的研究表明，缺氧条件下的吸磷率、反硝化率是聚磷菌体内PHB储量的函数；HAc的消耗量（PHB量）与缺氧段的反硝化率及吸磷率存在一定的线性关系；缺氧条件下的吸磷率是PHB的一阶方程。
从这些函数关系可见，厌氧
段提供的COD（HAc）充足与否直接关系着缺氧段反硝化和吸磷能力的强弱。
按照理想的除磷理论,碳源（电子供体）和氧化剂（电子受体）不能同时出现,否则脱氮和除磷的效果都会受到影响。
但在实际工程中不可能达到完全的理想条件,所以在提供给厌氧段充足碳源及缺氧段足
量硝酸盐的同时应注意适度原则，使进水的C、N和P符合最佳比例关系以达到最佳的处理效果。
当进水C/N值较高时，一方面NO-3量不足将导致吸磷不完全而使出水的磷含量偏高；另一方面有可能使厌氧段的HAc投量超过了DPB合成PHB所需要的碳源量，过剩碳源在
后续缺氧段被反硝化菌用于反硝化而未进行吸磷。
进水C/N值较低时则会因NO-3过量而
造成反硝化不彻底。
Kuba（1996年）在考察A2NSBR工艺的运行特征时发现其最佳C/N
值为3.4,此时除磷率几乎达到100%。
当C/N值高于此值时（硝酸盐量不足）可在缺氧段后引入一个短时曝气（以O2作为电子受体）将残留的磷去除当C/N值低于此值时可通过外加碳源来去除过量的硝酸盐。
1999年,G.Bortone在对Dephanoxx和JHB两工艺进行对比试验中得到两者在不同C/N值时的除磷率，继之作者利用Mat/Lab-Simulink建立的模型对大量
的不同COD/TKN和TKN/PO3-4-P的进水进行了模拟试验，发现即使COD/TKN值很低、TKN/PO3-4-P值很高（电子受体数量在缺氧吸磷段不受限制）,Dephanox工艺的除磷效率仍维持在90%以上。
35污泥停留时间（SRT）
反硝化除磷脱氮工艺的双、单污泥系统由于硝化段设置方式的不同，其对SRT的要求也
不同。
在UCT工艺中最小泥龄须优先考虑硝化菌而非DPB:
在常温下虽然UCT工艺中P
AOS/DPB的最小SRT小于硝化菌的最小SRT，但可将DPB的最小污泥龄和硝化菌的最小泥龄视为相同；但如果出现温度较低情况（冬季）时，由于PAOS/DPB对低温很敏感
故它们的最小泥龄大于硝化菌的最小泥龄。
而A2N工艺就不用考虑硝化菌的SRT，只需注
意DPB的SRT°HAO（2001年）在对UCT和A2N工艺基于动力学模型基础上的评价时发现：
当进水TN=68mg/L、P=9mg/L时，若要达到TN<10mg/L、P<1mg/L的排放标准，则UCT工艺在T=10°C时的最小SRT=15d、T=20°C时的最小SRT<10d対于A2N工艺（好氧硝化段的SRT固定为30d，这里讨论的为DPB的SRT）,由于硝
化污泥和DPB污泥是独立的，所以它能获得较稳定的脱氮率，且出水TN<10mg/L,但为了获得磷浓度较低的出水，在T=5C时DPB的SRT需延长至32d（此时UCT所需SRT
=25d）。
由模拟试验结果可知，当温度较低时（如T=5C）PAOS/DPB需要较长的SRT才能在系统中存活，并且A2N工艺的反硝化率受温度影响较大，而DPB污泥的泥龄变化对反硝化率没有大的影响；当SRT>15d、T>10C时,UCT工艺的脱氮率最高。
Merzouki（2001年）等人报道：
SBR反硝化除磷系统的SRT为15d时对除磷更有利（此时
的除磷率比SRT=7.5d时高1.8倍），这是因为较短的SRT使反应器中的聚磷菌被淘汰。
另
一方面，SRT过长会出现磷的“自溶”现象。
综合考虑上述情况可知，反硝化除磷系统的最佳
SRT值与温度变化范围、工艺组合方式和工艺运行要求等有关，应通过试验来获得。
36pH值
pH值对DPB厌氧释磷影响较大，随着pH值增大则P/C值也随之提高（即消耗单位乙酸将会有更多的磷释放），但当pH值过高时P/C值会有所降低，这主要是由磷酸盐沉淀引起的。
Kuba在研究pH值对A2SBR工艺处理效果的影响时得到了类似的结果，同时还指出,
