電力儀器資訊:【導讀】污泥是污水措置的副產(chǎn)品，跟著我國城市污水措置率的逐年提高,污泥產(chǎn)生量也急劇增加.污泥由有機殘片、細菌菌體、膠體、各種微生物和有機、無機顆粒組成,含水率達到90%~99% ,若是措置不當,將對生態(tài)環(huán)境造成極其嚴重的影響.厭氧消化技術是實現(xiàn)污泥減量化、無害化和資源化的有效路子,但傳統(tǒng)的厭氧消化工藝存在污泥生物降解性能低、舉措措施占地大年夜、產(chǎn)氣率及產(chǎn)氣量較低等錯誤謬誤.為克服這些錯誤謬誤、提高污泥厭氧消化效率,從20 世紀70 年代起,包含污泥預措置,污泥與其他有機廢料聯(lián)合消化,電解電池輔助污泥厭氧消化等研究報導相繼呈現(xiàn).電刺激技術是經(jīng)由過程微電場刺激微生物發(fā)展,加速微生物新陳代謝的編制.研究表白電場可以影響細胞的代謝過程、基因表達、細胞增殖、酶活力、膜的流動性以及細胞膜的通透性.今朝,電刺激用于污水措置方面已有研究,但是利用電刺激提高污泥厭氧消化效率的研究卻鮮有報導.本研究基于以上理論基礎,在污泥厭氧消化過程中施加微電壓刺激,經(jīng)由過程電刺激輔助污泥厭氧消化,提高沼氣產(chǎn)率以及揮發(fā)性固體有機物(VS去除率.pH 值是影響厭氧消化效果的重要因素之一 ,在本文的電刺激反器中,pH 值還會影響系統(tǒng)電阻從而影響電刺激效果.因此為了更好的利用電刺激技術強化污泥厭氧消化,本文固定0.6V 直流電壓,研究初始pH 值對厭氧消化過程中沼氣產(chǎn)量、VS 去除率、氨氮、SCOD 濃度、揮發(fā)性脂肪酸(VFAs產(chǎn)量及其組分的影響,以期為后續(xù)開發(fā)合用的技術和裝備供給參考.
1 材料與編制
1.1 實驗材料
實驗所用殘剩污泥取自上海市閔行污水措置廠二沉池,濃縮后置于 4℃冰箱中保存待用.實驗之前,將污泥濃度調(diào)度至 3.5%(TS 為 35g/L,其
具體理化性質(zhì)見表 1.
1.2 實驗裝置與編制
圖 1 為反應裝置,有效容積為 1L,采取雙層結構,外層為水浴夾套,保持中溫厭氧消化(35℃.采取活性碳纖維電極,電極尺寸是 12cm%26times8cm每個反應器中插入兩對相同電極板以增大年夜接觸面積.實驗所用電源為遠方 WY3101 直流穩(wěn)壓電源.
裝入污泥后，用5mol/L鹽酸和5mol/L氫氧化鈉溶液,將反應器初始 pH 值別離調(diào)度為 3、5、9、11殘剩兩個反應器不調(diào)度PH值。
其初始PH值為7，主要表現(xiàn)在：自主創(chuàng)新能力不強高層次人才尤其是世界一流的拔尖人才和領軍人才匱乏基層一線專業(yè)技術人才短缺，反應器啟動之前，用高純氮氣吹脫2min以驅除反應器內(nèi)的空氣,包管整個反應器處于嚴格厭氧環(huán)境.嘗試過程中采取磁力攪拌,前期每隔 3d 取樣,后期每隔 5d 取樣.
