两相厌氧技术

两相厌氧技术（精选6篇）

两相厌氧技术 篇1

引言

随着我国城市污水处理率的提高, 城市污水处理厂产生的污泥数量越来越多, 需要有效地收集并处理。而我国污水厂污泥处理行业起步较晚, 从20世纪80年代起, 我国才开始致力于城市污泥处理的研究, 20世纪90年代才开始进行建设和投产, 造成了目前我国的污泥处理方法相对国际上比较落后。据统计, 目前我国采取传统单相厌氧处理技术的污泥厂占污泥厂总量的3 /4[1]。

目前, 国外较为领先的技术是污泥两相厌氧处理工艺。污泥两相厌氧处理工艺是在1971年由Ghosh和Pohland提出的[2]。所谓“两相”的概念, 即通过人为控制手段将产酸相和产甲烷相分离, 使两个单元完全独立开来, 两相反应器中微生物种群各自形成最佳条件, 从而实现完整的厌氧发酵过程。两相厌氧消化也称为两步 /两段厌氧消化。相对传统的污泥单相厌氧处理技术, 两相厌氧处理工艺拥有着处理效率高、沼气产气量高、能耗低、运行成本低等优点[3]。

在工业生产中, 污泥两相厌氧技术主要是指将产酸过程和产甲烷过程分离开来。一般都在特殊的容器中即产酸罐中完成产酸相, 之后再在产甲烷容器中完成产气过程, 污泥单相处理技术以及污泥两相厌氧技术的不同在工业生产中的应用如图1所示。

虽然实验室的实验结果以及国外的相关实际生产都证实了两相厌氧技术在实际生产中相对传统厌氧处理技术具有优势, 但是国内很少有人结合实际生产状况对两者进行一个详细的比对。

因此, 文中以大连夏家河污泥处理厂为例, 针对这一问题进行了详细的计算及对比, 希望得出一个相对精确地结论并对污泥两相厌氧工艺的应用提供指导。

1夏家河污泥厂介绍及产酸反应罐的选型

1.1夏家河污泥厂介绍

大连市夏家河污泥处理厂工程占地面积为2. 47hm2, 处理规模为600t/d, 项目总投资为14913万元[4]。2006年底大连市夏家河污泥处理厂开工建设, 2009年4月底开始试运行, 2010年3月25日工程竣工验收, 开始正式运行。污泥厂采用了Lipp罐技术, 处理效率、自动化程度相对传统的水泥工艺都较高。从试运行至今污泥处理厂运行稳定, 各项指标均优于设计要求。

污泥厂在生产中的主要耗能来自于污泥预处理设备和Lipp产气罐, 而污泥预处理设备和Lipp产气罐的设计参数情况如表1、表2所示。

1.2产酸反应罐的计算与选型

由于产酸反应罐作为Lipp产气罐的预热阶段容器, 因此产酸罐的容量必须满足Lipp产气罐的最大污泥需求量。因为两相工艺条件下污泥在产酸反应罐中的停留时间为5d, 在产气罐中的停留发酵时间约为12d[5]。产酸反应罐应满足的容积L = 8200m3, 考虑余量问题后与厂家沟通后取4个2300m3的Lipp罐作为产酸反应罐。

2不同工艺下的耗能计算及对比分析

由于新工艺条件对比起原工艺条件下未对初调池流程作出改动, 因此只计算2种工况下精调池, 产酸反应罐, Lipp产气罐的耗能情况进行对比及分析。

2. 1污泥单相处理技术下耗能计算分析

2. 1. 1精调池耗能计算

污泥预处理过程中, 通过往精调池中不断地通入高温高压的蒸汽, 对污泥进行均质调配, 使污泥达到最适宜发酵消化的状态后, 再进入发酵罐。该工艺流程中, 蒸汽的热量主要用于加热污泥, 使其由初始温度达到设定温度。此外, 精调池会不断地向外界散热, 需要一部分蒸汽的热量来补充这部分损失。

所以, 精调池需要的热负荷主要由2部分组成, 即污泥升温需要的热量和补充散热损失的热量。由于不同环境温度下, 精调池散热损失不同, 污泥的进料温度也不一样, 所以精调池的热负荷会随季节变化有一定的波动。每年1月份自然条件下精调池热负荷的详细计算过程如下。

1) 精调池散热损失计算。

该厂精调池的池壁采用的是混凝土材料, 精调间温度波动很小, 对散热损失影响不大, 所以精调池周围环境温度可以取为定值, 精调池侧面和池顶面散热量Q1为:

式中: t1—精调池环境温度, ℃;

t2—精调池污泥进口温度, ℃;

t3— 精调池设计温度, ℃ ;

A1—精调池侧面积, m2;

A2— 精调池底面积, m2;

δ— 精调池池壁厚度, m ;

λ— 混凝土的导热系数, W / ( m·K ) ;

h—对流传热系数, W / ( m2·K) 。

该厂精调池的池壁采用的是混凝土材料, 精调间温度波动很小, 对散热损失影响不大, 所以精调池周围环境温度可以取为定值, 混凝土表面空气自然对流, 对流传热 系数1 ~ 10 , 此处取h =10W / ( m 2 ·K ) 。 精调池工况参数如表3所示 。

计算精调池底面散热时, 因为精调池底部周围土壤温度变化不大, 为简化计算, 假设精调池底部土壤温度始终与环境温度相同, 则精调池底面散热量Q2为:

2) 污泥升温消耗的热量。

由于污泥厂每天处理的污泥量为80t , 而且污泥含水率为90% , 因此4座精调池总污泥流量

查相关手册 得到, 干基污泥 比热容为0. 9k J / ( kg·K ) , 水的比热容为4. 2k J / ( kg·K ) , 根据污泥的含固率10% , 可以推出污泥比热容K = 3. 87k J / ( kg·K ) , 精调池进 料污泥含 固率小于10% , 但因为对污泥比热容影响不大, 所以比热容取3. 87不变。

污泥需要吸收的热量Q3为:

式中: M—由污泥初调池进入精调池的污泥量。

3) 精调池热负荷。

由于蒸汽温 度t4= 160℃ , 蒸汽压力P = 0. 62M Pa, 单位蒸汽 释放的热 量q = 2757. 92 + 4. 2 × ( 160 - 40) = 3261. 92k J / kg 。

