外文翻译--- 利用厌氧消化从微波加热的污泥中获取沼气

附录一

Biogas recovery from microwave heated sludge by

anaerobic digestion

Biogas generated from sewage sludge, livestock waste, and food waste by anaerobic digestion is a valuable renewable energyresource. However, conventional anaerobic digestion is not an efficient process. A long hydraulic retention time and low biogas

recovery rate hinder the applications of those resources. An effective pretreatment method to destroy sludge microbial cellshas been one of the major concerns regarding improvement of the biogas production. This article focuses on the effects of microwave heating on sludge anaerobic digestion. Volatile suspended solid (VSS) and chemical organic demand solubilization of heated sludge were investigated. Microwave heating was found to be a rapid and efficient process for releasing organic substrates from sludge. The increase of organic dissolution ratio was not obvious when holding time was over 5 min with microwave heating. The effect of the VSS solubilization was primarily dependent on heating temperature. The highest value of VSS dissolving ratio, 36.4%, was obtained at 170°C for 30 min. The COD dissolving ratio was about 25% at 170°C. Total organic carbon of treated sludge liquor was 1.98 and 2.73 g/L at 150°C and 170°C for 5 min, respectively. A biochemical methane potential (BMP) test of excess sludge and a mixture of primary and excess sludge demonstrated an increase in biogas production. The total biogas from microwave treated mixture sludge increased by 12.9% to 20.2% over control after 30 days of digestion. Biogas production was 11.1% to 25.9% higher for excess sludge than for untreated sludge. The VS removal ratios of mixture sludge and excess sludge were 12% and 11% higher, respectively, compared to the untreated sludge.

biogas recovery, microwave heating, sludge, anaerobic digestion 1 Introduction

Wastewater treatment plants produce large amounts of primary and excess sludge that contains organic bacterial microbes and inorganic mineral components. State EPA reports have indicated that there are approximately 11 million tons of dewatered sludge cakes (about 80% moisture content) generated annually in China. In recent years, treatment and disposal of sludge have become a serious problem in many cities.

Anaerobic digestion is a common process for sludge treatment. Compared with other processes, its advantages are lower energy requirement, better stabilized product, and generation of usable gas. However, the biological gel structure properties of sludge result in difficulties in anaerobic digestion. Pavlostathisetal.andVavilin et al.found that the bacterial cell wall restrained the biodegradability of sludge. An effective pretreatment method to destroy microbial cells has therefore been one of the major concerns in the sludge pretreatment process. Wang et al. Baier et al. Lin et al.and Tanaka et al.separately carried out sludge pretreatment research to improve biogas

production and included ultrasonic, mechanical,alkaline, and thermal-chemical treatments for degradation of microbes. Heat treatment was a harsh process that disrupted bacterial cell wall, and released and hydrolyzed high molecular weight materials. Brook found that the hydrolysis of organics was a dominant characteristic that distinguished heat treatment from other methods. Industrial application has proven the effectiveness of heat treatment; for example, Kepp et al. stated that when sludge was heated with a Cambi process at 170°C, the volatile solids (VS) removal ratio of the treated sludge increased

from about 40% to approximately 60%. Using the advantages of the improved settling performance of heated sludge,Wang et https://www.wendangku.net/doc/2417992311.html,bined heat treatment with an anaerobic sequenced batch reactor to increase the VS removal ratio to 60% with a lower hydraulic retention time (10 days).

However, conventional heat treatment is time-consuming .For the purpose of heating sludge, microwave irradiation might serve as an alternative and much more rapid method .In recent years, the use of microwave as a novel technique to treat sludge has attracted much interest.

A uniform microwave field generates energy through the realignment of dipoles with oscillating electric fields to generate heat both internally and at the surface of the treated material. Sludge is a multiphase medium containing water,mineral and organic substances, proteins, and cells of microorganisms.Due to its high water content, sewage sludge can absorb significant amounts of microwave energy.

Zlotorzynski analyzed the application of microwave irradiation to analytical and environmental chemistry.Eskicioglu et https://www.wendangku.net/doc/2417992311.html,ed sludge heated by microwave to 96°C in a batch anaerobic digestion test and found a 17% biogas increase over untreated sludge. Compared to conventional heat treatment, microwave treatment resulted in more soluble proteins and volatile fatty acids but a lower sugar content of the sludge. Park etal.reported that microwave treated sludge could produce 79% higher methane production than untreated sludge. Wojciechowska used microwave to condition sludge and found that after 180 s of microwave heating, the specific resistance to filtration (SRF) of mixed sludge (primary and secondary sludge)and anaerobic digested sludge decreased by 73% and 84%,respectively. Liao et al.reported that organic hydrolysis,induced by combing microwave with hydrogen peroxide and acid, could be used to recover sludge nutrients.

It is evident that the effectiveness of microwave treatment has been recognized by many researchers. However,the exact nature of the sterilization effect, as well as whether this is due solely to thermal effects or to non- thermal effects, has continued to be a matter of controversy. In most conventional heat treatments, sludge is heated at a mild temperature using an open vessel. The higher temperature and pressure that are generated by microwave treatment of sludge in terms of overall biodegradability were investigated in the present paper.

2 Materials and methods

2.1 Sludge sampling

Sludge was sampled from three local municipal wastewater treatment plants (the Gaobeidian, Qinghe, and Beixiaohe wastewater treatment plants) in Beijing. These three wastewater works primarily treat municipal sewage. Table 1 presents the characteristics of the sludge. The mixture

sludge (MS) was mixed by combining primary and excess sludge sampled from the gravity thickening tank in the Gaobeidian and Beixiaohe plants. Excess sludge (ES) collected from Qinghe plant was thickened in laboratory to a suspended solid (SS) content of 2.8%. After sampling, sludge was

screened through a 3.2 mm×3.2 mm mesh sieve to remove large particles. The screened sludge was then stored in a refrigerator at 4°C until further testing.

MS from Gaobeidian plant was used for the investigation of organics solubilization of sludge with microwave heating.Microwave treated MS from Beixiaohe plant and ES from Qinghe plant was used for evaluation of biodegradation by a

biochemical methane potential (BMP) test. Table 1 shows the SS, VS, total COD, and pH.

2.2 Microwave heating procedure

A commercial domestic microwave oven (2450 MHz, 1000W, MSD6, Shanghai Sineo Co., Ltd) and PTFE vessels were used for microwave irradiation. This frequency of microwave energy has been widely used in scientific research.Sludge microwave heating was performed as batch tests using 30 mL of sludge in a 70 mL PTFE vessel. All test samples were subject to microwave heating at temperatures of 80, 120, 150 and 170°C. The microwave heating holding times were 1, 5, 10, 20 and 30 min. Sludge temperature and pressure were measured and controlled by the microwave oven.

2.3 Biochemical methane potential (BMP) test

A biochemical methane potential test was used to evaluate biogas recovery from sludge after microwave pretreatment.

A 60 mL sample of microwave-heated sludge, seeded with 150 mL of anaerobic digestion sludge, was fed into a 250mL serum bottle. The seed sludge was collected from an anaerobic digestion tank at the Gaobeidian plant. In this plant, gravity thickened sludge was digested at 35°C with 30 days of HRT. A separate 60 mL sample of untreated sludge was used as a control sample. Each test was performed with parallel samples. The BMP tests were performed in a water bath at 35°C. The cumulative gas production was measured using a water displacement method. The serum bottles were shaken every 12 h to allow for sufficient blending. The methane content in the biogas was measured by a gas chromatograph equipped with a thermal conductivity detector.

2.4 Analysis methods

The total COD (TCOD) was determined by the potassium dichromate/ferrous ammonium

sulfate method. Sludge particles were kept uniformly suspended by a magnetic stirrer

while sampling. The supernatants were separated from sludge by centrifuging (LG10-2.4A) at 2775 g for 10 min and were used for soluble COD (SCOD) determination. The total solid (TS) and SS were measured by drying sludge slurry at 105°C for 24 h; VS and VSS were tested by burning the dried sludge at 600°C for 2 h. For SS and subsequent VSS analysis, sludge was centrifuged prior to heating,to remove soluble solids as described in SCOD determination.TOC of sludge liquid was measured by Shimadzu’s TOC-5000.

