厌氧消化反应器

厌氧消化反应器（共9篇）

厌氧消化反应器 篇1

0 引言

随着我国社会经济和城市化的发展,城市污水处理厂的规模不断扩大,处理程度不断提高。与蓬勃发展的污水处理相比,污泥处理和处置技术在我国才刚刚起步,随着新建污水处理厂的陆续投产,污泥产量将会有大幅度的增加。另一方面,由于污泥中有机质含量较高,简易堆置后易发生发酵反应,不仅产生大量恶臭气体污染环境,向大气排放温室气体(是二氧化碳的20倍),同时产生的甲烷气体还有燃烧和爆炸的隐患,所以对污泥的处理和处置必须予以充分的重视[1,2,3,4]。本文探讨两相厌氧反应器颗粒污泥的快速培养及其影响因素,从而为污泥两相厌氧反应器的快速启动提供参考。

1 材料和方法

1.1 反应器

两相消化试验工艺流程如图1所示。产酸相反应器及产甲烷相反应器为两个2.5 L的玻璃瓶改造而成,有效容积分别为1 L。为保证两反应器的消化效果,将两反应器置于35 ℃左右水浴锅中加热,产生的气体由集气瓶收集,采用排水集气法计量。

产酸反应器及产甲烷反应器的进泥及排泥均采用人工操作完成,两反应器每天都进排泥一次。产酸相反应器的排泥作为产甲烷相反应器的进泥。

1.2 试验方法

本试验所用的好氧污泥来自回流污泥泵站吸泥井,其性质:含水率为99.23%～99.46%,VS/TS为0.65～0.73,MLSS为5.48 g/L～12.6 g/L,COD为4 115 mg/L～5 780 mg/L,pH为6.56～7.09,碱度为150.7 mg/L～317.6 mg/L(以CaCO3计)。

按文献[5]所述方法进行含水率、VS/TS和气体成分的测定。

2 结果及讨论

2.1 含水率

反应器在运行了66 d后完成启动。图2反映了排泥含水率的变化。从图2中可以看出,进泥含水率在99.01%～99.43%,而排泥的含水率变化较为明显,由试验初期的96.6%～97.2%降低至后期的95.3%～96.0%。内反应器污泥含水率变化受进泥含水率影响比较大。

2.2 VS/TS

VS/TS是衡量污泥消化效果的直接指标,本反应器VS/TS的去除情况如图3所示。图3中进泥的VS/TS随时间的变化较大,从0.65升高至0.80。而排泥的VS/TS一直保持在0.56～0.58。究其原因,在反应器内水温较高,能维持在30 ℃～35 ℃,保证其消化效果。本反应器运行阶段一直处于中温消化阶段,消化效果良好。

2.3 产气量及气体成分

1)产气量。

气体产量与产气组成为厌氧消化的重要指标,因此每日的产气量可作为判定厌氧反应是否正常最直接的依据。从图4可知,反应器内污泥产气率比较高,达到1.6 m3/m3泥。

2)气体成分。

沼气的组成可以方便地使用液体置换系统来测定,测定方法是:将反应器贮气箱的气体注入1 L已装满NaOH的血清瓶中,控制好时间,由血清瓶流入量筒的NaOH溶液的体积即为沼气中甲烷的体积。通过该方法对本反应器产生的气体测试,得到所产沼气中甲烷含量在54%～75%之间。

2.4 颗粒污泥的电子显微镜观察

运转结束后用扫描和透射电子显微镜对颗粒污泥的电子显微镜观察表明,颗粒污泥表面为比较规则、比表面积比较大的多孔体结构。扫描电镜观察到污泥表面有较多的空穴,自然形成内部菌体产气的释放通道,这些通道也是基质进入污泥内部的途径。对颗粒污泥内部用透射电子显微镜观察表明,鬃毛甲烷菌是优势产甲烷菌。甲烷八叠球菌仅偶尔可见。颗粒污泥中的产甲烷菌主要是鬃毛甲烷菌、甲烷八叠球菌、甲烷短杆菌、甲烷螺菌等,其中最重要的产甲烷菌是乙酸裂解产甲烷菌,即鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌。由于鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌在形态学上非常容易辨认,故颗粒污泥的扫描和透射电子显微镜观察的照片只表明其优势的产甲烷菌,而甲烷八叠球菌存在甚少或很难观察到[4]。这一观察结果与1996年报道的颗粒污泥中的优势产甲烷菌是鬃毛甲烷菌和甲烷八叠球菌不同。据报道,颗粒污泥的沉降速率为18m/h～100m/h,典型值在18m/h～50m/h。根据颗粒污泥的沉降速率可将颗粒污泥分为3种:第1种沉降不好,沉降速率为20m/h;第2种沉降满意,沉降速率为20m/h～50m/h;第3种沉降很好,沉降速率大于50m/h。第2种和第3种属于好的颗粒污泥。本实验测得的颗粒污泥沉降速率为57m/h～82m/h,平均值为69.5m/h,这样高的沉降速率使颗粒污泥有相当好的沉降效果。

从扫描电镜观察结果可以得出,甲烷鬃菌为优势菌属,而索氏丝状菌对形成厌氧颗粒污泥起主导作用,通过观察不同取样口的污泥生物相证明,反应器能否形成沉降性能良好、产气稳定的厌氧消化颗粒污泥,关键在于索氏丝状菌能否大量繁殖。尽管丝状菌对基质(HAC)有较高的亲和力,能有效地降解有机污染物,但丝状菌倍增期很长。因此为保证丝状菌大量繁殖,要保持低的有机负荷,只有在COD去除率超过70%～80%时,再增加负荷,并利用产甲烷丝状菌对基质的较高亲和力,才能形成以丝状菌为主的良好性状的厌氧消化颗粒污泥。本试验有机负荷较低,并且COD去除率都在90%以上,符合以上条件,故能形成以丝状菌为主的厌氧颗粒污泥。

3结语

1)用实验室规模的两相厌氧反应器处理污泥,反应器运转66d形成了颗粒污泥,平均沉降速率为69.5m/h。

2)反应器运转66d后完成启动形成了颗粒污泥,厌氧颗粒污泥形成期间的平均产气率为1.6m 3/m 3泥,进泥和排泥含水率分别为99.01%～99.43%和95.3%～96.0%,进泥和排泥VS/TS分别为0.65～0.80和0.56～0.58,所产气体的平均甲烷含量为65%。

3)对颗粒污泥中优势产甲烷菌的扫描(SEM)电镜观察表明,优势产甲烷菌为鬃毛甲烷菌,而甲烷八叠球菌存在甚少。

参考文献

[1]杨小文,杜英豪.污泥处理与资源化利用方案选择[J].中国给水排水,2002,18(4):31-33.

