污泥减量化技术的研究进展

污泥减量化技术的研究进展

梁 鹏 黄 霞 钱 易

(清华大学环境科学与工程系环境模拟与污染控制国家重点实验室,北京100084)

丁国际

(日本国立环境研究所,日本茨城县3050047)

摘 要 从现阶段国内外污泥处理与处置在环境和经济方面存在的问题出发,阐明了研究污泥减量技术的紧迫性。根据生物处理工艺中影响剩余污泥产生的可能途径,将污泥减量技术分为降低细菌合成量的解偶联技术、增强微生物利用二次基质进行隐性生长的各种溶胞技术、利用食物链作用强化微型动物对细菌捕食的技术,介绍了各种技术的研究现状,并比较了减量效果和优缺点。

关键词 生物处理 污泥减量 解偶联 隐性生长 微型动物捕食

Research progress on sludge reduction technologies

Liang Peng Huang Xia Qian Yi

(ESPC State Key Laboratory,Department of Environmental Science and Engineering,Tsinghua U niversity,Beijing 100084)

Ding Guoji

(National Environmental Research Insti tute,Japan,Tsukuba 3050047)

Abstract Ex cess activated sludge produced in the biological treatment process of w astew ater requires costly disposal and w ill induce serious env ironmental pollution if the treatment is not suitable.According to production principle of ex cess activated sludge in biological treatment process,the possible approaches for sludge reduction may be based on three aspects:uncoupling metabolism,cryptic grow th enhanced throug h cell lysis and microfauna prey.Relevant research w orks w ere reviewed,and characteristics of each technology w ere com pared.

Key words biological treatment;sludge reduction;uncoupling;cryptic grow th;microfauna prey 基金项目:高等学校博士学科点专项科研基金资助收稿日期:2002-07-03;修订日期:2002-09-11

作者简介:梁鹏(1976~),男,博士研究生,主要研究方向:水污染

控制。

污水生物处理中产生的大量的剩余污泥通常含有相当量的有毒有害物质(如寄生虫卵、病原微生

物、重金属)及未稳定化的有机物,如果不进行妥善的处理与处置,将会对环境造成直接或潜在的污染。而目前对剩余污泥的处理与处置,存在有效性和经济性两方面的问题:首先,尚无一种可以推而广之同时对环境无污染的有效方法;其次,各种污泥处理与处置方法需要的资金巨大,如在欧美,污泥处理基建费用占污水处理厂总基建费用的比例高达60%)70%[1]

。而另一方面,随着城市生活污水处理量和处理率的增加,污泥产生量也将急速增加。目前我国城市污水年排放量已经达到414亿m 3

,二级处理率达到15%,污泥产生量大约为1500万t/a 左右(按含水率97%计)。按照我国城市污水处理厂的建设规划,2010年,我国城市污水的处理量和处理率都将增加,污泥年产量也将相应增加到现在的5

倍[2]。显而易见,污泥的处理与处置将成为环境领域的一大难题。污泥减量技术正是在这一背景下应

运而生的。所谓污泥减量技术,是指在保证污水处理效果的前提下,采用适当的措施使处理相同量的污水所产生的污泥量降低的各种技术。根据生物处理工艺中微生物代谢特性,剩余污泥的产量与微生物利用有机物合成自身的作用、内源呼吸作用以及微型动物对细菌捕食作用有关。前一部分使剩余污泥的量增加,后两部分使剩余污泥的量减少。为此,减少剩余污泥的产量可能通过以下途径来实现:(1)降低细菌的净合成量;(2)增加生物体的自身氧化速率;(3)增强微型动物对细菌的

第4卷第1期环境污染治理技术与设备

Vol.4,No .12003年1月T echniques and Equipment for Env ironmental Pollution Control Jan .2003

捕食。

以下将对国内外近年来这3方面的污泥减量技术的研究现状和进展分别进行介绍。

1 降低细菌细胞的合成量

降低细菌细胞的合成量,即降低细菌的产率系数可以通过以下两方面实现:(1)从物质上对细菌的合成进行抑制,如限制其合成自身所必需物质的供给,但这种方法在污水处理中显然不适合;(2)从能量上对细菌的合成进行抑制,使细菌氧化底物所获得的能量不用于合成细胞本身,即AT P 不随底物被氧化的同时大量合成或者合成以后迅速由其他途径释放而不是用于细胞的合成。正常情况下,生物的分解代谢和合成代谢是由腺苷三磷酸(ATP,adeno -dine 5.-triphosphate)和腺苷二磷酸(ADP,adenosine diphosphate)之间的转化而联系在一起的(如图1),即分解一定的底物,

将有一定比例的生物体合成。

图1 分解代谢和合成代谢的关系

但在特殊情况下,底物被氧化的同时AT P 不大量合成或者合成以后迅速由其他途径释放。总体上使得细菌的分解代谢和合成代谢不再由AT P 的合成与分解反应偶联在一起,这样细菌在保持正常分解底物的同时,自身合成速度减慢,表观产率系数降低

[3]

