3.2.3　生物调理技术

生物调理技术是利用微生物进行污泥调理的技术，是国内外研究的热点，也是将来污泥调理技术的主流发展方向之一。生物调理技术主要包括两类，其中一类为直接利用微生物细胞提取物质和微生物细胞的代谢产物作为微生物絮凝剂。其中，微生物细胞的代谢产物主要是指利用某些微生物在适宜的生长条件（如营养物质、温度等）下，把糖类等转化为糖胺聚糖——微生物胶（即微生物分泌的高分子物质）而得到的一种生物调理剂，因此，这类微生物絮凝剂主要成分为糖蛋白、糖胺聚糖、蛋白质、纤维素和DNA。另一类为通过特定厌氧消化和好氧消化工艺，实现污泥特性的改变，从而提高浓缩脱水效率。

3.2.3.1　微生物絮凝调理技术

（1）微生物絮凝剂定义及分类

微生物絮凝剂是一类由细菌、真菌等微生物或其分泌物在适宜的温度、pH值、营养物质等培养条件下，生长到一定阶段而产生的具有絮凝功能的高分子有机代谢产物，例如多聚糖、糖蛋白、糖胺聚糖、蛋白质、纤维素、核酸等高分子化合物，其中以多聚糖和糖蛋白类物质所占比例最大。

从化学成分上讲，微生物絮凝剂主要是微生物代谢产生的具有絮凝活性的蛋白质、多糖类物质，有些絮凝剂中还含有无机金属离子。从空间结构上看，已知的微生物絮凝剂微观立体结构有纤维状结构和球状两种。从来源上看，微生物絮凝剂也属于天然有机高分子絮凝剂，分子量较大，一般在10⁵以上。

（2）絮凝剂产生菌^［5～8］

能产生微生物絮凝剂的微生物种类很多，大量存在于土壤、活性污泥和沉积物中。

具有分泌絮凝剂能力的微生物称为絮凝剂产生菌。Butterfield于1935年从活性污泥中筛选得到了最早的絮凝剂产生菌。在对微生物絮凝剂的研究中，比较有代表性的主要有：1976年，J.Nakamura等从霉菌、细菌、放线菌、酵母菌等菌种中筛选出了19种具有絮凝能力的微生物，其中以酱油曲霉（Aspergillus souae）AJ7002产生的絮凝剂效果最好；1985年，H.Takagi用拟青霉（Paecilomyces sp.l-1）生产出了絮凝剂PF101，对啤酒酵母、血红细胞、活性污泥、纤维素粉、活性炭、硅藻土和氧化铝等具有良好的絮凝效果；1986年，R.Kurane等利用红平红球菌（Rhodococcus erythropolis）研制成功了微生物絮凝剂NOC-1，对大肠杆菌、酵母、泥浆水、河水、粉煤灰水、活性炭粉水、膨胀污泥和纸浆废水等均有极好的絮凝和脱色效果，是目前发现的絮凝效果最好的微生物絮凝剂。

（3）絮凝机理

微生物絮凝剂是通过微生物发酵、提取、精制而获得的具有生物分解性和安全性的新型水处理剂。在利用微生物絮凝剂对给水或生活污水、工业废水的处理过程中，若对微生物絮凝剂的净水机理缺乏正确认识，则很可能会造成许多不必要的损失。

由于絮凝反应是多种作用共同产生的结果，形成过程非常复杂，任何某种机理均不能独立解释清楚所有的现象。以下将分别对比较具有代表性的吸附架桥学说、电性中和学说等进行介绍。

1）吸附架桥机理　虽然微生物絮凝剂的种类和性质各不相同，但均可通过离子键、氢键等作用与液体中悬浮的胶体颗粒相结合。由于在低浓度微生物絮凝剂环境中，呈链状结构的微生物絮凝剂可以同时附着在多个胶体微粒的表面，致使由微生物絮凝剂分子与胶体颗粒的结合物之间再通过细胞外聚合物进行搭桥相连，形成一种“胶体颗粒-微生物絮凝剂高分子物质-胶体颗粒”的三维网状聚合物，从而削弱了胶体的稳定性，聚合成较为紧密的絮凝体，并在重力的作用下从液体中沉淀分离出来。这就是利用微生物絮凝剂的吸附架桥作用来实现絮凝的过程。微生物絮凝剂的吸附架桥机理如图3-5所示。

在通常情况下，微生物絮凝剂的絮凝效果随着该絮凝剂分子量的增加而加强，即分子量增加，絮凝效率亦随之提高；在架桥的过程中，倘若出现了微生物絮凝剂链段间的重叠，则亦会产生一定的排斥作用，在这种情况下，过高的絮凝剂分子量会削弱架桥作用，并最终降低絮凝剂的絮凝效果。相反，当用微生物絮凝剂处理相反电性的胶体颗粒时，则往往会加大微生物絮凝剂的解离程度，造成絮凝剂电荷密度的增加，有利于微生物絮凝剂分子的扩展，进而增强其架桥作用。例如，Lee等通过吸附等温线和ζ电位的测定研究表明，在利用由环圈项圈藻PCC-6720所产生的微生物絮凝剂对膨润土进行絮凝处理的过程中，絮凝机理即是以架桥作用为基础的。

2）电性中和机理　在通常情况下，水体中以絮凝稳定性存在的胶体颗粒带有负电荷，所以当带有一定量正电荷的微生物絮凝剂链状高分子或其水解产物靠近胶体颗粒时，两者各自携带的正负电荷将会相互抵消，从而使胶体颗粒表面电荷密度减小而出现脱稳状态，这时胶体颗粒之间以及胶体颗粒与絮凝剂之间的自由碰撞将会加剧，并在分子间力的作用下充分接近并结合成一个结构紧密的整体，最终在重力作用下从水中沉淀分离出来。因此，在污水处理前需明确微生物絮凝剂和污水胶体颗粒的带电性，两者带有相同电荷时，不仅不能取得理想的絮凝处理效果，还会造成絮凝剂的浪费。

3）卷扫作用机理　“卷扫”主要是一种机械作用，指当投加微生物絮凝剂到一定量且可形成小粒聚体时，可以在重力作用下迅速卷扫、网捕水中胶粒，并产生沉淀而将其从水体中分离，即“卷扫作用”或“网捕作用”。

