摘要：预防和控制污泥膨胀一直是国内外研究的热点和难点 ，但目前尚未出 现利用丝状菌特性、针对利用丝状菌污泥膨胀的节能理论与方法的研究。
实际
的污水处理厂运行结果表明，供氧不足引起了污泥膨胀，但并没有导致污泥流 失，相反出水水质有所改善，出水 COD、SS和TP的去除率得到了提高，基于 此提出了低溶解氧污泥微膨胀节能理论与方法。
在阐述低溶解氧污泥微膨胀节
能方法的发现和提出的基础上，对低溶解氧引发丝状菌适度生长、丝状菌和微膨 胀在提高出水水质的重要作用，及利用低溶解氧微膨胀来节能的机制进行了理论 分析。并对低溶解氧污泥微膨胀节能理论和方法的应用和研究方向进行了展望
。
国内外95%以上的城市污水和50%左右的工业废水采用活性污泥法处 理。污泥膨胀是活性污泥法问世以来在运行管理中一直困扰人们的难题之一， 不仅发生率高，而且普遍存在。
如何控制和预防污泥膨胀成了国内外研究的热
点和难点。迄今为止，国外对污泥膨胀的机制、控制与预防进行了大量深入的 研究，这些研究主要集中在丝状菌的分离与鉴定上，目前已经鉴别出了存在于 不同条件下的各种优势丝状菌，并对各种丝状菌形态和生理特性进行了大量研 究，认识到了丝状菌在活性污泥絮体的组成、结构和形态上发挥了重要作用，提 出了低溶解氧导致丝状菌增殖的理论解释，以及大量的关于污泥膨胀的控制与 预防和数学模型的研究。由于活性污泥膨胀长期困扰污水处理厂的稳定运行， 国内对此也投入了大量的研究，研究方向和国外的大致相同，多集中污泥膨胀的 预防与控制等方面。但是到目前为止国内外还尚未出现利用丝状菌生理生态特 性、针对利用丝状菌污泥膨胀的节能理论与方法的报道。
本课题组在长期研究污泥膨胀控制与防治的过程中，发现很多污水处理厂由 于供氧不足引起了污泥膨胀，但并没有导致污泥流失，相反出水水质有所改善。 并基于对污水处理厂运行情况的实际考察，提出了低溶解氧污泥微膨胀节能理论 与方法。本研究在介绍低溶解氧污泥微膨胀节能方法的发现和提出的基础上， 对低溶解氧引发丝状菌适度生长、丝状菌和微膨胀在提高出水水质的重要作用， 及利用低溶解氧微膨胀来节能的机制进行了理论分析，并对该方法的进一步研究 和应用进行了展望。
1 低溶解氧污泥微膨胀节能方法的发现
北京市某污水处理厂承担着北京市总计 86km 2流域范围内的污水治理，服 务人口 48万，占地24hm2，设计水量为20万m3/d。该厂采用氧化沟工艺， 污水经格栅、沉砂池预处理，先后进入厌氧选择池和氧化沟进行二级处理，氧化 沟处理后的混合液经二沉池沉淀后上清液排放。
该污水厂主要工艺参数为：污
泥龄控制在16d左右；回流比为100% 〜120% ;污泥浓度在4000〜6000 mg/L; BOD污泥负荷0103〜0112 kgP（kg d）;水力停留时间17h左右。自 2000年运行以来，处理效果稳定，出水水质很好，活性污泥沉降性能较好。
但
是在2002年冬天，曾因曝气设备发生故障，致使曝气池内溶解氧浓度降低，发 生了丝状菌污泥膨胀，并持续了半年。
对发生污泥膨胀前后的运行数据和污水
处理效率进行分析，在低溶解氧条件下发生丝状菌污泥膨胀后， 处理出水水质良 好，对污染物的处理能力并没有下降。 膨胀前后污水处理厂的运行情况对比具 体可见表1。污泥膨胀前后的处理出水水质变化不大，出水仍可达标排放。
膨
胀期间TP的去除率大大提高，由原来的48.9%提高到76.6%。氨氮去除率 降低主要是为了提高曝气池内的 DO浓度，人为加大排泥量，降低了曝气池内的 MLSS浓度所致。 此外，需强调的是丝状菌污泥膨胀期间，二沉池出水非常清 澈。
