流化床厌氧反应器工艺的创新全文

1  绪论
1.1  工艺设计概述
1.1.1  厌氧反应器设计背景和意义[1-4]
我省农业生态环境面临巨大压力。2006年全省畜禽养殖污水排放量达8.68亿吨，化学需氧量排放量为20.10万吨，相当于全省工业废水排放量的64%和化学需氧量排放量的59%。农业面源污染状况日益加剧。
畜禽养殖污染物的污染成分极为复杂，主要包括：氮、磷等水体富营养化物质；氨气、硫化氢、甲烷、甲醇、甲胺、二甲基硫醚等恶臭气体；铁、锌、锰、钴、碘等矿物元素；铜、砷、汞、硒等重金属物质；抗生素、抗氧化剂、激素等兽药残留物；大肠杆菌、炭疽、禽流感、五号病、布氏杆菌病等人畜共患传染病病菌。此外，还包括畜禽尸体、死胚、蛋壳等固体废物，焚烧疫病畜禽尸体所散布出来的烟尘等。
畜禽废物对环境的危害主要表现在以下几个方面[5-10]：
水体污染：畜禽粪尿、废水及粪尿堆置场的地面径流是造成地表水、地下水及农田的主要污染途径。畜禽粪尿的溶淋性极强，粪尿中所含氮、磷及BOD等的溶淋量很大，如不妥善处理，就会通过地表径流和土壤渗滤进入地表水体、地下水层，或在土壤中积累，致使水体严重污染，土地丧失生产能力，树木枯死、绿草不生。很多畜禽养殖场均位于城市主要河道、饮用水水库或地下水源地附近，是造成这些水体的主要污染源。特别是粪尿中所含大量的含氮化合物，在土壤微生物的作用下，通过氨化、硝化等生化反应而形成了NH3-N、NO2-N和NO3-N，并渗入地下水，造成地下水中硝酸盐含量增高，使水质不宜于饮用，严重影响人体健康。
大气污染：畜禽粪尿中含有大量的未被消化吸收的有机物，大体可分为碳水化合物和含氮化合物。碳水化合物可分解为甲烷、有机酸和醇类。含氮化合物主要是蛋白质，在有氧条件下，蛋白质分解的最终产物是硝酸盐类；无氧条件下，可分解成氨、乙烯醇、二甲基硫醚、硫化氢、甲胺等恶臭气体。不仅危及周围居民的健康，而且也会影响场内畜禽的生长。
氮、磷污染：畜禽粪便中含有N、P是作物生长必不可少的营养元素。但是，如果不加限制地还田，则会起相反效应，作物会“疯长”，使产品质量下降，产量减少。因此，畜禽粪便的施用也得在量上进行控制。
微生物污染：畜禽体内的微生物主要是通过消化道排出体外的，粪便是微生物的主要载体。在1g猪场的粪污水中，含有83万个大肠杆菌，69万个肠球菌，还含有寄生虫卵、活性较强的沙门氏菌等。这些有害病菌，如果得不到妥善处理，将污染环境，不仅会直接威胁畜禽自身的生存，还会严重危害人体健康。
畜禽养殖废弃物治理难度大，主要表现在：畜禽养殖业排水量大、废水温度低、冲洗栏舍的时间相对集中、冲击负荷大、废水固液混杂、有机质浓度较高、粘稠度大，同时畜禽养殖业属微利行业，难以投入很多资金用于废水处理。
对于畜禽养殖业带来的环境问题，国外已有了深刻的认识和体会。日本早在20世纪60年代就提出了“畜产公害”问题。德国则大力提倡生态农业，养殖场中将秸秆经畜禽踩踏，与粪便浸泡后，可沤制成有机肥料，同时养殖场内建有沼气池，定期将圈内粪便、秸秆添加到沼气池，产生的沼气被输送到养殖场附近的居民家中作为生活能源，残余物则作为有机肥施入农田，以补充土壤的养分。
我国集约化畜禽养殖业虽起步较晚，但发展势头十分迅猛，目前已达到相当的规模，畜禽养殖场排放的大量而集中的粪尿与废水是一些城市环境污染的主要因素。
目前国内外畜禽粪污的处理模式可归纳为三种：还田模式、自然处理模式和工厂化处理模式。自然处理模式包括氧化塘、人工湿地等；工厂化处理工艺，主要有厌氧处理、好氧处理、厌氧好氧组合处理，其中厌氧处理在工厂化处理中占主导地位。
尽管有这些处理方法，我省畜禽废水的处理率仍然很低，而且很多针对畜禽废水处理的工艺研究基本上都忽略了对其中可再利用物质的回收，或者在实际工程实践中不利于回收这些有用的物质，从而造成了资源的极大浪费。畜禽废水中的高浓度有机物既是国家限制排放的污染指标之一，同时也可以加工成农业上急需的肥料。此外废水中高浓度的氮、磷等污染物也是国家严格控制的污染指标，同时也是农作物生长所必须的营养元素。有效回收这些污染物质不但可以减轻环境压力，同时还可以为养殖场增加更多的收益，这对于行业利润本来不高，且受自然和市场的双重风险压力的养殖行业来说应该是可行的。
畜禽废水的厌氧处理工艺中，核心技术是厌氧反应器的开发，据调研，整体来说，与国际先进的厌氧处理技术相比，目前我省大多数规模化养猪场污水处理技术仍十分落后，在工业生产规模上，尚不能很好形成污泥颗粒，反应器有机负荷低，处理成本高。在此背景下，对我省畜禽养殖业废水综合利用中关键技术反应器及其颗粒污泥的培养便具有了极其重要的意义。
