废水生物处理程序常见问题实务探讨

1、废水生物处理程序常见问题实务探讨张圣雄财团法人台湾产业服务基金会工程师、陈见财财团法人台湾产业服务基金会资深经理摘要由于废水生物处理变化性大，于大型工厂因经费及人力充足，操作维护上较无问题；然于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，笔者搜集近年来之相关研究论文并予以汇整分析，另加上笔者从事工厂现场辅导工作经验，以理论面及实务面双向配合进行探讨相关问题。本文透过活性污泥胶羽、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

2、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。【关键词】溶氧控制、污泥膨化、泡沫问题、生物处理一、前言废水生物处理程序基本上可分厌氧处理及好氧处理两种，厌氧处理常用于高浓度废水，而好氧处理则较常见于业界所使用。于生物好氧处理上，亦分成多种处理程序，如活性污泥法、接触氧化法、氧化深渠法等，各项处理方法之选用有其特性考虑；如活性污泥法具处理效率较高，但污泥产量较多；接触氧化法处理效率较低，污泥产生量相对亦较少；氧化深渠法具处理较稳定之优点，但有占地较大之缺点等。另有结合活性污泥法及接触氧化法之处理程序，以处理较高浓度废

3、水之研究，如ABF、MBBR等。然于诸多处理程序中，目前国内仍以活性污泥法最常见。产业界因原料及制程不同，所产生之废水特性各厂皆有所差异；虽大多使用活性污泥法处理废水，但其结果或问题点皆有所不同；例如于曝气池池体之选用上，即有完全混合形(completemix)及栓塞流形(plugflow)等两种，有其运用考虑；于曝气搅拌形式上，有采鼓风机加散气盘形式、喷射式曝气机(airjet)及表面曝气机等不同形式，亦各有其选用特色；于沉淀池选用上因用地因素有圆型与矩型之分。综合各不同因素考虑，各废水处理厂所执行之废水生物处理操作维护及成果不同，所遭遇之问题亦不尽相同。废水生物处理之操作维护项目众多，问题

4、之发生与解决对策亦有多种；本文仅以笔者所认知事项提出经验交流，内文主要从活性污泥胶羽、溶氧控制、pH值变化、污泥膨化、污泥上浮、泡沫问题及微生物相观察等项目；介绍相关问题之原因、其可行之处理方案及经验分享，让业界于操作生物处理程序时可作为参考使用。二、活性污泥胶羽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I股显微镜所见，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(胶羽)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(matrixofc

5、apsularslime),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1、2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(thinmixedliquor)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，当稀薄延散性胶羽(lightly-dispersedfloc)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，随着胶羽出现及细菌数量增加，自由游泳性纤毛虫类出现，吞食细菌，并分泌多酷聚合体(polysaccharides)及黏液蛋白(mucoprotein

6、s),促使胶羽形成。但形成之胶羽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。当胶羽达到稳定阶段，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。存在的胶羽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，为活性污泥胶羽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，亦即胶羽系细胞表面的聚合体吸附(adsorption)及架桥(bridging)作用之结果，如图1所示。图1以扫描式电子显微镜观察活性污泥胶羽2. 污泥(胶羽)组成运用如活性污泥胶羽为细胞表面的聚合体吸附及

7、架桥作用之结果，推估胶羽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，相关之考虑及建议如下：(1) 曝气池内溶氧值之提高势必增加曝气作用，直接增加胶羽间之剪力作用，将不利大型胶羽之形成。故溶氧值偏高之曝气池，其胶羽于沉淀池将较不易沉降。(2) 污泥于沉淀池仍会耗用氧气，氧气耗用量视胶羽特性而稍有不同，沉淀池污泥停留时间(污泥毯高度)宜适当，以避免污泥有缺氧之虞。(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，为避免胶羽内细胞体破裂，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

