活性污泥法的剩余污泥削减步骤的实施.doc

活性污泥法的剩余污泥削减步骤的实施CHUL-HWI PARK1, YOON-SUN BAE1, and GEE-BONG HAN2 韩国 首尔，汉城大学东校区，环境工程 韩国 富川市 京畿道 生物科学与环境工程部，天主教大学在这项研究中,一种活性污泥改工艺即剩余污泥消化一体化反应器(ESDR) 所产生的污泥减量进行了测试。这种耦合了污泥回流管线的ESDR，在嗜热有氧条件提高了细胞群的溶解量。在参考ESDR（没有嗜热微生物接种）水平中观察到的结果是TSS的下降13.76%，而通过测试ESDR（有嗜热微生物）得到的数据是TSS的下降32.09%。这样会显示，在测试期间的48小时，细胞溶解增加18.33%，在两种不同的操作参数下，平均剩余污泥增容比率(值)分别为51.17%和41.56%。计算得剩余污泥减速比是49.60%,污泥循环比2,但当污泥循环比上升到3时增加到68.97%。污泥体积指标(SVIs)的过程控制与测试值分别为68.4和57.0,显示缺乏任何消极作用的改造污泥沉降特性。出水水质满足国家排水标准要求。关键词:活性污泥,减速比、溶解效果,污水处理简介城市污水处理厂(MSTPs)通常使用生物污水处理工艺为二级处理,处理过程中会产生大量的污泥。大量的污泥处理的要求连续增长是因为全世界在MSTP建设领域的增长。传统的处理方法,如填埋、焚烧、流到海里，因遇到强烈的公众的反对而逐渐通过法规禁止。严格执行环境和法律要求有关污水处理厂污泥的处置问题意味着严重影响MSTPs的运行和维护。因此,处置污泥不同的方法已经被发展,并在这个领域的研究工作努全球增长。 各式各样的方法已经过测试,在努力减少多余的污水污泥。这些方法使用一种或多种方法结合的物理的、化学的、生物的原则,通常使用两种策略之一:(1)过剩的污泥的后续处理,(2)通过改变原来的过程减少污泥产量。前者的方法减少了剩余污泥的处置,后者要求降低剩余污泥生产量。多余的污水污泥减量后处理包括污泥热降解、化学意义上来讲,热-碱性过程中,暴露于臭氧、机械的方法,或超声波粉碎处理、相关的生物质循环之前回到曝气池。虽然后处理溶解公认为高效的处理方法、但以上总结的方法因为影响曝气池的效果而需要严格控制。此外,净减少剩余污泥量比处理剩余污泥处置更有效，处理剩余污泥优先于最终处置。传统活性污泥法中微生物家少的原因是溶解速率慢和固体停留时间长。然而,这些问题竟可能的通过加强流程管理而避免，,这也是一种相对较新的方法。一个理想的变更将会是在污泥回流管线上结合一个污泥消化反应器的普通活性污泥法。在这样一个流程中，多余的污泥再回到曝气池之前将接触物理化学或者生物处理。回流污泥的生物会得到高效溶解。在活性污泥法中多余的污泥审查原则指剩余污泥消化反应器(ESDR)中生物溶解率应当减少整个流程的剩余污泥产量。反过来，这样的减少会减少从系统中去除剩余污泥需要；这通常是需要在曝气池中混合液悬浮固体浓度要维持一个相对稳定的水平。因此，通过在一个ESDR中的生物溶解剩余污泥的净减少既是有希望的也是用于MSTPs可行的。作为剩余污泥含有大分子微生物细胞的细胞膜及细胞壁,除非经过预处理,是保持不变的，对污泥生物量是破坏最常见的方法是微生物过程和微生物溶解经消化。嗜热消化过程的优点包括减少剩余污泥中的滞留时间,肠道病原体失活,较高的代谢活动与嗜热微生物在消化池中底物的转化率。因此,尽管这种系统正为能源密集型产业，嗜热过程稳定可靠的缺陷,是一个可持续超过嗜热消化污泥处理过程中,我们认为值得进一步研究。 超过50%的污泥有机材料包括大分子蛋白质。耐高温酶,如蛋白酶,能促进污泥中蛋白水解。因此有人提出耐热氧消化可以用来对付特别难处理的有机废物,如果有充足的时间才能适应连续过程。在55嗜热细菌分离中已经被证明,但由于抑制蛋白酶活性，排泄蛋白酶降解的速度在污泥好氧消化固体嗜热过程中降低。它也表明,嗜热分离出细菌在60的活性污泥中对挥发性悬浮固体物(VSS)的溶解降低20 - 30% 。