们的微生物细胞中聚集了高浓度的憐。运 导致了废水10中憐浓度的降低。通过例如在污泥处理单元34中处理BNR污泥来引起大部 分细胞溶解，微生物细胞中所存储的氮和憐释放到可溶相中，产生生产化学沉淀的憐例如 憐酸巧或者憐酸儀锭的机会，其可W作为营养源（肥料）用于维持正在进行的废水处理或 者用于从经处理的污泥流中回收。
[0090] 砸废水处理
[0091] 在一种可选择的实施方案中，申请人的废水处理方法和系统可W配置来处理含有 高水平的污染物例如砸的废水。高水平的砸是工业来源例如煤矿和燃煤发电站的废水中常 见的。砸污染的废水具有严重的环境和法规问题。
[0092] 作为现有技术已知的，砸可W使用厌氧微生物处理来从废水中除去：ABMet: SettingtheStandardforSelenium民emoval，JillSonstegard，JamesHarwood， TimPickett，GEWater&ProcessTechnologies;EvaluationofTreatmentTechniques forSelenium民emoval，IWC09-05，KyleSmith，DowWaterandProcessSolutions， Antonio0.Lau,Ph.D.,InfilcoDegremontInc.，FredrickW.Vance，Ph.D.，DowWater andProcessSolutions，AppliedandEnvironmentalMicrobiology，1989 年 9 月，第 2333-2343 页第 55卷，第9 期；SelenateReductiontoElementalSeleniumbyAnaerobic BacteriainSedimentsandCulture：BiogeochemicalSignificanceofaNovel， SulfatetoIndependentRespiration，RonaldS.Oremland，JamesT.HolIibaugh，Ann S.Maest，TheresaS.Presser，LaurenceG.Miller， 和CharlesW.Culbertson，Water ResourcesDivision,U.S.GeologicalSurvey。当厌氧微生物增加时，它们在微生物细胞 之内和之外结合砸作为不溶性沉淀物，与细胞膜有关。常规的处理方法显示在图12中。废 水100是在厌氧生物反应器102中处理，接收营养供料。经厌氧处理的废水100然后在重力 澄清器104中澄清化来沉降出微生物。任选的，澄清器溢流经处理的废水可W在好氧处理 设备106中进一步精制，来除去多余的营养物，然后作为经处理的流出物108排出到环境。 将沉降的厌氧污泥从澄清器104底部除去，并且在污泥脱水设备110中脱水。该经脱水的 污泥然后传递到有害废物垃圾场112用于处置。
[0093] 与图12所示的现有技术厌氧处理设备有关的主要运行成本如下：
[0094] 1.甲醇-用于生长微生物的碳源。
[00巧]2.氮，憐和微营养物-用于生长微生物的营养物。
[0096] 3.凝结剂-改进微生物的重力沉降。
[0097] 4.聚合物和脱水助剂-污泥脱水。
[0098] 5.污泥处理，垃圾处置，正在进行的渐出液收集和处理。
[0099] 如上所述，申请人的方法和系统的一个主要优点是降低了处理和处置污泥的成本 和复杂性，同时确保经处理的废水对于排出到环境是安全的。当污泥包含污染物如砸时，运 是特别重要的。如图13所示，在一种实施方案中，在澄清器104中沉降的污染的污泥可W 任选的在污泥增稠单元114中增稠，然后传递到污泥处理单元116。如其他实施方案，污泥 处理单元116可W是Micn沒Iu过龄⑥细胞破裂器/均化器，其配置来实现微生物细胞溶 解，如美国专利No. 6013183所述。细胞溶解导致细胞释放它们的未污染的细胞质内容物， 由此浓缩固体质量，主要是砸污染的细胞膜。如图13所示，细胞质内容物（其包含营养物 例如碳，氮，憐和微量营养素）再循环到厌氧生物反应器102,来明显降低废水处理运行成 本。主要由污染的细胞膜组成的污泥在脱水设备110中进行处理，其后传递到垃圾场112。 通过使得该污泥进行上游处理来引起细胞溶解，明显降低了需要处置的有害污泥的体积。
