CN103796962B - 污泥的预处理 - Google Patents

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Abstract

用于处理待进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器的污泥的方法，所述方法包括使污泥与游离亚硝酸接触。

Description

污泥的预处理
技术领域
本发明涉及一种污泥预处理工艺。在一些实施方案中，本发明涉及来自污水处理厂的用于处理污水／二级处理的生物反应器的污泥的预处理，将经处理的污泥进料至用于处理污水的厌氧消化器、需氧消化器或返回到用于处理污水的生物反应器。
发明背景
微生物工艺在污水管理中起核心作用。特别是，它们巩固了污水的生物处理，是最具成本效益和环境友好的污水处理方法。
典型的先进污水处理厂从排污总管接收污水。将污水首先进行处理以除去大的颗粒(通过过筛，或穿过初级沉降器，或利用两者)。接着使液体通过生物反应器，其中细菌将有机碳(通常称为生物需氧量或BOD)矿化为CO2并将氨转化为硝酸盐，并且在某些情况下进一步转化为氮气。一些生物反应器也实现了生物除磷。此工艺导致生物质的生长。然后将生物质与所述液体中分离(典型地在二级沉降器中)。
然后将来自二级沉降器的污泥(包括大多数分离的生物质)在厌氧消化器或需氧消化器中处理，有时与在初级沉降器的沉降过程中产生的初级污泥一起处理。在厌氧消化器中，污泥的BOD转化为甲烷。来自厌氧消化器的产物还包括可被处置的固体和液体物流。在需氧消化器中，污泥中的部分有机物被矿化从而实现了待处置污泥的还原和稳定化。
也存在围绕上述这一总体工艺的变型。
用于处理初级流出物的生物反应器可以由需氧、缺氧甚至厌氧区域／条件组成。在本说明书全文中，使用术语“用于处理污水的生物反应器”表示任何反应器，其中微生物利用或催化污水物流组分转化为其它组分。所述生物反应器可以是需氧生物反应器、厌氧生物反应器或缺氧生物反 应器，或者它可以在两种或更多种这样的条件下操作(通常按顺序，但生物反应器的不同区域可以在不同条件下操作，例如，生物反应器的顶部可以在需氧条件下操作且所述生物反应器的底部可以在厌氧条件下操作。
在典型的污水处理厂中，生物脱氮除磷和能量回收都需要有机碳。对于从污水中高水平的脱氮除磷的要求常常见到取消初级沉降器，以满足在污水处理厂的下游工艺中的脱氮除磷的碳需求。然而，取消初级沉降器消除了厌氧消化富能量的物流。这降低了工厂的能量产出，并使得对于小型到中型污水处理厂而言通过厌氧消化进行能量回收在经济上不可行。
对脱氮除磷的有机碳进料的高要求的原因之一是生物质产生。在这方面，在用于处理污水的生物反应器中，正在发生的反应典型地是生物驱动的。其结果是，催化这些反应的微生物生长并产生大量生物质。这些微生物吸收大量的作为生物质的有机碳。典型地，注入生物反应器30～40％的有机碳被细菌细胞吸收为活性细菌细胞和从细胞死亡和溶解中得到的残渣形式，并且随后从生物反应器中作为过剩的二次污泥除去。
为了将污泥的BOD转化为含甲烷的生物气，经常将二级污泥供给到厌氧消化器。然而，这种二次污泥的大物流虽然含有大量的有机碳，但是难以生物降解。需要污泥的预处理以打破细菌细胞壁以使其碳更可用于厌氧消化器中的反应，如甲烷生产，或在另一个生物反应器中可用于污水处理为反硝化的外部碳源。
已开发了各种方法以改进该污泥物流的生物利用度。然而，这些方法要么是能量密集型的(如热处理、超声处理或臭氧化)要么消耗大量的引入的化学品，如酸、碱或过氧化氢。这产生显著的经济和环境成本。
发明简述
在第一方面，本发明提供了用于处理待进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器的污泥的方法，所述方法包括使污泥与游离亚硝酸接触。
在第二方面，本发明提供了用于处理待进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器的污泥的方法，所述方法包括使污泥与亚硝酸盐在pH小于7的溶液中接触。