3 Results and discussion

3.1 Temperature increases by microwave heating

Compared with conventional sludge heating, microwave heating is much more rapid. When materials are heated by high frequency electromagnetic waves, the heating effect arises from the interaction of the electric field component of the wave with charged particles in the material. Power absorbed by materials becomes higher as the penetration depth decreases. As a result of the complicated composition of sludge, the absorption of microwave energy will be influenced by organics (such as proteins, lipids, and carbohydrates)and solid concentration, as well as by the heating

Load. Hong et al.reported that water absorbed microwave energy was in an exponential relationship with the heating load, and that the absorption efficiency could reach 80%.Figure 1 presents the heating and cooling curves in sludge microwave treatment at 120, 150 and 170°C for 5 min. Under microwave irradiation, sludge temperature increased rapidly, and the heating ratios were similar for the different temperatures. The microwave irradiation times to 120, 150 and 170°C were 4, 7 and 7.5 min, respectively. When the sludge was heated to pre-set temperature, sludge was kept at a stable temperature for 5 min. This time was called heating time. When the heating finished, the reactor filled with sludge was transferred from microwave oven into a cool water bath. The decline parts of the curves in Figure 1 represent

the cooling of sludge.

3.2 Organic sludge dissolving trends

The conventional heat treatment performed by Wang et al. demonstrated that inorganic components dissolved at a lower dissolution ratio, and that the main part of the solid dissolution was due to VSS hydrolysis. Brooks presented a summary of the solid matter in the sludge and followed their pathways of dissolution and hydrolysis. First of all, the floc of microorganism was found to disperse and

disintegrate. The intracellular material was released, dissolved,and hydrolyzed as follows: lipids were hydrolyzed to palmitic acid, stearic acid, and oleic acid; proteins were degraded to a series of saturated and unsaturated acids,ammonia, and some carbon dioxide, while carbohydrates were broken down to polysaccharides of smaller molecular weight and, possibly, even to simple sugars. Therefore,volatile suspended solid (VSS) were generally taken as a principal parameter of organic hydrolysis.

VSS dissolution depicted the tendency of sludge to become an inorganic product. Figure 2 presents changes in sludge VSS dissolution under different conditions. Holding times from 1 to 30 min were used at the temperatures of 80,120, 150 and 170°C. The VSS dissolution ratios substantially increased with rising temperature and prolonged holding time. However, the increases in dissolution were not obvious when the holding time was beyond 5 min. The effect on

the VSS dissolution was mainly dependent on the temperature. The highest value of VSS dissolution ratio,36.4%, was obtained for a treatment at 170°C for 30 min.

The COD dissolution was the portion of TCOD in the sludge solid that was hydrolyzed into the liquor during the microwave irradiation. COD dissolution showed organic

matter dissolution. Microwave irradiation caused significant increases in COD concentrations. This corresponded to cell damage as a mechanism of microwave thermal treatment.The highest COD dissolution was 25.8% at 170°C for 10min (seen in Figure 3).

The tendency toward COD dissolution, as affected by microwave heating temperature and time, was consistent with the VSS dissolution. Accordingly, SCOD concentration of treated sludge also showed a similar trend with temperature and holding time. As shown in Figure 4, at 170°C,the SCOD of sludge was about 10 g/L. As also shown in Figure 5, the mean value of TOC concentration increased with the microwave irradiation temperature and time, and reached the highest value, 3.4 g/L, with a treatment of 170°C for 30 min. The microwave thermal pretreatment caused a substantial dissolution and hydrolysis of organics.This suggests that microwave irradiation is capable of additionally decomposing complex chemical compounds and hydrolyzing them into simple compounds that can then be easily decomposed by bioprocesses. This effect can be used to enhance the sludge digestion process, as shown in the present results.

3.3 Biogas recovery from microwave treated sludge

Pino-Jelcic et al. compared microwave treatment with conventional heat treatment at 60–65°C,

and found that the sludge VS removal ratio of microwave-treated sludge by anaerobic digestion was 53.9%, while the ratio was 51.3%for conventional thermal treated sludge with anaerobic digestion.Microwave treatment was helpful in disrupting the cell membranes of sludge bacteria, destroying more E. Coli and releasing more intracellular materials. Heo et al. used a BMP test to evaluate the anaerobic digestibility of alkaline-treated sludge. A hydrolysis test showed that the VSS dissolution did not increase significantly with the prolongation of holding time beyond 5 min and that VSS dissolution was low at 80°C.

In the present study, microwave heated sludge used for the BMP test was heated to temperatures of 120, 150 and 170°C for 5 and 10 min. Compared to ES, primary sludge and a

mixture of primary and ES could be readily digested.In order to analyze the microwave effect on different types of sludge, both MS from Beixiaohe and ES from Qinghe were tested. Cumulative biogas production of MS is shown in Figure 6. After microwave treatment, total biogas production increased by 12.9% to 20.2% over the control after 30 days of digestion. Figure 7 presents the cumulative total biogas production of ES. This production was 11.1% to 25.9% higher than untreated sludge. The highest biogas production was obtained from the sludge treated by microwave at 170°C for 10 min. Microwave heating as a pretreatment method for MS and ES therefore appeared to be effective in obtaining higher biogas production.

Both batches used for BMP gas production showed a fast rate for the first 10 days, then the gas production ratio decreased and stabilized. As seen in Figures 6 and 7, the amount of biogas generated for MS from Beixiaohe plant was higher than that from ES. This was most likely due to differences in organic load, as MS contains more organic content than ES. However, microwave pretreatment improved the sludge anaerobic digestibility for both MS and ES. The microwave treatment temperature was more sensitive for MS than for ES.

VS removal ratio in anaerobic digestion was another parameter that affected sludge biodegradability. Figures 8 and 9 present the VS removal ratios of the microwave treated MS from Beixiaohe plant and ES from Qinghe plant, respectively.

The VS removal ratio of MS microwave treated at 170°C for 5 min was 12% higher than that for the untreated sludge. For ES, the VS removal ratio increased by 11%

compared to untreated sludge.

4 Conclusions

Microwave heating using a domestic microwave oven with a frequency of 2450 MHz was

able to accomplish a rapid temperature increase in sludge. Therefore, as an alternative method, microwave treatment should also prove effective on an industrial scale. VSS dissolution approached values comparable to those by conventional heat treatment. The COD dissolution and the changes of TOC also indicated the same degree of organic component hydrolysis. At 170°C,the VSS dissolution ratio of treated sludge reached 36.4% and COD dissolution ratio was about 25%. Under this typical hydrolysis parameter, microwave irradiation could shorten holding time to 5 min, compared to conventional processes that require more than 30 min. This provided the possibility of shortening system sludge retention time,therefore saving energy and construction costs for industrial applications.

Compared with microwave conditioning, higher temperature with a pressure vessel could also bring notable effects with relatively mild temperatures. Microwave irradiation was shown to be effective at improving sludge biodegradability for both MS and ES, allowing a greater recovery of biogas. The BMP test showed a significant improvement in biogas production and in the VS removal ratio. The results of this study indicate that higher biogas production is possible at temperatures no higher than 170°C.

利用厌氧消化从微波加热的污泥中获取沼气通过厌氧消化的污水污泥，禽畜废物，食品废物产生沼气是一种宝贵的可再生能源资源。然而，传统的厌氧消化是不是一个有效的过程。水力停留时间长，低沼气回收率阻碍这些资源的应用。一种有效的预处理方法来杀死微生物细胞沙斯污泥被有关沼气生产的改进的主要问题之一。本文着重对污泥厌氧消化了微波热效应。挥发性悬浮固体（VSS）和化学污泥加热溶解有机需求进行了调查。微波加热被认为是一个从污泥中有机基质释放快速，高效的工艺流程。溶解的有机比例增加并不明显，当保温时间超过5分钟时用微波加热。该VSS 的增溶作用，主要是依赖于加热温度。解散的比例为36.4％VSS的最高值，得到170℃30分钟。COD的溶解比率约为25％至170℃。污泥处理酒总有机碳为1.98和2.73 g / L的150℃和170℃的5分钟。分别为，一个生物化学甲烷势（BMP）测试剩余污泥和剩余污泥的混合物主要的和过多的表现出的沼气产量的增加。从微波治疗混合污泥的总沼气上升12.9％至20.2％的消化后30天的控制。沼气产量11.1％至25.9％以上未经处理的污泥比对剩余污泥。污泥的混合物及剩余污泥与去除率分别为12％和11％以上，分别比未经处理的污泥。

