厌氧生物处理工艺

厌氧生物处理工艺（通用9篇）

厌氧生物处理工艺 篇1

1 前言

随着轻工、制药、食品、化工等行业的发展, 大量急需处理的含高浓度硫酸盐的有机废水也随之增加。如未经处理的含高浓度硫酸盐有机废水排入水体, 不但会产生具有恶臭味和腐蚀性的H2S, 而且直接危害人体健康和生态平衡, 因此对硫酸盐有机废水处理的研究就成了国内外研究者关注的热点之一[1,2,3,4,5,6]。

由于硫酸盐有机废水中含有大量可生物降解的有机物, 厌氧生物法特别适合处理高浓度有机废水, 因此大多数研究者仍把厌氧法处理工艺作为主要研究内容。基于单相厌氧工艺处理流程、操作和维护简单, 在硫酸盐有机废水的处理工艺中最早被采用。随着工业的发展, 硫酸盐有机废水的成分日益复杂, 国内外开发出了两相厌氧工艺。本文主要介绍了这两大工艺的主要研究成果。

2 单相厌氧工艺的研究进展

2.1 升流式厌氧污泥床

由于升流式厌氧污泥床 (简称“UASB”) 对高浓度有机废水处理的普遍应用, 该工艺自然成为硫酸盐有机废水处理工艺的首选。升流式厌氧污泥床是由荷兰Wageningen 农业大学的Lettinga 于1970年开发的。我国于1981年开始了UASB 反应器的研究工作。由于UASB 反应器在高浓度有机废水处理中的效率高、运行稳定而成为目前应用最为广泛的高速厌氧反应器。该技术在国内外已经发展成为厌氧处理的主流技术之一[7], 因此很多研究者针对UASB反应器处理含高浓度硫酸盐废水进行了大量的研究[8,9]。Herbert[10]利用UASB处理硫酸盐有机废水, 该废水中COD含量为5000 mg/L、SO42-为6000mg/L, 处理后COD和硫酸盐去除效果较好, COD去除率甚至达到98%以上。

2.2 折流挡板反应器

折流挡板反应器 (简称“ABR”) 是McCarty和Bachmann等在1982年研制的一种新型高效厌氧反应器。自ABR反应器问世以来, 国内外专家对该反应器的应用、研究和开发做了许多工作[11,12], 而采用ABR将含高浓度硫酸盐有机废水作为一种特殊有毒废水处理的研究还比较少。据报道, 1999年Fox等采用ABR处理含硫酸盐废水进行了中试研究并获得成功。Vossoughi M等[13]研究了序列间歇式活性污泥法 (简称“SBR”) 对COD/SO4-2在人工合成废水处理中的影响, 为SBR在处理硫酸盐有机废水中的应用提供了重要依据。李清雪等[14]用SBR处理高浓度硫酸盐有机废水, 在温度为33.2±0.1℃、水力停留时间为20—24h的条件下, 当进水COD和SO42-浓度分别为5000mg/L和300—1500mg/L时, 其COD去除率可达90%以上, SO42-还原率也稳定在96%。

2.3 厌氧序批式反应器

厌氧序批式反应器 (简称“ASBR”) 是一种以序批间歇运行操作为主要特征的废水厌氧生物处理工艺。ASBR与许多高效厌氧反应器一样, 能形成沉降性能良好的颗粒污泥。用硫酸盐还原菌 (简称“SRB”) 在厌氧序批式反应器中处理高浓度硫酸盐废水, 是一种高效、低耗的先进技术。目前, 针对运用ASBR处理含高浓度硫酸盐废水的研究至今还不多。Venkata Mohan S等用ASBR处理硫酸盐化工废水的试验证明[15], 当进水COD的体积负荷为1.4 kg/m3·d、COD/SO42-、比值为3.61—3.9时, 其SO42-和COD去除率分别达到80%和78%。李潜研究了利用硫酸盐还原菌在厌氧序批式反应器中处理含高浓度硫酸盐的酸性钛白粉废水[16]。试验证明, 在C/S、pH、温度分别为2.0—3.0、7.0—7.5、33—36℃, 以及进水硫酸盐质量浓度<2000mg/L的条件下, SO42-的去除率大于88%, COD处理效果也较好。

2.4 厌氧膨胀颗粒床反应器

厌氧膨胀颗粒床反应器 (简称“EGSB”) 是20世纪90年代初期, 由荷兰农业大学率先开发的。EGSB反应器采用很高的出水循环比率, 可将废水中有毒物质稀释到微生物可承受的浓度, 因此采用EGSB反应器处理有毒废水可取得较好的效果, 并在处理硫酸盐废水方面也具有极大的应用潜力[17]。王伟等人用EGSB反应器处理高浓度硫酸盐有机废水[18], 有机负荷为20kg/m3·d, 得到最大硫酸盐负荷为9 kg/m3·d, 其硫酸盐还原率在90%以上, COD去除率也达到86%。

3 两相厌氧工艺的研究进展

由于单相厌氧工艺没有阻止硫化物与磁性多孔珠 (简称“MPB”) 的接触, 也就没有彻底解决MPB受抑制的问题。由于硫化氢的生成使甲烷产量减少, 增加了沼气回收利用的困难。1971年Ghosh和Poland提出了两相厌氧生物处理工艺, 即硫酸盐还原相—产甲烷相。由于参与酸性发酵和甲烷发酵的微生物不同, 分别在两个反应器内完成, 两相厌氧工艺能较好地解决SRB对MPB的初级抑制和H2S对MPB的次级抑制。

3.1 两相UASB工艺

UASB反应器在硫酸盐有机废水单相厌氧处理中, 无论在理论研究还是工程应用上都已逐渐发展成熟。随着两相厌氧工艺的出现, UASB反应器成为首要选择。王子波采用两相UASB反应器处理含高浓度硫酸盐黑液[19], 当酸化相进水COD/SO42-为1.199—1.276时, 两相UASB反应器运行稳定, COD和硫酸盐处理效果良好, 两相厌氧系统COD去除率平均值为74.42%, 最高可达到78.75%。

