CN105189366B

CN105189366B - 剩余活性污泥在厌氧消化前的超声波处理与酶预处理联用

Info

Publication number: CN105189366B
Application number: CN201480026342.9A
Authority: CN
Inventors: 安托万·普兰多塔·车仁斯基; 王冲; 田鑫博; 马泽楠·宾·阿卜杜勒·马吉德; 伍文桢
Original assignee: Nanyang Technological University
Current assignee: Nanyang Technological University
Priority date: 2013-03-15
Filing date: 2014-03-17
Publication date: 2019-07-26
Anticipated expiration: 2034-03-17
Also published as: CN105189366A; WO2014142762A1

Abstract

本文公开了一种预处理有机废物的方法，所述方法包括步骤：(a)提供有机废物；(b)使所述有机废物经受超声波处理；和(c)使所述超声波处理的有机废物在35℃到85℃温度下经受热处理步骤。还公开了一种废物处理设备，所述废物处理设备包括预处理装置，所述预处理装置包括适应于以批次方式或连续方式处理有机废物的超声波发生器装置和加热装置，其中，所述超声波发生器装置置于所述加热装置的上游并与所述加热装置流体连通。

Description

剩余活性污泥在厌氧消化前的超声波处理与酶预处理联用

背景技术

本说明书中对先前所公开的文献的列举或讨论不应被看作是承认该文献为现有技术或公知常识的一部分。

在活性污泥处理期间会产生大量的剩余的生物污泥。污泥处理及处置所涉及的费用可能会高达污水处理设备总的生产费用的50％。厌氧消化通常被认为是一种稳定污泥以安全处置并利用的理想方法。其优势为提供了低生物产量和高度的稳定性，还生成了甲烷气体。已知剩余活性污泥(WAS，Waste Activated Sludge)中易消化的有机组分在传统厌氧处理中仅为总生物质的约30％-45％(w/w)，同时还已知通过使用化学或机械破碎方法来分解WAS中的细胞以释放胞内有机物(例如化学物质和酶)可显著提高甲烷生成。

WAS主要由完整的微生物及其分泌物构成，共同形成了不会直接被微生物吸收的大于0.1μm的颗粒。微生物的细胞溶解是处理过程的限速步骤，因为它限制了水解速率，而水解速率限制了整个厌氧处理过程的速率。此外，在活性污泥处理期间，细菌细胞形成了絮凝体，胞外聚合物(EPS)增强了絮凝体的结构。这些絮凝体保护微生物不被降解并使细胞溶解更加困难。

WAS的预处理已被证实能破坏污泥结构，导致有机物溶解并促进后续厌氧消化。

生物处理包括很多可以包括需氧处理和厌氧处理的处理过程。生物预处理旨在在主要消化过程之前、在额外阶段中强化提高水解过程。其中一种预处理方法为需要嗜热(约55℃)或者超嗜热(60℃到70℃之间)条件的厌氧或需氧生物方法，这通常导致水解活性的增加以及可生物降解COD的增加和病原体的破坏。

已经出现了许多经测试的配置，包括在嗜温消化前的短时预处理、双池消化器：嗜热和嗜温、单级消化器以及最近的温度共相(temperature co-phase)处理过程。嗜热条件通常导致由于水解活性增加的有机固体破坏率的增加，如下方表1所述。

表1生物预处理方法

为了提高难降解有机物质的降解，已对需氧处理进行了评估，因为有一些物质能够在需氧(但不能在厌氧)条件下降解。超嗜热需氧处理也是一个选择。通过联合传统市政活性污泥处理过程与嗜热需氧污泥消化器(65℃、HRT为2.8天)在全工况下可以得到剩余活性污泥中75％有机固体的破坏率。然而，根据污泥的类型(初级、二级或者两者的混合)，处理这一类型的停留时间一般是2天或更长。

超嗜热需氧微生物已被识别为属于嗜热脂肪土芽孢杆菌(Geobacillusstearothermophilus)为主的杆菌。这些微生物是分泌蛋白酶的细菌，存在于未处理的污泥中并且能够在厌氧嗜温条件下生存。因此，提高性能的潜力是污泥自身固有的。使用超嗜热需氧反应器作为双池处理过程(具有厌氧消化器作为第二级)的第一级观察到生物气产量增加了50％。

最近，耦合至传统嗜温消化器(HRT为21和42天)的、联用的需氧超嗜热(AHT)处理过程(65℃，HRT为1天)已经示出了污泥的固有生物降解率在20％到40％之间增加。AHT共处理允许在42天的整个处理停留时间内COD去除率增加30％。然而，该COD在需氧阶段被氧化了，因而甲烷产率没有提高。与传统嗜温消化器相比，HRT为21天经AHT处理与HRT为42天未经AHT处理相比降解了相同量的COD。因此，AHT处理能够减少一半的HRT或消化器体积。在这些条件下还观察到了释放的可溶性无机组分的增加(从6％到10％)。

与充气污泥处理过程联用的工业过程E由昂帝欧-得利满(Ondeo-Degremont)(苏伊士)商业化了。将增厚的污泥引入嗜热反应器中，在反应器中，利用特定的微生物(嗜热脂肪芽孢杆菌(Bacillus stearothermophillus))产生酶(蛋白酶、淀粉酶、脂肪酶)。根据公司所述，这一过程允许剩余污泥的产量降低了40％到80％，且不影响废水水质。

WAS的酶预处理还可以增加厌氧气体产量。已报道两种糖苷酶的混合物使生物气日产量增加10％～20％。通过向厌氧消化器中添加α-淀粉酶或β-葡聚糖酶还可以实现超过50％的生物气日增量。然而，酶预处理有其自身的限制。由于WAS的复杂性，酶的添加可能不总会达到所期望的性能。水解酶的最佳温度为约50℃，因此在嗜温条件下可能不会获得酶的最佳性能。

