"摘要：活性污泥法工艺广泛应用于城市生活污水的处理，而其产生的剩余污泥处理处置问题愈发凸显。总结国内外文献和研究成果，论述了剩余污泥对环境的影响以及处理处置新兴工艺，综述了其国内外处置现状和处理方式，并展望了污泥处理处置的发展。
关键词：活性污泥法；剩余污泥；新兴工艺；处理处置
Activated sludge treatment and disposal technology
Li Li-qiao, Xiao Zhu-tian，Ma Han-di，Mo xue-feng
(School of Civil Engineering, Beijing Jiaotong University, Beijing 100044, China)
Abstract: Activated sludge process is widely used in municipal wastewater treatment, sludge treatment and disposal of their produce increasingly prominent. Summarize the literature and research results at home and abroad, discusses the impact on the environment as well as sludge treatment and disposal of emerging technology, review the status and disposition of its domestic approach, and look forward to the development of the construction waste disposal.
Key Words: sludge treatment, activated sludge process,development of the waste disposal
引言
活性污泥法广泛应用于城市生活污水处理,但在污水处理过程中也会产生大量剩余污泥，由于污泥含水率高，有恶臭，且含有毒化学物质和病原微生物，若不加以控制,势必造成第二次污染。目前国际国内的主要控制手段包括剩余污泥的减量化、无害化处理以及资源化再利用。处理方式表现在如下几个方面：农用 填埋、焚烧、水体消纳等。据1996 年报道，世界上12 个发达国家的污泥处理中，农用占45.3%，填埋占3%，焚烧占10%，排海占6%[1]。但农用的缺点是：若长期使用，污泥中重金属离子，有毒有机物会积累并影响人体健康。因此发达国家都对其使用制定了严格的农用标准，而填埋占用大量土地，花费大量运输费用有时还会出现渗出严重污染的液体及臭气现象，甚至污染地下水源，渗出的气体主要是甲烷，易引起火灾和爆炸[2]。对于焚烧污泥，其投资大，管理复杂，焚烧前必须脱水；费用较高；焚烧时易产生二氧化硫、二噁英等气体污染空气。重金属也能随烟尘扩散[7 ]。排海易造成海洋污染，对海洋生态系统和人类食物链构成威胁，并且也没从根本上解决环境问题。因此美国于1990年禁止向海洋中倾倒污泥，欧盟也于1999 年开始禁止此方法。我国政府已于1994 年初接受了三项国际协议，承诺于1994 年2月20日起不再在海上处理工业废物和污水污泥[4 ]。因此，目前国际国内尚无一套完善处理剩余污泥的方法，仍有待进一步研究。
1.剩余污泥处理处置现状
目前，世界上许多国家已不再将污泥作为无用的废弃物而简单处置并丢弃。在全球普遍倡导的可持续发展战略的影响下，污泥作为一种可以回收、利用的资源与能源的载体，对它们的处理与处置正朝着无害化、减量化、稳定化、资源化的方向发展。
1.1国外处理处置方法
1.1.1.欧美发达国家
欧盟各成员国所采用的污泥处理、处置方法差别很大，其中采用填埋方法处置污泥的比例最低为8％(英国)，最高为90％(希腊、卢森堡)；农业利用的比例最低为10％(希腊、爱尔兰)，最高为60％(法国)；焚烧比例最低为1％(意大利)，最高为24％(丹麦)；仅有3个围家采用填海处置方法，比例最低为1％(西班牙)，最高为35％(爱尔兰)[5]。以德国为例，污水厂污泥被划分为固体废弃物类，近十多年来其填埋比例也大幅下降，焚烧比例则明显升高(相关的法律和法规也推介污泥焚烧技术)。德国的污泥处置情况见图1.

生物固体中含有大量的氮、磷、钾及其他有益的微量元素，并富含有机物质，因此适当的回用可改善上壤质量，提高农作物的产量，减少土壤腐蚀。生物固体可通过焚烧、表面处置、填埋等方法回用，或者作为土壤改良剂回用。但焚烧处理费用昂贵，填埋和表而处置不能从根本上解决问题，所以作为土壤改良剂就成为美国、加拿大等的首选的污泥处理方法。美国、加拿大，采用三等级质量系统，把生物固体分门别类地应用于农业上地，相关处理过程非常相似，如对病原菌的限制等。加拿大对其他污染物的控制也日趋严格。这两个国家都在扩大研究项目，主要针对处理过程中二噁英、呋喃在污泥抗菌剂中的聚集、病原菌的再生和继续生长以及处理过程中的臭气等疑难问题。
1.1.2日本韩国处理现状