3.2 软性纤维填料反应器+UASB工艺

为了克服UASB反映器不能快速富集SRB、也不能迅速启动Ⅰ反应器的缺点, 首先考虑在反应器中填充一种填料以克服这一缺点。康风先采用软性纤维填料反应器和UASB反应器处理含硫酸盐废水, 其中软性纤维填料反应器作为硫酸盐还原相, UASB作为产甲烷相, 其硫酸盐和COD出水浓度可达到国家规定的排放标准以下[20]。康宁对该种处理工艺的运行条件进行了研究, 得出了其最佳运行效果的条件, 并以此作为依据处理了SO42-和COD浓度分别为19200mg/L和29400mg/L的味精废水, 并取得了良好的效果[21]。

3.3 厌氧滤池+UASB工艺

厌氧滤池 (简称“AF”) 是一种内部填充有微生物载体的厌氧生物反应器。反应器内的厌氧微生物一部分附着在填料上, 形成厌氧生物膜;另一部分悬浮于填料空隙处, 废水经过淹没的填料而被去除。AF具有良好的运行稳定性, 能承受水质或水量的冲击负荷, 因此有人用厌氧滤池作为硫酸盐还原相的反应器来处理硫酸盐废水。如Sarner采用该工艺处理纸浆废液[22], 厌氧滤池作为产酸相, UASB作为产甲烷相, 并采用好氧活性污泥系统。当进水COD和SO42-浓度分别为19300mg/L和5225mg/L 、产酸相pH值为6—6.3时, SO42-还原率为63%, 最终COD去除率为56%, BOD5去除率达90%以上。

3.4 两相厌氧+生物脱硫化物工艺

两相厌氧工艺已得到共识。为了进一步优化两相厌氧工艺, 杨景亮等人提出了硫酸盐还原—生物脱除硫化物—甲烷化的新工艺。由于该方法可将废水中硫化物以单质硫形式回收利用, 不但消除了污染, 而且可回收资源。杨景亮等人用拉西瓷环作为厌氧滤池的填料[23], 其SO42-溶剂负荷可达5kg/m3·d, SO42-去除率为80%。脱硫化物反应器中的硫化物去除率大于90%, 其中95%的硫化物转化为硫单质;甲烷相反应器COD容积负荷达15.8kg/m3·d, COD去除率为83.3%, 整体工艺COD去除率为87.6%, SO42-去除率为99.4%—100%。

3.5 新型两相厌氧反应器工艺

由于两相厌氧—生物脱硫工艺中生物脱硫需要供氧, 使进入产甲烷相的废水含氧量增加, 破坏了原来的厌氧或缺氧环境, MPB活性降低, 影响到 COD 的去除率。因此, 在对三相生物流化床的结构和运行特性进行深入研究的基础上, 韦朝海和傅剑锋等人分别提出了射流循环式新型厌氧生物流化床反应器 (简称“JLAFB”) +厌氧颗粒污泥流化床 (简称“AGSFB”) 和硫酸盐还原—微电解硫化物—厌氧反应处理高浓度硫酸盐废水的新思路。

WEI Chaohai等人采用射流循环新型厌氧生物流化床反应器+厌氧颗粒污泥流化床工艺在处理硫酸盐废水中对一些运行参数进行了试验研究[26], 为该工艺的进一步应用提供了依据。国内韦朝海的试验证明[24], 当进水COD和SO42-负荷分别为2610kg/m3·d和815kg/m3·d时, 该工艺的COD和SO42-去除率可分别达到86.9%和97.6%。傅剑锋采用硫酸盐还原—微电解硫化物—厌氧反应工艺对生物制药废水和生活污水进行了处理[25]。试验表明, 当进水COD浓度为1860mg/L、硫酸盐浓度为1275mg/L时, 其去除率分别为88.99%和98.73%。此外, 采用微电解工艺, 其设备简单, 运转成本低, 色度去除效果良好, 并可较大幅度提高污水的可生化性, 为后续的生化处理创造有利条件。

4 结语

硫酸盐是轻工业、制药业、化工工业等废水中常见的污染物, 并会对废水处理中的厌氧生物处理产生不良影响。虽然对这类废水的厌氧生物处理已研究出了多种处理设备和工艺, 但仍不够完善和成熟, 建议探讨高效处理高浓度硫酸盐有机废水的新工艺和新处理设备, 使其既能最大限度地将废水中的硫酸盐还原为硫单质而回收利用, 又具有较高的产甲烷量。

厌氧生物处理工艺 篇2

生产规模中药废水两相厌氧生物处理工艺研究

采用两相厌氧-好氧工艺系统治理哈尔滨中药二厂高浓度难降解有机生产废水,通过两相厌氧工艺的运行效果,分析了其在工艺系统中的作用.生产性试验突破了中药废水生物处理技术始终停留在原水COD低于5 000mg/L、可生化性良好的易处理废水上的研究现状.现场调试运行结果表明:在进水浓度多为7000～40000mg/L且废水可生化性差(BOD5/COD<0.2)的`情况下,产酸相反应器的日平均COD容积负荷可达到20～30kg/(m3・d),平均COD去除率为47.1%;产甲烷相反应器27d启动成功,其COD容积负荷可达到6.0～7.0kg/(m3・d),平均COD去除率为94.06%;两相厌氧工艺系统COD总去除率可达93.0%以上,是整个工艺系统出水达标排放的重要前提.

