污泥厌氧消化普拉克
污泥厌氧消化系统
污泥厌氧消化系统1 引言随着城市规模的扩大和污水处理厂处理效率的提高，剩余污泥产量逐年增加.据统计，我国城市污泥年产量已达3000万吨(以80%含水率计)，其中80%未得到妥善处理.在众多的污泥处理方法中，厌氧消化技术能够同时实现污泥减量和回收能源，在国内外得到了广泛应用.然而，目前污泥厌氧消化的效率不高，尤其是我国污水处理厂厌氧消化池的运行效果不够理想，设计和运行缺乏理论指导.对于一个厌氧消化系统，物料的流变特性是工艺设计和运行中的重要参数，对传质、传热、搅拌和物料输送等厌氧消化单元有重要意义.在厌氧消化过程单元设计中，必须清楚原料的流体类型，计算出原料的流变参数，才能对厌氧消化、特别是高浓度物料厌氧消化进行合理的工艺设计以及设备选用与开发.此外，原料的流变特性也是厌氧消化工艺控制的重要依据.由于流变特性在厌氧消化工艺设计和运行中的重要作用，一些学者对污泥的流变特性做了初步研究.Pollice和Laera研究了在不同水力停留时间下污泥以黏度表征的流变特性.Chen和Hashimoto对新鲜污泥的流变特性进行了研究，试验的浓度变化范围是2.71%～6.53%，温度变化范围为 9.5～26 ℃，这个较低的浓度和温度变化范围不能适应如今广泛使用的中高温(>35 ℃)、高浓度(>8%)厌氧消化.Sozanski 等用旋转流变仪对污泥进行流变试验研究，对流变曲线进行分析，设计了流变模型，并针对模型给出了经验公式和一些预测参数值来探讨污泥在不同浓度和温度下的流变特性.Bos使用毛细管流变仪和旋转流变仪对污泥流变特性进行试验研究，建立了温度和含水率对污泥流变特性影响的流变方程.目前，关于污泥厌氧消化原料流变特性的研究主要集中在污泥本身，而对于餐厨垃圾与污泥混合物料的流变特性研究，国内外却鲜有报道.近年来，国内外采用餐厨垃圾与污泥联合厌氧发酵的研究及沼气工程日益增多，大部分研究都集中在餐厨垃圾对泥质的改善方面，而对于添加餐厨垃圾对污泥流变特性的影响研究却很少，导致混合发酵原料流变特性参数仍然缺乏，制约了厌氧消化单元过程的优化设计.本文对4种主要的厌氧消化原料——脱水污泥、脱水污泥与餐厨垃圾混合物、剩余污泥以及剩余污泥与餐厨垃圾混合物的流变特性进行了研究，考察了物料浓度和温度对流变特性参数的影响，并拟合了相应模型，以期为厌氧消化设备选用及工艺设计提供基础参数.2 材料和方法2.1 试验材料脱水污泥(dewatered sludge，以下简称DS)和剩余污泥(waste activated sludge，以下简称WAS)取自天津市张贵庄污水处理厂，餐厨垃圾取自天津大学学生食堂，原料取回后保存于4 ℃冰箱冷藏待用，餐厨垃圾首先经人工分选出其中的杂物，包括塑料、纸类及骨头等，然后用破碎机破碎后搅匀冷藏.DS的总固体浓度(TS)和挥发性固体浓度(VS)分别为16.4%和9.4%，WAS的TS 和VS浓度分别为2.6%和1.4%，破碎后餐厨垃圾的TS和VS浓度分别为19.3%和18.9%.2.2 试验方法2.2.1 固体浓度对原料流变特性影响根据原料的起始 TS浓度，用蒸馏水分别将DS、DS与餐厨垃圾按TS 4 ∶ 1混合的混合物(the mixture of dewatered sludge and food waste，以下简称MDF)配制成TS浓度分别为1%、3%、5%、8%和10%的混合液装于500 mL 烧杯中;用恒温水浴锅控制混合液温度为35 ℃，样品经过搅拌之后，用旋转黏度计(NDJ5-S，中国上海)测量 4 个搅拌转速(6、12、30、60 r · min-1)下的黏度，待读数基本稳定时，每10 s 读数1次，共读取7个黏度值，取算术平均值.由于WAS的流体稠度系数(K)较高，在浓度大于5%时，物料的黏度急剧增大，不利于污泥厌氧消化的进行，并且污水厂WAS浓缩后浓度一般在3%～5%，所以对于WAS流变特性的研究只在较低浓度下进行.根据原料的起始TS，用蒸馏水或离心机分别将WAS、WAS与餐厨垃圾按TS 4 ∶1混合的混合物(the mixture of waste activated sludge and food waste，以下简称MWF)配制成TS浓度分别为1%、3%和5%的混合液装于500 mL烧杯中，黏度测量方法同上.2.2.2 温度对原料流变特性影响将上述4种原料配制成TS为5%的混合液并装于 500 mL 烧杯中，用恒温水浴锅将混合液温度分别控制在 15、25、35、45 ℃和55 ℃条件下，用旋转黏度计测量黏度.黏度随温度变化趋势采用线性模型描述，如式(1)所示.式中，μ为表观黏度(mPa · s);t为温度(℃).3 结果与讨论3.1 4种发酵原料的流变特性黏度是反映原料流变特性的重要指标.根据流体黏度的变化规律，可将流体分为两大类：在一定温度下，流体的黏度值不随剪切速率变化而变化，为一常数，这类流体称为牛顿流体;在一定温度下，其黏度值随剪切速率的变化而变化，这类流体称为非牛顿流体.非牛顿流体极为普遍，广泛存在于化工、食品及建筑材料、生物医学等领域.由于与牛顿流体相比，非牛顿流体的流变特性极为复杂，在研究过程中经常会遇到各种困难.因此，到目前为止，对于非牛顿流体的研究还很少，而针对污泥以及餐厨垃圾与污泥混合物的研究则更少.由于非牛顿流体的普遍性及其流变特性的复杂性，在研究过程中，逐渐形成了一些描述非牛顿流体剪切应力和剪切速率之间关系的非牛顿流体流变模型，常用的非牛顿流体流变模型主要有幂律方程(Power-law model)、宾汉方程(Bingham model)、Herschel-Bulkley方程、Cassion方程、Sisko 方程等(李学哲等，2009).张新瑜等(2008)通过实验验证了活性污泥的流变特性符合 Ostwald de Vaele 模型.Hasar(2004)研究了MBR反应器中活性污泥的流变特性，结果表明，低剪切速率范围内活性污泥最适合的流动模型是Ostwald de Vaele 模型.Ostwald de Vaele 模型又称没有屈服应力的幂律模型，是最常用的模型之一，而本次试验所选取的剪切速率(6～60 r · min-1)属于低剪切速率范围，因此可以使用幂律方程(如式2)来描述其流变特性.式中：μ为表观黏度(mPa · s); N 为转速(r · s-1); K为流体稠度系数(Pa · sn); n 为流体流变指数(无因次).根据式(2)，测定不同转速条件下的原料黏度，由幂律方程拟合得到4种发酵原料的流变特性参数，如表 1所示.流变指数n是衡量实际流体与牛顿流体相似程度的指标.当n为1时，此时流体为牛顿流体;n小于1时，流体为假塑性或者剪切变稀流体;n大于1时，流体为膨胀塑性或者剪切增稠流体.从表 1中可以看出，4种原料的流变指数n都小于1，在 TS 为 5%、温度为35 ℃条件下都为假塑性流体(陈志平等，2004).造成这4种原料呈现明显的假塑性流体性质的原因可能是污泥主要由微生物聚集体(即活性污泥菌胶团)、废水带入的无机性沉渣、少量未降的有机物等大分子物质和大量的水分组成，污泥混合液中大分子物质的存在会使原料在受到剪切后发生分子的重排，分子趋向与流动方向一致，流动阻力下降，从而使表观黏度在剪切速率增大时减小(刘刈等，2009).4种原料中WAS的流变指数最小，剩餐的最大，这说明在 TS 为 5%、温度为35 ℃条件下4种原料中MWF的流变性质最接近牛顿流体，而WAS偏离牛顿流体的程度最大.