INTRODUKTION
Den accelererande urbaniseringen har gjort föroreningsproblemen alltmer framträdande, bland vilka stadsavlopp har blivit en stor fråga. Avloppsvatten som genereras från industriell produktion och det dagliga livet förorenar inte bara floder och vattenkällor allvarligt utan utgör också ett stort hot mot människors hälsa och den ekologiska miljön. Att förbättra kvaliteten på rening av avloppsvatten från städer för att säkerställa en sund utveckling av städer har därför blivit ett akut problem att lösa.
Traditionella kemiska behandlingsmetoder kan, om de används på felaktigt sätt, lätt orsaka sekundära föroreningar och förändra den naturliga strukturen hos oförorenade vattendrag. Däremot visar bioaugmentationsteknologi baserad på biofilm, som ett framväxande sätt att rening av avloppsvatten i städer, unika fördelar. Den här tekniken kan inte bara undvika sekundär förorening utan har också egenskaperna av enkel drift och realtidsbehandling. Ännu viktigare är att bioaugmentationstekniken påverkas mindre av föroreningskoncentration och salthalt, bibehåller hög aktivitet även under ogynnsamma förhållanden, och orsakar inte överföring av föroreningar vid rening av giftigt avloppsvatten.
Den faktiska behandlingseffekten av biofilm påverkas dock av många faktorer, bland vilka typen av bärare är en av nyckelfaktorerna. Olika bärare har olika effekter på biofilmtillväxt och prestanda. Därför är valet av lämpliga bärare avgörande för att förbättra effektiviteten hos bioaugmentationstekniken vid behandling av vattenföroreningar. För detta ändamål genomför denna uppsats en-djupgående analys och forskning om bioaugmentationsbehandlingsmetoden för stadsvattenföroreningar inom miljöskyddsteknik genom experiment, i syfte att hitta den bästa bärartypen och driftsförhållandena, och att tillhandahålla mer effektivt tekniskt stöd för rening av stadsvattenföroreningar.
1 EXPERIMENTELLA MATERIAL OCH METODER
1.1 Experimentell installation
I experimentet användes en biofilmreaktor av plexiglas med dimensionerna 20 cm x 50 cm och en effektiv volym på 6,85 L. Luftningsanordningen var en syrehöjande pump, vars huvudsakliga funktion var att tillföra syre till mikroorganismer och säkerställa tillräcklig suspension av de suspenderade bärarna. Under den 3 timmar långa intermittenta luftningsperioden användes en omrörare för att helt blanda den fasta -vätskan (mikrobiella bärare och avloppsvatten). Reaktionstemperaturen reglerades till 28 ± 1 grad med användning av en temperaturkontrollanordning. Den övergripande experimentuppställningen visas i figur 1.
Såsom visas i figur 1 inokulerades reaktorerna (a) och (b) med sediment, varvid bärarna var suspenderade bärare respektive elastiska bärare; reaktorerna (c) och (d) inokulerades med aktivt slam, varvid bärarna var suspenderade bärare respektive elastiska bärare. Driftsparametrarna för de fyra reaktorerna (a)~(d) var i princip desamma. Driftläget var 3 h + 3 h intermittent luftning med gradvis ökande luftningsintensitet och intermittent slamutsläpp. Luftningshastigheten var 3 l/min för dag 1–2, 2 l/min för dag 3–9 och 3 l/min efter dag 9. Metoden för att fästa biofilm var fullständig urladdning efter 2 dagars intermittent drift.
1.2 Experimentellt material
1.2.1 Konfiguration av mikrobiella bärare
Elastisk bärarkonfiguration: I experimentet användes ett korrosionsbeständigt-korrosionsbeständigt centralt rep 串联 cirka 600 trådformiga ämnen gjorda av polyeten med hög-densitet som den elastiska bäraren, som fixerades på toppen av biofilmreaktorn och hängde naturligt. Fyllningshöjden för denna bärare var 26 mm, filamentdiameter 10 mm, massa 0,978 g/cm³, specifik yta 500 m²/cm-³, porositet större än 95 % och fyllnadsförhållande 60 %.
Konfiguration av suspenderade bärare: De suspenderade bärarna var granulära ämnen gjorda av polyvinylklorid, cirka 260 partiklar, som var i ett fluidiserat tillstånd under luftning. Bärardiametern var 150 mm, partikeldiameter 0,5 mm, massa 100 g/cm³, specifik yta 311 m²/cm-³, porositet större än 99 % och fyllnadsförhållande 60 %.