蛋白酶具有较高的反应速率嗜热条件下,有报道说的最重要的组件在污泥水解。在嗜热细菌、芽孢杆菌、蛋白酶和葡糖糖化酶的生产,都被运用到污泥溶解当中。在目前的研究中,结合ESDR而剩余污泥净减少，对污泥回流管线的一个常规活性污泥工艺进行了研究。探讨该方法的效用,方程净值下降的比率和剩余污泥的溶解率得到发展,并开发出减少剩余污泥产生额外的溶解步骤的测试过程,并对比了韩国汉城安装在MSTP活性污泥工艺的控制。在耐热的影响下的有氧条件o下MLSS的溶解,c对澄清池r的沉降特性进行了分析。 出水水质方面也实现国家排放要求,并避免了之前的回归剩余污泥可能是负面影响。图1 .原理图的控制(a)和(b)工艺试验,并对试验过程操作参数对质量平衡的评估。材料和方法实验设计,控制和测试流程在目前的研究中,两个在首尔的实验设计是用来评估你的减少剩余污泥产生的MSTP有效性。设计(a)是控制流程和设计(b)是测试过程。图1显示一个原理设计(a),它由一个坦克和clarifier曝气。图1 b显示的原理图设计(b),它由一个曝气罐,ESDR, 澄清池试验过程不同于控制的结合过程,因为,在考试过程中,一个ESDR污泥回流管线的，当达到稳态条件,测量了这些系统。设计的性能(a)和(b)方面或减少剩余污泥积累进行比较。ESDR矩形曝气是由透明树脂板和丙烯酸盐卷制成，工作体积分别40 L和5 L。每个内胆都装有一个进口和排水阀(出口),也作为一个抽样的检车口。曝气系统构成的一个气泵和圆环形空气扩散器,提供了0.1 - 0.2立方米空气/立方米/分钟,确保溶解氧(做)浓度以上2毫克/升)的坦克和ESDR在曝气。两个槽用温水循环的双层壁反应器、维护的温度ESDR曝气箱在C和6320 - 252C,分别。澄清池的截面积用于二次沉淀 0.05平方米。 污泥泵用来驱动剩余污泥从澄清池进入ESDR和水进入曝气ESDR池。剩余污泥消化反应器污泥减量嗜热细菌的分离、通过这些细菌污泥溶解量在首尔，MSTP获得了污泥应用于该研究。消化池污泥是在632培养箱进行为期5天的有氧条件下，其次,一半的污泥与等体积换上一个新鲜的污泥，这个过程重复5次。污泥培养琼脂稀释和涂抹板含有15%(w /v)脱脂奶培养基，在632条件下培养24小时。一半污泥培养基上含有5克/升酵母提取物、8 g / L为原料,4 g / L氯化钠。632的有氧条件下培养24小时,丰富了培养基分离菌含有嗜储存在4。详细的分离和富集程序可以被发现的地方。在培养基中储存的细菌,每当增容时装进ESDR,并且为了嗜热菌增容也把活性污泥也注入ESDR中，溶解酶的最佳产量是通过嗜热芽孢杆菌在65有氧条件下，综合条件限制在50以下。在回到ESDR之前,剩余污泥是冷却到周围的温度。因此,曝气池中任何作用的溶解酶(关在一个相对较低的温度)是被限制的。操作条件的控制和测试流程控制和测试过程是在不同条件下操作的,包括进流量170 L / d、水力停留时间(HRT)5.7 h,污泥停留时间(SRT)4-10天,和MLSS浓度为1400 - 3500毫克/升。ESDR在632C操作,水力停留时间(HRT)1.5 -1.7天。 在初步操作(方案1),参考ESDR(因此没有细菌)和测试ESDR(试验堆有细菌接种)在批量操作模式来确定solubilization六天的能力。2与协议,将大量的污泥回到ESDR试验过程中维持在两次处理剩余污泥量,最大浓度增加曝气池MLSS的3567毫克/升。3与协议,一定数量的返回输入ESDR污泥在测试过程中维持了118天的处理的三倍数量的剩余污泥,MLSS曝气槽浓度之间举行1700毫克/升)和2000毫克/升),以防止任何降低SRT。因此,而控制过程的操作了在正常活性污泥工艺(A / S)的条件下,利用试验过程进行了两种截然不同的组操作协议(方案2和3)。污泥循环之间的关系及体积减薄率运行过程中进行了监测方案2和3。从质量平衡的剩余污泥推导溶解率和减速比剩余污泥的溶解率和减速比来源于质量平衡数据的边界条件和参数使用如图1所示。