BEVEZETÉS
Az urbanizáció felgyorsulásával egyre inkább előtérbe kerültek a szennyezési problémák, amelyek között a városi szennyvíz is kiemelt kérdéssé vált. Az ipari termelésből és a mindennapi életből származó szennyvíz nemcsak a folyókat és a vízforrásokat szennyezi súlyosan, hanem nagy veszélyt jelent az emberi egészségre és az ökológiai környezetre is. Ezért a városi szennyvíztisztítás minőségének javítása a városok egészséges fejlődésének biztosítása érdekében sürgető megoldandó problémává vált.
A hagyományos vegyszeres kezelési módszerek szakszerűtlenül működtetve könnyen másodlagos szennyezést okozhatnak, és megváltoztathatják a szennyezetlen víztestek természetes szerkezetét. Ezzel szemben a biofilmen alapuló bioaugmentációs technológia, mint a városi szennyvíztisztítás feltörekvő eszköze, egyedülálló előnyöket mutat. Ezzel a technológiával nemcsak a másodlagos szennyezés kerülhető el, hanem az egyszerű kezelés és a valós idejű kezelés jellemzőivel is{2}}. Ennél is fontosabb, hogy a bioaugmentációs technológiát kevésbé befolyásolja a szennyezőanyag-koncentráció és a sótartalom, így kedvezőtlen körülmények között is magas aktivitást tart fenn, és nem okoz szennyezőanyag-transzfert a mérgező szennyvíz kezelésekor.
A biofilm tényleges kezelési hatását azonban számos tényező befolyásolja, amelyek közül az egyik kulcstényező a hordozó típusa. A különböző hordozók eltérő hatással vannak a biofilm növekedésére és teljesítményére. Ezért a megfelelő hordozók kiválasztása kulcsfontosságú a bioaugmentációs technológia hatékonyságának javításához a vízszennyezés kezelésében. Ennek érdekében ez a cikk mélyreható elemzést és kutatást végez a városi vízszennyezés bioaugmentációs kezelési módszeréről a környezetvédelmi mérnökökben, kísérleteken keresztül, kísérletekkel, célja a legjobb hordozótípus és működési feltételek megtalálása, valamint a városi vízszennyezés kezelésének hatékonyabb műszaki támogatása.
1 KÍSÉRLETI ANYAG ÉS MÓDSZER
1.1 Kísérleti beállítás
A kísérlet során plexi biofilm reaktort használtak, 20 cm x 50 cm méretű és 6,85 L effektív térfogattal. A levegőztető berendezés egy oxigén-növelő szivattyú volt, melynek fő feladata a mikroorganizmusok oxigénellátása és a szuszpendált hordozók megfelelő szuszpenziójának biztosítása volt. A 3 órás szakaszos levegőztetési periódus alatt egy keverőt használtak a szilárd folyadék (mikrobiális hordozók és szennyvíz) teljes összekeverésére. A reakcióhőmérsékletet 28 ± 1 fokra szabályoztuk hőmérséklet-szabályozó készülék segítségével. A teljes kísérleti összeállítás az 1. ábrán látható.
Amint az 1. ábrán látható, az (a) és (b) reaktort üledékkel oltottuk be, a hordozók pedig felfüggesztett hordozók, illetve rugalmas hordozók voltak; a (c) és (d) reaktorokat eleveniszappal oltottuk be, ahol a hordozók lebegő hordozók és rugalmas hordozók voltak. A négy reaktor (a)~(d) üzemi paraméterei alapvetően megegyeztek. Az üzemmód 3 óra + 3 óra szakaszos levegőztetés volt, fokozatosan növekvő levegőztetés intenzitással és szakaszos iszapkibocsátással. A levegőztetés sebessége 3 l/perc volt az 1-2. napon, 2 l/perc a 3-9. napon és 3 l/perc a 9. nap után. A biofilm rögzítési módszere a teljes kisülés volt 2 nap szakaszos működés után.
