導入
都市化の加速に伴い公害問題が顕在化しており、その中でも都市下水は大きな問題となっている。工業生産や日常生活から発生する廃水は、河川や水源を深刻に汚染するだけでなく、人間の健康や生態環境に大きな脅威を与えます。したがって、都市の健全な発展を図るためには、都市下水処理の質の向上が喫緊の課題となっている。
従来の化学処理方法は、不適切に運用されると、容易に二次汚染を引き起こし、汚染されていない水域の自然構造を変化させる可能性があります。対照的に、都市下水処理の新たな手段としてのバイオフィルムに基づくバイオオーグメンテーション技術は、独特の利点を示しています。この技術は二次汚染を回避できるだけでなく、簡単な操作とリアルタイム処理という特徴もあります。-さらに重要なのは、バイオオーグメンテーション技術は汚染物質の濃度や塩分による影響が少なく、悪条件下でも高い活性を維持し、有毒廃水を処理する際に汚染物質の移動を引き起こさないことです。
しかし、バイオフィルムの実際の治療効果は多くの要因に影響され、その中でもキャリアの種類が重要な要因の 1 つです。担体が異なれば、バイオフィルムの成長とパフォーマンスに異なる影響を及ぼします。したがって、水質汚染処理におけるバイオオーグメンテーション技術の有効性を向上させるには、適切な担体を選択することが重要です。この目的を達成するために、この論文は、環境保護工学における都市水汚染のバイオオーグメンテーション処理方法について実験を通じて詳細な分析と研究を実施し、最適なキャリアの種類と操作条件を見つけ、都市水汚染処理に対するより効果的な技術サポートを提供することを目的としています。-
1 実験材料と実験方法
1.1 実験のセットアップ
実験では、寸法 20 cm x 50 cm、有効容積 6.85 L のプレキシガラス製バイオフィルム反応器を使用しました。曝気装置は酸素増加ポンプであり、その主な機能は微生物に酸素を供給し、浮遊担体の十分な懸濁を確保することでした。 3 時間の断続的な曝気期間中、スターラーを使用して固体-}液体 (微生物担体と下水) を完全に混合しました。反応温度は温度制御装置を用いて２８±１℃に制御した。全体的な実験セットアップを図 1 に示します。
図 1 に示すように、反応器 (a) と (b) には沈殿物が接種され、担体はそれぞれ懸濁担体と弾性担体でした。反応器（ｃ）および（ｄ）には、それぞれ懸濁担体および弾性担体である活性汚泥を接種した。 ４つの反応器（ａ）〜（ｄ）の運転パラメータは基本的に同じであった。運転モードは、ばっ気強度を徐々に増加させた 3 時間 + 3 時間の間欠ばっ気と断続的な汚泥排出でした。通気量は、1 ～ 2 日目は 3 L/min、3 ～ 9 日目は 2 L/min、9 日目以降は 3 L/min でした。バイオフィルム付着方法は、2 日間の間欠運転後の完全排出でした。
1.2 実験材料
1.2.1 微生物運搬体の構成
弾性担体の構成: 実験では、弾性担体として直径 4 mm の耐食性中央ロープ、高密度ポリエチレン製の約 600 本の糸状物質を使用しました。-、バイオフィルム リアクターの上部に固定され、自然に吊り下げられました。この担体の充填高さは２６ｍｍ、フィラメント直径は１０ｍｍ、質量は０．９７８ｇ／ｃｍ3、比表面積は５００ｍ2／ｃｍ3、気孔率は９５％以上、充填率は６０％であった。
懸濁担体の構成：懸濁担体は、約２６０個の粒子からなるポリ塩化ビニル製の粒状物質であり、エアレーション時に流動状態となっている。担体の直径は１５０ｍｍ、粒子直径は０．５ｍｍ、質量は１００ｇ／ｃｍ3、比表面積は３１１ｍ2／ｃｍ3、気孔率は９９％以上、充填率は６０％であった。
1.2.2 実験水の調製