结合质量平衡的剩余污泥如图1所示一个控制周期流程,我们得到方程1:Va dXa/dt = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va - Fwc Xr Fe Xe (1)采用近似稳态流原理和假设方程1中废水的产量没有悬浮物(TSS)方程 2 - 4Va dXa/dt = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa VaFwc Xr Fe Xe =0 (2)Fe Xe =0 (3)Fwc = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va/Xr (4)其中是Fwc是控制过程中剩余污泥流速。结合剩余污泥的质量平衡，回归测试过程如图1 b，随着时间的推移,我们所得到的方程5:Va dXa/dt= Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va Fwt Xr Fe Xe Fs Xr +Fs Xs + Ya Fs Ss (5)采用近似稳态流原理和假设在方程5废水中没有悬浮物(TSS),方程6 - 8:Va dXa/dt = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va Fwt Xr Fe Xe Fs Xr +Fs Xs + Ya Fs Ss =0 (6)Fe Xe =0 (7)Fwt = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va Fs Xr + Fs Xs + Ya Fs Ss/Xr (8)其中Fwt是在测试过程剩余污泥的流量。方程8也可以重组，得到流入ESDR剩余污泥的流速(Fs),得到方程9:Fs = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va Fwt Xr/Xr Xs Ya Ss (9)Fs是流入ESDR剩余污泥的流速, , , and 假定为通过Fwt/Fwc ,( XrXs)/Xr , andSs/Xr给出,相对的,当这些值给出时,我们可以代替方程9,得到方程10和11Fs = Ya Fi (Sbi - Sbe) kd Xa Va Fwc Xr/Xr Ya (10)剩余污泥溶解比() =( Xr Xs)/Xr = 1 Xs/Xr (11)通过定义剩余污泥循环比(f / Fwc)作为流入ESDR污泥流速流量,我们所得到污泥有关减速比的方程12,13Fwc = (1 )/( Ya ) (12)剩余活性污泥减速比= Fs/Fwc *( Ya ) = (1 ) = (Fwc Fwt)/Fwc = 1 Fwt/Fwc (13)分析方法按照标准方法进行水和废水的检查,分析了COD、可溶解的COD(SCOD)、生化需氧量、可溶性-生化需氧量(SBOD),NH4-N,TSS、VSS。总氮(T-N)和总磷(T-P)进行测量,并根朝鲜污水排放标准。用离子层析模型法分析磷酸盐浓度、亚硝酸盐、硝酸盐,用离子色谱仪标准溶液校准。采用显微镜检验在池污泥形态,分析了可溶性样品后至0.45m孔过滤玻璃纤维过滤器。结果和讨论ESDR实际容量批处理模式的测试能力可达到增容测试设计要求,包括一个活跃的ESDR(因此存在细菌降解行为)进行方案1(见材料和方法三次,每次两天,积累数据从一个共有六天。在每一个测验中,参考ESDR(即没有细菌接种,反应器) 温度也被维持在632C。TSS、SCOD剩余污泥浓度的两个系统中进行了分析反应器能力在方案1,平均值是如图2所示。 图2、使用方案1中TSS、SCOD参考值和测试值。在早期的试验中, 在ESDR反应器中剩余污泥初始TSS值 (平均5450毫克/升) 降到平均值为4700毫克/升和4416年毫克/升),并持续维持在平均浓度相对为4600和3700毫克/升之后,有稍微增加, 然而,SCOD水平(平均780毫克/升)在两个ESDR反应器最初经历了一个快速增长一个稳定值是在在参考ESDR(平均800毫克/升)取得。