电力仪器资讯:【导读】污泥是污水措置的副产品，跟着我国城市污水措置率的逐年提高,污泥产生量也急剧增加.污泥由有机残片、细菌菌体、胶体、各种微生物和有机、无机颗粒组成,含水率达到90%~99% ,若是措置不当,将对生态环境造成极其严重的影响.厌氧消化技术是实现污泥减量化、无害化和资源化的有效路子,但传统的厌氧消化工艺存在污泥生物降解性能低、举措措施占地大年夜、产气率及产气量较低等错误谬误.为克服这些错误谬误、提高污泥厌氧消化效率,从20 世纪70 年代起,包含污泥预措置,污泥与其他有机废料联合消化,电解电池辅助污泥厌氧消化等研究报导相继呈现.电刺激技术是经由过程微电场刺激微生物发展,加速微生物新陈代谢的编制.研究表白电场可以影响细胞的代谢过程、基因表达、细胞增殖、酶活力、膜的流动性以及细胞膜的通透性.今朝,电刺激用于污水措置方面已有研究,但是利用电刺激提高污泥厌氧消化效率的研究却鲜有报导.本研究基于以上理论基础,在污泥厌氧消化过程中施加微电压刺激,经由过程电刺激辅助污泥厌氧消化,提高沼气产率以及挥发性固体有机物(VS去除率.pH 值是影响厌氧消化效果的重要因素之一 ,在本文的电刺激反器中,pH 值还会影响系统电阻从而影响电刺激效果.因此为了更好的利用电刺激技术强化污泥厌氧消化,本文固定0.6V 直流电压,研究初始pH 值对厌氧消化过程中沼气产量、VS 去除率、氨氮、SCOD 浓度、挥发性脂肪酸(VFAs产量及其组分的影响,以期为后续开发合用的技术和装备供给参考. 1 材料与编制 1.1 实验材料 实验所用残剩污泥取自上海市闵行污水措置厂二沉池,浓缩后置于 4℃冰箱中保存待用.实验之前,将污泥浓度调度至 3.5%(TS 为 35g/L,其 具体理化性质见表 1. 1.2 实验装置与编制 图 1 为反应装置,有效容积为 1L,采取双层结构,外层为水浴夹套,保持中温厌氧消化(35℃.采取活性碳纤维电极,电极尺寸是 12cm%26times8cm每个反应器中插入两对相同电极板以增大年夜接触面积.实验所用电源为远方 WY3101 直流稳压电源. 装入污泥后，用5mol/L盐酸和5mol/L氢氧化钠溶液,将反应器初始 pH 值别离调度为 3、5、9、11残剩两个反应器不调度PH值。

其初始PH值为7，主要表现在：自主创新能力不强高层次人才尤其是世界一流的拔尖人才和领军人才匮乏基层一线专业技术人才短缺，反应器启动之前，用高纯氮气吹脱2min以驱除反应器内的空气,包管整个反应器处于严格厌氧环境.尝试过程中采取磁力搅拌,前期每隔 3d 取样,后期每隔 5d 取样. 1.3 阐发编制 TS、 VS 采取重量法测定,pH采取 pHS-3C计测定,上清液中 SCOD、氨氮(NH 4 + -H、挥发性脂肪酸(VFAs经过预措置后测定.污泥上清液是将污泥样品在r/min下离心5min,利用孔径为 0.45 %26microm 的微孔滤膜抽滤后所得.SCOD 以重铬酸钾法测定氨氮以水杨酸盐法测定VFAs(乙酸、丁酸、异丁酸、丁酸、异戊酸、戊酸采取气相色谱法测定.气相色谱测试前提为 : 检 测 器 FID, 色 谱 柱 为 DB-FFAP:30m%26times0.25mm%26times0.25mm,载气为氮气,进样量为 1%26muL,进样口与检测器的温度别离为200℃和250℃.产气组分采取日本岛津 GC14B 型气相色谱仪进行阐发.阐发前提:热导池检测器(TCD,DET TEMP 为120℃,柱子为TDX-02,柱温设定为100℃,进样口温度为 100℃,流量为 2mL/min. 2 结果与会商 2.1 初始 pH 值对污泥产气效率的影响 图 2 是各组累积沼气产量转变环境 .0.6V+ pH7 组 累积产气量比 0V+pH7 组提高了 37.7%,表白电刺激对提高污泥厌氧消化产气量有显著影响.在施加 0.6V 电压的各反应器中,消化前 3d,除 0.6V+pH5 与 0.6V+pH7 组产气量迅速增加之外,pH 值为 3、9、11 组产气缓慢,这可能是因为调度 pH 值 后 , 消化液的 pH 值过高或过低 , 抑制了产甲烷菌的活性 .3d 后,pH 值为 3、9 组产气恢复,产气量逐渐增加,而 pH 值为 11 组产气始终未能完全恢复,产气缓慢.