1.1.2  国内外工艺研究现状和发展趋势[11-14]
二十世纪40年代在澳大利亚出现了连续搅拌的厌氧反应器(CSTR)，改善了反应器内污水和活性污泥之间的传质效果，提高了污染物的处理效率。上世纪50年代后期，美国斯坦福大学的y等人在研究生活污水厌氧生物处理时候，使用了一种充填卵石的反应器Anaerobic Filter(AF)，即厌氧滤器。厌氧滤器其实质类似于平推流反应器(PFR)，可以在常温下处理中等浓度有机废水。CSTR和AF反应器在厌氧生物处理有机废水上的成功应用，标志着第一代厌氧生物反应器技术的成熟。
国际上污泥颗粒化厌氧处理技术迅速发展，在欧洲已经开发出以污泥颗粒化为关键技术的一类反应器，厌氧工艺的处理时间也由原来的几十天缩短为一天到几天，有机负荷从几公斤提高到几十公斤，反应效率提高了几十乃至上百倍。以污泥颗粒化为标志的第二代厌氧处理反应器技术将投入工业化生产。
进入到21世纪，在UASB的基础上，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。这些反应器除了包括上流式的反应器，比如流化床、上流式厌氧滤器、厌氧气提式反应器等，还包括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，一些研究者称之为第三代，但因缺乏显著性的技术进步作为标志，故作者认为以上反应器只能是第二代的改良。
国内研究UASB反应器大约始于上世纪80年代初，1982年7月北京环境保护科学研究所和化学工业部设计公司共同协作，在石家庄华北制药厂 进行了容积为140L的UASB反应器装置处理丙酮丁醇废水的试验。清华大学环境工程系1983年起比较系统地进行了在UASB反应器内培养颗粒污泥规律的研究，在常温下培养出了少量的厌氧颗粒污泥。此后，国内一些科研单位和大专院校也开展了研究工作，分别对UASB反应器的颗粒污泥培养、颗粒污泥性能分析、反应器工艺运行条件的控制等进行了一定程度的研究，但主要还是停留在实验室规模，距离工业化生产仍须进行广泛而深入的研究。
UASB及其改进的厌氧反应器，因国外技术拥有者的严格保密，对其尺寸、操作运行数据，外人不得而知。根据调研结果，我省现在还不能很好的将UASB反应器推广到生产规模，从当前自主开发的正在运行或拟投产的反应器来看，基本上仍以间歇操作为主。由于操作方式主要为间歇，产生了一系列不良后果，如生产能力低下，微生物细胞难以固定，不能培养出颗粒污泥。目前国内所掌握的UASB及改进的反应器产业化与国际先进水平相比存在较大差距，相当于国外上世纪70年代水平。对颗粒污泥的研究仍停留在实验室水平上，尚无法在大规模的生产装置上形成稳定的颗粒污泥。而从使用的领域来看，也主要是工业废水，对养殖废水很少涉及。
因此，设计出高效的厌氧反应器，研究反应器的操作行为对颗粒污泥的培养影响，并进而应用到养殖废水领域，以及实现工业化生产，最终为建设生态农村，改善农村生态环境做出贡献。
1.2  污泥颗粒概述[15]
1.2.1  污泥颗粒的形态、组成与结构
在相差显微镜下观察发现，实验室与生产性UASB反应器中的污泥颗粒均很不规则，但大部分接近圆形。它们的直径平均为1毫米，一般的变化范围为0.1～2毫米，最大的可达3～5毫米。污泥颗粒多数呈黑色，也有的呈灰白色。
污泥颗粒中的常常夹杂着无机物质，其含量因来源不同而有较大的差异。同一反应器不同时间取样测得的灰分为8.8～29.5%；不同反应器取样测得的灰分为11～55%。灰分的数量与污泥颗粒的密度有很好的相关性(r =0.943)；但与污泥颗粒强度间的相关性不显著(r=0.676)。在污泥颗粒内，经常可以检测到无机沉淀物。X射线分析证明，这些沉淀物的主要成分是碳酸钙、磷酸钙、硫化铁和硅酸盐等。它们在污泥颗粒中的空间分布是不均匀的，可能与特定为微生物代谢所形成的微环境有关。
污泥颗粒的表面和内部，一般均可见透明发亮的粘液性物质，主要成分有聚多糖、蛋白质和糖醛酸等。胞外多聚物的含量差异很大，以胞外聚多糖为例，少的只占污泥颗粒干重的1～2%，多的要占20～30%。
污泥颗粒的主体是各种厌氧消化微生物。其中，常见的占优势产甲烷细菌有所是产甲烷丝菌、马氏产甲烷八叠球菌、巴氏产甲烷球菌等；非产甲烷细菌有丙酸盐降解菌、伴生杆菌和伴生单细胞等。
