厌氧污泥（精选9篇）
厌氧污泥 篇1
摘要：厌氧消化污泥进行隔膜板框压滤脱水试验, 针对板框压滤机腔室厚度、压力变化、调理药剂、运行控制方式等因素对脱水效果的影响进行了试验研究, 在腔室厚度为30mm、压榨压力为1.8Mpa、CPAM、Fe Cl3投加量分别为3‰和1.67%、采用多次进料多次压榨的条件下, 可以稳定实现泥饼含水率≤60%的要求。
关键词：厌氧消化污泥,板框脱水,污泥调理
当前, 污水厂数量增加和处理程度提高, 导致剩余污泥量大幅增加, 每天的大量污泥已经开始影响城市的发展和居民的生活, 成为一个亟待解决的严峻问题[1]。
污水厂剩余污泥含水率较高 (约99.5%) , 为了减少污泥体积和运输费用, 必须进行脱水处理[2]。由于污泥有机份较高、粘度较大, 传统脱水方式只能脱水至80%左右后就很难继续脱水[3]。
为实现剩余污泥处理、处置的减量化、无害化、资源化目标, 规模较大污水厂都选择厌氧消化处理剩余污泥[4]。本文以厌氧消化污泥为研究对象, 采用隔膜板框压滤技术进行污泥脱水试验研究, 探讨隔膜板框压滤机脱水能力和运行控制条件。
1 试验材料及方法
1.1 试验材料
试验污泥为某污水厂厌氧消化污泥, 含水率92.5%, 有机份40.2%。
试验药剂为阳离子聚丙烯酰胺 (CPAM) 、三氯化铁。
1.2 试验方法
称取一定量厌氧消化污泥, 按一定比例 (本文都以污泥干质计算) 投加污泥调理剂, 快速搅动5min, 慢速搅动5min, 然后用隔膜泵打入板框机, 进行压榨脱水, 卸料后取泥饼进行含水率测定。
2 结果与讨论
为研究隔膜板框压滤机脱水性能, 寻找最佳运行控制条件, 我们进行了腔室厚度、压力变化、不同调理剂对比、不同运行控制条件下的试验研究, 结果如表1。
2.1 腔室深度对比压滤试验
30mm和40mm的腔室深度都取得了较好的污泥含水率, 且产能相近。腔室深度为40mm时, 压榨压力升高至3.0MPa需要更多的时间, 导致处理周期延长 (285min) , 且运行中易跑泥, 实际运行建议采用30mm腔室厚度。
2.2 压榨压力变化对比试验
逐步提高压榨压力, 出泥含水率逐渐下降, 产能逐渐降低。综合考虑出泥含水率和产能, 实际运行建议1.8Mpa的压榨压力。
2.3 铁盐和CPAM协同试验
2.3.1 单独投加铁盐也能取得较好含水率, 但铁盐投加量大。
2.3.2 同时投加CPAM和铁盐, 最大压榨压力为1.8Mpa时, 可降低压榨时间, 提高产能 (0.97) 。
2.4 多次进料多次压榨试验
进行多次进料多次压榨逐渐升压方式, 试验药剂为阳离子聚丙烯酰胺, 投加量3‰。
在只投加CPAM条件下, 第1次控制条件下泥饼含水率更低, 这和每阶段进料压力和压榨压力较高有关;第2次试验在降低每次进料压力和压榨压力条件下, 虽然泥饼含水率升高, 但是取得了较大的产能 (0.91) 。综合考虑泥饼含水率和产能, 实际运行建议采用第1次控制条件。
3 结论
3.1 隔膜板框压滤机对厌氧消化污泥具有较好的脱水效果。
3.2 腔室厚度对泥饼含水率和产能有一定影响, 建议采用30mm厚腔室滤布。
3.3 板框最佳压力为1.8Mpa, 铁盐和CPAM协同进行污泥调理, 可提升产能。
3.4 建议采用多次进料多次压榨逐渐升压方式, 可提高产能、降低泥饼含水率。
参考文献
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厌氧污泥 篇2
旋流内循环厌氧反应器中厌氧颗粒污泥特性研究
摘要：厌氧颗粒污泥是厌氧反应器高效、稳定运行的核心.在实验条件下,以旋流内循环厌氧反应器处理酒精废水为例,对厌氧颗粒污泥的形态、粒径、沉速以及产甲烷活性做进一步的.研究.反应器运行120d后测各项指标,下反应室的厌氧颗粒污泥粒径集中在1.50mm～2.50mm之间,最大比产甲烷速率为328 mL/gVSS・d;上反应室的厌氧颗粒污泥粒径集中在0.5mm～1.00mm之间,最大比产甲烷速率为206 mL/gVSS・d.颗粒污泥的沉降速度最大近140 m/h,VSS/SS由启动时的0.60提高到了0.85.试验表明,旋流传质的水力条件较好,有利于形成沉降性能好和产甲烷活性高的颗粒污泥.作 者：丁玉 何争光 DING Yu HE Zheng-guang 作者单位：郑州大学水利与环境学院,郑州,450002期 刊：广州化工 Journal：GUANGZHOU CHEMICAL INDUSTRY年，卷(期)：,38(4)分类号：X7关键词：EIC反应器 厌氧颗粒污泥 粒径 沉降速度 活性
污泥厌氧发酵沼气产生规律研究 篇3
污泥是城市污水处理和废水处理不可避免的副产物,含有大量的有机质和营养元素,能量巨大。另一方面,我国正面临着巨大的能源与环境压力,矿物能源和资源日益耗尽,开发并生产各种可再生能源替代煤炭、石油和天然气等化石燃料是世界今后解决能源紧缺的一种有效途径[2]。在德国,城市污水厂通过污泥沼气发电,可满足其自用电力的57%[3]。因此,利用污泥消化产沼气不仅能够解决污泥出路的问题,还使得污泥作为一种资源得到了利用。
1 材料与方法
1.1 仪器与试剂
1.1.1 仪器。
