第一篇：污水處理廠污泥減量化

摘要：對剩余污泥的處理在污水處理中占用昂貴的費用，基于經濟環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。由于環境結和相關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格，而減少污泥總量又是迫切的目標，本文著重介紹了有關剩余污泥減量化的主要方法：解耦聯，隱性生長，撲食細菌，熱處理，臭氧法，OSA法等等。合適的物質環境和運行工藝將減少剩余污泥產量，但是，不管選用哪種方法他都將對微生物群產生一定影響，而且還會增加處理后的水含氮濃度。關鍵詞：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,有的是由生物處理系統排出的生物污泥,有的則是因投加藥劑而形成的化學泥，污水處理廠產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,就是要通過適當的技術措施,使污泥得到再利用或以某種不損害環境的形式重新返回到自然環境中。這些污泥一般富含有機物、病菌等,若不加處理隨意堆放,將對周圍環境產生新的污染。

對這些污泥處理方法主要有：農用、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用污泥重金屬最高限量的規定。此外,污泥中還含有病原體、寄生蟲卵等, 如農業利用不當,將對人類的健康造成嚴重的危害。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,但焚燒設備的投資和運行費用都比較大。投放遠洋雖可在短期內避免海岸線及近海受到污染,但其長期危害可能非常嚴重,因此,已被界上大多數國家所禁用。

一般每去除1kg的 就產生15~100L活性污泥，這些污泥含水率達到

。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濟效益。污泥減量化的理論基礎 2.1 維持代謝和內源代謝

1965 年Pirt 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,一般認為,維持代謝包括細胞物質的周轉、活性運輸、運動等,這部分基質消耗不用來合成新的細胞物質,因此,污泥的產量和維持代謝的活性呈負相關。Herbert 在1956 年提出,維持能量可通過內源代謝來提供,部分細胞被氧化而產生維持能量。從環境工程角度看,內源呼吸通常指生物量的自我消化,在連續培養生長時可同時發生內源代謝。內源代謝的主要優勢在于進入的基質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,內源呼吸的控制比微生物生長控制和基質去除控制更為重要。

2.2 解偶聯代謝

代謝是生物化學轉化的總稱,分為分解代謝和合成代謝。微生物學家認為,細胞產量和分解代謝產生的能量直接相關,但在某些條件下,如存在質子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環時,呼吸超過了ATP 產量,即分解代謝和合成代謝解偶聯 Russell ,此時微生物能過量消耗底物,底物的消耗速率很高。Cook 和報道,在完全停止生長時細菌利用能源的速率比對數生長期的高三分之一,這表明細胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環處置其胞內能量。在解偶聯條件下,大部分底物被氧化為二氧化碳,產生的能量用于驅動無效循環,但對底物的去除率不會產生重大影響

。能量解偶聯的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生,而沒有細胞質量的相應變化。從環境工程意義上講,能量解偶聯可用于解釋底物消耗速率高于生長和維持所需之現象。因此,在能量解偶聯條件下活性污泥的產率下降,污泥產量也隨之降低。通過控制微生物的代謝狀態,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展前景的技術途徑。目前污泥減量化的方法 3.1 解偶聯

機理：三磷酸腺苷(ATP)是鍵能轉移的主要途徑,是能量轉移反應的中心，微生物的合成代謝通過呼吸與底物的分解代謝進行偶聯,當呼吸控制不存在,生物合成速率成為速率控制因素時,解偶聯新陳代謝就會發生,并且在微生物新陳代謝過程中產生的剩余能量沒有被用來合成生物體。在能量解偶聯條件下活性污泥的產率下降,污泥產量也隨之降低。微生物學家認為,細胞產量和分解代謝產生的能量直接相關,但在某些條件下,如存在質子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環時,呼吸超過了ATP 產量,即分解代謝和合成代謝解偶聯 ,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菌利用能源的速率比對數生長期的高1/3,這表明細胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環處置其胞內能量。能量解偶聯的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生,而沒有細胞質量的相應變化。通過控制微生物的代謝狀態,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展前景的技術途徑。

3.1.1 投加解偶聯劑

解偶聯劑能起到解偶聯氧化磷酸化作用,限制細胞捕獲能量,從而抑制細胞的生長,故能減少污泥產量。解偶聯劑其作用機理是該物質通過與H+ 的結合,降低細胞膜對H+ 的阻力,攜帶H+ 跨過細胞膜,使膜兩側的質子梯度降低，降低后的質子梯度不足以驅動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解偶聯劑(3 ,3′,4′,5－四氯水楊酰苯胺)能有效降低剩余污泥產量,只要在反應器中保持TCS 一定的濃度,就能降低剩余污泥的產率。TCS 能有效地降低活性污泥分批培養物中的污泥產率,隨進水中TCS 濃度的提高,污泥產率迅速下降.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，同時發現污泥的SOUR 值和DHA 提高,說明化學解耦聯劑對微生物有激活作用，微生物的種群結構也發生了改變，經過40d 的運行后,添加TCS的反應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。上述結果表明,采用化學解耦聯劑來降低活性污泥工藝中的剩余污泥產量,以降低污泥的處理與處置費用這種方法有發展前景,值得進一步地深入研究。

但是，解偶聯劑的對現有污水處理應用中存在以下問題:(1)所投的藥在較長時間后由于微生物的馴化而被降解,從而失去解偶聯作用;(2)當加入解偶聯劑后,需要更多的氧去氧化未能轉化成污泥的有機物,從而使得供氧量增加;(3)對投加解偶聯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)解偶聯劑在實際應用中的最大弊端是環境問題，解偶聯劑通常是難降解的有毒物，可能發生二次污染。

3.1.2 高S0/X0(底物濃度/污泥濃度)條件下的解偶聯 簡單的說就是，細胞分解能量大于合成能量，從而細胞的分解數量就大于合成數量，最終降低微生物產率系數。解偶聯機理有兩種解釋:一是積累的能量通過粒子(如質子、鉀離子)在細胞膜兩側的傳遞削弱了跨膜電勢,隨后發氧化磷酸化解偶聯;二是減少了生物體內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條件下解偶聯還不能用于實際的污水處理, 微生物產生的不完全代謝的產物還可能對整個處理過程產生影響，而且要求相對高的S0/X0值(>8—10)遠遠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,細胞表面的疏水性、微生物活性和胞外多聚物的產生都和反應器中的溶解氧水平有關,這預示著溶解氧對活性污泥的能量代謝有一定的影響,進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展，純氧活性污泥工藝即使在高污泥負荷率下,也可比傳統的空氣活性污泥工藝減少污泥量54 %。和傳統空氣曝氣工藝相比, 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、污泥產量低、氧氣轉移效率高、運行穩定。Abbassi等人 最近報道，當小試規模的傳統活性污泥反應器的溶解氧從 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器，這種工藝已經用來成功地抑制污泥的絲狀膨脹的發生，可減少一半的剩余污泥產量，好氧—厭氧循環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 ,當這些微生物突然進入沒有食物供應的厭氧環境時,就不能產生能量,不得不利用自身的ATP庫作為能源，在厭氧饑餓階段,沒有一定量的細胞內ATP 就不能進行細胞合成，因而,微生物通過細胞的異化作用,消耗基質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就為OSA 處理技術奠定了污泥減量化的理論基礎。Chudoba 等人 比較了OSA工藝和傳統活性污泥工藝的污泥產量,發OSA工藝的比污泥產率降低了20 %～65 % , S V I 值也比傳統活性污泥工藝低。