1.2 Kísérleti anyagok
1.2.1 Mikrobahordozók konfigurálása
Rugalmas hordozó konfiguráció: A kísérletben egy 4 mm átmérőjű, korrózióálló -korrózióálló központi kötelet, körülbelül 600, nagy sűrűségű polietilénből készült fonalas anyagot használtak elasztikus hordozóként, amelyet a biofilm reaktor tetejére rögzítettek és természetesen lógtak. Ennek a hordozónak a töltési magassága 26 mm, a filamentum átmérője 10 mm, tömege 0,978 g/cm3, fajlagos felülete 500 m2/cm-3, porozitása 95%-nál nagyobb és kitöltési aránya 60%.
Szuszpendált hordozó konfiguráció: A szuszpendált hordozók polivinil-kloridból készült, körülbelül 260 szemcsés szemcsés anyagok voltak, amelyek a levegőztetés során fluidizált állapotban voltak. A hordozó átmérője 150 mm, részecskeátmérője 0,5 mm, tömege 100 g/cm3, fajlagos felülete 311 m2/cm-3, porozitása 99%-nál nagyobb és töltési aránya 60%.
1.2.2. Kísérleti víz készítése
A kísérleti vizet a Shandong tartománybeli Weifang városában lévő Mihe folyó vízminősége alapján készítették el. A Mihe folyó vizében gyakori szennyező anyagokat, például KNO₃-t, NH4Cl-t, C6H₁2O6-t és NaNO₂-t adtunk hozzá. A víz hőmérsékletét 7,8–31,8 fok között, pH-ját 7,01–8,66 között, a DO-t 6,46–11,35 mg/l-en, az NH₄⁺-N-t 0,35–6,51 mg/l-en, a KOI-t 102–273 mg/l-en tartottuk. Olyan nyomelemeket is hozzáadtak, mint a Cu²⁺, Mg²⁺ és Mn²⁺, hogy jó életkörnyezetet biztosítsanak a mikroorganizmusok számára. Hozzáadás után a koncentrációk a következők voltak: CuSO4·5H2O 9,68 ug/l, MgSO4 15,2 ug/L, MnCl2·4H2O 211 ug/L, FeCl3 5,88 ug/L, ZnSO₂0 ug/7 H2.49 CoCl2·6H2O 3,85 ug/l.
1.2.3 Kísérleti beoltott iszap
A beoltott üledéket a Shandong tartománybeli Weifang városában lévő Mihe folyó iszapjából, a beoltott eleveniszapot pedig egy Weifang város szennyvíztisztító telepének levegőztető tartályából vették. A beoltott üledéket desztillált vízzel mostuk és 0,45 mm-es rozsdamentes acél szitán szűrtük. Az üledéket és az eleveniszapot a biofilmes reaktor aljára fektettük 1:10 arányban.
1.3 Elemzési módszerek
1.3.1 Vízminőség-mutató elemzési módszerek
A kísérletben szereplő összes vízminőségi mutatóelemzési módszer a nemzeti szabványos módszereket követte. Az egyes indikátorok végső értéke három kísérlet átlaga volt. A konkrét mérési eljárások a következők:
pH, DO, T:Mettler{0}}Toledo oldott oxigénmérővel mérve. A konkrét lépések a következők voltak: a mérő megfelelő működési állapotának biztosítása; mérje meg a pH-t; mérjük az oldott oxigént (DO); mérje meg a hőmérsékletet (T).
NH₄⁺-N:Nessler-féle reagens-kolorimetriás módszerrel mérve. A lépések a következők voltak: megfelelő mennyiségű nátrium-hidroxid-oldatot adunk a vízmintához, hogy az NH4⁺-t NH3-vá alakítsuk. Általában 0,2 g NaOH-t adunk 10 ml vízmintához. Cseppenként adjuk hozzá a Nessler-reagenst a kezelt vízmintához, hogy reagáljon a keletkezett NH3-val és sárga csapadék képződjön. Várjon 15-30 percet a teljes csapadékképződéshez. Minél magasabb az NH₄⁺-N-tartalom, annál sötétebb az oldat színe. Számítsa ki az NH₄⁺-N koncentrációt a kolorimetriás eredmények vagy az abszorbancia leolvasások alapján.
