IC反應器設計參數(shù)的說明

1、IC反應器設計參數(shù)的說明作者:日期:IC反應器設計參數(shù)的說明1。設計說明IC反應器，即內(nèi)循環(huán)厭氧反應器，相似由2層UASB反應器串聯(lián)而成。其由上下兩個反應室組 成。在處理高濃度有機廢水時，其進水負荷可提高至3550kgCOD/ (m3d)。與UASB反應器相比,在獲得相同處理速率的條件下，IC反應器具有更高的進水容積負荷率和污泥負荷率，IC反應器的平均升流速度可達處理同類廢水UASB反應器的20倍左右。(3 ) IC反應器的循環(huán)量V 1206進水在反應器中的總停留時間為tHRT = Q =150/2 =i6h設第二反應室內(nèi)液體升流速度為 4m/h ,則需要循環(huán)泵的循環(huán)量為 256m3/h.第一

2、反應室內(nèi)液體升流速度一般為1020m/h ,主要由厭氧反應產(chǎn)生的氣流推動的液流循環(huán)所帶動.第一反應室產(chǎn)生的沼氣量為Q沼氣=Q (C0 Ce)X 0.8 X 0.35 =3600/2 X (24。074 X0o 8X0o 35 = 10313 X 2 =20626m3/d每立方米沼氣上升時攜帶12m3左右的廢水上升至反應器頂部，則回流廢水量為 10313 20620 m3/d ，即430859 m3/h,加上IC反應器廢水循環(huán)泵循環(huán)量 256 m3/h,則在第一反應室 中總的上升水量達到了 6861115 m3/h ,上流速度可達10。7917。53m/h ,可見IC反應器 設計符合要求。研究快

3、速啟動厭氧反應器的技術一、外加物質效應1投加無機絮凝劑或高聚物為了保證反應器內(nèi)的最佳生長條件，必要時可改變廢水的成分，其方法是向進水中投加養(yǎng)分、 維生素和促進劑等.Macarie和Guyot研究發(fā)現(xiàn)，在處理生物難降解有機污染物亞甲基安息香酸廢水時,向廢水中投加FeSO4和生物易降解培養(yǎng)基后，可以有效地降低原系統(tǒng)的氧化還原能力，達到一個 合適的亞甲基源水平，縮短U A S B的啟動時間。Imai研究了向接種污泥中添加吸水性聚合物（ WAP ）的作用。WAP主要成分為丙烯酸顆粒樹 脂，具有可供微生物附著的高的比表面和復雜網(wǎng)狀結構。而且密度低（濕密度 1.0g/ml ）,與砂及其 他物質相比提高了顆

4、粒與微生物間的接觸，明顯強化了以葡萄糖或VFA為基質的實驗室規(guī)模和中試規(guī)1H UASB反應器的顆?；^程。在顆粒污泥形成之后 WAP被厭氧微生物慢慢降解，這造成顆粒分 裂成多個小碎塊，然后再次生長為成熟顆粒.逐漸地，所有顆粒被降解。根據(jù)試驗提出用于強化顆?；?過程的反應器體積內(nèi)WAP投加量為約750mg/L.王林山等人向厭氧接種污泥中投加膨潤土 （BT）和聚丙烯酰胺（PAM）,采用常溫間歇式進料， 在一月內(nèi)獲得了顆粒污泥。膨潤土的特征成分是蒙脫石。聚丙烯酰胺的酰胺基與蒙脫石生成氫鍵，起吸附和架橋作用，從而使膨潤土、污泥和細菌聚集成直徑510mm的絮凝團，成為顆粒污泥生長核心，絮凝團絲狀菌網(wǎng)絡內(nèi)

5、菌體繼續(xù)生長，使其成為密實的，近似為球形的顆粒污泥.2 投加細微顆粒物Lettinga等人研究表明粘土和其他無機顆粒似乎對顆粒污泥的形成有害.他們的實踐表明：在無分散無機物質中能形成很好的顆粒污泥，顆粒揮發(fā)性固體含量很高。另一種觀點認為：有助于懸浮污泥形成顆粒的因素之一是存在微生物能附著生長的晶核或生物 載體。細胞附著在這些顆粒上是顆?；牡谝徊?。第二步是在惰性載體上形成致密和厚實的生物膜.所以，添加惰性載體的UASB反應器中污泥顆?；^程可解釋為生物膜形成現(xiàn)象。周律在反應器中投加了少量陶粒、顆?；钚蕴康龋瑔訒r間明顯縮短，這部分細顆粒物的體積 約占反應器有效容積的2%3%。用石化廠含有機氯化

6、物的廢水進行對比實驗表明，在其它條件相同時，投加粒徑小于0.4 mm的顆?；钚蕴亢?，啟動時間幾乎縮短了一半。啟動階段投加的細顆粒物似 乎僅起著初期顆粒污泥晶核的作用，這是利用顆粒物的表面性質，在短期內(nèi)加快那些易于形成顆粒污 泥的細菌在細顆粒物表面的富集。另外，初期投加細顆粒物后，系統(tǒng)的穩(wěn)定性和最大有機負荷都有明 顯的提高。實驗中還發(fā)現(xiàn)，以前啟動UASB反應器時要求嚴格的水力負荷和有機負荷控制，在投加 細顆粒物后這些控制措施顯得并不重要了 .Huishoff Pol說明了惰性載體顆粒在顆?；^程中的重要性。當從接種生活污水污泥中去除惰 性顆粒（尺寸為40- 100心m ），在不去除惰性顆粒的分散

