CN110709357B - 污泥处理方法 - Google Patents

污泥处理方法 Download PDF

Info

Publication number
CN110709357B
CN110709357B CN201880022042.1A CN201880022042A CN110709357B CN 110709357 B CN110709357 B CN 110709357B CN 201880022042 A CN201880022042 A CN 201880022042A CN 110709357 B CN110709357 B CN 110709357B
Authority
CN
China
Prior art keywords
sludge
pretreatment
free ammonia
anaerobic digester
days
Prior art date
Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
Active
Application number
CN201880022042.1A
Other languages
English (en)
Other versions
CN110709357A (zh
Inventor
Q·王
Z·袁
H·段
W·魏
Current Assignee (The listed assignees may be inaccurate. Google has not performed a legal analysis and makes no representation or warranty as to the accuracy of the list.)
University of Queensland UQ
Original Assignee
University of Queensland UQ
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Priority claimed from AU2017901156A external-priority patent/AU2017901156A0/en
Application filed by University of Queensland UQ filed Critical University of Queensland UQ
Publication of CN110709357A publication Critical patent/CN110709357A/zh
Application granted granted Critical
Publication of CN110709357B publication Critical patent/CN110709357B/zh
Active legal-status Critical Current
Anticipated expiration legal-status Critical

Links

Images

Classifications

    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F11/00—Treatment of sludge; Devices therefor
    • C02F11/02—Biological treatment
    • C02F11/04—Anaerobic treatment; Production of methane by such processes
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F1/00—Treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F1/66—Treatment of water, waste water, or sewage by neutralisation; pH adjustment
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/02—Aerobic processes
    • C02F3/12—Activated sludge processes
    • C02F3/1205—Particular type of activated sludge processes
    • C02F3/1221—Particular type of activated sludge processes comprising treatment of the recirculated sludge
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2209/00—Controlling or monitoring parameters in water treatment
    • C02F2209/06—Controlling or monitoring parameters in water treatment pH
    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F2209/00—Controlling or monitoring parameters in water treatment
    • C02F2209/14—NH3-N
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02E—REDUCTION OF GREENHOUSE GAS [GHG] EMISSIONS, RELATED TO ENERGY GENERATION, TRANSMISSION OR DISTRIBUTION
    • Y02E50/00—Technologies for the production of fuel of non-fossil origin
    • Y02E50/30—Fuel from waste, e.g. synthetic alcohol or diesel
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02W—CLIMATE CHANGE MITIGATION TECHNOLOGIES RELATED TO WASTEWATER TREATMENT OR WASTE MANAGEMENT
    • Y02W10/00—Technologies for wastewater treatment
    • Y02W10/10—Biological treatment of water, waste water, or sewage

Landscapes

  • Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
  • Engineering & Computer Science (AREA)
  • Chemical & Material Sciences (AREA)
  • Hydrology & Water Resources (AREA)
  • Organic Chemistry (AREA)
  • Water Supply & Treatment (AREA)
  • Environmental & Geological Engineering (AREA)
  • Oil, Petroleum & Natural Gas (AREA)
  • Molecular Biology (AREA)
  • Health & Medical Sciences (AREA)
  • General Chemical & Material Sciences (AREA)
  • Chemical Kinetics & Catalysis (AREA)
  • Biodiversity & Conservation Biology (AREA)
  • Microbiology (AREA)
  • Treatment Of Sludge (AREA)
  • Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)

Abstract

一种处理源自污水或废水的污泥的方法，该方法包括使污泥经受pH为8.9或更高并且游离氨(FA)含量为100mg NH3‑N/L或更高的处理步骤。可将处理的污泥进料到生物反应器中以产生甲烷。