在一种实施方案中，污泥包括来自二级沉降器的污泥。这种污泥可包括，例如，从用于处理污水的生物反应器中除去的污泥。在另一种实施方案中，污泥可包括从初级沉降器中除去的污泥。在再一种实施方案中，污泥可包括从用于处理污水的生物反应器中除去的污泥和从初级沉降器中除去的污泥的混合物。
在一些实施方案中，将经处理的污泥用作到厌氧或需氧消化器的进料。在其它实施方案中，将经处理的污泥用作到用于处理污水的生物反应器的进料。
在一些实施方案中，污泥和游离亚硝酸的混合物(通过使污泥与游离亚硝酸接触而形成)可具有低于6.5，更期望地低于6.0，甚至更期望地低于4，或甚至低于2的pH。污泥和游离亚硝酸的混合物可以具有至少0.05ppm，优选的是至少0.1ppm，优选至少0.5ppm，优选至少1ppm，更适宜地至少2ppm的游离亚硝酸含量。
可以连续地将游离亚硝酸添加至被处理的污泥中。在其它实施方案中，游离亚硝酸可以在间歇的基础上添加到污泥中。
在一些实施方案中，通过使污泥与含游离亚硝酸的液体物流，例如含游离亚硝酸的水性物流接触而使污泥与游离亚硝酸接触。
含游离亚硝酸或含亚硝酸盐的液体物流可以具有低于6.5，更期望地低于6.0的pH。在一些实施方案中，含游离亚硝酸的液体物流的pH可以低于4，或甚至低于2。所述液体物流可以包括含有亚硝酸盐和具有酸性pH的液体物流。希望意识到的是，当含亚硝酸盐的液体物流具有酸性pH时，形成游离亚硝酸。通常，对于含亚硝酸盐的液体物流而言，较低的pH值将导致更高含量的游离亚硝酸。
在一些实施方案中，含游离亚硝酸的液体物流具有至少0.5ppm，优选至少1ppm，更合适地至少2ppm的游离亚硝酸含量。
可以将含游离亚硝酸的液体物流连续地添加到被处理的污泥中。在 其它实施方案中，可以在间歇的基础上将含游离亚硝酸的液体物流添加至污泥。
含游离亚硝酸的污泥和液体可以使用任何合适的接触装置在一起接触。例如，含游离亚硝酸的污泥和液体可以在搅拌釜中或在搅拌槽中混合。可以使用本领域的技术人员已知适合的任何类型的搅拌，如搅拌器、桨叶或导流管。
根据第三方面，本发明提供一种用于处理污泥的方法，包括处理根据本发明的第一方面或本发明的第二方面的污泥并且使经处理的污泥通向用于处理污水的生物反应器或消化器。
本发明人已发现，将游离亚硝酸添加到污泥起到了杀死污泥中的许多细菌和微生物的作用。这增强了污泥的生物降解性，因此使更多的污泥可用于在用于处理污水的生物反应器中或在厌氧或需氧污泥消化器中的微生物。因此，在处理污水的生物反应器中或在接收经处理的污泥的厌氧或需氧污泥消化器中用于微生物的“进料”质量得到提高。本发明人还认为，将游离亚硝酸添加到污泥中导致污泥中微生物的细胞膜的溶解。这也有助于改善污泥的生物降解性。
污泥可以通过将其与含游离亚硝酸的液体接触来处理，并且随后可以将经处理的污泥进料至用于处理污水的生物反应器或进料至厌氧或需氧污泥消化器。可选地，污泥可以在进料至生物反应器或消化器之前使用常规的处理步骤经历进一步处理。常规处理步骤可以在用含游离亚硝酸处理污泥之后，在用游离亚硝酸处理污泥的同时或在用游离亚硝酸处理污泥之前进行。
本发明人认为，添加到每千克污泥中的游离亚硝酸的量未必是特别重要的。一旦达到或维持游离亚硝酸的最小浓度，本发明人认为就会实现本发明的有利效果。可能的是污泥越稠，对于游离亚硝酸扩散到絮凝物中就可能越困难。因此，对于较稠的污泥，游离亚硝酸在液相中的浓度可能需要更高而有效。另外，因为游离亚硝酸通过提供具有酸性pH的含亚硝酸盐溶液来产生，某种水平的亚硝酸盐消耗可能在处理期间发生并且更高的生物质浓度可导致更高的亚硝酸盐消耗率。然而，本发明人迄今进行的实验工作已经观察到少的亚硝酸盐消耗。
在本发明的一些实施方案中，可以控制污泥的处理，使得污泥脱氮可经由亚硝酸盐途径发生，即，通过氨氧化成亚硝酸盐，然后亚硝酸盐还原成氮气(dinitrogen gas)。该途径可被示意性地描述为NH4+NO2→N2。特别是，该方法的操作前提是可以控制的，使得亚硝酸盐氧化细菌大量从系统除去而氨氧化细菌保留在系统中。在一些实施方案中，可以控制游离亚硝酸的浓度，用游离亚硝酸处理的持续时间和固体停留时间，使得亚硝酸盐氧化细菌大量从系统中除去而氨氧化细菌保留在系统中。这个过程可以降低最高达25％的硝化作用的氧需求和最高达40％的反硝化作用的碳需求。