此外，4种原料中MDF的黏度最小，WAS的黏度最大，而流体稠度系数作为黏度的量度，使得通过拟合的得到的4种原料的流体稠度系数中MDF最小，WAS最大.表1 4种发酵原料在 TS=5%、35 ℃条件下的流变指数(n)、流体稠度系数(K)和黏度(μ)3.2 TS对4种原料流变特性的影响3.2.1 TS对黏度的影响4种发酵原料在不同剪切速率条件下的黏度随TS浓度的变化如图 1所示.其中，DS与MDF 在TS为1%时，黏度很小，已经超出了旋转黏度计的测量范围，故未在图 1中表示.由图 1可以看出，随着TS浓度的升高，4种发酵原料的黏度随之增大，并呈现出对数增长的趋势.这说明，TS浓度越高，污泥中的絮体结构相互连接形成的网络结构越紧密，从而使得表观黏度越大(Monteiro，1997).此外，由图 1还可以得出，随着剪切速率的增大、原料浓度的减小，原料黏度降低的幅度就越大，呈现出剪切变稀的现象;而相关研究表明，污泥的表观黏度随剪切速率的增加而降低(李学哲等，2009;Yang et al., 2009;张新瑜等，2008;董玉婧等，2012;Klinksieg etal., 2007; Aranowski et al., 2010)，这是假塑性流体的性质之一，可见这4种原料属于假塑性流体.Guibaud等认为污泥混合液之所以具有假塑性流体等非牛顿流特性可能是由于转子的剪切作用，使得原本不均匀的污泥颗粒产生定向流或者是使得污泥絮体解絮以致表观黏度下降而造成的(Guibaud et al., 2004).图1 35 ℃条件下4种发酵原料黏度随浓度的变化3.2.2 TS对流变指数的影响目前，大中型沼气工程发酵原料浓度差别很大，不同的原料、水力停留时间都会造成厌氧消化罐内的浓度差别，浓度变化从低浓度物料的 2%到目前高浓度厌氧消化进料浓度 10%左右(邓良伟等，2007)，所以有必要考察固体浓度对发酵原料流变特性的影响.由图 2可以看出在60 r · min-1剪切速度下添加餐厨垃圾后的MWF和MDF的黏度较相应的纯泥而言都有所降低，一方面可能是由于餐厨垃圾的含水率较原泥的含水率低，在配制混合液时会加入更多的水稀释，从而导致黏度的降低;另一方面通过对TS为3%、5%、8%浓度的餐厨垃圾进行黏度的测量，发现黏度值均在50 mPa · s以下，因此推测将一种很低黏度的流体混入相对较高黏度流体后，可能会使得混合液黏度变小.在TS为5%时，DS和MDF的黏度明显小于WAS 和MWF.本课题组前期试验结果显示，在TS为5%浓度下分别对MWF和MDF进行联合厌氧发酵实验，MDF与MWF混合厌氧发酵平均日产气量分别为411.5 mL · L-1 · d-1、256.2 mL · L-1 · d-1，MDF厌氧发酵日产气量是MWF的1.6倍.MDF比MWF的产气性能好，这可能跟MDF的黏度较低，便于物料与反应器中基质和微生物混合有关.由图 2还可以看出，DS和MDF的黏度在TS=1%到TS=8%的浓度区间内变化较为缓慢，但当TS从8%增长到10%时，物料的黏度急剧增大，因此对于高浓度物料的消化系统而言，如果物料不进行预处理，TS=8%是一个较为利于厌氧消化的浓度条件.图2 不同TS浓度条件下4种原料黏度的比较以及变化(35 ℃、剪切速度60 r · min-1)由图 3可以看出，4种原料的流变指数均随TS浓度升高而呈先升高后降低的趋势，不同的是WAS和MWF是在TS=3%时流变指数最大，而DS和MDF是在TS=5%时流变指数最大.造成这种差异的原因可能是WAS和DS组成成分不同做造成的.WAS和MWF在TS=3%时更接近牛顿流体，说明在TS=3%时厌氧消化系统中传质和传热效果较好，有利于厌氧消化过程的进行.而对于DS和MDF 而言，TS=5%时流变指数最大，同样在这个浓度下也有利于物料的混合，这也从另一方面解释了前期发酵试验中在TS为5%浓度下MDF比MWF的产气性能好的原因.图3 不同 TS 浓度条件下4种原料的流变指数n的变化(35 ℃、剪切速度60 r · min-1)3.3 温度对流变特性的影响3.3.1 温度对黏度的影响4种发酵原料在不同剪切速率条件下的黏度随温度的变化如图 4所示.由图 4可以看出，这4种原料黏度随温度变化基本符合线性关系.4种原料的黏度随着温度的升高而下降;剪切速率越低黏度越大，且下降的幅度越大.出现这种现象的原因是随着温度的升高，污泥的活性成分被激活，会表现出剪切稀化现象，含水率越高，流变参数就越低(张晓斌，2014).而从现有的研究显示，高温发酵或对发酵原料进行高温热处理后再进行发酵的工艺，单位VS产气量均高于中温发酵;造成这种结果的原因除了在高温条件下原料内大分子物质水解程度较高外，还可能是高温条件下原料的黏度较低，使得混合更加充分，从而使得产气效率较高.图4 4种原料黏度随温度的变化(TS=5%)3.3.2 温度对流变指数的影响TS为5%时4种原料流变指数随温度的变化情况如图 5所示.由图 5可以看出4种原料的流变指数随着温度的升高而增大.这说明温度越高，这4种原料的流变性质越接近牛顿流体.在这4种原料中，可以明显的看出WAS的流变指数最小，偏离牛顿流体的程度最大;MWF的流变指数最大，最趋向于牛顿流体.通过对原始餐厨垃圾的流变特性分析，含水率为81.54%的未稀释餐厨的黏度为1814 mPa · s，流变指数为0.6177，流变指数大于本文所研究的4种原料的任何1种;可能是餐厨垃圾较纯污泥更趋向于牛顿流体，餐厨垃圾的加入导致污泥流变特性的改变，使得混合液较纯泥更趋向于牛顿流体.DS的流变指数升高的幅度较大，其余3种原料升高的幅度较小.这说明相对于其他3种原料，DS的黏度对温度变化更敏感.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
重庆餐厨垃圾处置工程
重庆餐厨垃圾处置工程重庆市主城区餐厨垃圾处理工程，位于重庆黑石子垃圾处理厂东侧，处理重庆市主城区内餐厅、食堂的餐厨垃圾。
总设计规模500吨/天(其中一期为167吨/天)。
该项目主要工艺设计与设备由瑞典普拉克公司提供。
在该工艺中餐厨垃圾经垃圾收运车收集后，先卸料进入接收斗由其侧面的螺旋输送机提升至破碎机破碎后，再输送至沉淀分离池。
沉淀分离池内设有机械搅拌装置，沉淀去除比重较大的杂质后，有机物浆液被收集运输到污泥均质池。
垃圾在污泥均质池中通过回流水搅拌系统的充分混合，经泵提升入厌氧高温消化罐。
本工艺采用高温厌氧消化技术，消化温度为55~60℃，有机物质在其内转化为沼气，产生的沼气经生物脱硫等净化工艺后，用于燃烧发电，并入国家电网。
普拉克(PURAC)是洛克比水务集团 (Läckeby Water Group) 的子公司，洛克比水务集团是瑞典的独立私有企业集团，为水处理和沼气生产领域提供产品、工程承包和服务。
我们的业绩遍及三大洲，到目前为止已经完成的项目遍布于世界的70个国家。
洛克比水务集团年销售额大约7000万欧元，在业内处于领先地位。
普拉克环保系统（北京）有限公司PURAC Environmental System (Beijing) Co., Ltd.地址：北京市建国门内大街8号中粮广场B座411室电话：010-6526 0285 传真：010-8512 0685 Email：purac@网址：重庆餐厨垃圾处置工程流程发电装机1MW3MW瑞典普拉克公司与重庆环卫控股集团签订一期餐厨垃圾处理合同（左五为瑞典驻华大使林川先生，左六为重庆市政府副秘书长艾扬先生。