Description

污泥处理方法
技术领域
本发明涉及污泥处理方法。在一些实施方案中，本发明涉及处理来自用于废水处理厂的废水处理/二次处理的生物反应器的污泥，其中将经处理过的污泥进料到厌氧消化器、需氧消化器中或返回用于处理废水的生物反应器中。在其他实施方案中，本发明涉及处理来自筛网或初级沉降器的污泥。
背景技术
微生物过程在废水处理中起着重要作用。特别地，它们支持废水的生物处理，这是用于废水处理的最具成本效益和环境友好的方法。
典型的先进废水处理厂接收来自污水主管的废水。首先处理废水以除去大颗粒(通过筛选，或通过初级沉降器，或两者)。然后，液体进入生物反应器，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，并且在一些情况下将氨进一步转化为氮气。一些生物反应器也实现了生物除磷。该过程导致生物质的生长。然后通常在二级沉降器中将生物质与液体分离。
然后将来自二级沉降器(其包括大部分分离的生物质)的污泥在厌氧消化器或好氧消化器中进行处理，有时与在初级沉降器中的沉降过程产生的初级污泥一起处理。在厌氧消化器中，污泥的BOD被转化为甲烷。来自厌氧消化器的产物还包括可被废弃的固体和液流。在好氧消化器中，污泥中的一部分有机物被矿化，从而实现稳定化并减少待处理的污泥。
还存在围绕上述一般过程的各种变型。
用于处理初级流出物的生物反应器可由需氧区/条件、缺氧区/条件和甚至厌氧区/条件组成。在整个说明书中，术语“用于处理废水的生物反应器”用于指其中微生物利用废水流组分或催化废水流组分转化成其他组分的任何反应器。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，或者其可以在两种或更多种此类条件下操作(通常按顺序操作，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在需氧条件下操作，并且生物反应器的底部可在厌氧条件下操作)。
在典型的废水处理厂中，生物营养物去除和能量回收都需要有机碳。从废水中去除高水平营养物的要求经常是初级沉降器的废除，以满足废水处理厂下游工艺中对营养物去除的碳需求。然而，废除初级沉降器消除了用于厌氧消化的富含能量的流。这降低了处理厂的能量产出，并且使得通过厌氧消化的能量回收在中小型废水处理厂中是经济上不可行的。
有机碳进料对营养物去除的高需求的一个原因是生物质生产。在这方面，在用于处理废水的生物反应器中，正在发生的反应通常是生物驱动的。因此，催化这些反应的微生物生长并产生大量的生物质。这些微生物将大量有机碳同化为生物质。通常，进料到生物反应器中的有机碳的30-40％被活性细菌细胞形式的细菌细胞以及由细胞死亡和裂解产生的碎片同化，随后作为过量的次级污泥从生物反应器中除去。
通常将次级污泥供应至厌氧消化器，以将污泥的BOD转化为含有甲烷的沼气(biogas)。然而，这种大的次级污泥流虽然含有大量的有机碳，但生物可降解性很差。通常需要对污泥进行预处理来破碎细菌细胞壁以使其碳更易于用于厌氧消化器中的反应(诸如甲烷产生)，或在另一生物反应器中作为用于反硝化的外部碳源用于处理废水。
生物废水处理厂(WWTP)的扩增已经导致产生越来越多的废水污泥，其由初级污泥和次级污泥组成。厌氧消化是一种在废水污泥弃置之前稳定废水污泥的有利的污泥破坏方法。除了实现污泥稳定以外，厌氧消化还提供了从浓缩废物流中回收有机物作为甲烷形式的可再生生物能的机会。决定厌氧消化中的污泥破坏和甲烷产生的两个基本性质是水解速率和降解程度。增加动力学水解速率或固有的降解程度将增强甲烷产生并因此改善厌氧消化器性能。
厌氧消化之前的预处理技术(诸如热、机械、化学和生物攻击)已被开发来增强厌氧性甲烷产生，从而改变污泥的基本性质。例如，已经证明在170℃下预处理5分钟的预处理的次级污泥的甲烷产量增加了60％。其他工作人员表明，与单阶段嗜温厌氧消化相比，温度分阶段的厌氧消化(temperature phased anaerobic digestion)(TPAD)(嗜热-嗜温)实现二次淤泥中甲烷产量增加16％。有人提出，TPAD期间甲烷生产性能的提高归因于水解速率的增加，而内在的固有降解程度不受影响。
然而，大多数上述预处理技术由于大量的能量和/或化学品消耗而有成本缺陷，并且可由于增加的二氧化碳排放而导致负面的环境后果。
Chandran等名下的美国专利公开号2010/0233777描述了控制生物脱氮反应器中的硝化反应、以促进氨部分消化成亚硝酸盐而非将氨完全氧化成硝酸盐的方法。在这方面，含氮化合物(主要是氨)是严重的水污染物，正受到越来越严格的政府监管。这导致需要从污水中除去氮的高效方法。典型的脱氮循环使用细菌将氨转化为亚硝酸盐和硝酸盐。在完全亚硝化过程中，铵氧化细菌(AOB)将氨氧化成亚硝酸盐。亚硝酸盐氧化细菌(NOB)然后将亚硝酸盐(NO2-)氧化成硝酸盐(NO3-)。亚硝酸盐氧化成硝酸盐会消耗铵氧化成硝酸盐所需氧气的25％。在随后的脱氮过程中，硝酸盐被还原成亚硝酸盐，亚硝酸盐通过一氧化氮和一氧化二氮进一步还原成二氮气。该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占硝酸盐完全转化为二氮气所需的碳量的40％。
在US2010/0233777中，公开了控制生物脱氮反应器中的硝化反应以促进氨部分硝化成亚硝酸盐而非将氨完全氧化成硝酸盐的方法。在一些实施方案中，该美国专利申请中公开的方法包括将反应器中的pH 维持在促进氨氧化细菌生长的范围内，将反应器中溶解氧的浓度保持在限制铵氧化细菌完成硝化的范围内，选择在适合于保持在反应器中氨氧化细菌浓度增加同时降低亚硝酸盐氧化细菌浓度的范围内的操作固体保留时间，以及增加反应器中游离氨的浓度，从而抑制反应器中亚硝酸盐氧化细菌的生长。
如US 2010/0233777的第[0016]段所述，部分硝化作用是由氨氧化细菌(AOB)优于亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的选择性增殖引起的。根据所公开的主题的系统和方法包括BNR反应器操作参数，其促进AOB相优于NOB的增殖并因此促进部分硝化。为了限制亚硝酸盐氧化成硝酸盐并因此帮助BNR反应器中的AOB浓度建立，在硝化期间保持低溶解氧浓度，这用于防止AOB细菌完成硝化，因为AOB通常具有比NOB更高的氧亲和力。另外，以促进选择性NOB洗出的操作固体保留时间(SRT)操作BNR反应器。随着AOB开始超过NOB，发现更高的游离氨(FA)浓度，这有助于进一步抑制NOB生长。
在US 2010/0233777中公开的具体实施方案中，将反应器中的pH 控制在约7.4至7.6，以促进氨氧化细菌的生长。例如，可通过添加用于调节pH的化学物质(诸如碳酸氢钠)来控制pH。将反应器中溶解氧的范围控制在约0.6至2.5mg O2/L(ppm)。这些范围是US2010/0233777 中为pH和溶解氧提供的唯一具体范围。
Piculell等，“The inhibitory effects of reject water on nitrifyingpopulations grown in different biofilm thickness”, Water Research 104(2016)292-302描述了这样的研究，其中将来自以主流废水进料的完全硝化MBBR系统的生物膜载体暂时暴露于来自污泥脱水中的排弃水，以将这作为在现实条件下抑制NOB和实现亚硝酸盐产生的可能策略进行评估。排弃水暴露几乎总是导致生物膜中亚硝酸盐的产量增加。在返回主流操作后，排弃物暴露的影响在系统中保持4 天。与排弃物暴露相关的游离氨浓度增加可能是抑制的原因，尽管不能排除其他因素。
Piculell指出AOB和NOB都可被FA(游离氨)和FNA(游离亚硝酸)抑制，NOB通常更敏感，并且通过暴露于适当水平的FA或FNA，有可能只抑制NOB。然而，该水平并不明显，文献中报道了许多不同的结果。另外，一定体积浓度的FA或FNA对较大聚集体中NOB的抑制作用可能与生物膜中的不同。在关于活化的污泥、生物膜和纯培养物的研究中已观察到不同的抑制作用，并且硝化细菌在小聚集体和较薄的生物膜中对抑制可能比在较大细菌簇中更敏感。
在Piculell中进行的抑制试验中，将来自中试反应器的完全硝化生物膜暴露于不同加载速率的来自污泥脱水的排弃水。通过在主流操作条件下连续运行3至4天起始每个抑制试验，无论反应器是否在20℃下与中试装置(19至34mg NH4-N/L)进料相同的主流HRAS流出物，之后将进料转换为市政排弃水(870至1010mg NH4-N/L)并将温度升至 30℃。在暴露于排弃水1至2天后，将反应器恢复到主流条件并再操作 2至4天。在整个试验期间，溶解氧浓度保持相对稳定(在主流和排弃物操作期间分别为5.8±0.8和5.2±0.9gm/L)。由于反应器中的进料速率、负载和活性变化，pH值亦变化(在主流和排弃物操作期间分别为 7.6±0.2和8.1±0.7)。
尽管在Piculell中监测了pH，但似乎没有以任何方式控制pH。 Piculell没有讨论添加碱性物质(诸如氢氧化钠或碳酸钠)来控制pH值。在Piculell中给出的结果显示最大FA(mg NH3-N/L)范围为0.60至 272mg/L。Piculell发现治疗的成功显然依赖于具有薄生物膜；对亚硝酸盐产生的积极影响在厚度为50μm的生物膜中比厚度为400μm的生物膜中更高和更经常发生，其中在厚度为400μm的生物膜中亚硝酸盐产生可忽略不计。Piculell还发现，虽然在排弃物暴露后亚硝酸盐的产量增加，但在不影响AOB的情况下无法完全消除NOB活性。 Piculell推测，即使在完全硝化的生物膜中反复暴露于排弃水也可能导致NOB的抑制，并且反复暴露于排弃水可能确实导致并逐渐增加生物膜中NOB的抑制。根据目前的研究，Piculell建议，将完全硝化生物膜转化为高效亚硝化的可能处理策略是在指定的排弃物暴露时间内大约每三天重复暴露于排弃水。然而，Piculell还警告说，对系统的反复干扰也可能导致朝向更具弹性的群落的群体转移(population shift)，这可能会不利于亚硝酸盐的产生。
在讨论抑制的原因时，Piculell指出先前的研究已显示在pH超过 8时对AOB和NOB活性的显著负面影响，表明在该研究中观察到的升高的pH可能已经引起抑制。但由于pH的变化与TAN(总铵氮)强烈相关，因此不可能将pH的个别影响与FA的可能影响分开。通过增加排弃物暴露，有可能获得显著超过先前观察到的抑制值的FA浓度。因此，升高的FA可能是该研究中抑制的主要原因。先前在FA低于1mg NH3-N/L 时已经注意到NOB抑制，而在10至150mg NH3-N/L时注意到AOB抑制。因此有人提出，亚硝酸盐积累的理想操作范围是5至10mgNH3-N/L。然而，在本研究中，AOB和NOB两者在厚度为400μm的生物膜中暴露于高达100mgNH3-N/L的FA后似乎未受影响。然而，对于50μm厚的生物膜，AOB和NOB更敏感，当FA超过50mgNH3-N/L时活性逐渐下降。这些结果表明，与悬浮的生物质相比，在生物膜中需要浓度显著更高的FA来抑制AOB和NOB，并且厚的生物膜相较于较薄的生物膜对抑制更不敏感。
应清楚地理解，如果本文提及现有技术出版物，则这种提及并不意味着承认该出版物构成澳大利亚或任何其他国家的本领域公知常识的一部分。
发明概述
本发明涉及用于处理污泥的方法和用于处理污水或废水的方法，所述方法可以至少部分地克服上述缺点中的至少一个缺点或为消费者提供有用的或商业的选择。
鉴于以上内容，本发明一方面广泛地涉及处理源自污水或废水的污泥的方法，所述方法包括使污泥经受pH为8.9或更高并且游离氨(FA) 含量为100mg NH3-N/L或更高的处理步骤。
在一个实施方案中，污泥包含来自二级沉降器或来自用于处理污水或废水的生物反应器的次级污泥。在另一个实施方案中，污泥包含来自污水或废水处理厂的初级污泥。初级污泥可包括从初级沉降器收集的初级污泥或从筛网收集的污泥。
在一个实施方案中，处理步骤中的pH为8.9至10.5，或8.9至 10.0，或8.9至9.5，或9.0至9.5，或9.1至9.5，或9.2至9.5，或 9.3到9.5，或约9.3。
