專利名稱：化學生物復合方法凈化來自城市污水的污泥的制作方法
技術領域：
本發明涉及一種用于凈化污水污泥的方法，例如來自于市政污水的污泥。該技術可以使污泥中有毒金屬的含量顯著降低，在這一過程中，保存了其營養性，破壞了含在其中的致病菌并且顯著地減少處理期間和之后氣味的產生。可以通過本發明方法處理的來自于廢水的污泥包括初級和二級污泥、好氧或厭氧消化污泥、來自于池塘或厭氧菌處理槽的污泥。
背景技術：
每年全世界來自于生活水處理的污水污泥的產量以干重計估計接近5000萬公噸。這些污泥的處理最常用的去除方法有焚燒、衛生填埋和農業散布。使用這些傳統去除方法對污泥進行處理和處置的成本在每公噸250-725加元之間波動。據此推算，每年世界污水污泥處理市場估計在大約150億美元。
焚燒和填埋是污泥處理的常規方法。然而，需要處置的污泥量的增加和堆放地的缺乏以及社會對這些處理方法日益增長的反對使得人們日益支持采用合理化利用的方法，特別是用作農業或森林肥料。污泥的農業化利用作為一種政府部門優選的選擇方案在全世界得到越來越多的實踐應用。在美國，1976年使用該方法處置26％的市政污泥。1990年，超過33％的污泥總量采用該方法進行了處置。在歐洲通常大約37％的污泥應用于農業。在英國，超過51％污泥被應用于這一目的，同時在日本則接近40％。在加拿大，估計29％的市政污泥總量應用在農業土壤上。
然而，污泥中的致病微生物和高濃度有毒金屬的存在，是嚴重限制上述應用的一大障礙。眾所周知，污泥處理的常規方法例如好氧或厭氧穩定在去除有毒金屬方面是無效的，但是在破壞致病微生物方面不是非常有效。在北美洲和歐洲，超過50％按照常規消化方法由市政水處理廠產生的污泥含有的重金屬濃度超過農業散播的推薦標準，因此使它們有潛在的毒性。眾所周知，銅、鎳和鋅對植物是毒性的并且土壤中這些金屬的高濃度可能大大地影響作物產量。由于污水污泥散播的結果，植物中金屬聚集顯示為銻、砷、鎘、鉻、銅、鐵、汞、鉬、鎳、硒和鋅。金屬也可以通過粘結在植物表面而進入食物鏈中，上述粘結產生于污水污泥在土壤上的應用。
可以證明，植物可食用部分中重金屬的存在對人和動物的健康是一種危險。例如，鎘是一種特別可怕的元素，這是因為它出現植物毒性癥狀時的濃度比出現動物毒性癥狀的濃度高接近10倍。在人和動物中，鎘的過量吸收會導致其在腎臟和肝臟中聚集，因此引起組織和功能性破壞。鎘的生物效應也包括干擾基本酶系統，例如通過封閉硫氫基干擾氧化性磷酸化酶，以及干擾核酸的合成。人們也認為鎘具有心動毒性。鉛是一種動物毒性比植物毒性危險更高的另一種元素。雖然該元素在食物鏈中聚集危險低，但是對飼養在被鉛高度污染的污泥補充的土壤上的牛的毒性效應已有報道。人的各種代謝紊亂和神經心理缺陷與處于低鉛含量的環境有關，例如對紅細胞新陳代謝的破壞效應；肝細胞、骨細胞和腦細胞中鈣內穩態的微擾；以及神經性破壞。各種研究也證明了鉛對人類動脈高血壓的有害影響。
一般的說，有毒金屬例如Al、As、Sb、Be、Bi、Cd、Hg、Cr、Co、Mn、Ni、Pb、Ti、V、Se和Zn通過作為合成DNA或RNA的抑制劑或甚至作為基因突變劑可以破壞人類生殖或成為某種癌癥的引發劑或促進劑。在過去的幾年里，已經出版了許多與含有重金屬污泥應用在農業土壤中有關的危險的研究結果。
現在減少污泥中毒性金屬濃度的關心是一個眾所周知的事實。為此，有兩種類型的方法可以考慮，或者在廢水處理過程中去除和/或在工業廢水源頭控制。過去的幾年里，考證了各種提取金屬的技術，但是直到現在，沒有一種方法能在經濟水平上與傳統污泥處置技術競爭。至于源頭減少方法，雖然理想，但是該方法不但成本高而且產生不確定的結果，這是由于將引起污泥中毒性金屬聚集的污染擴散源劃分出來是很困難的。事實上，幾項研究已經表明污泥中大部分金屬來自于居民和城市地表水。
