张 鸣

(上海竹园第二污水处理厂，上海 200137)

活性污泥法是城镇污水生物处理中最常见的工艺，而曝气供氧是活性污泥法的关键步骤。曝气不仅为微生物的基本生命活动提供足够的氧气，而且使污泥保持悬浮状态，促进氧气均匀分布。曝气系统能耗占污水处理厂总能耗的45%～70%[1]，微孔曝气器因其较高的氧传质效率而被广泛应用。然而在实际工况中，由于污染物质的存在，微孔曝气器在活性污泥混合液中的氧传质效率明显低于在清水中测得的理论值。为了优化曝气能耗，精确量化氧传质效率并了解其主要影响因素非常重要。本文综述了活性污泥混合液中各组分对氧传质效率的影响研究进展，以期为污水处理厂曝气系统的优化节能运行措施提供参考。

1 氧传质过程

活性污泥系统是三相共存的系统，其中固体(微生物聚集体)悬浮在混合液中，空气被通入池底的曝气设备，形成气泡上升[2]。氧气必须从气相穿过气液界面转移到液相，再从液相转移到微生物絮凝物中。气液传质取决于气泡界面的传递特性、液相和气相的物理化学特性、两相的局部速度场以及界面的拓扑结构[3]。气液传质经典理论有双膜理论、表面更新理论、浅层理论等[4]。目前应用最多的是双膜理论，其基于气液两相界面存在气膜和液膜的物理模型，氧气分子传质阻力存在于气膜和液膜[5]。由于氧气在水中的低溶解度，气液传质主要的传质阻力出现在液膜[6]，通常以液相传质系数(KL)来表示。气液两相接触面积(a)较难测量，因此常用体积传质系数，即氧总转移系数(KLa)来描述污水处理中的氧传质过程。

假设氧气通过气膜的扩散速率远高于通过液膜的扩散速率，则可以忽略气膜的阻力。对于一个完整的混合系统，可得到式(1)。

(1)

KLa——氧总转移系数，s-1；

C*——液相饱和溶解氧质量浓度，mg/L；

C——液相溶解氧质量浓度，mg/L。

在污水中的实际氧传质效率(αSOTE)一般低于标准氧传质效率(SOTE)，常用α来衡量实际污水对氧传质效率的降低效果，即αSOTE与SOTE之比，也可用污水与清水中KLa的比值计算[式(2)]。

(2)

2 活性污泥混合液流体性质对氧传质的影响

活性污泥混合液是一种极其复杂的多相非牛顿流体，主要包含水(混合液含水率为98.0%～99.7%)、溶质(如碳酸盐、硝酸盐和磷酸盐)和具有可变形表面的絮凝体[如细菌、原生动物、后生动物、胞外聚合物(EPS)和微小颗粒][7-9]。这些絮凝体由于所受剪切应力的不同，可通过絮凝和反絮凝进行重新组合。通常由于环境条件(如温度、基质、剪切速率、水力负荷)的变化，活性污泥的微观结构也随着变化，所有这些变化都会影响活性污泥混合液的流体性质(包括黏度、表面张力等)[10-12]。黏度为剪切应力与剪切速率之比，是评价活性污泥混合液流动和形变的基本参数。流体越黏稠，流动性越差，黏度就越大。由于污泥是非牛顿体，黏度会随着剪切速率和剪切应力的变化而变化，常用表观黏度描述这种行为[13-14]。表观黏度随着剪切速率的增加而降低，但在极低和较高的剪切速率下表现出牛顿体行为，即剪切稀化现象[12]。

活性污泥混合液流体性质的变化会影响反应器内的湍流、曝气器产生气泡的形状和大小，进而影响氧传质效果[15]。在研究氧传质效率时，应将污泥流体性质纳入考虑范围。活性污泥混合液的表观黏度越大，气泡停留时间变长且发生并聚，使气泡尺寸也越大，这导致气液间接触面积减少；随着黏度变大，气液界面液膜也增厚，使气泡周围液体更新速度变慢，传质阻力变大，液相传质系数变小，都使氧传质效率降低。而表面张力是使液体表面积缩小的力，表面张力的增加使气泡体积变小，较小的气泡使气液相比表面积增大，有利于氧传质。

3 活性污泥混合液中各组分对氧传质的影响

活性污泥混合液中存在的物质对微孔曝气器在实际工况中的氧传质性能有明显的抑制作用。活性污泥混合液的各组分通过影响混合液黏度，影响气泡形成、气液相界面更新速度等。表1列举了活性污泥混合液各组分对氧传质的影响效果。