4）化学反应机理　絮凝效率与温度关系的研究试验显示，在30℃条件下，微生物的絮凝效率可达到85.2%；相比之下，在15℃条件下，却只有42.1%的絮凝效果。试验研究表明，温度对微生物絮凝剂的作用主要是通过影响其活性基团，进而影响其化学反应，最终起到对微生物絮凝效果的促进或抑制作用。

高分子微生物絮凝剂中存在一定数量的活性基团，其对微生物絮凝过程起着十分重要的作用。研究显示，微生物絮凝剂中的某些活性基团可与胶体表面的相应基团进行化学反应而凝聚成体积较大的颗粒物质，最终在重力的作用下从水体中沉淀分离出来。此外，当对微生物絮凝剂进行一定的改性、处理，使某些活性基团发生添加、减少或是改变，这时微生物絮凝剂的絮凝效果也将会出现很大程度的变化。

总体而言，由于微生物絮凝剂的絮凝过程极为复杂，因此要明确其作用机理，还需要对微生物絮凝剂及胶体颗粒的组成、结构、电荷等方面进行深入研究。

（4）絮凝效果影响因素

从微生物絮凝剂种类的多样性及其在水处理过程中表现出的广谱性作用可以看出，絮凝沉淀的形成是一个极其复杂的过程，故微生物絮凝剂絮凝特性及效果的影响因素有很多，主要包括以下3个方面。

1）微生物絮凝剂本身特性的影响　在微生物絮凝剂本身的特性对絮凝效果造成的影响中，絮凝剂的分子量、分子形状与结构及其基团等因素均对絮凝剂的活性有影响而引起絮凝效果的变化。

微生物絮凝剂分子量大小对其絮凝效果的影响很大，在通常情况下，微生物絮凝剂的絮凝效果随着该絮凝剂分子量的增加而提高，所以，当絮凝剂的分子量因蛋白质成分降解而减小后，絮凝活性就会明显下降。通常而言，分子形状呈线性结构的絮凝剂活性较高，而分子中所带支链或支链结构越多，絮凝效果就越差。

微生物絮凝剂的主要成分中含有氨基、羟基、羧基等亲水的活性基团，故其絮凝机理与有机高分子絮凝剂相同，即利用其线性分子的特点起到一种粘接架桥作用而使颗粒絮凝。基团的亲水性越差而疏水性越强，其絮凝活性也就越高，这也就是处于培养后期的絮凝剂产生菌能产生较高活性絮凝剂的原因。

2）胶体颗粒表面电荷的影响　从“架桥作用”理论和“电荷中和”的絮凝机理可知，微生物絮凝剂分子借助离子键、氢键和范德华力的作用同时吸附多个胶体颗粒，从而在胶体颗粒之间产生“架桥作用”，使其形成一种三维网状结构而沉淀，进而从水体中分离出来。由此可见，处理水体中胶体颗粒的表面结构与其所携带电荷的电性均对絮凝效果有重要影响。

3）反应条件的影响　除了微生物絮凝剂本身特性和胶体颗粒表面电荷对絮凝效果的影响以外，絮凝效果还受拟处理水体的pH值、温度、微生物培育时期、絮凝剂投加量以及其中所含的阳离子种类和浓度的影响。

在一定的pH值范围内，微生物絮凝剂均能表现出良好的絮凝活性，而絮凝活性会随pH值的变化而变化，因此调理水体的pH值可对微生物絮凝剂的处理效果产生一定的促进或抑制作用。这主要是由于酸碱度的变化会对微生物絮凝剂及其胶体颗粒表面的带电性、带电状态及其中和电荷的能力造成影响。同种微生物絮凝剂处理不同的胶体颗粒时，要求的pH初始值不同，并且pH值的变化对不同微生物絮凝剂的影响程度也有差异。

温度对微生物絮凝剂产生作用主要通过影响其活性基团来对其化学反应造成影响，最终实现温度对微生物絮凝效果的促进或抑制作用。在微生物的耐受范围内，适当的提高温度可提高絮凝效率。根据对絮凝效率与温度之间关系的研究试验，在30℃条件下，微生物的絮凝效率可达到85.2%，而在15℃条件下，絮凝效果却仅有42.1%。当温度超过微生物的耐受范围时，微生物的生命活动会被抑制，进而对絮凝活性和絮凝效果造成影响，而影响程度随微生物絮凝剂种类的不同而不同。由糖类构成的絮凝剂属热稳定，对温度变化的敏感性较差，因此此类微生物絮凝剂的活性不会随温度的改变而发生较大改变，或者不发生改变。而由蛋白质或肽链构成的微生物絮凝剂一般都呈现热不稳定性，高温可使这些高分子物质的空间结构发生较大改变，导致变性而降低絮凝活性，例如由微生物红平红球菌（R.erythropolis）产生的微生物絮凝剂，将其置于100℃的水中并加热15min之后，其絮凝活性将会下降50%。

微生物絮凝剂的形成与微生物的代谢活性有关。大多数絮凝微生物在生长后期才会出现絮凝活性，这种絮凝活性与微生物生长后期的代谢变化或自身溶解等因素有关。因此，最大的絮凝剂产量一般发生在微生物对数生长期的中后期或静止期早期，此后，絮凝活性即使不下降也不会再有提高。

每一种微生物絮凝剂都存在一个能使絮凝效果达到最好的最佳投加剂量，研究人员通常认为，该值约是胶体颗粒表面对大分子微生物絮凝剂进行吸附的程度达到1/2饱和时的吸附量，此时大分子在胶体颗粒上产生“架桥作用”的概率最大，投加过多或过少时均会降低絮凝效果。

水体中所含阳离子的种类和浓度对微生物絮凝剂也有较大影响。微生物絮凝剂不同，其对阳离子种类的使用情况也就会不同，目前国内外对阳离子影响微生物絮凝剂的研究主要集中在二价离子中的Ca²⁺、Mg²⁺、Mn²⁺等以及三价离子中的Al³⁺、Fe³⁺等方面。例如在使用微生物絮凝剂对水体进行处理的过程中，水体中的阳离子，尤其是Ca²⁺、Mg²⁺的存在将会大幅减小胶体表面的负电荷，促进“架桥”形成，从而使絮凝效果得到加强，同时还能加大沉降速度。并且高浓度Ca²⁺的存在还对絮凝剂有保护作用，使其免受降解酶的破坏。有的研究人员发现，向水体中加入盐会降低微生物的絮凝活性，这可能是由于Na⁺的加入阻碍了微生物絮凝剂分子与胶体颗粒之间氢键的形成，因而降低絮凝效果。适当浓度的阳离子可以促进微生物絮凝剂分子与胶体颗粒以离子键结合，从而提高絮凝活性。但是，当阳离子的浓度过高时，微生物絮凝剂分子的活性位置会被大量阳离子占据，从而把絮凝剂分子与胶体颗粒隔离开，进而抑制絮凝的发生。