发生污泥膨胀后，除了考察出水水质外，另一个关键问题在于是否会出现污 泥流失的问题，其关系到曝气池能否维持原有污泥浓度，能否保证处理系统稳定 运行。实际的运行情况表明，污泥膨胀本身只是使污泥的沉降性能变差，并没 有发生污泥流失的现象，曝气池内污泥浓度维持在
4000〜6000 mg/L，SVI大
多在200 mL/g左右。 膨胀期间的SV、SVI、MLSS变化情况如图1所示。
表1 污泥膨胀期间和污泥沉降性能良好时污染物的去除效率 Table1
Polluta nts removal efficie ncies before and duri ng sludge bulk ing
去除率 整个污泥膨胀 期间平均值（6个 月）P%
污泥膨胀较严重 期间平均值（1个 月）P%
污泥沉降性良好 期间平均值P%
CO D
904
. 90.7 90.7
BO D5
94.8 94.6 95.1
SS
93 75 48.9
94.4 68.8 76.6
95.1 75.7 85.4
TN
TP NH
-N
+4
4
96.3
图1 Fig.1
90.6
91.2
北京某污水处理厂发生污泥膨胀期间 SVI、SV和MLSS的变化
VariationsofSVI ， SVandMLSSduringbulkinginaWWTP
-c^MLSS
O 0O 100 80 60 40 20
发化污泥膨胀
09-01 10-21 12-10
0 01-29
03-20
05-09 06-28
时间/刀■口
除此，该方法在重庆市忠县州屏污水处理厂实际运行中得到了进一步的验 证。该污水处理厂采用改良APO（anoxicPaerobic，缺氧P好氧）氧化沟工艺， 为降低曝气能耗，特意将3台表面曝气机曝气减少为2台表面曝气机曝气，曝 气池内DO浓度由原来的210 mg/L降低到015〜018 mg/L之间，发生了丝状 菌污泥微膨胀。 但是对比发现，日耗电量节省了 20%，总氮去除率从45%增 加到75% ,总磷、COD、BOD去除率仍然维持原来水平。基于对上述实际污 水处理厂的生产实践，发现低溶解氧引起了污泥膨胀，污泥膨胀
程度轻微，没有 导致二沉池内污泥流失，而且出水水质得到了一定改善，并达到了节能效果。在 此基础上提出了低溶解氧污泥微膨胀节能理论与方法。
2
低溶解氧污泥微膨胀节能方法的提出
活性污泥法污水处理系统在低溶解氧运行下，会导致丝状菌污泥膨胀的发 生。若能保证其它运行和环境条件正常，单纯由低溶解氧引发的污泥膨胀，发 生速度很慢，膨胀的程度也有限。
低溶解氧活性污泥微膨胀节能方法是调整系
统在低氧条件下运行，人为地促使丝状菌适量生长，调节其余参数在正常的范围 内，并控制丝状菌增殖程度不影响沉淀池中的泥水分离。
由于丝状菌延长的丝
和较大的比表面积，具有较强的降解低浓度底物的能力，且能够形成网状污泥， 更好地网捕水中细小的悬浮物。
与正常溶解氧控制条件下的出水相比，不仅提
高了对悬浮物的去除能力、得到更清澈的出水，同时由于大大节约了供氧量，从 而也达到节能的目的。低溶解氧污泥微膨胀从膨胀程度、引发因素、
SVI范围、
是否节能等几方面有别于经常发生的较为严重的污泥膨胀(表2)，其主要区别在 于污泥微膨胀是由单一的低 DO引发的，膨胀程度轻微，SVI能维持在一定范 围内(150〜250 mL/g)。二者最大的区别在于由低溶解氧引起的污泥微膨胀意 味着污水的节能处理。
表2 污泥微膨胀与较严重污泥膨胀的区别
