污泥活性抑制和污泥上浮的檢測及控制
論文作者：丁峰1 徐學清1 彭永臻2 王淑瑩2 高春梯2
摘要：引起污泥活性抑制和污泥上浮的原因在進水水質方面有：過量表面活性物質和類脂化合物，過低或過高的pH值沖擊，堿度過高，水溫過熱，酚及其衍生物、醇、醛、某些有機酸、硫化物、重金屬及鹵化物等致毒性底物的流入;工藝運行方面的原因有：過量曝氣，污泥缺氧反硝化，污泥回流量過大，池底積泥腐化以及機械應力等，還有起沫絲狀菌的過量生長產生的泡沫和浮渣。控制活性污泥上浮的主要措施有：調節曝氣劑的DO、pH值，采用均質調節池并控制其液位，合理投加營養鹽等。
關鍵詞：廢水處理 活性污泥 污泥上浮 沖擊 致毒 控制
引言
在采用活性污泥法處理廢水的運行過程中，有多種原因可引起曝氣池活性污泥的活性受到抑制而導致微生物性質和類群的改變、有機底物的去除率下降。有些微生物(如絲狀菌)的過量增長會形成泡沫(foam)或浮渣(scum)，運行時機械應力、挾裹氣泡等均會使活性污泥的比重降低而上浮飄走，不僅增加了出水中的懸浮固體量，而且會大大降低生物反應系統中活性污泥的活性和數量。本文在閱讀大量國內外 文獻 基礎上，對導致活性污泥活性抑制與上浮的原因、檢測 分析 方法 和控制技術進行了討論。
1 引起活性污泥上浮的主要因素
1.1 進水水質
1.1.1 過量的表面活性物質和油脂類化合物
這類物質可以 影響 細胞質膜的穩定性和通透性，使細胞的某些必要成分流失而導致微生物生長停滯和死亡。當曝氣池進水中含有大量這類物質時，會產生大量泡沫(氣泡)，這些氣泡很容易附聚在菌膠團上，使活性污泥的比重降低而上浮。另外，當進水含油脂量過高時，經過曝氣與混合，油脂會附聚在菌膠團表面，使細菌缺氧死亡，導致比重降低而上浮[1-3]。
1.1.2 pH值沖擊
過高或過低的pH值會影響活性污泥微生物胞外酶及存在于細胞質和細胞壁里酶的催化作用以及微生物對營養物質的吸收。當連續流曝氣反應池內pH<4.0或pH>11.0時，多數情況下活性污泥中微生物活性受到抑制，或失去活性，甚至死亡，以致發生污泥上浮[4]。用SBR法處理啤酒廢水和化工廢水的實驗結果表明：當進水pH值為2.5-5.0和10.0-12.0時，pH值越低(或越高)，污泥活性受抑制越嚴重，上浮污泥量越多。控制低pH值(3.5-7.0)的反應周期內pH值不變，兩種廢水的活性污泥在pH≤5.5時就開始出現污泥上浮[5-6]。另一方面，隨著pH值的增加，由于胞外聚合物(Extra Celluar Polymer)的電離官能團增加，活性污泥絮凝作用增加(盡管帶的負電性增加)，但當pH值超過一定范圍后，絮凝作用下降。可見，這時的電排斥作用增加，也會造成活性污泥脫絮(懸浮、不絮凝、反絮凝(deflocculation)和上浮[6]。
1.1.3 鹽含量的影響
對進水的pH值調整不能消除堿度對活性污泥的影響。對堿性進水調pH值，雖然中和了堿性物質，但產生了鹽。鹽溶液濃度不同其滲透壓也不同，滲透壓是影響微生物生存的重要因素之一[7]。如微生物所處的溶液滲透壓發生突變，就會導致細胞死亡。
1.1.4 水溫過熱
組成活性污泥的微生物適合的溫度范圍一般為15-35℃，超過45℃時會使活性污泥中大部分微生物死亡而上浮(經過長期馴化的或特殊微生物除外)[8]。另外，Klaus Kriebitzsch等在用SBR工藝測定溫度對細胞內酶活性影響的試驗中也發現，溫度在20、30和40℃時酶活性較好，大于50℃之后，酶的活性明顯下降。
1.1.5 致毒性底物
對好氧活性污泥微生物有致毒作用的底物主要包括：含量過高的COD、有機物(酚及其衍生物，醇，醛和某些有機酸等)、硫化物、重金屬及鹵化物。高底物濃度可與細胞酶活動中心形成穩定的化合物，導致基質不能接近，無法被降解，甚至使細胞中毒死亡。重金屬離子進人細胞后主要與酶或蛋白質上的-SH基結合而使之失活或變性。微量的重金屬離子還能在細胞內不斷積累最終對微生物發生毒害作用(微動作用)。鹵化物最常見的是碘和氯，碘不可逆地與菌體蛋白質(或酶)的酪氨酸結合，生成二碘酪氨酸，使菌體失活。氯與水合成次氯酸，其分解產生強氧化劑。而且廢水中有機物的突變，使原被馴化好的并能降解有機毒物的微生物減少或消失。
1.2 工藝運行
