ÚVOD
Zrýchľovanie urbanizácie spôsobuje, že problémy so znečistením sú čoraz výraznejšie, medzi ktorými sa hlavným problémom stala mestská odpadová voda. Odpadové vody vznikajúce pri priemyselnej výrobe a každodennom živote nielenže vážne znečisťujú rieky a vodné zdroje, ale predstavujú aj veľkú hrozbu pre ľudské zdravie a ekologické prostredie. Preto sa zlepšenie kvality čistenia mestských odpadových vôd s cieľom zabezpečiť zdravý rozvoj miest stalo naliehavým problémom, ktorý treba vyriešiť.
Tradičné metódy chemického čistenia, ak sa používajú nesprávne, môžu ľahko spôsobiť sekundárne znečistenie a zmeniť prirodzenú štruktúru neznečistených vodných útvarov. Naproti tomu technológia bioaugmentácie založená na biofilme, ako nový spôsob čistenia mestských odpadových vôd, vykazuje jedinečné výhody. Táto technológia dokáže nielen zabrániť sekundárnemu znečisteniu, ale má aj vlastnosti jednoduchej prevádzky a úpravy v reálnom čase. Dôležitejšie je, že technológia bioaugmentácie je menej ovplyvnená koncentráciou znečisťujúcich látok a slanosťou, zachováva si vysokú aktivitu aj za nepriaznivých podmienok a nespôsobuje prenos znečisťujúcich látok pri čistení toxických odpadových vôd.
Skutočný liečebný efekt biofilmu je však ovplyvnený mnohými faktormi, medzi ktoré patrí typ nosiča jedným z kľúčových faktorov. Rôzne nosiče majú rôzne účinky na rast a výkonnosť biofilmu. Preto je výber vhodných nosičov kľúčový pre zlepšenie účinnosti bioaugmentačnej technológie pri úprave znečistenia vody. Na tento účel tento dokument vykonáva hĺbkovú analýzu a výskum metódy bioaugmentácie na úpravu znečistenia mestských vôd v inžinierstve ochrany životného prostredia prostredníctvom experimentov s cieľom nájsť najlepší typ nosiča a prevádzkové podmienky a poskytnúť efektívnejšiu technickú podporu pri úprave znečistenia mestských vôd.
1 EXPERIMENTÁLNE MATERIÁLY A METÓDY
1.1 Experimentálne nastavenie
Na experiment bol použitý plexisklový biofilmový reaktor s rozmermi 20 cm x 50 cm a efektívnym objemom 6,85 L. Prevzdušňovacím zariadením bolo čerpadlo zvyšujúce kyslík, ktorého hlavnou funkciou bolo zásobovanie mikroorganizmami kyslíkom a zabezpečenie dostatočnej suspenzie suspendovaných nosičov. Počas 3-hodinového prerušovaného prevzdušňovania sa použilo miešadlo na úplné premiešanie tuhej látky s kvapalinou (mikrobiálne nosiče a odpadová voda). Reakčná teplota sa regulovala na 28 ± 1 stupeň pomocou zariadenia na kontrolu teploty. Celkové experimentálne usporiadanie je znázornené na obrázku 1.
Ako je znázornené na obrázku 1, reaktory (a) a (b) boli naočkované sedimentom, pričom nosičmi boli suspendované nosiče a elastické nosiče, v danom poradí; reaktory (c) a (d) boli naočkované aktivovaným kalom, pričom nosičmi boli suspendované nosiče a elastické nosiče. Prevádzkové parametre štyroch reaktorov (a) až (d) boli v podstate rovnaké. Prevádzkový režim bol 3 h + 3 h prerušované prevzdušňovanie s postupne sa zvyšujúcou intenzitou prevzdušňovania a prerušovaným vypúšťaním kalu. Rýchlosť prevzdušňovania bola 3 l/min počas 1. až 2. dňa, 2 l/min. počas 3. až 9. dňa a 3 l/min. po 9. dni. Metódou pripojenia biofilmu bolo úplné vybitie po 2 dňoch prerušovanej prevádzky.