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可行的。3.4 溶解細胞法

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

3.4.1 臭 氧

原理是:曝氣池中部分活性污泥在臭氧反應器中被臭氧氧化,大部分活性污泥微生物在臭氧反應器中被殺滅或被氧化為有機質,而這些由污泥臭氧氧化而來的有機質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胞膜等,使細胞內物質能較快地溶于水中,同時氧化不容易水解的大分子物質,使其更容易為微生物所利用。Kamiya 和Hirotsuji 的研究表明,當曝氣池中的臭氧劑量為10 mg/(gMLSS·d)時可使剩余污泥產量減少50 % ,而高至20 mg/(gMLSS·d)時則無剩余污泥產生。其中，間斷式臭氧氧化要優于連續式,在間歇式反應器中,臭氧每天平均接觸時間在3 h 左右就可以達到減量40 % —60 %。但是,臭氧濃度較高會使SVI(污泥體積指數)值迅速下降到開始的40 % ,影響污泥的沉降性能。在當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。對于穩態運行系統,θc 和比生長速率呈負相關,污泥產率(Yobs)和污泥停留時間的關系可用下式表示: 1/Yobs = 1/Ymax +θcKd /Ymax(1)式中 Ymax ———真正生長速率

Kd ———比內源代謝速率

式(1)表明,在穩態活性污泥工藝中污泥停留時間和內源代謝速率呈負相關,可以通過調節θc 來控制污泥產量。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。

臭氧聯合活性污泥工藝將是一種能夠減少剩余污泥產量且進一步改善污泥沉降性能的有效技術,今后的研究將著重于臭氧劑量和投加方式的最優化方面。

3.4.2 氯 氣

和臭氧相同,利用其氧化性對細胞進行氧化,促進溶胞。雖然氯氣比臭氧便宜,但氯氣能夠和污泥中的有機物產生反應,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

酸堿可以使細胞壁溶解釋放細胞內物質，相同pH 條件下, H SO4 的溶胞效果要優于HCl ,NaOH 的效果要優于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胞的磷脂雙分子層的溶解要優于酸的緣故。

3.4.4 物理溶胞技術

加 熱 不同溫度下,細胞被破壞的部位不同。在45 —65 ℃時,細胞膜破裂, rRNA 被破壞;50 —70 ℃時DNA 被破壞;在65 —90 ℃時細胞壁被破壞;70 —95 ℃時蛋白質變性。不同的溫度使細胞釋放的物質也不同,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胞進行破碎,和投加堿相比,在短時間內有迅速釋放細胞內物質的優勢,但在促進細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、擴張和破裂達到壓碎細胞壁、釋放細胞內含物的目的。

壓力

利用壓力使細菌的細胞壁在機械壓力的作用下破碎,從而使細胞內含物溶于水中。

3.4.5 生物溶胞

投加能分泌胞外酶的細菌，酶制劑或抗菌素對細菌進行溶胞。酶一方面能夠溶解細菌的細胞,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,有利于細菌利用二次基質。但是在污水處理中投加酶制劑或是抗菌素在經費上不太現實。

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學的理論,食物鏈越長,能量在傳遞過程中被消耗的比例就越大,最終在系統中存在的生物量就越少。細菌、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菌的活性或增加有活性的細菌的數量,從而增強細菌的自身氧化和代謝能力。在曝氣池這一水環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量較少,不能大量消耗菌膠團，（菌膠團是構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系統中,物質和能量的傳遞并不順暢,絕大部分物質和能量停留在初級消費者———細菌這個營養級上,而不能通過向更高營養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，,兩段式生物反應器產生了。

這種反應器由第一階段的分散培養反應器R1 和第二階段的捕食反應器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菌快速增殖。R2 反應器則專為捕食者設計,此階段泥齡較長,有著適合于微型動物增殖的環境條件。兩段式生物反應器,第一階段分散培養反應器的水力停留時間(HRT)是關鍵的運行參數。HRT 需要足夠長,以免細菌隨水流沖走,但又不能過長,否則會形成細菌聚集體以及出現大量微型動物。Lee 等 二階段的捕食反應器,處理人工合成污水,獲得的污泥產量為0.05—0.17gSS/gCOD, 比用傳統方法減少約30 % —50 %的污泥量。Lee 認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,因為他發現當輪蟲的數量占優勢時,剩余污泥的產量最小。Ghyoot 發現,由于絲狀菌和鞭毛蟲的過量生長,兩段式系統有時會發生污泥膨脹,導致出水水質下降。應用兩段式生物反應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。

人們發現伴隨著一種仙女蟲(Naiselinguis)大量發生,污泥的產量顯著減少,用于曝氣所需的能量也大大降低。Ratsak 發現,蚓類種群的大小與剩余污泥產量間有明顯的關系。但由于這些蚓類在曝氣池中的數量變動劇烈,且沒有規律,用生物膜作為第無法人為控制,所以還不能直接應用于生產實踐。Rensink等 向加有塑料載體的活性污泥系統中投入顫蚓(Tubif icidae),發現剩余污泥產量從0.4gMLSS/gCOD降至0.15gMLSS/gCOD,污泥體積指數(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的曝氣池中較為常見。根據已有文獻報道 ,影響紅斑螵體蟲在曝氣池中出現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;二是進水負荷,通常在負荷較低情況下容易出現原生動物和后生動物當每天排泥占反應器體積的36%左右時,可將每天新增的紅斑螵體蟲排出;而當反應器的排泥量>36%時,可能造成由于過量排泥使得蟲體流失;當排泥量<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器中,而這在活性污泥處理系統中是容易做到的。在進水負荷<0.6mg2COD/(mgVSS·d)時,對紅斑螵體蟲的出現沒有大的影響,而,可能會對紅斑螵體蟲的出現造成影響。當進水負荷>0.7 mgCOD/(mgVSS·d)后