8、可作适当混合调整之用。三、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1.52.0mg/L、2.02.5mg/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胶羽组成，提出溶氧控制建议。1. 经济溶氧依据数据显示3，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(maximumvalue)；达到这个最大值的溶氧浓度被称为临界浓度(criticalconcentration)。其中最大摄氧率1/2之D

9、O浓度，称为经济溶氧(Km，胶羽保有活性之最低需氧量)，溶氧值约为0.1mg/L。以单一细菌实施纯粹培养时Km很低(约0.001mg/L)，然于活性污泥系统Km较高(约0.1mg/L)，此一差异在于溶氧需扩散通过污泥之胶羽，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2mg/L，超过此一浓度水平，无论就动力或经济观点，帮助都不大。2. 溶氧量控制如胶羽保有活性之最低需氧量，其溶氧值约为0.1mg/L，则相关考虑及建议如下：（1） 于曝气池操作维护时，可先将曝气池胶羽视为小球形，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/

10、L，则球形外围之溶氧值环境应平均维持在0.5mg/L。另考虑池内胶羽不会单纯皆为小圆形，配合较大型胶羽之需求，池内溶氧值应平均维持为1.0mg/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1.0mg/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1.5mg/L。（2） 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

11、量曝气以提供溶氧量。然于曝气池出口处，由于负荷较低，且胶羽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2.0mg/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虞，可采取加大污泥废弃量（降低污泥毯高度）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。四、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

12、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碱药剂，以控制曝气池出流水之pH值；然酸碱药剂之添加程序，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：1.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H2s5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。H2s+1/2O2HH2O+S（经Beggi

13、atoa菌属作用）2S+3O2+H20H2SO4（经Beggiatoa菌属彳用）此外，如废水中有HNO3存在，更易产生H2SO45S+6HNO3+2H2O5H2SO4+3N2（经Thiobacillusdenitrificans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3曝气池充分曝气时，微生物先进行有机碳氧化作用，至COD

14、浓度降至某程度（或NH4-N浓度相对较高时），硝化菌（属绝对喜气菌）将呈优势，并进行硝化作用。由于硝化菌为自营菌，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 + 3/2 O 2*H+NO2-+H2O（经Nitrosomonas菌属作用）NO2-+1/2O2NO3-（经Nitrobacter菌属作用）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，运用硝化菌属绝对喜气菌之特性，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，

15、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。整体而言，除非原废水pH值即偏低，否则该现象不易让水质pH值低于6以下，因本项因素而添加碱剂之机会较少。2.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：废水中含有相当浓度之NH4-N,进行硝化/脱硝作用所致a.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。NH4+2O2NO3-+2H+H20（经Nitrosomsnas、Nitrobacter

16、菌属作用）b.脱硝作用：当水中存在硝酸根离子，且于氧气供应不足情况下，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。5（organic-C）+2H2O+4NO3-2N2+4OH-+5CO2（自营菌：Thiobacillus、Micrococcus菌属作用）（异营菌：Pseudomonas、Achromobacter菌属作用）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；笔者曾见到A厂因有机负荷低且池内溶氧低，导致硝化与

17、脱硝同时作用，其结果为系统pH值由6.5上升至8左右，尚未到须加药控制阶段。另有B厂因废水含有200mg/L左右之氮盐，导致系统内硝化作用严重，因此采用局部厌气方式，拟以脱硝方式减缓pH值下降程度，然因氮盐确实过多，硝化作用始终大于脱硝作用，实际pH值反而下降至5.56;如于曝气池内添加氢氧化钠，所需添加量甚多，而pH值上升程度有限；最后于放流前添加氢氧化钠，使放流水pH值能保持6以上。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

18、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。CO2+2OH-CO3-2+H20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104；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。(3)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。CO2+H2OH2CO3>HCO3+H+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

19、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。五、活性污泥膨化现象何谓活性污泥膨化现象(sludgebulking)?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，其30分钟沉降结果如图3所示；沉淀池中污泥毯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700950ml/L，但几小时后SV30常降为400600ml/L，胶羽松散且

