化学解偶联剂在活性污泥工艺中的污泥减量作用研究进展

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摘要：微生物的新陈代谢是生物化学转化的总和，它包括相关的分解代谢和合成代谢。在活性污泥培养中，化学解偶联剂能够将合成代谢和分解代谢解离，抑制合成代谢，从而达到剩余污泥减量化的目的。本文阐述了用化学解偶联剂减少剩余污泥产量的作用机理；结合国内外研究现状，分别介绍了几种常用的化学解偶联剂及其作用效果；并提出了在活性污泥工艺中加入化学解偶联剂存在的问题以及将来的研究方向。

　　关键词：活性污泥 化学解偶联剂 污泥减量 质子载体

　　1.绪论

　　活性污泥法是目前城市污水处理厂应用最广泛的污水生物处理技术。据统计[6]，世界上超过90％的城市污水处理都采用活性污泥法。虽然该工艺有很多的优点，如基建投资少，处理效果好，运行稳定等，但是，它也存在一个最大的缺点：在运行过程中产生大量的剩余污泥，而且剩余污泥的处理成本相当高，占到了污水厂运行总费用的25％～65％[6,15].在我国有大量的剩余污泥不经处理就直接堆放获简单填埋，这样对环境造成了严重的二次污染。因此，现在亟待解决的问题是最大程度的处理与处置剩余污泥和最大程度的降低剩余污泥的产率。

　　虽然当前有很多剩余污泥减量化的方法，但是，这些方法都存在一些不足。最近，在活性污泥工艺中投加适量的化学解偶联剂来减少剩余污泥产率的可行性已经得到了证明。该工艺相对以上各种方法而言，具有用量少，效果明显等优点，显示出很强的工程应用前景，具有发展推广的潜力。

　　2.作用机理探讨

　　2.1新陈代谢机理

　　新陈代谢是生物体与外界环境进行物质交换与能量交换的全过程。它包括生物体内所发生的一切合成和分解作用。合成与分解是既对立又统一的关系。微生物正常情况下的分解代谢和合成代谢通过ATP（三磷酸腺苷）和ADP（二磷酸腺苷）之间的转化偶联在一起，如图1所示[6].

　　图1.分解代谢和合成代谢的关系

　　Fig. 1  The relation of catabolic metabolism and anabolism

　　ATP是细胞内的主要磷酸载体，它作为细胞的主要供能物质参与体内的许多代谢反应。微生物体内ATP的生成方式有两种[1]：作用物（底物）水平磷酸化和氧化磷酸化。通过作用物（底物）水平磷酸化生成的ATP在体内所占比例很小，大部分ATP都是以氧化磷酸化的形式生成的。在活性污泥系统中，ATP的形成主要也是以氧化磷酸化作用为主。代谢物脱下的氢经呼吸链传递给氧生成水，同时逐步释放能量，使ADP磷酸化生成ATP，这种氧化与磷酸化相偶联的过程称为氧化磷酸化。氧化过程为放能反应或称分解代谢，磷酸化则为吸能反应或称合成代谢，所以体内的吸能与放能反应总是偶联进行的，一个吸能反应无法独立进行。

　　在活性污泥工艺中，电子通过电子传输系统（ETS），电子从高能量水平的电子源（底物）转移到终端电子受体（氧气）[3].微生物以废水中的污染物（基质）作为生长的碳源和能源，将污染物从废水中去除，并将其转化为新细胞质和CO2或其他形式。用化学计量方程表示如下[4]：

　　碳源＋能源＋电子受体＋营养物→细胞生成量＋CO2＋还原后受体＋最终产物    （1）

　　在大多数情况下，生长是平衡的，即微生物生长与基质利用是相关的，那么，去除1个单位基质就会产生Y单位微生物量。

　　基质＋ATP→细胞物质＋ADP＋PO43-＋废弃产物  （2）

　　在正常情况下，氧化反应（3）和磷酸化反应（4）是偶联的，即生物将物质氧化的过程中同时伴随着ADP转化成ATP的磷酸化过程。

　　2.2代谢解偶联机理

　　2.2.1 氧化磷酸化

　　目前，关于氧化磷酸化作用是如何偶联的机理尚不清楚，主要有三种学说，即化学偶联学说、结构偶联学说和化学渗透学说。其中得到较多支持的是化学渗透学说，是英国生化学家P.Michell于1961年提出的，其主要论点[1]是从呼吸链存在于线粒体内膜之上，当氧化进行时，呼吸链起质子泵作用，质子被泵出线粒体内膜之外侧，造成了膜内外两侧间跨膜的化学电位差，这就是跨膜电位△ψ。它与内膜两侧形成的pH梯度（△pH）共同构成了质子动力势△P，那么三者的关系可用下式表示：?