[0100] 对本领域技术人员来说很显然，在运种实施方案中，重要的是污泥不返回废水处 理设备（在运种情况中是厌氧生物反应器102)，来避免污染物积聚。因此在运种实施方案 中，目标不是通过运行该方法/系统所破坏的污泥的质量大致等于废水处理所产生的微生 物固体的质量。 阳101] 总之，所预期的运种实施方案的成本节约和益处包括下面的：
[0102] 1.通过将加工的微生物的滤出液返回到厌氧生物反应器102,降低了对于甲醇 (碳源）的需求。
[0103] 2.通过将加工的污泥的滤出液返回到厌氧生物反应器102,降低了对于营养 物-氮，憐和其他微量营养素的需求。 阳104] 3.较少的污泥用于脱水。 阳105]4.用于帮助脱水的较低的聚合物和纤维素需求。 阳106] 5.降低的垃圾场负荷-较小的垃圾场，较少的正在进行的垃圾场渐出液用于水处 理。 实施例 阳107] 下面的实施例进一步更详细的说明了本发明，虽然将理解本发明不限于具体实施 例。
[0108] 实施例1-使用不同的污泥处理工艺降解WAS
[0109] 作为示例性的假定实施例，废水处理设备产生了作为副产物的8干公吨WAS22/ 天，其具有80 %的挥发性固体含量。没有单元34中的污泥处理或者厌氧消化器24中的厌 氧消化时，8干公吨的WAS22/天将需要脱水和处置。没有处理单元34中的污泥处理，但是 在40%挥发性固体降低率（VSr)下具有厌氧消化功能，大约5. 5干公吨的WAS22/天将需 要脱水和处置。
[0110] 根据如图5A所示配置的本发明的第一实施方案，其在污泥处理单元34中使用了 高效率细胞溶解处理，每天在MicroSludge?细胞破裂器/均化器中加工了IOOm3的增稠 的8%固体浓度的WAS22,运实现了大约99.9%的细胞溶解。来源于其中的TAS36然后在 厌氧消化器24中厌氧消化（图6A)，并且返回到好氧处理设备14。TAS36的固体内容物然 后在处理设备14中充分降解。因此=个方法步骤（即，在污泥处理单元34中的细胞溶解 处理，在厌氧消化器24中的厌氧消化和在好氧消化器14中的好氧处理）的组合效应导致 了 8干公吨的WAS22充分降解，导致无需脱水和处置WAS22。少量的VSS是在经处理的流 出物18中排出的。 阳111] 根据如图5B所示配置的本发明的第二实施方案，其在污泥处理单元34中使用了 低效率细胞溶解处理，使用超声波或者高剪切工艺加工了大约80000m3/天的在1 %的固体 浓度下的活化污泥23(RAS20和WAS22的组合），运实现了大约10%的细胞溶解。来源于 其中的TAS36然后在厌氧消化器24中厌氧消化（图6A)，并且返回到好氧处理设备14。 如运个实施例所述的第一实施方案，TAS36的固体内容物然后在处理设备14中充分降解。 因此S个方法步骤（即，在处理单元34中的细胞溶解处理，在厌氧消化器24中的厌氧消化 和在好氧消化器14中的好氧处理）的组合效应再次导致了 8干公吨的WAS22破坏，导致 无需脱水和处置WAS22。少量的VSS是在经处理的流出物18中排出的。
[0112] 虽然在图5B中的第二实施方案中，明显高于第一实施方案的体积的活化污泥是 在污泥处理单元34和厌氧消化器24中处理的，需要脱水和处置的活化污泥质量的总降低 率是相同的。此外，因为第二实施方案中细胞溶解效率较低，因此足够数目的微生物存活细 胞返回到好氧处理设备14中，来维持该好氧处理方法，并且不需RAS20的分别返回。
[0113] 如运个实施例所示例的，用高水平细胞溶解在相对小体积的污泥上处理活化污泥 或者用低水平细胞溶解在相对大体积的污泥上处理污泥都可W实现足够质量的固体破坏 基本上等于活化污泥细胞生长的质量，因此不需要污泥脱水。
[0114] 实施例2-用厌氧处理的比较初步研究
[0115]进行初步研究来比较根据本发明运行的活化污泥好氧流出物处理设备（系统A)与常规的处理设备（系统B)的运行。
[0116] 运行说明