假设通入精调池的蒸汽量为T1, 则有:

代入数据, 得精调池蒸汽用量T1= 0. 77t / h。

2. 1. 2 Lipp产气罐耗能计算

污泥处理厂Lipp产气罐直径16m、高15m, 采用保温材料玻璃棉, 该厂共有12座Lipp产气罐装置 。

伴热过程所需的蒸汽的热量主要用于补充罐体的散热损失, 所以计算该热负荷主要是计算罐体的散热损失。与预处理热负荷的计算过程一样, 在不同环境温度下, 散热损失不同, 伴热过程的热负荷是不同的。以下是按照1月份的工况, 伴热热负荷的计算过程。

1) 散热损失计算。

发酵罐的散热损失主要来自壁面散热损失, 发酵罐的散热损失Q4为:

式中: Q4—罐体散热量, W;

t4—罐内污泥温度即最佳反应温度, ℃;

t1— 环境温度, ℃ ;

λ1—导热系数, W / ( m·℃) ;

d1— 保温层外径, m ;

d2—保温层内径, m;

R1—材料热阻, ( m·℃) /W;

RS— 表面热阻, ( m·℃ ) /W ;

α—表面散热系数, W / ( m2·℃) 。

t0取最适温度35℃, 保温层厚度为100mm。保温材料为岩棉, 其导热系数取 λ1= 0. 039W / ( m·℃ ) 。

表面散热系数 α 为:

式中: v—当地风速, 取大连平均风速6m /s, 所以 α = 28. 75W / ( m2·℃) 。

代入数据可以求得, 发酵罐散热损失Q4= 12. 54k W 。

发酵罐总散热量Q5为:

式中: k1—保险系数, 取k1= 1. 2。

代入数据得, Q5= 180. 58k W 。

2) 蒸汽量计算。

而在Lipp产气罐中, 污泥被加热到最佳反应温度, 其中污泥升温所需要的热量Q6为:

由于蒸汽温 度t4= 160℃ , 蒸汽压力P = 0. 62M Pa, 单位蒸汽 放出的热 量q = 3177. 92 + ( 160 - 60) × 4. 2 = 3177. 92k J/kg。

假设Lipp罐伴热所需的蒸汽量为T2, 则伴热蒸汽量T2为:

式中: η—通过板式换热器的换热效率, 由于伴热加热的效率较低, 按照相应的工程手册及与厂内实际用热测量值结合, 此处取 η = 0. 55。

代入数据得T2= 1. 08t / h, 因此, 单相工艺下1月份的总蒸汽用量M1= ( T1+ T2) × 24 × 30 = 1333. 1t。

2. 2污泥两相厌氧处理工艺下的耗能计算分析

2. 2. 1精调池耗能计算

采用两相厌氧处理工艺之后, 由于精调池仅作为搅拌用容器, 因此只计算精调池本身的热量散热损失, 按照之前的结果两相工艺下精调池的散热量, 此时精调池池内设计温度为污泥温度t2, 因此壁面散热损失Q'1为:

而底端散热损失为Q'2为:

假设所需蒸汽量为T'1, 则有:

代入数据, 可得T'1= 0. 03t / h。

2.2.2产酸反应罐耗能计算

产酸反应罐由于选取的是Lipp罐, 因此散热可以按照之前的Lipp反应罐计算方法计算。由于产酸罐数量为4个, 因此产酸罐的散热损失Q'3为:

而加热部分的计算由式 ( 8) 可得:

假设产酸反应罐所需的蒸汽量为T'2, 因此有:

代入数据, 得产酸罐的蒸汽需求量T '2= 1. 17t / h。

2.2.3Lipp产气罐耗能计算

在两相厌氧工艺中, Lipp产气罐只需要伴热来保证产气罐始终保持最佳反应温度, 因此lipp产气罐在这段工艺中的热量续期仅为散热损失, 即:

假设Lipp产气罐伴热所需的蒸汽量为T'3, 有:

因此, 可知产气 罐所需的 蒸汽量为T'3= 0. 36t / h。

可知1月份自然条件下采取两相厌氧处理工艺后整个系统的蒸汽需求为三部分用气量的总和

2. 3 2种工艺下的耗能对比及分析

在实际的运行过程中, 在不同季节, 预处理过程的热负荷是不同的。该热负荷的变动, 主要影响因素包括污泥进料温度及环境温度。这2个温度在一年中随季节变化而不断变化, 直接影响了热负荷的大小。将不同月份的环境温度及污泥温度统计列表, 并对每个月份的用气量进行计算汇总, 如表4所示。

注: 单相厌氧处理工艺条件下所需蒸汽总量为 12042. 79t; 双相厌氧处理工艺条件下所需蒸汽总量为 9679. 581t。

因此, 可以发现以夏家河污泥厂目前的额定处理量, 采用两相厌氧处理工艺后每年可以节约蒸汽约2500t, 相对原来可以节约20% 的蒸汽, 节能效果明显。

2.4产气周期与产气效率的比较

1 ) 产气周期的比较 。

按照单相厌氧处理工艺下的生产状况, 常规的产气周期为22d。因此污泥厂原有的年最大污泥处理量T = 2230 × 12 × 365 /22 = 4. 67 × 106t。改为两相后, 产气周期变为17d左右, 因此采取两相厌氧处理工艺后一年的最大污泥处理量M = 2230 × 12 × 365 /17 = 5. 94 × 106t。 相比原来 增加了约30% 的污泥最大处理量。

2) 产气效率的比较。

按照厂家提供的实验室数据, 采用两相工艺后, 由于产酸更加彻底, 因此产气量大概可以达到70m3/ t, 在原有的55m3/ t的基础上增加了大约27% 。按照目前的额定污泥处理量, 每年增加的出气量L = 22630 × 0. 27 × 365 = 2. 72 × 106m3。

3结论

通过对2种不同工况下的用热量的计算, 按照夏家河污泥厂目前的额定污泥处理量, 发现采用两相污泥厌氧处理法之后相对单相厌氧处理工艺下每年可 以节约蒸 汽2500t, 增加产气 量2. 72 × 106m3, 并且增大了约30% 的最大污泥处理量, 说明了两相厌氧法可以有效实现节约能耗, 增加产气量从而实现较好的经济效益。

参考文献

[1]张涛, 田瑞.污泥处理在我国的发展概况[J].可再生能源, 2008, (5) :10-12.