　　△P=△ψ-59△pH? （2）

　　后者被膜上ATP合成酶所利用，使ADP与Pi合成ATP（如图2所示）。

　　图2　电子传递与质子传递偶联（注：复合物Ⅱ未显示）

　　Fig. 2 Electron transfer and proton transfer coupling

　　根据化学渗透学说，在生成ATP的氧化与磷酸化之间起偶联作用的因素是H+的跨膜梯度。?

　　氧化磷酸化的抑制剂分为两大类[1]：一类是电子传递抑制剂（呼吸链阻断剂）可抑制呼吸链的不同部位，使作用物氧化过程（电子传递）受阻，偶联磷酸化也就无法进行，ATP生成也就随之减少；另一类是有机质子载体，有很强的解偶联能力，可使氧化与磷酸化脱节，以致氧化过程照常进行，但不能生成ATP.

　　2.2.2解偶联代谢（uncoupling metabolize）

　　微生物消耗基质形成的各种中间代谢物和能量（ATP）被用于生物量生成、维持和产物生成，但在某些条件下，能量泄漏和跨膜的质子的无效循环也可以消耗代谢物和ATP，使分解代谢ATP产生速率与合成（生成）利用ATP速率不一致，在代谢物的氧化过程中不伴有ADP磷酸化的过程。这样就不会生成新的ATP，从生物化学角度来讲[1]，在该过程 就被称为氧化磷酸化解偶联。

　　从环境工程的角度而言[2]，解偶联的概念是指基质消耗产生的能量大于生长和维持正常生命活动的能量需求，但过剩的能量并未被贮存，而是以无效的热能形式释放到环境中，导致了污泥的表观产率大大减少。然而，Russel等[6]对解偶联的定义是，化学渗透氧化磷酸化不能产生以ATP形式存在的最大理论能量。将分解代谢和合成代谢解偶联，降低ATP合成量或使得ATP合成以后通过其他途径释放（如热能），而不用于细胞合成，降低细胞合成量即能减少污泥产率。在发生代谢解偶联时，氧化反应（3）仍可以进行，而磷酸化反应（4）不能进行。

　　这些能使氧化作用和磷酸化作用脱偶联的质子载体就被称为解偶联剂。其作用的本质是增大线粒体内膜对H+的通透性，促使H+被动扩散通过细胞膜，消除H+的跨膜梯度，使氧化释放出来的能量全部以热的形式散发，因而无ATP生成。解偶联剂只影响氧化磷酸化而不干扰底物水平磷酸化[1].因此，从理论上讲，加入解偶联剂对基质的去除率影响很小。

　　微生物在异常条件（如存在重金属，剩余能量源，反常的温度和营养限制等）下，将发生代谢解偶联。Senez[17]认为，细菌的合成代谢通过速率限制呼吸与分解代谢相偶联，然而如果呼吸控制不存在时，将发生解偶联代谢，而生物合成速率受到限制。Southamer[6]则认为发生解偶联的情况有：（1）存在影响ATP合成的物质（解偶联剂）；（2）存在剩余能源（高So/Xo条件）；（3）温度不适合；（4）细胞所处环境改变；（5）存在抑制化合物。有研究表明[13]，在这些情况下，异化作用异常活跃，它与同化作用不再偶联在一起，这时，微生物自身不仅不增长，还可以发生萎缩。

　　在解偶联剂存在下[14]，微生物是能够过量消耗基质的，也能够观察到较高的基质消耗率，且大部分有机物被氧化为二氧化碳，产生的能量只用来驱动能量圈的物理循环和以热的形式散失到环境中，对各种呼吸细胞的研究发现，呼吸可以加快1.5～3倍。Cook和Russel的研究表明[21,28]，在这种条件下，即使污泥自身的量并不增加，微生物利用能量的速度也是按指数生长的微生物利用基质速度的3倍左右。

