摘要：對剩余污泥的處理在污水處理中占用昂貴的費用，基于經(jīng)濟(jì)環(huán)境和其它因素的考慮，如何解決剩余污泥的問題正是我們面臨的挑戰(zhàn)。由于環(huán)境結(jié)和相關(guān)法律的要求不斷增加，那么對剩余污泥處理方安的選擇就越來越嚴(yán)格，而減少污泥總量又是迫切的目標(biāo)，本文著重介紹了有關(guān)剩余污泥減量化的主要方法：解耦聯(lián)，隱性生長，撲食細(xì)菌，熱處理，臭氧法，OSA法等等。合適的物質(zhì)環(huán)境和運行工藝將減少剩余污泥產(chǎn)量，但是，不管選用哪種方法他都將對微生物群產(chǎn)生一定影響，而且還會增加處理后的水含氮濃度。

關(guān)鍵詞：污泥減量 污水處理 活性污泥法

Abstract —— Excess biomass produced during the biological treatment of wastewaters requires costly disposal. Excess sludge treatment and disposal currently represents a rising challenge for wastewater treatment plants due to economic， environmental and regulation factors. As environmental and legislative constraints increase， thus limiting disposal options， there is considerable impetus for reducing the amount of biomass produced. This paper reviews current strategies for reducing sludge production based on these mechanisms: uncoupling metabolism， lysiscryptic growth， predation on bacteria， thermal treatment， activated sludge ozonation process， anoxic-settling-anaerobic (OSA)，and so on.. Suitable engineering of the physical conditions and strategic process operation may result in environments in which biomass production may be reduced. But employing any strategy for reducing sludge production may have an impact on microbial community in biological wastewater treatment processes and reduced biomass production may result in an increased nitrogen concentration in the effluent.

Key word: sludge reduction， waste water treatment， activated sludge tereatment.

1 前言

目前世界上80％以上的污水處理廠應(yīng)用的是活性污泥法處理污水，它最大的弊端就是處理污水的同時產(chǎn)生驚人的大量剩余污泥。污泥中的固體有的是截留下來的懸浮物質(zhì)，有的是由生物處理系統(tǒng)排出的生物污泥，有的則是因投加藥劑而形成的化學(xué)泥，污水處理廠產(chǎn)生的污泥量約為處理水體積的0.15 % —1 %左右 。污泥的處理和處置，就是要通過適當(dāng)?shù)募夹g(shù)措施，使污泥得到再利用或以某種不損害環(huán)境的形式重新返回到自然環(huán)境中。這些污泥一般富含有機物、病菌等，若不加處理隨意堆放，將對周圍環(huán)境產(chǎn)生新的污染。

對這些污泥處理方法主要有：農(nóng)用、填海、焚燒、埋地。但這些方法都無一例外地存在弊端。如污泥中重金屬的含量通常超過農(nóng)用污泥重金屬最高限量的規(guī)定。此外，污泥中還含有病原體、寄生蟲卵等， 如農(nóng)業(yè)利用不當(dāng)，將對人類的健康造成嚴(yán)重的危害。填埋處置容易對地下水造成污染，同時大量占用土地。焚燒處置雖可使污泥體積大幅減小，且可滅菌，但焚燒設(shè)備的投資和運行費用都比較大。投放遠(yuǎn)洋雖可在短期內(nèi)避免海岸線及近海受到污染，但其長期危害可能非常嚴(yán)重，因此，已被界上大多數(shù)國家所禁用。

一般每去除1kg的 就產(chǎn)生15~100L活性污泥，這些污泥含水率達(dá)到95％以上，剩余污泥處理的成本高昂，約占污水廠運行費用的 。

歐洲國家每年用于處理剩余污泥的費用就高達(dá)28億人民幣。顯而易見，任何有利于減少剩余污泥的措施都將帶來巨大的經(jīng)濟(jì)效益。

2 污泥減量化的理論基礎(chǔ)

2.1維持代謝和內(nèi)源代謝

1965 年P(guān)irt 把微生物用于維持其生活功能的這部分能量稱為維持代謝能量，一般認(rèn)為，維持代謝包括細(xì)胞物質(zhì)的周轉(zhuǎn)、活性運輸、運動等，這部分基質(zhì)消耗不用來合成新的細(xì)胞物質(zhì)，因此，污泥的產(chǎn)量和維持代謝的活性呈負(fù)相關(guān) 。Herbert 在1956 年提出，維持能量可通過內(nèi)源代謝來提供，部分細(xì)胞被氧化而產(chǎn)生維持能量。從環(huán)境工程角度看，內(nèi)源呼吸通常指生物量的自我消化，在連續(xù)培養(yǎng)生長時可同時發(fā)生內(nèi)源代謝。內(nèi)源代謝的主要優(yōu)勢在于進(jìn)入的基質(zhì)最終被呼吸成為二氧化碳和水，使生物量下降 。因此，在廢水處理工藝中，內(nèi)源呼吸的控制比微生物生長控制和基質(zhì)去除控制更為重要。

