一种溶解污泥中生物细胞的方法及其应用的制作方法

专利名称：一种溶解污泥中生物细胞的方法及其应用的制作方法
技术领域：
本发明涉及污水处理技术领域中 一种溶解污泥中生物细胞的方法及其应用。
背景技术：
以活性污泥法为代表的废水生物处理技术会产生大量的剩余污泥，剩余污泥的
处置费用占污水处理厂总运行费用的40-60%左右。研究剩余污泥减量化的技术是污 水处理领域急需解决的问题。剩余污泥减量化可以通过采用新的反应器或操作从源 头上减少污泥的产生来实现。如冯权等人发明的利用好氧一厌氧反复耦合污水处理 (邢新会，冯权，娄恺，罗明芳，授权发明专利ZL200310121766.7;冯权，邢新会， 刘则华，以剩余污泥减量化为目标的废水生物处理技术研究进展，化工进展，2004， 23(8): 832-836;冯权、刘则华、梁鹏，邢新会，用好氧一厌氧反复耦合生物反应器 处理肌苷生产废水，化工环保，2006， 26(6): 484-487)和相关多孔载体技术(邢新 会，冯权，授权发明专利ZL200410080347.8)以及卫藤俊司发明的流离球(碎石球) 污水处理技术(卫藤俊司，授权发明专利，CN96106018.2, 1997)等。
另一条剩余污泥减量化的途径是通过处理已产生的污泥，即对污泥进行溶菌处 理，然后将其再利用或和污水一起流入曝气池内进行生物分解，从而减少向体系外
排放的污泥量。利用各种溶胞技术，使细菌能够迅速死亡并成为微生物代谢的基质 再次被其他细菌所利用，是该污泥减量工艺必须的手段。促进细胞溶解,在传统模型 中可以认为是增大了细胞衰减速率，这样可以降低剩余污泥的产量。目前促进污泥 细胞溶解的方法有化学法(酸或碱处理)、物理法(加热、超声波、球磨、高压 均质和剪切均质)、氧化法(过氧化氢、臭氧、氯气氧化)以及生物酶法处理等。 在上述方法中，从操作性、成本和效果上看，臭氧氧化是极具潜力的方法之一。
臭氧的氧化性极强，其氧化还原电位仅次于氟。臭氧反应后生成物是氧气，所 以臭氧是高效的无二次污染的氧化剂。据报道，在高压分解污泥、热处理和臭氧氧 化分解细胞等方法中，臭氧氧化是效能最高的方法(Muller, Pretreatment processes for the recycling and reuse of sewage sludge. Water Science and Technology 2000, 42 (9): 167-174)。 Yasui等人首先提出将剩余污泥用臭氧氧化后返回到曝气池可以使污泥减 量。对于BOD负荷为550 kg/d的装置，运行IO个月没有剩余污泥排出(Yasui and Shibata, An Innovative Approach to Reduce Excess Sludge Production in theActivated-Sludge Process. Water Science and Technology 1994， 30(9): 11-20)。日本专 禾U"Pre-treatment of sludge by oxidation using ozone for predetermined time in reactor"
(专利号JP2222798-A)采用臭氧对剩余污泥进行预处理，提高污泥的溶解率，然后 再进行厌氧消化，可以显著提高污泥的厌氧发酵速率。
目前，臭氧应用于剩余污泥减量存在一些严重的问题。 一是臭氧在水中溶角军性 和稳定性较差，臭氧的利用率不高，加上臭氧的发生成本较高，导致臭氧处理的费 用较高；二是臭氧处理污泥的溶解效率普遍不高(Bougrier,C.,Albasi,C.etal., Effect of ultrasonic, thermal and ozone pre-treatments on waste activated sludge solubilisation and anaerobic biodegradability. Chemical Engineering and Processing 2006, 45(8): 711-718)。要想得到较高的溶解效率，需大大增加臭氧的投加量，这也势必增加运行 费用。因此，研究开发进一步提高臭氧的利用效率和氧化能力、降低操作成本的技 术在污泥减量化应用中迫在眉睫，对水环境保护具有十分重要的实用意义。
