CN113582333A - 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法 - Google Patents

一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法 Download PDF

Info

Publication number
CN113582333A
CN113582333A CN202110824610.3A CN202110824610A CN113582333A CN 113582333 A CN113582333 A CN 113582333A CN 202110824610 A CN202110824610 A CN 202110824610A CN 113582333 A CN113582333 A CN 113582333A
Authority
CN
China
Prior art keywords
anaerobic
conductive nano
nano material
anaerobic reactor
conductive
Prior art date
Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
Granted
Application number
CN202110824610.3A
Other languages
English (en)
Other versions
CN113582333B (zh
Inventor
花铭
李纪彬
孙得胜
吴思琪
潘丙才
张炜铭
Current Assignee (The listed assignees may be inaccurate. Google has not performed a legal analysis and makes no representation or warranty as to the accuracy of the list.)
Nanjing University
Original Assignee
Nanjing University
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by Nanjing University filed Critical Nanjing University
Priority to CN202110824610.3A priority Critical patent/CN113582333B/zh
Priority to JP2021137773A priority patent/JP7046298B1/ja
Publication of CN113582333A publication Critical patent/CN113582333A/zh
Application granted granted Critical
Publication of CN113582333B publication Critical patent/CN113582333B/zh
Active legal-status Critical Current
Anticipated expiration legal-status Critical

Links

Images

Classifications

    • C—CHEMISTRY; METALLURGY
    • C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
    • C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
    • C02F3/28—Anaerobic digestion processes
    • Y—GENERAL TAGGING OF NEW TECHNOLOGICAL DEVELOPMENTS; GENERAL TAGGING OF CROSS-SECTIONAL TECHNOLOGIES SPANNING OVER SEVERAL SECTIONS OF THE IPC; TECHNICAL SUBJECTS COVERED BY FORMER USPC CROSS-REFERENCE ART COLLECTIONS [XRACs] AND DIGESTS
    • Y02—TECHNOLOGIES OR APPLICATIONS FOR MITIGATION OR ADAPTATION AGAINST CLIMATE CHANGE
    • Y02E—REDUCTION OF GREENHOUSE GAS [GHG] EMISSIONS, RELATED TO ENERGY GENERATION, TRANSMISSION OR DISTRIBUTION
    • Y02E50/00—Technologies for the production of fuel of non-fossil origin
    • Y02E50/30—Fuel from waste, e.g. synthetic alcohol or diesel

Landscapes

  • Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
  • Microbiology (AREA)
  • Biodiversity & Conservation Biology (AREA)
  • Hydrology & Water Resources (AREA)
  • Engineering & Computer Science (AREA)
  • Environmental & Geological Engineering (AREA)
  • Water Supply & Treatment (AREA)
  • Chemical & Material Sciences (AREA)
  • Organic Chemistry (AREA)
  • Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
  • Treatment Of Sludge (AREA)

Abstract

本发明公开了一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以5～18gVSS/L的体积浓度接种到厌氧反应器，进行厌氧反应器启动；其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，制备导电纳米材料分散溶液；将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，搅拌22h，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。本发明可提高厌氧反应器的有机负荷耐受力，强化厌氧反应器在高有机负荷下稳定快速的启动，其应用范围广。