作 者：作者单位：刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE年，卷(期)：26(4)分类号：X787关键词：高浓度有机废水 中药废水 两相厌氧处理工艺

厌氧生物处理工艺 篇3

关键词：厌氧—SBBR工艺,焦化废水,去除率

焦化废水是在煤高温炼焦、煤气净化、炼焦产品回收及精制过程中产生的工业废水。我国焦化厂废水处理系统的生化处理部分改造工艺比较常见的有A/O,A2/O,A/O2等。这些工艺的应用,大大改善了系统处理氨氮的能力,但是除了少数大型企业能够做到勉强达标排放外,由于种种原因许多焦化厂废水处理仍然存在出水COD、氨氮等超标的情况。

本试验采用厌氧—SBBR工艺处理经吹脱处理后的焦化废水,先通过厌氧反应提高焦化废水的可生化性,再经过SBBR反应系统,并调节工艺参数,从而判断该工艺的可行性。

1 试验工作与方法

1.1 试验材料

试验用水取自太原市某焦化厂废水生化处理车间经隔油、气浮、初步调节后的调节池出水。所取焦化废水污染物浓度高,水质波动较大,一般COD为2 500 mg/L～4 000 mg/L,NH3-N为300 mg/L～1 000 mg/L。试验中为了控制进水浓度,降低难降解物及毒物对微生物的抑制和毒害作用,有必要进行一定的稀释。

1.2 工艺流程

工艺流程见图1。

1.3 分析方法

COD的测定采用HH-6化学耗氧量测定仪测定,其原理基于CODCr的催化快速法(HZ-HJ-SZ-0107)。氨氮的测定采用纳氏试剂比色法(F-HZ-HJ-SZ-0017)。曝气量由气体流量计控制,记录周期内气体流量计刻度。温度采用精度为0.1 ℃,量程为0 ℃～50 ℃的水银温度计测量。pH值采用量程为6.4～8.0,5.5～9.0范围的精密pH试纸测定。DO浓度的测定采用江苏江分电分析仪器厂生产的JYD-1A型溶氧仪,其原理与电化学探头法相同(HZ-HJ-SZ-0059)[2]。

1.4 厌氧—SBBR反应器的挂膜与驯化研究

取回污泥后,焖曝3 d培养,使微生物恢复活性;之后使其沉降,弃去上清液。将培养好的活性污泥与污水(焦化废水占10%的比例)按照1∶3的比例混合后,倒入反应池,静置6 h后,排除所有的与载体未接触的悬浮混合液;然后按照进水10 min、曝气16 h、静置8 h、出水10 min进行间歇曝气,运行3 d,排出上清液和悬浮污泥;再加入上述比例的焦化废水进行进水、曝气、静置、出水的方式运行,并加入市售试剂葡萄糖、尿素、磷酸二氢钾按比例配置的营养液(理论BOD∶N∶P =100∶5∶1)再运行3 d,排除上清液,仍加入上述比例的焦化废水运行。如此反复,直到出水COD去除率达到85%以上,并基本稳定下来,此时认为挂膜结束。整个挂膜历时一个月。期间,环境温度为25 ℃～27 ℃,DO为4.3 mg/L～5.2 mg/L。

2 结果与讨论

2.1 厌氧反应

2.1.1 停留时间对去除率的影响

停留时间对去除率的影响见图2。

从图2可见,随着厌氧停留时间的增加,COD的去除率随之提高,氨氮去除率不高。这是因为厌氧处理是起水解酸化作用,提高焦化废水可生化的作用,在去除氨氮中作用不明显。

2.1.2 温度对去除率的影响

温度对去除率的影响见图3。

从图3可见,温度对于厌氧微生物的反应活性影响很大。随着温度的升高,去除率不断上升,反之下降。当温度小于15 ℃时,微生物的活性基本停止。因此要达到较好的厌氧效果,须将温度控制在20 ℃～35 ℃之间。

2.2 SBBR反应

SBBR反应是按周期运行的,每个周期的循环过程包括进水、曝气(好氧反应)、沉淀(缺氧反应)、排放和待机5个工序,主要是曝气和沉淀过程。SBBR反应是生物降解有机物和脱氮的主要过程。

2.2.1 曝气时间对去除率的影响

曝气时间对去除率的影响见图4。

进水浓度COD 1 400 mg/L,氨氮350 mg/L,pH=8.2。

从图4可见,随着曝气时间的增加,COD和氨氮的去除率随之提高,12 h后去除率增加缓慢。因为反应末期剩余的大部分为难降解的有机物,而且系统中营养物质已经很少。

2.2.2 温度对SBBR去除率的影响

温度对SBBR去除率的影响见表1。

从表1可见,水温对SBBR反应效果影响很大。在不同温度下,曝气时间12 h,沉淀10 h。当温度在20 ℃～35 ℃之间时,污泥活性较高。当水温低于15 ℃时,微生物的活性基本停止。

2.3 SBBR与厌氧—SBBR处理效果的比较

SBBR与厌氧—SBBR处理效果的比较见表2。

从表2可见,经过厌氧预处理后,对COD和氨氮的去除率都有一定的提高。因为厌氧预处理使得部分难降解的有机物水解酸化,从而提高了焦化废水的可生化性。

3 试验结论

1)在厌氧反应段,对废水中的一些难降解有机物具有开环作用,使其易于生物降解,改善了焦化废水的可生化性。厌氧处理起水解酸化作用,在去除氨氮中作用不明显。经过厌氧预处理后,SBBR系统的处理效果得到一定提高。与单一的SBBR系统相比,COD和氨氮的去除率分别提高了9.9%和17.2%,达到了87.4%和64.7%。2)SBBR工艺兼具了SBR和生物膜法的特点。间歇式的运行方式使生物膜上的微生物分布较为均匀,且使生物膜内外层的微生物达到了最大的生长速率和最好的活性状态,从而提高了系统对水质水量的应变能力,增强了系统的抗冲击负荷能力;生物膜固定在填料表面,可以稳定生态条件;周期性供氧的改变保证了微生物种类的丰富和活性,因此构筑物的处理能力要比SBR高得多。3)温度对于反应效果影响较大,要达到较好的去除效果,就要保持系统温度在20 ℃～35 ℃之间。

参考文献

[1]李筱焕,吕淑瑜.应用膜生物反应器处理焦化废水的试验研究[J].浙江冶金,2006,5(2):36-37.

[2]张莉珍,杨云龙,唐文峰.SBBR工艺及其在水处理中的运用[J].山西建筑,2008,34(4):188-189.

[3]王克科,杨吕柱.焦化废水生物处理技术[J].湖北化工,2003(2):1-3.

