活性污泥法技术现状及发展趋势？
活性污泥法于本世纪初出现在英国，随后迅速在欧美得到应用。早在20世纪20年代初，我国上海就建成了活性污泥法污水处理厂。20世纪30年代初，日本也开始采用活性污泥法处理污水。20世纪60年代以前，各地采用的活性污泥法与原始形式基本相同，称为传统活性污泥法。自20世纪60年代以来，日益严重的水污染问题迫切需要建设大量的污水处理厂，这使得活性污泥法发展迅速。从工艺改进和污泥膨胀两个方面回顾了活性污泥法的技术发展，并探讨了该工艺未来的发展趋势。
1，活性污泥法的改进
传统活性污泥法采用中等污泥负荷，曝气池为连续推流式。目前，仍有大量采用传统活性污泥法的处理厂在运行。如果只要求去除有机污染物，传统的活性污泥法仍然是可行的选择。对传统活性污泥法的各种改进产生了许多不同的活性污泥法。有些工艺比传统工艺功能更强，有些工艺更稳定，而另一些则便宜得多或操作更方便。这些技术改进完全满足各种治疗要求。这些改进可分为池形、运行方式、曝气方式、生物和添加填料的改进。
1.1，池形改善
传统工艺用的是推流式曝气池，后来出现了完全混合式曝气池。推流式和完全混流式各有利弊。与活塞流相比，全混流型抗冲击负荷能力强，但容易出现短流。此外，完全混合的活性污泥系统容易发生丝状菌污泥膨胀。氧化沟是一种循环流，介于完全混合和推流之间，兼有两者的优点。氧化沟工艺最显著的特点是操作管理简单，出水稳定。
1.2，运行方式的改变
传统工艺是连续流运行方式，从曝气池前端进水。早期改进的运行方式是多点进水工艺。多点进水的初衷是平衡沿塘的污泥负荷和需氧量，但后来被逐渐递减的曝气工艺所取代。采用串联反硝化工艺时，采用多点进水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加时，改为多点进水运行可有效防止污泥流失。
SBR是间歇式活性污泥法，曝气和沉淀在同一个池中完成，省去了二沉池和回流系统，简化了操作。最初的SBR系统间歇运行，有进水口和出水口。后来，在反应器中增加了前置区，实现了连续进水和间歇出水。这种改进的目的是为脱氮除磷工艺补充碳源，同时也抑制丝状菌的生长。对应的工艺有CASS和ICEAS。CASS，这是Trausenviro公司的专利工艺。ICEAS是一种间歇循环延长曝气系统，是ABJ公司的专利工艺。这两个过程的本质特征是连续进水和间歇出水，属于同一个过程。此外，还有许多SBR工艺，如AquaSBR、OmNifloSBR、BPAS、Fluidyne等。这些工艺均在曝气设备和滗水器上进行改进，运行方式与原SBR一致。t型氧化沟是另一种间歇运行方式，两侧沟周期性地处于曝气沉淀状态，因此也省去了二沉池和回流系统。通过合理调整运行周期和程序，T型氧化沟也能进行硝化反硝化。
T型氧化沟的缺点是转刷利用率太低，脱氮效率不高。为此，克鲁格公司开发了De氧化沟。这种氧化沟是半间歇运行，有二沉池和回流系统。两条沟渠为一组，交替处于硝化和反硝化状态。只有脱氮作用的De氧化沟称为生物脱氮工艺；当在氧化沟外设置厌氧池实现除磷时，称为生物除磷工艺。由于增加了二沉池和回流系统，德沟的转刷利用率明显提高。
间歇操作的最新改进是Seghers公司的Unitank工艺。该工艺的运行方式类似于T型氧化沟，但运行程序似乎更优化。
1.3，曝气方式的改变
传统的活性污泥法同时采用鼓风曝气和机械表面曝气。鼓风曝气有两种形式:穿孔管曝气和微孔曝气。穿孔管鼓风曝气因其氧传递效率和动态效率较低，在实践中很少使用。