,从而达到降低污泥产量的目的,这就是所谓的解偶联。

解偶联(uncoupling)最开始的定义是:没有磷酸

化的呼吸过程,即氧化和磷酸化相互分离,在降解相同基质条件下,微生物的合成量将降低。也有文献将生物体新陈代谢的分离定义为解偶联生长,这样,

就有能量解偶联和物质解偶联两种方式。Sroutamer 提出在以下5种情况时微生物解偶联生长可能发生[4]:(1)存在影响ATP 合成的物质(解偶联剂);(2)存在过剩能量,引起能量消耗(高S 0/X 0条件);(3)在过渡时期(非稳态)生长(OSA 工艺);(4)在不适宜的温度下生长;(5)有限制性基质的存在。其中前4种是通过解除新陈代谢中的能量偶联

达到的,第5种是通过解除新陈代谢中的物质偶联达到的。

1.1 投加解偶联剂

解偶联剂(uncoupler or uncoupling agents)分为人工合成解偶联剂和天然解偶联剂两种。人工合成解偶联剂通常为脂溶性小分子物质,如2,4-二硝基苯酚(DNP),其作用机理是该物质通过与H +的结合,降低细胞膜对H +的阻力,携带H +跨过细胞膜,使膜两侧的质子梯度降低。降低后的质子梯度不足以驱动ATP 合酶合成AT P,从而减少了氧化磷酸化作用所合成的ATP 量,氧化过程中所产生的能量最终以热的形式被释放掉[5)

8]

。天然解偶联剂主

要是棕色脂肪和其他组织中的解偶联蛋白,由于存

在于高等动物线粒体中,所以本文所提解偶联剂主

要是人工合成物质[9]。

研究表明,解偶联剂的投加,对微生物(污泥)的表观产率系数会产生明显影响。关于解偶联剂对微生物减量的研究,目前主要还是限于机理方面,但不同解偶联剂对微生物的减量效果不同,在各种已报道的文献中,2,4,5-三氯苯酚(TCP)的减量效果最为明显[10]。

解偶联剂的最大优势是不需要对现有污水处理工艺作大的改进,只需增设投药装置即可,但在实际

应用中存在以下问题:(1)所投的药在较长时间后由于微生物的驯化而被降解,从而失去解偶联作用;(2)当加入解偶联剂后,虽然污泥的产量降低了,但从物质守恒角度看,需要更多的氧去氧化未能转化成污泥的有机物,从而使得供氧量增加[11];(3)对投加解偶联剂的费用还需要作比较,由于在污水中的浓度需要维持在4)80mg /L,用量也是惊人的;(4)解偶联剂在实际应用中的最大弱点是环境安全性问题。解偶联剂通常是较难生物降解或对生物有较大毒性的化合物,使得生物对解偶联剂的降解不完全,这将会给水处理带来新的污染。

有关氧化-磷酸化解偶联的机理尚有许多不明之处,需要结合生物化学、分子生物学以及毒理学方

面的方法和理论作进一步研究[12]。

1.2 高S 0/X 0条件下的解偶联在高S 0/X 0(底物浓度/污泥浓度)条件下,微生物在分解代谢中产生AT P 的速率要大于在合成代谢中消耗的速率。ATP 产生累积后可能引起能量的消散(energy spilling ,即能量以热和功的形式散失到环境中),从而降低微生物产率系数。

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1期梁 鹏等:污泥减量化技术的研究进展

对在高S0/X0条件下解偶联机理(途径)有两种解释:一是积累的能量通过粒子(如质子、钾离子)在细胞膜两侧的传递削弱了跨膜电势,随后发生氧化磷酸化解偶联;二是减少了生物体内部分新陈代谢的途径(如甲基乙二酸途径)而回避了糖酵解这一步[13]。对能量的中间传递过程,有文献报道是通过ATP合酶在高浓度ATP条件下对AT P的分解造成无效质子循环[14]。也有人认为,能量的散失主要是通过维持能量(maintenance,细胞利用外部基质或体内肝糖、PHA所需的能量)的增加达到的[15]。

对在高S0/X0条件下微生物生长动力学模型已有较深入的研究报道。Liu Yu等人研究了在基质充裕条件下能量消散的动力学模型[16)19],证明在S0/X0增加时,微生物解偶联生长部分增多。

高S0/X0条件下解偶联还不能用于实际的污水处理,这是由于要求相对高的S0/X0值(>8)10)远远大于实际活性污泥法处理污水时的情况(F/M= 0.05)0.1)。而且,在高S0/X0条件下,微生物产生的不完全代谢的产物还可能对整个处理过程产生影响。

1.3改变污泥所处环境

通过交替改变污泥所处环境的厌、好氧状态,可以对微生物的生长造成影响,从而减小微生物的总表观产率系数。OSA(ox ic-settling anaerobic)工艺的基本原理是通过在常规活性污泥工艺中的污泥回流中形成一特定的厌氧段,从而给微生物提供了一个交替好氧和厌氧的环境,使细菌在好氧阶段所获ATP不能立即用于合成新的细胞,而是在厌氧段作为维持细胞生命活动的能量被消耗。微生物分解和合成代谢相对分离,而不像通常条件下紧密偶联,从而达到污泥减量的效果。试验中污泥减量效果比较明显:污泥龄为5d时,表观产率系数降低50%左右。同时,由于OSA的流程和除磷的流程相似,有利于除磷菌的生长,对磷的去除优于传统活性污泥法[20)22]。

OSA工艺主要应用在进水有机物浓度较高的条件下。如果进水的有机物浓度较低,则OSA工艺的污泥产率系数和常规活性污泥法相差不大。同时,由于OSA法的水力停留时间较长(是常规活性污泥法的两倍),使得在较低有机物浓度下的处理和常规活性污泥法相比在污泥产率方面没有优势。1.4其他解偶联技术

