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流化床厌氧反应器流化及反应特性研究 * 张良佺邵迪 浙江科技学院生物与化学工程学院， 杭州310023 摘要 对流化床厌氧反应器的流化及反应特性进行研究， 结果显示 床层实际初始流化流速 umf为 0. 138 ～ 0. 154 cm/min， 与理论计算值 0. 143 cm/min 一致; 在一定范围内， 流速增大有利于反应量的提高， 当流速为 0. 414 cm/min 时， 单位时间内的反应量达到最大， 其值为 4. 66 mg/ L min ; 适当提高流速有利于提高各组分的产气量， 但流速对气 体相对含量的影响不显著， 甲烷含量约是二氧化碳含量的 7 倍; 由于气体产生， 热模时床层膨胀率明显高于冷模， 在实 验范围内， 膨胀率随流量的增大而增大。 关键词 污泥颗粒; 流化床; 厌氧反应器 STUDY ON FLUID CHARACTERISTICS AND REACTION PROPERTIES IN THE FLUIDIZED BED ANAEROBIC REACTOR Zhang LiangquanShao Di School of Biological and Chemical Engineering，Zhejiang University of Science and Technology， Hangzhou 310023， China AbstractIt is researched the fluidization and reaction characteristics of fluidized bed anaerobic reactor. Research result shows that actual initial fluidization flow is in the range of 0. 138 ～ 0. 154 cm/min， which is in good consistency with the calculated flow，0. 143cm/min. Within a certain range of the flow，increasing flow rate is help to production load. When the flow rate is 0. 414 cm/min，the maximum production load is 4. 66 mg/ L min . Improving the flow rate properly is help to gas production of each component，but influence of flow on the relative content of the gas produced is not significant，the content of CH4is almost 7 times that of CO2. The bed expansion rate in cold model test is obviously lower than that in hot model test due to the gas produced. Within a certain range of the experiments，the bed expansion rate is raised with the increase in flow rate. Keywordsgranular sludge;fluidized bed;anaerobic reactor * 浙江省科技厅资助 2009C32084 。 0引言 畜禽废水的厌氧处理工艺中， 核心技术是厌氧反 应器。21 世纪初， 在 UASB 基础上， 国外开发了以厌 氧颗粒污泥膨胀床反应器为代表的高效厌氧反应器， 包括上流式反应器， 如流化床、 上流式厌氧滤器、 厌氧 气提式反应器等， 以及一些非上流式反应器， 如序批 式反应器、 厌氧折流板反应器、 厌氧复合床反应器等。 本文自主设计出一种高效厌氧反应器， 研究反应 器的操作行为， 以及对颗粒污泥的培养， 并应用到养 殖废水领域， 为建设生态农村， 改善农村生态环境， 具 有一定的理论及现实意义。 1实验材料及流程 实验接种污泥采自某啤酒厂 UASB 反应器中活 性污泥; 营养液参照产甲烷活性测定营养液配制方 法; 猪粪废水是猪粪经过淘洗、 过滤去除大颗粒泥沙 以及部分悬浮物后所得的液体， 猪粪取自某猪场。 实验工艺流程见图 1。厌氧反应器 1 内装填一 定量的含产甲烷菌的活性污泥， 塔内充满猪粪废水， 当计量泵 6 将三口烧瓶 5 中的猪粪废水从塔底送入 塔内， 处于反应器顶部的液体和产生的气体则进入到 上下嘴过滤瓶 2， 气体从 2 的顶部进入集气瓶 3， 并将 3 中的水压入量筒 4 中， 2 中的部分猪粪废水回流入 5， 再由泵 6 送入塔内， 进行下一次循环。 2结果与讨论 2. 1蠕动泵标准曲线的测定 实验 所 用 蠕 动 泵 型 号 为 BT100- 01，泵 头 为 YZ1515， 软管为 17 号管。