[0117] 图IOA和11分别示意了系统A和系统B的运行。系统A和系统B都接收了相同 的纸浆厂废水10。废水10首先传递到位于好氧处理设备14上游的选择器48。选择器48 是体积为大约30L的不诱钢容器。如下进一步所述的，将尿素或者APP营养物从与选择器 48流体连通的营养物供料32引入废水10中。在系统A和系统B二者中，好氧处理设备14 包括两个分别的生物反应器TU50)和T2巧2)。生物反应器50和52串联连接，并且每个是 大约50化体积的不诱钢容器。生物反应器50接收来自于选择器48的支流，和生物反应器 52连接到液体/固体分离设备16,其组成为大约32化体积的不诱钢圆锥形澄清器。 阳11引在系统A和系统B二者中，将返回活化污泥（RA巧20经由选择器48从液体/固 体分离设备16再循环到生物反应器50。但是，废活化污泥（WA巧22是在每个系统中不 同处置的。在系统A中，在WAS处理单元34中细胞溶解之前，WAS22进行了在150mg/ L化+下的苛性处理。处理单元34由MicroSludge⑩高压细胞破裂器/均化器组 成，如美国专利No. 6013183 所述，其标题为MethodofLiquef}dngMicroorganisms DerivedfromBiologicalWastewaterTreatmentProcesses,其在此引入作为参考。在 MicroSludge⑩细胞破裂器/均化器中的均化方法是在IOO(K)PSi下运行的，并且产生了 经处理的活化污泥（TA巧36,其W恒定速率累送到37°C单级，液体再循环混合厌氧消化器 24,并且水力驻留时间（HRT)是5. 5天。在厌氧处理后，将TAS36经由选择器48返回生物 反应器50,其中它与工厂废水进料10和RAS20合并。系统B是作为对照物来运行的，没有 好氧处理系统12下游的WAS22的进一步加工或者返回（参见图11)。
[0119] 系统A和系统B二者的流速，溫度，抑和溶解的氧含量参数是相同的。更具体的， 对于系统A和系统B二者，工厂废水10的流速是2.OOL/min。系统A中TAS36到好氧处理 系统12的每日供料速率是54. 5L/天。运导致好氧处理设备14中的水力驻留时间（HRT) 对于系统A是8. 5小时，和对于系统B是8. 6小时。系统A和系统B二者的RAS20流速是 1.化/min,或者是废水10进料流速的50 %。
[0120] 在系统A和系统B二者中，WAS 22从液体/固体分离设备（澄清器）16的排出速 率是使用用户控制的累可调节的。在系统A中，WAS 22是W大约54. 5L/天的速率从设备16 中除去的（因为系统A是"闭路"，因此在运个实施例中WAS 22的排出速率和TAS 36的供 料速率是相同的）。在系统B中，WAS 22是W 69. 7L/天的平均速率除去的。在19997mg/L 的平均总悬浮固体灯S巧浓度下，从设备16除去的WAS 22的质量在系统A中是1090g/天。 在8044mg/L的平均TSS浓度下，从设备16中除去的WAS 22的质量在系统B中是560g/天。 因此系统A中从液体/固体分离设备16排出的WAS 22的质量比系统B的质量高95%。 阳121] 生物反应器50,52是稳定的，并且是明显不同的。在系统A和B二者中每个生物反 应器50, 52的平均溫度是29-3rC。好氧处理系统12中两种活化污泥系统的抑是7. 5-7. 6， 并且与公知的活化污泥运行是一致的，并且彼此也没有明显不同。活化污泥生物反应器50， 52的溶解的氧值0)浓度平均是2. 5mg/l，并且是用低的可变性来实现的。 阳122] 比较结果
[0123] 污泥年龄
[0124] 用于系统A和系统B的污泥年龄是在下表1中比较的。污泥年龄是生物反应器 50, 52 (T1+T2)中挥发性悬浮固体（vs巧的总量除W离开好氧处理系统12的固体的量，其是 (1)溢流液体/固体分离设备（澄清器）16的堪的经处理的流出物18 ;和似WAS22,即 阳1巧]污泥年龄（天）=质量（VSS(T1+T2)/质量（VSS)/天（澄清器+WA巧
[0126] 如表1所不，系统A中的括泥年龄计算是3. 0天，和系统B是4. 2天。
