污泥减量化技术的进展

污泥减量化技术的研究进展摘要：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。

关键字：生物处理污泥减量解偶联隐性生长微型动物捕食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m3,二级处理率达到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ATP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,adeno2dine5’2triphosphate)和腺苷二磷酸(ADP,adenosinediphosphate)之间的转化而联系在一起的,即分解一定的底物,将有一定比例的生物体合成。但在特殊情况下,底物被氧化的同时ATP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ATP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S0/X0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(uncoupleroruncouplingagents)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2,42二硝基苯酚(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ATP,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,2,4,52三氯苯酚(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2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S0/X0条件下的解偶联在高S0/X0(底物浓度/污泥浓度)条件下,微生物在分解代谢中产生ATP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(energyspilling,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。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ATP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。LiuYu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(oxic2settlinganaerobic)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23℃时污泥表观产率系数是0.35,而当温度升高到40.8℃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ATP,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(crypticgrowthordeath2regeneration)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法工艺流程中的污泥回流线上增加相关处理装置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,SakaiY.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0.02mgO3/mgSS以上时,可以达到污泥的完全减量化[29]。LimH.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,LimH.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MLVSS/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0.066gCl2/gMLSS,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15μm降低到3μm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(THMs)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,H2SO4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=10,60℃,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2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—65℃时,细胞膜破裂,rRNA被破坏;50—70℃时DNA被破坏;在65—90℃时细胞壁被破坏;70—95℃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80℃上升到100℃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C2-C5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(性质类似于腐殖质)。2.2.2超声波超声波25—30kHz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,20kHz,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=10,60℃,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—200μm之间[48]。而附着型轮虫的个体较大,一般在200—900μm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—1000μm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2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0.1kgSS/kgCOD,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NH4+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(Daphnia)和剑水蚤属(Cyclops)。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—60℃),但适合其生长的最适温度范围却很窄(大多数在25—32℃),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0.05gTSS/gCOD,而乙酸作为碳源时的表观污泥系数为0.17gTSS/gCOD。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