実験水は山東省濰坊市の美河川の水質をもとに調製した。 KNO3、NH4Cl、C6H12O6、NaNO2 などの美河水の一般的な汚染物質が追加されました。水温は 7.8 ～ 31.8 度、pH は 7.01 ～ 8.66、DO は 6.46 ～ 11.35 mg/L、NH₄⁺-N は 0.35 ～ 6.51 mg/L、COD は 102 ～ 273 mg/L に制御されました。微生物の良好な生息環境を提供するために、Cu2⁺、Mg2⁺、Mn2⁺などの微量元素も添加されています。添加後の濃度は、CuSO4・5H2O 9.68ug/L、MgSO4 15.2ug/L、MnCl2・4H2O 211ug/L、FeCl3 5.88ug/L、ZnSO4・7H2O 9.49ug/L、 CoCl₂・6H₂O 3.85 μg/L。
1.2.3 実験用接種汚泥
接種された堆積物は山東省濰坊市の美河川泥から採取され、接種された活性汚泥は濰坊市の下水処理場の曝気タンクから採取されました。接種された沈殿物を蒸留水で洗浄し、0.45 mmのステンレス鋼の篩を通して濾過した。生物膜反応器の底部には、沈殿物と活性汚泥をそれぞれ１：１０の割合で敷設した。
1.3 分析方法
1.3.1 水質指標の分析方法
実験におけるすべての水質指標分析方法は国家標準方法に準拠しました。各指標の最終値は 3 回の実験の平均でした。具体的な測定手順は以下の通りです。
pH、DO、T:メトラー-トレド溶存酸素計を使用して測定。具体的な手順は次のとおりです。メーターが良好な動作状態にあることを確認します。 pHを測定する。溶存酸素 (DO) を測定します。温度（T）を測定します。
NH₄⁺-N:ネスラー試薬比色法により測定。手順は次のとおりです。適切な量の水酸化ナトリウム溶液を水サンプルに加えて、NH4+ を NH3 に変換します。通常、水サンプル 10 mL あたり 0.2 g の NaOH が添加されます。ネスラー試薬を処理水サンプルに滴下すると、生成した NH3 と反応して黄色の沈殿物が生成します。完全な沈殿物が形成されるまで 15 ～ 30 分間待ちます。 NH₄⁺-N 含有量が多いほど、溶液の色は暗くなります。比色結果または吸光度の測定値に基づいて、NH₄⁺-N 濃度を計算します。
代金引換：急速消化法により測定。手順は次のとおりです。適量の水サンプルを消化フラスコに加え、適量の過塩素酸と硫酸を加えてサンプルの酸性消化を行います。サンプルの pH が 2 未満であることを確認します。 加熱消化: 消化フラスコを恒温ウォーターバスまたはシェーカーヒーターに置き、沸騰するまで加熱し、一定期間 (通常 2 時間) 維持します。消化フラスコを室温まで冷却します。指示薬の添加：残留塩素酸を吸収するため、指示薬として少量の硫化銀を添加します。滴定: 滴定にはローダミン B を使用します。色がピンクから黄緑色に変わるまで、ローダミン B をサンプルに滴下します。- COD濃度を計算します。
1.3.2 バイオフィルムの特性解析方法
バイオフィルム量は充填法により測定した。多糖類含有量とタンパク質含有量は、それぞれ硝酸-蒸留法とウシ血清アルブミンを標準として用いたクーマシーブリリアントブルー法によって測定しました。 2 つの合計が EPS コンテンツになります。 EPS含有量はバイオフィルム特性分析の指標として使用されました。実験では主に微生物細胞の凝集におけるEPSの役割を分析した。 EPS除去前後のバイオフィルムサンプルの重量を量り、0.9% NaCl溶液を加えて懸濁液を調製した。懸濁液のＯＤ600値を分光光度計で０．６に調整した。適量の懸濁液を５ｍＬ遠心管に入れ、１時間ごとに３ｍＬの上清を採取してＯＤ600を測定した。時間ｔにおける微生物細胞の凝集率を式に従って計算した。
凝集プロセスは一次運動方程式に従いました。-
2 結果と考察
2.1 さまざまな運送業者によるバイオフィルム付着開始時の下水質の分析-
運転パラメータに従って反応器を始動し、異なる接種源および異なる担体によるNH4+-NおよびCODの除去性能を比較するための手順に従って、下水中のNH4⁺-NおよびCOD濃度を試験した。