[2]任南琪, 王爱杰.厌氧生物处理与应用[M].北京:化学工业出版社, 2004.

[3]王圃, 龙腾锐.城市给水厂污泥处理与能耗[J].重庆建筑大学学报, 2005, 27 (4) :78-80.

[4]陈海, 王癑, 刘东海.大连市夏家河污泥处理厂的工艺设计与运行经验[J].中国给水排水, 2010, (6) :42-45.

[5]李婷, 王睿.污泥两相厌氧处理工艺的实验研究与分析[J].化工学报, 2007, 41 (6) :34-39.

两相厌氧技术 篇2

浆粕废水组分较为复杂,废水治理具有一定的技术难度,采用两相厌氧、间歇式活性污泥法和物化处理组合工艺可以取得较好的效果.生产运行表明:两相厌氧工艺对CODCr、BOD5的`去除效率分别达67%～78%和82%～87%,生物水解使挥发酸提高了2.3～3.4倍.根据水质和水量的变化情况,及时调整其操作参数可使水解池维持良好的运行状态.

作 者：李宇庆 陈玲 赵建夫 高健磊 作者单位：李宇庆,陈玲,赵建夫(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,92)

高健磊(郑州大学环境与水利学院,郑州,450002)

畜禽粪便两相厌氧发酵的实验 篇3

两相厌氧发酵工艺分别为产酸菌和产甲烷菌,提供了最佳的生理环境,发挥了它们各自的最大活性,因而具有比单相厌氧发酵工艺更高的处理能力和处理效率,成为沼气发酵的主要利用技术[1]。我国采用两相厌氧发酵工艺直接处理畜禽粪便的研究与应用相对较少,目前以中温全混合式工艺占主导地位,部分新建的沼气工程采用了这一先进的工艺技术。中温两相厌氧发酵可使猪粪、牛粪和鸡粪的容积产气率分别达到1.7~2.2m3/(m3·d),1.2~1.5m3/(m3·d)和2.4~4.2m3/(m3·d)[2,3,4,5,6]。国外在这方面的研究比较早,技术也比较成熟,如德国MBB公司采用500m3两相厌氧罐发酵猪粪,中温产气率为5m3/(m3·d);丹麦VEGGER沼气实验场以牛粪为主,在50℃高温发酵产气率为5m 3/(m3·d)[3,4,5];Jewell等在中温35℃厌氧发酵牛粪,全混合式和塞流式的容积产气率分别达到2.13 m3/(m3·d)和2.32m3/(m3·d)[6,7]。可见,我国畜禽粪便的两相厌氧发酵技术水平还有待进一步提高。

整体实验最终目的是提高容积产气率,为沼气的工业化生产做铺垫。实验以新鲜牛粪为原料,摸索了牛粪料液在中低温的水解酸化规律,然后在此基础上运用全混合式中温两相厌氧发酵工艺,研究提高容积产气率的方法。

1 材料与方法

1.1 实验原料的来源与特性

本实验所用的牛粪来自哈尔滨市某奶牛养殖基地。新鲜牛粪的一些主要性质见表1所示。

1.2 实验装置和方法

总体实验由承接关系的3部分组成:一是研究温度对水解酸化的影响;二是在最优温度下研究进料质量分数对水解酸化的影响;三是采用前两部分的结论进行维持高产气实验,从而得到高的容积产气率。

第一部分实验在3个不同温度的数显恒温水浴箱中进行,温度分别设定为25℃、30℃和35℃(中低温酸化)。量取800ml TS质量分数为6%的牛粪料液置于1000m L的广口瓶中,广口瓶用带有出气孔和取料孔的橡胶塞密闭。第二部分实验在同一数显恒温水浴箱中进行,温度为第一部分实验所选最佳温度,进料TS质量分数选择6%、8%和10%(高浓度酸化),其他同上。第三部分实验结合前两部分实验结论,采用改变进料量和进料频率的方法,维持发酵罐的产气高峰,提高容积产气率,总体装置如图1所示。

实验采用自行设计的全混合式厌氧发酵反应器,有效容积为24L,水浴加热,气体搅拌,配备两个酸化罐。酸化罐进料质量分数和温度选择上述水解酸化实验的最优值,发酵罐温度为35±1℃,内装有一定量驯化好的牛粪料液为接种物。将新鲜牛粪先进行简单的过滤,再按所需要求配比进入酸化罐,料液酸化好之后,按所需要求投入发酵罐进行发酵产气。每次进料时,对发酵罐采用气体搅拌。实验中的进料量和进料频率依据具体产气情况而定。

1.3 分析方法

料液的p H值由HI92240便携式酸度计测定,TS和VS根据标准方法测定(APHA),气体成分和挥发性脂肪酸(VFA)通过安捷伦GC-6890型气相色谱仪测定,COD由HH-6型化学耗氧量测定仪测定。采用排饱和食盐水的集气方式收集气体(用于成分分析的气体直接在发酵罐取得)。CODvfa值是按每个VFA需要的氧气量来计算,乙酸、丙酸、丁酸和戊酸各自的系数分别是1.07、1.15、1.82和2.04g-O2/g-VFA。

2 实验结果与分析

2.1 温度对牛粪料液水解酸化特性的影响

图2所示为不同温度下p H值随时间的变化。在下降阶段,前9天,p H值迅速下降,温度越高,降得越快,越早达到5.5~5.6之间的最低值;在回升阶段,即11~19天,温度越高,p H值回升也越快。图3显示了不同温度下VFA质量浓度随时间的变化。实验开始时的VFA质量浓度为1928mg/L,这产生于动物消化过程或物料收集时。进入酸化罐后,VFA质量浓度迅速增加。温度为25℃时,在前5天呈线性增长,第5天VFA质量浓度达到5225mg/L,之后产酸速率降低,在第17天VFA最大质量浓度达到7351mg/L,此时VFA获得率为0.12g-CODvfa/g-COD。温度为30℃时,前5天产酸速率迅猛,明显大于25℃时的产酸速率;第5天VFA质量浓度达到6406mg/L,之后趋于平缓;在第11天VFA最大质量浓度达到7458mg/L,此时VFA获得率为0.12g-CODvfa/g-COD。温度为35℃时,同样在前5天产酸速率迅猛,并且比前两组都快;VFA质量浓度在第5天为6795mg/L,第9天达到最大值7851mg/L,此时VFA获得率为0.13g-CODvfa/g COD;前5天产酸量达到最大产酸量的86.5%。综合以上分析可知,温度越高,产酸速率越大,越快达到VFA的最大质量浓度;同时,温度越高,VFA质量浓度的最大值也越大。可见,VFA增长速率和累积VFA质量浓度都是随温度的升高而增大。这说明,在一定温度范围内(不高于35℃),温度的升高促进了酸化过程的进行。35℃为三者中的最佳发酵温度,酸化时间为5~9天。

