活性污泥原位消化減量工藝的原理及應用

羅智，鄧陽，陳杭烽，何雪鵬，何澤龍，李喬科，汪峰

（1.江蘇豐和環境工程有限公司，江蘇 鎮江 212000； 2.上海豐和環保科技有限公司，上海 201600）

近年來，由于我國社會和經濟的飛速發展，水資源短缺的問題迫在眉睫，因此對于城市廢水的凈化處理，使廢水資源化，已經成為我國緩解水資源短缺的重要途徑。廢水中有一定含量的有機物，病原微生物和其他有害物質［1］。它們隨著水處理的工藝路線也富集到了剩余污泥中，從而產生剩余活性污泥的處置問題。至2010年我國有廢水處理廠1000余座，排放污泥量干重約130萬噸［2］，城市污水廠的污泥量伴隨著處理量急速上升。在現有污泥處理方案的基礎上，本文主要探討剩余污泥原位消化的原理以及應用價值，并對剩余污泥處理工藝的發展進行總結和展望。

剩余活性污泥的處理一直是困擾著環境界的挑戰，其產生量非常巨大。剩余活性污泥包含預處理產生的濾渣以及沉淀池聚集的生化腐質污泥與剩余污泥。其有機物含量高，臭味嚴重，還含有大量重金屬、病原菌以及寄生蟲等有害物質［3］。

目前主要的污泥處置以“減量化、無害化、資源化”為前提，衍生出了很多的新型污泥處理技術［4］。例如，可以通過厭氧消化處理制取甲烷、氫氣等熱值較高的燃料［5］。總之，當前國內污泥處理處于百家爭鳴、良莠不齊的階段，先進性與自動化都存在兩極分化的現象，尚無一種處理方法占據絕對優勢［6］。但這些技術大多應用在污染產生后，并且在一定程度上受到實際情況的限制。在上海市大部分污水廠的污泥中，某些金屬含量接近或者超過了我國農用污泥中污染物控制標準，限制了污水廠的農業應用［7］。所以，污泥的無害化、資源化必須符合以下條件：污泥中抗生素與有機污染物完全消解；重金屬固化，不再重新釋放；徹底消滅病原菌；終端產物不產生二次污染等情況［8］。如何有效經濟地處理處置剩余污泥和實現污泥資源化成為我國面臨的無法回避的問題［9］。

通過對29個城市污泥組成的統計分析發現，我國城市污泥的有機質平均含量達到384 g/kg［10］，而對水體施加羥基發生裝置可以有效地將這些產生的有機質在變為剩余污泥前去除。從2009年以來，我們為消化活性污泥所做的實驗和中試驗都證明：活性污泥在羥基和厭氧反應的綜合作用下，經過6～10 d的反應，完全可以消化減量。其中，20%左右的無機物和部分沒有消化的污泥，將生成含水量為15%左右的固體廢物。也就是說1 m3含水量為98%～99%的活性污泥，用現有的方式減量，產生25 kg固體廢物；而用本工藝僅產生不到5 kg的固體廢物。在經濟上和環境保護上，用本方法消化活性污泥都有很大的意義。

污泥減量技術是20世紀90年代提出的對剩余污泥處置的新概念［11］。而污泥原位消化技術在此基礎上進行升級，該工藝可以在生化池內減少剩余污泥產生的因子，減少甚至完全消除剩余污泥的產生。通過參考廣州污泥處置的大致成本，各個處理成本均值大約在400元/噸［12］，由此得知污泥原位消化技術可以帶來較大的經濟效益與社會價值。針對污水廠污泥的不同情況，選擇合適的污泥處置工藝［13］，對于推進污泥減量具有較大的意義。

1 活性污泥原位消化技術

1.1 污泥原位消化技術原理闡述

活性污泥絕大部分是原生質，它與氧反應可表示為：

活性污泥法處理污水時，通過厭氧反應將大分子打破成小分子和氣體。

活性污泥濃度低于3000 mg/L時，不能凈化污水。同樣，生化池中污泥濃度過高，在活性污泥超過5000 mg/L時，就產生的“剩余污泥”；過高濃度的活性污泥在生化池內產生的有機廢物，遠大于其能消耗的水中污染物也不能很好地凈化污水。剩余污泥必須排出，才能使生化反應正常進行。

本文試驗將羥基自由基發生裝置與一般曝氣裝置對污泥濃度的調節效率進行對比，對比結果如圖1所示。污泥原位消化工藝可以在1 h內對水體產生剩余污泥的條件進行有效的控制，而曝氣法需要7～8 h才能將活性污泥濃度降低至有效范圍內。

圖1 污泥原位消化工藝對比表Fig.1 Comparison table of sludge in situ digestion process

如果沒有剩余污泥，而生化池內活性污泥濃度在3000～5000 mg/L區間內，則不會有污泥排出，又可以起到凈化廢水的作用。

不產生剩余污泥至少有兩種方法：

（1）使消化生化池內的活性污泥，變為液體和氣體，或少量固體。

（2）對污水中產生污泥的因素進行干預，使污泥產生的條件缺失，降低污泥濃度。

1.2 消化污泥的機理

在生化池中，植入一個“羥基發生系統”，當生化池內的活性污泥濃度臨近最高值時（5000 mg/L），開啟“羥基發生系統”，阻止剩余污泥產生，其原理如下：

（1）產生羥基，污水中的有機物質和原生質在羥基作用下，氧化變成二氧化碳和水，減少生物生長繁殖所需營養，降低生化池中的生物活性，使活性污泥無法繼續產生。生化池中污泥濃度會降低，就不會產生剩余污泥，因此沒有污泥排出生化池。