[2]甘一萍.我国污泥处理处置技术现状分析[M].北京:化学工业出版社,2003:165-168.

[3]国内首家污泥处理厂渝水环保公司在重庆成立[N].重庆日报,2005-03-24.

[4]全面了解污泥性质合理选择污泥处置技术[J].桑德视界,2000(9):32-33.

[5]国家环保局.水和废水监测分析方法[M].第3版.北京:中国环境科学出版社,1989.

[6]Yang Xiushan,Zhou Mengjin.The anaerobic digestion of soy beancheese was tewater[J].China Environmental Science,1991,2(2):46-51.

厌氧消化反应器 篇2

厨余垃圾厌氧消化技术研究

摘要：介绍了厌氧消化技术处理厨余垃圾的基本原理及其影响因素.从两相厌氧消化、高温和超高温厌氧消化、强化预处理等方面详细的.探讨了目前厌氧消化技术研究热点,为解决我国的厨余垃圾处理问题提供参考.作 者：李梦蛟 作者单位：新疆固体废物管理中心,新疆,乌鲁木齐,830011期 刊：绿色大世界・绿色科技 Journal：LVSE DASHIJIU年，卷(期)：,“”(7)分类号：X705关键词：厨余垃圾 厌氧消化 研究热点

厌氧消化反应器 篇3

人们在生活中时时要产生出各种各样的废弃物, 其中餐厨垃圾占相当大的量, 尤其是在餐馆、饭店等餐饮地方, 我国城市每年产生餐厨垃圾不低于6000万t。2001年城市生活垃圾的清运量为13470.4万t, 其中餐厨垃圾量为4041.1~5388.2万t, 占生活垃圾的30~50%[1]。上海市每天产生的餐厨垃圾量大约为1000~1200万t[2], 深圳餐厨垃圾的日产量为1600万t, 占城市生活垃圾约为57%[3]。由于以往缺少相应的处理条件, 往往将餐厨垃圾与其他垃圾混在一起送往垃圾填埋场填埋, 这样处理会造成极大的环境污染, 如果能够从中回收有用的物质, 减少人们对自然的索取和消耗, 将对保护人类生存环境具有极大的意义。还可以产生沼气能源用于发电或者制取优质燃气[4], 将有机垃圾变废为宝, 实现了较好的经济效益。

大中型规模化餐厨垃圾生物发酵制气工程在全国范围内得到了大力推广, 并形成初具规模的产业体系。由于餐厨垃圾的复杂性和源头不可控因素, 在高温单相湿式厌氧发酵制气工程中, 在厌氧发酵罐中随着连续进料和发酵反应的进行, 餐厨垃圾中重物质颗粒与发酵过程形成的大密度污泥[5~6], 在搅拌的死角会逐渐沉淀下来, 最终在发酵罐底部形成沉砂[7]。这些大颗粒的物质主要是前处理中无法去除的沙石、破碎后的玻璃渣、陶瓷渣以及厌氧发酵无法消化的花椒籽、辣椒籽等, 粒径一般在1~15mm的范围内。沉积在厌氧发酵罐内的沉砂给餐厨垃圾生物发酵制气工程带来的危害[8]: (1) 沉砂占用厌氧发酵罐的内部空间, 减少罐体有效容积; (2) 厌氧发酵罐内设有用于将沼液搅拌均匀的搅拌器, 搅拌器在工作时沉砂会阻碍搅拌器的工作, 影响搅拌器对底部的搅拌效果; (3) 沉砂将参杂在沼液中, 从而妨碍了厌氧发酵罐中用于发酵的有机质作用于沼液, 大大降低了有机质的负荷, 对厌氧发酵过程极为不利。因此沉砂的累计严重影响到餐厨垃圾厌氧发酵系统的正常运行, 必须采取合理有效的措施将影响降至最低。

2 厌氧反应器沉砂排除设备设计原理

在餐厨垃圾厌氧发酵工艺研究过程中, 针对高温单相湿式厌氧发酵罐的结构特点, 在罐体配套的除沉砂装置上展开了研究。首先考虑的是通过优化搅拌条件, 及时有效地减少沉砂, 防止其大量积累;另一方面, 我们发现在厌氧发酵前的预处理阶段, 通过破碎机等切割、粉碎装置将进料中所含陶瓷、玻璃等切断、粉碎, 也是防止浮渣快速形成、管道堵塞的有效方法。

本文设计的一种餐厨垃圾厌氧罐除砂回流装置, 包括排砂缓冲罐1, 如图1所示1所示 (图1为厌氧罐除砂回流装置的结构示意图) 。

排砂缓冲罐设置在厌氧发酵罐下方, 排砂缓冲罐上连接有排砂总管, 所述排砂总管伸入厌氧发酵罐的底部, 以将厌氧发酵罐的底部沼液导入排砂缓冲罐中。在排砂总管内设置有用于开闭排砂总管的闸阀 (图1中未示) 。排砂缓冲内设置有用于将底部沼液均质化的搅拌器, 且搅拌器为立式弧形结构。在排砂缓冲罐的罐盖上安装有用于检测排砂缓冲罐内沼液的液位的液位计。排砂缓冲罐的底部设置有出料口, 且排砂缓冲罐的底部为椎体结构。出料口上连接有用于将沉砂从出料口输送走的输送装置。输送装置包括传输螺旋, 传输螺旋用减速电机驱动, 传输螺旋的一端部与多功能出料口连接, 传输螺旋的另一端部设有防风出砂口。出砂口连接有竖直向下的滑槽。传输螺旋通过若干根安装柱安装, 且安装后传输螺旋的与出料口连接的端部低于传输螺旋的设置出砂口的端部。

在排砂缓冲罐的上部设置有溢流口, 在溢流口上连接有清液回流管, 清液回流管的自由端伸入到厌氧发酵罐内, 清液回流管用于将排砂缓冲罐1中溢流出的清液回流到厌氧发酵罐3内, 清液回流管上设置有回流泵。