1.3 闡發(fā)編制
TS、 VS 采取重量法測定,pH采取 pHS-3C計測定,上清液中 SCOD、氨氮(NH 4 + -H、揮發(fā)性脂肪酸(VFAs經(jīng)過預措置后測定.污泥上清液是將污泥樣品在r/min下離心5min,利用孔徑為 0.45 %26microm 的微孔濾膜抽濾后所得.SCOD 以重鉻酸鉀法測定氨氮以水楊酸鹽法測定VFAs(乙酸、丁酸、異丁酸、丁酸、異戊酸、戊酸采取氣相色譜法測定.氣相色譜測試前提為 : 檢 測 器 FID, 色 譜 柱 為 DB-FFAP:30m%26times0.25mm%26times0.25mm,載氣為氮氣,進樣量為 1%26muL,進樣口與檢測器的溫度別離為200℃和250℃.產(chǎn)氣組分采取日本島津 GC14B 型氣相色譜儀進行闡發(fā).闡發(fā)前提:熱導池檢測器(TCD,DET TEMP 為120℃,柱子為TDX-02,柱溫設定為100℃,進樣口溫度為 100℃,流量為 2mL/min.
2 結果與會商
2.1 初始 pH 值對污泥產(chǎn)氣效率的影響
圖 2 是各組累積沼氣產(chǎn)量轉變環(huán)境 .0.6V+ pH7 組 累積產(chǎn)氣量比 0V+pH7 組提高了 37.7%,表白電刺激對提高污泥厭氧消化產(chǎn)氣量有顯著影響.在施加 0.6V 電壓的各反應器中,消化前 3d,除 0.6V+pH5 與 0.6V+pH7 組產(chǎn)氣量迅速增加之外,pH 值為 3、9、11 組產(chǎn)氣緩慢,這可能是因為調(diào)度 pH 值 后 , 消化液的 pH 值過高或過低 , 抑制了產(chǎn)甲烷菌的活性 .3d 后,pH 值為 3、9 組產(chǎn)氣恢復,產(chǎn)氣量逐漸增加,而 pH 值為 11 組產(chǎn)氣始終未能完全恢復,產(chǎn)氣緩慢.反應進行到32d 時,pH 值為 5、 9 組總產(chǎn)氣量均 比不控制 pH值組高 ,而 pH 值為 3、11 組的總產(chǎn)氣量則較著低于對比組.在圖 3 中,0V+pH7 與 0.6V+pH7 組在整個消化過程中甲烷含量均無較著不同,申明0.6V電刺激對沼氣產(chǎn)量有較著晉升,而對甲烷含量無顯著影響.在施加電壓的各反應器中,調(diào)控初始 pH 值量較著比其他組低.初始 pH 值為 5、9 組不但總產(chǎn)氣量高(圖 2,沼氣中甲烷含量也高于其他組.消化前9d內(nèi),這兩組的甲烷含量迅速升高并別離達到 55.4%和 60.6%9d 之后跟著可利用基質(zhì)的減少,甲烷含量也相應降低,消化結束時甲烷含量別離為 22.1%和 25.1%.綜合圖 2、 圖 3 結果,消化至 32d,嘗試組總甲烷產(chǎn)量別離為: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 電刺激前提下,調(diào)度初始 pH 值為 3、11 時會抑制厭氧消化產(chǎn)氣而 pH 值為 5、9 時則會提高總沼氣量及沼氣中甲烷含量.
圖 4 為各組平均甲烷產(chǎn)率.此中 0.6V+pH9組甲烷產(chǎn)率最大年夜,為 224mLCH 4 /g VS,比 0.6V+pH7 組 高 出 36% 其 次 是 0.6V+pH5 組 ,為169mLCH 4 /g VS.pH 值為 3、11 時甲烷產(chǎn)率較著低于其他組,這可能是因為調(diào)度 pH 值為 3、11時,污泥中大年夜量有機物溶出,有機物負荷過高,抑制產(chǎn)甲烷菌活性.