（2）產生切削，羥基發生器中特殊的設備，在強大的負壓作用下，將空氣與生化池內的污水以及活性污泥吸入設備內，使水氣混合，并在有特殊結構的管壁上碰撞，形成切削力，將污水與活性污泥中細菌等生物的細胞壁打碎，使生化池部分產生活性污泥的生物、細菌失去繁殖能力，但細菌吞噬污水中有機物的凈水能力沒有變化；因此生化池內，凈水能力沒有改變，但產生污泥的速度下降了，因為被破壁的細菌無法繁殖后代，也就無法形成新的活性污泥。

（3）產生湍流，沒有湍流羥基，切削的作用范圍就受到限制，不可能影響生化池的每個角落。湍流使羥基和切削的作用覆蓋整個生化池，并且使羥基和切削的作用均勻。

（4）來源于羥基發生器的空氣會增加溶解氧，供生化反應中細菌呼吸。

相反，當生化池中的活性污泥濃度臨近最低值時（3000 mg/L），關閉“羥基發生系統”，讓池中活性污泥恢復生長，有了良好的生長環境，活性污泥濃度在一段時間后又可以上升到較高水平，甚至到達再啟動羥基發生器的水平。

這樣不斷地循環開啟與關閉羥基發生器，生化池內的活性污泥濃度就能達到一種動態平衡，處于長期保持在凈化污水的理想水平（3000～5000 mg/L，因系統不同而異），在這個動態平衡的污水處理系統中，生化池內的活性污泥濃度既能處理好污水，又沒有剩余污泥產生，就不會有活性污泥外排。

在生化池內，羥基主要不是消化污泥，而是消除原水中的有機物質，鏟除活性污泥產生的條件。

1.3 消化污泥的變量控制

羥基發生系統中的基本原理：

控制羥基發生程度，實際上由控制空穴作用的氣穴數C來實現。C可定義為：

式中：C為空穴產生數；Pa為周圍的液體壓力；Vp為液體的蒸發壓；p為通過裝置時降壓力（由曝氣頭壓力/流量曲線得出）。

其中的C值應在實際調試中取得。當需要消化活性污泥時，取飽和值，或高值；當需要提高污泥濃度，又必須充氧時，取低值，4或小于4）。

產生的切削也需要控制。其空穴作用的剪切力可用氣穴混合數G表示，G可定義為：

式中：P為輸入功率；μ為表示液體動態度的值；V為湍流產生時的流量。G取值在調試中獲得。

當將“羥基發生系統”置于生化池外完全用于氧化排出的活性污泥時，C與G均依據功率取最大值。

1.4 生化池內有害物富集的解決方案

污泥原位消化系統有一個缺陷，即無法阻止生化池內有害物質（磷、重金屬）的富集，長久運行將影響水處理質量。

由于單一地在生化池內安裝“羥基發生系統”不能解決池內有害物質富集問題，宜在生化池外再安裝兩套系統：一套“羥基發生系統”是針對生化池內必須排出的活性污泥進行無害化處理。活性污泥經去除有害物質（如重金屬、磷等）后，補充到生化池內，維持生化池內的最佳濃度，并使生化池不受到有害物質的干擾和影響；第二套為“羥基發生系統”配合切削系統安裝在生化池外專門消化、減量生化池內排出的活性污泥，直到排出的活性污泥完全消化減量。

生化池外的活性污泥消化減量系統反應原理如下：

（1）好氧反應：使污泥在羥基作用下，變成二氧化碳和水，降解活性污泥。從生化池排出的活性污泥，被存放在污泥濃縮池內，將污泥和水按一定比例排入好氧反應池內做好氧反應處理。

（2）機械粉碎：將活性污泥中的生物、微生物細胞進行切削，微生物細胞壁被破后，失去繁殖功能，不能生成新的活性污泥，使污泥細胞中的絮狀結構被打破，固液分離，利于后續減量處理。該步驟應用于好氧反應池內。

（3）厭氧系統：打破了絮狀結構的污泥進入厭氧池進行厭氧反應，進一步將活性污泥中的大分子，轉化為液體和氣體。厭氧反應池內由于厭氧作用的發生，污泥分解將產生乙酸、硝酸、甲酸、氫氣、甲烷和二氧化碳等物質，污泥溶液pH將降低，影響厭氧反應效果。此時厭氧反應池內污泥可以經過壓濾設備處理，將無機固體輸送到好氧反應池內進行好氧處理，待pH恢復到中性后，再送回厭氧反應池。如此往返循環多次達到最大化去除污泥的效果。

（4）無害化處理：經固液分離后的液體，可能含有重金屬和磷等有害物質。可以用膜將液體中的重金屬、磷等有害物質去除，將處理后的液體排入生化池內。生化池中富集的有害元素，通過上述手段可以及時排出。

2 結 語

通過分析，污泥原位消化技術可以較好地解決剩余污泥的排放以及處置問題，他是利用空化效應去除水中產生剩余污泥的條件，將剩余污泥含量控制在一定區間，大大減少了剩余污泥的產生量。同時還可以配套布置一套池外污泥消化減量系統，解決有害物富集問題。但現有手段處理污泥難以做到100%減量［14］，在解決有害富集物的同時仍然會有少量的污泥產生。

污泥原位消化系統大大減少了污泥外運處理的成本，相較于一般處理方式，例如污泥脫水、干化、焚燒、填埋［15］等都具有較好的經濟效益。