SBR運行中污泥膨脹的發(fā)生與控制

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簡介： 結合SBR法處理工業(yè)廢水時發(fā)生污泥膨脹的工程實例，詳細介紹了膨脹的發(fā)生和控制過程，指出較低的污泥負荷是造成膨脹的主要原因，并對膨脹機理加以探討。
關鍵字：SBR 污泥膨脹 低負荷

　　污泥膨脹問題是傳統(tǒng)活性污泥工藝運行過程中常常發(fā)生且難以杜絕的棘手問題，且90%以上的污泥膨脹是由絲狀菌的過度生長造成的^［1］。SBR法由于其間歇式的進水和反應方式，在時間上存在著很高的基質濃度梯度，因而能有效地抑制絲狀菌的生長繁殖，被認為是最不易發(fā)生污泥膨脹的活性污泥工藝，近年來被廣泛應用于城市污水和工業(yè)廢水的處理。那么SBR法在應用過程中是否一定不發(fā)生污泥膨脹呢?2000年1月，筆者在昆明制藥股份有限公司的廢水處理(采用SBR工藝)運行中就親歷了一次污泥膨脹過程。通過充分利用SBR法本身操作的靈活性，及時有針對性地調整運行方式，僅10天左右就使污泥膨脹得到了控制。

1　SBR工藝簡介

　　昆明制藥集團股份有限公司廢水設計處理水量為1500m³/d，原水COD為1500mg/L。采用三池交替運行的SBR主體處理工藝：設計污泥負荷為0.05kgBOD/(kgMLSS·d)，MLSS為3000mg/L，排出比為1∶4，采用限制曝氣(進水完畢后曝氣)，每座反應池運行周期為12.0h(充水1.0h、曝氣反應8.0h、沉淀1.5h、潷水1.0h、閑置0.5h)。
　　該處理系統(tǒng)自1999年9月通過驗收投產(chǎn)以來一直運行穩(wěn)定，出水指標(見表1)完全符合國家《污水綜合排放標準》(GB8978—6)的一級標準。
　　自1999年12月以來，廠內部分車間停產(chǎn)檢修，這使得排入處理站的水量(約800m³/d)明顯減少，有機物濃度降低(見圖1)。于是將原來三池運行改為兩池運行(一池閑置不用)，閑置期延長至3.5h。

表1　1999年9—12月處理站進、出水情況項目9月10月11月12月COD(mg/L)進水1 5581 6421 339876出水92877971色度(倍)進水334347312287出水26282420SS(mg/L)進水48444541出水19171816注：表中數(shù)據(jù)為實測平均值。

2　污泥膨脹的發(fā)生和原因分析
2.1　污泥膨脹的發(fā)生
　　2000年1月中旬，兩SBR池幾乎同時發(fā)生了污泥膨脹。期間粘有較多細碎污泥絮體的高粘性泡沫彌漫于池面，整個曝氣階段都沒有衰減；污泥無法沉降，沉淀期結束后水面仍有明顯可見的大量黃褐色污泥絮團懸浮，SVI高達250～280mL/g。由于潷水時有較多污泥流失，出水COD上升至170～190mg/L。對加入聚合氯化鋁絮凝、沉淀后的上清液進行測定，COD僅為50～60mg/L(好于正常情況下的出水)，這說明絲狀菌本身能有效地降解有機物。在顯微鏡下觀察污泥：一根根絲狀球衣細菌交錯叢生，像頭發(fā)一般散亂膨松；原來呈塊狀的菌膠團已完全解體，細碎的污泥絮體散落于絲狀菌叢中，有較多的草履蟲和豆形蟲等原生動物活動于其間，此時絲狀菌已成為污泥的主體。
2.2 污泥膨脹原因分析
　　每天的工作記錄表明，在調節(jié)池用80%的NaOH溶液通過pH指示調節(jié)儀自動調節(jié)pH值在6.0～8.0，同時按比例投加營養(yǎng)鹽(尿素和磷肥)，曝氣池的DO值為2.0～4.5mg/L、水溫為20～25℃(由于采用鼓風機曝氣，即使是冬季仍能保持較高水溫)條件下運行時，鏡檢沒有發(fā)現(xiàn)污泥內部有缺氧跡象，即解體的污泥絮體呈黃褐色(中心無缺氧變黑的區(qū)域)，輪蟲和線蟲等后生動物活躍，說明溶解氧的傳遞和滲透性良好，不存在微觀狀態(tài)中的缺氧?？梢娚鲜鲆蛩夭皇且鹞勰嗯蛎浀闹饕颉?br />　　從圖1可知，雖然進水濃度持續(xù)降低，但其變化的梯度并不大，亦不可能造成沖擊負荷。值得注意的是，由于排泥管堵塞，一段時期以來各SBR池的排泥量一直偏低(有時甚至不排泥)，此時的MLSS高達6500～7000mg/L。即使將原來的三池改為兩池運行，較少的來水仍使每池的實際處理量只有設計水量的80%左右。顯然，過低的進水有機物濃度和水量、過高的污泥濃度導致了污泥負荷偏低，從而推斷低負荷是引起污泥膨脹的主要原因，應依此采取相應的控制措施。

