姜 怡 曹 蓉

（1.河北工程大學 河北 邯鄲 056006；2.湖泊工程技術中心 環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室中國環(huán)境科學研究院 中國 北京 100012）

0 前言

自20世紀產(chǎn)生到現(xiàn)在，活性污泥法作為一種有效手段廣泛應用于廢水處理中。此方法具有工藝成熟、處理能力高、出水水質(zhì)好、處理范圍寬廣及處理效率高等優(yōu)點。目前，我國約有60%的城市污水處理廠和大部分工業(yè)廢水處理廠都采用活性污泥法。在活性污泥系統(tǒng)中最常見的問題是污泥膨脹，可以定義為絲狀菌或原生動物過量生長導致污泥沉降慢且壓縮性差[1]。膨脹的活性污泥主要表現(xiàn)在壓縮性能差，沉降性能不良，而它的凈化效果并不差[2]，但污泥膨脹導致的二沉池固液分離難，出水因污泥流失而渾濁，有時還伴隨大量泡沫，對整個生化處理系統(tǒng)造成直接影響。因此，研究污泥膨脹的產(chǎn)生機理及其控制方法對于活性污泥系統(tǒng)具有十分重要的意義。本文就污泥膨脹形成機理及控制進行相關探討研究。

1 活性污泥的性質(zhì)及組成

活性污泥是粒徑在200～1000μm的類似礬花狀的不定形的絮體結構，含水率在99%以上，與水比重介于1.00～1.006之間，具有良好的凝聚沉降功能[2]。在顯微鏡鏡下觀察活性污泥，是褐色的絮狀污泥，有大量的細菌、真菌、原生動物和后生動物等多種微生物群體，它們組成了一個特有的生態(tài)系統(tǒng)。正是這些微生物群體（主要是細菌）以污水中的有機污染物為營養(yǎng)源，進行代謝和繁殖，從而降低了污水中有機污染物的含量，同時通過污泥絮凝體的生物絮凝和吸附，去除污水中的呈懸浮或膠體狀態(tài)的其他物質(zhì)。

活性污泥組成可分為四個部分：有活性的微生物、微生物自身氧化殘留物、吸附在活性污泥上不能被微生物所降解的有機物、無機懸浮固體。有活性的微生物由細菌、真菌組成，通常以菌膠團的形式存在，呈游離態(tài)的較少，且這部分的細菌不易沉降。菌膠團是由細菌分泌的多糖類物質(zhì)將細菌等包覆成的黏性團塊，保護細菌以抵御外界不利因素的影響。

2 污泥膨脹類型及形成機理

根據(jù)系統(tǒng)中占主導地位的微生物，污泥膨脹可以分為非絲狀性膨脹（non-filamentous bulking）和絲狀性膨脹（filamentous bulking）。

2.1 非絲狀性膨脹

Durmaz等[4]發(fā)現(xiàn)C/N（以COD/TKN計）對EPS的產(chǎn)生有很大的影響，EPS生長量和EPS中的碳水化合物隨著C/N增加而增加。當C/N達到43就會引起粘性膨脹。楊鵬等[5]研究了采用SBR法處理釀造工藝污水在磷充足而氮缺乏時對活性污泥膨脹的影響。結果顯示在BOD/N值為100/4時污泥完全沉降，當BOD/N值為100/3時，絲狀細菌數(shù)量呈現(xiàn)先升后降的趨勢，同時黏性菌膠團過度增長，伴隨粘性膨脹發(fā)生。當BOD/N值為100/2時，觀察不到絲狀微生物的過度生長。當BOD/N值為100/0.94時，更嚴重的粘性膨脹發(fā)生。

2.2 絲狀性膨脹

絲狀膨脹是由各種絲狀細菌的過量增長形成的。絲狀細菌是活性污泥中基本的種群，對有機污染物的去除是有積極意義。但當它生長過量時，容易向污泥絮體以外的空間伸展形成一個擴散開放的結構或形成不同細胞和部分絮體間的橋梁，這兩種情況都會使絮體結構擴張，并阻止絮體壓縮。而絲狀體之間相互支撐、交錯，將影響污泥的凝聚、沉降、壓縮性能從而形成膨脹。對于絲狀膨脹的產(chǎn)生，有選擇性理論及擴散理論等。