1.2.2 Beredning av experimentvatten
Det experimentella vattnet bereddes baserat på vattenkvaliteten i Mihe-floden i Weifang City, Shandong-provinsen. Vanliga föroreningar i Mihe River vatten, såsom KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O6 och NaNO₂, tillsattes. Vattentemperaturen kontrollerades till 7,8 grader –31,8 grader, pH vid 7,01–8,66, DO vid 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N vid 0,35–6,51 mg/L och COD vid 102–273 mg/L. Spårämnen som Cu²⁺, Mg²⁺ och Mn²⁺ tillsattes också för att ge en bra livsmiljö för mikroorganismer. Efter tillsatsen var koncentrationerna: CuSO4·5H2O 9,68 ug/L, MgSO4 15,2 ug/L, MnCl2·4H2O 211 ug/L, FeCl3 5,88 ug/L, ZnSO4·7H2O 9H2O . CoCl2·6H2O 3,85 ug/L.
1.2.3 Experimentellt ympat slam
Det inokulerade sedimentet togs från Mihe-flodens lera i Weifang City, Shandongprovinsen, och det inokulerade aktiverade slammet togs från luftningstanken i ett avloppsreningsverk i Weifang City. Det inokulerade sedimentet tvättades med destillerat vatten och filtrerades genom en 0,45 mm sikt av rostfritt stål. Sedimentet respektive det aktiverade slammet lades på botten av biofilmreaktorn i förhållandet 1:10.
1.3 Analysmetoder
1.3.1 Analysmetoder för vattenkvalitetsindikatorer
Alla metoder för analys av vattenkvalitetsindikatorer i experimentet följde nationella standardmetoder. Det slutliga värdet för varje indikator var medelvärdet av tre experiment. De specifika mätprocedurerna är som följer:
pH, DO, T:Mäts med en Mettler-Toledo mätare för upplöst syre. De specifika stegen var: se till att mätaren är i gott skick; mäta pH; mäta löst syre (DO); mäta temperatur (T).
NH₄⁺-N:Uppmätt med Nesslers kolorimetriska reagensmetod. Stegen var: tillsätt en lämplig mängd natriumhydroxidlösning till vattenprovet för att omvandla NH4+ till NH3. Vanligtvis tillsätts 0,2 g NaOH per 10 ml vattenprov. Tillsätt Nesslers reagens droppvis till det behandlade vattenprovet för att reagera med den genererade NH3 för att bilda en gul fällning. Vänta 15–30 minuter tills full fällning bildas. Ju högre NH₄⁺-N-innehåll, desto mörkare är lösningens färg. Beräkna NH₄⁺-N-koncentrationen baserat på de kolorimetriska resultaten eller absorbansavläsningarna.
TORSK:Mäts med snabb nedbrytningsmetod. Stegen var: tillsätt en lämplig mängd av vattenprovet till en rötningskolv och tillsätt en lämplig mängd perklorsyra och svavelsyra för att uppnå sur rötning av provet. Se till att provets pH är under 2. Värm rötning: placera rötningskolven i ett vattenbad med konstant temperatur eller skakvärmare, värm till kokning och håll kvar under en period (vanligtvis 2 timmar). Kyl rötningskolven till rumstemperatur. Lägg till indikator: tillsätt en liten mängd silversulfid som indikator för att absorbera kvarvarande klorsyra. Titrering: använd Rhodamine B för titrering. Tillsätt Rhodamine B droppvis till provet tills färgen ändras från rosa till gul-grön. Beräkna COD-koncentrationen.
1.3.2 Biofilmkarakteristisk analysmetod
Biofilmmängden bestämdes genom fyllningsmetoden. Polysackaridinnehåll och proteininnehåll bestämdes med salpetersyra-destillationsmetoden respektive Coomassie Brilliant Blue-metoden med bovint serumalbumin som standard. Summan av de två var EPS-innehållet. EPS-innehåll användes som en indikator för biofilmkarakteristisk analys. Experimentet analyserade huvudsakligen rollen av EPS i mikrobiell cellaggregation. Biofilmprover före och efter EPS-borttagning vägdes och 0,9% NaCl-lösning tillsattes för att framställa en suspension. Suspensionens OD600-värde justerades till 0,6 på en spektrofotometer. En lämplig mängd suspension placerades i ett 5 ml centrifugrör och 3 ml av supernatanten togs var 1:e timme för att mäta OD600. Procentandelen mikrobiell cellaggregation vid tidpunkten t beräknades enligt formeln.
Aggregeringsprocessen följde en första-kinetisk ekvation.