本发明的该实施方案基于以下发现：用FNA处理导致氨氧化细菌(AOB)，亚硝酸盐氧化细菌(NOB)和其它异养生物(OHO)的减少。然而，与发生在AOB中的减少相比，用FNA处理导致NOB和OHO的显著减少。在充分硝化期间，AOB将氨氧化成亚硝酸盐，然后NOB将亚硝酸盐(NO2-)氧化成硝酸盐(NO3-)。亚硝酸盐到硝酸盐的氧化消耗对于将氨氧化成硝酸盐而言所需的氧的25％。在随后的反硝化中，硝酸盐还原成亚硝酸盐，并且亚硝酸盐经由一氧化氮和一氧化二氮进一步还原成氮气。这个过程需要有机碳作为电子供体。硝酸盐还原成亚硝酸盐所需的碳量相当于将硝酸盐完全转化为氮气所需的碳量的40％。通过减少AOB到一定程度和通过用FNA处理在更大程度上减少NOB和OHO，氧化为硝酸盐的亚硝酸盐的量减少，从而减少氨氧化所需的氧的量和支持还原步骤所需的碳的量。氧和碳消耗的节约可分别高达25％和40％。
因此，在第四方面，本发明提供了一种用于污泥处理的方法，该方法包括用游离亚硝酸处理污泥步骤，以减少AOB的水平并减少NOB和OHO到显著更大的水平，从而使亚硝酸盐到硝酸盐的氧化最小化；随后将产生的亚硝酸盐进行还原处理，以产生氮气。期望的是，用FNA处理污泥的步骤大量除去NOB。在此步骤中OHO也可大幅度减少，但与AOB和NOB相比不会由于其更快的生长速率而除去。
在一些实施方案中，本发明设想用其它化学品以及用游离亚硝酸处理污泥。其它化学品可以选自过氧化氢或氧。应当理解的是，本发明包括游离亚硝酸与可以在污泥处理中使用的其它化学处理剂的夹杂物。
在一些实施方案中，本发明的方法可在环境温度下或在不存在外部加热下进行。在其它实施方案中，本发明的方法可以在升高的温度下进行。例如，该方法可以在30～60℃的范围内的温度进行。本发明包括在任何合适的温度下的方法的操作。
本发明还包括会产生通过本发明获得的所期望的结果的任何合适的处理时间。可以认为，大约从一小时到一周的处理时间是合适的，更合适地在6小时和两天之间。然而，本发明还可涵盖显著更长的处理时间。在一些实施方案中，处理时间可以按污泥在反应器中或在工艺容器中的平均停留时间来计算。
含游离亚硝酸的溶液可以从产生于水处理加工厂中的含亚硝酸盐的溶液来形成。以这种方式，可以以相对低的成本形成含游离亚硝酸的溶液。另外，在本实施方案中，可以形成含游离亚硝酸的大量溶液。使用生物工艺可以实现游离亚硝酸物流的形成。可以根据我们的国际专利申请号PCT／AU2011／000482中描述的方法来产生含亚硝酸盐的溶液，该申请的全部内容通过交叉引用并入本文。
在一些实施方案中，可能期望在根据本发明处理污泥之前浓缩污泥。一些污水处理厂具有污泥浓缩池以获得浓度更高的污泥用于污泥处理。如果是这种情况，本发明的处理步骤可以置于浓缩池之后。不希望受理论的束缚，相信通过浓缩污泥，将有可能减少所需的游离亚硝酸的量(由于污泥体积的减少并假设不必增加有效的游离亚硝酸浓度)。这将降低提供游离亚硝酸的成本。此外，将可能在按照本发明处理污泥之后减少进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器游离亚硝酸的量。在这方面，将游离亚硝酸进料到生物反应器预期损害生物反应器或消化器中的操作。在一些实施方案中，可取的是缓慢地将经处理的污泥进料至生物反应器，其将趋向于稀释游离亚硝酸，从而减少其在生物反应器中的毒性作用。然而，亚硝酸盐是电子受体并会氧化一些在本发明的处理步骤期间产生的有机碳。因此，可取的是向每单位质量的污泥添 加尽可能少的亚硝酸盐。在这方面，本发明的处理步骤可以在较低的pH进行，因为将需要更少的亚硝酸来产生游离亚硝酸所需的水平。浓缩污泥可能也会受到青睐因为这可以允许亚硝酸盐／污泥质量比的降低。
可产生作为整体的水处理工艺的一部分的含游离亚硝酸的液体。在一种实施方案中，通过提供具有酸性的pH的含亚硝酸盐液体产生含游离亚硝酸的液体。
附图简述
图1显示了在48小时饥饿期之前和之后进行的间歇实验中硝酸盐和甲醇消耗的曲线图；
图2显示了测量实验污泥的活性恢复的间歇测试的图表；