2.2 浓度对牛粪料液水解酸化特性的影响

图4显示的是不同质量分数下p H值随时间的变化情况。不同质量分数组在同一温度下的p H值下降阶段变化几乎完全相同,都在第7~9天达到最低值,其值约为5.64。不同的是,在p H值回升的过程中,质量分数低的回升快。

图5所示是不同质量分数时酸化率随时间的变化情况。酸化率是指发酵过程中液相发酵末端产物中挥发性脂肪酸的质量分数(以COD计,即CODvfa)与进料COD质量分数的比值。6%质量分数组的酸化率提高得最快,并在第9天达到最大值为12.6%;8%质量分数组的酸化率提高速率低于6%质量分数组,但是高于10%质量分数组。这两组的最大酸化率分别为11.7%和11.5%,都出现在第11天。由此可知,随着料液质量分数的升高,酸化率是逐渐降低的。

综上所述可知:同一温度下随着料液质量分数的升高,酸化率是逐渐降低的。6%质量分数时的酸化率最高为12.6%,它也是最短时间内达到最大酸化率的组,仅为9天。

2.3 温度和浓度对VFA组分的影响

表2显示了在上述实验中当VFA质量分数达到最大值时液相有机酸的组分,各种VFA组分以在总VFA中的质量比表示。由表2可以看出,温度和质量分数对有机酸的组成影响不大。VFA中,乙酸约占65%~70%,丙酸占14%~20%,丁酸占10%~18%,戊酸大约占2%。从表2中可计算出乙酸加丁酸之和占总有机酸的比率达到80%以上,发酵类型属于丁酸型发酵。

2.4 维持产气高峰实验

由上述实验确定最佳酸化条件是温度35℃,进料TS质量分数为6%,酸化时间为5~9天,进行两相厌氧发酵实验。

在不同进料量和进料频率下的产气变化曲线如图6所示,实验过程中各个参数和实验结果的变化见表3所示。

注:图中(a·b)格式,a表示一次进料量,单位L;b表示每天进料次数。如(4·1)表示一次进料4L,每天1次,下同。

从图6可看出,在频率为每24h进料一次时,随着负荷的增加日产气量呈递增趋势;当进料量达到6L时,产气效果仍良好。每次进料量相同时的日产气相当稳定。由表3可见,容积产气率随负荷增加而增大,但单位VS产气量随着负荷的增加而降低。在4L/24h的进料量时,容积负荷为7.0g VS/(L·d),容积产气率为1.80m3/(m3·d),VS产气率为0.385L/g VS;增大负荷到5L/24h和6L/24h时,容积负荷分别达到8.75 g VS/(L·d)和10.5g VS/(L·d),容积产气率分别提高到1.95 m3/(m3·d)和1.98m3/(m3·d),VS产气率分别降到0.363L/g VS和0.341L/g VS。进料4L、5L和6L的日平均产气情况如图7所示。

从图7可以看出,在3种进料量情况下,前12h的产气量占24h产气量的百分比分别达到75%、72%和70%。可见,所进的酸化料液中容易为甲烷菌所利用的VFA大部分在前12h被甲烷菌所利用并产生气体,后12h产气速率逐渐降低,产气量远低于前12h。这说明:上述3种进料量不能充分满足甲烷菌24h的需求量。为了充分利用甲烷菌产生更多气体,有必要在后12h继续增大容积负荷。

因此,改变进料频率为每12h进料一次。从图6可以看到,在每12h进料4L时,日产气量进一步增大,且在4天里日产气量相差不超过5%,可以认为产气稳定。对照表3,此时容积负荷为14.0g VS/(L·d),容积产气率为2.14m3/(m3·d),比之前有进一步的提高,而0.306 L/g VS的VS产气率则是继续下降。当进料量为5L和6L,即容积负荷分别增大到17.5 g VS/(L·d)和21.0 g VS/(L·d)时,两者的平均日产气量没有太大的变化,说明容积负荷已经快接近最大极限。两者的VS产气率分别降到0.287L/g VS和0.258 L/g VS。进一次5L料时的容积产率达到2.30 m3/(m3·d)的最高值,而一次进6L料时的容积产气率却降低到2.13 m3/(m3·d)。分析原因如下:在水力停留时间内,进的酸化料液过多,有机酸未能及时被甲烷菌所利用,反而对发酵罐内的甲烷菌造成了冲击,进料初始对其起到一定的抑制作用,如果继续增加负荷,发酵罐将因酸积累过多而抑制产气。

表4是进料TS质量分数为6%料液在上述实验中的进出料COD的值、COD去除率以及出料的VFA质量浓度。从表4可以看出:COD去除率随着容积负荷的增加而逐步降低。在每24h进料4L时,COD去除率最高为40%。出料的VFA质量浓度与酸化后的VFA质量浓度相比是相当小,说明酸化过程产生的VFA绝大部分已经被甲烷菌利用来产生沼气。同时,随着进料负荷的增加,发酵罐的出料VFA质量浓度稍有增大。

实验中产生的沼气的成分主要是甲烷(CH4)和二氧化碳(CO2),带有少量的硫化氢(H2S)等。发酵罐产气稳定后,气体成分也维持相对稳定。经测得,甲烷(CH4)含量在65%~75%之间,二氧化碳(CO2)含量在25%~35%之间,硫化氢(H2S)含量小于1%。

整体而言,认为在进料TS质量分数为6%时,每12h进料5L效果最佳,得到最大容积产气率为2.30m3/(m3·d),此时容积负荷为17.5g VS/(L··d),VS产气率为0.287 L/g VS,COD去除率为33%。