2.2.1 初始 pH 值對污泥上清液中 SCOD 濃度的影響
在圖 5 中,第 0d 經(jīng)酸堿調(diào)度初始 pH 后,各組的 SCOD 含量均顯著提高,此中 pH 值為 9、11 組 SCOD 增量最大年夜.這是因為加入酸堿后污泥中微生物的細胞壁遭到不合程度粉碎,胞內(nèi)物質(zhì)釋放出來,SCOD 濃度相應增加.各嘗試組 SCOD濃度峰值別離為: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 電壓的前提下,調(diào)控初始 pH 可加速污泥厭氧消化的水解過程,增進固體有機物的溶出并且堿性前提下(pH 值 9、11的 SCOD 濃度高于酸性組(pH 值 3、5.消化 3d 后,除 pH11組外其他各組 SCOD 均迅速降落,與產(chǎn)氣環(huán)境相一致( 圖 2.
2.2.2 初始 pH 值對污泥中揮發(fā)性固體有機物去除率的影響 VS 去除率是衡量污泥減量化的重要指標.厭氧消化過程中 VS 去除率與產(chǎn)氣量凡是呈正比例關系.研究結果中,初始 pH 值為48.9%,較著高于其他組(表 2.研究表白,調(diào)度污泥 pH 值為強酸或強堿時,污泥絮體遭到粉碎,污泥中微生物流露在極端環(huán)境中,產(chǎn)生融胞作用,VS 去除率相應升高.此中堿措置時微生物細胞破裂與否的界限為11 而酸措置時微生物細胞破裂與否的界限為4 .因此初始 pH 值為3、 11 組的早期融胞作用顯著提高了 VS 去除率.
表 2 中,0.6V+ pH7 組 VS 去除率達到 32.2%,而0V+pH7僅為27.5%,申明電刺激可提高VS去除率.另外,pH 為 3、5、9、11 時,VS 去除率均比不控制 pH 值時高 ,表白調(diào)控初始 pH 有利于增進污泥減量化.
2.3 初始 pH 值對污泥產(chǎn)酸過程的影響
厭氧消化過程中 VFAs 總量轉變趨勢見圖 6,各措置 VFAs 含量在前 3d 內(nèi)均迅速增加.此中VFAs 總量關系為:堿性組(pH 值為 9、 11>酸性組進污泥產(chǎn)酸過程,并且堿性前提下的產(chǎn)酸量更大年夜.消化3~12d,各組VFAs濃度均顯著降落,并伴隨產(chǎn)氣量的增加(圖2.消化12d至消化結束時,pH值為3、5、7、9 組的 VFAs 保持較低程度,產(chǎn)氣緩慢,申明系統(tǒng)內(nèi)產(chǎn)生和分化的VFAs處于均衡狀態(tài).一般認為,VFAs質(zhì)量濃度高于mg/L時,厭氧消化會呈現(xiàn)較著的“酸中毒”現(xiàn)象.pH11 組前期VFAs 積累并高達 mg/L,產(chǎn)生“酸中毒”現(xiàn)象.固然后期該系統(tǒng)的 VFAs 濃度有所降落,但前期的迅速酸化使產(chǎn)甲烷菌活性遭到較著抑制,產(chǎn)氣未能恢復(圖 2.
VFAs 的主要組分均為乙酸和丙酸,表白電刺激能提高 VFAs 總量但對 VFAs 的主要成分無較著影響.在產(chǎn)酸岑嶺期,pH 值為 3、 11 時乙酸和丁酸是主要成分,兩者之和約占 60%~65%,是典型的乙酸型發(fā)酵和丁酸型發(fā)酵pH 值為 5、7、9時主要成分為乙酸和丙酸,約占 60%~70%,主要是乙酸型發(fā)酵與丙酸型發(fā)酵.另外,pH 值 為 11 組的丁酸與戊酸濃度顯著高于 0.6V+pH7 組,其他各組丁酸與戊酸濃度與0.6V+pH7組不同不較著.表白調(diào)度污泥初始 pH 值為 11 可以增進有機物向丁酸和戊酸的轉化過程.結果表白,初始 pH 值可以或許很大年夜程度上影響上清液中 VFAs 總量及各有機酸組分的含量.
