宜鸿电力SF6气体回收装置、SF6气体回收充气装置、SF6气体定量检漏仪较新资讯：
电力仪器资讯:【导读】污泥是污水处理的副产物，随着我国城市污水处理率的逐年提高,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% ,如果处理不当,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途径,但传统的厌氧消化工艺存在污泥生物降解性能低、设施占地大、产气率及产气量较低等缺点.为克服这些缺点、提高污泥厌氧消化效率,从20 世纪70 年代起,包括污泥预处理,污泥与其他有机废物结合消化,电解电池辅助污泥厌氧消化等研究报道相继出现.电刺激技术是通过微电场刺激微生物生长,加速微生物新陈代谢的方法.研究表明电场可以影响细胞的代谢过程、基因表达、细胞增殖、酶活力、膜的活动性以及细胞膜的通透性.目前,电刺激用于污水处理方面已有研究,然而操纵电刺激提高污泥厌氧消化效率的研究却鲜有报道.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,通过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 值还会影响体系电阻从而影响电刺激效果.因此为了更好的操纵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,以期为后续开发实用的技术和设备提供参考. 1 材料与方法 1.1 试验材料 试验所用剩余污泥取自上海市闵行污水处理厂二沉池,浓缩后置于 4℃冰箱中保存待用.试验之前,将污泥浓度调节至 3.5%(TS 为 35g/L,其 具体理化性质见表 1. 1.2 试验装置与方法 图 1 为反应装置,有效容积为 1L,采用双层结构,外层为水浴夹套,维持中温厌氧消化(35℃.采用活性碳纤维电极,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接触面积.试验所用电源为远方 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 值分别调节为 3、5、9、11剩余两个反应器不调节PH值。

尿道、胆、胃肠黏膜损伤引起的败血症以大肠艾希菌多见，设为对照组。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,保证整个反应器处于严格厌氧环境.实验过程中采用磁力搅拌,前期每隔 3d 取样,后期每隔 5d 取样. 1.3 分析方法 TS、 VS 采用重量法测定,pH采用 pHS-3C计测定,上清液中 SCOD、氨氮(NH 4 + -H、挥发性脂肪酸(VFAs经过预处理后测定.污泥上清液是将污泥样品在r/min下离心5min,使用孔径为 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、戊酸采用气相色谱法测定.气相色谱测试条件为 : 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分别为200℃和250℃.产气组分采用日本岛津 GC14B 型气相色谱仪进行分析.分析条件: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 结果与讨论 2.1 初始 pH 值对污泥产气效率的影响 图 2 是各组积累沼气产量变化情况 .0.6V+ pH7 组 积累产气量比 0V+pH7 组提高了 37.7%,表明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,这可能是因为调节 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 比不节制 pH值组高 ,而 pH 值为 3、11 组的总产气量则明显低于对照组.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明显差别,说明0.6V电刺激对沼气产量有明显提升,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 值量明显比其他组低.初始 pH 值为 5、9 组不仅总产气量高(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分别达到 55.4%和 60.6%9d 之后随着可操纵基质的减少,甲烷含量也相应降低,消化结束时甲烷含量分别为 22.1%和 25.1%.综合图 2、 图 3 结果,消化至 32d,实验组总甲烷产量分别为: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 电刺激条件下,调节初始 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.其中 0.6V+pH9组甲烷产率较大,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 时甲烷产率明显低于其他组,这可能是因为调节 pH 值为 3、11时,污泥中大量有机物溶出,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 经酸碱调节初始 pH 后,各组的 SCOD 含量均显著提高,其中 pH 值为 9、11 组 SCOD 增量较大.这是因为加入酸碱后污泥中微生物的细胞壁遭到不同程度破坏,胞内物质释放出来,SCOD 浓度相应增加.各实验组 SCOD浓度峰值分别为: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. 表明在施加 0.6V 电压的条件下,调控初始 pH 可加速污泥厌氧消化的水解过程,促进固体有机物的溶出而且碱性条件下(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 均迅速下降,与产气情况相一致( 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 去除率与产气量通常呈正比例关系.研究结果中,初始 pH 值为48.9%,明显高于其他组(表 2.研究表明,调节污泥 pH 值为强酸或强碱时,污泥絮体遭到破坏,污泥中微生物暴露在极端环境中,发生融胞作用,VS 去除率相应升高.其中碱处理时微生物细胞破碎与否的界限为11 而酸处理时微生物细胞破碎与否的界限为4 .因此初始 pH 值为3、 11 组的初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%,说明电刺激可提高VS去除率.此外,pH 为 3、5、9、11 时,VS 去除率均比不节制 pH 值时高 ,表明调控初始 pH 有利于促进污泥减量化. 2.3 初始 pH 值对污泥产酸过程的影响 厌氧消化过程中 VFAs 总量变化趋势见图 6,各处理 VFAs 含量在前 3d 内均迅速增加.其中VFAs 总量关系为:碱性组(pH 值为 9、 11>酸性组进污泥产酸过程,并且碱性条件下的产酸量更大.消化3~12d,各组VFAs浓度均显著下降,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 维持较低水平,产气缓慢,说明系统内产生和分解的VFAs处于平衡状态.一般认为,VFAs质量浓度高于mg/L时,厌氧消化会出现明显的“酸中毒”现象.pH11 组前期VFAs 积累并高达 mg/L,产生“酸中毒”现象.虽然后期该体系的 VFAs 浓度有所下降,但前期的迅速酸化使产甲烷菌活性受到明显抑制,产气未能恢复(图 2. VFAs 的主要组分均为乙酸和丙酸,表明电刺激能提高 VFAs 总量但对于 VFAs 的主要成分无明显影响.在产酸高峰期,pH 值为 3、 11 时乙酸和丁酸是主要成分,二者之和约占 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.此外,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组差别不明显.表明调节污泥初始 pH 值为 11 可以促进有机物向丁酸和戊酸的转化过程.结果表明,初始 pH 值能够很大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 的变化 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,测定了不同时刻上清液中氨氮的质量浓度,其变化趋势见图 8.消化初期,随
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