　　3.常见化学解偶联剂及其作用效果

　　早在1948年， Loomis 等[33]首次发现了一种氧化解偶联剂－2，4-二硝基苯酚。经过几十年的研究，现在已经发现了很多种有效的解偶联剂。在活性污泥减量化应用中，常见的化学解偶联剂有硝基酚类化合物、氯酚类化合物、3,3′,4′,5-四氯水杨酰苯胺（TCS）、羰基-氰-对三氟甲氧基苯肼（FCCP）、氨基酸、甲苯、双香豆素等。下面分别介绍国内外研究较多的几种常见的化学解偶联剂的作用效果。

　　3.1 硝基酚类化合物

　　有效的硝基酚类化合物主要包括2,4-二硝基苯酚（DNP）、对硝基苯酚（pNP）、间硝基苯酚（mNP）、邻硝基苯酚（oNP）。

　　在实验室规模的活性污泥运行中，Low等[8,11,12,18]研究表明，当pNP浓度达到120mgL-1时，系统的生物产量将减少49％，总培养基去除率下降25％，在该条件下，可以达到无剩余污泥产生的效果；当pNP浓度为100 mgL-1时，剩余污泥产量可以减少62％。用16sRNA-PCR放大技术和变性梯度凝胶电泳技术（DGGE）对生物种群分析发现，加入pNP后，生物种群的带发生了变化。显微镜观测显示，pNP投加之前，微生物主要以密集的絮体占优势，很少有丝状菌，污泥絮体中包含有径的和游泳型纤毛原生动物。在投加pNP（浓度为100 mgL-1）2天后，通过显微镜观察不到系统中有原生动物存在，丝状菌增殖，优势种群也发生了连续的转变。同时，基质利用率和生物增长率有明显的升高，反应器中有机碳浓度增加，平均污泥产率下降了30％[13].

　　在活性污泥工艺中，用DNP做解偶联剂来减少污泥产量，其浓度为3.5 mgL-1时，平均污泥产率明显降低，DNP加入对COD去除率影响较小[14,31].席鹏鸽等[4]在对DNP的研究中发现，投加DNP后，生物表观增长率（Yobs）显著下降，当其浓度为1 mgL-1时，Yobs就降低了16％；当其浓度从0增加到20mg L-1时，相应的COD去除率从88％下降到50％。Low [11]和Riveranevares[31]等对含有DNP的活性污泥分批培养物研究中发现，当DNP浓度为20 mg L-1时，污泥产率为零。研究表明[4]，在不影响处理效果的情况下有效降低污泥产率，DNP经济的投加量为1～5 mg L-1.

　　在活性污泥工艺中加入oNP作为解偶联剂时，当oNP浓度从0增加到20 mgL-1时，相应的污泥长率从0.65mgMLSSmg-1COD下降到0.091mg MLSSmg-1COD，且COD的去除率减少了26％，而当用mNP时，在相同的条件和浓度下，相应的污泥长率从0.5mg MLSSmg-1COD下降到0.17mg MLSSmg-1COD，且COD的去除率减少了13％。说明在污泥减量方面，oNP比mNP更有效[16].

　　3.2 氯酚类化合物

　　到目前为止，国内外对氯酚类解偶联剂的研究较少。有效的氯酚类化合物解偶联剂主要有邻氯苯酚（oCP）、对氯苯酚（pCP）、间氯苯酚（mCP）、三氯苯酚（TCP）、2,4-二氯苯酚（DCP）、五氯苯酚（PCP）等。据Yang等[15]研究表明，当pCP浓度为20 mgL-1时，污泥产量下降了58％，COD去除率降低8.9％；在相同条件下，用相同浓度的mCP做解偶联剂时，污泥产量减少86.9％，COD去除率降低13.2％，说明mCP比pCP在减少污泥产量上更加有效。叶芬霞[7]等在活性污泥培养中用oCP、mCP、DCP和TCP作为解偶联剂的污泥减量化研究中发现，当MLSS约为1000 mgL-1，解偶联剂浓度均为20 mgL-1时，污泥产率下降分别为60.08％、46.60％、42.80％和78.40％，可见TCP的污泥减量化效果最好。据Wei等[16]报道，当TCP用量为0.5 mg L-1时，可以减少污泥产量50％，但在80天以后，反应器中的TCP浓度减少，污泥产率开始增加；在DCP用量为30 mg L-1时，大约能减少50％的生物量[9,14,16].