3 工作原理

首先, 打开闸阀, 排砂总管被打开, 厌氧发酵罐底部沼液从排砂总管2进入到排砂缓冲罐内, 将底部沼液换存入排砂缓冲罐中, 实现将含沉砂量较高的底部沼液与厌氧发酵罐的分离, 然后, 待排砂缓冲罐内沼液的液位高于搅拌器的桨叶时, 启动搅拌转动, 由于搅拌器为向下弧形结构, 可带动排砂缓冲罐内沼液形成旋转和上下流动, 使得沼液处于均质化状态;随后, 关闭搅拌器, 质量较大的沉砂通过自然沉降原理, 沉积于排砂缓冲罐的为锥体结构的底部, 在出料口上聚集, 清液留存于排砂缓冲罐的上部位置, 此过程时间不易过长, 防止架桥现象的产生;再后, 通过电机启动传输螺旋, 通过电机的变速调节, 将不同密度的沉砂以不同速度从排砂罐底部分离、输送至于罐外, 而输送螺旋里的部分清液在一定的倾斜角度下, 会通过输送螺旋的中心部回流至缓存罐内, 这样就可以分离出的大量沙石、玻璃渣、陶瓷渣、小金属颗粒、辣椒籽和竹木粒等沉砂;最后, 当排砂缓冲罐内液体漫上溢流口时, 通过液位计检测液位, 液位计检测到位后启动回流泵, 将清液泵送回厌氧发酵罐内, 保证了沼液中的活性微生物不会流失, 通过液位计检测液位实现了对回流泵的自动控制, 实现了整个过程连续化运行。

4 工程应用

将开发出的沉砂排除设备安装于重庆黑石子餐厨垃圾处理厂扩建工程的厌氧罐内进行试验, 以验证该装置的效果和能力。统计了2015年8月份, 沉砂设备的处理能力如图2, 通过接收排除的沉砂, 在地磅上称重记录, 然后计算排除装置单位时间内的处理能力。我们可以看出, 餐厨垃圾厌氧发酵罐配套的沉砂排除装置能够有效排除发酵罐底部沉砂, 这套装置对沉砂的排除能力能达到2.4t/h。

5 结语

将设计的沉砂排除系统设置于厌氧罐内后, 能够高效、快速的去除罐底沉砂层, 实现了对厌氧发酵罐的连续排砂, 同时设置溢流口、清液回流管和回流泵组成形成的无堵塞回流机构, 防止了被导出的底部沼液中的活性微生物的流失, 提高厌氧发酵罐产沼气的经济效益, 保证了厌氧罐的稳定运行。随着研究的深入, 设备功能、工艺进一步完善, 厌氧反应器的沉砂排砂设备将在有机垃圾处理领域有广阔的发展前景。

参考文献

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[9]秦文娟.餐厨垃圾厌氧消化的实验研究[D].西南交通大学, 2009, 12.

国内厌氧反应器颗粒污泥研究进展 篇4

摘要：根据我国目前厌氧反应器处理污水研究情况,论述了近几年来我国厌氧反应器颗粒污泥研究发展的现状和厌氧颗粒污泥研究进展.作 者：赵维成 吕建国 张明霞 Zhao Weicheng Lu Jianguo Zhang Mingxia 作者单位：赵维成,Zhao Weicheng(中国核工业集团公司504厂,甘肃,兰州,730065)

吕建国,Lu Jianguo(甘肃省膜科学技术研究院,甘肃,兰州,730020;甘肃省膜分离工程技术研究中心,甘肃,兰州,730020)

张明霞,Zhang Mingxia(甘肃省膜科学技术研究院,甘肃,兰州,730020)

厌氧消化污泥板框脱水试验研究 篇5

关键词：厌氧消化污泥,板框脱水,污泥调理

当前, 污水厂数量增加和处理程度提高, 导致剩余污泥量大幅增加, 每天的大量污泥已经开始影响城市的发展和居民的生活, 成为一个亟待解决的严峻问题[1]。

污水厂剩余污泥含水率较高 (约99.5%) , 为了减少污泥体积和运输费用, 必须进行脱水处理[2]。由于污泥有机份较高、粘度较大, 传统脱水方式只能脱水至80%左右后就很难继续脱水[3]。

为实现剩余污泥处理、处置的减量化、无害化、资源化目标, 规模较大污水厂都选择厌氧消化处理剩余污泥[4]。本文以厌氧消化污泥为研究对象, 采用隔膜板框压滤技术进行污泥脱水试验研究, 探讨隔膜板框压滤机脱水能力和运行控制条件。

1 试验材料及方法

1.1 试验材料

试验污泥为某污水厂厌氧消化污泥, 含水率92.5%, 有机份40.2%。

试验药剂为阳离子聚丙烯酰胺 (CPAM) 、三氯化铁。

1.2 试验方法

称取一定量厌氧消化污泥, 按一定比例 (本文都以污泥干质计算) 投加污泥调理剂, 快速搅动5min, 慢速搅动5min, 然后用隔膜泵打入板框机, 进行压榨脱水, 卸料后取泥饼进行含水率测定。

2 结果与讨论

为研究隔膜板框压滤机脱水性能, 寻找最佳运行控制条件, 我们进行了腔室厚度、压力变化、不同调理剂对比、不同运行控制条件下的试验研究, 结果如表1。

2.1 腔室深度对比压滤试验

30mm和40mm的腔室深度都取得了较好的污泥含水率, 且产能相近。腔室深度为40mm时, 压榨压力升高至3.0MPa需要更多的时间, 导致处理周期延长 (285min) , 且运行中易跑泥, 实际运行建议采用30mm腔室厚度。

2.2 压榨压力变化对比试验

逐步提高压榨压力, 出泥含水率逐渐下降, 产能逐渐降低。综合考虑出泥含水率和产能, 实际运行建议1.8Mpa的压榨压力。

2.3 铁盐和CPAM协同试验

2.3.1 单独投加铁盐也能取得较好含水率, 但铁盐投加量大。

2.3.2 同时投加CPAM和铁盐, 最大压榨压力为1.8Mpa时, 可降低压榨时间, 提高产能 (0.97) 。

2.4 多次进料多次压榨试验

进行多次进料多次压榨逐渐升压方式, 试验药剂为阳离子聚丙烯酰胺, 投加量3‰。

在只投加CPAM条件下, 第1次控制条件下泥饼含水率更低, 这和每阶段进料压力和压榨压力较高有关;第2次试验在降低每次进料压力和压榨压力条件下, 虽然泥饼含水率升高, 但是取得了较大的产能 (0.91) 。综合考虑泥饼含水率和产能, 实际运行建议采用第1次控制条件。

3 结论

3.1 隔膜板框压滤机对厌氧消化污泥具有较好的脱水效果。

3.2 腔室厚度对泥饼含水率和产能有一定影响, 建议采用30mm厚腔室滤布。

3.3 板框最佳压力为1.8Mpa, 铁盐和CPAM协同进行污泥调理, 可提升产能。

3.4 建议采用多次进料多次压榨逐渐升压方式, 可提高产能、降低泥饼含水率。

参考文献

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[3]姚毅.活性污泥表面特性与其沉降脱水性能的关系.中国给水排水, 1996, 12 (1) :22-25.