2.2 解偶聯(lián)代謝

代謝是生物化學(xué)轉(zhuǎn)化的總稱，分為分解代謝和合成代謝。微生物學(xué)家認(rèn)為，細(xì)胞產(chǎn)量和分解代謝產(chǎn)生的能量直接相關(guān)，但在某些條件下，如存在質(zhì)子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環(huán)時，呼吸超過了ATP 產(chǎn)量，即分解代謝和合成代謝解偶聯(lián) ，此時微生物能過量消耗底物，底物的消耗速率很高。Cook 和Russell 報道，在完全停止生長時細(xì)菌利用能源的速率比對數(shù)生長期的高三分之一，這表明細(xì)胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環(huán)處置其胞內(nèi)能量。在解偶聯(lián)條件下，大部分底物被氧化為二氧化碳，產(chǎn)生的能量用于驅(qū)動無效循環(huán)，但對底物的去除率不會產(chǎn)生重大影響 。能量解偶聯(lián)的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生，而沒有細(xì)胞質(zhì)量的相應(yīng)變化。從環(huán)境工程意義上講，能量解偶聯(lián)可用于解釋底物消耗速率高于生長和維持所需之現(xiàn)象。因此，在能量解偶聯(lián)條件下活性污泥的產(chǎn)率下降，污泥產(chǎn)量也隨之降低。通過控制微生物的代謝狀態(tài)，最大程度地分離合成代謝和分解代謝，在剩余污泥減量化上將是一個很有發(fā)展前景的技術(shù)途徑。

3 目前污泥減量化的方法

3.1 解偶聯(lián)

機理：三磷酸腺苷(ATP) 是鍵能轉(zhuǎn)移的主要途徑，是能量轉(zhuǎn)移反應(yīng)的中心，微生物的合成代謝通過呼吸與底物的分解代謝進(jìn)行偶聯(lián)，當(dāng)呼吸控制不存在，生物合成速率成為速率控制因素時，解偶聯(lián)新陳代謝就會發(fā)生，并且在微生物新陳代謝過程中產(chǎn)生的剩余能量沒有被用來合成生物體。在能量解偶聯(lián)條件下活性污泥的產(chǎn)率下降，污泥產(chǎn)量也隨之降低。微生物學(xué)家認(rèn)為，細(xì)胞產(chǎn)量和分解代謝產(chǎn)生的能量直接相關(guān)，但在某些條件下，如存在質(zhì)子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環(huán)時，呼吸超過了ATP 產(chǎn)量，即分解代謝和合成代謝解偶聯(lián) ，此時微生物能過量消耗底物，底物的消耗速率很高。在完全停止生長時細(xì)菌利用能源的速率比對數(shù)生長期的高1/3，這表明細(xì)胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環(huán)處置其胞內(nèi)能量。能量解偶聯(lián)的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生，而沒有細(xì)胞質(zhì)量的相應(yīng)變化。通過控制微生物的代謝狀態(tài)，最大程度地分離合成代謝和分解代謝，在剩余污泥減量化上將是一個很有發(fā)展前景的技術(shù)途徑。

3.1.1 投加解偶聯(lián)劑

解偶聯(lián)劑能起到解偶聯(lián)氧化磷酸化作用，限制細(xì)胞捕獲能量，從而抑制細(xì)胞的生長，故能減少污泥產(chǎn)量。解偶聯(lián)劑其作用機理是該物質(zhì)通過與H+ 的結(jié)合，降低細(xì)胞膜對H+ 的阻力，攜帶H+ 跨過細(xì)胞膜，使膜兩側(cè)的質(zhì)子梯度降低，降低后的質(zhì)子梯度不足以驅(qū)動ATP 合酶合成ATP ，從而減少了氧化磷酸化作用所合成的ATP 量。 如: TCS解偶聯(lián)劑(3 ，3′，4′，5－四氯水楊酰苯胺) 能有效降低剩余污泥產(chǎn)量，只要在反應(yīng)器中保持TCS 一定的濃度，就能降低剩余污泥的產(chǎn)率。TCS 能有效地降低活性污泥分批培養(yǎng)物中的污泥產(chǎn)率，隨進(jìn)水中TCS 濃度的提高，污泥產(chǎn)率迅速下降. 但污泥的COD 去除能力并未受影響，出水中的NH+42N 和TN 含量也和對照相當(dāng)， 同時發(fā)現(xiàn)污泥的SOUR 值和DHA 提高，說明化學(xué)解耦聯(lián)劑對微生物有激活作用，微生物的種群結(jié)構(gòu)也發(fā)生了改變，經(jīng)過40d 的運行后，添加TCS的反應(yīng)器污泥中絲狀菌很少，雖然污泥較疏松，但污泥的沉降性能未見有影響。上述結(jié)果表明，采用化學(xué)解耦聯(lián)劑來降低活性污泥工藝中的剩余污泥產(chǎn)量，以降低污泥的處理與處置費用這種方法有發(fā)展前景，值得進(jìn)一步地深入研究。