曝气方式的改进主要是提高充氧性能，方便运行维护。射流曝气是曝气方式的早期改进。其充氧性能高于穿孔管曝气，维护方便。目前仍有新型射流曝气装置。陶瓷微孔曝气器早在20世纪80年代就被采用，但一直没有得到广泛应用。80年代中期，大量污水处理厂改造为陶瓷微孔曝气器，但在90年代很快被橡胶隔膜曝气器取代。隔膜曝气器的显著特点是不堵塞、不结垢，但由于材料原因，其寿命和理化稳定性仍是一个有待解决的问题。
纯氧曝气也是对早期曝气方式的改进，其显著特点是充氧性能大大提高。究其原因，是由于氧分压的增加，增加了氧在污水中的饱和溶解度，进一步增加了氧传质扩散的驱动力。深层曝气的充氧性能也有很大提高，但原因是压力的增加使扩散和传质的驱动力增加。目前，气提反应器使得深度曝气工艺趋于优化。
1.4，生物改良
传统活性污泥法采用中等污泥负荷。早期的改进方法有高负荷过程和低负荷过程。高负荷工艺又称高速曝气工艺，主要是利用活性污泥的强吸附性能，在短时间内去除大部分有机物。吸附再生工艺和AB工艺的A段也严格属于高速曝气工艺。低负荷工艺又称延长曝气工艺，既能去除有机物，又能实现污泥的好氧稳定化。
传统活性污泥法最大的改进是各种脱氮除磷工艺的出现。早期的反硝化工艺采用两级或三级活性污泥法，有机物的分解、硝化和反硝化在不同的活性污泥系统中完成，反硝化过程需要额外的碳源。20世纪70年代初，Wuhrmann工艺将有机物分解、硝化和反硝化结合到一个活性污泥系统中，形成了早期的OA脱氮工艺。LudzackEttinger工艺将反硝化阶段移至硝化阶段的前端，并将OA工艺改进为AO工艺。之后Baranard提出MLE工艺，在LudzackEttinger工艺中加入混合液内循环，形成了现在广泛使用的AO脱氮工艺。
生物除磷工艺的发展与生物脱氮基本同步。早在20世纪50年代就发现了活性污泥的“LuxuryupTank”现象。但60年代中期开始理论研究，70年代形成了目前的AO除磷工艺，也称Phoredox工艺。AO生物除磷工艺有两种类型:主流除磷和侧向除磷。主流除磷工艺将释磷的厌氧段设置在主工艺流程上，而侧流工艺的厌氧段不在主工艺流程上，称为剥离池。横向流动过程也称为Phostrip过程。改进的目的是增加一个出磷口，提高除磷率。
A2O工艺将生物脱氮除磷集成在同一个活性污泥系统中，是生物脱氮除磷的初始结合点。A2O工艺是美国AirProducts公司的专利，但很快被生物脱氮除磷领域的许多其他专利工艺所取代。A2O工艺的改进是建立在大量生物脱氮除磷基础研究的基础上的。改进的目的是消除脱氮除磷之间的相互干扰，提高脱氮除磷效率，降低运行成本。
UCT法和MUCT法的主要特点是消除回流污泥中的硝酸盐氮或DO对聚磷菌释磷过程的影响。MUCT有两个独立的缺氧区，可以最大限度地减少这种影响，增加内部回流比，提高脱氮率。VIP技术也可以起到同样的作用。Eimco公司的Bardenpho工艺在AO和A2O的基础上增加了缺氧区和好氧区，起到了精细脱氮的作用。Bardenpho过程包括四区过程和五区过程。四区工艺用于脱氮，五区工艺用于脱氮除磷。另一类A2O改良工艺是利用污泥发酵产生的易降解有机物(VFA)来补充A2O工艺中的厌氧阶段或缺氧阶段，提高脱氮除磷效率。主要有NTH，HyproConcept，Owasa，UBC和EASC过程类型。
Owasa是美国工艺，特点是初沉污泥经过发酵后重力浓缩，上清液进入曝气池的厌氧或缺氧段。NTH是一种挪威工艺，其特点是将初沉污泥浓缩，将浓缩污泥进行热水解(100 ~ 180℃)，然后进行离心分离，分离出的液体返回曝气池缺氧段。挪威污水的BOD5/TN极低，脱氮所需的VFA严重不足。而热水解可以提供大量的VFA，可以满足脱氮的需要。
