刘艳芳，高 玮，娄晓月，李 功，刘昊昀，李再兴

（1.河北科技大学环境科学与工程学院，河北 石家庄050018；2.河北省污染防治生物技术实验室，河北 石家庄 050018；3.河北科技大学 建筑工程学院，河北 石家庄 050018；4.天津市瑞德赛恩水业有限公司，天津300270）

0 引 言

活性污泥法因其处理效果好、易管理等优点，已成为目前国内外应用最广泛的污水处理技术，但该技术在净化污水的同时会产生大量的剩余污泥。据资料显示，截至2018年6月底，全国污泥年产量已达到5 000万t（含水率为80%），预计到2025年，我国的污泥年产量将达到6 000～9 000万t（含水率为80%）。如何实现污泥减量化，并降低污泥的外排体积，已经成为了今后污水处理行业亟待解决的问题。

由于臭氧氧化污泥原位减量技术具有臭氧氧化的能力强、微生物细胞破解的效率高、反应的副产物少、能改善污泥沉降性等特点，成为了研究者关注的热点。

本文从臭氧污泥原位减量化的技术原理着手，分析了臭氧氧化污泥原位减量的主要影响因素以及臭氧化污泥回流对系统产生的影响，并对该技术的发展前景进行展望，以期为污泥原位减量技术的工程应用提供参考。

1 臭氧氧化污泥原位减量作用机理

臭氧氧化处理污泥的过程主要有污泥解絮、溶胞和矿化3个阶段。

1.1 污泥解絮阶段

臭氧投入初期，即污泥解絮阶段，臭氧主要起到分散污泥絮体的作用。

污泥絮体是由胞外聚合物结合在一起的微生物聚集体，臭氧可能导致胞外聚合物发生破坏，从而使得微生物更容易被臭氧氧化，同时提高了污泥的可生物降解性。

1.2 溶胞阶段

随着臭氧的持续投入，进入溶胞阶段。该阶段臭氧从菌胶团外部开始向内逐渐进行大面积溶胞，污泥开始减量，其减量幅度能达到总减量的50%～70%，是减量的主要贡献阶段。

1.3 矿化阶段

当污泥体系中的微生物基本死亡时，臭氧的氧化目标转向上清液的溶出物，从而进入矿化阶段，开始对溶出的有机物进行矿化分解，约有1/3的污泥氧化成CO2、NO3-、H2O等无机物，从而使得污泥减量。

经臭氧氧化后，污泥回流到生化系统中，系统微生物利用衰亡微生物溶解产物进行隐形生长，臭氧氧化污泥溶解-隐性生长的连续循环导致了污泥的净减少。

臭氧氧化污泥原位减量的原理如图1所示。

图1 臭氧氧化污泥原位减量的原理Fig.1 Principle of in situ reduction of ozonation sludge

臭氧氧化污泥的过程如图2所示。

图2 臭氧氧化污泥的过程Fig.2 Progress of ozonation sludge

2 臭氧氧化对污泥减量化的影响因素分析

2.1 臭氧投加量

臭氧投加量是影响污泥减量化的主要因素。一般来说，污泥减少量会在某个范围内（10～200 mg O3/g SS）与臭氧投加量成正比。

不同的臭氧投加量下进行的污泥减量的效果见表1。

表1 不同臭氧投加量下进行污泥减量的效果Table 1 Effect of sludge reduction under different ozone dosage

潘艳萍等人研究结果表明，在54 mg O3/g SS和80 mg O3/g SS 2个臭氧投加量下，悬浮固体（SS）减量率分别为36.5%和64.5%，挥发性悬浮固体（VSS）减量率分别为41.4%和70.8%，污泥减量效果明显。

汪鲁等人通过半连续式实验也得到了相似的结论，随着臭氧投加量的增加（0～154 mg O3/g SS），污泥的细胞溶解率逐渐增大，由0增加到26%，污泥浓度（MLSS）逐渐减小。

然而，大量的细胞溶解并不是影响污泥减量的最重要的因素。在低臭氧投加量（11 mg O3/g MLSS）下，虽然细胞溶解程度较轻（3%），仍有大量的大分子和营养物释放到上清液中。

王瑞民等人的研究结果也证明了这一观点，即使臭氧投加量为10 mg O3/g MLSS时，仍可在保证化学需氧量（COD）和氨氮处理效果的基础上，达到明显的污泥减量效果。