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污泥超高温(65℃)厌氧消化系统启动方案
中国环境科学 2017,37(7)：2527~2535 China Environmental Science 污泥超高温(65℃)厌氧消化系统启动方案戴晓虎,于春晓,李宁*,董滨(同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092)摘要：以高温(55℃)厌氧消化反应器的污泥为接种泥,以不同比例的牛粪和脱水污泥为基质,通过产甲烷潜力测试实验,对污泥超高温(65℃)厌氧消化系统的启动策略进行了初步的探讨.实验结果表明:污泥超高温(65℃)厌氧消化系统具有其可行性;65℃条件下,由于水解酸化过程加快,易发生VFAs(尤其是乙酸和丙酸)的累积.同时,与中温(37℃)和高温(55℃)污泥厌氧消化系统相比,超高温(65℃)系统的产气量虽然较低,但所产沼气中CH4含量明显升高,可以达到79.0%.对系统细菌和古菌进行的多样性分析结果表明:超高温(65℃)条件下,反应器中的细菌以Coprothermobacter、Caldicoprobacter、Ruminiclostridium等极端嗜热的蛋白质水解菌和木质纤维素水解菌为主,不同反应器之间细菌种群多样性的差异是由所投加物料的不同造成的;所有反应器的古菌中,嗜热的氢营养型产甲烷菌Methanothermabactor成为绝对优势菌群,占古菌的比例均超过96%.在超高温反应器(65℃)的启动初期,可适当提高投加基质中牛粪的比例,加快对嗜热产甲烷菌(氢利用型产甲烷菌)的富集,同时避免系统中的VFAs的积累,保证反应器顺利启动.关键词：超高温；厌氧消化；启动策略；甲烷嗜热杆菌中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2017)07-2527-09Start-up strategy for hyperthermophilic anaerobic digestion system of sewage sludge. DAI Xiao-hu, YU Chun-xiao, LI Ning*, DONG Bin (State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 20092, China). China Environmental science, 2017,37(7)：2527~2535 Abstract：The feasibility of hyperthermophilic anaerobic digestion system of sewage sludge is evaluated in the study, which is conducted with biochemical methane potential experiments using thermophilic anaerobic digestate as inoculum and cow dung and dewatered sludge as substrate. The results show that:①the start-up of hyperthermophilic sludge anaerobic digestion system is practicable;②the accumulation of VFAs (particularly propionic acid) is easy to occur due to the acceleration of hydrolysis and acidification process under 65℃;③compared with mesophilic(37℃) and thermophilic (55℃) anaerobic digestion systems, the total gas production of hyperthermophilic (65℃) system is relatively lower, while the methane content is elevated significantly, even reaching 79.0%;④under hyperthermophilic (65℃) condition, the extremely thermophilic bacteria responsible for lignocellulose and protein degradation such as Coprothermobacter、Caldicoprobacter、Ruminiclostridium were dominant, the difference of which is due to the different substrate addition; hydrogenotrophic methanogens-Methanothermobacter accounted for nearly 96% of archaea in all the digesters. Thus, in the start-up period, the addition of cow dung can not only accelerate the accumulation of hyperthermophilic methanogens (Hydrogenotrophic methanogens), but also avoid the accumulation of VFAs, particularly the accumulation of propionic acids, ensuring successful start-up of the system.Key words：hyperthermophilic；anaerobic digestion；start-up strategy；Methanothermobacter厌氧消化技术作为一种在实现污泥稳定化同时可产生绿色能源-沼气的技术,一直被认为是污泥处理处置的合适选择之一[1].厌氧消化系统一般在中温(37℃)和高温(55℃)条件下运行.然而,中温厌氧消化系统中由于受到水解步骤的限制,有机颗粒物的降解率较低,所需的SRT较长[2].即便在高温厌氧消化(55℃)系统中,微生物的降解潜能也仍没有得到充分地释放,有机物降解率也仅有50%左右[3].因此,污泥厌氧消化的产气潜能还有较大的提高空间[4],其关键是提高污泥中有机物的水解效率[5].Nielsen等[6]与Scherer 收稿日期：2016-11-31基金项目：国家自然科学基金项目(51678429,51308402,51538008) * 责任作者, 博士, lining@2528 中 国 环 境 科 学 37卷等[7]通过污泥厌氧消化的对比研究发现,与普通的中温(37℃)厌氧消化相比,高温(55℃)和超高温(超过55℃)厌氧消化系统更有利于提高有机颗粒溶解性及沼气产量.