两国共同的特点是经济发达，人口密度大，土地资源稀缺。所以主要的处理处置方法是焚烧、热十化、填海转向堆肥、焚烧灰分利用[1]。
日术早在20年前就开始采用最先进的热干化和污泥焚烧处理方法，韩国则一直将大量的污泥(77％)填海处理。由于热干化和污泥焚烧处理的能耗极高，且为满足严格的尾气排放标准，进一步导致处理成本提高，所以日奉已转向制定新的污泥管理政策，这将对污泥的安全排放起到重要作用。韩国将从2008年开始禁止污泥填海处理，而现行法律又不容许在农业土地上使用污泥堆肥产生的肥料，因此韩国也在寻求新的污泥处理方法。
焚烧灰分在韩国也具有较好的应用前景，目前已有17家水泥厂采用污泥焚烧灰分作为水泥的主要原料。热干化和焚烧处理将会成为韩国污泥处理不得不采用的最后手段，只不过技术研发的重点是怎样使污泥产量最小化。韩国也在尝试把污泥作为蚯蚓饲料，把混凝剂与污泥的混合物作为一种保护性地表层，利于植被生长，以防止在斜坡而造成过分的水土流失现象。
1.2我国的处理处置现以状
我国处理方法方式填埋、农业使用为主，阻机械脱水、消化为辅。
2007年2月建设部批准《城镇污水处理厂污泥泥质》(CJ 247—2007)为城镇建设行业产品标准，定于2007年10月1日开始实施。该标准填补了我国关于城镇污水处理厂的污泥处理无单独标准的空白。《城镇污水处理厂污泥泥质》总的原则是“城市污水处理厂污泥应本着综合利用、化害为利、保护环境、造福人民的原则进行妥善处理和处置”。对污水处理厂巾的污泥处理要求比以前更加严格，要求污泥含水率必须小于80％。为保证这一目标的实现，现用“基本控制项目和限值”与“选择性控制项目和限值”两部分标准取代了原有的不规范标准。“基本控制项目和限值”带有强制性，污泥含水率必须小于80％，但小注重处理过程；“选择性控制项日利限值”是针对各地区经济发展状况不同而有选择地选取污泥检测的项目，而并非指污泥农用应采取的指标。同时，对于新建、改建、扩建的城镇污水处理厂污泥还要达到“粪大肠菌群值”、“细菌总数”两个指标。该标准将污泥处理工艺流程分为3个等级，即一级处理(污泥一自然干化一污泥利用)、二级处理(污泥一浓缩一消化一脱水一污泥利用)、三级处理(干燥／干化一焚烧一灰分利用)；并规定现有城镇污水处理厂中污泥处理工艺流程要以二级处理为起点，或进行污泥三级处理；无法达到标准的污水处理厂要进行改建、扩建，并要求污泥逐步从机械脱水转向干燥或焚烧处理。估计到2020年，我国干污泥的产量将会达到800× 104 t／a，并且随着大城市化和城市集群区域的发展，我国污泥处理最终将走向干燥或焚烧这样的三级处理。
2.污泥处理处置新工艺
2.1国内污泥要解决的问题
1)国家政策和行业专家一致认为土地利用是污泥处置的发展方向，但是在我国各地推进不下去。
2)厌氧消化技术从全世界范围来看，是污泥处理的首选技术，业界也公认是节能减排的优秀技术，却在我国始终推广不力。
3)焚烧作为污泥处置的三大技术之一，如今仍然无法“去妖魔化”
4)环保部要求出厂污泥需脱水至含水率50%以下，导致高干脱水临时性的处理方式被普及，是否阻碍了行业其他技术的发展
据估算，目前我国城市污水处理厂每年排放的污泥量(干重)大约为130万吨，而且年增长率>10％，特别是在我国城市化水平较高的几个城市与地区，污泥出路问题已经十分突出。如果城市污水全部得到处理，则将产生污泥量(干重)为840万吨，占我国总固体废弃物的3．2％所以，急需推广剩余污泥处理处置技术。另外，采用什么样的工艺技术，应该以各地区实际情况作为依据，主要考虑以下两点：
1）把污泥处理处置作为污水处理系统的非常重要的环节，给予巨大投入，使污染治理能划上一个完整的句号，这是成熟的污水处理思路；
2）不同国家和地区因地制宜地采取了适合各自国情的污泥处理处置技术路线，主要考虑因素为产业结构、土地资源、城市化程度等。
2.2污泥热水解技术
2.2.1工艺原理
污泥厌氧消化可以回收沼气、有效杀灭病原菌、实现污泥的稳定化和减量化，因此厌氧消化技术在世界各国得到广泛应用．厌氧消化时，污泥在微生物的作用下要经历水解、产酸及产甲烷三个阶段．污泥大部分有机物在微生物细胞内，由于微生物细胞壁和细胞膜的天然屏障作用，其它活的微生物细胞所分泌的水解酶对这部分有机物进行水解的速率低，因此水解是污泥厌氧生化降解的控制性步骤。由于污泥水解速率低，传统的厌氧消化存在消化速率低、停留时间长(20～30d)、处理效率低(挥发性固体VS的去除率30％～40％)等不足．为了克服传统污泥厌氧消化工艺存在的消化速率慢、停留时间长、处理效率低的缺点，相继出现了许多新的处理工艺，其中污泥热水解法是一种比较成熟的工艺。
热处理(Theraml hydrolysis ) 是一种高效的污泥预处理技术,通过热水解处理后，污泥中的微生物絮体解体，细胞破碎，当中的有机物质(如蛋白质、脂肪、碳水化合物)释放出来进一步水解，从而使污泥的物理化学性质相应发生变化。
污泥的热处理包括固体物质的溶解及絮体的破碎过程和有机物的水解过程。通常温度较高时，这两个过程同时发生；反之，可能只发生固体物质的溶解。污泥的热处理又可以细分为以下4个过程：污泥絮体结构的解体、污泥细胞破碎和有机物的释放、有机物的水解和美拉德反应.