WAS中大部分有机物质(30-85％)由不能直接被微生物吸收的大于0.1μm的颗粒形成。这些微生物通过产生被释放到介质中的水解酶来降解这些有机物质。然而，已证明的是，存在于液相中的游离酶的活性几乎可以忽略不计，因为游离酶通常通过离子作用和疏水作用被固定在絮凝体(连接到胞外聚合物)上或粘附到细胞壁。因此，物理处理被用于破坏絮凝体并释放酶。

已经研究了使用搅拌来破坏剩余污泥，并且发现在蛋白酶、淀粉酶、葡糖苷酶、脂肪酶和脱氢酶中，蛋白酶具有最高的活性。通过使用硫酸铵进行蛋白沉淀可恢复几乎69％的蛋白酶活性，而回收的酶溶液在-20℃下保存1个月后损失了32％的蛋白酶活性。在回收蛋白酶后，作者使用牛奶为模型研究了蛋白酶的适用性。对于市政污水污泥应用来说，报道了在50℃下的最大蛋白酶活性为2210±308U/g混合液悬浮固体(MLSS)，而对于实验培养的污泥来说，在75℃下最大活性为3450±124U/g MLSS。这表明每一种污泥具有不同的微生物群体，因此具有不同的蛋白酶活性和最佳温度。还发现使用聚乙二醇辛基苯基醚(Triton)(0.5％)从WAS中提取的酶可以获得约4000U/g MLSS的蛋白酶活性。通过使用玻璃珠进行搅拌来破坏实验培养的WAS报道了以每总碳量中溶解的总有机碳(TOC)所限定的高WAS溶出率为约53％。使用由一级破坏动力学(first-order disruption kinestics)构成的动力学模型成功分析了通过连续搅拌破坏的WAS溶解过程。

还研究了用于减少剩余污泥的简单的热处理过程(取700ml在1L的锥形瓶中在60℃、120rpm下培养24小时)。这一处理过程示出了嗜热菌群体在热处理的早期阶段快速增加且出现了分泌蛋白酶的细菌。变性梯度凝胶电泳(DGGE)的非培养分析揭露了包括大部分嗜热菌的杆菌，该杆菌通过处理成为了该群落的主要类别。在热处理1小时后，污泥上清液中蛋白酶活性立即增加了，这被认为是蛋白酶通过细胞溶解从微生物细胞中释放出来了。蛋白酶活性的演替与微生物演替有关，并且还与热处理期间MLSS以及TOC浓度的变化有关，表明了蛋白酶活性在热处理诱发的溶胞-隐性生长(Lysis-cryptic growth)中起重要作用。在3小时后，TOC快速增长至最大值(355mg/L)，随后在处理末期逐渐减少至146mg/L。与嗜热蛋白酶处理联用的热处理在日本已经应用到工程过程。然而，对热处理诱发的污泥基质的生物响应的理解却是不足的。

通过热处理的剩余污泥的减少是由污泥溶解以及进一步隐性生长(溶胞-隐性生长)所诱发的。在溶胞-隐性生长中，由于分解代谢消耗了一部分的溶解酶并最终作为CO₂被排出，实现了污泥减少。因此，污泥中的微生物群落演替应发生在热处理期间。蛋白酶的肽键的溶蛋白性裂解被认为是消化或剩余污泥溶解的主要酶反应。因此，污泥中的蛋白酶活性应是热处理期间影响污泥减少效率的重要因素。

在另一研究中，使用超声(24kHz，3.9W/cm²，30分钟，冰水浴5℃)与非离子型去污剂(Triton X100)联用从WAS中提取了蛋白酶和脂肪酶。有人提出过从污泥中回收的附加值产品能够用于污泥自身降解，但这还未被尝试过。在该研究中，还发现活性污泥罐中胞外蛋白酶的活性要远小于胞内蛋白酶的活性。

之前已经使用超声波处理(ULS)通过减少其数量、实现更好的脱水能力、增加可溶性化学需氧量以及破坏絮凝体来处理活性污泥。除了这些，单独使用超声波处理或与去污剂或离子交换树脂联用是允许回收这些酶并维持其活性的方法之一。已经进行了一些研究以在生活废水或工业废水的厌氧消化之前评估酶预处理步骤的影响。该结果示出有可能在厌氧消化期间去除固体、降低COD水平并提高生物气产量。ULS期间由空化气泡产生的巨大的水力-机械剪切力被认为是污泥分解的主要作用。ULS是一种相当快速的导致胞外物质和胞内物质都被溶解的方法。WAS中的微生物通过产生被释放到介质中的水解酶来降解有机物质。因此，诸如ULS的物理处理应被用于破坏絮凝体、释放酶同时提高嗜热酶的预处理，但有关将这两种预处理联用的信息在文献中仍是很少的。由于超声波处理是一种能量密集型过程，因此其主要缺点在于很高的能量消耗。

发明内容

本发明一方面提供了一种预处理有机废物的方法，该方法包括以下步骤：

(a)提供有机废物；

(b)使所述有机废物经受超声波处理；和，

(c)使所述超声波处理的有机废物在35℃到85℃的温度下经受热处理步骤。

在某些实施例中，将步骤(a)的有机废物分为第一部分和第二部分，仅使第一部分经受步骤(b)，然后与所述第二部分混合，以使混合的第一部分和第二部分经受步骤(c)。例如，第一部分可以占有机废物的0.5wt％到99wt％(例如从1wt％到80wt％，诸如从2.5wt％到60wt％、从5wt％到50wt％、从7wt％到40wt％或从10wt％到25wt％)。在特定的实施例中，第一部分可以为20wt％或50wt％。在进一步实施例中，第一部分可以是50wt％，且步骤(c)的热处理可以在65℃下执行24小时。