图3显示了在暴露时间为A-8h；B-24h；C-48小时之后FNA浓度与存活细胞比例的依赖关系。●暴露前的存活细胞，○暴露后的存活细胞；
图4显示了采用FNA的污泥处理期间氨释放率和FNA浓度的依赖关系；
图5显示了采用FNA的污泥处理不同时期后的硝酸盐还原率活性恢复：A-8h；B-24h；C-48h。不同的符号代表了不同的恢复时间后的反硝化活性：●0h恢复时间；○24h恢复时间，48h恢复时间；△72h恢复时间；
图6显示了来自所使用的污泥(●)和在一定pH值(○)暴露48h后的污泥的硝酸盐还原速率；
图7显示了硝酸盐浓度与需氧消化持续时间的函数；
图8显示了摄氧率(OUR)与需氧消化的持续时间的函数。在图8中，最上面的线显示了添加的FNA处理的污泥的结果，图中各线的右端的最低线与添加的未处理污泥有关并且其它线与未处理的流出物有关，以及
图9显示了AOB和NOB的活性，相对于FNA处理之前的活性(误差线表示标准误差)。AOB：氨氧化细菌；NOB：亚硝酸盐氧化细菌；OHO：普通异养菌。
实施例1
本实施例说明了FNA对反硝化生物质的生物杀灭效果。
为了测定将污泥与含游离亚硝酸的液体接触的效果，使用含甲醇和硝酸盐的合成进料使来自反硝化序列间歇式反应器的污泥生长。甲醇提供碳源且硝酸盐提供电子受体。接下来的步骤如下：
1.将污泥从反硝化SBR(序列间歇式反应器)中除去。以甲醇作为碳源且以硝酸盐作为电子受体在8L反应器中将生物质富集5个月。
2.在pH6对于初始生物质的活性测定进行间歇实验。在测试开始时，添加硝酸盐和甲醇。每15分钟为硝酸盐和甲醇的分析提取液相样品。测定甲醇和硝酸盐的消耗率。下文描述的所有其它批次测试也在pH6进行。
3.将2L新鲜污泥在一个周期结束时从SBR除去，并等分至2个间歇式反应器中，即对照和实验反应器中。
a.将对照反应器中的污泥在混合条件下在pH6保持48h；
b.将实验反应器中的污泥在混合条件下在pH6保持48h。将硝酸盐在测试开始时添加到该反应器，这在反应器中产生了500mg NO2-N／L。估计游离亚硝酸的浓度约为0.97ppm。
4.上述条件开始24小时后，从对照和实验反应器中各自均除去250mL污泥样品，并进行如步骤2所描述的间歇实验。在添加硝酸盐和甲醇之前，用来自母SBR的流出物洗涤污泥以确保污泥样品均不含亚硝酸盐。
5.在48h时重复以上测试。
6.在48h时也从两个反应器中除去污泥样品以使用Live／Dead BacLightBacterial Viability分析定量活／死细胞。
7.在48h时，用来自母SBR的流出物洗涤实验反应器以除去残留的亚硝酸盐。随后将硝酸盐和甲醇添加至反应器分别产生50mgNO2 -N／L和150mg／L的浓度。通过测量在每次一小时的时间的硝酸盐和甲醇浓度来测量在第3天，第4天和第7天结束时的甲醇和硝酸盐消耗率。进行这一系列测试以监测暴露于FNA48小时之后生物质活性的恢复。
工业规模污泥实验
对工业规模污泥进行类似测试。然而，没有进行活性测试。实验致力于验证从处理主要生活污水的本地污水处理厂提取的工业规模污泥中FNA对细菌的生物杀灭效果。应用于实验反应器的亚硝酸盐浓度为500mgNO2-N／L。在对照和实验反应器二者中将pH保持在6.0。
甲醇污泥的处理
表1显示了在对照和实验反应器中的污泥的活性。图1显示了在第0天和第2天的详细间歇测试结果。表2显示了在饥饿之后48小时两个反应器中活细胞和死细胞的百分数。
表1 在48小时饥饿期间甲醇和亚硝酸盐消耗率的总结
表2 在饥饿之后48小时的对照和实验反应器中的活细胞和死细胞
FNA处理的甲醇污泥的恢复
表3显示了在实验反应器中的生物质活性恢复。详细的实验结果示于图2中。
表3 实验反应器中的生物质活性恢复(第2天是恢复开始的时间)
第2天 第3天 第4天 第7天
mg N-NO3 -／g VSS＊min 0.004 0.004 0.022 0.089
mg甲醇／g VSS＊min 0 0.133 0.067 0.235
工业规模污泥处理
表4 在饥饿之后48小时对照和实验反应器中的活细胞和死细胞(工业规模污泥)
上述试验结果表明，游离亚硝酸(FNA)是强生物杀灭剂。暴露于约1ppm浓度的FNA48小时，污泥中的很大一部分细菌被杀死。生物质丧失其活性的99％。