20、丝状菌不多(丝状菌分类常为01)、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(如图4所示)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. 丝状菌之特性数据依据数据显示2、3、表 1 污泥膨化之处置对策7，造成污泥膨化之生物，大致上有Sphaerotilusnatans,Bacillus,Thiothrix,Escherichia,Beggiatoa,Geotrichumcandidum，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

21、，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) 与胶羽生成菌比较，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(如高醣类废水)、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

22、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6等三种，如表1所示：暂时性较长时永久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调节供给氧气量供给必须之营养剂调整系统之食微比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1020mg/L及100200mg/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，先采取表1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，建议采表1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

23、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。较详细之丝状菌特性介绍及处置实例，可参阅笔者投稿于工业污染防治季刊第90期活性污泥膨化现象之处置研析；以下简介污泥膨化现象进行处置时，须注意之事项：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，可径洽相关单位咨询作为参考。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

24、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

25、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。六、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2所示。表2污泥上浮原因及对策8现象可能原因对策污泥胶羽轻而流出，沉淀池局部有云状的均质污

26、泥群上浮。混合液作沉降实验时，沉降良好，上澄液清彻。?过度曝气(细气泡引起)?污泥淤积发生厌氧?污泥发生脱氮现象?因池表底温差而产生对流?降低曝气量?增加废弃量，维持适当污泥毯高度?需脱氮：需另案考虑不需脱氮：降低回流量及曝气量。?若沉淀池表底温度超过12度，宜考虑设曝气/沉淀池。沉淀池池面内污泥块且表卸后气泡。混合液作沉降实验时，沉降良好，但部分月羽于14小时后浮到水面。?沉淀池发生脱硝作用?依废水污染性决定处理程序是否须进行硝化/脱硝。a.不需硝化作用时，则抑制硝化菌，对策包含：降低回流污泥量(约每天15%)及曝气量(约1.5mg/L或更低)。b.需硝化作用时，对策包含：(a)轻微：降低污

27、泥毯高度(b)总氮未超过50mg/L:增加回流污泥量/增加曝气量/提供碱度。(c)总氮超过50mg/L:整个系统修改成AO法或间歇曝气法。表2污泥上浮原因及对策8（续）现象可能原因对策微小分散之胶羽遍布沉淀池池面，池面浮有堆积之小污泥团。混合液作沉降实验时，沉降良好，上澄液有微小胶羽悬浮。?因MLSS浓度较高，曝气池负荷较低，污泥老化而解体。?增加废弃污泥量及减少污泥回流量，维持污泥毯高度约0.31m。另大约6mm或更大零散胶羽散布整个沉淀池，混合液作沉降实验时，沉降良好，上澄液有成片悬浮胶羽。?因有机负荷改变，使曝气池负荷较高（MLSS浓度稍低）。?减少废弃污泥量及增加污泥回流量，系统恢复适

28、当之有机负荷操作。使另外，笔者于现场辅导过程中，曾有污泥上浮于沉淀池池面之案例；取该污泥混合液作30分钟沉降实验时，污泥直接呈现沉降与不沉降，中间液清彻之现象，如图5所示。其原因不易判断，分析可能为前物化处理单元采加压浮除，或曝气系统采喷射式曝气机，或废水性质改变所致。其处置对策为状况发生时可采用于曝气池出口端洒少许消气剂，直到状况稳定为止。消气剂原理为将胶羽间之小气泡聚集为大气泡，而大气泡将自然消失于大气中，与消泡剂之消泡原理（大气泡聚集为小气泡）刚好相反。七、泡沫困扰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，甚至覆盖池旁步道，致

29、使操作上有安全之虞。目前处理泡沫问题上，大多艾萨克水消泡方式处置；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，显著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、各种接口之作用(界面张力降低、起泡、消泡、润湿、乳化、分

30、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，举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9指出LAS结构之生物毒

31、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 .生物性泡沫依据数据10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Nocardiaamarae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，数据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。其防治方案2有：用氯杀菌、运用生物选择器