在进一步实施例中，有机废物可以经受超声波处理10秒到1小时(例如从30秒到30分钟)。

在又一实施例中，超声波处理可以使用的功率为0.5到3kWh/m³处理的有机废物、例如1到2kWh/m³处理的有机废物。

在再一实施例中，超声波处理步骤可以使用2500到7500kJ/kg总固体(TS)的比能耗(SEI)、例如5000kJ/kg TS的SEI。

在又一实施例中，超声波处理步骤可以在19kHz到200kHz的频率下进行，如在约20kHz的频率下进行。

在进一步实施例中，步骤(c)的温度可以为40℃到80℃(例如45℃到75℃、诸如50℃到70℃)。在特定的实施例中，步骤(c)的温度可以为65℃。

在又一实施例中，步骤(c)的热处理可以为30分钟到24小时，如45分钟到10小时(例如，约1小时到约6小时)。在特定的实施例中，步骤(c)的热处理可以为约24小时。

在进一步实施例中，步骤(c)的热处理可以在没有混合和曝气的情况下进行，或者在搅拌有机废物的情况下进行。

在进一步实施例中，所述方法可以进一步包括将预处理的有机废物投入到需氧或厌氧消化器中。所述厌氧消化器例如可以是嗜温厌氧消化器或者尤其是嗜热厌氧消化器。

在某些实施例中，有机废物包括可生物降解的固体。例如，有机废物可以具有大于或等于3g/L到小于或等于50g/L的总固体量，例如5g/L到45g/L。

例如，有机废物可以是具有高有机质含量的污泥(例如废活性污泥)、食物残渣、含油废物、固体废物、或其任意组合。

本发明又一方面提供了一种废物处理设备，所述废物处理设备包括预处理装置，所述预处理装置包括适应于以批次方式或连续方式处理有机废物的超声波发生器装置和加热装置，其中，超声波发生器装置置于加热装置的上游并与所述加热装置流体连通。

在某些实施例中，超声波发生器装置和加热装置可适应于以批次方式处理。

在进一步实施例中，对预处理装置进行调整，以使有机废物的一部分被投入到超声波发生器装置，且剩余部分被直接投入到加热装置。在进一步实施例中，废物处理设备可以是污水处理设备。

附图

下文将参照下述附图进一步详细地描述本发明。

图1：超声波处理的比能耗(SEI)对下列的影响：(A)可溶性蛋白、碳水化合物和COD；(B)可溶性磷含量；(C)可溶性氨含量；(D)基于颗粒大小的不同组的进程。

图2：超声波处理(30秒、～5000kJ/kg TS)0％、25％、50％、75％和100％的污泥，随后在30℃(上部)和55℃(下部)下热处理的影响。

图3：超声波处理(30秒、3500J)0％、25％、50％、75％和100％的WAS，随后在55℃下热处理的影响。

图4：在超声波处理(30秒、～5000kJ/kg TS)25％的污泥后，在酶处理期间，培养温度对SCOD的影响。

图5：在超声波处理(30秒、3500J)25％的WAS后，在热处理期间，培养温度对内源酶产生的SCOD的影响。

图6：在超声波处理(30秒、～5000kJ/kg TS)0％、5％、10％、20％、50％和100％的污泥后，在55℃的酶处理期间，(A)SCOD、(B)可溶性蛋白、(C)碳水化合物随时间的进程。

图7：在超声波处理(30秒、～5000kJ/kg TS)0％、5％、10％、20％、50％和100％的污泥后，在65℃的酶处理期间，(A)SCOD、(B)可溶性蛋白、(C)碳水化合物随时间的进程。

图8：从WAS移到琼脂-脱脂奶佩特里(Petri)培养皿上WAS中的微生物在24小时后的生长以及蛋白水解菌的证据(稀释了10³)。

图9：WAS中的蛋白水解菌在48小时后的生长。右手侧的Petri培养皿用保鲜膜密封。

图10：WAS中的蛋白水解菌(未稀释)在48小时后的生长。

图11：在55℃下分离蛋白水解菌落。该菌落没有生长，但酶是有活性的。

图12：将若干群落分离到新的Petri培养皿上。

图13：(A)在有或者没有超声波处理的情况下在65℃下经超嗜热酶预处理6小时后采集样本并将其吸取到置于55℃下的Petri培养皿的孔中。Petri培养皿的上半部包含具有污泥样本的重复孔。下半部包含只有污泥的清澈上清液的孔。(B)在有或者没有超声波处理的情况下在65℃下经酶预处理6小时后采集样本并将其吸取到置于37℃下的Petri培养皿的孔中。(C)在有或者没有超声波处理的情况下在65℃下经超嗜热酶预处理24小时后采集样本并将其吸取到置于37℃下的Petri培养皿的孔中。

图14：在超声波处理小百分比的WAS后，在65℃的培养期间，可溶性生物聚合物(上部：COD、中部：蛋白质、下部：碳水化合物)的进程。

图15：利用超声波处理与热预处理联用处理WAS累积的生物气产量(上部)和甲烷产量(下部)。

图16：在将超声波处理与超嗜热酶预处理联用处理污泥用于该研究后累积的甲烷产量。

本发明的说明书

仍然需要一种改善的预处理过程，该预处理过程可提高废水中的有机废物(例如污泥)在被投入到厌氧或需氧消化器用于进一步处理之前的可溶性。在这一思想下，尽管热处理对于可溶性是有益的，但从过程观点的角度出发，长时间的热处理是不利的，因为一些溶解产物会被嗜热菌消耗并作为CO₂被排放，所以并不能用于产生甲烷。因此，需要缩短热处理，而ULS是一种快速释放胞内酶的可行性方案。在热处理前与ULS联用可以是极其有益的。