由于泵上显示的是其转 数， 因此实验之前须对泵进行标定， 以获得转数与流 02 环境工程 2011 年 4 月第 29 卷第 2 期 1厌氧反应器; 2上下嘴过滤瓶; 3集气瓶; 4量筒; 5三口烧瓶; 6蠕动泵; 7超级恒温槽; 8温度计; 9两通阀门; 10三通阀门 图 1实验工艺流程 量之间的关系。标定方法为 在泵出口处用量筒计量 液体体积， 然后除以所需时间， 从而获得流量。结果 见图 2。 图 2蠕动泵的流量 v0 和转数 N 的标准曲线 对实验数据进行回归处理， 泵的流量与转数之间 关系为 v0 2. 8456N － 0. 1105 式中 v0为流量， mL/min; N 为泵转数。 数据相关性 R2为 0. 9947， 流量与转数之间具有 较好的线性关系。 2. 2厌氧反应器流化特性研究 2. 2. 1初始流化速度 umf的实验测定 厌氧反应器操作时粪水从下向上通过颗粒床层， 污泥颗粒在反应器中所处状态主要取决于流体的空 塔流速 u0与颗粒的起始流化速度 umf的对比， 因此 umf获得将十分重要， umf的获得有两种方式， 一为实验 法， 二是计算法。实验测定了不同流量下污泥床高度 Lf， 静床层高度计为 L0， 结果如图 3 所示。 图 3 中床层膨胀率 δ 定义为 δ Lf－ L0 L0 2 由图 3 可知， 当 v0 3. 73 mL/min 时， 床层开始 图 3床层膨胀率随流量的变化曲线 膨胀， v0 4. 16 mL/min 时， δ 为 2. 26 ， 反应器截面 积为 27. 027 cm2， 因此可判断初始流化速度 umf在 0. 138 ～ 0. 154 cm/min。 当粪水流量约为 15 mL/min 时， 有少量污泥小颗 粒被粪水带出反应器， 浓相区和稀相区分界明显; 当 粪水流量约为 25 mL/min 时， 观察到较多的污泥小颗 粒被粪水带出反应器， 此时膨胀率几乎不变。 2. 2. 2初始流化速度 umf的理论计算 1 污泥颗粒粒度测定实验。在 100 mL 量筒中 投入污泥， 慢搅， 颗粒开始沉降， 同时计时， 结果显示， 当时间为 14. 65 s 时， 污泥颗粒沉降距离为 3. 2 10 － 2 m， 则颗粒沉降速度为 ut 3. 2 10 －2 14. 65 2. 184 10 －3m/s 假设 以 颗粒 直 径为 特 征 尺 寸， 计 算 的 雷 诺 数 ReP 2， 则 ut ρ P － ρ gd2 P 18μ 3 式中 颗粒密度 ρP以 1100 kg/m 3 计算; ρ 为水密度， 1 000 kg/m3; 黏度 μ 为 10. 9 10 － 4 Pa s， 则颗粒直径 dP为 dP 18μ ut ρ P － ρ 槡 g 201μm 4 验证 ReP dPutρ μ 0. 435 2 5 故计算可靠。 2 初始流化速度计算如下 对于小颗粒， 当 ReP 20 时 umf d2 P ρ P － ρ 1650μ g 0. 143 cm/min 6 反 应 器 直 径 dt 5. 866 cm，截 面 积 S 12 环境工程 2011 年 4 月第 29 卷第 2 期 27. 027 cm2， 故初始流化时流量 vmf 3. 864 cm3/min。 实验值和理论计算结果基本一致。 2. 3流化床厌氧反应器生产能力变化规律 2. 3. 1反应器进出口处 COD 值随时间分布 为研究床层流化和反应特性， 实验采取全循环流 程， 即反应器出口流体通过蠕动泵全部从入口输入， 反应器进出口处 COD 值随时间变化曲线如图 4、 图 5 所示。 图 4不同转速下反应器进口 COD 值随时间变化曲线 图 5不同转速下反应器出口 COD 值随时间变化曲线 由图 4、 图 5 可知进出口处粪水 COD 分布具有 相似规律， 均是随时间的变化而不断减小， 开始时下 降较快， 一定时间后， 下降速率变慢。速率变慢所需 时间随流量、 初始 COD 值的不同而有所区别， 初始 COD 值越小、 流量越大， 则所需时间越短， 如流量为 11. 2 mL/min 时， 3 d 后出口浓度几乎不再变化。 2. 3. 2不同初始 COD 值对反应量的影响 根据进出口 COD 变化量， 计算在不同蠕动泵转 速下反应器的反应量。反应量 W 定义为单位时间单 位反应器静床层中反应消耗的 COD 量， 即 W v0Δρ COD VR0 其中 VR0 πd 2 t 4 L0 7 式中v0 粪水流量， mL/min; Δρ COD 反应器进出口浓度差， mg/L; VR0 反应体积， mL; dt 反应器内径， 5. 866 cm; L0 静床层高度， 6. 30 cm。 不同转速下， 反应量随时间变化曲线见图 6。 图 6不同转速下反应量随时间的变化曲线 由图 6 可知， 蠕动泵转数为 1. 95 ～ 2. 10 r/min 时 反应量明显高于转数为 0. 90 ～ 1. 05 r/min， 说明在一 定范围内， 流量增大对反应量的提高是有利的。当流 量为 11. 2 mL/min 时， 单位时间内的反应量达到最 大， 随反应时间的延长， 反应量迅速下降。原因是本 实验采用了全循环流程， COD 下降速度远远高于其 他转速时的情况， 浓度的快速降低必然影响到反应量 的快速减少。 因此， 在实际生产过程中， 建议流量保持在 11. 2 mL/min 左右。 2. 3. 