TŐKEHAL:Gyors emésztési módszerrel mérve. A lépések a következők voltak: adjunk megfelelő mennyiségű vízmintát egy emésztő lombikba, és adjunk hozzá megfelelő mennyiségű perklórsavat és kénsavat a minta savas emésztésének eléréséhez. Győződjön meg arról, hogy a minta pH-ja 2 alatt van. Hőfeltárás: helyezze az emésztőlombikot állandó hőmérsékletű vízfürdőbe vagy rázós melegítőbe, melegítse forrásig, és tartsa fenn egy ideig (általában 2 óráig). Hűtsük le az emésztőlombikot szobahőmérsékletre. Indikátor hozzáadása: adjon hozzá kis mennyiségű ezüst-szulfidot indikátorként, hogy felszívja a maradék klórsavat. Titrálás: használjon Rhodamine B-t a titráláshoz. Cseppenként adjon Rhodamine B-t a mintához, amíg a szín rózsaszínről sárgára{8}}zöldre nem változik. Számítsa ki a KOI koncentrációt!
1.3.2 Biofilm jellemző elemzési módszer
A biofilm mennyiségét töltési módszerrel határoztuk meg. A poliszacharid- és fehérjetartalmat salétromsav-desztillációs módszerrel, illetve Coomassie Brilliant Blue módszerrel határoztuk meg, standardként szarvasmarha-szérumalbumint használva. A kettő összege az EPS-tartalom volt. Az EPS-tartalmat indikátorként használtuk a biofilm jellemzőinek elemzéséhez. A kísérlet elsősorban az EPS mikrobiális sejtaggregációban betöltött szerepét elemezte. A biofilm mintákat az EPS eltávolítása előtt és után lemértük, és 0,9%-os NaCl-oldatot adtunk hozzá a szuszpenzió elkészítéséhez. A szuszpenzió OD600 értékét spektrofotométeren 0,6-ra állítottuk be. Megfelelő mennyiségű szuszpenziót helyeztünk egy 5 ml-es centrifugacsőbe, és a felülúszóból 1 óránként 3 ml-t vettünk az OD600 mérésére. A mikrobasejt-aggregáció százalékát a t időpontban a képlet alapján számítottuk ki.
Az összesítési folyamat egy elsőrendű{0}}kinetikai egyenletet követett.
2 EREDMÉNYEK ÉS MEGBESZÉLÉS
2.1 A szennyvíz minőségének elemzése a biofilm rögzítése során-különböző hordozókkal
Az üzemi paraméterek szerint elindítottuk a reaktorokat, és teszteltük a szennyvíz NH₄⁺-N és KOI koncentrációját az NH₄⁺-N és KOI eltávolítási teljesítményének összehasonlítására különböző oltási forrásokkal és különböző hordozókkal.
A 2(a) ábrán látható, hogy az NH₄⁺-N eltávolítási hatékonyság szerint a biofilm rögzítési folyamatát három szakaszra osztották: adaptációra, gyors növekedésre és stabilizációra. Az indítási folyamat során az eleveniszappal beoltott felfüggesztett és elasztikus hordozók biofilm-kötési hatékonysága jobb volt, mint az üledékkel beoltott hordozóké. Ezek közül a (b) reaktor sikeres biofilm-csatlakozást ért el a 12. napon, míg az (a) reaktor valamivel lassabb volt. A rugalmas hordozó szerkezeti előnyei miatt rövidebb időt igényelt a biofilm rögzítéséhez, míg a felfüggesztett hordozó anyaga miatt hajlamosabb volt a biofilm leválásra, csökkentve a rögzítési hatékonyságot. Ez azt jelzi, hogy az eleveniszapban található bőséges aktív mikroorganizmusok javították a biofilm kötődésének indítási -hatékonyságát.
A 2(b) ábrán látható, hogy az (a)~(d) reaktorok KOI eltávolítási sebessége először nőtt, majd stabilizálódott. Közülük a (b) reaktor gyorsabban érte el a 80%-os eltávolítást, mint az (a), míg a (c) és (d) egyaránt 80% felett stabilizálódott a 9. napon. Ennek az az oka, hogy az elasztikus hordozó erős adszorpciós kapacitása és térhálósított hálózati szerkezete megnövelte a mikroorganizmusok és a szennyvíz érintkezési felületét, javítva a szervesanyag-elfogás hatékonyságát. Emellett az eleveniszap ragadóssága és gazdagsága is javította a KOI eltávolítást.