该有机废物预处理方法可以包括以下步骤：

(a)提供有机废物；

(b)使所述有机废物经受超声波处理；和，

如下文实施例1所示，单独使用超声波处理可以用于增加不同的参数，例如可溶性磷、氨、碳水化合物和蛋白以及SCOD(参见图1)。然而，单独使用该方法是不够的，因为还需要巨大的功率输入以实现所需功效。可以使用超声脉冲、或者更特别地，可以使用连续的超声进行超声波处理。

超声波处理可以进行30秒。一般使用19kHz到200kHz(例如20kHz)的频率进行超声波处理。一般还使用5000kJ/kg TS进行超声波处理。

如上述所示，在应用单独的热处理之前进行超声波处理。然而，该过程也可以颠倒步骤(b)和步骤(c)的顺序。然而应该注意的是，对整批物料在应用热处理后进行超声波处理，可能不会如前述那样有效，因为在热处理步骤后有机废物中存在的胶体可能会阻碍后续的超声波处理。

当以步骤(b)在步骤(c)之前进行所述过程时，步骤(a)的有机废物可以分成第一部分和第二部分，其中仅使第一部分经受步骤(b)的超声波处理，然后将该第一部分与第二部分混合，以使混合的第一部分和第二部分经受步骤(c)。例如，第一部分可以包含0.5wt％到99wt％的有机废物(例如1wt％到80wt％，如2.5wt％到60wt％、5wt％到50wt％、7wt％到40wt％、或者10wt％到25wt％(例如20wt％))。

步骤(c)的热处理可以在40℃到80℃(例如45℃到75℃，如50℃到70℃，例如65℃)的温度下进行。该热处理步骤可以进行30分钟到24小时(例如45分钟到10小时，如1小时到6小时)。

在完成预处理后，预处理的有机废物可以被投入到需氧或厌氧消化器。例如，该方法可以进一步包括将预处理的有机废物投入到嗜温厌氧消化器，或者更特别地，可以投入到嗜热厌氧消化器。

可以理解的是，本文提及的有机废物一般可以包括可生物降解的固体。例如，有机废物可以是具有高有机质含量的污泥、食物残渣、含油废物、固体废物、或其任意组合。在某些实施例中，污泥是废活性污泥。一般地，有机废物包含大于或等于3g/L到小于或等于50g/L的总固体量。总固体量高出50g/L时，超声波处理不太可能实行，因为污泥将会太厚。虽然技术上可以使用总固体量为3g/L的有机废物，但在经济上这样做是不明智的。

显然的是，所述方法可以应用于废物处理设备。同样地，还提供了一种废物处理设备，该废物处理设备包括预处理装置，所述预处理装置包括适应于以批次方式或连续方式处理有机废物的超声波发生器装置和加热装置，其中，超声波发生器装置置于加热装置的上游并与所述加热装置流体连通。例如，当预处理装置以连续方式运行时，热处理可以在作为管式塞流式反应器的隔热管中执行。

可以对预处理装置进行调整，以使所述有机废物的一部分被投入到超声波发生器装置，且剩余部分被直接投入到加热装置。在某些实施例中，废物处理设备可以是污水处理设备。

实验部分

1.1.污泥样本

从市政废水回收设备中收集初级污泥和浓缩的废活性污泥的混合物(以干固体计，比例约是1:1)。表2列出了该研究中使用的污泥的性质。

参数(缩写、单位)	WAS	厌氧接种泥
			pH	5.9-6	7.3
可溶性化学需氧量(SCOD、mg/L)	670-1440	454±8
			总化学需氧量(TCOD、g/L)	18-25	13.75±0.53
总固体(TS、g/L)	13.6-17.2	9.5±0.3

挥发性固体(VS、g/L)	10.7-13.4	7.1±0.3
			总悬浮固体(TSS、g/L)	12.4-15.9	9.3±0.2
挥发性悬浮固体(VSS、g/L)	10.3-13.0	7±0.3
			氨(mg N/L)	122.97±2.72	NM
磷(mg PO<sub>4</sub><sup>3-</sup>/L)	24.11±4.71	NM

表2.该研究中使用的污水污泥的性质。NM＝没有测量。

分析方法

pH的测量(Jenway pH计)精确到±0.02个单位内。总固体(TS)、挥发性固体(VS)、总悬浮固体(TSS)、挥发性悬浮固体(VSS)、可溶性化学需氧量(SCOD)以及总化学需氧量(TCOD)都用标准方法(APHA，水和废水的标准检测方法(Standard Methods for theExamination of Water and Wastewater)，美国公共卫生协会(American Public HealthAssociation)，华盛顿D.C，1999)测量三次。十个相同样本的变异系数(COV)分别为2.7％、3.8％、2.8％、4.8％、1.9％和1.6％。

