摘要：活性污泥工艺是污水处理的主要工艺，传统的活性污泥工艺采用中等污泥负荷，曝气池为连续推流式。对传统工艺的改进可以充分满足各种不同的处理要求，这些改进可以分为池形的改进、运行方式的改进、曝气方式的改进、生物学方面的改进及投加填料等方面的改进。本文从工艺改进和污泥膨胀两个方面介绍了活性污泥工艺的技术发展，讨论了该工艺未来的发展趋势。
关键词：活性污泥 池形 运行方式 曝气方式 生物除磷 膜分离 分子生物学
活性污泥工艺是污水处理的主要工艺。在全球近6万座城市污水处理厂中，有3万多座采用活性污泥工艺，而其余多为规模很小的稳定塘系统。
活性污泥工艺本世纪初出现于英国，之后迅速在欧美得到应用。早在20年代初，我国上海就建成了采用活性污泥工艺的污水处理厂。30年代初，日本也开始采用活性污泥工艺处理污水。60年代以前，各地采用的活性污泥工艺与最初形式基本一致，称为传统活性污泥工艺。60年代以来，日益严重的水污染问题迫切需要建设大批污水处理厂，使活性污泥得到了较快的发展。本文从工艺改进和污泥膨胀两个方面，回顾了活性污泥工艺的技术发展，讨论了该工艺未来的发展趋势。
1 活性污泥工艺的改进
传统活性污泥工艺采用中等污泥负荷，池为连续推流式。目前仍有大批采用传统活性污泥工艺的处理厂在运行。若只要求去除有机污染物时，传统活性污泥工艺仍是一种可行的选择。对传统活性污泥工艺进行的各种改进，产生了很多种不同的活性污泥工艺。一些工艺较传统工艺处理功能增强，一些工艺运行更加稳定，而另外一些工艺的费用大大降低或运行更加方便。这些工艺上的改进，充分满足了各种不同的处理要求。这些改进可以分为池形的改进、运行方式的改进、方式的改进、生物学方面的改进以及投加填料等几个方面。
1.1 池形的改进
传统工艺采用推流式池，后来出现了完全混合式池。推流流态和完全混合流态各有其优缺点。与推流相比，完全混合式流态抗冲击负荷能力强，但易发生短流。另外，完全混合活性污泥系统易产生丝状菌污泥膨胀。氧化沟为环流流态，介于完全混合与推流之间，兼具二者的优点。氧化沟工艺最显著的特点是运行管理简便，出水稳定。
1.2 运行方式的改变
传统工艺系连续流运行方式，且从池前端进水。运行方式的早期改进是多点进水工艺。多点进水最初的目的是平衡沿池的污泥负荷及需氧量，但后来被渐减工艺所取代。当采用串级反硝化工艺时，多点进水被用来补充各缺氧段的碳源。多点进水运行方式的另一个新用途是缓冲水力冲击负荷。当雨季进入活性污泥系统的流量增大时，改为多点进水运行可有效防止污泥流失。
SBR是间歇运行的活性污泥工艺，和沉淀在同一池内完成，省去了二沉池和回流系统，使运行简单化。最初的SBR系间歇进水间歇出水运行。后来，在反应器内加入前置区，实现了连续进水间歇出水运行。这一改进的目的是为脱氮除磷过程补充碳源，另外兼有抑制丝状菌增长的作用。对应的工艺有CASS和ICEAS。CASS为周期循环活性污泥系统，是Trausenviro公司的专利工艺。ICEAS为间歇循环延时系统，是ABJ公司的专利工艺。这两种工艺的本质特征都是连续进水间歇出水，属同一种工艺。另外还有多种SBR工艺，如Aqua SBR、Om Niflo SBR、BPAS、Fluidyne等。所有这些工艺都是在设备和滗水器上作了改进，运行方式上与最初SBR一致。T型氧化沟是另外一种间歇运行方式，两个边沟周期性地处于和沉淀状态，因此也省去了二沉池和回流系统。合理调整运行周期和程序，T型氧化沟也可以进行硝化和反硝化。
T型氧化沟的缺点是转刷利用率太低，脱氮效率也不高。为此，Kruger公司又开发了De型氧化沟。该种氧化沟属半间歇式运行，设有二沉池及回流系统。两个沟为一组，交替处于硝化反硝化状态。只脱氮的De氧化沟称之为Biodenitro工艺；在氧化沟外设厌氧池，实现除磷时，称之为Biodenpho工艺。由于增设了二沉池及回流系统，DE沟的转刷利用率明显提高。