絲狀體微生物生長較慢，它的最大增長速率和飽和常數(shù)低于非絲狀體微生物。Chudoba等[6]在1973年提出了選擇性理論，該理論以微生物生長動力學為基礎，根據(jù)不同種類微生物具有不同的Umax（最大生長速率）和Ks（飽和常數(shù)），分析絲狀菌與絮體菌的競爭情況。絲狀菌和絮體菌動力學之間的差別作為解釋它們競爭的主要機制。絮體菌有高的最大增長速率且喜歡在高的基質(zhì)濃度中生長。而絲狀細菌的Ks較小，因此喜歡在低的基質(zhì)濃度中生長。

Martins等[3]提出了擴散理論，此理論提出在絮體中的基質(zhì)擴散限制是絲狀細菌和絮體菌選擇的更重要的因素。理論假設絲狀細菌和絮體菌有相似的動力學參數(shù)。在低的基質(zhì)濃度基質(zhì)擴散進入絮體限制了絮體結構的生長。絲狀細菌可以在相同低的速率下生長，但是由于它們的形狀，它們可以比絮體結構更快速的向外擴。這樣污泥膨脹就產(chǎn)生了。在高的基質(zhì)濃度中，擴散基質(zhì)并不限制基質(zhì)進入絮體結構中，對于絲狀細菌沒什么益處，大多數(shù)細菌在絮體中生長，就不會引起膨脹。這個理論就不用引進兩種有機體生長動力學參數(shù)（Umax和Ks）的差異來解釋污泥膨脹。另外一種解釋就是說在相同的基質(zhì)濃度下，當絮體較大時，由于較高的基質(zhì)擴散限制，污泥膨脹就會發(fā)生。

Francis等[7]針對以上兩種理論提出了新的假設，假設絲狀細菌和絮體菌受動力選擇和基質(zhì)擴散限制的共同影響，構造了一種模型，顯示了三種不同區(qū)域的存在：膨脹區(qū)、非膨脹區(qū)、中間區(qū)域。試驗結果表明在低基質(zhì)濃度下，動力選擇占主導地位。在高基質(zhì)，相當于中間區(qū)域，絲狀膨脹是由于基質(zhì)擴散限制所決定的膨脹發(fā)生在絮體較大的顆粒中。模擬了不同絮體層基質(zhì)濃度對膨脹的影響結果。也表明了只用動力學或擴散限制理論解釋微生物競爭是不合理的。這個新理論也提供了對絲狀物和絮體之間競爭的合理解釋。在這個理論的基礎上，可以用控制絮體大小來避免有利活性污泥膨脹環(huán)境的產(chǎn)生。

3 常見引發(fā)膨脹和泡沫的微生物

活性污泥絲狀膨脹的致因微生物很多。Eikelboom等[8]分別從各國不同地域污水處理廠中收集約1100個樣品中區(qū)分出多種微生物純培養(yǎng)并分為26類。其中經(jīng)常出現(xiàn)的是若卡氏菌屬（Nocardia）、浮游球衣菌（Sphaerotilus natans）、微絲菌屬（Microthrix）、發(fā)硫菌屬（Thiothrix）、貝日阿托氏菌屬（Beggiatoa）等。

通常，絲狀微生物與來自氣浮產(chǎn)生的氣泡和絮體顆粒結合。當這個現(xiàn)象一直持續(xù)著就會產(chǎn)生穩(wěn)定的生物泡沫。由確定種類的絲狀微生物引起的活性污泥泡沫必須與非生物性泡沫明確區(qū)分，非生物性泡沫是由油脂，石油等導致的。

從這次實驗結果來看，錫林郭勒草原牛、羊肉蛋白質(zhì)含量高，分別是22.00g/100g和18.90g/100g；脂肪含量低，分別是5.67g/100g和10.73g/100g，與現(xiàn)代人飲食要求相符合。同時微量元素含量也豐富，Ca、P、Fe、Zn、Se含量也較高，營養(yǎng)成分齊全、含量豐富,不同部位營養(yǎng)素含量大小不同，對分割肉分等級及產(chǎn)品深加工有著重要的參考價值和科學依據(jù)。

4 污泥膨脹的控制

4.1 物化法控制污泥膨脹

4.1.1 投加氯氣

控制污泥膨脹采用的最傳統(tǒng)的氧化劑就是氯氣。采用氯氣控制污泥膨脹是由美國Jenkins等人提出的。氯會毀壞微生物的細胞壁，從而破壞細胞的新陳代謝。Süleyman ?vez等[10]對一制革廢水處理系統(tǒng)投加氯氣后控制了污泥膨脹和泡沫現(xiàn)象，恢復了出水水質(zhì)。氯損壞了絮體之間的絲狀連接，僅剩下疏松的絲狀菌的殘體，主要導致污泥膨脹和泡沫的菌Nocardia也完全從溶解物中去除，殘體重新回到絮體結構中去。可以肯定的是氯氣對于污泥的膨脹和泡沫是有控制作用的，但是因為Nocardia仍然在絮體中，有著再次生長的潛能，所以氯氣對污泥膨脹和泡沫的控制是暫時的、表面的。