微米气泡的直径一般在50 pm以下，而通常鼓泡装置释放出的气泡直径在0.5-5 mm。微米气泡与通常的气泡相比具有许多独特的优势，主要表现为非常大的比表面 积、缓慢的上升速度以及较高的内部压力和溶解速度。微米气泡的传质强化、对氧 化还原反应及生物代谢作用等的影响引起了科学家和社会的极大关注。

发明内容
本发明的目的是提供一种溶解污泥中生物细胞(污泥细胞)的方法和一种污泥 减量方法。
本发明所提供的溶解污泥细胞的方法，是将臭氧微米气泡通入污泥溶液中，使 所述污泥中生物细胞溶解。
本发明所提供的污泥减量方法，是将臭氧微米气泡通入污泥溶液中，使所述污 泥减量。
所述臭氧微米气泡的直径可小于等于100微米，优选小于等于60微米，尤其 优选为小于等于50微米。
所述污泥溶液的总固体悬浮物(TSS)的含量为1500—15000 mgTSS/L，优选 为1500 —10000 mgTSS/L，尤其优选为1500 — 6000 mgTSS/L。
其中，总固体悬浮物(TSS)的重量按照如下方法测定把污泥溶液在4。C， 10000 rpm下离心10 min，将离心后的固体残渣在105-110°C烘箱中烘干至恒重，
所得重量即为悬浮固体物质的重量。
所述方法中，通入所述污泥溶液中的臭氧量为0.004-0.5g/gTSS，优选为0.06—0.2g/gTSS，尤其优选为0.10 — 0.16 g/gTSS。
可直接用现有的微米气泡发生器和臭氧发生器组装成臭氧微米气泡发生装置 得到臭氧微米气泡。
本发明的方法可以处理任何城市污水和工业有机废水生物处理所产生的剩余污泥。
本发明还提供了一种用于污泥减量的装置。
本发明所提供的用于污泥减量的装置，包括产生上述任一种的臭氧微米气泡的
臭氧微米气泡发生装置，以及提供污泥溶液和臭氧微米气泡反应空间的反应器；所 述反应器有一个用于向所述臭氧微米气泡发生装置中输入污泥溶液的入口。
其中，所述臭氧微米气泡发生装置主要由臭氧发生器和微米气泡发生器组成； 所述微米气泡发生器由水泵、回旋加速器和分散器通过管道连接而成；所述分散器 设于所述反应器的底部；所述水泵用于将所述臭氧发生器产生的臭氧和由所述反应 器中输出的污泥溶液同时泵入所述回旋加速器；所述回旋加速器将产生的臭氧气液 混合物由所述分散器射流排出，形成臭氧微米气泡。
其中，臭氧发生器用于产生臭氧，现有放电式臭氧发生器均可采用，如Eco Design (日本)。
现有的可产生微米气泡的发生器均可采用，如日本Kyowa Engineering Co., Ltd. 生产的微米气泡发生器。
所述水泵用于向所述回旋加速器内泵入水和臭氧，或污泥溶液和臭氧，使其压 力增加。所述回旋加速器对所述水泵泵入的加压后的水和臭氧，或污泥溶液和臭氧 旋转混合，使臭氧气体充分溶入水中，气液混合物由分散器排出，形成直径为小于 IOO微米的气泡。
上述用于污泥减量的装置，其操作可以是连续向反应器内供给污泥，也可以是 批式供给，或采用流加方式供给污泥。
实验证明，采用微米气泡技术可以大大提高臭氧的溶解率和利用率，并能促进 羟基自由基的产生，显著的强化其氧化能力，从而提供低成本的臭氧氧化技术。应 用臭氧氧化剩余污泥溶解减量的实验结果表明，在臭氧投加量为0.06 — 0.16g/gTSS
时，采用微米气泡体系臭氧的利用率可一直保持在99%以上；而采用普通的鼓泡系 统臭氧的利用率随反应时间的延长而降低，臭氧利用率在74-94%。当臭氧投加量为 0.06-0.16 g/g TSS时，微米气泡体系的COD溶解率可达25-50%,鼓泡系统为10-20%。 本发明针对当前污水生物处理产生的大量剩余污泥问题，将微米气泡技术应用