注射器(50 mL)、电子天平(BS124S,北京赛多利斯仪器系统有限公司)、干燥箱(101-3y(A),苏州市大隆仪器仪表有限公司)、电炉(500 W,永康市豪鹰电器有限公司)、总碳测定仪(WW-05,上海谷雨环保科技有限公司)。1.1.2供试原料与试剂。供试原料为沉淀池污泥,南昌市朝阳污水处理厂提供。试剂:硼酸、尿素、CuSO4·5H2O,北京化工厂产;无水氯化钙,上海市奉贤奉城试剂厂产;硫酸、硫酸汞、盐酸,上海振兴化工二厂有限公司产;硫酸亚铁氨,上海试四赫维化工有限公司产;重铬酸钾、硫酸银、氢氧化钠、三氧化铁、K2SO4、甲基红,上海试剂一厂产。规格均为分析纯。
1.2 试验设计
1.2.1 沼气池设计。
由于原材料和制作工具的限制,试验中沼气发生器不能制作成圆形的,但沼气池形状的基本数据还是类比成圆形的。材质选用透明的有机玻璃,根据计算所得数据在有机玻璃板上画出相应的图形,然后通过人工切割和手工打磨的方式把有机玻璃板分成小块,最后用三氯甲烷把切割下来的小块拼接组装起来。沼气发生器结构如图1所示,单位为厘米。
1.2.2 沼气净化装置的设计与制作。
沼气净化采取碱液吸收和用干燥剂干燥的方法对沼气进行净化,因此吸收部分采用箱状结构,干燥部分采用塔状结构。具体形状和数据如图2,单位为厘米。
2 结果与分析
2.1 污泥含水率与碳氮比
经分析表明,从朝阳污水处理厂取来的污泥含碳量为0.655 mg/g、含氮量为0.032 mg/g,含水率比较高,为93.65%;但是碳氮比偏低,为20.5,合理的碳氮比为20～30,因此可考虑加入一些氮进去,以增大碳氮比[4]。
2.2 CODcr与沼气量
投入当天从南昌朝阳污水处理厂取来的新鲜污泥12 L,并且密封好沼气发生器,开始厌氧发酵。因为碳氮比有点偏低,所以加入少量的尿素,约10 g。发酵过程变化见表1,由表1可知,试验开始1～2 d没有产沼气,其原因是污泥中细菌以好氧菌为主,加上沼气发生器中还含有部分空气,因此整个反应器内以好氧为主,这阶段COD的下降也是这个原因。试验3～5 d CODcr下降幅度度差不多,但沼气产量相差较多,其原因是污泥中的好氧菌还存在一部分,但是厌氧反应明显开始大于好氧反应。试验5～6 d沼气产量达到最大值。以后几天厌氧菌进入衰亡期,加上污泥中有机质已消耗差不多了,因此沼气量逐渐减少。
注:从2008年4月18日18:00开始发酵,每隔24 h测1次数据,共检测10次。
2.3 沼气的净化
由于开始测COD时,用硝酸银滴定时没有发现沉淀,因此污泥中不含有卤素,也就没有卤化烃产生,不需要做卤化烃成分的测定和去除。
2.3.1 沼气中硫化氢的测定。
用50 mL注射器抽取50 mL沼气发生器产生的沼气于1个密闭容器中(容器中装有一定量的氧化铁),静置24 h。称其前后的质量差,差值就是硫化氢的含量。平行测定2次,取其平均值。此次试验的差值为0.0001 g,则硫化氢含量为:0.000 1/50×10-6×100%=2 000(mg/m3)。根据《恶臭污染物排放标准》(GB14554-93)中硫化氢二级排放标准,排放浓度应该达到0.06 mg/m3,实测的数据为2 000mg/m3,必须予以净化。
2.3.2 沼气中二氧化碳的测定。
用50 mL注射器抽取50 mL沼气发生器产生的沼气于1个密闭容器中(容器中装有足量的氢氧化钠),静置2 h。称其前后的质量差,然后换算出二氧化碳的含量。平行测定2次,取其平均值。此次试验的差值为0.036 g,换算成二氧化碳的体积为18.327 mL,则二氧化碳含量为:18.327/50×100%=36.65%。
2.3.3 沼气中甲烷的测定。
沼气中主要成分就是二氧化碳和甲烷,其他气体可以忽略不计(约占2%),计算出二氧化碳的含量,就能得出甲烷的含量。此次试验中甲烷含量为:1-36.65%=63.35%。
2.3.4 沼气的净化研究。
把自制的沼气发生装置的出气管接到自制沼气净化装置的进气管上,在沼气净化装置中分别加入2、4、6 moL/L的氢氧化钠溶液。再在净化装置的出气管处收集沼气,测定沼气中硫化氢和二氧化碳的含量[5](方法同2.3.1、2.3.2,具体数据如表2所示。由表2可知,碱液对二氧化碳的吸收效果非常明显。此次实验不同浓度的氢氧化钠对二氧化碳的吸收影响极其有限,可能是二氧化碳的量相对较少,而氢氧化钠的量相对较多的缘故,而硫化氢本身量就小,经过氢氧化钠溶液后,已经超出天平(万分级)称量范围而无法准确测出去除率,但也应该是明显的,因此取碱液浓度为2 moL/L。
注:进出口处CO2含量(%)为体积比,出口处H2S含量:“-”为超出仪器检测范围。
2.3.5 沼气中水的去除。
沼气中水的去除,可以通过延长沼气输送管道来达到目的[6]。试验是通过加了1根较长的U形玻璃管来去除,试验中U形玻璃管底部有少量水珠出现。由于水含量本来就少,通过干燥剂后再称出质量求得差值,得出结果已微乎其微,因此该试验中没有测定沼气的含水量。
3 结论
试验结果表明,朝阳污染处理厂的污泥含水率比较高,达到93%以上,但是C/N偏低,只有20.5;厌氧发酵过程中CODcr不断下降,而在第6天时沼气产量达到最大(0.63 L);以不同浓度的氢氧化钠溶液吸收二氧化碳和硫化氢,当氢氧化钠溶液浓度为2 moL/L时吸收率可以达到99%以上。
摘要：利用自制的沼气发生器和沼气净化装置,以污水处理厂污泥为原料进行厌氧发酵产沼气研究。结果表明:污泥含水率在93%以上,但是C/N只有20.5,厌氧发酵过程中CODcr不断下降,而在第6天时沼气产量达到0.63 L。以氢氧化钠溶液吸收二氧化碳和硫化氢,浓度为2 moL/L时吸收率可达到99%以上。
关键词：污泥,厌氧发酵,沼气,产生规律
参考文献
[1]杭世珺,陈吉宁.污泥处理处置的认识误区与控制对策[J].中国给水排水,2004,20(12):89-92.