反应进行到32d 时,pH 值为 5、 9 组总产气量均 比不控制 pH值组高 ,而 pH 值为 3、11 组的总产气量则较着低于对比组.在图 3 中,0V+pH7 与 0.6V+pH7 组在整个消化过程中甲烷含量均无较着不同,申明0.6V电刺激对沼气产量有较着晋升,而对甲烷含量无显著影响.在施加电压的各反应器中,调控初始 pH 值量较着比其他组低.初始 pH 值为 5、9 组不但总产气量高(图 2,沼气中甲烷含量也高于其他组.消化前9d内,这两组的甲烷含量迅速升高并别离达到 55.4%和 60.6%9d 之后跟着可利用基质的减少,甲烷含量也相应降低,消化结束时甲烷含量别离为 22.1%和 25.1%.综合图 2、 图 3 结果,消化至 32d,尝试组总甲烷产量别离为:1779mL(0.6V+pH9>1475mL(0.6V+pH5>1121mL(0.6V+pH7>502mL(0.6V+pH3>184mL(0.6V+pH11.因此,在0.6V 电刺激前提下,调度初始 pH 值为 3、11 时会抑制厌氧消化产气而 pH 值为 5、9 时则会提高总沼气量及沼气中甲烷含量. 图 4 为各组平均甲烷产率.此中 0.6V+pH9组甲烷产率最大年夜,为 224mLCH 4 /g VS,比 0.6V+pH7 组 高 出 36% 其 次 是 0.6V+pH5 组 ,为169mLCH 4 /g VS.pH 值为 3、11 时甲烷产率较着低于其他组,这可能是因为调度 pH 值为 3、11时,污泥中大年夜量有机物溶出,有机物负荷过高,抑制产甲烷菌活性. 2.2.1 初始 pH 值对污泥上清液中 SCOD 浓度的影响 在图 5 中,第 0d 经酸碱调度初始 pH 后,各组的 SCOD 含量均显著提高,此中 pH 值为 9、11 组 SCOD 增量最大年夜.这是因为加入酸碱后污泥中微生物的细胞壁遭到不合程度粉碎,胞内物质释放出来,SCOD 浓度相应增加.各尝试组 SCOD浓度峰值别离为:mg/L(0.6V+pH11>mg/L(0.6V+pH9>9800mg/L(0.6V+pH3>9084mg/L(0.6V+pH5>5945mg/L(0.6V+pH7. 表白在施加 0.6V 电压的前提下,调控初始 pH 可加速污泥厌氧消化的水解过程,增进固体有机物的溶出并且碱性前提下(pH 值 9、11的 SCOD 浓度高于酸性组(pH 值 3、5.消化 3d 后,除 pH11组外其他各组 SCOD 均迅速降落,与产气环境相一致( 图 2. 2.2.2 初始 pH 值对污泥中挥发性固体有机物去除率的影响 VS 去除率是衡量污泥减量化的重要指标.厌氧消化过程中 VS 去除率与产气量凡是呈正比例关系.研究结果中,初始 pH 值为48.9%,较着高于其他组(表 2.研究表白,调度污泥 pH 值为强酸或强碱时,污泥絮体遭到粉碎,污泥中微生物流露在极端环境中,产生融胞作用,VS 去除率相应升高.此中碱措置时微生物细胞破裂与否的界限为11 而酸措置时微生物细胞破裂与否的界限为4 .因此初始 pH 值为3、 11 组的早期融胞作用显著提高了 VS 去除率. 表 2 中,0.6V+ pH7 组 VS 去除率达到 32.2%,而0V+pH7仅为27.5%,申明电刺激可提高VS去除率.另外,pH 为 3、5、9、11 时,VS 去除率均比不控制 pH 值时高 ,表白调控初始 pH 有利于增进污泥减量化. 2.3 初始 pH 值对污泥产酸过程的影响 厌氧消化过程中 VFAs 总量转变趋势见图 6,各措置 VFAs 含量在前 3d 内均迅速增加.此中VFAs 总量关系为:碱性组(pH 值为 9、 11>酸性组进污泥产酸过程,并且碱性前提下的产酸量更大年夜.消化3~12d,各组VFAs浓度均显著降落,并伴随产气量的增加(图2.消化12d至消化结束时,pH值为3、5、7、9 组的 VFAs 保持较低程度,产气缓慢,申明系统内产生和分化的VFAs处于均衡状态.