污泥活性抑制和污泥上浮的检测及控制
论文作者：丁峰1 徐学清1 彭永臻2 王淑莹2 高春梯2
摘要：引起污泥活性抑制和污泥上浮的原因在进水水质方面有：过量表面活性物质和类脂化合物，过低或过高的pH值冲击，碱度过高，水温过热，酚及其衍生物、醇、醛、某些有机酸、硫化物、重金属及卤化物等致毒性底物的流入;工艺运行方面的原因有：过量曝气，污泥缺氧反硝化，污泥回流量过大，池底积泥腐化以及机械应力等，还有起沫丝状菌的过量生长产生的泡沫和浮渣。控制活性污泥上浮的主要措施有：调节曝气剂的DO、pH值，采用均质调节池并控制其液位，合理投加营养盐等。
关键词：废水处理 活性污泥 污泥上浮 冲击 致毒 控制
引言
在采用活性污泥法处理废水的运行过程中，有多种原因可引起曝气池活性污泥的活性受到抑制而导致微生物性质和类群的改变、有机底物的去除率下降。有些微生物(如丝状菌)的过量增长会形成泡沫(foam)或浮渣(scum)，运行时机械应力、挟裹气泡等均会使活性污泥的比重降低而上浮飘走，不仅增加了出水中的悬浮固体量，而且会大大降低生物反应系统中活性污泥的活性和数量。本文在阅读大量国内外 文献 基础上，对导致活性污泥活性抑制与上浮的原因、检测 分析 方法 和控制技术进行了讨论。
1 引起活性污泥上浮的主要因素
1.1 进水水质
1.1.1 过量的表面活性物质和油脂类化合物
这类物质可以 影响 细胞质膜的稳定性和通透性，使细胞的某些必要成分流失而导致微生物生长停滞和死亡。当曝气池进水中含有大量这类物质时，会产生大量泡沫(气泡)，这些气泡很容易附聚在菌胶团上，使活性污泥的比重降低而上浮。另外，当进水含油脂量过高时，经过曝气与混合，油脂会附聚在菌胶团表面，使细菌缺氧死亡，导致比重降低而上浮[1-3]。
1.1.2 pH值冲击
过高或过低的pH值会影响活性污泥微生物胞外酶及存在于细胞质和细胞壁里酶的催化作用以及微生物对营养物质的吸收。当连续流曝气反应池内pH<4.0或pH>11.0时，多数情况下活性污泥中微生物活性受到抑制，或失去活性，甚至死亡，以致发生污泥上浮[4]。用SBR法处理啤酒废水和化工废水的实验结果表明：当进水pH值为2.5-5.0和10.0-12.0时，pH值越低(或越高)，污泥活性受抑制越严重，上浮污泥量越多。控制低pH值(3.5-7.0)的反应周期内pH值不变，两种废水的活性污泥在pH≤5.5时就开始出现污泥上浮[5-6]。另一方面，随着pH值的增加，由于胞外聚合物(Extra Celluar Polymer)的电离官能团增加，活性污泥絮凝作用增加(尽管带的负电性增加)，但当pH值超过一定范围后，絮凝作用下降。可见，这时的电排斥作用增加，也会造成活性污泥脱絮(悬浮、不絮凝、反絮凝(deflocculation)和上浮[6]。
1.1.3 盐含量的影响
对进水的pH值调整不能消除碱度对活性污泥的影响。对碱性进水调pH值，虽然中和了碱性物质，但产生了盐。盐溶液浓度不同其渗透压也不同，渗透压是影响微生物生存的重要因素之一[7]。如微生物所处的溶液渗透压发生突变，就会导致细胞死亡。
1.1.4 水温过热
组成活性污泥的微生物适合的温度范围一般为15-35℃，超过45℃时会使活性污泥中大部分微生物死亡而上浮(经过长期驯化的或特殊微生物除外)[8]。另外，Klaus Kriebitzsch等在用SBR工艺测定温度对细胞内酶活性影响的试验中也发现，温度在20、30和40℃时酶活性较好，大于50℃之后，酶的活性明显下降。
1.1.5 致毒性底物