在测试ESDR,平均SCOD值在最初的增长后而下降,最后达到相对稳定值1020毫克/升。这表明在早期阶段,一个热的反应是剩余污泥絮体解聚作用,是随着细胞壁瓦解和水解作用同时进行。TSS值在早期的反应阶段的参考值和实验值集中在13.76%和18.94%之间，相对的，在24小时内取得最大是实验值为32.09%，TSS值在实验ESDR中比在参考ESDR中减少得快，这可能是由于嗜热菌释放的胞外酶,它迅速分解易分解剩余污泥。因此,TSS之间的差额减少参考图和测试反应堆最初是5.18%,但最终达到18.33%,相比参考反应器(没有溶解)在以后的阶段的实验，从而反映出13.15%的高溶解率。再次,大概是差异是嗜热菌释放的胞外酶引起。这些观察表明：两个参考图和测试ESDRs引起SCOD初期的增加实现剩余污泥水解。此外,稳态SCOD值维持在参考ESDR之后,但在测试ESDRSCOD值继续增加到平均1020毫克/升),因为酶催化的污泥恶化之前,由于微生物呼吸在测试ESDR水位下降在以后的阶段，此阶段的实验,也是在此前的一项研究。SCOD值在早期的反应阶段的参考值和实验值集中在12.82%和17.42%之间，相对的，在24小时内取得最大是实验值为31.61%，相对参考ESDR，SCOD的值在实验阶段增高，可能是由于如上面所说的TSS增长的的原理一样。因此,区别参考图和测试中SCOD值最初为4.60%,但最终达到18.79%,反映出14.19%的提高，在最后阶段的实验ESDR参考溶解率测试相比,是由嗜热微生物分泌的胞外酶引起的。 这表明,利用结合剩余污泥回流管线的 ESDR，剩余污泥被溶解，因此，减少了其污泥量。评价在ESDR在试验过程的剩余污泥溶解比(fi)在连续的的用ESDR测试中，溶解率才会变化，方案2和方案3 - 1(见方法),进行了评估。在ESDR的进口和出口处标上现状污泥样品周期的获得，并且进行分析，分析结果的平均数据和总结数据列在表1。 ESDR的剩余污泥的溶解比(fi)计算公式用公式11和数据列在表1中。其中生无可降解有机污泥可以概括如下。与方案2、生化需氧量是56.33%,化学需氧量53.66%、SCOD为 76.61%,TSS为 51.17%,VSS为52.84%。 在方案3 - 1的操作中、生化需氧量是62.84%,化学需氧量50.76%、SCOD 为79.74%,TSS为 41.56%VSS为53.90%。因此剩余污泥的溶解比平均值使用方案2和方案3 - 1计算值为58.12%和57.76%。所有值的获得在连续的实验中均高于从批处理测试,因为在以前的研究中，嗜热细菌的适应环境有助于提高降解有机污泥的降解。 分析结果剩余污泥的溶解比(fi)用方案2高于方案3-1，除了fi的值说明ESDR生化需氧量有关。更高的循环比出现导致增加去除可生物降解的固体,当采用方案3 - 1产生更高的为生化需氧量和VSS。然而浓度、无机材料,包括可溶性T-N、可溶性T-P,NH +硝酸N, 亚硝酸N和总P，在进口比出口处低。因此,通过可溶解污泥中嗜热菌降低细胞群有机比例,但由于无机材料的发展,已被其他的一些研究报告中有所报道。19,26 曝气池中MLSS浓度也影响溶解效果，是由于ESDR中有机物的降解。 因此,控制过程中MLSS浓度是1855毫克/升,但由于在方案2中增加了ESDR污泥回流管线，使其值增加到一个平均浓度2,656毫克/升(最高3567毫克/升,最低2250毫克/升)。 在曝气池中的负荷率变化也要随时检测，目的是用来评估在整个操作过程的结合ESDR活性污泥工艺剩余活性污泥的溶解率，在实验过程中的污泥平衡在图3中已表明。