一般认为,VFAs质量浓度高于mg/L时,厌氧消化会呈现较着的“酸中毒”现象.pH11 组前期VFAs 积累并高达 mg/L,产生“酸中毒”现象.固然后期该系统的 VFAs 浓度有所降落,但前期的迅速酸化使产甲烷菌活性遭到较着抑制,产气未能恢复(图 2. VFAs 的主要组分均为乙酸和丙酸,表白电刺激能提高 VFAs 总量但对 VFAs 的主要成分无较着影响.在产酸岑岭期,pH 值为 3、 11 时乙酸和丁酸是主要成分,两者之和约占 60%~65%,是典型的乙酸型发酵和丁酸型发酵pH 值为 5、7、9时主要成分为乙酸和丙酸,约占 60%~70%,主要是乙酸型发酵与丙酸型发酵.另外,pH 值 为 11 组的丁酸与戊酸浓度显著高于 0.6V+pH7 组,其他各组丁酸与戊酸浓度与0.6V+pH7组不同不较着.表白调度污泥初始 pH 值为 11 可以增进有机物向丁酸和戊酸的转化过程.结果表白,初始 pH 值可以或许很大年夜程度上影响上清液中 VFAs 总量及各有机酸组分的含量. 2.4 厌氧消化过程中氨氮和 pH 值 的转变 为了考察厌氧消化过程中氨化反应及 VFAs对系统 pH 值 的调控作用,测定了不合时刻上清液中氨氮的质量浓度,其转变趋势见图 8.消化早期,跟着污泥中卵白质组分的分化,氨氮浓度逐渐上升,但由于细菌自身发展需要消耗氮源 [ ,因此氨氮增加缓慢并呈降落趋势.当细菌发展达到稳按期之后,对氮源需求减少而水解过程仍在进行,氨氮浓度又继续上升.在施加 0.6V 电压时,跟着初始 pH 值的升高氨氮浓度呈降落趋势.这可能是因为水解酸化细菌可在pH值为3.5~10的规模内正常工作,但最佳 pH 值为 5.5~6.5,因此初始 pH 值为酸性时分化卵白质速度相对较快,氨氮释放量高.污泥厌氧消化过程的 pH 值波动与 VFAs 及氨氮浓度密切相关.在施加 0.6V 电压的各反应器中,pH 值为 3、5 组的氨氮浓度在消化前 9d为 1000~1700mg/L(图 8,氨氮的缓冲作用使 pH值呈上升趋势.因此这两组的 pH 值由消化早期的5.2~5.9上升至7.0左右(图9,处于产甲烷微生pH 值在消化前 3d 呈降落趋势,并在第 3d 达到最低值,别离为:6.7、7.1.这是由于消化早期 VFAs迅速积累,而氨氮的缓冲作用不足以引起 pH 值的剧烈转变,致使pH值降落.而后由于VFAs被消耗而氨氮浓度仍延续升高,系统 pH 值也相应升高并最终保持在7.3~7.6,与0V+pH7组持平.结果表白,调度污泥初始 pH 值不会影响整个系统 pH值的自然均衡过程. 氮是厌氧微生物发展的必须元素,资料显示 ,氨氮质量浓度低于200mg/L时,对厌氧消化过程有利氨氮质量浓度在 200~1000mg/L 时,对厌氧消化反应的微生物无晦气影响,而氨氮质量浓度较高时,会引起“氨中毒”.pH 值为 5、9 组氨氮浓度在第 9d 时高于 1000mg/L 并继续升高,而产气量并未降落,表白产甲烷菌未受氨氮抑制.pH3组消化至17d时,氨氮浓度高达2100mg/L,产气基本遏制,而其 TVFAs 浓度仅为 1750mg/L,因此产气障碍主要受氨氮抑制.pH11 组消化至6d时,TVFAs浓度高达mg/L,氨氮浓度跨越1000mg/L 并继续升高,较高的氨氮和 TVFAs 质量浓度与 pH 值之间相互作用形成“抑制型稳态”,抑制了产甲烷菌的产甲烷代谢,固然系统运行不变,但甲烷产率很低. 3 结论 3.1 在0.6V电刺激前提下,调度污泥初始pH对厌氧消化效果影响显著.不调度pH值时,VS去除率为 32.21%,甲烷产率为 162mLCH 4 /g VS而相同消化时候内,污泥初始 pH 值为 9 时,甲烷产率高达 224mLCH 4 /g VS,同时 VS 去除率高达38.07%,厌氧消化效果最好.初始 pH 值为11时,VFAs积累严重,较高的VFAs和氨氮抑制了产甲烷活性,产气基本障碍. 3.2 调度污泥初始 pH 值可以加速污泥的水解酸化过程同时pH值对厌氧发酵液中VFAs浓度及厌氧产酸结尾产
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