3.1 MLSS和MLVSS

MLSS会阻碍气相中的氧分子传递到液相。在低污泥浓度时，由于污泥具有较大的比表面积，随着污泥浓度的升高，污泥颗粒增多，增强了污泥混合液的湍流，使得气液界面不断更新，提高了氧传质效率[26]；在污泥浓度升高至一定水平后，污泥浓度越高，污泥越黏稠，颗粒间相互作用更强，污泥表观黏度越高[7,10-13,15]，污泥混合液湍流程度降低，气液两相间更新速度变慢，使气泡停留时间变长且发生并聚，导致气泡直径变大，阻碍氧传质[16,19,21,25-27]。因此，在保证处理效果的前提下，利用这一规律合理调整污泥浓度[26]，对污水处理厂降低电耗有重要意义。

范海涛等[26]发现当污泥质量浓度低于2 g/L时，KLa随着污泥浓度的升高而增大；当污泥浓度高于5 g/L时，KLa急剧降低；当污泥质量浓度为12 g/L时，KLa不到2～3 g/L时的1/2。Nittami等[21]发现当MLSS质量浓度为5～20 g/L时，随着MLSS浓度的升高，α均呈线性或指数下降。Germain等[16]发现当MLSS质量浓度为 7.2～17.9 g/L时，KLa20(20 ℃时氧总转移系数)急剧下降；当MLSS>17.9 g/L时，KLa20降至最低，不随着MLSS浓度的进一步升高而降低。Durn等[28]发现MLSS与Ostwald-de Waele流变模型中稠度指数和流动指数密切相关，由于MLSS浓度的增加，污泥黏度升高，促进气泡间聚结；污泥在气泡上施加了黏弹性应力，使气泡生成时间变长；黏度升高导致气泡阻力系数升高，降低气泡上升速度，这些都导致了KLa值降低。

悬浮固体中的挥发性成分MLVSS由细菌、原生动物和PS等组成，可结合大量自由水，而污泥中有机物结合的水越多，所形成的污泥絮凝体体积就越大。随着MLVSS浓度的升高，污泥絮凝体倾向于与气相界面接触，进而减少气液相传质比表面积。Kim等[18]发现α随MLSS浓度升高呈指数下降，随MLVSS浓度升高呈线性下降，其认为MLVSS与α因子具有较高的相关性。Henkel等[19]发现随着MLVSS浓度的升高，α逐渐减小。

表1 活性污泥混合液各组分对氧传质的影响效果Tab.1 Effect of Components of Activated Sludge Mixture Liquor on Oxygen Transfer Efficiency

3.2 溶解性有机污染物

溶解性有机物是指能通过0.45 μm滤膜的有机物质。污水中的溶解性有机物包括天然有机物和污水处理过程中产生的可溶性微生物产物等。由于可溶性且易生物降解的基质在气泡表面上快速积累，大大降低了氧传质效率[29-30]。Mery-Araya等[31]、Jiang等[20]、Yuan等[32]、Zhao等[33]、Fan等[34]已通过试验证明了进水有机负荷率对曝气效率的影响，并且可根据有机物浓度，对污水处理厂进行精确曝气，可实现对污水处理厂节能降耗运行。

Jiang等[20]通过24 h实时监测污水处理厂相应指标，发现COD与α呈负相关关系(r2=0.7)；随着COD浓度升高，氧传质效率也进一步降低。Germain等[16]发现可溶性有机物质量浓度为54～198 mg/L时，会阻碍活性污泥系统中氧传质，并将这种影响归因于表面活性剂。Jamnongwong等[35]发现随着葡萄糖质量浓度由0.05 g/L升至100 g/L时，黏度逐渐升高，气泡直径逐渐变小，KL由4.6×10-4ms-1降至2.2×10-4ms-1。Rivas-Interin等[3]探究葡萄糖和蔗糖对氧传质的影响，发现相对于清水，葡萄糖和蔗糖表观黏度分别增加了16%和24%；在葡萄糖溶液中，气泡直径减少了27%，并且指出水溶液中葡萄糖抑制气泡聚结的现象可能归因于溶剂化和表面张力的变化。Ahmed等[36]发现在活性污泥中，由于添加纤维素和乙酸钠，α因子在低风量下分别降低了48%和19%，在高风量下无变化；在失活污泥中，不论风量高低，α因子都因乙酸钠的添加而降低。