厌氧生物处理工艺 篇4

研究了生物滤池处理城市污水的性能特点,结果表明:厌氧-好氧生物滤池去除城市污水中的CODCr、SS和NH4+-N等具有较好的`效果,当进水CODCr、SS和NH4+-N分别为23、112 mg/L和56 mg/L时,水力停留时间8 h,曝气强度在0.5～0.6 L/(m2・s)时,CODCr、SS和NH4+-N的去除率分别在90%、80%和75%以上.

作 者：方俊华 何强 徐建斌 翟俊 作者单位：重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆,400045刊 名：环境工程 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL ENGINEERING年，卷(期)：24(5)分类号：X7关键词：厌氧-好氧生物滤池 城市污水 生物膜

厌氧生物处理工艺 篇5

伴随着油田注水开发生产的进行, 注入水和含油污水的处理及排放问题越来越引起人们的关注。冀东油田部分油井目前已进入高含水期, 采出水经常规处理后大部分经行回注, 还有一部分剩余污水, 这部分污水出水油含量一般仍然高达20 mg/L～30 mg/L, 达不到GB8978-1996《污水综合排放标准》的要求, 需要进行进一步处理。冀东油田各联合站对剩余污水的二级处理采用的是先经过气浮选除油除杂质, 再用厌氧做预处理, 接触氧化法做主处理工艺, 处理后的污水达国家污水综合排放标准。

1 处理工艺

1.1 工艺处理原理

工艺中气浮段是将气体注入液体中, 使之呈饱和状态, 然后在大气压下放出溶解气体, 这种机械结构使小气泡与悬浮物质或油脂结合、降低比重, 从而增加分离效果[1]。厌氧段实际是水解酸化的过程, 能够有效的降低污染负荷, 将大分子难降解的有机物分解成小分子有机物, 提高出水的可生化性, 并且可以利用水阶段较强的抗冲击能力, 避免来液不稳对影响好氧段的运行。厌氧微生物就附着在填料的表面生长, 当废水通过滤料层时, 在填料表面的厌氧生物膜作用下, 废水中的有机物被降解, 并产生沼气, 滤池中的生物膜不断的进行新陈代谢, 脱落的生物膜随出水流出池外[2]。好氧段则是利用其中好氧生物的高效降解效率, 将污染物质进一步分解, 确保水质达标。生物接触氧化法是在曝气池中设置填料, 作为生物膜的载体, 经过充氧的废水以一定的流速流过填料与生物膜接触, 利用生物膜和悬浮活性污泥中微生物的联合作用净化污水, 是介于活性污泥法和生物滤池之间的一种生物处理法。

1.2 柳一联生化处理工艺

柳一联生化处理系统的设计处理能力为10 000m3/d, 处理后的污水达到国家污水综合排放标准, 直接排入溯河。进水水质:CODcr≤300 mg/L, 含油≤30 mg/L, 氨氮≤15 mg/L, pH值≈6～7, 温度≤52℃。来液先进入气浮池进行初步降解、降温, 然后分两组依次进入2个串联的厌氧池, 再分别进入3个串联的好氧池, 最后进入外排池, 见图1。

1.2.1 气浮池 (8 m×5 m×4.5 m)

柳一联气浮池由两台型号为QFT-20的气泡碎细机交替为来液进行鼓气。在池子的单侧设有收油槽, 将池面污油收集后排入废水池, 污水则进入厌氧池中进行降解。从处理工艺上讲, 气浮工艺能够有效地去除石油类, 同时气浮具有降温、充氧功效, 降低了BOD5/CODCr, 从而提高了污水的可生化性。

1.2.2 厌氧池 (20 m×9.5 m×4.5 m)

厌氧生物接触池的池体为矩形钢筋混凝土结构。圆形浮盘漂在水面, 圆形浮盘下挂着纤维填料, 由纵向安设的纤维绳上绑扎, 形成巨大的生物膜支撑面积, 填料随水流摆动, 既有一定刚性, 也有一定柔性, 能保持一定形状, 又有一定的变形能力, 填料区的有效高度为3 m。在四个厌氧池的一角上都安装了一台潜水搅拌器, 搅拌器的作用是可以在生化池中形成一个流场可以防止池底的油泥污泥沉淀, 更便于厌氧菌更好的成活。

1.2.4 中沉池 (20 m×5 m)

中沉池的有效池深大约为4.7 m, 与反应池不同的是, 中沉池的底端为漏斗状, 主要起沉淀作用。来气管线和排泥管线深入漏斗槽的底端, 利用气举原理实现排泥和污泥回流。

1.2.5 好氧池 (20 m×10.25 m×4.5 m)

好氧池与厌氧池不同的是, 没有搅拌电机, 由型号为SSR-200的三叶罗茨鼓风机为好氧池鼓风, 流量为40.15 m3/h, 一台运行两台备用。布气管布置在池子底端, 由下向上全池曝气。

1.2.6 二沉池 (20 m×5 m)

结构与中沉池相同, 不同的是二沉池液面下50 cm处装有斜板, 斜板区高度为1 m。斜板的作用是将活性污泥以及杂质与水分离, 从而降低出水悬浮物, 污泥絮凝体在这里形成并在重力作用下沉降到斜板上, 澄清后的污水进入清水区。斜板间的固液分离过程是自由沉淀、絮凝沉淀、污泥悬浮层的过滤和捕获以及污泥层下滑过程的共同作用。沉淀的污泥进入二沉池底的斗型槽内, 通过气举的方式进行排泥和污泥回流。

1.3 处理效果

从化验的结果来看随来液水质的变化厌氧池出水呈相似的变化趋势, 当污水经好氧处理后到达二沉池, 水质基本稳定, 即而显示出接触氧化法对污水的适应性强、抗冲击能力强的优点。从气浮池出水到中沉池含油的去除率为25%左右, 到二沉池时含油去除率升至85%左右, 而COD的去除率在中沉池时在40%左右, 到二沉池后COD的去除率在75%左右, 外排出水含油在2～3个, 出水COD在50 mg/L左右, 完全符合标准。