1简介

污水处理厂生产的小学和剩余污泥含有细菌微生物有机和无机矿物成分的含量很大。国家环保局的报告表明，中国每年产生大约有1100万吨的脱水污泥（约80％水分含量）。近年来，在许多城市污泥处理和处置已成为一个严重的问题。

厌氧消化污泥处理是一种常见的过程。与其他过程相比，其优点是降低能源需求，更好的稳定的产品，可使用的天然气发电。然而，生物凝胶污泥厌氧消化困难而结构特性，Pavlostathis和Vavilin等。研究发现，抑制细菌细胞壁的污泥生物降解性，一种有效的预处理方法来杀死微生物细胞因此已在污泥预处理过程中的主要问题之一。王、拜尔、林和田中等人，分别进行了研究，以改善污泥预处理生产沼气，包括超声波，机械，碱，微生物降解和热化学处理。热处理是一个残酷的过程，破坏细菌的细胞壁，并释放水解高分子量材料。布鲁克发现有机物的水解是一个主要特点，与其他杰出的热处理方法比较。工业应用证明了热处理效果，例如，Kepp等。指出，当污泥进行加热的过程与Cambi在170 ℃时，挥

发性固体（VS）的经处理后的污泥清除率增加从约40％至约60％。利用改进后的污泥沉降性能的激烈，王等人的优势。一种厌氧序批式反应器相结合热处理，以提高VS去除率60％的比例较低水力停留时间（10天）.

然而，传统的热处理时间为目的的加热污泥费时，微波辐射可作为一种替代和更快速的方法在最近几年，作为一种新型的微波处理污泥技术的使用已经引起了人们的兴趣。

微波场产生一个统一的，通过调整摆动的偶极子产生电场内部和在材料表面处理的热能。污泥是一种多相介质中含有水，矿物质和有机物质，蛋白质和微生物由于其含水量高，污水污泥细胞能吸收大量的微波能量。

Zlotorzynski分析了微波辐射对分析和环境化学Eskicioglu等应用。在批次厌氧消化试验用微波加热至96℃，找到了17％以上未经处理的污泥沼气增加。相比传统的热处理，微波治疗导致更多的可溶性蛋白质和挥发性脂肪酸而是含糖量较低的污泥。报道，微波处理后污泥可产生79％，高于未经处理的污泥产甲烷。Wojciechowska采用微波条件经过180微波加热污泥并发现，，过滤阻力的具体（战略成果框架）的混合污泥（主要和次要污泥）污泥和厌氧消化了73％和84％，分别下降。廖等。报道，有机水解，经过梳理通过酸与过氧化氢微波诱导，可用于恢复污泥的营养。

很明显，微波治疗效果已被许多学者确认。然而，杀菌效果确切性质，以及是否这完全是由于非热效应或热效应，继续是一个有争议的问题。在最传统的热处理工艺，污泥在开放式的容器中温和加热的温度。以及较高的温度和压力是由微波处理产生的，在本文件总体中对污泥中的生物降解性方面进行了调查。

2材料和方法

2.1污泥取样

污泥抽取于北京三个当地城市污水处理厂（高碑店，清河，北小河污水处理厂）。这三项工程的主要废水处理城市污水。表1介绍了污泥的特点。污泥的混合物（MS）的混合相结合，是有主要和次要的污泥组成，次要的污泥是采样于高碑店和北小河植物重力浓缩罐槽中。剩余污泥（ES）的工厂从清河增厚在实验室收集到悬浮固体（SS）的含量为2.8％。采样后，污泥通过一个3.2毫米×3.2毫米网眼筛筛选去除大颗粒。筛选出污泥然后存放在冰箱中4℃，直至进一步的测试。

从高碑店厂污泥的混合物被用于微波加热有机物与污泥溶调查。微波处理的北小河和清河厂污泥处理厂的剩余污泥的混合物用于评价生化降解甲烷势（BMP）的测试。表1显示了 SS, VS, 总的 COD, and pH.

2.2微波加热程序

商业家用微波炉（2450兆赫，1000瓦，MSD6，上海Sineo有限公司）和聚四氟乙烯容器只被用于微波辐射。这种微波能量的频率已广泛应用于科研。微波加热污泥进行批量测试使用的污泥30毫升在70毫升聚四氟乙烯容器里。所有测试样本都受到微波加热在80，120，150和17℃温度。微波加热保温时间分别为1，5，10，20和30分钟。控制的微波炉以便于测量污泥的温度和压力。

2.3生物化学甲烷势（BMP）的测试

甲烷潜在的生化测试是用来评估从微波预处理后，污泥沼气回收。60毫升污泥样品微波加热，150毫升的厌氧消化污泥接种，被送入250毫升血清瓶。接种污泥收集于高碑店电厂厌氧消化池。在这家工厂，消化污泥重力浓缩在35℃与30天的停时间。

一个单独的60毫升的未经处理的污泥样本作为对照样本。每个测试是用平行样本。BMP

的测试在水浴35℃采用排水法累计测量产气量。血清瓶每12小时摇动次，以便有足够的交融。沼气中的甲烷含量测定和热导检测器气相色谱仪。

2.4分析方法

总COD（TCOD）测定重铬酸钾/硫酸亚铁铵法。污泥颗粒保持一致悬浮于磁力搅拌器进行取样。分离的上清液污泥离心（LG10-2.4A），2775克和10分钟分别为溶解性COD（SCOD）的测定。总固体（TS）的和SS分别测定干燥污泥浆在105℃下24小时℃; VS和VSS的被燃烧，在600℃的干污泥测试2小时。对于SS和VSS的分析后，污泥离心前加热，以消除在描述SCOD增加可溶性固形物的测定。污泥液TOC的测定采用日本岛津的总有机碳- 5000。

3结果与讨论

3.1微波加热温度升高

与传统的污泥加热相比，微波加热更迅速。当材料是由高频率的电磁波加热，加热效果源自于对与带电粒子的物质波电场分量的相互作用。以材料吸收功率变得像高穿透深度减小。由于污泥的成分复杂的结果，微波能量吸收将受到有机物（如蛋白质，脂肪和碳水化合物）和固体浓度，以及由热负荷。Hong等人。报道了水吸收微波能量在接受热负荷指数关系，而吸收效率可达80％。图1给出了在120、150和170 ℃的5分钟加热和冷却污泥微波处理曲线。在微波辐射下，污泥的温度迅速上升，加热比为不同温度下相似。微波辐射时间为120，150和170℃分别为4，7和7.5分，分别为。当污泥加热到预先设定的温度，污泥保持在一个稳定的温度为5分钟。这一次被称为加热时间。当加热完成后，填补了反应器的污泥被转移到一个清凉的水的容器内。

3.2有机污泥溶解趋势

传统的热处理王等人指出。表明，无机成分溶解在一个较低的比例溶解，而溶解的固体的主要部分是由于VSS的水解。布鲁克斯介绍了污泥中的固体物质总结和遵循的溶解及水解的途径。所有红外搜索与跟踪，微生物絮体被发现分散和瓦解。细胞内物质被释放和溶解，水解如下：血脂水解为棕榈酸，硬脂酸和油酸，蛋白质被降解的饱和和不饱和脂肪酸、氨、二氧化碳和一些系列，而碳水化合物被打破下到分子量较小，而且可能多糖，甚至简单的糖。因此，挥发性悬浮固体（VSS）的一般作为一个有机水解采取的主要参数。

VSS的解散描绘了污泥的趋势成为无机产品。图二展示污泥VSS的解散不同条件下的变化。保温时间从1到30分钟被用来在80，120，150和170 ℃的温度VSS的比例大幅增加溶出度随着温度的升高和保温时间的延长。然而，在解散的增加并不明显，当保温时间超过5分钟了。对VSS的溶解作用，主要取决于温度。 VSS的溶出率，36.4％，获得的处理最高值170℃30分钟。COD的解散是TCOD污泥中固体，在微波辐射水解部分。COD的解散表明有机质解散。微波辐射引起的COD浓度显着增加。这相当于细胞作为一种微波的热损伤的处理机制。化学需氧量最高为25.8％，溶解在170℃下10分钟。（如图3所示）。