3.3 电解质

电解质在生活污水和工业废水中普遍存在[37-41]，它会影响溶液的离子强度，改变气泡分子间作用力和液膜的表面流变性，阻碍气泡的聚结，从而影响气液相间氧传质[42-43]。电解质对气泡聚结的阻碍作用，可归结于以下几方面原因：双电层排斥[44-45]、Gibbs-Marangoni效应[46]、液体黏度的变化[43,47]、气体溶解度的降低[3]等。电解质增大了液体黏度，延缓了气泡的聚结，使气泡尺寸变小，气液传质面积变大；但液体黏度增大使得气泡周围液体更新速度变慢，传质阻力变大，KL变小。而且电解质浓度的增加会引起活性污泥颗粒的大小和形状的变化，可能会导致氧传质效率的降低。

3.4 表面活性剂

表面活性剂通常用于洗涤剂、清洁剂、化妆品、纺织品工业中[48-49]，其对氧传质的抑制作用在污水处理领域被广泛研究[6,22,50-55]。表面活性剂是微溶的大有机分子，具有强亲水性头部和强疏水性脂肪族或芳香族尾部，由8～20个碳原子组成[56-58]。根据极性基因解离性质分为阴离子、阳离子、两性离子和非离子表面活性剂[54]，其中阴离子表面活性剂在日常生活和工业生产中应用最广泛。

表面活性剂降低气液界面的表面张力，延缓了气泡的聚结，使气泡尺寸变小，较小的气泡会增加比表面面积，降低气泡上升速度并提高气体滞留率，改善氧传质效率。Campbell等[22]发现阴离子表面活性剂十二烷基硫酸钠(SDS)分子形成的晶格结构影响氢键作用，使氢键在气泡的气液界面均匀分布，当污水中SDS质量浓度为10 mg/L时，水力停留时间为10 d和20 d的氧传质效率(OTE)分别增加了13.1%和8.3%。

另一方面，由于化学排斥，表面活性剂分子亲水性头部在气液界面聚集，疏水性尾部在气泡内排列，覆盖部分气泡表面，使得气泡表面刚度增加，而且由于气泡内疏水性尾部的存在，降低了气相传质膜的更新，抑制气液界面运动，传质阻力变大，液相传质系数降低，减少了空气向液相的扩散[22,52,59]。Kotti等[51]探究阳离子和阴离子表面活性剂对氧传质效率的影响，发现KLa(清水)>KLa(阳离子表面活性剂)>KLa(阴离子表面活性剂)，且阴离子表面活性剂还使液体黏度增加，阻碍氧传质。Rosso等[23]发现SDS分子向气液界面移动，阻碍了界面更新，与清水试验相比，KLa降低了30%～70%。罗涛等[41]在中试规模通过添加不同浓度的十二烷基苯磺酸钠(SDBS)，发现随着SDBS浓度的升高，KLa不断降低，在SDBS质量浓度为10 mg/L时达到最低。而随着SDBS浓度继续升高，KLa逐渐升高。这表明在一定浓度范围内，随着SDBS浓度的升高，界面阻力不断升高，表面活性剂使气泡呈刚性，抑制表面湍流；而随着SDBS浓度的继续升高，剪切应力增大，破坏刚性表面膜，进而促进氧传质。

3.5 丝状菌和菌胶团菌

丝状菌是活性污泥工艺中常见的好氧细菌[60]。丝状菌的菌丝较长，柔软又纤细的菌丝难以刺破气泡，而是直接黏附于气液界面，降低了液膜更新，增加了液膜厚度，直接导致KLa降低[60]。同时丝状菌的菌丝倾向于增加污泥絮体的有效流体力学半径，进而导致活性污泥混合液表观黏度的增加，阻碍气液界面的氧气转移，同时增强了气泡的并聚，使气泡尺寸变大，进一步降低氧传质效率[24,27,60-61]。Wu等[60]发现引起污泥膨胀的丝状菌Thiothrixeikelboomii也会阻碍氧传质；且在相同的污泥浓度下，丝状菌大量存在导致污泥表观黏度升高，使得团状污泥的氧传质系数比絮凝状污泥降低了43%。Liu等[61]也发现长菌丝会增加混合液黏度，降低氧传质效率。Campbell等[24]发现当菌丝长度由9.61×106μm/g增至6.88×107μm/g时，表观黏度增加41.4%，KLa降低了24.6%。这与另一研究结果一致，当丝状菌的菌丝长度由2.0×109μm/g增加至6.0×1010μm/g，表观黏度由4.5×10-4m2/s增加至1.2×10-3m2/s，氧传质效率下降了29%[27]。