1.2 Experimentálne materiály
1.2.1 Konfigurácia mikrobiálnych nosičov
Konfigurácia elastického nosiča: V experimente sa použilo centrálne lano odolné voči korózii s priemerom 4 mm a asi 600 vláknitých látok vyrobených z polyetylénu s vysokou hustotou ako elastický nosič, ktorý bol pripevnený na vrchu biofilmového reaktora a prirodzene visel. Výška plnenia tohto nosiča bola 26 mm, priemer vlákna 10 mm, hmotnosť 0,978 g/cm3, špecifický povrch 500 m2/cm-3, pórovitosť väčšia ako 95 % a pomer plnenia 60 %.
Konfigurácia suspendovaného nosiča: Suspendované nosiče boli granulované látky vyrobené z polyvinylchloridu, asi 260 častíc, ktoré boli počas prevzdušňovania vo fluidnom stave. Priemer nosiča bol 150 mm, priemer častíc 0,5 mm, hmotnosť 100 g/cm3, špecifický povrch 311 m2/cm-3, pórovitosť väčšia ako 99 % a pomer plnenia 60 %.
1.2.2 Príprava experimentálnej vody
Experimentálna voda bola pripravená na základe kvality vody z rieky Mihe v meste Weifang v provincii Shandong. Do vody v rieke Mihe boli pridané bežné znečisťujúce látky, ako KNO3, NH4Cl, C6H12O₆ a NaNO₂. Teplota vody bola kontrolovaná na 7,8 stupňa – 31,8 stupňa, pH na 7,01 – 8,66, DO na 6,46 – 11,35 mg/l, NH₄⁺-N na 0,35 – 6,51 mg/l a CHSK na 102 – 273 mg/l. Stopové prvky ako Cu2+, Mg2+ a Mn2+ boli tiež pridané, aby poskytli dobré životné prostredie pre mikroorganizmy. Po pridaní boli koncentrácie: CuSO4.5H20 9,68 ug/l, MgS04 15,2 ug/l, MnCl2.4H20 211 ug/l, FeCl3 5,88 ug/l, ZnSO4.7H,49 ug/l CoCl2.6H20 3,85 ug/l.
1.2.3 Experimentálny naočkovaný kal
Naočkovaný sediment bol odobratý z bahna rieky Mihe v meste Weifang v provincii Shandong a naočkovaný aktivovaný kal bol odobratý z prevzdušňovacej nádrže čistiarne odpadových vôd v meste Weifang. Naočkovaný sediment sa premyl destilovanou vodou a prefiltroval cez 0,45 mm sito z nehrdzavejúcej ocele. Sediment a aktivovaný kal boli uložené na dne biofilmového reaktora v pomere 1:10.
1.3 Metódy analýzy
1.3.1 Metódy analýzy indikátora kvality vody
Všetky metódy analýzy indikátorov kvality vody v experimente sa riadili národnými štandardnými metódami. Konečná hodnota každého ukazovateľa bola priemerom troch experimentov. Konkrétne postupy merania sú nasledovné:
pH, DO, T:Merané pomocou Mettler-Toledo merača rozpusteného kyslíka. Konkrétne kroky boli: zabezpečiť, aby bol merač v dobrom prevádzkovom stave; merať pH; merať rozpustený kyslík (DO); merať teplotu (T).
NH₄⁺-N:Merané Nesslerovou kolorimetrickou metódou s činidlom. Kroky boli: pridanie vhodného množstva roztoku hydroxidu sodného do vzorky vody, aby sa premenil NH4+ na NH3. Typicky sa pridá 0,2 g NaOH na 10 ml vzorky vody. Pridajte Nesslerovo činidlo po kvapkách do upravenej vzorky vody, aby reagovalo s vytvoreným NH3 za vzniku žltej zrazeniny. Počkajte 15–30 minút, kým sa úplne nevytvorí zrazenina. Čím vyšší je obsah NH₄⁺-N, tým je farba roztoku tmavšia. Vypočítajte koncentráciu NH₄⁺-N na základe kolorimetrických výsledkov alebo hodnôt absorbancie.