活性的这种恢复缓慢，这可能是由于残余活细胞的生长，而不是死细胞的恢复。
因为FNA杀死大百分比的在污泥中的细菌，这些细菌会更容易地被生物降解，而且因此其碳含量会更容易地被在厌氧或需氧消化器中或在用于处理污水的生物反应器中的微生物种群利用。因此，提高污泥在消化器或在生物反应器中的利用是可能的。这也将导致待处理的污泥的量减少。
因此，作为进一步的有利之处，本发明的实施方案也可以减少需要处理的污泥的量。这也增加了本发明的优点和经济性。
所述FNA能够作为整体水处理工艺的一部分生成，从而允许FNA以低价格形成。因此，本发明在经济上变得有利。
实施例2
本研究的目的是通过实验评估FNA的可行性以提高二次污泥的生物降解性。通常，初次污泥是容易水解的(Mahmood and Elliott，2006；Foladori等，2010)。因此，本研究仅致力于二次污泥。一系列的间歇试验通过使用富集甲醇-利用反硝化菌培养来进行，这被用作本研究的二次污泥。进行LIVE／DEAD染色以通过验证细胞膜的完整性来检查FNA的生物杀灭效果。二次污泥的钝化和FNA处理后其活性的恢复通过比较实验和对照反应器的硝酸盐还原率来研究。二次污泥的生物降解性的改进通过摄氧率(OURs)及硝酸盐积累测量来评估。
材料和方法
LIVE／DEAD染色
将LIVE／DEADBacLightTM细菌生存试剂盒(Moleculer Probes L-7012)用于区分存活细胞和死细胞(Ziglio等，2002；Invitrogen Molecular Probes，2003)。BacLightTM细菌生存试剂盒包含绿色荧光核酸染料SYTO9和红色荧光核酸染料碘化丙啶(PI)。当单独使用时，SYTO9染色通常标记具有完整的细胞膜和受损的细胞膜的所有细菌。相反地，PI染色仅渗透具有受损细胞膜的细菌，导致当两种染料都存在时SYTO9染色荧光减少。出于这个原因，具有完整细胞膜的细菌(存活细胞)染色成绿色荧光，而具有受损细胞膜的细菌(死细胞)染色成红色荧光。
在染色实验期间，污泥样品(每次测试中1ml)被转移到5ml塑料试管中与1.5μL的SYTO9和1.5μl的PI结合，并在室温下暗处培养15min，使染色反应完成。然后，使用配备了氪-氩激光(488nm)和两个氦氖激光器(543和643nm)的共聚焦激光扫描显微镜(ZeissLSM510META)观察并拍摄具有染色的污泥样品(每张载玻片上10μL)的载玻片。
对每个样品随机拍摄30个图像。用Daime版本1.3.1使用生物量分数函数(Daims等，2006)进行活细胞和死细胞的定量。基于所获得的值，确定绿色荧光占总荧光(红色+绿色荧光)的比例，这等同于活细胞占总细胞(活细胞+死细胞)的比例。
结果
FNA对二次污泥的生物杀灭效果
图3显示了在特定的暴露时间后，存活细胞比率与FNA浓度的依赖关系。图3中呈现的结果显示了：
·存活细胞份额随增加的FNA浓度降低。
·暴露至FNA的时间也影响细胞活性。暴露48h观察到较小的活细胞份额，在测试的最高FNA浓度观察到最大的差异。
FNA处理期间氨的释放
图4显示了在采用FNA的污泥处理期间氨释放率和FNA浓度的依赖关系。图4中的结果显示：
·饥饿条件下NH4+的释放率是垂死的细胞的腐化期间细胞内化合物的水解释放的指示。所述水解通过存在于污泥中的其它活微生物的活动进行。
·当在污泥待暴露处的FNA浓度增加时NH4+释放率降低可能意味着有更少的生物活动进行这样的水解，且因此没有产生NH4+。
FNA处理后的二次污泥活性
图5显示了采用FNA的污泥处理的不同时段之后硝酸盐还原速率活性的恢复。图5中所示的结果说明：
·污泥暴露时间对FNA对生物活性的残留水平有影响(作为反硝化活性测量，因为污泥主要由反硝化微生物组成)。
·使用较短的暴露时间(暴露于FNA 8小时，图5A)，生物质活性显示恢复，而当暴露于FNA最长的时间时，生物质活性恢复几乎可以忽略不计，即使以最低FNA浓度暴露。
图6显示了所使用的污泥(●)和在一定pH暴露48h后的污泥(○)的 硝酸盐还原速率。图6的结果表明，pH也具有对活性恢复的不利影响。当降低pH和增加暴露时间时这种负面影响增大。