间歇运行一个最新的改进是Seghers公司的Unitank工艺。该工艺的运行方式类似于T型氧化沟，但运行程序似乎更趋优化。
1.3 方式的改变
传统活性污泥工艺既采用鼓风又采用机械表曝。鼓风又有穿孔管和微孔两种形式。穿孔管鼓风由于氧转移效率及动力效率太低，实际上已很少采用。
方式的改进主要是为了提高充氧性能，并方便运行维护。射流是方式一种较早的改进。其充氧性能高于穿孔管，且维护方便。目前，仍有新型的射流装置出现。陶瓷微孔器早在80年代就已采用，但一直没有得到广泛应用。80年代中期，大批污水处理厂改造成了陶瓷微孔器，但至90年代很快又被橡胶膜片器所取代。膜片器的显著特点是不堵塞不积垢，但由于材质原因，其寿命和理化稳定性仍是一个待解决的问题。
纯氧也是一种较早的方式的改进，它的显著特点是充氧性能大大提高。其原因是由于氧分压提高，使氧在污水中的饱和溶解度增大，进而增大了氧传质扩散的推动力。深层的充氧性能也大大提高，但原因是由于压力的提高，导致扩散传质推动力的增大。目前出现的气提反应器使深层工艺趋于优化。
1.4 生物学方面的改进
传统活性污泥工艺采用中等污泥负荷。较早的改进方式是高负荷工艺和低负荷工艺。高负荷工艺又称高速工艺，主要是利用活性污泥强大的吸附性能在较短的时间内去除大部分有机物。吸附再生工艺和A B工艺的A段严格上也属于高速工艺。低负荷工艺又称延时工艺，除能去除有机物以外，还能实现污泥好氧稳定。
传统活性污泥工艺的最大改进是各种脱氮除磷工艺的出现。早期的脱氮工艺采用二阶段或三阶段活性污泥工艺，有机物分解、硝化和反硝化分别在不同的活性污泥系统中完成，且反硝化过程需外加碳源。70年代初，Wuhrmann工艺将有机物分解、硝化和反硝化合并到一套活性污泥系统中，形成了早期的OA脱氮工艺。Ludzack Ettinger工艺将反硝化段移至硝化段首端，将OA工艺改进为AO工艺。之后，Baranard提出了MLE工艺，在Ludzack Ettinger工艺中加入了混合液内循环，形成了现在普遍采用的AO脱氮工艺。
生物除磷工艺的发展基本与生物脱氮同步。早在50年代，就已发现活性污泥“过度吸磷”(Luxuryup Tank)现象，但60年代中期，才开始理论上的研究，到70年代，才形成了现在的AO除磷工艺，又称为Phoredox工艺。AO生物除磷工艺有两类：主流除磷和侧流除磷。主流(Main Stream)除磷工艺将放磷的厌氧段设在主工艺流程上，而侧流(SIDESTREAM)工艺的厌氧段则不在工艺主路上，称为Strip池。侧流工艺也称为Phostrip工艺，改进的目的是增加一个放磷口，提高除磷率。
A2O工艺将生物脱氮生物除磷综合到了同一活性污泥系统中，是生物脱氮和生物除磷的最初结合点。A2O工艺是美国Air Products公司的专利，但在生物脱氮除磷领域很快被其他很多专利工艺所取代。对A2O工艺的改进基于生物脱氮除磷的大量基础研究。改进的目的集中在消除脱氮与除磷的相互干扰，提高脱氮除磷效率、降低运行费用等方面。
UCT工艺和MUCT工艺的主要特征是消除了回流污泥中的硝酸氮或DO对聚磷菌放磷过程的影响。MUCT设置两个独立的缺氧区，使这种影响降至最低，并可增大内回流比，提高脱氮率。能起同样作用的还有VIP工艺。Eimco公司的Bardenpho工艺在AO和A2O基础上又增加一个缺氧区和好氧区，起到了精脱氮的作用。Bardenpho工艺包括四区工艺和五区工艺两种，四区工艺用于脱氮，五区工艺用于脱氮除磷。另一类A2O的改进工艺是利用污泥发酵产生的易降解有机物(VFA)，补充到A2O工艺中的厌氧段或缺氧段，以提高脱氮除磷效率。主要有NTH、Hypro Concept、Owasa、UBC和EASC等工艺类型。