COD:Merané metódou rýchleho trávenia. Kroky boli: pridanie vhodného množstva vzorky vody do vyhnívacej banky a pridanie vhodného množstva kyseliny chloristej a kyseliny sírovej na dosiahnutie kyslého rozkladu vzorky. Ubezpečte sa, že pH vzorky je nižšie ako 2. Digescia teplom: umiestnite digesčnú banku do vodného kúpeľa s konštantnou teplotou alebo do ohrievača na trepačke, zahrejte do varu a udržiavajte po určitú dobu (zvyčajne 2 hodiny). Tráviaca banka sa ochladí na izbovú teplotu. Pridajte indikátor: pridajte malé množstvo sulfidu strieborného ako indikátor na absorbovanie zostávajúcej kyseliny chlórovej. Titrácia: na titráciu použite rodamín B. Do vzorky pridávajte po kvapkách rodamín B, kým sa farba nezmení z ružovej na žltozelenú. Vypočítajte koncentráciu CHSK.
1.3.2 Metóda analýzy charakteristík biofilmu
Množstvo biofilmu bolo stanovené metódou plnenia. Obsah polysacharidov a obsah proteínov boli stanovené metódou destilácie s kyselinou dusičnou a metódou Coomassie Brilliant Blue s použitím hovädzieho sérového albumínu ako štandardu. Súčet týchto dvoch bol obsah EPS. Obsah EPS bol použitý ako indikátor pre analýzu charakteristík biofilmu. Experiment analyzoval najmä úlohu EPS pri agregácii mikrobiálnych buniek. Vzorky biofilmu pred a po odstránení EPS boli odvážené a na prípravu suspenzie bol pridaný 0,9% roztok NaCl. Hodnota OD600 suspenzie bola upravená na 0,6 na spektrofotometri. Príslušné množstvo suspenzie sa umiestnilo do 5 ml centrifugačnej skúmavky a každú 1 hodinu sa odoberali 3 ml supernatantu na meranie OD600. Percento agregácie mikrobiálnych buniek v čase t sa vypočítalo podľa vzorca.
Proces agregácie sa riadil kinetickou rovnicou prvého poriadku.
2 VÝSLEDKY A DISKUSIA
2.1 Analýza kvality odpadových vôd počas spustenia pripojenia biofilmu s rôznymi nosičmi
Podľa prevádzkových parametrov boli reaktory spustené a koncentrácie NH4⁺-N a CHSK v odpadových vodách boli testované podľa postupov na porovnanie účinnosti odstraňovania NH4⁺-N a CHSK s rôznymi zdrojmi očkovania a rôznymi nosičmi.
Z obrázku 2(a) je možné vidieť, že podľa účinnosti odstraňovania NH4⁺-N bol proces spustenia pripojenia biofilmu rozdelený do troch etáp: adaptácia, rýchly rast a stabilizácia. Počas procesu spúšťania bola účinnosť prichytenia biofilmu u suspendovaných a elastických nosičov naočkovaných aktivovaným kalom lepšia ako u nosičov naočkovaných sedimentom. Spomedzi nich reaktor (b) dosiahol úspešné pripojenie biofilmu v deň 12, zatiaľ čo reaktor (a) bol o niečo pomalší. Vďaka svojim štrukturálnym výhodám elastický nosič vyžadoval kratší čas na pripojenie biofilmu, zatiaľ čo zavesený nosič bol vďaka svojmu materiálu náchylnejší na oddelenie biofilmu, čím sa znížila účinnosť pripojenia. To naznačuje, že hojné aktívne mikroorganizmy v aktivovanom kale zlepšili počiatočnú účinnosť pripojenia biofilmu.
Z obrázku 2(b) je možné vidieť, že rýchlosti odstraňovania CHSK v reaktoroch (a)~(d) sa najskôr zvýšili a potom sa stabilizovali. Spomedzi nich reaktor (b) dosiahol 80% odstránenie rýchlejšie ako (a), zatiaľ čo (c) aj (d) sa stabilizovali nad 80% v deň 9. Je to preto, že silná adsorpčná kapacita a zosieťovaná sieťová štruktúra elastického nosiča zvýšila kontaktnú plochu medzi mikroorganizmami a odpadovými vodami, čím sa zlepšila účinnosť zachytávania organickej hmoty. Okrem toho priľnavosť a bohatosť aktivovaného kalu tiež zlepšila odstraňovanie CHSK.