5到臭氧氧化过程中，臭氧气体以微米气泡的形式分散溶于污泥混合液中， 一方面由 于气液接触面积和气泡密度较大，可以显著提高臭氧的利用率；另一方面微米气泡 的粒径小，内部压力高，上升速度缓慢，可以促进羟基自由基的产生。污泥细胞在 臭氧分子和羟基自由基的氧化作用下破壁、溶解，释放出膜内的有机质。从而大大 提高污泥细胞的溶解效率，解决传统方法存在的污泥溶解率难以提高的瓶颈问题。
本发明采用微米气泡技术显著提高臭氧的利用率，强化其氧化能力，促进i敫生 物细胞大幅度的溶解，实现剩余污泥的减量化，解决污水生物处理产生的大量剩余 污泥问题，并为剩余物泥的再分解或资源化利用提供核心技术。将臭氧气体通入微 米气泡发生器中，产生平均粒径在几十微米以内的微米臭氧气泡。将微米臭氧气泡 溶入污水生物处理产生的剩余污泥溶液中，对剩余污泥进行氧化处理。臭氧的强氧 化作用可以打破细胞壁(膜)，使膜内的有机质释放出来。由于微米臭氧的强氧化 能力，在细胞破碎过程中部分细胞有机质还可以直接被矿化为二氧化碳和水。污泥 细胞被微米臭氧气泡强化溶解后，其固体含量大大降低。释放出的有机质可以通过 后续厌氧消化工艺产生甲烷而去除，也可以回流到曝气池中被好氧降解，或进入其
他生物发酵工艺生产酶或生物可降解材料等。如图1所示，强化溶解后的剩余污泥 可以回流到曝气池，与进水一起被好氧降解，使整个污水处理系统的污泥产量减小， 甚至于可以做到零排放(图1，路经I )。也可以进入厌氧消化池，通过厌氧发酵产 生甲烷(图1，路经II)。溶解处理后的溶液也可以作为微生物的液体营养物，进入
生产酶制剂或其他代谢产物(如生物可降解塑料原料)的发酵工艺(图i，途径ni)。
也可进入好氧-厌氧耦合装置将剩余污泥进一步溶解并部分去除溶胞释放的氮之后， 再返回曝气池，以减轻曝气池的负荷(图l，途径IV)。图l中的臭氧氧化系统即 为本发明的臭氧微米气泡处理污泥溶液系统，如图2所示的采用微米臭氧气泡技术 强化污泥溶解反应装置。
本发明采用微米臭氧气泡技术溶解污泥细胞、强化剩余污泥的溶解过程，该技 术的主要优点在于
(1) 臭氧的利用率可以大大提高。臭氧的传质效率与反应器中液体的紊动程度、 臭氧在水中的分解动力学以及产生气泡的数量和大小有关。微米级臭氧气泡可以大 大提高臭氧气体在水中的密度和气液接触面积，从而显著提高臭氧的溶解率和利用 率，减少臭氧的供给量。控制出口气体臭氧浓度达到直接排放的水平，进而大大降
低臭氧尾气的处置费用。
(2) 具有较高内部压力的微米臭氧气泡在破碎溶解时，激发羟基自由基的产生，
6从而强化臭氧的氧化能力。臭氧的氧化路径包括臭氧分子的直接进攻和臭氧分子分 解形成羟基自由基反应，羟基自由基的氧化性远高于臭氧分子。通过微米气泡技术 强化羟基自由基的产生，可以显著提高污泥的溶解速率和溶解效率。
(3)液体泵2 (图2)在工作过程中溶解气泡所耗的能量在微米气泡消散(和
通常的毫米气泡不同，微米气泡在液体中逐渐縮小成纳米级气泡后消失湮灭在水中) 后大部分留在液体内，加上泵的机械摩擦热，使污泥混合液的温度有所升高，这对 污泥的溶解产生正向促进作用。而且泵的加压作用会促进臭氧气体的溶解，从而能 够实现能量的综合利用，降低污泥处理的整体费用。
本发明的方法使臭氧的利用率大大提高，并提高污泥的溶解率。初始污泥浓度
在1300-9000 mg/L范围内，臭氧投加量(通入污泥溶液的臭氧量)为0.06-0.16 g 03/g TSS日寸，污泥的COD溶解率和固体溶解率达到25-50%和15-35%;臭氧气体的利用 率在99%以上，尾气中臭氧浓度可以控制在允许排放的范围内。


图1是臭氧污泥减量工程应用示意图