用扫描电镜和透射电镜研究高温UASB反应器中污泥颗粒的形态和结构发现，直径为1～3毫米的颗粒污泥可区分为三层：外面是堆积密实的大包囊层，含有30个左右的产甲烷细菌，它们主要是产甲烷八叠球菌和产甲烷球菌；里面为疏松堆积层，一些直径约1～2微米的卵圆形产甲烷细菌被包埋于污泥颗粒内的间隙中；中间为孔腔，直径达30微米，其中生长着游离的非产甲烷杆菌。污泥颗粒的表面还经常可见纤维状结构。
1.2.2  污泥颗粒的形成机理
1.2.2.1  污泥颗粒的类型
在实验室UASB反应器的启动试验中，De Zeeuw用下水污泥接种，以挥发性脂肪酸作基质，曾获得三种不同类型的污泥颗粒。其中，两种完全由菌体构成，另一种则含惰性固体颗粒。它们依次是：
以产甲烷八叠球菌为主体的球状颗粒污泥（简称A型污泥颗粒）。这种污泥颗粒比较密实，表面不规则，在扫描电镜下可清楚地看到产甲烷八叠球菌组成的大包裹。包裹可细分为大小两种。大的直径可达50微米，小的只含少量细胞。大包裹外常可见产甲烷丝菌缠绕。
以产甲烷丝菌为主体的污泥颗粒（简称B型污泥颗粒）。这种污泥颗粒在UASB反应器中出现的频率很高。用低倍扫描电镜观察发现，其表面比较规则；在高倍下可见缠绕成各种形态的产甲烷丝菌。B型污泥颗粒也可细分出两种。一种内含很长的产甲烷丝菌的丝状体，长度可达1000单位。这种B型污泥颗粒又称为丝状体颗粒。通常只见于实验室UASB反应器。另一种只含较短的产甲烷丝菌菌体，长度约5～10单位。它又称为杆状颗粒，常见于各种规模的UASB反应器。丝状体颗粒与杆状颗粒的密度不同，分别为1.033和1.045g•cm-3，颗粒沉降速度也有差异。
含有惰性固体颗粒核的污泥颗粒（简称C型污泥颗粒）。在这种污泥颗粒中，产甲烷丝菌缠绕于惰性固体颗粒的表面。
1.2.2.2  污泥颗粒中两种优势产甲烷细菌的特性
对污泥样品所作的显微观察证明，产甲烷八叠球菌与产甲烷丝菌是两属重要的产甲烷细菌。产甲烷八叠球菌具有明显的成团性能。在乙酸浓度较高的环境中，
该属细菌能以较高的比增长速率增殖(uMax=0.45天-1)，并能自发地形成颗粒。在中温和高温反应器内，只要条件适宜，即使对其进行搅拌培养，也能照样形成颗粒。它的直径可达3毫米。产甲烷八叠球菌对基质的亲和力较低，利用乙酸的KS值约5.5mmol•L-1。
产甲烷丝菌的生长情况类似于霉菌。在其生长过程中，菌体能逐渐伸长并能相互缠绕，也能缠绕于惰性固体颗粒的表面。虽然产甲烷丝菌的比增长速率(uMax=0.1天-1)不如产甲烷八叠球菌快，但其对基质的亲和力明显高于产甲烷八叠球菌，它利用乙酸的KS约为0.7 mmol•L-1。
1.2.2.3  污泥颗粒的形成机理
在反应器水力负荷和容积产气率较低的条件下，产甲烷八叠球菌能够通过其杰出的成团能力，形成肉眼可见的A型污泥颗粒。这种污泥颗粒内有空洞，可作为其他细菌的栖息场所。据推测，B型污泥颗粒就是产甲烷丝菌栖息于上述空洞内形成的，其理由是两属产甲烷细菌对乙酸的亲和力有利于这种独特的分布格局。事实上，在幼龄的B型污泥颗粒周围也确实见到了大量的产甲烷八叠球菌。对这些颗粒污泥作超薄切片观察，也在接近边缘的地方发现了产甲烷八叠球菌簇，然而在中心部位则未见产甲烷八叠球菌存在。当污泥颗粒长至肉眼可见的大小时，位于外层的产甲烷八叠球菌极易脱落。因此，在B型污泥颗粒的形成后期，其中往往已不含产甲烷八叠球菌。
在反应器水力负荷和容积产气率较高的条件下，流体对接种污泥有一定的分选作用，只有相对密度较大的颗粒才有可能被滞留于反应器内，密度 较小或分散状态的污泥则被溢流带出反应器。由于厌氧消化细菌的密度较小，要保留于装置中，唯一的途径是附着生长在密度较大的固体颗粒核上。产甲烷丝菌具有相互缠绕的性能，可附着于废水中存在的固体颗粒（初级核）表面，进而形成C型污泥颗粒。供细菌附着生长的核即可以是无机颗粒，也可以是细菌聚体。细菌在固体核上生长增殖以后，能够形成生物膜或粒径较大的聚体。由于膜的厚度和聚体的大小有限（受内部结合力和菌丝缠绕程度的支配），长至一定时期，生物膜会脱落，污泥颗粒也会破碎。这些碎片又可作为次级核供细菌附着生长，形成新的污泥颗粒。依次渐进，致使污泥颗粒不断增加。
研究发现，前面提及的丝状体颗粒和杆状颗粒并没有质的差别，其差异要比原先设想的少得多。将取自生产性UASB装置中的污泥颗粒破碎，就能见到产甲烷丝菌构成的杆状颗粒。在高温UASB反应器中，则可发现另一类由产甲烷丝菌构成的污泥颗粒，虽然它们在宏观上很像杆状颗粒，但其中却含长丝状体。显然，上述两类污泥颗粒均可看成是杆状颗粒与丝状颗粒之间的过渡类型。之所以出现这种变化，可能是因为细菌增殖导致了菌体的高密度。除此之外，采用高菌龄的接种污泥和菌体密度较高的接种污泥，都有利于杆状污泥颗粒的形成。

