废水生物处理常见问题探讨

   由于废水生物处理变化性大，大型污水处理厂因经费及人力充足，操作维护上较无问题；然中小型工厂则限于经费及人力不足，操作管理上常有不足或疏忽之处， 当生物处理系统异常时，未能及时采用有效应变措施以进行控制，加上环保单位稽查严格，常造成业者经营上之困扰。有鉴于此，本文透过活性污泥、溶氧控制、pH 值变化、污泥膨化、污泥上浮、泡沫困扰及微生物相观察等章节，以摘要方式进行介绍，期能让业界了解生物处理特性及相关可行改善方案，于实际遭遇该类型问题时，能迅速有效地采取适当之应变措施，以达事半功倍之效。

 1、活性污泥絮体

   废水处理现场人员每日皆需执行污泥废弃工作、操作污泥脱水程序；然污泥除ㄧ般显微镜所见，其实际组成究竟为何，由于牵涉到相关处置是否适当，值得深入探讨；相关说明如下：

（1）活性污泥絮体组成

      较早文献资料认为活性污泥胶羽系由特定之微生物- 胶团杆菌(Zoogloearamigera) 所形成，因其可形成大量黏质性荚膜细胞间质(matrix of capsular slime)，将其他分散性生物体吸附， 胶质本身又提供作为掠夺者的猎场。

       然依较新文献资料显示，活性污泥初期，首先出现之原生动物为阿米巴原虫(amoeboide)，当细菌族群开始建立，且一种稀薄混合液(thin mixed liquor) 出现时，鞭毛虫类取代阿米巴原虫成为优势原生动物。数天后， 当稀薄延散性絮体(lightly-dispersed floc)开始形成，细菌族群也大量增加，阿米巴原虫及鞭毛虫类因溶解性食物竞争关系， 开始快速死亡，随着絮体出现及细菌数量增加， 自由游泳性纤毛虫类出现，吞食细菌，并分泌多糖聚合体(polysaccharides)及黏液蛋白(mucoproteins)，促使絮体形成。但形成之絮体限制了其自由活动力而降低其摄取食物之能力，使其数目开始减少。当絮体达到稳定阶段，匍匐行纤毛虫类开始成为优势原生动物。最后， 有柄纤毛虫类出现于成熟污泥。存在的絮体提供一个适当栖息所，有利于匍匐行及有柄纤毛虫类的成长及摄取食物。

        依据上述演变内容较合理之解释， 为活性污泥絮体系由微生物所分泌的聚合体(polymer)或暴露在适当生理条件下， 生物体表面间互相作用之影响，亦即絮体系「细胞表面的聚合体吸附(adsorption)及架桥(bridging)作用之结果」。

      如活性污泥絮体为细胞表面的聚合体吸附及架桥作用之结果，推估絮体内部应包含活的及死的细胞(细菌及原生动物)，系由细胞之分泌物所聚集而成；该原理及推估如确定， 相关之考量及建议如下：

(1)曝气池内溶氧值之提高势必增加曝气作用，直接增加絮体间之剪力作用，将不利大型絮体之形成。故溶氧值偏高之曝气池，其絮体于沉淀池将较不易沉降。

(2)污泥于沉淀池仍会耗用氧气，氧气耗用量视絮体特性而稍有不同，沉淀池污泥停留时间(污泥浓度)宜适当，以避免污泥有缺氧。

(3)生物污泥具有活性及黏性之特色，于污泥脱水处置阶段，除较不易脱水外，为避免絮体内细胞体破裂，体液/有机质流回处理系统，亦不建议采用如板框式、螺旋式等较高脱水效率之脱水机；除非有物化污泥可作适当混合调整之用。

3、溶氧控制

国内业界现有之废水处理厂，于生物处理程序上，大多采用活性污泥系统；对于曝气池之溶氧控制上，长久以来各方面建议不一，建议值有 1.5~2.0mg/L、2.0~2.5mg/L 及 2.0mg/L 以上等不同数据；何者为是，理应依实际需求状况而定。以下依「经济溶氧」理论，配合前章节活性污泥絮体组成，提出溶氧控制建议。