Description

一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法
技术领域
本发明涉及废水厌氧生物处理技术领域，具体是涉及一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法。
背景技术
厌氧生物处理技术是在厌氧条件下，厌氧和兼性厌氧微生物群体将有机物转化为甲烷和二氧化碳的过程，又称为厌氧消化；一般来说，废水中复杂有机物物料比较多，通过厌氧消化分四个阶段加以降解：
(1)水解阶段：高分子有机物由于其大分子体积，不能直接通过厌氧菌的细胞壁，需要在微生物体外通过胞外酶加以分解成小分子，废水中典型的有机物质比如纤维素被纤维素酶分解成纤维二糖和葡萄糖，淀粉被分解成麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被分解成短肽和氨基酸，分解后的这些小分子能够通过细胞壁进入到细胞的体内进行下一步的分解；
(2)酸化阶段：上述的小分子有机物进入到细胞体内转化成更为简单的化合物并被分配到细胞外，这一阶段的主要产物为挥发性脂肪酸(VFAs)，同时还有部分的醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等产物产生；
(3)产乙酸阶段：在此阶段，上一步的产物进一步被转化成乙酸、碳酸、氢气以及新的细胞物质；
(4)产甲烷阶段：在这一阶段，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇都被转化成甲烷、二氧化碳和新的细胞物质，这一阶段也是整个厌氧过程最为重要的阶段和整个厌氧反应过程的限速阶段。
然而，厌氧消化的启动是一个耗时且极其脆弱的过程，被公认为是阻碍其工程应用的主要因素。而常规的启动阶段是通过改变水力停留时间或有机负荷率来驯化微生物进而提高反应器的处理能力，这意味着水力停留时间或有机负荷率的连续或间歇变化是不可避免的。另外，由于pH值、温度、碱度和进水特性波动带来的干扰，使得厌氧消化的启动变得更加困难，特别是由于高有机负荷率导致的酸积累。最近，研究表明通过导电附属物和/或氧化还原蛋白可以实现互养群落的种间直接电子转移，提高厌氧系统的稳定性。因此，可以提供导电材料，如活性炭、石墨、生物炭和纳米到微米尺寸的铁材料(例如磁铁矿、零价铁或赤铁矿)刺激产氢产乙酸细菌和产甲烷古菌之间的电子传递过程进而提高产甲烷效率，促进厌氧消化的快速启动；同时，纳米材料因具有独特的物理、化学性质而被广泛利用，若采用纳米级的导电材料，其不仅表面性能稳定，还具有良好的生物相容性，可能会进一步提高厌氧系统的稳定性等。
专利CN108017148A公布了一种包括引进菌种步骤和厌氧颗粒的快速培养步骤；其中，厌氧颗粒的快速培养步骤包括：1)选取合适的厌氧污泥进行培养；2)逐级提升进水COD负荷：根据步骤1)中培养的反应器内污泥量、污泥COD负荷，以及出水COD和VFAs，逐步提升进水COD负荷；3)根据步骤2)达到的进水浓度调整回流比进水流量与出水流量之比等于1:0.6～0.8，以降低进水负荷对系统的冲击，同时调整混合液碱度，减少碱的消耗；整个启动时间为20～25天，但是其利用厌氧污泥促进厌氧反应器启动，启动时间仍然较长，并且其引入了药剂等具有二次污染风险，且作用时效相对较短。
因此，现需要一种适用于多种有机负荷的促进厌氧反应器快速启动的方法来优化解决上述技术问题。
发明内容
为解决上述技术问题，本发明提供了一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法。
本发明的技术方案是：一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：
制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以5～18gVSS/L的体积浓度接种到厌氧反应器，进行厌氧反应器启动；
其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：
将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，制备导电纳米材料分散溶液；
将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，搅拌22h，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。
进一步地，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥中导电纳米材料与所述厌氧活性污泥干重的质量比为(0.03～0.15)：1。
进一步地，所述厌氧反应器启动时控制pH为6.7～7.5，温度为27～36℃。
进一步地，所述厌氧反应器启动运行过程中COD：N：P为(400～200)：(7～3)：1。
进一步地，所述厌氧活性污泥为絮状污泥、颗粒污泥中的任意一种。其中，所述絮状污泥为城市污水处理厂剩余污泥或污泥浓缩池污泥中的任意一种，但不仅限于以上几种厌氧活性污泥。
进一步地，所述厌氧反应器为普通消化池、厌氧接触消化池、升流式厌氧污泥床、厌氧颗粒污泥膨胀床中的任意一种。
进一步地，所述搅拌方法为：采用机械搅拌培养22h，搅拌速度120rpm进行厌氧培养。
作为本发明的一种技术方案，所述导电纳米材料为纳米四氧化三铁，所述纳米四氧化三铁的颗粒粒径20～30nm；
作为本发明的另一种技术方案，所述导电纳米材料为改性纳米四氧化三铁，所述改性纳米四氧化三铁的制备方法为：
1)将Fe(NO3)3·9H2O溶于无水乙醇中，再将苯胺单体溶解在无水乙醇中，使苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：0.45～1.94；
2)随后加入至磁环反应管中，磁环反应管内填充量不超过磁环高度，随后磁环反应管内充入氮气加压至2.5MPa，并对磁环反应管加热至180～200℃下反应6～8h；
3)在反应启动30min后，磁环反应管的电磁环以45～90s/次的频次在反应管主体的反应区和低温区切换带动吸附固定已产出的改性纳米四氧化三铁，且电磁环通电启动时在反应区及低温区停留时长均为3～5s；
4)将制备得到的沉淀物离心收集，并洗涤、干燥得到改性纳米四氧化三铁。
利用上述方法可以再不加入任何额外物质，利用苯胺单体将三价铁部分还原成二价铁，从而保证四氧化三铁的有效转化，同时二价铁和三价铁能够催化苯胺单体进行聚合，从而实现四氧化三铁/聚苯胺复合纳米材料的制备，并通过对反应启动后不断生成的改性四氧化三铁进行磁吸并移至低温区进行短时温差切换，通过实验发现在进行短时温差切换有利于稳定改性四氧化三铁材料磁性，同时在后续添加使用中，由于改性四氧化三铁具有更稳定的磁性及导电性等，在促进厌氧反应器启动中，更有利于利用导电纳米材料作为电子传递介体增强VFAs的分解代谢可以有效的避免反应器内VFAs大量积累，起到缓冲pH、降低氧化还原电位作用，并且营造更有利于厌氧菌生长的环境，强化富集具备种间直接电子传递能力的厌氧菌，提高厌氧反应器甲烷产率。
更进一步地，所述低温区温度控制在80～110℃。
本发明的有益效果是：
(1)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，利用四氧化三铁或改性四氧化三铁作为导电纳米材料，在促进厌氧反应器启动中，利用导电纳米材料可以有效的避免厌氧反应器内挥发性脂肪酸VFAs大量积累，起到缓冲pH、降低氧化还原电位作用，并且营造更有利于厌氧菌生长的环境，强化富集具备种间直接电子传递能力的厌氧菌，提高厌氧反应器甲烷产率。
(2)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，利用四氧化三铁或改性四氧化三铁作为导电纳米材料，其可作为电子传递强化产酸菌与产甲烷菌间的电子传递，提高电子传递效率，增强VFAs的分解代谢，并且可以刺激EPS分泌促进厌氧污泥颗粒化，形成生物量大、沉降性能好的厌氧颗粒污泥，从而提高厌氧反应器的有机负荷耐受力，强化厌氧反应器在高有机负荷下稳定快速的启动，其应用范围广；而现有技术中以投加活性炭的方式只利用活性炭比表面积大、孔隙率高形成的高物理吸附能力，加速菌胶团形成，固定微生物，防止污泥流失从而使装置快速启动，适用于低负荷的厌氧反应器，其应用范围较为局限。
(3)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所提供的导电纳米材料，如纳米四氧化三铁、改性纳米四氧化三铁，其合成粒径小，表面性能稳定，具有良好的生物相容性；同时，厌氧消化系统中互养菌群群落之间存在一种直接的种间电子转移过程，将导电纳米材料引入厌氧消化系统强化种间直接电子传递过程，将有利于厌氧消化快速启动，尤其在面对高有机负荷的情况下。
(4)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，利用活性污泥与导电纳米材料制备复合厌氧活性污泥后接种到厌氧反应器与直接向厌氧反应器投加导电纳米材料的方式相比更进一步有效提高厌氧反应器的有机负荷耐受力，从而进一步强化厌氧反应器在高有机负荷下稳定快速的启动，从而缩短厌氧反应器的启动周期。
