A2O工艺活性污泥黏性膨胀原因及控制措施

2024-04-27赵晓娟张智瑞刘东洋雷彬

工业水处理 2024年4期

赵晓娟，张智瑞，刘东洋，雷彬

（中原环保股份有限公司，河南郑州 450000）

长期以来污泥膨胀是困扰采用活性污泥法处理工艺的城镇污水处理厂正常运行管理的突出难题〔1〕。由于工艺调控措施有限、污泥性能恢复较慢，污泥膨胀成为制约活性污泥法污水处理的问题之一〔2〕。活性污泥膨胀可分为两类：一类是丝状菌污泥膨胀，主要是因活性污泥中大量繁殖丝状菌所引起；一类是非丝状菌膨胀，也称为黏性膨胀，主要是因菌胶团产生大量的高黏性物质引起〔3〕。因为污泥黏性膨胀的成因比较复杂，所以对污泥黏性膨胀的研究较少，尤其缺乏应对污泥黏性膨胀的有效措施〔4〕。本研究结合郑州市某污水处理厂发生的非丝状菌污泥黏性膨胀案例，分析了引发此次污泥黏性膨胀的原因，并提出了有效提高污泥沉降性能、解决污泥黏性膨胀的处置措施。

1 工程概况

郑州市某污水处理厂采用“A2O+斜板高效沉淀+纤维转盘滤池+次氯酸钠消毒”工艺，工艺流程见图1，该厂设计处理水量为1.0×105m3/d，共分两个系列，每个系列处理水量均为5×104m3/d，出水水质执行河南省《贾鲁河流域水污染物排放标准》（DB 41/908—2014）。

图1 工艺流程Fig.1 Process flow

因进水碳浓度较低，选择通过超越初沉池和投加厨余废水的方式，提升进入生物池的碳浓度，厨余废水投加点位见图1。单个系统具体参数：A/A/O有效容积34 400 m3，停留时间依次为1.15、5.75、9.6 h。

2 污泥膨胀原因分析

自2022年8月20日以来，生物池厌缺氧段开始出现褐色浮泥，部分水面出现油膜状物质；到9月中旬，生物池好氧区域开始出现大量泡沫状浮泥。随着水流流动，部分浮泥进入二沉池，并在二沉池进水渠中堆积结块，人工清理之后浮泥结块又很快出现，甚至少量溢流至二沉池出水渠，影响出水水质，增加了深度处理的难度。期间跟踪生物池污泥指数（SVI），SVI的变化趋势见图2。8月初至8月26日SVI均值基本维持在78 mL/g的水平，自8月27日开始SVI出现明显上升，至10月10日两系列生物池SVI分别达到194 mL/g和216 mL/g。

图2 SVI变化趋势Fig.2 SVI change trend

当污泥膨胀发生时，首先对两生物池的活性污泥持续进行镜检分析，在镜检中并未发现丝状菌大量繁殖的现象，而此时活性污泥絮体结构松散、细碎，形状不规则且边缘多为锯齿状，从而判定此次污泥膨胀为非丝状菌污泥膨胀。而产生非丝状菌污泥膨胀的原因有很多，包括进水水质的改变〔5〕、过高的污泥负荷〔6〕、BOD5∶N∶P失衡〔7〕、突然降温〔8〕、溶解氧不足〔9〕等。

2.1 水质改变的影响

为提高生物池进水碳浓度，从8月9日开始，每日定时投加脱渣后的厨余废水，4个批次厨余废水水质及投加量见表1和表2。投加点位设在曝气沉砂池出水渠，通过超越初沉池直接进入生物池进水渠，平均分散到两套生物池中。

表1 厨余废水水质Table 1 Kitchen waste water quality

表2 厨余废水投加量Table 2 The amount of added kitchen waste water

为追踪水质变化对各项水质指标的影响，详细记录投加厨余废水时，进水、出水的指标变化情况，见表3和表4。

表3 投加厨余时进水水质Table 3 Inlet water quality with kitchen wastewater

表4 投加厨余时出水水质Table 4 Oulet water quality with kitchen wastewater

由表3和表4可以看出，厨余废水投加期间，系统进水和出水COD、总氮、总磷、氨氮、pH等指标变化并不明显。但随着厨余废水的投加，蛋白质、脂肪、油酸等含量增多，从而刺激活性污泥分泌亲水性极强的高黏性多糖类物质或者胞外聚合物（EPS），这些物质聚集在菌胶团表面，形成一种状态稳定且密度较小的悬浮物，导致活性污泥絮体沉降性能变差，引起污泥黏性膨胀。

2.2 曝气不足的影响

投加脱渣厨余废水前后气水比变化见图3。

图3 气水比变化趋势Fig.3 Change trend of gas-water ratio

从图3中可以看出，黏性膨胀前气水比急剧攀升，平均值由4.0增大到4.6左右。这是由于异常菌胶团增殖引起溶解氧的过度消耗，以及微生物分泌的大量黏液降低了溶解氧的扩散速率，因此黏性膨胀发生时往往会造成污泥的耗氧量比未膨胀前有所增加。

