加油設(shè)備污水處理設(shè)備?
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 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對產(chǎn)氣量的影響
GAC和MnO2對厭氧系統(tǒng)產(chǎn)CH4效果影響, 其分別反映R0、R1、R2和R3的CH4和CO2累計產(chǎn)生量以及產(chǎn)CH4速率隨時間變化情況.
前14 d, R1的CH4產(chǎn)量與R0無明顯差別, R3的CH4產(chǎn)量提高了18.42%(第6 d);14 d后, R1的CH4產(chǎn)量逐漸高于R0;運行至28 d, 與R0相比, R1和R3的總CH4累積量分別提高了6.15%和3.99%, R2的CH4產(chǎn)量降低了21.25%.圖 1(b)中, 第28 d, 與R0相比, R1和R2的CO2累積產(chǎn)量分別增加了7.14%和1.32%, R3降低了1.06%.在圖 1(c)中, 與R0相比, R1和R3的產(chǎn)CH4速率分別提高了68.18%(第26 d)和51.35%(第4 d), 而R2的產(chǎn)CH4速率基本上均低于R0.

 單純投加GAC和MnO2, 前者促進了剩余污泥厭氧消化過程, 但也增加了系統(tǒng)CO2產(chǎn)量, 后者降低了厭氧系統(tǒng)的產(chǎn)CH4效率;聯(lián)合投加GAC/MnO2, 可以緩解單獨投加MnO2對剩余污泥厭氧消化過程的抑制作用, 而且一定時間內(nèi)(前14 d)對剩余污泥厭氧消化過程的促進效果優(yōu)于單純投加GAC.投加GAC可以促進嗜乙酸產(chǎn)甲烷菌的代謝, 同時增加CO2的生成, Ryue等在探究GAC對食品垃圾厭氧消化影響中也得到相同結(jié)論.Tian等以葡萄糖為底物, 研究納米MnO2對厭氧系統(tǒng)產(chǎn)CH4效能的影響, 發(fā)現(xiàn)通過Mn4+/Mn2+氧化還原過程釋放的電子可以促進嗜氫產(chǎn)甲烷菌將CO2還原成CH4, 從而強化厭氧消化過程, 而本實驗結(jié)果與此恰恰相反;這可能歸咎于剩余污泥組分相對復(fù)雜, Mn2+與剩余污泥中的無機鹽離子(如磷酸鹽)反應(yīng)生成沉淀, 導(dǎo)致MnO2催化性能失活, 生成的錳鹽沉淀物堵塞了厭氧顆粒污泥代謝通道, 阻隔了產(chǎn)甲烷菌對酸性發(fā)酵產(chǎn)物的充分利用, 從而降低了產(chǎn)CH4效率.投加GAC/MnO2, GAC對錳鹽沉淀物具有良好吸附作用, 可以減緩錳鹽沉淀物對厭氧產(chǎn)CH4代謝通道的阻塞, 同時GAC在MnO2、厭氧微生物和剩余污泥之間具有橋梁作用, 其優(yōu)良導(dǎo)電性促使Mn4+/Mn2+氧化還原過程產(chǎn)生的電子在酸性發(fā)酵過程和CO2還原成CH4中得以利用, 因此R3的累計產(chǎn)CH4量高于R0和R2, 同時累計CO2產(chǎn)量zui低.
投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對VFAs、蛋白質(zhì)和多糖的影響
對VFAs的影響
VFAs是厭氧消化過程主要中間代謝產(chǎn)物, 其產(chǎn)生與消耗速率可以用來評價厭氧消化效率[15];圖 2為實驗期間各組反應(yīng)器內(nèi)VFAs(包括乙酸、丙酸、丁酸和戊酸)的變化情況.
 R0、R1、R2和R3反應(yīng)器VFAs濃度在8~10 d時達到zui高, 實驗后期VFAs濃度均降至100 mg·L-1左右.各組反應(yīng)器VFAs在第2 d丁酸含量均較高, 第4 d丁酸含量降低, 而后至第14 d丁酸含量均較高.丁酸在系統(tǒng)內(nèi)出現(xiàn)積累是厭氧產(chǎn)CH4受抑制的一個表征, 各組反應(yīng)器在前4 d產(chǎn)生的丁酸均被較快降解, 表明系統(tǒng)存在有效的嗜氫產(chǎn)甲烷過程;6~12 d出現(xiàn)的丁酸積累意味著嗜氫產(chǎn)甲烷過程的受抑制, 14 d后隨著代謝底物的消耗和有機酸生成速度的減弱, 反應(yīng)器內(nèi)各類有機酸含量逐漸降低.另外, R1、R2和R3的VFAs濃度在* d均高于R0, 單獨或者聯(lián)合投加GAC和MnO2可能對酸性發(fā)酵過程的電子轉(zhuǎn)移有促進作用, 同時GAC和GAC/MnO2促進了產(chǎn)CH4過程和提高酸化效率.