7、污泥顆粒化所需的時間內(nèi)沒有觀察到顆?；?。同一學者觀察到添加水一無煙煤顆粒（尺寸為0.25-0.42mm）顯著減少中溫條件下顆粒化所需時間。Yoda等報道當添加100am粉末沸石作為載體比無沸石時顆粒污泥形成得快。Fukuzaki等 發(fā)現(xiàn)添加聚亞安酯泡沫提高了甲烷菌群的停留。所以處理富含丙酸污水 UASB反應器在短的啟動時間獲得高的甲烷發(fā)酵效率.但是，在高溫顆?；性诮臃N消化污泥中添加或不添加砂（50- 10am ）沒有差別，盡管形成的顆粒包括砂顆粒這能歸因于一些惰性顆粒相對于微生物比重較大，如砂粒。更多的微生物可能在反應器上部積累，而砂粒趨向于在反應器底部積累.所以有利于微生物附著生長的顆粒與

8、微生物之間的接觸機會顯著減少，導致顆?；^程不顯著。Verrier等證明在厭氧消化池中添加細菌生長的載體能提高甲烷產(chǎn)量。Munoz等也表明載體如海泡石和輝綠巖在中試規(guī)模厭氧消化池中提高甲烷產(chǎn)量.Ross報道粉末活性炭的存在提高了處理玉米加工廢水污泥的可沉降性。Morgan等和Yu等觀察到活性炭能強化顆粒化過程，顆?；钚蕴康奶砑犹岣吡松镂綇亩?刺激顆粒污泥的形成和其吸附污染物以固定狀態(tài)降解的能力.Yu等研究了在UASB反應器啟動期間粉末活性炭（PAC）和顆粒活性炭（GAC）對于污泥顆?；尼苡?。結果表明 PAC或GAC的添加能明 顯強化污泥顆?；^程并加速工藝啟動。污泥顆粒化定義為當10 %

9、顆粒大于2.0mm,在不添加惰性物質時約需95天，添加PAC和GAC反應器中分別減少25和35天.此外，通過試驗PAC或GAC 的添加使得微生物濃度更高，更早觀察到肉眼可見顆粒，提高單位容積COD去除能力.而且，添加GAC 對于UASB反應器啟動的有益作用略高于 PACo通過添加PAC或GAC強化的顆?；^程歸因于絲 狀菌在活性炭表面更好的附著.但是，此研究未詳細研究 PAC或GAC的性質.PAC和GAC性質差異可能是添加 PAC和GAC 反應器間微小差異的原因。下表列出了添加不同惰性載體對污泥顆?；挠绊懚栊圆牧辖臃N污泥反應器介質尺寸（mm ）基質顆粒化縮短時間（d）顆粒大?。╩m）優(yōu)勢菌種

10、泡沫塑料絮狀污泥填充床（85和200ml）5。0丙酸一7。8-8.0甲烷絲菌沸石-上向流反應器（9。4和4.01 ）0.1葡萄糖201。0-2。0甲烷絲菌水無煙煤非顆?；瘏捬跸勰?。1VFA142.0甲烷絲菌WAPUASB1。310.10。2葡萄糖201.8 1.9桿狀甲烷絲菌GACUASB101VFA模擬顆粒污泥*2。1 2.3絲狀甲烷絲菌10-GACUASB0。7510.32蔗糖 一0。4甲烷絲菌PACUASB7.310.4葡萄糖+蛋白豚+肉湯提取物352.0-4 。 0甲烷絲菌0.2302。0-4.0甲烷絲菌由此可見，惰性材料確實能加快 UASB的啟動。盡管這些載體僅為惰性材料，在基

11、質降解中不 起重要作用，但是也應非常仔細地挑選載體，并應具有以下性質：a比表面積高b比重接近厭氧污泥c好的憎水性d球形形狀投加過量的惰性顆粒會在水力沖刷和沼氣攪拌下相互撞擊、摩擦，造成強烈的剪切作用，阻礙初成體的聚集和粘結，對于顆粒污泥的成長有害無益。另一方面,污水中高濃度絮凝性差的懸浮物質又t于顆粒污泥的形成是有害的.并且高濃度分散惰性固體對于顆?；^程也是不利的，因為在這些情況下，對于細菌用于生長的表面積太大，聚集生長受 到限制.顆?；耆Q于細菌生長，所以生長減慢導致顆?；^程減緩。在高組分細小分散懸浮固 體的污水中，細菌附著在分散顆粒上會導致活的細菌的流失。二、選擇壓理論該理論認為U

12、ASB反應器顆?；^程的本質是反應器中存在污泥顆粒的連續(xù)選擇過程。Hulshoff Pol等人的研究認為：在高選擇壓條件下，輕的和分散的污泥被洗出而較重的組分保持在反 應器中。從而使細小分散的污泥生長最小化，細菌生長主要局限在有限數(shù)量由惰性有機和無機載體物 質或種泥中存在的小的細菌聚集體組成的生長核心.這些生長核心的粒徑增加直至達到顆粒污泥和生 物膜部分產(chǎn)生脫落的特定最大尺寸，形成新生長核，如此反復。顆?；跫夒A段出現(xiàn)的絲狀顆粒隨著 時間的增長變得更致密。低選擇壓條件下，主要是分散微生物的生長，這產(chǎn)生膨脹型污泥 .當這些微生物不附著在固體支 撐顆粒上生長時，形成沉降性能很差的松散絲狀纏繞結構。

13、而且 ，氣泡附著在這些松散纏繞的絲狀菌 上時，污泥甚至有上浮的趨勢.在生物反應器中，因氣體流動或者液體流動和顆粒間碰撞引起的脫膜力是影響厭氧顆粒污泥的 形成、生物結構及其穩(wěn)定性的關鍵因素.在一個生物膜系統(tǒng)中，高的水力剪切力能夠產(chǎn)生比較結實的生物膜，而剪切力比較弱的時候，生物膜容易成為一個異質多孔和比較脆弱的生物膜。另一方面，有證 據(jù)表明，在好氧和厭氧顆粒污泥形成的過程中需要有一定的水力剪切力.當剪切力比較弱的時候，很少觀察到污泥顆?；F(xiàn)象。這些也表明了水力剪切力在生物附著和自固定化過程中的重要性。但是， 水力剪切力對顆粒污泥的形成、結構和代謝機理的影響還不十分清楚從上面的討論顯示，UASB反應