1975年以來，已經試驗了幾種用于污泥中重金屬的去除技術，但是，迄今為止，沒有一種經濟有效的方法實現了工業應用。有關金屬化學溶解的研究進行了許多嘗試，例如氯化、離子交換、螯合劑的使用例如乙二胺四乙酸(EDTA)和氨三乙酸(NTA)、和伴隨鹽酸酸化的嗜熱自熱好氧消化(TSAD)。操作成本高、某些操作較為困難和有時金屬瀝濾產率不令人滿意等都阻礙了這些技術的使用。
向污泥中加入不同的有機酸(CH3COOH)和無機酸(H2SO4，HCl，HNO3)是各種研究者最常考慮的一種技術。然而，利用有機酸只能少量溶解金屬，同時其成本也高得難以接受。
盡管污泥已得到相當程度的酸化(即pH值達到1.5)，但是單獨使用無機酸不能夠對銅和鉛產生有效的溶解。污泥中金屬的溶解性主要受pH值的影響，但是也受其它因素的影響，這些因素也都是重要的并且必須予以考慮，例如媒介的氧化還原電勢、金屬和配體的濃度(例如陰離子和無電荷分子的濃度)，和組分之間的化學平衡。污泥中銅和鉛的溶解要求氧化還原電位有顯著的增大，這一點在污泥曝氣過程中不能快速地通過化學氧化獲得。溶解這些金屬需要大量的酸，使得這些技術在經濟上并沒有特別的吸引力。
有人也對酸和強氧化劑的結合使用進行了考證。幾個研究者建議在pH值在1.0-1.5下使用鹽酸和過氧化氫，這樣會獲得比只加入一種酸更高的金屬溶解產率。然而，由于需要將pH降低到這樣一個值導致酸用量非常大，因此該技術運行成本高，這甚至還沒有考慮污泥中的肥料和營養組分被降解或溶解。
US 5,051,191描述的方法包括將污泥非常顯著的酸化(pH1.0-2.0)，這一酸化過程通過加入硫酸或鹽酸并伴隨加入一種濃度在0.5-3.0gFe3+/L鐵鹽(硫酸鹽或氯化物)形式的氧化劑和下述一種將氧化劑再生的試劑完成，例如過氧化氫、次氯酸鈉或鈣、壓縮空氣、氧氣、臭氧、二氧化硫、氯或氯化的化合物。用該技術處理10-30分鐘將足以溶解重金屬。凈化線也包括使用陽離子或陰離子聚合物絮凝調制污泥，然后真空下使用鼓式過濾機對污泥進行脫水，并且沖洗凈化后的污泥。
即使該技術使污泥的凈化率很好，但是需要加入大量的酸和氧化劑以及再生劑，導致運行成本高，這很大程度上限制了該技術的市場推廣。例如，將污泥酸化到pH1.5要求比酸化到pH2.5大約要多消耗90％的硫酸。酸消耗的增加使得酸的成本幾乎成倍增加，因此降低了該方法的吸引力。此外，還額外需要在真空下于鼓式過濾機上進行的脫水過程中污泥的沖洗，這也會增加污泥處理的成本。
也應該考慮到污泥的酸化還會導致污泥中營養元素(氮和磷)的過多溶解，在瀝濾污泥脫水后的最終流體中，這一點是不可避免的。這種現象也顯著降低了按這種方法凈化的污泥的農用價值。例如，對污水污泥的物理化學處理對比測試顯示，污泥酸化到pH值1.5會導致總磷的44％損失，然而在同樣的試驗條件下，但是pH為2.5并且使用相同的污泥時，磷的損失卻只有6％。
US5,051,191方法的另一個缺點是，充分絮凝低于2.0的pH下瀝濾的污泥非常困難。在這樣的酸化條件下，使用有機聚合物調制得到的絮凝體小且易碎。按照這種方法絮凝的污泥的脫水時，使用污泥脫水的標準設備(壓力帶式過濾機、旋轉盤式過濾機、離心過濾機)非常困難。事實上，該專利建議使用真空鼓式過濾機進行污泥脫水。目前，市政污水的污泥脫水已不再使用這種類型的設備。真空鼓式過濾機上進行的污泥脫水過程中，污泥的沖洗技術看起來難以適應污泥的脫水，這也導致污泥處理成本的額外增加。
還有人嘗試了通過離心分離金屬。兩個連續的離心步驟使金屬以沉淀的形式進行濃縮。沉淀中金屬的濃度對鎘、鎳、鉻、銅和鋅為60-73％，但是該方法不能提取鉛。從固體回收和利用的角度講，該技術也存在問題，因為金屬含量降低的那部分污泥只占總污泥量的23％。