2.2 Analýza vplyvu rôznych faktorov na výkonnosť biofilmu
Na základe vyššie uvedených výsledkov analýzy bol biofilm vytvorený reaktorom (d) (naočkovaný aktivovaným kalom a elastickým nosičom), ktorý mal najlepší účinok na odstránenie znečisťujúcich látok, vybraný ako biofilm pre následné experimenty na ďalšiu analýzu vplyvu rôznych faktorov na výkonnosť biofilmu. Výsledky sú znázornené na obrázku 3.
2.2.1 Urobte
Experimentálna teplota vody bola nastavená na 26 až 28 stupňov, pH 6,8 až 7,2 a prietok vody 7,8 až 8,1 l/min. Rýchlosti odstraňovania NH4-N a CHSK sa porovnávali, keď sa koncentrácia DO zvýšila z 1,5 mg/l na 4,5 mg/l, ako je znázornené na obrázku 3(a).
Z obrázku 3(a) je možné vidieť, že so zvyšujúcou sa koncentráciou DO sa zvyšovali rýchlosti odstraňovania NH4+-N a CHSK. Keď DO bola 1,5 mg/l, rýchlosť odstraňovania NH4+-N bola asi 34 % a CHSK 48 %. V tomto čase bol vodný útvar v anoxickom stave s nedostatočným prenosom kyslíka do biofilmu, čo sťažovalo rast nitrifikačných baktérií, čo malo za následok nízke rýchlosti odstraňovania. Potom, keď sa DO zvýšil na 3,5 mg/l, obe rýchlosti odstraňovania sa výrazne zvýšili a potom sa zmena postupne vyrovnávala. To znamená, že keď DO prekročilo 3,5 mg/l, DO už nebol kľúčovým faktorom ovplyvňujúcim odstraňovanie NH4⁺-N a CHSK.
2.2.2 pH
Experimentálna teplota vody bola nastavená na 26 stupňov – 28 stupňov, prietok vody 7,8–8,1 l/min a na úpravu pH sa použili HCl a NaHCO3. Porovnávali sa rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a CHSK, keď sa pH zvýšilo zo 6 na 9. Je možné vidieť, že pri zvyšovaní pH sa rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a CHSK najskôr zvýšili a potom znížili, pričom obe dosiahli maximum pri pH 7. pH významne ovplyvňuje nitrifikačné baktérie. Optimálne pH pre rast nitrifikačných baktérií je 7,5–8,0 a ich aktivita je najsilnejšia pri pH 7,0–7,8. Za týmto rozsahom ich aktivita prudko klesá, čo vedie k zníženiu rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a CHSK, čo je v súlade s obrázkom.
2.2.3 Rýchlosť prúdenia vody
Experimentálna teplota vody bola nastavená na 26 stupňov – 28 stupňov, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/l. Porovnávali sa rýchlosti odstraňovania NH4-N a CHSK, keď sa rýchlosť prúdenia vody zvýšila z 6,5 l/min na 9,5 l/min. Je možné vidieť, že predtým, ako rýchlosť prúdenia dosiahla 8,0 l/min, rýchlosti odstraňovania sa zvyšovali so zvyšujúcou sa rýchlosťou prúdenia, pričom dosiahli maximum pri 8,0 l/min, a potom začali klesať. Je to preto, že vhodná rýchlosť prúdenia podporuje pohyb vody, urýchľuje transport látok a kyslíka do biofilmu, ale nadmerne vysoká rýchlosť prúdenia ovplyvňuje biofilm, čo spôsobuje určitú stratu biofilmu, čím ovplyvňuje účinnosť spracovania.