(5)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，采用厌氧活性污泥与导电纳米材料(纳米四氧化三铁、改性纳米四氧化三铁)复合接种到厌氧反应器中，在同样的添加下与不添加纳米四氧化三铁相比，厌氧反应器启动的周期缩短了11.8～22.1％，与添加SiO2纳米颗粒(不导电)相比，启动周期缩短了9.7～19.5％；在同样的添加下与不添加改性纳米四氧化三铁相比，厌氧反应器启动的周期缩短了14.7～25.4％，与添加SiO2纳米颗粒(不导电)相比，启动周期缩短了12.2～23.5％；并且厌氧反应器所能达到的最高负荷得到明显提升，且COD去除率均得到明显提高。
(6)本发明导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，可用于各类接种颗粒污泥和絮状污泥的厌氧消化系统中，其适用范围广，且厌氧反应器启动稳定快速，并且可在现有厌氧反应器直接投加，无需改变厌氧反应器结构，操作简便，运行成本低，有利于推广使用。
附图说明
图1是不同OLR下反应器启动期出水COD、产甲烷率和pH变化：(A)出水COD；(B)COD去除率；(C)甲烷产率；(D)pH(误差棒代表一式三份样品的标准偏差)；
图2是随着OLR的增加，三个反应器中VFAs的分布图,(A)R0；(B)R1；(C)R2；
图3是反应器在不同阶段的INT-ETS和CV曲线的动态变化，(A)INT-ETS；(B)CV曲线，误差线代表一式三份样品的标准偏差；
图4是不同时期污泥的EPS组成变化(A1)-(D1)表示65天、75天、114天、152天的LB-EPS组成变化；(A2)-(D2)表示65天、75天、114天、152天的TB-EPS组成变化；
图5是第0天、第50天和第150天反应器R0、R1和R2菌群群落在属水平上系统发育组的相对丰度变化，(A)为细菌群落，(B)为古菌群落，占总数不到2％的序列归入“其他”类别；
图6是本发明磁环反应管的整体外观图；
图7是本发明磁环反应管的局部剖面结构示意图；
图8是本发明磁环反应管的驱动组件结构示意图；
其中，1-反应管主体、11-密封盖、12-控温棒、13-加热板、2-电磁环、3-导环、4-驱动组件、41-驱动电机、42-驱动齿环、43-第一丝杆、44-第二丝杆、45-第一齿轮、46-第二齿轮、5-罩壳、6-底座。
具体实施方式
下面结合具体实施方式来对本发明进行更进一步详细的说明，以更好地体现本发明的优势。
实施例1
本实施例1为接种含导电纳米四氧化三铁的厌氧活性污泥的厌氧反应器，具体为：
一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：
制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以12gVSS/L的体积浓度接种到EGSB厌氧反应器，进行EGSB厌氧反应器启动；所述EDSB厌氧反应器启动时控制pH为6.7～7.5，温度为35℃；所述EGSB厌氧反应器启动运行过程中COD：N：P为200：5：1；
其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：
将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，超声分散30min，功率200W，制备导电纳米材料分散溶液；所述导电纳米材料为纳米四氧化三铁，所述纳米四氧化三铁的颗粒粒径20～30nm；
将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，厌氧活性污泥取自市政污水处理厂污泥浓缩池并筛去较大颗粒物，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥中导电纳米材料与所述厌氧活性污泥干重的质量比为0.1：1，采用机械搅拌培养22h，搅拌速度120rpm进行厌氧培养，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。
实施例2
本实施例2为接种含导电纳米四氧化三铁的厌氧活性污泥的厌氧反应器，具体为：
一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：
制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以5gVSS/L的体积浓度接种到EGSB厌氧反应器，进行EGSB厌氧反应器启动；所述EDSB厌氧反应器启动时控制pH为6.7～7.5，温度为27℃；所述EGSB厌氧反应器启动运行过程中COD：N：P为400：8：1；
其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：
将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，超声分散30min，功率200W，制备导电纳米材料分散溶液；所述导电纳米材料为纳米四氧化三铁，所述纳米四氧化三铁的颗粒粒径20～30nm；
将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，厌氧活性污泥取自市政污水处理厂污泥浓缩池并筛去较大颗粒物，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥中导电纳米材料与所述厌氧活性污泥干重的质量比为0.05：1，采用机械搅拌培养22h，搅拌速度120rpm进行厌氧培养，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。
实施例3
本实施例3为接种含导电纳米四氧化三铁的厌氧活性污泥的厌氧反应器，具体为：
一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：
制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以18gVSS/L的体积浓度接种到EGSB厌氧反应器，进行EGSB厌氧反应器启动；所述EDSB厌氧反应器启动时控制pH为6.7～7.5，温度为36℃；所述EGSB厌氧反应器启动运行过程中COD：N：P为300：2：1；
其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：
将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，超声分散30min，功率200W，制备导电纳米材料分散溶液；所述导电纳米材料为纳米四氧化三铁，所述纳米四氧化三铁的颗粒粒径20～30nm；
将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，厌氧活性污泥取自市政污水处理厂污泥浓缩池并筛去较大颗粒物，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥中导电纳米材料与所述厌氧活性污泥干重的质量比为0.2：1，采用机械搅拌培养22h，搅拌速度120rpm进行厌氧培养，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。
实施例4
本实施例与实施例1基本相同，与其不同之处在于，所述导电纳米材料为改性纳米四氧化三铁，所述改性纳米四氧化三铁的制备方法为：
1)将Fe(NO3)3·9H2O溶于无水乙醇中，再将苯胺单体溶解在无水乙醇中，使苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：1.45；
2)随后加入至磁环反应管中，磁环反应管内填充量不超过磁环高度，随后磁环反应管内充入氮气加压至2.5MPa，并对磁环反应管加热至195℃下反应7h；
3)在反应启动30min后，磁环反应管的电磁环以75s/次的频次在反应管主体1的反应区和低温区切换带动吸附固定已产出的改性纳米四氧化三铁，且电磁环通电启动时在反应区及低温区停留时长均为4s；
4)将制备得到的沉淀物离心收集，并洗涤、干燥得到改性纳米四氧化三铁。
利用上述方法可以再不加入任何额外物质，利用苯胺单体将三价铁部分还原成二价铁，从而保证四氧化三铁的有效转化，同时二价铁和三价铁能够催化苯胺单体进行聚合，从而实现四氧化三铁/聚苯胺复合纳米材料的制备，并通过对反应启动后不断生成的改性四氧化三铁进行磁吸并移至低温区进行短时温差切换，通过实验发现在进行短时温差切换有利于稳定改性四氧化三铁材料磁性，同时在后续添加使用中，由于改性四氧化三铁具有更稳定的磁性及导电性等，在促进厌氧反应器启动中，更有利于利用导电纳米材料作为电子传递介体增强VFAs的分解代谢可以有效的避免反应器内VFAs大量积累，起到缓冲pH、降低氧化还原电位作用，并且营造更有利于厌氧菌生长的环境，强化富集具备种间直接电子传递能力的厌氧菌，提高厌氧反应器甲烷产率。
更进一步地，所述低温区温度控制在105℃。