14、器中的上升流速對污泥顆?；^程具有顯著的影響.因此，研究者在通過控制UASB反應器中的水力剪切力來加速污泥顆?；M程的研究方面付出了許多努力。Alphenaar等人發(fā)現(xiàn)UASB反應器中高的液體上升流速和短的水力停留時間（HRT ）兩者結合有利于污泥顆粒化過程。Noyola和Moreno進行了一系列實驗來研究 UASB反應器中液體上升流速 對厭氧顆粒污泥形成的影響。實驗結果表明通過水剪切力作用使絮狀厭氧污泥能夠通過在非常短的時 間里（不到8小時）而被轉化為活性相對比較好的厭氧顆粒污泥.這些厭氧顆粒污泥的SVI和污泥沉淀速度顯著改善，并且顆粒污泥的沉降性的增加將導致流失 污泥從46 %減少到2%。

15、清華大學的實踐表明將水力負荷提高到0.6m3/ （m2h ），可以沖走大部分的絮狀污泥，使密度較大的顆粒狀污泥積累在反應器的底部，形成顆粒污泥層，這部分污泥層可首先 獲得充足的營養(yǎng)而較快地增長。因此，通過提高 UASB反應器中液體上升流速，將水剪切力作用于絮 狀厭氧污泥上，使得厭氧顆粒污泥的形成速度得到顯著增強。但是，提高水力負荷不能過快，否則大 量絮狀污泥的過早淘汰會導致污泥負荷過高，影響反應器的穩(wěn)定運行。探討三相分離器在厭氧顆粒污泥膨脹床中的優(yōu)化設計厭氧顆粒污泥膨脹床（EGSB）反應器是荷蘭Lettinga教授和他同事在20世紀80年代后期對 UASB反應器進行改良而開發(fā)的第三代反應器。因

16、具結構簡單、負荷高、適應性廣等特點，受到國內(nèi) 外普遍重視，已被用于多種工業(yè)有機廢水（如淀粉、啤酒、酒精、屠宰、味精、檸檬等）的處理14. 自EGSB開發(fā)以來，因三相分離器是EGSB反應器穩(wěn)定運行的關鍵，而且在日益發(fā)展的三相流態(tài)化技 術中也有著廣泛的應用前景，故反應器的設計重點集中在氣一液一固三相分離器方面。但到目前為止:用于大規(guī)模生產(chǎn)的三相分離器結構在國外仍屬專利，有關設計方法也是沿用UASB的設計方法.國內(nèi)已有的報道對EGSB的三相分離器大多按固液和氣液兩相分離的方法進計設計5，主要是針對低濃度的有機廢水，而對于高濃度的有機廢水分高效果不太理想，出現(xiàn)污泥流失，限制了反應器負荷的提 高。因此，

17、在高濃度有機廢水中 EGSB反應器的三相分離器設計是一項值得探討的課題。本文運用 流體力學理論來對互相分離器進行理論分析和優(yōu)化計算.以便對三相分離器的設計提供理論依據(jù)。1三相分離器的基本要求及工作原理三相分離器是EGSB反應器的重要結構，它對污泥床的正常運行和獲得良好的出水水質起 著十分重要的作用。它同時具有以下兩個功能：一是收集從分離器下反應室產(chǎn)生的沼氣；二是使得在 分離器之上的懸浮物沉淀下來。 要實現(xiàn)這兩個功能，在厭氧反應器內(nèi)設置的三相分離器應滿足以下條 件：水和污泥的混合物在進入沉淀室之前，氣泡必須得到分離。沉淀區(qū)的表面負荷應在 3.0 m3 /(m2h )以下，混合液進入沉淀區(qū)前，通過

18、入流孔道的 流速不大于顆粒污泥的沉降速度。由于厭氧污泥具有凝結的性質，液流上升通過泥層時，應有利于在沉淀器中形成污泥層o沉淀區(qū)斜壁角度要適當，應使沉淀在斜底上的污泥不積聚，盡快滑回反應區(qū)內(nèi)。應防止氣室產(chǎn)生大量的泡沫；并控制氣室的高度，防止浮渣堵塞出氣管。現(xiàn)以圖1所示三相分離器為例來說明其工作原理.氣、液、固混合液上升到三相分離器內(nèi) 沼氣氣泡碰到分離器下部的反射板時，折向氣室而被有效地分離排出，與固、液分離。與氣泡分離后 的污泥在重力作用下一部分落回反應區(qū)，另一部分隨流體沿一狹道上升，進入沉淀區(qū)。澄清液通過溢 流堰排出，污泥在沉淀區(qū)絮凝、沉降和濃縮，然后沿斜壁下滑，通過污泥回流口返回反應區(qū)。由于

19、沉 淀區(qū)內(nèi)液體無氣泡，故污泥回流口以上的水柱密度大于反應器內(nèi)液體密度，使?jié)饪s后的污泥能夠返回 反應區(qū)，達到固液分離.2三相分離器的設計一般來說，三相分離器的設計包括沉淀區(qū)設計、回流縫設計和氣液分離設計.現(xiàn)對矩形結構反應器內(nèi)的三相分離器設計進行闡述。2.1沉淀區(qū)設計沉淀區(qū)的設計方法可參考普通二次沉淀池的設計6,主要考慮沉淀面積和水深。沉淀池的面積根據(jù)廢水量和沉淀區(qū)的表面負荷確定，在處理高濃度的有機廢水時，由于在沉淀區(qū)的厭氧污泥 與水中殘余的有機物還能產(chǎn)生生化反應，對固液分離有一定的干擾，但EGSB反應器中的顆粒污泥比 UASB中的絮狀污泥直徑大，凝聚和沉降性能好，機械強度也較高，不易被水流沖碎而

