INTRODUCCIÓ
L'acceleració de la urbanització ha fet que els problemes de contaminació siguin cada cop més destacats, entre els quals les aigües residuals urbanes s'han convertit en un problema important. Les aigües residuals generades a partir de la producció industrial i de la vida quotidiana no només contaminen greument els rius i les fonts d'aigua, sinó que també representen una gran amenaça per a la salut humana i el medi ambient ecològic. Per tant, la millora de la qualitat del tractament de les aigües residuals urbanes per garantir el desenvolupament saludable de les ciutats s'ha convertit en un problema urgent a resoldre.
Els mètodes tradicionals de tractament químic, si s'utilitzen de manera inadequada, poden causar fàcilment contaminació secundària i canviar l'estructura natural de les masses d'aigua no contaminades. En canvi, la tecnologia de bioaugment basada en biofilm, com a mitjà emergent de tractament d'aigües residuals urbanes, mostra avantatges únics. Aquesta tecnologia no només pot evitar la contaminació secundària, sinó que també té les característiques d'un funcionament senzill i un tractament en temps real. Més important encara, la tecnologia de bioaugment es veu menys afectada per la concentració de contaminants i la salinitat, mantenint una alta activitat fins i tot en condicions adverses i no provoca transferència de contaminants quan es tracten aigües residuals tòxiques.
Tanmateix, l'efecte real del tractament del biofilm està influenciat per molts factors, entre els quals el tipus de portador és un dels factors clau. Els diferents portadors tenen diferents efectes sobre el creixement i el rendiment del biofilm. Per tant, seleccionar els transportistes adequats és crucial per millorar l'eficàcia de la tecnologia de bioaugment en el tractament de la contaminació de l'aigua. Amb aquesta finalitat, aquest treball realitza una anàlisi i investigació en profunditat sobre el mètode de tractament de bioaugment per a la contaminació de l'aigua urbana en enginyeria de protecció del medi ambient mitjançant experiments, amb l'objectiu de trobar el millor tipus de portador i condicions de funcionament, i proporcionar un suport tècnic més eficaç per al tractament de la contaminació de l'aigua urbana.
1 MATERIALS I MÈTODES EXPERIMENTALS
1.1 Configuració experimental
L'experiment va utilitzar un reactor de biofilm de plexiglàs amb unes dimensions de 20 cm x 50 cm i un volum efectiu de 6,85 L. El dispositiu d'aireació era una bomba augmentadora d'oxigen, la funció principal de la qual era subministrar oxigen als microorganismes i assegurar una suspensió suficient dels portadors en suspensió. Durant el període d'aireació intermitent de 3 h, es va utilitzar un agitador per barrejar completament el sòlid-líquid (portadors microbians i aigües residuals). La temperatura de reacció es va controlar a 28 ± 1 grau mitjançant un dispositiu de control de temperatura. La configuració experimental general es mostra a la figura 1.
Tal com es mostra a la figura 1, els reactors (a) i (b) es van inocular amb sediment, amb els portadors que eren portadors suspesos i portadors elàstics, respectivament; els reactors (c) i (d) es van inocular amb fangs actius, i els portadors eren portadors suspesos i portadors elàstics, respectivament. Els paràmetres de funcionament dels quatre reactors (a) ~ (d) eren bàsicament els mateixos. El mode de funcionament era d'aireació intermitent de 3 h + 3 h amb una intensitat d'aireació que augmentava gradualment i una descàrrega de fangs intermitent. La velocitat d'aireació va ser de 3 L/min durant els dies 1-2, 2 L/min durant els dies 3-9 i 3 L/min després del dia 9. El mètode de fixació del biofilm va ser la descàrrega completa després de 2 dies de funcionament intermitent.
1.2 Materials experimentals
1.2.1 Configuració de portadors microbians
Configuració de suport elàstic: l'experiment va utilitzar una corda central resistent a la corrosió de 4 mm de diàmetre, unes 600 substàncies filamentoses fetes de polietilè d'alta densitat com a portador elàstic, que es va fixar a la part superior del reactor de biofilm i es va penjar de manera natural. L'alçada d'ompliment d'aquest suport era de 26 mm, el diàmetre del filament de 10 mm, la massa de 0,978 g/cm³, la superfície específica de 500 m²/cm⁻³, la porositat superior al 95% i la proporció d'ompliment del 60%.
Configuració de portadors suspesos: els portadors en suspensió eren substàncies granulars fetes de clorur de polivinil, unes 260 partícules, que es trobaven en estat fluiditzat durant l'aireació. El diàmetre del portador era de 150 mm, el diàmetre de partícula de 0,5 mm, la massa de 100 g/cm³, la superfície específica de 311 m²/cm⁻³, la porositat superior al 99% i la proporció d'ompliment del 60%.