FNA处理污泥的需氧生物降解能力
将3个间歇式反应器用工业规模的WWTP新鲜污泥接种，事先充气以耗尽存在于污泥中的任何COD。这些间歇式反应器在pH值控制在7且DO保持3～4ppm之间时相同地运行。在第1反应器中，添加100mL的FNA处理的污泥(48小时2.02mg N-HNO2/L)。在第2反应器中，添加100mL的未处理污泥。在第3反应器中，添加来自实验室规模的反硝化反应器的经处理流出物(非可检测COD，无可检测N)。在第2和第3反应器中，添加亚硝酸盐以模拟在添加FNA处理的污泥之后存在于第1反应器中亚硝酸盐的浓度(45mgN-NO2-/L)。图7显示了硝酸盐浓度作为需氧消化的持续时间的函数。
图7的结果说明，添加了FNA处理的污泥的第1反应器中硝酸盐的更高的增加表明了该污泥的主要生物降解性。该证实背后的假设在于，存在于反应器中的生物质可以水解一些来自那些受损或死亡细胞的细胞内化合物。水解产物将为NH4+，但由于硝化细菌的存在，它被转化为硝酸盐。
表5显示了物料平衡评估测量的数据。
表5物料平衡评估测量的数据
所述物料平衡计算表明：
·反应器1与反应器3相比额外的VSS消耗为约(3340-2660)-(3040-2515)=155mg／L，
·反应器1与反应器3相比释放的额外N为约15.3mgN／L。N/VSS释放比为约15.3／155=9.9％。
图8显示了摄氧率(OUR)与需氧消化的持续时间的函数。这显示在采用FNA处理的污泥反应器中(反应器1)的OUR始终高于其它两个反应器(反应器2和3)中的OUR。这提示污泥生物降解性在FNA处理后得到提高。
物料平衡
·反应器1中的OUR比反应器3中的OUR高约1.92mg／L.h(表5)。这为约46mgO2／L.天。在5.79天的时间段之内，总的额外O2消耗量将为266mgO2／L。反应器1中释放的额外N与反应器3中释放的额外N相比为约15.3mgN／L。15.3mgN／L可消耗70O2／L(15.3＊4.57)。添加的污泥量为100ml。该数据提示，FNA处理的污泥在5.79天的时间段内(392mgCOD／0.1L)提供3920mgCOD／L((266-70)＊20)。
·FNA处理的浓缩污泥(SBR)VSS：6120mg／L。在FNA处理的污泥中的VSS的消耗比为约155＊20(稀释时间)／6120=50％。
·FNA处理的污泥的COD浓度为大约8017mg COD／L。这表明FNA处理的污泥在5.79天的时间段内提供400mg COD／0.1L(8017＊0.1＊50％；50％意味着在FNA处理的污泥中的VSS消耗比)，这与根据OUR测定的392mg COD／0.1L是可比的。这暗示OUR的结果是合理的。
实施例3
本实施例的目的是通过FNA评价对AOB(氨氧化细菌)，NOB(亚硝酸盐氧化细菌)和OHO(普通异养生物)的差别杀灭。
实验方案(简述)：
步骤1：测量AOB，NOB和OHO的原始活性(即FNA处理前)：
AOB和NOB的活性：
将污泥在需氧期结束时从母反应器(SBR)中取出，然后转移到间歇式反应器中。此后，将氨和亚硝酸盐储备溶液添加至间歇式反应器，分别产生25mgNH4-N/L和20mg NO2--N/L的氨和亚硝酸浓度。在整个实验期间供给空气(不限制DO，即＞3mg/L)。在整个实验期间将pH控制在7.5-8的范围内。AOB和NOB的活性分别被测定为生物质特定的亚硝酸盐+硝酸盐和硝酸盐的产生率。
OHO的需氧活性：
将污泥在需氧期结束时从母反应器中取出，然后转移到间歇式反应器中。此后，将乙酸钠和氨储备溶液添加到间歇式反应器，分别产生150mg COD/L和20 NH4-N/L的COD和氨浓度。在整个实验期间供给空气(不限制DO，即＞3mg/L)。在整个实验期间将pH值控制在7.5-8的范围内。OHO的需氧活性被测定为生物质特定的COD消耗率。
步骤2：将污泥暴露于各种FNA水平24小时
在批料测试中应用的实验条件列于表6中。
表6 在实施例3中的批料检测中应用的实验条件(暴露时间＝24小时)
批料1 批料2 批料3 批料4 批料5 批料6 对照