2  实验部分
2.1  实验试剂及仪器
2.1.1  接种污泥
实验用接种污泥为XXX猪场废水沉淀池内污泥，将通过过滤、沉淀除去大颗粒悬浮物以及泥沙而得。
2.1.2  营养液
营养液的配制参照产甲烷活性测定营养液配制方法。
2.1.2.1  厌氧污泥富集驯化用溶液
厌氧污泥富集驯化用溶液中各营养物质的成分如下(g•L-1)：
NH4C1 170
KH2PO4 37
CaCl2•2H2O 8
MgSO4•4H2O 9
酵母粉 0.2
2.1.2.2  微量元素溶液
所需微量元素溶液中微量元素的成分如下(mg•L-1)：
FeCl3•4H2O 2000
CoCl2•6H2O 2000
MnCl2•4H2O 500
CuCl2•H2O 30
ZnCl2 50
H3BO3 50
(NH4)6Mo7O24•4H2O 90
Na2SeO3•5H2O 100
NiCl2•6H2O 1000
EDTA 1000
36%HC1 1mL•L-1
2.1.2.3  硫化钠母液
Na2S•9H2O 100mg•L-1
2.1.2.4  猪粪废水
猪粪废水就是猪粪经过淘洗、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XXX猪场。
2.1.3  主要仪器
表1  蠕动泵型号
名称 型号 厂家
电子天平 FA1104N 上海菁海仪器有限公司
电热恒温鼓风干燥箱 DFG-9053A 上海精宏实验设备有限公司
恒温电热套 TC-15 海宁市华星仪器厂
数控超级恒温槽 SC-15 宁波市海曙天恒仪器厂
蠕动泵 BT01-YZ1515 天津市协达电子有限公司
气象色谱仪 GC-1690B 杭州科晓化工仪器设备有限公司
2.2  测定项目及方法
2.2.1  COD值测定
COD：重铬酸钾滴定法，采用GB 11914-89。
2.2.2  产气量和甲烷气体含量测定
产气量：根据排出液体确定产气量，用气相色谱分析甲烷气体含量。
2.3  实验流程
2.3.1  工艺流程图
 