（1）经济溶氧

  当废水中溶氧浓度增加时，微生物之呼吸速率(及生长速率)常以双曲线函数的关系增加，而且渐趋于一个最大值(maximum value)；达到这个最大值的溶氧浓度被称为临界浓度(critical concentration)，如图 所示。其中最大摄氧率 1/2 之 DO 浓度，称为经济溶氧(Km，絮体保有活性之最低需氧量)，溶氧值约为 0.1 mg/L。以单一细菌实施纯粹培养时 Km 很低( 约 0.001 mg/L)，然于活性污泥系统 Km 较高(约 0.1 mg/L)，此一差异在于溶氧需扩散通过污泥之胶体，多了质传阻力之影响。一般要达到最大呼吸率之 95%以上，溶氧需维持在 2 mg/L，超过此一浓度水准，无论就动力或经济观点，助益都不大。

（2）溶氧量控制

   如絮体保有活性之最低需氧量， 其溶氧值约为 0.1 mg/L，则相关考量及建议如下：

1）于曝气池操作维护时，可先将曝气池胶体视为小球形，因氧气于球形外围渗透至中心点会依序递减，而为保持中心点之溶氧值为仍有活性之最低溶氧值 0.1mg/L，则球形外围之溶氧值环境应平均维持在 0.5 mg/L。另考虑池内胶体不会单纯皆为小圆形， 配合较大型胶体之需求，池内溶氧值应平均维持为 1.0 mg/L；依该理论推估相关结论，可模拟运用如下：

a. 池内沉积现象不严重者：例如采鼓风机加散气盘形式曝气，依经济溶氧理论，池内平均值溶氧值维持为 1.0 mg/ L 即可。 

b. 池内常有沉积现象发生者：例如采表面曝气机或氧化深渠等曝气形式， 而为避免( 或减少) 沉积区域发生厌氧现象， 依经济溶氧理论， 池内平均溶氧值则需适当调高为 1.5 mg/L。

曝气池之溶氧值随时都在变动中，尤其曝气池入口处常因污染负荷较高，及回流污泥流入影响，实际溶氧量常偏低，故于曝气池入口处宜尽量曝气以提供溶氧量。然于曝气池出口处，由于负荷较低，且絮体即将进入沉淀池进行固液分离，应减少曝气量(降低溶氧)，以减少曝气剪力，增加污泥完整性，尤其曝气池体型上属栓塞流法者。

   （3）曝气池之溶氧值维持在 2.0 mg/L 以上，为一般较常见之操作模式；但如需加强活性污泥沉降效果，可尝试以经济溶氧理论做基础，适度降低曝气量(溶氧值)。执行时为避免沉淀池有污泥厌氧上浮之余，可采取加大污泥废弃量(降低污泥浓度)方式，或将经济溶氧理论值适度提高等方式处理，业界于执行经济溶氧理论时，仍需配合现场实际操作状况进行适当调整，以确认最佳操作参数。

4、PH值变化

    曝气池因有微生物代谢作用，导致系统内废水之 pH 值常会随之改变，如废水之缓冲能力有限，部份废水处理厂须于曝气池单元添加酸硷药剂，以控制曝气池出流水之 pH 值；然酸硷药剂之添加程序，将直接增加操作成本，若能了解 pH 值改变之原因，以调整操作方式、减少药剂之添加，应能有效降低或减免该项操作成本； 以下针对 pH 值改变之原因及因应方式进行说明：

 pH 值下降

活性污泥处理系统会发生 pH 值下降问题，一般可能原因及因应方式如下：

（1） 废水中含有 H2S

硫还原菌于厌氧状态下会将硫酸盐类还原为 H2S，而硫氧化菌会于适当时机将 H2S 氧化为 H2SO4，使系统中 pH 值迅速下降，如下列平衡方程式。于含高硫酸盐类废水之处理过程，尤其明显。

 

此外，如废水中有 HNO3 存在，更易产生 H2SO4

(经 Thiobacillus denitrificans 菌属作用)

   为避免硫还原菌将硫酸盐类还原为 H2S，处理设备宜避免于不通风状况下操作或减少沉积现象发生。以生活污水为例，如调匀池为地下密闭式设计，因废弃蛋白质之胺基酸内即含有硫官能基，硫还原菌于厌氧状态下会将该硫化物还原为 H2S，调匀池池顶将产生酸腐蚀，且出流水 pH 值将明显下降。