3 结论

整体实验研究了温度(中低温)和浓度(高浓度)对牛粪料液水解酸化的影响,得出了在实验选择范围内水解酸化的最优条件,并在此基础上进一步研究了提高两相厌氧发酵容积产气率的问题。实验主要得到以下几点结论:

1)温度对水解酸化过程的影响较大。在中低温下,温度的提高促进了酸化过程的进行,VFA增长速率和累积VFA质量浓度都随温度的升高而增大。质量浓度越低,酸化率越高,酸化效果越好。确定酸化最佳条件:温度为35℃、进料质量百分浓度为6%,酸化时间为5~9天。

2)温度和质量分数的变化对VFA组分的影响不大。在达到最大VFA质量分数时,VFA组成以乙酸和丁酸为主,占80%以上,属于丁酸型发酵。

3)通过控制进料量和进料频率能明显起到提高发酵效果的作用。在进料频率为每12h一次、发酵罐容积负荷为17.5g VS/(L·d)时,容积产气率最好,能达到2.30 m3/(m3·d)。

摘要：实验研究了不同温度(25℃、30℃和35℃)和不同进料质量分数(6%、8%和10%)对牛粪水解酸化的影响。结果表明,温度和进料质量分数对牛粪水解酸化过程有很大影响。在酸化温度为35℃、进料质量分数为6%时,水解酸化效果最佳,酸化时间为5～9天。在此基础上,采用控制产甲烷罐进料量和进料频率的方法,进行了提高两相厌氧发酵容积产气率的研究。结果表明,通过控制产甲烷罐进料量和进料频率能明显提高容积产气率。在进料质量分数为6%时,5L/12h进料量的综合效果最佳,容积产气率达到最大为2.30m3/(m3·d)。

关键词：畜牧学,两相厌氧发酵,实验研究,畜禽粪便水解酸化,容积产气率

参考文献

[1]李刚,欧阳峰,杨立中,等.两相厌氧消化工艺的研究与进展[J].中国沼气,2001,19(2):25-28.

[2]徐洁泉.规模畜禽场沼气工程发展和效益探讨[J].中国沼气,2000,18(4):5.

[3]中国农业部/美国能源部项目专家组.中国生物质技术商业化策略评价[M].北京:中国环境科学出版社,1998.

[4]刘耕,慕成功,苗玉芳,等.厌氧消化技术在生态环境保护上的应用[J].农业环境与发展,1999,16(4):6.

[5]胡启春,宋立.奶牛养殖场粪污处理沼气工程技术与模式[J].中国沼气,2005,23(4):6.

[6]袁振宏,吴创之,马隆龙,等.生物质能利用原理与技术[M].北京:化学工业出版社,2004:107-109.

[7]Hayes T D,Jewell,W J,Dell'Orto S,et al Anae-robic Digestion[M].London:Applied Science,1979.

[8]I G Mason,J Mulcahy.Volatile fatty produc-tion from farm dairy wastewater[J].ASAE,2003,46(3):819-824.

两相厌氧技术 篇4

随着我国社会经济和城市化的发展,城市污水处理厂的规模不断扩大,处理程度不断提高。与蓬勃发展的污水处理相比,污泥处理和处置技术在我国才刚刚起步,随着新建污水处理厂的陆续投产,污泥产量将会有大幅度的增加。另一方面,由于污泥中有机质含量较高,简易堆置后易发生发酵反应,不仅产生大量恶臭气体污染环境,向大气排放温室气体(是二氧化碳的20倍),同时产生的甲烷气体还有燃烧和爆炸的隐患,所以对污泥的处理和处置必须予以充分的重视[1,2,3,4]。本文探讨两相厌氧反应器颗粒污泥的快速培养及其影响因素,从而为污泥两相厌氧反应器的快速启动提供参考。

1 材料和方法

1.1 反应器

两相消化试验工艺流程如图1所示。产酸相反应器及产甲烷相反应器为两个2.5 L的玻璃瓶改造而成,有效容积分别为1 L。为保证两反应器的消化效果,将两反应器置于35 ℃左右水浴锅中加热,产生的气体由集气瓶收集,采用排水集气法计量。

产酸反应器及产甲烷反应器的进泥及排泥均采用人工操作完成,两反应器每天都进排泥一次。产酸相反应器的排泥作为产甲烷相反应器的进泥。

1.2 试验方法

本试验所用的好氧污泥来自回流污泥泵站吸泥井,其性质:含水率为99.23%～99.46%,VS/TS为0.65～0.73,MLSS为5.48 g/L～12.6 g/L,COD为4 115 mg/L～5 780 mg/L,pH为6.56～7.09,碱度为150.7 mg/L～317.6 mg/L(以CaCO3计)。

按文献[5]所述方法进行含水率、VS/TS和气体成分的测定。

2 结果及讨论

2.1 含水率

反应器在运行了66 d后完成启动。图2反映了排泥含水率的变化。从图2中可以看出,进泥含水率在99.01%～99.43%,而排泥的含水率变化较为明显,由试验初期的96.6%～97.2%降低至后期的95.3%～96.0%。内反应器污泥含水率变化受进泥含水率影响比较大。

2.2 VS/TS

VS/TS是衡量污泥消化效果的直接指标,本反应器VS/TS的去除情况如图3所示。图3中进泥的VS/TS随时间的变化较大,从0.65升高至0.80。而排泥的VS/TS一直保持在0.56～0.58。究其原因,在反应器内水温较高,能维持在30 ℃～35 ℃,保证其消化效果。本反应器运行阶段一直处于中温消化阶段,消化效果良好。

2.3 产气量及气体成分

1)产气量。

气体产量与产气组成为厌氧消化的重要指标,因此每日的产气量可作为判定厌氧反应是否正常最直接的依据。从图4可知,反应器内污泥产气率比较高,达到1.6 m3/m3泥。

2)气体成分。

沼气的组成可以方便地使用液体置换系统来测定,测定方法是:将反应器贮气箱的气体注入1 L已装满NaOH的血清瓶中,控制好时间,由血清瓶流入量筒的NaOH溶液的体积即为沼气中甲烷的体积。通过该方法对本反应器产生的气体测试,得到所产沼气中甲烷含量在54%～75%之间。