[0127] 表1-污泥年龄 阳12引 阳129]
1234567 *污泥年龄（天）=质量VSS(Tl巧2)/质量VSS/天（澄清器+WA巧 2 比耗氧速率 3 阳132] 比耗氧速率（SOUR)在系统A和系统B之间没有明显不同。具体的，基于VSS的 质量，系统A的平均比耗氧速率（SOUR)是15. 5mg/h/gVSS，和系统B的平均比耗氧速率 (SOUR)是13.Omg/h/gVSS。系统A中微生物活性运种19%的增加率表示了系统A中不存 在非生物活性VSS的聚集或者TAS36再循环对于SOUR的任何其他显著影响。 4 阳133] 化学氧需求 5 平均上，工厂废水10的总化学氧需求（tCOD)是lllOmg/L。TAS36的tCOD平均 是48188mg/l，产生到系统A的好氧处理系统12的合计进料是1959mg/LtCOD。从液体/ 固体分离设备（澄清器）16溢流的经处理的流出物18中463mg/LtCOD(系统A)和461mg/ LtCOD(系统B)的类似tCOD浓度表明全部的TAS36是在系统A的好氧处理系统12中好 氧生物降解的（成为C〇2和微生物）。目P，虽然TAS36将传递到系统A的供料的tCOD增加 了 77%，但是运种增加的负荷是由好氧处理系统12容纳的；系统A中的支流tCOD减少了 76. 5%和系统B中的支流tCOD减少了 58. 5%。 6 阳135] 生物氧需求 7 用于系统A和B二者的供料废水10的平均生物氧需求度OD)浓度是265mg/L。用 于系统A中的从厌氧消化器24排出和再循环到好氧处理系统12中的TAS36的平均BOD是1557mg/L。厌氧消化的TAS36的BOD质量占工厂废水10中的BOD质量的仅仅6. 4%。 在运种基础上，系统A的好氧处理系统12中所增加的通气需求不是整体需求的大的比例。
[0137]从系统A和B的液体/固体分离设备（澄清器）16的堪溢流的流出物18的平均 BOD浓度分别是14mg/L和15mg/L。运对应于系统A中95%的BOD降低和系统B中94%的 BOD降低。因此两个系统都实现了足够的BOD降低，来满足通常的流出物排出要求。 阳13引营养物补充
[0139] 为了测量厌氧消化的TAS36能够代替对于购买的肥料的需求的程度，将尿素W 25%的浓度加入系统A，其供给到系统B(即，从营养物供料32到选择器48)，并且APP不加 入系统A。具体的，对于系统A，唯一的营养物补充是2L/天的尿素溶液，浓度是4518mg氮/ L其对应于每天加入9g氮肥。对于系统B，每天加入浓度为18073mg氮/L的化尿素溶液， 产生37g氮/天的加入质量。另外，将2L/天的聚憐酸锭加入系统B中，并且在APP中的浓 度是1416mg氮/L和2095mg憐/L。总之，将尿素和APP肥料形式的38. 9g氮/天和4. 2g 憐/天加入系统B中。系统B的营养物需求基于BOD:N:P比是100 :4. 9 :0. 7,其是由工厂 的流出物处理设备使用的。 阳140] 平均上，TAS36包含1768mg/L总氮，651mg/L氨和303mg/L憐酸盐。表2显示了 用于系统A和B二者的供料流出物10和从液体/固体分离设备（澄清器）16溢流的经处 理的流出物18中的总氮，氨和憐酸盐的浓度。表2显示了将厌氧消化的TAS36加入到系 统A的废水供料中将对于加入氮肥料的需求降低了至少77%。在一些情况中，可W完全避 免加入补充的氮肥。表2还显示了将TAS36加入到系统A中完全消除了对于加入APP(憐 酸盐）肥料的需要，因为系统A中经处理的流出物18中的总憐酸盐浓度超过了工厂的目标 浓度。 阳141] 表2:排出物中的营养物 阳142]
阳143] 污泥体积指数
[0144] 如上所述，污泥体积指数（SW是30分钟沉降之后，Ig悬浮液所占据的体积（毫 升）。SVI因此是在通过沉降从液体中分离固体的液体/固体分离设备（澄清器）16的效 率的度量。较高的SVI表示不太有效的沉降和因此不太有效的澄清器运行。
[0145] 平均的，系统A的污泥体积指数（SW是186ml/g和系统B的是324ml/g。因此系 统A的平均SVI是优异的，并且明显