图1  实验室工艺流程图
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、10、11、两通阀门 12、13、三通阀门
2.3.2  工艺流程说明
厌氧反应器1内装填有含产甲烷菌的一定量的污泥，塔内其余体积充满猪粪废水，当计量泵6将三口烧瓶5中的猪粪废水从塔底打入塔内，处于反应器顶部的液体和产生的甲烷气则进入到上下嘴过滤瓶2，甲烷气则从过滤瓶2的顶部进入集气瓶3，并将集气瓶内的水压入量筒4中，过滤瓶2中的部分猪粪废水流入三口烧瓶5，再由泵6打入塔内，重新循环，一部分来自过滤瓶2的猪粪废水则进入到下一个厌氧反应器。
当计量泵将三口烧瓶中的猪粪废水从塔底打入塔内，会使塔内污泥颗粒处于流化状态，此时污泥颗粒与猪粪废水的接触面积将远远大于污泥固定时的接触面积，使产甲烷菌与猪粪废水更有效地接触，从而提高甲烷的产量。上下嘴过滤瓶在整个流程中起气液分离器的作用，将甲烷和猪粪废水分离。三口烧瓶位于超级恒温槽内，控制温度使反应器内的温度保持在35℃左右，在此温度，产甲烷菌的活性最佳。控制计量泵的流量使反应器内的颗粒处于流化状态，亦可使反应器内的颗粒处于全混状态，即此反应器类似于全混反应器，而让部分从过滤烧瓶出去进入到下一个厌氧反应器的猪粪废水使该塔内颗粒处于流化状态，而该塔则类似于平推流反应器。
2.4  实验步骤
按图1搭好装置，并在室温下开始实验。
2.4.1   开车操作
1、 往过滤后的粪水中加入适量的自来水，将其COD值调到实验所需的初始值，并装入三口烧瓶中；
2、 启动蠕动泵，将粪水打入反应器中，待反应器中的粪水液面没过填料关闭蠕动泵；
3、 用量筒量取150mL污泥（约占整个反应器的1/3），从反应器顶部加入，用粪水洗涤量筒多次，并将粪水加入反应器中；
4、 根据所加猪粪废水的体积，以700:1的比例往三口烧瓶中加入适量的厌氧污泥富集驯化用溶液、微量元素溶液和硫化钠母液；
5、 再次启动蠕动泵，让粪水在装置中循环；
6、 往集气瓶3中加适量自来水，使整个实验装置出于密封状态；
7、 调节蠕动泵，观察反应器中污泥床的高度并记录相关数据。
2.4.2   稳定操作
1、 观察反应器中污泥颗粒的流化状态；
2、 定时测量反应器进出口的COD值并记录量筒中的排水量；
3、 定时测量集气瓶中的气体含量；
4、 定时补充集气瓶中的水。
2.4.3   停车操作
1、 当量筒中液面不再变化，进出口COD值降到所需值时，关闭蠕动泵；
2、 放出系统中一定量的粪水，保持反应器中的粪水液面始终高于污泥液面，以免污泥中的厌氧细菌失活；
3、 拆卸并清洗除反应器外的其他装置以进行下一次实验。