在一个实施方案中，处理步骤中的FA浓度范围为100至1000mg NH3-N/L，或250至1000mg NH3-N/L，或250至900mg NH3-N/L，或 250至800mg NH3-N/L，或250至700mg NH3-N/L，或250至680mg NH3-N/L，或400至700mg NH3-N/L，或420至680mg NH3-N/L。
在本发明的方法中，将pH控制在指定范围内。如果pH降至8.9以下，可通过监测pH并加入碱性试剂来控制pH。碱性试剂可包括氢氧化钠、碳酸钠、氢氧化钙或可将pH增加至8.9或更高的任何其他碱性试剂。在一个实施方案中，通过添加含有溶解铵(NH4 +)的液体获得处理步骤中指定的游离氨含量，所述溶解铵的浓度使得在处理步骤的pH下，在处理反应器中实现所需的游离氨浓度。在一些实施方案中，含有溶解铵的液体具有0.5至4g/L NH4 +-N，或1.0至3.0g/L NH4 +-N，或1.0 至2.0g/L NH4 +-N的溶解铵的浓度。含有溶解铵的液体可包括从厌氧消化过程中取出的液体。在其他实施方案中，铵可以从商业供应商处购买。在这些实施方案中，加入的铵浓度可以高得多(从而允许加入较小体积的含铵液体)。
在一个实施方案中，含有溶解的氨的液体包含厌氧消化液。
在一些实施方案中，污泥在其与游离氨接触的反应器中的停留时间可以是2小时至1周，或4小时至48小时，或6小时至24小时。在实践中，处理时间可能由具体废水处理厂的操作参数设定。
在一些实施方案中，连续用游离氨处理污泥，尤其是在其中将污泥进料到产生甲烷的下游反应器(诸如厌氧消化器)的实施方案中。在一个实施方案中，可将厌氧液连续进料到反应器中，并且当pH下降至最小值以下时可以添加碱。
在其他实施方案(尤其是其中处理主要涉及洗出NOB的那些实施方案)中，可间歇性地处理污泥。例如，污泥可以在规定的pH下用游离氨处理2小时至7天，然后是1天至3个月或1天至1个月或7天到1个月的非处理期。
在一些实施方案中，如果含有溶解铵的液体具有相对较低浓度的溶解铵，则可以在处理步骤中使用更高的pH以获得所需的游离氨浓度。如果含有溶解铵的液体具有相对较高的溶解铵浓度，则可以在处理步骤中使用较低的pH以获得所需的游离氨浓度。然而，处理步骤中使用的最低pH应为8.9。
在一个实施方案中，将在本发明中处理的污泥送至厌氧消化器，厌氧消化器形成甲烷。在该实施方案中，本发明人发现，通过在将污泥进料到厌氧消化器之前处理污泥大大提高了甲烷的产量。
在本发明的一个实施方案中，将在处理步骤中处理的污泥送至厌氧消化器，厌氧消化器形成甲烷和厌氧消化液，将至少部分厌氧消化液返回到处理步骤。这是有利的，因为厌氧消化液将含有溶解铵，其随后在处理步骤中存在的pH条件下形成游离氨。因此，在该实施方案中，可能没有必要提供单独的铵或氨源来进料到处理步骤。有效地，可以通过整个污水处理方法或废水处理方法的厌氧消化步骤产生所需的氨含量。在该实施方案中，为了添加到处理步骤，需要购买或现场产生的唯一一种额外的化学品是碱性试剂，以在处理步骤中获得所需的pH条件。
在一个实施方案中，本发明的方法包括将废水或污水进料到生物反应器中，从生物反应器获得次级污泥，在pH为8.9或更高并且游离氨 (FA)含量为100mg NH3-N/L或更高的条件下处理次级污泥以获得经处理过的次级污泥，将经处理的次级污泥进料到厌氧消化器中以形成甲烷和厌氧消化液，并使至少一些厌氧消化液通过处理次级污泥的处理步骤。
在一个实施方案中，在用游离氨处理次级污泥的步骤之前，使次级污泥增稠。可使用常规的增稠技术。通过使次级污泥增稠，将较小体积的材料进料到游离氨处理步骤，从而允许使用较小的容器或罐，这降低了资金成本。另外，当处理较小体积的材料时，可能需要较少的碱性试剂来获得所需的pH水平。可将污泥增稠至固体水平在2重量％至15重量％或4重量％至8重量％的范围内。
在另一个实施方案中，该方法包括从污水或废水中获得初级污泥，在pH为8.9或更高并且游离氨(FA)含量为100mg NH3-N/L或更高的条件下处理初级污泥以形成经处理的污泥，将经处理的污泥进料到厌氧消化器中以形成甲烷和厌氧消化液，并将至少一些厌氧消化液返回到初级污泥处理步骤。
在一个实施方案中，初级沉降器形成污泥流和液体流，将液体流进料到生物反应器中以形成次级污泥，也将次级污泥进料到厌氧消化器中。在一个实施方案中，将部分厌氧消化液与初级沉降器中或者初级沉降器上游的废水或污水混合。
在涉及将经处理的污泥进料到厌氧消化器中的本发明的所有实施方案中，在厌氧消化器中形成厌氧消化器污泥。厌氧消化器污泥可形成可被弃去的废弃流。理想地，将离开厌氧消化器的流出物进行脱水步骤以形成厌氧消化液和脱水的厌氧消化器污泥。
先前已经报道过(Belmonte,M.,Hsieh,C.,Figueroa,C., Campos,J.,Vidal,G.,2011.Effect of free ammonia nitrogen on the methanogenic activity of swinewastewater.Electron.J. Biotechn.14(3),2-2)，在40mg NH3-N/L的游离氨浓度下，产甲烷活性被抑制80％。因此，可能有些令人惊讶的是，在本发明的污泥处理步骤中使用显著更高的游离氨浓度不会延迟或限制后续在厌氧消化器中从经处理的污泥产生甲烷。
在其中将经处理的污泥进料到厌氧消化器中的本发明的实施方案中，厌氧消化器可具有任何常规设计和操作。
在第二方面，本发明提供了用于产生甲烷的方法，包括将污泥进料到厌氧消化器或厌氧反应器中以形成甲烷的步骤，其特征在于在进料到所述厌氧消化器或厌氧反应器之前，已在pH为8.9或更高并且游离氨 (FA)含量为100mg NH3-N/L或更高的条件下处理了所述污泥。
污泥可包括初级污泥或可包含次级污泥。针对本发明第一方面描述的其他条件同样适用于本发明的第二方面。
在本发明的第二方面的一个实施方案中，已经历FA处理步骤的污泥在厌氧消化器或厌氧反应器中的停留时间为5天至50天，或7天至 40天，或10天至30天。
在第三方面，本发明提供处理废水的方法，包括在pH为8.9或更高并且游离氨(FA)含量为100mg NH3-N/L或更高的条件下处理从废水中获得的污泥，将经处理的污泥通过厌氧消化器，从厌氧消化器中取出流出物流，将厌氧消化液从流出物流中分离出来，并将至少部分厌氧消化液返回到在pH为8.9或更高并且游离氨(FA)含量为100mg NH3-N/L 或更高的条件下处理污泥的步骤。
在一个实施方案中，在游离氨处理步骤中处理的污泥包含来自生物反应器的次级污泥。
在一个实施方案中，在游离氨处理步骤中处理的污泥包含初级污泥。
在另一个实施方案中，在游离氨处理步骤中处理的污泥包含初级污泥和次级污泥的混合物。
在一个实施方案中，在厌氧消化器中产生甲烷。甲烷可用作可被回收和储存以备后用的能量源。
在第四方面，本发明提供了处理废水的方法，其包括以下步骤：在生物反应器中处理废水或废水污泥，将在生物反应器中产生的部分或全部次级污泥传送至厌氧消化器，在pH为8.9或更高并且游离氨(FA)含量为100mg NH3-N/L或更高的条件下处理在生物反应器中产生的次级污泥的另一部分，以及将经处理的污泥转移到生物反应器中。
在本发明的该方面的一个实施方案中，从厌氧消化器中除去厌氧消化液，并将部分厌氧消化液送至游离氨处理步骤。还可将一些厌氧消化液返回生物反应器。
在一些实施方案中，本发明的这个方面能够有效地在生物反应器中选择AOB而非NOB，从而导致通过亚硝酸盐途径(也称为亚硝酸盐分流) 而非通过硝酸盐途径发生反硝化。
根据本发明的处理废水的方法可包括许多其他常规步骤，诸如从废水中初步分离固体，在生物反应器中处理废水以及从生物反应器中回收次级污泥，通过增加其固体浓度(例如通过澄清或增稠)处理初级污泥或次级污泥，将次级污泥返回到处理废水的生物反应器，将来自厌氧消化器的流出物脱水以产生厌氧消化液和厌氧消化器污泥，并处置厌氧消化器污泥。
可容易地将根据本发明的处理废水的方法整合到现有的废水处理厂中。
可以以任何组合将本文描述的任何特征与本文描述的本发明范围内任何一个或多个另外特征进行组合。
本说明书中对任何现有技术的引用都不是，也不应被视为承认或以任何形式暗示该现有技术形成公知常识的一部分。
附图简述
将参考以下附图描述本发明的各种实施方案，其中：
图1显示在实施例1中使用FA(85-680mg NH3-N/L)、碱性(pH＝10) 和铵(800mg NH4 +-N/L)预处理次级污泥24小时后SCOD增加的图表；
图2显示在实施例1中通过FA(85-680mg NH3-N/L)、碱性(pH＝10) 和铵(800mg NH4 +-N/L)预处理从次级污泥产生的累积甲烷的图表；
图3显示通过模型拟合((A)：使用单底物模型；(B)：使用双底物模型)得到的测量和模拟生化甲烷产生曲线图(符号代表实验测量，线代表模型拟合)。图3(左手侧)显示实施例1中前8天的放大；
图4显示实施例1中各种预处理系统中水解速率(k,d-1)和生化甲烷潜力(B0,LCH4/kg添加的VS)的95％置信区间的图表。
图5显示基于实施例1中提出的WWTP中FA预处理技术以最大化甲烷形式的能量回收的“闭环”概念的流程图；
图6显示在实施例2中在各种预处理进行24小时后初级污泥的主要特征的变化图。误差棒表示一式三份测试的标准误差；
图7显示实施例2中通过FA(85～680mg NH3-N/L)、碱性(pH＝10) 和铵(800mg NH4 +-N/L)预处理进行的初级污泥的累积厌氧性甲烷产生 (A)和VS破坏(B)的图表。误差棒代表一式三份测试的标准误差；
图8 显示实施例2中通过一级动力学模型(符号表示实验测量值，线表示模拟值)得到的测量和拟合的生化甲烷产生曲线图。图8的左手侧显示前8天的放大图。误差棒表示一式三份测试的标准误差。
图9显示实施例2中各种预处理系统中水解速率(k，d-1)和生化甲烷潜力(B0,LCH4/kg添加的VS)的95％置信区间；
图10显示了WWTP中基于所提出的FA预处理技术以增强从初级污泥的厌氧性甲烷产生的“闭环”的流程图；
图11显示其中在实施例3中于基线相(即无FA处理)中操作反应器的流程图；
图12显示其中在实施例3中于实验相(即具有FA处理)中操作反应器的流程图；
图13显示实施例3的反应器流出物中亚硝酸盐累积比(NO2 -- N/(NO2 --N+NO3 --N)×100％)相对于时间的图表；
图14显示实施例3的反应器流出物中含氮化合物浓度相对于时间的图表；以及
图15显示WWTP中基于FA技术以选择性地洗出亚硝酸盐氧化细菌并实现亚硝酸盐途径的新型“闭环”概念的流程图。
具体实施方式
本领域技术人员将理解，提供附图是为了说明本发明的优选实施方案。因此，应该理解，不应认为本发明仅限于附图中所示的特征。
实施例1
该实施例涉及根据本发明用于处理次级污泥的一个实施方案的方法。
次级污泥和接种物均用于进行实验。从Brisbane的生物氮和磷去除WWTP的增稠污泥中收集次级污泥，其污泥停留时间(SRT)为15天。次级污泥用作底物。收集次级污泥的同时从同一WWTP中的接受混合的初级和次级污泥的厌氧消化器中获得接种物。嗜温厌氧消化器的SRT 为15-18天。将接种物用于生物降解次级污泥。次级污泥和接种物的主要性质显示于表1中。
表1-次级污泥和接种物的主要性质
Figure BDA0002217957220000131
进行一系列批实验以评估FA、碱和铵预处理条件对次级污泥增溶作用的影响。将3.5L次级污泥加入到7批反应器(每批0.5L)中。对于FA预处理，将不同体积的铵原液(3.0M)加入到4批反应器中以获得分别为100、300、500和800mg NH4 +-N/L的铵浓度，如表2所示。这些铵浓度可以在实际应用中从WWTP的厌氧消化液中现场获得。使用NaOH溶液将pH维持在10.0±0.1。铵与上面采用的pH条件一起导致FA浓度在85与680mg NH3-N/L之间(表2)。FA浓度通过式 S(NH4 +-N+NH3-N)×10pH/(Kb/Kw+10pH)测定，其中Kb/Kw值使用下式确定： Kb/Kw＝e6 ,344/(273+T)(Anthonisen等，1976)。所有批反应器保持在约25℃。在无外部铵添加的情况下，在pH 10.0下进行碱预处理(表2)。铵预处理在800mg NH4 +-N/L下进行(表2)，这是FA预处理中使用的最高铵浓度。没有进行pH控制，记录的pH值约为6.9，导致非常低的FA 浓度，4mgNH3-N/L。进行碱和铵预处理测试以评估增强的甲烷产生是归因于碱预处理还是铵预处理。也在没有pH控制或铵添加的情况下建立了另一个批反应器(即对照)(表2)。将磁力搅拌器用于混合所有反应器。所有测试持续24小时。