4.1.2 投加凝聚劑

目前，用于改善活性污泥沉降性能的無機凝聚劑或沉淀劑有石灰、鐵鹽或亞鐵鹽和鋁鹽等。凝聚劑投加到活性污泥中后，形成的絮凝物與膨脹污泥一起下沉，從而提高污泥的密度，改善污泥的沉降性能[11]。

當污泥膨脹發(fā)生時，采用上述方法能較快地降低SVI值，但是沒有從根本上控制住絲狀菌的繁殖。在絲狀菌被氧化滅活或絮凝沉淀的同時，絮體形成菌的活性和濃度也大大降低。在控制絲狀菌的同時，也帶來出水水質(zhì)惡化的不良效果。一旦停止加藥，污泥膨脹可能又會出現(xiàn)。加藥改變了微生物的生長環(huán)境，無疑會對污水處理廠的穩(wěn)定運行產(chǎn)生負面影響，因此只能作為臨時應急使用。

所以，物化方法一般達不到徹底治理污泥膨脹的效果，還需要進一步的研究和改進。

4.2 微生物反應器控制法

微生物反應器控制是應用生態(tài)學原理，在曝氣池中形成一個適合菌膠團細菌生長的環(huán)境，選擇性地增殖菌膠團細菌，使其成為活性污泥中的優(yōu)勢菌，以此來調(diào)控菌膠團細菌與絲狀細菌之間的共生關系，抑制絲狀細菌的過度繁殖，從而從根本上控制絲狀污泥膨脹。

微生物反應器可以控制絲狀膨脹，但是一些報導缺氧和厭氧反應器對于控制絲狀膨脹不是很成功。其他研究報道缺氧和厭氧反應器可以大大改進污泥的沉降性能。Parker等[13]總結了可用的缺氧和厭氧反應器數(shù)據(jù)，比較它們的運行性能，為近一步研究提供基礎。研究顯示安裝了微生物反應器活性污泥SVI值顯著減少，污水處理廠最終出水水質(zhì)改善，且用厭氧反應器的活性污泥系統(tǒng)比缺氧反應器好。

4.3 工藝運行控制

4.3.1 增加溶解氧

許多研究表明溶解氧低時容易發(fā)生由浮游球衣菌和硫細菌引起的污泥膨脹。Jenkins[14]曾研究發(fā)現(xiàn)在SND工藝中單級CTSR結構和低溶解氧環(huán)境是造成污泥膨脹的潛在因素。所以對污泥上覆的現(xiàn)象，可以通過增加曝氣量減少進水來進行控制。

4.3.2 調(diào)整污泥負荷

曝氣池的污泥負荷較高時會發(fā)生污泥膨脹，鄭俊[15]在早期研究得出：活性污泥的SVI值與污泥負荷值密切相關。但實踐表明，這樣的結論并不是完全正確的。影響污泥的絲狀膨脹的最主要原因是水質(zhì)而不是污泥負荷，對于某些污水，不論污泥負荷較高或者較低都會發(fā)生污泥絲狀膨脹；對另一些污水則相反。有研究[12]顯示低F/M會引起污泥膨脹。

4.3.3 溫度

構成活性污泥的各種細菌最適生長溫度在30℃左右。菌膠團細菌如動膠菌屬最適生長溫度范圍是28～30℃，低于10℃生長緩慢，高于45℃不生長。浮游球衣（Sphaerotilus natans）最適溫度范圍在25～30℃間，生長溫度在15～37℃間。因此水溫低于15℃一般不會引起污泥膨脹。

4.3.4 控制pH值

在活性污泥法運行中，為了使活性污泥正常發(fā)育及生長，曝氣池的pH值應保持在6.5～8.0范圍內(nèi)。國內(nèi)外研究報道，混合液的pH值低于6.0，有利于絲狀菌的生長，而菌膠團的生長受到抑制。pH值降至4.5時，真菌將完全占優(yōu)勢，原生動物大部分消失，嚴重影響污泥的沉降分離和出水水質(zhì)。pH值超過11，活性污泥即會破壞，處理效果明顯下降。