厌氧消化技术将垃圾变清洁能源 篇6

过去10年间, 张瑞红一直致力于开发厌氧消化技术, 试图将固体废物转化成可再生能源。2006年, 她将这一技术从实验室升级到示范阶段。随后, 位于萨克拉门托镇的新兴企业洁净世界伙伴公司从加州大学戴维斯分校购买了技术的使用权。

厌氧消化系统被放置在美国河流包装公司 (American River packaging) 内。它将每天把7.5 t来自该地区食品处理厂的食品垃圾, 以及半吨来自美国河流包装公司的不可回收的瓦楞材料转化为天然气。系统每天产生大约1 300 千瓦时的可再生能源, 可以满足美国河流包装公司37%的电力需求, 同时, 每年可以减少大约2 900 t垃圾进入填埋场。

厌氧消化依赖细菌在缺氧环境下分解可生物降解的垃圾材料。张瑞红的系统将这类垃圾转化成如可再生能源、堆肥、水和自然肥料一类有价值的副产品。尽管厌氧消化本身不是一项新技术, 但操作上和材料处理上的缺陷一直阻碍其商业化进程。

张瑞红的高效消化技术和其他大多数同类技术都有着不同之处。后者主要处理液体垃圾, 比如牛奶场的粪便以及市政废水。而她的技术可以同时转化液体和固体垃圾, 包括食品垃圾、院落垃圾、植物残留、纸和纸板。

张瑞红还努力克服了两个阻碍厌氧消化系统广泛应用的关键问题:时间和成本。这一新技术让此类垃圾转化系统变得可复制, 且许多组件均可预制, 减少了建造系统的时间。例如, 洁净世界伙伴公司放置于美国河流包装公司内的这台设备, 从空空如也到产生能源只花了90 d不到, 成本在200 万～300 万美金之间。此外, 这套系统将垃圾转换为能源的时间, 是其他消化设备的一半, 却能生产出更多的、随后可被转化为清洁能源的气体。洁净世界伙伴公司于今年6月利用张瑞红的技术, 在萨克拉门托镇南区转化站开设第二家垃圾转化工厂。

厌氧消化反应器 篇7

厌氧折流板反应器(Anaerobic Baffled Reactor)简称ABR,是20世纪80年代由Ma Carty开发的一种新型厌氧反应器。其结构特点是:反应器被垂直设置的挡板分割成几个格室,废水逐级经过各格室,类似于多个UASB串联。与其它厌氧反应器相比,具有污泥沉降性能好,抗冲击负荷能力强,对毒物适应性强等优点,并且结构简单、无需三相分离器,造价低,无污泥堵塞,运行管理方便[1]。

本试验对ABR反应器的启动过程进行研究。考察了整个启动过程中COD去除率、pH及挥发性脂肪酸(VFA)及碱度的变化情况,并对启动后污泥的特征和反应器生物相进行了分析。

2 材料与方法

2.1 试验装置

该厌氧折流板反应器由8mm厚的有机玻璃制成,反应器分为六格室,每一格室又由上、下流室组成,上向流室与下向流室宽度比为3∶1,通往上流室的挡板下部边缘有45°倾角的导流板布水,便于将水送至上流室的中心,使泥水充分混合以维持较高的污泥浓度。每格室侧壁上部设有污水取样口,用于取样监测污水水质;每格室侧壁下部设有污泥取样口,用于取样监测污泥;每格室顶部设有排气孔,整个试验中温度由恒温水浴锅进行控制。反应器长×宽×高为:524 mm×170 mm×460 mm,有效容积为20 L。

2.2 试验用水水质

试验用水为人工配制葡萄糖废水,浓度为872～3520 mg/L,COD∶N∶P=250∶5∶1,并投加适量微量元素Zn2+、Mn2+、Co2+、Ni2+等。

2.3 接种污泥

接种污泥取自西安第四污水处理厂二沉池,污泥体积约为反应器有效容积的1/3。此时,VSS/TSS=0.287左右。将此污泥在35℃的恒温培养箱,培养两周后,投入反应器接种,接种污泥量为7.5 L。

2.4 分析方法

COD采用标准重铬酸钾法;VSS和TSS采用重量法;VFA用直接蒸馏法;碱度用溴甲酚绿-甲基红;温度用普通水银温度计,进水浓度为800、1000、1500、2000、2500、3000、3500 mg/L。连续运行69 d,考察每个格室的厌氧污泥、pH值、COD、VFA、碱度等指标。

3 结果与讨论

3.1 ABR反应器的启动

试验自2009年11月15日开始,启动采用的控布参数如下:温度控制为25～32℃。进水采用人工配置的葡萄糖废水,投加Na HCO3补充碱度。在启动前期,碱度按COD∶碱度=2/3投入,后期按COD∶碱度=1.5/3投入。此外,按照COD∶N∶P=250∶5∶1,投加一定量的NH4CI作为氮源、KH2PO4作为磷源,及Fe、Co、Ni、Zn、Mn等矿物源和微量元素。

反应器的启动分为高负荷启动和低负荷启动,本实验采用低负荷启动的方式进行。启动阶段,采用固定水力停留时间为24h,不断提升有机负荷的方法,开始进水COD为824 mg/L,启动有机负荷为0.824 kg COD/m3d。当COD去除率达到80.5%左右时,改变进水浓度,逐渐增加负荷。最初几天,因为进水对污泥的淘洗,使得出水的悬浮物浓度较高,COD去除率很低,只有46.5%左右,并有污泥上浮现象产生。经过大概三周的培养,反应器产气量明显增加,COD去除率达到84.2%左右。从第32～55天将COD负荷增加到2.107～3.08 kg COD/m3d,经过一周的运行,COD去除率达到92.4%以上。第56天将负荷调至3.5 kg COD/m3d,经过7 d的运行,进水浓度达到3520 mg/L左右,COD去除率达到93.3%左右,并且运行稳定,ABR启动成功。