Table2 Differences betwee n limited filame ntous bulk ing and serious filame ntous
bulki ng
项目 膨胀 程度 SVI/ mL-g -1
轻微
严重
污泥微膨胀
较严重的污泥膨胀
150 〜250
>250
是否 引
起污泥 流失
引发
不会 经常
众多因素：过高或过低负荷、低
DO、低
因素主要 是
出水 情况
低DO
pH、低温度、冲击负何、水质等 苴 丿、
污泥流失导致出水水质恶化
COD和SS去除率提高， 余指标去除率可保持不变
是否
节能 节能 不节能
3 3.1
低溶解氧污泥微膨胀节能方法的理论基础 低溶解氧下丝状菌适度生长的理论解释
根据Chudoba等 提出的动力选择性理论，活性污泥中存在菌胶团细菌和丝 状菌两类不同的微生物。
无论是丝状菌，还是菌胶团细菌的生长都需要氧，溶
解氧是它们代谢活动过程中的基质，当曝气池内溶解氧不足时
（即低溶解氧），
溶解氧就成为微生物生长的限制性基质。由于丝状菌具有较低的氧饱和常数 Ks 和最大比生长速率^max值，在低溶解氧浓度条件下，具有相对较高的生长速 率，从而具有竞争优势。
另外，丝状菌还具有比表面积大的特点，结合扩散选
择理论，在低溶解氧条件下，丝状菌将充分利用其生理和生态特性快速繁殖。综 上，低溶解氧条件容易引发丝状菌污泥膨胀。
但是，对于低溶解氧是否会引起严重的污泥膨胀目前没有从理论层面进行过 深入的探讨。从本课题组前期进行的大量试验和其他学者的研究报道看， 地靠低溶解氧不会导致恶性的污泥膨胀
单纯
。目前，很多学者已建立了关于污泥膨
胀的数学模型。Cenens等建立了基于动力学选择的污泥膨胀数学模型，该模 型指出，如果不考虑丝状菌的骨架作用，仅仅靠丝状菌和菌胶团菌在底物竞争中 的差异不会出现二者共存的现象。
3.2
丝状菌及微膨胀在提高出水水质中的重要作用
3.2.1 较高的COD去除率
微生物的比净增长速率由下式（1）确定： 尸 Y( gax S/ Ks + S) - Kd ⑴
式中，卩pmax分别为微生物的实际和最大比生长速率(d -1 ) , Ks为半 饱和常数，即当 尸gax, P2时的底物浓度(mg/L ) , S为底物浓度，包括 DO浓度(mg/L)， Kd为微生物的衰减系数(d-1 ) ， 丫为微生物产率系数 (kg/kg)。按照式(1)可得处于稳态条件下的最小基质浓度(Smin)的表达式： Smin = Kd Ks P( Y^max - Kd ) (2)
在丝状菌与菌胶团菌共生的系统中，由于丝状菌具有较低的Ks和pmax， 则其Smin值较小，因而丝状菌的存在保证获得低浓度的出水水质，从而保证净 化效率。
此外，根据动力学选择理论，丝状菌和菌胶团菌是2种不同类型的微生物， 如图2所示。当底物浓度低于SO时，丝状菌的比增长速率(皿)高于菌胶团 菌比增长速率(迄)，而微生物比增长速率与底物比降解速率成正比，如下式所 示：
皿=Y1 v1 (3) 迄=Y2 v2 (4)
式中，v1和v2分别为丝状菌和菌胶团菌对应的底物比降解速率
，丫1和
丫2分别是丝状菌和菌胶团菌的产率系数；将式 (3)和⑷ 做比例，可以得出
v1/v2=(* Ji Y2/ 迄 Y1)，由于 丫2 > 丫1 ，皿 > 迄，可推知 v1 > v2，即在 低浓度底物条件下，丝状菌对应的底物比降解速率高于菌胶团菌对应的底物比降 解速率。
图2 Fig.2
2种微生物在不同底物浓度下的选择性竞争