(2) 废水中含有 NH4-N，进行硝化作用

曝气池充分曝气时，微生物先进行有机碳氧化作用，至 COD 浓度降至某程度(或 NH4-N 浓度相对较高时)，硝化菌(属绝对好氧菌)将呈优势，并进行硝化作用。由于硝化菌为自养菌，摄取无机碳如 CO2、CO3-2、HCO3-为碳源，将NH4-N 氧化为亚硝酸及硝酸，因此硝化作用进行时产生酸，易使系统中 pH 值降低，如下列平衡方程式。

     NH4-N 浓度较高时，整个处理系统宜考虑改为除氮处理程序；NH4-N 浓度不高时，运用硝化菌属绝对好氧菌之特性，适当调降废水中溶氧值，可使系统中 pH 值下降速度变缓。

（3）污泥分解有机物，放出许多二氧化碳溶于水中，导致系统之 pH 值降低。

     于生物可氧化基质较多时，该现象较明显，水中溶氧量亦常随之降低； 然随着可氧化基质已逐渐被处理时，该现象转而趋缓；最后因曝气效应， pH 值及溶氧量会逐渐回升。

PH值上升

活性污泥处理系统会发生 pH 值上升问题，一般可能原因及因应方式如下：

(1) 废水中含有相当浓度之 NH4-N，进行硝化/反硝作用所致

硝化作用： 硝化作用进行时产生酸， 易使系统 pH 值降低， 如下列平衡方程式。

反硝化作用： 当水中存在硝酸根离子， 且于缺氧情况下， 微生物将以硝酸盐类代替氧气进行呼吸代 谢，多数之脱硝细菌为氧化有机物质之异营菌，少部份为氧化无机物质之自营菌，可将硝酸盐类还原为气态氮化合物，因产生氢氧基离子，反而使系统 pH 值上升， 如下列平衡方程式。

由于脱硝作用程度仍受前段硝化作用之直接影响，并不会使系统 pH 值持续上升。

因藻类行光合作用，消耗 CO2，易让系统 pH 值上升

     当废水含有多量之氮磷成分，于日照普遍时，因藻类进行光合作用，消耗水体之 CO2，因此提升系统 pH 值，如下列平衡方程式；此时藻类包含水体表面衍生之藻类，及于污泥或处理水中皆会有之绿藻类、蓝藻、硅藻类等。但于夜间藻类行呼吸作用时，则会产生 CO2，系统 pH 值会略为降低。

当藻类生长迅速时，因进行光合作用消耗水体之 CO2，整个系统所提升之pH 值可高达 10；防治之道除直接减少氮磷成分外，可从加盖遮蔽棚(减少日照)及减少废水停留时间着手改善。

因曝气导致 CO2 减少，引起系统 pH 值上升

因为二氧化碳为一种微酸性之气体，常因系统内曝气作用因素，直接减少水中之 CO2 浓度，间接提升系统 pH 值，如下列平衡方程式。

因曝气作用所去除 CO2 之操作，其极限值为曝气至与大气中之 CO2 平衡时，此时系统之 pH 值约 8.6；如水中有较高之碱度，易有较高之 pH 值，较低之碱度有较低之 pH 值；防治之道为直接减少曝气作用即可。

活性污泥膨胀现象

何谓活性污泥膨化现象(sludge bulking)?一般系指在曝气池中之活性污泥因沉降性及压缩性不佳，致沉淀池中污泥沉降缓慢或完全不沉降；在此情况下，污泥之容积指数(SVI)趋高；沉淀池中污泥迅速堆积升高导致部分污泥溢流，使放流水中含有大量之悬浮物体，常导致放流水不符合排放标准。

污泥膨化现象通常包含污泥松化及丝状菌过度生长两种情况。污泥松化之特征为 SV30 介于 700~950ml/L，但几小时后 SV30 常降为 400~600 ml/L，絮体松散且丝状菌不多(丝状菌分类常为 0~1)、污泥不易从沉淀池溢出，严重时添加混凝剂控制即可；其原因除废水特性外大多为曝气搅拌过量所致，如使用喷射式曝气机或表曝机者。而丝状菌过度生长之原因与控制措施则相对较为复杂。以下针对丝状菌过度生长导致之污泥膨化现象进行讨论。