3最大及平均反应量随流量变化情况 根据进出口粪水 COD 值， 可以计算最大反应量 Wmax及平均反应量 W， 计算式如下 Wmax v0Δρ COD max VR0 8 W v0Δρ COD VR0 9 式中Δρ COD max 反应器进出口最大浓度差， mg/L; Δρ COD 反应器进出口平均浓度差， mg/L。 实验结果如图 7 所示。由图 7 可知最大反应量和 平均反应量曲线遵循相似的规律， 开始时， 随粪水流量 增大， 反应量均随之增大， 表明反应器处理能力增大; 当 流速增到11. 2 mL/min、 初始 ρ COD 浓度为2 670 mg/L 时， 反应量达到最大值为 4.66 mg/ L min 。 随着粪水流量的进一步增大， 反应量反而下降， 其原因 一是由于流速的增大， 反应器中的部分小直 22 环境工程 2011 年 4 月第 29 卷第 2 期 图 7反应量随流量的变化曲线 径污泥颗粒由于实际空塔速率 u0大于其带出速率 ut， 将被粪水带出反应器， 从而降低了单位反应器体 积所含的微生物量; 二是由于流速的增大， 粪水在反 应器中的停留时间缩短， 从而降低了反应量。 2. 4流量对各组分产气量的影响研究 所产气体体积的计量是通过排水集气法进行的， 气体成分由色谱分析获得。不同流量下气体体积随 时间的变化关系见图 8 和图 9。 图 8不同转速下反应产生的甲烷气体体积随时间的变化曲线 图 9不同转速下反应产生的二氧化碳气体 体积随时间的变化曲线 由图 8、 图 9 可知当蠕动泵转速较低， 粪水流量 较小时， 气体产生的时间明显较长， 说明在低流量下， 延滞期长; 随流量增大， 延滞期缩短。 从产气量来看， 开始时， 随流量的增大， 产气量增 大， 到达极值点后， 随流量的继续增大， 产气量有减小 趋势。 2. 5流量对所产气体各组分含量的影响 将收集到的气体， 用气相色谱测定各组分含量， 结果见图 10。 图 10各组分含量随流量的变化曲线 由图 10 可知甲烷和二氧化碳气体的含量随粪水 流量的变化并不显著， 且产生的气体中主要为甲烷气 体， 相对含量达 87.63， 是二氧化碳含量的 7 倍左右。 2. 6气体产生对床层膨胀率的影响 为研究反应过程中所产气体对流化床性能的影 响， 分别设计了冷、 热模两种实验， 记录了不同流量下 床层高度的变化， 结果如图 11 所示。 图 11床层膨胀率随流量的变化曲线 由图 11 可知热模时床层膨胀率明显高于冷模， 在实验范围内， 随流量的增大， 膨胀率相差有越来越大 的趋势。原因如下 开始时， 反应产生的小气泡较均匀 地分布于污泥颗粒的表面， 随着反应的进行， 气泡越来 越大， 由于浮力作用， 气泡会脱离原先的污泥颗粒而上 浮， 上浮过程中， 气泡之间有可能发生聚并， 半径不断 增大， 上升速度加快， 并和颗粒发生碰撞， 将动量传递 给颗粒。颗粒在气泡的撞击作用下由原来的致密状态 变得较为疏松， 从而膨胀率较冷模时大。 下转第 47 页 32 环境工程 2011 年 4 月第 29 卷第 2 期 出水量为300 m3/d。池内采用间断式穿孔管曝气， 完 成硝化和反硝化， 自吸泵间断式负压出水， 自吸泵负 压为20 kPa。 4组合工艺的处理效果 微电解、 A/O 和膜生物反应器组合工艺处理废 水 COD 的去除效果见表 3。 表 3组合工艺处理废水 COD 的去除效果 项目进水微电解出水A 池出水O 池出水MBR 出水 ρ COD/ mgL － 1 8 000 6 0004 000700 300 去除率 / 25358556 ρ NH3-N/ mgL － 1 200 170 ～ 180450 ～ 500400 ～ 450 15 去除率 / 1097 从表 3 看出该工艺中 COD 的去除主要是在接 触氧化段实现的， 氨氮和总氮去除主要在膜生物反应 器去除， 而微电解和酸化水解段对 COD 的去除率较 低。微电解对 COD 的去除率低是因为微电解对废水 的化学过程中主要降低废水的毒性， 提高其可生化 性; 酸化水解对 COD 的去除率低是因为在酸化水解 过程中有机物主要发生断链等变化， 而很少进行彻底 降解。由表 3， 废水经过酸化水解后， 出水 NH3-N 浓 度有明显提高， 这说明酸化水解过程中废水中含氮有 机物发生了明显的氨化反应。因此设置酸化水解单 元对含高浓度有机氮废水的整体生物降解是有益的。 5结论 1 泰州某化学有限公司生产的农药废水中二腈 废水毒性大， COD 和有机氮浓度高， 有机氮对生化处 理细菌有较强抑制和毒害作用。采用微电解工艺处 理后， 可生化性提高。 2 经配水池进入酸化水解池的废水， 有机氮得 到氨化， 提高废水可生化性， 保证了接触氧化池稳定 运行。接触氧化有效降低了 ρ COD ， 出水 ρ COD 达到 700 mg/L 以下。 3 膜生物反应器采用间断式曝气， 达到硝化和 反硝化作用， 运行稳定。经泰州市相关部门监测， 出 水 ρ COD 低于300 mg/L， 氨氮低于15 mg/L， 总氮低 于50 mg/L， 能够稳定达到接管标准排放。 参考文献 ［1 ］ Jason Dwyer，Lydia Kavanagh，Paul Lant.The degradation of dissolved organic nitrogen associated with melanoidin using a UV / H2O2AOP［J］ . 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