但是，解偶聯(lián)劑的對現(xiàn)有污水處理應(yīng)用中存在以下問題: (1) 所投的藥在較長時間后由于微生物的馴化而被降解，從而失去解偶聯(lián)作用;(2) 當(dāng)加入解偶聯(lián)劑后，需要更多的氧去氧化未能轉(zhuǎn)化成污泥的有機物，從而使得供氧量增加 ; (3) 對投加解偶聯(lián)劑的費用還需要作比較，由于在污水中的濃度需要維持在4—80 mg/ L ，用量大; (4)解偶聯(lián)劑在實際應(yīng)用中的最大弊端是環(huán)境問題，解偶聯(lián)劑通常是難降解的有毒物，可能發(fā)生二次污染。

3.1.2 高S0/X0 (底物濃度/污泥濃度)條件下的解偶聯(lián)

簡單的說就是，細(xì)胞分解能量大于合成能量，從而細(xì)胞的分解數(shù)量就大于合成數(shù)量，最終降低微生物產(chǎn)率系數(shù)。解偶聯(lián)機理有兩種解釋:一是積累的能量通過粒子(如質(zhì)子、鉀離子) 在細(xì)胞膜兩側(cè)的傳遞削弱了跨膜電勢，隨后發(fā)氧化磷酸化解偶聯(lián);二是減少了生物體內(nèi)部分新陳代謝的途徑(如甲基乙二酸途徑)而回避了糖酵解這一步 。高S0/X0條件下解偶聯(lián)還不能用于實際的污水處理， 微生物產(chǎn)生的不完全代謝的產(chǎn)物還可能對整個處理過程產(chǎn)生影響，而且要求相對高的S0/X0值( >8—10)遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于實際活性污泥法處理污水時的情況( F/M=0.05—0.1) 。

3.2 高濃度溶解氧

有很多研究表明，細(xì)胞表面的疏水性、微生物活性和胞外多聚物的產(chǎn)生都和反應(yīng)器中的溶解氧水平有關(guān)，這預(yù)示著溶解氧對活性污泥的能量代謝有一定的影響，進(jìn)而影響碳在分解代謝和合成代謝中的分布。高溶解氧活性污泥工藝能有效地抑制絲狀菌的發(fā)展，純氧活性污泥工藝即使在高污泥負(fù)荷率下，也可比傳統(tǒng)的空氣活性污泥工藝減少污泥量54 %。和傳統(tǒng)空氣曝氣工藝相比， 純氧工藝能使曝氣池中維持高濃度MLSS ，污泥沉降和濃縮性能好、污泥產(chǎn)量低、氧氣轉(zhuǎn)移效率高、運行穩(wěn)定。Abbassi等人 最近報道，當(dāng)小試規(guī)模的傳統(tǒng)活性污泥反應(yīng)器的溶解氧從 1.8mg/L 增加到6.0mg/L時，剩余污泥量從0.28mgMLSS/mgBOD5下降為0.20mgMLSS/mgBOD5 。

由此可見，高溶解氧工藝在剩余污泥減量化和工藝運行效能的提高方面有很大潛力。

3.3好氧—沉淀—厭氧(OSA) 工藝

在污泥的回流過程中插入一級厭氧生物反應(yīng)器，這種工藝已經(jīng)用來成功地抑制污泥的絲狀膨脹的發(fā)生，可減少一半的剩余污泥產(chǎn)量，好氧—厭氧循環(huán)方法被用于活性污泥工藝中剩余污泥的減量化。其機理就是，好氧微生物從外源有機底物的氧化中獲得ATP ，當(dāng)這些微生物突然進(jìn)入沒有食物供應(yīng)的厭氧環(huán)境時，就不能產(chǎn)生能量，不得不利用自身的ATP庫作為能源，在厭氧饑餓階段，沒有一定量的細(xì)胞內(nèi)ATP 就不能進(jìn)行細(xì)胞合成，因而，微生物通過細(xì)胞的異化作用，消耗基質(zhì)來滿足自身對能量的需求，交替的好氧－厭氧處理引起的能量解偶聯(lián)就為OSA 處理技術(shù)奠定了污泥減量化的理論基礎(chǔ)。Chudoba 等人 比較了OSA工藝和傳統(tǒng)活性污泥工藝的污泥產(chǎn)量，發(fā)OSA工藝的比污泥產(chǎn)率降低了20 %～65 % ， S V I 值也比傳統(tǒng)活性污泥工藝低。

例如：上海錦綸廠廢水處理站的剩余污泥達(dá)到零排放是運用了朱振超和劉振鴻等人 的好氧—沉淀—兼氧活性污泥工藝使。還有張全等人 采用好氧—沉淀—微氧活性污泥工藝使污泥量由80 %減少為15 %～20 % ，系統(tǒng)基本上可做到無污泥排放。

所以，OSA工藝在污泥減量化上是相當(dāng)可行的。

3.4 溶解細(xì)胞法

在傳統(tǒng)活性污泥法工藝流程中的污泥回流線上增加相關(guān)處理裝置，通過溶胞強化細(xì)菌的自身氧化，增強細(xì)菌的隱性生長。所謂隱性生長是指細(xì)菌利用衰亡細(xì)菌所形成的二次基質(zhì)生長，整個過程包含了溶胞和生長 。利用各種溶胞技術(shù)，使細(xì)菌能夠迅速死亡并分解成為基質(zhì)再次被其他細(xì)菌所利用，是在污泥減量過程中廣為應(yīng)用的手段。