20、流失，因此，表面 負荷UASB(小于1 o 0m3/ (m2h )中的大，一般小于 3.0m3/ ( m2h )。對于一個已知的反應 器來說，沉淀區(qū)的面積是已知，故只須設汁沉淀區(qū)的水深。根據(jù)淺池沉降原理及工程實踐，一般沉降 區(qū)的體積是總體積的15%-20%,這樣不僅能收集部分沼氣，而且能提高反應器的沉降效率。2。2回流縫的設計由圖2可知，三相分離器由上、下兩組三角形集氣罩所組成，根據(jù)幾何關系可得： TOC o 1-5 h z tg 0 =h3/b1(1)b2=b-2b1(2)v1=Q/S1(3 )S1=ab2(4)v2=Q/S2(5)S2=2ca(6 )元三網(wǎng)分高器幾軻尺寸美嘛其中0為下三角形

21、集氣罩斜面的水平夾角，一般采用45 600 ,為了利于回流，。取600 ; h3為下三角形集氣罩的垂直高度，m ; bl為下三角形集氣罩的1 /2寬度，m ； b2為兩個下三角形 集氣罩之間的水平距離，即污泥的回流縫之一，m； b為單元三相分離器的寬度，m； Q為反應器進水流量，m3/h; S1為下三角形集氣罩回流縫的總面積，m2 ; S2為上三角形集氣罩回流縫的總面 積，m2 ； c為C點到下三角形斜面的垂直距離，即 CE, m； a為反應器寬度，即三相分流器的長 度，m ； v1下三角形集氣罩之間的污泥回流縫中混合液的上升流速，m/h ; v2為混合液通過上三角形集氣罩與下三角集氣罩之間回

22、流縫的流速，m/h; v0為廢水的上升流速，m/h。設X =b2/b,則有0人 1 ,為了使回流縫和沉淀區(qū)的水流穩(wěn)定，確保良好的固液分離效果和污泥的順利回流，通過理論計算和工程經(jīng)驗來優(yōu)化人值，使得v2v1。c可以通過調節(jié)h4來實現(xiàn)。最終確定流速池，以使回流縫的水流穩(wěn)定，污泥能順利地回流。一個性能優(yōu)良的三相分離器應使沉淀區(qū)的濃縮污泥能夠順利回流至反應區(qū)，污泥在沉淀區(qū)的停留時間要短.因此分離器設計的關鍵是回流口的尺寸?；亓骺谙路降奈勰酀舛萷 ms越低,沉淀區(qū)濃縮污泥回流的推動力也越大.下三角形集氣罩回流縫面積 S1減小，進入三相分離器的氣量減小，p ms降低，但同時下三角形集氣罩回流縫處的縱向流速

23、增大，又使 p ms增加。p ms與懸浮污泥層濃 度、通過回流口的氣量、液體流速及污泥沉降速度有關。P ms可參照文獻7計算懸浮層污泥濃度的公式并通過小試實驗歸納為下式：仆二3工其中*i -pmd為懸浮層污泥濃度，KgSS /m3 ；/ / gd /為單位時間每平方米懸浮層頂部產(chǎn)氣體積,m3 ；” 9例單位時間每平方米反應器產(chǎn)氣體積，m3 ； Ksg為單位有機物甲烷轉化量，m3CH4 /Kg COD ; fme為氣體中的甲烷含量；p 0為進水COD的質量濃度，Kg COD /m3 ; pe為出水COD的質量濃度，KgCOD /m3;vsl為污泥的界面沉降速度，m/h;Kls為污泥模型常數(shù).集氣

24、罩最小斷面的污泥濃度較高，而且被上升氣體夾帶到這一部分的污泥沉降性較差，污泥的沉降為擁擠沉降。污泥的界面沉降速度可用下列經(jīng)驗公式表示7 :(8)vsl =a p nmd有機質的厭氧消化在具有固定床性質的污泥床和具有流化床性質的懸浮層兩部分完成，三 相分離器不參與有機質的消化過程。在一定的有機負荷下懸浮層濃度可根據(jù)Van Der Meer 等人提出的上流式反應器厭氧消化過程的數(shù)學描述求得。這樣三相分離器的設計首先要找出p ms值最小時的人，即可獲得集氣罩的最佳橫向尺寸.2。3氣液分離設計由圖2可知，欲達到氣液分離的目的，上下三角形集氣罩的斜邊必須重疊，重疊的水平距 離越大，氣體分離效果越好，去除

25、氣泡的直徑越小，對沉淀區(qū)同液分離效果的影響越小。由反應區(qū)上 升的水流從下三角形集器罩回流縫過渡到上三角形集氣罩回流縫再進入沉淀區(qū)，其水流狀態(tài)比較復雜。當混合液上升到 A點后，將沿著AB方向斜面流動，并設流速為 Va,同時假定A點的氣泡以速 度Vb垂直上升，所以氣泡的運動軌跡將沿著Va和Vb合成的方向運動，根據(jù)速度的平行四邊形法則，有： TOC o 1-5 h z Vb/Va=BC/AB(9)要使氣泡分離后不進入沉淀區(qū)的必要條件是：Vb/Va BC/AB(10 )氣泡上升速度Vb與其直徑、水溫、液體和氣體的密度、廢水的粘度系數(shù)等因素有關.當氣泡的直徑很小(d0o 1mm =時、在氣泡周圍的水流呈

26、層流狀態(tài)，Re1,這時氣泡的上升速度可用 如下的斯托克斯公式計算：Vb=d1g( p L pG) /18 a(11 )式中：pL為廢水的密度，Kg/m3 ; pG為氣泡的密度，Kg/m3。由圖二可知，如果c已知，則BC = c/cos8,由式(10 ),可求得AB,而上三角形集氣罩 的高滿足如下的關系式：ABcosB +b 入/2=h4ctg 0(12)從而可以求得h4.從式(12)可以看出，h4是依據(jù)人而變化的。bl已由前面人確定,這樣給定縫隙寬度C即可求出脫除直徑為db的氣泡所需最小h40h4 越大，上三角形集氣罩的覆蓋面就越寬， 氣體的分離效果就越好，去除的氣泡也越小。但h4不能太大，