　　3.3 TCS

　　TCS是肥皂、洗涤剂和香波的组成部分，它在活性污泥中减少污泥产量上是一种最常见、有效的化学解偶联剂。根据Chen等[10]研究表明，TCS能有效降低分批培养物和连续培养物中的污泥量，尤其时连续培养物，在30天的序批式活性污泥运行中，当TCS浓度大于0.4 mgL-1时，它能够有效的减少剩余污泥产率，当其浓度为0.8～1.0时mgL-1，能够减少污泥产量40％，且在该浓度下，基质去除能力不会受到影响。同时也发现，污泥生长减慢的原因在于微生物的活性与活性细胞占总细胞的比例升高相关联，TCS的加入使得系统的比氧气吸收率（SOUR）增加（在叶芬霞等的研究中也有类似的结果[5]）。TCS浓度为1.0 mg L-1时，可以提高微生物活性42％，增加活性细胞3-4％。叶芬霞等[5]在对TCS的研究中发现，在60天的完全混合活性污泥运行中，当TCS浓度为0.5mg L-1时，可以减少剩余污泥产量30％，运行期间，COD去除率和污泥沉降性未见明显的变化，但是出水氨氮和总氮浓度升高。通过镜检发现，添加TCS运行60天后，生物种群发生了改变，丝状菌增加，原生动物和后生动物的数量和种类减少，且污泥活性降低。

　　3.4 氨基酸

　　氨基酸是一种比硝基酚、氯酚更强的解偶联剂。但由于氨基酸的种类较多，对基质的去除率影响较大，所以到目前为止国内外对它的研究较少。据Xie研究表明[15]，当氨基酸浓度为20 mg L-1时，没有剩余污泥产生，但是COD去除率也下降了56％。

　　3.5 几种化学解偶联剂作用效果的比较

　　通过对国内外关于化学解偶联剂的报道研究发现[7, 12～16]，虽然这些解偶联剂包括各种不同分子结构的化合物，但它们有一个共同特点就是都是亲脂性弱酸；在作用效果上，硝基酚类化合物比氯酚类化合物的污泥减量化效果要好,最有效的解偶联剂是oNP，mCP，DNP和TCP；就解偶联剂的毒性而言，一般情况下硝基酚类化合物大于氯酚类化合物， TCS最小。

　　3.6添加化学解偶联剂可能存在的负面影响

　　通过生物化学解偶联的能量消耗方法可能是一种有着巨大发展潜力的剩余污泥减量化技术。在活性污泥法中，加入适量的化学解偶联剂能不同程度的减少剩余污泥产量。但是，也可能产生其他一些经济、运行和环境等问题。

　　1. 系统的基质去除率有较小的下降。污泥产率的下降将导致污水中COD和氨氮的去除率下降，不同程度的影响出水效果。

　　2. 污泥的性能发生了改变。解偶联剂可能对不同种类的生物的生长速率影响不同，使活性污泥中的种群动力学和优势种群发生了变化，原生动物和后生动物减少可能使污泥凝聚能力降低，丝状菌增加会导致污泥膨胀，沉降性降低；

　　3. 系统需氧量大大增加。在传统活性污泥工艺中，一般曝气占工厂总能源费用的50％以上。研究表明[5]，解偶联剂的加入将使系统的需氧量提高30％～50％。这样的话，系统的运行成本将增加15％以上。

　　4. 大多数化学解偶联剂是异型生物质，它们对环境有潜在的危害，解偶联剂的毒性和微生物的驯化值得关注。

　　4、 影响解偶联剂作用的因素

　　许多因素可以影响解偶联剂减少剩余污泥产量的效果，如解偶联剂浓度、解偶联剂性质、污泥浓度、温度、pH值和投料方式等。此外微生物对不同类型的解偶联剂表现出不同的生理状况的亲和力和不同的生存能力[16].

