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山東達禹環(huán)境工程有限公司已在沼氣工程領域深耕十年，有著豐富的行業(yè)經驗，生產各種沼氣設備，承接大中小各種規(guī)模的沼氣工程，承建黑膜沼氣池、紅泥膜沼氣池等各種軟體沼氣池及雙膜氣柜、集雨窯等，同時生產加工各類液袋、水囊、橋梁預壓水袋、森林消防水袋、可拆卸游泳池等，歡迎新老客戶洽談合作，共謀發(fā)展！
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摘自《中國沼氣》第6期 張磊 鄭重 魏春飛 趙勇嬌 單連斌 許丹宇 季民 王睿
目前城鎮(zhèn)污水處理廠普遍采用生物處理方法, 污水生物處理過程中會產生大量的剩余污泥,其產 生量約為污水處理量的0.3%-0.5%(含水率 97%)21。由于剩余污泥中含有大量的有機質、病 原菌和重金屬等物質,為避免環(huán)境風險和資源浪費, 常采用沼氣工程沼氣池厭氧消化技術對剩余污泥進行穩(wěn)定化和減量 化處理,同時獲得沼氣回收能源3。 零價鐵或廢鐵屑在沼氣工程沼氣池厭氧環(huán)境下易發(fā)生析氫腐 15-61,陽極腐蝕釋放的Fe2是多種氧化還原酶的 蝕
重要組成元素,能夠提高微生物的代謝活性;陰 極析出的H2則能夠為產甲烷菌提供更多的底物),同時能夠降低沼氣工程沼氣池厭氧系統(tǒng)的氧化還原電位,緩沖pH值0,因此有研究人員嘗試利用其促進剩
余污泥沼氣工程沼氣池厭氧產甲烷-12。
然而析氫腐蝕受pH值的影響較大,沼氣工程沼氣池厭氧消化的pH值要求維持在6.5-7.5之間,在此范圍內鐵的析氫腐蝕速率較慢。鐵碳微電解系統(tǒng)由零價鐵和活性炭組成,活性炭比表面積大,能夠增大系統(tǒng)的陰、陽極面積比,增強鐵的電化學反應活性,且價格低廉,是理想的陰極材料。為此,本研究選擇不同鐵碳比組成的鐵碳微電解系統(tǒng),考察其對剩余污泥在沼氣工程沼氣池厭氧消化過程中的強化效果,以期對剩余污泥的高效沼氣工程沼氣池厭氧消化提供理論依據(jù)。
1材料與方法
1.1污泥來源及性質
試驗所用污泥取自某城鎮(zhèn)污水處理廠,該廠運
行規(guī)模為5.0×104td-1,進水以生活污水為主,工藝采用A20+高密度沉淀池+纖維濾池。污泥取自該廠回流污泥泵房,取樣后靜置沉淀24h至污泥含水率降至99%,棄去上清液,在4℃下保存?zhèn)溆谩?/p>
試驗污泥沼氣工程沼氣池厭氧消化前進行預處理。預處理過程為用5mol·L的氫氧化鈉溶液調節(jié)樣品pH值至10-11,攪拌6h后用2mol·L將樣品pH值調節(jié)至7.0±0.2。預處理完后的污泥與接種污泥按9:1比例混合,接種污泥為實驗室長期馴化的沼氣工程沼氣池厭氧活性污泥。試驗污泥預處理前后及接種污泥性質見表
1.2分析項目與方法
pH值,TSs,Vss按標準方法測定;TCOD和
SCOD采用HACH分光光度計(DR2800,USA)測
定;蛋白質和糖類分別采用考馬斯亮藍法和蔥酮-硫
酸法;氣體組分及揮發(fā)性脂肪酸(VFA)采用 Thermo
Scientific trace1300氣相色譜儀測定。試驗中測
定的水解酸化酶包括乙酸激酶、磷酸轉乙酰酶、丁酸
激酶和磷酸轉丁酰酶,測定依據(jù)Alen和 Ander-sch-1)等提出的方法。脫氫酶及輔酶F42測定采用分光光度法9。
1.3試驗裝置
試驗裝置為250mL的廣口試劑瓶,由橡膠塞密封瓶口;試劑瓶與氣袋由玻璃管和乳膠管連接,發(fā)酵過程的產氣量采用玻璃注射器定時測定排氣量;溫控裝置為恒溫水浴鍋,控溫精度為±1℃。
1.4試驗方法
向每個試劑瓶中加入10g的零價鐵粉,一組試劑瓶作為對照組,未加入活性炭,記為R;其它3組試劑瓶依次加入2g,5g,10g活性炭,構成鐵碳比為5:1,2:1和1:1的試驗組,依次記為R1,R2和R3。
本實驗分為兩個階段,第1階段在加入接種污泥和底物后,向試劑瓶內加入50mM溴乙基磺酸鈉
(BESA)抑制產甲烷過程,以考察鐵碳微電解對污泥水解酸化的影響,反應周時間為3d;第2階段主 要考察鐵碳微電解對污泥產甲烷的影響,反應時間為30d。
沼氣工程沼氣池厭氧消化前所有試劑瓶均使用氮氣曝氣去除氧氣,反應溫度設定為35℃,振蕩速率為120mm。
2結果與討論
2.1鐵碳微電解對污泥水解酸化的影響
水解酸化是沼氣工程沼氣池厭氧消化的第1階段,在該階段蛋白質、糖類等復雜的大分子有機物在水解發(fā)酵菌群的作用下被最終分解成諸如丙酸、丁酸等低級有機酸,該階段一般為污泥沼氣工程沼氣池厭氧消化的限速步驟。