図 2(a) から、NH4⁺-N 除去効率に従って、バイオフィルムの付着開始プロセスが適応、急速な成長、安定化の 3 つの段階に分かれていることがわかります。-。立ち上げプロセス中、活性汚泥を接種した浮遊弾性担体のバイオフィルム付着効率は、沈殿物を接種した担体のバイオフィルム付着効率よりも優れていました。それらのうち、リアクター (b) は 12 日目にバイオフィルムの付着に成功しましたが、リアクター (a) はわずかに遅かったです。構造上の利点により、弾性担体はバイオフィルムの付着に必要な時間が短縮されましたが、懸濁担体はその材質によりバイオフィルムが剥離しやすく、付着効率が低下しました。これは、活性汚泥中に豊富に存在する活性微生物が生物膜付着の開始効率を向上させたことを示しています。-
図 2(b) から、反応器 (a) ～ (d) の COD 除去率が最初に増加し、その後安定したことがわかります。このうち、リアクター (b) は (a) よりも早く 80% の除去率に達しましたが、(c) と (d) はいずれも 9 日目に 80% 以上で安定しました。これは、弾性担体の強力な吸着能力と架橋網目構造により、微生物と下水の接触面積が増加し、有機物の遮断効率が向上したためです。また、活性汚泥の粘着性と濃厚性によりCOD除去効果も向上しました。
2.2 バイオフィルムの性能に対するさまざまな要因の影響の分析
上記の分析結果に基づいて、最高の汚染物質除去効果を示した反応器 (d) によって形成されたバイオフィルム (活性汚泥と弾性担体を接種) が、バイオフィルムの性能に対するさまざまな要因の影響をさらに分析するためのその後の実験のバイオフィルムとして選択されました。結果を図 3 に示します。
2.2.1 実行すること
実験水温は 26 ～ 28 度、pH 6.8 ～ 7.2、水流量は 7.8 ～ 8.1 L/min に設定しました。図 3(a) に示すように、DO 濃度が 1.5 mg/L から 4.5 mg/L に増加するにつれて、NH4+-N と COD の除去率が比較されました。
図 3(a) から、DO 濃度が増加するにつれて、NH4+-N および COD の除去率が増加することがわかります。 DO が 1.5 mg/L の場合、NH4+-N と COD の除去率はそれぞれ約 34% と 48% でした。この時点では水域は酸素欠乏状態にあり、バイオフィルムへの酸素の伝達が不十分なため、硝化細菌が増殖しにくく、除去率が低下していました。その後、DO が 3.5 mg/L まで増加すると、両方の除去率が大幅に増加し、その後、変化は徐々に平坦になりました。つまり、DO が 3.5 mg/L を超えると、DO はもはや NH₄⁺-N と COD 除去に影響を与える重要な要素ではなくなりました。
2.2.2 pH
実験水温は 26 度〜 28 度、水流量は 7.8 〜 8.1 L/min に設定され、pH の調整には HCl と NaHCO3 が使用されました。 pH を 6 から 9 に増加させたときの NH4+-N と COD の除去率を比較しました。pH が増加するにつれて、NH4+-N と COD の除去率は最初に増加し、その後減少し、両方とも pH 7 で最大に達することがわかります。pH は硝化細菌に大きな影響を与えます。硝化細菌の増殖に最適な pH は 7.5 ～ 8.0 で、その活性は pH 7.0 ～ 7.8 で最も強くなります。この範囲を超えると、その活性は急激に低下し、図と一致して、NH₄⁺-N および COD 除去率の低下につながります。
2.2.3 水の流速