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厌氧污泥 篇4
臭氧氧化/厌氧消化工艺处理CEPT污泥的研究
摘要：上海市白龙港污水处理厂采用化学一级强化处理工艺(CEPT),污泥产量大且稳定性差,直接脱水填埋很难满足有关环保要求,因此对其进行稳定化和减量化研究是污泥处理、处置工作的.重中之重.为此,开展了臭氧氧化/厌氧消化工艺处理该类污泥的中试研究.结果表明,当臭氧投量为0.08 kg/kgDS、臭氧氧化污泥量占进泥量的比例为67%、污泥投配率为5%时,臭氧氧化对厌氧消化的促进作用比较明显,对有机物的降解率较单纯厌氧消化的高约6.3%,产气量增加了近20.1%.此外,投加臭氧还能改善污泥的脱水性能,并减少了脱水时助凝剂的投量.作 者：王国华 张辰 孙晓 WANG Guo-hua ZHANG Chen SUN Xiao 作者单位：上海市政工程设计研究总院,上海,200092期 刊：中国给水排水 ISTICPKU Journal：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：2006,22(19)分类号：X703.1关键词：化学一级强化工艺 污泥处理 厌氧消化 臭氧
谈污泥厌氧消化预处理方法 篇5
关键词：污泥,厌氧消化,预处理,水解
随着活性污泥法在污水处理中的广泛应用, 剩余污泥的处理与处置问题已经日益突出[1]。剩余污泥具有含水率高、成分复杂、产量大等特点, 因此剩余污泥处理费用高、难度大。由于其含水率高给运输、减量化等带来难度。近年来, 已有不少研究者致力于剩余污泥消化和脱水减量化研究中, 也取得了不少成果。
由于厌氧消化具有高能源回收率和低处理费用, 是目前国内外应用较广的污泥处理方法[2]。厌氧消化能减少污泥总悬浮固体, 在一定程度上稳定污泥, 有利于后续处理。另外, 厌氧消化污泥能实现污泥消毒并且其中仍含有丰富的有机质, 可用于土地处理。同时厌氧消化可以用产生的沼气的方式来回收能源。但是, 传统的厌氧消化技术消化速率低、停留时间长且产气率低。因此, 对剩余污泥进行预处理来提高其厌氧消化效率和充分发挥厌氧消化的优势具有重要意义。厌氧消化分为水解, 酸化和产甲烷三个步骤, 其中水解步骤被认为是限速步骤[3,4]。对污泥进行预处理主要是达到加快污泥溶解和减小污泥颗粒的目的, 目前主要方法有热处理、化学处理、生物处理、机械分解处理等。研究中大多采用单一的预处理方法, 但近年来也有不少研究采用联合预处理方法[3]。本文旨在总结剩余污泥厌氧消化预处理的各种方法对厌氧消化的影响, 为研究者提供相关参考。
1 热处理
热处理是污泥预处理中研究和应用较多的方法, 在高温下污泥微生物机体基本组成物质遭到破坏, 如蛋白质变性、脂肪受热溶解从而使细胞膜产生小孔, 引起细胞内含物泄漏, 因此, 加热处理能破解污泥, 提高污泥厌氧消化性能。温度是加热处理的主要影响因素, 处理时间对其影响甚小[5]。研究中的加热处理温度范围从60℃~270℃, 多数在60℃~180℃之间。并且研究发现当温度高于200℃时会形成难溶化合物, 这一点在Bougrier[6]的研究中也有体现。Bougrier研究得出经过190℃预处理后厌氧消化过程中脂质降解从67%上升到84%, 碳水化合物从56%上升到82%, 蛋白质由35%增加到46%, COD去除率从52%增加到64%, 甲烷产气量经过190℃处理后提高25%, 但会产生难溶化合物。另外, Ferrer[4]研究了低温加热预处理对厌氧消化的影响, 经过9 h 70℃预处理后挥发性溶解固体 (VDS) 差不多增加了10倍, 72 h后产VFA的性能从0增加到5 g/L, 并且在分批和半连续实验中沼气产量增至30%。研究证明加热预处理污泥能有效改善污泥性质, 增加污泥可生物降解能力。这种预处理方法已在国外有许多应用, 如1995年, 在挪威的海德马克郡 (Hamar) 的HIAS污水处理厂在处理污泥时利用热水解法, 使得消化污泥饼体积减量30%, 产气量以及甲烷发电量均有明显提高。
此外, Montusiewicz等[7]用冰冻/解冻处理初级污泥和剩余污泥的混合污泥, 使总COD, 总N, 挥发性固体和总固体降低10%, 溶解性COD和VFA增加一倍, 并发现有氮气释放和磷化合物产生。挥发性固体去除量达1.31 m3/kg, 是未处理污泥的1.5倍。可见, 该预处理方法也能有效的增加厌氧消化效率。
2 化学处理
化学处理是相对有效的污泥溶解技术, 所采用的方法主要包括加碱、加酸处理和氧化作用。
2.1 酸/碱处理
