加油設備污水處理設備?
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 投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對產氣量的影響
GAC和MnO2對厭氧系統產CH4效果影響, 其分別反映R0、R1、R2和R3的CH4和CO2累計產生量以及產CH4速率隨時間變化情況.
前14 d, R1的CH4產量與R0無明顯差別, R3的CH4產量提高了18.42%(第6 d);14 d后, R1的CH4產量逐漸高于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CH4速率分別提高了68.18%(第26 d)和51.35%(第4 d), 而R2的產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CO2產量, 后者降低了厭氧系統的產CH4效率;聯合投加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(前14 d)對剩余污泥厭氧消化過程的促進效果優于單純投加GAC.投加GAC可以促進嗜乙酸產甲烷菌的代謝, 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論.Tian等以葡萄糖為底物, 研究納米MnO2對厭氧系統產CH4效能的影響, 發現通過Mn4+/Mn2+氧化還原過程釋放的電子可以促進嗜氫產甲烷菌將CO2還原成CH4, 從而強化厭氧消化過程, 而本實驗結果與此恰恰相反;這可能歸咎于剩余污泥組分相對復雜, Mn2+與剩余污泥中的無機鹽離子(如磷酸鹽)反應生成沉淀, 導致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, 阻隔了產甲烷菌對酸性發酵產物的充分利用, 從而降低了產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, 其優良導電性促使Mn4+/Mn2+氧化還原過程產生的電子在酸性發酵過程和CO2還原成CH4中得以利用, 因此R3的累計產CH4量高于R0和R2, 同時累計CO2產量zui低.
投加GAC、MnO2和GAC/MnO2對VFAs、蛋白質和多糖的影響
對VFAs的影響
VFAs是厭氧消化過程主要中間代謝產物, 其產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器內VFAs(包括乙酸、丙酸、丁酸和戊酸)的變化情況.
 R0、R1、R2和R3反應器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.丁酸在系統內出現積累是厭氧產CH4受抑制的一個表征, 各組反應器在前4 d產生的丁酸均被較快降解, 表明系統存在有效的嗜氫產甲烷過程;6~12 d出現的丁酸積累意味著嗜氫產甲烷過程的受抑制, 14 d后隨著代謝底物的消耗和有機酸生成速度的減弱, 反應器內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, 單獨或者聯合投加GAC和MnO2可能對酸性發酵過程的電子轉移有促進作用, 同時GAC和GAC/MnO2促進了產CH4過程和提高酸化效率.
加油設備污水處理設備?對蛋白質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
處理水質渾濁、污泥絮凝體微細化，處理效果變壞等則是污泥解體現象。導致這種異常現象的原因有：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。
多數情況下為污水事故性排放所造成，應在生產中予以克服，或局部進行預處理;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，應調整曝氣量，或只運行部分曝氣池。
解決辦法
運行不當(如曝氣過量)，會使活性污泥生物營養的平衡遭到破壞，使微生物量減少且失去活性，吸附能力降低，絮凝體縮小質密，一部分則成為不易沉淀的羽毛狀污泥，處理水質混濁，SV%值降低等。當污水中存在有毒物質時，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生的原因。當鑒別出是運行方面的問題時，應對污水量、回流污泥量、空氣量和排泥狀態以及SV、MLSS、DO、NS等多項指標進行檢查，加以調整。當確定是污水中混入有毒物質時，應考慮這是新的工業廢水混入的結果，需查明來源，按國家排放標準加以處理。
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的污泥由于缺氧而引起厭氧分解，產生甲烷及二氧化碳氣體，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酵，生成氣體(H2S、CH4等)，從而發生大塊污泥上浮的現象。它與污泥脫氮上浮所不同的是，污泥腐爛變黑，產生惡臭。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.設計并安裝不使污泥外溢的浮渣設備;
2.消除沉淀池的死角;
3.加大池底坡度或改進池底刮泥設備，不使污泥滯留于池底。此外，如曝氣池內曝氣過度，使污泥攪拌過于激烈，生成大量小氣泡附聚于絮凝體上，也容易產生這種現象。防止措施是將供氣控制在攪拌所需的限度內，而脂肪和油則應在進入曝氣池之前加以去除。
水環境質量是水體質量學研究領域內的一個重要問題，區域水環境質量研究能夠為區域的水環境政策制定提供依據。水環境質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域水域環境治理提供幫助.水環境質量評價始于本世紀初，60年代以后，在我國水環境質量得到了廣泛的應用和發展。目前對水環境進行評價的方法眾多，每一種方法都有其優缺點、適應性.在汾河水庫被列為飲用水源保護區，為太原市、晉中和呂梁工農業生產做出了巨大貢獻。至汾河水庫運營50年以來，尤其是zui近十幾年，隨著流域工業的發展，政策、環保措施的滯后，極有可能會對汾河水庫水質造成進一步的污染。因此，研究流域水環境質量顯得極其重要。
河流污染問題是除大氣復合污染外，另一個關乎居民生活質量的全國性難題。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《清潔生產促進法》《地表水環境質量標準》《水污染防治行動計劃》等法律法規，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，水環境污染事件仍頻發，其中2013年我國水環境污染事件就多達322起，嚴重制約了生態環境和社會經濟的持續發展，同時也造成了巨大的經濟損失。