表2-本研究中使用的预处理条件a
Figure BDA0002217957220000132
Figure BDA0002217957220000141
a在所有测试中，温度为室温(25℃)。预处理时间为24小时。
b8mg NH4 +-N/L和pH 6.9是原始次级污泥中的铵浓度和pH值
在每个组中，在预处理之前和之后测定VS、TS和SCOD浓度三次，并且次级污泥的增溶作用表示为SCOD释放除以次级污泥的VS。
通过生化甲烷潜力(BMP)测试评估用FA、碱和铵预处理由次级污泥产生的甲烷，所述测试在Wang等(2013年)中进行了详述。使用具有100mL工作体积的血清小瓶(160mL)进行BMP测试。向每个BMP测试小瓶中加入80mL接种物和20mL次级污泥，得到基于VS的接种物与次级污泥的比率为2.0±0.1。在将次级污泥加入BMP测试小瓶之前，使用1M HCl将经历FA和碱预处理的次级污泥的pH调节至6.9 (即对照反应器中的pH)。使用氮气(以1L/分钟)冲洗小瓶约2分钟以确保厌氧条件。之后，使用具有铝卷边盖的橡胶塞密封小瓶，然后将小瓶放入在35℃下操作的培养箱中。还操作空白，其仅含有相同体积的MilliQ水和接种物(即没有次级污泥)。进行一式三份测试。BMP 测定持续50天，直至沼气产量降低到可忽略的水平。
在前7天中的每一天以及之后以2-6天的间隔记录沼气(即H2, CH4,CO2)的组成和产量。通过将沼气的体积乘以沼气中甲烷的百分比来确定甲烷的体积，并将其计算为标准压力和温度(1个大气压，25℃) 下的值。通过从空白小瓶(即没有次级污泥)中的甲烷产量扣除测试小瓶(即具有次级污泥)中的甲烷产量来确定来自次级污泥的甲烷产量。将甲烷产量记录为甲烷体积除以VS质量(L CH4/kg VS)。
通过生化甲烷潜力(B0)和水解速率(k)评估次级污泥的甲烷产生潜力和动力学。通过使用一级动力学模型拟合获自BMP测定的甲烷产量数据来确定它们。使用改进的Aquasim 2.1d。目标函数是平方误差之和(Jopt)(Batstone等，2003)。B0和k的不确定性表面也由Aquasim 2.1d在模型有效性F检验的基础上估计，置信度为95％(Batstone等，2003)。
在该研究中使用两种类型的模型。第一种采用单底物模型，仅考虑一种底物类型(Wang等，2013；Rao等，2000)(方程式(1))：
B(t)＝B0(1-e-kt) (1)
其中B(t)是给定时间t时的生化甲烷产量(L CH4/kg VS)；t是时间(天)。
第二种采用双底物模型(方程式(2))，其将次级污泥样品分成可快速生物降解的物质和可缓慢生物降解的物质(Wang等，2013；Rao等， 2000)。这旨在评估预处理如何分别影响可快速生物降解的物质和可缓慢生物降解的物质。
Figure BDA0002217957220000151
其中B0,rapid是可快速生物降解的物质的生化甲烷潜力(L CH4/kg添加的VS)；B0,slow是可缓慢生物降解的物质的生化甲烷潜力(L CH4/kg添加的VS)；krapid是可快速生物降解的物质的水解速率(天-1)；kslow是可缓慢生物降解的物质的水解速率(天-1)。
使用B0，根据方式式(3)评估次级污泥的降解程度(Y)：
Y＝B0/380×RSS (3)
其中B0是次级污泥的生化甲烷潜力(L CH4/kg添加的VS)；380是标准条件(25℃，1个大气压)下次级污泥的理论生化甲烷潜力(L CH4/kg TCOD)(Metcalf和Eddy，2003)；RSS是本研究中次级污泥的VS 转化为TCOD的测量百分比(即0.72)。
使用孔径为0.45μm的Millipore过滤器单元过滤次级污泥样品以测量NH4 +-N和SCOD。通过Lachat QuikChem8000流动注射分析仪测定NH4 +-N浓度。基于标准方法测量VS、TS、SCOD和TCOD浓度。
在每个取样事件开始时通过压力计测试沼气的体积。在每次采样事件开始时，使用压力计测量沼气的体积。基于BMP测试小瓶的顶部空间中的压力增加测定产生的气体的体积，并在标准条件(1atm，25℃) 下记录。通过配备有热导检测器(GC-TCD)的PerkinElmer自动系统气相色谱仪测量沼气组成(即CH4,CO2和N2)。
结果–实施例1
FA预处理对次级污泥溶解的影响-图1显示在FA(85-680mg NH3-N/L)、碱性(pH＝10)和铵(800mg NH4 +-N/L)预处理24小时后次级污泥的增溶作用。一般而言，FA和碱性预处理导致SCOD释放增加 (p<0.05)，而与对照相比，铵预处理在SCOD释放中不起作用(p>0.05)。对于对照(不添加铵或调节pH，表2)和铵预处理的次级污泥，SCOD仅上升约0.03mgSCOD/mg VS。相比之下，在所有测试的FA浓度(即 85-680mg NH3-N/L)下，使用FA处理，SCOD增加了约0.4mg SCOD/mg VS，与对照和铵处理相比，其次级污泥的增溶作用增加了10倍。在碱预处理(pH＝10)的情况下，SCOD释放增加(0.4mg SCOD/mg VS)与FA 预处理的情况相当(p>0.05)。更多的SCOD释放揭示了更多的细胞外聚合物质(EPS)和/或细胞被破坏并由颗粒物质形成可溶性物质。
FA预处理对生化甲烷产生的影响-图2显示在所有测试中在整个BMP测定期(即50天)期间测量的甲烷产量。总体而言，在整个期间，与对照相比，在250-680mg NH3-N/L下的FA预处理获得了更高的(p<0.05)甲烷产量，其中在420mg NH3-N/L的FA水平下达到最高的甲烷产量。相比之下，只有当消化时间少于18天时，来自FA预处理(85mg NH3-N/L)和pH 10预处理的次级污泥的累积生化甲烷产量才增加(p<0.05)，之后与对照相当(p>0.05)。有趣的是，85mg NH3-N/L (在100mg NH4 +-N/L下pH 10)下的FA预处理和pH 10下的碱性预处理获得相似(p>0.05)的甲烷产量，表明通过85mg NH3-N/L的FA预处理获得的甲烷产量增加可能仅仅归因于pH 10预处理。然而，250- 680mg NH3-N/L(300-800mg NH4 +-N/L下pH 10)下的FA预处理获得的甲烷产量比单独的pH 10预处理更高(p<0.05)。另外，铵预处理(800 mg NH4 +-N/L)获得与对照相比类似的(p>0.05)甲烷产量，表明铵预处理在增加甲烷产量方面没有发挥作用。这些结果表明，较高浓度(例如>250mg NH3-N/L)下的FA预处理可有效增强次级污泥的甲烷产生，并且提高的甲烷产量归因于FA而非单独的pH或铵。
生化甲烷潜力和水解速率的估计-两个主要参数(即生化甲烷潜力(B0)和一级水解速率(k))通过两个模型(即单底物模型和双底物模型)来测定。
单底物模型-图3A显示了通过单底物模型产生的模拟生化甲烷产生特征谱，其揭示了甲烷产生数据与该模型的令人满意的拟合。表 3和图4显示了利用FA、碱和铵预处理的其测定的B0和k以及95％置信域。总体上，>250mg NH3-N/L的FA预处理获得与对照相比更高的 (p<0.05)B0和k。当FA浓度在420与680mg NH3-N/L之间时，获得了B0和k的最大增加，其被测定为与无预处理的次级污泥相比约22％ (160至195L CH4/kg添加的VS)和140％(0.22至0.53d-1)。这种趋势也在图4中清楚地显示出来。同时，在于420mg NH3-N/L的FA水平下预处理次级污泥后，Y也从0.30d-1增加到0.36d-1(表3)。这表明>250mg NH3-N/L下的FA预处理可以增加k、B0和Y。相反，85mg NH3-N/L下的FA预处理和pH 10下的碱预处理未显著影响(p>0.05) B0，对k具有相似的效果(p<0.05)(另见图4)，其增加了约85％(从 0.22d-1至0.41d-1)。然而，800mg NH4 +-N/L下的铵预处理对k和B0均不起作用(p>0.05)。
表3-使用单底物模型测定的在不同FA浓度下次级污泥的水解速率(k)、生化甲烷潜力(B0)和降解程度(Y)
Figure BDA0002217957220000171
双底物模型-图3B显示通过双底物模型产生的模拟生化甲烷产生特征谱，其揭示了甲烷产生被很好地捕获。该结果表明次级污泥的组成呈异质形式。表4显示了B0,rapid、krapid、Yrapid以及B0,slow、kslow、Yslow的测定值。总体而言，>250mg NH3-N/L下的FA预处理导致增加的 (p<0.05)krapid、B0,rapid和Yrapid，尽管在85mg NH3-N/L和pH 10的情况下参数鉴定差(见表4中的对角线区域)。它们分别从121L CH4/kg 添加的VS、0.33d-1和0.22(对于未处理的次级污泥)增加到155-161 L CH4/kg添加的VS、0.54-0.68d-1和0.29-0.30(在250-680mgNH3- N/L的FA水平下)。这表明FA预处理显著影响了可快速生物降解的物质的生化甲烷潜力、水解速率和降解程度。然而，随着FA浓度的变化， B0,slow、kslow和Yslow没有显著变化(p>0.05)。结果表明FA预处理对可缓慢生物降解的物质没有显著影响。
表4-使用双底物模型测定的不同FA浓度下的krapid、B0rapid、Yrapid和kslow、B0slow、Yslow、B0,total
Figure BDA0002217957220000181
表中的阴影区域表示差的参数鉴定
该研究表明，使用>250mg NH3-N/L的FA预处理次级污泥可增强厌氧性甲烷产生，这归因k和B0的增加。FA预处理次级污泥的较高溶解可能有助于增强的k(图1)。增加的B0表明>250mg NH3-N/L下的FA 预处理将次级污泥中的一些不可生物降解的材料转化为可生物降解的物质。然而，次级污泥的较高溶解作用不是B0提高的原因。这是因为 pH 10预处理获得与85-680mg NH3-N/L的FA预处理相似的次级污泥溶解作用，但未提高B0。Paul和Liu(2012)和Wang等(2014)也表明，次级污泥的增强的溶解作用不一定会提高B0。这与FNA预处理的结果形成对比，其中次级污泥的增强的溶解作用推测在提高的B0中起作用(Wang等，2013)。双底物模型还表明FA诱导的B0和k的提高可归因于可快速生物降解的物质而非可缓慢生物降解的物质。
基于所提出的FA预处理技术的WWTP“闭环”概念示于图5中。 FA是可回收的化学品，其可直接从WWTP的废物(即厌氧消化液)中获得。厌氧消化液通常具有1.0-2.0g N/L的铵浓度和7.5-8.6的pH。还可通过添加适量的碱，使FA浓度容易地达到680mg NH3-N/L。提高的甲烷产量将对应于要求运输和处理的次级污泥的量的减少，从而降低相应的成本。由于这种FA预处理技术旨在利用WWTP的废物(即厌氧消化液)来提高WWTP的甲烷产量，因此其将为WWTP从“线性经济”向“循环经济”的范式转变树立榜样。
在本研究中通过BMP测试获得实验结果。为了评估建议的基于FA 的技术的潜在经济可行性，通过桌面放大研究(desktop scaling-up study)假定经和未经FA预处理的次级污泥在全规模WWTP中经历连续厌氧消化，其中SRT为15天(见表S1)。采用Batstone(2013)描述的数值不确定性传播方法(Numerical uncertainty propagation method)使用公式(4)估计甲烷产量。公式4用于基于BMP测试测定的 B0和k来估计连续厌氧消化器中的厌氧性甲烷产生。
B(t)＝B0×(1-1/(1+k×t)) (4)
图2表明，在420mg NH3-N/L下的次级污泥预处理的情况下，在 15天的消化时间时获得最高甲烷产量。因此，选择420mg NH3-N/L下的FA预处理用于以下经济和环境评估。根据方程式(4)，对于420mg NH3-N/L下的FA预处理和对照的情况，基于相应的B0和k将来自次级污泥的生化甲烷产量(即B(t)，t＝15天)分别测定为170和120L CH4/kg添加的VS。这分别对应于32％和23％的污泥降解(基于VS)。经济评估结果示于表S1中。与无FA预处理的系统相比，420mg NH3-N/L 下的FA预处理可以节省$0.5/人/年(参见表S1)。这可归因于提高的甲烷产量(节省$0.4/人/年)和增强的次级污泥的降解(节省$0.3/人/ 年)减去与次级污泥预处理相关的额外成本($0.2美元/人/年)。因此，基于FA的预处理技术在经济上是有利的。然而，应该指出的是，经济分析结果只应被视为指示性的，因为它们取决于当地条件，并且可能会因国家而异。