NO2 -(mg N/L) 100 200 300 550 700 1100 0
pH 6 6 6 6 6 6 约7.5
FNA(mg N/L) 0.22 0.45 0.67 1.24 1.57 2.47 0
步骤3：采用上述程序在FNA处理之后并在2h回收之后测量AOB、NOB和OHO的活性。 结果示于图9中。
可以利用上述差别杀灭以经由亚硝酸盐途径来实现脱氮，即，通过氨氧化成亚硝酸盐，然后不经历硝酸盐而亚硝酸盐还原成氮气(NH4+ NO2→N2)。这可以通过适当地选择FNA水平和处理持续时间和SBR中的固体停留时间来实现，使得将NOB从系统中除去而保持AOB。该过程将用于硝化的氧需求减少了25％和将用于反硝化的碳需求减少了40％。
实施例4
本实施例研究了按照本说明的一种实施方案的污泥预处理来说明本发明可以减少将以别的方式形成污泥的量。在该实验中，在该研究中使用具有8L的工作体积的实验室规模的序列间歇式反应器(SBR)。SBR以6小时的周期时间操作，其包括10分钟的缺氧进料、70分钟的缺氧反应、225分钟需氧反应、5分钟的污泥消耗、45分钟的沉降和5分钟的倾析时间。在每个循环中，2L的合成污水(含400mgCOD和50mgN/L TKN(包括40mgNH4+-N/L，由奶粉和氯化氨制成，连同其它微量元素)在10分钟的进料时间泵入SBR，产生24小时的水力停留时间(HRT)。沉降之前，消耗约133ml的混合液体，引起15天的污泥停留时间。在需氧期间通过可编程逻辑控制器(PLC)用控制在1.5～2.0mg/L之间的DO在18±2℃的温度下操作所述SBR。记录但不控制系统中的pH并且在一个典型的循环期间在7.2和7.5之间波动。
将50％的消耗的混合液通过2.0mgHNO2-N/L分别处理约24小时、30小时、36小时和42小时。其后，将游离亚硝酸(FNA)处理的污泥返回到SBR并因此将污泥停留时间(SRT)保持在约30天。
使从SBR中消耗的污泥沉降。将50％的浓缩污泥用约2ppm(pH＝6.0)的游离亚硝酸(FNA)处理约24小时并且将所述污泥随后循环到反应器中。将另外50％的污泥送去处置。
在相同条件下的对照SBR操作还供给相同的污水，但没有任何污泥循环到该反应器中。
表7显示了反应器达到稳态后本测试测量的和预测的MLSS(混合液悬浮固体)和MLVSS(混合液挥发性悬浮固体)数据(有标准误)。
表7 达到稳态后污泥最小化测试的测量的和预测的MLSS和MLVSS数据(有标准误)
MLSS和MLVSS的物料平衡分析表明：
a)在反应器中FNA处理的污泥的约75％降解；
b)实验SBR系统中的整体污泥产量只占对照SBR的60％。换言之，污泥产量减少40％。成本节约的含义在于大量鉴于污泥处理和处置占在污水处理厂中总成本的最多至50～60％的事实。
也测量流出物NH4-N，NO2-N和NO3-N浓度，结果如表8中所示：
表8 在稳定状态下的两个反应器测量的流出物NH4-N，NO2-N和NO3-N数据(有标准误)
表8中的数据显示，将FNA处理的污泥返回实验SBR将流出物硝酸盐浓度降低2mgN／L(即，15％)。
本领域技术人员将会意识到，本发明可受到各种变化和变型而不是具体描述的那些的影响。但应理解，本发明包括所有这些落入其精神和 范围之内的变化和变型。
在本说明书整体中，术语“包括”及其语法等同物不得视为具有包含的意思，除非上下文中另有说明。

Claims (22)

1.用于处理来自在需氧条件下操作的反应器的污泥的方法，所述方法包括
(a)使污泥与游离亚硝酸接触，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有低于6.0的pH，和其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有至少0.5ppm的游离亚硝酸含量，使得当所述污泥与游离亚硝酸接触时杀死绝大部分细菌和微生物并且发生微生物的细胞膜的溶解；和
(b)将来自(a)的污泥与游离亚硝酸的混合物进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器，其中来自步骤(a)的混合物具有增强的生物降解性，使更多的污泥可用于作为在生物反应器中或在厌氧或需氧污泥消化器中的微生物的进料。