COD的趋势走向解散，经微波加热温度和时间的影响，是与VSS解散一致。因此，SCOD 增加处理后污泥胺含量也表现出与温度和保温时间类似的趋势。如图4所示，在170℃时，污泥SCOD增加约10 g / L的也正如图5所示，TOC浓度平均值随微波辐射温度和时间，并达到最高值，3.4克/ L时，170℃下处理30分钟。他微波热预处理引起了大量溶解和有机物水解。这表明，微波辐射是复杂的化学化合物分解此外，水解成可以很容易地通过bioprocesses简单化合物分解他们的能力。因为在目前的结果显示,这种效应可以用来提高污泥消化过程。

3.3沼气回收污泥微波治疗

皮诺- Jelcic等。在60-65℃相比，微波治疗与常规热处理，发现污泥与微波处理的污泥厌氧消化去除比率为53.9％，而这一比例为51.3％与常规热厌氧消化处理污泥微波治疗中的污泥破坏细菌的细胞膜上有帮助，摧毁更多的大肠杆菌和释放更多的细胞材料。许等人。用一个BMP测试评价碱处理污泥厌氧消化。水解试验表明，VSS的解散并没有显着增加与持有时间的延长，超过5分钟，而VSS的解体是在低于80℃的。在本研究中，微波加热污泥BMP的测试中使用被加热到120，150和170℃的5和10分钟的温度。比起ES，初级污泥，且主要与ES混合可随时消化。为了分析在不同类型的污泥微波效应，无论是从北小河和清河剩余污泥由污泥的混合物进行了测试。累积污泥生产沼气混合如图6。微波处理后，总生产沼气上升12.9％至20.2％，控制了30天后的消化。图7给出了累积共剩余污泥生产沼气。这条生产为11.1％至25.9％，高于未经处理的污泥。沼气产量最高的微波处理获得在170 ℃的10分钟污泥。微波作为MS和ES的预处理方法加热，因此似乎是在获得较高的沼气生产的有效。

天然气产量为BMP批次显示，同时使用前10天的快速增长，产气率则下降和稳定。正如在图6和图7所示，为从北小河厂污泥的混合物产生的沼气量比剩余污泥的高。这是最有可能是由于有机负荷的差异，如MS中比ES含有较多的有机质含量。然而，微波预处理改善了两个MS和ES的污泥厌氧消化。微波处理的MS比ES温度更敏感。相较于厌氧消化去除率是另一个影响污泥生物降解性的参数。图8和9目前挥发性固体微波处理厂及北小河从清河厂的剩余污泥混合污泥去除率，混合的挥发性固体去除率污泥微波在170℃下处理5分钟为12％，高于未经处理的污泥。剩余污泥，挥发性固体去除率增加了11％于未经处理的污泥相比。

4结论

微波加热使用的2450兆赫频率的家用微波炉能够使污泥温度迅速上升得到完成。因此，作为一种替代方法，微波处理也应该证明是有效的工业规模。挥发性悬浮固体溶解值相比接近传统的热处理。解散的COD和TOC的变化也表明了相同程度的有机组成部分水解。在170℃时，处理后的污泥VSS的溶出率达到36.4％，COD的溶出率约为25％。在这个典型的水解参数，微波辐射保温时间可以缩短到5分钟，而这需要超过30分钟的常规程序。这个系统提供了污泥停留时间缩短，因此节省能源和工业应用建筑成本的可能性。

微波条件作用相比，更高的温度与压力容器也可以带来相对温和的温度显着影响。微波照射，结果显示对改善污泥为MS和ES的生物降解性的有效，允许更大的沼气回收。BMP的测试显示，沼气生产和挥发性固体去除率显着改善。这项研究的结果表明，较高的沼气产量为较高的温度不超过170℃的可能。

城市污泥厌氧消化处理技术

城市污泥厌氧消化处理技术 彭光霞李彩斌王立宁张晓慧 （北京中持绿色能源环境技术有限公司北京100192） 摘要：随着我国城镇污水处理厂建设的推进，城市脱水污泥的处理处置问题越来越凸显出来。目前我国多数城市污水处理厂多采用浓缩、脱水后外运填埋或作农肥。城市污泥中的生物质能没得到充分利用，造成了资源、能源的浪费。污泥厌氧消化技术作为污泥处理处置的处理工艺，可以实现减量化、稳定化、无害化和资源化，可与多种工艺相结合，为现有污水厂污泥处理处置提供了很好的方向。 关键词：污泥处理处置、厌氧消化、分级分相、土地利用、资源化 1 概述 污泥厌氧消化可以实现污泥处理的减量化、稳定化、无害化和资源化。 污泥经厌氧消化后，体积大大减少，脱水性能大大提高，可实现污泥的减量化和稳定化；污泥在消化过程中，产生的甲烷菌具有很强的抗菌作用，可杀死大部分病原菌以及其它有害微生物，使污泥卫生化。同时，污泥厌氧消化产生大量的清洁能源--沼气，可用作锅炉燃料、直接驱动鼓风机、沼气发电提供污水处理厂的部分用电量、沼气提纯并网、沼气提纯用作汽车燃料等。 1.1 污泥厌氧处理技术原理 厌氧消化是利用兼性菌和厌氧菌进行厌氧生化反应，分解污泥中有机物质的一种污泥处理工艺。消化过程中可回收能源，但消化后的污泥含水率较高，仍需进一步脱水。厌氧消化可以实现污泥处理的减量化、稳定化、无害化和资源化。 污泥厌氧消化是一个由多种细菌参与的多阶段生化反应过程，每一反应阶段都以某类细菌为主，其产物供下一阶段的细菌利用。厌氧降解过程的化学、生物化学和微生物学相发复杂，但是可以综合三阶段理论[2]：1）水解阶段；2）产酸阶段；3）产甲烷阶段。

污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择与设计要点概要

污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择与设计要点陈怡 (北京市市政工程设计研究总院 , 北京 100082 摘要以北京市小红门污水处理厂和西安市第五污水处理厂为例 , 对污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择和设计要点进行了详细论述 , 包括污泥厌氧消化工艺选择、进泥预处理、厌氧消化池、沼气系统、上清液处理和污泥输送管路等 , 以保证污水处理厂污泥厌氧消化工艺的顺利实施。 关键词污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择污泥投配污泥搅拌沼气系统 K e y p o i n t s o f t h e p r o c e s s s e l e c t i o n a n d d e s i g n o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n i n w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t C h e n Y i (B e i j i n g G e n e r a l M u n i c i p a l E n g i n e e r i n g D e s i g n a n d R e s e a r c h I n s t i t u t e , B e i j i n g 100082, C h i n a A b s t r a c t :T a k i n g t h e B e i j i n g X i a o h o n g m e n W a s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t a n d X i ’ a n F i f t h W a s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t a s e x a m p l e , t h i s p a p e r d e s c r i b e d t h e k e y p o i n t s o f t h e p r o c e s s s e l e c -t i o n a n d d e s i g n o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n i n t h e w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t , i n c l u d i n g s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n p r o c e s s s e l e c t i o n , s l u d g e p r e -t r e a t m e n t , a n a e r o b i c d i g e s t i o n t a n k , m e t h -a n e s y s t e m , u p -l e v e l c l e a n l i q u i d t r e a t m e n t , a n d s l u d g e t r a n s m i s s i o n p i p