27、否則上下兩個三角形集氣罩之間的截面面積減少，從而使得流經(jīng)該截面的流速 V2高于3m/h，使?jié)饪s 污泥回流困難。由于三相混合液在進入三相分離器前大部分氣體已被排除，沉淀區(qū)下方污泥濃度較低，氣量也少，此時濃縮污泥顆粒的沉降速度可用自由沉降速度來代替，并用下列公式來計算不同粒徑的污泥沉降速度9:vp= （ p t p G）gd2P/18u（Rev2 sin 0及vp v2 ,即可求出使?jié)饪s污泥能夠順利回流的上部集氣罩最小斷面面 積。從而求出上三角形集氣罩的高度.考慮到顆粒形狀不規(guī)則及仍有一定的干擾作用，實際沉降速度要 比計算值低.另外，下部集氣罩最小斷面的污泥沉降速度應高于料液縱向流速，即 vsl

28、v1.3模型算法及其設計應用示例在一定的反應器負荷下，pms為人的單目標函數(shù)，其優(yōu)化模型為：目標函數(shù)p ms = fgd入），v1 （入） 求人，使得p ms最小。約束條件O入 1.由于目標函數(shù)的表達式復雜，自變量的取值范圍不大 ，因此可以采用比較法來尋求，其可靠 性和準確性通過人的離散密集程度來保證。確定下三角形的回流縫寬度以后，就可以求得分離器的其 它結構尺寸.計算步驟如下：確定p 0, p e, v0 ;查Ksg , fme及有關參數(shù)；找出滿足pms最小值的人；由公式（1 ）（7）和（9）（13 ）求出b2和h4;校核.應用此方法對實驗室小試中 EGSB反應器的三相分離器進行了設計，用此

29、三相分離器來分 離混合液中的氣體和污泥顆粒，取得了較滿意的結果。進水的COD質量濃度為4 000 mg /L,廢水的上升流速為6 m /h,在一定的水力停留 時間下可獲得80 %的穩(wěn)定去除率，模型中有關參數(shù)由參照有關資料及菌種馴化實驗所得如下：Ksg=0.35 m3 CH4 / kg COD ; fme =0.85 ;p md= 10kgSS / m3 ； vs1 =31m /h；Kts =0。2;dp = 0.5 mm ；p 日 X103kg /m3 ； p 尸 l.05kg /m3 ；心二0。8X10-3NS /m2;g =10N/kg。將上述參數(shù)代入式（1 ）（13 ）,可得到反應器及三

30、相分離器的最佳結構尺寸，結果如下反應器的邊長 b = 16cm ； v0=6m/h；入=0。38;b2 = 6cm ； b1 =5cm ； C = l。5Cm;BC = 3cm;AB =3cm ; h4=7。5 cm由上述尺寸確定的三相分離器可脫除直徑為0.lmm 以上的氣泡，并能使直徑為 0.5 mm的顆粒污泥順利返回反應區(qū).海南某淀粉廠黃漿廢水EGSB處理工藝中三相分離器的設計采用此方法也獲得了很好的效 果。它是由三層多個三相分離器單元組成的箱式設備，具體的單元尺寸為：b = 100cm ； b1 =30Cm ； b2 =40cm;人=0.4；h4 = 52cm ; BC = 35cm ;

31、 AB = 20cm4結語本文運用流體力學理論，根據(jù) EGSB反應器中互相分離器的工作原理，在Van Der Mer 的數(shù)學模型基礎上，建立了一個改進型三相分離器的數(shù)學模型，通過資料及實驗得出一些參數(shù)后，進 行了優(yōu)化計算，得出了較為合理的回流縫尺寸和三角形集氣罩的高度，為設計穩(wěn)定高效的EGSB反應器提供理論依據(jù)。厭氧生物處理的運行與管理研究厭氧消化系統(tǒng)的啟動主要是培養(yǎng)消化污泥，消化污泥培養(yǎng)正常的一個主要標志是產(chǎn)酸菌與甲烷 菌數(shù)量上的動態(tài)平衡。產(chǎn)酸菌繁殖速度快，對環(huán)境條件要求較低，極易大量培養(yǎng)繁殖，而甲烷菌很脆 弱,對環(huán)境條件要求高，初期培養(yǎng)較困難，因此，試運行中生物培養(yǎng)的主要目標是甲烷菌的培養(yǎng)

32、.一般來說，甲烷菌培養(yǎng)良好時，產(chǎn)酸菌必然良好 ，但產(chǎn)酸菌的過度繁殖，不利于甲烷菌的培養(yǎng)，有時甚至不 可能培養(yǎng)起來。向消化池內(nèi)投入消化種污泥，種污泥可以取自其他處理廠，如無條件，可從廢坑塘種取部 分腐爛的污物或污泥投入消化池作為種污泥。向消化池內(nèi)逐步投入生污泥，使消化污泥自行逐漸形成。此法培養(yǎng)時間較長，一般需 2-3個月才能將消化污泥培養(yǎng)正常。在培養(yǎng)消彳t污泥時，必須控制有機物的投配負荷，投配負荷太高，會導致?lián)]發(fā)性脂肪酸的大 量積累，使酸衰退階段時間太長，從而大大延長培養(yǎng)時間.一般有兩種控制方法：一是降低投泥的濃度；二是用初沉出水或二沉出水注滿消化池，稀釋投入的污泥。1、厭氧濾池的啟動厭氧濾池的