加碱处理可提高污泥挥发性固体、COD降解率和产甲烷量, 缩短污泥厌氧消化的周期, 同时调节污泥p H, 使其处于适宜厌氧消化的p H控制范围。不同碱试剂的效果为Na OH>KOH>Mg (OH) 2和Ca (OH) 2[8], 但是过高的Na+和K+会对之后的厌氧消化产生抑制作用。Lin[9]以Na OH预处理造纸污泥, 厌氧消化中去除每千克挥发性固体的最大甲烷产量达0.32 m3, 是未预处理污泥的1.84倍。Devlin[10]用HCl预处理污泥后进行厌氧消化和脱水, 证明p H为2的污泥加酸预处理能增加剩余污泥的溶解性碳水化合物, 蛋白质和COD, 分批实验和半连续厌氧消化中甲烷产量高于未处理污泥。同时, 加酸预处理剩余污泥在脱水中达到相同含固量的泥饼时, 可减少40%的阳离子聚合物的添加, 这说明加酸预处理对污泥厌氧消化和污泥脱水都有促进作用。
袁光环等[11]利用酸碱先后处理污泥来提高厌氧消化效率, 研究表明采用先酸后碱的处理方法是最佳的预处理方法。经过酸/碱预处理污泥厌氧消化到第15天时, 甲烷累积产量达到136.1 m L CH4/g VSS, 分别是无处理、碱/酸预处理和单独碱预处理污泥的2.5倍, 1.7倍以及1.6倍, 挥发性悬浮固体 (VSS) 总去除率达到60.9%。
2.2 氧化作用
氧化作用预处理法中常用Fenton试剂和臭氧作为氧化剂, 使污泥在强氧化作用下, 破坏污泥细胞结构, 增加污泥中可溶解成分, 进而提高污泥厌氧消化性能。Erden[12]得出经过以Fenton氧化法预处理污泥能提高固体减少量和甲烷产量, Fenton法预处理可显著减少污泥细胞外聚合物 (EPS) 量, 从而降低生物固体脱水阻力。Yeom[13]以0.1 g O3/g COD预处理混合污泥, 使甲烷产气量显著增加, 达到220 m L/g。
3 机械处理
机械污泥分解方法是基于利用剪切力破坏微生物细胞壁[4]。尽管搅拌球磨机, 高压拌匀器和机械射流粉碎技术已被应用于机械预处理, 但大多数研究中利用污泥声波分解法, 而且微波也已经被用于细胞分解。
3.1 超声预处理
超声波能够击破细胞、打破刚性细胞壁, 促进污泥的水解和酸化, 因此能大大缩短厌氧消化所需的时间。影响超声机械处理的主要三个因素分别是供能、超声频率和处理材料的性质[14]。根据Bougrier[15]研究可知, 超声预处理二级污泥使污泥SCOD增加, 当供能从低于1 000 k J/kg TS增加到15 000 k J/kg TS时, SCOD从8%增加到35%。刘畅[16]研究得出在1 200 W, 2 min功率超声破解下得到的污泥破解程度较合适, 此时SCOD/TCOD为10.9%, 超声预处理污泥20 d的累计产气量较无预处理污泥提高了28.6%。超音波方法在污水厂的污泥消化的应用已有成功案例, 可在人口当量50 000~750 000之间应用, 可使污泥的减量达到30%, 并可减少约33%脱水剂的添加及增加5%的污泥脱水率。
3.2 微波处理
微波是一种振动频率在300 MHz~300 k MHz的电磁波, 这种电磁波能引起极性分子高速摩擦而产生热量, 改变微生物细胞内蛋白质的结构。微波技术具有加热快, 加热源和加热材料之间不直接接触等特点, 微波预处理是一种非常快速的细胞水解方法。利用微波技术破解污泥从而提高污泥厌氧消化性能已被广泛研究。余林锋[17]研究得出微波破解污泥后, 引起污泥上清液SCOD和TCOD值的增加, 加速污泥水解速度, 缩短厌氧消化周期, 提高污泥厌氧消化的沼气产量。
4 生物处理
生物酶技术是在污泥中直接加入溶菌酶等酶制剂水解细菌的细胞壁, 增加细胞可溶解物质, 有利于厌氧菌对底物的利用, 促进厌氧消化并提高效率, 此外也可以通过投加能够分泌胞外酶的细菌达到这一目的, 这些溶菌酶可以从消化池中直接筛选, 也可以选育特殊的噬菌体和具有溶菌能力的真菌[18]。投加能分泌胞外酶细菌的溶胞技术具有经济合理、操作简单、对设备无腐蚀、环保节能等优势。Yang等[19]研究在剩余污泥中添加商业酶制剂对污泥水解的作用, 得出了单独添加蛋白酶和淀粉酶后污泥溶化液分别提高了39.70%和54.24%, 但当两种酶以1∶3混合且反应温度在50℃时VSS减少量最佳, 可达68.43%。此外, 将一些会排泄蛋白酶、淀粉酶等的微生物添加到厌氧消化污泥中, 它们在厌氧消化过程中能改善污泥性能, 提高厌氧消化效率。由于生物酶技术起步较晚, 在这方面的研究还有待深入。
5 联合处理
近年来, 越来越多的研究者开始采用两种或几种不同的预处理方法结合来处理污泥, 对比其对污泥厌氧消化的促进作用。Park等[20]对造纸厂废水处理剩余污泥进行加碱和超声联合预处理, 污泥中溶解性COD、挥发性固体 (VS) 、TS增加3倍~14倍;并在厌氧消化研究中得出预处理后的污泥在厌氧消化中产甲烷量并无明显增加但产甲烷速率加快, 且VS减少量显著增加。池勇志[21]用微波结合碱解预处理剩余污泥, 在HRT为30 d, COD容积负荷为1.91 kg CODCr/ (m3·d) 条件下, 高温厌氧消化中SCOD增加51%, 溶解性总碳水化合物增加5%, 甲烷产率增加。Kim[3]比较了单独化学处理和热处理以及两种联合处理对污泥厌氧消化性能的影响, 得出热化学处理联合处理效果最佳, 其在厌氧消化中的产甲烷量达3 367 L/ (m3WAS) , SCOD去除率和VS去除率分别为61.4%和46.1%。Vlyssides[22]在p H=11和加热至90℃条件下, VSS=6.82%, 在10 h内VSS减少量达到45%, 同时SCOD达到70.000 mg/L, 产甲烷总效率达0.28 L/g VSS。