图2是采用微米臭氧气泡技术强化污泥溶解反应装置的示意图 图3为进气流量为0.5 L/min时放大40倍显微照相照片 图4为本发明的微米气泡系统和传统的鼓泡系统出口臭氧浓度的比较 图5A为污泥的COD溶解率随臭氧投加量的变化 图5B为污泥的固体溶解率随臭氧投加量的变化 图6为臭氧处理前后污泥形态变化的显微镜观察照片
具体实施例方式
实施例1、利用臭氧微米气泡溶解污泥中生物细胞的方法 1、臭氧微米气泡发生装置
臭氧微米气泡发生装置，如图2所示，主要由臭氧发生器l和微米气泡发生器 组成。微米气泡发生器由水泵2、回旋加速器3和分散器4通过管道连接而成。
该臭氧微米气泡发生装置还包括盛放生产臭氧的原料一氧气的氧气瓶o、提供污
泥溶液和臭氧微米气泡反应空间的反应器5。反应器5有一个输入端6和3个输出端。 输入端6用于向反应器5中输入污泥溶液。输出端7用于向水泵2中输入污泥溶液， 输出端8用于将溶解完毕的污泥排出，输出端9为排除尾气的通道。
臭氧发生器1的输入端通过管道与氧气瓶0连接，臭氧发生器1的输出端通过 管道与水泵2的输入端连接，水泵2的输出端通过管道与回旋加速器3的输入端连接，回旋加速器3的输出端通过管道与分散器4的输入端连接，分散器4设于反应 器5底部。
由臭氧发生器1产生的臭氧和由反应器5中回流的污泥溶液通过水泵2同时泵 入回旋加速器3中。
臭氧气体自吸而入，吸入的臭氧和回流的污泥溶液进入旋回加速器内混合。回 流的污泥溶液经过加压后在旋回加速器内呈旋转状态。臭氧气体在扰动非常剧烈的 情况下与加压污泥溶液混合、溶解。这时臭氧气体在回旋加速器内以两种形式存在， 一种是溶解在水中，另一种是微细气泡以游离状态夹裹、混合在水中。最后，气液 混合物由分散器射流排出，形成微米级气泡。
其中，臭氧发生器1采用日本Eco Design的ED-0G-R4型臭氧发生器。
水泵2采用日本nikuni公司生产的M20NPD04S涡流泵。
回旋加速器3由日本Kyowa Engineering Co. ， Ltd.按照美国专利US 6, 382, 601 Bl生产。
分散器4由日本Kyowa Engineering Co. , Ltd.生产，其喷射口直径为3毫米。 反应器5自制，由有机玻璃制成，长、宽、高分别为O. 14 m， 0.14 m和l m， 体积为20L。
分散器4采用螺纹安装在反应器5的底部。 上述管道采用不锈钢管材。
为比较微米气泡系统的处理效果，反应器5底部直接放置一个微孔钛板曝气器 10，其孔径为40^m，组成一个传统的鼓泡体系。当鼓泡体系运行时，臭氧发生器l 产生的臭氧气体直接通过曝气器10通入到反应器5中。
2、利用步骤1的臭氧微米气泡发生装置溶解污泥中的生物细胞
试验污泥取自北京市清河污水处理厂倒置AV0工艺的回流污泥(记作污泥1) 及高碑店污水处理厂A々0工艺的回流污泥(记作污泥2)。
由于取样时污水处理厂的实际污泥浓度有波动，不同批次的污泥溶液记作l-a、 l-b、 l誦c、 l國d， 2-a和2-b。向污泥l-d中加水，配成污泥溶液l-e。
污泥溶液l-a的浓度为5200mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为70.0%，污泥的沉降比(SV)为44%。
污泥溶液l-b的浓度为4600mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为65.7%，污泥的沉降比(SV)为39%。
污泥溶液l-c的浓度为4300mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体(VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为65.1%，污泥的沉降比(SV)为40%。
污泥溶液l-d的浓度为3900mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为61.7%，污泥的沉降比(SV)为38%。