臭氧投加量的增加，对污泥减量的促进作用存在一个最佳值。当达到最佳值时，继续增加臭氧投加量，对污泥减量作用的提高不明显，甚至可能会产生副作用。

分析认为臭氧投加量过大，可能会生成抑制臭氧或自由基氧化的中间体和副产物，加大臭氧的消耗，削弱臭氧对溶胞阶段释出有机物的矿化作用。因此，通过提高臭氧投加量来实现污泥减量是不可行的，必须根据实验来确定臭氧的最佳投加量。

2.2 臭氧投加方式

当臭氧投加量相同时，通过适当调整臭氧的投加方式，可以提高污泥的减量率。臭氧投加量由臭氧浓度、流量、接触时间3个因素决定。

Semblante等人的研究显示，当臭氧投加量相同时，增加臭氧流量（350～940 L/h）和降低臭氧浓度（50～150 mg/L），可使污泥的上清液中COD升高50%（134～208 mg/L），污泥溶胞明显得到提升。所以，臭氧流量是影响臭氧进行气-液传质的重要因素。

史锦芳等人通过向污泥中通入臭氧进行静态试验，结果表明，随着接触时间的增加，污泥的溶胞效果得到了改善。反应30 min时，污泥的上清液中蛋白质的浓度为56.3 mg/L，是初始蛋白质浓度的4.52倍。这说明污泥减量受臭氧浓度、臭氧流量和反应时间的影响。

因此，可以在过程中通过控制臭氧发生器的参数，以控制系统的运营成本。

2.3 回流污泥中臭氧化污泥比例

有学者认为，臭氧化污泥回流量越大，污泥的减量效果越好。

李顺将臭氧氧化后污泥回流至SBR反应池的曝气段，发现当污泥回流量占剩余污泥量的50%、65%和80%时，污泥产量分别降低了48.8%、50.0%和75.6%，随着污泥回流量的增加，污泥减量效果越好。

也有学者认为污泥回流比存在最佳值。孟昭辉将臭氧氧化后污泥回流到A2O系统，当污泥的回流比为40%时，污泥的减量率为38.4%；当污泥的回流比为60%时，污泥的减量效果最好，污泥的减量率达到47.0%。继续增大污泥的回流比至80%时，污泥减量率下降到44.7%。

臭氧化污泥在回流污泥中所占比例与回流比共同作用，也会对污泥减量产生影响。

Wang等人的研究显示，将臭氧氧化污泥的比例从10%提高到20%，同时保持污泥回流比为1/3，使常规活性污泥的污泥产量降低了约8%。另一方面，将臭氧污泥的比例维持在20%，将污泥回流比从1/3提高到2/3，污泥产量减少了23%。

3 臭氧氧化对生化系统的影响分析

3.1 对污泥的影响

3.1.1 污泥活性

臭氧化污泥连续回流，可能对生物处理系统中微生物活性产生不利影响。

Nie等人发现在100 mg O3/g SS的条件下，经臭氧氧化的活性污泥的比耗氧速率低于未经臭氧氧化的活性污泥。

生物处理系统中比耗氧速率降低，意味着微生物的活性被抑制，这可能对处理污水的效率产生负面的影响，必须调整诸如臭氧投加量和反应时间之类的操作条件，以避免系统故障。

汪鲁等人研究得出，臭氧处理后污泥回流至生物处理系统，对微生物的生物活性无显著影响。3.1.2 沉降性能

污泥的沉降性能在活性污泥法处理过程中起着至关重要的作用，因为它决定了固液分离的效果，也就决定了二级出水中残留固体的浓度。

有研究证实，臭氧氧化污泥回流能使各种反应器的污泥容积指数（SVI）下降40%～70%，这表明污泥沉降性得到改善。

臭氧的投加量对污泥沉降性能的影响见表2。

表2 臭氧投加量对污泥沉降性能的影响Table 2 Effect of ozone dosage on sludge settling performance

但Demir和Filibeli发现，应用相对较高的臭氧投加量（＞30 mg O3/g TS）可能会使污泥的沉降性能恶化。这可能是因为过量的污泥溶解形成了沉降性能较差的细颗粒。

3.1.3 脱水性能

臭氧对污泥的脱水性能起改善或恶化的作用，取决于臭氧的投加量。有研究显示，较高的臭氧投加量，会使污泥的脱水性能得到改善，这是由于污泥溶解过程中结合水的释放。胶体颗粒和胞外聚合物对水分子有较高的亲和力，会使污泥脱水受到限制。