使用酚试剂(Lowry’s)法(O.Lowry,N.Rosebrough,A.Farr,R.Randall,用福林酚试剂测量蛋白质(Protein measurement with the folin phenol reagent),生物化学杂志(J.Biol.Chem.),193(1951)265-275)、使用牛血清蛋白(西格玛-奥德里奇(Sigma-Aldrich))作为标准品，并用UV/VIS(紫外可见光谱)扫描分光光度计(岛津(Shimadzu)，UV-1800)以空白为对照在750nm波长下测量蛋白质含量三次。十个相同样本的变异系数在2.8％内。由于还未测量所检测的蛋白质的精确的化学式，由蛋白质表示的可溶性COD的百分比必须通过假设化学计量换算因子为1.5来预估，该化学计量换算因子从里特曼(Rittmann)和麦卡迪(McCarty)提出的蛋白质的通用化学式(C₁₆H₂₄O₅N₄)衍生而来(B.E.Rittman,P.L.McCarty,环境生物技术：原理及应用(Environmental biotechnology:Principles and applications),麦格劳-希尔国际版(McGraw-Hill Int.Editions),伦敦(London),2001)。使用硫酸-苯酚法(M.DuBois,K.A.Gilles,J.K.Hamilton,P.A.Rebers,F.Smith,用比色法测量糖及有关物质(Colorimetric Method for Determination ofSugars and Related Substances),分析化学(Analytical Chemistry),28(1956)350-356)、使用D-葡萄糖(默克(Merck))为标准品，并用相同的紫外可见扫描分光光度计以空白为对照在485nm的波长下测量碳水化合物含量三次。为了转化成COD，1g假设为C₆H₁₂O₆的碳水化合物等价于1.07g COD(W.T.M.Sanders,消化复杂基质过程中的厌氧水解：环境技术部(Anaerobic hydrolysis during digestion of complex substrates,in:Department ofEnvironmental Technology),瓦赫宁恩大学(Wageningen University),荷兰(TheNetherlands.),瓦赫宁恩(Wageningen),2001)。十个相同样本的变异系数在6.8％内。通过用0.45μm膜过滤器过滤离心污泥(10,000rpm、10分钟)的上清液部分得到上述提及参数的可溶性组分。使用奈氏法(APHA,Standard Methods for the Examination of Water andWastewater,American Public Health Association,Washington D.C,1999)通过读取425nm下的吸光度测量氨-氮三次。十个相同样本的COV等于6.6％。使用标准方法(APHA,Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater,American PublicHealth Association,Washington D.C,1999)中所述的磷钼钒酸比色法分析可溶性磷(为PO₄ ^3-)。在相同分光光度计上读取470nm的吸光度且三次重复测量的变异系数为0.6％。使用粒度分析仪(岛津，型号SALD-3101)根据激光衍射测量粒度分布。中值粒径被用于定量粒度分布。通过定义可知，中值粒径为例如50％的颗粒大于该值，而50％的颗粒小于该值。

该研究使用污泥分解度(DDCOD)表达溶解的COD与可能溶解的COD最大值之比，并能够用于定量不同污泥对超声作用的敏感性(J.Muller,G.Lehne,J.Schwedes,S.Battenberg,R.Naveke,J.Kopp,N.Dichtl,A.Scheminski,R.Krull,D.C.Hemper,污水污泥的分解以及UI的厌氧消化的影响(Disintegration of sewage sludges and influenceon anaerobic digestion),水利科学与技术(Water Science&Technology),38(1998)425)：

其中，SCOD_T为处理样本的可溶性COD，SCOD_NaOH为样本在90℃浸渍于1M NaOH(比例1:1)10分钟的可溶性COD，而SCOD_O为未加工样本的可溶性COD。

实施例1

关于超声波处理(ULS)单独使用的影响的初步试验

我们给出了关于超声波处理单独使用的影响的初步数据。图1和图2示出了诸如可溶性磷、氨、碳水化合物和蛋白质以及SCOD的不同参数。

图1A示出了ULS对可溶性生物聚合物具有巨大影响，其中SCOD、蛋白质和碳水化合物含量分别增加至5.5g/L、1.6g/L和500mg/L。图1B示出了超声波处理对可溶性磷含量具有巨大影响，这意味着ULS能够将磷脂从细胞膜中、以及将磷从DNA中释放到离散液体(bulkliquid)中。还分析了上清液中的氨含量，同时发现氨含量在处理的首个5分钟期间从120mg/L增加至170mg/L，但之后保持恒定。由于ULS作用，污泥中的某些蛋白质有可能被分解，或者细胞质中的氨被释放到上清液中。

图1D示出了基于颗粒尺寸不同的不同组的进程。已知超声引起的空化气泡破坏了絮凝体结构并减小絮凝体尺寸。大于100μm的颗粒或细胞絮凝体和聚集体易于在前几分钟内被ULS破坏，大絮凝体的量从26％降低至12％，然后随着SEI到达10,000kJ/kg TS降低至5％。同时，胶体粒子或小絮凝体(13-100μm)的量也由于物理破坏而急剧下降，而单细胞、小胶体和可能的细胞碎片(2-13μm)的量开始从10％显著增加到50％。总体来说，可以得出ULS对大絮凝体更加有效。

实施例2

ULS与嗜热酶处理联用的初步试验

在我们的初步试验中，可以观察到，如果使用了小体积(＜50mL)样本且该样本没有被冷却，在ULS期间温度能够升高至70℃。使用脉冲模式能够降低生成的热，但不足以溶解更多的COD(数据未示出)。随后决定研究单独使用ULS和热、以及按序联合ULS和热处理的影响。测试了热-ULS顺序并发现在酶处理期间的热能够溶解释放诸如胶体和蛋白质的可溶性物质的细胞(数据未示出)。然而，由于这些胶体，在后续超声波处理期间，超声波传播受到了阻碍，这导致超声波无效。换言之，在能量能够到达完整的细胞之前，该能量在可溶性物质上被浪费掉并消散了。因此，我们关注于ULS-热顺序。

在这一部分，我们研究了按序联合超声波处理与热处理的影响。首先，我们超声处理了特定百分比的WAS(0-25-50-75-100％)，随后将其与未经超声波处理的剩余部分混合，然后置于水浴中研究热处理。也就是，超声波处理了特定百分比的污泥，在与未处理部分混合后测量SCOD含量。随后在特定温度下培养该污泥，从图2(上部)可以看出，在30℃下培养24小时后，对于25％超声波处理的污泥来说，SCOD含量增加至～3g/L，但对于更高比例的污泥来说反而降低了，这意味着在30℃下，SCOD被嗜温微生物消耗并转化为CO₂。这一实验表明酶在30℃并不活跃。

如图2(下部)和图3所示，55℃下的情形非常不同。当污泥未经超声处理并置于55℃(称作为“100％未加工”)，SCOD从750mg/L增加至5.35g/L，而25％ULS处理的污泥其SCOD增加至7.1g/L(+560％)。当所有的污泥均被超声波处理(称作为“100％ULS处理的)，SCOD从4g/L增加至7.8g/L(+96％)，这显示了所有污泥的超声波处理并未产生显著的增加。