这主要是由于水解酸化菌生长的最适温度为55~70℃[8],当厌氧消化系统的温度从55℃上升到65℃时,污泥中蛋白质等难降解有机物的溶解性会显著提高,传质速率加快[2].同时,嗜高温的氢利用型产甲烷菌的最佳生存温度是55~70℃[9],如若将厌氧消化的温度提升到65℃,氢利用型产甲烷途径的效率将有可能达到最大[10].污泥热水解是一种能够加快污泥水解速率,提高甲烷产率的前处理技术,近年来在实际工程中得到了广泛的应用[11-12].热水解后污泥温度较高,利用热水解污泥中的剩余热量,进行超高温厌氧消化,能提高颗粒状污泥的溶解性和降解速率以及嗜高温的水解酸化微生物活性,并富集嗜高温的氢利用型产甲烷菌以提高产气效率[4].而且,氢利用型产甲烷途径的充分利用,能够减少CO 2排放,节省以乙酸等短链脂肪酸形式存在的碳源,方便对碳源进行后续的综合利用.此外,当温度上升至60℃以上时,污泥中的胶体物质降解率提高,丝状菌被杀死,能够明显提高污泥的脱水性[13];同时,污泥中的致病菌也能够被杀灭,初步满足污泥处理处置无害化的要求[14].目前,国内外关于超高温厌氧消化的研究主要集中于牛粪或餐厨垃圾的可行性探索,对于系统中酸化和甲烷化过程的基础研究较少[15],纯污泥体系的超高温厌氧消化系统的相关研究更是几近空白.本研究主要通过产甲烷潜力测试实验(BMP),对超高温条件下反应器不同启动方案中的产气性能和各项指标进行分析对比,以确定超高温厌氧消化反应器的最佳启动条件,为污泥超高温厌氧消化反应器的启动提供理论依据. 1 材料与方法1.1 实验材料接种牛粪取自上海某生态园,取回后为了保证微生物的活性在35℃下保存,并于2d 内完成接种;脱水污泥取自上海某污水处理厂,于4℃下保存;所使用的接种泥取自本实验室稳定运行的高温(55℃)厌氧消化反应器.上述物料的基本参数如表1所示.使用前用去离子水分别将牛粪和脱水污泥稀释至含固率(TS)为8%.表1 牛粪、脱水污泥和接种泥的相关参数 Table 1 Characteristics of cow dung, dewatered sludgeand inoculum物料 TS(%)VS(%)COD(mg/g 湿重) SCOD(g/g 湿重)牛粪 15.47±0.2912.94±0.52 100.02±0.92 23.99±1.34 脱水污泥20.80±0.0510.44±0.03 113.44±0.09 15.82±0.24 接种泥8.16±0.063.39±0.03--1.2 BMP 实验设计实验分2个批次进行.BMP 实验通过全自动产甲烷潜力测试仪(AMPTS II,bioprocess control,瑞典)完成.第一批次的BMP 实验主要为了完成超高温甲烷菌的富集并初步探索超高温厌氧消化反应器启动的可行性,第二批实验在第一批BMP 实验的基础上,对超高温厌氧消化反应器的启动过程的稳定性和微生物种群分布特征进行了研究.表2 实验设计参数Table 2 Designed experimental parameters实验组 实验批次接种泥来源 空白 对照组 #1 #2#3 1 55℃厌氧消化反应器2第一批次BMP(65℃厌氧消化反应器)接种泥牛粪牛粪:污泥(VS:VS)=1:1污泥第一批次的实验以稳定运行的污泥高温(55℃)厌氧消化反应器的出料为接种泥.第二批次的接种泥为第一批次超高温(65℃)厌氧消化反应器的出料.第一批次实验的基质为牛粪和污泥7期戴晓虎等：污泥超高温(65℃)厌氧消化系统启动方案 2529的混合物,接种比(接种泥:基质(VS:VS))为1:1,反应器为有效容积600mL的双孔塞玻璃瓶.实验设置空白对照组和实验组,空白对照组的反应器中仅添加接种泥,实验组所投加基质设置为不同比例的牛粪和污泥,具体参数如表2所示.反应器用双孔塞和止水夹密封,启动前用真空泵抽真空后,用氮气吹脱3min以进一步去除上层空间和溶液中的空气.实验设3组平行,结果分析取其平均值.反应器置于65℃水浴锅中,搅拌设置为5min工作,5min停止,在反应器运行过程中,采集累积甲烷产量和产甲烷速率的数据.1.3 测试方法全自动产甲烷潜力测试仪能测定并记录累积甲烷产量和产甲烷速率.实验过程中以集气袋收集气体,通过气相色谱(GC112A,上海仪电,中国)测定气体成分.实验结束后反应器中样品的pH 值通过pH计(S210,梅特勒,瑞士)测定.样品取出并稀释离心后,上清液经0.45 µm滤膜过滤,测定其中的挥发性脂肪酸 (V olatile Fatty Acids, VFAs) (GC 2010plus,岛津,日本)和碱度(自动电位滴定仪G20,梅特勒,瑞士).氨氮含量通过使用凯氏定氮仪(9860,海能,中国)由滴定法测定.1.4 微生物种群结构分析反应器出料于2mL冻存管中,于-80℃冷冻保存.DNA 样品使用土壤DNA 提取试剂盒(PowerSoil,M O BIO, USA)提取.提取出的DNA 经过PCR 扩增,采用高通量测序(Miseq4000, Illumina)分析其中细菌与古菌的种群结构.PCR 产物先利用QuantiFLuorTM系统(Promega)测定浓度,随后依据AxyPrep DNA 试剂盒(AXYGEN, USA)的凝胶回收的方法进行提纯[16].提纯的PCR 产物的质量通过凝胶电泳确定.引物设计根据Illumina 公司(San Diego, California, USA)的操作手册,针对细菌和古菌的16s rRNA基因的通用扩增引物对分别为338f(5'-ACTCCTA-CGGGAGGCAGCA-3')/806r(5'-GGACTACHV GGGTWTCTAAT-3')[17]和524f(5'-TGYCAGC-CGCCGCGGTAA-3')/958r(5'-YCCGGCGTTG-A VTCCAATT-3')[18]. 2结果与讨论2.1 厌氧消化产气性能2.1.1 累积甲烷产量图1为第一批次BMP实验中各反应器的产甲烷情况,从图1可以看出:各反应器的产甲烷过程均顺利进行,在第14~16d达到了累积甲烷产量的最大值,说明超高温(65℃)厌氧消化反应器的启动是可行的.且牛粪投加比例高的反应器的启动速度和累积甲烷产量明显高于污泥投加比例高的反应器,这主要由于牛粪中所存在的嗜热甲烷菌(氢利用型产甲烷菌)能够快速适应65℃环境[19],保证了厌氧消化产甲烷过程的顺利启动和进行.因此,在反应器启动初期,适当增加牛粪的比例能够加快嗜热产甲烷菌的富集,保证反应器快速稳定启动.0246810 12 14 16100200300400500600700800累计甲烷产量(mL)时间(d)图1 第一批次实验累积甲烷产量Fig.1 Cumulative methane production of the first batchexperiments图2为第二批次BMP实验中各反应器的累积产甲烷情况.可以看出,和第一批次相比,各实验组的产甲烷速率和累积甲烷产量均明显上升,说明第一批次BMP实验有效地实现了嗜热产甲烷菌的初次富集,使体系中嗜热产甲烷菌的含量上升,再次确认了超高温厌氧消化反应系统启动的可行性.但是,即使在第二批次BMP实验中,各反应器的累积甲烷产量也只达到了600~800mL,低于相同条件下的中温和高温厌氧消化甲烷产量(约1200~1400mL).2.1.2 气体成分在65℃条件下,厌氧消化所产沼气中,CH4含量在60%~80%之间(图3),明显高2530 中 国 环 境 科 学 37卷于中温(37℃)和高温(55℃)条件下的CH 4含量(48%~65%)[20].