其他使微生物分解代谢和合成代谢解偶联的技术有升高温度、提高盐浓度和氧量等。

改变温度也能够影响微生物的新陈代谢,从而获得较低的表观产率系数。在温度升高后,微生物首先提高的是分解有机物的能力,而在合成代谢方面却没有随之提高到相应水平,分解有机物增多而获得的能量并没有完全用于合成自身,从这一点认为微生物发生了解偶联生长。在23e时污泥表观产率系数是0.35,而当温度升高到40.8e时,降为0.01[23]。升高温度对污泥减量的原因不仅仅是能量解偶联所引起的,还与升高温度对细菌的选择、原生动物等对细菌捕食的增强和微生物自身氧化率提高有关,这些都需要在研究中进行区分。

高盐浓度下(NaCl浓度10)30g/L)微生物的呼吸速率将受到影响。提高细胞内外Na+浓度差,使得细胞必须提供额外能量用于维持体内Na+浓度水平以满足正常的生理活动的需要,这就需要消耗部分用于合成的AT P,从而降低污泥的表观产率系数[24]。但细菌一旦驯化,污泥减量化就会变得不明显,可以考虑利用NaCl冲击负荷来防止细菌被驯化[25]。

提高供氧,可以使细菌氧化有机物的速度加快,使其产生的ATP的产生量增加。这样,由于ATP 合酶在ATP浓度较高时对ATP进行水解,可能使细菌形成质子的无效循环,发生解偶联[26]。

利用微生物氧化磷酸化解偶联控制污泥的产生,现阶段还处于机理研究。从已有的文献来看,虽然有不少基于化学渗透假说的推测,但说法不一,缺乏有力证据,使得解偶联剂的投加在现阶段离实际利用还有较长的差距。

2通过溶胞强化细菌自身氧化速率

通过强化细菌的隐性生长(cryptic grow th or death-regeneration)也可以达到污泥减量的目的。所谓隐性生长是指细菌利用衰亡细菌所形成的二次基质生长,整个过程包含了溶胞和生长[27]。利用各种溶胞技术,使细菌能够迅速死亡并分解成为基质再次被其他细菌所利用,是在污泥减量过程中广为应用的手段。促进细胞溶解,在传统模型中可以认为是增大了细胞衰减速率,这样可以降低剩余污泥的产量。

通常的溶胞作用包括各种化学、物理、生物及其相互联合的作用。通过溶胞强化细菌的自身氧化在工程应用上极为容易实现。通常可在传统活性污泥

46环境污染治理技术与设备4卷

法工艺流程中的污泥回流线上增加相关处理装置(如图2所示)

。

图2 溶胞减量污泥在工程实际中示意图

2.1 化学溶胞作用2.1.1 臭 氧

日本早在1990年前后就开始了该技术的研究,目前已有实际处理装置建成[28]

。据报道,臭氧直接氧化污泥的比例是35%,其余65%是通过回流到曝气池中被生物利用而降解。臭氧可破坏不容易被生物降解的细胞膜等,使细胞内物质能较快地溶于水中,同时氧化不容易水解的大分子物质,使其更容易为微生物所利用。臭氧氧化的效果和臭氧浓度及臭氧和污泥接触反应的时间(污泥循环速度)有关,Sakai Y.等人的研究表明,回流速率(回流污泥流量

和曝气池体积之比)为0.3d -1

,臭氧浓度在0.02mg O 3/mg SS 以上时,可以达到污泥的完全减量化[29]。Lim H.等人在中试研究中发现,间断式臭氧氧化要优于连续式,在间歇式反应器中,臭氧每天平均接触时间在3h 左右就可以达到减量40%)60%[30]。

在实际处理中,臭氧浓度和污泥回流速度关系到曝气池中微生物的活性,Lim H.等人对10种不同来源的污水进行了试验,长时间运行(300d)发现在曝气池中M LVSS/MLSS 由开始的85%下降到75%并保持稳定。同时,臭氧浓度较高会使SVI(污泥体积指数)值迅速下降到开始的40%[30],影响污泥的沉降性能。

虽然臭氧发生需要耗费能量而且需要增加曝气量以满足曝气池中由于细胞溶解增加的二次基质的氧化,但从污水处理和污泥处理的总费用衡量,臭氧对污泥减量(100%)时的总费用仅占活性污泥法+污泥焚烧处理总费用的47%[31,32]

。

但利用臭氧处理回流污泥可能存在以下问题:(1)氮和磷的去除效果不好;(2)出水SS 浓度要稍高于传统活性污泥法(约2)15mg/L);(3)不排泥

条件下,污泥中重金属的含量和传统活性污泥法相比,有一定增加[33];(4)为了保证曝气池中生物对二次基质的利用,需要增加曝气量。2.1.2 氯 气

利用氯气对污泥进行减量的原理和臭氧相同,即利用其氧化性对细胞进行氧化,促进溶胞。Saby 等人在氯的投加量为0.066g Cl 2/g MLSS,接触时间为1)10min 条件下处理污泥,通过35d 的连续试验,发现由于氯气的氧化,曝气池中的MLSS 在TS 中的比例略有降低(降低5%)10%左右),污泥絮体平均直径由15L m 降低到3L m 左右,而且粒径分布更集中,氯化后污泥减量65%左右,但还不能象臭氧那样达到100%减量。虽然氯气比臭氧便宜,但氯气能够和污泥中的有机物产生反应,生成三氯甲烷(TH Ms)等氯代有机物,是不容忽视的问题[34]。