3.4.1臭氧

原理是:曝氣池中部分活性污泥在臭氧反應(yīng)器中被臭氧氧化，大部分活性污泥微生物在臭氧反應(yīng)器中被殺滅或被氧化為有機質(zhì)，而這些由污泥臭氧氧化而來的有機質(zhì)在隨后的生物處理中被降解，臭氧可破壞不容易被生物降解的細(xì)胞膜等，使細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)能較快地溶于水中，同時氧化不容易水解的大分子物質(zhì)，使其更容易為微生物所利用。Kamiya 和Hirotsuji 的研究表明，當(dāng)曝氣池中的臭氧劑量為10 mg/ (gMLSS·d) 時可使剩余污泥產(chǎn)量減少50 % ，而高至20 mg/ (gMLSS·d) 時則無剩余污泥產(chǎn)生。其中，間斷式臭氧氧化要優(yōu)于連續(xù)式，在間歇式反應(yīng)器中，臭氧每天平均接觸時間在3 h 左右就可以達(dá)到減量40 % —60 % 。但是，臭氧濃度較高會使SVI (污泥體積指數(shù)) 值迅速下降到開始的40 % ，影響污泥的沉降性能。

在當(dāng)前的活性污泥理論中，污泥停留時間(θc)被定義為單位生物量在處理系統(tǒng)中的平均滯留時間。許多研究表明，θc 在活性污泥工藝中是最重要的運行參數(shù)。對于穩(wěn)態(tài)運行系統(tǒng)，θc 和比生長速率呈負(fù)相關(guān)，污泥產(chǎn)率( Yobs) 和污泥停留時間的關(guān)系可用下式表示:

1/Yobs = 1/Ymax +θcKd /Ymax (1)

式中Ymax ———真正生長速率

Kd ———比內(nèi)源代謝速率

式(1) 表明，在穩(wěn)態(tài)活性污泥工藝中污泥停留時間和內(nèi)源代謝速率呈負(fù)相關(guān)，可以通過調(diào)節(jié)θc 來控制污泥產(chǎn)量。可見在相對長的θc下的純氧曝氣工藝有利于減少剩余污泥量。

臭氧聯(lián)合活性污泥工藝將是一種能夠減少剩余污泥產(chǎn)量且進(jìn)一步改善污泥沉降性能的有效技術(shù)，今后的研究將著重于臭氧劑量和投加方式的最優(yōu)化方面。

3.4.2氯氣

和臭氧相同，利用其氧化性對細(xì)胞進(jìn)行氧化，促進(jìn)溶胞。雖然氯氣比臭氧便宜，但氯氣能夠和污泥中的有機物產(chǎn)生反應(yīng)，生成三氯甲烷(THMs)等氯代有機物，是不容忽視的問題 。

3.4.3 酸、堿

酸堿可以使細(xì)胞壁溶解釋放細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)，相同pH 條件下， H SO4 的溶胞效果要優(yōu)于HCl ，NaOH 的效果要優(yōu)于KOH;在改變相同pH 條件下，堿的效果要好于酸，這可能是由于堿對細(xì)胞的磷脂雙分子層的溶解要優(yōu)于酸的緣故。

3.4.4 物理溶胞技術(shù)

加 熱

不同溫度下，細(xì)胞被破壞的部位不同。在45 —65 ℃時，細(xì)胞膜破裂， rRNA 被破壞; 50 —70 ℃時DNA 被破壞; 在65 —90 ℃時細(xì)胞壁被破壞; 70 —95 ℃時蛋白質(zhì)變性 。不同的溫度使細(xì)胞釋放的物質(zhì)也不同，在溫度從80 ℃上升到100 ℃時， TOC和多糖釋放的量增加，而蛋白質(zhì)的量減少。

超聲波

超聲波處理(如240 W ，20 kHz ，800 s) 只是從物理角度對細(xì)胞進(jìn)行破碎，和投加堿相比，在短時間內(nèi)有迅速釋放細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)的優(yōu)勢，但在促進(jìn)細(xì)胞破碎后固體碎的水解卻不如投加堿和加熱。其機理就是：以微氣泡的形成、擴張和破裂達(dá)到壓碎細(xì)胞壁、釋放細(xì)胞內(nèi)含物的目的 。

壓力

利用壓力使細(xì)菌的細(xì)胞壁在機械壓力的作用下破碎，從而使細(xì)胞內(nèi)含物溶于水中 。

3.4.5 生物溶胞

投加能分泌胞外酶的細(xì)菌，酶制劑或抗菌素對細(xì)菌進(jìn)行溶胞。酶一方面能夠溶解細(xì)菌的細(xì)胞，同時還可以使不容易生物降解的大分子有機物分解為小分子物質(zhì)，有利于細(xì)菌利用二次基質(zhì)。但是在污水處理中投加酶制劑或是抗菌素在經(jīng)費上不太現(xiàn)實。