6 结语
以上几种污泥厌氧消化预处理方法均能达到破坏微生物细胞结构, 增加细胞可溶性, 促进污泥水解过程, 缩短厌氧消化周期, 提高甲烷产气量。目前使用的预处理方法中还存在一些弊端, 诸如, 加热和机械方法的能耗大, 温度过高时会生成难溶物质, 化学处理会引入一些抑制厌氧消化过程的离子等。生物预处理技术有经济合理、操作简单、对设备无腐蚀、环保节能的优势, 但目前研究尚未成熟, 还有待进一步的研究。
厌氧污泥 篇6
大连夏家河污泥厌氧消化处理项目是全国第一家以BOT方式承建的污泥处理厂, 采用厌氧消化作为主工艺, 引进德国LIPP厌氧消化罐体作为主要设备, 设计规模为处理含水率80%的市政污水处理厂的污泥600 T/d。其中12个厌氧消化罐体部分分两期建设。2007年5月开始建设, 2009年7月完成一期建设工程开始调试运行并于2007年9月调试成功并且开始正式运行。
本项目总投资1.47亿 (含设备、厂房、管网、道路、绿化、实验室及公共、辅助设施等) , 占地2.47公顷。
2运行数据及分析
本项目在2010年为项目运行稳定期, 表1试分析全年的运行数据, 对以后的污泥厌氧消化项目作为参考。
2.1总污泥量 (80%含水率, 单位吨)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份及2月份的污泥总量趋于稳定, 3月份之后污泥总量急速增加, 3月份、4月份、5月份, 6月份及7月份的污泥总量趋于稳定, 从8月份开始, 8月份及9月份污泥总量又开始稳定下降。从10月份开始, 污泥总量又开始稳定上升。
大连夏家河污泥处理厂主要处理大连市区内的污水处理厂所产出的市政污泥, 从以上数据推断, 大连市污水处理厂的产泥在3月份及4月份为高峰期, 5月份、6月份及7月份为稳定期, 从8月份开始有下降趋势, 到10月份开始又开始反弹。分析产生这种现象的原因是2月份为大连最冷季节, 所以比1月份污水处理效果差, 产泥量小。到了3、4月份后由于气温回升, 微生物生长效果好, 达到污泥产量高峰并维持到7月份。8、9月份开始下降, 可能是由于雨季或者微生物自源呼吸的原因, 微生物产量少。到了10月份, 微生物产量又逐渐升高, 污泥量也随之升高。
2.2吨电耗 (80%含水率, 单位千瓦时)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份及2月份的吨电耗趋于稳定, 2月份吨电耗稍微低些, 3月份之后吨电耗量急速下降, 3月份、4月份、5月份, 6月份及7月份的吨电耗趋于稳定, 从8月份开始, 8月份及9月份吨电耗量又开始稳定上升。从10月份开始到12月份结束, 吨电耗又呈下降趋势。
根据上述数据, 推测产生原因, 可能如下:大连夏家河污泥处理厂主要的电耗用在污泥输送、消化液脱水机厌氧罐体循环搅拌上, 其中污泥输送及消化液脱水为最主要因素。在冬季, 污泥的由于温度低的原因, 流态效果不好, 所以耗费电能大。到了春季及夏季之后, 污泥的流态效果好, 所以耗费电能小。8、9月份的污泥脱水性能差, 所以电能消耗大。
2.3吨有机质含量 (绝干污泥, 单位%)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份、2月份、3月份及4月份的吨有机质含量趋于稳定, 维持在全年的最高值, 5月份吨有机质含量开始急速下降, 5月份、6月份、7月份及8月份的吨有机质含量稳定下降, 9月份吨有机质趋于稳定。9月份、10月份、11月份及12月份的吨有机质含量逐步回升。
大连夏家河污泥处理厂主要处理大连市区内的污水处理厂所产出的市政污泥, 从以上数据推断, 大连市污水处理厂所产市政污泥的有机质含量在1月到到4月份保持在最高值, 从5月份开始呈下降趋势, 到9月份后又开始反弹。分析可能产生这种现象的原因是, 5月份开始逐步进入夏季, 温度适宜微生物生长, 微生物生长速度快, 代谢也快, 其自源呼吸也逐渐增多, 所以有机质含量逐渐减少。到了9月份后逐步进入冬季, 气温逐渐下降, 微生物代谢慢, 自源呼吸减少, 有机质含量增高。
2.4吨沼气产量 (80%含水率, 单位立方米)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份、2月份的吨沼气产量达到高峰, 之后从3月份开始, 一直到9月份为止, 吨产气量逐渐减少。从10月份开始到12月份结束, 吨沼气产量又大幅度的回升。