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

還有一種蚯蚓生態床處理剩余污泥。該過濾系統是一個具有多結構、多層次、各取所需、相互協同的生態網鏈,該生態網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,從而實現了剩余污泥較徹底的分解和轉化利用由蚯蚓和微生物共同組成的人工生態系統對污水處理廠剩余污泥進行了為期半年的脫水和穩定處理,結果表明蚯蚓生態系統集濃縮、調理、脫水、穩定、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源,對其進行分解和吸收;②蚓糞是高效農肥和土壤改良劑;③在生態床中增殖的蚯蚓具有重要的飼料和藥用價值。剩余污泥經蚯蚓污泥穩定床處理后,可全部被生態系統吸收利用和轉化,具有流程簡單、管理方便、無二次污染、造價和運行費用低廉、副產物具有經濟利用價值等特點。生態濾床構造十分簡單,因此其工程造價將比常規的污泥處理和處置設施大幅度減少,其運行費用亦十分低廉。據估算,生態濾床處理剩余污泥的工程造價和運行費用可比常規方法大幅度節省,具有工程應用潛力。

是否還有其他微型動物可以應用,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系,以及有沒有更簡單高效的微型動物哺育系統,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用于具體的工程實踐,仍有很多問題需要解決。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，進行臭氧連續循環處理。用臭氧對污泥進行處理,細菌被殺死,細胞壁被破壞,細胞質溶出,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，達到廢水、污泥雙重處理的功效，臭氧與細胞進行反應時并非使細菌成分無機化,主要是使菌體外的多糖類及細胞壁成分轉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，含磷量低于排放標準的廢水，但設施負荷不易過大。有研究表示，臭氧處理污泥的循環率保持在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,臭氧反應得到促進。

4.2 多級串聯接觸曝氣法

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。其第一格可稱為細菌生長區，濃度負荷較高，環境相對不穩定，第二格為原生動物生長區，濃度大致只有前面的+ 6 %，第三、第四格有機物濃度降至更低，環境更為穩定，適合后生動物生長繁殖。第三格、第四格內原生動物又被后生動物吞食，死后的后生動物被細菌分解。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，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，只是處理水質較參照系有所下降，因而高負荷的設計值應予避免。

4.4 多級活性生化處理工藝

其實它也是生物法的一種，只是在運行設備上的改進，得以使剩余污泥為“零”排放。系統是一組從空間上分隔成串聯的8～ 12 個單元的微生物菌群來凈化水中的污染物質, 這些微生物菌群形成食物鏈, 模擬自然生態環境, 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, 從而使整個系統不產生剩余污泥。每個單元設有單獨控制的曝氣裝置, 和單獨的填料框架和填料。填料為經過特殊處理的合成纖維, 用以固定水中的微生物。菌種是經過馴化的, 能夠構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。

實例運用：北京某油脂廠, 廢水間歇排放,平均水量100噸/天,進水 CODcr平均濃度1292m g/L,出水 CODcr平均濃度82mg/L , CODcr平均去除率93%。新的進展：濕式——氧化兩相技術（WAO）

將溶解和懸浮在水中的有機物和還原性無機物，在液態下加壓加溫，并且利用空氣中的氧氣將其氧化分解的以達到減少污泥產量的目的。濕式氧化采用間歇式高壓反應釜，厭氧采用兩相厭氧反應器UASB。運行結果顯示：對化工污泥和煉油污泥有良好的去除率，和良好的穩定性，經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。齊魯石化公司在現實中已經應用了這種工藝，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

在將污水處理看成一個生產過程之后,根據“清潔生產”的原則,對污泥從源頭進行控制。污泥減量化的研究,適應了污水處理系統實現良性運行、防止污水處理出現二次污染、使污水治理更具環境效益的需要。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，有的已經運用于生產實踐。本文介紹了一些常用方法：解耦聯法，高溶解氧法，OSA工藝法，臭氧法，微型生物法。人們根據上述的方法進一步改善提出的理想目標：無剩余污泥。目前剩余污泥減量化研究新技術就是：濕式——氧化兩相技術（WAO）。以后將有更多剩余污泥減量化新工藝、新技術的開發和研究。只有做到減量化、資源化、無害化處置剩余污泥,才能從根本上達到環保，節省費用的目的。

摘要：介紹了污泥減量工藝的新進展，如基于代謝解耦聯理論的投加解耦聯劑工藝、好氧-沉淀-厭氧工藝以及基于隱性生長理論的回流溶胞工藝，這些工藝可以實現污泥的源減量，將來可能會得到廣泛應用

關鍵詞：污泥減量 解耦聯劑 好氧 沉淀 厭氧工藝

活性污泥法是目前應用最廣泛的污水生物處理工藝，但會產生大量剩余污泥“對普通活性污泥法來說，初沉池產生的污泥量約為污水處理量的0.2%~0.3%(污泥含水率為95%~97%)，二沉池排出的剩余活性污泥量約為污水處理量的1%~2%(污泥含水率為99.4%~99.6%)”從20世紀90年代開始，各種污泥減量化技術得到了迅速發展，目前可能應用于實踐的新型污泥減量工藝主要有兩段式好氧生物反應器、投加解耦聯劑、好氧-沉淀-厭氧工藝、回流污泥溶胞工藝等。

[1]投加解耦聯劑

微生物正常情況下的分解代謝和合成代謝通過腺苷三磷酸(ATP)和腺苷二磷酸(ADP)之間的轉化耦聯在一起，即分解一定的底物，將有一定比例的生物體合成。但在特殊情況下，底物被氧化的同時，ATP不大量合成或者合成以后迅速由其他途徑釋放，這樣細菌在正常分解底物的同時，自身合成速度減慢“投加解耦聯劑是實現這種代謝解耦聯的方法之一。解耦聯劑通常為脂溶性小分子物質且一般含有酸性基團，其作用機理是通過與H+的結合降低細胞膜對H+的阻力，攜帶H+跨過細胞膜，使膜兩側的質子濃度梯度降低。降低后的質子濃度梯度不足以驅動ATP合成酶合成ATP，從而減少了氧化磷酸化作用所合成的量，氧化過程中所產生的能量最終以熱的形式被釋放掉，從而降低剩余污泥產生量。

Starand等比較了12種解耦聯劑，試驗結果表明三氯苯酚(TCP)最有效。在試驗開始階段，投加的傳統活性污泥工藝中污泥產率是不投加的50%;但80d后隨著反應器內TCP水平的降低，污泥產率增加。Chen等研究了3，3'，4'，5-四氯水楊酰苯胺(TCS)在活性污泥法中的減量效果。當TCS投加量為0.8/時污泥產率減少40%，而且沒有影響底物的去除效率。當達到1.2mg/l時，沒有影響到大腸桿菌個體大小和細胞分裂，但大腸桿菌的ATP含量和干密度有所減少。謝敏麗等比較了4種解耦聯劑(對氯酚、間氯酚、間硝基酚和鄰硝基酚)，結果表明間氯酚在減少污泥產率方面是最有效的，同時對污水的處理效果影響較小，當間氯酚的濃度為20mg/l時污泥產率下降了86.9%，對的去除率下降了13.2%。