3.5 微型動物減少剩余污泥量

微型動物削減剩余污泥量的機理就是生態(tài)學(xué)的理論，食物鏈越長，能量在傳遞過程中被消耗的比例就越大，最終在系統(tǒng)中存在的生物量就越少。細(xì)菌、原生動物、寡毛類、線蟲等各種生物，它們之間組成一條食物鏈。利用微型動物對污泥進(jìn)行減量可從以下三個方面著手研究，一是利用微型動物在食物鏈中的捕食作用；二是直接利用微型動物對污泥的攝食和消化，在減少污泥的容量的同時增加污泥的可溶性；三是利用微型動物來增強細(xì)菌的活性或增加有活性的細(xì)菌的數(shù)量，從而增強細(xì)菌的自身氧化和代謝能力。在曝氣池這一水環(huán)境中由于不斷地曝氣、劇烈地攪拌，對于大型生物的生存極為不利，還有就是各種微生物都隨著廢水一起流動，有可能還沒來得及增殖就從曝氣池流失，所以活性污泥法不可能有較長的食物鏈。曝氣池中的后生動物數(shù)量較少，不能大量消耗菌膠團(tuán)，（菌膠團(tuán)是構(gòu)成活性污泥絮狀體的主要成分，有很強的吸附、氧化有機物的能力），這使得在活性污泥生態(tài)系統(tǒng)中，物質(zhì)和能量的傳遞并不順暢，絕大部分物質(zhì)和能量停留在初級消費者———細(xì)菌這個營養(yǎng)級上，而不能通過向更高營養(yǎng)級的傳遞使生物量減少，這是形成大量剩余活性污泥的根本原因。

基于上訴原因，，兩段式生物反應(yīng)器產(chǎn)生了。

這種反應(yīng)器由第一階段的分散培養(yǎng)反應(yīng)器R1 和第二階段的捕食反應(yīng)器R2 組成。R1 中無污泥回流且泥齡較短，利用污水中豐富的有機食料刺激游離細(xì)菌快速增殖。R2 反應(yīng)器則專為捕食者設(shè)計，此階段泥齡較長，有著適合于微型動物增殖的環(huán)境條件。兩段式生物反應(yīng)器，第一階段分散培養(yǎng)反應(yīng)器的水力停留時間( HRT) 是關(guān)鍵的運行參數(shù)。HRT 需要足夠長，以免細(xì)菌隨水流沖走，但又不能過長，否則會形成細(xì)菌聚集體以及出現(xiàn)大量微型動物。Lee 等 用生物膜作為第二階段的捕食反應(yīng)器，處理人工合成污水，獲得的污泥產(chǎn)量為0.05—0.17gSS/gCOD， 比用傳統(tǒng)方法減少約30 % —50 %的污泥量。Lee 認(rèn)為相對原生動物而言，輪蟲在削減剩余污泥量的過程中可能起著更大的作用，因為他發(fā)現(xiàn)當(dāng)輪蟲的數(shù)量占優(yōu)勢時，剩余污泥的產(chǎn)量最小。Ghyoot 發(fā)現(xiàn)，由于絲狀菌和鞭毛蟲的過量生長，兩段式系統(tǒng)有時會發(fā)生污泥膨脹，導(dǎo)致出水水質(zhì)下降。應(yīng)用兩段式生物反應(yīng)器或者直接向曝氣池中投加微型動物以削減剩余污泥量在理論上是可行的，在試驗中也取得了較為理想的結(jié)果。但是，由于這些研究尚處于起步階段，要將這些觀念和方法應(yīng)用于具體的工程實踐，仍有很多問題需要解決，例如，投加微型動物的量和投加方式，由于微型動物的活動引起的出水中N、P 濃度的升高，以及為了維持微型動物的生長所需的較高溶解氧等。

人們發(fā)現(xiàn)伴隨著一種仙女蟲( Naiselinguis ) 大量發(fā)生，污泥的產(chǎn)量顯著減少，用于曝氣所需的能量也大大降低。Ratsak 發(fā)現(xiàn)，蚓類種群的大小與剩余污泥產(chǎn)量間有明顯的關(guān)系。但由于這些蚓類在曝氣池中的數(shù)量變動劇烈，且沒有規(guī)律，無法人為控制，所以還不能直接應(yīng)用于生產(chǎn)實踐。Rensink等 向加有塑料載體的活性污泥系統(tǒng)中投入顫蚓( Tubif icidae ) ，發(fā)現(xiàn)剩余污泥產(chǎn)量從0.4gMLSS/gCOD降至0.15gMLSS/gCOD，污泥體積指數(shù)(SVI)從90降至45 ，污泥的脫水能力提高了約27%。