Competiti on of two kinds of microorga nism at differe nt substrate
concen trati on
3.2.2 较高的SS去除率
菌胶团和丝状菌在竞争中出现严重失衡，将会对污水处理厂的正常运行带来 不良影
响。 如果污水处理系统中菌胶团占绝对优势而丝状菌几乎不存在时，会 出现由于丝状菌过少而缺少骨架作用导致的
针状污泥”(p2pointsludge )，这
种污泥絮体小，虽然污泥沉降性好，但是出水的 SS和浊度会严重升高；如果系 统中丝状菌繁殖过多，虽然出水的SS和浊度会明显降低，但污泥的沉降性会大 大降低，出现严重的污泥膨胀会导致二沉池内污泥的流失，
甚至整个处理系统将
会崩溃。而适宜数量的丝状菌形成的污泥絮体网状结构在沉淀过程中对上升水 流起到过滤作用，并吸附和截流水中细小颗粒物和游离细菌，又可保持良好的沉 降性能，从而产生清澈的出水水质。
3.2.3
较高的脱氮除磷效率
COD和SS去除率的下
采用低溶解氧污泥微膨胀方法不但不会造成系统
降，反而会提高它们的去除率。 但对于脱氮除磷系统来说，低溶解氧运行下系 统的脱氮除磷效果会不会恶化更值得关注。对于脱氮系统，溶解氧作为氨氧化菌 (AOB)和亚硝酸氧化菌(NOB)的反应底物，其值的高低严重影响硝化速率的大 小。如果溶解氧过低，则硝化反应速率将会变慢，会导致一定的水力停留时间 内硝化反应不能完全进行，出水氨氮浓度将会升高。
系统长期地在低溶解氧下
近几年许多 而且容易
运行，可能出现亚硝酸氧化菌增长缓慢而逐渐从系统中淘洗出去。
研究表明，在较低的溶解氧条件下系统仍然能够维持较好的硝化效果， 出现亚硝酸氮的积累，从而实现短程硝化
。Hanaki等的研究结果表明，当溶
解氧浓度低于015 mg/L时，反应器中氨氧化菌的氨氧化速率并未受到影响。相 反，反硝化过程应该在严格的缺氧条件下进行，如果缺氧区存在分子态氧气，则 系统的反硝化效果将会恶化。对于APO工艺，如果好氧区的溶解氧浓度过高， 则硝化回流液中的溶解氧势必会破坏系统首端缺氧环境，从而导致反硝化效果的 恶化，出水的硝态氮浓度升高。 因此，要想得较好的反硝化效果，应该控制好
氧末端的溶解氧处于较低的水平。 此外，实现同步硝化反硝化最重要的控制方 法就是维持系统在较低的溶解氧条件下运行。
大量的研究表明，维持好氧段在
低解氧下运行能实现较好的同步硝化反硝化，这将会提高系统整体的脱氮效果。 因此采用低溶解氧污泥微膨胀节能方法不一定会造成系统脱氮效果的下降。
对于生物强化除磷系统，控制厌氧段的厌氧条件极为重要，它直接影响到聚 磷菌在此
阶段的生长状况、释磷能力及有机基质合成 PHA的能力，从而影响到
其在好氧段的过量摄磷能力。 若厌氧段存在溶解氧，一方面它将作为最终电子 受体而抑制厌氧菌的发酵产酸作用，妨碍或抑制磷的释放；另一方面由于氧的存 在而发生的好氧作用消耗了一定数量的有机基质，不利于聚磷菌贮存足够底物。 厌氧段的DO应控制在0.2 mgPL以下。为最大限度地发挥聚磷菌的吸磷作用， 必须在好氧段供给足够DO，以满足聚磷菌对其贮存的PHA降解时对最终电子 受体DO的需求，实现最大限度地转化 PHA而释放出足够的ATP，供其过量 吸磷之需。一般应将此段的DO控制在2 mg/L左右。故较低的溶解氧对于放 磷具有正面影响，而对于吸磷具有负面影响，但对于带有回流系统的除磷工艺， 维持好氧段在低DO下(1 mg/L左右)运行，有利于厌氧段磷的释放，而且不会影 响好氧段的吸磷。此外，陈滢等考察了低溶解氧条件下SBR系统的除磷性 能，在全程低氧曝气的SBR系统内聚磷菌可得到富集，并出现了明显的放磷、 过量吸磷现象。 在最佳的BOD污泥负荷［0 126 kg/ (kg d)］条件下，其COD去 除率为85%，除磷效率为96%，出水PO3-42P的浓度＜1 10mg/L。因此， 采用低溶解氧污泥微膨胀节能方法不一定会造成系统除磷效果的下降。