还基于CO2排放评估了建议的FA预处理技术的环境分析。与对照相比，在420mgNH3-N/L下进行FA预处理，预计CO2排放量将减少 3.0kg CO2/人/年(表S1)。这归因于由于甲烷产量的提高而消耗较少的化石燃料(尽管基于FA的技术本身会产生较少的CO2排放)的事实。因此，基于FA的技术是环境友好的。
Wang等(2013)先前提出基于游离亚硝酸(FNA)的技术是用于增强甲烷形式的能量回收的有前途的技术。然而，该技术的有利方面在于通过厌氧消化液的侧流亚硝化进行原位FNA生产。不幸的是，在大多数WWTP中不存在侧流亚硝化反应器，这使得原位FNA生产变得困难。相比之下，本实施例中提出的基于FA的技术不依赖于侧流亚硝化反应器。该技术所需的关键化学品(即FA)可直接从厌氧消化液中获得。因此，基于FA的技术更适用于没有侧流亚硝化反应器的WWTP，而基于FNA的技术更适用于具有侧流亚硝化反应器的WWTP。
通过生化甲烷潜力(BMP)测定评估了基于游离氨(FA)预处理增强来自次级污泥的厌氧性甲烷产生的可行性。从本实施例可以得出以下结论：
·高于250mg NH3-N/L的FA预处理可有效提高来自次级污泥的厌氧甲烷产量。
·高于250mg NH3-N/L的FA预处理可提高次级污泥的生化甲烷潜力和水解速率。
·FA预处理是潜在的经济上和环境上有利的用于在厌氧消化之前对次级污泥进行预处理的技术。该技术所需的关键化学品(即FA)是可再生材料，并且可直接从厌氧消化液中获得。
实施例2
在本实施例中，研究了用游离氨处理初级污泥及其对来自初级污泥的好氧甲烷产生的影响。
本实施例使用的底物是初级污泥，从当地生物营养物去除WWTP的初级沉降器中收集所述初级污泥。作为接种物，厌氧消化的污泥获自处理上述WWTP中的混合污泥的嗜温厌氧消化器(SRT＝15～18天；SRT：污泥停留时间)。接种物用于在将在后面描述的生物化学甲烷潜力测试中生物降解初级污泥。接种物和初级污泥的特征列于表5中。
表5-实验中使用的初级污泥和接种物的特性。
参数 初级污泥 接种物
总固体(TS)(g/L) 37.4±0.5 27.9±0.2
挥发性固体(VS)(g/L) 29.7±0.5 21.1±0.2
总化学氧需求量(TCOD)(g/L) 41.4±0.5 28.9±0.2
可溶化学氧需求量(SCOD)(g/L) 3.6±0.1 0.7±0.1
挥发性脂肪酸(VFA)(g/L) 1.2±0.1 0.1±0.1
总凯氏氮(TKN)(g N/L) 2.7±0.2 3.2±0.1
可溶性凯氏氮(SKN)(g N/L) 0.2±0.1 1.3±0.1
NH<sub>4</sub><sup>+</sup>(g N/L) 0.08±0.01 1.2±0.1
pH 5.6±0.1 8.1±0.1
进行一系列批量测试以评估FA预处理对初级污泥的主要特征(即 SCOD、SKN、NH4 +-N和VFA)的影响。将2.8L初级污泥平均分到7个相同的批反应器中。然后将一定体积的铵原液(3.0mol NH4 +-N/L)加入到四个反应器中以获得所需的铵浓度(即100、300、500和800mgNH4 +- N/L)，如表6中所述。设计的NH4 +-N/L浓度可以从真实WWTP中的厌氧消化液原位获得。之后，调节初级污泥的pH并将其控制在10.0± 0.2。这导致分别为85、250、420和680mgNH3-N/L的指定FA浓度。使用数学表达式S(NH4 +-N+NH3-N)×10pH/(Kb/Kw+10pH)计算FA的浓度，其中 Kb/Kw由Kb/Kw＝e6,344/(273+T)确定(Anthonisen等，1976)。还设置了不添加铵或无pH控制的对照反应器(表2)。剩余的2个批反应器单独用碱(pH＝10)和单独用铵(NH4 +-N＝800mg/L)预处理(表2)。800mg NH4 +- N是在所研究的FA预处理中应用的最大铵浓度。这是为了分析后来确定的增加的甲烷产量是由铵预处理还是由碱预处理导致的。所有测试持续24小时。
表6-本研究中使用的预处理条件a。
Figure BDA0002217957220000221
a在所有测试中，温度为室温(25℃)。预处理时间为24小时
b80mg NH4 +-N/L和pH 5.6是原始初级污泥中的铵浓度和pH值
一式三份测量预处理之前和之后的初级污泥的主要特征(SCOD、 SKN、NH4 +-N和VFA)。然后，将在24小时预处理期期间测量的SCOD、 SKN、NH4 +-N和VFA的变化表示为生物量具体值除以初级污泥的相应 VS。
在预处理后，使用生化甲烷潜力(BMP)测定法(如Jensen等(2011) 和Wang等(2013)中所述)研究了经历和未经历FA、碱和铵预处理的初级污泥的厌氧性甲烷产生。使用盐酸(1mol/L)将经历碱性和FA预处理的初级污泥的pH值调节至5.6±0.2(即对照小瓶中的pH值，参见表6)。将75mL接种物和25mL初级污泥(基于干燥VS的比率为约 2.0±0.1)加入到160mL血清小瓶中。在厌氧污泥消化之前，用氮气冲洗所有小瓶以除去氧气并用橡胶塞和铝卷边盖密封。然后，将它们置于35±1℃的温控培养箱中进行50天，以确保完全厌氧消化。另外，设置一个空白，其中加入等体积的Milli-Q水代替初级污泥并与接种物混合。所有测试以一式三份进行。
监测沼气产量和组成。通过将沼气的体积乘以沼气中甲烷的百分比来确定甲烷的体积，并将其计算为在标准条件下(1atm，25℃)的值。通过扣除空白小瓶中的甲烷产生来计算来自初级污泥的甲烷产量。将甲烷产量报告为每千克添加的VS产生的甲烷的体积(LCH4/kg添加的 VS)。
将污泥样品通过孔径为0.45μm的一次性Millipore过滤器单元进行过滤，以用于分析SCOD、SKN、NH4 +-N和VFA。使用Lachat Quik- Chem 8000流动注射分析仪(LachatInstrument,Milwaukee)测定 NH4 +-N浓度。TS、VS、TCOD、SCOD、TKN、SKN和VFA的分析按照标准方法(APHA,2005)进行。使用校准的玻璃体探针(TPS,Brisbane, Australia)测量污泥的pH。用配备有热导检测器的Perkin Elmer环注射气相色谱法(GC)测定沼气组成(N2、H2、CH4和CO2)。在每个取样事件开始时通过压力计测试沼气的体积。
通过使用Aquasim 2.1d的改进版本将BMP测试中甲烷产生的实验数据拟合一级动力学模型来评估水解速率(k)和生化甲烷潜力(B0)。测量数据与模型预测的数据之间的残差平方和(RSS)是目标函数 (J)(Batstone等，2003)。k和B0的最佳集组将是RSS被最小化的集组(Jmin)。一级动力学模型示于方程式(1)(Batstone等，2003；Wang等， 2013)中。
B(t)＝B0(1-e-kt) (1)
其中B(t)是t时的生化甲烷产量(L CH4/kg VS)；t是时间(天)；B0是生化甲烷潜力(L CH4/kg VS)；k是水解速率(d-1)。
通过方程式(2)(Metcalf和Eddy,2003)测定初级污泥的VS破坏百分比：
Y(t)＝B(t)/380×RSS (2)
其中Y(t)是时间t时的初级污泥的VS破坏百分比；380是标准条件(1atm,25℃)下的理论生化甲烷潜力(L CH4/kg TCOD)；RSS是初级污泥中VS与TCOD的比率(即在本研究中为0.72)。
初级污泥降解程度(Y0)由方程式(3)(Metcalf和Eddy，2003)确定：
Y0＝B0/380×RSS (3)
其中B0＝生化甲烷潜力(L CH4/kg VS)；380＝标准条件(1atm,25℃) 下的理论B0(L CH4/kg TCOD)；RSS＝初级污泥中VS与TCOD的测量比率 (即在本研究中为0.72)。
使用基于Batstone等(2003年)的方法的目标表面搜索确定B0和k的不确定性表面。
FA预处理对初级污泥溶解作用的影响-图6显示使用FA(85～ 680mg NH3-N/L)、铵(800mg NH4 +-N/L)和碱性(pH＝10)预处理24小时后初级污泥主要特征的变化。所有FA浓度预处理的初级污泥中SCOD 的增加是相似的(p>0.05)，并且大约是同期对照中形成的SCOD增加的10倍(p<0.05)(0.40mg COD/mg VS对比0.04mg COD/mg VS)。这表明在FA预处理后发生了初级污泥的显著溶解作用。在碱预处理 (pH＝10)的情况下，增加的SCOD释放(0.40mgCOD/mg VS)与FA预处理的情况相当(p>0.05)，而铵预处理与对照相比未增加SCOD的释放(p>0.05)。在SKN的情况下也观察到类似的趋势(图1)。所有水平(85～ 680mg NH3-N/L)下的FA预处理在SKN释放中起到相似(p>0.05)显著 (p<0.05)的作用，其达到0.05mg SKN/mgVS。这与pH 10下碱性预处理情况的SKN释放相似(p>0.05)。相比之下，在对照的情况下观察到仅0.002mg SKN/mg VS的SKN释放，这与来自通过800mg NH4 +- N/L下的铵预处理的初级污泥的SKN释放相似。这确认了SCOD结果。
然而，NH4 +-N和VFA结果与SCOD和SKN结果具有不同的趋势。在所有预处理条件下，从初级污泥产生的NH4 +-N和VFA的量相似(p>0.05)，尽管在FA和碱性预处理的情况下观察到更高的SKN和SCOD释放。这表明尽管初级污泥的有机物质在FA和碱性预处理的情况下被显著增溶，但它们不能被进一步生物降解来产生NH4 +-N和VFA，这可能归因于FA对微生物的抑制/毒性。
FA预处理对来自初级污泥的厌氧甲烷产量的影响-在BMP测试中将预处理的初级污泥与接种物(即厌氧消化的污泥)混合后，记录累积的甲烷产量直至其达到静止水平。图7A显示，当消化时间少于7天时，250～680mg NH3-N/L下的FA预处理的初级污泥的累积甲烷产量少于(p<0.05)对照，但之后高于(p<0.05)对照。这表明，当消化时间超过7天时，较高浓度(例如>250mg NH3-N/L)下的FA预处理可有效增强初级污泥的甲烷产生。累积甲烷产量也受FA浓度的影响。当消化时间少于7天时，与在420和680mg NH3-N/L下的FA预处理相比，250mg NH3-N/L下的FA预处理获得更高的(p<0.05)甲烷产量。相反，当厌氧消化时间超过第7天时在420mg NH3-N/L下的FA预处理达到最高的甲烷产量。有趣的是，在50天的消化期中，在85mg NH3-N/L 的FA预处理、pH 10下的碱性预处理、800mg NH4 +-N/L的铵预处理和对照的情况之间获得相似的(p>0.05)甲烷产量。这些结果表明，pH 10下的碱预处理和800mg NH4 +-N/L的铵预处理不影响厌氧性甲烷产生，FA>250mg NH3-N/L时提高的甲烷产量(消化时间>7天)归因于FA 而非单独的pH或铵。
甲烷产生结果反映了初级污泥的VS破坏(参见方程式2)，其示于图7B中。初级污泥的VS破坏显示出与甲烷产生相似的趋势。当消化时间超过7天时，250～680mg NH3-N/L的FA预处理的初级污泥比对照、pH 10下的碱性预处理和800mg NH4 +-N/L下的铵预处理具有更高的(p<0.05)VS破坏。在50天的BMP测试结束时，250～680mg NH3- N/L的FA预处理的初级污泥的VS破坏率(68％～73％)高于对照、碱性 (pH 10)和铵预处理的初级污泥的VS破坏率(均为63％左右)。这表明较高浓度(例如>250mg NH3-N/L)下的FA预处理可以增强初级污泥的 VS破坏，从而降低相应的污泥输送和处理成本。