产甲烷菌在厌氧消化中的应用研究进展_林代炎

L IN Dai 2yan 1 , L IN Xin 2jian 2 , YAN G Jing 1 , YE Mei 2feng 1 世纪 70年代中期 ,产甲烷菌只有 1个科 (甲烷杆 菌科) ,分 3个属、9个种。随着研究手段的发展 以及人们对产甲烷菌的关注 ,据杨秀山等 1991年 报道 ,美国奥斯冈 ( Orego n)产甲烷菌保藏中心 当时收藏的产甲烷菌有 215株分属于 3目、6科、 55种 ,可能是当时最完备的目录 [ 3 ]。从系统发育 来看 ,到目前为止 ,产甲烷菌分成 5个目 ,分别为 关系 ,望能为产甲烷菌在污水处理工程中发挥更大 1 产甲烷菌研究历史 RNA 的同源性进行分类取得了较为满意的结果 ; 福建农业学报 23 (1) :106～110 ,2008 Fu j i an J ou rnal of A g ricult u ral S ciences 文章编号 : 1008 - 0384 ( 2008) 01 - 0106 - 05 产甲烷菌在厌氧消化中的应用研究进展 林代炎1 ,林新坚2 ,杨 菁1 ,叶美锋1 (1.福建省农业科学院农业工程技术研究所 ,福建 福州 350003 ; 2.福建省农业科学院土壤肥料研究所 ,福建 福州 350013) 摘 要 :简述了产甲烷菌研究史 ,分析了厌氧消化领域研究进展以及产甲烷菌代谢机理和生理生化特征的关系。 关键词 :厌氧消化 ;产甲烷菌 ;厌氧反应器 中图分类号 : X 703 文献标识码 : A Advance in utilization of methanobacteria f or anaerobic digestion studies ( 1 . A ricult ural En gi neeri n g I nstit ute , Fuj i an A ca dem y of A g ricult u ral S ciences , Fuz hou , Fu j i an 350003 , Chi na; 2 . S oi l an d Ferti li z er I nstit ute , Fu j i an A ca dem y of A g ricult ural S ciences , Fuz hou , Fu j i an 350013 , Chi na) so analyzes t he relatio nship between t he research develop ment in anaerobic digestio n and t he metabolic mechanism and t he p hysiological and biochemical characteristics of met hanobacteria. Key words : anaerobic digestion ; met hanogens bacteria ; anaerobic reactor 随着人们认识到厌氧发酵技术在污水处理及生制 , 1950年 , Hungate 创造了无氧分离技术才使产 产沼气能源等方面的突出优势 ,对产甲烷菌在厌氧甲烷菌的研究得到了迅速的发展 [ 1 - 2 ]。由于产甲烷 消化中的研究也越来越重视。厌氧发酵是极为复杂菌是严格的厌氧菌 ,对其研究需要较高的技术手 的生物过程 ,在参与反应的众多微生物中 ,产甲烷段 ,据《伯杰细菌鉴定手册》第 8版记载 ,到 20 菌的优劣、密度以及它的生长环境条件是影响厌氧 消化效率和甲烷产量的重要因素 ,因此 ,对产甲烷 菌的代谢机理及生理生化特征 ,以及在厌氧消化过 程中为产甲烷菌创造有利环境条件方面的研究成为 该领域的重点。本文简述了产甲烷菌的研究历史 , 并分析了厌氧消化系统应用领域研究的快速发展与 产甲烷菌代谢机理、生理生化特征研究进展的密切 甲烷杆菌目 ( M et hanohacteri ales )、甲烷球菌目 作用提供参考。 s arci nales )、甲烷微菌目 ( M et hanom icrobi ales ) 和甲烷超高温菌目 ( M et hano p y rales ) [ 4 ] ,分离鉴 产甲烷菌的研究开始于 1899年 ,当时俄国的 定的产甲烷菌已有 200多种 [ 5 ]。 微生物学家奥姆良斯基将厌氧分解纤维素的微生物 在产甲烷菌分类方面 ,随着分子生物学的发 分为两类 ,一类是产氢的细菌 ,后来称为产氢、产 乙酸菌 ,另一类是产甲烷菌 ,后来称奥氏甲烷杆菌 ( M et hanobaci l l us omel aus ki i )。由于研究条件的限 1996年伊利诺伊大学完成了第 1个产甲烷菌 收稿日期 : 2007 - 07 - 26初稿 ; 2007 - 12 - 21修改稿 基金项目 :福建省环保专项基金 (1576) ;福建省财政专项 ( STIF - Y01)

不同预处理方法对剩余污泥厌氧消化产沼气过程的影响

第28卷第1期2009年1月 食品与生物技术学报Journal of Food Science and Biotechnology Vol.28　No.1Jan.　2009　 文章编号:167321689(2009)0120107206 收稿日期:2007212229 基金项目:江苏省高技术研究项目(D G 2006044);江苏省自然科学基金项目(B K2006023)。 3通讯作者:阮文权(19662),男,上海人,教授,工学博士,主要研究环境厌氧生物技术。Email :wqruan @https://www.wendangku.net/doc/2417992311.html, 不同预处理方法对剩余污泥厌氧消化 产沼气过程的影响 高瑞丽1,　严群1,2,　邹华1,2,　阮文权31,2 (1.江南大学工业生物技术教育部重点实验室,江苏无锡214122;2.江南大学环境与土木工程 学院,江苏无锡214122) 摘　要:研究了不同预处理方法对剩余污泥固态法厌氧消化产沼气过程的影响。结果表明:不同的预处理方法均可不同程度地提高产气量和甲烷含量。其中,经酶法处理后,剩余污泥前4h 产气速率最快,平均每小时为3129mL/g ;经热处理后,剩余污泥累积产气量最多,为45180mL/g ,比对照提高了230%;而经微波处理后,剩余污泥所产沼气中甲烷质量分数最高,为62126%,比对照增加了130%。 关键词:剩余污泥;厌氧消化;预处理;甲烷中图分类号:X 703;X 705文献标识码:A E ffects of Different Pretreatment of W aste Activated Sludge on Methane Production via Anaerobic Digestion GAO Rui 2li 1 ,　YAN Qun 1,2 ,　ZOU Hua 1,2 ,　RUAN Wen 2quan 1,23 (1.Key Laboratory of Industrial Biotechnology ,Ministry of Education ,Jiangnan University ,Wuxi 214122,China ;21School of Environment and Civil Engineering ,Jiangnan University ,Wuxi 214122,China ) Abstract :In t his manuscript ,effect s of different p ret reat ment met hods on t he met hane p roduction by waste activated sludge were caref ully investigated.It was found t hat :(1)by t reated wit h alkali p rotease ,t he specific rate of gas achieved at t he highest value (3129mL/g vs/h );(2)by t hermally t reated in an autoclave ,t he gas production was 4518mL/g ,higher 230%t han t hat of t he cont rol ;(3)by t reated by microwave irradiation ,t he met hane content was increased to 62126%,higher 130%t han t hat of t he control. K ey w ords :waste activated sludge ,anaerobic digestio n ,p ret reat ment ,met hane 随着国民经济的不断发展,我国城镇工业废水以及生活污水排放量不断增加。为了防止水域污染,改善生态环境,截止到2004年底,我国已建成城市污水处理厂708座,日处理能力达71387×107 m 3。在污水处理过程中,一般会产生占污水体积0102%的污泥,因而数量巨大,目前已成为亟待处 理的城市固体废物之一[1]。目前国内外对污泥厌氧 消化的研究多集中于采用剩余污泥或初沉污泥和剩

废水厌氧处理沼气产气量计算

废水厌氧处理沼气产气量计算原理 一、理论产气量的计算 1.根据废水有机物化学组成计算产气量 当废水中有机组分一定时，可以利用第一节中所介绍的化学经验方程式（15-1）计算产气量，对不含氮的有机物也可用以下巴斯维尔（Buswell和Mueller）通式计算: 【公式见下图】 2．根据COD与产气量关系计算 在标准状态下，1mol甲烷，相当于2mol（或64g）COD，则还原1gCOD相当于生成22.4/64=0.35L甲烷。 一般在厌氧条件下，每降解1kgCOD约产生2%～8%的厌氧污泥（即微生物对营养物质进行同化后残留的物质），而能量的传递效率是能量在沿食物链流动的过程中，逐级递减。若以营养级为单位，能量在相邻的两个营养级之间传递效率为10%~20%。微生物由于其生物形态结构简约，传递效率要稍高于多细胞生物为20%~30%，若以其传递效率25%计，则每1kgCOD产生2%～8%的厌氧污泥，则需要总物质的8%～32%物质用于其自身的同化作用，故1kgCOD中只有0.68～0.92kg的物质转化为甲烷，理论上在标准状态下，1mol甲烷，相当于2mol（或64g）COD，则还原1kgCOD相当于生成22.4/64=0.35m3甲烷。 沼气中甲烷的含量一般占总体积的50～70%，则理论上初步计算1kgCOD产生0.34～0.644Nm3的沼气。但在厌氧消化工艺中，实际产气率受物料的性质、工艺条件以及管理技术水平等多种因素的影响，在不同的场合，实际产气率与理论值会有不同程度的差异。 ①物料的性质：就厌氧分解等当量COD的不同有机物而言，脂类（类脂物）的 产气量最多，而且其中的甲烷含量也高；蛋白质所产生的沼气数量虽少，但甲烷含量高； 碳水化合物所产生的沼气量少，且甲烷含量也较低；从脂肪酸厌氧消化产气情况表明，随着碳键的增加，去除单位重量有机物的产气量增加，而去除单位重量COD的产气量则下降； ②②废水COD浓度：废水的COD浓度越低，单位有机物的甲烷产率越低，主要 原因是甲烷溶解于水中的量不同所致。因此，在实际工程中，高浓度有机废水的产气率