对好氧活性污泥微生物有致毒作用的底物主要包括：含量过高的COD、有机物(酚及其衍生物，醇，醛和某些有机酸等)、硫化物、重金属及卤化物。高底物浓度可与细胞酶活动中心形成稳定的化合物，导致基质不能接近，无法被降解，甚至使细胞中毒死亡。重金属离子进人细胞后主要与酶或蛋白质上的-SH基结合而使之失活或变性。微量的重金属离子还能在细胞内不断积累最终对微生物发生毒害作用(微动作用)。卤化物最常见的是碘和氯，碘不可逆地与菌体蛋白质(或酶)的酪氨酸结合，生成二碘酪氨酸，使菌体失活。氯与水合成次氯酸，其分解产生强氧化剂。而且废水中有机物的突变，使原被驯化好的并能降解有机毒物的微生物减少或消失。
1.2 工艺运行
1.2.1 过量曝气
微生物处于饥饿状态而引起自身氧化进人衰老期，池中溶解氧浓度(DO)上升;或者由于污泥活性差，曝气叶轮线速度过高，供氧过多。总之，DO上升，短期内污泥活性可能很好，因为新陈代谢快，有机物分解也快，但时间一久，污泥被打得又轻又碎(但无气泡)，象雾花片似的飘满沉淀池表面，随水流走。这种污泥色浅，活性差，耗氧速率下降，污泥体积和污泥指数增高，处理效果明显降低。
1.2.2 缺氧引起的污泥上浮
污泥呈灰色，若缺氧过久则呈黑色，并常带有小气泡。
1.2.3 反硝化引起的污泥上浮
当废水中有机氨化合物含量高或氨氮高时，在适宜条件下可被硝酸菌和亚硝酸菌氧化为NO3-，如二沉池积泥或停留时间过长，NO3-还原产生的N2会被活性污泥絮凝体所吸附，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，会使气水分离不彻底，曝气池中的气泡带到沉淀区上浮，这种污泥呈颗粒状，颜色不变，上翻的方向是从导流区壁直向沉淀区壁成湍流翻动。
1.2.5 二沉池池底积泥引起的污泥上浮
如果二沉池底泥发酵，产生的CO2和H2也会附聚在活性污泥上，使污泥比重降低而上浮。污泥腐化产生CH4、H2S后卜浮，首先是一个个小气泡逸出水面，紧接着有黑色污泥上浮。
1.3 活性污泥丝状菌过量生长及其控制产生的污泥上浮
1.3.1 温度与负荷
微丝菌(Mocrothrix patvicella)的最佳生长条件是温度在12-15℃，污泥负荷小于0.1kg/(kg·d)。它的天然疏水性会引起活性污泥的脱水性差，最高为490mL/g。在温度高于20℃后、即使污泥负荷是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 表面活性物质、类脂化合物及机械应力作用
引起低负荷膨胀和污泥上浮的最频繁的丝状菌是：微丝菌、0092型、0041型。在进水中表面活性物质和类脂化合物浓度的升高、接种和机械应力也会引起放线菌(Actinomycetes)的增长。Kappeleretal观察到机械应力(如离心泵)损坏紧密的活性污泥絮凝体并导致微丝菌的过量增长[9]。
1.3.3 过量投加丝状菌抑制剂
在曝气池流出槽中注人过氧化氢，数天后，丝状菌就消失，SVI从580mL/g下降至178mL/g。且过氧化氢也有确保曝气池DO和去除H2S臭味的效果。但若加人量太多会引起活性污泥的活性抑制及污泥上浮。
2 活性污泥活性抑制与上浮的检测方法
2.1 测定污泥的耗氧速率(OUR)和 ATP
测定活性污泥的耗氧速率(OUR)，可判断有无毒物流入、负荷条件和排泥平衡情况[10]。若同时测定三磷酸腺苦(ATP)，还可以从处理机能方面对微生物量和活性度进行定量分析。根据P.E.Jorgensen等的 研究 表明，测定ATP含量和OUR是检测生物量活性的可靠方法。
2.2 利用指示生物诊断活性污泥状态和性能