其中，如图6和7所示，所述磁环反应管包括反应管主体1、滑动套设在反应管主体1的电磁环2，滑动设置在反应管主体1内壁的导环3，用于控制电磁环2，导环3同步上下移动的驱动组件4，罩设驱动组件4的罩壳5，以及用于支撑驱动组件4及反应管主体1的底座6。
如图7和8所示，所述驱动组件4包括驱动电机41、驱动齿环42、与电磁环2外壁第一凸块21转动设置的丝杆螺母及第一丝杆43、与导环3内壁第二凸块31转动设置的丝杆螺母及第二丝杆44，第一凸块21周向设置在电磁环2下端面，等40°设置有9组，第二凸块31周向设置在导环3下端面，等40°设置有9组，第一丝杆43、第二丝杆44与第一凸块21、第二凸块31设置对应，所述驱动电机41设置于底座6上，所述第一丝杆43下端、第二丝杆44下方与驱动齿环43位置对应处分别对应设有第一齿轮45、第二齿轮46与驱动齿环43外、内侧面的齿面啮合传动，所述第二齿轮46通过轴杆贯穿反应管主体1并与第二丝杆44下端连接，且所述第一丝杆43、第二丝杆44的螺纹旋向相反；
如图7所示，所述反应管主体1上顶面设有密封盖11，所述密封盖11中心设有延伸至反应管主体1内的控温棒12，反应管主体1内底面设有加热板13，所述密封盖11内底面设有用于监测低温区的第一温度传感器、以及用于监测反应管主体1内压强的气压传感器，反应管主体1内底面设有用于监测反应区的第二温度传感器。
上述磁环反应管能够满足改性纳米四氧化三铁制备过程的工艺需求，同时，通过单组驱动电机41的设置，利用驱动组件4其余构件的配合，可以使电磁环2、导环3进行同步移动，从而进一步满足针对步骤3)的工艺制备要求，利用上述磁环反应管降低改性纳米四氧化三铁的工艺制备难度，使该改性纳米四氧化三铁的制备成本显著降低。
上述磁环反应管的工作原理为：通过外接可编程PLC控制器指令控制驱动电机41的转动圈数及时间等，以控制电磁环2、导环3沿着反应管主体1上下运动的停留时间等，可编程PLC控制器选用市售西门子小型SR40控制器或满足本装置控制需要的其他市售控制器均可；
当驱动电机41进行转动时，其通过输出轴与驱动齿环42连接而实现驱动齿环42的转动，当驱动齿环42转动时分别使外侧的第一齿轮45、第二齿轮46分别进行正转、反转，从而利用第一丝杆43、第二丝杆44螺纹旋向不同而使其在各自配合的转动螺母下使电磁环2与导环3进行同步运动，同时为了满足同步运动的要求，需要考虑到驱动齿环42内外径长的不同以及内外侧壁的齿数，保证驱动齿环42转动一圈使第一齿轮45及第二齿轮46转动圈数相同。
实施例5
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，制备中反应温度的不同，具体为：磁环反应管加热至180℃下反应6h，所述低温区温度控制在80℃。
实施例6
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，制备中反应温度的不同，具体为：磁环反应管加热至200℃下反应8h，所述低温区温度控制在110℃。
实施例7
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的配比不同，具体为：苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：0.45。
实施例8
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的配比不同，具体为：苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：1.94。
实施例9
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，步骤3)中工艺参数不同，具体为：在反应启动30min后，磁环反应管的电磁环以45s/次的频次在反应管主体1的反应区和低温区切换带动吸附固定已产出的改性纳米四氧化三铁，且电磁环通电启动时在反应区及低温区停留时长均为3s。
实施例10
本实施例与实施例4基本相同，与其不同之处在于，步骤3)中工艺参数不同，具体为：在反应启动30min后，磁环反应管的电磁环以90s/次的频次在反应管主体1的反应区和低温区切换带动吸附固定已产出的改性纳米四氧化三铁，且电磁环通电启动时在反应区及低温区停留时长均为5s。
实验例
以实施例1为例，考察投加导电纳米材料对厌氧反应器启动的影响，实验中用到Fe3O4NPs购自上海麦克林生化科技有限公司，技术规格说明书标称纳米颗粒粒径20nm。实验中用到的SiO2NPs购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司，标称粒径20～30nm。实验中用到的接种污泥取自南京市江心洲污水处理厂污泥浓缩池，过35目筛去除大颗粒后污泥MLSS为24.53±0.07g/L，MLVSS/MLSS＝0.47。
分别接种市政污水处理厂剩余污泥(AS)、Fe3O4NPs复合污泥(Fe3O4NPs@As)、SiO2NPs复合污泥(SiO2NPs@AS)(依次编号R0、R1、R2)，在相同实验条件下启动运行，向三台EGSB反应器分别接种等量的空白接种污泥、Fe3O4NPs复合污泥、SiO2NPs复合污泥，最终MLVSS为3g/L，反应器温度控制在35±1℃。反应器以模拟废水运行启动。以丙酸钠(C3H5O2Na)为碳源、氯化铵(NH4Cl)为氮源、磷酸氢二钾/磷酸二氢钾(K2HPO4/KH2PO4)为磷源配制模拟废水。废水COD:N:P＝200:5:1，以配制1L COD为5000mg/L的模拟废水为例，称量丙酸钠46.30g，氯化铵4.78g，磷酸氢二钾0.921g，磷酸二氢钾0.549g，氯化镁0.1g，氯化钙0.05g溶于500mL水中，加入1mL微量元素配合溶液，定容至1L。模拟废水一次配制可室温下保持2d，隔天重新配制。
三台反应器在相同条件下运行，控制运行温度在35±1℃，反应器启动初始负荷1kg/(m32d)，进水COD浓度5000mg/L，HRT为120h，待反应运行稳定(COD去除率稳定在85％以上，且相对偏差不大于3％，稳定时间超过5d)，通过提高进水COD或缩短HRT，提升负荷至原来的1.5～2倍。根据反应器OLR不同，将反应器启动过程分为三个阶段，分别为Stage I：OLR介于1～4kg/(m3·d)；Stage II：OLR介于8～16kg/(m3·d)；Stage III：OLR达到20kg/(m3·d)。最终反应器运行165d，进水COD为12500mg/L，HRT为15h，OLR为20kg/(m3·d)。详细的反应器启动运行参数及负荷提升过程如表1所示。
表1启动期间反应器的运行条件表
Figure BDA0003173238400000131
*COD代表化学需氧量，HRT代表水力停留时间，OLR代表有机负荷率，F代表循环水与进水量之比，Up-flow velocity代表上升流速。
现做出如下探究：
一、投加Fe3O4NPs和SiO2NPs对启动阶段系统性能的影响
为探究投加纳米四氧化三铁对厌氧反应器启动过程中有机负荷耐受力的影响，分别对接种厌氧活性污泥(AS)、纳米四氧化三铁复合厌氧活性污泥(Fe3O4NPs@AS)、纳米二氧化硅复合厌氧活性污泥(SiO2NPs@AS)的反应器在不同负荷阶段下的出水COD进行监测分析；
如图1所示，为了探究在厌氧EGSB反应器启动期间，添加导电纳米颗粒对OLR耐受性的影响，对接种AS、Fe3O4NPs@AS和SiO2NPs@AS的三个反应器在不同负荷阶段的出水COD、甲烷产生率和pH进行了监测和分析。三个EGSB反应器(R0、R1和R2)的出水COD浓度在最初几天表现出不同的下降趋势，到第15天，R0、R1和R2的出水COD浓度分别为88.85±29.10mg/L、85.37±25.78mg/L和92.34±13.15mg/L，在接受低OLR废水(1kg COD/(m3·d))后处理效率相似。在第16天至第129天期间，尽管R0、R1和R2的出水COD浓度随着OLR的增加而波动，但出水COD去除效率的一致性一直持续到第二阶段结束，R0的出水COD去除效率一直高于89.12±0.19％，R1的出水COD去除效率为90.79±0.08％，R2的出水COD去除效率为83.88±0.19％(不含第20天)(图1B)。所述的COD去除效率出现在较高的OLR的冲击后，当污泥进一步驯化成熟后，三个系统的稳定性得到加强。特别是在第54天，通过进一步缩短厌氧反应器的HRT至15小时，并保持进水COD浓度在5000mg/L，使得OLR增加到8kg COD/(m3·d)。在接下来的几天里，R0、R1和R2的出水COD浓度分别从748.89±10.10mg/L、400.73±5.91mg/L和266.92±9.23mg/L(第60天)下降到399.17±42.34和74.09±10.58 169.34±3.02mg/L(第62天)，表明Fe3O4NPs@AS系统的耐冲击性和恢复过程的稳定性优于其他系统。我们给出了一个可能的推测，这是由于厌氧微生物通过增加EPS的分泌粘附在纳米颗粒上，不仅可以阻止纳米颗粒通过细胞膜，还可以利用附着在AS上的纳米颗粒的团聚作用促进活性污泥的造粒，增加反应器中的生物量。此外，Fe3O4NPs的导电性可以作为产乙酸菌和产甲烷菌之间的电导体，促进电子的直接转移，增强VFAs的厌氧代谢。第三阶段的进水COD浓度进一步提高到12500mg/L，同时保持HRT为15h，使反应器OLR达到20kg COD/(m3·d)。与R0和R2相比，R1对OLR的冲击有完全不同的反应，这是基于R1的工艺稳定性在7天内得到了恢复(出水COD浓度从394.82±21.23mg/L下降到247.52±54.08mg/L)，而R0和R2随着出水COD浓度的急剧上升系统趋于崩溃。具体而言，R1的出水COD浓度在第160天时维持在209.17±15.79mg/L左右(去除率高达98.22％)，而R0和R2的出水COD浓度则分别从478.66±1.06mg/L和1312.87±9.55mg/L(第131天)急剧上升至5996.47±12.33和6381.27±51.8mg/L(第160天)。即在高OLR下添加Fe3O4NPs可以促进有机物的分解，提高厌氧反应器运行的稳定性。