沼气中的CO 2含量在20%~26%,低于中温(37℃)和高温(55℃)条件下的CO 2含量(36%~41%)[20],这证明:氢利用型产甲烷途径在65℃条件下得到了强化,成为主要的产甲烷途径.另外,虽然随着投加物料中污泥比例的升高,产甲烷速率在一定程度上减慢,但CH 4含量逐渐升高,纯污泥作为基质的反应器中,CH 4含量甚至可以达到79.0%,表明超高温条件下气体成分的差异与牛粪和污泥的物质组成相关.0 2 4 68101214累计甲烷产量(m L )时间(d) 图2 第二批次实验累积甲烷产量Fig.2 Cumulative methane production of the second batchexperiments10 2030405060 70 80污泥 牛粪:污泥=1:1气体含量(%)甲烷 二氧化碳 牛粪 Fig.3 第二批次实验各反应器产气中CH 4和CO 2含量 Fig.3 Methane and carbon dioxide content in biogas ofeach reactor of the second batch experiments2.2 液相指标 2.2.1 VFAs 图4为第一批次各样品中VFAs 的浓度和组成情况,可以看出,各反应器均发生了较严重的VFAs 累积,达到了1900~4000mg/L.当温度上升至65℃时,达到水解酸化菌的最适温度(55~75℃)[6],水解酸化过程加快,VFAs 快速产生,但是,在此温度条件下,乙酸利用型产甲烷菌的活性降低甚至丧失,导致乙酸向甲烷的转化过程被抑制,造成了VFA 快速累积[14].20040060080010001200V F A s 浓度(m g /L )正戊酸异戊酸 正丁酸异丁酸丙酸乙酸污泥 牛粪:污泥=1:1 牛粪图4 第一批次各反应器中的VFAs 浓度及组成(产气终止时取样)Fig.4 The concentrations and compositions of VFAs in each reactor of the first batch experiments (sampledwhen gas production stopped)如图5所示,与第一批次实验中的反应器相比,第二批次实验的反应器中VFAs 累积更加明显(表3),说明反应器中的水解酸化过程继续加强,其中丙酸的累积最明显,且随着污泥比例的升高,累积程度也相应略微升高.丙酸的严重累积可能是由于:在65℃条件下,微生物种群结构发生改变,乙酸利用型产甲烷菌失活.与此同时,嗜热的氢利用型产甲烷菌成为优势菌群.在氢利用型产甲烷途径为主的情况下,乙酸氧化菌将乙酸转化为H 2/CO 2,在氢利用型产甲烷菌的作用下转化为甲烷[21].乙酸氧化也会导致氢分压上升,使得丙酸氧化微生物活性下降,从而导致丙酸降解过程被抑制[22].而且,乙酸是丙酸的降解产物[23],反应器中乙酸的累积也会影响丙酸的降解速率[24-25],并进一步出现丙酸累积抑制甲烷菌生长的情况[26].由于牛粪和污泥的组成成分不同,牛粪中含有较多难生物降解的木质纤维素类物质,升温后仍不易降解,但污泥的主要成分是蛋白质,随着温度的上升,其溶解性和降解率提高[3],因此,投加了污泥的反应器(#2和#3)中,VFAs 累积更加严重,反应器的启动速率慢,甲烷产量低. 因此,在超高温厌氧消化反应器的启动初期,7期 戴晓虎等：污泥超高温(65℃)厌氧消化系统启动方案 2531为避免VFAs 尤其是丙酸的大量累积,尽快完成嗜热产甲烷菌的富集,保证反应器顺利启动,宜采用较高比例的牛粪作为进料.污泥:牛粪(VS: VS)=1:1作为启动初期的投加方案是具有其可行性的.表3 各反应器运行性能参数 (产气终止时取样) Table 3 The performance characteristics in each digester(sampled when gas production stopped)参数 批次 牛粪 (#1) 牛粪:污泥=1:1(#2) 污泥 (#3) 1 7.80 7.90 7.70 pH 值 2 7.60 7.70 7.70 1 1944.34 2912.34 3966.54 VFAs(mg/L) 2 3291.09 3675.67 4181.65 1 2174.57 2367.48 2752.97 氨氮(mg/L) 2 2229.57 2201.84 2355.96 1 4433.95 5236.87 5789.3 碱度 (mg CaCO 3/l) 2 4353.92 5275.36 5263.92 1 0.70 0.72 0.75 VFA/碱度值20.440.560.72200 400 600 800 1000 1200 V F A s 浓度(m g /L )污泥牛粪:污泥=1:1正戊酸异戊酸 正丁酸 异丁酸 丙酸乙酸牛粪图5 第二批次各反应器中的VFAs 浓度及组成(产气终止时取样)Fig.5 The concentrations and compositions of VFAs in each digester of the second batch experiments (sampledwhen gas production stopped)2.2.2 氨氮在本实验中,各反应器中的氨氮浓度均在2000~2500mg/之间,远低于氨抑制浓度(5880~6000mg/L),因此,在所实验的TS 和温度(65℃)条件下,氨抑制情况并不容易发生[27].而且,由于牛粪中木质纤维素的含量较高[3],牛粪投加比例较高的反应器中物料碳氮比较高,氨氮浓度相对较低.2.2.3 pH 值和碱度 两个批次BMP 实验中的反应器的pH 值分别为7.7~7.9和7.6~7.7,略高于产甲烷菌的最佳pH 值范围(6.8~7.2)[20].碱度能够反映厌氧消化系统的缓冲能力[28].如表3所示，BMP 实验中各组反应器中的碱度均在4000~6000mg/L(以CaCO 3计)之间,且随着污泥比例的增加,系统碱度(尤其是第一批BMP 实验中)基本呈现上升趋势.这主要由于与牛粪相比,污泥中的蛋白质含量较高,蛋白质降解过程中会产生较高浓度的游离氨,提高系统碱度[20].较强的缓冲性能使得各反应器在较高浓度的VFAs 累积的情况下,没有发生pH 值明显降低的现象.VFAs/碱度是表征厌氧消化系统稳定性的参数:当VFAs/碱度值小于0.4时,系统稳定,当VFAs/碱度值在0.4~0.8之间时,系统可能会发生失稳现象;当VFA/碱度值大于0.8时,系统严重失稳[29-30].两批BMP 实验中各反应器的VFAs/碱度值均在0.4~0.8之间,这说明,在目前的TS 和实验条件下,反应器是不稳定的,且随着污泥投加量的增加,反应失稳的可能性增大.与第一批次BMP 实验相比,第二批次实验中,各反应器的稳定性有提高,这说明,对嗜热微生物的富集是有效的,反应器启动初期增加牛粪的投加量和富集次数,能够提高反应器的稳定性,保证反应器稳定启动. 2.3 微生物种群结构分析2.3.1 细菌种群结构 图6为各个反应器中细菌多样性分析结果:在各反应器中,细菌种群均呈现明显的多样性,但各反应器中细菌种群的分布差异比较明显.