還有人嘗試了使用磁方法和離子交換方法提取金屬。污泥中的金屬被離子交換樹脂捕獲，然后在酸性介質下再生。使用這種方法，對于人工污染污泥中的金屬的去除率對銅是57％，對鋅是66％，對鎘是86％。然而，該方法的經濟可行性沒有顯示工業規模的應用。
已經開發了一種用于凈化土壤的包括金屬溶解然后在固體載體上螯合的新化學方法(見Mourato D.和D.D.Lang(1994)The Torontoharbour commissioners soil recycling demons tra tion project，summary of operations and test results.Final report.TheToronto harbour commissioners and Zenon Environmental inc.，第46頁)。該報道的作者宣稱能夠凈化已消化的污泥。這篇報道的細節部分并沒有評估該方法用于凈化污泥時的技術和經濟可行性。另一方面，由于只能用于處理經消化的污泥，從而降低了其可應用性并且某種程度上也增加了污泥處理的總成本，使得該方法的經濟性吸引力更低。
污泥處理方法中，為降低pH值所必需的有機酸或大量無機酸的使用導致與化學品有關的運行成本顯著增加。因此，成本高，缺乏用于污泥處理站的設備，有毒金屬的去除不充分和肥料價值的損失是直到目前為止這些方法所提供的污泥凈化技術的市場化的主要障礙。
考慮到利用化學方法去除市政污泥中的金屬遇到的各種技術和經濟限制，人們就有了開發生物去除方法的興趣。在最近幾年里，已經進行了一些生物瀝濾(bioleaching)研究。
由Institut National de la Recherche Scientifique開發的技術包括使用硫酸亞鐵進行重金屬生物瀝濾的方法。該方法被用于凈化事先經過好氧或厭氧消化的微生物穩定過程的污泥。取決于運行模式和要處理的特定污泥，生物反應器中的反應時間為1-2天。必須加入作為一種能源基質的硫酸亞鐵。這樣產生的酸化條件和亞鐵離子氧化為鐵離子過程中，介質中氧化條件的增加使污泥中的有毒金屬進行了顯著溶解。
上述生物方法保留了化學方法中固有的有利部分，因此降低了化學品帶來的相當可觀的成本。然而，與化學方法(0.02-0.25天)相比，處理時間仍然長(1.5-2天)，這導致了最初投資的增加，例如生物反應器的采購和運行成本，特別是電耗方面。
因此，需要開發一種結合了化學和生物瀝濾方法的優點的方法，該方法成本低，處理時間相當短并且無需采購進行該方法的昂貴設備。
發明概述本發明涉及一種用于凈化含有重金屬和致病微生物的污泥的化學和生物復合方法，包括如下步驟-將污泥與一種酸性瀝濾液混合以酸化污泥到足夠低的pH值以溶解大部分的重金屬并破壞大部分的致病微生物，但pH值又要足夠高以使肥料元素的溶解最小化；-保持高于+400mV的氧化還原電位；-進行固-液分離以產生含有凈化酸污泥的固體部分和含有在瀝濾液中溶解的重金屬的液體部分；-中和污泥；并-回收中和的凈化污泥，其中肥料元素例如碳、氮和磷的含量與最初的污染污泥相比基本不變。
優選污泥酸化到pH值2-3并且保持氧化還原電位高于+400mV。該方法可以使用批量、半連續和連續方法進行。
在一個特別優選的實施方式中，瀝濾液含有無機酸例如硫酸、鹽酸和它們的混合物以及一種氧化劑。該瀝濾液也可以含有一種該氧化劑的前體以便就地生成氧化劑。例如，存在于污泥的菌落中的硫酸亞鐵轉化為作為氧化劑的硫酸鐵。生物氧化通過培養存在于污泥的本地生物群(biomass)中的產硫酸桿菌鐵氧化劑(Thiobacillusferroxidans)的培養物或向混合物中添加收集菌株(collectionstrain)來進行。