Owasa是美国工艺，特点是初沉污泥经发酵之后，进行重力浓缩，上清液进入池的厌氧或缺氧段。NTH是挪威工艺，特点是将初污泥首先进行浓缩，将浓缩后的污泥进行热水解(100～180℃)，之后再进行离心分离，将分离液回流至池的缺氧段。挪威污水的BOD5/TN极低，脱氮所需VFA严重不足，而热水解可提供较大的VFA量，能满足脱氮需要。
Hypro Concept是一种丹麦工艺流程。当采用前置化学除磷时，初沉池出水中的BOD5会大大降低，必定满足不了后续脱氮的需要，因而必须将初沉污泥进行发酵，并离心浓缩，将富含VFA的离心液回至反硝化区。
UBC是加拿大工艺，其特点是初沉污泥经发酵后，将部分污泥回至初沉池前端，另一部分去污泥处理区，不设发酵污泥的浓缩单元。实际上，回至初沉池的发酵污泥在沉淀过程中，将VFA与污水充分混合，进入后续脱氮除磷系统。在UBC工艺中，初沉池代替了浓缩单元。EASC出现于德国，称之为延时厌氧污泥接触工艺。其特点是回流污泥排至初沉池，初沉污泥排入池。在EASC工艺中，回流污泥中的硝酸氮和DO，入流污水中的硝酸氮、NXO等均将在初沉池被消耗掉，从而不影响后续的脱氮除磷。同时，初沉污泥中的VFA进入池后，也能补充脱氮除磷所需的磷源。
另外还有一些脱氮除磷工艺，虽然机理上并无新意，但却能降低系统的总水力停留时间，节省投资。如多级串联脱氮工艺以及RDN工艺等。多级串联生物脱氮工艺有两种：Cascade NdN和Cascade dNN工艺。前者为多级串联的后置脱氮工艺，不需内回流，但需多点进水运行。后者为多级串联的前置脱氮工艺，每一级均需设置内回流。RDN是捷克开发的一种工艺，特点是在AO脱氮系统中，增设一个污泥再池，增大了系统的好氧污泥龄。在同样的脱氮效率下，RDN较AO水力停留时间可缩短，从而使投资节省。
以上生物脱氮除磷工艺大多开发于80年代末90年代初，已在污水处理厂获得广泛应用。自1994年以来，对生物脱氮除磷机理的研究有了新的进展，在此基础上出现了一些新工艺
缺氧与反硝化是联系紧密的两个概念。缺氧是指混合液中只存在化合态氧(NO-X)而不存在分子态氧的一种状态。当既无NO-X又无DO时，则为厌氧状态。在缺氧状态下，NO-X是唯一的最终电子受体。如果存在可利用的碳源，则微生物必然进行反硝化。但此时如果存在溶解氧，微生物将优先利用O2作为最终电子，从而抑制反硝化。因此，在实际污水处理中，N2O工艺一般要求缺氧段的DO<0.5mg/l。但近年来发现DO>0.5mg/l时，缺氧段也能继续保持反硝化。同时，由于DO的提高，硝化也同时存在。由此人们认识到，硝化和反硝化可以在某个较高的DO范围(如10～15mg/l)内同步进行。对同步硝化和反硝化现象可能的解释是：活性污泥中的硝化细菌易于脱离污泥絮体而游离存在，或主要生存在絮体的外层，而进行反硝化的异氧菌则主要集中在絮体内部。当控制DO在合适的范围时，混合液主体以及污泥絮体外层处于好氧状态，硝化细菌进行硝化，而污泥絮体内部处于缺氧状态，异氧菌进行反硝化。基于同步硝化反硝化的工艺有：NdeN工艺、Orbalsim Pre工艺和OAO工艺。NdeN是美国Enviro公司的专利工艺，流程如图1。
NdeN工艺在达到同样的脱氮效率时，需要的水力停留时间较AO脱氮工艺短，因而可节省投资。Orbalsim Pre工艺是Enviro公司将同步硝化反硝化原理在ORBAL氧化沟上的应用，属前置同步硝化反硝化的OrbalRBAL氧化沟。Orbalsim Pre一般分三沟串联，第一沟进行同步硝化反硝化，第二、三沟进行硝化。OAO是日本应用同步硝化反硝化开发的工艺，如图2所示：
O1中的DO值由混合液的ORP控制，即控制ORP在要求范围内，保证硝化反硝化同步进行。AN为厌氧段，用于聚磷菌释放磷。