1.2.2 Preparació de l'aigua experimental
L'aigua experimental es va preparar a partir de la qualitat de l'aigua del riu Mihe a la ciutat de Weifang, província de Shandong. Es van afegir contaminants comuns a l'aigua del riu Mihe, com ara KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O₆ i NaNO₂. La temperatura de l'aigua es va controlar a 7,8 graus –31,8 graus, pH a 7,01–8,66, DO a 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N a 0,35–6,51 mg/L i COD a 102–273 mg/L. També es van afegir oligoelements com Cu²⁺, Mg²⁺ i Mn²⁺ per proporcionar un bon ambient de vida per als microorganismes. Després de l'addició, les concentracions van ser: CuSO₄·5H₂O 9,68 ug/L, MgSO₄ 15,2 ug/L, MnCl₂·4H₂O 211 ug/L, FeCl₃ 5,88 ug/L, ZnSO₄·7H₂Og/9L₂9,49 ug/L CoCl₂·6H₂O 3,85 ug/L.
1.2.3 Llots Inoculats Experimentals
El sediment inoculat es va extreure del fang del riu Mihe a la ciutat de Weifang, província de Shandong, i el fang activat inoculat es va extreure del dipòsit d'aireació d'una planta de tractament d'aigües residuals a la ciutat de Weifang. El sediment inoculat es va rentar amb aigua destil·lada i es va filtrar a través d'un tamís d'acer inoxidable de 0,45 mm. El sediment i el fang activat es van col·locar respectivament a la part inferior del reactor de biofilm en una proporció d'1:10.
1.3 Mètodes d'anàlisi
1.3.1 Mètodes d'anàlisi d'indicadors de qualitat de l'aigua
Tots els mètodes d'anàlisi dels indicadors de qualitat de l'aigua de l'experiment van seguir els mètodes estàndards nacionals. El valor final de cada indicador va ser la mitjana de tres experiments. Els procediments específics de mesura són els següents:
pH, DO, T:Mesurada amb un mesurador d'oxigen dissolt Mettler-Toledo. Els passos específics van ser: assegurar-se que el comptador està en bones condicions de funcionament; mesurar el pH; mesura l'oxigen dissolt (DO); mesura la temperatura (T).
NH₄⁺-N:Mesurada pel mètode colorimètric de reactiu de Nessler. Els passos van ser: afegir una quantitat adequada de solució d'hidròxid de sodi a la mostra d'aigua per convertir NH₄⁺ en NH₃. Normalment, s'afegeix 0,2 g de NaOH per 10 ml de mostra d'aigua. Afegiu el reactiu de Nessler gota a gota a la mostra d'aigua tractada per reaccionar amb el NH₃ generat per formar un precipitat groc. Espereu de 15 a 30 minuts per a la formació completa del precipitat. Com més gran sigui el contingut de NH₄⁺-N, més fosc serà el color de la solució. Calculeu la concentració de NH₄⁺-N a partir dels resultats colorimètrics o les lectures d'absorbància.
COD:Mesurat pel mètode de digestió ràpida. Els passos van ser: afegir una quantitat adequada de la mostra d'aigua a un matràs de digestió i afegir una quantitat adequada d'àcid perclòric i àcid sulfúric per aconseguir la digestió àcida de la mostra. Assegureu-vos que el pH de la mostra sigui inferior a 2. Calefacció de la digestió: col·loqueu el matràs de digestió en un bany d'aigua a temperatura constant o un escalfador agitador, escalfeu-lo fins a ebullició i mantingueu-lo durant un període (normalment 2 hores). Refredar el matràs de digestió a temperatura ambient. Afegiu indicador: afegiu una petita quantitat de sulfur de plata com a indicador per absorbir l'àcid clorric restant. Valoració: utilitzeu Rhodamine B per a la valoració. Afegiu Rhodamine B gota a gota a la mostra fins que el color canviï de rosa a groc verd. Calcula la concentració de COD.
1.3.2 Mètode d'anàlisi de les característiques del biofilm
La quantitat de biofilm es va determinar pel mètode d'ompliment. El contingut de polisacàrids i el contingut de proteïnes es van determinar mitjançant el mètode de destil·lació d'àcid nítric i el mètode Coomassie Brilliant Blue utilitzant albúmina sèrica bovina com a estàndard, respectivament. La suma dels dos era el contingut EPS. El contingut d'EPS es va utilitzar com a indicador per a l'anàlisi de les característiques del biofilm. L'experiment va analitzar principalment el paper de l'EPS en l'agregació de cèl·lules microbianes. Es van pesar mostres de biofilm abans i després de l'eliminació de l'EPS i es va afegir una solució de NaCl al 0, 9% per preparar una suspensió. El valor OD₆₀₀ de la suspensió es va ajustar a 0,6 en un espectrofotòmetre. Es va col·locar una quantitat adequada de suspensió en un tub de centrífuga de 5 ml i es van prendre 3 ml del sobrenedant cada 1 h per mesurar OD₆₀₀. El percentatge d'agregació de cèl·lules microbianes en el temps t es va calcular segons la fórmula.