基于模型的甲烷产生结果分析–将来自50天的BMP测试的实验测量的甲烷产生数据拟合一级动力学模型，结果示于图8中。图8证明该模型很好地捕获了测量的甲烷产量数据。计算水解速率(k)和生化甲烷潜力(B0)并列于表7中。总之，250～680mg NH3-N/L下的FA预处理对k具有负面影响(p<0.05)，与对照相比其下降了24～38％(即从0.29天-1下降至0.18～0.22天-1)。相比之下，250～680mg NH3- N/L下的FA预处理显著增加(p<0.05)B0，与对照相比其增加了8～17％ (即从331L CH4/kg VS增加至357～387L CH4/kg VS)，其中在FA浓度为420mg NH3-N/L时达到最高的B0增加。相应地，在实施250～680 mg NH3-N/L的FA预处理后，初级污泥的降解程度(Y0)也从0.63增强至0.68～0.73。然而，85mg NH3-N/L下的FA预处理、pH 10下的碱性预处理和800mg NH4 +-N/L下的铵预处理具有相似的(p>0.05)B0和 k，并且与对照相比基本上不影响(p>0.05)B0和k。
表7-使用一级动力学模型在不同预处理条件下的估计的k、B0和 Y0(具有标准误差)
Figure BDA0002217957220000261
图9显示所有研究案例中B0和k的95％置信区间。对照、85mg NH3- N/L的FA、碱性和铵预处理间的重叠置信区间在统计学上表明相似的B0和k。相反，基于250～680mg NH3-N/L的FA预处理的置信区间向左上方移动表明k受到负面影响，并且250～680mg NH3-N/L的FA浓度提高了B0。
用于增强来自初级污泥的厌氧性甲烷产生的FA预处理技术–本实施例证明当消化时间超过7天时，>250mg NH3-N/L的FA预处理有效地增加了来自全规格初级污泥的厌氧甲烷产量。基于模型的分析表明，通过FA预处理提高的B0是增加的厌氧性甲烷产生的原因。
基于所提出的FA预处理技术，WWTP中的“闭环”的新颖概念描述于图10中。作为可回收的化学品，FA可以直接从厌氧消化液中产生(pH 7.5～8.6，1.0～2.0g NH4 +-N/L和33℃)。这相当于30～560mg NH3- N/L的FA水平(Cervantes,2009；Fux等，2006)，这已经足以增加甲烷的产量(即FA>250mg NH3-N/L)。通过施用适量的碱，也可以容易地达到680mg NH3-N/L的FA水平。增加的甲烷产量等于需要运输和处置的初级污泥的减少量，从而降低了相应的成本。由于这种FA技术依赖于WWTP废物(即厌氧消化液)的使用来增强来自WWTP的厌氧性甲烷产生，因此其将为WWTP从“线性经济”向“循环经济”的范式转变树立榜样。
为了进一步阐明所提出的FA预处理技术在其经济可行性方面的适用性，将本研究中获得的实验结果用于进行FA技术的经济分析。通过使用桌面放大分析，以15天的SRT利用厌氧消化器在全规模WWTP中进行该分析。图7显示当消化时间为15天时，在420mg NH3-N/L的预处理条件下获得最高甲烷产量，在该预处理条件下来自初级污泥的甲烷产量测量为365L CH4/kg添加的VS(在对照的情况下为320L CH4/kg添加的VS)，对应于68％的污泥破坏(基于VS)(在对照的情况下为60％)。因此，选择420mg NH3-N/L下的FA预处理用于后面的经济和环境评估。经济分析结果如表S1中所描述的。与无FA预处理的WWTP相比，420mg NH3-N/L FA预处理可节省$0.8/PE/年(表S1；PE：人口当量)，这归因于增加的甲烷产量(即节省$1.0/PE/年)和增加的初级污泥降解(即节省 $0.5/PE/年)减法与初级污泥预处理相关的可能的额外成本($0.7/PE/ 年)。因此，FA预处理技术在经济上是有利的。然而，应该指出的是，这项工作中报告的经济评估结果应该只被视为指示性的，这归因于实际成本可能会根据当地条件而变化、也可能因国家而异的事实。
也在CO2排放方面分析了所提出的FA预处理技术的潜在环境影响。与对照相比，对于420mg NH3-N/L下的FA预处理，估计总CO2排放量下降了7.0kg CO2/PE/年。减少的CO2排放归因于由增强的甲烷产生导致的化石燃料消耗减少，尽管FA预处理技术本身可能会导致小量的CO2排放。因此，FA技术可被认为是环境友好的。
应该强调的是，尽管FA预处理可用作增强厌氧性甲烷产生的潜在技术，但与其他记录的技术的直接定量效率比较是困难的，因为结果在很大程度上取决于污泥特性。因此，在本领域中需要使用相同的污泥并在在相似的操作条件下进行未来研究。
实施例1证明了FA预处理技术还能够增强来自次级污泥的厌氧性甲烷产生(Wei等，2017)。这表明可对初级污泥和次级污泥的混合物实施FA预处理技术，以最大化来自WWTP的废物流的甲烷产生。相比之下，尽管之前Wang等(2013)报道了游离亚硝酸(FNA)预处理技术是用于提高来自次级污泥的厌氧甲烷产量的有效技术，但FNA预处理技术对来自初级污泥的厌氧性甲烷产生具有负面影响(Zhang等，2016)。因此，只能在次级污泥上实施FNA预处理。此外，基于FNA的技术的一个重要有利方面是通过厌氧消化液的侧流亚硝化原位生产FNA(Wang等，2013)。不幸的是，目前大多数WWTP没有侧流亚硝化反应器，这将使FNA的原位生产变得困难。相比之下，这项工作的FA技术不需要侧流亚硝化反应器。这种新技术所需的FA可以直接从厌氧消化液中容易地获得。因此， FA预处理更适用于没有侧流亚硝化反应器的WWTP。
应该指出的是，这项工作仅仅是针对所提出的FA技术的概念验证研究，因此在该工作中没有进行进一步的技术优化。可以调整FA浓度和预处理时间以获得甚至更高的甲烷产量。此外，将进行连续测试以评估FA预处理对厌氧消化物的脱水性能力的可能影响。在本项工作中没有进行该测试，因为在BMP试验瓶中已加入了大量的接种物，其掩盖了FA对厌氧消化的初级污泥的脱水能力的影响。
本实施例中基于模型的分析显示，在250～680mg NH3-N/L的FA预处理后生化甲烷潜力(B0)更高，比原始初级污泥的生化甲烷潜力高8～ 17％。较高的B0导致了厌氧性甲烷产生的表现更好。然而，与对照相比， 250～680mg NH3-N/L的FA预处理后，水解速率(k)降低了24～38％。这解释了与对照相比，在前7天的BMP测试期期间甲烷产量较低。FA预处理技术与其他报道的预处理技术(例如Ge等，2010)形成对比。例如，按温度分阶段的(temperaturephased)厌氧消化通常会增加k而不影响B0(Ge等，2010)，而FNA预处理对初级污泥的B0和k都有负面影响(Zhang等，2016)。
如SCOD和SKN的较高释放所示，250～680mg NH3-N/L的FA预处理导致初级污泥的较高增溶作用(参见图6)。这表明在FA预处理后可能破坏更多细胞和/或EPS并将其转化为可溶性底物。然而，初级污泥的较高增溶作用不是B0提高的原因。这是因为85mg NH3-N/L的FA预处理和 pH 10预处理获得了与250～680mg NH3-N/L的FA预处理相似的初级污泥增溶作用，但没有增加B0。Zhang等，(2016)也表明，初级污泥的增溶作用增强并不一定能提高B0。提高的B0可能是因为FA预处理将初级污泥中的部分耐性材料(refractory materials)转化为可生物降解的材料。然而，250～680mg NH3-N/L的FA预处理对k有负面影响。这表明厌氧消化器的水力停留时间(hydraulic retention time)应足够长 (例如，在本研究中>7天)，以便在应用FA预处理技术时实现更高的厌氧性甲烷产生。然而，这在现实中不是问题。这是因为全规格厌氧消化器的水力停留时间通常超过10天(例如15～20天)，因此使用FA预处理可以增强初级污泥的厌氧性甲烷产生。
实施例3
通过将铵(NH4+)完全氧化成硝酸盐(NO3-)(硝化)，然后将硝酸盐 (NO3-)还原成氮气(N2)(反硝化)来实现废水处理系统中的常规生物脱氮工艺。硝化和反硝化都涉及作为中间体的亚硝酸盐(NO2 -)。如果在亚硝酸盐处终止硝化，则可以实现从亚硝酸盐至氮气的反亚硝化(即通过亚硝酸盐途径除去氮)。通过亚硝酸盐代替硝酸盐去除氮可以将硝化作用的氧需求减少25％，并且还将反硝化的化学氧需求量(COD)减少40％。 COD需求的降低对于COD与氮气比率低的废水非常有利。获得亚硝酸盐途径的关键点是从系统中选择性地洗出亚硝酸盐氧化细菌(NOB)，同时保留铵氧化细菌(AOB)。本实施例涉及基于游离氨(FA)的技术的开发，该技术选择性地消除NOB并基于侧流污泥处理实现亚硝酸盐途径。
在本实施例中，使用具有8L工作体积的一个实验室规模的依序批式反应器(SBR)。SBR的操作包括两个阶段：基线阶段(即无FA处理) 和实验阶段(即有FA处理)。反应器以缺氧-好氧模式操作(每个循环6 小时)。
在基线阶段(即无FA处理)，按照如图11中所示的流程图操作反应器。合成废水模拟正常废水和厌氧消化液的混合物，其中在下一部分中进一步描述精确组成。在每个循环中，在进料期间将2L合成废水泵入每个SBR中，这导致水力停留时间(HRT)为24小时。通过每循环消耗133ml混合液将SRT维持在15天。将溶解氧(DO)保持在约1.0 mg/L。记录pH但不控制其，在一个典型循环中其在7.0与7.3之间变化。在温控室(22±2℃)中操作SBR。
在实验阶段，每天消耗约2286ml污泥。首先将废弃的污泥增稠，然后每天转移到FA处理单元(图2)，并使用210mg NH3-N/L(NH4 +- N＝800mg/L；pH＝8.9；T＝22℃)处理24小时。这样，平均污泥处理频率为每天0.29反应器体积(即(2286ml/天)/(8000ml反应器工作体积)＝0.29。通过将部分FA处理后的污泥重新循环回至SBR使SBR的 SRT仍然保持在15天。在实验阶段，按照图12所示的流程图操作反应器。
合成废水由正常废水和厌氧消化液组成。正常废水由各种成分组成，以模拟真实的生活污水，其中总化学需氧量(TCOD)和总凯氏氮(TKN) 浓度分别为300mg/L和50mg/L。详细组成为(每升)：83mg奶粉、 60mg蔗糖、61mg淀粉、12mg蛋白胨、29mg酵母提取物、45mgCH3COONa、153mg NH4Cl(40mg NH4 +-N)、14mg KH2PO4、13mg K2HPO4、 600mg NaHCO3、2.5mgFeSO4·7H2O、0.06mg ZnCl2、0.06mg MnCl2·4H2O、 0.19mg NaMoO4·2H2O、0.13mg CoCl2·6H2O、0.04mg NiCl2·6H2O、 0.06mg CuSO4、0.06mg H3BO3、0.19mg MgCl2、0.44mg CaCl2。厌氧消化液含有NH4HCO3并被返回主流反应器(即SBR)并促成额外的20％氮负荷。
图13显示反应器流出物中亚硝酸盐累积比率(NO2 --N/(NO2 --N+NO3 - -N)×100％)的图。图14显示反应器流出物中的含氮化合物浓度。在图 13和图14的结果中，在FA处理之前操作反应器超过3个月。图13 和图14只显示了25天的数据。
图13和图14中显示的结果表明在FA处理之前未观察到亚硝酸盐积累。FA处理后，亚硝酸盐累积比率迅速增加并稳定在约90％。在 FA处理之前，流出物NO2 --N+NO3 --N的浓度在14mg N/L与18mg N/L 之间波动。在FA处理后达到稳定的亚硝酸盐累积比率(即90％)后，流出物NO2 --N+NO3 --N的浓度稳定在约11mg N/L。这证明了在实施FA处理后亚硝酸盐途径在增强除氮性能方面的益处。
图15显示WWTP中的新颖“闭环”概念的流程图，其基于FA技术以选择性洗出亚硝酸盐氧化细菌并实现亚硝酸盐途径。在图15的生物反应器中，AOB优于NOB，其中NOB通过FA处理被有效地从反应器中洗出。
在本说明书和权利要求书(如果有的话)中，词语“包含”及其衍生词(包括“包括”和“具有”)包括所述整数中的每一个但不排除包含一个或多个另外的整数。
在整个本说明书中对“一个(one)实施方案”或“实施方案”的提及意味着有关该实施例描述的特定性质、结构或特征包括在本发明的至少一个实施方案中。因此，贯穿本说明书在各个地方出现的短语“在一个实施方案中”或“在实施方案中”不一定都指代这一相同的实施方案。此外，所述特定性质、结构或特征可以以任何合适的方式组合在一个或多个组合中。
根据规定，已经就结构和方法特征而言以更具体或更不具体的语言描述了本发明。应理解，本发明不限于所示或所述的特定性质，因为本文所述的方法包括使本发明生效的优选形式。因此，本发明在本领域技术人员适当解释的所附权利要求书(如果有的话)的适当范围内以其任何形式或修改方式请求保护。