另外，還有紅斑螵體蟲在活性污泥系統(tǒng)的曝氣池中較為常見。根據(jù)已有文獻(xiàn)報道 ，影響紅斑螵體蟲在曝氣池中出現(xiàn)的操作因素有兩方面:一是污泥齡(SRT) ，較短的SRT不能有效地保持紅斑螵蟲的存在;二是進(jìn)水負(fù)荷，通常在負(fù)荷較低情況下容易出現(xiàn)原生動物和后生動物當(dāng)每天排泥占反應(yīng)器體積的36%左右時，可將每天新增的紅斑螵體蟲排出;而當(dāng)反應(yīng)器的排泥量>36%時，可能造成由于過量排泥使得蟲體流失;當(dāng)排泥量<36%時，則可以保證紅斑螵體蟲的生長。因此可以將36%作為增長率為0.45d-1時的排泥上限，即當(dāng)紅斑螵體蟲的凈增長率為0.45d-1時，SRT > 3d方可使紅斑螵體蟲保持在反應(yīng)器中，而這在活性污泥處理系統(tǒng)中是容易做到的。在進(jìn)水負(fù)荷<0.6mg2COD/(mgVSS·d) 時，對紅斑螵體蟲的出現(xiàn)沒有大的影響，而當(dāng)進(jìn)水負(fù)荷>0.7 mgCOD/(mgVSS·d)后，可能會對紅斑螵體蟲的出現(xiàn)造成影響。

無論是兩段式生物反應(yīng)器還是直接向活性污泥系統(tǒng)中投入后生動物，均可降低剩余污泥產(chǎn)量，但是礦化作用使得氮和磷釋放是一個尚待解決的問題。

還有一種蚯蚓生態(tài)床處理剩余污泥。該過濾系統(tǒng)是一個具有多結(jié)構(gòu)、多層次、各取所需、相互協(xié)同的生態(tài)網(wǎng)鏈，該生態(tài)網(wǎng)鏈中蚯蚓等微型動物和微生物對剩余污泥具有較強的廣譜利用和分級利用功能，從而實現(xiàn)了剩余污泥較徹底的分解和轉(zhuǎn)化利用由蚯蚓和微生物共同組成的人工生態(tài)系統(tǒng)對污水處理廠剩余污泥進(jìn)行了為期半年的脫水和穩(wěn)定處理，結(jié)果表明蚯蚓生態(tài)系統(tǒng)集濃縮、調(diào)理、脫水、穩(wěn)定、處置和綜合利用等多種功能于一身: ①蚯蚓和微生物將污泥作為生長營養(yǎng)源，對其進(jìn)行分解和吸收; ②蚓糞是高效農(nóng)肥和土壤改良劑; ③在生態(tài)床中增殖的蚯蚓具有重要的飼料和藥用價值。剩余污泥經(jīng)蚯蚓污泥穩(wěn)定床處理后，可全部被生態(tài)系統(tǒng)吸收利用和轉(zhuǎn)化，具有流程簡單、管理方便、無二次污染、造價和運行費用低廉、副產(chǎn)物具有經(jīng)濟(jì)利用價值等特點。生態(tài)濾床構(gòu)造十分簡單，因此其工程造價將比常規(guī)的污泥處理和處置設(shè)施大幅度減少，其運行費用亦十分低廉。據(jù)估算，生態(tài)濾床處理剩余污泥的工程造價和運行費用可比常規(guī)方法大幅度節(jié)省，具有工程應(yīng)用潛力。

是否還有其他微型動物可以應(yīng)用，如輪蟲、線蟲或者別的寡毛蚓類，投放的微型動物與所處理的污水類型有沒有關(guān)系，以及有沒有更簡單高效的微型動物哺育系統(tǒng)，這些都是將來需要深入研究的問題。由于這些研究尚處于起步階段，要將這些觀念和方法應(yīng)用于具體的工程實踐，仍有很多問題需要解決。

4 無剩余污泥排放

4.1 臭氧處理法

部分回流污泥引入臭氧處理器中，進(jìn)行臭氧連續(xù)循環(huán)處理。用臭氧對污泥進(jìn)行處理，細(xì)菌被殺死，細(xì)胞壁被破壞，細(xì)胞質(zhì)溶出，便于生物分解。臭氧的強氧化性，溶解、氧化污泥中的有機成分，再返回至曝氣池，達(dá)到廢水、污泥雙重處理的功效，臭氧與細(xì)胞進(jìn)行反應(yīng)時并非使細(xì)菌成分無機化，主要是使菌體外的多糖類及細(xì)胞壁成分轉(zhuǎn)化為特別容易生物降解的分子，該方法適合于可生化性較好，含磷量低于排放標(biāo)準(zhǔn)的廢水，但設(shè)施負(fù)荷不易過大。有研究表示，臭氧處理污泥的循環(huán)率保持在0. 3 左右是保證“零”污泥的條件，換句話說，由臭氧處理過的約1/ 3 的污泥在曝氣槽內(nèi)被生物分解而無機化(氣體化) ，殘余的2/ 3又變換為活性污泥。另外在pH 值保持在3 時，臭氧反應(yīng)得到促進(jìn)。