附圖的簡要說明
圖1描述了本發明一個實施方式的凈化路線，其中瀝濾液被直接加入到污泥中。
圖2描述了本發明第二個實施方式的凈化路線，其中瀝濾硫酸鐵溶液在外部產生，然后添加硫酸和氧化劑；和圖3描述了本發明第三個實施方式的凈化路線，其中硫酸鐵的產生直接發生在加入氧化劑之后的污泥內。
本發明的詳細描述與現用方法相比，本發明的方法是一個重要突破，因為它結合了生物方法和化學方法的優點，生物方法的優點是，例如，化學品成本低；化學品方法的優點是，例如，由于處理時間短帶來的低投資，反應穩定，加入者的更好控制，耐操作條件例如溫度、腐蝕性化學品的存在、離子強度等的變化。而且，該方法完全可以有利地與現在的污泥處理路線競爭，現在的污泥處理路線只能產生污泥的相對微生物穩定，不能去除有毒金屬。如下的事實甚至是更有利的，包括該方法可以保存由于碳、氮和磷存在帶來的肥效，并且可以使它們幾乎保持完整，同時破壞致病有機體，并且顯著減少污泥處理和處置期間的討厭氣味的產生。最后，考慮到固/液分離過程中產生絮體的方法，可以使用常規脫水設備以及反應器中停留時間短，將水處理廠中實際運行的任何污泥處理線便宜地稍做改造即可應用，因此使它的實施和運行簡單、便宜并且快速。該方法也可以應用到任何類型的城市或工業污泥中。
污泥的凈化和穩定金屬的瀝濾可以通過三種各不相同的變化形式來完成。
在
圖1中描述的第一個變化形式中，瀝濾是直接將瀝濾液加入到污泥中完成的，該瀝濾液含有一種無機酸，優選硫酸或鹽酸，和至少一種氧化劑，優選氯化鐵、硫酸鐵、過氧化氫、臭氧、高錳酸鉀等。污泥必需通過加入酸使pH值優選保持在2.0-3.0，但是不能低于2，因為這會導致污泥中肥料元素不受歡迎地溶解或降解。加入氧化劑是為了使污泥的氧化還原電位(ORP)保持高于400V。氧化劑一方面通過增加氧化條件加速金屬的溶解，另一方面顯著地減少營養物或肥料元素例如磷和氮的溶解。酸和氧化劑的同時加入也顯著減少從污泥中散發的氣味，同時導致致病有機體(細菌指示物)的破壞。優選0.5-6小時的流體停留時間來溶解金屬和穩定生物群。
圖2描述的第二個變化形式中，氧化劑是硫酸鐵，污泥中金屬的溶解是通過加入含有該氧化劑和酸的瀝濾液進行的，瀝濾液在生物反應器中通過亞鐵生物氧化為鐵產生。該瀝濾液也在適合溶解有毒金屬的條件下降低污泥的pH值并增加氧化還原電位。硫酸和另一種氧化劑例如過氧化氫可以與生物反應器中產生的瀝濾液一起直接加入到污泥中以調整金屬的溶解條件并且幫助減少氣味的產生。此外，污泥的pH值優選保持在2.0-3.0，但是任何時候不低于2.0，同時氧化還原電位優選保持高于400mV。該過程中流體停留時間優選0.5-6小時。
最后，圖3描述的第三個變化形式中，溶解金屬的步驟也可以通過直接在污泥中產生氧化劑(此時為硫酸鐵)來完成。在這種情況下，鐵(FeSO4，7H2O)的氧化通過土著菌落進行，菌落例如產硫酸桿菌鐵氧化劑能夠將亞鐵離子氧化為鐵離子。優選與上述兩個其它變化形式中相同的pH條件。根據操作模式和要處理的特定污泥，在生物反應器中反應時間為1-2天。為了減少污泥在生物反應器中的停留時間和促進系統的穩定，可以通過向污泥中直接加入產硫酸桿菌鐵氧化劑的培養物或其它可以氧化亞鐵離子的微生物加速鐵的氧化。調整污泥的流體停留時間以使污泥的ORP保持高于400mV。對應半連續或連續操作，可以在后續步驟中加入氧化劑例如過氧化氫或甚至一種硝酸鹽，其濃度應足夠減少毗鄰反應器的殘余氣味。在批量方法中，可以在處理階段的末期向生物反應器中加入過氧化物。
