污水廠受酸性廢水沖擊后污泥上浮的應對研究
酸性工業廢水進入城鎮污水處理廠后會嚴重抑制生化系統微生物的活性，造成微生物中毒，出現污泥解絮上浮現象，甚至導致生化系統崩潰。如果不及時進行人為干預，會對污水廠生化處理系統造成長久的不利影響，并最終影響出水達標。
筆者對桓臺污水處理廠酸性工業廢水進入其生化系統后造成的活性污泥系統污泥解絮上浮現象進行了研究，并對污水廠采取的應急調控措施和調控前后的處理效果進行了分析，建立了應對污泥上浮的有效預防及調控措施模式。
1 桓臺污水處理廠背景簡介
桓臺污水處理廠于2005年由天津環科水務開發有限公司與桓臺縣人民政府合作建成，后于2015年轉讓給葛洲壩。桓臺污水處理廠分2期建設，總處理規模達5萬m³/d，處理出水水質均達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）的一級A標準。
其中，一期設計規模2.5萬m³/d，目前實際處理量約2萬m³/d，采用百樂克生化工藝；二期設計規模2.5萬m³/d，目前實際處理量約1.5萬m³/d，采用AAO+活性砂處理工藝。由于污水廠夜間進水量減少，偷排的酸性廢水基本上全部進入一期處理系統，因此一期生化系統為本次酸性廢水的沖擊對象和研究對象。其工藝流程如圖 1所示。
2 工業酸性廢水沖擊導致污泥上浮及應對調控實例的描述與分析討論
2.1 污泥上浮情況的出現
2018年9月27日，發現桓臺污水處理廠一期生化池（厭氧池和多級A/O池）表面出現聚集浮泥，顏色發白，生化池氣味接近于進水味道。
另外，當日污水廠出水氨氮檢測值出現升高趨勢，由前日的0.47 mg/L升高到0.66 mg/L；同時一期沉淀池的出水渾濁度上升，穩定池出水SS由污泥上浮前的10 mg/L左右上升到20 mg/L以上。污水廠為確保出水氨氮達標，于27日下午加大了一期生化池的曝氣量，生化池表面浮泥反而進一步增加。
2.2 原因分析
2018年9月26日，桓臺污水處理廠化驗室通過每日監測數據發現，混合進水pH為5.5，嚴重低于正常進水pH范圍（6~9），由此判斷26日凌晨進水中混雜著酸性廢水；污泥沉降比較往常也呈現下降趨勢，且上清液渾濁。
9月27日開始，厭氧池和A/O池表面出現少量浮泥，經顯微鏡觀察發現，污泥發散，存在許多豆形蟲，其他原后生動物變少。
由于出水氨氮較高，在加大曝氣量后，松散的污泥絮體被進一步打散，污泥上浮并沒有得到緩解，生化池表面浮泥反而增厚。測定30 min污泥沉降比（SV）發現，SV由正常情況的20%~25%下降至小于10%，MLSS也由之前的3 900~4 500 mg/L下降至2 800~3 100 mg/L。
綜上，可斷定有較大量酸性廢水對污水廠一期系統造成了沖擊，劇烈的pH波動抑制了污泥活性，使一期生化池出現污泥解絮，呈現污泥上浮現象。
微生物的生長有其最適的pH范圍，一般市政污水處理廠的活性污泥微生物適合在6~9的pH范圍內生長，pH過高或過低對微生物的活性都會造成嚴重影響。
當曝氣池pH < 4時，微生物會受到抑制，出現污泥上浮。系統的pH越低，上浮污泥量越多。另有研究表明，當pH < 7時，硝化速率下降，當pH < 5.5時，硝化細菌的活性極弱。
另外，增大曝氣量，反而加劇了污泥的解絮，原因是生化池部分污泥的活性降低，絮體變得松散，過量曝氣造成大量菌膠團被打散，污泥解絮，污泥大量上浮形成大片浮泥。
2.3 工藝調控措施
污泥上浮的原因確定后，桓臺污水處理廠采取了有針對性的調控措施。
2.3.1 確保污水廠調控期間無工業廢水沖擊
對上游排污單位進行排查，確保工業廢水偷排情況不再發生。同時，污水廠加強了對進水口水質的監測頻次，尤其是夜間的監測，發現問題后做到及時上報，及時關停進水。
2.3.2 調整運行負荷
合理分配一期生化系統與二期生化系統的污水進水量，降低一期生化處理系統的處理負荷。根據以往運行經驗，二期系統滿負荷運行時壓力較大，而控制在90%的運行負荷（2.25萬m³/d）以下可使出水穩定達標。因此，從10月6日起一期處理系統由之前80%的運行負荷（2萬m³/d）降至50%（1.25萬m³/d），其余約2.25萬m³/d的污水全部由二期生化系統承擔，以減少一期的處理壓力，為微生物的生長創造條件。
2.3.3 調整氣水比