2 生化站的日常管理

2.1 影响生化站的参数

2.1.1 对来液量以及来液水质的控制

对于系统来液, 我们要尽量保持来液量的平稳, 或采用渐大、渐小的方式增大或减小系统来液这样是为了防止来液量忽大忽小对系统造成冲击。由于井上来液并不稳定, 有时还会有酸化井进入系统, 或者来液会有有毒物质, 会对系统造成危害, 所以要对来液水质进行控制, 要及时发现, 及时采取措施。

2.1.2 曝气以及水中溶解氧对处理效果的影响

为了确保生物膜上的微生物能正常生长并能保持较高的活性, 柳一联好氧池的溶解氧要求保持在2mg/L～4 mg/L左右。经长期观察来看, 溶解氧在正常范围内时, 曝气池呈黄褐色, 在生化站上可以清晰的观察到填料上附着着大量生物膜, 曝气池的水中有悬浮态的菌胶团, 活性污泥活性强, 水质很清。若溶解氧达不到要求, 曝气池水质很混, 填料上有少量生物膜, 而且很容易脱落。

2.1.3 温度对处理效果的影响

对于厌氧工艺来说, 温度较高有利于提高处理效果。但对于好氧处理, 一般认为, 废水生物处理中微生物的适宜温度在30℃左右。温度过低会抑制微生物的生长, 而温度过高, 大量原生动物及后生动物则会死亡。

2.2 日常管理

2.2.1 营养剂的投加

为了向微生物提供营养支持, 保证微生物正常的营养繁殖, 我们必须保证微生物有足够的食物来源。废水中的有机物是供给微生物碳氢的来源, 另外, 我们还要按一定的比例投加尿素和磷肥, 以保证细菌合成正常细胞体所需的氮和磷。

通常情况下, 厌氧池按照有机物:氮:磷=100:6:1, 好氧池按照有机物:氮:磷=100:5:1的比例进行投加[3]。比例式中, 有机物可以用BOD5值来表示。在实践过程中, 由于BOD值计算的滞后性, 我们要根据生化站BOD与COD的比值用COD值来反推BOD的值进行计算[4]。

2.2.2 接触氧化池的微生物群落及生物相的镜检

在正常状态下, 接触氧化法的生物膜上能够形成稳定的生态系统与食物链, 微生物是相当丰富的。我们在对生物膜的生物相进行镜检时利用显微镜观察在活性污泥中为数较少的原后生动物的变化来判断工艺状况的。它们主要的食物来源是游离的细菌和微小的菌胶团, 以单体存在, 所以在抗冲击负荷和活性污泥运行条件改变时, 通常原后生动物在数量活性种类等方面会出现明显的波动。

2.2.3 曝气池的污泥回流问题

从理论上来讲, 生物接触氧化的优点是不需要进行污泥回流的。但在系统调试初期或是生物膜脱落, 系统出现问题, 大量活性污泥流失时还是要通过污泥回流进行调试的。在系统运行正常情况下, 生物膜挂膜完好时就不需要污泥回流了。

2.2.4 中沉池、二沉池的排泥问题

中沉池、二沉池作为生化系统活性污泥的泥水分离场所, 它的运行好坏直接影响到曝气池和外排水质的运行。正常状况下, 曝气池内的生物膜不断的进行新陈代谢, 脱落的生物膜随出水流入二沉池, 经分离后沉入二沉池底端的漏斗槽内, 如果我们不能按时及时地对二沉池进行排泥, 污泥越积越多, 会直接影响到出水水质, 而且二沉池的缺氧厌氧条件能使池底的活性污泥反硝化, 最终导致池底活性污泥上浮而形成液面浮渣。所以二沉池要按要求及时排泥。目前, 柳一联生化站中沉池、二沉池的排泥是按照连续依次循环进行的, 即给中沉池排泥干净后给二沉池排泥, 排干净后再给中沉池的模式, 循环进行。

3 结语

在气浮-厌氧-接触氧化工艺中设置厌氧段的目的, 主要是利用水解过程, 有效降低污染负荷, 并将大分子难降解有机物分解成小分子有机物, 提高出水的可生化性, 并且可以利用厌氧段较强的抗冲击能力, 避免冲击性来水影响好氧段稳定运行。好氧段则是利用其中好氧生物的高效降解效率, 将污染物质进一步分解, 确保出水水质达标。这套工艺结构简单, 运行稳定, 处理效率较高, 适应性较强, 就柳一联生化站的运行来看, 是适合处理联合站剩余污水的。

参考文献

[1]蒋展鹏《.环境工程学》, 第二版[M].北京:高等教育出版社, 2005.

[2]唐受印, 代友芝, 等《.废水处理工程》, 第二版[M].北京:化学工业出版社, 2004.

[3]周群英, 高婷耀《.环境工程微生物学》, 第二版[M].北京:高等教育出版社, 2000.

厌氧生物处理工艺 篇6

关键词:废塑料废水;气浮;厌氧;好氧

废弃塑料再生利用作为资源再生环保产业的一个重要环节, 对环境污染的整治具有一定的积极因素。但其加工过程中产生的“二次污染”不容忽视, 特别是对当地水环境及生态景观的影响甚大, 因此必须加强对废塑料清洗造粒行业排放的废水的治理。

1 废水产生源

废塑料来源主要有塑料垃圾、废塑料瓶、包装袋、甚至包括一些进口洋垃圾。

2 废水治理措施

使用不同原料产生的废水, 差异较大, 可生化性一般不是很好。废塑料清洗造粒行业产生的清洗废水如果能够进入污水管网并送污水处理厂统一处理, 其产生的废水可以自行处理达到《污水综合排放标准》 (GB38978-1996) 三级标准后纳入工业区污水处理厂统一处理, 废水治理和处理费用将减少, 对水环境的影响也将大大减少。但如果由于事故性排放或企业偷漏排致使工业区污水管网堵塞, 最终导致工业区生态示范园区的形象受到破坏, 那将得不偿失。所以, 最好的措施就是选择合理的工艺对废塑料清洗废水进行治理后回用, 尽量不外排。