3  结果与讨论
3.1  蠕动泵标准曲线的测定
由工艺流程图可知，实验过程所需动力由蠕动泵提供。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，因此实验之前必须对泵进行标定，以获得转数与流量之间的关系。标定方法为：在泵出口处用量筒计量液体体积，再除以所需时间，从而获得流量。结果见图2：
 
图2  蠕动泵的流量V和转数N的标准曲线
对实验数据进行回归处理获得泵的流量与转数之间关系如下：
 
式中：V–流量，ml•min-1；N–泵转数。
由数据相关性R值可知，流量与转数之间具有较好的线性关系。
3.2  流量对反应床层膨胀率的影响研究
3.2.1  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。当u0<umf时，床层为固定床，空隙率基本不变，床层没有膨胀；当u0=umf时，床层处于流化状态，床层空隙率将随流速的升高而升高，膨胀率也不断升高。因此由实验获得umf将十分重要。实验测定了不同流量下污泥床高度Lf，静床层高度计为L0，结果作图如下：
 
图3  床层膨胀率随流量的变化曲线
注：图中纵坐标床层膨胀率δ定义为：
由图可知，当流量大于3.73 mL•min-1时，床层开始膨胀，流量为4.16 mL•min-1时，膨胀率为2.26%，因此可判断初始流化流量vmf在3.73～4.16 mL•min-1之间。
当粪水流量约为15mL•min-1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25mL•min-1时，观察到较多的污泥小颗粒被粪水带出反应器，因此膨胀率几乎不变。
3.2.2  初始流化速度umf的理论计算
3.2.2.1  污泥颗粒粒度测定实验
在100mL量筒中投入污泥，轻轻搅拌，颗粒开始沉降，同时计时，结果列表如下。
表2  污泥颗粒沉降距离与时间的关系
时间/t•s-1 距离/m
14.65 3.2×10-2
3.2.2.2  粒度计算
 
因为：当 时，
颗粒密度ρP约1100kg/m3，ρ为水，密度为1000kg•m-3，黏度μ为10.9×10-4Pa•s，则：
 
验证： ，故计算可靠。
3.2.2.3  初始流化速度计算
对于小颗粒，当 时：
实验所用反应器直径 ，面积 ，故初始流化时流量 。
实验结果和理论计算数据基本一致，故知实验结果可靠。
3.3  流化床厌氧反应器生产负荷变化规律研究
3.3.1  反应器进出口处COD值随时间分布考察
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，因此反应器进出口处COD值也随时间变化而变化，结果如图4、5所示：
 
图4  不同转速下反应器进口COD值随时间的变化曲线
 
图5  不同转速下反应器出口COD值随时间的变化曲线
由以上两图可知：进出口出粪水COD分布具有相似规律，都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，则该时间越短，如流量为11.2mL•min-1时，3天后出口浓度几乎不再变化。
3.3.2  不同初始COD值时反应负荷随时间变化考察
根据进出口COD变化量，可以计算在不同蠕动泵转速下反应器的反应负荷。反应负荷W定义为单位时间单位反应器体积内反应消耗的COD量，即： ，其中， 。
符号说明： —粪水流量，mL•min-1； –反应器进出口浓度差，mg•L-1；  –反应体积，mL； –反应器内径，5.87cm； –静床层高度，6.30cm。
 
图6  不同转速下的反应负荷随时间的变化曲线
由上图可知：蠕动泵转数为1.95–2.10时反应量明显高于转数为0.90–1.05，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11.2mL•min-1时，单位时间内的反应量达到最大，该曲线随反应时间的延长，反应负荷迅速下降，则是因为本实验采取了全循环装置，COD下降速度远远高于其它转速时的情况，浓度的快速降低必然影响到反应量的快速减少。
结论：在实际生产过程中，建议流量维持在该数值上。
3.3.3  最大及平均反应负荷随流量变化考察
根据进出口粪水COD值，可以计算最大及平均反应负荷，计算式如下：最大反应负荷 ，平均反应负荷 。
式中： –反应器进出口最大浓度差，mg•L-1； –反应器进出口平均浓度差，mg•L-1。结果作图如下：
 
图7  反应负荷随流量的变化曲线
由图可知，最大反应负荷曲线和平均反应负荷曲线遵循相似的规律，开始时，随粪水流量增大，反应负荷都随之而增大，表明反应器处理能力变大；当流速增到11.2mL•min-1、初始COD浓度为2670 mg•L-1时，反应负荷达到最大值，为4.66mg•L-1•min-1。
随着粪水流量的进一步增大，反应负荷反而下降，原因在于存在两个方面的因素使得反应速率下降：一是由于流速的增大，反应器中的部分小直径污泥颗粒由于其实际空塔速率u0大于带出速率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，部分降低了反应负荷。
3.4  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，以下是不同流量下气体体积随时间的变化关系，结果见图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
由上图可知，当蠕动泵转速过低，即通过反应器的粪水流量过小时，产生的气体不易及时从污泥颗粒中出来；当流量合适时，产生的气体能及时从污泥颗粒中出来；当流量过大时，虽也能及时产生气体，但气体的量并不大，主要原因是在实验过程中由于通过反应器的粪水流量大且装置启动之后不久即产生气体，两者效果叠加致使污泥颗粒迅速充满全塔并由粪水从反应器出口带出，反应器中活性污泥颗粒减少，产生的气体也随之减少。
3.5  流量对产生气体中各组分含量的影响研究
对收集到的气体，用气相色谱测定各组分的含量，结果见图10：
 