HyproConcept是一个丹麦的技术过程。采用预化学除磷时，初沉池出水的BOD5会大大降低，肯定不能满足后续脱氮的需要。因此，初沉污泥必须经过发酵和离心浓缩，富含VFA的离心液将返回反硝化区。
UBC是加拿大工艺，其特点是初沉污泥发酵后，一部分污泥返回初沉池前端，另一部分进入污泥处理区，没有发酵污泥浓缩单元。实际上，返回初沉池的发酵污泥在沉淀过程中与污水充分混合VFA，进入后续的脱氮除磷系统。在UBC工艺中，初沉池取代了浓缩单元。EASC出现在德国，称为延迟厌氧污泥接触工艺。其特征在于回流污泥排至初沉池，初沉污泥排至曝气池。在EASC工艺中，回流污泥中的硝酸盐氮和DO以及进水污水中的硝酸盐氮和NXO会在初沉池中被消耗掉，不会影响后续的脱氮除磷。同时，初沉污泥中的VFA也可以补充进入曝气池后脱氮除磷所需的磷源。
此外，还有一些脱氮除磷工艺，虽然在机理上并不新颖，但可以减少系统的总水力停留时间，节省投资。如多级串联脱氮工艺和RDN工艺。串联的多级生物脱氮工艺有两种:CascadedNN工艺和CascadedNN工艺。前者是多级串联后反硝化工艺，不需要内回流，但需要多点进水。后者是串联的多级前置反硝化工艺，每一级都需要配备内回流。RDN是捷克开发的一种工艺，其特点是在AO反硝化系统中增加一个污泥再曝气池，从而增加系统的好氧污泥龄。在相同的脱氮效率下，RDN比AO能缩短水力停留时间，从而节省投资。
上述生物脱氮除磷工艺大多发展于20世纪80年代末90年代初，已广泛应用于污水处理厂。1994以来，生物脱氮除磷机理研究取得新进展，在此基础上出现了一些新工艺。
缺氧和反硝化是两个密切相关的概念。缺氧是指混合溶液中只有结合氧(NO-X)，而没有分子氧的一种状态。当既没有NO-X也没有DO时，就是厌氧。NO-X是缺氧状态下唯一的最终电子受体。如果有可利用的碳源，微生物必然会进行反硝化作用。但如果此时存在溶解氧，微生物会优先利用O2作为最终电子，从而抑制反硝化作用。因此，在实际污水处理中，N2O工艺一般要求缺氧段在DO为0.5 mg/L时维持反硝化作用..同时，硝化作用也因为DO的增加而存在。因此，在一定的高DO范围内(如10 ~ 15 mg/L)，硝化和反硝化是可以同时进行的。同步硝化反硝化的可能解释是活性污泥中的硝化细菌容易离开污泥絮体而自由存在，或者主要生活在絮体的外层，而用于反硝化的异养细菌主要集中在絮体中。当DO控制在合适的范围内时，混合液主体和污泥絮体外层处于好氧状态，硝化菌处于硝化状态，而污泥絮体内部处于缺氧状态，异养菌处于反硝化状态。基于同步硝化和反硝化的工艺有:NdeN工艺、OrbalsimPre工艺和OAO工艺。
NdeN工艺达到相同的脱氮效率时，所需的水力停留时间比AO工艺短，因此可以节省投资。ORBALsimPre工艺是Enviro公司将同步硝化反硝化原理在Orbal氧化沟中的应用，属于前置同步硝化反硝化的Orbal氧化沟。OrbalsimPre一般分为串联的三条沟，第一条沟进行同步硝化反硝化，第二、三条沟进行硝化。
O1中的DO值由混合溶液的ORP控制，即ORP控制在要求的范围内，保证同步硝化反硝化。AN为厌氧段，用于聚磷菌释磷。
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，发现混合溶液中的磷浓度在通过缺氧区后降低了50%以上。这说明聚磷菌在缺氧条件下也能大量吸收磷。后来的一系列实验也证明，聚磷菌在分解有机物和获得吸收大量磷的能量过程中，更可能利用NO3-作为最终的电子受体。即聚磷菌在缺氧状态下的吸磷速率高于好氧状态，即聚磷菌也能进行反硝化作用。虽然这一现象的原因尚不清楚，但基于这一现象出现了两种最新的脱氮除磷工艺:脱磷工艺和BCFS工艺。
