INDLEDNING
Accelerationen af urbanisering har gjort forureningsproblemer stadig mere fremtrædende, blandt hvilke byspildevand er blevet et stort problem. Spildevand genereret fra industriel produktion og dagligdag forurener ikke kun floder og vandkilder alvorligt, men udgør også en stor trussel mod menneskers sundhed og det økologiske miljø. Derfor er forbedring af kvaliteten af byernes spildevandsrensning for at sikre en sund udvikling af byer blevet et presserende problem, der skal løses.
Traditionelle kemiske behandlingsmetoder kan, hvis de betjenes forkert, let forårsage sekundær forurening og ændre den naturlige struktur af uforurenede vandområder. I modsætning hertil viser bioaugmentationsteknologi baseret på biofilm, som et spirende middel til rensning af byspildevand, unikke fordele. Denne teknologi kan ikke kun undgå sekundær forurening, men har også karakteristika af enkel betjening og realtidsbehandling. Endnu vigtigere er bioaugmentationsteknologi mindre påvirket af forureningskoncentration og saltholdighed, idet den opretholder høj aktivitet selv under ugunstige forhold, og forårsager ikke overførsel af forurenende stoffer ved behandling af giftigt spildevand.
Den faktiske behandlingseffekt af biofilm er dog påvirket af mange faktorer, blandt hvilke typen af bærer er en af nøglefaktorerne. Forskellige bærere har forskellige virkninger på biofilmvækst og ydeevne. Derfor er udvælgelse af passende bærere afgørende for at forbedre effektiviteten af bioaugmentationsteknologi i vandforureningsbehandling. Til dette formål udfører denne artikel en dybdegående analyse og forskning i bioaugmentationsbehandlingsmetoden for byvandsforurening i miljøbeskyttelsesteknik gennem eksperimenter, med det formål at finde den bedste bærertype og driftsbetingelser og at give mere effektiv teknisk support til byvandsforureningsbehandling.
1 EKSPERIMENTELLE MATERIALER OG METODER
1.1 Eksperimentel opsætning
Forsøget brugte en plexiglas biofilmreaktor med dimensioner på 20 cm x 50 cm og et effektivt volumen på 6,85 L. Beluftningsanordningen var en ilt-forøgende pumpe, hvis hovedfunktion var at levere ilt til mikroorganismer og sikre tilstrækkelig suspension af de suspenderede bærere. I løbet af den 3 timers intermitterende beluftningsperiode blev der brugt en omrører til fuldt ud at blande den faste -væske (mikrobielle bærere og spildevand). Reaktionstemperaturen blev styret til 28 ± 1 grad under anvendelse af en temperaturkontrolanordning. Den overordnede eksperimentelle opsætning er vist i figur 1.
Som vist i figur 1 blev reaktorer (a) og (b) podet med sediment, idet bærere var henholdsvis suspenderede bærere og elastiske bærere; reaktorer (c) og (d) blev podet med aktiveret slam, hvor bærere var henholdsvis suspenderede bærere og elastiske bærere. Driftsparametrene for de fire reaktorer (a)~(d) var stort set de samme. Driftstilstanden var 3 timers + 3 timers intermitterende beluftning med gradvist stigende beluftningsintensitet og intermitterende slamudledning. Beluftningshastigheden var 3 l/min for dag 1-2, 2 l/min for dag 3-9 og 3 l/min efter dag 9. Biofilm-tilhæftningsmetoden var fuldstændig udledning efter 2 dages intermitterende drift.
1.2 Eksperimentelle materialer
1.2.1 Konfiguration af mikrobielle bærere
Elastisk bærerkonfiguration: Eksperimentet brugte et korrosions--bestandigt centralt reb med en diameter på 4 mm 串联 omkring 600 filamentøse stoffer fremstillet af polyethylen med høj-densitet som den elastiske bærer, som blev fastgjort i toppen af biofilmreaktoren og hængt naturligt. Fyldningshøjden af denne bærer var 26 mm, filamentdiameter 10 mm, masse 0,978 g/cm³, specifikt overfladeareal 500 m²/cm-³, porøsitet større end 95% og fyldningsforhold 60%.
Suspenderet bærerkonfiguration: De suspenderede bærere var granulære stoffer fremstillet af polyvinylchlorid, ca. 260 partikler, som var i fluidiseret tilstand under beluftning. Bærerdiameteren var 150 mm, partikeldiameter 0,5 mm, masse 100 g/cm3, specifikt overfladeareal 311 m²/cm-3, porøsitet større end 99 % og fyldningsforhold 60 %.