Ding等人发现，当臭氧投加量从100 mg O3/g SS增加到500 mg O3/g SS时，污泥的结合水含量降低了50%。

同样，Pei等人的研究显示，当臭氧投加量为400 mg O3/g SS时，脱水滤饼的体积减少了55%。然而，臭氧投加量较低（＜400 mg O3/g SS），则会使污泥的脱水性能恶化。

Araujo等人发现，在投加量为100～160 mg O3/g TSS的臭氧作用下，污泥的脱水性能有所降低，污泥的毛细吸水时间从151 s增加到382 s。脱水性能的恶化，可能是由于细颗粒量增加，导致了与结合水接触的表面积增加。

3.2 对出水水质的影响

3.2.1 COD去除

在污水处理系统中应用臭氧氧化污泥原位减量技术时，臭氧对出水水质的影响是一个需要重点考查的因素。由于污泥溶解，COD会有所增加。但有研究表明，系统COD去除率并不受影响或只是轻微的下降（5%～10%），出水COD基本稳定。这是由于溶解的COD大部分是可生物降解的，可以在经臭氧化的污泥返回反应器时被快速消耗掉。

3.2.2 N的去除

污泥溶解会导致含氮物质的释放，它们大部分以有机氮的形式存在。臭氧化污泥的含氮量较高，再循环可能会降低主反应器的脱氮效率。

在蒲欣等人的研究中，臭氧化污泥有机氮的释放，使污水中的总氮（TN）增加了10%，分析认为是臭氧破坏了硝化细菌，因此降低了反应器中TN的去除率。由于硝化或反硝化反应的抑制作用，臭氧化后总氮的去除效率降低了10%～20%。

不同臭氧投加量下TN的去除率见表3。

表3 不同臭氧投加量下TN的去除率Table 3 TNremoval rate under different ozone dosage

有许多研究表明，主要生物反应器的TN去除率仍然可以满足要求。当污泥适应连续臭氧化时，可以使反应器的性能保持稳定。

这一现象在Sui等人的研究中得到证实，虽然臭氧抑制了A-O反应器中的硝化作用，但它最终在没有干预的情况下得到了恢复，通过硝化/反硝化作用，去除了被臭氧溶解的含氮化合物。

Qiang的研究也显示污泥臭氧化应用于A2O工艺，对其脱氮效率是没有影响的。该系统能够处理污泥臭氧化过程中产生的剩余氮，出水TN浓度维持在可接受的水平（10 mg/L）。

3.2.3 P的去除

有以下2种臭氧化方式可能对除磷效率产生不利影响：

（1）污泥增溶会释放磷，可能降低出水水质或对生物除磷产生不利影响。

（2）污泥排放量减少可使磷在反应器中积累。

潘艳萍在臭氧化处理与SBR联合工艺的实际运行中发现，除总磷外，SBR的其他出水水质的指标未受到明显影响，臭氧投加量为54 mg O3/g SS和80 mg O3/g SS的SBR出水总磷浓度分别为1.15 mg/L和2.04 mg/L，均达不到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级B的出水要求，需要考虑增设化学除磷的措施。

汪鲁等人的研究表明，臭氧处理后的污泥回流到生物处理系统后，由于系统没有剩余污泥排出，使得磷在系统中逐步累积，导致磷的去除效果下降，需要增加除磷工艺。

李顺的研究表明，将臭氧氧化破解后的污泥回流至SBR反应器后，TP的去除效果普遍降低，但将臭氧氧化破解的污泥回流至SBR反应器的曝气段后，污泥回流量越大，污泥回流对生物处理系统TP去除的消极影响就越小。

Meng等人的研究表明，臭氧对A2O反应器中出水总磷浓度的影响可以忽略不计，他们认为这是研究中臭氧投加量较低（2～20 mg O3/mg TSS），从而导致磷的释放量减小的缘故。

4 结 论

尽管污泥臭氧减量技术已经在工业和市政污水处理厂有所应用，对污泥臭氧减量化的原理也有了较为系统的阐述，但在相关的应用和研究中仍存在一些问题。

这些问题主要集中在以下方面。

（1）臭氧用于污泥减量的过程中，反应的影响因素还不能完全确定。

（2）对生化系统的影响存在不确定性，臭氧化污泥回流对污泥性质和出水水质造成的影响还不能完全得到控制。

（3）臭氧的利用率和氧化效率有待进一步提升。

因此，研究臭氧氧化与其他技术耦合处理、臭氧投加方式的优化、臭氧氧化效率的提高以及控制臭氧化污泥对生化系统的影响等将是今后的研究方向。