在该工艺中，硝化后的污水在脱磷池中充分释磷后与聚磷菌混合，聚磷菌进行反硝化吸磷。由于脱氮除磷工艺不再争夺VFA，当采用Dephanox工艺时，即使SBOD5/TP很低，也可能不需要额外的碳源。
上述工艺特别适合反硝化聚磷菌的繁殖，实现了脱氮除磷的有机结合。在传统的硝化工艺中，氨氮被氧化为亚硝酸盐氮，然后再氧化为硝酸盐氮。反硝化系统逐渐将硝态氮还原为N2。
在超高氨氮负荷的AO脱氮系统中，发现通过控制温度和pH，只能对亚硝酸盐氮进行硝化，然后进行反硝化，实现脱氮。这种“短路”脱氮过程可以减少系统的水力停留时间和耗氧量。对应于沙龙进程。该工艺适用于高浓度胺和氮的消化回流或垃圾渗滤液的脱氮。投资和运行费用比AO脱氮工艺低，温度可控制在35℃，pH可控制在7 ~ 8。
1.5，进料和添加载体的改进
在活性污泥法的曝气池中加入一些具有吸附性能的活性物质，可以提高污泥浓度，显著改善污泥的沉降性能。早期的工艺是PACT工艺，即粉末活性炭活性污泥法。由于粉末活性炭的高成本和难以再生，PACT没有被广泛使用。近年来，出现了所谓的LUZENAC进程。该工艺使用的给料为滑石，主要成分为水合硅酸镁[Mg3Si4O10(OH)2]，大大降低了活性污泥给料工艺的运行成本。
在曝气池中加入载体可以提高活性污泥的浓度，大大缩短系统的水力停留时间。许多国家在这一领域做了大量的研究和实践，探索了许多合适的载体类型。世界上最具代表性的工艺有KMT工艺、CcptorR工艺、Biofor工艺、Linpor工艺和IFAS工艺。其中，IFAS工艺为一体化固定膜活性污泥工艺，其余均为悬浮生物膜活性污泥工艺；KMT是挪威和瑞典的技术，载体材料是聚乙烯塑料，是直径7mm，高12mm的空心圆柱体；Captor是美国工艺，聚氨酯材质，12mm×25mm×25mm的长方体；LINPOR是德国工艺，是12mm×12mm×12mm的立方体；Biofor是法国工艺，载体是3 mm左右的不规则砂粒。
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的丝状菌膨胀问题。1969年，Anon在美国密尔沃基污水处理厂首次发现生物泡沫问题。自从污泥膨胀和生物泡沫出现以来，人们就开始研究其原因，寻求控制对策，但至今没有得到解决。
应该说，污泥膨胀控制已经取得了许多重要进展，但这些进展滞后于新工艺带来的新的膨胀问题。在1975中，Eikelboom系统地总结了一套丝状微生物的分类鉴定方法，为控制污泥膨胀提供了依据。1973中，丘多巴提出了KST理论(动态选择)和生物选择器的概念，为控制污泥膨胀找到了正确的方向。
在1977中，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，JenkIns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、厌氧选择器的理论和设计方法。世界范围内的大量实践证明，生物选择器可以永久控制由以下丝状菌引起的污泥膨胀:021N；；ThiothrixS . Natans1701;n .利米科拉；不幸的是，上述物种只是在中等污泥负荷下引起活性污泥膨胀的丝状菌。在低负荷系统中，上述丝状菌一般不会成为优势种。特别是在脱氮除磷系统中，厌氧区和缺氧区具有代谢选择功能，使上述物种失去了繁殖的可能。