2.2.2工艺特点
1）改善污泥的脱水性能
2）提高污泥的厌氧消化性能。在20 世纪70 年代以前, 对于污泥热水解后水解液而言, 由于含有高浓度的有机物, 通常是采用长时间的曝气处理, 处理费用高。随后的研究发现,热水解能有效提高污泥的厌氧消化性能, 提高后续厌氧消化系统的有机物去除率、增大甲烷的产气量,也能显著改善污泥的脱水性能, 污泥经过热水解、厌氧消化处理后再离心脱水可得到固体含量为40%~ 50% 的泥饼, 大大减少了污泥的体积。经过近20 年的研究, 热水解、厌氧消化工艺开始工业化应用。1997 年挪威的Cambi 公司将其开发的Cambi 工艺成功地用于挪威Hammer 污水处厂。
3）获取反硝化所需的碳源。污泥热水解后的水解液中含有较丰富的C1 ~C5 挥发性脂肪酸, 因此将污泥水解液作为碳源用于反硝化脱氮系统可以节约外加碳源的费用, 同时由于污泥热水解后脱水性能得到改善而利于脱水减量。
4）实现污泥减量。热水解不仅可以实现污泥的细胞溶解, 而且污泥热水解后形成的中间产物更适合作为微生物生长的基质, Rocher 等研究表明: 污泥在pH 值为10 和热水解温度为60摄氏度的条件下处理20 min 时细胞溶解和生物降解最稳定, 污泥产率是常规活性污泥法的38% ~ 43%。
2.2.3 污泥热水解的特点
污泥进行热水解处理，可以使消化池获得更高的可挥发性固体(VSS)去除率，并可使最终污泥干固体含量提高，从而实现污泥质量和体积的双重减量。若不对污泥进行热水解预处理，消化污泥经聚合物投加后离心脱水，其干固体含量可达22％；而经过热水解预处理的污泥再进行消化反应，消化污泥经聚合物投加后离心脱水，其干固体含量可达30％～32％。经传统中温厌氧消化工艺，总悬浮颗粒物(TSS)去除率为20％～25％；而经热水解预处理和中温厌氧消化的污泥，TSS去除率可达43％。TSS去率提高意味着污泥质量减量化的提高。通过热水解预处理和中温厌氧消化后，污泥VSS去除率可达45％～48％。一般情况下，采用传统的厌氧消化工艺处理的污泥，VSS去除率约为28％～30％。应用热水解预处理和中温厌氧消化工艺的沼气含量较传统中温厌氧消化工艺提高40％～50％。
2.2.4工艺应用
1997 年，挪威的Cambi 公司首先开发出用于市场的“热水解-厌氧消化”工艺（称之为Cambi 工艺）。Cambi 的热水解工艺(THP)是用高压蒸汽对市政和工业污泥及生物质废物厌氧消化的预处理工艺。运用热水解(THP)技术使消化池容量负荷翻番，增加沼气产量，产生脱水性能好、无病原体及稳定的生物固体产品，不论是最终产品直接运用于农业，还是干燥后做肥料或生物燃料, 都节约了运输成本和能源成本。
2.3 超临界水氧化技术
2.3.1 概述
超临界水氧化是一种高效的处理有机废水和废物的氧化技术，受到国内外的高度重视。水的临界温度和压力分别是374.3℃和22.05MPa，在此温度和压力之上的水则处于超临界状态。超临界水氧化(Supercritical Water Oxidation，简称SCWO)是以超临界水作为反应介质与有机物发生强烈的氧化反应，生成CO2、H2O、N2和无机盐类等无毒小分子化合物[6]。超临界水具有特殊的性质，空气、氧气和有机物在超临界水中可以任意比例互溶，形成均相。氧气在超临界水中与水生成HO•、O•和•HO2等自由基，与有机物发生氧化反应[7]。
2.3.2  SCWO工艺原理
有机废物SCWO氧化反应，是基于自由基反应机理，该理论认为·HO2是反应过程中重要的自由基，在没有引发的情况下，自由基由氧气攻击。
最弱的C—H键而产生：
RH+O2—R·+OH·    (1)
RH+HO2—R·+H2O2     (2)
过氧化氢进一步分解成羟基：
H2O2+M—2HO·      (3)
(M为均质或非均质界面)，羟基具有很强的亲电性，几乎能与所有的含氢化合物作用：
RH+HO—·R·+H2O         (4)
(1)、(2)、(4)式中产生的自由基(R·)能与氧气作用生成氧化自由基，后者能进一步获取氢原子生成过氧化物：
R·+O2— ROO·
ROO·+RH—ROOH+R·
过氧化物通常分解生成分子较小的化合物，这种断裂迅速进行直至生成甲酸或己酸，最终转化成二氧化碳和水[8]。
在超临界条件下，物理性质的变化使超临界水表现得类似于一个中等强度的极性有机溶剂。因此，超临界水能与非极性物质如戊烷、己烷、苯、甲苯等有机物完全互溶；而无机物质特别是盐类，在超临界水中的溶解度很低[9]。在此状态下，水的特性与有机物相同，界面消失，超临界水的氧气溶解度也大大提高，实现了完全混合，有机物与氧气能够自由反应，反应速度得到了急剧提高。即使是难分解性有机物，也可以几乎100%分解[10]。