3.2 ABR启动过程中COD的变化

3.2.1 ABR对COD去除率

启动过程经过了三个阶段。第一阶段保持水力停留时间在24 h左右,逐步将进水浓度800mg/L提高到1500 mg/L左右,主要考察进水浓度对反应器运行性能的影响。第二阶段保持进水浓度为2000 mg/L提升到3000mg/L,平均有机负荷为2.15～2.99 kg COD/m3d。第三阶段主要考察反应器抗有机冲击的性能。将ABR进水的浓度由3000 mg/L提升到3520 mg/L左右。

在反应的启动前期去除率比较低,在59.2%左右,此时的容积负荷为0.824 kg COD/(m3d)。随着运行时间的增加,微生物逐渐适应了反应器的环境被驯化,COD去除率一直上升,当反应器的容积负荷增加到1.168 kg COD/(m3d)时,COD去除率达到了80.5%,继续增加负荷到1.776 kg COD/(m3d)时,COD去除率达到最高值为84.2%,当容积负荷从1.772 kg COD/(m3d)上升到2.107 kg COD/(m3d)时,COD去除率下降到了83.3%,降幅为0.9%。继续增大负荷值到2.24 kg COD/(m3d),COD去除率下降到80.5%,降幅为2.8%。在提升COD负荷为2.40 kg COD/(m3d)继而到3.52kgCOD/(m3d),开始都由于负荷过高而使得去除率下降,但是经过10多天的培养驯化后去除率可稳定在93.3%。

出现以上情况的原因:刚开始微生物的处理效率并不很高,是由于此时微生物还未适应反应器的环境,随着运行时间的增加微生物逐渐被驯化,COD去除率呈上升趋势。在此过程中COD去除率的变化如图2所示,其中系列1:VLR=3.30;系列2:VLR=2.53;系列3:VLR=1.47;系列4:VLR=0.82。

由图2可见,在改变负荷时,1、2号格室承受着原水波动的冲击最大,因而COD变化也较大,它们对COD的降解起着主导作用,随着格室的推移,它们对COD的降解基本趋于稳定,反应器总的去除率基本保持在82%～93.3%,有机负荷与去除负荷成正比,这与Akuna的研究一致[2],表明ABR具有较强的耐冲击负荷能力。

3.2.2 ABR启动过程中pH变化

pH值是反应器启动成功与否的重要判据之一,特别是甲烷菌对PH较为敏感,产甲烷菌最佳活性的pH范围为6.8～7.2,因此需要每天对pH进行监测。在进水中加入一定量的Na HCO3保持适当的pH值缓冲能力,用以防止VFA积累引起酸化。ABR启动过程中的pH变化曲线如图3所示,其中系列1:VLR=0.82;系列2:VLR=1.47;系列3:VLR=2.53;系列4:VLR=3.30。

由图3可以看出:pH值变化在初期略有异常(偏低),但经一段时间后恢复正常。这是因为在反应初期,酸化菌与产甲烷菌未能实现协调生长。酸化菌的世代周期短、繁殖快,所以初期反应器pH值总体偏低。经历一段时间后,产甲烷菌达到一定的数量,对有机酸的分解作用,以及碱度的中和作用,与产酸菌分解有机物的作用达到同步,系统的pH值就达到了正常状态。

进水pH随着流程的后移,pH逐渐升高,出水达到最大为7.14。原因如下:第一、二隔室内主要发生水解酸化作用,基质首先由不溶性大分子转化为可溶性小分子,然后被产酸菌进一步降解,主要产物为低分子脂肪酸,如乙酸、丙酸、丁酸等。由于此阶段产酸进行得很快,致使基质pH值迅速下降。此后,由于有机酸和溶解的含氮化合物进一步分解为氨、胺、碳酸盐和少量的CO2、CH4和H2,使氨态氮浓度升高,氧化还原电位降低,进而pH值上升。

图3中还可以看出:第1、2隔室pH值基本上保持在6.2～6.58这个范围内,而3、4格室基本上接近中性,5、6隔室pH基本在中性偏碱范围内。每次负荷提升阶段初期,由于冲击负荷较大,会在短时间内造成VFA的积累而使PH较低。第1格室pH值都低于6.5,为了不至于对甲烷菌产生抑制作用,及时用Na HCO3增加进水碱度。可以看见系统逐渐恢复正常。

3.2.3 ABR启动过程中VFA变化

根据厌氧消化理论知道,废水中的有机物进入厌氧反应器后在微生物的作用下经过水解发酵、产氢产乙酸和产甲烷三个阶段之后被降解。在ABR反应器这种多格室结构中,前段的格室承受的有机负荷远高于反应器的平均负荷,营养成分丰富而充足,产酸菌代谢非常活跃,产生的代谢产物中含有大量的有机酸,在后面的隔室中不断进行着产甲烷过程,将这些发酵产物降解。即沿着反应器内废水流动的方向,产生的有机酸被不断降解,反映在测得的各隔室出水VAF指标会不断降低。如图4所示,其中系列1:VLR=3.30;系列2:VLR=2.53;系列3:VLR=1.47,系列4:VLR=0.82。

由图4可以看出,随着水流的推移,从1到6号格室的VAF值逐渐减少,更清楚地反映了ABR反应器产酸相和产甲烷相的分离现象。

3.2.3 ABR启动过程中碱度变化

ABR启动过程中碱度变化如图5,其中系列1:VLR=3.30;系列2:VLR=2.53;系列3:VLR=1.47;系列4:VLR=0.82。

从图5可以看出,碱度沿程逐渐增加,同时比较VFA、pH的变化图可知碱度的变化趋势与pH一致,与VFA相反,碱度的最高点出现在VFA的最低点,从而不难得出,有机物的酸化过程是消耗碱度的过程,而产甲烷的过程是恢复碱度的过程。