此外，水体水质、碳源、氮源以及处理过程中的搅拌速度等多种反应条件也会对微生物絮凝剂的合成产生重要影响。

（5）微生物絮凝剂的特点

微生物絮凝剂属于天然有机高分子絮凝剂，优点包括以下几方面。

1）絮凝范围广泛　微生物絮凝剂的应用范围广泛，能被其絮凝的物质种类很多，包括各种生活污水、工业废水、活性污泥、泥浆、底泥、土壤固体悬液、高岭土、粉煤灰、活性炭粉末、微生物培养基、微囊藻、血细胞、硅胶粉末、氧化铝和纤维素粉等，其中对生活污水和工业废水具有非常显著的絮凝效果；对大肠杆菌、酒精酵母等微生物及有混合培养系的活性污泥处理效果良好。

2）高效性　微生物絮凝剂具有高效的絮凝和脱色效果，在同等投加量的条件下，微生物絮凝剂对活性污泥产生絮凝的速度更快，产生的污泥絮体更加密实，且更容易沉淀分离而从混合液中除去。

3）使用条件宽松　由于微生物絮凝剂具有较高的絮凝活性，故使用条件较为宽松，大多不受离子强度、pH值及温度的影响。

4）可生物降解性　由于微生物絮凝剂的主要成分为高分子物质，如糖蛋白、糖胺聚糖、蛋白质、纤维素、核酸等，这些物质均具有可生物降解性，不会对环境造成二次污染。

5）安全无毒性　微生物絮凝剂是一类天然无毒的有机高分子化合物，不但絮凝效果优良，而且使用安全可靠，可以用于食品、医药等行业的发酵后处理。

（6）微生物絮凝剂的用途

微生物絮凝剂已广泛应用于给水、生活污水和工业废水的净化处理中。微生物絮凝剂用途主要涉及以下几个方面。

1）给水　与传统的无机及有机絮凝剂相比，微生物絮凝剂去除给水中的SS、有毒有机物、病原菌等污染物指标的效率更高，药剂用量更少，絮凝沉淀物的沉降性能和过滤性能也更优，更适合作为饮用水的净化药剂。研究显示，与海藻酸钠、明胶絮凝剂相比，利用含有糖醛酸、中性糖和氨基糖的多糖絮凝剂处理河水水源时产生的絮团大、沉降快、上清液浊度低，而且处理后COD值更小，可见其絮凝效果更好。

2）城市生活污水　微生物絮凝剂处理城市生活污水并且已实现了较理想的SS、COD、BOD、TP、NH₃-N、浊度等指标的去除效果，并具有显著的水体臭味抑制作用。微生物絮凝剂与其他絮凝剂联用的处理效果同样引人注目，例如杨开等通过微生物絮凝剂普鲁兰（Pullulan）和聚合氯化铝复合絮凝的方法，对我国南方低浓度城市污水进行了强化一级处理试验研究。研究结果表明，在最佳复配比和最佳絮凝动力学条件下，复合絮凝剂表现出了较好的污泥沉降与脱水性能，浊度降低程度超过了95%，COD、TP、NH₃-N等污染物指标的去除率也分别达到了58%、91%、15%以上，而且处理费用较低。

3）工业废水　下面分别介绍几种常见工业废水。

① 建筑材料加工废水。建筑材料加工废水中的SS含量较高，较难处理，而微生物絮凝剂能实现其有效治理。例如，大连轻工业学院的马希晨等开展了利用MF微生物絮凝剂处理陶瓷废水的试验研究，使陶瓷废水中的坯体废水的光密度（OD）由1.3下降到0.051，去除率为96.1%，而釉药废水的光密度由16.7下降到0.49，去除率为97.1%；添加由R.erythropolis产生的絮凝剂5min后，坯体废水的OD660从1.40降为0.043，釉药废水的OD660从17.20降为0.35。

② 印染废水。印染废水因其色度高、组分复杂、COD高、而B/C值较小，可生化较差，是国内工业废水治理上的几大难题之一。处理印染废水关键在于脱色，但目前还未出现十分有效的脱色方法，尤其是可溶性色素更加难以去除。在各种处理方法中，絮凝法因其具有脱色率较高的优点而被广泛应用于以往的印染废水处理过程。自从微生物絮凝剂引起水处理行业的重视后，用其处理印染废水的研究报道很多。多项研究显示，与传统絮凝剂相比，微生物絮凝剂不仅具有良好的絮凝沉淀性能，而且可以达到十分显著的脱色效果，适合于去除水体中的可溶性色素，处理后上清液呈无色透明，在印染废水处理中有着传统絮凝剂不具有的优势。

例如，李智良等用微生物絮凝剂对纸浆黑液和氯霉素等色度较大的废水进行脱色处理试验，其脱色率分别达到了95%和98%以上。南开大学的庄源益等进行了大量的利用生物絮凝剂对水中染料的脱色试验，并筛选出6株对水中染料有较好的絮凝作用的菌株（NAT-1到NAT-6），试验表明，在含有Ca²⁺的条件下，利用筛选出的菌株直接处理黑染料生产废水稀释液，其脱色率可达60%。

③ 食品工业废水。微生物絮凝剂在食品废水处理中得到越来越普遍的使用，并达到了较好的处理效果。如用微生物絮凝剂普鲁兰（Pullulan）处理味精废水，其COD和SS的去除率均可达到40%左右，其浊度去除率甚至可高达99%。邓述波等用微生物絮凝剂处理淀粉厂的黄浆废水，SS、COD的去除率也均高于传统的化学絮凝剂PAM，此外还可回收未受到金属离子污染的蛋白质成分，将其作为动物饲料从而实现废物的循环再利用。

④ 塑料工业废水。由于有机物邻苯二甲酸酯常被作为一种增塑剂而广泛应用于塑料生产和加工过程中，因此塑料工业废水中含有较高含量的邻苯二甲酸酯，处理难度也较大。而许多微生物却能有效地降解有机物，从而实现良好的塑料工业废水处理效果。例如Rhodoccocusn erythropolis能在以邻苯二甲酸酯为碳源的培养基上生长并合成某种酶，并同时产生絮凝剂，这种酶能将含有不同支链的邻苯二甲酸酯降解成邻苯二甲酸及乙醇，达到有机物降解和生成微生物絮凝剂的双重目的。