2.1.3 酸、碱

酸或碱的作用是在抑制细胞活性的同时,使细胞壁溶解释放细胞内物质,使其能够容易被其他活性污泥所利用。不同研究表明[35]

,COD 的释放分为两个步骤,第一步比较迅速,第二步则相对较慢。

相同pH 条件下,H 2SO 4的溶胞效果要优于

HCl,NaOH 的效果要优于KOH;在改变相同pH 条件下,碱的效果要好于酸,这可能是由于碱对细胞的磷脂双分子层的溶解要优于酸的缘故。如果将加热

和碱处理相结合(pH =10,60e ,20min)[35],可以收到较好的溶胞效果。2.2 物理溶胞技术2.2.1 加 热

利用加热加速细胞溶解的研究,目前已经开展的包括和膜-生物反应器相结合的工艺(中试)[36]

。对其中污泥活性、产率系数、溶胞产物及其消耗,细胞内物质的释放、不同温度下对细菌的杀灭速率等方面的研究都有所涉及。

不同温度下,细胞被破坏的部位不同。在45)65e 时,细胞膜破裂,rRNA 被破坏;50)70e 时DNA 被破坏;在65)90e 时细胞壁被破坏;70)95e 时蛋白质变性[37]

。不同的温度使细胞释放的物质也不同,在温度从80e 上升到100e 时,TOC 和多糖释放的量增加,而蛋白质的量减少。可以将细胞在加热条件下释放的物质分为两类:低分子量的C 2-C 5羧酸碎片和其他溶解的有机碳,前者可以被生物迅速利用,而后者的生物降解性则要低得多

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1期梁 鹏等:污泥减量化技术的研究进展

(性质类似于腐殖质)。

2.2.2超声波

超声波25)30kH z通过交替的压缩和扩张产生空穴作用,以微气泡的形成、扩张和破裂达到压碎细胞壁、释放细胞内含物的目的[38]。超声波处理(如240W,20kH z,800s)只是从物理角度对细胞进行破碎,和投加碱相比,在短时间内有迅速释放细胞内物质的优势,但在促进细胞破碎后固体碎屑的水解却不如投加碱和加热。总体来说,超声波不如投加碱和加热处理相结合(pH=10,60e,20min)使细胞释放的溶解性有机物水平高[39]。同时,超声波的作用受到液体的许多参数(温度、粘度、表面张力等)和超声波发生设备的影响,在短时间内还不可能投入实用。

2.2.3压力

利用压力溶胞的原理类似于超声波,主要作用是使细菌的细胞壁在机械压力的作用下破碎,从而使细胞内含物溶于水中[38]。此外,还可以利用渗透压由高到低的改变造成水大量进入细胞,导致细胞破裂[40]。

2.3生物溶胞

生物溶胞技术,可以投加能分泌胞外酶的细菌,也可以直接投加酶制剂或抗菌素对细菌进行溶胞。酶一方面能够溶解细菌的细胞,同时还可以使不容易生物降解的大分子有机物分解为小分子物质,有利于细菌利用二次基质。投加的细菌可以从消化池中选取,也可以从溶菌酶方面考虑,甚至包括特殊的噬菌体和能分泌溶菌物质的真菌。但是在污水处理中投加酶制剂或是抗菌素在经费上不太现实。

以上三种溶胞技术(物理、化学、生物)并不是截然分离的,可以联合应用。如:将热处理和生物溶菌作用联合在日本已经处于现场试验阶段,而碱+热处理则能提高处理效率。

溶胞技术的优点主要有:(1)技术实现简单,只需要在回流阶段增加处理设施;(2)对曝气池和初沉池的污泥分别对待,有利于高有机含量的污泥被生物再次利用;(3)可以充分利用曝气池中的溶解氧分解二次基质,所需增加的曝气量不大。

3利用微型动物对污泥减量化的研究

3.1微型动物对污泥减量的原理

微型动物的概念是一个模糊的界定。在水处理领域,习惯把原生动物和一些体型较小的后生动物(如轮虫、线虫、大型无脊椎动物如环节纲的蚯蚓和软体动物等)称之为微型动物。严格地说,微型动物不是生物分类学上的概念而是一种俗称。

利用微型动物对污泥进行减量可从以下三个方面着手。

一是利用微型动物在食物链中的捕食作用。从生态学角度,当系统中食物链越长,能量损失越多,可用于合成生物体的能量就越少,最终形成的总的生物量也就越少。因此,延长食物链或强化食物链中的微型动物的捕食作用均能达到减少剩余污泥产生量的目的。生物膜法与传统活性污泥法相比,一个重要特点是在生物膜中体型较大营养级较高的微型动物容易繁殖,甚至出现苍蝇一类的昆虫,使得食物链变长变复杂。生物膜处理系统内产生的污泥量一般要比活性污泥法低1/4。

二是直接利用微型动物对污泥的摄食和消化,在减少污泥的容量的同时增加污泥的可溶性。原生动物中的附着型的种类如缘毛类纤毛虫,以及后生动物中的附着型的轮虫均有较强的摄食悬浮性固体的能力。而苍蝇一类的昆虫的幼虫和一些软体动物更能够直接吞食较大的絮状活性污泥或生物膜。