上述金屬溶解步驟的不同變化形式可以以批量、半連續或連續的操作模式進行。雖然也可以采用其它反應器類型，但用于該過程的反應器優選是帶有機械或曝氣攪拌的罐。污泥固含量30-40g/L代表了該技術的最佳操作范圍。然而，任何本領域技術人員都能根據處理站設備的處理能力適應所說的含量。
瀝濾液的生產上面提及的瀝濾液優選由一種在強酸介質下即pH值在1.0-2.5的硫酸鐵濃溶液組成。該溶液通過硫酸亞鐵的生物氧化產生并且可以在攪拌和曝氣罐式反應器中以批量方法，半連續和連續的模式進行。為了增加硫酸亞鐵氧化的動力學可以使用其它類型的反應器，即帶有固定槽的生物反應器，例如具有PVC載體的旋轉生物盤，或具有聚氨酯泡沫載體的滲濾柱，離子交換樹脂，玻璃珠或活性炭顆粒。
調整反應的pH值以使亞鐵的氧化具有足夠的動力學并且避免生成的三價鐵沉淀。雖然pH在1.0-2.5之間可以產生三價鐵，但為了減少反應器中鐵的顯著沉淀或甚至消除它優選將pH值保持在1.8以下。在反應器中保持的pH值也可以調整以便得到的瀝濾液本身足夠降低污泥的pH值到所需的水平，即高于2.0并且優選在2.0-3.0之間，而不需額外的硫酸或任何其它上面提及的酸。
為了降低污泥中添加的瀝濾液到最低值并由此使將鐵氧化所需要的生物反應器大小降低到最小值，基質濃度即硫酸亞鐵濃度應當盡可能地高。對于生產該瀝濾液的步驟基質含量優選為10-30gFe2+/L。
也建議這樣運行鐵氧化生物反應器，即將流體停留時間優選為12-36小時。在使用具有固定槽反應器的情況下，更短的停留時間即6-18小時通常足夠了。流體停留時間(HRT)和使用的基質濃度是確定生物反應器大小的兩個重要的參數。例如，考慮一個容積為25m3用于從污泥中瀝濾金屬的容器，該容器每天可以處理10噸干重的污泥(固含量30kg/m3，HRT為1.5小時，安全系數20％)，這樣鐵氧化生物反應器的容積為24m3，流體停留時間24小時(鐵氧化率90％，基質濃度15gFe2+/L，最終污泥處理容器中鐵的濃度0.8g/L，安全系數20％)。
將鐵氧化生物反應器保持室溫。優選調整生物反應器的曝氣率至保持溶解氧濃度高于1mg/L。氧化亞鐵離子的細菌的培養基可以從污泥的土著生物質或先前加到混合物中的收集菌株制備。
對應產硫酸桿菌鐵氧化劑的繁殖，不需要提供營養組分，因為污泥含有所有用于該目的的營養成分。用于操作鐵氧化生物反應器的最終脫水過濾物的比例應為5-10％。
污泥的調制和脫水在反應器中的污泥處理以后，污泥通過加入工業絮凝劑例如陽離子或陰離子聚合物進行調制。這些絮凝劑已為本領域技術人員熟知。然而，絮凝助劑的添加在某些情況下會相當大地改善污泥絮凝的品質。在這些條件下經成功測試的優選的絮凝劑的實例是粘土、膨潤土或氰亞鐵酸鹽例如氰亞鐵酸鈉或鉀。
然后污泥在旋轉盤式過濾機上脫水。其它機械脫水方法例如壓力帶式過濾機、離心或旋轉壓濾機也可以使用。
最后，脫水后的污泥通過加入堿例如生石灰(CaO)、熟石灰(Ca(OH)2)、農業石灰(CaCO3)或白云石石灰(CaO-MgO的混合物)中和到接近中性(pH接近7)或者為了某些具體應用而中和到更高的pH值，然后使用卡車運輸到散播地區。在被利用前，也可以將凈化的污泥補充干燥和顆粒化，堆肥化處理或涉及將化學品或有機肥料通過聚結添加到污泥中來調制和聚集，作為特定肥料化應用，或是在農業、林業、園藝業，在溫室內或無溫室的地方，用于蔬菜或水果，土壤的恢復，或草地的平整和維護。凈化的污泥使用前也可以與其它有機物例如泥煤、堆肥、糞便等混合。