这证明了在嗜热温度下存在极强的蛋白水解酶活性。此外，使用超声波处理的25％的污泥甚至进一步提高了内源酶的性能。这是由于破坏了包含活性胞外酶的絮凝体，且破坏了包含胞内水解酶的细胞。此外，在较高比例ULS处理的WAS中，使用超声波处理的优势变得较为不利，因为SCOD增加的百分比下降到+100％。然而，在100％ULS处理的污泥中，最终的SCOD含量达到了差不多8g/L，示出了酶的活性未受超声波处理的影响，如果在与内源酶的联合中使用超声处理，这是个有益的特征。

从图2(下部)和图3中还示出了处理较大的组分(50％、75％和100％)并未产生成比例的更大的SCOD水平。

实施例3

在污泥的ULS-酶预处理期间温度的影响

从前述实验中我们发现将25％处理的污泥与75％未处理的污泥混合要比用更高比例超声波处理更好。因此，在后续实验中我们使用25％的比例以确定内源酶的最佳温度。

实验选择的温度为25℃(环境)、35℃、45℃、55℃、65℃、75℃和85℃，结果如图4和图5所示。

图4和图5示出了温度越高，则可以溶解越多的COD(直到～11g/L)。然而，超过65℃，该增加到达临界。考虑到能量方面，建议65℃为酶实验的最合适的温度。假设COD增加是由于两种可能的机制：1、有机物质被水解酶降解了和ⅱ)热能可导致细胞溶解。

依据污泥的初始固体量能够得到较高的SCOD(数据未示出)。还发现在热酶处理期间进行混合产生了更好的酶-底物交互作用，这导致SCOD含量增加20％(数据未示出)。

为了进一步研究温度对酶的影响，对样本进行高压灭菌(121℃、20min)，最终的SCOD只有6700mg/L。随着高压灭菌中温度缓慢上升，酶仍是活跃的，但随后在高温下(＞85℃)失活，这与我们的温热过程相比，限制了溶解的程度。这进一步示出了热并不是唯一发生的现象。污泥溶解以及进一步的隐性生长(溶胞-隐性生长)可以诱发热处理的WAS的溶解。在溶胞-隐性生长中，由于一部分溶解产物被分解代谢所消耗并最终排放为CO₂，实现了污泥减少。使用我们的污泥证明了这一情况，因为记录了在55℃和65℃下培养1小时后CO₂产量分别为4.4ml和6ml。在24小时后，累积的CO₂产量分别达到9.9mL和10.2mL，表明嗜热菌和超嗜热菌的生长都消耗了SCOD。

因此，增加性能的潜力是污泥自身固有的，尽管热处理对溶解有益，但从过程观点的角度来看，长期热处理是不利的，因为一些溶解产物为嗜热菌所消耗并作为CO₂损失掉了，从而不能用于产生甲烷。因此需要缩短热处理，而ULS是一种快速释放胞内酶的可行性方案。

实施例4

不同比例的ULS处理的污泥与55℃和65℃下的酶预处理的联用

在这一实验中我们超声波处理了特定百分比(0％、5％、10％、20％、50％和100％)的污泥，然后将其与未经超声波处理的剩余部分混合，然后在水浴中培养以研究55℃和65℃下酶处理的动力学。由于在前述部分示出了75℃和85℃产生了临界的SCOD的增加，因此该研究不再进一步详细试验这些温度。碳水化合物和蛋白质是EPS结构中两种主要的生物聚合物，也构成了污泥中大部分的COD。因此，碳水化合物和蛋白质的溶解提供了关于污泥结构分解的必要信息。

55℃下的结果

图6示出了55℃下得到的可溶性COD、蛋白质和碳水化合物含量。

可以看出单独的嗜热酶处理产生的最终SCOD为7.8g/L，而在嗜热酶处理之前利用超声波处理20％、50％和100％污泥时，分别观察到了8g/L、8.7g/L和9.3g/L的明显增加。接近的SCOD值表明对20％以下的ULS处理的污泥具有很小的影响。这些结果表明，随着ULS百分比的增加，更多的细胞在被分解的同时更多的酶被释放到离散液体中，这导致酶的水解作用的提高。然而，ULS的影响不是线性的，意味着100％ULS处理的污泥没有产生50％ULS处理的污泥的两倍溶解。这示出了污泥100％ULS处理不是有利的选择，然而，20％及以上对后续酶处理产生影响。

还发现超声波处理增加了后续嗜热酶处理的SCOD溶解动力学。例如，进行24小时嗜热酶处理SCOD达7.8g/L，而当100％污泥被超声处理则只需3小时的热处理就可获得这一SCOD。动力学的增加是由于底物和胞内酶之间的接触随着更多细胞的分解而增加。通过ULS对絮凝体的破坏和胞外酶的释放还提高了酶到底物的传质作用。

由图6B和6C可以看出，相比单独的嗜热酶处理，ULS提高了蛋白质和碳水化合物溶解的动力学。直到嗜热酶处理6小时，含量一直增加，但由于嗜热菌消耗了氮和碳水化合物，因此该含量随后下降了。这表明在厌氧消化步骤之前较长的嗜热酶处理是不适宜的，因为一些蛋白质和碳水化合物被降解为CO₂。

65℃下的结果

图7示出了65℃下得到的可溶性COD、蛋白质和碳水化合物含量。正如所预期的，相比55℃，65℃下的COD、蛋白质和碳水化合物溶解的程度及速率都提高了。这是由于提高的细胞溶解和较高的酶活性。关于最终的SCOD含量，100％ULS等于1小时的超嗜热处理。两个条件都产生～5g SCOD/L。当100％的污泥被超声处理，达到8g SCOD/L需要少于1小时的超嗜热条件。然而，单独超嗜热预处理达到那一水平则需要24小时。因此，ULS明显缩短了超嗜热酶处理。