2.4 颗粒污泥的电子显微镜观察

运转结束后用扫描和透射电子显微镜对颗粒污泥的电子显微镜观察表明,颗粒污泥表面为比较规则、比表面积比较大的多孔体结构。扫描电镜观察到污泥表面有较多的空穴,自然形成内部菌体产气的释放通道,这些通道也是基质进入污泥内部的途径。对颗粒污泥内部用透射电子显微镜观察表明,鬃毛甲烷菌是优势产甲烷菌。甲烷八叠球菌仅偶尔可见。颗粒污泥中的产甲烷菌主要是鬃毛甲烷菌、甲烷八叠球菌、甲烷短杆菌、甲烷螺菌等,其中最重要的产甲烷菌是乙酸裂解产甲烷菌,即鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌。由于鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌在形态学上非常容易辨认,故颗粒污泥的扫描和透射电子显微镜观察的照片只表明其优势的产甲烷菌,而甲烷八叠球菌存在甚少或很难观察到[4]。这一观察结果与1996年报道的颗粒污泥中的优势产甲烷菌是鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌不同。据报道,颗粒污泥的沉降速率为18m/h～100m/h,典型值在18m/h～50m/h。根据颗粒污泥的沉降速率可将颗粒污泥分为3种:第1种沉降不好,沉降速率为20m/h;第2种沉降满意,沉降速率为20m/h～50m/h;第3种沉降很好,沉降速率大于50m/h。第2种和第3种属于好的颗粒污泥。本实验测得的颗粒污泥沉降速率为57m/h～82m/h,平均值为69.5m/h,这样高的沉降速率使颗粒污泥有相当好的沉降效果。

从扫描电镜观察结果可以得出,甲烷鬃菌为优势菌属,而索氏丝状菌对形成厌氧颗粒污泥起主导作用,通过观察不同取样口的污泥生物相证明,反应器能否形成沉降性能良好、产气稳定的厌氧消化颗粒污泥,关键在于索氏丝状菌能否大量繁殖。尽管丝状菌对基质(HAC)有较高的亲和力,能有效地降解有机污染物,但丝状菌倍增期很长。因此为保证丝状菌大量繁殖,要保持低的有机负荷,只有在COD去除率超过70%～80%时,再增加负荷,并利用产甲烷丝状菌对基质的较高亲和力,才能形成以丝状菌为主的良好性状的厌氧消化颗粒污泥。本试验有机负荷较低,并且COD去除率都在90%以上,符合以上条件,故能形成以丝状菌为主的厌氧颗粒污泥。

3结语

1)用实验室规模的两相厌氧反应器处理污泥,反应器运转66d形成了颗粒污泥,平均沉降速率为69.5m/h。

2)反应器运转66d后完成启动形成了颗粒污泥,厌氧颗粒污泥形成期间的平均产气率为1.6m 3/m 3泥,进泥和排泥含水率分别为99.01%～99.43%和95.3%～96.0%,进泥和排泥VS/TS分别为0.65～0.80和0.56～0.58,所产气体的平均甲烷含量为65%。

3)对颗粒污泥中优势产甲烷菌的扫描(SEM)电镜观察表明,优势产甲烷菌为鬃毛甲烷菌,而甲烷八叠球菌存在甚少。

参考文献

[1]杨小文,杜英豪.污泥处理与资源化利用方案选择[J].中国给水排水,2002,18(4):31-33.

[2]甘一萍.我国污泥处理处置技术现状分析[M].北京:化学工业出版社,2003:165-168.

[3]国内首家污泥处理厂渝水环保公司在重庆成立[N].重庆日报,2005-03-24.

[4]全面了解污泥性质合理选择污泥处置技术[J].桑德视界,2000(9):32-33.

[5]国家环保局.水和废水监测分析方法[M].第3版.北京:中国环境科学出版社,1989.

两相厌氧技术 篇5

本工作采用自制两相厌氧反应装置处理高浓度丙烯酸生产废水。通过对活性污泥的驯化和系统运行参数的调节控制, 考察了反应系统在较高进水COD和容积负荷下的运行情况。

1 实验部分

1.1 实验材料

丙烯酸生产废水为某化工厂采用丙烯氧化工艺制取丙烯酸过程中的生产废水。为了弥补营养物质的缺乏, 将生活污水与丙烯酸生产废水按照一定的体积比 (稀释比) 混合, 并以该混合水作为实验进水。丙烯酸生产废水及生活污水的水质见表1。加入无水Na2CO3调节进水p H为6.8~7.2。加入氮、磷等营养元素。启动初期, 适当加入葡萄糖作为补充碳源。

接种污泥为某处理啤酒废水UASB反应器的颗粒污泥, MLSS=15 300 mg/L, MLVSS=6 830 mg/L。

mg/L

1) 总碱度以ρ (Ca CO3) 计。

1.2 实验装置及流程

两相厌氧工艺处理高浓度丙烯酸生产废水的实验流程见图1。反应装置材质为有机玻璃。水解酸化相反应器有效高度780 mm, 内径80 mm, 有效容积3.6 L;产甲烷相反应器高度1 060 mm, 内径80mm, 有效容积5.3 L。通过进水泵及回流泵调节进水流速及上升流速。进水水箱设置电加热装置, 对进水进行预加热。反应器内温度为34~37℃。

1.3 实验方法

装置总运行时间110 d, 分启动阶段 (1~15d) 、负荷提高及稳定运行阶段 (16~91 d) 、恶化及恢复阶段 (92~110 d) 3个阶段。采用减小稀释比和提高进水流速的方式, 逐步提高进水COD和容积负荷, 实现污泥的驯化和反应器在高负荷下稳定运行的目的。运行第1 d时, 水解酸化相反应器的稀释比为25∶1, 经3 d循环运行后将稀释比调整为20∶1, 并连续进水, 容积负荷由0.5 kg/ (m3·d) 逐渐提高至4.1 kg/ (m3·d) , 运行至15 d反应器内污泥沉降性良好, 至此认为反应器启动完成。在负荷提高及稳定运行阶段将稀释比逐渐降至5∶1, 容积负荷最大提高至12.3 kg/ (m3·d) 。在恶化及恢复阶段水解酸化相反应器出水有明显酸化迹象, 部分污泥上浮且污泥床底部呈灰褐色, 系统出水恶化, 经参数调节后恢复稳定。