经调查研究, 针对清洗、破碎工序只对水中悬浮物含量有较高的要求, 故可采用混凝处理工艺去除废水中的大部分悬浮物, 再把废水回用到生产工序中去, 达到减少废水排放量的目的。外排的废水除采取一般的物化手段外, 还需采取生化相结合的方式才可确保达标排放, 可与生活污水混合以提高其可生化性, 再经生物处理后排放。

3 废水治理工程案例

广东省某塑胶厂废塑料造粒的制作流程为:废旧塑料—清洗一粉碎一造粒机一切粒一成品。废塑料清洗清洗、破碎工序产生废水量约为300吨/日。企业新建一套废水处理系统, 采用物化工艺去除大部分悬浮物后将大部分废水回用到生产工序中去。少部分需外排的废水经过物化工艺后, 投加活性污泥进入生化工艺处理后达标排放。现在该系统运行稳定, 出水水质良好。本文对该系统流程设计、运行参数及运行性能进行报道, 以期为同类废水的处理工程提供参考与借鉴。

3.1 工艺流程

3.2 工艺流程说明

总排废水经格栅、沉砂池除去大颗粒杂物和沉砂后, 在调节池作一定时间停留, 使水质均匀。然后以泵为动力将废水提升进入管道混合器、反应器, 并投加絮凝剂改善水质特性后, 混合废水自流进入气浮池。气浮池主要利用溶气系统产生的溶气水中的微气泡作为载体, 粘附水中的悬浮物絮体, 悬浮物随微气泡一起上升至水面, 形成浮渣, 使水中的悬浮絮体得到去除, 尤其对于比重接近于水的塑料悬浮颗粒的去除, 气浮分离技术是最有效的方法。

3.3 废水处理系统调试和运行

根据工程实际运行效果, 确定投加絮凝剂为聚合氯化铝及聚丙烯酰胺, 最佳投加量分别为500mg/L、10mg/L。本系统最关键的工艺是气浮处理设施, 设计分离室的表面积负荷8m3/m2.h, 控制进水絮凝状态良好、溶气水回流比为50%、溶气罐压力在0.38Mpa、刮渣机每5分钟走一个行程的条件下, 该单元的废水悬浮物的去除率高达90%, CODcr去除率基本上稳定在45%左右。经过上述物化处理工序, 废水回用率可达80%以上, 回用废水达到车间回用水质要求。

4 结论

本工程实践证明, 对于废塑料清洗废水处理, 采用气浮一厌氧一好氧工艺是可行的、合理的, 系统出水可达排放标准。该工艺不仅运转费用较低, 而且运行性能稳定可靠, 操作和管理简便, 具有推广价值。

摘要：本文对废塑料清洗废水的来源进行了分析, 同时根据废塑料清洗废水水质特性, 开发了气浮一厌氧一好氧处理工艺, 并应用于实际工程中, 废水回用率达到80%以上, 获得了较好的效益。因此该工艺对废塑料再生利用行业有推广应用的潜力。

关键词：废塑料废水,气浮,厌氧,好氧

参考文献

[1]黄均国.废塑料再生过程中的“三废”处理技术[J].资源再生, 2009, 1:52-54

[2]廖正品.中国废弃塑料基本现状与回收处置原则初探[J].塑料工业, 2005, 33:1-6, 16

[3]国家环境保护总局废塑料回收及再生利用污染控制技术规范 (试行) (征求意见稿) [M].2007

[4]王毅力, 汤鸿霄.气浮净水技术研究及进展[J].环境科学发展, 1999, 7 (6) :95-103

厌氧生物处理工艺 篇7

当前水资源污染日益严重, 其中工业排放废水对水体污染影响更为突出。废水生物厌氧处理技术具有能耗低、负荷高、剩余污泥产量少、耐冲击负荷和可回收能源等优点[1], 广泛应用于工业排放废水的处理。

2 厌氧生物处理的发展历程

废水厌氧生物处理指的是在无氧条件下, 借助厌氧微生物的新陈代谢作用分解废水中的有机物质, 并使之转变为小分子的无机物质的处理过程[2]。厌氧生物处理技术的发展主要经历三个阶段:包括以厌氧消化池为代表的第一代厌氧生物反应器、以UASB反应器为代表的第二代厌氧生物反应器, 以及第三代厌氧生物反应器。

3 厌氧生物处理的研究进展

以UASB为代表的第二代反应器虽然利用颗粒污泥大大提高了反应器的污泥浓度, 但在保持池水的良好接触、强化传质、提高生化反应速率等方面还存在不足, 于是在20世纪80、90年代, 相继推出了以EGSB、IC为代表的第三代厌氧反应器。

3.1 厌氧膨胀颗粒污泥床

膨胀颗粒污泥床 (EGSB) 反应器是由UASB反应器发展而来的高效厌氧生物反应器[2]。较之UASB反应器, EGSB反应器增加出水再循环, 有效提升了液体的上升流速。

EGSB反应器采用颗粒污泥, 具有良好的生物活性和沉降性能;同时可采用较大的水力负荷, 使污泥床出于膨胀状态, 有利于污泥与废水充分接触, 从而提高传质效率。EGSB反应器不仅处理范围广泛, 还可以采用较大的高径比, 占地小, 投资低, 因而具有很好的市场竞争力。目前EGSB反应器可用来处理含有毒物质的废水;工业废水和城市废水;生活污水以及农业废水等。

3.2 内循环厌氧反应器

内循环厌氧反应器 (IC) 是由荷兰Paques公司于20世纪90年代开发。IC反应器装有两级三相分离器, 整个反应器的水力负荷和有机负荷高, 可实现反应器中液体内部无动力循环, 从而弥补了传统反应器在较高的上升流速度下颗粒污泥容易流失的缺点[2], 其高度可达16m~25m, 高径比一般为4~8, 其负荷理论上可达到35 kg COD/ (m3·d) ~50 kg COD/ (m3·d) , 去除率在80%左右。

IC反应器具有容积负荷高、占地少、投资省、沼气提升实现内循环, 不必外加动力、抗冲击负荷能力强、出水稳定性好、启动快以及污泥产量少等优点, 进一步研究开发IC反应器、推广其应用范围已成为厌氧废水处理的热点之一。IC反应器工艺在欧洲应用普遍, 具有较成熟的运行经验, 已成功在啤酒生产、造纸等生产领域内的废水处理上得以应用[2]。