如图1C所示，R0、R1和R2(第一阶段)的甲烷产率显示出很小的差异，并且随着OLR的增加呈现出相同的增长趋势，这可能是由于有限的基质在三个系统中可以被充分地利用和转化。在第二阶段，当OLR提高到8kg COD/(m3·d)时，三个反应器的甲烷产率显示出明显的差异。到第63天，R0、R1和R2的甲烷产生率分别增加到13.02±0.88L/d、17.14±2.62L/d和12.55±0.76L/d。R1的甲烷产生率比R0和R2分别高31.64％和36.57％。Fe3O4NPs可能通过自身的导电性加速了产乙酸菌与产甲烷菌之间的电子传递，有利于底物的代谢，从而提高厌氧污泥的产甲烷性能。特别是通过调整进水COD浓度，使反应器OLR达到16kg COD/(m3·d)，R1的甲烷产率在第120天稳定提高到40L/d左右，而R0和R2分别推迟了15天和13天才达到这个生产速度。在抵抗高OLR的过程中，对比R1和R2的数据发现，由纳米材料团聚驱动的厌氧污泥造粒逐渐被物种间的电子转移效应所取代，从而促进了底物的代谢。因此，随着OLR进一步提高到20kg COD/(m3·d)(阶段III)，R0、R1和R2的甲烷产率在5天内分别提高到44.45±1.12L/d、49.63±1.13L/d和39.88±2.64L/d。随后，R1反应器的甲烷产率略有下降，然后稳定在大约43L/d，而R0和R2反应器的甲烷产率急剧下降，分别下降到大约26L/d和23L/d。
在厌氧消化的过程中，适当的pH值范围有利于微生物的代谢。在第一阶段和第二阶段(图1D)，整体的pH值保持在一个适当的范围内(7.2-7.5)，这有利于厌氧甲烷菌的活跃表现。在第三阶段，R0、R1和R2的pH值都有所下降，但R1反应器的pH值保持在一个相对较高的水平，比R0和R2高约6％，说明在EGSB启动过程中，Fe3O4NPs的添加有利于稳定pH值。从目前的数据分析来看，挥发性脂肪酸(VFAs)的积累可能是R0和R1系统pH值轻微下降的诱导因素。需要挖掘更多的数据，如VFAs，以证实以前的猜测。
二、VFAs的代谢特征
研究了三个反应器在启动阶段释放的VFAs(图2)。结果表明，反应器中的VFAs主要是乙酸盐和丙酸盐，它们的浓度按当量COD计算(乙酸盐当量1.07g COD/g，丙酸盐当量1.51g COD/g)。在整个启动过程中，虽然在较高的OLR的冲击下，三个反应器中的VFAs随着OLR的增加有类似的变化特征(即丙酸盐和乙酸盐的立即积累)，但丙酸盐与乙酸盐的浓度比却有很大的不同。简而言之，在第一阶段，当反应器以低OLR(低于8kg COD/(m3·d))进料时，所有三个反应器中的丙酸盐浓度(约70mg/L的COD)仅比乙酸盐(约20mg/L的COD)高几倍。然而，当第二阶段的第57天，OLR上升到8kg COD/(m3·d)时(图2A)，R0中的丙酸盐和乙酸盐的浓度上升到345.01mg/L和97.11mg/L，而R1中没有发现丙酸盐和乙酸盐的明显积累。R2中相应的丙酸盐浓度在第57天与R1中相似为200mg/L，但在第61天该值增加到700mg/L。在接下来的阶段(第三阶段)，OLR达到20kg COD/(m3·d)，R0和R2的出水中丙酸盐明显累积。在第152天，R0的丙酸盐浓度高达3712.42mg/L，R2的丙酸盐浓度为4645.64mg/L，至于R1，没有观察到VFAs在污水中的明显积累，特别是丙酸盐浓度为154.10mg/L。
因此，从三个反应器的VFAs概况可以推断出，加入Fe3O4NPs有助于恢复过程稳定性，特别是在高OLR的冲击下。这是基于这样一个事实：丙酸盐作为厌氧消化过程中合成代谢的核心代谢物，可以有效地转化为乙酸。长期以来，VFAs的积累被认为对厌氧甲烷菌是有毒的。因此，由丙酸生物转化的乙酸的进一步消耗可能主要是由于Fe3O4NPs以比电子穿梭体(H2或甲酸)更直接的种间电子传递方式促进厌氧微生物互养群落之间的信息交流和物质转化。因此，分配给VFAs降解的能量被优化，为产甲烷菌提供了有利的生活条件。事实上，活性污泥的颗粒化过程，进一步缩短了产乙酸菌和产甲烷菌之间的电子传递距离。基于上述讨论，发现在处理高负荷废水的启动阶段，导电材料的提供为厌氧产甲烷系统提供了一个替代的电子转移途径，从而确保系统处于稳定状态。
三、电子传递系统活性
电子传递系统(ETS)的活性检测不仅被用来反映潜在的呼吸能力，而且还被用作生物体在有氧和无氧环境中的代谢活动的指标。在三个反应器中建立了第30天、第50天和第150天的INT-ETS指标，以确定含有和不含有NPs的ETS的活性。结果显示(图3A)，对照组反应器(R0)和补充了Fe3O4NPs(R1)或SiO2NPs(R2)的反应器的INT-ETS在不同时间有很大差异。R1的整体INT-ETS远高于R0和R2，第30天为256.98±26.33μg/(g·min)，第50天为477.44±14.73μg/(g·min)，第150天为883.99±106.21μg/(g·min)。而R0的相应数值为204.76±7.61μg/(g·min)(第30天)、191.19±26.63μg/(g·min)(第50天)和525.94±32.90μg/(g·min)(第150天)；R2的相应数值为168.07±17.11μg/(g·min)(第30天)、262.68±45.59μg/(g·min)(第50天)和381.96±39.65μg/(g·min)(第150天)。与R0和R2相比，结果表明，添加Fe3O4NPs(R1)后，产乙酸菌和产甲烷菌之间的电子传递效率分别提高了68.78％和131.44％，由于添加导电材料可能会引发更有效的电子转移途径DIET，通过该途径电子直接从电子供体转移到电子受体。因此，在高OLR的冲击下，拥有良好导电性的Fe3O4NPs可以作为厌氧微生物之间的导体来实现DIET，从而促进VFAs的代谢和甲烷的积累。
DIET的进一步证据是由CV曲线描述的，其中氧化还原峰的移动可以表征互养菌群之间的电子转移能力。正向扫描结果显示，在相同的电压下，R1在0.246V时有一个强化的氧化峰，电流为1.4mA(图3B)，比R0高约76.59％，比R2高61.87％。结果表明，Fe3O4NPs的长期暴露使厌氧污泥系统具有更强的电子转移能力，特别是在高OLR下。为了进一步探讨Fe3O4NPs的导电性对系统的电子转移能力的贡献，在测试前将与R1相同的Fe3O4NPs暴露临时补充到R0。在相同的条件下扫描了CV曲线。结果表明，通过添加Fe3O4NPs，R0中污泥的电子转移能力得到了提升(从0.79到1.0mA)，但仍比R1低40.0％。可以推断，除了Fe3O4NPs的电导率诱导的种间电子转移效应外，应该还有其他因素可以提高电子转移效率，如可以参与DIET的微生物的富集或细胞外分泌物中电子转移介质的增加。此外，这也证实了三个反应器在第二阶段都表现出更好的有机负荷去除率的原因。
四、厌氧污泥EPS分析
微生物分泌的EPS包括蛋白质(Proteins,PN)、多糖(Polysaccharides,PS)、腐殖酸类(Humic substances,HS)、核苷酸以及脂类等，PN与PS的相对含量变化与外界环境条件有关。
将EPS分为松散型EPS(Lose-bond EPS,LB-EPS)和紧密型EPS(Tight-bond EPS,TB-EPS)。EPS成分的分析见图4。结果显示，TB-EPS是由细胞外分泌物组成的三维基质的主要成分，其含量随着外界环境的干扰而波动。伴随着OLR的增加，无论是LB-EPS还是TB-EPS，PN的含量都明显增加，而PS始终保持在较低的水平。特别地，TB-EPS在三个反应器中的PN含量均从约15mg/g VSS(第65天)增加到超过70mg/g VSS(第114天)，表明高OLR的冲击迫使系统增加相关的蛋白质含量以抵抗环境变化引起的代谢压力，并进一步保持颗粒污泥的结构稳定和代谢活性。虽然PS在维持污泥形态和防止由水力负荷变化导致污泥絮状物分散方面起着重要作用，但启动过程中，三个反应器中的PS含量变化不大，其浓度在LB-EPS和TB-EPS中均保持在2.5mg/g VSS左右。第65天，反应器R1中的EPS总量最高，其次是R2，说明在纳米粒子添加的初始阶段，微生物可能会增加EPS的分泌，以防止纳米粒子通过细胞膜。第152天，EPS总量减少，R0和R2的EPS分泌量低于R1，说明20kg COD/(m3·d)的高OLR超过了R0和R2的耐受极限，导致丙酸盐积累，COD去除率降低到50％左右。这可能是基于微生物系统采取的两种途径，一是高OLR(20kg COD/(m3·d))极大地挑战了颗粒污泥的抗冲击能力，使R0和R2的三维基质变薄；二是导电的Fe3O4NPs增强了合成群落间的电子传递，有效避免了系统中丙酸的积累，降低了代谢压力。因此，Fe3O4NPs介导的EGSB系统在面对高有机负荷的影响时有更多的选择，即调整EPS的分布，选择更有利于信息传递的生物转化方式。不可否认的是，高OLR和Fe3O4NPs可能诱导EPS分泌一些参与DIET的电子传递介质，如细胞色素c和醌类化合物，这使得R1比R0系统具有更高的电子传递效率是合理的。