⑤ 其他工业废水。此外，在微生物絮凝剂处理其他工业废水方面，也开展了相关的研究和应用。比如鞣革工业废水中加入C-62菌株产生的絮凝剂，浊度去除率可达96%。田小光等以硫酸盐还原菌培养液为净化剂进行了处理电镀废水的试验研究，研究表明，可使废水中的Cr⁶⁺含量由44.11mg/L下降为5.365μg/L。柴晓利等利用筛选到的氮单细胞菌属（Azomonas sp.）的发酵液对皮革废水进行的试验研究也同样证实了，微生物絮凝剂处理污、废水具有非常明显的脱色效果。

4）畜禽废水　畜禽废水含有的COD、BOD和TN较高，属于高浓度有机废水，比较难以处理。采用微生物絮凝剂加Ca²⁺处理猪粪尿废水，经过10min后，TOC由处理前的8200mg/L降低至2980mg/L，浊度也由15.7降低为0.86，向畜牧废水中加入浓度为1%的含Ca²⁺溶液和R.erythropolis的培养物，可以分别使TOC和TN从1420mg/L和420mg/L降至425mg/L和215mg/L，并且废水的OD660值亦从8.6降为0.02。

5）活性污泥　活性污泥处理系统中容易发生污泥膨胀的现象，这时其沉降性能降低，而污泥的处理效率常因其沉降性能的变差而降低，若在活性污泥中加入微生物絮凝剂时，可迅速降低其污泥体积指数（SVI），防止污泥解絮，消除污泥膨胀现象，最终使活性污泥沉降性能得以改善，实现污泥减量化，并提高整个系统的处理效率。马希晨等向已发生膨胀的活性污泥中添加MF微生物絮凝剂，可使处理后的污泥SVI从281下降到54，处理率为80.8%。此外，张娜等利用由酱油曲霉产生的微生物絮凝剂对城市污水处理厂浓缩污泥进行了调理，絮凝液投加体积分数为6%～8%、调理温度为28～32℃、pH值为6～7时，然后将调理后的污泥在3000r/min的离心作用下处理9min，此时污泥的脱水率可高达82.7%，污泥脱水后体积减至原体积的1/5，滤饼含水率可降至77.3%，可见，污泥的脱水性能达到了一定的改善效果。

6）发酵产品的固液分离　利用微生物絮凝剂的絮凝作用可以提高去除固体物的效率，并且可以利用对细胞的优良沉降性能来去除发酵液中的菌体，操作和管理简便，缩短了处理时间，有助于降解不稳定生物物质，大幅降低能耗、节省成本。例如在酿酒工业中，利用具有絮凝性能的酵母替代不具有絮凝性能的酵母可以酿出质量更好的啤酒。此外，在生物乙醇和面包发酵酵母的生产中，微生物絮凝剂也具有较高的应用价值。

（7）微生物絮凝剂的研究应用现状

虽然酵母、细菌等一些微生物的细胞絮凝现象很早就已被研究人员所发现，但一直未引起重视，仅是将微生物的细胞絮凝作为细胞富集的一种方法。而较系统的对微生物絮凝剂进行研究开始于20世纪70年代。随着生物技术和基因工程技术的发展，微生物絮凝剂的研究工作已由最初的对微生物进行发酵、抽提、提纯逐渐进入到采用培育、接种、筛选、改性和调理变异等技术来获得优良菌种，从而以较低成本得到高效絮凝剂的研究。近年来，美国、日本、英国、法国、德国、芬兰、韩国以及我国均对微生物絮凝剂研究做了大量的工作，取得了一定的成绩，微生物絮凝剂正成为当今世界絮凝剂方面的重要研究课题和开发热点。

Ryuichiro Kurane、杨阿明、赵继红等国内外研究人员和企事业单位均开展了相关的研究，研究内容主要为微生物絮凝剂产生菌的筛选、微生物絮凝剂的制备，经过不断的探索，已经卓有成效，开发出了具有良好污泥脱水性能改善作用的复合型微生物絮凝剂及微生物絮凝剂与高分子有机、无机絮凝剂复配药剂。虽然在国外市场上已出现了微生物絮凝剂商品，但微生物絮凝剂制备成本较高，导致絮凝剂商品价格昂贵，而且其针对性不强，处理过程需要消耗的絮凝剂量非常大，所以使其在工业上的应用受到很大限制。目前，微生物絮凝剂在给水、屠宰、焦化、陶瓷、含油、制药及食品废水的处理方面都开展了成功的试验，并得到了较广泛的应用，而在污泥调理方面主要是和传统絮凝剂联用。

（8）主要研究内容及方向

由于微生物絮凝剂的独特优越性，今后由它取代传统的絮凝剂是一个技术可行和环境友好的发展趋势。但国内外对该技术的研究总体水平仍较低，要实现其工业化利用，还需要攻克一系列制约性的技术难题。具体来说，今后仍需进行深入研究的内容主要集中在以下方面。

① 加强对微生物絮凝剂种类、结构、成分、理化特性、作用机理与适用范围等方面的基础性研究，并探索其最佳应用条件。

② 自然界的微生物很多，根据目前的方法，从中找出能生产絮凝剂的菌种较为困难，效率很低，因此研究高效的寻找、筛选并确定絮凝剂产生菌的方法势在必行。

③ 从现代分子生物学的角度明确微生物絮凝剂的遗传基因，并进行微生物絮凝剂的基因控制与表达、絮凝质粒的提取与组合研究，探索用基因工程技术生产微生物絮凝剂的方法。

④ 微生物絮凝剂的生产成本主要由微生物培养基的成本来决定，而目前微生物培养基的成本普遍较高。因此，今后该领域的一项重要工作就是寻找、开发低成本的微生物絮凝剂培养基，并加强对低生产费用的微生物絮凝剂的研究开发，提高微生物絮凝剂生产率，为实现大规模工业化生产奠定基础。