瀝濾液的中和和金屬的回收含金屬的酸性瀝濾液通過加入下述堿性化合物的溶液中和到堿性優選pH值7-10，所述堿性化合物為，例如，飽和石灰水、氫氧化鈉、碳酸鈣、碳酸氫鈉、氫氧化銨和氫氧化鎂。也可以使用堿的混合物以及某種沉淀劑，例如三氫硫基-s-三嗪(trimercapto-s-triazine)。接著瀝濾液進行沉淀直到得到金屬性的污泥。在某種情況下任意加入一種聚電解質可以增加金屬沉淀的產率。后者的殘渣先在板筐過濾機上脫水，然后在運到危險物放置地之前在空氣中或在干燥器中干化處理。也可以使用其它機械脫水方法，包括壓力帶式過濾機、離心過濾機和旋轉壓濾機。
以幾個步驟來進行金屬沉淀也是可能的以便產生歸為非危險物的一種或幾種殘余物和歸為危險物的一種或幾種殘余物。按照為本領域技術人員熟知的程序通過中和瀝濾液以幾個步驟選擇性地進行沉淀，這些沉淀步驟的每一步都跟隨固-液分離。
而且，在某些情況下，更大的興趣不是通過中和和沉淀回收金屬，而是將酸性或部分中和的瀝濾液循環到處理廠的生產或處理線中。
另一個可能性為通過離子交換樹脂吸附來回收溶解性金屬。已為本領域技術人員熟知的各種技術用于這一目的。
本發明的方法可以有效地去除重金屬。結果，對銅和鋅的去除率為70-90％之間，而對錳75-95％的去除率可容易地達到。其它的重金屬例如鎘和鎳，當它們存在于污泥中時也被溶解。該方法在北美洲或歐洲的各種氣候條件也可以充分地運行。
使用本方法對細菌和病毒指示物的破壞性能明顯地優于常規的好氧和厭氧消化方法。而且，與粗污泥相比，本方法顯著減少了所得污泥的令人不快氣味的產生。
由本凈化方法處理的污泥的化學表征顯示，凈化后的污泥的肥料性質可以與常規好氧方法消化的污泥相媲美。而且，本發明方法的凈化產生鐵和硫在污泥中的可觀富集。使用本發明方法(使用硫酸鐵做氧化劑)凈化的污泥對大麥的溫室研究表明，污泥保持好的肥效并且不產生任何環境或農藝學問題。事實上，這些研究表明這樣凈化的污泥的利用潛力將比大多數常規污泥更大。類似地，考慮到蔬菜中對硫的營養需要，凈化后污泥的農業推廣是特別令人感興趣的。對于這一課題也應該注意到，全世界相當比例的農業土壤缺硫。
本發明的方法可以通過永久地與污水或污泥處理線整合在一起進行或者安裝在移動平臺上對污泥做偶爾處理。其它利用的方法可以在完整凈化線中增加到污泥脫水段的下游，這些方法例如進一步的脫水，冷條件下或暴露于空氣中熱干化，通過加入鉀、白云石或其它有機或無機肥料增肥，與其它生物群混合等。
提供如下的實施例來描述本發明的某種優選實施方式，并且不應視作限定本發明的范圍。
實施例1使用氯化鐵協助處理市政污水過程產生的物理-化學污泥來測試本發明的方法。以批量的形式進行了47次試驗。通過瀝濾步驟直接向污泥中加入硫酸作為氧化劑的和過氧化氫來處理143m3總平均固含量為29.3g/L的污泥。在這些測試期間pH值在2.0-2.6之間變化，同時氧化還原電位調整到400-500mV，瀝濾時間在1-4小時之間變化。
結果表明，降低有毒金屬在污泥中的含量以便達到將這些生物群利用的標準是可能的。對于所有測試中產生的污泥，每公斤脫水并凈化的污泥中下述元素的平均含量如下Cd 5.83±2.93mg/kgCr 127±36mg/kgCu 273±56mg/kgNi 29.5±9.7mg/kgPb 98.6±20.4mg/kgZn 285±115mg/kg需要強調的是，因為金屬的去除或溶解率通常比市政處理站的生化污泥更低，因此這樣的物理化學污泥通常難以凈化。以下給出了在凈化污泥的脫水過濾物中測得的基于溶液中金屬濃度的金屬溶解率Al 45.9±7.8％ Cd 57.1±12.8％Cr 35.7±23.9％Cu 50.0±10.9％Fe 19.1±12.1％Ni 58.7±32.0％Zn 70.4±16.1％對銨(NH4)的測定顯示，本發明的應用條件對處理中溶液的氨態氮的濃度幾乎沒有影響。事實上，在經過瀝濾的污泥中可溶解的NH4的平均濃度比最初污泥中的NH4濃度更低，(147±74mg/L)對(268±125mg/L)。另一方面，污泥中總氮含量測試表明，經過瀝濾和脫水的污泥含有的總氮(2.97±0.54％w/w)與未處理污泥(2.26±0.78w/w)相同。