#1反应器中,Caldicoprobacter 、Ruminiclostridium 、OPB54_norank 、D8A - 2_norank 和Coprothermobacter 五种细菌含量均较高,分别达到了细菌总量的16.93%、13.90%、13.10%、9.90%和9.62%.#2 反应器的优势菌种为Caldicoprobacte 和Coprothermobacter ,分别占细菌的18.74%、17.51%.#3反应器中, Coprothermobacter 成为了最主要的优势菌种,所占比例达到了21.85%.Coprothermobacter 、Caldicoprobacter 、Ruminiclostridium 都是极端嗜2532 中国环境科学 37卷热的水解菌[15,31-32],而多存在于中温和高温反应器中的水解酸化菌,如:Bacteroidetes和Proteobacteria[33]在超高温反应器中没有检测到,Firmicutes所占的比例很低,仅1.5%~3.5%,这说明,与中温和高温反应器相比,超高温条件下,细菌的种群结构发生了明显的改变,极端嗜热的细菌成为优势菌种.随着反应器中所投加污泥比例的升高,Coprothermobacter的种群优势逐渐增大,而其比例的变化与牛粪和污泥的组成成分相关.Coprothermobacter是一种极端嗜热的蛋白质水解菌,在厌氧消化过程中主要参与蛋白质和多肽的降解,在70℃仍能存活[15,34-35],在牛粪厌氧消化反应器[36]和污泥高温厌氧消化反应器[37-38]中均有发现,牛粪厌氧消化反应器中Coprothermobacter的含量较低[39].与牛粪相比,污泥中蛋白质含量较高,因此,在#3反应器中,Coprothermobacter的所占细菌的比例要明显高于其在#1号反应器中的比例.Caldicoprobacter是一种严格厌氧的嗜热菌,最适生长温度为65℃(55~75℃),最适生长的pH 值为6.9(6.2~8.3),是污泥高温厌氧消化反应器重要的水解菌[31,40].Caldicoprobacter能够产生耐高温的木聚糖酶,一般参与半纤维素(木聚糖等)的降解[41].Ruminiclostridium是一种嗜热厌氧菌,最佳的生长温度为55 ~60℃,pH值为 7.3~7.5,能够合成纤维素降解酶,降解木质纤维素类物质(纤维素、半纤维素和植物细胞壁多糖等),普遍存在于纤维素类物质的堆肥中[32,42-44].牛粪中纤维素和半纤维素等物质的含量较高,因此,在投加了牛粪的#1和#2反应器中,Caldicoprobacter、Ruminiclostridium所占比例均较高.由于Coprothermobacter、Caldicoprobacter、Ruminiclostridium的水解终产物均为乙酸、H2和CO2等,这些的细菌的存在有利于促进氢利用型产甲烷菌的活性,从而促进CO2/H2产甲烷途径[36,40,44].另外,Intrasporangiaceae、Tepidimicrobium、Proteiniphilum等均存在于3个反应器中,这些细菌大多是嗜热的蛋白质和碳水化合物水解菌[45-47],能利用多种碳源,因此这些细菌的含量在各个反应器中的差别并不明显.综上所述,在超高温(65℃)条件下,3个反应器中细菌主要为极端嗜热的蛋白质和木质纤维素水解菌,不同反应器中细菌种群多样性的差异部分来源于牛粪和污泥中本身所含细菌种类的不同,本质上是由牛粪和污泥的组成成分的不同决定的.102030405060708090相对丰度(%)OthersMicrobacterLachnospiraceae_unclassifiedvadinBC27_wastewater-sludge_groupMacellibacteroidesTetrasphaeraRuminofilibacterRuminococcaceae_NK4A214_groupBacillusTepidanaerobacterTreponema_2PaludibacterSyntrophaceticusSaccharibacteria_norankOttowiaSphaerochaetaSaprospiraceae unculturedFirmicutes_unclassifiedProteiniphilumTepidimicrobiumIntrasporangiaceae_unclassifiedOPB54_norankD8A-2_norankRuminiclostridiumCaldicoprobacterCoprothermobacter污泥牛粪:污泥=1:1牛粪图6 各反应器中的细菌相对丰度对比Fig.6 the relative abundance of bacteria in each digester 2.3.2 古菌种群结构图7为第二批次实验中各反应中的古菌多样性分析结果.可以看出,与细菌相比,各反应器中古菌的种类较少,且分布情况相近,经过二次富集后,各反应器中的古菌均以嗜热产甲烷菌Methanothermabactor为主,所占比例超过96%.这说明,Methanothermabactor在牛粪和高温厌氧消化污泥中都存在,这与Chachkhiani[48]和Zeikus[49]等的结论一致.且在超高温条件(65℃)下,Methanothermabactor能够被富集,最终成为优势菌群.Methanothermabactor 是一种氢利用性产甲烷菌,利用H2和CO2途径产甲烷,最佳pH值范围为7.2~7.6,最适温度范围在65~70℃[49-50].各反应器终止时的pH值接近Methanothermabactor的最适pH值范围,均在7.6~7.7之间,保证了过程中Methanothermabactor 的生长.而中温和高温厌氧消化反应器中普遍存在的乙酸利用型产甲烷菌Methanosaeta[51-52]所占的比例很低,分别只占0.38%、1.86%和2.61%,3个反应器中均未检测到Methanosarcina.7期 戴晓虎等：污泥超高温(65℃)厌氧消化系统启动方案 2533这为反应器中以氢利用型产甲烷过程为主的甲烷化过程提供了直接证据,而乙酸利用型产甲烷途径几乎终止,从而导致乙酸等挥发性脂肪酸大量累积.另外,与投加生污泥的反应器相比,投加牛粪的反应器中Methanosaeta 的含量更低. Methanothermabactor 的成功富集保证了反应器中产甲烷过程的顺利进行,为超高温厌氧消化系统顺利启动提供了条件.20406080 100污泥牛粪:污泥=1:1牛粪 相对丰度(%)图7 各反应器中的古菌相对丰度对比 Fig.7 The abundance of archaea in each digesterOthersMethanocorpusculumMethanosaetaMethanothermobacter在污泥超高温(65℃)厌氧消化系统中,CO 2/H 2产甲烷途径成为主要的产甲烷途径,乙酸产甲烷途径几乎不再进行,在实现CO 2减排的同时,能够节省以短链脂肪酸为代表的有机碳源.这些富含短链脂肪酸的厌氧消化沼液可以作为碳源,补充到污水处理的反硝化池中,促进脱氮除磷,节省污水处理的成本,提高污水处理效果,实现碳源的综合利用. 