Claims (29)

1.一种处理源自污水或废水的污泥的方法，所述方法包括：
(a) 使所述污泥经受pH为8.9或更高并且游离氨含量为100 mg NH3-N/L或更高的处理步骤，其中所述污泥在它与游离氨接触的反应器中的停留时间为2小时至1周，然后是1天至3个月的非处理期；
(b) 将来自步骤(a)的污泥送至厌氧消化器，以在所述厌氧消化器中形成甲烷和厌氧消化液；和
(c) 将至少部分所述厌氧消化液返回到步骤(a)。
2.如权利要求1所述的方法，其中所述污泥在步骤(a)中以间歇性方式处理2小时至7天的时期。
3.如权利要求1所述的方法，其中所述污泥包含来自二级沉降器或来自用于处理污水或废水的生物反应器的次级污泥，或者所述污泥包含来自污水或废水处理厂的初级污泥，或者所述污泥包含从初级沉降器收集的初级污泥或从筛网收集的污泥。
4.如权利要求1-3中任一项所述的方法，其中步骤(a)中的pH为8.9至10.5。
5.如权利要求1所述的方法，其中所述步骤(a)中的游离氨浓度范围为100至1000 mgNH3-N/L。
6.如权利要求1所述的方法，其中将所述pH控制在8.9或更高的范围内，并且通过监测所述pH以及在pH降至8.9以下时添加碱性试剂来控制pH。
7.如权利要求1所述的方法，其中通过添加含有溶解铵(NH4 +)的液体获得步骤(a)中的所述游离氨含量，所述溶解铵的浓度使得在步骤(a)的pH下，在进行步骤(a)的所述反应器中实现所述游离氨含量，其中所述含有溶解铵的液体具有0.5至4 g/L NH4 +-N的溶解铵的浓度。
8.如权利要求7所述的方法，其中所述含有溶解铵的液体包含从厌氧消化过程中取出的液体。
9.如权利要求1所述的方法，其中所述污泥在它与游离氨接触的反应器中的停留时间为4小时至48小时。
10.如权利要求1所述的方法，其中将所述污泥进料到将在其中产生甲烷并且游离氨对污泥的处理连续进行的下游反应器中。
11.如权利要求1所述的方法，其中在步骤(a)中在pH8.9或更高条件下以间歇性方式用游离氨处理所述污泥2小时至7天的时期，然后是1天至1个月的非处理期。
12.如权利要求1所述的方法，其包括将废水或污水进料到生物反应器，从所述生物反应器中获得次级污泥，在pH为8.9或更高并且游离氨含量为100 mg NH3-N/L或更高条件下处理所述次级污泥以获得经处理的次级污泥，将所述经处理的次级污泥进料到厌氧消化器中以形成甲烷和厌氧消化液，并使至少一些所述厌氧消化液通过处理所述次级污泥的步骤。
13.如权利要求1所述的方法，其中所述方法包括从污水或废水中获得初级污泥，在pH为8.9或更高并且游离氨含量为100 mg NH3-N/L或更高的条件下处理所述初级污泥以形成经处理的污泥，将经处理的污泥进料到厌氧消化器以形成甲烷和厌氧消化液，并将至少一些所述厌氧消化液返回到所述初级污泥处理步骤。
14.如权利要求3所述的方法，其中所述初级沉降器形成污泥流和液体流，将所述液体流进料到生物反应器以形成次级污泥，以及将所述次级污泥进料到所述厌氧消化器。
15.如权利要求1所述的方法，其中已经受游离氨处理的所述污泥在厌氧消化器中的停留时间为5天至50天。
16.如权利要求15所述的方法，其中已经受游离氨处理的所述污泥在厌氧消化器中的停留时间为7天至40天。
17.如权利要求15所述的方法，其中已经受游离氨处理的所述污泥在厌氧消化器中的停留时间为10天至30天。
18.如权利要求1所述的方法，其中步骤(a)在室温下进行。
19.如权利要求4所述的方法，其中步骤(a)中的pH为8.9至9.5。
20.如权利要求4所述的方法，其中步骤(a)中的pH为9.0至9.5。
21.如权利要求4所述的方法，其中步骤(a)中的pH值为9.2至9.5。
22.如权利要求4所述的方法，其中步骤(a)中的pH值为9.3至9.5。
23.如权利要求5所述的方法，其中处理步骤中的游离氨浓度为250至1000mg NH3-N/L。
24.如权利要求5所述的方法，其中处理步骤中的游离氨浓度范围为250至700mg NH3-N/L。
25.如权利要求5所述的方法，其中处理步骤中的游离氨浓度范围为420至680mg NH3-N/L。
26.如权利要求7所述的方法，其中所述含有溶解铵的液体具有1.0至3.0g/L NH4 +-N的溶解铵浓度。
27.如权利要求7所述的方法，其中所述含有溶解铵的液体具有1.0至2.0g/L NH4 +-N的溶解铵浓度。
28.如权利要求9所述的方法，其中所述污泥在其与游离氨接触的反应器中的停留时间为6小时至24小时。
29.如权利要求11所述的方法，其中在步骤(a)中在pH8.9或更高条件下以间歇性方式用游离氨处理所述污泥2小时至7天的时期，然后是7天至1个月的非处理期。
CN201880022042.1A 2017-03-30 2018-03-29 污泥处理方法 Active CN110709357B (zh)