2.如权利要求1所述的方法，其中，所述污泥包括来自二级沉降器或来自处理污水的生物反应器的污泥。
3.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有低于4的pH。
4.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有低于2的pH。
5.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有至少1ppm的游离亚硝酸含量。
6.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有至少2ppm的游离亚硝酸含量。
7.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，将所述游离亚硝酸连续地添加至被处理的污泥中或者将所述游离亚硝酸在间歇性的基础上添加至污泥中。
8.如权利要求1或权利要求2所述的方法，其中，将所述污泥通过使污泥与含游离亚硝酸的液体物流接触而与游离亚硝酸接触。
9.如权利要求8所述的方法，其中，所述含游离亚硝酸的液体物流具有低于4的pH。
10.如权利要求8所述的方法，其中，所述含游离亚硝酸的液体物流具有低于2的pH。
11.如权利要求8所述的方法，其中，所述含游离亚硝酸的液体物流具有至少1ppm的游离亚硝酸含量。
12.如权利要求8所述的方法，其中，所述含游离亚硝酸的液体物流具有至少2ppm的游离亚硝酸含量。
13.用于处理来自在需氧条件下操作的反应器的污泥的方法，所述方法包括
(a)使污泥与在pH低于6.0的溶液中的亚硝酸盐接触，其中，污泥和在溶液中的亚硝酸盐的混合物包含含量为至少0.5ppm的游离亚硝酸，使得当所述污泥与游离亚硝酸接触时杀死绝大部分细菌和微生物并且发生微生物的细胞膜的溶解；和
(b)将来自(a)的污泥与亚硝酸盐的混合物进料至用于处理污水的生物反应器或厌氧或需氧污泥消化器，其中来自步骤(a)的混合物具有增强的生物降解性，使更多的污泥可用于作为在生物反应器中或在厌氧或需氧污泥消化器中的微生物的进料。
14.如权利要求1或13所述的方法，其中，将所述污泥在处理之前浓缩。
15.如权利要求1或13所述的方法，其中，控制操作参数使得亚硝酸盐氧化细菌大量从系统除去而氨氧化细菌保留在系统中，由此经由亚硝酸盐途径实现脱氮。
16.如权利要求15所述的方法，其中，所控制的操作参数包括用游离亚硝酸处理的持续时间和在污水处理系统中的固体停留时间。
17.如权利要求1或13所述的方法，其中，还添加其它处理化学品。
18.如权利要求17所述的方法，其中，所述其它处理化学品选自过氧化氢和氧。
19.如权利要求1或13所述的方法，其中，利用一个小时到一周的处理时间。
20.用于处理来自在需氧条件下操作的反应器的污泥的方法，该方法包括如下步骤：
(a)用游离亚硝酸处理污泥以降低氨氧化细菌(AOB)的水平并降低亚硝酸盐氧化细菌(NOB)和其它异养生物(OHO)到显著更大的水平，从而使亚硝酸盐到硝酸盐的氧化最小化，其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有低于6.0的pH，和其中，污泥和游离亚硝酸的混合物具有至少0.5ppm的游离亚硝酸含量，使得当所述污泥与游离亚硝酸接触时杀死绝大部分细菌和微生物并且发生微生物的细胞膜的溶解；和
(b)随后将在步骤(a)中产生的亚硝酸盐进行还原处理，以产生氮气，其中来自步骤(a)的混合物具有增强的生物降解性，使更多的污泥可用于作为在生物反应器中或在厌氧或需氧污泥消化器中的微生物的进料。
21.如权利要求20所述的方法，其中，用FNA处理污泥或其它流出物的步骤大量除去NOB。
22.如权利要求20或权利要求21所述的方法，其中，用FNA处理污泥或其它流出物的步骤大量减少OHO。
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