1. 丝状菌之特性资料

  依据相关文献，造成污泥膨化之生物，大致上有Sphaerotilusnatans,Bacillus,Thiothrix,Escherichia,Beggiatoa,Geotrichum candidum， 丝状增殖酵母及其他丝状微生物等；一般而言，丝状菌之比增殖速率较细菌为低。因此， 丝状菌在生存竞争环境中如欲得胜， 在于环境突遭变异时， 对其他细菌之增殖速度形成抑制，对丝状菌抑制较小， 如此才会形成优势。有关丝状菌之特性， 归纳如下：

（1） 与胶体生成菌比较，丝状菌有较大之表面积与体积之比，因此对低浓度基质、溶氧之摄取较有利。

（2）丝状菌比胶羽生成菌具有较强之阻碍物质抵抗性。

（3）丝状菌不为原生动物及微小后生动物等掠食者所摄取。

（4）丝状菌比胶羽生成菌对环境有较广之适应范围。

2、活性污泥膨化之原因及处置对策

污泥膨化之原因大致上有：废水特性(如高糖类废水)、基质浓度低、pH 过低(低于 6)、硫化物浓度高、溶氧值低及营养物不足等因素。但因可能同时存在两种以上因素，故在判别上不容易。

活性污泥膨化之处置对策上，基本上可分为暂时性、较长时间性及永久性等三种，示：

暂时性

添加化学氧化剂

添加无机性之混凝剂

增大污泥回流量及废弃污泥量

较长时间性

调节供给氧气量

供给必须之营养剂

调整系统之食微比

永久性

曝气池体为栓塞流型

系统中加入缺氧段

设多段分隔式曝气系统

     废水处理厂发生污泥膨化现象，最常用之处置为于回流污泥添加氯或过氧化氢，两者添加浓度分别为 10~20mg/L 及 100~200mg/L，添加时间需视膨化状况而定。然于添加前仍需检视发生原因，先采较长时之处置， 以减少再发生之机会；而对于常发生之处理厂，建议采用 永久性之处置， 其处置原理分别如下：

(1)栓塞流型法之基质浓度呈梯度下降，不易有优势菌种；

(2)加缺氧段取因于丝状菌大多属绝对好气菌；

(3)多段分隔式为综合前两者之特性而成。

处理污泥膨胀现象注意事项：

(1) 废水处理厂发生污泥膨化现象时，如能立即判定丝状微菌种类，对防治工作上有绝对帮助；然丝状菌之鉴别工作，非专业人士将无法胜任。业界若需进行丝状菌体鉴定工作，可迳洽相关单位谘询作为参考。

(2) 废水处理厂于遭遇丝状菌膨化困扰时，如发现属污泥膨化初期，建议应以系统之调整因应之；如发现以系统之调整无法克制污泥膨化现象，则需进行添加化学氧化剂以破坏丝状菌之优势，然系统之调整仍为破坏菌种优势后，微生物群恢复原状之必要条件，故系统之调整为绝对需进行之工作。另因污泥膨化现象如于早期发现，将较易于采取必要措施。建议现场操作人员，应每日进行污泥显微镜观察工作；如未有显微镜设备，至少每日须作 SV30 沉降试验，以利及早防范。

废水处理厂决定添加化学氧化剂以抑制丝状菌生长，防治原因在于丝状菌已为优势菌种，若不破坏此优势，无法恢复正常微生物相。但此举亦会抑制原生动物，且因菌丝断裂、原生动物死亡及胶羽破碎，导致处理效率会随之降低，处理水质会明显恶化；此为暂时现象，于停止添加后，各微生物将慢慢恢复，配合系统作适当调整修正，则于该新环境中将逐渐恢复原微生物相。不过因各厂污泥膨化现象程度不一，所需之化学氧化剂添加量也不同，故执行时宜由少量逐步添加，添加期间亦须以沉降实验及显微镜观察作为添加效果之确认工作。尤其处置过程需详实纪录，以作为再发生污泥膨化时之参考因应对策。

污泥上浮

     废水经生物处理系统处理后，有机污染物质将转换成污泥胶羽，后续污泥将于沉淀池单元进行固液分离程序。固液分离程序好坏直接影响处理效率，于固液分离程序中最棘手之处，在于污泥上浮问题；虽可设浮渣挡板将上浮之污泥拦截，但微小之污泥仍会溢流而出，造成沉淀池出流水 SS 增加；因此，污泥上浮问题宜密切注意，污泥上浮原因及对策整理如表所示。