AO生物除磷的基础是：聚磷菌在厌氧状态下释放磷，在好氧状态下大量吸收磷。在实际的A2O系统中，发现混合液中磷的浓度经缺氧区之后降低了50%以上。这说明，聚磷菌在缺氧状态下亦能大量吸收磷。后来的一系列实验也证明，聚磷菌在分解有机物，为大量吸收磷获取能量的过程中，更易以NO3-为最终电子受体。即聚磷菌在缺氧状态下的吸磷速率要高于好氧状态下的吸磷速率，亦即聚磷菌也能进行反硝化。虽然这一现象的原因尚不清楚，但已经出现基于这一现象的两种最新脱氮除磷工艺：Dephanox工艺和BCFS工艺。De Phanox工艺的流程如图3。
在该工艺流程中，硝化后的污水与充分放磷后的聚磷菌在Dephanox池中混合，聚磷菌进行反硝化吸磷。由于脱氮与除磷过程不再竞争VFA，当采用Dephanox工艺时，即使SBOD5/TP很低，也可能不再需要外加碳源。BCFS工艺的流程如图4所示。
以上工艺特别适于反硝化聚磷菌的繁殖，实现脱氮与除磷的有机结合。传统的硝化过程系将氨氮氧化为亚硝酸氮，再氧化为硝酸氮。反硝化系将硝酸氮逐步还原为N2。
在超高胺氮负荷AO脱氮系统中，人们发现通过控制温度和pH，可使硝化只进行到亚硝酸氮，然后将亚硝酸氮进行反硝化，从而实现脱氮。这一“短路”脱氮过程可以降低系统的水力停留时间和耗氧量。对应的有Sharon工艺。该工艺适合于胺氮浓度很高的消化回流或垃圾填埋渗滤液的脱氮，投资和运行费用均低于AO脱氮工艺，温度可控制在35℃，pH控制在7～8。
1.5 投料和投加载体方面的改进
向活性污泥工艺的池中投加一些具有吸附性能的活性材料可以提高污泥浓度，显著改善污泥的沉降性能。较早的工艺有PACT工艺，即粉末活性炭活性污泥工艺。由于粉末活性炭的成本较高，再生也较困难，PACT应用不多。近年来出现了所谓的LUZENAC工艺。该工艺采用的投加材料为滑石，主要成分为水合硅酸镁[Mg3Si4O10(OH)2]，使投料活性污泥工艺的运行成本大大降低。
在池内加入载体，可提高活性污泥浓度，使系统的水力停留时间大大缩短。很多国家在这方面进行了大量的研究和实践，摸索出了一批合适的载体类型。国际上较有代表性的工艺有KMT工艺、CcptorR工艺、Biofor工艺、Linpor工艺和IFAS工艺。其中IFAS工艺为集成固定膜活性污泥工艺，其余均为悬浮态生物膜活性污泥工艺；KMT为挪威和瑞典工艺，载体材质采用聚乙烯塑料，为直径7mm，高12mm的空心圆柱；Captor为美国工艺，它采用聚氨酯材料，是12mm×25mm×25mm的长方体；LINPOR为德国工艺，是12mm×12mm×12mm的立方体；Biofor为法国工艺，载体为3mm左右的不规则砂质颗粒。
2 污泥膨胀和生物泡沫问题
1932年法国人Donaldso首先发现了活性污泥中的丝状菌膨胀问题。1969年，Anon首先在美国的Milwaukee污水处理厂发现了生物泡沫问题。从污泥膨胀和生物泡沫出现之日起，人们就开始研究其产生的原因，寻找控制对策，但直到现在并没有解决。
应该说，在污泥膨胀控制方面，也取得了许多重要进展，但这些进展落后于新工艺带来的新膨胀问题。1975年，Eikelboom系统地总结出了一套丝状微生物分类及鉴别方法，为控制污泥膨胀提供了基础。1973年，Chudoba提出了KST理论(动力学选择)和生物选择器的概念，为控制污泥膨胀找到了一个正确的方向。
1977年，Cooper提出了缺氧选择器的概念，Spector提出了厌氧选择器的概念。80年代末，Jenk Ins提出了MST理论(代谢选择)，并结合80年代的实践成果，系统地提出了好氧选择器、缺氧选择器及厌氧选择器的理论和设计方法。世界各地的大量实践证明，生物选择器能永久性地控制由以下丝状菌导致的污泥膨胀：021N；Thiothrix；S.Natans；1701；N.Limicola；H.Hydrossis。遗憾的是，以上种类只是导致中等污泥负荷活性污泥膨胀的丝状菌。在低负荷系统中，以上丝状菌一般不会成为优势种类。尤其在脱氮除磷系统中，厌氧区和缺氧区本身就具有代谢选择功能，使以上种类失去了繁殖的可能。