从表1数据可以看出, 2010年前三季度吨沼气产量逐渐下降, 推测可能产的原因有二:一是2010年的吨有机质含量逐月下降, 二是由于2010年是调试成功后的第一年运行期, 所以生产运行还处于摸索阶段, 生产经验不足导致产气量下降。在2010年第四季度, 进泥有机质含量逐渐回升, 所以吨沼气产量又大幅度回升。
2.5吨外供天然气量 (80%含水率, 单位立方米)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 2月份的吨外供天然气量达到高峰, 3月份至5月份的吨外供天然气量有所降低并且趋于平稳。6月份开始吨外供天然气含量逐渐下降到12月份为止。
从表1数据可以看出, 2010年吨外供天然气逐渐下降, 是由于2010年的吨沼气量逐月下降导致的。
2.6吨PAM用量 (80%含水率, 单位千克)
从表1数据可以看出, 在2010年中, 从1月份到3月份的吨PAM用量逐渐降低, 4、5月份吨PAM用量相对平稳, 6月份的吨PAM用量有所上升, 7、8月份吨PAM用量逐渐下降, 9月份PAM用量又有较大回升。10月份到12月份的PAM用量趋于平稳, 比9月份略有下降。
从表1数据可以看出, 2010年的吨PAM用量波动很大, 而2011年的PAM用量相对平稳。原因是2010年是运行后的第一年, 由于生产经验不足, 导致加药量波动很大且效果不好, 经过了3个季度的运行后, 2010年第4季度的加药量非常平稳且效果良好。
3运行情况总结
根据以上生产运行数据, 我们通过简单计算2010年的平均值, 可以得到以下几个有用参数。
(1) 绝干污泥每吨耗电量:158.676千瓦时/吨.绝干污泥; (2) 绝干污泥每吨产沼气量:190.06立方米/吨.绝干污泥; (3) 绝干污泥每吨消耗PAM量:3.2千克/吨.绝干污泥。
厌氧污泥 篇7
关键词：预处理,剩余污泥,厌氧消化
目前,剩余污泥的产生量越来越大,产生的二次污染问题也越来越严重,对剩余污泥的处理已成为环境保护工作者研究的热点,其中厌氧消化技术是处理剩余污泥的主要技术之一。
传统的厌氧消化存在消化速率低、停留时间长(需20~30 d)及产气率低等不足[1,2,3],限制了厌氧消化技术优势的发挥。为提高剩余污泥的厌氧消化效率,对剩余污泥中微生物细胞进行破解,使其中的有机物进入水相,从而有利于微生物对有机物的进攻、利用和降解。
近年来,国内外学者针对剩余污泥预处理方法和效率展开了广泛的研究,主要预处理手段包括超声波、热解、微波、超临界氧化、加碱法及其它方法组合而成的预处理工艺方法等。这些方法均可以有效破坏剩余污泥的结构及细胞壁,使絮体中胞内外有机物不同程度地溶出并进入液相,促进剩余污泥的水解过程。
1 超声波预处理
超声波预处理剩余污泥,可使污泥中的有机物更充分地厌氧消化降解并转化为沼气资源。其污泥破解原理是在超声波(20 k Hz~10 MHz)作用下污泥不断压缩和膨胀,污泥内部产生气穴泡,且不断成长并最终共振内爆,局部产生超高温、高压,同时产生巨大的水力剪切力[4,5],使污泥结构中相当数量的微生物细胞壁得以破坏,细胞质和酶得以释放。超声波预处理促进胞内溶解性有机物释放,表现为剩余污泥的可溶性COD的比例上升和氮与磷浓度的增加,从而改善剩余污泥的微生物可利用性[6]。
超声波预处理具有如下优势[7]:(1)紧凑的设计并且可以改装完成;(2)实现低成本和自动化操作;(3)提高产气率;(4)改善污泥的脱水性能;(5)对污泥后续处理没有影响。因此,国内外对超声波预处理剩余污泥效果进行了大量研究。
Wang等[8]研究了不同固体含量的剩余污泥经频率为20 k Hz和超声密度为0.768 W/m L、超声时间为5~15 min预处理后溶解性化学需氧量(SCOD)的释放规律。结果表明,SCOD从2 581 mg L增加到7 509 mg/L,然而当超声处理时间延长到20 min时,SCOD释放速度明显变慢,这说明超声处理有最佳操作条件,其它同类研究[9,10,11,12]也得到了相似的结果。
Khanal等[5]在超声能量输入为66 800 k J/kg TS条件下预处理剩余污泥获得了SCOD/COD增加16.2%的效果;而Bougrier等[7]研究表明,SCOD/COD比值增加2×16.2%而超声输入能量仅为6 951 k J/kg TS;在另一项研究[13]中,超声能量输入为60 000k J/kg TS却得到40%的SCOD/COD的结果;而Rai等[14]研究表明,能量输入为64 000 k J/kg TS的超声条件下使SCOD/COD增加25%。这说明许多文献中关于剩余污泥超声波预处理研究获得的结果并不一致。
进一步研究表明,超声频率是影响超声波预处理污泥破解效率一个重要参数。因为超声频率控制了空化气泡的大小[15,16],超声波在高频的范围内,空化效率迅速下降,而在低频范围内却可以获得极强烈的空化效果。同时,双频、三频超声波辐照产生的污泥破解效果远大于单频产生的污泥破解效果之和[17]。蒋建国等[18]研究发现,单频超声波处理后剩余污泥的厌氧产气累计增量高于双频超声波,为40.93%,而双频超声波处理后污泥的SCOD溶出量大,比单频超声波高出23.5%。