4.3.4 工藝方法選擇

完全混合式的工藝方法比傳統(tǒng)的推流式較易發(fā)生污泥膨脹，而間歇運行的曝氣池最不容易發(fā)生污泥膨脹；不設初沉池（設沉砂池）的活性污泥法，SIV值較低，不容易發(fā)生污泥膨脹；葉輪式機械曝氣與鼓風曝氣相比，易于發(fā)生絲狀菌性膨脹；射流曝氣的供氧方式可以有效地克服浮球衣細菌引起的膨脹。Jenkins[14]曾研究發(fā)現(xiàn)在SND工藝中單級CTSR結構會導致污泥膨脹。黃林等[16]發(fā)現(xiàn)在循環(huán)式曝氣下的污泥沉降性比恒定速率下的污泥沉降性能好。

5 結語

污泥膨脹的產(chǎn)生及其控制是一個相當復雜的問題，因為影響污泥膨脹的因素太多?；钚晕勰鄬Φ孜锏慕到馐巧锘瘜W反應過程，形成活性污泥的微生物是多種微生物的群體，既受到污水水質(zhì)條件的影響，又受到運行條件及環(huán)境的影響，如污水的種類、成分、濃度、水溫、負荷、溶解氧、pH值及氮磷含量等因素都會對污泥膨脹產(chǎn)生影響，既可能一個因素起作用，也可能多個因素協(xié)同誘發(fā)，在不同的研究條件下也可能得出不同的結論。因此，在實際工程運行中，污泥膨脹的產(chǎn)生及控制需要更加深入的研究，探討出適合不同工程單元的污泥膨脹控制方法。

［1］Turtin A，Vatansever F，Dilek S.Phosphorus deficiency and sludge bulking[J].Environmental Technology，2006，27（6）：613-621.

［2］高廷耀，顧國維，周琪.水污染控制工程[M].高等教育出版社，2005：186-188.

［3］António M P M， Joseph J H， Mark C M.Effect of feeding pattern and storage on the sludge settleability under aerobic conditions[J].Water Research，2003，37（11）：2555-2570.

［4］Durmaz B， Sanin F D.Effect of carbon to nitrogen ratio on the physical and chemical properties of activated sludge[J].Environ Technology，2003，24（11）：1331-1340.

［5］Peng Y， Gao C，Wang S，Ozaki M，Takigawa A.Non-filamentous sludge bulking caused by a deficiency of nitrogen in industrial wastewater treatment[J].Water Science&Technology， 2003，47（11）：289-295.

［6］Chudoba J， Ottová V， Madeˇra V.Control of activated sludge filamentous bulking-I.Effect of the hydraulic regime or degree of mixing in an aeration tank[J].Water Research，7（8）：1163-1182.

［7］In Chio Lou， Francis L.de los Reyes III*， Clarifying the Roles of Kinetics and Diffusion in Activated Sludge Filamentous Bulking[J].Biotechnology and Bioengineering，2008，101（2）：327-336.

［8］Eikelboom D H.Filamentous organisms observed in activated sludge[J].Water Research，1975，9（4）：365-388.

［9］Nielsen P H， Kragelund C K，Seviour R J， Nielsen J L.Identity and ecophysiology of filamentous bacteria in activated sludge[J].FEMS Microbiology Reviews，2009，33（6）：969-998.

［10］Süleyman ?vez， Canan ?rs， Murat S.Effect ofhypochloride on microbial ecology of bulking and foaming activated sludge treatment for tannery wastewater[J].Journal of Environmental Science and Health Part A，2006，41（10）：163-174.

［11］Nielsen P H， Roslev P， Dueholm TE， Nielsen J L.Microthrix parvicella，a specialized lipid consumer in anaerobic-aerobic activated sludge plants[J].Water Science&Technology，2002，46（1-2）：73－80.

［12］Martins A， Pagila K， Heijnen J J， et al.Filamentous bulking sludge-a critical review[J].Water Research，2004，38（4）：793－817.

［13］Parker D， Appleton R.Bratby J， Melcer H.North American performance experience with anoxic and anaerobic selectors for activated sludge bulking control[J].Water Science&Technology，2004，50（7）：221－228.

［14］Jenkins D， Richard M G， Daigger G T， Manual on the causes and control of activated sludge bulking and foaming[M].Boca Raton，Lewis Publishers FL，2003.

［15］鄭俊.污泥負荷與污泥容積指數(shù)的關系研究[J].上海環(huán)境科學，1989，8（4）：18-21.

［16］Lin Huang.Sludge settling and online NAD（P）H fluorescence profiles in wastewater treatment bioreactors operated at low dissolved oxygen concentrations[J].Water Research，2007，41（9）：1877－1884.