圖1和圖2為在抑制產甲烷的條件下,發(fā)酵3d后的污泥上清液中蛋白質和多糖的濃度變化。由圖可知,水解酸化結束后,對照組R上清液中的溶解性蛋白濃度為257.0±22.3mg:L,溶解性多糖濃度為126.2±8.18mg·L。加入活性炭構成鐵碳原電池后,R1上清液中溶解性蛋白濃度較對照組R下降了20.3%,隨著鐵碳比的升高,R2和R3上清液中溶解性蛋白濃度繼續(xù)降低,分別較對照組R下降了33.7%和40.9%;R1,R2和R3上清液中的溶解性多糖濃度較對照組R依次降低了29.3%,22.1%和32.0%。實驗結果顯示:鐵碳微電解對污泥的水解酸化具有促進作用,而且對蛋白質的水解 促進作用在一定范圍內隨著鐵碳比的增大而增強。 鐵碳微電解在水解酸化階段對VFA的影響如 圖3所示,VFA主要為乙酸、丙酸、丁酸和戊酸。在 各個反應器中,最主要的產物均為乙酸,R,R1,B2和R3中的乙酸濃度分別為85826±26.1mgL一,1079.6±40.1mg·L1,1235.6±38.9 L-1和1255.9±36.0mg·L。實驗結果顯示鐵碳微電解
能夠提高乙酸的產量,在鐵碳比為1:1時(R3),乙 酸產量最高,較對照組R提高了約46.3%;同時鐵 碳微電解也對丁酸的產生具有促進作用,在鐵碳比 為2:1時(R2),丁酸產量最高為57.30±42.0 mgL,較對照組R提高了約61.3%。 2.2鐵碳微電解對污泥產甲烷的影響 本研究將累計甲烷產量進行歸一化,以便于比 較。從圖4可知,經鐵碳微電解強化后,剩余污泥厭 氧消化30d后累計甲烷產量有所提高。對照組R 的累計甲烷產量為188±5.71mL·gVss,實驗組 R1,R2,R3的累計甲烷產量依次較對照組提高了10.6%,28.7%和37.8%,累計甲烷產量隨著鐵碳比的增大而提高。
鐵碳微電解主要從以下兩個方面提高甲烷產量。甲烷生成的生化途徑主要有3種,其中一種途徑是以乙酸為基質,將其分解成CH4和CO2,自然界中的甲烷有2/3通過該途徑生成2;因此鐵碳微電解在水解酸化階段對乙酸產生的促進能夠為產甲烷菌提供更充足的底物。
另一方面,零價鐵在水溶液中會發(fā)生析氫腐蝕
現(xiàn)象,析出的H2可以作為嗜氫產甲烷過程和同型產乙酸過程的底物,促進CH4產量的提高2。但是在中性條件,且缺乏電子受體的條件下,腐蝕速率較低;引人活性炭后,增大了原電池的陰、陽極面積比和反應接觸面積,提高了電化學反應速率,強化了析氫腐蝕。
評價污泥沼氣工程沼氣池厭氧消化的另一個重要指標是VSS的減少量。由圖5可知,沼氣工程沼氣池厭氧消化結束后,對照組R的VsS降低到4.5±0.1g·L1,Vss分解率為26.1%;加入活性炭構成鐵碳微電解系統(tǒng)后,各實驗組的ⅤSS減量率均有提高,并隨著鐵碳比的升高而升高,當鐵碳比為1:1(R3)時,VS分解率達到最大,上升至35.9%。實驗結果顯示,鐵碳微電解能夠有效地促進污泥的減量化。
2.3相關酶類及輔酶的變化
乙酸激酶(AK)和磷酸轉乙酰酶(PA)是乙酸合成過程中的關鍵酶,丁酸激酶(BK)和磷酸轉丁酰 酶(PTB)則是丁酸合成過程中的關鍵酶1。如表2 所示,鐵碳微電解能夠顯著改善以上酶類的活性。在鐵碳比為1:1(R3)時各種酶活性最高,相比對照
組R提高約16.7%~60.0%,這是鐵碳微電解能夠提高乙酸和丁酸產生量的原因,同時也間接地提高了甲烷的產量
脫氫酶(DHA)是微生物降解有機污染物,獲得能量的必須酶,是沼氣工程沼氣池厭氧消化系統(tǒng)內微生物活性的重要表征指標21。輔酶F4在甲烷形成過程中起到重要作用,可以作為衡量產甲烷菌數(shù)量和活性的指標21。表3顯示,鐵碳微電解同樣提高了DHA活性及的輔酶F0濃度,鐵碳比為2:1(R2)時中DHA活性最好,較對照組R提高了15.1%,繼續(xù)提高鐵碳比DHA的活性不再增強;鐵碳比為1:1(R3)時中輔酶F42濃度最高,較對照組R提高了66.7%。DHA活性及輔酶F42濃度的變化與甲烷產量的變化呈現(xiàn)正相關。
結論
(1)鐵碳微電解在水解酸化階段能夠促進蛋白質、多糖的水解,并提高VFA中乙酸和丁酸的產量,其中乙酸產量提高了46.3%,丁酸產量提高了61.3%
(2)經鐵碳微電解強化后,剩余污泥的產甲烷量提高了37.8%,Ss分解率也提高了9.8%,結果表明鐵碳微電解能夠促進污泥沼氣工程沼氣池厭氧產甲烷及減量化
(3)鐵碳微電解能夠提高AK,PTA,BK,PTB及DHA多種酶類的活性,及輔酶F420濃度,其變化趨勢與累計產甲烷量的變化基本一致,可以表征沼氣工程沼氣池厭氧消化系統(tǒng)產甲烷活性的大小。