泡沫

一般废水处理厂之调匀池或曝气池常有泡沫之困扰，轻微时仅风吹飞扬，有观瞻上问题；但严重时泡沫可布满池水面，甚至覆盖池旁歩道，致使操作上有安全之虞，如图 6 所示。目前处理泡沫问题上，大多以撒水消泡方式处置；但了解其原因后，或许可从操作策略上进行改善。基本上引起泡沫之原因，可概分为物化性泡沫(油脂及界面活性剂)及生物性泡沫两种，其中油脂较不易引起严重之泡沫问题，而界面活性剂较无适当之处置方案。以下针对产生泡沫之原因及处置进行说明：

1. 物化性泡沫

物化性泡沫主要由界面活性剂引起，其为亲油性原子团与亲水性原子团组成之两亲媒性物质，具两种基本性质：(1)大部份形成胶体质点而溶存；(2)因机能部之作用， 以选择性的配向吸着， 显着改变界面之状态或性质。界面活性剂所致之可溶化、某种触媒作用、各种介面之作用(界面张力降低、起泡、消泡、润湿、乳化、分散悬浊、凝集等)及洗净等多种实用性，皆因两种基本性质有直接或间接之关系。而它的形状是一个长条，一头喜欢水，一头讨厌水； 当与水混合后，喜欢水的一头会溶在水中， 讨厌水的一头则全部聚集在水面上。而我们进行搅拌时，将把界面活性剂、空气及水都充份混合，这个时候，界面活性剂讨厌水的一头会包住空气， 也就形成泡泡了！ 所以我们越搅拌，越多空气跑进水里， 泡泡也就越多了。

界面活性剂对水域生物的危害性分别为：(1)乳化性(2)渗透性(3)难分解性， 但凡洗净能力越强之界面活性剂，其对水域生物之危害性亦相对增强， 目前业者产品虽逐渐将 ABS 结构转为 LAS 结构(软性)，可让水中残留浓度降低，但亦有报告指出 LAS 结构之生物毒性反而更大。于引起物化性泡沫问题上，另需谈及油脂之相对性，油脂基本上可分成表面浮油与乳化油， 乳化油将增强界面活性剂引起之泡沫安定性，而界面活性剂之存在亦会将表面浮油逐渐转成乳化油。因此，前处理单元已截留之表面浮油，应尽速清除之， 避免让界面活性剂将表面浮油逐渐转成乳化油， 造成后续处理上， 有泡沫、污泥包裹及污泥上浮方面之困扰。

2、 生物性泡沫

依据资料显示，于曝气池表面(或污泥消化池)形成有泡之浮渣，大多为Nocardia 属(亦属丝状微生物)，型态上本属是属于放射菌，比其他的丝状细菌的菌丝短， 常在气泡上附着而上浮，在曝气池表面形成泡状浮渣(异常发泡)，然后于沉淀池使污泥上浮。其原因在于该属生物具强疏水性且高黏性， 一旦大量生长且附着于池内之气泡， 则增加气泡对于机械、化学刺激的安定性。另亦属放射菌之分枝杆菌(Mycobacterium 属)的某一种，亦被证实也具有形成浮渣之能力。

美国及澳洲研究人员调查发现， 在泡沫中 N,pinensis 是主要的微生物， 而Nocardia amarae 次之，当混和液中每 1 克 VSS 中含有土壤丝菌超过 26mg 时， 会产生令人讨厌之泡沫(Jenkins,1992)。另油脂与界面活性剂之存在亦会增加生物性泡沫，资料显示阴离子性界面活性剂与它们的生物分解产物，能够提高活性污泥中土壤丝菌之起泡作用

(Ho 及 Jenkins ,1991)。

其防治方案有：用氯杀菌、运用生物选择器、减少曝气池空气流量、降低 pH 值与减少油脂量、添加厌气消化槽上澄液、抗泡沫剂与铁盐、减少低紊流区及物理性地去除泡沫等；其中以(1)减少低紊流区； 因放射菌常在静水表面繁殖，处理过程宜避免造成废水长期停留之死角。(2)增加污泥废弃量(提高 BOD 负荷)，该 2 方法较有效且常用。