3　控制污泥膨脹的方法和過程

　　污泥膨脹控制從2000年1月20日開始。由于膨脹的惡化及MLSS不斷增長，此時兩池的SV均已達到了90%以上。
　　首先為保證出水效果，在停止曝氣前10min向SBR池投加氫氧化鈣(按1∶200的比例)，通過其凝聚作用來提高污泥的壓密性以改善污泥沉降性能。在接下來的潷水過程中，將水位潷至潷水器所能到達的最低位(潷水深度為原來的3倍)，這樣在進水量不變的情況下，排出比由1∶4升至1∶2，使稀釋倍數(shù)降低，提高了基質初始濃度。另外充分利用閑置期，將機動潛污泵投入SBR池中進行強制排泥(剩余污泥被排入閑置池中進行消化處理)，同時疏通排泥管以確保每天的正常排泥。經(jīng)過4個周期的運行，到22日泡沫現(xiàn)象雖未有明顯改觀，但各池SV均停止了增長。這說明對污泥膨脹原因的分析是正確的，采取的措施是可行的。
　　通過繼續(xù)強制排泥使MLSS逐漸回落到3000mg/L左右，并縮短充水時間(由啟動1臺提升泵改為2臺)，進一步提高基質初始濃度，將曝氣時間減至6.0h增大了濃度梯度，避免了曝氣結束后污泥負荷過低而利于絲狀菌生長。到1月24日(氫氧化鈣停止投加)，水面懸浮的黃褐色污泥已基本消失，SVI亦緩慢下降(見圖2)，出水COD降至120mg/L以下。鏡檢觀察到絲狀菌已明顯衰減，由叢生狀變?yōu)榉稚?，部分單枝已折斷成散碎短枝。此時，泡沫量也開始減少，間或有水面露出。

　　此后每天仍穩(wěn)定地排除剩余污泥(MLSS控制在3000mg/L左右)并保持其他措施不變。從24日開始SVI持續(xù)下降，泡沫也隨時間的推移而衰減，到曝氣后期主要集中在曝氣頭上方水面區(qū)域，由于粘帶的污泥絮體減少其顏色也由暗變亮。到30日，兩SBR池的SVI都降到了200mL/g以下，出水COD也已穩(wěn)定在100mg/L以內。鏡檢發(fā)現(xiàn)污泥恢復到了原來的菌膠團正常狀態(tài)，且絲狀菌基本消失，僅有少量短碎單枝夾裹在污泥中；草履蟲和豆形蟲等這些只有在污泥性能不好時才出現(xiàn)的微生物也大為減少。污泥膨脹已得到有效控制。
　　以后控制每天的排泥量，保證MLSS在3000mg/L左右，系統(tǒng)一直運行穩(wěn)定，膨脹再也沒有發(fā)生。
　　2000年5月后，來水水質、水量逐漸正常，又恢復了三池運行及原來的運行參數(shù)。針對情況變化，始終著重于通過污泥負荷的控制來調整工藝，確保了系統(tǒng)穩(wěn)定運行。

4　污泥膨脹及控制機理

　　和菌膠團細菌相比，絲狀菌具有比表面積大和在低底物濃度時競爭生長優(yōu)勢明顯的特性^［2］，因而低有機負荷被認為是引起污泥膨脹的重要因素^［3］。
　　SBR法能有效抑制絲狀菌生長的關鍵在于反應器內存在較高的有機底物濃度梯度(在時間上)，同時對應存在著一個變化的污泥負荷，這一非穩(wěn)態(tài)的過程不利于絲狀菌競爭生長優(yōu)勢的發(fā)揮。在本例中，0.05kgBOD/(kgMLSS·d)的負荷在SBR工藝設計中已屬低負荷范圍；當來水有機物濃度較低時，偏小的排出比(1∶4)又使混合液進一步被稀釋；由給出數(shù)據(jù)不難算出，COD實際濃度變化為80～250 mg/L(設計出水COD為80mg/L)，不能形成較高的濃度梯度；而對于高出設計近一倍多的污泥濃度則污泥負荷更低且基本沒有梯度變化，上述這些情況都無法對絲狀菌形成抑制。低負荷必然又對應著長泥齡，這又利于絲狀菌(比增長速率小于膠團細菌)在反應器內的停留、生長^［1］。同時，低負荷下相對較高的溶解氧濃度也利于絲狀菌(絕大多數(shù)為專性好氧菌)生長^［1］。所以，正是由于負荷過低造成了這次污泥膨脹的發(fā)生。
　　需要指出，雖然多數(shù)絲狀菌為絕對好氧菌，但比表面積大的生理特點使其在低DO濃度下的增殖速率明顯高于膠團細菌，從而也會導致污泥膨脹^［4］。在本例中，MLSS高達6500～7000mg/L，容易對曝氣氣泡的擴散和轉移造成影響而使DO濃度偏低。實際中由于采用的三螺旋曝氣器具有良好的水力切割及剪切性能，使氧在液相中的傳遞和向污泥內部的滲透能夠順利進行，保證了微生物的實際需氧。
　　伴隨污泥膨脹的發(fā)生出現(xiàn)了嚴重的泡沫現(xiàn)象，這主要是由絲狀菌(呈絲狀或枝狀)的過度生長引起的，絲網(wǎng)與氣泡、絮體顆?；旌铣傻呐菽哂蟹€(wěn)定、持續(xù)、較難控制的特點^［5］。當絲狀菌的生長受到抑制即污泥膨脹得到控制時，泡沫也會隨之減弱。泡沫表征的變化也為污泥膨脹的發(fā)生和控制起到了較好的指示作用。

5　結語

　　SBR工藝不易發(fā)生污泥膨脹，但并不排除其發(fā)生的可能性。在實際操作中，應對廢水水質、運行條件和絲狀菌過度生長之間的關系予以重視，充分利用工藝優(yōu)勢加以調整。同時，此次控制污泥膨脹的成功經(jīng)驗也表明，SBR法比傳統(tǒng)活性污泥工藝在控制污泥膨脹方面更具可操作性，進一步凸現(xiàn)了該工藝的優(yōu)點。

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