为避免水解酸化相反应器循环流量过大, 导致瞬时有机物负荷过度增加, 水解酸化相反应器上升流速控制在0.15~0.30 m/h。当反应器上升流速大于等于0.3 m/h时, 有利于形成颗粒污泥[11]。产甲烷相反应器稳定后保持上升流速为0.30~0.40 m/h。

启动阶段, 水解酸化反应器的HRT由15.0 h降至5.8 h, 负荷提高及稳定运行阶段HRT继续降至4.4 h;产甲烷相反应器的HRT在启动阶段由24.0 h降至17.5h, 负荷提高及稳定运行阶段HRT逐步降至6.6 h。

1.4 分析方法

采用德国NOVI公司生产的ET99732型多参数水质分析仪测定废水COD和总碱度;采用台湾SUNTEX公司生产的S-100型p H计测定废水p H;采用乙酰丙酮光度法测定甲醛质量浓度[12]。

2 结果与讨论

2.1 COD的去除效果

运行期间的COD去除率见图2。由图2可见:水解酸化相反应器运行的前34 d, 随进水COD和容积负荷的提高, COD去除率呈上升趋势;运行至35 d (稀释比为10∶1) 后, 原水的微生物毒性有所表现, 随进水COD和容积负荷的提高, 水解酸化相反应器的COD去除率有明显下降趋势;运行至100 d时, 降低稀释比至4∶1, 水解酸化相反应器的COD去除率下降至19%, 且伴随出水及污泥的恶化。由此可见, 为保证两相厌氧反应器的长期稳定运行, 调整稀释比大于5∶1较适宜。由图2还可见, 在负荷提高及稳定运行阶段, 总COD去除率基本维持在90%以上, 出水COD小于323 mg/L。

2.2 甲醛的去除效果

甲醛可与生物体内的DNA和蛋白质发生作用。因此采用生化法处理含甲醛废水时, 甲醛质量浓度过高会破坏微生物细胞, 抑制其生化活性。甲醛在以葡萄糖为基质的厌氧降解过程中的半抑制质量浓度为400 mg/L[2]。但研究结果表明, 通过对微生物的培养驯化, 甲醛可在多种类型厌氧反应器中被生化降解[7,10,13]。

运行期间的甲醛去除率见图3。由图3可见:运行1~20 d, 进水甲醛质量浓度小于等于645 mg/L时, 水解酸化相反应器的甲醛去除率呈上升趋势;运行21 d后, 将进水甲醛质量浓度提高为800~1 733mg/L, 随进水甲醛质量浓度的提高, 水解酸化相反应器的甲醛去除率小幅下降, 经3~5 d后逐渐回升, 说明反应器内微生物对甲醛的耐受性逐渐增强, 在整个负荷提高及稳定运行阶段, 总甲醛去除率基本稳定在95.6%~99.3%;在恶化及恢复阶段, 当进水甲醛质量浓度为2 080 mg/L时, 水解酸化相反应器的甲醛去除率降至66.2%, 出水甲醛质量浓度为703 mg/L时, 产甲烷相反应器亦伴随出水甲醛质量浓度的升高和甲醛去除率的下降, 但降幅较小;运行102 d后, 进水甲醛质量浓度调整为1 733mg/L左右, 系统经8 d后恢复活性。

两相反应器对甲醛和COD的去除是水解酸化相反应器和产甲烷相反应器协同作用的结果。水解酸化相反应器有效缓冲和减弱了甲醛对产甲烷相反应器内微生物的毒副作用, 保障产甲烷相反应器的稳定性和高效性, 并使其在污泥恶化后具有较强的恢复能力。

2.3 出水p H和出水总碱度的变化规律

厌氧生化反应过程的p H和总碱度是系统稳定性的主要表观参数, 并且与COD去除率之间存在着密切联系。COD去除率与出水p H和出水总碱度的关系分别见图4和图5。由图4和图5可见:在负荷提高及稳定运行阶段, 水解酸化相反应器和产甲烷相反应器的出水p H分别为6.2~7.6和7.6~8.1, 出水总碱度分别为1 220~1 820 mg/L和1 800~2 620 mg/L;当水解酸化相反应器的COD去除率达到最高值 (63%) 时, 水解酸化相反应器的出水p H为7.3, 出水总碱度为1 730 mg/L;当产甲烷相反应器的COD去除率达到最高值 (96%) 时, 产甲烷相反应器的出水p H为8.0, 出水总碱度为2 510 mg/L;在恶化阶段, 水解酸化相反应器和产甲烷相反应器的出水p H均有所下降。其中, 水解酸化相反应器的出水p H降幅较为明显, 同时两相厌氧反应器的出水总碱度均有200~500 mg/L的降幅。

3 结论

a) 采用两相厌氧反应器处理高浓度丙烯酸生产废水。在负荷提高及稳定运行阶段, 将稀释比调整为5∶1, 容积负荷最大提高至12.3 kg/ (m3·d) , 两相厌氧反应器可长期稳定运行, 总COD去除率基本维持在90%以上, 出水COD小于323 mg/L。

b) 在负荷提高及稳定运行阶段, 当进水甲醛质量浓度为800~1 733 mg/L, 总甲醛去除率基本稳定在95.6%~99.3%。

两相厌氧技术 篇6

1 试验部分

1) 工艺流程及装置。试验装置如图1所示, 反应器总有效容积为20.25 L, 产酸相有效容积4.5 L, 产甲烷相有效容积15.75 L, 每天进泥2 L, 产酸相、产甲烷相均采用完全混合式反应器。进泥用蠕动泵人工操作, 搅拌方式采用机械搅拌, 产酸相和产甲烷相的消化温度均控制在 (35±1) ℃。

原泥取自北方某市工业废水处理厂UASB反应器内的厌氧污泥和城市污水处理厂的初沉污泥。基质的配制:取2 L浓缩剩余活性污泥加Ca O 560 mg进行超声波处理1 h。在系统启动初期, COD, TS, VS, p H, VFA, 氨氮、碱度等则不定期测定, 以观察反应器的运行情况。稳定运行后, 每天测定以上各项指标。