由于通过ESDR的减少，从整体质量平衡数据、生化需氧量、TSS、VSS有望减少，因此,在ESDR的进口和出口污泥平衡会有差异,这反应了曝气池中污泥的负荷率下降，用来以下的计算： 曝气池中BOD负荷率减少量 = (10.8 - -3.4)/ 10.8100 = 68.5% 曝气池中TSS负荷率减少量= (59 - 22.3)/ 59 x 100 = 62.2% 曝气池中VSS负荷率减少量= (40-18)/ 40100 = 55% 然而,图3中表明： SBOD,T-N,T-P值增加。 ESDR中物料平衡的差值在进口和出口的计算如下： 曝气池中BOD负荷率减少量= (0.6 - -0.3)/ 0.3100 = 100% 曝气池中TSS负荷率减少量= (1.8 - -1.7)/ 1.7100 = 5.9% 曝气池中VSS负荷率减少量= (0.48 - -0.44)/ 0.44100 = 9.1%表1、ESDR污泥采样进、出口分析结果ItemProtocol 2Protocol 3-1Inlet (mg/L)Outlet (mg/L)Inlet (mg/L)Outlet (mg/L)BOD2,0158803,3721,253COD14,0606,51615,9587,858SCOD160684185913TSS11,3295,53219,21511,230VSS7,3113,44813,1536,059T-N480407650604Soluble T-N44.077.521.082.2T-P55.060.5136.6147.9Soluble T-P11.029.78.826.0NH+-N10.684.213.5146.8NO-_-N0.021.10.051.8NO-N2.3611.33.0018.8PO-P4.8212.05.9019.9 图3、方案3总污泥质量平衡测试过程的试验参数 图4、累计的剩余污泥量和测试流程比较消化反应池剩余污泥污泥减量在测试过程剩余活性污泥的减量比评价我们试图分析控制过程中净污泥产生，是通过实验过程曝气池中的MLSS累加值，已剩余污泥量,以及出水的总悬浮物(TSS)。然而,出水TSS浓度太低不能测量。剩余污泥体积每周测两次,使用合适的样品。图4显示了在测试和控制中累计剩余污泥量的比较.累计剩余污泥量在稳定状态和测试过程中的值分别是34克和37克,当剩余污泥循环比用方程12表达事被设为设为2,因此使用方案2、累积剩余污泥量分别成为92克,46 g。因此,使用方程13计算剩余污泥减速比为49.60%,。然而,当剩余污泥循环比设为3时,用方案3、累积剩余污泥量分别达到174 g和54克,。因此,计算剩余污泥减减速比提高到68.97%。在方案3-2,曝气池MLSS浓度维持在1700 - 2000毫克/升，由于无效的消化作用而导致混合液悬浮固体颗粒增加，所以大大缩短了污泥停留时间。这个实现也报道过。在方案3-2中累计剩余污泥量分别为676克、33克，最后,计算剩余污泥减速比为95.10%.曝气池中惰性污泥影响溶解效果惰性污泥量增加与污泥体积指数（SVI）沉降特性分析用来监控曝气池活性污泥溶解效果，评估曝气池进口惰性积累污泥量、MLVSS与MLSS比值，如图5所示。 图5、曝气池MLVSS / MLSS比值的变化曝气池中这个MLVSS / MLSS比值超过160天的测试分别为0.6 -0.9(平均0.75)和0.57 - -0.91(平均0.75),。图5显示在测试过程中在进口没有额外的惰性污泥质量出现,由于比例高的无机废水和废弃的剩余污泥已去除,显示MLVSS / MLSS比值在控制和测试流程是相似的。 污泥体积指数（SVI）沉降特性分析的数值在控制和测试流程分别为68.4和57.0。这表明,返回曝气池的污泥并没有严重影响活性污泥法处理效果。污水处理厂污泥溶解对出水水质的影响评价污水处理厂污泥溶解对出水水质的影响，采用两个方案2和3，分别对控制和测试流程出水和进水进行了分析,。表2显示进水和出水水质、以及每一步的处理效率。