在正常情况下，丝状菌和菌胶团比例均衡，可以积聚成不规则致密结实的絮体结构，从而产生性质良好的活性污泥[62]。在污泥膨胀情况下，丝状菌不断膨胀形成大絮体，絮体对水流搅拌作用减弱，边界层厚度增加，传质阻力增加，并且絮体还使反应器中氧传质路径改变，使得局部溶解氧浓度不均，导致KLa降低[63]。李志华等[63]对污泥膨胀条件下的丝状菌进行结构分析，当膨胀进入中后期，发硫菌为优势菌，KLa从0.34 min-1降至0.25 min-1。活性污泥混合液中丝状菌密度越大，污泥沉降比(SV30)越高[22,24,27,64]。因此,Campbell等[29]采用SV30评价丝状菌对氧传质效率的影响，当SV30由20%增加至100%时，混合液表观黏度增大，氧传质效率降低了28%。在极端情况(如污水水温低且污泥负荷过高或进水营养物质缺乏)，菌胶团菌会分泌大量黏性物质引起黏性膨胀[65-66]，导致混合液黏度增加，极有可能降低氧传质效率，但由于出现频率较低且调控相对容易，黏性膨胀对氧传质过程的影响暂未见文献报道。因此，控制污泥膨胀不仅有利于污泥的沉降，还有利于氧传质。

3.6 EPS

活性污泥絮凝体是由多种微生物、有机颗粒、无机颗粒，以及被EPS包围的死细胞组成的异质结构[67]。EPS是一种复杂的高分子聚合物混合物，由PS、PN、腐植酸、糖醛酸、核酸和脂质等组成[67]。在活性污泥工艺反应器中，微生物以聚集体的形式存在，如生物膜、污泥絮凝物和颗粒，EPS围绕微生物聚集体形成对外部应力三维保护性基质[68]。大量研究表明，EPS与絮凝强度、表面特性、絮凝体大小密切相关[67-72]。Germain等[16]发现EPS通过促进大絮凝物的形成，增加了絮凝物的孔隙率，从而增加扩散性，提高氧传质效率。

Fan等[34]发现污水进水F/M值高会导致EPS产生增加，进而阻碍氧传质。Capodici等[25]将KLa与PN和PS相关联，发现在传统活性污泥法和膜生物反应器中KLa与PN/PS呈现良好的相关性，当PN/PS从5增加到8时，传统活性污泥法中的KLa几乎增加了100%，而膜生物反应器中的KLa增加了50%。当PN/PS最大时，因丝状菌的过度生长和絮凝作用，导致活性污泥形态向絮状结构转变，这可能有利于氧传质。此外，由于EPS中PN的含量高于PS，且PN呈疏水性，增加了活性污泥的疏水性，又因为气泡的疏水性，活性污泥絮凝物之间产生疏水相互作用，所以EPS中PN的增加改善了氧传质效率。Wu等[60]观察污泥形态发现，亲水性的PS和疏水性的PN可能构成了像“两亲性分子”的表面活性剂，影响污泥絮凝性和黏度，使KLa降低。

4 结论

本文总结了活性污泥混合液中MLSS、溶解性有机物、电解质、EPS、表面活性剂和丝状菌等对微孔曝气器氧传质效率的影响，其中MLSS是影响氧传质效率的关键因素。活性污泥混合液组分主要通过改变活性污泥流体性质(如黏度、表面张力)影响气泡形成、气泡大小、气泡聚结和气液传质比表面积等，进而影响氧传质效率。各组分对氧传质的影响效果总结如下。

(1)活性污泥混合液的MLSS影响污泥黏度和气液相界面更新速度，进而影响氧传质效率，并且混合液挥发性悬浮固体MLVSS与α有较高的相关性。

(2)由于可溶性且易生物降解的基质在气泡表面上快速积累，大大降低了氧传质效率。

(3)不同性质的电解质可通过改变气泡间作用力、黏度和表面张力等，影响气泡大小和聚结、气体滞留率和传质比表面积等，进而阻碍或改善氧传质效率。

(4)表面活性剂由于独特的亲疏水性结构，一方面抑制气泡聚结，使气泡尺寸变小，传质比表面积变大，改善氧传质效率；另一方面使污泥黏度升高，影响气泡形成，使液侧传质系数降低。

(5)具有细长菌丝的丝状菌，菌丝阻碍气液界面更新，影响污泥絮凝体结构，使混合液表观黏度变大。EPS通过影响污泥絮凝体表面性质、大小和亲疏水性，影响氧传质效率。

5 展望

为了综合考虑活性污泥混合液中影响氧传质效率的所有因素，有必要开发动态耦合数学模型解释多个参数。该模型允许污水处理厂操作人员对曝气系统不同方案进行评估和运行，模型对优化污水处理厂曝气系统运行调控非常有价值。另外，近年来污水中的新兴污染物(如药品、个人护理品、激素、农药和纳米材料等)备受人们广泛关注，但对氧传质过程的研究还相对空缺，对活性污泥混合液组分对氧传质的影响机制还需完善。