在评价超声预处理剩余污泥破解效率时,p H值和温度也是重要影响因素。此外,碱和超声波协同对剩余污泥进行预处理,破解的效果更好,其原因可能是碱的添加弱化了污泥的细胞壁,超声波与碱耦合作用可促进碱与污泥细胞中胞外多聚物、细胞壁及细胞质膜中脂类物质的水解作用,使细胞中的有机物更容易释放出来;加碱可以降低超声处理的成本。Wang等[19]研究了剩余污泥超声预处理破解效果,结果表明,影响污泥超声破解效率因子作用的大小顺序为污泥的p H值、污泥浓度、超声强度、超声密度。
尽管剩余污泥超声波预处理的研究成果相当多,但许多课题值得进一步去研究,这也是超声波预处理技术在剩余污泥处理中面临的挑战。
2 热水解预处理
热水解是近年来发展起来的一种有效的剩余污泥预处理技术。剩余污泥经过热水解处理后,微生物絮体解体,微生物细胞中的结合水释放出来,污泥自由水的比例增大,有利于污泥减量,同时有利于后续污泥的厌氧消化[19,20,21]。
剩余污泥热水解的温度通常为150~200℃,相应压力范围是600~2 500 k Pa[22];增加温度对污泥中的SCOD的增加有正效应,在150℃条件下,剩余污泥的SCOD增加达到15%~20%,而在200℃时,SCOD的增加达30%左右。当热水解温度较低时,增加热水解时间对增加SCOD有效;而在高温时,对剩余污泥的SCOD增加效果不太明显。
随着热水解温度的升高,热水解预处理后剩余污泥厌氧消化的产气率和有机物的去除率相应提高,在170℃达到最大值,然后开始下降;在温度相对较低的条件下,剩余污泥热水解作用对厌氧消化的影响比高温条件下的影响更显著[21]。然而,热水解温度提高到190℃时,处理后剩余污泥的厌氧消化性能开始下降,表明在高温条件下,污泥除了溶解和水解之外,可能有难降解的中间产物生成,并认为这是由于高温条件下发生了美拉德反应(Maillard Reaction)所致。美拉德反应又称棕色反应,是氨基化合物和羰基化合物之间的缩合反应,温度越高反应越激烈,所生成的系列复杂产物称为类黑色素,而类黑色素是难于生物降解的,从而导致厌氧消化性能的下降[22]。
热水解条件对剩余污泥化学成分的影响及对后续的厌氧消化处理有直接关系。王治军等[23]对热水解剩余污泥溶出液的主要化学成分进行了分析,结果表明,剩余污泥的固体有机物在热水解过程中不断溶解,同时溶解性有机物也不断水解,使污泥水解液中含有丰富的C1~C5脂肪酸。在210℃、75min热水解条件下有机酸浓度达到最大值,在所有条件下,挥发酸(VFA)占SCOD的30%~40%,乙酸占VFA的50%以上。乙酸所占比例随着热水解温度的升高而增大,说明温度越高越有利于有机物水解成最稳定的产物(乙酸)。同时,污泥经过热水解处理后,氨氮浓度升高,p H值升高,碱度增大。此外,由于水解液含有较丰富的C1~C5挥发性脂肪酸,如果将污泥水解液作为碳源用于污水处理厂的反硝化脱氮系统,可以减少额外投加的碳源,从而节省费用,这也是污泥热水解技术的一个新的应用领域[24]。
剩余污泥热水解首先需要外来能源加热污泥,可能影响运行成本,这是研究者比较关心的问题。Bougrier等[25]研究了剩余污泥热水解预处理后厌氧消化的可行性。结果表明,从COD、脂类、碳水化合物、蛋白质的溶出产生量考虑,剩余污泥热水解温度190℃比135℃条件更有效。在190℃热水解条件下,甲烷产生量增加25%,增加的甲烷量燃烧产生的热量足以弥补加热污泥消耗的热量。该研究从能量平衡角度为剩余污泥热水解的应用奠定了理论基础。
为减少热水解处理成本,研究人员又开发了与热水解工艺相组合的预处理技术。其中热碱法处理污泥与其它污泥破解方法相比,具有操作简单、方便、处理时间短、效果好等优点。
何玉风等[26]研究了热碱水解法对剩余污泥特性参数(SCOD、挥发酸、氨氮、p H值和污泥含固率等)的影响。结果表明,碱的加入减弱了污泥细胞壁对高温的抵抗力,强化了剩余污泥细胞内有机质的释放与水解,改变了污泥的性质。在反应温度为170℃、p H值13、反应时间为75 min的热碱水解条件下,SCOD达到最大溶出量,其值为17 956 mg/L,此时SCOD与总化学需氧量之比为0.65;同样在p H值13,反应时间为60 min热碱水解条件下,剩余污泥中悬浮固体、挥发性悬浮固体均达到了最大溶解率,其值分别为67%和72%;经热碱水解处理后的剩余污泥SCOD随着原污泥浓度的增大而增大,并呈现了良好的线性关系。
Vlyssides等[27]也研究了热碱对剩余污泥的预处理效果,结果表明,在温度范围50~90℃、p H值为8~11条件下,污泥的破解效率与p H值和温度的关系符合一级动力方程,在p H值为11和温度90℃下挥发性悬浮固体达到6.82%,在10 h内污泥厌氧消化的挥发性悬浮固体的去除率达到45%。