　　4.1解偶联剂浓度

　　大量的研究表明[10～15]，污泥的表观增长率（Yobs）与解偶联剂的浓度存在拟线性关系，也就是污泥的产率与解偶联剂浓度成反比关系，解偶联剂浓度越大，污泥的产率就越低。但是，解偶联剂的浓度存在一个临界值，即当污泥产率为零时对应的解偶联剂浓度。当浓度大于临界值时，污泥的产率也始终为零。该现象可以用以下理论来解释。在不加解偶联剂的微生物培养基中，用于生成ATP的质子动力势（pmf）可定量如下：pmf=△Ψ-2.3RT△pH /F.△Ψ为膜势，△pH是膜内侧到外侧的pH梯度，它是一个负值。当解偶联剂加入到培养基中，由于解偶联剂向膜内侧释放质子，使△pH从负值变为正值，pmf将减少，释放的质子越多，pmf减少越多，直到为零。使产生ATP的pmf完全消失时的解偶联剂浓度即为临界值[30].在Low[11,12]等对含有DNP的活性污泥分批培养物研究中也证实了该理论，当DNP浓度为20 mg L-1时，污泥产率为零，当DNP浓度为120 mg L-1时，也没有剩余污泥产生。

　　4.2 解偶联剂性质

　　污泥产率的控制效果与解偶联剂的酸性强弱有关（除DCP外），解偶联剂的酸性越强，即pKa值越低，污泥减量化效果越强[16].低pKa值有利于氯酚类和硝基酚类解偶联剂中的酚羟基脱质子，在含有解偶联剂在培养基中，解偶联剂的pKa值对△pH值的影响很大，即低pKa值使pmf弱化，进一步使污泥产量下降。Yang等[16]报道，间氯酚（pKa＝9.10）的污泥减量化效果好于对氯酚（pKa＝9.10）；邻硝基酚（pKa＝7.222）的污泥减量化效果好于间硝基酚（pKa＝8.360）。

　　4.3 pH值

　　活性污泥法处理生活污水的最适合的pH范围是7.0～7.5，有效pH范围是6.5～8.5.Simon发现酸性条件有利于提高有机质子载体的解偶联活性，在低pH时质子和载体化合物结合增强。Low和Chase[18]发现，单独降低pH对污泥产量没有影响，但pH降低可质子载体诱导的污泥下降，在pH＝6.2时，进水中对硝基苯酚浓度为100 mg L-1，污泥产量下降77％。

　　4.4 温度

　　在活性污泥工艺中，温度对系统的影响不是很大，温度主要影响微生物活性，温度过低，活性污泥中微生物的活性将降低，导致基质去除效果下降，从而解偶联剂的解偶联作用也会减弱。温度过高，则将限制一些微生物的生长，也会降低解偶联作用。一般温度维持在15～25℃的废水原有范围内。目前，国内外的很多研究都将温度控制在25℃左右，但对于异常温度下的解偶联作用报道较少。

　　4.4 污泥浓度

　　污泥的浓度也将对解偶联剂作用效果产生影响。在解偶联剂浓度不变时，随污泥浓度的升高，污泥产率逐渐提高，说明在高浓度污泥条件下，范围污泥的解偶联剂的浓度较低，使得解偶联剂的效果下降[5,22].可以看出，高污泥浓度将弱化解偶联剂的效果。因此，采用比解偶联剂浓度（解偶联剂浓度/污泥浓度）来表示解偶联剂作用效果更为合理。

　　4.5 投加方式

　　解偶联剂投加方式的差异将影响污泥的产率。总的来讲，固体投加的效果好于液体投加，一次性投加比分批小剂量投加对污泥的减量化效果要好。叶芬霞[7]等在对TCS的解偶联作用研究中发现，当每天投加TCS固体12 mg时（相当于1.0mg L-1左右），剩余污泥量比对照减少 49％，污泥的减量化效果明显好于液体投加。同时，在对TCS投加剂量的研究中发现[5,7]，在相同条件下，每天投加12mgTCS，污泥产量比对照下降了33％，而两天投加24mgTCS，污泥产量比对照下降了55％，上升了22％。Cook等[28]报道：当用质子载体TCS处理细胞时，细胞的电化学质子梯度被废除，葡萄糖用量的确定比值将增加两倍。在该种情况下，无论ATP是否需要，电子传输可能都以高速度运行。