三是利用微型动物来增强细菌的活性或增加有活性的细菌的数量,从而增强细菌的自身氧化和代谢能力。微型动物和细菌之间的关系,除了捕食者和被捕食者的关系外,还有互利的关系。在污水生物处理系统中,微型动物和细菌可以共存。细菌对微型动物捕食可以形成菌胶团进行抵御,同时,细菌的分泌物能刺激原生动物的生长,反过来原生动物活动产生溶解性有机物质可被细菌再利用,促进细菌的生长。

3.2污泥减量中的微型动物的种类

微型动物的污泥减量作用的大小与微型动物的种类以及微型动物所处的环境密切有关。据不同文献报道,微型动物对污泥的减量可以从10%)90%不等[41]。

原生动物门(protozoa):和后生动物相比,原生动物最大的优势就是数量大,生长速度快。原生动物在活性污泥中的密度可达50000个/L,其中70%左右为纤毛虫[42,43]。原生动物的干重约为活性污泥5%[44]。在活性污泥中纤毛虫每6)12h繁殖一代[45],其繁殖速度要比付着型轮虫快10倍左右。可依据纤毛虫的生息习性把纤毛虫分成:(1)捕食游离细菌的自由游泳型;(2)在污泥或生物膜表面

48环境污染治理技术与设备4卷

生息的匍匐型;(3)用柄或脚附着在污泥或生物膜表面上的附着型等3种类型。一般,自由游泳型的纤毛虫的生长速度较快,但附着型纤毛虫的捕食细菌能力较强。匍匐型的四膜虫在指数生长期对细菌的捕食速度为500)600个/h[46,47]。附着型纤毛虫则每小时可以消耗几千个细菌,每小时消耗的细菌重量为自身体重的11.2%。

原腔动物门(protocoelomata)轮虫纲(rotifera):轮虫的特征是头部有由一圈纤毛组成的圆盘,圆盘是轮虫游泳和摄食的主要器官。在污水处理中出现的轮虫可分成自由游泳型和附着型两种。自由游泳型轮虫的个体较小,一般仅在40)200L m之间[48]。而附着型轮虫的个体较大,一般在200)900L m之间。与自由游泳型轮虫相比,附着型轮虫不仅体形较大,而且摄食能力更强。从污泥减量化角度讲使用价值更高。在活性污泥中的轮虫的数量可达4500个/mL[49,50]。在生物膜中,可高达10000个/ cm3填料。

原腔动物门线虫纲(nematoda):线虫的身体圆而细长,前端口器发达。在污水生物处理系统中出现的线虫属于自由生活型,体长在600)1000L m 之间。线虫的繁殖速度要比附着型轮虫快一倍,但在污水生物处理中的出现频率和密度却很小,因此从污泥减量的角度看意义不大。另外,Woombs等人发现线虫的需氧量仅占活性污泥中总生物需氧量的0.03) 2.7%,对活性污泥的直接影响也较小[51]。

环节动物门(annelida)寡毛纲(oligochaeta):寡毛纲约有3000种蚯蚓,但只有少部分为淡水生。蚯蚓的体呈长圆筒形,由若干体节组成。由于蚯蚓体内具有丰富的酶系统,使得被吞食的物质经过2) 3h体内酶的作用就形成了高度融合的有机无机复合肥)))蚓粪[52]。蚯蚓食量较强,每天至少能吞食和排泄相当于体重1)2倍甚至高达10倍。张绍园[53]对寡毛纲中的体虫科(aeolsomatidae)和仙女虫科(naididae)等进行了研究。张绍园在重力淹没式膜-生物反应器中引入蠕虫,发现当蠕虫数量在100个/mL时,污泥产率为0.1kg SS/kg COD,为常规污泥产率的四分之一。Ratsak等发现每毫升污泥中蠕虫高于20)30个时,污泥发生明显的减量,当污泥减量达50%时并不对水处理效果产生明显负面影响[54,55],在上海成功地进行了蚯蚓生态滤池的中试和生产性规模的应用。蚯蚓养殖污水土地处理还能显著提高土壤对NH+4的吸附能力,达到了在提高污水处理脱氮效果的同时,增加了土壤肥效[56]。

节肢动物门(arthropoda)甲壳纲(crustacea):甲壳纲动物的主要特征是头部和胸部程度不同地愈合成头胸部,背面有大甲壳。污水生物处理中常见的甲壳纲动物有浮游生活的水蚤属(Dap hnia)和剑水蚤属(Cyclop s)。这类动物以摄食活性污泥为生,但其摄食污泥的能力以及利用来减少剩余污泥的研究尚无报道[57]。

3.3影响微型动物繁殖的环境条件

影响微型动物繁殖的环境条件较多,最主要的是温度和食物。可适合微型动物生存的温度范围是很宽的(0)60e),但适合其生长的最适温度范围却很窄(大多数在25)32e),偏离了最适温度,其繁殖速率就会明显下降、停止甚至死亡[58]。相对而言,微型动物的最适温度要低于细菌。食物的影响则表现在当食物(细菌)浓度低时,繁殖速率与食物浓度成正比,但当食物浓度到了一定程度后,食物浓度再提高,繁殖速率也不再增加,如当细菌的浓度达到80)100mg/L后,纤毛虫的摄食速度不再增加。而当食物浓度太高时,繁殖速率反而会下降。