1.2.2 Klargøring af eksperimentelt vand
Forsøgsvandet blev forberedt baseret på vandkvaliteten i Mihe-floden i Weifang City, Shandong-provinsen. Almindelige forurenende stoffer i Mihe-flodens vand, såsom KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O6 og NaNO₂, blev tilsat. Vandtemperaturen blev kontrolleret til 7,8 grader –31,8 grader, pH på 7,01–8,66, DO på 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N ved 0,35–6,51 mg/L og COD ved 102–273 mg/L. Sporelementer såsom Cu²⁺, Mg²⁺ og Mn²⁺ blev også tilsat for at give et godt levemiljø for mikroorganismer. Efter tilsætning var koncentrationerne: CuS04·5H2O 9,68 ug/L, MgS04 15,2 ug/L, MnCl2·4H2O 211 ug/L, FeCl3 5,88 ug/L, ZnSO4·7H2O 9H2O . CoCl2·6H20 3,85 ug/l.
1.2.3 Eksperimentelt inokuleret slam
Det podede sediment blev taget fra Mihe-flodens mudder i Weifang City, Shandong-provinsen, og det podede aktiverede slam blev taget fra beluftningstanken på et spildevandsrensningsanlæg i Weifang City. Det inokulerede sediment blev vasket med destilleret vand og filtreret gennem en 0,45 mm rustfri stålsigte. Sedimentet og det aktiverede slam blev henholdsvis lagt i bunden af biofilmreaktoren i forholdet 1:10.
1.3 Analysemetoder
1.3.1 Metoder til analyse af vandkvalitetsindikatorer
Alle metoder til analyse af vandkvalitetsindikatorer i forsøget fulgte nationale standardmetoder. Den endelige værdi af hver indikator var gennemsnittet af tre eksperimenter. De specifikke måleprocedurer er som følger:
pH, DO, T:Målt ved hjælp af en Mettler-Toledo opløst oxygenmåler. De specifikke trin var: Sørg for, at måleren er i god stand; måle pH; måle opløst oxygen (DO); måle temperatur (T).
NH₄⁺-N:Målt ved Nesslers reagens kolorimetriske metode. Trinene var: tilsæt en passende mængde natriumhydroxidopløsning til vandprøven for at omdanne NH4+ til NH3. Typisk tilsættes 0,2 g NaOH pr. 10 ml vandprøve. Tilsæt Nesslers reagens dråbevis til den behandlede vandprøve for at reagere med den dannede NH3 for at danne et gult bundfald. Vent 15-30 minutter til fuld bundfaldsdannelse. Jo højere NH₄⁺-N indholdet er, desto mørkere er opløsningens farve. Beregn NH₄⁺-N-koncentrationen baseret på de kolorimetriske resultater eller absorbansaflæsninger.
TORSK:Målt ved hurtig fordøjelsesmetode. Trinene var: tilsæt en passende mængde af vandprøven til en fordøjelseskolbe og tilsæt en passende mængde perchlorsyre og svovlsyre for at opnå sur fordøjelse af prøven. Sørg for, at prøvens pH-værdi er under 2. Opvarm fordøjelse: anbring fordøjelseskolben i et vandbad med konstant temperatur eller rystevarmer, opvarm til kogning og oprethold i en periode (normalt 2 timer). Afkøl fordøjelseskolben til stuetemperatur. Tilføj indikator: tilsæt en lille mængde sølvsulfid som indikator for at absorbere den resterende chlorsyre. Titrering: Brug Rhodamine B til titrering. Tilføj Rhodamine B dråbevis til prøven, indtil farven skifter fra pink til gul-grøn. Beregn COD-koncentrationen.
1.3.2 Biofilmkarakteristisk analysemetode
Biofilmmængden blev bestemt ved påfyldningsmetoden. Polysaccharidindhold og proteinindhold blev bestemt ved henholdsvis salpetersyre-destillationsmetoden og Coomassie Brilliant Blue-metoden, hvor der blev brugt bovint serumalbumin som standard. Summen af de to var EPS-indholdet. EPS-indhold blev brugt som en indikator for biofilmkarakteristisk analyse. Eksperimentet analyserede hovedsageligt EPS's rolle i mikrobiel celleaggregering. Biofilmprøver før og efter EPS-fjernelse blev vejet, og 0,9% NaCl-opløsning blev tilsat for at fremstille en suspension. Suspensionens OD600-værdi blev justeret til 0,6 på et spektrofotometer. En passende mængde suspension blev anbragt i et 5 ml centrifugerør, og 3 ml af supernatanten blev taget hver 1. time for at måle OD600. Procentdelen af mikrobiel celleaggregering på tidspunktet t blev beregnet ifølge formlen.
Aggregeringsprocessen fulgte en første-kinetisk ligning.
