剩余污泥源頭減量化技術研究進展

李業云，張婷，景凌云

(蘭州理工大學 石油化工學院，甘肅 蘭州 730050)

水處理工藝中，活性污泥法(Activated sludge process)是市政污水和工業廢水處理的主流技術，然而隨著我國污水處理量的不斷增長，在活性污泥法實現污水高效凈化的同時，大量產生的污泥是一項亟待解決的關鍵問題[1]。國內外對污泥減量技術進行了廣泛的研究，傳統的污泥處理方法為污泥先進行濃縮、消化穩定、脫水，在方便運輸的情況下對污泥進行土地利用與堆肥、衛生填埋、焚燒、投海等最終處置，然而這些方法中無一例外的存在著能耗、破壞環境等問題[2]。

將清潔生產的理念應用到污泥處理過程中，并且兼顧技術和經濟兩方面，從源頭上控制污泥產量，是污泥處理和處置的研究方向。本文將詳細介紹污泥源頭處理技術，包括解偶聯代謝、強化微生物隱性生長、微型動物捕食和膜生物反應器等。

1 解偶聯技術

解偶聯是呼吸鏈與氧化磷酸化的偶聯遭到破壞的現象，即在不利條件下細胞分解代謝和合成代謝受到干擾，不能均衡的進行，ATP的形成受到抑制，分解代謝產生的能量只能部分用于自身的生長，其余部分以熱能及其它形式散失掉，這樣細菌在保持正常分解底物后不再與合成代謝偶聯，細菌自身合成速度減慢，從而達到降低污泥產量的目的[3]。實現污泥減量化的解偶聯主要有以下幾種情況。

1.1 ADP合成ATP的過程受到影響(投加解偶聯劑)

解偶聯劑添加到污泥中，與微生物體系中的H+結合，H+相當于負載上了載體，能順利跨過膜，因此類囊體膜和線粒體內膜內外質子濃度差被減低，使質子梯度不能夠驅動酶，合成ATP受到抑制。Strand等[4]研究了12種化學解偶聯劑，經過比較污泥減量效果和基質去除率，認為四氯水楊酰苯胺(TCS)的污泥產量的減少率相對較好，TCS的投加污泥平均減少50%的產率，表明添加化學解偶聯劑可使污水的生物處理系統中污泥的量顯著減少。韋學玉等[5]通過對一種解偶聯劑TCS實驗，結果表明，在污泥濃度為2 200 mg/L，TCS投加量為1.6 mg/L下，平均污泥產率系數由0.521 mg/mg降至 0.341 mg/mg，污泥產量減少了39.73%。解偶聯劑的添加在工程上具有較好的應用價值，低劑量下就能實現污泥的減量化效果；然而解偶聯劑基本都具有毒性，對環境和污泥中原有的微生物會產生相對應的影響。

1.2 底物充足(高S0/X0條件)

在高比值S0/X0(即底物濃度/污泥初始濃度)條件下，微生物分解代謝產生的ATP的速率要大于在合成代謝中消耗的速率，進而引起能量散失(即能量以熱和功的形式散失到外部環境中)和微生物產率系數降低[6]。Liu等[7]研究表明，當底物濃度過剩時會導致合成代謝和分解代謝不耦合，引起非生長能量的耗散，即生長率大大降低，另外在底物濃度不充足的情況下，微生物分解代謝產生的ATP全部用于合成代謝消耗的能量，即二者是相匹配的。但是此研究中并未指明S0/X0充足與不足的界限，謝敏麗等[8]的研究中補充了此實驗中的后續結果，在實驗中，S0/X0對活性污泥的產率是有影響的，和Yobs呈負相關，隨著S0/X0值的增大，表觀污泥產率系數Yobs變小，當S0/X0值約>6時，Yobs趨于一個定值，在底物濃度較高的情況下有利于減少剩余污泥的產率。高底物濃度解偶聯具有環境友好型的優勢，但在工程操作過程中還存在一定的難度。

1.3 細胞分解代謝與合成代謝相分離(好氧-沉淀-厭氧工藝)