El procés d'agregació va seguir una equació cinètica de primer ordre.
2 RESULTATS I DISCUSSIÓ
2.1 Anàlisi de la qualitat de les aigües residuals durant l'inici de l'acoblament de biofilm amb diferents transportistes
Segons els paràmetres de funcionament, es van iniciar els reactors i es van provar les concentracions de NH₄⁺-N i DQO a les aigües residuals segons els procediments per comparar el rendiment d'eliminació de NH₄⁺-N i DQO amb diferents fonts d'inoculació i diferents portadors.
A la figura 2 (a), es pot veure que d'acord amb l'eficiència d'eliminació de NH₄⁺-N, el procés d'inici de la fixació del biofilm es va dividir en tres etapes: adaptació, creixement ràpid i estabilització. Durant el procés de posada en marxa, l'eficiència d'adhesió del biofilm dels portadors suspesos i elàstics inoculats amb fang actiu va ser millor que la dels portadors inoculats amb sediment. Entre ells, el reactor (b) va aconseguir una unió de biofilm amb èxit el dia 12, mentre que el reactor (a) va ser lleugerament més lent. A causa dels seus avantatges estructurals, el portador elàstic requeria un temps més curt per a la fixació del biofilm, mentre que el portador suspès, a causa del seu material, era més propens a la separació del biofilm, reduint l'eficiència de la fixació. Això indica que els abundants microorganismes actius en els fangs actius van millorar l'eficiència de posada en marxa de la fixació del biofilm.
A la figura 2 (b), es pot veure que les taxes d'eliminació de COD dels reactors (a) ~ (d) primer van augmentar i després es van estabilitzar. Entre ells, el reactor (b) va aconseguir un 80% d'eliminació més ràpid que (a), mentre que tant (c) com (d) es van estabilitzar per sobre del 80% el dia 9. Això es deu al fet que la forta capacitat d'adsorció i l'estructura de xarxa reticulada del portador elàstic van augmentar l'àrea de contacte entre els microorganismes i les aigües residuals, millorant l'eficiència d'intercepció de la matèria orgànica. A més, l'adhesivitat i la riquesa dels fangs activats també van millorar l'eliminació del DQO.
2.2 Anàlisi de la influència de diferents factors en el rendiment del biofilm
A partir dels resultats de l'anàlisi anterior, el biofilm format pel reactor (d) (inoculat amb fang activat i transportador elàstic), que va tenir el millor efecte d'eliminació de contaminants, es va seleccionar com a biofilm per a experiments posteriors per analitzar més la influència de diferents factors en el rendiment del biofilm. Els resultats es mostren a la figura 3.
2.2.1 DO
La temperatura de l'aigua experimental es va establir en 26-28 graus, pH 6,8-7,2 i el cabal d'aigua 7,8-8,1 L/min. Es van comparar les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD a mesura que la concentració de DO augmentava d'1, 5 mg / L a 4, 5 mg / L, tal com es mostra a la figura 3 (a).
A la figura 3 (a), es pot veure que a mesura que augmentava la concentració de DO, augmentaven les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD. Quan el DO era d'1,5 mg/L, les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD eren d'uns 34% i 48%, respectivament. En aquest moment, la massa d'aigua es trobava en un estat anòxic, amb una transferència insuficient d'oxigen al biofilm, la qual cosa dificultava el creixement dels bacteris nitrificants, donant lloc a baixes taxes d'eliminació. Aleshores, a mesura que el DO augmentava a 3,5 mg/L, ambdues taxes d'eliminació van augmentar significativament i, a partir de llavors, el canvi es va aplanar gradualment. És a dir, després que el DO superés els 3,5 mg/L, el DO ja no era un factor clau que afectava l'eliminació de NH₄⁺-N i DQO.
2.2.2 pH
La temperatura de l'aigua experimental es va establir en 26 graus -28 graus, el cabal d'aigua 7,8-8,1 L/min i es van utilitzar HCl i NaHCO₃ per ajustar el pH. Les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i DQO es van comparar a mesura que el pH augmentava de 6 a 9. Es pot veure que a mesura que augmentava el pH, les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i DQO primer van augmentar i després van disminuir, ambdues arribant a un màxim a pH 7. El pH afecta significativament els bacteris nitrificants. El pH òptim per al creixement dels bacteris nitrificants és de 7,5–8,0 i la seva activitat és més forta a pH 7,0–7,8. Més enllà d'aquest rang, la seva activitat disminueix bruscament, provocant una disminució de les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD, d'acord amb la figura.