pH值对DPB反硝化除磷系统的影响和其对传统除磷系统的影响有相似之处，但由于在p
H=8时会出现磷酸盐沉淀，所以实际的P/C值比理论值少20%,他的发现和Smolders研究pH值对A/OSBR工艺运行影响的结果一致。
37其他影响因素
1MLSS。
通常系统中的MLSS越大（说明DPB含量越多）则在厌氧段的释磷效果越好,并且在缺氧段DPB的吸磷能力也更强。
但MLSS也不能过大，否则不仅会给沉淀分离带
来困难,还会增加污泥处理成本。
②搅拌。
厌氧区和缺氧区不需供氧,但要使反应充分则搅拌必不可少（使污泥处于悬浮态）。
③容积交换比。
要提高A2NSBR工艺的脱氮率，最可行的方法是增大A2SBR和NSBR的容积交换比，或者考虑利用两个SBBR（SequencingBatchBiofilmReactor）来进行反硝化除磷脱氮。
④生物膜扩散和层状分布。
底物扩散渗透作用的强弱会影响反应级数、生物膜自内向外的生物种类和特性。
况且,扩散作用又涉及到溶液浓度、生物膜厚度及微生物呈层分布等诸多因素,这些影响因素在生物膜反硝化除磷系统中必须予以考虑。
4结语
目前,反硝化除磷技术已从基础性研究发展到了工程应用阶段,随着以其他碳源作为电子供
体进行除磷研究的开展,以及细菌特异性16srRNA靶向寡核苷酸探针荧光原位杂交（FluorescentinsituHybridization,简称FISH）、荧光抗体染色、PCR（聚合酶链式反
应）等非纯培养技术的采用,人们对反硝化除磷机理将有更加清楚的认识。
同时,在线检测技术
的应用、利用数学模型来优化反硝化除磷工艺都可进一步提高它的可控性。
到目前为止，国际普遍认可和接受的生物除磷理论是“聚合磷酸盐累积微生物”一PAO的摄放磷原理。
近年来的许多研究发现除PAO细菌可在好氧环境中摄磷外，另外一种“兼性厌氧
反硝化细菌”DPB也能在缺氧（无O2,存在NO-3）环境下摄磷。
目前，满足DPB所
需环境和基质的工艺有单、双两级。
在单级工艺中，DPB细菌、硝化细菌及非聚磷异养菌同时存在于悬浮增长的混合液中，顺序经历厌氧缺氧好氧三种环境。
最具代表性的是BCFS工艺。
在双级工艺中，硝化细菌独立于DPB而单独存在于某一反应器中。
双级工艺主要有Dephanox和A2NSBR等。
1BCFS工艺
ECFS工艺实际上是UCT工艺的一种变型。
虽然UCT的设计原理仅仅是基于对PA
Os所需环境条件的工程强化，但实践中发现该工艺中存在着不少的DPB细菌。
为了最大程度地从工艺角度创造DPB的富集条件，荷兰的Delft工业大学研发出一种改进工艺一——BCFS。
BCFS工艺较UCT工艺增加了两个反应池。
第一个介于UCT工艺的厌氧和缺氧池之间（即接触池），回流污泥和来自厌氧池的混合液在池中充分混合以吸附剩余COD。
另外，因接
触池是缺氧的,所以来自回流污泥中的硝酸盐氮能被迅速反硝化脱除,在这种情况下丝状菌生
长非常缓慢，能有效地防止污泥膨胀。
增加的第二个反应池是混合池，介于UCT工艺的缺氧池与好氧池之间,目的是形成低氧环境以获得同时硝化和反硝化,从而保证出水含有较低的总氮浓度。
混合池的增设除保证硝化和反硝化分别在好氧池和混合池中以各自最大反应速率进行外,它还能保证污泥充分再生（好氧池）时不影响硝酸盐氮的有效去除（混合池）。
因为污泥的再生程度能通过调节好氧池的曝气强度控制，保证低负荷时污泥（磷细菌）中PHB与糖原的最低含量,这意味着可保持较好的磷酸盐去除率。
独立设置混合池和好氧池的益处有:
1最大程度地保证污泥再生而不影响反硝化或除磷;
2容易控制SVI值；
3最大程度地利用DPB以获得最少的污泥产量；
4负荷高时可通过额外曝气使系统运行稳定；
5负荷低时可通过减少曝气使系统运行稳定；
6通过氧化还原电位和DO在线监测可方便地进行过程控制并保证运行稳定。
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