污泥溶液l-e的浓度为1300 mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为65.0%，污泥的沉降比(SV)为20%。
污泥溶液2-a的浓度为3600mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为78.2%，污泥的沉降比(SV)为34%。
污泥溶液2-b的浓度为3200mgTSS/L。主要特性指标为挥发性悬浮固体 (VSS)与总固体悬浮物(TSS)的比值为72.5%，污泥的沉降比(SV)为32%。
污泥溶液l-b、与污泥溶液l-b的性质相同。
其中，总固体悬浮物(TSS)，总挥发性悬浮物(VSS)的重量按照如下方法测 定把污泥溶液在4。C， 10000 rpm下离心10min，将离心后的固体残渣在105-1 IO'C 烘箱中烘干至恒重，所得重量即为悬浮固体物质的重量。然后将其放入马弗炉内， 在600'C下灼烧至恒重，两次重量之差即为总挥发性悬浮物的重量。污泥沉降比(SV %)的测定方法为将污泥混合液至于100ml量筒中，静置、沉淀30min后，沉淀 污泥与混合液之体积比(％)。
将污泥溶液l-a、 l-b、 l-c、 l-d、 l-e、 2-a和2-b分别由反应器5的输入端6通 入反应器5，使污泥溶液的体积达到8L。每种污泥溶液设'2次重复。
其中，通入盛有污泥溶液l-a的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧 的总量为0.16g/gTSS，处理时间为120min。
通入盛有污泥溶液l-b的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧的总量 为0.15 g/g TSS，处理时间为100 min。
通入盛有污泥溶液l-c的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧的总量 为0.16g/gTSS，处理时间为80min。
通入盛有污泥溶液l-d的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧的总量 为0.10 g/gTSS，处理时间为60min。
通入盛有污泥溶液l-e的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧的总量 为0.21 g/g TSS，处理时间为40 min。
通入盛有污泥溶液2-a的微米臭氧气泡的平均直径为58微米，通入臭氧的总量 为0.19g/gTSS，处理时间为100min。
通入盛有污泥溶液2-b的微米臭氧气泡的直径为平均直径为58微米，通入臭氧的总量为0.22g/gTSS，处理时间为100min。
将污泥溶液l-b'由反应器5的输入端6通入反应器5，使污泥溶液的体积达到8 L。通入盛有污泥溶液l-b、的臭氧气泡为毫米级(.::为0.5-5 mm)，通入臭氧的总量 为0.18g/gTSS。作为微米气泡系统的对照。
臭氧发生器1的原料气为高纯氧气，电流为2A，压力为0.1MPa。产生臭氧气 体的流量为0.5 L/min，臭氧浓度为115 mg/L。通过安装在管道上的阀门来调节泵入 的污泥混合液的流量。反应器5中的污泥溶液以30L/min进入水泵2。气液流量比 为l: 60。最后，气液混合物以30.5L/min的流量由分散器的喷射口射流排出，形成 微米级气泡。