微型动物导致的污泥减量化还与降解的基质有关。在其他参数相同条件下,比较了分别以甲醇和乙酸作为碳源的两阶段系统后发现,甲醇作为碳源时的表观污泥系数为0.05g TSS/g COD,而乙酸作为碳源时的表观污泥系数为0.17g TSS/g COD。主要原因是以甲醇作为碳源时,在第二阶段中的分散细菌更容易为微型动物所捕食,而以乙酸作为碳源时,细菌更容易形成菌胶团,不利于微型动物的捕食。还有文献认为,在菌胶团的形成上,氮源作为生长的限制因素可能使得菌胶团更容易形成[59]。实际上这也是通过食物进而影响到微型动物的生长的例子。

影响微型动物繁殖的其他环境条件还有盐度、pH、Eh、O2、CO2、NH3、NH+4、H2S、光照等。在污水处理中,BOD5负荷量是决定原生动物种群数量变化的重要因子[59]。

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1期梁鹏等:污泥减量化技术的研究进展

3.4有关微型动物污泥减量工艺的研究

利用微型动物对污泥进行减量,包括在常规污水处理系统中培养微型动物(如在传统活性污泥法或膜-生物反应器的曝气池中培养微型动物)和两段法工艺。所谓两段法,第一段为分散细菌培养阶段(分散培养反应器),促进分散细菌生长的同时达到对污水中有机物的降解。其目的是在细菌高速降解有机物的同时不形成菌胶团,其固体停留时间要小于细菌的世代时间;第二阶段为捕食阶段(捕食反应器),促进原、后生动物的生长。在第二阶段中为了保持一定量的原、后生动物的生长,要求污泥龄长于水力停留时间。该阶段可以利用生物膜法工艺或膜-生物反应器达到要求。两阶段法中第一阶段使细菌能够在分散的状态下更有效地降解有机物。

Ghyoot等人在第二段用膜作为保持微型动物的手段,研究了整个系统对污泥的减量和对污水的处理效果时发现,污水中80%以上的COD是在第一阶段降低的。虽然在第一阶段的污泥产率系数和普通活性污泥法相当,但从整个系统看,污泥的产率系数还是大大降低的[60]。

Rensink等人则是在第二阶段采用塑料材料制成的填料来保持蠕虫等微型动物,在对比试验中,没有蠕虫的反应器污泥产率系数是0.4g M LSS/g COD,而接种蠕虫的反应器污泥产率系数是0.16g MLSS/g COD,减量效果是明显的[61]。

4各种污泥减量技术的比较

各种污泥减量技术效果比较见表1。

5结论

虽然有关污泥减量的必要性在学术上还有争论(传统观点认为污泥是一种生物能量,没有必要去研究如何降低生物转化效率),但污泥减量化的研究,适应了污水处理系统实现良性运行、防止污水处理出现二次污染、使污水治理更具环境效益的需要。本文主要介绍了降低细菌细胞合成量的解偶联技术、强化微生物细胞再利用技术(隐性生长)和微型动物捕食技术3方面的污泥减量化研究。有关解偶联技术侧重于基础研究,强化微生物细胞再利用技术在投入实用方面相对容易,微型动物捕食技术则充分利用了生态

表1各种污泥减量技术减量效果的比较

分类方法

污泥产率系数

(g VS S/g BOD)

减量效果

(%)

优点缺点

传统方法活性污泥法0.6)0.8

生物膜法0.4525

微生物生长解偶联解偶联剂0.145)0.228132(TCP)只需建立投加装置解偶联剂的环境安全性问题OSA0.13)0.2950)80只需在回流部分增加厌氧段

高S0/X00.2650)60不需要外加能量和其他物质

进水浓度要求太高,

一般污水达不到

提高温度

0.35(23e)

0.01(47e)

不形成其他污染需要大量的能量

溶胞技术

臭氧氧化40)100污泥可完全减量O3发生器投资较大

0.1mol/L NaOH+175e40)60相对臭氧更便宜三氯甲烷等副产物产生

高温好氧消化(60e)0.05)0.1352

中温好氧消化(20e)50

没有副产物,直接简单能量需要较大,效果不如臭氧投加酶50

污泥减量的同时可促进

难降解有机物降解

酶的成本昂贵

利用微型动物捕食

原生动物12)43

后生动物0.15

原生动物+后生动物60)80

蚯蚓生物滤池95)100

不必投入额外能量,运行成

本较低,没有副产物

微型动物的数量和

种类控制较难

注:表中数据主要引自文献[1]和[62]

50环境污染治理技术与设备4卷

学有关原理,能耗和资金的投入不需要太多。在今后较长时间内,污泥减量化的研究还需要从原理、技术等方面进行全面、系统的研究和比较。一旦有所突破,对水处理不啻是一重大的贡献。

参考文献

[1]Low E.U.,Chase H. A.Reducing production of excess

biomass during w astewater treatment.Wat.Res.,1999, 33(5):1119)1132

[2]鲍宪枝,佐洁,周向争,周彤.大旱后对城市缺水的思

考.给水排水,2001,27(3):16)18

[3] B. D.黑姆斯等著,王镜岩等译.生物化学.北京:科学

出版社,2000:296)305

[4]J.R.Q uayl et al.M icrobial biochemistr y.Eng land:U n-i

v ersity Par k Pr ess,1979:40)42

[5]沈同等著.生物化学(第二版).北京:高等教育出版社,

1995:68)73

[6]Low. E.U.,Chase H.A.,M ilner M.G.,Curtis T.P.