正是由于这些特性,使有机物在超临界水中的氧化反应在均相条件下进行，反应过程不受传质限制，反应彻底迅速，使超临界水成为有机物氧化的理想介质。
2.3.3 SCWO工艺流程
城市污泥和氧化剂(空气、氧气、双氧水等)分别通过高压泵打人预热器，使城市污泥和氧化剂加热达到超临界温度，然后进入SCWO反应器，通过氧化反应后，城市污泥被彻底氧化分解。出反应器的流体经冷却、减压处理后，经过气液分离器将反应产生的气体和液体分别排出或收集进行分析检测。超临界水氧化法反应器主要有连续式和间歇式两种[12]，因此超临界水氧化法主要分为两种，即连续式超临界水氧化法和间歇式超临界水氧化法。目前较为常用的是连续式反应器。国外学者Modell[13,14]提出的连续式SCWO法废水污泥处理工艺流程如图6所示。废水和污泥混合后和氧气经过加压、预热进入SCWO反应器，有机物在极短的时间内被氧化分解，然后液、气经分离后分别排放，从而达到污泥处理的目的。该工艺一般可分成7个主要步骤: 进料制备及加压、预热、反应、盐的形成和分离、冷却和能量热循环、减压和相分离、流出水的清洁。

反应前首先设定反应的温度、压力，通过氧气和不同含水率的污泥在设定温度和压力下的热力学数据，计算所需污泥量及氧量。在向高压釜内加入计算量污泥后，用氮气吹除反应釜和管线内的空气及残余污泥，吹扫5 min之后封闭高压釜及管线阀门，最后关闭氮气，尽量减小空气中的氧对实验结果的影响。当釜内温度、压力达到设定要求的时候，由高压手动计量泵快速泵入所需双氧水溶液，在反应时间达到后，放出反应物，经冷却器、气液分离器后，液相产物流入收集瓶内，计量取样以便随后进行分析，气相产物则通过上部流出[15]。
2.3.4研究进展
多年来，废水的处理过程中产生的污泥一直是水处理技术的难点。通常污泥采用填埋法、焚烧法、热解法进行处理，但填埋法导致污泥中有害微生物传染疾病，该方法占用一定的填埋空间；焚烧法对空气带来很大污染，热解法会产生油等二次污染物。采用超临界水氧化法处理污泥可以解决以上问题，在温度为370-650℃，压力为22-26MPa下，污泥处理率达到99.8％以上，最终产物为二氧化碳和水。
昝元峰等[16]研究指出，临界水氧化污泥能达到较大的减量效果和实现无害化，最终排放液的COD<10 mg/L；反应液中的悬浮固体和挥发性悬浮固体等均为零；泥沙和金属盐沉积于反应器内，达到了良好的分离效果和稳定金属离子的作用。荆国林等[17]用SCWO处理油田含油污泥,用过氧化氢做氧化剂,实验结果表明:超临界水中的氧化反应能有效去除含油污泥中的原油,去除率可达95%，反应停留时间、反应温度、反应压力是影响含油污泥中原油去除率的重要因素，随反应温度、反应停留时间和反应压力的增加，含油污泥中的原油去除率增加。
美国德克萨斯州建成世界上第一座商业化运行的超临界水氧化法污泥处理装置,其每天处理量高达9.8吨干污泥，污泥中有机物的氧化会释放足够的热量用以预热回流污泥,并供工厂车间需要的蒸汽和热水[18,19]。Modell.M.用SCWO处理造纸污泥，结果表明大约80%—90%的污泥固体被超临界水氧化破坏,总有机碳(TOC)破坏率为99.1%—99.3%,总有机卤化物(TOX)的破坏率为99.91%—99.94%,说明SCWO对二恶英的破坏率很高。
2.3.5  SCWO的优缺点分析
超临界水氧化技术的优势有以下几点：
(1)处理效率高，在适当的温度、压力和较短的停留时间下，有毒有害物质去除率达到99.99 %以上；
(2)超临界水氧化法是在高温高压下进行的均相反应，反应速率快，停留时间短，平均停留时间小于1 min，因此反应器结构简洁，体积小，占地面积小；
(3)不产生二次污染，二氧化碳等清洁产物不需要进一步处理，并且无机盐可从水中沉淀分离出来，处理后的污泥废水可以完全回收利用，节约了资源和能源；
(4)若被处理废水中的有机物浓度在1 %～2 %，就可以依靠氧化反应过程中产生的热量来维持反应所需的热能，不需要外界供给热量，若污染物浓度较高，反应能放出更多的氧化热,这些热能可以回收再利用；
(5)从经济学角度考虑，超临界水氧化法处理废物年操作维修费较低，单位成本较低，具有较大的工业应用价值[20,21]。
超临界水氧化技术存在的问题有以下几点：
(1)高腐蚀速度，选择反应釜的材质极难。超临界水具有强的腐蚀性，尤其在苛刻的高温、高压以及含有高浓度溶解氧的条件下，反应产生的活性自由基与矿物酸或某些盐类物质加剧了设备的腐蚀[22]。
(2)盐沉积，无机物溶解度减小，诱发工程堵塞，连续运转难。超临界水氧化过程中的盐主要来自两类,一是为中和反应产生的酸,往往在进料中添加碱,这样就生成了盐""另外废水中也含有一定浓度的无机盐""这些在室温下具有良好的溶解度的无机盐,在超临界水的环境下溶解能力急剧下降,形成沉淀并析出,这些沉积的盐往往会堵塞管路,影响传热,严重的会导致反应器的炸裂。