[4]

[3][2]

投加解耦聯劑減量剩余污泥的最大優勢是不需要對現有污水處理工藝做大的改進，只需增設投藥裝置即可。但有關氧化磷酸化解耦聯的機理還有許多不明之處，需要結合生物化學、分子生物學以及毒理學方面的方法和理論作進一步研究。目前解耦聯劑在實際應用中存在以下問題:①投加的解耦聯劑在較長時間后由于微生物的馴化而被降解，從而失去解耦聯作用;②加入解耦聯劑后雖然污泥的產量降低了，但需要更多的氧去氧化未能轉化成污泥的有機物，從而使供氧量增加;③目前試驗中投加解耦聯劑的量一般在1~100/，用量很大，需要對運行費用作深入分析;④解耦聯劑通常是較難生物降解或對生物有較大毒性的化合物，微生物對解耦聯劑的降解不完全有可能導致潛在的環境安全問題。好氧-沉淀-厭氧工藝

好氧-沉淀-厭氧工藝(OSA，Oxic-Settling-Anaerobic)也是基于代謝解耦聯理論的污泥減量工藝。其基本原理是，在常規活性污泥法的污泥回流過程中設置一個厭氧段，使微生物交替進入好氧和厭氧環境，細菌在好氧階段所獲ATP不能立即用于合成新的細胞，而是在厭氧段作為維持細胞生命活動的能量被消耗。微生物分解和合成代謝相對分離，而不像通常條件下緊密耦聯，從而達到污泥減量的效果。工藝示意圖見圖1。

圖1 工藝示意圖

Chudoba等發現OSA工藝比傳統活性污泥工藝污泥產率降低20%~65%，SVI值(60ml/g)也比傳統活性污泥工藝的(200ml/g)低，即OSA工藝可改善污泥的沉降性能。同時，由于OSA的流程和除磷工藝流程相似，有利于除磷菌的生長，對磷的去除優于傳統活性污泥法。也有研究者認為OSA系統污泥減量的原因不僅僅是能量解耦聯，Chen等發現在OSA系統中，當厭氧池中氧化還原電位(ORP)保持在-250mV時，剩余污泥減量50%，對出水沒有影響且污泥的沉降性能更好;他通過試驗比較了能量解耦聯、捕食者生長、微生物促進有機質溶解和污泥腐化破解等因素的影響，認為厭氧池中污泥腐化破解是促進OSA系統污泥產生量減少的主要原因。國內朱振超等采用好氧-沉淀-兼氧活性污泥工藝使上海錦綸廠廢水處理站的剩余污泥達到零排放。[7]

[6][5]

在傳統活性污泥工藝中，污泥產量隨著污泥負荷增加而增加，但在OSA工藝中污泥產量反而下降，而且OSA還可以改善污泥的脫水性能，增加除磷能力，因此OSA工藝可以應用在進水有機物濃度較高的條件下，具有較廣闊的發展前景。OSA工藝的不足是水力停留時間較長(是常規活性污泥法的兩倍)，而且需要設置厭氧段，增加了基建費用和占地面積。回流污泥溶胞工藝

根據污水生物處理工藝中微生物的代謝特性污水中的有機物一部分被微生物分解提供其生命活動的能量，最終代謝為二氧化碳和水分等;另一部分用來增殖，將有機物轉化為新的生物體。如果增長的生物體可以作為微生物的底物并重復上述代謝過程就可以減少污泥的產生量。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)。隱性生長過程包括溶胞和生長，其中污泥細胞自身的解體是污泥降解的限速步驟，可以利用各種物理、化學和生物方法加速這一步驟。這種方法在工程上便于實現，只要在回流污泥管路上增加溶胞系統即可。

物理溶胞方法主要包括加熱!機械破碎、超聲破解等，其能耗較高，而且需要專門的設備，此外污泥菌體破解后，細胞壁碎片等生物難降解物進入污水中會引起出水中COD、SS有所增加，同時由于系統排泥量減少，如果單位排泥中的氮磷含量保持不變，出水中的氮和磷會增加。[8]

化學溶胞方法包括臭氧溶胞、過氧乙酸溶胞、氯氣溶胞等，其中臭氧研究最多。臭氧可以破壞細胞壁、細胞膜而使蛋白質、多聚糖、脂肪、核酸等從細胞中釋放出來。Kamiya等

[9]發現間歇式臭氧氧化效果優于連續式，間歇式操作時臭氧投加量為9.0~11.0mg/(gSSd)即可使污泥減量50%，而要達到同樣的減量效果，連續式操作所需的臭氧投加量為30 mg/(gSSd).金瑞洪等[10]利用SBR和污泥臭氧化及回流裝置組成污水處理系統，在當臭氧投加量為0.0gO3/gSS且污泥回流量為0.4l/(l.d)時，污泥觀測產率可接近零，而且系統COD去除率、污泥沉降性能無明顯變化。利用氯氣對污泥進行減量的原理和臭氧相同，Saby等在氯的投加量為133mg/gMLSS時，污泥產生量減少了65%，但是污泥沉降性能惡化，同時出水含量增加。過氧乙酸(PAA)具有和臭氧相似的強氧化效果，而且價格低廉，產物無毒，易被微生物代謝，0.01%PAA溶液和污泥反應6h后，基本上不殘留PAA和H2O2，其處理后的污泥混合液具有較好的生物可降解性。化學溶胞方法的缺點是:①投藥增加了系統的運行費用，而且對設備有一定的腐蝕作用;②系統去除氮磷的效果不好，出水SS濃度略高于傳統活性污泥法，污泥沉降性能可能惡化;③長期無污泥排放時，污泥中重金屬含量和傳統活性污泥法相比有一定增加;④為了保證曝氣池中生物對回流基質的利用，需要增加曝氣量，相應的動力費用會增加;⑤溶胞過程有可能產生其他有機污染物，如氯氣能夠和污泥中的有機物產生反應，生成三氯甲烷(THMs)等氯代有機物，這是不容忽視的問題。

生物溶胞方法是通過投加能分泌胞外酶的細菌或酶制劑和抗菌素對細菌進行溶胞。酶一方面能夠溶解細胞，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，有利于細菌對二次基質的利用”投加的細菌可以從消化池中選取，也可以從溶菌酶方面考慮，甚至包括特殊的噬菌體和能分泌溶菌物質的真菌。雖然生物溶胞方法環境友好，但是酶制劑或抗菌素費用昂貴。結語

污泥產生量的不斷增加給其后續處理處置帶來了沉重壓力，而且不恰當的處理還會造成二次污染，因此源削減是污泥處理的首要原則。新型污泥減量工藝的應用可以在保證污水處理效果的前提下大幅減少污泥的產生量，從而實現污水處理的可持續發展。然而這些工藝的機理和參數還有待于進一步研究，出水質量還有待于進一步提高，隨著這些問題的逐步解決，污泥減量工藝將得到更廣泛的應用。