3.3 两种新型厌氧反应器的比较

EGSB和IC反应器具有某些相同之处:均采用颗粒污泥固定化的方式, 较高的单位容积微生物持有量;水力负荷高以及有机污染物净化效果良好;占地小、动力消耗小等。

4 结语

废水的厌氧生物处理技术具有将有机物转变为沼气并加以回收利用、运行能耗低、有机负荷高, 占地少及污泥产量少等优点, 已成为控制有机污染的重要手段之一。但厌氧生物处理技术还有启动慢、处理后出水的COD、BOD值较高以及水力停留时间较长等不足之处, 因此今后其发展还将继续围绕着解决这些问题和不足进行。经过进一步的研究发展使厌氧反应器截留更多的微生物种群;创造泥水良好的接触环境优化反应器的传质过程;开发更为高效的厌氧处理系统;加强厌氧处理出水后处理工艺的开发和应用等都将成为厌氧生物处理技术未来的发展方向。

EGSB、IC等反应器在国外发展和应用较之国内都更趋于成熟, 而如IC反应器等工艺的设计均受到专利的保护, 国内并没有自主的产权, 从而增加了投资建设的成本。因此今后我们还应该致力于研究开发具有自主知识产权的厌氧反应器。

参考文献

[1]刘红波, 邵丕红, 韩相奎.几种污水厌氧生物处理技术.长春工程学院学报, 2006, 7 (3) :39-41.

厌氧生物处理工艺 篇8

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%。

厌氧生物处理工艺 篇9

随着人类社会的发展化石能源逐渐枯竭,氢气作为一种无污染的清洁能源越来越多地引起国内外的关注。厌氧发酵生物制氢因具有产氢性能稳定、产氢能力较高、发酵细菌的生长速度快和制氢成本低等优点已显示出广阔的应用前景。因此,利用污泥进行厌氧发酵产氢是近年来兴起的一个研究热点[1]。在进行厌氧发酵产氢研究中,培养产氢污泥是实验研究的基础和关键,对污泥进行有效的预处理是产氢污泥培养最简单、易行的办法。国内外研究中对污泥预处理常采用的有热处理,酸处理,碱处理,微波处理,超声波处理,紫外线处理等[2]。

本研究参考了各种污泥预处理方法及其控制条件,以葡萄糖为底物,采用批式静态试验对城市污水处理厂的硝化池污泥进行了酸处理,比较分析了污泥不同酸处理p H、酸处理时间、污泥浓度对产氢能力的影响,并得出最佳参数,为厌氧发酵生物制氢的实际应用提供参考依据。

1 实验部分

1.1 材料

本实验所用污泥取自沈阳北部污水处理厂厌氧泥,采用丝网(180μm)过滤取出大颗粒物质。污泥特性见表1。

1.2 仪器与设备

污泥的酸处理在10℃冰箱中完成。污泥的驯化在恒温摇床(ZP—96大容量摇床,苏州威尔实验用品有限公司)中进行。总气体和氢气浓度的分析采用GC—2010型气相色谱仪(日本岛津),液相末端产物挥发性有机酸(VFA)的浓度分析采用LC—310型液相色谱仪(江苏天瑞仪器股份有限公司)。污泥的p H值测定采用E—201—C型p H复合电极,氧化还原电位ORP采用NT18FJA—15型氧化还原电位测定仪测定。

1.3 污泥的酸处理方法

本实验采用批式实验,将新鲜污泥曝气1周后调节浓度到16.00 g/L,在压力1.013×105Pa(常压)下试验。取污泥4份,每份200 m L用3 mol/L乙酸(醋酸)分别将污泥p H值调节到2.0、3.0、4.0、5.0进行预处理。抑制杀死产甲烷菌,耗氢菌,保留产气肠杆菌,丁酸梭菌等产氢菌。然后将各酸性条件处理后的污泥各取200 m L,放入1 000 m L三口瓶中恒温摇床里驯化。进水负荷为5 000 mg/L的葡萄糖并添加N、P物质,N源采用酵母粉,P源采用KH2PO4,使COD∶N∶P=(300~500)∶5∶1,温度(37±1)℃。根据发酵产氢的产气速率和产氢能力得出最佳p H。在此最佳p H值下进行酸处理时间试验,得出最佳预处理时间。

2 结果与讨论

2.1 酸处理p H的影响

取4份200 m L浓度16.00 g/L的污泥,分别在p H为2.0、3.0、4.0、5.0下酸处理3.0 h。污泥的不同p H用乙酸调节。表2是不同p H值的污泥预处理后发酵产氢的总产气速率、产氢速率和挥发性有机酸(VFA)浓度。

从表2可以看出p H为3.0处理过的污泥产氢能力最高,1 mol葡萄糖产氢气1.29 mol,气体产氢速率最大达到1.14 L/d,氢气所占百分比最高。p H为2.0的酸处理污泥的总产气速率最低。p H为4.0和5.0时处理过的污泥随着污泥p H升高总产气速率、产氢速率开始下降,但比p H为2.0的时候高。因为微生物生存环境中的p H值过低时,会破坏微生物细胞的细胞壁,使微生物蛋白质水解变性,将污泥细胞内的物质释放出来。p H值为4.0和5.0处理时,p H不够低,不足以抑制产甲烷菌和耗氢菌的活性。(张续春.产氢污泥预处理方法探讨及性能比较[D].昆明:昆明理工大学,2007:14-15)。

2.2 酸处理时间的影响

分别取5份200 m L浓度16.00 g/L的污泥,在p H为3.0时进行酸处理,处理时间分别为1.0、2.0、3.0、4.0和5.0 h。图1、2是不同酸处理时间的污泥对产气速率,产氢能力的影响。