五、微生物群落组成
为了描述三个EGSB反应器启动期间在OLR的冲击下菌群群落的演化特征，分离了第0天、第50天和第150天的样本污泥的基因组DNA，并通过高通量测序进行分析。图5A显示，在第150天时，与Syntrophobacter,f_Spirochaetaceae,f_Synergistaceae和f_Anaerolineaceae物种最相似的序列在三个反应器中明显富集起来。具体而言，在第150天，Syntrophobacter的相对丰度达到32.03％，高于R0(20.35％)和R2(27.80％)。由于Syntrophobacter在丙酸盐和丁酸盐的合成氧化中是不可或缺的，并与Methanoseacina共享电子。在R0、R1和R2中，f_Spirochaetaceae的相对丰度分别为16.71％、17.41％和16.75％。与f_Synergistaceae相关的能够将细胞外电子转移到Fe(III)氧化物或电极的微生物被富集，其丰度在R0、R1和R2中分别达到17.56％、7.19％和8.17％。尽管已经证明Geobacter作为典型的合成细菌可以通过DIET将电子分享给电子接受者，但它的缺失并没有明显降低电子转移效率。这可能是基于f_Synergistaceae等替代性电子供体的存在，在高OLR下实现互养微生物之间的信息交流和物质转化。由于f_Anaerolineaceae以碳氢化合物的发酵代谢为特征，其丝状形态容易与Methanosaeta聚集在一起并相互配合，有利于缩短它们之间的电子传递距离。
如图5B所示，在高OLR冲击下(第150天)，Methanosaeta是最丰富的古菌，其丰富度在R1达到60.58％，高于R0(54.59％)和R2(57.22％)。紧随其后的是Methanobacterium属和Methanolinea属。最近，发现G.metallireducens与产甲烷生物(如Methanosaeta物种)进行直接的电子传递，后者通过DIET过程接受电子，将二氧化碳还原成甲烷。因此，互养共代谢可能发挥了关键作用，这是由于Methanosaeta已被证明能够直接与生物发电细菌交换电子。Methanobacterium作为通过H2进行种间电子转移的典范，已被证明具有DIET的能力，表明DIET的能力在产甲烷菌中的分布比以前认为的要广泛得多。从整体上看，随着启动阶段外部负荷的程序性增长，厌氧消化系统似乎更倾向于调节细菌群落结构以保持系统的稳定状态，而不仅仅是提高某些功能性细菌和/或古细菌的丰度。然而，当OLR达到一定的阈值(20kg COD/(m3·d)或以上)时，厌氧消化系统的性能将逐渐恶化，这仅靠细菌群落的丰富度不能来扭转。例如，f_Spirochaetaceae、f_Synergistaceae和Methanolinea属的丰富程度可能说明IHT是电子传递的主要模式。然而，在高OLR条件下，基于IHT的厌氧消化系统的表现并不令人满意，导致了一种被抑制的假稳态，即电子通过IHT在产乙酸菌和产甲烷菌之间的传递被阻断。值得注意的是，由Fe3O4NPs介导的DIET促进了产乙酸菌和产甲烷菌之间的电子转移效率，削弱了高OLR对厌氧消化系统的影响，进而获得了良好的COD去除率和甲烷生产率。
同时为了进一步验证各实施例的技术效果，现进行如下实验探究：
1)探究不同参数下对厌氧反应器启动效果的影响
以实施例1、2、3为例，均采用上述方法，在反应器启动的第三阶段(Stage III)进一步提升进水COD浓度至12500mg/L，维持HRT在15h不变，
实施例1：R1的出水COD浓度在第160天时维持在209.17±15.79mg/L左右；
实施例2：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在231.05±12.73mg/L左右；
实施例3：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在229.42±13.11mg/L左右；
因此，通过比较可以看出，实施例2、3相对于实施例1而言，出水COD相对较高，所以，实施例1对于厌氧反应器的启动效果更优。
2)探究不同导电纳米材料对厌氧反应器启动效果的影响
以实施例1、4为例，均采用上述方法，在反应器启动的第三阶段(Stage III)进一步提升进水COD浓度至12500mg/L，维持HRT在15h不变，
实施例1：R1的出水COD浓度在第160天时维持在209.17±15.79mg/L左右；
实施例4：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在191.34±14.75mg/L左右；
同时，以实施例4为例，将Fe(NO3)3·9H2O溶于无水乙醇中，再将苯胺单体溶解在无水乙醇中，使苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：1.45；随后加入至磁环反应管中，磁环反应管内填充量不超过磁环高度，随后磁环反应管内充入氮气加压至2.5MPa，并对磁环反应管加热至195℃下反应7h；将制备得到的沉淀物离心收集，并洗涤、干燥得到改性纳米四氧化三铁；将所制备的改性纳米四氧化三铁作为对照例；
对照例：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在203.17±13.67mg/L左右；
因此，通过比较可以看出，实施例4使用改性纳米四氧化三铁相对于实施例1使用纳米四氧化三铁而言，出水COD相对更低，并且未采用磁环反应管进行处理的改性纳米四氧化三铁对于厌氧反应器启动效果影响较小，所以，实施例4对于厌氧反应器的启动效果更优。
3)探究不同温度参数下对厌氧反应器启动效果的影响
以实施例4、5、6为例，均采用上述方法，在反应器启动的第三阶段(Stage III)进一步提升进水COD浓度至12500mg/L，维持HRT在15h不变，
实施例4：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在191.34±14.75mg/L左右；
实施例5：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在198.71±15.12mg/L左右；
实施例6：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在200.53±15.17mg/L左右；
因此，通过比较可以看出，实施例5、6使用了不同温度参数对所制备的改性纳米四氧化三铁使用效果有着一定影响，实施例4所使用的温度参数相对更优。
4)探究不同混合配比下对厌氧反应器启动效果的影响
以实施例4、7、8为例，均采用上述方法，在启动器启动的第三阶段(Stage III)进一步提升进水COD浓度至12500mg/L，维持HRT在15h不变，
实施例4：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在191.34±14.75mg/L左右；
实施例7：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在199.81±14.23mg/L左右；
实施例8：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在196.34±13.76mg/L左右；
因此，通过比较可以看出，实施例7、8使用了不同混合配比对所制备的改性纳米四氧化三铁使用效果有着一定影响，实施例4、8所使用的效果相对更优，但考虑到实际生产成本等因素，可按需进行对应选择。
5)探究不同磁环反应管参数对厌氧反应器启动效果的影响
以实施例4、7、8为例，均采用上述方法，在启动器启动的第三阶段(Stage III)进一步提升进水COD浓度至12500mg/L，维持HRT在15h不变，
实施例4：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在191.34±14.75mg/L左右；
实施例9：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在195.81±14.43mg/L左右；
实施例10：反应器R1的出水COD浓度在第160天时维持在194.77±14.89mg/L左右；
因此，通过比较可以看出，实施例9、10使用了不同磁环反应管对所制备的改性纳米四氧化三铁使用效果有着一定影响，实施例4所使用的效果相对更优。