2.2.3 Velocitat del flux d'aigua
La temperatura de l'aigua experimental es va establir en 26-28 graus, pH 6,8-7,2, DO 3,5-4,5 mg/L. Es van comparar les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD a mesura que la velocitat del flux d'aigua augmentava de 6,5 L/min a 9,5 L/min. Es pot veure que abans que la velocitat del flux arribés als 8,0 L/min, les taxes d'eliminació augmentaven amb l'augment de la velocitat del flux, arribant a un màxim de 8,0 L/min, i després van començar a disminuir. Això es deu al fet que una velocitat de flux adequada afavoreix el moviment de l'aigua, accelerant el transport de substàncies i oxigen al biofilm, però una velocitat de flux excessivament alta afecta el biofilm, provocant una certa pèrdua de biofilm, afectant així l'eficiència del tractament.
2.2.4 Càrrega COD
La temperatura de l'aigua experimental es va establir a 26 graus -28 graus, DO 3,5 mg/L, pH 7, velocitat de flux d'aigua 8 L/min. Es van comparar les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD a mesura que la càrrega de COD va augmentar de 15 g/m²·d a 30 g/m²·d. Es pot veure que quan la càrrega de DQO augmentava de 15 g/m²·d a 30 g/m²·d, les taxes d'eliminació van augmentar ràpidament i després es van estabilitzar gradualment, assolint un màxim amb una càrrega de DQO de 25 g/m²·d. En aquest punt, la taxa d'eliminació de NH₄⁺-N era propera al 90% i la taxa d'eliminació de COD superava el 90%. Quan la càrrega de COD va superar els 25 g/m²·d, augmentar encara més la càrrega no va canviar significativament les taxes d'eliminació. La càrrega de COD òptima per al biofilm utilitzat a l'experiment va ser de 25 g/m²·d.
2.2.5 Relació C/N d'influència
La temperatura de l'aigua experimental es va establir a 26 graus -28 graus, DO 3,5 mg/L, pH 7, velocitat de flux d'aigua 8 L/min. Les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i COD es van comparar amb proporcions C/N influents de 5,3, 10,2 i 14,6, amb els resultats que es mostren a la figura 3 (e).
A la figura 3 (e), es pot veure que quan la relació C/N influent era de 5, 3, el biofilm va aconseguir una bona taxa d'eliminació de NH₄⁺-N del 90%, però la taxa d'eliminació de COD era baixa. Això es deu al fet que una baixa relació C/N afavoreix el creixement de bacteris nitrificants autòtrofs, fent-los competir més fortament per nutrients i DO que els bacteris nitrificants heteròtrofs, donant lloc a un desequilibri entre bacteris nitrificants heteròtrofs i autòtrofs, donant lloc a una mala eliminació de DQO. Quan la relació C/N influent era de 10, 2, el biofilm va aconseguir taxes d'eliminació relativament altes tant per a NH₄⁺-N com per a DQO, perquè en aquesta condició, els bacteris nitrificants heteròtrofs i autòtrofs van créixer en equilibri i l'eficiència de purificació del biofilm va ser alta. Quan la relació C/N de l'influent era de 14,6, la taxa d'eliminació de DQO era alta, superant el 90%, però la taxa d'eliminació de NH₄⁺-N va baixar bruscament fins a només un 65%. Per tant, en seleccionar la relació C/N influent, s'han de tenir en compte les eficiències d'eliminació de NH₄⁺-N i COD.
3 CONCLUSIÓ
Per millorar l'efecte del tractament de la contaminació de l'aigua, es va proposar un mètode de tractament de bioaugment per a la contaminació de l'aigua urbana basat en biofilm. Es va construir un reactor de biofilm per comparar el rendiment d'inici de la fixació de biofilm amb diferents fonts d'inoculació i diferents portadors, així com els efectes del DO, el pH, la velocitat del flux d'aigua, la càrrega de COD i la relació C/N influent sobre l'eficiència del tractament d'aigües residuals del biofilm. L'anàlisi va demostrar que el biofilm portador elàstic inoculat amb fangs activats tenia taxes d'eliminació més altes de NH₄⁺-N i DQO, aconseguint un millor rendiment del tractament. A més, quan la concentració de DO es va mantenir a 3, 5 mg / L, el pH es va controlar dins del rang adequat de 7, 0 a 7, 8, la velocitat del flux d'aigua es va estabilitzar a 8, 0 L / min, la càrrega de COD a 25 g / m² · d i la relació C / N de l'influent ajustada a 10, 2, el biofilm va mostrar l'efecte òptim d'eliminació de contaminants. En resum, el mètode de tractament de bioaugment per a la contaminació de l'aigua urbana basat en biofilm mostra avantatges i potencials significatius. La generació de biofilm adaptat a les condicions locals per al tractament de la contaminació de l'aigua urbana proporciona idees per millorar la contaminació de l'aigua urbana i mantenir l'equilibri ecològic urbà.