图10  不同流量下产生气体中各组分的百分含量
由上图可知，甲烷气体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，其相对含量达到87.63%，是二氧化碳含量的7倍。
3.6  气体产生对床层膨胀率的影响研究
 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，结果如下图所示：
 
图11  床层膨胀率随流量的变化曲线
由上图可知：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为大。
3.7  流量对反应器内污泥颗粒大小的影响研究
通过观察，在一定流量范围内，当流量逐渐变大时，污泥颗粒逐渐变大，且靠近反应器入口处的污泥颗粒较其他区域的污泥颗粒要大而且清晰可见该处污泥颗粒上下流动。在同一流量下，较大的污泥颗粒处于床层的底部，较小的污泥颗粒处于床层的顶部，当污泥颗粒直径小于某一值时，污泥颗粒即从浓相区进入稀相区；在稀相区中，有部分小直径污泥颗粒相互碰撞重新凝聚成较大直径的污泥颗粒从而沉降到稀相区和浓相区的交界面处；部分小直径污泥颗粒则被粪水从反应器出口带出。因此，在合理的范围内，粪水流量应适当大些，这有助污泥颗粒的成长。
3.8  污泥性质与成分的测定
3.8.1  污泥含水率的测定
将60mL蒸发皿放在烘箱内，以105~110℃的温度烘干2h，取出后放在干燥器内冷却0.5h，用万分之一分析天平称重，记录质量W1；再用粗天平称20g污泥置烘干后的蒸发皿中，用水浴锅蒸于。然后放入105~100℃的烘箱内烘2h，取出放入干燥器内冷却0.5h，用万分之一分析天平称重，记录质量W2，代入下式计算含水率。
 
式中： 
P–污泥含水率，%；
Wl–第一次称重（空蒸发皿质量），g；
W2–烘干后称重（蒸发皿质量+样品质量），g；
20–所取污泥质量，g。
数据处理：
 ，
 
3.8.2  污泥固体挥发含量的测定
将测定完含水率的污泥样品放在电炉上炭化(烧至不冒烟)，再放入600℃高温炉中，灼烧0.5h，然后冷却或将温度降至l10℃左右；取出放入105~110C的烘箱内烘0.5h；再在干燥器内干燥0.5h，然后称重，并记录质量W3，代入下式，求出污泥挥发固体含量。
 
式中：
VS–挥发固体含量，%；
W3–灼烧后的蒸发皿和样品质量之和，g。
数据处理：
 
 

4  中试规模厌氧反应器处理猪粪废水工艺设计
4.1  工艺流程设计
4.1.1  工艺流程图
 
图12  中试阶段工艺流程
1、脱硫装置 2、3、清液储罐 4、换热器 5、7、循环泵 6、热水器 8、酸化池 9、沉降池

4.1.2  工艺流程说明
反应器产生的气体经过脱硫装置1去气包，从副反应器出来的清液一部分去鱼塘，一部分清液与新鲜也混合后经过换热器加热后由泵打回反应器底部再次进行反应。新鲜粪水经过沉降池除去其中的固体，然后再经过硝化池，最后与循环的清液混合。
4.2  主要设备选型
4.2.1  泵的选型与计算
由于原料粪水中由少量固体颗粒；液体流量为 ，即6.94 mL•min-1，考虑裕量，乘上系数1.2，得最大流量为8.33mL•min-1，流量很小。所以选择蠕动泵较为合适，具体型号列表如下。
表3  蠕动泵型号
驱动器型号 泵头 软管 流量/mL•min-1 通道
BT100–01 YZ1515  13#  0.07–38  1

4.2.2  换热器的选型与计算
设定粪水走管程，入口温度为15℃，出口温度为50℃，流量为25L•h-1；清水走壳程，入口温度为75℃，出口温度为22℃。用化工换热器模拟软件进行模拟，确定换热器的型号为 ，材料为碳钢，因猪粪废水有轻微的腐蚀性，管内壁需涂防腐材料。
计算结果：所需换热面积/实际换热面积=1.0996m2/1.3430m2；
          裕量：22%。
4.2.3  流化床厌氧反应器计算
4.2.3.1  流化床内径计算
设液体流量为 ，实际操作流速u0=10umf，则：
 