我国城市污水厂污泥厌氧消化系统的运行现状

我国城市污水厂污泥厌氧消化系统的运行现状 吴　静,　姜　洁,　周红明,　毕　蕾 (清华大学环境模拟与污染控制国家重点联合实验室,北京100084) 摘　要:　对我国400余座城市污水厂污泥处理工艺的调查表明,目前采用污泥厌氧消化工艺的仅46家,主要采用浓缩/中温厌氧/脱水工艺,采用一级厌氧消化和二级厌氧消化的厂家数量接近,其中仅25家的污泥消化系统正在运行,沼气产量约为14×104m3/d,另有6家在调试。污泥厌氧消化工艺在实际应用中仍存在着较多亟待解决的问题,沼气产率低和利用率不高大大削弱了该工艺的优势。 关键词:　城市污水厂;　污泥处理;　厌氧消化;　沼气 中图分类号:X703.1 文献标识码:B 文章编号:1000-4602(2008)22-0021-04 C u r r e n t O p e r a t i o nS t a t u s o f S l u d g e A n a e r o b i c D i g e s t i o n S y s t e m i n Mu n i c i p a l Wa s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t s i nC h i n a WUJ i n g,　J I A N GJ i e,　Z H O UH o n g-m i n g,　B I L e i (S t a t e K e y J o i n t L a b o r a t o r y o f E n v i r o n m e n t S i m u l a t i o n a n d P o l l u t i o n C o n t r o l,T s i n g h u a U n i v e r s i t y,B e i j i n g100084,C h i n a) A b s t r a c t:　T h er e s u l t so f t h ei n v e s t i g a t i o n o n s l u d g e t r e a t m e n t s y s t e m so v e r400m u n i c i p a l w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t s i n C h i n a s h o wt h a t o n l y a b o u t46p l a n t s h a v e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s-t e m s,m o s t o f w h i c h a d o p t t h i c k e n i n g/m e s o p h i l i c a n a e r o b i c d i g e s t i o n/d e w a t e r i n g p r o c e s s.A b o u t h a l f o f t h e p l a n t s h a v e o n e-s t a g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s t e m s a n d t h e o t h e r h a l f h a v e t w o-s t a g e a n a e r o b i c d i g e s-t i o n s y s t e m s.F o r t h e46p l a n t s,o n l y25p l a n t s o p e r a t e t h e i r a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s t e m s a n d p r o d u c e a- b o u t14×104m3b i o g a s/d,t h e o t h e r6p l a n t s c o m m i s s i o n t h e i r s y s t e m s.T h e r e a r e s o m e u r g e n t p r o b l e m s f o r t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n.T h e l o wb i o g a s y i e l d a n d u t i l i z a t i o n r a t e c o u n t e r a c t s o m e a d v a n t a g e s o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n. K e y w o r d s:　m u n i c i p a l w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t;　s l u d g e t r e a t m e n t;　a n a e r o b i c d i g e s t i o n;　 b i o g a s 随着我国国民经济的高速发展以及城市化进程的不断加快,城镇生活污水量也大幅增加,并在1999年首次超过工业废水排放量,占全国污水排放总量的52.9%[1]。近年来,城镇生活污水量以年均5%的速度递增,已成为我国水环境的主要污染源。我国城市污水处理率长期偏低,直至20世纪90年代以后,城市污水处理的基础设施建设才被提到日程,全国城市污水处理厂数量迅速增加。2006年城市生活污水处理率达到43.8%[2]。根据国家环境保护“十五”计划,到2010年所有城市的污水处理率不得低于60%,直辖市、省会城市、计划单列市和风景旅游城市的污水处理率不得低于70%。故在今后一段时期,城市污水厂数量仍将持续增加。 伴随城市污水厂的兴建,大量城市污泥产生。2003年我国的城市污泥(干泥)产量估计达到160×104t。城市污泥主要由沉砂池和初沉池产生的初沉污泥(含水率为96%左右)以及好氧生物处理单元产生的剩余污泥(含水率为99.2%～99.6%)组 第24卷　第22期2008年11月 中国给水排水 C H I N AWA T E R＆W A S T E WA T E R V o l.24N o.22 N o v.2008

污泥厌氧消化简介

简介： 污泥厌氧消化是指污泥在无氧条件下，由兼性菌和厌氧细菌将污泥中的可生物降解的有机物分解成二氧化碳、甲烷和水等，使污泥得到稳定的过程，是污泥减量化、稳定化的常用手段之一。 机理： 污泥厌氧消化是一个多阶段的复杂过程，完成整个消化过程，需要经过三个阶段（目前公认的），即水解、酸化阶段，乙酸化阶段，甲烷化阶段。各阶段之间既相互联系又相互影响，各个阶段都有各自特色微生物群体。 水解酸化阶段： 一般水解过程发生在污泥厌氧消化初始阶段，污泥中的非水溶性高分子有机物，如碳水化合物、蛋白质、脂肪、纤维素等在微生物水解酶的作用下水解成溶解性的物质。水解后的物质在兼性菌和厌氧菌的作用下，转化成短链脂肪酸，如乙酸、丙酸、丁酸等，还有乙醇、二氧化碳。 乙酸化阶段： 在该阶段主要是乙酸菌将水解酸化产物，有机物、乙醇等转变为乙酸。该过程中乙酸菌和甲烷菌是共生的。 甲烷化阶段： 甲烷化阶段发生在污泥厌氧消化后期，在这一过程中，甲烷菌将乙酸（CH3COOH）和H2、CO2分别转化为甲烷，如下： 2CH3COOH→2CH4↑+ 2CO2↑ 4H2+CO2→CH4+ 2H2O 在整个厌氧消化过程中，由乙酸产生的甲烷约占总量的2/3，由CO2和H2转化的甲烷约占总量的1/3。 影响因素： 温度： 在污泥厌氧消化过程中，温度对有机物负荷和产气量有明显影响。根据微生物对温度的适应性，可将污泥厌氧消化分为中温（一般30~36℃）厌氧消化和高温（一般50~55℃）厌氧消化。研究表明，在污泥厌氧消化过程中，温度发生±3℃变化时，就会抑制污泥消化速度；温度发生±5℃变化时，就会突然停止产气，使有机酸发生大量积累而破坏厌氧消化。 酸碱度： 研究表明，污泥厌氧消化系统中，各种细菌在适应的酸碱度范围内，只允许在中性附件波动。微生物对pH的变化非常敏感。水解与发酵菌及产氢、产乙酸菌适应的pH范围为5.0~6.5，甲烷菌适应的pH范围为6.6~7.5。如果水解酸化和乙酸化过程的反应速度超过甲烷化过程速度，pH就会降低，从而影响产甲烷菌的生活环境，进而影响污泥厌氧消化效果，然而，由于消化液的缓冲作用，在一定范围内避免这种情况的发生。 消化液是污泥厌氧消化过程血红有机物分解而产生的，其中含有除了CO2和NH3外，还有以NH4NCO3形态的NH4+，HCO3-和H2CO3形成缓冲体系，平衡小范围的酸碱波动。如下：H+ + HCO3- ═H2CO3 有毒物质浓度： 在污泥厌氧消化中，每一种所谓有毒物质是具有促进还是抑制甲烷菌生长的作用，关键在于它们的毒阈浓度。低于毒阈浓度，对甲烷菌生长有促进作用；在毒阈浓度范围内，有中等抑制作用，随浓度逐渐增加，甲烷菌可被驯化；超过毒阈上限。则对微生物生长具有强烈的抑制作用。 污泥厌氧消化分类：