但是对于一个运行良好的反应器,碱度的调节是必不可少的,因为碱度的意义在于提供足量的可供中和产酸阶段生成的VFA的碱度,防止反应器内pH值的过度下降。在此反应器启动过程中,碱度是变化的,在启动初期,碱度按COD∶碱度=2/3投入,后期按COD∶碱度=1.5/3投入,这样更利于颗粒污泥的形成。

3.3 污泥颗粒化及微生物组成的研究

3.3.1 污泥颗粒化

经过多天的培养驯化后污泥的活性得到了很大的改善,现将接种培养初期与反应器启动成功后各隔室的VSS/TSS值进行对比见表1。

在启动67 d后,各格室出现了不同程度的污泥颗粒化,特别在1、2、3格室基本布满了颗粒污泥,污泥平均粒径2～3 mm,并且各格室污泥颗粒化程度不一,1号格室粒径最大,最大可达4mm,这主要是因为反应器前端有机负荷高,营养丰富,有利于菌种的生长繁殖。反应器中的颗粒污泥颜色也不一,前面1、2格室的负荷较大所以颜色呈灰色或灰白色,后面格室内的颗粒污泥颜色呈黑色。

3.3.2 微生物组成

不少学者认为ABR内主要存在两种乙酸分解菌:甲烷八叠球菌和甲烷丝状菌。甲烷八叠球菌要比甲烷丝状菌生长得快,前者的世代时间为1.5 d,后者的世代期为4 d。在乙酸浓度较高时主要以甲烷八叠球菌为主,在乙酸浓度较低时则主要以甲烷丝状菌为主。

利用电镜进行污泥表面特征及主要菌种的观察,结果表明:1、2格室以丝状菌、球菌、短杆菌为主,相互交织成网状杂以链球菌,随着格室的推移逐渐出现球菌、双球菌、八叠球菌等。同时发现在已有的颗粒污泥表面有许多空隙和洞穴,并且直径较大的1号格室的颗粒污泥表面出现了部分空腔,这是由于基质不足而引起的细胞自溶。

4 结论

(1)在25～32℃条件下,经历69 d,共三个阶段成功地启动了ABR反应器,进水COD容积负荷0.824达到3.520 kg COD/m3d,出水的各项指标COD、pH值等均未超出限度。

(2)VAF和pH随格室的变化说明,ABR反应器中存在产酸和产气相的分离。这种相的分离是促进反应器稳定高速运行的重要条件,而ABR反应器的折流板结构,正是提供了这样一种相分离所需要的工艺条件。

(3)镜检实验表明:第一格室存在大量的优势发酵细菌,并有代谢乙酸的丝状甲烷细菌,颗粒污泥中的微生物逐渐向以产甲烷细菌优势菌群过渡。反应器格室中的颗粒污泥形状各异,表面凹凸不平,存在孔隙和洞穴。颗粒较大的污泥表面有空腔出现。

(4)ABR具有良好的稳定性和抗冲击负荷能力,在改变冲击负荷时,系统能在很短的时间内达到稳定,并且去除效果良好。

摘要：在25～32℃条件下,水力停留时间为24h时,容积负荷1.02～3.52kgCOD/m3.d时,对ABR反应器进行了69d三个阶段的启动实验,ABR反应器COD的去除率达到92.4%以上,并且保持稳定,反应器启动完成。

关键词：厌氧,ABR,启动

参考文献

[1]WILLIAM PBARBER,DAVID C STUCKEY.The use of the anaerobic baffled reactor ABR for wastewater treatment:A Review[J],Watet Res,1999,33,(7):1559-1578.

厌氧消化反应器 篇8

大连夏家河污泥厌氧消化处理项目是全国第一家以BOT方式承建的污泥处理厂, 采用厌氧消化作为主工艺, 引进德国LIPP厌氧消化罐体作为主要设备, 设计规模为处理含水率80%的市政污水处理厂的污泥600 T/d。其中12个厌氧消化罐体部分分两期建设。2007年5月开始建设, 2009年7月完成一期建设工程开始调试运行并于2007年9月调试成功并且开始正式运行。

本项目总投资1.47亿 (含设备、厂房、管网、道路、绿化、实验室及公共、辅助设施等) , 占地2.47公顷。

2运行数据及分析

本项目在2010年为项目运行稳定期, 表1试分析全年的运行数据, 对以后的污泥厌氧消化项目作为参考。

2.1总污泥量 (80%含水率, 单位吨)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份及2月份的污泥总量趋于稳定, 3月份之后污泥总量急速增加, 3月份、4月份、5月份, 6月份及7月份的污泥总量趋于稳定, 从8月份开始, 8月份及9月份污泥总量又开始稳定下降。从10月份开始, 污泥总量又开始稳定上升。

大连夏家河污泥处理厂主要处理大连市区内的污水处理厂所产出的市政污泥, 从以上数据推断, 大连市污水处理厂的产泥在3月份及4月份为高峰期, 5月份、6月份及7月份为稳定期, 从8月份开始有下降趋势, 到10月份开始又开始反弹。分析产生这种现象的原因是2月份为大连最冷季节, 所以比1月份污水处理效果差, 产泥量小。到了3、4月份后由于气温回升, 微生物生长效果好, 达到污泥产量高峰并维持到7月份。8、9月份开始下降, 可能是由于雨季或者微生物自源呼吸的原因, 微生物产量少。到了10月份, 微生物产量又逐渐升高, 污泥量也随之升高。

2.2吨电耗 (80%含水率, 单位千瓦时)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份及2月份的吨电耗趋于稳定, 2月份吨电耗稍微低些, 3月份之后吨电耗量急速下降, 3月份、4月份、5月份, 6月份及7月份的吨电耗趋于稳定, 从8月份开始, 8月份及9月份吨电耗量又开始稳定上升。从10月份开始到12月份结束, 吨电耗又呈下降趋势。

根据上述数据, 推测产生原因, 可能如下:大连夏家河污泥处理厂主要的电耗用在污泥输送、消化液脱水机厌氧罐体循环搅拌上, 其中污泥输送及消化液脱水为最主要因素。在冬季, 污泥的由于温度低的原因, 流态效果不好, 所以耗费电能大。到了春季及夏季之后, 污泥的流态效果好, 所以耗费电能小。8、9月份的污泥脱水性能差, 所以电能消耗大。

2.3吨有机质含量 (绝干污泥, 单位%)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份、2月份、3月份及4月份的吨有机质含量趋于稳定, 维持在全年的最高值, 5月份吨有机质含量开始急速下降, 5月份、6月份、7月份及8月份的吨有机质含量稳定下降, 9月份吨有机质趋于稳定。9月份、10月份、11月份及12月份的吨有机质含量逐步回升。