2.2.4 Zaťaženie COD
Experimentálna teplota vody bola nastavená na 26 stupňov – 28 stupňov, DO 3,5 mg/l, pH 7, rýchlosť prúdenia vody 8 l/min. Rýchlosti odstraňovania NH4-N a CHSK sa porovnávali, keď sa zaťaženie CHSK zvýšilo z 15 g/m2.d na 30 g/m2.d. Je možné vidieť, že keď sa zaťaženie CHSK zvýšilo z 15 g/m²·d na 30 g/m²·d, rýchlosti odstraňovania sa rýchlo zvýšili a potom sa postupne stabilizovali, pričom maximum dosiahli pri zaťažení CHSK 25 g/m2·d. V tomto bode bola rýchlosť odstraňovania NH4-N takmer 90 % a rýchlosť odstraňovania CHSK presiahla 90 %. Keď zaťaženie CHSK presiahlo 25 g/m²·d, ďalšie zvyšovanie zaťaženia významne nezmenilo rýchlosti odstraňovania. Optimálna záťaž CHSK pre biofilm použitý v experimente bola 25 g/m²·d.
2.2.5 Pomer C/N vplyvu
Experimentálna teplota vody bola nastavená na 26 stupňov – 28 stupňov, DO 3,5 mg/l, pH 7, rýchlosť prúdenia vody 8 l/min. Rýchlosti odstraňovania NH4+-N a CHSK sa porovnávali pri prítokových pomeroch C/N 5,3, 10,2 a 14,6 s výsledkami znázornenými na obrázku 3(e).
Z obrázku 3(e) je možné vidieť, že keď bol prítokový pomer C/N 5,3, biofilm dosiahol dobrú mieru odstraňovania NH4+-N 90 %, ale rýchlosť odstraňovania CHSK bola nízka. Je to preto, že nízky pomer C/N podporuje rast autotrofných nitrifikačných baktérií, vďaka čomu silnejšie súťažia o živiny a DO ako heterotrofné nitrifikačné baktérie, čo vedie k nerovnováhe medzi heterotrofnými a autotrofnými nitrifikačnými baktériami, čo vedie k slabému odstráneniu CHSK. Keď bol prítokový pomer C/N 10,2, biofilm dosiahol relatívne vysoké rýchlosti odstraňovania NH4₄⁺-N aj CHSK, pretože za týchto podmienok rástli heterotrofné a autotrofné nitrifikačné baktérie v rovnováhe a účinnosť čistenia biofilmu bola vysoká. Keď bol prítokový pomer C/N 14,6, miera odstraňovania CHSK bola vysoká, presahovala 90 %, ale miera odstraňovania NH4+-N prudko klesla len na asi 65 %. Preto pri výbere pomeru prítoku C/N by sa mala zvážiť účinnosť odstraňovania NH4⁺-N aj CHSK.
3 ZÁVER
Na zlepšenie efektu úpravy znečistenia vôd bola navrhnutá bioaugmentačná metóda úpravy znečistenia mestských vôd na báze biofilmu. Reaktor s biofilmom bol skonštruovaný na porovnanie počiatočného výkonu pripojenia biofilmu s rôznymi zdrojmi očkovania a rôznymi nosičmi, ako aj vplyvmi DO, pH, rýchlosti prúdenia vody, zaťaženia CHSK a pomeru C/N prítoku na účinnosť čistenia odpadových vôd biofilmu. Analýza ukázala, že biofilm elastického nosiča naočkovaný aktivovaným kalom mal vyššie rýchlosti odstraňovania pre NH4⁺-N a CHSK, čím sa dosiahol lepší výkon spracovania. Okrem toho, keď sa koncentrácia DO udržiavala na 3,5 mg/l, pH sa kontrolovalo vo vhodnom rozsahu 7,0 až 7,8, rýchlosť prúdenia vody sa stabilizovala na 8,0 l/min, zaťaženie CHSK na 25 g/m²·d a prítokový pomer C/N sa upravil na 10,2, biofilm vykazoval optimálny účinok odstraňovania znečisťujúcich látok. Stručne povedané, metóda bioaugmentačnej úpravy znečistenia mestských vôd na báze biofilmu vykazuje významné výhody a potenciál. Generovanie biofilmu prispôsobeného miestnym podmienkam na úpravu znečistenia mestských vôd poskytuje nápady na zlepšenie znečistenia mestských vôd a udržanie mestskej ekologickej rovnováhy.