U ncoupling o f metebo lism to reduce biomass pro duction in the activ ated sludge process.Wat.R es.,2000,34(12): 3204)3212

[7]Liu Yu.Effect of chemical uncoupler on the observed

grow th yield in batch culture of activ ated sludg e.Wat.

Res.,2000,34(7):2025)2030

[8]Stuart S. E.,Gr eg H.N.,Stensel H. D.Activated-

sludge yield r eduction using chemical uncouplers.Water Environment Research,1999,71(4):454)458

[9]V ladimir P.Skulachev.U ncoupling:new appro aches to an

old problem of bioenerg etics.Biochimica et Biophysica Ac-ta,1998,1363:100)124

[10]L ow E.U.Chase H. A.T he use of chemical uncouplers

for reducing biomass production dur ing biodeg radation.

W at.Sci.T ech.,1998,37(4)5):399)402

[11]Skulachev V.P.U ncoupling:new appr oaches to an old

problem of bioenergetics.Biochimica et Biophysica A cta.,

1998,1363:100)124

[12]M ayhew M.,Stephenson T.Biomass yield reduction:is

biochemical manipulation possible without affecting act-i

vated sludge process efficiency?Wat.Sci.T ech.,1998,

38(8)9):137)14

[13]Russell J. B.,Cook G.M.Energ etics of bacterial

g rowth:balance of anabolic and catabolic catabolic reac-

tion.M icrobiological Reviews,1995,59(1):48)60 [14]Chang J.Chudoba P.,Capdeville B.Determinatio n of

the maintenance r equirements of act ivated sludge.Wat.

Sci.T ech.,1993,28(7):139)142

[15]Coo k G.M.,Russell J. B.Energy-spilling r eactions of

atreptococcus biv is and resistance of its membr ane to pro-ton conductance.Applied and Envir onmental M icr obiolo-gy,1994,60(6):1942)1948

[16]L iu Yu.Bio ener gtic interpretation on the S0/X0ratio in

subst rate-sufficient batch culture.Wat.Res.,1996,30

(11):2766)2770

[17]Liu Y u,Chen guang-hao,Paul E.Effect o f the S0/X0ra-

tio on wner gy uncoupling in substrate-sufficient batch cu-l

tur e of activ ated sludge.W at.R es.,1998,32(10): 2883)2888

[18]Liu Yu.T he S0/X0-dependent dissolved organic carbo n

distr ibution in substrate-sufficient batch culture of activat-ed sludg e.Wat.Res.,2000,34(5):1645)1651 [19]L iu Y.Chen G.H.,Rols J.L.A kinetic model incorpo-

rating energ y spilling for substrate r emoval in substr ate-sufficient batch culture of activ ated sludge.Appl.M icro-biol.Biotechnol.,1999,52:647)651

[20]Abbassi B.Dullstein s.,Rabiger N.M inimization of ex-

cess sludge production by increase of ox ygen concentr atio n in activated sludge flocs:ex perimental and theor etical ap-pr oach.Wat.Res.,2000,34(1):139)146

[21]Chudoba P.chudoba J.,Capdev ille B.T he aspect o f en-

ergetic uncoupling of microbial g rowth in the activated sludge process-OSA system.Wat.Sci.T ech.,1992,26

(9)10):2477)2480

[22]Chen G.,H.Saby S.,Djafer M.,M o H.K.New ap-

pr oaches to minimize excess sludge in activ ated sludg e sys-tems.W at.Sci.T ech.,2001,44(10):203)208 [23]M ay hew M.,Stephenson T.Low biomass yield activated

sludge:a reciew.Env ironmental T echnolog y,1997,18: 883)892

[24]Strachan L. F.,F reitas dos Santos L.M.,L eak D.J.,

L ivingston A.G.M inimisation of biomass in an ex trac-tiv e membrane bioreactor.Wat.Sci.T ech.,1996,34

(5)6):273)280

[25]Hamo da M. F.,A-l attar I.M.S.Effects of high sod-i

um chloride concentratio ns on activ ated sludge treatment.

W at.Sci.T ech.,1995,31(9):61)72

[26]A bbassi B.,Dullstein S.,Rabig er N.M inimizatio n of

ex cess sludge production by increase of ox ygen concentra-tion in activated sludge flocs:ex perimental and theor etical approach.Wat.Res.,2000,34(1):139)146

[27]M ar k C.M.,L oosdr echt V.,Henze M.M aintenance,

endogeneous respiration,lysi s,decay and predation.

W at.Sci.T ech.,1999,39(1):107)117

[28]Y asui H.,Shibata M.An innovativ e approach to reduce

ex cess sludge productio n in the activ ated sludge process.

W at.Sci.T ech.,1994,30(9):11)20

[29]Sakai Y.,Fukase T.,Y asui H.,Shibata M.An activat-

ed sludg e process w ithout excess sludge production.Wat.