2.4 厭氧消化過程中氨氮和 pH 值 的轉變
為了考察厭氧消化過程中氨化反應及 VFAs對系統(tǒng) pH 值 的調(diào)控作用,測定了不合時刻上清液中氨氮的質(zhì)量濃度,其轉變趨勢見圖 8.消化早期,跟著污泥中卵白質(zhì)組分的分化,氨氮濃度逐漸上升,但由于細菌自身發(fā)展需要消耗氮源 [ ,因此氨氮增加緩慢并呈降落趨勢.當細菌發(fā)展達到穩(wěn)按期之后,對氮源需求減少而水解過程仍在進行,氨氮濃度又繼續(xù)上升.在施加 0.6V 電壓時,跟著初始 pH 值的升高氨氮濃度呈降落趨勢.這可能是因為水解酸化細菌可在pH值為3.5~10的規(guī)模內(nèi)正常工作,但最佳 pH 值為 5.5~6.5,因此初始 pH 值為酸性時分化卵白質(zhì)速度相對較快,氨氮釋放量高.污泥厭氧消化過程的 pH 值波動與 VFAs 及氨氮濃度密切相關.在施加 0.6V 電壓的各反應器中,pH 值為 3、5 組的氨氮濃度在消化前 9d為 1000~1700mg/L(圖 8,氨氮的緩沖作用使 pH值呈上升趨勢.因此這兩組的 pH 值由消化早期的5.2~5.9上升至7.0左右(圖9,處于產(chǎn)甲烷微生pH 值在消化前 3d 呈降落趨勢,并在第 3d 達到最低值,別離為:6.7、7.1.這是由于消化早期 VFAs迅速積累,而氨氮的緩沖作用不足以引起 pH 值的劇烈轉變,致使pH值降落.而后由于VFAs被消耗而氨氮濃度仍延續(xù)升高,系統(tǒng) pH 值也相應升高并最終保持在7.3~7.6,與0V+pH7組持平.結果表白,調(diào)度污泥初始 pH 值不會影響整個系統(tǒng) pH值的自然均衡過程.
氮是厭氧微生物發(fā)展的必須元素,資料顯示 ,氨氮質(zhì)量濃度低于200mg/L時,對厭氧消化過程有利氨氮質(zhì)量濃度在 200~1000mg/L 時,對厭氧消化反應的微生物無晦氣影響,而氨氮質(zhì)量濃度較高時,會引起“氨中毒”.pH 值為 5、9 組氨氮濃度在第 9d 時高于 1000mg/L 并繼續(xù)升高,而產(chǎn)氣量并未降落,表白產(chǎn)甲烷菌未受氨氮抑制.pH3組消化至17d時,氨氮濃度高達2100mg/L,產(chǎn)氣基本遏制,而其 TVFAs 濃度僅為 1750mg/L,因此產(chǎn)氣障礙主要受氨氮抑制.pH11 組消化至6d時,TVFAs濃度高達mg/L,氨氮濃度跨越1000mg/L 并繼續(xù)升高,較高的氨氮和 TVFAs 質(zhì)量濃度與 pH 值之間相互作用形成“抑制型穩(wěn)態(tài)”,抑制了產(chǎn)甲烷菌的產(chǎn)甲烷代謝,固然系統(tǒng)運行不變,但甲烷產(chǎn)率很低.
3 結論
3.1 在0.6V電刺激前提下,調(diào)度污泥初始pH對厭氧消化效果影響顯著.不調(diào)度pH值時,VS去除率為 32.21%,甲烷產(chǎn)率為 162mLCH 4 /g VS而相同消化時候內(nèi),污泥初始 pH 值為 9 時,甲烷產(chǎn)率高達 224mLCH 4 /g VS,同時 VS 去除率高達38.07%,厭氧消化效果最好.初始 pH 值為11時,VFAs積累嚴重,較高的VFAs和氨氮抑制了產(chǎn)甲烷活性,產(chǎn)氣基本障礙.
3.2 調(diào)度污泥初始 pH 值可以加速污泥的水解酸化過程同時pH值對厭氧發(fā)酵液中VFAs濃度及厭氧產(chǎn)酸結尾產(chǎn)
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