33、啟動即完成反應器內(nèi)污泥的增殖與馴化，通過形成生物膜和細胞聚集體使污泥 達到預定的濃度和活性，從而使反應器可在設計負荷下正常運行。通常可采用已有的污水處理廠的消 化污泥作為接種污泥，污泥在投加前可與部分原水混合，在反應器仲停留3-5d,然后開始連續(xù)進水.開 始時，COD負荷應低于1.0kg/（m3d） o對于高濃度的廢水要進行適當?shù)南♂?，并在啟動過程中逐漸減少稀釋倍數(shù)，增加負荷。當廢水中可生物降解的 COD去除率達到80 %左右時，即可按設計負荷連 續(xù)運行了。2、UASB系統(tǒng)的啟動對于一個新建的上流式厭氧污泥床（UASB）系統(tǒng)來說，啟動過程主要是用未經(jīng)馴化的絮狀 污泥（如污水處理廠的消化污泥）對

34、其進行接種，使反應器達到設計負荷并實現(xiàn)有機物的去除效果， 通常這一過程伴隨著顆粒化的完成，因此也稱為污泥的顆?；Ｓ捎趨捬跷⑸?，特別是甲烷菌增殖很慢，厭氧反應器的啟動需要很長時間.但是，一旦啟動完成，在停止運行后的再次啟動可以迅速完 成。當沒有現(xiàn)成的厭氧污泥和顆粒污泥時，采用最多的是城市污水廠的消化污泥。除了消化污 泥之外，可用作接種的污泥和沉淀物或富微生物的河泥也可以培養(yǎng)出顆粒污泥。污泥 VSS的接種濃 度至少不低于10kg/m3 反應器容積.接種污泥的填充量應不超過反應器容積的60%。當用非顆粒污泥接種時，為了培養(yǎng)顆粒污泥或沉降性能好的污泥，都存在一個將絮狀污泥 和分散的細小污泥由反應器

35、 洗出”的階段，這是反應器完成顆?；南葲Q條件。這一階段是一個緩慢 和微生物逐步進化的過程，控制的關鍵要素之一是水力停留時間或上升流速。一般升流速度未0.4 -1.0m/h ,如果有必要可以采用出水的回流。但是出水沖走的污泥絕對沒有必要回流到反應器。從負荷角度考慮UASB的初次啟動和顆?；^程分為 3個階段.階段1 ,即啟動的初始階段，這一階段是低 COD負荷的階段2kg/ （m3 o d）階段2即當反應器COD負荷上升至25kg/（m3.d） 的啟動階段。在這階段在反應器里 對較重的污泥顆粒和分散的、 絮狀的污泥進行選擇。使這一階段的末期留下的污泥中開始產(chǎn)生顆粒污 泥和保留沉淀性能良好的污泥

36、。所以COD負荷在5kg/m3.d 左右是反應器中以顆粒污泥或絮狀污泥 為主的一個重要的分界。階段3這一階段是指反應器 COD負荷超過5kg/m3a 此時，絮狀污泥變得迅速減少，而 顆粒污泥加速形成直到反應器內(nèi)不再有絮狀污泥存在。當反應器COD負荷大于5kg/m3 o d,由于顆粒污泥的不斷形成反應器大部分被顆粒污泥 充滿時，其最大COD負荷可以超過20kg/m3 。d,當反應器運行 COD負荷小于5kg/m3.d 時， 系統(tǒng)中雖然可能形成顆粒污泥，但是反應器的污泥性質是由占主導地位的絮狀污泥所確定。厭氧生物處理新工藝之厭氧序批式反應器的探討刖百在高效的廢水處理工藝方面，各國學者相繼開發(fā)了各種

37、高效厭氧生物反應器，如厭氧生物濾 池（AF）上流式厭氧污泥床（UASB ）和厭氧流化床（AFB）等。美國教授Dague等人把好氧生物處 理的序批式反應器（SBR ）運用于厭氧處理，開發(fā)了厭氧序批式反應器（ Anaerobic SequencingBatch Reactor ),簡稱為ASBR。Dague等人發(fā)現(xiàn)在ASBR中可以形成顆粒污泥，污泥沉降快且易 于保留在反應器內(nèi)，具有高SRT,低HRT。雖然ASBR運行上類似于厭氧接觸法，但 ASBR的固液 分離在反應器內(nèi)部進行，不需另設澄清池 ，不需真空脫氣設備。出水時反應器內(nèi)部生物氣的分壓使沉 淀污泥不易上浮，沉降性能良好。另外， ASBR中不需

38、UASB中的復雜的三相分離器。ASBR具有 工藝簡單、運行方式靈活、生化反應推動力大并耐沖擊負荷等優(yōu)點。本文將介紹 ASBR的特點，運 行條件及ASBR運行中各階段所需時間的確定.1形成顆粒污泥是ASBR的基本特征顆粒污泥中厭氧微生物鄰近程度遠小于絮狀體污泥。厭氧消化成功的關鍵在于反應器中保 持多種微生物之間的平衡，特別是能夠保持低氫分壓.從熱力學上考慮，產(chǎn)乙酸菌把長鏈揮發(fā)酸轉化為乙酸的反應只有在氫分壓 一5低于101.325 X 10kPa情況下才能發(fā)生，這說明利用CO2和H2的 產(chǎn)甲烷菌對產(chǎn)乙酸菌關系重大。厭氧顆粒污泥中不同菌種之間鄰近的共生關系有利于厭氧消化過程的 順利進行，中間產(chǎn)物及