取整，则：
4.2.3.2  流化床高度计算
按经验， ，取
4.2.3.3  流化床结构图
 
图13  关键设备结构图
1、污泥加料阀 2、取样口 3、热水出口 4、12、三相分离器 5、排污阀 6、进料阀 7、止回阀 8、受承器 9、11、两通阀门 10、热水进口 13、清液出口 14、集气柜 15、放空阀
4.2.3.4  流化床反应过程说明
新鲜粪水通过进料阀6由主反应器底部进入反应器与处于主反应器底部的污泥颗粒进行反应，反应产生的大部分气体通过三相分离器4进入到集气柜14中。部分小直径污泥颗粒随粪水的上流而上浮，当污泥颗粒碰到三相分离器是又回落到主反应器中，而少量小直径污泥颗粒则被粪水带入到副反应区，即旋液分离器中，在旋液分离区中污泥颗粒在粪水的带动下作离心运动，撞击到器壁后慢慢掉落到旋液分离器底部并在受承器中汇聚，当受承器中的污泥量达到一定程度则打开阀门9，让新鲜粪水进入到受承器中并把受承器中的污泥颗粒冲入到主反应器中，而止回阀7则能防止粪水和污泥颗粒从主反应器中进入到受承器中。反应后的粪水清液则通过副反应器的清液出口排出。

5  总结与展望
本次实验，主要研究了流量对反应床层膨胀率的影响，流化床厌氧反应器生产负荷变化规律，流量对各组分产气量、产生气体中各组分含量、反应器内污泥颗粒大小的影响和气体产生对床层膨胀率的影响，并对关键设备进行了计算和设计，同时还进行了工艺流程设计和相关设备的选型。
研究结果显示：
（1） 实际初始流化流量vmf在3.73～4.16 mL•min-1之间，理论初始流化时流量vmf为3.864 mL•min-1；
（2） 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11.2mL•min-1时，单位时间内的反应量达到最大，为4.66mg•L-1•min-1；
（3） 适当提高流量有利于提高各组分的产气量，但流量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；
（4） 由于气体，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；
（5） 适当提高流量有助于污泥颗粒的成长；
（6） 污泥含水率为94.73%，污泥固体挥发含量为38.28%；
（7） 蠕动泵的驱动器型号为BT100–01，泵头为YZ1515，软管为13#，流量范围为0.07–38 mL•min-1，通道1；
（8） 换热器型号为 ，所需换热面积/实际换热面积=1.0996m2/1.3430m2，裕量：22%。
下一步将对所设计的新型厌氧反应器进行停留时间分布的测定，提出动力学模型。

致  谢
在本课题的研究过程中，从前期的资料搜集到中期的实验探索，再后期的论文整理，都经历了挫折和艰辛。但在指导老师张良佺老师的大力帮助和悉心指导下，我们顺利地完成了整个研究过程。张老师学识渊博，在本课题实验方面有丰富的理论知识和研究经验，而且他治学的严谨保证了我实验过程中数据的精确性。在半年的时间里，我学到了很多知识。在此，献上我真挚的感谢。
同时在实验分析测试当中得到了实 验室老师的帮忙，在此，我对他们表示由衷的感谢！另外，同组实验的邵迪等同学在诸多方面也给予了我很大的帮忙和协助，在此一并表示感谢！

参考文献
[1] 雷英春, 张克强等. 国内外规模化猪场废水处理工艺技术新进展[J]. 城市环境与城市生态, 2003, 6(16): 218-220
. WaterSci. Technol., 24: 87
. WaterSci. Technol., 40: 297
[4] 贺延龄, 废水的厌氧生物处理[M]. 北京: 中国轻工业出版社, 1998
. Biotech. Bioeng, 1980, 22: 669-737
[6] Stronach. Anaerobic digestion process[J]. Industrial Wastewater Treatment. 1986, (6): 23-35
[7] 申立贤. 高浓度有机废水厌氧处理技术[M]. 中国环境科学出版社. 1991: 1-10
[8] 伍掸翠. 刘康怀. 淀粉废水资源化利用的现状和前景[J]. 矿产与地质, 2004. 18(2): 179-182
[9] 胡纪萃等. 废水厌氧生物处理理论与技术[M]. 北京: 中国建筑工业出版, 2003. (17)1: 154-186
[10] 马三剑, 吴建华, 刘锋等. 多级内循环(MIC)厌氧反应器的开发应用[J]. 中国沼气, 2002, 20(4): 24-27
[11] 中国环境科学研究所等, 中国2000年水环境预测与对策研究[M]. 1987
[12] 斯皮. 工业废水的厌氧生物处理技术[M], 北京: 中国建筑工艺出版社, 2001
[13] 邓良伟, 陈铬铭. IC工艺处理猪场废水试验研究[J], 中国沼气, 2001, 19(2): 12-15
.Appl Microbiol Biotechnol, 2006, 71:145-154
[15] 郑平. 厌氧活性污泥的颗粒化及其影响因素[J]. 环境污染与防治, 1990, (1): 12-15