3 结论3.1 研究证实了污泥超高温(65℃)厌氧消化反应器启动的可行性,在进料中混合投加含有嗜热产甲烷菌(氢利用型产甲烷菌)的牛粪能够加快反应器的启动速率.3.2 65℃条件下,污泥中蛋白质等有机颗粒的溶解性提高,水解酸化菌的活性提高,易造成VFAs 累积,反应器启动初期,宜通过逐步降低牛粪比例的方式来保证反应器启动过程的稳定性,研究中所采用的方案-牛粪:污泥(VS:VS)=1:1可以作为启动的初始投加方案.3.3 与中温(37℃)和高温(55℃)污泥厌氧消化相比,超高温(65℃)的产气量较低,但所产生物气中CH 4含量高79.0%,CO 2含量低(20.0%).3.4 超高温(65℃)条件下,各反应器中的细菌以嗜热的木质纤维素和蛋白质的水解菌为主,包括Coprothermobacter 、Caldicoprobacter 、Ruminiclostridium ,不同反应器之间细菌种群多样性的差异主要由所投加物料的不同造成.氢利用型产甲烷菌Methanothermabactor 成为主要的产甲烷菌,占各反应器的甲烷菌的总量中占96%以上,而乙酸利用型产甲烷菌Methanosaeta 、Methanosarcina 等已经几乎不存在了.参考文献：[1] 李建华,刘文静,李 宁.沼液中溶解游离氨基酸的测定——柱前衍生-反相高效液相色谱法 [J]. 中国环境科学, 2016,36(8): 2355-2363.[2] Lee M Y , Cheon J H, Hidaka T, et al. 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污泥厌氧消化技术发展应用现状及趋势
污泥厌氧消化技术发展应用现状及趋势李琳【摘要】The article brielfy introduces the situation of sludge anaerobic digestion technology;makes detailed description on the main research development and application status of the technology abroad and at home according to the emphasizing point in U.S.A., EU and Japan; analyzes and prospects the research key point and development trend of sludge anaerobic digestion technology in our country.%简介了污泥厌氧消化技术的情况；以美国、欧盟和日本为侧重点，对该技术在国内外的主要研究进展和应用现状做了较详细的描述；提出了国内的污泥厌氧消化技术研究重点，展望了该技术的发展趋势。
【期刊名称】《中国环保产业》【年(卷),期】2013(000)008【总页数】4页(P57-60)【关键词】污泥;厌氧消化;现状;趋势【作者】李琳【作者单位】北京机电院高技术股份有限公司,北京,100027【正文语种】中文【中图分类】X703污泥是污水经过物理法、化学法、物理化学法和生物法等方法处理后的副产物，是一种由有机残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的极其复杂的非均质体，悬浮物浓度一般为1%～10%，并呈介于液体和固体两种形态之间的胶体状态。
随着各国污水产生和处理量的快速增长，污泥的产生量也随之大幅增加，其对环境造成的污染已引起全球的共同关注，污泥的处理处置也成为当今重要的研究课题之一。
目前世界污泥处理处置的主流技术有厌氧消化、好氧堆肥、干化焚烧、土地利用等，在这些技术中，厌氧消化以其显著的污泥稳定化、能源化效果得到了国内外的青睐。
普拉克厌氧氨氧化
普拉克厌氧氨氧化
（原创版）
目录
1.普拉克厌氧氨氧化的定义和背景
2.普拉克厌氧氨氧化的过程和原理
3.普拉克厌氧氨氧化的优势和应用
4.普拉克厌氧氨氧化的发展前景
正文
一、普拉克厌氧氨氧化的定义和背景
普拉克厌氧氨氧化（Purple Non-Sulfate Reducing Bacteria Anammox）是一种新型的氨氧化过程，由荷兰科学家普拉克（Purkers）于 2004 年
首次发现。
它是一种在厌氧环境中将氨氮转化为氮气的生物过程，具有重
要的环境科学意义。
二、普拉克厌氧氨氧化的过程和原理
普拉克厌氧氨氧化的过程主要分为两个步骤：第一阶段是氨的氧化，第二阶段是氢的还原。
在这个过程中，氨氮首先被厌氧氨氧化细菌（anammox bacteria）氧化为亚硝酸盐，然后亚硝酸盐在另一类细菌的作
用下被还原为氮气。
整个过程中，不需要外加氧气，因此被称为厌氧氨氧化。
三、普拉克厌氧氨氧化的优势和应用
普拉克厌氧氨氧化具有以下优势：
1.能在厌氧环境中进行氨氮的去除，减少了氧气的需求，有利于节约
能源。
2.反应过程中不产生有害物质，对环境友好。
3.具有较高的氨氮去除效率，可以作为废水处理中的一种有效方法。
目前，普拉克厌氧氨氧化技术已广泛应用于污水处理、水体净化等领域。
四、普拉克厌氧氨氧化的发展前景
随着我国环保事业的发展和对水资源保护的重视，普拉克厌氧氨氧化技术在废水处理领域的应用前景十分广阔。
污泥厌氧消化概述
污泥厌氧消化概述一、基本原理污泥厌氧消化是指在无氧条件下依靠厌氧微生物将污泥中的有机物分解并稳定的一种生物处理方法，通过水解、产酸、产甲烷三个阶段达到有机物分解的目的，同时大部分致病菌和蛔虫卵被杀灭或作为有机物被分解。
一般厌氧消化分为中温和高温两种：中温厌氧消化，温度维持在35℃±2℃，固体停留时间应大于20d，有机容积负荷一般为 2.0～4.0kg/（m3·d），有机物分解率可达到35%～45%，产气率一般为0.75～1.10Nm3/kg VSS；高温厌氧消化，温度控制在55℃±2℃，适合嗜热产甲烷菌生长。
高温厌氧消化有机物分解速度快，可以有效杀灭各种致病菌和寄生虫卵。
二、消化过程污泥厌氧消化是一个极其复杂的过程，厌氧消化三阶段理论是当前较为公认的理论模式。
第一阶段，在水解与发酵细菌作用下，碳水化合物、蛋白质和脂肪等高分子物质水解与发酵成单糖、氨基酸、脂肪酸、甘油及二氧化碳、氢气等。
第二阶段，在产氢产乙酸细菌作用下，将第一阶段产物转化成氢气、二氧化碳和乙酸。
第三阶段，通过氢气营养性和乙酸营养性的甲烷菌的作用，将氢气和二氧化碳转化成甲烷，将乙酸脱酸产生甲烷。
在厌氧消化过程中、由乙酸形成的甲烷约占总量的 2/3，由二氧化碳还原形成的甲烷约占总量的 1/3。
三、影响因素（一）温度温度是影响厌氧消化的主要因素，温度适宜时，细菌发育正常，有机物分解完全，产气量高。
实际上，甲烷菌并没有特定的温度限制，然而在一定温度范围内被驯化以后，温度变化速率即使为每天1℃都可能严重影响甲烷消化作用，尤其是高温消化，对温度变化更为敏感。
因此，在厌氧消化操作运行过程中，应采取适当的保温措施。
大多数厌氧消化系统设计为中温消化系统，因为在此温度范围，有机物的产气速率比较快、产气量较大，而生成的浮渣较少，并且也比较容易实现污泥和浮渣的分离。
但也有少数系统设计在高温范围内操作，高温消化的优点包括：改善污泥脱水性能，增加病原微生物的杀灭率，增加浮渣的消化等。
污泥厌氧消化简介
污泥厌氧消化应用
03
污泥减量
污泥减量