2.2 Különböző tényezők biofilm teljesítményre gyakorolt hatásának elemzése
A fenti elemzési eredmények alapján a (d) reaktor által kialakított (eleveniszappal és elasztikus hordozóval beoltott), legjobb szennyezőanyag-eltávolító hatású biofilmet választottuk a későbbi kísérletekhez biofilmnek, hogy tovább elemezhessük a különböző tényezők biofilm teljesítményre gyakorolt hatását. Az eredményeket a 3. ábra mutatja.
2.2.1 TENNI
A kísérleti vízhőmérsékletet 26-28 fokra, pH-t 6,8-7,2-re, a víz áramlási sebességét 7,8-8,1 l/perc között állítottuk be. Az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebességet összehasonlítottuk, amikor a DO-koncentráció 1,5 mg/l-ről 4,5 mg/l-re nőtt, amint az a 3(a) ábrán látható.
A 3(a) ábrából látható, hogy a DO koncentráció növekedésével az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebessége nőtt. Amikor a DO 1,5 mg/l volt, az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási aránya körülbelül 34%, illetve 48% volt. Ebben az időben a víztest anoxikus állapotban volt, a biofilmhez nem jutott elegendő oxigén, ami megnehezítette a nitrifikáló baktériumok szaporodását, ami alacsony eltávolítási arányt eredményezett. Ezután, ahogy a DO 3,5 mg/l-re emelkedett, mindkét eltávolítási sebesség jelentősen megnőtt, majd a változás fokozatosan ellaposodott. Ez azt jelenti, hogy miután a DO meghaladta a 3,5 mg/l-t, a DO már nem volt kulcsfontosságú tényező az NH₄⁺-N és a KOI eltávolításában.
2.2.2 pH
A kísérleti vízhőmérsékletet 26-28 fokra, a víz áramlási sebességét 7,8-8,1 l/perc között állítottuk be, a pH beállításához HCl-t és NaHCO₃-t használtunk. Az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebességét a pH 6-ról 9-re emelésével hasonlítottuk össze. Látható, hogy a pH növekedésével az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebessége először nőtt, majd csökkent, mindkettő 7-es pH-értéknél érte el a maximumot. A pH jelentősen befolyásolja a nitrifikáló baktériumokat. A nitrifikáló baktériumok szaporodásának optimális pH-ja 7,5–8,0, aktivitásuk 7,0–7,8 pH-értéknél a legerősebb. Ezen a tartományon túl aktivitásuk meredeken csökken, ami az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási arányának csökkenéséhez vezet, összhangban az ábrával.
2.2.3 Víz áramlási sebessége
A kísérleti víz hőmérsékletét 26-28 fokra, pH 6,8-7,2-re, DO 3,5-4,5 mg/L-re állítottuk be. Az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebességet összehasonlítottuk, amikor a víz áramlási sebessége 6,5 l/percről 9,5 l/percre nőtt. Látható, hogy mielőtt az áramlási sebesség elérte volna a 8,0 l/perc értéket, az eltávolítási sebességek az áramlási sebesség növekedésével nőttek, és 8,0 l/percnél érték el a maximumot, majd csökkenni kezdtek. Ennek az az oka, hogy a megfelelő áramlási sebesség elősegíti a víz mozgását, felgyorsítja az anyagok és az oxigén biofilmbe történő szállítását, de a túlzottan nagy áramlási sebesség hatással van a biofilmre, némi biofilm veszteséget okozva, ezáltal befolyásolva a kezelés hatékonyságát.