1.2.1 過量曝氣
微生物處于饑餓狀態而引起自身氧化進人衰老期，池中溶解氧濃度(DO)上升;或者由于污泥活性差，曝氣葉輪線速度過高，供氧過多。總之，DO上升，短期內污泥活性可能很好，因為新陳代謝快，有機物分解也快，但時間一久，污泥被打得又輕又碎(但無氣泡)，象霧花片似的飄滿沉淀池表面，隨水流走。這種污泥色淺，活性差，耗氧速率下降，污泥體積和污泥指數增高，處理效果明顯降低。
1.2.2 缺氧引起的污泥上浮
污泥呈灰色，若缺氧過久則呈黑色，并常帶有小氣泡。
1.2.3 反硝化引起的污泥上浮
當廢水中有機氨化合物含量高或氨氮高時，在適宜條件下可被硝酸菌和亞硝酸菌氧化為NO3-，如二沉池積泥或停留時間過長，NO3-還原產生的N2會被活性污泥絮凝體所吸附，使得活性污泥上浮。
1.2.4 回流量太大引起的污泥上浮
回流量突增，會使氣水分離不徹底，曝氣池中的氣泡帶到沉淀區上浮，這種污泥呈顆粒狀，顏色不變，上翻的方向是從導流區壁直向沉淀區壁成湍流翻動。
1.2.5 二沉池池底積泥引起的污泥上浮
如果二沉池底泥發酵，產生的CO2和H2也會附聚在活性污泥上，使污泥比重降低而上浮。污泥腐化產生CH4、H2S后卜浮，首先是一個個小氣泡逸出水面，緊接著有黑色污泥上浮。
1.3 活性污泥絲狀菌過量生長及其控制產生的污泥上浮
1.3.1 溫度與負荷
微絲菌(Mocrothrix patvicella)的最佳生長條件是溫度在12-15℃，污泥負荷小于0.1kg/(kg·d)。它的天然疏水性會引起活性污泥的脫水性差，最高為490mL/g。在溫度高于20℃后、即使污泥負荷是0.2kg/(kg·d)，M.parvicella也不增值。它打碎成30-80μm的碎片，成浮渣形式而上浮。
1.3.2 表面活性物質、類脂化合物及機械應力作用
引起低負荷膨脹和污泥上浮的最頻繁的絲狀菌是：微絲菌、0092型、0041型。在進水中表面活性物質和類脂化合物濃度的升高、接種和機械應力也會引起放線菌(Actinomycetes)的增長。Kappeleretal觀察到機械應力(如離心泵)損壞緊密的活性污泥絮凝體并導致微絲菌的過量增長[9]。
1.3.3 過量投加絲狀菌抑制劑
在曝氣池流出槽中注人過氧化氫，數天后，絲狀菌就消失，SVI從580mL/g下降至178mL/g。且過氧化氫也有確保曝氣池DO和去除H2S臭味的效果。但若加人量太多會引起活性污泥的活性抑制及污泥上浮。
2 活性污泥活性抑制與上浮的檢測方法
2.1 測定污泥的耗氧速率(OUR)和 ATP
測定活性污泥的耗氧速率(OUR)，可判斷有無毒物流入、負荷條件和排泥平衡情況[10]。若同時測定三磷酸腺苦(ATP)，還可以從處理機能方面對微生物量和活性度進行定量分析。根據P.E.Jorgensen等的 研究 表明，測定ATP含量和OUR是檢測生物量活性的可靠方法。
2.2 利用指示生物診斷活性污泥狀態和性能
用顯微鏡對活性污泥中的微生物進行鏡檢，其中的原生動物和后生動物(統稱為微型動物)相對比細菌個體大，在顯微鏡下易于觀察、鑒別和計數，且對外界環境條件的變化更為敏感，作為指示生物來診斷活性污泥的狀態和性能，在工程實踐中已有較廣泛 應用 。這種指示作用概括于表1中。
表1 微型動物對活性污泥狀態和性能的指示作用
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微型動物鏡檢情況
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活性污泥狀態 |
| ①鐘蟲、遁纖蟲、累枝蟲、聚縮蟲、獨縮蟲等固著型原聲動物和輪蟲等后生動物大量出現（≥106個/L） | 良好 |
| ②微型動物種類高度多樣化，沒有占絕對優勢數量的微生物 | |
| ①波豆蟲、尾波蟲、側滴蟲、屋滴蟲、豆形蟲、草履蟲等快速游泳型原生動物較多 | 惡化 |
| ②嚴重惡化時微型動物極少，或被一種（或一組）占優勢 | |
| 漫游蟲、斜葉蟲、管葉蟲等慢速游泳型或匍匐行進的原生動物較多 | 惡化→良好 |
| 可觀察到微型動物，但個體數比正常污泥害臊，蠕動纖毛類叫少。球衣菌、絲硫菌、微絲菌、放線菌大量出現 | 膨脹、泡沫和浮渣 |