本發明凈化并脫水的污泥中對總磷的測試表明，該元素幾乎完全保留在污泥中。因此對于所有的中試試驗，最初污泥和凈化污泥的平均值分別是1.63±0.27％(w/w)和1.72±0.27(w/w)。可溶性磷的測試也表明，根據本發明方法的污泥處理不會引起可溶性磷的損失。結果，在瀝濾后污泥中測得的可溶性磷的平均濃度是15.1±7.2mg/L，而最初污泥中它僅為1.44±2.63mg/L。
溶解性有機碳(DOC)的測試進一步表明，處理過程中只有非常少的有機物質進入到溶液中。瀝濾污泥中測得的DOC的平均濃度為981±336mg/L，而對未處理污泥它為1310±399mg/L。類似地，該方法的應用不引起污泥中總碳量的顯著改變。因此，對未處理污泥的平均總碳含量為27.5±8.5％(w/w)，而對凈化并脫水的污泥的平均含量為33.3±4.3％(w/w)。
用于定量該方法應用后氣味減少的技術包括測量由污泥散發的氣味的流量。氣味的流量定義為每單位表面氣味的流速。氣味流樣品的采集是借助流量室OdofluxTM完成的。氣味室可以定量污泥表面產生的氣味流量。因此，在同樣的基礎下精確并重復性地比較不同類型污泥的表面散發變得可能。將大約70升的污泥用作樣品。污泥在一個直徑為76厘米的塑料池中沉淀，污泥厚度10厘米。然后將流量室放置在污泥上并插入5厘米深。氣味樣品儲存在TedlarTM袋中并送到實驗室。為了獲得氣味測定，根據ASTM E679-91標準通過動態稀釋到通過嗅覺可以察覺的閾值，將采集的樣品進行分析。氣味可以察覺的閾值定義為當嗅它時，測試小組中有50％的人可以嗅到氣味或不可以嗅到氣味時的純空氣稀釋率。按照定義，氣味察覺的閾值等于1o.u./m3。為了獲得1o.u./m3，必要的氣味混合物稀釋值表示為每立方米空氣的氣味單元中“氣味”的濃度(o.u./m3)。結果表明，與沒有凈化的污泥(＞97％)相比，脫水和凈化污泥的氣味被明顯抑制。相似地，與從混合池中取出液態未處理污泥相比，對于液態經瀝濾的污泥獲得了高的氣味去除率(＞93％)。
對瀝濾后污泥的機械脫水的三種方法進行了測試，使用旋轉盤式過濾機、旋轉壓濾機或離心過濾機。根據這些試驗，污泥的調整是通過加入陽離子聚合物或陰離子聚合物(1-5kg/噸污泥，以干重計)進行的。在使用板筐壓濾機進行脫水的試驗中，獲得的餅狀污泥的總固體含量為18-31％，而懸浮物的平均捕獲率為97±2％。使用旋轉壓濾機時，干固體為15-53％之間，而懸浮物的平均捕獲率為93±2％。最后，使用離心脫水機可以獲得干固體為20-31％，而懸浮物的平均捕獲率為92±2％。
實施例2對來自于市政污水處理的生物污泥的處理測試本發明的凈化和穩定方法。在這些研究中，總共4次測試按批量式操作完成。通過瀝濾步驟直接向污泥中加入硫酸和作為氧化劑的氯化鐵來處理16m3總平均固含量為20.5g/L的污泥中。在這些測試期間pH值在2.0-2.5之間變化，同時氧化還原電位調整到400-490mV，瀝濾時間在1-4小時之間變化。
對于這些測試，以下給出了在凈化污泥的脫水過濾物中，以基于溶液中金屬濃度計測試的金屬溶解率Cd 90.8±11.4％ Cr63.0±2.4％Ni 84.0±11.7％ Pb30.5±7.6％Zn 91.8±4.5％在上述瀝濾條件下處理1小時后，測試在污泥中總大腸桿菌、糞便大腸桿菌和糞便鏈球菌濃度的降低。結果表明總大腸桿菌的平均減少4.90±0.93對數單位或99.9987％。至于糞便大腸桿菌則為4.80±0.88對數單位或99.9984％的減少。對于糞便鏈球菌為2.14±0.24對數單位的減少，等于99.28％。在大多數情況下，細菌指示劑的濃度低于監測閾值的10CFU/mL。