好氧-沉淀-厭氧工藝(OSA)同樣會引發解偶聯，OSA工藝的基本原理是在常規活性污泥工藝中加入一個厭氧池，使得污泥回流過程中微生物交替進入厭氧和好氧階段，在缺氧條件下ATP大量的被利用于生命活動，當微生物回到好氧階段，由于食物和氧氣都十分充足，大量ATP又會生成，但是不能立即用于新細胞的合成，即在厭氧階段作為維持細胞生命活動的能量遠遠大于好氧階段生成的ATP，使得分解代謝和合成代謝不協調，達到污泥減量的效果。Pavel等[9]的研究表明，在回流中插入厭氧區能夠避免微生物的異化途徑，對微生物的生長造成了生存壓力，微生物只能利用細胞內的ATP，因此在厭氧階段能量顯著減少，當回到能量充足的好氧階段其以生長為代價重建能量儲存，活性污泥絲狀膨脹受到抑制，污泥產量得到減少。鐘賢波等[10]在污泥回流裝置中加入了一個污泥缺氧裝置，并且考察了不同污泥停留時間下污泥的減量效果，在穩定裝置之后的210 d中，結果表明在缺氧池中的停留時間是5.5 h的情況下，污泥減量效果最佳，達到33.24%，即在缺氧階段污泥的停留時間是5～7 h較為合適。OSA工藝在脫氮除磷上也有較好的應用前景，此方法的不足之處是需要額外的設計和建筑費用，水力停留時間的增加也會耗費部分的人力和財力。

2 隱性生長技術

污水生物處理工藝中，微生物利用分解污水中的有機物一方面為自身的生命活動提供能量，形成二氧化碳和水等；另一方面用來增殖，將有機物轉化為新的生物體。如果擴大生物細胞的裂解并且在裂解產物上實現生物的增長，增長的生物體又可以作為微生物的底物，重復上述代謝過程，污泥產生量因此減少[11]。微生物基于自身細胞溶解形成的二次基質的生長方式稱之為隱性生長(Cryptic growth或Death-regeneration)[12]。宋冠楠[13]研究表明，利用物理、化學和生物方法能夠加速細胞裂解速率，進而提高污泥的減量速率，這些方法的使用只需要在回流污泥系統中添加溶胞技術即可。

2.1 生物溶胞技術

生物溶胞技術[14]主要是通過延長曝氣和污泥齡等手段來促使細胞自溶；另一方面通過投加能分泌胞外酶的細菌，酶制劑或抗菌素等方法來提高微生物的代謝活動，減少污泥含量。宋勇[15]研究了多種水解酶對活性污泥減量化的實驗，實驗結果表明，在酶制劑投加量相同的條件下，水解溶菌酶效果優于α-淀粉酶和中性蛋白酶，使SBR系統中污泥的內源性代謝增強，溶菌酶的添加使污泥減量效果達37.33%，在反應體系中微生物互生共長，高效降解污泥。唐文濤等[16]篩選出具有污泥減量化功能的菌株，好氧處理污泥使總懸浮物固體提高了6.57%，污泥中SCOD的溶解率從521.7 mg/L提高到1 700 mg/L，污泥減量效果較好。生物溶胞技術作為一種綠色環保的工藝有著巨大的潛力，只是尋求生物酶制劑和優勢菌株是一項漫長艱巨的任務。