大连夏家河污泥处理厂主要处理大连市区内的污水处理厂所产出的市政污泥, 从以上数据推断, 大连市污水处理厂所产市政污泥的有机质含量在1月到到4月份保持在最高值, 从5月份开始呈下降趋势, 到9月份后又开始反弹。分析可能产生这种现象的原因是, 5月份开始逐步进入夏季, 温度适宜微生物生长, 微生物生长速度快, 代谢也快, 其自源呼吸也逐渐增多, 所以有机质含量逐渐减少。到了9月份后逐步进入冬季, 气温逐渐下降, 微生物代谢慢, 自源呼吸减少, 有机质含量增高。

2.4吨沼气产量 (80%含水率, 单位立方米)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 1月份、2月份的吨沼气产量达到高峰, 之后从3月份开始, 一直到9月份为止, 吨产气量逐渐减少。从10月份开始到12月份结束, 吨沼气产量又大幅度的回升。

从表1数据可以看出, 2010年前三季度吨沼气产量逐渐下降, 推测可能产的原因有二:一是2010年的吨有机质含量逐月下降, 二是由于2010年是调试成功后的第一年运行期, 所以生产运行还处于摸索阶段, 生产经验不足导致产气量下降。在2010年第四季度, 进泥有机质含量逐渐回升, 所以吨沼气产量又大幅度回升。

2.5吨外供天然气量 (80%含水率, 单位立方米)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 2月份的吨外供天然气量达到高峰, 3月份至5月份的吨外供天然气量有所降低并且趋于平稳。6月份开始吨外供天然气含量逐渐下降到12月份为止。

从表1数据可以看出, 2010年吨外供天然气逐渐下降, 是由于2010年的吨沼气量逐月下降导致的。

2.6吨PAM用量 (80%含水率, 单位千克)

从表1数据可以看出, 在2010年中, 从1月份到3月份的吨PAM用量逐渐降低, 4、5月份吨PAM用量相对平稳, 6月份的吨PAM用量有所上升, 7、8月份吨PAM用量逐渐下降, 9月份PAM用量又有较大回升。10月份到12月份的PAM用量趋于平稳, 比9月份略有下降。

从表1数据可以看出, 2010年的吨PAM用量波动很大, 而2011年的PAM用量相对平稳。原因是2010年是运行后的第一年, 由于生产经验不足, 导致加药量波动很大且效果不好, 经过了3个季度的运行后, 2010年第4季度的加药量非常平稳且效果良好。

3运行情况总结

根据以上生产运行数据, 我们通过简单计算2010年的平均值, 可以得到以下几个有用参数。

(1) 绝干污泥每吨耗电量:158.676千瓦时/吨.绝干污泥; (2) 绝干污泥每吨产沼气量:190.06立方米/吨.绝干污泥; (3) 绝干污泥每吨消耗PAM量:3.2千克/吨.绝干污泥。

厌氧消化反应器 篇9

物料浓度( TS) 是影响厌氧发酵的重要因素之一。国内外研究表明: TS越高,产气速率越快; 但TS太高就会引起挥发酸、NH3- N等中间产物积累, 甲烷菌的发酵环境发生改变,抑制了甲烷菌的生长, 从而影响厌氧消化的产气效率[5,6,7,8,9,10,11]。

据国家统计局发布,2014年全国生猪出栏7 3 5 1 0万头,同比增长2. 7%[12],怎样科学高效地处理猪场粪水,防止环境污染,目前已成为社会高度关注并亟需解决的问题。本试验是在实验室室温条件下,选取新鲜的猪粪,研究不同猪粪TS对厌氧消化效率的影响,以期为大中型养殖规模沼气工程生产的控制参数的选择提供参考。

1试验材料与方法

1. 1试验装置

采用20 L具塞广口玻璃瓶作为发酵瓶,并在橡胶塞上钻出取样口与输气孔,与排水集气瓶( 选用具塞广口玻璃瓶) 相连,钻出进气口与导水孔,导水的玻璃导管要通至玻璃瓶底部,其后与集水瓶相连, 其均用玻璃导管与硅胶管连接,并用凡士林密封如图1。

1. 2试验材料

本试验采用新鲜猪粪便为材料,粪便采集地为贵州某大学养猪场的新鲜粪便。试验用粪便的理化指标见表1。

注: 粪便理化指标p H值、TN、NH3- N、TP及COD值的测定均是将新鲜样品用去离子水按固液比1∶10在200 r/min转速下振荡1 h, 静置30 min,过滤经离心机以5 000 r/min离心30 min,取上清液用定量滤纸过滤,后按废水国标方法分析测定。

1. 3试验设计

以新鲜猪粪为材料,去除杂物后将猪粪进料设置物料浓度( TS) 分别为1% 、2% 、3% 、4% 、6% ; 每个处理设置3个平行,装入20 L( 有效容积为18 L) 的发酵瓶中,在常温下进行厌氧发酵培养90 d。根据测定指标的反应变化,除产气量记录90 d,其余指标记录60 d结束。

1. 4测定指标

产气量利用排水集气法每天下午16: 00定时测量。各指标每5天取样检测,为使混合均匀,进行人工摇晃后静置半小时后取样。每天下午16: 00记录发酵装置所处的环境温度。TS采用烘干法测定; p H值采用雷磁p HS - 3C精密p H计( GB 6920—86) 测定; COD值采用重铬酸钾消解法( GB 11914—89) 测定; TN值采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法( GB 11894—89) 测定; NH3- N采用纳氏试剂分光光度法( GB 7479—87) 测定; TP采用钼酸铵分光光度法( GB 11893—89) 测定; 每天固定时间摇晃发酵瓶100下,以使发酵液混合均匀,有利于排气。

2试验结果和分析

2. 1厌氧消化过程中p H值的变化情况

由图2可以看出: 不同TS条件下猪粪厌氧消化过程中p H值的总体大致规律均是先降低后逐渐升高,变化范围在5. 52 ~ 7. 23之间,这同厌氧发酵过程( 水解- 酸化- 产沼气)[13,14]的变化规律相一致。猪粪初始p H值均在7. 53 ~ 8. 21之间,偏碱性。TS 6% 的发酵料液p H值在第20 d降至最低( 由8. 21降至6. 27) ,此后开始不断上升,最后稳定在7. 20左右; 1% 、2% 、3% 与4% 试验组的初始p H值相差不大,整个反应期间的变化规律也一致,均在第20 d降至最低值,之后开始上升,至试验结束稳定在6. 5 ~ 7. 3范围内。