表2、方案2和3进水和出水水质及处理效率ItemProtocol 2Protocol 3Inf.Control (mg/L)Test(mg/L)Inf.Control (mg/L)Test (mg/L)Eff.Effi. (%)Eff.Effi. (%)Eff.Effi. (%)Eff.Effi. (%)BOD89.86.792.84.395.362.54.593.05.690.6SBOD13.62.581.22.581.212.61.790.12.089.3COD136.737.072.627.181.5114.727.974.031.071.9SCOD29.615.844.919.355.324.713.848.619.143.3TSS69.514.579.111.783.155.68.185.09.781.1VSS52.110.879.28.883.140.36.285.67.282.0T-N30.416.944.715.648.826.215.140.716.140.7T-P3.22.133.31.938.83.31.848.82.040.2在稳态条件获得的控制过程平均生化需氧量、SBOD、COD、SCOD、TSS、VSS,T-N,T-P值出水分别是：4.5、1.7、27.8、13.8、8.1、6.2、15.1、1.8毫克/升,试验过程分别为5.6、2.0、28.6、19.1、9.7、7.2、16.1、2.0毫克/升。对两个过程中出水水质基本相同的,满足了国家韩国环境部要求的水质。因此,我们可以得出结论:曝气池中溶解性污泥对出水水质没有严重的负面影响。结论方案1参考反应器中观察到总悬浮固体（TSS）批量测试的实际容量减少13.76%,但是由于嗜热微生物TSS增强，在试验中为32.09%。总悬浮固体（TSS）在测试ESDR中比参考ESDR中减少的快,可能是因为嗜热微生物分泌的细胞酶作用,迅速降低了剩余污泥的处理程度。因此,每48小时测得TSS减少值在强化嗜热微生物最初是5.18%,但是在测试期间获得18.33%的最高值。使用方案2和3 - 1分别测得剩余污泥的溶解比(fi值)的TSS平均为51.17%和41.56%。 因此,fi的总平均值,包括从连续的测试中有机污泥的参数值,均高于在批处理模式测试的值,这是因为在连续的模式中嗜热细菌适应环境能力强，导致降解有机污泥量增加。 ESDR中生化需氧量和VSS的值表明一个高的循环比增强可生物降解固体的溶解。在污泥循环比为2时计算剩余污泥减速比为49.60%,但增加了68.97%。剩余污泥消化反应池中的污泥减量在方案3-2中当污泥循环比上升到3时，曝气池中MLSS浓度维持在1700 - 2000毫克/升之间，因为增长的混合液悬浮固体浓度缩短了污泥停留时间（缩写SRT）， 剩余污泥减速比最后基本都上保持在95.10%。由于污你的消耗，曝气池中MLSS也经历了溶解效果。控制过程MLSS是1855毫克/升,而当在线ESDR观察到的平均浓度是2656毫克/升(最高3567毫克/升，至少2250毫克/升)。在曝气池控制和测试流程中超过160天的MLVSS / MLSS比值分别是0.6-0.9(平均0.75)和0.57 -0.91(平均0.75)。这表明,之前没有额外的惰性积累污泥量出现在测试过程中,由于物理部分已经去除大量剩余污泥。这就解释了为什么MLVSS / MLSS比值在控制和测试流程是相似的。沉降特性显示污泥体积指数（SVI）分别在控制和测试流程最低值的分别为68.4和57.0。出水水质满足国家标准要求,控制和测试流程的值是相似的。因此,我们可以得出结论:回流污泥在曝气池之前,没有严重影响活性污泥的沉降能力或污水水质。术语Fe=流量出水(L / d)Fs =流入ESDR剩余污泥的量(L / d)Fwc =控制过程中剩余污泥量(L / d)Fwt =试验过程剩余污泥量(L / d)Sbi=进水BOD浓度(毫克/升)Sbe=出水BOD浓度(毫克/升)Ss =溶解BOD浓度(毫克/升)Va =曝气池体积(L)Ya=产率系数(kg SS /kg BOD)Xa = MLSS浓度(毫克/升)Xe=出水 TSS(毫克/升)Xr= 剩余回流污泥TSS(毫克/升)Xs = 在ESDR中TSS(毫克/升)kd =衰减系数(/ d)参考文献1 Ahn, K.; Park, K.;Maeng, S.; Hwang, J.; Lee, J.; Song, K.; Choi, S. Ozonation of wastewater sludge for reduction and recycling.Water Sci. Technol. 