(3)初期投资费用较高。
2.3.6小结
超临界是氧化法处理有毒难降解有机废水具有突出的优势，一些西方国家己经建成中试或工业装置。但由于超临界水氧化技术的条件极其苛刻,其工业化应用目前的材料和技术还较难满足,许多方面的研究还有待进行。随着对反应器设计的日臻成熟，以及耐压、耐蚀材料的研制成功，SCWO法必将因其本身所具有的突出优势和应用前景而得到快速发展。
2.4臭氧氧化工艺
2.4.1工艺简介
臭氧氧化污泥减量技术将生物与化学处理技术相结合，既能发挥传统活性污 泥法的特长，又结合臭氧的强氧化性特点，有效的降解污泥，经济、实用，便于操作管理，防止污水处理出现二次污染，实现经济效益和环境效益的统一[23]。
污泥臭氧氧化原位减量工艺一般由污泥臭氧化破解系统和污水生物处理系统组成，并随着污水生物处理系统的不同呈现不同的工艺形式，但无论哪种工艺形式其核心均是基于污泥隐性生长理论，即当微生物以其自身细胞溶解产物为底物重复新陈代谢时，细胞衰减速率增大，剩余污泥产量下降[24]。
一般的臭氧氧化法的处理流程如图8的所示，部分活性污泥回送至污泥线， 或者从曝气槽放出，与臭氧反应后，再将其循环回送。活性污泥在臭氧塔中，受到强氧化作用，使得其分解成生物可降解有机物，在曝气槽中进行循环作用。即曝气槽是将污水与污泥同时处理，在生物先导法的排水处理设备中，处理污泥的脱水机和焚烧炉就成为不必要的设施。因此，曝气槽的负荷只是增加了经处理后 的污泥部分，而作为排水处理设备的整体却还是水处理厂的一个简单的流程[25]。
2.4.2工艺原理
污泥臭氧氧化分解过程分为三个阶段[24]：
1．污泥絮体表面破坏期，此时污泥絮体形态和结构基本保持完整，固体物质并不减少。在臭氧投量为20mg·g-1TS时就可以在污泥上清液中观察到有少量的高分子物质和阳离子释放，证明了污泥絮体表面的EPS首先受到臭氧攻击。
污泥絮体结构解体，原来包裹在污泥絮体内部的微生物细胞丧失保护屏障，完全暴露在臭氧的攻击之下，其强大的氧化能力使微生物细胞失活、死亡并溶解，从而呈现碎片状态。
2．污泥絮体结构破坏期，通常在臭氧投量大于45mg·g-1TS时发生。此阶段作为污泥絮体骨架之一的丝状菌对臭氧极为敏感，首先死亡，菌丝断裂，污泥 絮体结构开始松散，污泥絮体周围的胞外聚合物及构成污泥絮体骨架的阳离子 脱离污泥固相进入污泥上清液，污泥粒径变小，污泥固体物质开始减少。
3．污泥微生物细胞溶解期，随着臭氧投量的增加，污泥絮体结构解体，深藏在污泥絮体内部的微生物受到臭氧的攻击，部分死亡，细胞壁破坏，细胞内物 质释放，污泥上清液中高分子聚合物及阳离子显著增加，污泥粒径持续变小，颜 色变浅，污泥固体显著减少。
2.4.3工艺总结
Sakai[26]将臭氧氧化技术应用于日本的Shima污水处理厂4450m3/d的城市污 水活性污泥处理系统中。当臭氧投加量为0.034kg/kgSS、处理污泥量为预计剩余 污泥量的4倍时，可以做到剩余污泥的完全减量。经过5个月无剩余污泥排放的运行，进水中30%的无机物在污泥中有一定的积累，但没有观察到惰性有机物的积累。出水水质除SS比未经臭氧处理时高2～15mg/L，其余指标均无明显变化。
在工程应用中发现，在出水水质没有显著恶化的情况下，这种工艺能做到污泥的零排放。臭氧氧化出水TOC比常规活性污泥法略高，进水中的无机物在污泥中有一定的积累。
但是由于臭氧氧化工艺设备成本高，运行成本高，臭氧利用率低。该工艺难以在城市污水污泥处理中广泛应用。但臭氧氧化工艺将污泥氧化提高了进水可生化性，对于很多工业污水的处理十分有利。因此，臭氧氧化工艺是适用于工业污泥处理的污泥处理工艺。
2.5超声减量工艺
2.5.1工艺简介
超声波破解是指在较高的声强作用下，特别是低中频(低于1MHz)范围内， 超声波会在水相中产生大量的寿命约为0.1µs的空化穴，其在爆炸瞬间产生短暂的强压力脉冲，并于气泡周围的微小空间内形成局部高温、高压点，这种高温高压会引起一系列物理化学效应，数微秒后，该热点以109 K/s的速率迅速冷却。在冷却过程中，产生强大的冲击波与高速射流，微小气泡的爆炸可以产生高强的水力剪切力，从而将微生物的细菌壁破解，所以超声波法是一种破解污泥的有效方法，同时也可加速污泥水解速度。超声波处理用于污泥回流系统时，可强化细胞的可降解性，减少污泥的产量；用于污泥脱水设备时，有利于污泥脱水和污泥 减量[27]。
2.5.2臭氧-超声联用工艺
臭氧作为强氧化剂，广泛用于饮用水和污水处理，近年来也成为污泥减量化 的重要手段；然而臭氧的利用率低，运行成本较高，如何提高其利用率成为研究热点。超声波也因其低能耗、高效率的高级氧化特性成为污泥溶胞研究热点。将臭氧、超声波这两种具有代表性的溶胞工艺结合，具有理论依据和应用前景。