⑤ 改善其絮凝性能，开展对其用途的研究，拓宽其应用领域的范围，促进其在各种类型的污水及污泥处理中的应用推广。

尽管微生物絮凝剂存在种种不足，但作为一种具有多项优点的新型污泥调理技术，微生物絮凝调理技术的发展潜力和市场应用前景将十分广阔。

3.2.3.2　污泥消化调理技术

消化过程对污泥脱水性能也具有较大的影响，但目前业内对这种影响是否有利于污泥的后续处理存在多种认识。一些研究者认为消化一般可以改善污泥脱水性能，而另一些研究者却认为消化过程会降低污泥的脱水性能。Houghton等研究发现，污泥消化后胞外聚合物含量比消化前平均降低了25%，胞外聚合物组成中蛋白质所占比例增加，从而使污泥脱水性能变差。Lawler在研究厌氧消化对污泥脱水性能的影响时提出，厌氧消化改变了污泥的粒径分布，当消化过程运行好时，能减少小颗粒的比例，改善脱水性能；当消化过程运行不好时，大颗粒会破碎，增加小颗粒的含量，从而使脱水性能恶化。

但一般观点认为，适当的厌氧消化和好氧消化均可视作生物调理污泥的手段，其目的是将污泥中的高分子物质降解为低分子氧化物，降低污泥以碳水化合物、蛋白质、脂肪形式存在的高能量物质的含量，同时改善污泥的脱水性能、减少病原菌和产生异味物质的含量。

（1）厌氧消化调理技术

厌氧消化是国外运用最多的调理方法。目前新型厌氧消化及其预处理手段的出现，使得厌氧消化作为能量回收手段得到了极大的重视，而其对污泥的调理则是一项有利于污泥后续处理的附加作用，可以使污泥实现有效的稳定化，且使污泥减量30%～40%。但由于设备复杂、运行不便、投资成本高，故国内采用的不多。常用的污泥厌氧消化工艺有以下几种，由于将在文中其他章节对厌氧消化进行详细说明，故此处仅做简单介绍。

1）厌氧塘　厌氧塘处理污水的原理与污水的厌氧生物处理相同。有机物的厌氧降解分为水解、产酸和产甲烷三个步骤。在厌氧状态下，进入厌氧塘的可生物降解的颗粒性有机物，首先被胞外酶水解成可溶性的有机物，溶解性有机物再通过产酸菌转化为乙酸，接着在产甲烷菌的作用下，将乙酸和氢转变为甲烷和二氧化碳。虽然厌氧降解机理是有顺序的，但是，在整个系统中，这些过程则是同时进行的，见图3-6。厌氧塘全塘大都处于厌氧状态。厌氧塘除对污水进行厌氧处理以外，还能起到污水初次沉淀、污泥消化和污泥浓缩的作用。

厌氧塘可用于处理屠宰废水、禽蛋废水、制浆造纸废水、食品工业废水、制药废水、石油化工废水等，也可用于处理城市污水。这种系统在美国、印度和其他热带地区曾经非常流行，主要由于土地价格低。在所有的系统中低负荷的厌氧塘经常采用，设计从非常简单的厌氧塘的形式到设计非常考究的系统。

厌氧塘的最大问题是无法回收甲烷，产生臭味环境效果较差。影响厌氧塘处理污水效率的因素有气温、水温、进水水质、浮渣、营养比、污泥成分等。其中，气温和水温是影响厌氧塘处理效率的主要因素。另外，厌氧塘工艺是不能将水力停留时间与固体停留时间相分离。因此，厌氧塘需要足够长的水力停留时间和固体停留时间，使得生物得以生长，并进行有机物的降解。

2）厌氧消化池　厌氧消化工艺是最古老的生物处理工艺之一，1911年美国Manyland的巴尔的摩建立了第一座单独的污泥厌氧消化装置。从1920～1935年期间厌氧消化得到很大的发展，开发了加热形式的消化池。但是，从20世纪40～50年代之后，厌氧消化工艺从本质上讲没有取得很大的进展。并且，由于厌氧消化池较差的混合和反应特性，有机物在其中的降解效率较差，一般的分解率很难达到40%。

将厌氧消化池污水或污泥定期或连续地加入消化池中，经消化后的污泥从消化池底部排出，污水从上部排出，产生的沼气则从顶部排出。进行中温和高温发酵时，为了使发酵料液满足反应温度的要求，常需对其进行加热，一般采用蒸汽直接加热或池外设热交换器间接加热两种方式。为了使进料和厌氧污泥密切接触而通常设有搅拌装置，每隔1～4h搅拌一次。当排放消化液时，一般需要停止搅拌，待沉淀分离后从上部排出上清液。污泥传统厌氧消化池如图3-7所示。目前，消化工艺被广泛地应用于城市污水污泥的处理上。

3）厌氧接触反应器　厌氧接触工艺排出的混合液，首先在沉淀池中进行固液分离或气浮分离。污水由沉淀池上部排出，而沉在底部的污泥则回流至消化池，在避免污泥的流失的同时还能提高消化池内污泥的浓度，在一定程度上提高了设备的有机负荷率和处理效率。传统厌氧接触工艺见图3-8。

与普通消化池相比，厌氧接触反应器的水力停留时间可大大缩短。由于厌氧污泥在沉淀池内继续产气所以其沉淀效果不佳，该工艺和消化工艺一样属于中低负荷工艺，系统需要庞大的体积。但一些具有高BOD的工业废水可采用厌氧接触工艺处理得到很好的稳定效果，厌氧接触工艺处理在我国成功地应用于酒精糟液的处理上。

4）厌氧滤池（AF）　厌氧滤池（以下简称AF）是在早期Coulter等工作的基础上，于1969年由Young和McCarty重新开发的。AF装置内填充了卵石、炉渣、瓷环、塑料等各种类型的固体填料，废水向上流动通过反应器的厌氧滤池，称为上流式厌氧滤池；此外还有废水向下流动通过反应器的装置形式，称为下流式厌氧滤池。两种厌氧滤池的示意如图3-9所示。

细菌生长在填料上，不随出水流失。厌氧细菌在填料上生长并保持有一定数量，污水在流动过程中与填料相接触，即可获得较长的污泥龄，平均细菌停留时间在100d以上。厌氧滤池容积负荷可达5～10kgCOD/（m³·d），是公认的早期的高效厌氧生物反应器。AF的发展大大提高了厌氧反应器的处理速率，使反应器容积大大减少。AF作为高效厌氧生物反应器地位的确立，在于它采用了生物固定化的技术，使污泥在反应器内的停留时间（SRT）极大地延长。20世纪80年代以来，厌氧滤池在美国、加拿大等国已被广泛应用于各种不同类型的废水，包括生活污水及COD浓度300～24000mg/L不等的工业废水，其处理厂规模也不同，最大的厌氧滤池容积达12500m³。