2 RESULTAT OCH DISKUSSION
2.1 Analys av avloppskvaliteten under uppstart- av biofilmfäste med olika bärare
Enligt driftsparametrarna startades reaktorerna och NH₄⁺-N- och COD-koncentrationerna i avloppsvattnet testades enligt procedurerna för att jämföra NH₄⁺-N- och COD-borttagningsprestanda med olika inokuleringskällor och olika bärare.
Från figur 2(a) kan man se att enligt NH₄⁺-N-avlägsnandeeffektiviteten delades biofilmvidhäftning uppstart- upp i tre steg: anpassning, snabb tillväxt och stabilisering. Under uppstartsprocessen- var biofilmfästningseffektiviteten för suspenderade och elastiska bärare inokulerade med aktivt slam bättre än för bärare inokulerade med sediment. Bland dem uppnådde reaktor (b) framgångsrik biofilmfästning på dag 12, medan reaktor (a) var något långsammare. På grund av sina strukturella fördelar krävde den elastiska bäraren en kortare tid för biofilmfästning, medan den upphängda bäraren, på grund av sitt material, var mer benägen att lossna från biofilm, vilket minskade vidhäftningseffektiviteten. Detta indikerar att de rikliga aktiva mikroorganismerna i aktiverat slam förbättrade uppstartseffektiviteten för biofilmfästningen.
Från figur 2(b) kan man se att COD-avlägsningshastigheterna för reaktorer (a)~(d) först ökade och sedan stabiliserades. Bland dem nådde reaktor (b) 80 % avlägsnande snabbare än (a), medan både (c) och (d) stabiliserade sig över 80 % på dag 9. Detta beror på att den starka adsorptionskapaciteten och den tvär- nätverksstrukturen hos den elastiska bäraren ökade kontaktytan mellan mikroorganismer och avloppsvatten, vilket förbättrade effektiviteten för avlyssning av organiskt material. Dessutom förbättrade vidhäftningsförmågan och rikedomen hos aktivt slam också avlägsnandet av COD.
2.2 Analys av olika faktorers inverkan på biofilmprestanda
Baserat på ovanstående analysresultat valdes biofilmen som bildades av reaktor (d) (ympad med aktivt slam och elastisk bärare), som hade den bästa föroreningsavlägsnande effekten, som biofilm för efterföljande experiment för att ytterligare analysera inverkan av olika faktorer på biofilms prestanda. Resultaten visas i figur 3.
2.2.1 GÖR
Den experimentella vattentemperaturen sattes till 26 grader –28 grader, pH 6,8–7,2 och vattenflödet 7,8–8,1 l/min. Avlägsningshastigheterna för NH4+-N och COD jämfördes när DO-koncentrationen ökade från 1,5 mg/L till 4,5 mg/L, såsom visas i figur 3(a).
Från figur 3(a) kan man se att när DO-koncentrationen ökade, ökade NH4+-N- och COD-avlägsningshastigheterna. När DO var 1,5 mg/L, var avlägsningshastigheten för NH₄⁺-N och COD cirka 34 % respektive 48 %. Vid denna tidpunkt var vattenförekomsten i ett anoxiskt tillstånd, med otillräcklig syreöverföring till biofilmen, vilket gjorde det svårt för nitrifierande bakterier att växa, vilket resulterade i låga borttagningshastigheter. Sedan, när DO ökade till 3,5 mg/L, ökade båda borttagningshastigheterna signifikant, och därefter planade förändringen gradvis ut. Det vill säga, efter att DO översteg 3,5 mg/L var DO inte längre en nyckelfaktor som påverkade avlägsnandet av NH₄⁺-N och COD.
2.2.2 pH
Den experimentella vattentemperaturen sattes till 26 grader –28 grader, vattenflödet 7,8–8,1 l/min, och HCl och NaHCO₃ användes för att justera pH. Avlägsningshastigheterna för NH₄⁺-N och COD jämfördes när pH ökade från 6 till 9. Det kan ses att när pH ökade, ökade avlägsningshastigheterna för NH⁺-N och COD först och minskade sedan, båda nådde ett maximum vid pH 7. pH påverkar nitrifierande bakterier signifikant. Det optimala pH-värdet för nitrifierande bakterietillväxt är 7,5–8,0, och deras aktivitet är starkast vid pH 7,0–7,8. Utöver detta intervall sjunker deras aktivitet kraftigt, vilket leder till en minskning av NH₄⁺-N- och COD-borttagningshastigheten, i enlighet med figuren.