一期生化池受沖擊后污泥活性變弱，呼吸速率下降，對溶解氧的需求減小，因此前期連續3 d過量的曝氣（DO為3.5~3.9 mg/L）并沒有促進硝化菌生長，反而加劇了污泥的解絮。合理控制DO，可避免過度曝氣造成的微生物老化過快，有利于形成良好的菌膠團。通過控制氣水比在1:5~1:7，保證生化池末端DO在2~3 mg/L。調控前后好氧池末端DO的變化如圖 2所示。由圖 2可以看出，從10月6日起，通過控制氣水比，嚴格控制了好氧池末端DO，DO平均值為2.21 mg/L。
2.3.4 投加鐵鹽增強絮凝性
除了調整污水處理廠一期生化系統的運行條件外，為加快生化系統的恢復速度，在一期生化池的末端連續投加聚合硫酸鐵。
投加鐵鹽的主要目的是通過聚合硫酸鐵溶于水后產生的大量正電荷與污泥表面的負電荷進行電性中和，使其脫穩，加強解絮的污泥碰撞、表面吸附、吸引，使其結合生成較大顆粒的絮凝體截留下來，以避免系統大量污泥的流失。
另有研究發現，含有50 mg/L鐵鹽的活性污泥系統的脫氫酶活性和電子傳遞體系活性相比傳統活性污泥系統均提高了50%左右。
脫氫酶活性和電子傳遞體系活性能夠很好地反映泥中微生物量和對污染物分解能力。由于高濃度的聚合硫酸鐵會對污泥活性產生抑制，所以聚合硫酸鐵投加量控制在20~50 mg/L。
10月6日起，在一期好氧池末端開始投加聚合硫酸鐵，采用連續投加的方式，投加量為50 mg/L。投加前好氧池MLSS為2 904 mg/L，浮泥幾乎覆蓋了整個好氧池。
投加后，10月10日MLSS升高至3 422 mg/L，SV達到16%，浮泥面積減少約50%，效果初顯，由此將聚合硫酸鐵投加量減小至30 mg/L。
10月14日，生化池MLSS升至3 534 mg/L，浮泥面積約占池表面的20%，污泥沉降比基本恢復正常，繼而聚合硫酸鐵投加量改為20 mg/L。
10月16日，MLSS恢復至3 920 mg/L，聚合硫酸鐵投加結束。在此期間，每個運行班組對二沉池測2次pH，控制pH為6.7~7.0。聚合硫酸鐵投加前期，由于系統污泥量較少，無剩余污泥排放；污泥上浮消除效果初顯時，系統污泥濃度逐漸恢復，開始適當排放剩余污泥，并逐漸增加剩余污泥的排放量，增強微生物代謝能力，直至逐步恢復至正常量。
聚合硫酸鐵投加10 d后，MLSS恢復至接近4 000 mg/L，SV為19%，恢復效果明顯。酸性廢水沖擊及調控前后SV和MLSS的變化如圖 3所示。
2.4 調控前后處理效果對比
酸性廢水沖擊及調控前后出水氨氮、總氮及COD的變化如圖 4、圖 5所示。
經過10 d的調整，活性污泥絮凝效果良好，生化系統的浮泥基本消失，如圖 3所示，MLSS、SV逐漸升高。由圖 4可以看出，酸性廢水沖擊后，影響了污泥活性，系統的硝化能力受到抑制，出水NH3-N升高至1.12 mg/L。10月6日投加聚鐵后，微生物硝化能力提高，出水NH3-N呈下降趨勢。
調控完成后，出水NH3-N恢復至沖擊前的穩定水平，約在0.5 mg/L左右。聚鐵投加期間，穩定池出水總磷由酸性廢水沖擊前的1.20 mg/L下降至約0.4 mg/L，基本滿足了出水排放標準，深度處理段絮凝沉淀池在此期間減少了除磷劑的投加。
由圖 5可以看出，由于酸性廢水的沖擊，TN及COD去除率下降。過曝氣階段，外回流使得溶解氧進入厭氧段，進一步影響了TN的去除。
調控措施實施后，出水TN逐漸降低至沖擊前的11.1 mg/L，COD降低到33 mg/L。通過減少負荷、合理控制氣水比、投加聚鐵截留解絮污泥這3項措施，使生化系統得以恢復正常，有效應對了酸性廢水沖擊造成的污泥上浮，穩定了處理效果。
3 結論及建議
工業酸性廢水的偷排對下游污水處理廠的生化系統會造成很大沖擊，可使污泥解絮，污泥沉降性變差，導致污泥上浮嚴重，影響生化系統的處理效果。
通過科學合理的工藝調控，即降低污泥上浮的生化系統運行負荷，控制合理的氣水比，添加適量的聚合硫酸鐵截留解絮浮泥，可以使生化系統快速恢復活性，避免了處理出水水質超標。如果進水存在COD低或可生化降解COD偏低時，還可以輔助投加共代謝碳源，如葡萄糖，提高微生物的濃度和活性。
另外，為了避免工業酸性廢水沖擊，建議污水處理廠盡可能在進水端加設在線監測及預警裝置，及時發現問題，及早進行工藝調控。
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