超声波-臭氧联用技术的工艺步骤如图。经过试验研究[28]，联合技术对污泥的破解效果大于单独臭氧氧化降解效果。超声波强化臭氧污泥破解效果主要是由于超声的空化和机械破解作用，一方面加强了O3的传质速率和分解速率 ； 另一方面促进了O3分解产生自由基，如羟基自由基，具有更强的氧化能力。
超声波-臭氧的联合使用相比各自单独使用的污泥破解效果好。污泥浓度越 大，联合技术的处理效果越显著 。在臭氧和超声波的作用下，不仅将污泥破解， 而且将难降解的有机物氧化为易降解有机物，提高其可生化性。把破解的污泥回流到生物反应系统中，被微生物二次利用，可达到污泥减量的目的。
2.5.3工艺总结
超声破解方式对污泥进行处理有以下三个特点。一是利用超声波破解污泥物质结构中相当数量的微生物细胞壁 ，使细胞质和酶得 以释放胞内物质作为自产底物供微生物生长，即利用隐性生长的原理，从而提高生物系统的降解效率，减少系统的污泥产量； 二是将被释放出来的细胞质作为补充碳源从厌氧段进入好氧系统，不但提高脱氮除磷的效果，而且为后段的好氧过程提供更多的碳源，使硝化和反硝化同时进行,提高整个生物系统去除COD的能力；三是将常规工艺中难降解的物质转化为易降解物质，提高生物降解率，减少剩余污泥量。
超声污泥减量技术可以降低污泥处理与处置的费用，有效防止剩余污泥对环境的二次污染，是一种经济、有效、环保的新型污泥减量技术，是将来污泥减量化研究的重要发展方向。超声波与其他处理工艺结合处理污泥，对污泥减量能发挥出更大的作用。随着对剩余污泥处理要求的不断提高，超声波污泥减量技术具有更广的发展空间，将会带来可观的经济效益与环境效益。
2.6蚯蚓生物滤池工艺
2.6.1工艺简介
蚯蚓生物滤池是根据蚯蚓具有提高土壤通气透水性能和促进有机物分解转化等生态功能而设计，集物理过滤、吸附、好氧分解和污泥处理等功能于一身，利用滤料截留、蚯蚓和微生物的分解利用污水及污泥中的有机物和营养物并具有促进含氮物质的硝化与反硝化作用[29,30]，是一种生态型污水污泥同步处理新技术。
蚯蚓生物滤池工艺起初作为处理污水的一项工艺[31]，主要应用于处理水量较小以及农村生活污水中。近年来，发展出利用其工艺特点处理生活污泥的应用，实验效果好，因其针对性强而有广阔的发展空间。
2.6.2工艺原理
蚯蚓生物滤床中的微生物以污水中胶体态和溶解性有机物为食料而生存繁殖，并在载体或填料颗粒表面形成生物膜；蚯蚓以滤床中的生物膜作为营养源，经吸收消化和分解利用实现污泥的减量化和稳定化。蚯蚓在滤池生物处理系统中与微生物存在着协同共生的作用，蚯蚓粪对微生物的生长和繁殖也提供了良好的生存基质。在觅食过程中蚯蚓上下运动，对填料起到了疏松作用，使之保持良好的通气环境，有利于污染物的进一步降解。
从生态学角度讲，系统食物链越长，能量损耗就越多，用于生物体合成的能量就越少[32]。所以可通过延长系统食物链来实现污泥减量化：在传统污水生物反应器中引入蚯蚓这一物种，延长和扩展了反应器中原有食物链，系统中微生物以污水中的有机污染物为食料，蚯蚓则生长在滤料表层0.5-20.0cm之间，以污水中悬浮物和生物污泥为食料。通过微生物和蚯蚓的协同共生作用，使污水得以净化，并形成以蚯蚓粪为主的少量稳定污泥，同步实现污泥的减量化与稳定化[33,34]。
2.6.3工艺特点
与普通工艺使用的滤池相比，蚯蚓生物滤池的特点主要提现在以下四个方面：
1）采用现代生态设计理念，在生物过滤器中引进适合的蚯蚓种类，延长和扩展了原有微生物的代谢链。蚯蚓具有吞食有机质、提高土壤通透性、与微生物协同作用和促进有机物的降解等生物学功能，可以提高滤料的空隙率，促进污水中有机物的降解，并清除滤池中可能出现的污泥堵塞现象和减少污泥的产量，从而提高滤池的处理能力和处理效率。
2）蚯蚓对有机物的强化分解使系统可以采用小粒径滤料，大大改善了生物处理效果。一般蚯蚓生物滤池采用轻质、高比表面积和大孔隙率的球形陶粒滤料，其表面坚硬多微孔，内部孔网交错，吸附和截污能力强，增大了系统的微生物量，同时增强了生物活性。
3）通过蚯蚓吞食有机质、与微生物协同作用和促进有机质的降解等生物学功能，以及高比表面积陶粒滤料的选择，蚯蚓生物滤池具有更高的有机负荷承受能力和水力负荷耐受力，有利于提高装置的处理能力，减小占地面积。
4）由于较高等生物物种——蚯蚓的引入，延长和扩展了生物食物链，使其污泥产率较普通生物滤池又有所减小，而且污泥稳定性高，有利于污泥的后续处置处理。
2.6.4国外研究进展
蚯蚓生物滤池最早由智利大学的Jose Toha教授于1992年提出[35]，世界上第一座用于处理生活污水的蚯蚓生物滤池由Marcel Bouche于1995年建立。该滤池处理的生活污水经格栅和沉沙处理后直接进入滤池，出水清澈，除氮磷浓度过高外，其他水质指标可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB-18918--2002）的一级B排放标准。有研究表明，在水力负荷为1.0m3/(m2.d)时，对BOD5和SS的去除率达90%以上，对氮和磷的去除率也分别在80%和70%以上。