39、H2及時被不同菌種消耗掉可以使反應繼續(xù)進行，這是顆粒污泥在機理上的優(yōu) 勢。絮狀體污泥盡管也發(fā)生 H2及中間產(chǎn)物的轉化，但顆粒污泥中的微生物固定在顆粒上，使中間產(chǎn)物 所需傳送的距離遠遠要近于離散的絮狀污泥 .Mecart和Smith1發(fā)現(xiàn)顆粒污泥與分散的絮狀體污泥 相比較，前者的氫分壓低對。利用速率快，Thide等人對比研究了顆粒污泥與懸浮污泥運行的情況，結果發(fā)現(xiàn)以乙醇為基質時，顆粒污泥較懸浮污泥的基質轉化率高75%,以甲酸為基質時，在顆粒污泥中基質轉化速率為0.275 /min。這充分證明顆粒污泥中厭氧微生物鄰近度近于絮狀體污泥，可以提高污泥活性。由于在ASBR中形成了顆粒污泥，使處理效果好，

40、運行穩(wěn)定，能夠處理高濃度有機廢水。在接種成熟的顆粒污泥時，ASBR啟動所需時間可以大大縮短，這就克服了普通厭氧法啟 動慢的缺點.2 ASBR能在常溫下處理低濃度廢水大多數(shù)高效厭氧反應器主要為中溫消化。ASBR能夠在常溫時處理廢水，溫度低時基質去除 率低，但ASBR出水中微生物流失量少，使反應器內(nèi)可保持高的生物量，這可以抵消由于低溫造成的基 質去除率低的影響。低濃度有機廢水在總污水排放量中占很大的比重，甲烷化能力低，采用常規(guī)的厭氧消化處 理技術難于奏效，好氧生物處理成本昂貴，ASBR能有效地處理低濃度有機廢水。Ndon和Dague3 1997年研究了 ASBR處理CODCr為1000、800、6

41、00和400mg /L的人工合成廢水，當溫度為3515C、HRT為48h和24h時,各種進水濃度 CODcr去除率超過了 90%,在15 c低溫 下進水CODcr為600和400mg /L時，ASBR對CODcr的去除率仍然超過了 85 %。3影響ASBR運行的因素o 1進水時間（tf）與反應時間（tr）之比ASBR藝過程是一個非穩(wěn)定過程，反應器中有機物濃度是時間的函數(shù).進水結束時達最高值， 這說明充水時間影響著ASBR的工藝的處理效果。AS BR工藝運行分為進水、反應、沉淀和排水4 個階段.沉淀和排水時間在同一反應中一般固定且時間短，而進水時間與反應時間是工藝運行的主要參數(shù)，其比值影響 AS

42、BR藝的處理效率。過去曾有人認為快速進水可使相應的反應時間加長，且可 提高反應速率。但是當基質濃度超過半飽和常數(shù)時， 反應速率成零級反應，且在ASBR中不能以CODcr 去除率作為唯一指標.快速進水由于產(chǎn)酸菌產(chǎn)生揮發(fā)性脂肪酸 （VFA）速率高于產(chǎn)甲烷菌消耗有機酸的 速率，使反應器中大量積累 VFA,當負荷大于某一值時，甲烷化能力急劇下降.進水時間長，盡管反應 速度慢，但中間產(chǎn)物VFA的及時消耗有利于ASBR順利進行。在低負荷時tf/tr值對反應影響較小， 高負荷情況下tf/tr造成的影響大。處理有毒有害廢水時應適當控制tf/tr值。3。2堿度ASBR運行時要求混合7具有一定的 pH緩沖能力，啟

43、動初期顆粒污泥沒有形成時，對 pH 值極為敏感，一旦pH值低于7.0產(chǎn)氣不活躍。把pH值調為7。0-7.5時，產(chǎn)氣明顯增加，說明進水 堿度對形成的顆粒污泥作用很關鍵，特別在低溫時，混合液粘滯性大，使生物氣泡附著于污泥上不容易釋放，當附著的生物氣泡越集越多時，容易造成污泥上浮使污泥大量流失。出現(xiàn)這種情況時不應增 加污泥負荷，而應加人適當堿度使生物氣泡釋放出來，使沉降性能變好。操作穩(wěn)定時，適于增大負荷，此時顆粒污泥生長加快，當顆粒污泥形成并穩(wěn)定一段時間后，操作適當時不易解體。此時堿度可比啟動階段有所降低，但要保持足夠的堿度，處理以碳水化合物為主的廢水時，進水堿度與CODcr之比應大于3。3.3溫度

44、ASBR能在565 c范圍內(nèi)處理多種廢水，為在低溫和常溫下廉價處理廢水提供了可能性。 但恒溫對ASBR保持系統(tǒng)的穩(wěn)定性有重要作用，不同種群產(chǎn)甲烷菌對生長的溫度范圍均有嚴格要求， 從而需要保持恒溫。不論何種原因導致溫度的短期突變，均會對厭氧發(fā)酵過程產(chǎn)生明顯的影響，高溫 發(fā)酵時最為敏感。ASBR各階段所需時間的確定ASBR運行時每周期包括4個階段，依次為進水、反應、沉淀和排水階段。各個階段的停 留時間由操作條件和所需出水水質來決定.一個周期所需最短時間tmin是進水時間扒反應時間tr、沉 淀時間ts和出水時間td的和，即tmin=tf+tr+ts+td(1 )進水時間進水時間由進水體積和進水速度決

45、定，同時須考慮有毒有害物質的抑制影響進水速度視進 水水質而定。進水體積由設計的 HRT有機負荷及預定的沉淀特征確定。進水時間由下式求出：tf=Vf /Qf(2)式中：Vf 進水體積，L;Qf進水速度，L/h o4。2反應時間反應所需時間由廢水水質和濃度、污染物的降解速率、所需出水水質、生物固體濃度和水溫等因素決定。反應器中混合液體積從進水開始不斷增加，直到進水結束達最大值門預定反應器總有效體積人進水時反應器中基質濃度不斷增加，而反應階段反應器中基質濃度不斷減少，這表明ASBR是間歇進行的非穩(wěn)態(tài)厭氧生物處理過程人SBR反應器在時間上為推流式反應器，在空間上為完全混合式反應器。從另一個角度出發(fā)，可