4.2多級串聯(lián)接觸曝氣法

把曝氣池分隔成若干格，相互間具有一定的獨立性，并在其中掛上填料，填料要選用易掛膜不易脫落的品種。其第一格可稱為細(xì)菌生長區(qū)，濃度負(fù)荷較高，環(huán)境相對不穩(wěn)定，第二格為原生動物生長區(qū)，濃度大致只有前面的+ 6 %，第三、第四格有機物濃度降至更低，環(huán)境更為穩(wěn)定，適合后生動物生長繁殖。第三格、第四格內(nèi)原生動物又被后生動物吞食，死后的后生動物被細(xì)菌分解。在污水處理工藝中成功地銜接該生物鏈，則必將使剩余污泥量大為減少。

4.3 污泥機械破碎法

把機械濃縮之后的污泥用機械破碎（如一般的食品粉碎機），把破碎之后的污泥在匯流到暴氣池，污泥破碎后，部分成為可溶性物質(zhì)，因此破碎污泥的濃度下降而上清液濃度上升。總的看來，減量效果顯著，只是處理水質(zhì)較參照系有所下降，因而高負(fù)荷的設(shè)計值應(yīng)予避免。

4.4多級活性生化處理工藝

其實它也是生物法的一種，只是在運行設(shè)備上的改進(jìn)，得以使剩余污泥為“零”排放。系統(tǒng)是一組從空間上分隔成串聯(lián)的8～ 12 個單元的微生物菌群來凈化水中的污染物質(zhì)， 這些微生物菌群形成食物鏈， 模擬自然生態(tài)環(huán)境， 使每一種生物成為食物鏈上上一級微生物的“糧食”， 前段的微生物、自身氧化的微生物及剩余微生物的殘體被后段的微生物吃掉， 從而使整個系統(tǒng)不產(chǎn)生剩余污泥。每個單元設(shè)有單獨控制的曝氣裝置， 和單獨的填料框架和填料。填料為經(jīng)過特殊處理的合成纖維， 用以固定水中的微生物。菌種是經(jīng)過馴化的， 能夠構(gòu)成食物鏈的一組微生物菌群， 以干污泥的形式作為接種污泥， 從而加快微生物的培養(yǎng)。

實例運用：北京某油脂廠， 廢水間歇排放，平均水量100噸/天，進(jìn)水 CODcr 平均濃度1292m g/L，出水 CODcr 平均濃度82mg/L ， CODcr 平均去除率93% 。

5 新的進(jìn)展：濕式——氧化兩相技術(shù)（WAO）

將溶解和懸浮在水中的有機物和還原性無機物，在液態(tài)下加壓加溫，并且利用空氣中的氧氣將其氧化分解的以達(dá)到減少污泥產(chǎn)量的目的。濕式氧化采用間歇式高壓反應(yīng)釜，厭氧采用兩相厭氧反應(yīng)器UASB。運行結(jié)果顯示：對化工污泥和煉油污泥有良好的去除率，和良好的穩(wěn)定性，經(jīng)過處理之后的污泥中的水分被釋放出來，從而有利于污泥的沉降，減少了污泥的體積。齊魯石化公司在現(xiàn)實中已經(jīng)應(yīng)用了這種工藝，取得良好的效益，濕式氧化—兩相厭氧消化—離心脫水對COD的去除率為86.6%～94. 5 % ，污泥消化率為63.1%～75.5%，可減少污泥體積 95%～98.5 % 。

6 小結(jié)

在將污水處理看成一個生產(chǎn)過程之后，根據(jù)“清潔生產(chǎn)”的原則，對污泥從源頭進(jìn)行控制。 污泥減量化的研究，適應(yīng)了污水處理系統(tǒng)實現(xiàn)良性運行、防止污水處理出現(xiàn)二次污染、使污水治理更具環(huán)境效益的需要。污泥減量是污水處理中研究的熱點，人們提出了很多方法去除剩余污泥，有的是在試驗中取得良好的效果，有的已經(jīng)運用于生產(chǎn)實踐。本文介紹了一些常用方法：解耦聯(lián)法，高溶解氧法，OSA工藝法，臭氧法，微型生物法。人們根據(jù)上述的方法進(jìn)一步改善提出的理想目標(biāo)：無剩余污泥。目前剩余污泥減量化研究新技術(shù)就是：濕式——氧化兩相技術(shù)（WAO）。以后將有更多剩余污泥減量化新工藝、新技術(shù)的開發(fā)和研究。只有做到減量化、資源化、無害化處置剩余污泥，才能從根本上達(dá)到環(huán)保，節(jié)省費用的目的。

[1 ] Zhao Q. L ， Kugel G . Thermophiliy mesophilic digestion of sewage sludge and organic waste [J ] . J . Environ .Sci .Hea2lth ，1997 ，31 : 2211 - 2231.

[2 ] Chang J ，Chudoba P ，Capdeville B. Determination of the maintenance requirement of activated sludge [J ] . Wat Sci Technol ，1993 ，28(3) :139 - 142.

[3 ] Low E W. Chase H A ，Milner M G，et al . Uncoupling of

metabolism to reduce biomass production in the activated sludge process[J ] . Wat Res ，2000 ，34(12) :3204 - 3212.

[4 ] Cabrero A ，F(xiàn)erandez A ，Mirada F ，et al . Effects of copper and zincon the activated sludge bacteria growth kinetics [J ] . Wat Res ，1998 ，32(5) :1355 - 1362.