近几年，蚯蚓生物滤池技术在法国和智利的发展较快，并得到了推广应用。如在Melipilla、Peumo、Teno、Claret等地建立的蚯蚓生物滤池已用于生活污水的处理，运行效果良好；在智利Agricola LecheraCHILOLA公司和TenoAgrozz公司分别建设了用于处理奶制品和番茄制品生产废水的蚯蚓生物滤池，于1991年开始运行。
利用蚯蚓生物滤池同步处理污水和污泥是目前的主要研究方向。Tayor等[36]采用有机固体废物作为蚯蚓过滤器滤床处理生活污水，考察了滤床高度对COD、BOD、氨氮、总凯氏氮、硝态氮和磷的去除影响及规律。Li等[37]采用木屑和混有蚯蚓养殖物料的蚯蚓生物滤池处理养猪场废水，取得了一定的效果，同时可以获得较优秀的堆肥产品。
2.6.5国内研究进展
1998年同济大学引进蚯蚓生物滤池处理技术，并在上海曲阳水质净化厂进行了实际运行研究。参照法国Combaillaux试验场的蚯蚓生态滤池，设计了长为1.0m、宽为1.0m、高为1.5m的实验装置，见图11。该装置由滤池上部的布水器、中部的生态蚯蚓滤床和下部的排水区三部分组成，填料床厚度为0.6m左右，采用赤子爱胜蚓。

             图11. 蚯蚓生物滤池结构示意图
该工艺处于“厌氧水解-高负荷生物滤池-蚯蚓生物滤池”组合工艺末端，保证出水水质，减量稳定污泥[38]。 实验对蚯蚓生物滤池工艺的影响因素进行了探究，包括使用石英砂、陶粒两种不同的滤料，以及4种不同的进水工况。得出的结论如下：污泥减量率可达38.20%-48.20% 系统污泥减量化的总体效果与蚯蚓对污泥的消减效率正相关；温度是影响消减效率的重要因素，系统温度在23-28℃时效率最高；水力负荷不宜过大，否则会使水流对蚯蚓的冲击作用增强，影响其正常生命活动及消减效率；滤料也是影响消减效率的重要因素，陶粒相比石英砂效率更高。污泥减量化效果更好。 同时，蚯蚓生物滤池的悬浮固体浓度(SS)减量率、挥发性悬浮固体浓度(VSS)减量率分别可达到49.5%-55.6%和60.0%-63.2%，比普通生物滤池提高了14.4%-21.7%和22.3%-26.4%。
2.6.6发展前景
除了应用在现今已经较成熟的城镇污水处理流程上，蚯蚓生物滤池还可以在农村污水处理以及更先进的污泥处理上得到应用。我国农村分布广、数量多，相比于城市其污水日均排放量小，缺乏完善的污水收集系统。此外，经济实力相对较弱，无法配备污水处理、运行管理的专业技术人员，使得农村污水处理技术无法套用成功的城市生活污水处理技术。蚯蚓生物滤池工程造价和运行费用低，除污效能高，占地面积小，可实现污水、污泥的同步处理，减少后续污泥的处置处理相关费用等。而蚯蚓生物污泥处理技术就是从生态角度出发，通过人工强化生态系统富集与扩散、合成与分解、拮抗与协同等多种自然调控作用，利用蚯蚓和微生物的协同作用来实现污泥的减量化、稳定化、无害化和资源化的目的。目前利用蚯蚓生物率航次处理剩余污泥的实验室研究已取得了一定的进展，将该项污泥处理技术进行应用推广，考察其在实际环境中的运行是下阶段的研究重点。
2.6.7小结
蚯蚓生物滤池因其工作原理和特点而赋予鲜明的技术和经济特色，经过多年的相关研究，目前对蚯蚓生物滤池的应用已涉及小城镇污水处理、农村生活污水处理和污泥处理等多个方向，并取得了一定的研究成果。由于蚯蚓生物滤池具有工程造价低、运行费用低、管理要求低、占地面积小、二次污染少、资源化程度高等特点，符合可持续发展方向，具有鲜明的“生态平衡”和“环境友好”技术特色，因此在今后的小城镇和农村生活污水、污泥处理中有着广阔的发展前景。
3.总结与展望
污泥的处理和再利用技术是多方面的，采取何种方式要综合考虑多方因素 在兼顾环境效益，社会效益的前提下，提高其经济效益，要遵循稳定化、无害化、 减量化、资源化的原则。对污泥处理与处置而言，从剩余污泥产生的源头上做文章．以预防为主要手段对污泥进行减量化处理，是污泥处理的必然发展趋势，也是污水厂降低运行成本、彻底解决污泥处置难的必然发展方向。但污泥减量化技术在我国还不完善，存在着许多亟待解决的问题，这需要开发高效、低耗污泥减量技术，且需对目前现有技术进一步加以完善、优化，以最终实现在水厂中全面应用。文中介绍的污泥处理处置新工艺，就是以上述原则为目标，实现最终的最大化利用。

参考文献：
[1] 李亚东,李海波. 城市生活污水处理中剩余污泥处理技术探讨[J].清华大学学报.2010,26(1),80-83.
[2] 王治军,王伟.污泥处理的“热水解-ASBR”组合工艺研究[J].环境科学. 2012, 22(4):453-459.