2002, 46, 7177.2 Bohler, M.; Siegrist, H. Partial ozonation of activated sludge to reduce excess sludge, improve denitrification and control scumming and bulking. Water Sci. Technol. 2004, 49, 4149.3 Park,C.-H.; Chung,C.-W.;Lee,Y.-J.;Han,G.-B.Feasibility study of nitrogen removal with the mecellulose wasted liquor as an external denitrification process. Environ. Technol. 2005, 26, 591600.4 Bougrier, C.; Albasi, C.; Delgenes, J.; Carrere, H. Effect of ultrasonic, thermal and ozone pre-treatment on waste activated sludge solubilization and anaerobic biodegradability. Chem. Eng. Prog. 2006, 45, 711718.5 Han, G.-B.; Lee, J.-G.; Lee, B.-H.; Lee, Y.-W. Development of soilcovered SBR process for small scale sewage treatment. Environ. Technol. 2006, 27, 715722.6 Kepp, U.;Machenbach, I.;Weisz, N.; Solheim, O.E. Enhanced stabilization of sewage sludge through thermal hydrolysis-three years experience with full scale plant. Water Sci. Technol. 2000, 42(9), 8996.7 Tiehm, A.; Nickel, K.; Zellhorn, M.; Neis, U. Ultrasonic waste activated sludge disintegration for improving anaerobic stabilization. Water Res. 2001, 35, 20032009.8 Liu,Y.Chemically reduced excess sludge production in the activated sludge process. Chemosphere 2003, 50, 17.9 Vlyssides, A.G.; Karlis, P.K. Thermal-alkaline solubilization of waste activated sludge as a pre-treatment stage for anaerobic digestion. Bioresour. Technol. 2004, 91, 201206.10 Chu, L.-B.;Yan, S.-T.; Xing, X.-H.; Yu, A.-F.; Sun, X.-L.; Jurick, B. Enhanced sludge solubilization bymicrobub