2.2 物理溶胞技術

物理溶胞方法主要包括加熱、機械破碎、超聲破解等。加熱方法最初是提高污泥的脫水效果，但是也能破壞細胞壁釋放胞內有機物，減少胞外聚合物的粘度，繼而進行生物降解[17]。在物理溶胞技術中，通常與其它方法的聯合使用較多，Strong[18]研究表明，在220 ℃，有氧環境中，加熱2 h后90%的VSS都得到降解，同樣條件下溫度改變為140 ℃，只有14%的TSS降解掉，在熱堿配合下，溫度60 ℃，pH=12時，TSS去除率提高了22%，有效提高了污泥的溶解和減量率。Nazari[19]的研究也表明了熱堿作為前處理的高效性，在反應條件為溫度80 ℃、pH=10、反應時間5 h，對比未處理的污泥COD的溶解性增加(18.3±7.5)%，VSS的去除率提高了(27.7±12.3)%。熱堿處理污泥有效地提高污泥的減量效率，但是存在一定的成本效益和出水水質問題。超聲波污泥減量技術的原理是在超聲波的作用下超聲水池中的液體會產生大量空化氣泡，空化氣泡在一定強度下會被壓縮至破裂，同時產生極短暫高強度的壓力脈沖，在氣泡相隔的空隙中形成局部熱點，并產生高溫(5 000 K)高壓(100 MPa)和強烈沖擊力的微射流，使得細胞壁被壓碎，細胞溶解。Tiehm[20]研究了超聲波在41～3 217 kHz下污泥處理狀況，結果表明在低頻率下污泥裂解的效果更為顯著，產生的大氣泡一旦破裂，就會產生很大的剪切力，使污泥絮體脫聚，因此超聲波處理污泥解體的頻率一般在18～40 kHz。He[21]研究了“超聲波溶解-隱性生長”污泥減量中能耗的變化，當對SBR反應器中30%的污泥進行超聲波處理后，剩余污泥最大減量化67.6%，能耗最高為0.101 kW/d，但是超過30%以上的污泥進行超聲處理后出水水質會不合格，綜合研究結果推薦對15%的污泥進行超聲波處理，處理頻率為每天1次，能量消耗量為0.012 kg TSS/kWh，污泥減量率約為50%。低頻超聲波具有環保、高能量密度、效率高等優點，但仍存在能量消耗較高等缺點。

利用機械壓力產生的高能量使細胞溶解，進而使活性污泥降解，常使用的方法有轉動球法和高壓噴射法等。轉動球磨法主要是利用旋轉力之間的磨擦，細胞的破解，Chockalingam[22]以攪拌磨球為對象，當機械能為15 301 kJ/kg時，微生物的生長量減少了80%。高壓噴射法是利用強大的噴射流導致污泥破解。機械壓力需要耗能較多，對于較多污泥的處理處置有著高效率的優勢。

2.3 化學溶胞技術

化學溶胞技術中常用的試劑為檸檬酸、高鐵酸鉀、氯氣、亞硝酸鹽、臭氧等，這些物質可以使細胞壁破壞，胞內各種有機物被釋放出來。陳英文等[23]的研究結果表明，臭氧能有效地破壞細胞壁、細胞膜，使胞內物質溶出、污泥濃度減少，當臭氧投加量為0.05 g(用每克TSS計算)，反應條件為中溫35 ℃，在運行65 d穩定之后，總揮發性固體去除率高達67.6%，和對照組相比污泥去除率提高了50.61%。在曝氣池中利用臭氧氧化，可以將污泥最大限度地溶解，將剩余污泥降至到最低，然而這種方法代價高昂。作為一種替代方案，Saby等[24]用氯氣代替臭氧進行實驗，減少了運行成本，氯化處理剩余污泥的劑量為0.066 g Cl2/g TSS，處理后的污泥在污泥處理裝置中運行20 h后，污泥的減量率為65%，會導致污泥沉降性變差。Fenton試劑的強氧化性廣泛應用于水質凈化過程中，作用機理為Fe2+的催化作用使過氧化氫分解成強氧化性的羥基自由基，有機質則會被破壞，Fenton氧化[25]對剩余污泥的溶胞實驗表明，在Fenton試劑加入90 min后，TSS和VSS減量率分別為22.3%，25.58%，改變了污泥的沉降性能，90 min后由初始的SVI為34 mL/g降低到25.6 mL/g，由于Fenton破壞了污泥絮體結構，毛細水和結合水都被釋放，因此絮體密度增大，改善了剩余污泥的沉降性能。張彥平等[26]研究了高鐵酸鉀配合堿處理剩余污泥，高鐵酸鉀最佳耦合的堿性物質為氫氧化鈉，同時投加效果優于試劑的單獨使用，當高鐵酸鉀的投加量為0.24 g/g(以TSS量計算)，氫氧化鈉的投加量為6 mmol/g(以TSS量計算)時，同時投加污泥中24 h后，揮發性懸浮物固體VSS去除率為26%，另外污泥體積指數(SVI)也得到降低。化學試劑的單獨及其配合優化等方法在污泥處理方面都有明顯的效果，但對環境會產生二次污染、高耗財等不利影響。