| 變形蟲和簡便蟲等肉足類原生動物的個數在混合液中出現104個/mL | 分散、解體 |
| 新態蟲、扭頭蟲、草履蟲出現較多 | 溶解氧（DO）不足 |
| 輪蟲和變形蟲大量出現 | 曝氣過剩 |
3 控制污泥上浮的技術措施
①穩定曝氣池進水水質的最可行、最 經濟 的 方法 是終水回流，用以稀釋、調節曝氣池進水中的有機物濃度，使其穩定在一定范圍內，終水回流的先決條件是污水處理廠的處理能力必須大于實際進水量。
②污水處理廠應考慮設有較大容積的調節池(均質池)并控制好均質池(調節池)液位。因高液位會使均質池的水量緩沖能力下降，甚至喪失;而低液位運行不僅均質效果差，且易使油和均質池底的雜質進人曝氣池，造成活性污泥受沖擊而上浮。液位宜控制在50%-70%。
③合理投加營養鹽。由于 工業 廢水中營養比例失調，常常碳源充分而氮、磷等營養物不足，因此處理工業廢水時須另外補加。一般以尿素和磷酸鹽為氮源和磷源，但投加量不宜過量。
④曝氣池人口設中和池及由堿池、酸池、pH檢測儀、pH自動調節閥等組成的pH自動調節系統，使曝氣池進水的pH值控制在要求范圍內。
⑤采用純氧曝氣。從西德引進的純氧曝氣裝置，投產5a以來從未出現污泥上浮。
⑥污泥中毒引起的污泥上浮可以加大曝氣量，減少進水量并清除死污泥。
⑦活性污泥的微生物組成主要依賴于廢水成分、流動形式、運行條件和適宜的設計。由于在實際處理過程中幾乎難以控制廢水成分，因此對運行條件和反應器設計進行優化選擇至關重要。
參考 文獻 ：
[1]Britt-Marie Wilen etal.shbort Team Effects of Dissolved Oxygen Concentration on the Turbidity of the Superrnatant of Activated Sludge[J].Wat.Sci.Tech，1998，38(3)：25-33.
[2]J.Kappeler and Willi Gujer.Influences of Wastewater Composition and OperationConditions on Activated Sludge Bulking and Scum Formation [J].Wat.Sci.Tech，1994，30(11)：181-189.
[3]David Jenkins Towards a Comprehensive Model of Activated Sludge Bubing and Foaming[J].Wat.Sci.Tech，1992，25(6)：215-230.
[4]Wesley O.Pipes.Bulking，Deflocculation，and Pinpoint Floc[J].Journal of WPFC，1979，51(1)：62-70
[5]高春娣，王淑瑩，吳凡松，崔和平.化工污水處理場污泥膨脹與上浮的原因及其控制[J].哈爾濱建筑大學學報，1999，32(5)：52-55.
[6]姚毅.活性污泥的表面特性與其沉降脫水性能的關系[J]. 中國 給水排水，1996，12(1)：22-25.
[7]俞漢青 廢水處理中微型動物及其作用[J].中國給水排水，1992，8(2)：43-46.
[8]王家玲.環境微生物學[M].北京：高等 教育 出版社，1988
[9]P.E.Jorgensen.etal.Estimation of Viable Biomass in wastewater and Activated Sludge by Detemination of ATP，Oxygen Utilization Rate and FDA Hydrolysis[J].Wat.Res，1992，26(11)：1495-1501.
[10]Jerry Y.C.Huang，etal.Oxygen Uptake Rates for Determining Microbial Activity and Application[J].Wat.Res，1985，19(2)：373-381.
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