[5 ] Liu Y. Effect of chemical uncoupler on the observed growth yield in batch culture of activated sludge[J ] . WatRes ，2000 ，34 (7) :2025 - 2030.

[6 ] Mayhew M ，Stephenson T.Biomass yield reduction :is biochemical manipulation possible without affecting activated sludge process efficiency ? [J ] . Wat Sci Technol ，1998 ，38(8 - 9) :137 - 144.

[7 ] Low E W. Chase H A ，Milner M G，et al . Uncoupling of

metabolism to reduce biomass production in the activated sludge process[J ] . Wat Res ，2000 ，34(12) :3204 - 3212.

[8 ] Mayhew M ，Stephenson T.Biomass yield reduction :is biochemical manipulation possible without affecting activated sludge process efficiency ? [J ] . Wat Sci Technol ，1998 ，38(8 - 9) :137 - 144.

[9] Liu Y，Tay J H. A kinetic model for energy spilling - as2

sociated product formation in substrate - sufficient continuous culture [J ] . J Appl Microbiol ， 2000 ， 88 (4) : 663 -668.

[10 ] Cook G M ， Russell J B. Energy - spilling reactions of

Streptococcus bovis and resistance of its membrane to

proton conductance[J ] . Appl Environ Microbiol ，1994 ，60 (6) :1942 - 1948.

[11 ] Skulachev V. P. Uncoupling : new approaches to an old

problem of bioenergetics. Biochimica et Biophysica Acta. ，

1998 ， 1363 : 100 —124

[12 ] Russell J . B. ， Cook G. M. Energetics of bacterial

growth: balance of anabolic and catabolic catabolic reaction. Microbiological Reviews ， 1995 ， 59 (1) : 48 —60

[13 ] Abbassi B ，Dullstein S ，Rabiger N. Minimization of excess sludge production by increase of oxygen concentration in activated sludge fiocs :experimental and theoretical approach[J ] . Wat Res ，1999 ，34(1) :139 - 146.

[ 14 ] Chudoba P ，Morel A ，Capdeville B. The case of both energetic uncoupling and metabolic selection of microorganisms in the OSA activated sludge system [ J ] .Environ Technol ，1992 ，13(8) :761 - 770.

[15 ] 朱振超，周路. 剩余有機污泥“零排放”工程性試驗[J ] .上海環(huán)境科學(xué)，1996 ，15 (8) :40 - 41.

[16 ] 劉振鴻，陳季華，李茵. 剩余污泥處理新工藝[J ] . 上海環(huán)境科學(xué)，1996 ，15 (2) :16 - 17.

[17] 張全，陸魯，許德俊. 剩余污泥微氧消解工藝研究[J ] .上海環(huán)境科學(xué)，1995 ，14 (11) :15 - 16.

[18 ] Mark C. M. ， Loosdrecht V. ， Henze M. Maintenance ，

endogeneous respiration ， lysis ， decay and predation.Wat . Sci. Tech. ， 1999 ， 39 (1) : 107 —117

[19 ] Lim H. N. ， Choi H. Hwang T. M. ， Kang J . W. Characterization of ozone decomposition in a soil slurry : kinetics ， mechanism. Wat . Res. ， 2002 ， 36 (1) : 219 —229

[20 ] Cook G. M. ， Russell J . B. Energy2spilling reactions of

atreptococcus bivis and resistance of its membrane to proton conductance. Applied and Environmental Microbiology ， 1994 ， 60 (6) : 1942 —1948

[21 ] Saby S. ， Djafer M. ， Chen G. H. Feasibility of using a

chlorination step to reduce excess sludge in activated

sludge process. Wat . Res. ， 2002 ， 36 (3) : 656 —666

[22 ] Hamer A. ， Mason C. A. ， Hamer G. Death and lysis during aerobic thermophilic sludge treatment : characterization of recalcitrant products. Wat . Res. ， 1994 ， 28 (4) :863 —869

[23] 王琳， 王寶貞. 污泥減量技術(shù). 給水排水， 2000 ， 26(10) :28-31

[ 24 ] Lee N. M. ， Welander T. Use of protozoa and metazoa for

decreasing sludge production in aerobic wastewater treatment . Biotechnology Letters ， 1996 ， 18 (4) :429 —434

[25 ] Rensink J . H. ， Rulkens W. H. Using metazoa to reduce

sludge production. Wat . Sci. Tech. ， 1997 ， 36 ( 11) :171 —179

[26 ] 經(jīng)濟(jì)部工業(yè)局. 廢水處理功能生物診斷技術(shù)[M] . 臺北:經(jīng)濟(jì)部工業(yè)局，1995.

目錄

0摘要――――――――――――――――――――――1－2

1前言――――――――――――――――――――――2－3

2污泥減量化的理論基礎(chǔ) ―――――――――――――3－4

3目前污泥減量化的方法 ―――――――――――――5－15

4無剩余污泥排放――――――――――――――――15－17

5新的進(jìn)展―――――――――――――――――――17－18

6小結(jié)―――――――――――――――――――――18－18

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