加油設(shè)備污水處理設(shè)備?對蛋白質(zhì)和多糖的影響污泥解體的概念及其解決辦法有哪些
污泥解體
處理水質(zhì)渾濁、污泥絮凝體微細(xì)化，處理效果變壞等則是污泥解體現(xiàn)象。導(dǎo)致這種異?，F(xiàn)象的原因有：污泥中毒，微生物代謝功能受到損害或消失，污泥失去凈化活性和絮凝活性。
多數(shù)情況下為污水事故性排放所造成，應(yīng)在生產(chǎn)中予以克服，或局部進行預(yù)處理;正常運行時，處理水量或污水濃度長期偏低，而曝氣量仍為正常值，出現(xiàn)過度曝氣，引起污泥過度自身氧化，菌膠團絮凝性能下降，污泥解體，進一步污泥可能會部分或*失去活性。此時，應(yīng)調(diào)整曝氣量，或只運行部分曝氣池。
解決辦法
運行不當(dāng)(如曝氣過量)，會使活性污泥生物營養(yǎng)的平衡遭到破壞，使微生物量減少且失去活性，吸附能力降低，絮凝體縮小質(zhì)密，一部分則成為不易沉淀的羽毛狀污泥，處理水質(zhì)混濁，SV%值降低等。當(dāng)污水中存在有毒物質(zhì)時，微生物會受到抑制傷害，凈化能力下降，或*停止，從而使污泥失去活性。

一般可通過顯微鏡觀察來判別產(chǎn)生的原因。當(dāng)鑒別出是運行方面的問題時，應(yīng)對污水量、回流污泥量、空氣量和排泥狀態(tài)以及SV、MLSS、DO、NS等多項指標(biāo)進行檢查，加以調(diào)整。當(dāng)確定是污水中混入有毒物質(zhì)時，應(yīng)考慮這是新的工業(yè)廢水混入的結(jié)果，需查明來源，按國家排放標(biāo)準(zhǔn)加以處理。
污泥腐化的概念及其解決辦法有哪些
污泥腐化
污泥腐化上浮是指在沉淀池內(nèi)的污泥由于缺氧而引起厭氧分解，產(chǎn)生甲烷及二氧化碳?xì)怏w，污泥吸附氣體上浮。在二沉池有可能由于污泥長期滯留而進行厭氣發(fā)酵，生成氣體(H2S、CH4等)，從而發(fā)生大塊污泥上浮的現(xiàn)象。它與污泥脫氮上浮所不同的是，污泥腐爛變黑，產(chǎn)生惡臭。此時也不是全部污泥上浮，大部分污泥都是正常地排出或回流，只有沉淀積在死角長期滯留的污泥才腐化上浮。
解決辦法
1.設(shè)計并安裝不使污泥外溢的浮渣設(shè)備;
2.消除沉淀池的死角;
3.加大池底坡度或改進池底刮泥設(shè)備，不使污泥滯留于池底。此外，如曝氣池內(nèi)曝氣過度，使污泥攪拌過于激烈，生成大量小氣泡附聚于絮凝體上，也容易產(chǎn)生這種現(xiàn)象。防止措施是將供氣控制在攪拌所需的限度內(nèi)，而脂肪和油則應(yīng)在進入曝氣池之前加以去除。
水環(huán)境質(zhì)量是水體質(zhì)量學(xué)研究領(lǐng)域內(nèi)的一個重要問題，區(qū)域水環(huán)境質(zhì)量研究能夠為區(qū)域的水環(huán)境政策制定提供依據(jù)。水環(huán)境質(zhì)量研究是水域綜合體研究中的一個重要方面，通過定性和定量分析為區(qū)域水域環(huán)境治理提供幫助.水環(huán)境質(zhì)量評價始于本世紀(jì)初，60年代以后，在我國水環(huán)境質(zhì)量得到了廣泛的應(yīng)用和發(fā)展。目前對水環(huán)境進行評價的方法眾多，每一種方法都有其優(yōu)缺點、適應(yīng)性.在汾河水庫被列為飲用水源保護區(qū)，為太原市、晉中和呂梁工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)做出了巨大貢獻。至汾河水庫運營50年以來，尤其是zui近十幾年，隨著流域工業(yè)的發(fā)展，政策、環(huán)保措施的滯后，極有可能會對汾河水庫水質(zhì)造成進一步的污染。因此，研究流域水環(huán)境質(zhì)量顯得極其重要。
河流污染問題是除大氣復(fù)合污染外，另一個關(guān)乎居民生活質(zhì)量的全國性難題。我國河流污染治理起步相對較晚，1973年起我國開始有針對性地保護和治理河流污染，相繼出臺了《清潔生產(chǎn)促進法》《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》《水污染防治行動計劃》等法律法規(guī)，雖然河流污染治理取得了顯著效果，但由于我國能源消耗和資源開發(fā)，水環(huán)境污染事件仍頻發(fā)，其中2013年我國水環(huán)境污染事件就多達322起，嚴(yán)重制約了生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟的持續(xù)發(fā)展，同時也造成了巨大的經(jīng)濟損失。