第二篇：污水處理廠的污泥減量化

污水處理廠的污泥減量化

摘要：對剩余污泥的處理在污水處理中占用昂貴的費用，基于經濟環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。由于環境結和相關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格，而減少污泥總量又是迫切的目標，本文著重介紹了有關剩余污泥減量化的主要方法：解耦聯，隱性生長，撲食細菌，熱處理，臭氧法，OSA法等等。合適的物質環境和運行工藝將減少剩余污泥產量，但是，不管選用哪種方法他都將對微生物群產生一定影響，而且還會增加處理后的水含氮濃度。

關鍵詞：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.前言

目前世界上80％以上的污水處理廠應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,有的是由生物處理系統排出的生物污泥,有的則是因投加藥劑而形成的化學泥，污水處理廠產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,就是要通過適當的技術措施,使污泥得到再利用或以某種不損害環境的形式重新返回到自然環境中。這些污泥一般富含有機物、病菌等,若不加處理隨意堆放,將對周圍環境產生新的污染。

對這些污泥處理方法主要有：農用、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用污泥重金屬最高限量的規定。此外,污泥中還含有病原體、寄生蟲卵等, 如農業利用不當,將對人類的健康造成嚴重的危害。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,但焚燒設備的投資和運行費用都比較大。投放遠洋雖可在短期內避免海岸線及近海受到污染,但其長期危害可能非常嚴重,因此,已被界上大多數國家所禁用。

一般每去除1kg的就產生15~100L活性污泥，這些污泥含水率達到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濟效益。污泥減量化的理論基礎

2.1 維持代謝和內源代謝

1965 年Pirt 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,一般認為,維持代謝包括細胞物質的周轉、活性運輸、運動等,這部分基質消耗不用來合成新的細胞物質,因此,污泥的產量和維持代謝的活性呈負相關

。Herbert 在1956 年提出,維持能量可通過內源代謝來提供,部分細胞被氧化而產生維持能量。從環境工程角度看,內源呼吸通常指生物量的自我消化,在連續培養生長時可同時發生內源代謝。內源代謝的主要優勢在于進入的基質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,內源呼吸的控制比微生物生長控制和基質去除控制更為重要。

2.2 解偶聯代謝

代謝是生物化學轉化的總稱,分為分解代謝和合成代謝。微生物學家認為,細胞產量和分解代謝產生的能量直接相關,但在某些條件下,如存在質子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環時,呼吸超過了ATP 產量,即分解代謝和合成代謝解偶聯,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菌利用能源的速率比對數生長期的高三分之一,這表明細胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環處置其胞內能量。在解偶聯條件下,大部分底物被氧化為二氧化碳,產生的能量用于驅動無效循環,但對底物的去除率不會產生重大影響

。能量解偶聯的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生,而沒有細胞質量的相應變化。從環境工程意義上講,能量解偶聯可用于解釋底物消耗速率高于生長和維持所需之現象。因此,在能量解偶聯條件下活性污泥的產率下降,污泥產量也隨之降低。通過控制微生物的代謝狀態,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展前景的技術途徑。目前污泥減量化的方法

3.1 解偶聯

機理：三磷酸腺苷(ATP)是鍵能轉移的主要途徑,是能量轉移反應的中心，微生物的合成代謝通過呼吸與底物的分解代謝進行偶聯,當呼吸控制不存在,生物合成速率成為速率控制因素時,解偶聯新陳代謝就會發生,并且在微生物新陳代謝過程中產生的剩余能量沒有被用來合成生物體。在能量解偶聯條件下活性污泥的產率下降,污泥產量也隨之降低。微生物學家認為,細胞產量和分解代謝產生的能量直接相關,但在某些條件下,如存在質子載體、重金屬、異常溫度和好氧—厭氧交替循環時,呼吸超過了ATP 產量,即分解代謝和合成代謝解偶聯 ,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菌利用能源的速率比對數生長期的高1/3,這表明細胞能通過消耗膜電勢、ATP 水解和無效循環處置其胞內能量。能

量解偶聯的特殊性在于它是微生物對底物的分解和再生,而沒有細胞質量的相應變化。通過控制微生物的代謝狀態,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展前景的技術途徑。

3.1.1 投加解偶聯劑

解偶聯劑能起到解偶聯氧化磷酸化作用,限制細胞捕獲能量,從而抑制細胞的生長,故能減少污泥產量。解偶聯劑其作用機理是該物質通過與H+ 的結合,降低細胞膜對H+ 的阻力,攜帶H+ 跨過細胞膜,使膜兩側的質子梯度降低，降低后的質子梯度不足以驅動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解偶聯劑(3 ,3′,4′,5－四氯水楊酰苯胺)能有效降低剩余污泥產量,只要在反應器中保持TCS 一定的濃度,就能降低剩余污泥的產率。TCS 能有效地降低活性污泥分批培養物中的污泥產率,隨進水中TCS 濃度的提高,污泥產率迅速下降.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，同時發現污泥的SOUR 值和DHA 提高,說明化學解耦聯劑對微生物有激活作用，微生物的種群結構也發生了改變，經過40d 的運行后,添加TCS的反應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。上述結果表明,采用化學解耦聯劑來降低活性污泥工藝中的剩余污泥產量,以降低污泥的處理與處置費用這種方法有發展前景,值得進一步地深入研究。

但是，解偶聯劑的對現有污水處理應用中存在以下問題:(1)所投的藥在較長時間后由于微生物的馴化而被降解,從而失去解偶聯作用;(2)當加入解偶聯劑后,需要更多的氧去氧化未能轉化成污泥的有機物,從而使得供氧量增加

;(3)對投加解偶聯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)解偶聯劑在實際應用中的最大弊端是環境問題，解偶聯劑通常是難降解的有毒物，可能發生二次污染。

3.1.2

高S0/X0(底物濃度/污泥濃度)條件下的解偶聯

簡單的說就是，細胞分解能量大于合成能量，從而細胞的分解數量就大于合成數量，最終降低微生物產率系數。解偶聯機理有兩種解釋:一是積累的能量通過粒子(如質子、鉀離子)在細胞膜兩側的傳遞削弱了跨膜電勢,隨后發氧化磷酸化解偶聯;二是減少了生物體內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條件下解偶聯還不能用于實際的污水處理, 微生物產生的不完全代謝的產物還可能對整個處理過程產生影響，而且要求相對高的S0/X0值(>8—10)遠遠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,細胞表面的疏水性、微生物活性和胞外多聚物的產生都和反應器中的溶解氧水平有關,這預示著溶解氧對活性污泥的能量代謝有一定的影響,進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展，純氧活性污泥工藝即使在高污泥負荷率下,也可比傳統的空氣活性污泥工藝減少污泥量54 %。和傳統空氣曝氣工藝相比, 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、污泥產量低、氧氣轉移效率高、運行穩定。Abbassi等人