3 生物強化技術

生物強化是從自然環境中或者原系統中篩選出優勢物種，或者通過基因工程手段形成的高效功能菌種，作用于污水處理系統中，有直接作用、共代謝作用和生物固定化等形式。可將其分為：一是通過延長食物鏈加強微型動物對其它微生物的捕食作用方式；二是制備合適的微生物菌劑或優勢菌株添加到廢水處理系統中。

3.1 直接接種對污泥消耗的微型動物

魏源送等[27]研究了寡毛類蠕蟲對剩余污泥減量化的實驗，采用單獨建立的適宜寡毛類蠕蟲生長的反應器，結果顯示蠕蟲的添加使污泥減量率提高了11%，當35 d之后游離型蠕蟲出現，實驗組和對照組的平均污泥減量效果分別為35%，16%，SVI分別為60，41 mL/g，寡毛類蠕蟲顯著降低了污泥產率并且提高了污泥沉降性能。翟小蔚等[28]采用兩段式膜生物反應器，接種富含大量原生動物的污泥于實驗組，利用原生動物捕食細菌的原理，發現接種原生動物后，在40 d的實驗中，污泥產率由0.02 kg污泥/kg COD減少到 0.47 kg污泥/kg COD，在接種原生動物的反應器中污泥是負增長的趨勢。Rensink等[29]將顫蚓(Tubificidae)接種到荷蘭某啤酒廢水的活性污泥曝氣池中，經過14 d的培養，剩余污泥量從0.40 g MLSS/g COD 下降到0.15 g MLSS/g COD，COD平均減少了18%～67%，經過24 d的循環后COD減少量為67%，接種動物的體系中污泥體積指數SVI從90減少到45，脫水性能提高27%，有機質分解速率增加。

3.2 兩段法

Ratsak等[30]采用兩段法對荷蘭一個污水處理廠污泥中的寡毛蚓類進行了小試實驗，用兩級恒化器進行實驗研究，在第二階段有來自第一階段的22%～44%碳被氧化為二氧化碳，另外有12%～43%的生物量減少，在較低的纖毛蟲生長速率下，生物量的減少速率高于生長速率，表明食肉生物可以減少污泥的產量。Ghyoo等采用兩級反應器，第一階段為完全混合反應器，不分散和增產細菌產量，第二階段為污泥體系，在此階段刺激原生動物和后生動物，采用膜生物反應器(MBR)和傳統活性污泥法(CAS)作為反應體系中的第二階段，在固體停留時間和有機負荷都相同的條件下，MBR 系統比CAS 系統污泥產量少20%～30%，這是由于MBR反應器中原生動物的數量更多，出水水質效果較好，對CAS的出水水質稍有影響。Kayako等[31]采用MBR工藝處理乳品廢水，用300 L的污泥混合液，裝入MBR體系中，約占反應器的1/10，使用空化噴嘴加入氫氧化鈉，通過450 d的運行研究，污泥比處理前減少80%，并且從無機物的物料平衡來看，當剩余污泥的量減少時，污泥中無機物的含量增加，部分污泥物溶解在廢水中。微型動物捕食技術充分利用了生態系統中的能量流動原理，較好地消減剩余污泥的產量，但存在微型動物的高效培養、接種方式等問題。