污泥厌氧消化过程中，有机物在厌氧菌的作 用下转化为沼气，同时产生大量沉淀物，实 现污泥的减量。
减量效果
通过污泥厌氧消化，污泥的体积可减少约30%-50% ，减轻了后续处理和处置的负担。
减量机制
厌氧菌分解有机物产生沼气，同时生成固形 物沉淀，使得污泥的体积和质量降低。
污泥厌氧消化简介
汇报人：可编辑 2024-01-11
目 录
• 污泥厌氧消化概述 • 污泥厌氧消化技术 • 污泥厌氧消化应用 • 污泥厌氧消化问题与解决方案 • 污泥厌氧消化未来发展
污泥厌氧消化概述
01
定义与特点
定义
污泥厌氧消化是一种生物处理技术， 通过厌氧微生物的作用，将污泥中的 有机物转化为沼气和稳定的剩余物。
能源回收
能源回收
通过收集和利用污泥厌氧消化 产生的沼气，可以将其转化为 热能或电能，实现能源的回收
利用。
回收效率
沼气的热值较高，可达到 5500kJ/m3，通过合理利用 ，沼气的能源回收率可达到
60%-70%。
经济效益
能源回收利用能够降低能源消 耗，减少对外部能源的依赖， 同时为污水处理厂带来经济效
厌氧消化过程
预处理
为确保污泥的稳定性和消化效率，需要对污泥进行适当的预处理， 如调质、加热等。
消化过程
厌氧消化过程分为三个阶段，即水解阶段、酸化阶段和甲烷化阶段 。每个阶段都有特定的微生物参与，并产生相应的代谢产物。
产物利用
厌氧消化产生的沼气可作为能源回收利用，剩余物可作为肥料或土壤 改良剂。
污泥厌氧消化技术
02
厌氧消化技术分类
完全混合式厌氧消
帕克(IC) 与 ADI(Hybrid)以及普拉克(ANAMET)厌氧反应器 的比较
帕克(IC) 与 ADI(Hybrid)以及普拉克(ANAMET)厌氧反应器的比较帕克（IC）与 ADI（Hybrid）以及普拉克（ANAMET）厌氧反应器的比较一、简介IC工艺的特点，我在这里不多加介绍了，在销售模版及中英文版的”For water”里有详细的介绍，下面着重介绍一下ADI的Hybrid及普拉克的ANAMET工艺。
1．ADI（Hybrid）该反应器内似与UASB+AF。
该反应器下层为上流式污泥床UASB，约占反应器总体积的40％，上层为固定膜UFF，占60％的空间(见图)。
Hybrid反应器以絮状污泥或颗粒污泥启动运行均可。
80％的COD 在下层的UASB被去除，有20％在上部的UFF被去除。
UFF填料为UPVC材质，由无数组1 m×0．5 m×0．5m的填料模块叠成60的折流上升通道，为微生物提供了具有极大表面积的附着生长的载体，既是一个内部深度处理系统。
又是一个高效气、液、固三相分离器，同时也相当于个大型的斜板澄清一o装置(薄片型)，能够最大限度地把污泥截留在反应器内部。
Hybrid的出水部分回流，经循环泵提升后与进水混合，用以缓冲进水污染负荷变化以及缓冲碱度。
进水分配系统将废水分布到整个反应器底部，同时配有清洗管线，这些管线与池底进水管线末端相连并贯穿填料层及反应器盖子，通过它可用高压水清洗去除布水系统中的阻塞物。
为防止进水SS 过高造成UFF填料堵塞，在处理制浆造纸废水时，废水经过斜筛初步除去SS后，在Hybrid的进水管上还要增设过滤器以进一步去除水中的SS。
Hybrid顶部为浮动膜盖设计，膜盖下压力略低于大气压。
沼气通过浮动膜盖下的通道聚集到Hybrid膜盖的周边。
沼气风机将沼气抽出并送去燃烧或供厂内锅炉利用，也可以用来发电。
同时配有沼气反冲风机，作用是把填料上的过多污泥冲洗下来以防止填料堵塞。
除目前不常用的UASB外，Hybrid的负荷以及上升流速比较低。
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3个项目
•计划2010年调试启动
接收槽中垃圾的包装袋等会被分解，稀释后制浆，然后有机物质进入缓冲罐2 dilluted to make slurry. The organic slurry will then be hygenized.
•液态有机垃圾
•Reception of Liquid Waste
•固态有机垃圾
•Reception of Solid Waste
•液态有机垃圾
•Reception of Liquid Waste
•固态有机垃圾
•Reception of Solid Waste
•细小的悬浮物会减少反应器搅拌所需能耗
有机垃圾收集车辆将垃圾卸货，由一个14立方米容积的接收槽接The waste will be dumped from the truck to the reception bin with volume of about 14 m3.
带包装的垃圾会被初步分解，也可以试情况在接收槽里加入稀释水将垃圾稀释。
The plastic bags will be decomposed in the reception bin and dillution water could also be added if needed.
无轴螺旋输送机将垃圾提升后进入破碎
垃圾经破碎后，颗粒粒径被
毫米以下
The waste will be cutted down to be sizes smaller than 12X12mm.
Size reduction equipment 破碎机
家庭有机垃圾的破碎
bioseparator by an inclined screw.
为有效分离漂浮物和重物，浆液收集采用一个套筒，在套筒内设置溢流堰，然后将浆液运走。
The organic slurry will be collected by an overflow weir.
heat
Economic cylindrical tank, no dead zones
泥/水，泥/泥热交换器
Sludge/Water，Sludge/Sludge Heat Exchanger
•专为污泥介质设计
Unique design specially for sludge
•热传导能力强，交换面积大
Large throughput area
•使用专利技术的回流腔结构，热转移效率
高，且不易堵塞。
Patented turning chamber High heat
transfer
•安装体积小，设计紧凑，仅需极少维护。
Compact unit that is easy to install
Simple inspection and maintenance
•可灵活应用的封闭循环回路
Closed water circuit between two
separate heat exchangers
Skellefteå有机垃圾处理厂
Gas upgrading –LP Cooab System Cooab 沼气提纯工艺
H
2S CO
2
CO
2
Gas Odourisation High pressure Fuel gas
adsorption adsorption stripping drying compression filling
and storage station Activated Chemical Heat Stripping
carbon adsorption exchanger with steam
filters in Cooab heating
liquid Heat recovery
Cooab沼气提纯
提纯沼气加气站。