雖然本發明使用具體的實施方式幫助說明，但應理解在所述的實施方式中可以包括幾種變化和改進，并且在總體上遵從本發明原則的基礎上，本發明意欲覆蓋這些改進、應用或適用，并且包括本發明描述的任何變種形式，這將在本發明領域內為人所知或變得通用并且在與下述權利要求范圍一致的情況下可以應用上述基本要素。
權利要求
1.用于凈化含有重金屬和致病微生物的污泥的復合化學和生物方法，包括如下步驟a)將污泥與酸性瀝濾液混合來酸化污泥到足夠低的pH值以溶解大部分的重金屬并破壞大部分的致病微生物，而不會溶解顯著量的肥料元素；b)保持高于+400mV的氧化還原電位；c)進行固-液分離以產生含有凈化的酸污泥的固體部分和含有溶解在瀝濾液中的重金屬的液體部分；d)中和污泥；并e)回收中和的凈化污泥，其中肥料元素的含量與最初的污染污泥相比基本不變。
2.根據權利要求1的方法，其中污泥被酸化到pH值為2-3之間。
3.根據權利要求2的方法，其中瀝濾液選自硫酸、鹽酸和它們的混合物。
4.根據權利要求1的方法，其中瀝濾液含有氧化劑或氧化劑的前體。
5.根據權利要求4的方法，其中氧化劑選自氯化鐵、硫酸鐵、過氧化氫、高錳酸鉀和它們的混合物，氧化劑的前體選自氯化亞鐵和硫酸亞鐵。
6.根據權利要求4的方法，其中氧化還原電位通過向反應介質中加入或不加入與瀝濾液中氧化劑相同或不同的第二氧化劑保持在+400mV。
7.根據權利要求6的方法，其中第二氧化劑選自氯化鐵、硫酸鐵、過氧化氫、臭氧、高錳酸鉀和它們的混合物。
8.根據權利要求1的方法，其中在固-液分離前加入絮凝劑和任選加入的絮凝助劑。
9.根據權利要求1的方法，其中這些步驟可以以批量法、半連續法或連續法進行。
10.根據權利要求1的方法，其中中和是使用含有選自飽和石灰、氫氧化鈉、碳酸鈣、氫氧化銨、氫氧化鎂溶液和它們的混合物進行的，然后進行傾析。
11.根據權利要求2的方法，其中瀝濾液含有與硫酸結合使用的鐵鹽、亞鐵鹽或它們的混合物。
12.根據權利要求11的方法，其中鐵鹽是通過硫酸亞鐵或氯化亞鐵的生物氧化得到的硫酸鹽或氯化物。
13.根據權利要求12的方法，其中生物氧化是借助從污泥的土著生物群或收集菌株得到的產硫酸桿菌鐵氧化劑培養基進行的。
14.根據權利要求1的方法，其中瀝濾液被直接加入到污泥中的酸和硫酸亞鐵溶液取代，硫酸亞鐵被土著細菌群落氧化產生作為現場氧化劑的硫酸鐵。
15.根據權利要求14的方法，其中酸是硫酸、鹽酸或它們的混合物。
16.根據權利要求15的方法，其中污泥被酸化到pH值為2-3。
全文摘要
本發明涉及一種用于凈化含有重金屬和致病微生物的生物和化學復合方法,由如下步驟組成:將污泥與酸性瀝濾液混合,以酸化污泥使其pH值足夠低以溶解大部分重金屬并破壞大部分致病微生物,但同時pH值也要足夠高以使肥料元素的溶解最少;為了得到含有凈化后的酸化污泥的固體部分和含有溶解在瀝濾液中的重金屬的液體部分,將氧化還原電位保持在+400mv以上,這樣就發生液—固分離;將污泥中和:并且回收中和后的凈化污泥,含在其中的肥料元素與最初未凈化污泥相對應的肥料元素即碳、氮和磷基本保持不變。
文檔編號C12N1/20GK1367759SQ00811211
公開日2002年9月4日 申請日期2000年7月27日 優先權日1999年8月3日
發明者瓊－弗朗索瓦·布萊, 納塔莉·默尼耶, 瓊－路易斯·薩斯塞維爾, 拉杰什瓦爾·D·佳蓋, 居伊·默西埃, 法蒂瑪·哈姆 申請人:加拿大國家科學研究院