3.3 添加微生物菌劑或優勢菌株

微生物菌劑是由多種不同功能、互利或共生關系的微生物以合適的比例進行混合培養所制成的復合菌劑。通過向污水處理工藝中投加功能微生物菌劑，提高出水水質同時減少污泥產率。李俊等[32]的研究表明，MCMP(MCMP由數十種不同類型特殊微生物菌群組成，可促使土著微生物溶解的微生物菌劑)的投加有效地減少剩余污泥的產量，在日處理水量為0.02%～0.04%的情況下，當反應裝置運行2個月后沒有排放剩余污泥。污泥中添加優勢菌株，不僅可以使污泥中有機物減少，另外還會抑制一些其它菌株的生長，降低污泥的濃度，污泥減量。Yasin 等[33]篩選出了一株假單胞桿菌和一株氣單胞桿菌，在4～30 ℃、有氧條件下研究了接種這兩株菌株后污泥的減量效果，結果表明，在4～15 ℃內污泥的減量率提高了2～8倍，說明這兩株菌都是嗜寒性菌株，在低溫下可以產生蛋白酶和脂肪酶水解污泥。Li[34]從日本某污水處理廠的污泥中分離出一株污泥溶解菌(短桿菌)，在條件為50 ℃，pH=8，90 r/min下，反應120 h后，總懸浮物固體(TSS)去除率達到32.8%，高于空白樣品11.86%，并檢測到此菌株可以產生蛋白酶，菌株的添加能夠促使胞外聚合物的降解、細胞的裂解及其抑制其它微生物的生長。投加微生物菌劑或菌株具有環保、見效快、操作簡便等優點，探索高效菌是一項關鍵任務。

4 膜生物反應器處理工藝

膜生物反應器[35](MBR)是膜分離技術與生物反應器結合的技術，其利用膜組件將生物反應器中的固液進行高效的分離，實現了反應水力停留時間(HRT)和污泥泥齡(SRT)的完全分離，污泥截留時間的延長，加強了菌群間的弱肉強食作用，利用這種內耗機理增長了食物鏈，減少了微生物數量和污泥量。膜生物反應器包括膜分離生物反應器、膜曝氣生物反應器和萃取膜生物反應器，利用截留和分離固體原理的膜分離生物反應器的應用較為廣泛[36]。劉恩華等[37]通過管式膜生物反應器的試驗研究，得出當污泥投加到MBR生化池中且反應穩定后，活性污泥的減量速率高達596 g/(m3·d)。在采用浸沒式膜生物反應器處理醫院廢水的試驗研究中[38]，大腸桿菌的去除率超過98%，出水水質沒有氣味和顏色，比出水質量排放標準還要好很多，在6個月的反應期間沒有污泥的排出，污泥的產生非常低且穩定。膜生物反應器在保證較好出水水質的同時降低了污泥產量，節省土地使用面積，但也存在著高效膜價格昂貴、清洗不便等缺點。

5 結束語

除了上述污泥源頭處理技術之外，污泥的顆粒化、微生物固定化、極端微生物的應用，提高鹽度溫度、高溶解氧(多級串聯曝氣)等工藝的開發及其不同技術的聯合使用等也有著較大的應用價值和潛力。為有機廢水生化處理系統的污泥減量化提供高效實用的方法，在生化處理過程中實現污泥減量。

在水污染控制中，污泥在末端并未得到有效的減容，因此要加大原位污泥減量化，爭取在實現污水凈化的同時達到污泥的零排放。然而在解偶聯、微生物隱性生長、膜生物反應器等污泥源頭處理方法的研究中，都分別存在不同的缺點：解偶聯技術中解偶聯劑的添加增加了污水中的毒性，對環境會產生一定的危害；高底物濃度和OSA工藝在操作上成本較高；隱性生長技術物理和化學溶胞技術在耗能和環境方面會不可避免地產生不利影響，而生物溶胞技術中的酶制劑的制備耗時較長，存在很多的不易控因素；膜生物反應器膜是反應器的主要部分，然而膜的花費較大，且不易清洗，二次利用效果差。相比之下生物強化技術在污泥減量中有很大優勢：遵循可持續發展理念，符合生態系統穩定性規律；花費少、不會產生二次污染；操作簡單，處理效果明顯，不影響出水水質。因此生物強化技術是一種行之有效的出路。