5）升流式厌氧污泥床反应器（UASB）　升流式厌氧污泥床反应器（以下简称UASB）是Lettinga于20世纪70年代首先开发的污水处理系统，典型的UASB反应器包括进水和配水系统、反应器的池体和三相分离器（GLS）三部分。

在UASB反应器中，废水从反应器底部向上运行通过包含颗粒污泥或絮状污泥的污泥床。厌氧反应发生于废水与污泥颗粒的接触过程，在厌氧状态下产生的沼气（主要是甲烷和二氧化碳）引起了内部混合，此混合过程有利于形成和维持颗粒污泥。在污泥层产生的一些气体会附着在污泥颗粒上，随着气体上升到表面的颗粒碰击气体发射板的底部，引起附着气体从污泥絮体表面释放，释放气体后的污泥颗粒沉淀回到污泥床的表面，而包含一些剩余固体和污泥颗粒的液体则经过分离器缝隙进入沉淀区。UASB系统在形成沉降性能良好的污泥凝絮体的基础上，使气相、液相和固相三相得到分离。UASB反应器工艺见图3-10。

UASB反应器最大的特点是通常能形成和保持沉降性能良好的污泥，这些污泥既可以是絮状污泥也可以是颗粒形污泥，从而在没有填料和载体的情况下也能实现生物相的固定，节省了装载填料和载体的空间和费用，同时使反应器内的水力停留时间与污泥停留时间得以分离，促进了在反应器内维持较高浓度污泥的实现，这也是UASB系统良好运行的根本点。根据废水性质的不同，反应器内污泥浓度可达到20～40gVSS/L，因此UASB反应器可以达到较高的处理能力和效率，容积负荷可达到5～15kgCOD/（m³·d）。

6）厌氧流化床（FB）　厌氧流化床系统（以下简称FB）是由Jeris于1982年开发的一种反应器，该反应器中含有比表面积很大的惰性载体颗粒，从而实现厌氧微生物在其上的附着及生长。在流化床系统中，厌氧污泥的保留依靠在惰性载体微粒表面附着并形成的生物膜来实现，由于流化床使用了比表面积很大的载体，因此可以达到很高的厌氧微生物浓度，液体与污泥的混合、物质的传递则依靠这些带有生物膜的流态化惰性载体微粒来实现，而反应器内载体颗粒流态化的实现则依靠一部分出水回流以及具有较大高径比的反应器结构两方面。一般通过调节流速大小和控制颗粒膨胀程度，可使流化床载体达到完全流化状态。流化床一般按100%的膨胀率运行。厌氧流化床反应器工艺流程见图3-11。

载体的选择对FB反应器的运行效果至关重要。厌氧流化床反应器最初采用的载体是砂砾，为了使其保持流化和膨胀状态，就需要回流大量的出水，从而增加了运行能耗和费用。随后采用煤和塑料等低密度载体，以减小为了保持载体流化和膨胀而所需的液体上升流速，从而减小了回流出水量，使能耗和费用得以降低。造成FB反应器推广应用的一大障碍是其气固液三相的分离，尤其是固液分离更加困难，因此要求FB反应器具有较高的运行和设计水平。

7）厌氧接触膜膨胀床反应器（AAFEB）　无论是好氧生物膜系统还是厌氧生物膜系统的研究，均表明生物膜法可使设备内单位体积保持较高生物量，高的生物浓度形成高的效率。但是高生物浓度会在生物膜上引起传质条件差的问题，比较有效的解决办法就是采用流化床或膨胀床的概念，即在反应器中利用小颗粒的惰性载体，采用上升流形式。

在20世纪70年代末，美国康乃尔大学Jewell开发了一种非常有吸引力的生物固定化工艺——厌氧接触膜膨胀床反应器（以下简称AAFEB），见图3-12。

Jewell等首先利用人工合成的污水进行了AAFEB性能的研究，用厌氧污泥和牛瘤胃液接种，然后逐渐连续加入合成污水，在30℃下启动。经过9个月运行积累生物量，实验初步表明，AAFEB工艺是一种可在低温（10～20℃）下处理低浓度溶解性污水（COD≤600mg/L）的高效工艺。在较短的水力停留时间（几小时）和较高的有机负荷［高达8kgCOD/（m³·d）］下，能够达到很高的有机物去除效果，去除率可达80%以上。有机物的去除效率是污水停留时间和有机负荷的函数，不受进水浓度和温度的影响，这是因为在低温下，系统内载体大的比表面积形成高的污泥浓度，在反应器中污泥浓度高达30g/L。通过增加污泥浓度使系统的处理能力得到补偿，而使整个处理效果无显著地下降。

由于Jewell等的研究成果显示了厌氧处理的巨大潜力，流化床和膨胀床工艺的差别在于膨胀率的差别，一般流化床的膨胀率在100%以上，而膨胀床的膨胀率一般只有10%～20%。从应用角度讲，AAFEB的研发并没有形成任何有实用意义的成果，因此也未引起足够重视。直到后来对膨胀颗粒污泥床工艺的成功应用，这种高效工艺才又重新引起了人们的关注。

8）厌氧生物转盘反应器　厌氧生物转盘与好氧生物转盘类似，微生物亦是在反应器中的惰性（塑料）介质上附着并生长，最后剩余污泥和处理后的出水从反应器排出。介质可部分或全部浸没在废水中，当介质在废水中转动时，可实现对生物膜厚度的适当限制。厌氧生物转盘如图3-13所示。

9）厌氧内循环反应器（IC）　厌氧内循环反应器（以下简称IC）是在UASB反应器颗粒化和三相分离器概念的基础上改进而成的新型反应器，沼气的分离过程在反应器内分为底部和上部两个部分，其中底部处于极端的高负荷，上部处于低负荷。简而言之，IC反应器就是由两个UASB反应器单元相互重叠而成的装置，包括四个具有不同功能的组成部分，即混合部分、膨胀床部分、精处理部分和回流部分，见图3-14。

10）厌氧颗粒污泥膨胀床反应器（EGSB）　荷兰Wageningen农业大学首先对厌氧颗粒污泥膨胀床反应器（以下简称EGSB）开展了相关研究。EGSB反应器运行在高的上升流速下，从而使颗粒污泥处于悬浮状态，保证了进水与污泥颗粒之间的充分接触，进水悬浮固体通过颗粒污泥床并随出水离开反应器，胶体物质被污泥絮体吸附被部分去除。当沼气产率低、混合强度低时，由于EGSB反应器具有较高的进水动能和颗粒污泥床的膨胀高度，故能获得比UASB反应器更理想的运行结果，尤其适用于处理低温和相对低浓度的污水。但是EGSB反应器采用了较高的上升流速，所以对颗粒有机物的去除并不适用。如图3-15所示。它在极高的水和气体上升流速（均可达到5～7m/h）下产生和保持颗粒污泥，所以不用采用载体物质。由于液体和气体上升速度快，进水和污泥之间能达到良好的混合状态，因此系统可以在15～30kgCOD/（m³·d）的高负荷条件下运行。