可以看出，蛋白质溶解的程度随着ULS处理的污泥百分比的增加而增加。这与我们之前在55℃下的观察结果一致。然而，在65℃下，ULS的影响是更加主要的，如在10％这样低的百分比下显著更高的溶解速率所示。这证明了65℃下更高的蛋白酶活性。有趣的是，与55℃下观察到的相比，在65℃下可溶性蛋白质含量没有净减少(net decrease)。这表明蛋白质溶解的速率要高于蛋白质被超嗜热菌降解和消耗的速率。然而，可溶性碳水化合物被超嗜热菌消耗，如在6小时后在含量上的净减少所表明的。该净减少对于100％ULS处理样本来说是不显著的，表明ULS还能够在一定程度上抑制超嗜热菌的生长，避免可溶性碳水化合物的消耗。

实施例5

WAS中内源酶的定性分析

在这一部分中我们报道了更多WAS中水解酶的定性证据。出于这一目的，我们使用具有琼脂(10g/L)、磷酸钾(50mM)和20ml/L的脱脂奶的Petri培养皿。

为了强调产生微生物的这些水解酶和蛋白酶的存在，我们将不同预处理(ULS、热酶处理；65℃水浴中6、24小时)后的污泥样本(0.5μL)吸取到酪蛋白-琼脂Petri培养皿的孔中。这些Petri培养皿含有50mM的磷酸钾、20ml/L的脱脂奶和10g/L的琼脂。由于牛奶中的酪蛋白，这些培养皿最初在外观上发白，透明的斑块表明酪蛋白被水解酶降解了。脱脂奶的酪蛋白使Petri培养皿呈发白的颜色。将这一蛋白质添加到琼脂培养基中允许我们观察能够降解酪蛋白的菌落。如果菌落产生了降解酪蛋白的蛋白酶，则在该菌落周围将产生透明的斑块。制备若干未加工WAS的稀释液以便能够在于37℃下培养的Petri培养皿上观察单独的菌落。图8下示出了若干菌落的生长和少数菌落能够降解酪蛋白并在其周围留下透明斑块。这示出了WAS含有蛋白水解菌的证据。

由此可以看出，即使当Petri培养皿用保鲜膜密封以便在培养期间减少氧气的量，蛋白水解菌仍能够生长(图9)。这示出了这些细菌很可能是兼性的且酪蛋白的酶降解也不受这些较低的氧气条件的影响。

图10示出了当WAS未稀释时，随后Petri培养皿中几乎所有的酪蛋白都被降解了，这示出了WAS中蛋白酶的极强的作用。

此外，使用无菌环将图9的菌落分离到新的Petri培养皿上，然后在55℃下培养以显示这些蛋白水解菌是否能够在嗜热范围内生长。有趣的是，图11示出了这些细菌在55℃下不能够生长，但它们的酶(用环一起分离的)在55℃仍是活跃的并且能够降解酪蛋白，在Petri培养皿上留下透明斑块。

在下一步骤中，我们试图将单独的菌落分离到新的Petri培养皿(图12)。除了图12左下方的真菌与细菌共同生长的图片外，该分离步骤是成功的。有趣的是，这两种微生物仍能够降解酪蛋白。

实施例6

蛋白酶以及产生蛋白酶的微生物的定性分析

在这一部分，图13示出了在超嗜热酶处理期间所涉及的有关蛋白酶的定性结果。可以看出，当Petri培养皿在55℃下培养时，在未超声处理的样本中没有检测到蛋白酶(图13A)，示出了液相中存在的游离的酶活性是微不足道的。可以看出，尽管在湿热温度下检测到一些蛋白水解活性，但没有细菌生长，这表明产生这些酶的微生物不是嗜热的。

在图13B中，将经超声处理和未经超声处理的样本吸取到孔中，然后将Petri培养皿置于37℃下培养。发现产生蛋白酶的嗜温菌在生长期间能够生长良好并且能够释放胞外蛋白酶，如菌落周围的透明斑块所示出的。此外，ULS的使用提高了这些微生物的生长，如更大的菌落以及更大的耗尽酪蛋白的斑块所证明的。通过ULS破坏细菌絮凝体提高了这些嗜温微生物产生的蛋白酶。当这些细菌在絮凝体内或EPS结构内被捕获时，则不能在最佳条件下产生蛋白酶。

在图13C中，可以看出超嗜热处理(65℃，24小时)也对这些细菌具有影响，因为在预处理期间65℃下处理的时间越长意味着更多的细胞溶解，这也是为什么与图13B的6小时样本相比，观察到更少且更小的菌落。然而，在超嗜热处理下存活的细菌仍能够再次产生蛋白酶，而且若在此之前应用ULS可再次提高生长和酶产量。当样本在55℃下培养时，由于其他不产生蛋白酶的微生物(真菌和细菌)的生长，该定性分析是不可能的(数据未示出)。蛋白酶生产者和非生产者之间的竞争与55℃下观察到的蛋白质和碳水化合物的消耗一致。

实施例7

在联合预处理WAS期间超声波处理小比例的WAS

我们发现在超声波处理期间的温度升高也在COD溶解中起作用。发现WAS含有能够产生蛋白酶的蛋白水解微生物且这些酶在嗜热温度下是活跃的。使用内源酶得到了高达11,000mg/L的SCOD。为了获得更多的认识，对小百分比(1％、3％、5％、7％和10％)的污泥进行了超声波处理(30秒、3500J)，然后在65℃下培养。图14示出了可溶性COD、碳水化合物和蛋白质随时间的进程。