污泥厌氧消化的方法和特点

污泥厌氧消化的方法是什么？污泥厌氧消化的阶段有哪些？污泥厌氧消化的特点是什么？污泥厌氧消化在无氧条件下，污泥中的有机物由厌氧微生物进行降解和稳定的过程称为厌氧消化。 污泥中的有机物含量很高，采用好氧法能耗太大，一般采用厌氧消化法：即在无氧的条件下，由兼性菌及专性厌氧细菌降解有机物，最终产物是二氧化碳和甲烷气（或称污泥气、消化气），使污泥得到稳定。所以污泥厌氧消化过程也称为污泥生物稳定过程。污泥厌氧消化是一个极其复杂的过程，多年来厌氧消化被概括为两阶段过程，第一阶段是酸性发酵阶段，有机物在产酸细菌的作用下，分解成脂肪酸及其他产物，并合成新细胞；第二阶段是甲烷发酵阶段，脂肪酸在专性厌氧菌——产甲烷菌的作用下转化成CH4和CO2。1979年，伯力特（Bryant）等人根据微生物的生理种群，提出了厌氧消化三阶段理论，是当前较为公认的理论模式。三阶段消化突出了产氢产乙酸细菌的作用，并把其独立地划分为一个阶段。三阶段消化的第一阶段，是在水解与发酵细菌作用下，使碳水化合物，蛋白质与脂肪水解与发酵转化成由糖、氨基酸、脂肪酸，甘油及二氧化碳、氢等；第二阶段，是在产氢产乙酸菌的作用下，把第一阶段的产物转化成氢、二氧化碳和乙酸。第三阶段，是通过两组生理上不同的产甲烷菌的作用，一组把氢和二氧化碳转化成甲烷，另一组是对乙酸脱羟产生甲烷。 影响污泥消化的主要有以下因素：l）温度：温度影响消化速度，也影响消化深度。温度为5－15℃称低温消化，30－35℃称中温消化，50－55℃称高温消化。高温消化几乎可以杀灭一切病原微生物，但操作管理复杂，加热费用高；中温消化只能杀灭部分病原微生物，低温消化效率很低，所以一般采取中温消化。2）投配率：即每天投入消化池内的生污泥量与池内熟污泥量的百分率。投配率的大小影响池内污泥的PH值和消化速率。投配率小污泥消化速度快而充分，产气量高，但要加大池体积；投配率大，消化速度慢，PH值降低，抑制甲烷细菌的生长，破坏正常的消化过程。一般对于生活污水或水质近似的工业废水， 投配率率以6-12％为宜。3）生熟污泥的混合程度：混合充分，可加速消化过程，提高产气量，因此需要搅拌。4）厌氧条件：甲烷菌是厌氧性微生物，因此要求消化池密封，隔绝空气。以上是绿环（煤质柱状活性炭生产厂家）为您介绍的关于水处理方面的知识，如有疑问，欢迎联系！

浅析餐厨垃圾的处理方式及厌氧发酵产甲烷性能

浅析餐厨垃圾的处理方式及厌氧发酵产甲烷性能 摘要：介绍了餐厨垃圾的特性，综述了餐厨垃圾粉碎直排法、填埋法以及生物处理方法：蚯蚓堆肥、提取生物降解性塑料、固态发酵、生物发酵制氢、好氧堆肥、厌氧发酵等。针对餐厨垃圾厌氧发酵产甲烷过程，从工艺参数、工艺应用等方面阐述了国内外进展，并对餐厨垃圾厌氧发酵技术的规模化应用提出今后的研究方向。 关键字：餐厨垃圾处理方式厌氧发酵甲烷 0 前言 餐厨垃圾是指居民生活、食品加工、饮食服务等活动中产生的食物废料，是城市生活垃圾的重要组成部分，仅次于建筑垃圾，是第二大垃圾产生源。餐厨垃圾具有高含水率、高有机物含量，在高温条件下容易腐烂发臭，孽生蚊蝇、病菌，且不能满足垃圾焚烧发电的发热量要求(5000kJ/kg以上)。如果将其直接用作动物饲料，容易导致病菌进入人类食物链，对人体健康造成危害。因此，有关餐厨垃圾的合理利用和处理方式的研究已日益引起重视。 目前餐厨垃圾主要的处理处置方法包括粉碎直排、卫生填埋、高温好氧堆肥、固态发酵、生物处理机、厌氧发酵等，其中利用餐厨垃圾作为厌氧发酵技术的原料，既可以获得清洁能源，又能减少污染物排放，是目前国内外针对大规模餐厨垃圾处理利用的主要方向。

1 餐厨垃圾的处理处置现状 1.1 粉碎直排 由于厨房空间有限，因此就地减量处理是餐厨垃圾处理的基本立足点。目前一些国家普遍采用在厨房配置餐厨垃圾处理装置，将粉碎后的餐厨垃圾排人市政下水管网的方法。但餐厨垃圾粉碎直排容易产生污水和臭气，滋生病菌、蚊蝇和导致疾病传播，油污凝结成块会造成排水管堵塞，降低城市下水道的排水能力，高油脂含量等特性也增加了城市污水处理厂和垃圾填埋场负荷，同时也不可避免地产生二次污染。 1.2填埋 由于餐厨垃圾中有机物可生物降解组分含量高，产气速度快且产气量较大、稳定时间短，有利于垃圾填埋场地恢复使用，且操作简便，因此填埋是目前应用比较普遍的处理方法。但厌氧分解产生的沼气和渗沥液会造成二次污染，减少符合填埋条件的土地面积，同时造成餐厨垃圾营养物质的损失，因此一些国家已禁止未经处理的餐厨垃圾进入填埋场，如韩国于2005年起所有填埋场将不再接收餐厨垃圾。1.3好氧堆肥 堆肥是指在人工控制的条件下，利用微生物作用使有机固体废物稳定化的过程。堆肥能否成功的关键是微生物菌种的选择，堆肥物料C/N的调节，水分、温度、氧气与酸碱度的适当控制。餐厨垃圾有机物含量高，C/N较低、营养元素全面，非常适合用作堆肥原料。 餐厨垃圾堆肥的优点是处理方法简单、堆肥产品中能保留较多的

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

厌氧微生物的培养驯化及成熟污泥的特征

厌氧微生物的培养驯化及成熟污泥的特征 The final edition was revised on December 14th, 2020.

厌氧消化系统试运行的一个主要任务是培养厌氧污泥，即消化污泥。厌氧活性污泥培养的主要目的是厌氧消化所需要的甲烷细菌和产酸菌，当两种菌种达到动态平衡时，有机质才会被不断地转换为甲烷气，即厌氧沼气。 （一）培菌前的准备工作 厌氧消化的启动，就是完成厌氧活性污泥的培养或甲烷菌的培养。当厌氧消化池经过满水试验和气密性试验后，便可开始甲烷菌的培养。 （二）培菌方法 污泥的厌氧消化中，甲烷细菌的培养与驯化方法主要有两种：和。 接种污泥一般取自正在运行的厌氧处理装置，尤其是城市污水处理厂的消化污泥，当液态消化污泥运输不便时，可用污水厂经机械脱水后的干污泥。在厌氧消化污泥来源缺乏的地方，可从废坑塘中取腐化的有机底泥，或以认粪、牛粪、猪粪、酒糟或初沉池底泥代替。大型污水处理厂，若同时启动所需接种量太大，可分组分别启动。 是向厌氧消化装置中投入容积为总容积的10%～30%的厌氧菌种污泥。接种污泥一般为含固率为3%～5%的湿污泥。再加入新鲜污泥至设计液面，然后通入蒸汽加热，升温速度保持1℃/h，直至达到消化温度。如污泥呈酸性，可人工加碱调整pH至～。维持消化温度，稳定一段时间（3-5d）后，污泥即可成熟。再投配新鲜污泥并转入正式运行。此法适用于小型消化池，因为对于大型消化池，要使升温速度为1℃ /h，需热量较大，锅炉供应不上。