46、以認為進水階段為完全混合反應，反應階段為推流式反應采用莫諾德動力學方程來描述反應器中基質濃度的變化情況時，基質去除率是按一級反應 進行的：dS/dt= KXS/Ks+S (3)式中：S-基質?農(nóng)度，mg / L ；X-污泥濃度，mg/L ；K-最大比基質利用速率，l/d ;Ks-半飽和常數(shù)，mg /L.由于在厭氧反應器 ASBR中污泥產(chǎn)率很低，同時反應器中保持有高污泥濃度，從而可以認為在進水階段和反應階段污泥量的變化可忽略不計，進水階段完全混合時的物料平衡為下式：dS/dt=Q/ (Vmin+Vf ) (S0-S ) KXS/Ks+S (4)式中：Vf為某時打共進水體積，為時間的函數(shù).聯(lián)合(4

47、)式和(5)式可得出進水結束時的基質濃度，通常采用迭代法可解出，開始進水時間為t時的基質濃度由下式給出：S二(反應器中基質量)t/ (反應器中混合液總體積)t (6)在時間為t+ At時基質濃度為:白 S tVt + Q,o KXS ot (7)Vmm+Q/U* 口+ S$ + & & h，一式中：St-時間為t時的基質濃度，mg/L；Vt-時間為t時的反應器中總體積，L; t-計算時取得時間間隔；Vmin-進水開始時反應器中混合液體積，L。在At足夠小時，t+ At時的基質濃度可認為與時間為t時基質濃度幾乎相等把 St代人式可預測在進水結束時的基質濃度Sf,結合式(3)可取出反應所需時間如下

48、：tr=Ks/KX ln (Sf/Se+(Sf Se)/Ks (8 )式中：Se-設計的出水基質濃度，mg /L。4。3沉淀時間沉淀階段彳？止攪拌，為理想的靜止沉淀.沉淀所需時間是污泥沉淀速度出所需排水體積 Vd及反應器橫截面積（A）的函數(shù)，即ts=Vd/vA9 9）但沉淀時間不宜過長，通常為 10-30min.沉淀時間過長時繼續(xù)產(chǎn)出的生物氣使已沉降的污泥重新懸浮起來。混合液懸浮固體濃度MLSS ,進料量與污泥量之比（F/M）是影響污泥沉淀速率及出水濃度的重要因素.4.4節(jié)水時間排水所需時間由所排放水的體積及出水流量Qd決定，通常為了保持反應器中混合液恒定體積，排水體積等于該周期進水體積，排水

49、時間可由下式得出：td=Vd/Qd（10）5結語ASBR同其它厭氧反應器比較有如下特點：ASBR能形成顆粒污泥，同 UASB和AF相比，在反應器底部不需要復雜且昂貴的配水 系統(tǒng)，也不需要復雜的三組分離器。ASBR在動力學上有顯著的優(yōu)越性，F(xiàn)/M值高低交替變化，既保證了反應階段的高去除率，又保證了沉淀階段的良好沉淀效果.ASBR能夠在較大的溫度范圍內(nèi)（565C）運行,可在低溫和常溫下處理各種高濃度、低濃度和特種有機廢水。I C反應器的啟動及顆粒污泥的培養(yǎng)由于目前已經(jīng)建了許多生產(chǎn)性 UASB裝置，所以可采用UASB反應器的顆粒污泥作為IC反應器啟動時的接種污泥。 當采用UASB反應器的顆粒污泥作為

50、IC反應器的種泥時，UASB反應器顆粒污泥演變?yōu)镮C反應器的顆粒污泥，一般要 經(jīng)過一至兩個月才能完成啟動過程。Peredoom和Vereijken將代碼為IND的處理造紙廢水UASB反應器的顆粒接種 到代碼為ICP的處理啤酒廢水的 IC反應器中，并測定了不同運行期 IC反應器污泥顆粒的分布，測定的結果見圖17-5。由圖17-5可知，IC反應器用UASB反應器顆粒污泥接種后，由于 IC反應器的剪切力較大，接種的大顆粒被 剪切成小顆粒，所以小顆粒數(shù)量增加，反應器生物量并沒有隨時間減少，在第 2周進行泥樣分析，開始顯示出顆粒大 小分布較寬的IC顆粒分布特征。由于IC反應器的污泥負荷率和容積負荷率高，

51、污泥的生長速率很快，顆粒的培養(yǎng)在 接種后2個月即可完成。如果沒有顆粒污泥接種而采用絮體污泥接種，則啟動初期只能采用低負荷運行，待自行培養(yǎng)出 顆粒污泥后，再逐步提高負荷，這樣啟動時間會大大延長。目前荷蘭PaquesBV公司的IC反應器均采用UASB反應器的 顆粒污泥接種。作者認為，如果采用處理相同廢水的IC反應器污泥接種則更為理想，可縮短啟動時間。文檔為個人收集整理，來源于網(wǎng)絡本文為互聯(lián)網(wǎng)收集，請勿用作商業(yè)用途I室IC反應器I室在高負荷下運行，其 COD去除率為60%70% o反應器的初始容積負荷為31。25kgCOD/ (m3d), COD去除率為62.3% o第29天容積負荷升至50.8kg

52、COD/(m 3 d) ,COD去除率為59.8%。在第55天反應器進水COD 濃度為4500mg/L,污泥負荷為3。99gCOD/(gVSS d), COD去除率為61%。第89天容積負荷和污泥負荷分別為 76。 83kgCOD/ (m3d)、3。97gCOD/(gVSS d) , COD去除率為 64。3%。n室與i室相比，n室的運行負荷相對較低，以n室進水cod濃度計算則n室的cod去除率為60%85 %,去除的cod 占反應器進水COD的20%30% o n室的初始負荷為10.9kgCOD/ (m3 d), COD去除率為61。0%;第57天有機負荷 達到最大28.8kgCOD/(m 3 d) ,COD去