产酸菌对p H值适应范围较宽,多数产酸细菌可在5. 0 ~ 8. 5的p H值范围内生长,一些产酸菌在p H值小于5. 0仍可以生长[15]。相比较而言,甲烷菌的p H值最佳适应范围较窄( 6. 5 ~ 7. 8左右) ,在5以下厌氧消化则完全受到抑制[16]。所以应严格控制厌氧过程中发酵液中的p H值的变化范围。整个试验组均满足产气所要求的酸碱环境。

2. 2猪粪厌氧消化过程中COD值的变化情况

如图3,进料TS越高,起始COD值越大。厌氧消化开始后,5组试验均先呈下降趋势,5 d后均缓慢上升,在试验20 d达到高峰值,其中6% TS实验组最高达到13 361 mg /L。之后各组COD值开始呈下降趋势,在50 d降至最低值。5组实验在反应结束后,COD削减率按TS由低到高排列依次为39. 3% 、19. 2% 、21. 8% 、13. 1% 、51. 4% 。

COD去除率反映了厌氧消化系统中有机物的去除情况,只要能够被强氧化剂氧化的物质都可以COD表现出来,所以测得的COD包括有机物的同时也包括无机物,且有机物又包括易被生物降解的有机物与难被生物降解的有机物。通常所说的厌氧发酵主要就是分解和转化易被生物降解的有机物[17]。厌氧发酵是多种微生物协同代谢的过程,各种厌氧菌群的共同作用有助于有机物质的降解和转化,其中包含碳水化合物、蛋白质与脂肪等多种复杂有机质的分解代谢。在各厌氧菌群的代谢过程中, 产生的大量甲酸、乙酸和原子氢等中间产物,使VFA的浓度增高。这在一定程度上会影响COD去除率,使COD去除率在反应过程中不总是随着反应的进行逐渐降低。有报道认为蛋白质水解酸化后COD并不降低反而增加[18],并且在常温下,产酸菌( 其中包括丁酸梭菌和其它梭菌、乳酸杆菌和革兰氏阳性小杆菌等) 的代谢速度比甲烷菌的代谢速度快得多[17],有可能在发酵周期结束时,仍剩余一部分有机酸未被转化而影响COD去除率,所以在发酵开始时必须慎重选择料液浓度,使挥发性脂肪酸的生成和消耗能够保持平衡,不致发生酸积累[19]。

2. 3厌氧消化过程中TN含量的变化情况

如图4,不同TS猪粪厌氧消化过程中TN的变化规律总体基本一致,均是在水解阶段后,TN含量适度增长,至反应结束,TN含量基本较初始浓度有所降低( 4% TS除外) ,按TS由低到高排列依次降低了27. 49% 、18. 40% 、18. 02% 、- 27. 71% 、21. 48% 。

2. 4厌氧消化过程中NH3- N含量的变化情况

由图5可以看出,不同TS条件下猪粪NH3- N在厌氧消化过程中的变化规律大体一致。起始NH3- N含量随TS由高到低依次递增,在发酵开始5 d内,NH3- N急剧上升,达到第一个峰值,之后短暂下降后再呈缓慢稳定上升状态。整个反应过程,6% TS试验组变化幅度最大,由初始NH3- N值为265. 10 mg / L上升至667 . 37 mg / L,至试验结束,NH3- N含量基本均高于初始浓度。

2. 5厌氧消化过程中TP含量的变化情况

由图6可以看出,不同TS条件下,TP含量总体随着反应的进行呈先急剧上升后下降,之后再上升, 最后趋于稳定的变化趋势。起始TP值随TS由高到低依次递增,且TP含量变化幅度也受TS的影响较大,TS越大,变化幅度越大。其中TS为6% 的反应组由初始TP值为198. 794 mg /L上升至525. 13 mg / L,TS为1% 的反应组由初始TP值为70. 61 mg / L上升至97. 94 mg / L,其余三组居中,至试验结束,终止TP含量均高于初始浓度。

2. 6不同物料浓度厌氧消化对产气性能的影响

试验结果见图7和表2,从产气时间来看,除1% 组在第6 d开始产气,其余4组均在第3 d开始产气; 从总产气量来看,在试验浓度范围内产气量随TS升高而增加; 但从TS总产气率来说,并不是TS越高,总产气率越高,1% 组虽然总产气量不高,但总产气率为16. 34% ,2% 组总产气率最低为11. 65% , 3% 组与4% 组总产气率相当,6% 总产气率最高,达到22. 43% 。

由图7可以看出,产气量受温度波动影响较大, 在试验前期,温度一直不稳定,20天后温度从25℃ 降至18℃,产气一度中止,至42 d时温度才开始缓慢上升,产气开始恢复,但到52 d时温度忽然从20℃ 上升至28℃ ,产气同样受到严重影响。反应后期温度始终保持在25 ± 1℃,产气开始恢复正常。

3结果与讨论

( 1) 猪粪发酵液的物料浓度( TS) 影响初始COD、TN、TP、NH3- N的初始浓度,TS与初始COD、 TN、NH3- N与TP含量成正比; 至试验结束,猪粪COD和TN含量低于初始浓度,NH3- N和TP含量高于初始浓度。

( 2) 在试验范围内,猪粪的总产气量随发酵TS升高而增加; 但TS总产气率与TS并不成正比。从产气开始时间、稳定度以及总固体产气率综合考虑, 认为试验范围内,TS为6% 的猪粪发酵较好; 从资源化利用来看,TS低于3% 不利于持续性产气,且启动时间较长。

( 3) 温度对猪粪厌氧发酵产气有较大影响,环境温度变幅超过 ± 5℃时,整个厌氧消化过程停止产气。因此在实际运用中,要注意控制环境温度变幅过大问题。由于我省农村家用沼气池多建于地下, 受地温影响很大,根据贵州省多年平均气温统计,通常最冷月( 1月) 平均气温多在3 ~ 6℃,使池内温度随之降低,必须采取保温和增温措施,才能保证沼气微生物的正常活动,以利于正常产气。