Sci.T ech.,1997,36(11):163)170

[30]L im H.N.,Choi H.Hwang T.M.,Kang J.W.Char-

acterization of ozone deco mposition in a soil slurr y:kinet-ics,mechanism.Wat.Res.,2002,36(1):219)229 [31]Weemaes M.,Grootaerd H.,Simoens F.,V erstraete

W.Anaerobic dig estion of ozonized biosolids.Wat.Res., 2000,34(8):2330)2336

[32]Y asui H,Nakamura K.Sakuma S.Iw asaki M.,Sakai

51

1期梁鹏等:污泥减量化技术的研究进展

Y.A ful-l scale operation of a nov el act ivated sludg e pro-cess without ex cess sludge production.Wat.Sci.T ech.,

1996,34(3)4):395)404

[33]K amiya T.,Hir otsuji J.New combined system of biolog-i

cal process,intermittent ozonation for advanced w astew a-ter treatment.Wat.Sci.T ech.,1998,38(8)9):

145)153

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

chlorination step to reduce ex cess sludge in activated sludge process.W at.Res.,2002,36(3):656)666 [35]Rocher M.,Goma G.,Begue A.P.,Louvel L.,Rols

J.L.T owards reduction in excess sludg e productio n in activated sludg e process:biomass physicochemical treat-ment,biodegr adation.Appl.M icrobiol.Biotechnol.,

1999,51:883)890

[36]Canales A.,Pareilleux A.,Rols J.L.,Goma G.,Hu-

yard A.Decr eased sludge production str ategy for domestic w astew ater treatment.Wat.Sci.T ech.,1994,30(8):

97)106

[37]Hamer A.,Mason C.A.,Hamer G.Deat h and lysis dur-

ing aerobic thermophilic sludge treatment:characteriza-tion o f recalcitrant pr oducts.Wat.Res.,1994,28(4):

863)869

[38]王琳,王宝贞.污泥减量技术.给水排水,2000,26

(10):28)31

[39]T iehm A.,N ickel K.Zellhorn M.,N eis U.U lt rasonic

w aste activated sludg e disintegration for impoving anaero-bic stabilization.Wat.Res.,2001,35(8):2003)2009 [40]M iddelberg A.J.Process-scale disr upt ion o f micr oorgan-

isms.Biotechnolog y Adv ances,1995,13(3):491)551 [41]Salvado H.,Gracia M.P.,Amig o J.M.Capability of

ciliated protozoa as indicators of effluent quality in activ at-ed sludg e plants.W at.R es.,1995,29(4):1041)1050 [42]Curds C.R.T he ecology and role o f protozoa in aerobic

sew ag e tr eatment processes.Ann.Rev.M icrobiol.,

1982,36:27)46

[43]M adoni P.M icrofauna biomass in activ ated sludge and

biofilm.Wat.Sci.T ech.,1994,29(7):63)66 [44]M adoni P.,Ghetti P. F.T he structur e of ciliate protozoa

communities in biolog ical swage-treatment plants.Hydro-biologia,1981,83:207)215

[45]Curds C.R.et al.An ex perimental sutdy of t he r ole of

the ciliated protozoa in t he activated-sludg e pr ocess.Wat.

P ollut.Control,1968,67:312)329

[46]Inamori Y.,Kuniy asu Y.,Sudo R.,Koga M.Control

of the growth of filamentous microorganisms using pr eda-cious ciliated protozoa.Wat.Sci.T ech.,1990,23:

963)971

[47]湖北省水生生物研究所第四研究室无脊椎动物区系

组.废水生物处理微型动物图志.北京:中国建筑工业出版社,1976:33)36

[48]Stemberger R.S.,Gilbert J.J.Body size,food concen-

tration,and populat ion grow th in planktonic r otifers.E-cology,1985,66(4):1151)1159

[49]M ichael H.G.An operator.s guide to free-living nema-

todes in wastewater treatment.Public Wor ks,1987,12:

47)48

[50]M ichael H.G.An oper ator.s guide to rotifers and

w astew ater treatment processes.Public Wor ks,1987,

12:66)67

[51]Woombs M.,Johanna L.P.T he role of nematodes in

low rate percolat ing filter sewage treatment w orks.Wat.

R es.,1986,20(6):781)787

[52]俞庭康,杨健.城镇污水处理最佳实用技术新进展.

环境污染治理技术与设备,2000,1(5):54)60 [53]张绍园.膜分离与生物降解组合工艺处理受污染水研

究.北京:中国科学院生态环境研究中心[博士论文], 2000:19)52

[54]Rensink J.H.,Rulkens W.H.U sing metazoa to reduce

sludge product ion.W at.Sci.T ech.,1997,36(11): 171)179

[55]R atsak C.H.,K oouman S. A.L.M.,Kooi B.W.

M odelling t he grow th of an oligochaete on activated sludge.Wat.Res.,1993,27(5):739)747

[56]吉方英,罗固源,周健,刘鸿霞.蚯蚓与污水土地处理

试验研究.重庆环境科学,1998,20(4):12)27 [57]Inamor i Y.,Kuniyasu Y.,Sudo R.Role of smaller

metazoa in w ater purification and sludge reduction.

Japanese Journal of W ater T reatment Biology,1987,23

(2):17)23

[58]金成清.原生动物在反应器中的增长速率与功能.沈

阳建筑工程学院学报,1996,12(4):464)468 [59]沈韫芬.原生动物学.北京:科学出版社,1999:24)

29

[60]G hyoot W.,V erstraete W.Reduced sludge production in

a two-stag e membrane-assisted bioreactor.Wat.Res.,

1999,34(1):205)215

[61]Rensink J.H.,Rulkens W.H.U sing metazoa to reduce

sludge product ion.W at.Sci.T ech.,1997,36(11): 171)179

[62]魏源送,樊耀波.污泥减量技术的研究及其应用.中

国给水排水,2001,17(7):23)26

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