Claims (10)

1.一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述方法利用导电纳米材料促进厌氧反应器启动，其包括以下步骤：
制备导电纳米材料复合厌氧活性污泥，并将所制备的导电纳米材料复合厌氧活性污泥以5～18gVSS/L的体积浓度接种到厌氧反应器，进行厌氧反应器启动；
其中，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥制备方法为：
将所述导电纳米材料加入到去离子水中超声分散，制备导电纳米材料分散溶液；
将所制备的导电纳米材料分散溶液加入到厌氧活性污泥中，搅拌22h，得到导电纳米材料复合厌氧活性污泥。
2.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述导电纳米材料复合厌氧活性污泥中导电纳米材料与所述厌氧活性污泥干重的质量比为(0.03～0.15)：1。
3.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述厌氧反应器启动时控制pH为6.7～7.5，温度为27～36℃。
4.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述厌氧反应器启动运行过程中COD：N：P为(400～200)：(7～3)：1。
5.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述厌氧活性污泥为絮状污泥、颗粒污泥中的任意一种。
6.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述厌氧反应器为普通消化池、厌氧接触消化池、升流式厌氧污泥床、厌氧颗粒污泥膨胀床中的任意一种。
7.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述搅拌方法为：采用机械搅拌培养22h，搅拌速度120rpm进行厌氧培养。
8.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述导电纳米材料为纳米四氧化三铁，所述纳米四氧化三铁的颗粒粒径20～30nm。
9.如权利要求1所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述导电纳米材料为改性纳米四氧化三铁，所述改性纳米四氧化三铁的制备方法为：
1)将Fe(NO3)3·9H2O溶于无水乙醇中，再将苯胺单体溶解在无水乙醇中，使苯胺单体与Fe(NO3)3·9H2O的摩尔比为1：0.45～1.94；
2)随后加入至磁环反应管中，磁环反应管内填充量不超过磁环高度，随后磁环反应管内充入氮气加压至2.5MPa，并对磁环反应管加热至180～200℃下反应6～8h；
3)在反应启动30min后，磁环反应管的电磁环(2)以45～90s/次的频次在反应管主体(1)的反应区和低温区切换带动吸附固定已产出的改性纳米四氧化三铁，且电磁环(2)通电启动时在反应区及低温区停留时长均为3～5s；
4)将制备得到的沉淀物离心收集，并洗涤、干燥得到改性纳米四氧化三铁。
10.如权利要求9所述的一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法，其特征在于，所述低温区温度控制在80～110℃，且电磁环(2)通电启动时在低温区停留时长为3～5s。
CN202110824610.3A 2021-07-21 2021-07-21 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法 Active CN113582333B (zh)