最近報道，當小試規模的傳統活性污泥反應器的溶解氧從 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器，這種工藝已經用來成功地抑制污泥的絲狀膨脹的發生，可減少一半的剩余污泥產量，好氧—厭氧循環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 ,當這些微生物突然進入沒有食物供應的厭氧環境時,就不能產生能量,不得不利用自身的ATP庫作為能源，在厭氧饑餓階段,沒有一定量的細胞內ATP 就不能進行細胞合成，因而,微生物通過細胞的異化作用,消耗基質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就為OSA 處理技術奠定了污泥減量化的理論基礎。Chudoba 等人

比較了OSA工藝和傳統活性污泥工藝的污泥產量,發OSA工藝的比污泥產率降低了20 %～65 % , S V I 值也比傳統活性污泥工藝低。

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可行的。

3.4

溶解細胞法

在傳統活性污泥法工藝流程中的污泥回流線上增加相關處理裝置，通過溶胞強化細菌的自身氧化，增強細菌的隱性生長。所謂隱性生長是指細菌利用衰亡細菌所形成的二次基質生長,整個過程包含了溶胞和生長

。利用各種溶胞技術,使細菌能夠迅速死亡并分解成為基質再次被其他細菌所利用,是在污泥減量過程中廣為應用的手段。

3.4.1 臭 氧

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

在當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。對于穩態運行系統,θc 和比生長速率呈負相關,污泥產率(Yobs)和污泥停留時間的關系可用下式表示:

1/Yobs = 1/Ymax +θcKd /Ymax(1)

式中 Ymax ———真正生長速率

Kd ———比內源代謝速率

式(1)表明,在穩態活性污泥工藝中污泥停留時間和內源代謝速率呈負相關,可以通過調節θc 來控制污泥產量。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。

臭氧聯合活性污泥工藝將是一種能夠減少剩余污泥產量且進一步改善污泥沉降性能的有效技術,今后的研究將著重于臭氧劑量和投加方式的最優化方面。

3.4.2 氯 氣

和臭氧相同,利用其氧化性對細胞進行氧化,促進溶胞。雖然氯氣比臭氧便宜,但氯氣能夠和污泥中的有機物產生反應,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

酸堿可以使細胞壁溶解釋放細胞內物質，相同pH 條件下, H SO4 的溶胞效果要優于HCl ,NaOH 的效果要優于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胞的磷脂雙分子層的溶解要優于酸的緣故。

3.4.4 物理溶胞技術

加 熱

不同溫度下,細胞被破壞的部位不同。在45 —65 ℃時,細胞膜破裂, rRNA 被破壞;50 —70 ℃時DNA 被破壞;在65 —90 ℃時細胞壁被破壞;70 —95 ℃時蛋白質變性

。不同的溫度使細胞釋放的物質也不同,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胞進行破碎,和投加堿相比,在短時間內有迅速釋放細胞內物質的優勢,但在促進細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、擴張和破裂達到壓碎細胞壁、釋放細胞內含物的目的。

壓力

利用壓力使細菌的細胞壁在機械壓力的作用下破碎,從而使細胞內含物溶于水中。

3.4.5 生物溶胞

投加能分泌胞外酶的細菌，酶制劑或抗菌素對細菌進行溶胞。酶一方面能夠溶解細菌的細胞,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,有利于細菌利用二次基質。但是在污水處理中投加酶制劑或是抗菌素在經費上不太現實。

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學的理論,食物鏈越長,能量在傳遞過程中被消耗的比例就越大,最終在系統中存在的生物量就越少。細菌、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菌的活性或增加有活性的細菌的數量,從而增強細菌的自身氧化和代謝能力。在曝氣池這一水環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量較少,不能大量消耗菌膠團，（菌膠團是構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系統中,物質和能量的傳遞并不順暢,絕大部分物質和能量停留在初級消費者———細菌這個營養級上,而不能通過向更高營養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，,兩段式生物反應器產生了。

這種反應器由第一階段的分散培養反應器R1 和第二階段的捕食反應器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菌快速增殖。R2 反應器則專為捕食者設計,此階段泥齡較長,有著適合于微型動物增殖的環境條件。兩段式生物反應器,第一階段分散培養反應器的水力停留時間(HRT)是關鍵的運行參數。HRT 需要足夠長,以免細菌隨水流沖走,但又不能過長,否則會形成細菌聚集體以及出現大量微型動物。Lee 等

用生物膜作為第二階段的捕食反應器,處理人工合成污水,獲得的污泥產量為0.05—0.17gSS/gCOD, 比用傳統方法減少約30 % —50 %的污泥量。Lee 認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,因為他發現當輪蟲的數量占優勢時,剩余污泥的產量最小。Ghyoot 發現,由于絲狀菌和鞭毛蟲的過量生長,兩段式系統有時會發生污泥膨脹,導致出水水質下降。應用兩段式生物反應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。

人們發現伴隨著一種仙女蟲(Naiselinguis)大量發生,污泥的產量顯著減少,用于曝氣所需的能量也大大降低。Ratsak 發現,蚓類種群的大小與剩余污泥產量間有明顯的關系。但由于這些蚓類在曝氣池中的數量變動劇烈,且沒有規律,無法人為控制,所以還不能直接應用于生產實踐。Rensink等

向加有塑料載體的活性污泥系統中投入顫蚓(Tubif icidae),發現剩余污泥產量從0.4gMLSS/gCOD降至0.15gMLSS/gCOD,污泥體積指數(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的曝氣池中較為常見。根據已有文獻報道,影響紅

斑螵體蟲在曝氣池中出現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;二是進水負荷,通常在負荷較低情況下容易出現原生動物和后生動物當每天排泥占反應器體積的36%左右時,可將每天新增的紅斑螵體蟲排出;而當反應器的排泥量>36%時,可能造成由于過量排泥使得蟲體流失;當排泥量<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器中,而這在活性污泥處理系統中是容易做到的。在進水負荷<0.6mg2COD/(mgVSS·d)時,對紅斑螵體蟲的出現沒有大的影響,而當進水負荷>0.7 mgCOD/(mgVSS·d)后,可能會對紅斑螵體蟲的出現造成影響。