采用显微照相法对臭氧气体通入纯水中(20L)产生的气泡进行了观察拍照。 所用仪器为尼康E600显微镜，配有Real-time Spot CCD显微数字照相机。当微米气 泡体系达到稳定状态后，从反应器中快速取样于石英比色皿中，密封后置于显〗散镜 下观察拍照。图像分析选用尸/m软件(Media Cybernetics Company, USA)。 图3为进气流量为0.5 L/min时放大40倍所照的一张气泡照片。表1为气体流量为 0.02、 0.1和0.5 L/min时，对所照的照片分析处理后，计算得到的气泡平均粒径和气 泡密度。可以看出，气体流量越小，产生气泡的直径越小。当进气流量小于0.5 L/min 时，产生气泡的平均粒径小于60微米。
表1不同进气流量下产生气泡的平均粒径和密度
进气流量(L/min)0.020.1 0.5
平均粒径(|im)4654 58
气泡密度(个/mL)4.9x104
采用半连续操作。先将污泥溶液倒入反应器中，臭氧气体连续通入。
实验结果表明，使用微米臭氧气泡系统处理污泥溶液l-a、 l-b、 l-c、 l-d、 l-e、 2-a和2-b，出口 9的臭氧气体的浓度均保持在较低的水平，为O. 12-0.69 mg/L，臭氧 气体的利用率(进入反应器5中的臭氧量减去排出反应器5的臭氧量为反应器内溶 液所利用的臭氧量，该值与进入反应器中的臭氧量之比即为臭氧气体的利用率)可 达99%以上。而采用通常的鼓泡系统，臭氧的利用率随着反应时间的延长而不断降 低，污泥溶液l-b、臭氧利用率在74-94% (图4)。这表明采用微米气泡系统可以显
10著提高臭氧的利用率。
实施例2、污泥的COD溶解率和固体溶解率与臭氧投加量的关系 该实验中所用的装置、实验方法和污泥溶液与实施例1相同。污泥溶液l-a、 l-b、
l-c、 l-d、 l-e、 2-a和2-b采用实施例1的微米气泡系统进行处理，通入污泥溶液
l-b'采用实施例1的普通气泡系统进行处理。
分别取样测定污泥溶液的总COD、上清液的COD、 TSS和VSS等指标。 污泥的溶解率以COD溶解率(So )和固体溶解率(STSS)来表征。 Scod = (CODpo-CODp)/CODpo STSS = (TSS0-TSS)/TSS0
CODp表示污泥混合液中固体部分的COD (mg/L) ， TSS表示总悬浮固体^5度 (mg/L)，下标0表示初始时刻。
其中，污泥溶液的总COD与上清液COD之差即为固体部分的CODp。 其中，通入污泥溶液l-a的臭氧的总量分别为0.054、 0.081、 0.135、 0.162 g/gTSS。 通入污泥溶液l-b的臭氧的总量分别为0.015、 0.030、 0.045、 0.061、 0.091、 0.121 、 0.151 g/gTSS。
通入污泥溶液l-c的臭氧的总量分别为0.010、 0.020、 0.031、 0.041、 0.061、 0.123、 0.164 g/g TSS。
通入污泥溶液l-d的臭氧的总量分别为0.009、0.035、0.053、0.070、0.105 g/gTSS。 通入污泥溶液l-e的臭氧的总量分别为0.026、0.053、0.105、0.158、0.210 g/gTSS。 通入污泥溶液2-a的臭氧的总量分别为0.037、0.075、0.112、0.149、0.187g/g TSS。 通入污泥溶液2-b的臭氧的总量分别为0.011、0.087、0.130、0.174、0.217 g/gTSS。 通入污泥溶液l-b、的臭氧的总量分别为0.0103、 0.021、 0.061、 0.077、 0.154、 0.186 g/g TSS。
图5A和图5B表示污泥的COD溶解率和固体溶解率随臭氧投加量(臭氧投加 量指被反应器5中的污泥溶液所利用的臭氧量，等于进入反应器5中的臭氧量减去 排出反应器5的臭氧量)的变化情况。图5表明，当臭氧投加量为0.06 -0.16 g 03/g TSS 时，污泥的COD溶解率可达25-50%,固体溶解率可达到15-35%。而采用普通的鼓 泡系统，污泥的COD溶解率和固体溶解率为10-20%。在相同的臭氧投加量下，微 米气泡系统比普通的鼓泡系统污泥溶解率提高10-30%。这表明微米气泡可以提高臭 氧的利用率，还可以强化臭氧氧化，从而提高污泥的溶解率。微生物镜检(尼康E600 显微镜，放大倍数为600倍)结果表明，污泥溶液l-a、 l-b、 l-c、 l-d、 l-e、 2-a