而且有
研究报道采用厌氧2低氧的运行方式，不仅能保证好氧段磷的充分吸收，而且在 好氧段实现了同步硝化反硝化，这进一步节约了曝气能耗
3.3 浓度，
在液膜中存在氧的浓度梯度，它们是氧转移的推动力。
而氧难溶于水，因 。
利用低溶解氧污泥微膨胀节能的原理由双膜理论可知，在气膜中存在 氧的分压
此氧转移决定性的阻力集中在液膜上，通过液膜的转移速度是氧转移过程的控制 速度。而氧气在混合液中的传递速度由式（5）表示：dc/dt= KLa （cs - c） （5）
式中，KLa为氧总转移系数（1/h） ， cs和c分别是氧的饱和浓度和液体 中氧的浓度（mgPL）。当混合液中氧的浓度维持在较低的水平时，相对于高溶解 氧比，由于具有较大的推动力，氧的转移速率也比高溶解氧时高。
氧的浓度为零时，由于具有最大的推动力，对应的氧转移速率最大。
当混合液中 因此，如
果采用低溶解氧污泥微膨胀方法处理污水，将会提高氧转移速率，从而达到节能 的效果。
4
应用与展望
由低溶解氧污泥微膨胀节能理论和方法的发现、提出和理论基础分析可得
出，该方法是一种既节能又能改善污水处理效果 （或不影响出水水质）的污水处 理新方法，其更新了解决污泥膨胀的思想和观念， 对污泥膨胀问题的研究提出了 新的挑战，也符合当前污水处理实现节能降耗的需求。而污泥膨胀通常是在多种 因素协同作用下引发的，单纯低溶解氧浓度诱发污泥膨胀，速度很慢，程度也有 限。预防与控制污泥膨胀，应当主要针对低 DO以外的因素引起的膨胀加以预 防与控制。例如，低有机物负荷（即污泥龄长）、缺少N和P、酸化废水（低pH）、 SS少而溶解性有机物多的污水及其他原因。
而对于低DO,需产生适度的污
泥微膨胀，如何与其他因素配合与协调（如负荷、曝气池中的流态）控制适当的 DO浓度，这需要研究维持低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态的控制条件， 浓度的降低的限度和污水处理系统可承受的膨胀程度。
溶解氧
今后的研究应确定有关
活性污泥微膨胀节能方法具体实施的有关参数和控制策略，为该方法在污水厂实 施提供可行的操作办法。此外，建立可靠的能及时预防和解决污泥膨胀兼稳定 维持污泥微膨胀的专家系统将会对该方法的推广和应用具有重要的意义。
5
结论
(1) 实际的污水处理厂运行结果表明，供氧不足引起了污泥膨胀，但并没有 导致污泥流失，相反出水水质有所改善，出水 COD、SS和TP的去除率得到了
(2) 单纯的低溶解氧会引发丝状菌适度生长和污泥微膨胀，借助丝状菌比表 面积大、网捕能力及降解低浓度基质能力强的生理生态特性可提高出水水质， 重要的是维持低溶解氧污泥微膨胀可实现污水节能处理的目的。
(3) 研究活性污泥微膨胀节能方法具体实施的有关参数和稳定维持的控制 策略，建立可靠的能及时预防和解决污泥膨胀兼稳定维持污泥微膨胀的专家系统 将是今后研究的重点。
更
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