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

還有一種蚯蚓生態床處理剩余污泥。該過濾系統是一個具有多結構、多層次、各取所需、相互協同的生態網鏈,該生態網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,從而實現了剩余污泥較徹底的分解和轉化利用由蚯蚓和微生物共同組成的人工生態系統對污水處理廠剩余污泥進行了為期半年的脫水和穩定處理,結果表明蚯蚓生態系統集濃縮、調理、脫水、穩定、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源,對其進行分解和吸收;②蚓糞是高效農肥和土壤改良劑;③在生態床中增殖的蚯蚓具有重要的飼料和藥用價值。剩余污泥經蚯蚓污泥穩定床處理后,可全部被生態系統吸收利用和轉化,具有流程簡單、管理方便、無二次污染、造價和運行費用低廉、副產物具有經濟利用價值等特點。生態濾床構造十分簡單,因此其工程造價將比常規的污泥處理和處置設施大幅度減少,其運行費用亦十分低廉。據估算,生態濾床處理剩余污泥的工程造價和運行費用可比常規方法大幅度節省,具有工程應用潛力。

是否還有其他微型動物可以應用,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系,以及有沒有更簡單高效的微型動物哺育系統,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用于具體的工程實踐,仍有很多問題需要解決。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，進行臭氧連續循環處理。用臭氧對污泥進行處理,細菌被殺死,細胞壁被破壞,細胞質溶出,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，達到廢水、污泥雙重處理的功效，臭氧與細胞進行反應時并非使細菌成分無機化,主要是使菌體外的多糖類及細胞壁成分轉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，含磷量低于排放標準的廢水，但設施負荷不易過大。有研究表示，臭氧處理污泥的循環率保持在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,臭氧反應得到促進。

4.2

多級串聯接觸曝氣法

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。其第一格可稱為細菌生長區，濃度負荷較高，環境相對不穩定，第二格為原生動物生長區，濃度大致只有前面的+ 6 %，第三、第四格有機物濃度降至更低，環境更為穩定，適合后生動物生長繁殖。第三格、第四格內原生動物又被后生動物吞食，死后的后生動物被細菌分解。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，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，只是處理水質較參照系有所下降，因而高負荷的設計值應予避免。

4.4

多級活性生化處理工藝

其實它也是生物法的一種，只是在運行設備上的改進，得以使剩余污泥為“零”排放。系統是一組從空間上分隔成串聯的8～ 12 個單元的微生物菌群來凈化水中的污染物質, 這些微生物菌群形成食物鏈, 模擬自然生態環境, 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, 從而使整個系統不產生剩余污泥。每個單元設有單獨控制的曝氣裝置, 和單獨的填料框架和填料。填料為經過特殊處理的合成纖維, 用以固定水中的微生物。菌種是經過馴化的, 能夠構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。

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

新的進展：濕式——氧化兩相技術（WAO）

將溶解和懸浮在水中的有機物和還原性無機物，在液態下加壓加溫，并且利用空氣中的氧氣將其氧化分解的以達到減少污泥產量的目的。濕式氧化采用間歇式高壓反應釜，厭氧采用兩相厭氧反應器UASB。運行結果顯示：對化工污泥和煉油污泥有良好的去除率，和良好的穩定性，經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。齊魯石化公司在現實中已經應用了這種工藝，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 %。小結

在將污水處理看成一個生產過程之后,根據“清潔生產”的原則,對污泥從源頭進行控制。污泥減量化的研究,適應了污水處理系統實現良性運行、防止污水處理出現二次污染、使污水治理更具環境效益的需要。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，有的已經運用于生產實踐。本文介紹了一些常

用方法：解耦聯法，高溶解氧法，OSA工藝法，臭氧法，微型生物法。人們根據上述的方法進一步改善提出的理想目標：無剩余污泥。目前剩余污泥減量化研究新技術就是：濕式——氧化兩相技術（WAO）。以后將有更多剩余污泥減量化新工藝、新技術的開發和研究。只有做到減量化、資源化、無害化處置剩余污泥,才能從根本上達到環保，節省費用的目的。

第三篇：BluePlains污水處理廠污泥熱水解

BluePlains污水處理廠污泥熱水解

:污泥處理技術要求將原料加熱到165攝氏度，并持續半個小時。然而，在一個能源成本受到極度關注的時代，發揮該技術的優勢顯然不太現實。然而，自九十年代晚期開始，熱水解處理技術被運用到厭氧分解的前期過程中，逐漸受到一些歐洲國家的青睞，尤其是英國和斯堪納維亞的部分地區，并呈現出往世界各地擴張的勢頭。

多年以前，人們曾試采用過熱水解技術，但最終沒有成功，主要問題是把溶液從高溫反應器倒進設備前端，極大增加了主要污水凈化廠的有機負荷。大約十五年以前，挪威公司Cambi引進了經過改良的工藝，溶液經過高溫反應器出來處理以后進入到污泥消化器，明顯提高了有機負荷的利用率。

熱水解處理技術分為三個處理階段：

(1)在碎漿機中加熱經過初步脫水處理的原料和過剩活性污泥的混合物。(2)用蒸汽加熱，使溫度達到165攝氏度，熱水解處理反應器的壓力不斷增加。(3)釋放閃蒸罐中的氣體到碎漿機中，壓力驟然降低，溫度降至105攝氏度左右。每座污泥處理廠一般都有兩個、三個或四個大小相同的反應槽，批量處理污泥。每個反應槽都要經過如下步驟：加注污泥、加壓加熱30分鐘使污泥喪失活性、消除病菌，然后送入閃蒸罐。這類似于內燃機的工作原理——加注、壓縮、燃燒、排氣。同時，該過程中的每個小部件都處于不斷工作的狀態。連續不斷地往碎漿機中注入脫水的污泥，閃蒸罐不停地將處理好的污泥推送到蒸煉器，利用換熱器對其降溫。即便如此，蒸煉器的內部溫度還是能夠達到40攝氏度，略高于傳統工藝中的35攝氏度。

閃蒸罐中的放壓步驟起著至關重要的作用，它能使活性污泥的細胞壁破裂，從而使其易于蒸煉、脫水。有機負荷在蒸煉器中所釋放的強大能量使得揮發性固體負荷和總蒸煉量提高兩倍，沼氣產量上升35%。

徹特西污水處理廠作為英國第一家應用該技術的工廠，也作為一個早期的例子，一邊全力運營，一邊對運營早期出現的問題進行評估和修正。最終于2005年，熱水解處理技術被全面革新，在6.5千克有機固體負荷下，每噸干固體平均產出400立方米的沼氣，其中甲烷含量68%，高出平均水平。

英國和愛爾蘭有11家廠處在充分運營狀態，還有五家目前處于在建或試運營狀態。Panter公司與Cambi公司緊密合作，并估算出，截至2014年，公司將能夠處理英國22%的污泥量。熱水解處理這一整套工藝的重要性不僅于此，法國巨頭威立雅，通過其專業的OTV部門，已將該工藝安裝到英國哈佛和Esholt的兩家處理廠。

設在美國華盛頓哥頓比亞特區的BluePlains污水處理廠，目前仍在建，預計2015年年初投入運營，其擁由六個熱水解處理反應器。據說，該處理廠是世上最大的熱水解處理廠，每年處理14.9萬噸的總溶解性固體。