11）厌氧折流反应器（ABR）　厌氧折流反应器（以下简称ABR）是由美国Stanford大学的McCarty等于20世纪80年代初提出的一种高效厌氧反应器，见图3-16。在ABR反应器中，折板对水流的阻隔作用使污水上下折流穿过污泥层，造就了反应器推流前进的独特性质，厌氧反应中产酸相和产甲烷相沿程得到分离，由各个折板隔开的每一反应单元就相当于相对独立的上流式污泥床，而ABR反应器的整体性能就相当于分级多相厌氧处理系统。ABR反应器的分格式结构及推流式流态使得每个反应单元中均可驯化培养出与流至该反应单元中的污水水质以及环境条件相适应的微生物群落，而废水中的有机基质通过与微生物充分接触而得到去除。借助于废水流动和沼气上升的作用，反应室中的污泥上下运动。由于折板的阻挡和污泥自身的沉降性能，污泥在水平方向没有混掺，从而使大量活性污泥被截留在每个反应室中。

12）厌氧复合床反应器（UBF）　许多研究人员为了充分发挥UASB反应器与AF反应器的优点，采用了将两种工艺相混合的反应器结构，被称为厌氧复合床反应器（以下简称为UBF）。UBF反应器的结构一般是将AF反应器置于UASB反应器上部，可充分发挥AF反应器和UASB反应器两者的优点并改善反应器处理废水的运行效果。厌氧复合床反应器见图3-17。

（2）好氧消化调理技术^［2］及其他技术

污泥好氧消化包括常温好氧消化和高温好氧消化（50～60℃）两类。高温好氧消化技术由于杀菌消毒效果好，近几年得到了越来越多的研究和应用。常用的污泥好氧消化工艺有如下几种。

1）传统污泥好氧消化工艺（CAD）　传统污泥好氧消化工艺（以下简称为CAD）主要通过曝气使微生物在进入内源呼吸期后进行自身氧化。内源呼吸是指微生物在外界没有供给能源的条件下，利用自身内部贮存的能源物质进行呼吸，从而实现自身的氧化降解，最终达到污泥减量化的目的。CAD工艺在本书第4章有详细介绍，其工艺流程亦可参见图4-33。

传统好氧消化池的构造及设备与传统活性污泥法（以下简称为CAS）相似，但污泥停留时间较长，并具有工艺流程简单、基建费用低、运行方便、易于操作等优点。常用的CAD工艺主要有间歇进泥和连续进泥两种。对于小型污水处理厂来说，一般采用间歇进泥好氧消化工艺，该种工艺不能连续运行，而需在运行过程中进行定期的进泥和排泥操作。对于大中型污水处理厂，采用连续进泥方式的好氧消化池较为常见。该好氧消化池的运行与CAS曝气池相似，即消化池后设置有二沉池，并使一部分浓缩污泥回流到消化池中，另一部分浓缩污泥外排或作进一步的处理处置，而上清液回流至污水处理厂的原污水进口处，与其混合后进行循环再处理。

CAD消化池内的污泥浓度、污泥停留时间（SRT）与污泥的来源有关。在温度为20℃的条件下，如果消化池进泥仅为剩余污泥，则污泥浓度一般为（1.25～1.75）×10⁴mg/L，SRT一般为12～15d；如果进泥为初沉污泥和剩余污泥的混合泥，污泥浓度为（1.5～2.5）×10⁴mg/L，SRT为18～22d；如果进泥为初沉污泥，则污泥浓度为（3～4）×10⁴mg/L，而SRT在三种污泥中最长，这主要是由污泥中有机物类型的差异造成的。由于初沉池污泥的主要成分是可降解的颗粒有机物，这部分有机物是微生物进行合成代谢以形成新的细胞物质的首要原料，然后微生物进入内源呼吸阶段。同时，好氧消化的温度也对SRT有影响，在微生物的耐受温度范围内，适当的升高温度可加强其代谢能力，进而缩短所需的SRT。

美国环保局（EPA）在污泥好氧消化动力理论的基础上提出了污泥好氧消化设计曲线，横坐标为温度与SRT的乘积，纵坐标为污泥的VSS去除率。根据该设计曲线，当温度与SRT的乘积为400～500℃·d时VSS去除率最为理想。

但是，CAD工艺也存在不足。其缺点主要在于CAD工艺供氧的动力费用较高，SRT较长，对病原菌的去除率低。而且，较长的SRT有利于硝化菌的生长，当微生物处于内源呼吸期时，会释放出内源呼吸产物NH₃-N，而硝化菌可将NH₃-N氧化并转化为N-N，此过程要消耗消化池内的碱度。当消化池内的剩余碱度（以CaCO₃计）<50mg/L时，将不足以使消化池环境维持在pH值为7的附近，而是呈现pH值为4.5～5.5的酸性环境，进而抑制微生物的新陈代谢。

2）缺氧/好氧消化（A/AD）工艺　缺氧/好氧消化（以下简称为A/AD）工艺是在CAD工艺的前端加一段缺氧区，由于污泥在该缺氧区发生反硝化反应而产生碱度，而这种碱度正可以补偿硝化反应中所消耗的碱度，因此不必另行投碱就可使pH值维持在7左右。另外，当在CAD工艺前端植入缺氧区，从而将其改进为A/AD工艺后，N-N会替代O₂而作为最终电子受体，这时将会降低对氧的需求量，耗氧量为1.63kg/kgVSS，与原CAD工艺相比降低了18%。A/AD消化池内的污泥浓度及SRT的关系与CAD工艺相似。A/AD工艺常见流程有三种，并在本书第4章有详细介绍，其工艺流程见图4-34。