2) 检测项目及方法。主要检测项目和分析方法见表1[5]。

2 试验结果与讨论

2.1 厌氧消化过程中VS与污泥含水率变化

由图2可见, 经超声波与碱联合预处理剩余活性污泥VS值较高, 总体在15 074 mg/L~24 766 mg/L之间。当向反应器系统中投加超声波与碱联合预处理剩余活性污泥进行厌氧消化时, 经过产酸相后VS在14 651 mg/L~22 342 mg/L之间, 产酸相对超声波与碱联合预处理的剩余污泥中VS平均去除率为17.2%。当预处理污泥进入产甲烷相后, 由图2可见, VS有较大变化, 整体在11 450 mg/L~17 154 mg/L之间, 在40 d中预处理剩余污泥经两相厌氧消化后总体对VS平均去除率为32.8%。从图中可知, 预处理剩余污泥经产酸相VS变化幅度较小, 大部分VS是经产甲烷相处理;总体对VS的去除效果较好;污泥中的有机物大量被去除, 污泥将会趋于稳定化[6]。

超声波与碱联合预处理剩余污泥的含水率较高, 含水率约为97.7%。由图3可见, 经产酸相处理后污泥的含水率约为95.4%;经过产甲烷相处理污泥的含水率为93.8%。

根据公式计算污泥体积的变化:。v2=0.39v1。其中, p1为超声波与碱联合预处理剩余污泥的含水率;v1为超声波与碱联合预处理剩余污泥的体积;p2为污泥的含水率;v2为污泥的体积。

2.2 厌氧消化过程中氨氮和TP

污泥中含有大量有机物质, 比如:多糖、蛋白质等物质。这些有机成分物质消化过程中将以NH3的形式释放出来[7,8], 即:。在整个试验中, 我们对NH4+-N进行了分析测定。从图4中可见, 最大值为83 mg/L, 平均值维持在46 mg/L;进入产酸相, 在厌氧菌的作用下污泥中的有机物开始大量水解, 氮的水解产物将以NH3的形式释放出来, 产酸相中NH4+-N的含量明显增加, 最大值可达282 mg/L;平均为173 mg/L。同时产甲烷相NH4+-N的增加幅度更大, 最大时达到370 mg/L;平均值也在259 mg/L。由此表明, 超声波与碱联合预处理剩余污泥经两相厌氧消化达到对有机物降解的目的。

经超声波与碱联合预处理的剩余污泥中TP的浓度平均为390 mg/L, 由图5可见, 经过产酸相TP略有增长, 平均为427 mg/L。进入产甲烷相后TP的浓度仍有所增加平均达到451 mg/L, 总体看来经厌氧消化TP浓度变化幅度不是很大。

2.3 p H值和碱度

在系统运行过程中, 产酸相、产甲烷相p H值均维持在6.8~7.2之间, 并维持相对稳定的范围, 系统中产酸相均未发生酸化现象。

由于在厌氧体系中分别存在共轭酸碱对:H2S/HS-, HCO3-/CO32-, NH4+/NH3, HAc/Ac-, 因此, 一般厌氧消化体系中的总碱度[10], 可用式 (1) 表示:

本试验经预处理的污泥中, 含有33%的蛋白质, 根据式 (1) , 蛋白质降解后产生的NH3对于反应体系的碱度贡献较大, 因此NH3对于维持反应器的稳定运行有重要作用。对本试验而言, 在稳定运行阶段, 两相厌氧消化系统中产甲烷相的平均碱度 (以CaCO3) 为2 000 mg/L, 具有较好的p H值调节能力。

两相厌氧消化工艺p H的变化见图6。

3 结语

1) 在投加超声波与生石灰联合预处理的剩余污泥后, 产酸相对预处理剩余污泥中VS平均去除率为17.2%, 而产甲烷相VS去除率为21.4%, 超声波与碱联合预处理剩余污泥经两相厌氧消化VS总去除率为32.8%。污泥中的有机物大量被去除, 污泥会趋于稳定化。2) 超声波与碱联合预处理剩余污泥的含水率很高, 剩余污泥的平均含水率为97.6%。经产酸相处理后含水率平均为95.4%, 经产甲烷相处理污泥含水率为93.8%。经中温两相厌氧消化后污泥体积已经变为原来的0.39倍。3) 经超声波与碱联合预处理剩余污泥破坏有机物的结构会释放一部分NH4+-N;但经测定经超声波与碱联合预处理污泥中有机物开始大量水解, 最大值达到282 mg/L;产甲烷相增加幅度大, 最大值为370 mg/L。表明超声波与碱联合预处理剩余污泥经两相厌氧消化达到对有机物降解的目的。产酸相p H在6.6~6.8之间, 产甲烷相p H在6.8~7.2之间, 预处理剩余污泥中蛋白质降解所产生的NH3使反应体系保持良好的缓冲性能。4) 经超声波与碱联合预处理的剩余污泥中TP的浓度平均为390 mg/L, 经过产酸相TP略有增长, 平均为427 mg/L。进入产甲烷相后TP的浓度仍有所增加, 平均达到451 mg/L, 总体看来经厌氧消化TP浓度变化幅度不是很大。

参考文献

[1]H.Bouallagui, M.Torrijos, J.J.Godon, et al.Two-phase anaerobic digestion of fruit and vegetable wastes:bioreactors performance[J].Biochemcial Engineering Joural, 2004, 21 (1) :193-197.

[2]张自杰.排水工程 (下册) [M].北京:中国建筑工业出版社, 2000.

[3]国家环保局.水和废水监测分析方法[M].第4版.北京:中国环境科学出版社, 2002.

[4]Sebstien Michauda, Nicolas Berneta, Pierre Buffierea.Methane Yield as a monitoring parameter for the start-up of anaerobic fixed film reactors[J].Water Research, 2002, 36 (2001) :1385-1391.

[5]Zupancic G, RosM.Heat and energy requirements in thermophilic anaerobic sludge digestion[J].Renewable enerqy, 2003 (28) :2255-2267.

[6]付胜涛, 于水利, 严晓菊.剩余活性污泥与厨余垃圾的混合中温厌氧消化[J].环境科学, 2006, 27 (7) :1459-1463.

[7]胡纪萃.废水厌氧生物处理理论与技术[M].北京:中国建筑工业出版社, 2002.