在丹麦、瑞典、荷兰、德国、法国、意大利、英国、南非和澳大利亚等国家几千座处理厂进行的调查表明：生物脱氮除磷活性污泥系统更容易产生丝状菌污泥膨胀。常见的丝状菌为：M.Parvicella；0092；Nocadiaspp.；0675；1851；0041。其中，M. Parvicella是导致污泥膨胀的最主要种类。Nocadiaspp.是导致生物泡沫的主要种类。M. Parvicella也常导致泡沫，其产生的泡沫比Nocadia产生的泡沫更加粘稠，常称之为生物浮渣。M. Parvicella产生的污泥膨胀及浮渣出现在较冷的季节，有时能从秋末持续到初春。而Nocadiaspp.产生的泡沫常出现在夏季。污泥膨胀和生物浮渣及泡沫问题会严重干扰处理厂的运行控制和维护管理。污泥膨胀会使整个工艺状态偏离控制要求，严重时则造成污泥流失，导致运行失败。
生物泡沫对运行的影响有时会达到难以想象的程度。澳大利亚某处理厂由M.Parvicella导致的生物浮渣，最厚达到1.5m。瑞典斯德歌尔摩的Hilm Merfjarden处理厂自1994年以来一直存在着严重的生物泡沫。该厂的泡沫曾随排泥进入消化池，然后自沼气管道进入了沼气锅炉。美国某处理厂曾出现大量浮渣堵塞了消化池液面至池盖之间的空间，使初沉出水无法流入池。美国另一处理厂生物浮渣严重时，核算发现池内45%的MLSS(活性污泥中悬浮固体含量)转移到了浮渣中。理论上不能证明生物选择器能控制M.Parvicella产生的膨胀和浮渣，以及Nocadiaspp.产生的泡沫。实践中也基本没有成功的经验。许多污水厂曾尝试加氯杀灭M.Parvicella，但收效不大。因其菌丝有相当部分深藏在絮体内部。虽然世界各地进行了大量的研究和实践，目前仍没有找到控制M.Parvicella的对策。
对该种丝状菌初步进行的一些纯培养研究发现：厌氧、缺氧、好氧交替循环的环境，尤其适合该种丝状菌大量繁殖。因此，为脱氮除磷设置的工艺状态，恰恰为M.Parvicella的大量繁殖创造了条件。或许，M.Parvicella是留待下世纪解决的一个课题。
3 活性污泥工艺的发展趋势
通过几十年的研究与实践，活性污泥工艺已经成为一种比较完善的工艺。在池形、运行方式、方式、载体等方面已经很难有较大的发展。用常规手段也已经很难在生物学方面有所突破。笔者认为该工艺未来两个大的方向是膜分离技术和分子生物学技术的应用。
3.1 膜分离技术的应用
用膜分离代替沉淀进行泥水分离，可带来活性污泥工艺的以下变化：
①不再存在污泥膨胀问题。在调控活性污泥系统时，不必再考虑污泥的沉降性能问题，从而使工艺控制大大简化；
②池的污泥浓度将大大提高(MLSS可以大于20000mg/l)从而使系统可在超大泥龄、超低负荷状态下运行，充分满足去除各种污染物质的需要；
③在同样的处理要求下，可使池容积大大减小，节省处理厂的占地面积；
④污泥浓度的提高，将要求较高的速率，因而纯氧将随着膜分离而被大量采用。
虽然膜分离目前还存在易堵塞等方面的问题，但这些问题正逐步得到解决。实际上，目前已有一批膜分离活性污泥系统在运行，如日本Hiroshiwa市的Higashi污水处理厂的膜分离系统已连续运行3年。
3.2 分子生物技术的应用
目前分子生物技术已开始应用于污水处理领域。为搞清聚磷菌除磷的生化机理，已开始用分子诊断技术获取聚磷菌的遗传信息。现在从活性污泥中已发现的30多种丝状菌中，只有4种准确命名及生物分类学定位，因为这些丝状菌大部分无法进行分离纯培养。目前正用分子诊断技术进行这些丝状菌的生物学定位，以进一步准确了解其特性。
分子诊断技术的大量应用，活性污泥微生物基因库的建立，在此基础上用基因技术培育具有高效活性的污泥菌种，进一步提高处理效果，是未来发展的方向。
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