尽管剩余污泥热水解预处理方法对提高厌氧消化有一定效果,但需要外来热源并消耗能量,该技术实际应用的可行性仍是人们关注的重点。
3 微波预处理
Park等[28]利用微波对剩余污泥进行预处理再以5 L厌氧反应器厌氧消化以观察微波预处理效果。结果表明,对照实验的挥发性固体去除率为23.2±1.3%,微波预处理后污泥厌氧消化的挥发性固体去除率为25.7±0.8%;剩余污泥微波预处理后厌氧消化,当水力停留时间分别为8、10、12、15 d,沼气产生率分别为每升每天240±11 m L、183±9m L、147±8 m L和117±7 m L;而对照实验组在水力停留时间为10和15 d时,产气率分别为每升每天134±12 m L和97±7 m L。
Eskicioglu等[29]研究了微波与传统加热在50℃、75℃和96℃3种温度下对剩余污泥预处理效果。结果表明,厌氧消化运行15 d后,在96℃下微波辐照剩余污泥厌氧消化比传统加热方式处理产气量提高最大,增加率为16%。
乔玮等[30]对剩余污泥用微波促进热水解效果进行了对比研究。结果表明,微波加热使剩余污泥中有机物水解反应快速发生,水解过程受温度影响显著,热水解5 min时,150℃和170℃的挥发性悬浮固体溶解率为15.8%和29.4%;10 min时COD溶解率达到19.07%和25.75%,COD和总有机碳浓度在170℃时分别为9 860.0 mg/L和2 949.70 mg/L;预处理时间超过5~10 min,挥发性悬浮固体和COD水解率增加缓慢;与碳和氢相比,污泥中氮的水解率更高,170℃微波热水解5 min氮的水解率达到67%;150℃和170℃热水解10 min离心脱水污泥含水率降低到73.1%和65.5%;脱水性能相应改善,减量化率分别为33.9%和51.7%。
4 其它预处理方法
除了以上几种预处理方法外,臭氧预处理剩余污泥破解法也有相当有效。Zhang等[31]研究了臭氧对污泥的破解效果,最佳破解条件是每克干泥臭氧剂量为50 mg;当臭氧剂量为25 mg时经90 min预处理后,剩余污泥破解程度仅为10.4%;当臭氧剂量为80 mg时并不能进一步对污泥进行破解。
Bougrier等[32]对超声波、热水解和臭氧处理污泥效果进行了对比。结果发现,所有的预处理方法都增加了COD和总固体的溶解程度;从污泥中有机物的溶解性评价,热水解预处理效果要好于超声波处理和臭氧处理,但对预处理后剩余污泥的厌氧消化性能来说,最好的结果是在6 250 k J/kg TS或者9 350 k J/kg TS条件下超声处理和在170~190℃下的热水解处理;几种预处理方法均能使污泥的粘度减小,但热水解对污泥粘度的减小作用更明显。
超临界水氧化(Supercritical Water Oxidation,SCWO)是近20年发展起来的一种清洁、无污染、对环境友好的有机废物处理技术。昝元峰等[33,34]考察了在间歇式反应器中剩余污泥的超临界水氧化预处理效果和反应动力学。结果表明,反应温度为400~500℃、反应时间为40~515 s条件下,剩余污泥中的有机物去除率可达99.9%以上;在420℃、反应时间为155 s时,剩余污泥氧化后残余固体物的体积仅为处理污泥的4%,反应后剩余收集液的COD小于10 mg/L;并以幂函数方程描述了氧化剂过量时污泥超临界水氧化的反应动力学规律,剩余污泥和氧化剂的反应级数分别为1和0,速率常数与温度的关系符合Arrhenius方程;有机物完全氧化释放的反应热为21 319.15 k J/kg,在400℃、26MPa条件下,当污泥中有机物质量含量超过3.0%时,超临界水氧化反应能实现能量的平衡-自热。显然,该技术对剩余污泥预处理有较好的效果,但是反应条件较为苛刻。
韩进等[35]对高速转盘机械法用于剩余污泥预处理进行了研究。结果表明,该法所产生的流体剪切力是导致污泥可溶化的主要原因。同时,研磨作用和酶促反应对污泥的可溶化起着促进作用,当转盘转速为5 000 r/min时,污泥溶液中悬浮固体浓度高于18 000 mg/L、处理45 min后,污泥的可溶化率达50%以上。
牟艳艳等[36]用r-射线对剩余污泥预处理,也取得了一定的效果。结果表明,r-射线穿透力强,对微生物有较强的致死作用,可将剩余污泥中的大颗粒转化为易于水解的小颗粒,并使污泥微生物的细胞膜受到破坏,释放其中的有机物使之成为可溶性有机物,从而提高厌氧消化效率,并改善污泥的脱水性能和沉降性能。
5 结语
厌氧污泥 篇8
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
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厌氧污泥 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
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