用显微镜对活性污泥中的微生物进行镜检，其中的原生动物和后生动物(统称为微型动物)相对比细菌个体大，在显微镜下易于观察、鉴别和计数，且对外界环境条件的变化更为敏感，作为指示生物来诊断活性污泥的状态和性能，在工程实践中已有较广泛 应用 。这种指示作用概括于表1中。
表1 微型动物对活性污泥状态和性能的指示作用
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微型动物镜检情况
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活性污泥状态 |
| ①钟虫、遁纤虫、累枝虫、聚缩虫、独缩虫等固着型原声动物和轮虫等后生动物大量出现（≥106个/L） | 良好 |
| ②微型动物种类高度多样化，没有占绝对优势数量的微生物 | |
| ①波豆虫、尾波虫、侧滴虫、屋滴虫、豆形虫、草履虫等快速游泳型原生动物较多 | 恶化 |
| ②严重恶化时微型动物极少，或被一种（或一组）占优势 | |
| 漫游虫、斜叶虫、管叶虫等慢速游泳型或匍匐行进的原生动物较多 | 恶化→良好 |
| 可观察到微型动物，但个体数比正常污泥害臊，蠕动纤毛类叫少。球衣菌、丝硫菌、微丝菌、放线菌大量出现 | 膨胀、泡沫和浮渣 |
| 变形虫和简便虫等肉足类原生动物的个数在混合液中出现104个/mL | 分散、解体 |
| 新态虫、扭头虫、草履虫出现较多 | 溶解氧（DO）不足 |
| 轮虫和变形虫大量出现 | 曝气过剩 |
3 控制污泥上浮的技术措施
①稳定曝气池进水水质的最可行、最 经济 的 方法 是终水回流，用以稀释、调节曝气池进水中的有机物浓度，使其稳定在一定范围内，终水回流的先决条件是污水处理厂的处理能力必须大于实际进水量。
②污水处理厂应考虑设有较大容积的调节池(均质池)并控制好均质池(调节池)液位。因高液位会使均质池的水量缓冲能力下降，甚至丧失;而低液位运行不仅均质效果差，且易使油和均质池底的杂质进人曝气池，造成活性污泥受冲击而上浮。液位宜控制在50%-70%。
③合理投加营养盐。由于 工业 废水中营养比例失调，常常碳源充分而氮、磷等营养物不足，因此处理工业废水时须另外补加。一般以尿素和磷酸盐为氮源和磷源，但投加量不宜过量。
④曝气池人口设中和池及由碱池、酸池、pH检测仪、pH自动调节阀等组成的pH自动调节系统，使曝气池进水的pH值控制在要求范围内。
⑤采用纯氧曝气。从西德引进的纯氧曝气装置，投产5a以来从未出现污泥上浮。
⑥污泥中毒引起的污泥上浮可以加大曝气量，减少进水量并清除死污泥。
⑦活性污泥的微生物组成主要依赖于废水成分、流动形式、运行条件和适宜的设计。由于在实际处理过程中几乎难以控制废水成分，因此对运行条件和反应器设计进行优化选择至关重要。
参考 文献 ：
[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，王淑莹，吴凡松，崔和平.化工污水处理场污泥膨胀与上浮的原因及其控制[J].哈尔滨建筑大学学报，1999，32(5)：52-55.
[6]姚毅.活性污泥的表面特性与其沉降脱水性能的关系[J]. 中国 给水排水，1996，12(1)：22-25.
[7]俞汉青 废水处理中微型动物及其作用[J].中国给水排水，1992，8(2)：43-46.
[8]王家玲.环境微生物学[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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