Applications Claiming Priority (3)

Application Number Priority Date Filing Date Title
AU2017901156 2017-03-30
AU2017901156A AU2017901156A0 (en) 2017-03-30 Process for the Treatment of Sludge
PCT/AU2018/050292 WO2018176096A1 (en) 2017-03-30 2018-03-29 Process for the treatment of sludge

Publications (2)

Publication Number Publication Date
CN110709357A CN110709357A (zh) 2020-01-17
CN110709357B true CN110709357B (zh) 2022-05-27

Family

ID=63673859

Family Applications (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
CN201880022042.1A Active CN110709357B (zh) 2017-03-30 2018-03-29 污泥处理方法

Country Status (5)

Country Link
US (1) US11198632B2 (zh)
EP (1) EP3580185A4 (zh)
CN (1) CN110709357B (zh)
AU (1) AU2018241518B2 (zh)
WO (1) WO2018176096A1 (zh)

Families Citing this family (7)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
US11651117B2 (en) * 2018-09-05 2023-05-16 WEnTech Solutions Inc. System and method for anaerobic digestion process assessment, optimization and/or control
US11505482B2 (en) * 2019-05-01 2022-11-22 University Of Manitoba Dynamic process control for partial nitritation in wastewater treatment with autotrophic nitrogen removal
CN113185074B (zh) * 2021-04-12 2022-10-21 哈尔滨工业大学 一种游离亚硝酸与过氧化钙联合预处理促进污泥厌氧发酵短链脂肪酸积累的方法
CN113636734B (zh) * 2021-09-06 2022-11-18 广州大学 一种载铁掺氮复合碳材料联合热水解预处理强化剩余污泥厌氧消化产甲烷效能的方法
CN114720586B (zh) * 2022-03-09 2023-03-21 中国科学院生态环境研究中心 一种评价阴离子对污泥厌氧消化的影响的方法
CN114772887B (zh) * 2022-04-11 2023-07-21 同济大学 一种利用碳酸氢铵提升污泥厌氧消化产甲烷量的方法
CN115072860B (zh) * 2022-06-24 2024-03-29 北京工业大学 一种三段式城市污水厌氧氨氧化高效脱氮系统与方法

Citations (6)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
US4537682A (en) * 1982-01-29 1985-08-27 Environmental Research & Technology Activated sludge wastewater treating process
CN102173504A (zh) * 2011-03-16 2011-09-07 北京工业大学 一种联合fa和fna双重抑制培养短程硝化颗粒污泥的方法
CN103241916A (zh) * 2013-05-12 2013-08-14 北京工业大学 污泥发酵耦合反硝化过程实现亚硝酸盐最大积累的方法
EP2757076A1 (en) * 2013-01-22 2014-07-23 Syngen S.r.l. Process for nitrogen extraction from digestates obtained by metanogenic fermentation, zootechnical dejecta and sewage sludges
WO2014177156A1 (en) * 2013-05-02 2014-11-06 Xergi Nix Technology A/S Method for ph-controlled fermentation and biogas production
CN104528934A (zh) * 2014-12-04 2015-04-22 浙江清华长三角研究院 短程硝化-反硝化脱氮膜生物反应器及其污水处理工艺

Family Cites Families (10)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JP4863545B2 (ja) 2000-12-11 2012-01-25 メタウォーター株式会社 有機性汚泥の消化処理方法及び装置
EP1945596B8 (en) * 2005-09-15 2015-11-04 Anuvia Plant Nutrients Holdings LLC Organic containing sludge to fertilizer alkaline conversion process
JP4642635B2 (ja) 2005-10-31 2011-03-02 荏原エンジニアリングサービス株式会社 高濃度有機性廃液の処理方法及び装置
US20080156726A1 (en) * 2006-09-06 2008-07-03 Fassbender Alexander G Integrating recycle stream ammonia treatment with biological nutrient removal
WO2009046415A1 (en) 2007-10-04 2009-04-09 The Trustees Of Columbia University In The City Of New York Systems and methods for achieving partial nitrification in a biological nitrogen removal reactor
CA2833621A1 (en) * 2011-04-20 2012-10-26 Thermoenergy Corporation Methods and systems for treating water streams comprising ammonium
US9005333B1 (en) * 2011-06-20 2015-04-14 The United States Of America, As Represented By The Secretary Of Agriculture Systems and methods for reducing ammonia emissions from and for recovering the ammonia liquid effluents
EP2771474A1 (en) 2011-10-28 2014-09-03 Xergi Nix Technology A/S Method for anaerobic fermentation and biogas production
ITTS20130003A1 (it) 2013-08-16 2015-02-17 Igp S R L Procedimento e impianti finalizzati alla rimozione dell'azoto dalle deiezioni avicole
US20160297699A1 (en) 2013-10-18 2016-10-13 Her Majesty The Queen In Right Of Canada, As Represented By The Minister Of Agriculture And Psychrophilic anaerobic digestion of ammonia-rich waste

Patent Citations (6)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
US4537682A (en) * 1982-01-29 1985-08-27 Environmental Research & Technology Activated sludge wastewater treating process
CN102173504A (zh) * 2011-03-16 2011-09-07 北京工业大学 一种联合fa和fna双重抑制培养短程硝化颗粒污泥的方法
EP2757076A1 (en) * 2013-01-22 2014-07-23 Syngen S.r.l. Process for nitrogen extraction from digestates obtained by metanogenic fermentation, zootechnical dejecta and sewage sludges
WO2014177156A1 (en) * 2013-05-02 2014-11-06 Xergi Nix Technology A/S Method for ph-controlled fermentation and biogas production
CN103241916A (zh) * 2013-05-12 2013-08-14 北京工业大学 污泥发酵耦合反硝化过程实现亚硝酸盐最大积累的方法
CN104528934A (zh) * 2014-12-04 2015-04-22 浙江清华长三角研究院 短程硝化-反硝化脱氮膜生物反应器及其污水处理工艺

Also Published As

Publication number Publication date
EP3580185A1 (en) 2019-12-18
WO2018176096A1 (en) 2018-10-04
AU2018241518A1 (en) 2019-09-26
AU2018241518B2 (en) 2023-11-02
US20200331788A1 (en) 2020-10-22
EP3580185A4 (en) 2020-11-18
CN110709357A (zh) 2020-01-17
US11198632B2 (en) 2021-12-14

Similar Documents

Publication Publication Date Title
CN110709357B (zh) 污泥处理方法
Ma et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: recent advances
Ng et al. A novel application of anaerobic bio-entrapped membrane reactor for the treatment of chemical synthesis-based pharmaceutical wastewater
KR101430722B1 (ko) 에너지 절감형 하·폐수처리방법 및 처리시스템
Show et al. Anaerobic treatment versus aerobic treatment
Cao et al. Challenges of THP-AD centrate treatment using partial nitritation-anammox (PN/A)–inhibition, biomass washout, low alkalinity, recalcitrant and more
Hao et al. Resilience of sulfate-reducing granular sludge against temperature, pH, oxygen, nitrite, and free nitrous acid
Palmeiro-Sánchez et al. Comparison of the anaerobic digestion of activated and aerobic granular sludges under brackish conditions
Hatamoto et al. Performance evaluation of the sulfur-redox-reaction–activated up-flow anaerobic sludge blanket and down-flow hanging sponge anaerobic/anoxic sequencing batch reactor system for municipal sewage treatment
Petropoulos et al. Investigating the feasibility and the limits of high rate anaerobic winery wastewater treatment using a hybrid-EGSB bio-reactor
Song et al. Anammox upflow hybrid reactor: Nitrogen removal performance and potential for phosphorus recovery
He et al. Performance of a pilot-scale EGSB-Bardenpho process treating fresh leachate from municipal solid waste incineration plant
Grismer et al. Fermentation industry
Zhang et al. The anaerobic treatment of nitrite containing wastewater using an expanded granular sludge bed (EGSB) reactor
Carrieri et al. Anaerobic co-digestion of sewage sludge and concentrated soluble wastewaters
Flamming et al. Treatability of two different industrial wastewater streams using the anaerobic migrating blanket reactor
de Oliveira Freitas et al. A new anaerobic, aerobic, nitrification, anoxic reactor (AANAR) with overlaid biological zones: Sulfide removal from wastewater and biogas
Lin et al. Effects of sulfide, sulfite and sulfate on acidogenesis in upflow anaerobic sludge blanket process
Wang et al. Research on Ammonia Removal from Reject Water Produced from Anaerobic Digestion of Thermally Hydrolyzed Sludge Through Partial Nitrification—Anammox
Karmann et al. Advances in nitrogen removal and recovery technologies from reject water: Economic and environmental perspectives
Wang et al. Shortcut Biological Nitrogen Removal from Coal Gasification Wastewater in Three‐Stage MBBRs: Wang et al.
Ahmad et al. Post treatment of anaerobically digested municipal sludge for enhanced ammonia, odors, coliforms, and micropollutants removal
Lia Simultaneous nitritation, anammox, and denitrification (SNAD) process in a membrane bioreactor: start-up, optimization, and membrane fouling behavior
Hashemi Biological reject water treatment by using moving bed biofilm reactors (MBBR)
Wu et al. SIMULTANEOUS TREATMENT OF SULFATE WASTEWATER AND DOMESTIC SEWAGE WITH MICRO-AERATION.

Legal Events

Date Code Title Description
PB01 Publication
PB01 Publication
SE01 Entry into force of request for substantive examination
SE01 Entry into force of request for substantive examination
GR01 Patent grant
GR01 Patent grant