氧气是污泥生化反应的能量来源之一，适当的曝气时间和强度可以提高池内活性污泥的比例，增强菌种对底物的降解能力。但由于该厂生物系统曝气装置老化，造成生物池好氧区域溶解氧偏低，平均值小于0.7 mg/L，长期溶解氧不足〔10〕，微生物无法有效利用水体中的有机物，从而以胞外聚合物的形式储存在胞外，也会引发污泥黏性膨胀。

2.3 进水浮渣的影响

该厂进水初沉池超越之后，大量浮渣未经处理直接进入生物池，当浮渣被活性污泥絮体吸附之后，再次降低了菌胶团的密度，引起污泥上浮。通过喷淋回用水的方式去除生物池浮泥之后，能够明显看见水面漂浮大量细碎的浮渣，这也进一步验证了浮渣确实是引起污泥膨胀的原因之一。

2.4 水温变化的影响

10月3日至10月6日，冷空气和降雨导致生物池水温从25 ℃骤降到20 ℃左右，短时间内降低超过5 ℃。当环境温度降低时，微生物代谢过程会受影响，从而不能将废水中有机物完全氧化降解，以多糖类物质或者胞外聚合物的形式储存在胞外〔11〕，由于这种高黏性代谢产物分子具有大量羟基，呈现亲水性，容易形成一种稳定的亲水凝胶体，使活性污泥不易沉降；另一方面高黏性代谢物能覆盖在菌胶团表面，从而吸附曝气产生的细小气泡，使菌胶团密度变小、沉降性变差，从而造成黏性膨胀。从图2中SVI变化趋势也可以看出，10月4日之后SVI提高了近50 mL/g，这也表明温度骤降加速了污泥黏性膨胀的发生。

结合此次污泥膨胀前后工艺运行条件的变化，综合分析认为此次污泥膨胀主要是进水水质改变、水温变化、曝气不足、进水浮渣等多重因素综合影响的结果。

3 控制措施

由于发生污泥黏性膨胀的原因较为复杂，很难做到调整单一运行条件就可使污泥膨胀得到改善。在应对污泥膨胀时，往往需要综合多方面因素考虑，逐渐改善污泥活性，从而提高污泥沉降性能，使污泥膨胀问题得到解决〔12〕。

当生物池表面出现浮泥且SVI逐渐升高时，为避免污泥沉降性能进一步恶化而影响出水水质，首先暂停了厨余废水的投加，而后分别通过调整污泥浓度（MLSS）、污泥龄（SRT）、溶解氧（DO）、水力停留时间（HRT）、回流比等工艺参数，以及投加絮凝剂等方式逐渐增强活性污泥沉降性能，使黏性膨胀问题得以解决。

3.1 调整工艺参数

3.1.1 调整污泥浓度

进水BOD5一定时，MLSS越低，污泥有机负荷就越高，过高的有机负荷同样会引起微生物分泌大量含亲水基团的多糖类物质，引起污泥膨胀。然而在SVI一定时，MLSS越高污泥沉降比就越大，从而导致二沉池泥位不断升高，直到污泥无法在二沉池中沉淀，随水流流出，影响出水水质〔13〕。所以合适的MLSS可以起到缓解污泥膨胀的作用，调控前后的污泥质量浓度变化情况见图4，污泥质量浓度从4 500 mg/L左右逐渐降至3 700 mg/L左右。

图4 污泥质量浓度变化趋势Fig.4 Change trend of sludge mass concentration

3.1.2 调整污泥龄

SRT是控制活性污泥絮体稳定性的一个重要因素，SRT过高会使活性污泥变成惰性污泥，一方面会降低脱氮除磷的效率，另一方面会过多消耗生物池的溶解氧。当SRT降低时，大量发生膨胀的锯齿状或指状菌胶团被及时排出，活性污泥中絮状菌胶团增殖速度提高，可帮助正常絮状菌胶团快速成为优势菌种，加速污泥性能的恢复〔14〕。因此可通过采取缩短SRT的方式来缓解污泥黏性膨胀，但这种方式会抑制硝化细菌的生长，延长了硝化细菌的培养时间，降低了活性污泥脱氮效率，可能会面临出水总氮超标的风险。所以通过缩短SRT的方式来缓解污泥黏性膨胀，必须确定适合的污泥龄。

为缓解污泥膨胀，8月底开始迅速调整剩余污泥排放量，污泥龄的变化趋势见图5。

图5 污泥龄变化趋势Fig.5 Change trend of sludge age

从图5可以看出，随着剩余污泥的加排，污泥龄快速下降并逐渐平稳在18 d左右。通过这种方式，可以将生物池内积累的沉降性能较差的污泥排放到系统外，从而使污泥得到更新，逐渐改善沉降性能。

3.1.3 控制曝气量

当生物池好氧区域溶解氧过低时，会刺激污泥发生黏性膨胀，所以提高曝气量可以在一定程度上减缓微生物分泌多糖类等黏性物质〔15〕。同时，污泥黏性膨胀发生后，菌胶团外覆盖的高黏性物质往往会吸附气泡，如果曝气量太大，会降低活性污泥的沉降性能，而且过大的曝气量会破坏污泥絮体，使其变得松散、细碎，不利于污泥膨胀的恢复〔16〕。