Priority Applications (2)

Application Number Priority Date Filing Date Title
CN202110824610.3A CN113582333B (zh) 2021-07-21 2021-07-21 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法
JP2021137773A JP7046298B1 (ja) 2021-07-21 2021-08-26 導電性ナノ材料に基づく嫌気性反応器の始動の促進方法

Applications Claiming Priority (1)

Application Number Priority Date Filing Date Title
CN202110824610.3A CN113582333B (zh) 2021-07-21 2021-07-21 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法

Publications (2)

Publication Number Publication Date
CN113582333A true CN113582333A (zh) 2021-11-02
CN113582333B CN113582333B (zh) 2022-06-21

Family

ID=78248784

Family Applications (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
CN202110824610.3A Active CN113582333B (zh) 2021-07-21 2021-07-21 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法

Country Status (2)

Country Link
JP (1) JP7046298B1 (zh)
CN (1) CN113582333B (zh)

Families Citing this family (2)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
CN115448311A (zh) * 2022-09-15 2022-12-09 城康材料技术有限公司 一种载铁活性炭及其制备方法和应用
CN117509901A (zh) * 2023-12-25 2024-02-06 知和环保科技有限公司 一种低温厌氧生物膜反应器

Citations (1)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
CN108314184A (zh) * 2018-03-19 2018-07-24 南京大学 一种促进厌氧反应器启动的方法

Family Cites Families (2)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
CN103632800B (zh) * 2013-12-03 2016-06-15 东华理工大学 一种聚苯胺包覆Fe3O4磁流体的制备方法
CN105315461B (zh) * 2015-12-03 2018-07-10 西北师范大学 溶剂热制备聚苯胺-四氧化三铁纳米复合材料的方法

Patent Citations (1)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
CN108314184A (zh) * 2018-03-19 2018-07-24 南京大学 一种促进厌氧反应器启动的方法

Also Published As

Publication number Publication date
JP2023016647A (ja) 2023-02-02
CN113582333B (zh) 2022-06-21
JP7046298B1 (ja) 2022-04-04

Similar Documents

Publication Publication Date Title
Liu et al. Enhancing anaerobic digestion in anaerobic integrated floating fixed-film activated sludge (An-IFFAS) system using novel electron mediator suspended biofilm carriers
Lu et al. Enhanced production of short-chain fatty acids from waste activated sludge by addition of magnetite under suitable alkaline condition
CN108314184B (zh) 一种促进厌氧反应器启动的方法
CN107032479B (zh) 一种生物电化学厌氧/微电解共混耦合强化处理高浓度环丙沙星废水的方法
CN113582333B (zh) 一种基于导电纳米材料促进厌氧反应器启动的方法
Qian et al. Enhancement of the biodegradability of activated sludge by the electric-coagulation multistage A/O membrane bioreactor treating low C/N industrial wastewater
CN108265087B (zh) 一种促进污泥厌氧发酵生产挥发性脂肪酸的方法
Song et al. Facial fabricated biocompatible homogeneous biocarriers involving biochar to enhance denitrification performance in an anoxic moving bed biofilm reactor
Xu et al. Inhibitory effect of released phosphate on the ability of nano zero valent iron to boost anaerobic digestion of waste-activated sludge and the remediation method
CN108128889B (zh) 一种纳米磁粉-铁粉/氧化石墨烯复合载体强化生化处理工业废水的方法
CN116605993A (zh) 一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法
Nie et al. Functional biochar in enhanced anaerobic digestion: Synthesis, performances, and mechanisms
Cheng et al. Cooperative denitrification in biocathodes under low carbon to nitrogen ratio conditions coupled with simultaneous degradation of ibuprofen in photoanodes
CN109534510B (zh) 一种化学法强化厌氧氨氧化脱氮工艺的方法
CN113003718B (zh) 一种短程反硝化系统的启动方法及应用
Wu et al. Effect of activated carbon/graphite on enhancing anaerobic digestion of waste activated sludge
CN116986712A (zh) 一种菌藻共生好氧颗粒污泥系统构建方法
He et al. GN/Fe2O3-based aerobic granular sludge for enhanced formation and synchronous nitrification-denitrification: Promote the secretion of polysaccharides and enrichment of denitrifying bacteria
CN1242934C (zh) 硫酸盐废水处理中微生物代谢类型调控方法
CN110980944B (zh) 一种厌氧颗粒污泥的培养方法
CN213895337U (zh) 一种提高反硝化-厌氧氨氧化耦合脱氮性能的装置
Huang et al. Research progress of novel bio-denitrification technology in deep wastewater treatment
Li et al. Enhanced degradation of phenols and quinoline in coal gasification wastewater by iron-carbon multiple micro-electric field coupled with anaerobic co-digestion
Sun et al. Role of layered double hydroxide in improving the stability of aerobic granular sludge
Yan et al. Attaining Superior Nitrogen Removal from Integrated Mature Landfill Leachate and Kitchen Waste Digestion Liquid Via a Two-Stage Partial Nitrification-Anammox Process

Legal Events

Date Code Title Description
PB01 Publication
PB01 Publication
SE01 Entry into force of request for substantive examination
SE01 Entry into force of request for substantive examination
GR01 Patent grant
GR01 Patent grant