2.2.4 COD terhelés
A kísérleti vízhőmérsékletet 26-28 fokra állítottuk be, DO 3,5 mg/L, pH 7, a víz áramlási sebessége 8 L/perc. Az NH₄⁺-N és a KOI eltávolítási sebességet összehasonlítottuk, mivel a KOI terhelés 15 g/m²·d-ről 30 g/m²·d-ra nőtt. Látható, hogy amikor a KOI terhelés 15 g/m²·d-ről 30 g/m²·d-ra nőtt, az eltávolítási sebességek gyorsan növekedtek, majd fokozatosan stabilizálódtak, és 25 g/m²·d KOI terhelésnél értek el maximumot. Ezen a ponton az NH₄⁺-N eltávolítási arány megközelítette a 90%-ot, a KOI eltávolítási arány pedig meghaladta a 90%-ot. Amikor a KOI terhelés meghaladta a 25 g/m²·d értéket, a terhelés további növelése nem változtatta meg szignifikánsan az eltávolítási arányokat. A kísérletben használt biofilm optimális KOI terhelése 25 g/m²·d volt.
2.2.5 Befolyásoló C/N arány
A kísérleti vízhőmérsékletet 26-28 fokra állítottuk be, DO 3,5 mg/L, pH 7, a víz áramlási sebessége 8 L/perc. Az NH₄⁺-N és KOI eltávolítási arányokat 5,3, 10,2 és 14,6 befolyó C/N arány mellett hasonlítottuk össze a 3(e) ábrán látható eredményekkel.
A 3(e) ábrából látható, hogy amikor a befolyó C/N arány 5,3 volt, a biofilm jó, 90%-os NH₄⁺-N eltávolítási arányt ért el, de a KOI eltávolítási arány alacsony volt. Ennek az az oka, hogy az alacsony C/N arány kedvez az autotróf nitrifikáló baktériumok növekedésének, így azok erősebben versengenek a tápanyagokért és a DO-ért, mint a heterotróf nitrifikáló baktériumok, ami egyensúlyhiányhoz vezet a heterotróf és autotróf nitrifikáló baktériumok között, ami rossz KOI-eltávolítást eredményez. Amikor a befolyó C/N arány 10,2 volt, a biofilm viszonylag magas eltávolítási sebességet ért el mind az NH₄⁺-N, mind a KOI esetében, mivel ilyen körülmények között a heterotróf és autotróf nitrifikáló baktériumok egyensúlyban növekedtek, és a biofilm tisztítási hatékonysága magas volt. Amikor a befolyó C/N arány 14,6 volt, a KOI-eltávolítási arány magas volt, meghaladta a 90%-ot, de az NH₄⁺-N eltávolítási arány meredeken, csak körülbelül 65%-ra esett vissza. Ezért a befolyó C/N arány kiválasztásakor mind az NH₄⁺-N, mind a KOI-eltávolítási hatékonyságot figyelembe kell venni.
3 KÖVETKEZTETÉS
A vízszennyezés-kezelés hatásának javítása érdekében bioaugmentációs kezelési módszert javasoltak a városi vízszennyezésre, biofilmen. Egy biofilm reaktort készítettek, hogy összehasonlítsák a biofilm rögzítési teljesítményét különböző oltási forrásokkal és különböző hordozókkal, valamint a DO, a pH, a víz áramlási sebességének, a KOI terhelésnek és a befolyó C/N aránynak a biofilm szennyvízkezelési hatékonyságára gyakorolt hatását. Az elemzés kimutatta, hogy az eleveniszappal beoltott rugalmas hordozó biofilm nagyobb NH₄⁺-N és KOI eltávolítási sebességgel rendelkezik, ami jobb kezelési teljesítményt eredményezett. Továbbá, ha a DO-koncentrációt 3,5 mg/l értéken tartottuk, a pH-t a megfelelő 7,0 és 7,8 közötti tartományban szabályoztuk, a víz áramlási sebességét 8,0 l/perc értéken stabilizálták, a KOI terhelést 25 g/m²·d-nél, és a befolyó C/N arányt 10,2-re állítottuk be, a biofilm az optimális szennyezőanyag-eltávolító hatást mutatta. Összefoglalva, a városi vízszennyezés biofilm-alapú bioaugmentációs kezelési módszere jelentős előnyöket és lehetőségeket mutat. A helyi viszonyokhoz szabott biofilm előállítása a városi vízszennyezés kezeléséhez ötleteket ad a városi vízszennyezés javítására és a városi ökológiai egyensúly fenntartására.