2 RESULTATER OG DISKUSSION
2.1 Analyse af spildevandskvalitet under opstart- af biofilmtilhæftning med forskellige bærere
I henhold til driftsparametrene blev reaktorerne startet, og NH₄⁺-N- og COD-koncentrationerne i spildevandet blev testet i overensstemmelse med procedurerne for at sammenligne NH₄⁺-N- og COD-fjernelsesevnen med forskellige inokuleringskilder og forskellige bærere.
Fra figur 2(a) kan det ses, at i henhold til effektiviteten til fjernelse af NH₄⁺-N blev biofilmvedhæftningen opstart-opdelt i tre stadier: tilpasning, hurtig vækst og stabilisering. Under opstartsprocessen var biofilmvedhæftningseffektiviteten af suspenderede og elastiske bærere podet med aktiveret slam bedre end for bærere podet med sediment. Blandt dem opnåede reaktor (b) vellykket biofilmvedhæftning på dag 12, mens reaktor (a) var lidt langsommere. På grund af dets strukturelle fordele krævede den elastiske bærer en kortere tid til biofilmfastgørelse, mens den suspenderede bærer på grund af sit materiale var mere tilbøjelig til at løsne biofilm, hvilket reducerede vedhæftningseffektiviteten. Dette indikerer, at de rigelige aktive mikroorganismer i aktiveret slam forbedrede start-effektiviteten af biofilmvedhæftning.
Fra figur 2(b) kan det ses, at COD-fjernelseshastighederne for reaktorer (a)~(d) først steg og derefter stabiliserede sig. Blandt dem nåede reaktor (b) 80 % fjernelse hurtigere end (a), mens både (c) og (d) stabiliserede sig over 80 % på dag 9. Dette skyldes, at den stærke adsorptionskapacitet og tvær-forbundne netværksstruktur af den elastiske bærer øgede kontaktområdet mellem mikroorganismer og spildevand, hvilket forbedrede effektiviteten af opsnatning af organisk materiale. Derudover forbedrede klæbeevnen og rigdommen af aktiveret slam også COD-fjernelsen.
2.2 Analyse af indflydelsen af forskellige faktorer på biofilms ydeevne
På baggrund af ovenstående analyseresultater blev biofilmen dannet af reaktor (d) (podet med aktiveret slam og elastisk bærer), som havde den bedste forureningsfjernelseseffekt, valgt som biofilm til efterfølgende eksperimenter for yderligere at analysere forskellige faktorers indflydelse på biofilmens ydeevne. Resultaterne er vist i figur 3.
2.2.1 GØR
Den eksperimentelle vandtemperatur blev sat til 26 grader -28 grader, pH 6,8-7,2 og vandgennemstrømningshastigheden 7,8-8,1 l/min. NH4+-N- og COD-fjernelseshastighederne blev sammenlignet, da DO-koncentrationen steg fra 1,5 mg/l til 4,5 mg/l, som vist i figur 3(a).
Fra figur 3(a) kan det ses, at når DO-koncentrationen steg, steg NH4⁺-N- og COD-fjernelseshastighederne. Når DO var 1,5 mg/L, var fjernelseshastighederne for NH4⁺-N og COD henholdsvis ca. 34 % og 48 %. På dette tidspunkt var vandmassen i en anoxisk tilstand med utilstrækkelig iltoverførsel til biofilmen, hvilket gjorde det vanskeligt for nitrificerende bakterier at vokse, hvilket resulterede i lave fjernelseshastigheder. Efterhånden som DO steg til 3,5 mg/L, steg begge fjernelseshastigheder betydeligt, og derefter fladede ændringen gradvist ud. Det vil sige, efter at DO oversteg 3,5 mg/L, var DO ikke længere en nøglefaktor, der påvirker NH₄⁺-N og COD-fjernelse.
2.2.2 pH
Den eksperimentelle vandtemperatur blev sat til 26 grader –28 grader, vandgennemstrømningshastigheden 7,8–8,1 l/min, og HCl og NaHCO₃ blev brugt til at justere pH. NH₄⁺-N- og COD-fjernelseshastighederne blev sammenlignet, da pH steg fra 6 til 9. Det kan ses, at når pH-værdien steg, steg fjernelseshastighederne af NH₄⁺-N og COD først og faldt derefter, og begge nåede et maksimum ved pH 7. pH påvirker nitrificerende bakterier signifikant. Den optimale pH for nitrificerende bakterievækst er 7,5-8,0, og deres aktivitet er stærkest ved pH 7,0-7,8. Ud over dette interval falder deres aktivitet kraftigt, hvilket fører til et fald i NH₄⁺-N- og COD-fjernelsesrater, i overensstemmelse med figuren.