指向厌氧消化池内逐步投入生泥，使生污泥自行逐渐转化为厌氧活性污泥的过程。该方法要使活性污泥经历一个由好氧向厌氧的转变过程，加之厌氧微生物的生长速率比好氧微生物低很多，因此培养过程很慢，一般需历时6～10个月左右，才能完成甲烷菌的培养。 或者通过加热的方法加速污泥的成熟：将每日产生的新鲜污泥投入消化池，待池内的污泥量为一定数量时，通入蒸汽。升温速度控制在1℃/h。当池内温度升到预定温度时，可减少蒸汽量，保持温度不变，并逐日投加一定数量的新鲜污泥，直至达到设计液面时停止加泥。整个成熟过程一直维持恒温，成熟时间约需30～40d。污泥成熟后，即可投配新鲜污泥并转入正式运行。 （三）培菌注意事项 厌氧消化系统的处理主要对象是活性污泥，不存在毒性问题。但是厌氧消化菌繁殖速度太慢，为加快培养启动过程，除投入接种污泥以外，还应做好厌氧污泥的加热。 厌氧消化污泥的培养，初期生污泥投加量与接种污泥的数量及培养时间有关，早期可按设计污泥量的30%～50%投加，到培养经历了60d 左右，可逐渐增加投加量。若从监测结果发现消化不正常时，应减少投泥量。 厌氧消化系统处理城市污水处理厂的活性污泥，由于活性污泥中碳、氮、磷等营养是均衡的，能够适应厌氧微生物生长繁殖的需要。因此，即使在厌氧消化污泥培养的初期也不需要和处理工业废水那样，加入营养物质。

污泥厌氧消化池设计说明书

课程设计 课程名称_固体废物利用与处置B课程设计_ 题目名称_ 260m3/d污泥厌氧消化池设计 学生学院_ _ 环境科学与工程__ _ 专业班级_ _ 环境科09级（2）班__ _ 学号 28 学生姓名_________余笃凝 ___ _____ 指导教师_________戴文灿 ___ ____ 2012 年 6 月 25 日

摘要 厌氧消化或称厌氧发酵是一种普遍存在于自然界的微生物过程。厌氧消化处理是指在厌氧状态下利用厌氧微生物使固体废物中的有机物转化为CH4和CO2的过程。厌氧消化池多用于大型污水处理场的脱水剩余污泥的厌氧处理，也可用以处理高浓度有机工业废水、悬浮固体含量较高和颗粒较大的有机废水、含难降解有机物的工业废水，也以被成功地应用于肉类食品工业废水的处理。厌氧发酵反应与固液分离在同一个池内进行，结构较为简单。此次课程设计要求我们在给定参数下设计日处理量为260m3 的中温定容式污泥厌氧消化池。 关键词：固体废物厌氧消化微生物有机物

Abstract Anaerobic digestion（some says anaerobic fermentation）is a kind of microbial process which commonly finds in nature area. Anaerobic digestion treatment means that use anaerobic microbe in order to make organic matter from solid waste into CH4 and CO2 process in anaerobic digestion pools usually used in large sewage farm to treats dewatering surplus sludge anaerobicly,it also can be used to deal with high concentration of organic industrial waste water, higher content of suspended solid and the larger particle organic wastewater, including refractory organics industrial wastewater, what’s more,it can applied successfully in the meat food industrial wastewater treatment. Anaerobic fermentation reaction and solid-liquid separation are react in the same pool so the structure is simple. The course design require us to design the steady increases type of sludge anaerobic digestion pool which capacity of 260 m3 under the given parameters. Keywords: solid waste anaerobic digestion microbial organic

厌氧消化中的产甲烷菌研究进展

厌氧消化中的产甲烷菌研究进展 公维佳，李文哲＊，刘建禹 （东北农业大学工程学院，黑龙江哈尔滨１５００３０） 摘要：在厌氧消化过程中，通过控制产甲烷菌的活动可显著提高厌氧消化效率。文章介绍了厌氧消化中产 甲烷菌的生理生化特征及代谢途径，综述了微量元素、硫酸盐、ｐＨ值、氧化还原电位等显著影响因子对产甲烷菌活动和甲烷产量的影响。 关键词：厌氧消化；产甲烷菌；显著影响因子中图分类号：Ｘ７０３ 文献标识码：Ａ 收稿日期：２００５－１２－１２ 基金项目：国家自然科学基金项目（５０３７６００９）；黑龙江省科技攻关（ＧＣ０３Ａ３０４） 作者简介：公维佳（１９８１－），女，黑龙江人，硕士研究生，研究方向为生物质能源。 ＊通讯作者 目前能源与环境已成为影响人类社会可持续发展的重大问题，厌氧消化技术在能源生产和环境保护等方面具有突出的优势而倍受青睐。沼气发酵是自然界极为普遍而典型的厌氧消化反应，各种各样的有机物通过沼气发酵，不断地被分解代谢产生沼气，从而构成了自然界物质和能量循环的重要环节。厌氧消化是极为复杂的生物过程，在参与反应的众多微生物中，产甲烷菌的优劣和密度是影响厌氧消化效率和甲烷产量的重要因素，因此对产甲烷菌特征以及影响因子的研究成为重点。本文试图对这些研究进行综合性的分析总结，为今后的研究提供参考。 １产甲烷菌概述 产甲烷菌的研究开始于１８９９年，当时俄国的 微生物学家奥姆良斯基（Ｏｍｅｌｉａｎｓｋｉ）将厌氧分解纤维素的微生物分为两类，一类是产氢的细菌，后来称产氢、产乙酸菌；另一类是产甲烷菌，后来称奥氏甲烷杆菌（Ｍｅｔｈａｎｏｂａｃｉ１１ｕｓｏｍｅｌａｕｓｋｉｉ）。１９０１年Ｓｏｈｚｇｅｎ对产甲烷菌的特征及对物质的转化进一步作了详细的研究。１９３６年Ｂａｒｋｅｒ对奥氏甲烷菌又作了分离研究。但这些研究，由于厌氧分离甲烷菌的技术尚不完备，均未取得大的进展。直到１９５０年 Ｈｕｎｇａｔｅ第一次创造了无氧分离技术才使甲烷菌的研究得到了迅速的发展［１］。 产甲烷菌是一类能够将无机或有机化合物厌氧消化转化成甲烷和二氧化碳的古细菌，它是严格厌氧菌，属于水生古细菌门（Ｅｕｒｙａｒｃｈａｅｏｔａ）。它们生活在各种自然环境下，如反刍动物的瘤胃、人类的消化系统、稻田、湖泊或海底沉积物、热油层和盐池，以及污泥消化和沼气反应器等人为环境中［２］。产甲烷菌是厌氧消化过程的最后一个成员，甲烷的生物合成是自然界碳素循环的关键链条。 由于产甲烷菌是严格的厌氧菌，对其研究需要较高的技术手段，所以，在２０世纪７０年代中期以前，产甲烷菌新种发现的不多，据《伯杰细菌鉴定手册》第八版记载，产甲烷菌只有一个科，即甲烷杆菌科，分三个属，有９个种。但是，随着其研究手段的飞速发展，和人们对产甲烷菌的关注，越来越多的产甲烷菌被人们发现，到目前为止，从系统发育来看，甲烷菌分成５个目，分别为甲烷杆菌目（Ｍｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉａｌｅｓ）、甲烷球菌目（Ｍｅｔｈａｎｏｃｏｃｃａｌｅｓ）、甲烷八叠球菌目（Ｍｅｔｈａｎｏｓａｒｃｉｎａｌｅｓ）、甲烷微菌目（Ｍｅｔｈａｎｏｍｉｃｒｏｂｉａｌｅｓ） 和甲烷超高温菌目（Ｍｅｔｈａｎｏｐ－ｙｒａｌｅｓ） ［２］ 。Ｓｃｈｎｅｌｌｅｎ第一个从消化污泥中分离纯化得到甲酸甲烷杆菌（Ｍｅｔｈａｎｏｂａｃｔｅｒｉｕｍｆｏｒｍｉｃｉｕｍ）和巴氏甲烷八叠球菌（Ｍｅｔｈａｎｏｓａｒｃｉｎａｂａｒｋｅｒｉ），到目前为止，分离鉴定的产甲烷菌已有２００多种［３］。 ２产甲烷菌生理生化特征 在Ｈｕｎｇａｔｅ［４］厌氧分离培养纯化产甲烷菌的技 ２００６年１２月ＪｏｕｒｎａｌｏｆＮｏｒｔｈｅａｓｔＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ Ｄｅｃｅｍｂｅｒ２００６ 文章编号 １００５－９３６９（２００６）０６－０８３８－０４ 第３７卷第６期东北农业大学学报３７（６）：８３８￣８４１