2.2.3 Vattenflödeshastighet
Den experimentella vattentemperaturen sattes till 26 grader –28 grader, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/L. Avlägsningshastigheterna för NH4+-N och COD jämfördes när vattenflödeshastigheten ökade från 6,5 l/min till 9,5 l/min. Det kan ses att innan flödeshastigheten nådde 8,0 l/min ökade avlägsningshastigheterna med ökande flödeshastighet, nådde ett maximum vid 8,0 l/min och började sedan minska. Detta beror på att en lämplig flödeshastighet främjar vattenrörelser, påskyndar transporten av ämnen och syre in i biofilmen, men en alltför hög flödeshastighet påverkar biofilmen, vilket orsakar viss biofilmförlust, vilket påverkar behandlingseffektiviteten.
2.2.4 COD-belastning
Den experimentella vattentemperaturen sattes till 26 grader –28 grader, DO 3,5 mg/L, pH 7, vattenflödeshastighet 8 L/min. Avlägsningshastigheterna för NH4+-N och COD jämfördes när COD-belastningen ökade från 15 g/m²·d till 30 g/m²·d. Det kan ses att när COD-belastningen ökade från 15 g/m²·d till 30 g/m²·d, ökade uttagshastigheterna snabbt och stabiliserades sedan gradvis och nådde ett maximum vid en COD-belastning på 25 g/m²·d. Vid denna tidpunkt var NH₄⁺-N-avlägsningsgraden nära 90 % och COD-borttagningsgraden översteg 90 %. När COD-belastningen översteg 25 g/m²·d, förändrades inte bortföringshastigheten avsevärt genom att ytterligare öka belastningen. Den optimala COD-belastningen för biofilmen som användes i experimentet var 25 g/m²·d.
2.2.5 Inflytande C/N-förhållande
Den experimentella vattentemperaturen sattes till 26 grader –28 grader, DO 3,5 mg/L, pH 7, vattenflödeshastighet 8 L/min. Avlägsningshastigheterna för NH4+-N och COD jämfördes vid influens C/N-förhållanden på 5,3, 10,2 och 14,6, med resultat som visas i figur 3(e).
Från figur 3(e) kan det ses att när det inflytande C/N-förhållandet var 5,3, uppnådde biofilmen en bra NH4+-N-avlägsnandegrad på 90 %, men COD-avlägsningshastigheten var låg. Detta beror på att ett lågt C/N-förhållande gynnar tillväxten av autotrofa nitrifierande bakterier, vilket gör att de konkurrerar starkare om näringsämnen och DO än heterotrofa nitrifierande bakterier, vilket leder till en obalans mellan heterotrofa och autotrofa nitrifierande bakterier, vilket resulterar i dålig COD-borttagning. När det inflytande C/N-förhållandet var 10,2 uppnådde biofilmen relativt höga avlägsningshastigheter för både NH₄⁺-N och COD, eftersom heterotrofa och autotrofa nitrifierande bakterier under detta tillstånd växte i balans och biofilmsreningseffektiviteten var hög. När det inflytande C/N-förhållandet var 14,6 var COD-avlägsnandet hög, över 90 %, men NH₄⁺-N-avlägsnandet sjönk kraftigt till endast cirka 65 %. Därför, när man väljer det inflytande C/N-förhållandet, bör både NH₄⁺-N och COD-avlägsnande effektivitet beaktas.
3 SLUTSATS
För att förbättra effekten av vattenföroreningsrening föreslogs en bioaugmentationsbehandlingsmetod för stadsvattenföroreningar baserad på biofilm. En biofilmreaktor konstruerades för att jämföra startprestandan för biofilmfästningen- med olika inokuleringskällor och olika bärare, såväl som effekterna av DO, pH, vattenflödeshastighet, COD-belastning och inflytande C/N-förhållande på biofilmens avloppsreningseffektivitet. Analysen visade att den elastiska bärarbiofilmen inokulerad med aktiverat slam hade högre avlägsningshastigheter för NH₄⁺-N och COD, vilket gav bättre behandlingsprestanda. Dessutom, när DO-koncentrationen hölls vid 3,5 mg/L, pH-kontrollerats inom det lämpliga intervallet 7,0 till 7,8, vattenflödeshastigheten stabiliserades på 8,0 L/min, COD-belastningen på 25 g/m²·d och influens C/N-förhållandet justerades till 10,2, uppvisade biofilmen den optimala föroreningsborttagningseffekten. Sammanfattningsvis visar bioaugmentationsbehandlingsmetoden för stadsvattenföroreningar baserad på biofilm betydande fördelar och potential. Att generera biofilm anpassad till lokala förhållanden för rening av vattenföroreningar i städer ger idéer för att förbättra stadsvattenföroreningar och upprätthålla urban ekologisk balans.