对丹麦、瑞典、荷兰、德国、法国、意大利、英国、南非和澳大利亚的数千个处理厂的调查表明，丝状菌污泥膨胀更容易发生在生物脱氮除磷活性污泥系统中。常见的丝状细菌有:微小分枝杆菌；；0092;诺卡迪亚斯普。；0675;1851;0041.其中，微小芽孢杆菌是最重要的污泥膨胀类型。诺卡迪亚斯普。是生物泡沫的主要类型。微小M.Parvicella也经常会产生泡沫，它产生的泡沫比诺卡氏菌产生的泡沫更粘稠，也就是通常所说的生物浮渣。微小芽孢杆菌产生的污泥膨胀和浮渣出现在较冷的季节，有时从深秋持续到早春。Nocadiaspp产生的泡沫。经常出现在夏天。污泥膨胀、生物浮渣和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，严重时会造成污泥流失，导致运行失败。
生物泡沫对操作的影响有时会达到难以想象的程度。澳大利亚某处理厂由微小芽孢杆菌引起的生物浮渣厚达1.5m瑞典斯德哥尔摩的希尔默夫哈尔登处理厂从1994开始就出现了严重的生物泡沫。这个厂的泡沫曾经随污泥进入沼气池，然后从沼气管道进入沼气锅炉。在美国的一个处理厂，大量的浮渣曾经堵塞了消化池的液面和池盖之间的空间，使得一级出水无法流入曝气池。美国另一家处理厂生物浮渣严重时，发现曝气池中45%的MLSS(活性污泥中的悬浮固体含量)转移到了浮渣中。从理论上讲，不能证明生物选择器能够控制微小芽孢杆菌产生的膨胀和浮渣以及诺卡氏菌产生的泡沫。实践中基本没有成功的经验。很多污水处理厂都尝试过投加氯气杀灭微小芽孢杆菌，但效果不大。因为它的菌丝体有相当一部分深藏在絮状物内部。尽管世界各地进行了大量的研究和实践，但仍未找到控制细小分支杆菌的对策
对这种丝状真菌的纯培养的一些初步研究发现，厌氧、缺氧和好氧循环交替的环境特别适合这种丝状真菌的大量繁殖。因此，脱氮除磷的技术状态正好为微小芽孢杆菌的大量繁殖创造了条件，也许微小芽孢杆菌是下个世纪需要解决的课题。
3.活性污泥法的发展趋势
经过几十年的研究和实践，活性污泥法已经成为一种比较完善的工艺。在池型、运行方式、曝气方式、载体等方面很难有大的进步。用常规手段也很难在生物学上有所突破。作者认为膜分离技术和分子生物学技术的应用是该过程未来的两大发展方向。
3.1、膜分离技术的应用
用膜分离代替沉淀来分离泥水可以给活性污泥工艺带来以下变化:
①污泥膨胀问题不复存在。调节活性污泥系统时，不必考虑污泥的沉降性能，大大简化了过程控制；
②曝气池内的污泥浓度将大大提高(MLSS可达20000mg/L以上)，使系统能够在超泥龄、超低负荷的条件下运行，充分满足去除各种污染物的需要；
(3)在相同的处理要求下，曝气池的体积可以大大减小，节省处理厂的占地面积；
④污泥浓度的增加需要更高的曝气量，因此纯氧曝气将广泛应用于膜分离。
虽然膜分离还存在易堵塞等问题，但这些问题正在逐步解决。事实上，目前已有多个膜分离活性污泥系统投入运行，如日本广石川东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，分子生物技术已经应用于污水处理领域。为了了解聚磷菌除磷的生化机理，人们利用分子诊断技术获得了聚磷菌的遗传信息。在活性污泥中发现的30多种丝状真菌中，只有4种被准确命名和定位，因为这些丝状真菌中的大多数不能被分离和培养。目前正在利用分子诊断技术对这些丝状细菌进行定位，以便进一步准确了解它们的特性。
广泛应用分子诊断技术，建立活性污泥微生物基因库，并在此基础上通过基因技术培育高活性污泥菌株，进一步提高处理效果，是未来的发展方向。
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