工艺（a）采用间歇进泥方式，通过采用间歇曝气而产生好氧期和缺氧期，并在缺氧期进行搅拌而使污泥处于悬浮状态，以助于使污泥进行充分的反硝化反应。工艺（b）和（c）均采用连续进泥方式，并将消化液回流至污泥进口处与进泥混合后再次进入处理过程。其中，工艺（c）在好氧消化池后设置有浓缩池，浓缩污泥一部分外排，另一部分回流污泥进口处与进泥混合，浓缩后的上清液另做处理。与A/AD工艺类似，CAD工艺同样具有供氧动力费用高、SRT较长、病原菌去除率低的不足。

3）好氧-沉淀-厌氧工艺（OSA）　在厌氧、好氧交替变化的环境下，微生物的表观产率系数减少。这是因为好氧微生物在好氧段所产生的三磷酸腺苷（ATP）不能立即用于合成代谢，而是在底物缺乏的厌氧段作为维持其生命活动的能量被消耗，从而达到降低污泥产量的目的，这正是好氧-沉淀-厌氧工艺（以下简称为OSA）的作用机理。简单来说，OSA工艺是在传统活性污泥工艺（CAS）的污泥回流过程中插入一个厌氧池，为微生物提供一个好氧环境和厌氧环境交替改变的场所。Westgarth等首次报道了这种OSA工艺，并发现可将剩余污泥减少为原来的一半。随后，Chudoba等也对OSA工艺进行了大量研究，发现在CAS工艺中插入厌氧段后，泥产率从CAS工艺中的0.28～0.47kgSS/kgCOD_Cr降低到0.13～0.29kgSS/kgCOD_Cr，降低了20%～65%，而且污泥体积指数也低于CAS工艺，从而有效地改善了污泥的沉降性能。

4）自动升温好氧消化（ATAD）工艺　自动升温好氧消化（以下简称为ATAD）工艺的设计理念来源于好氧堆肥工艺，所以又被称为液态堆肥。ATAD消化池一般由两个或多个反应器串联而成，反应器内配备搅拌设备并设排气孔。ATAD工艺在本书第4章有详细介绍，其工艺流程见图4-35。

该工艺的反应器内的需氧量（DO）浓度一般在1.0mg/L左右，并且可根据进泥负荷采取序批式或半连续流的进泥方式，操作比较灵活。该工艺正确的进泥次序是先将第二个反应器内的泥排出，然后由第一个反应器向第二个反应器进泥，最后再从浓缩池向第一个反应池进泥，这就是保证实现较高病原菌灭活率的关键。

由于ATAD工艺利用活性污泥微生物自身氧化分解时释放出的热量来达到好氧消化反应器内的要求温度，因此首先要对进泥进行浓缩处理，使VSS浓度至少提高到2.5×10⁴mg/L后才能产生足够的热量。同时，可以通过采用封闭式反应器和高效氧转移设备，以减少各种热损失，使其在不外加热源的情况下仍可保持较高温度。以两个反应器串联为例，第一个反应器和第二个反应器内的温度范围分别为35～55℃和50～65℃，两个反应器内的pH值分别在7.2以上和在8.0左右，这时消化和升温过程主要发生在第一个反应器内。

由于ATAD反应器内温度较高，因此具有以下优势：不需要接种其他消化种泥就可启动，且启动速度非常快；灭菌能力较强，可将粪便大肠杆菌、沙门菌、蛔虫卵降低到未检出水平，将粪链球菌降至较低水平，使其在对处理后污泥中病原菌的数量有严格法律规定的欧美备受青睐；微生物代谢速度较快，污泥停留时间短，一般为5～6d，但对有机物的去除率高，在SRT为7d的情况下，有机物去除率一般为45%，甚至可高达70%；抑制了硝化反应的发生，因此NH₃-N浓度较高，可将pH值保持在7.2～8.0内，同CAD工艺相比，既能节省化学药剂的消耗量和费用，又可节省DO。

5）两段高温好氧/中温厌氧消化（Aer-TAnM）工艺　两段高温好氧/中温厌氧消化（Aer-TAnM）工艺结合了ATAD工艺和中温厌氧消化两种工艺的优点，并在提高污泥消化能力和病原菌去除能力的同时还实现了对生物能的回收。其中，好氧消化池的构造与完全混合式活性污泥法曝气池相似，主要包括好氧消化室、泥液分离室、消化污泥排泥管、曝气系统等组成部分。其中曝气系统用于提供氧气并起搅拌作用，主要包括压缩空气管、中心导流管等构成部分。消化池底的坡度一般不小于0.25，水深取决于鼓风机风压的大小，通常在3～4m之间。同时，厌氧消化段将产酸反应阶段和产甲烷反应阶段分在两个不同的反应器内进行，使两种反应在各自适宜的反应条件和反应器内部环境下进行，从而有效地提高了反应速率，因此，与单相中温厌氧消化工艺比较，Aer-TAnM工艺提高了VSS去除率和产甲烷率，并在改善污泥脱水性能方面有一定优势。

Aer-TAnM工艺将ATAD工艺作为中温厌氧消化的预处理工艺，因此该工艺可利用高温好氧消化产生的热来维持中温厌氧消化的温度，从而实现了能源的循环利用，减少了外加能源消耗和费用。其中ATAD预处理段的SRT一般为1d，温度为55～65℃，DO维持在（1.0±0.2）mg/L，后续厌氧中温消化温度为（37±1）℃。几乎所有的Aer-TAnM工艺运行经验及实验室研究都表明，该工艺可显著提高对病原菌的去除率和后续中温厌氧消化运行的稳定性，消化出泥达到美国环保局（EPA）规定的A级要求。目前，Aer-TAnM工艺已在欧美等国污水处理厂得到了较广泛的采用。

3.2.3.3　人造生态系统

从生态学角度讲，系统食物链越长，能量损失越多，可用于生物体合成的能量就越少。活性污泥可看成一个人造生态系统，因此，可通过延长食物链或强化食物链中微型动物的捕食作用来使污泥在该生态链或生态系统中各种生物的协同作用下实现自身的氧化降解，减少污泥量，并改善污泥的沉降和脱水性能，从而达到对污泥的调理目的。

一个稳定的人造生态系统应具有较长的污泥停留时间，从而使污泥龄得以延长，有助于原生动物和后生动物的生长，强化其捕食作用，进而更加有效地调理污泥并减少污泥的产量。

例如利用由蚯蚓和微生物共同组成的人工生态系统对污水处理厂剩余污泥进行脱水和稳定处理，结果表明，该生态系统通过蚯蚓和微生物的作用将污泥浓缩、调理、脱水、稳定、处置和综合利用等多种功能有机结合起来。另外，利用蠕虫生长代谢的人造生态系统也可达到类似效果。