11和2-b采用实施例1的微米气泡系统处理后，视野中的污泥絮体已被破碎分解为小
块的细胞破片，已无完整的细胞。图6显示的是污泥溶液l-a采用实施例1的微米气 泡系统处理后的照片，其中，通入污泥溶液l-a的臭氧的总量为0.16g/gTSS。图6 中，A为反应前的照片，B为反应40分钟后的照片。这个显著强化污泥溶解的技术 是实现剩余污泥减量化的关键。
权利要求
1、一种溶解污泥中生物细胞的方法，是将臭氧微米气泡通入污泥中，使所述污泥中的生物细胞溶解。
2、 根据权利要求1所述的方法，其特征在于所述臭氧微米气泡的直径为小于等于100微米，优选为小于等于60微米，尤其优选为小于等于50微米。
3、 根据权利要求1所述的方法，其特征在于所述污泥溶液的总固体悬纟孚物的含量为1500 — 15000 mg TSS/L，优选为1500 — 10000 mg TSS/L，尤其优选为1500 一6000 mg TSS/L。
4、 根据权利要求1或2或3所述的方法，其特征在于通入所述污泥溶液中 的臭氧的量为0. 004-0. 5g/g TSS，优选为0.06—0. 2 g/g TSS，尤其优选为0. IO — 0. 16 g/g TSS。
5、 一种污泥减量方法，是将臭氧微米气泡通入污泥溶液中，使所述污泥减量。
6、 根据权利要求5所述的方法，其特征在于所述臭氧微米气泡的直径为小 于等于100微米，优选为小于等于60微米，尤其优选为小于等于50微米。
7、 根据权利要求5所述的方法，其特征在于所述污泥溶液的总固体悬浮物 的含量为1500 — 15000 mg TSS/L，优选为1500 — 10000 mg TSS/L，尤其优选为1500 —6000 mg TSS/L。
8、 根据权利要求5或6或7所述的方法，其特征在于通入所述污泥溶液的 臭氧量为0. 004-0. 5g/g TSS，优选为0. 06 — 0. 2 g/g TSS，尤其优选为0, 10 — 0. 16 g/g TSS。
9、 一种用于污泥减量的装置，包括产生权利要求1-8中任一权利要求所述的臭 氧微米气泡的臭氧微米气泡发生装置，提供污泥溶液和臭氧微米气泡反应空间的反 应器；所述反应器有一个用于向所述臭氧微米气泡发生装置中输入污泥溶液的入口。
10、 根据权利要求9所述的装置，其特征在于所述臭氧微米气泡发生装置主 要由臭氧发生器和微米气泡发生器组成；所述微米气泡发生器由水泵、回旋加速器和分散器通过管道连接而成； 所述分散器设于所述反应器的底部；所述水泵用于将所述臭氧发生器产生的臭氧和由所述反应器中输出的污泥溶液 同时泵入所述回旋加速器；所述回旋加速器将产生的臭氧气液混合物由所述分散器射流排出，形成臭氧微 米气泡。
全文摘要
本发明公开了一种溶解污泥中生物细胞的方法及其应用。该溶解污泥中生物细胞的方法，是将臭氧微米气泡通入污泥中，使所述污泥中的生物细胞溶解。该溶解污泥中生物细胞的方法可用于污泥减量，具体方法是将臭氧微米气泡通入污泥溶液中，使所述污泥减量。该方法使污泥的溶解率大大提高，初始污泥浓度在1500-6000mg/L范围内，臭氧投加量(通入污泥溶液的臭氧量)为0.06-0.16g O₃/g TSS时，污泥的COD溶解率和固体溶解率分别可达到25-50％和15-35％；臭氧气体的利用率在99％以上，尾气中臭氧浓度可以控制在允许排放的范围内。
文档编号C02F11/06GK101456655SQ200710179539
公开日2009年6月17日 申请日期2007年12月14日 优先权日2007年12月14日
发明者于安峰, 权 冯, 初里冰, 孙旭临, 本杰明, 邢新会, 闫桑田 申请人:清华大学;乔治洛德方法研究和开发液化空气有限公司