実験水温は 26 ～ 28 度、pH 6.8 ～ 7.2、DO 3.5 ～ 4.5 mg/L に設定しました。水の流速を 6.5 L/min から 9.5 L/min に増加させたときの NH4+-N および COD 除去率を比較しました。流速が 8.0 L/min に達する前に、除去速度は流速の増加とともに増加し、8.0 L/min で最大値に達し、その後減少し始めたことがわかります。これは、流速が適切であれば水の移動が促進され、生物膜への物質や酸素の輸送が促進されるが、流速が高すぎると生物膜に影響を与え、生物膜の一部が失われ、処理効率に影響を与えるためである。
2.2.4 COD負荷
実験水温は 26 度～28 度、DO 3.5 mg/L、pH 7、水流速 8 L/min に設定しました。 COD負荷を15 g/m2・dから30 g/m2・dに増加させたときのNH4+-NとCODの除去率を比較しました。 COD 負荷が 15 g/m2・d から 30 g/m2・d に増加すると、除去率は急速に増加し、その後徐々に安定し、COD 負荷 25 g/m2・d で最大に達することがわかります。この時点で、NH₄⁺-N 除去率は 90% 近くになり、COD 除去率も 90% を超えました。 COD 負荷が 25 g/m²・d を超えると、負荷をさらに増加しても除去率は大きく変化しませんでした。実験で使用したバイオフィルムの最適 COD 負荷は 25 g/m²・d でした。
2.2.5 流入水の C/N 比
実験水温は 26 度～28 度、DO 3.5 mg/L、pH 7、水流速 8 L/min に設定しました。 NH4+-N と COD の除去率を流入 C/N 比 5.3、10.2、14.6 で比較し、結果を図 3(e) に示します。
図 3(e) から、流入水の C/N 比が 5.3 の場合、バイオフィルムは 90% という良好な NH4⁺-N 除去率を達成しましたが、COD 除去率は低かったことがわかります。これは、C/N比が低いと独立栄養硝化菌の増殖が有利となり、従属栄養硝化菌よりも栄養分やDOの奪い合いが強くなり、従属栄養硝化菌と独立栄養硝化菌のバランスが崩れ、COD除去率が低下するためです。流入水の C/N 比が 10.2 の場合、バイオフィルムは NH4+-N と COD の両方に対して比較的高い除去率を達成しました。これは、この条件では従属栄養性硝化菌と独立栄養性硝化菌がバランスよく増殖し、バイオフィルムの浄化効率が高かったためです。流入水のC/N比が14.6の場合、COD除去率は90%を超えて高いが、NH₄⁺-N除去率は65%程度にまで急激に低下した。したがって、流入水の C/N 比を選択するときは、NH₄⁺-N と COD の除去効率の両方を考慮する必要があります。
3 結論
水質汚濁処理の効果を向上させるために、バイオフィルムに基づく都市水質汚濁に対するバイオオーグメンテーション処理法が提案された。バイオフィルムリアクターは、異なる接種源および異なる担体によるバイオフィルム付着の開始性能を比較するとともに、DO、pH、水流速、COD負荷、および流入水のC/N比がバイオフィルムの下水処理効率に及ぼす影響を比較するために構築されました。{1}分析の結果、活性汚泥を接種した弾性担体バイオフィルムはNH4⁺-NとCODの除去率が高く、より優れた処理性能を達成できることが示されました。さらに、DO 濃度を 3.5 mg/L に維持し、pH を 7.0 ～ 7.8 の適切な範囲に制御し、水流速を 8.0 L/min で安定させ、COD 負荷量を 25 g/m2・d に調整し、流入水の C/N 比を 10.2 に調整した場合、バイオフィルムは最適な汚染物質除去効果を発揮しました。要約すると、バイオフィルムに基づく都市水汚染に対するバイオオーグメンテーション処理方法は、大きな利点と可能性を示しています。都市の水汚染処理のために地域の条件に合わせたバイオフィルムを生成することは、都市の水汚染を改善し、都市の生態学的バランスを維持するためのアイデアを提供します。