为了验证提升溶解氧对污泥黏性膨胀是否有缓解作用，利用小试装置模拟提高曝气量之后的现场运行情况。小试装置是生物池和二沉池同比例缩小的组合模型，进水量为1 m3/h，运行条件与现场装置相同。将生物池中发生污泥黏性膨胀的活性污泥引入小试装置，小试装置好氧区域曝气量从1 mg/L提升至2、3 mg/L，各运行一周之后，SVI变化趋势见图6。

图6 小试装置SVI变化趋势Fig.6 SVI change trend of small test unit

从图6可以看出，当曝气量提升至2 mg/L运行约6 d时，SVI从135 mL/g迅速下降至127 mL/g，当曝气量继续提升至3 mg/L运行约8 d时，SVI出现了上升趋势。结合运行能耗、设备负荷等综合考虑，将生物池好氧区域溶解氧控制在2 mg/L，同时关闭部分好氧区末端的曝气支管，以降低内回流和排向二沉池的污水中的溶解氧，从而降低高黏性物质对气泡的吸附。

3.1.4 控制回流比

当污泥膨胀发生时，二沉池的泥位会逐渐提升，如果回流比不恰当或者回流量大幅降低，二沉池的泥位将迅速提高并且发生污泥流失现象，影响出水水质。所以适当且固定的回流比可以为二沉池提供稳定的运行状态，根据工艺运行情况将回流比由50%提高至50%~100%，从而保证系统的正常运行。

3.1.5 控制水力停留时间

有研究表明当缺氧区和好氧区的水力停留时间比分配不均，特别是缺氧区的水力停留时间过短时，微生物没有足够时间降解有机物，造成反硝化过程中有机物提供的电子减少，大量NO在菌胶团内堆积，抑制微生物在好氧条件的生长，不仅不利于提高微生物的脱氮除磷效率，还会使黏性膨胀进一步加剧〔17〕。因此，通过改变回流点位，控制进水量的措施改变水力停留时间，缺氧区从约7 h延长至约8 h，为微生物的降解创造有利条件。

通过调整污泥浓度、污泥龄、曝气量、回流比、水力停留时间等工艺条件，至9月底SVI逐渐趋于平稳，降低至120 mL/g左右，但由于10月初温度骤降，污泥膨胀再次恶化，SVI突增至200 mL/g左右，为进一步解决污泥膨胀，10月初开始探索投加絮凝剂以增强污泥沉降性能。

3.2 投加絮凝剂

投加絮凝剂可以提高活性污泥的压实性，投加粉煤灰、黏土等无机物可以提高活性污泥组分中无机物的含量，从而提高污泥沉降性能，能有效地控制污泥膨胀。

通过实验室小试，比较了聚合氯化铝、阳离子高分子絮凝剂（阳离子聚丙烯酰胺）、粉煤灰、黏土等物质的沉降性能提升效率〔（SV30空白-SV30加药）/SV30空白〕，即污泥膨胀的缓解能力，结果见表5。

表5 助沉物投加小试结果Table 5 Small test of sediment aid dosing

由表5可知，当聚合氯化铝投加量达80 mg/L时沉降性能方有明显改善，沉降提升效率为11%；而单独投加阳离子高分子絮凝剂40 mg/L时，沉降性能改善即可达27%，当投加至80 mg/L时沉降性能改善达31%。粉煤灰密度较小，投加量较小时助沉效果不明显，投加量大于4 g/L时效果逐渐明显，沉降性能提升20%以上，但当投加量提升至8 g/L时能观察到沉淀表面出现明显粉煤灰颗粒，会造成生物池浮渣堆积。投加黏土时对污泥沉降性能的改善效果不如粉煤灰，当投加量达到8 g/L时，沉降性能提升效率仅为20%，且每投加1 g/L黏土时，生物池污泥质量浓度便会提升大约1 000 mg/L，增加了剩余污泥排放压力和污泥处理负荷，而且投加黏土对设备也会造成一定磨损。

综合考虑沉降性能改善效果、成本、设备损耗、污泥产量等因素，选择投加40 mg/L阳离子高分子絮凝剂。不同搅拌速度和沉淀时间会影响絮凝剂絮凝沉降效果，考察了其对污泥沉降的影响，结果见表6。

表6 阳离子高分子絮凝剂投加小试试验Table 6 Small scale test of polyamine dosing

由表6分析可知，在沉降过程中搅拌速度越快、搅拌时间越长，沉淀速度越慢，原因搅拌速度越快、搅拌时间越长，絮状物被破坏得越严重，从而影响其在二沉池的沉淀效率。为保证投加阳离子高分子絮凝剂后得到较好的沉淀效果，决定从10月上旬开始投加阳离子高分子絮凝剂并将絮凝剂投加点位从普遍设置的生物池出水口改到二沉池配水井，减小过程中产生的水流剪切力的扰动，有利于大絮体的产生，促进污泥沉降。