第四篇：城市污水處理廠污泥處理處置的探討

關于城市污水處理廠污泥處理處置的探討

楊芳 湖北省襄陽市城市污水治理公司

湖北 襄陽

441000

摘要：城市污水處理廠如何合理地進行污泥處理處置的方法 探討及相應的技術分析。

關鍵詞：城市污水處理廠污泥處理處置

近年來，隨著社會經濟的快速發展，我省和全國各地一樣都在進 一步貫徹落實科學發展觀、發展循環經濟，加速資源節約型和環境友 好型社會的建設。隨著污水處理設施的普及，處理率的提高和處理程 度的深化，污水處理廠的污泥產量將有較大的增加，由此，引起的二 次污染問題不容忽視。目前，我市已建成的污水處理廠如何合理地進 行污泥處理處置已成為當務之急。現就城市污水廠污泥處理處置與同 行共同探討。

1、污泥處理處置現狀及存在問題

1．1 現狀 目前，我國城市水污染控制普遍存在的問題是“重污水處理而輕

污泥處理處置”。同我國大部分城市一樣，襄陽市已建成的污水處理 廠在原有設計方案中未考慮污泥穩定、無害化處理，污水處理廠污泥 經重力濃縮機械脫水后形成泥餅外運處置。

襄陽地區污泥在外運處置上主要采用以下幾種方法：(1)填埋、運 至當地垃圾處理廠或就近填埋。(2)農場棄置及隨意堆放，也有將污 泥堆放在廠區內。(3)部分污泥不知去向。

1．2 存在問題 從襄陽地區污泥處理處置的情況來看，脫水污泥填埋、棄置帶來 如下問題：(1)污泥含水率高會帶來運輸費用高，大量占用填埋空間，影響垃 圾壓實操作等系列問題。

(2)襄陽地區雨量較充沛，棄置及簡易填埋，易使污泥受雨水沖刷，漫流到地表水體或滲入地下引起污染。

(3)露天堆放的污泥易產生惡臭、滋生蚊蠅，嚴重影響周邊環境衛 生。

隨著規劃中污水處理廠的陸續建成，污泥量將越來越多，污泥的 處理處置將成為襄陽地區污水處理行業健康發展的瓶頸問題。

2、要進一步提高對城市污水處理廠污泥處理處置的必要性與重要 性的認識

當前我市污水廠由于種種原因，缺乏必要的、科學的、合理的污 泥處理處置，造成再次污染環境的局面，如何強化污泥處置工程的建 設與管理，進一步提高污泥處理處置的必要性與重要性認識，是決定 污泥處理處置工作能否有效開展的一個決定因素。

2．1 污泥處理處置是污水治理工程系統不可缺少的重要組成部分

污水廠污水處理，污泥處理和污泥處置是三個獨立又相互緊密聯 系的組成部分，是一個完整的體系。污水處理是通過“物化”和“生 化”處理手段，把污染物從污水中分離出來成為原生污泥。污泥處理 是把原生污泥進行“減量化”(污泥“濃縮”與“脫水”)和“穩定化” 處理(通過“生化”處理減少污泥中有機物含量)，污泥處置即“無害 化”處置(把污泥中有害物質變成無害)和“資源化”處置(把污泥中 潛在資源進行再生開發利用)。因此，污水處理和污泥處理是搞好污 泥處置的前提和基礎，污泥處置是污水治理工程最終目標實現的保 證。污泥“減量化”、“穩定化”、“無害化”、“資源化”缺一不 可。只有這樣才能保證污水治理系統工程真正達到保護環境，造福人 類的目的。2．2 污泥綜合利用和有效處理處置(1)污泥中含有大量有機物，污泥經適當干化后，可作為輔助燃料

燃燒，節約燃煤資源，例如用于垃圾發電廠。(2)污泥替代粘土的利用 污泥中含有粘土相類的化學成分，在一定條件下有可能替代部分

粘土生產水泥或制磚。這對保護土地資源，發展可持續經濟具有重大 意義。

(3)污泥中有機養分利用 污泥中含有大量的氮、磷、鉀、鈣和有機物，以及多種植物所必

須的微量元素。因此，把城市污水廠污泥作為一種生物肥源進行利用，可以減少“化肥”施用量，降低農業成本和“化肥”對環境的污染。

(4)污泥中有用物質的回收與利用 處理工業廢水為主的城市污水廠，可在原生污水和污泥中回收大量的 有用物質，如印染廢水中堿液的回收，造紙廢水中廢紙漿堿的回收。

綜上所述，開發污泥中潛在的資源，變“廢”為“寶”，即充分 利用資源，又達到環境保護的目的。

3．污泥處置方法

污水處理行業對污泥的處置已有 60 多年的歷史。國外大多數

國家的污泥處置采用焚燒、填埋、堆肥農用等實用性方法，如美國的 污泥利用已代替填埋，重心從簡單的污泥處理發展到把污泥變“害” 為“利”，進行綜合利用。歐洲的盧森堡、葡萄牙、西班牙、英國、瑞典、荷蘭、比利時等大多數國家的污泥處置主要用于農業；希臘、德國、意大利等國家主要采用填埋；日本、奧地利等國家主要采用焚 燒。

無論是“無害化”還是“資源化”進行污泥處置，減小體積，提 高干度都是必須的重要環節，但生態環境與經濟效益也應兼顧。我國 和發達國家在技術與經濟發展水平上還有差距，污泥的性質也不盡相 同。因此必須尋求適合我國具體情況的污泥處置方法。

4．襄陽地區污泥處置的途徑 結合襄陽市污泥處置的現狀與實際，采用厭氧消化工藝對污泥進

行無害化處理，消化產生的污泥經凈化提純后作為車用 CNG（壓縮天 然氣）使用；消化后的污泥經脫水后，再進行干化焚燒處理，使污泥 的含水率降低到 40%，達到國家填埋標準，根據我市污水處理廠的有 關協議，進行綜合利用或填埋，從而實現了我市污泥處置的“減量化”、“穩定化”、“無害化”、“資源化”的目的。

總之，城市污水處理廠污泥處置應該從實際出發，根據當地

特點與污水處理廠條件，因地制宜地確定處置方法，全面貫徹污泥處 置“無害化”、“資源化”雙贏方針，使污泥處置工程方案做到：安 全可靠，經濟合理，管理方便。

第五篇：關于xxx污水處理廠污泥外運申請

關于xxx污水處理廠污泥外運的申請

xxx環境保護局固廢站：

XX公司的項目位于xx，向我司申請脫水后的污泥用于污水處理系統培菌，共需要污泥（含水率80以下）xx噸，由該項目公司派污泥運輸車來我司污泥脫水車間拉泥。

特此（申請/備案）。

污泥發出方：

xxx有限公司 2016年x月x日

污泥接收方：

xxx有限公司 2016年x月x日