　　4.6 解偶联剂作用的模型

　　大量的研究表明[11,14,21,22,24]，污泥表观增长率（Yobs）随着最初基质浓度（S0）与最初生物量浓度（X0）的比值的增大而明显下降。也就是说同化作用与异化作用在基质充足的情况下会明显地相互分离而解偶联，Cook和Russell[7,21]研究发现，在牛链球菌（Streptococcusbovis）对数生长期培养物中加入氯霉素后，将停止生长，但仍然消耗葡萄糖，其速率是指数生长细菌消耗速率的三分之一，比维持速率高10倍，热产率仍相当高。因此，S0/X0 的比值是在能量充足条件下产能代谢解偶联的重要影响因素。Liu[22]基于基质反应平衡的原理，发展了以S0/X0为变量的污泥生长模型,这种模型可应用于基质充足的序批式活性污泥处理过程。表达形式为：

　　式中，（ Yobs）max 和（ Yw） min 分别是在基质限制条件下最大表观生长率和与能量有关的最小的生长率。Ks/x是与S0/X0 有关的饱和常数。这个方程已被大量试验数据所证实。方程（5）也表明从能量解偶联的角度来看，合成代谢和分解代谢可以分离， S0/ X0 可与能量解偶联剂起到同样的作用。另有研究表明[2,14], 当生物量较高时, 一定浓度的解偶联剂的解偶联能力会降低。

　　一些研究者利用非离子氨与硝化细菌的浓度的比率来描述非离子氨对硝化细菌的抑制, 结果发现[25,26,27]：用S0/ X0 比仅用非离子氨能够更好的反映非离子氨对硝化细菌的抑制程度。因此, 解偶联剂对单位生物量的真正影响强度应该表达为Cu/X0的比。因而上述的方程可被表述为下面的形式[2,13]：

　　（Yobs）max 是在没有解偶联剂的情况下最大生长率；Cu 是菌群中最初的化学解偶联剂的浓度, Ku/ x是与Cu/X0 有关的饱和常数。从方程（6）中可以得知，化学解偶联剂对微生物动力学的影响应该根据初始生物量浓度的增加而减少。由于基质中存在解偶联剂，用于细胞合成的转化能量效率将降低。在没有解偶联剂存在的情况下, Cu =0，Yobs接近于（Yobs）max.很明显，当Cu/X0＝0时，可以根据1/Yobs与Cu/X0的曲线能估计出（Yobs）max.用类似Liu设想的图解法也可以确定（Yw）min和Ku/x的值[23,24].

　　到目前为止，对于定量描述Yobs和Cu/X0比率之间的关系，还很少有值得利用的信息。方程（6）不是严格来自理论，可看作半经验模型，然而，试验结果很清楚的表明，该模型对于在不同Cu/X0比值条件下得到的Yobs值能够提供一个合理的定量的解释。

　　5、结论

　　在活性污泥工艺中加入化学解偶联剂来减少剩余污泥产率是很有效的。该技术具有易控制，运行稳定，有较强操作适应性的优点。但是解偶联剂的污泥减量化机理还不是很清楚，解偶联剂加入会导致运行成本增加，主要包括曝气成本和化学解偶联剂成本。化学解偶联剂对环境的危害也不容忽视。这些都是限制它工业化的主要原因。

　　均衡污泥减量化带来的运行成本降低和解偶联剂加入导致的运行成本增加，可知用化学解偶联剂使剩余污泥减量化的活性污泥工艺在工程实践中有很强的应用前景。

　　今后研究重点应该放在建立更合适的解偶联剂应用的数学模型，改进解偶联剂投料方式及投加量，更深入的分析微生物种群变化，提出更加有效的解偶联剂选择标准，寻找更廉价、更具有环境友好性的解偶联剂，研究解偶联剂长期应用对环境的影响。

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