2.2.3 Vandstrømningshastighed
Den eksperimentelle vandtemperatur blev sat til 26 grader –28 grader, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/L. NH4⁺-N- og COD-fjernelseshastighederne blev sammenlignet, da vandstrømningshastigheden steg fra 6,5 l/min til 9,5 l/min. Det kan ses, at før strømningshastigheden nåede 8,0 L/min, steg fjernelseshastighederne med stigende strømningshastighed, nåede et maksimum ved 8,0 L/min, og begyndte derefter at falde. Dette skyldes, at en passende strømningshastighed fremmer vandets bevægelse, og accelererer transporten af stoffer og ilt ind i biofilmen, men en for høj strømningshastighed påvirker biofilmen, hvilket forårsager et vist biofilmtab, og derved påvirker behandlingseffektiviteten.
2.2.4 COD-belastning
Den eksperimentelle vandtemperatur blev sat til 26 grader –28 grader, DO 3,5 mg/L, pH 7, vandstrømningshastighed 8 L/min. NH4⁺-N- og COD-fjernelseshastighederne blev sammenlignet, da COD-belastningen steg fra 15 g/m²·d til 30 g/m²·d. Det kan ses, at når COD-belastningen steg fra 15 g/m²·d til 30 g/m²·d, steg fjernelseshastighederne hurtigt og stabiliserede sig derefter gradvist og nåede et maksimum ved en COD-belastning på 25 g/m²·d. På dette tidspunkt var NH₄⁺-N-fjernelsesraten tæt på 90 %, og COD-fjernelsesraten oversteg 90 %. Når COD-belastningen oversteg 25 g/m²·d, ændrede yderligere forøgelse af belastningen ikke fjernelseshastighederne væsentligt. Den optimale COD-belastning for biofilmen anvendt i eksperimentet var 25 g/m²·d.
2.2.5 Indflydelses C/N-forhold
Den eksperimentelle vandtemperatur blev sat til 26 grader –28 grader, DO 3,5 mg/L, pH 7, vandstrømningshastighed 8 L/min. NH4+-N- og COD-fjernelseshastighederne blev sammenlignet ved influent C/N-forhold på 5,3, 10,2 og 14,6 med resultater vist i figur 3(e).
Fra figur 3(e) kan det ses, at når det indflydende C/N-forhold var 5,3, opnåede biofilmen en god NH4+-N-fjernelseshastighed på 90 %, men COD-fjernelseshastigheden var lav. Dette skyldes, at et lavt C/N-forhold favoriserer væksten af autotrofe nitrificerende bakterier, hvilket får dem til at konkurrere stærkere om næringsstoffer og DO end heterotrofe nitrificerende bakterier, hvilket fører til en ubalance mellem heterotrofe og autotrofe nitrificerende bakterier, hvilket resulterer i dårlig COD-fjernelse. Når det indflydende C/N-forhold var 10,2, opnåede biofilmen relativt høje fjernelseshastigheder for både NH₄⁺-N og COD, fordi under denne betingelse voksede heterotrofe og autotrofe nitrificerende bakterier i balance, og biofilmrensningseffektiviteten var høj. Når det indflydende C/N-forhold var 14,6, var COD-fjernelsesraten høj og oversteg 90 %, men NH₄⁺-N-fjernelsesraten faldt kraftigt til kun omkring 65 %. Når man vælger det indflydende C/N-forhold, bør effektiviteten af både NH₄⁺-N og COD-fjernelse tages i betragtning.
3 KONKLUSION
For at forbedre effekten af vandforureningsbehandling blev der foreslået en bioaugmentationsbehandlingsmetode til byvandsforurening baseret på biofilm. En biofilmreaktor blev konstrueret til at sammenligne biofilmfastgørelsens start-ydeevne med forskellige inokuleringskilder og forskellige bærere, såvel som virkningerne af DO, pH, vandstrømningshastighed, COD-belastning og indflydende C/N-forhold på biofilmens spildevandsbehandlingseffektivitet. Analysen viste, at den elastiske bærerbiofilm podet med aktiveret slam havde højere fjernelseshastigheder for NH₄⁺-N og COD, hvilket opnåede bedre behandlingsydelse. Ydermere, når DO-koncentrationen blev opretholdt på 3,5 mg/L, pH kontrolleret inden for det passende interval på 7,0 til 7,8, vandstrømningshastighed stabiliseret på 8,0 L/min, COD-belastning på 25 g/m²·d og influent C/N-forhold justeret til 10,2, udviste biofilmen den optimale forureningsfjernelseseffekt. Sammenfattende viser bioaugmentationsbehandlingsmetoden for byvandsforurening baseret på biofilm betydelige fordele og potentiale. Generering af biofilm skræddersyet til lokale forhold til behandling af byernes vandforurening giver ideer til at forbedre byernes vandforurening og opretholde byernes økologiske balance.