[3]徐文英,徐亚栋,江霜英. 活性污泥中温厌氧消化热水解预处理工艺及系统[J].农业科学.2013,41(25):15-19.
[4]王治军,昊舒旭.热水解污泥的厌氧消化试验研究[J].中国给水排水.2010,37(2):105-107.
[5]王治军,王伟.热水解预处理改善污泥的厌氧消化性能[J].中国给水排水.2010, 20(9):9-12
[6]张辰，王国华，孙晓．污泥处理处置技术与工程实例[M]．北京：化学工业出版社，2005:18．
[7] 朱飞龙. 超临界水氧化法处理城市污水处理厂活性污泥[D]. 东华大学, 2009.
[8] 王世君, 郭翠. 超临界水氧化技术应用研究进展[J]. 中国石油和化工标准与质量, 2011, 31(11).
[9]昝元峰，王树众，段百齐，等．超临界水氧化技术的研究进展[J]．石油化工，2004，33(2):184-189．
[10]昝元峰, 王树众, 张钦明, 等. 污泥的超临界水氧化动力学研究[J]. 西安交通大学学报, 2005, 39(1):104-110.
[11] 方明中, 孙水裕, 林楚娟, 等. 超临界水氧化技术在城市污泥处理中的应用[J]. 水资源保护, 2008, 24(3):66-68.
[12]张召恩，韩恩厚，张丽，等．超临机水氧化(SCWO)在环境保护中的应用[J]．环境技术, 2002(4):21-26．
[13]Modell M. Processing Methods for the Oxidation of Organics inSupercritical Water．U．S．Patent [J]，1982：199-4338．
[14]Froling M, Modell M, Peters W A, et al. Environmental assessment of supercritical water oxidation of sewage sludge[J]. Resources, Conservation and Recycling, 2004, 41(4):321-338.
[15]易怀昌, 王华接, 陆超华. 超临界水氧化技术在污泥处理中的应用[J]. 广东化工, 2010, 37(2):105-107.
[16] 昝元峰, 王树众, 林宗虎. 超临界水氧化工艺处理城市污泥[J]. 中国给水排水, 2004, 20(9):9-12.
[17]荆国林,霍维晶,崔宝臣.超临界水氧化处理油田含油污泥.西南石油大学学报(自然科学版),2008,30(1):116-118
[18]马承愚, 赵晓春, 朱飞龙, 等. 污水处理厂污泥超临界水氧化处理[J]. 现代化工, 2007, 27(2).
[19]Griffit J W, Raymond D H. The first commercial supercritical water oxidation sludge processing plant[J]. Waste Management, 2002, 22(4):453-459.
[20]向波涛,王涛,杨基础,等一种新兴的高效废物处理技术—超临界水氧化法[J].化工进展,1997(3):3944.
[21]张敏华, 葛建平, 王敬东. 超临界水氧化技术[J]. 净水技术, 2005, 24(6).
[22] Kriksunov L.B, Macdonald DD. Corrosion in supercritical water oxidation systems: A phenomenological analysis J. Electrochem. Soc, 1995,142:4069-4080
[23] 洪荷芳，吴建，叶波.臭氧氧化法污泥减量技术的试验研究[J]. 环境研究 与监测,2010,23(3):6-9.
[24] 赵玉鑫，尹军，于合龙，王立军.污泥臭氧氧化破解历程研究[J]. 黑龙江大学自然科学学报,2010,27(6):759-763.
[25]曾绍琼译,谢益民校.无剩余污泥的活性污泥法[J].造纸科学与技术,2002,21(3),53-56.
[26] Sakai Y．，Fukase T．，Yasui H. ,An activated sludge process without excess sludge production[J].Wat.Sci.Technol．1997,36(11)：163-170.
[27]王守仁,王增长,宋秀兰.污泥处理技术发展[J]. 水资源保护,2010,26(1),80-83.
[28]黄慧,朱世云,寇青青,王瀛寰,荣春.超声波-臭氧破解剩余污泥技术的初步研究[J].环境科学与技术，2011，34(6)：141-143．
[29]韩润平.新型生物滤池污水处理过程中氮形态转化研究[D].上海：同济大学，2002.
[30]胡秀仁.地球的清洁工和资源：蚯蚓[J].环境卫生工程，1996,4（1）：18-22.
[31]王夙.邹斌,杨健,刑美燕.蚯蚓生物滤池的研究与应用进展[J].中国给水排水，2010,26（8）：20-24.
[32]刘琳,宋碧玉.污泥减量化技术新进展[J]. 工业用水与废水，2005,36（3）：5.
[33]吴敏,杨健,马运才.生物-生态过滤工艺处理城镇污水[J].中国给水排水，2002，18（4）：37.
[34]吴敏,杨健.蚯蚓生态床处理剩余污泥[J].中国给水排水，2003,19（5）：59.
[35]Aguilera M L. Purification of Wastewater by Vermifiltration[D]. France:University of Montpellier 2, 2003.
[36]Taylor M, Clarke W P,Greenfield P E. The treatment of domestic wastewater using small-scale vermicompost filter beds[J]. Ecol Eng, 2003,21(2-3):197-203.
[37]Li Y S, Robin P, Cluzeau D, et al. Vermifiltration as a stage in reuse of swine wastewater: monitoring methodology on an experimental farm[J]. Ecol Eng, 2008,32(4):301-309.
[38]吴敏,娄山杰,杨健,陈巧燕.蚯蚓生物滤池的污泥减量化效果及其影响因素[J].同济大学学报（自然科学版），2008,36（4）：514-518."