由图1、2可知酸处理时间在3.0 h以下时随着酸处理时间增加,污泥总产气速率、产氢速率升高,酸处理时间超过3.0 h,时间再延长污泥总产气速率、产氢速率反而降低。所以酸处理3.0 h效果最好,最大产氢能力(H2/葡萄糖)为1.22 mol/mol,酸处理对细菌有容胞作用。酸性预处理使污泥中溶解性的有机物增加,加速污泥的厌氧发酵,促进污泥产氢[3],但时间过长在杀死甲烷菌的同时也将杀死部分产氢菌。在本实验中,时间少于3.0 h时,产甲烷菌和耗氢菌没水解完全不足以破坏其细胞结构,不足以完全抑制其代谢功能,而时间过长,超过3.0 h,产氢菌可能也会受到破坏,污泥产氢能力降低,产氢速率也会受到影响。由实验结果得出,酸处理3.0 h是最佳处理时间。

2.3 污泥浓度的影响

在以上的最佳实验条件酸处理p H为3.0,处理时间3.0 h下,对不同浓度的污泥进行厌氧发酵。表3中列出了不同浓度污泥经过酸处理厌氧发酵生物制氢后的产氢特性。

由表3可以看出挥发性有机酸随着污泥浓度升高而增多,污泥浓度为26.00 g/L时挥发性有机酸最大达3 108 mg/L。酸处理过程中污泥的细胞壁被破坏,细胞内物质外流溶解性有机物增多,而溶解性有机物部分会进一步水解成挥发性有机酸[4]。随着污泥浓度的升高,积累产氢量,产氢能力也升高,当污泥浓度为26.00 g/L时,积累产氢量最多2.56 L,产氢能力最大达1.56 mol/mol。而污泥的氢气产率则相反,当污泥浓度为16.00 g/L时,氢气产率最大达17.56 m L/g,而污泥浓度高于或低于此值时,污泥的氢气产率均下降,如污泥浓度为6.00 g/L时,氢气产率为13.46 m L/g,而污泥浓度为26.00 g/L时,氢气产率只有14.92 m L/g,这主要是因为污泥浓度高时,接种污泥增多,微生物的产氢量迅速增加,发酵液中产生的氢气不能及时地被释放出来,反应瓶顶隙中积累的氢气增加,导致系统中氢分压升高,发酵液中氢分压过大也会影响发酵产氢过程的顺利进行,使产氢过程停止(郭亮.湖南大学污水厂剩余污泥水解及其厌氧发酵产氢技术研究[D].长沙:湖南大学,2009:10-11.)。因为H2浓度的升高会改变产氢的代谢途径,转而生成一些更具还原性的物质,如乳酸,乙醇,丙酮和丁醇等[5,6]。因此,尽管污泥浓度越高,但由于受氢分压的抑制作用,酸处理污泥中的溶解性有机物并不能全部为产氢菌所利用,这可能是污泥氢气产率不与污泥浓度成正比的原因。

2.4 搅拌转速的影响

取3份200 m L浓度16.00 g/L驯化后的污泥,在p H为3.0,温度控制在(37±1)℃下酸处理3.0 h。然后进行厌氧发酵制氢。在搅拌转速为60、120、180 r/min的条件下进行试验。

图3表明,在搅拌转速为120 r/min时,产氢速率最高,达3.93 L/d,比搅拌转速在60 r/min(2.71 L/d)和180 r/min(2.48 L/d)时速率快。说明转速较低时,污泥絮体沉于反应器底部,较轻的絮体及表面吸附气泡的絮体则会悬浮。低转速混合效果较差,底物反应不完全,产氢效率较低。转速适宜时,污泥絮体完全处于悬浮状态,随着搅拌转速的增加产氢速率增加,并最终达到最高产氢速率。在此转速下,影响产氢速率的主要因素是絮凝体颗粒的界面层厚度及絮凝体颗粒粒径,当达到最适转速时,界面层厚度很小,且絮凝体粒径减小。转速过高时,产氢速率降低。这是因为搅拌器超过一定转速后,桨板的剪切力使H2气泡减小,H2气泡浮力相应减小,导致它难以向气相迅速释放;H2气泡小和H2气泡在液相中滞留时间增加,使H2和CO2在液相中的摩尔分数比率增加,将引起颗粒内H2和CO2传质受阻,进而影响生物发酵反应进程及产氢作用[7]。

3 结论

酸处理污泥厌氧发酵产氢受酸处理p H、酸处理时间、污泥浓度、搅拌转速等因素影响。通过试验得出以下结论:

(1)污泥的产氢能力效果由大到小为:p H=3.0>p H=4>p H=5>p H=2。p H过低和处理时间太短都不足以抑制耗氢菌和产甲烷菌,而p H太高或处理时间过长会把有效的产氢菌一并杀死,产氢量太少达不到预期效果。

(2)在本试验条件下,16.00 g/L为最佳污泥浓度,此时污泥的氢气产率最大达到17.56 m L/g,高于或低于该值,氢气产率均有所下降。酸处理污泥进行厌氧发酵产氢时,污泥浓度越高,污泥的积累产氢量越多,但批量式试验由于产生的氢气不能及时排出,氢气产率受到氢分压的影响,所以污泥氢气产率与污泥浓度不成正比。

(3)发酵过程中搅拌转速影响制氢效果,产氢速率与搅拌转速不成正比,转速过快或过慢都影响氢气产率。

参考文献

[1]李建政,汪群慧.废物资源化与生物能源[M].北京:化学工业出版社,2004:12-19.

[2]刘晓烨,庄蓓岚,宋倩雯,等.厌氧发酵产氢污泥的驯化技术[J].化工进展,2009,28:2-3.

[3]刘常青,赵由才,张江山,等.酸性预处理污泥厌氧发酵产氢[J].环境科学,2008,28(10):2-5.

[4]Weemaes M P J,Verstraete W H.Evaluation of current wetsludge disintegration techniques[J].J Chem Technol:Bio-technol,1998,73:3-92.

[5]肖本益,刘俊新.污水处理厂剩余污泥热处理发酵产氢的影响因素[J].过程工程学报,2009,9(1):2-5.

[6]Levin D B,Pitt L,love M.Biohydrogen production:Pros-pects and limitations to practical application[J].Interna-tional Journal of Hydrogen Energy,2004,29(2):173-185.