图14示出了用超声波处理5％的WAS相比于处理10％的WAS，溶解了更多的SCOD，但差异在500mg/L之内。小部分(1到10％)的超声波处理总体给出了相似的结果。此外，在5％处的动力学得到了提高。这些结果示出了需要对少量的WAS进行超声波处理(至少10％)以观察影响。对于蛋白质，5％超声波处理的WAS在5小时后得到最大的溶解，但在24小时后最终含量随超声波处理的WAS的百分比的增加而增加。对于碳水化合物，1％超声波处理的WAS在9小时后得到最大的动力学和最终含量，之后依次是0％、10％、7％和5％。

实施例8

在ULS和酶预处理期间的TSS和VSS去除

表3示出了联合预处理期间的TSS和VSS去除。可以看出，单独的ULS产生的TSS去除低于10％，而热处理产生的TSS去除在20-23％的范围内。当50％的污泥被超声波处理然后在65℃下处理，随后得到最大值27％的TSS和VSS去除。超声波处理100％的污泥没有增加这一去除，证明高比例的超声波处理是不需要的。

	TSS去除％	VSS去除％
				0	0
ULS 20％(5,000kJ/kg TS)	4.6	2.36
			ULS 50％(5,000kJ/kg TS)	7.28	5.91
ULS 100％(5,000kJ/kg TS)	8.62	6.86
			未加工+55℃、24小时	20.5	19.15
未加工+65℃、24小时	22.22	22.93
			ULS 20％+55℃、24小时	21.65	23.4
ULS 50％+55℃、24小时	21.46	20.57
			ULS 100％+55℃、24小时	22.8	22.46
ULS 20％+65℃、24小时	23.75	23.4
			ULS 50％+65℃、24小时	27.2	26.95
ULS 100％+65℃、24小时	24.33	24.35

表3.联合ULS/嗜热和超嗜热酶预处理期间的TSS及VSS去除

实施例9

污泥预处理对厌氧可生物降解性的影响

最终，使用生化产甲烷潜力试验评估了通过新的联合预处理得到的SCOD的可生物降解性。发现使用联合超声波处理和热处理，生物气和甲烷产量分别增加了15％和19％(图15)。WAS的最终可生物降解性从259mlCH₄/g VS增加到308mlCH₄/g VS。

实施例10

联合污泥预处理对厌氧可生物降解性的影响

由于已经发现通过联合ULS和超嗜热酶处理得到了更高的SCOD，所以期望使用联合预处理发现更高的甲烷潜力。图16示出了新的联合预处理的BMP(生化产甲烷潜力)结果。发现甲烷产量增加了25％，而生物气中甲烷百分比升高到高于6％。

Claims

1.一种预处理剩余活性污泥的方法，所述方法由以下步骤构成：

(a)提供剩余活性污泥；

(b)使所述剩余活性污泥经受超声波处理；和

(c)使所述超声波处理的剩余活性污泥在45℃到85℃的温度下经受热处理步骤，其中，所述步骤(a)到(c)按顺序执行。

2.根据权利要求1所述的方法，其中，将步骤(a)的所述剩余活性污泥分为第一部分和第二部分，仅使所述第一部分经受步骤(b)，然后与所述第二部分混合，以使混合的第一部分和第二部分经受步骤(c)。

3.根据权利要求2所述的方法，其中，所述第一部分占所述剩余活性污泥的0.5wt％到99wt％。

4.根据权利要求3所述的方法，其中，所述第一部分占1wt％到80wt％。

5.根据权利要求4所述的方法，其中，所述第一部分占2.5wt％到60wt％。

6.根据权利要求5所述的方法，其中，所述第一部分占5wt％到50wt％。

7.根据权利要求6所述的方法，其中，所述第一部分占7wt％到40wt％。

8.根据权利要求7所述的方法，其中，所述第一部分占10wt％到25wt％。

9.根据权利要求7所述的方法，其中，所述第一部分占20wt％或50wt％。

10.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述剩余活性污泥经受超声波处理10秒到1小时。

11.根据权利要求10所述的方法，其中，所述剩余活性污泥经受超声波处理30秒到30分钟。

12.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述超声波处理使用0.5～3kwh/m³处理的剩余活性污泥的功率。

13.根据权利要求12所述的方法，其中，所述超声波处理使用1～2kwh/m³处理的剩余活性污泥的功率。

14.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述超声波处理步骤使用2500-7500kJ/kg总固体的比能耗。

15.根据权利要求14所述的方法，其中，所述超声波处理步骤使用5000kJ/kg总固体的比能耗。

16.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述超声波处理步骤在19kHz～200kHz的频率下进行。

17.根据权利要求16所述的方法，其中，所述超声波处理步骤在20kHz的频率下进行。

18.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述步骤(c)的温度为45℃～80℃。

19.根据权利要求18所述的方法，其中，所述步骤(c)的温度为45℃～75℃。

20.根据权利要求19所述的方法，其中，所述步骤(c)的温度为50℃～70℃。

21.根据权利要求20所述的方法，其中，所述步骤(c)的温度为65℃。

22.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述步骤(c)的热处理为30分钟到24小时。

23.根据权利要求22所述的方法，其中，所述步骤(c)的热处理为45分钟到10小时。

24.根据权利要求23所述的方法，其中，所述步骤(c)的热处理为1小时到6小时。

25.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述步骤(c)的热处理在没有混合和曝气的情况下进行。

26.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述步骤(c)的热处理在搅拌所述剩余活性污泥的情况下进行。

27.根据权利要求2所述的方法，其中，所述第一部分为50wt％并且步骤(c)的热处理在65℃下进行24小时。

28.根据权利要求1到9任一项所述的方法，其中，所述方法进一步包括将预处理的剩余活性污泥投入到需氧或厌氧消化器中。

29.根据权利要求28所述的方法，其中，所述方法进一步包括将所述预处理的剩余活性污泥投入到嗜温厌氧消化器或嗜热厌氧消化器中。

30.根据权利要求29所述的方法，其中，所述厌氧消化器为嗜热厌氧消化器。