ZAVEDENÍ
Zrychlení urbanizace způsobilo, že problémy se znečištěním se staly stále výraznějšími, mezi nimiž se hlavním problémem staly městské odpadní vody. Odpadní vody vznikající při průmyslové výrobě a každodenním životě nejen vážně znečišťují řeky a vodní zdroje, ale také představují velkou hrozbu pro lidské zdraví a ekologické prostředí. Proto se naléhavým problémem, který je třeba vyřešit, stalo zlepšení kvality čištění městských odpadních vod, aby byl zajištěn zdravý rozvoj měst.
Tradiční metody chemického čištění, pokud jsou nesprávně provozovány, mohou snadno způsobit sekundární znečištění a změnit přirozenou strukturu neznečištěných vodních útvarů. Naproti tomu bioaugmentační technologie založená na biofilmu jako nově vznikající prostředek čištění městských odpadních vod vykazuje jedinečné výhody. Tato technologie dokáže nejen zabránit sekundárnímu znečištění, ale má také vlastnosti jednoduchého ovládání a úpravy v reálném čase. Ještě důležitější je, že technologie bioaugmentace je méně ovlivněna koncentrací znečišťujících látek a salinitou, udržuje vysokou aktivitu i za nepříznivých podmínek a nezpůsobuje přenos škodlivin při čištění toxických odpadních vod.
Skutečný léčebný efekt biofilmu je však ovlivněn mnoha faktory, z nichž jedním z klíčových faktorů je typ nosiče. Různé nosiče mají různé účinky na růst a výkonnost biofilmu. Proto je výběr vhodných nosičů zásadní pro zlepšení účinnosti bioaugmentační technologie při čištění vody. Za tímto účelem tento dokument provádí hloubkovou analýzu a výzkum bioaugmentační metody úpravy znečištění městských vod v inženýrství ochrany životního prostředí prostřednictvím experimentů s cílem nalézt nejlepší typ nosiče a provozní podmínky a poskytnout účinnější technickou podporu pro úpravu znečištění městských vod.
1 EXPERIMENTÁLNÍ MATERIÁLY A METODY
1.1 Experimentální nastavení
K experimentu byl použit plexisklový biofilmový reaktor o rozměrech 20 cm x 50 cm a efektivním objemu 6,85 L. Provzdušňovacím zařízením bylo čerpadlo zvyšující kyslík, jehož hlavní funkcí bylo zásobování kyslíkem mikroorganismy a zajištění dostatečné suspenze suspendovaných nosičů. Během 3h periody přerušovaného provzdušňování bylo použito míchadlo k úplnému promíchání pevné látky-kapaliny (mikrobiální nosiče a odpadní vody). Reakční teplota byla řízena na 28 ± 1 stupeň pomocí zařízení pro řízení teploty. Celkové uspořádání experimentu je znázorněno na obrázku 1.
Jak je znázorněno na obrázku 1, reaktory (a) a (b) byly naočkovány sedimentem, přičemž nosiče byly suspendované nosiče a elastické nosiče, v daném pořadí; reaktory (c) a (d) byly naočkovány aktivovaným kalem, přičemž nosiče byly suspendované nosiče, respektive elastické nosiče. Provozní parametry čtyř reaktorů (a) až (d) byly v zásadě stejné. Provozním režimem bylo 3h + 3h přerušované provzdušňování s postupně se zvyšující intenzitou provzdušňování a přerušovaným vypouštěním kalu. Rychlost provzdušňování byla 3 l/min ve dnech 1–2, 2 l/min ve dnech 3–9 a 3 l/min po 9. dni. Metodou připojení biofilmu bylo úplné vybití po 2 dnech intermitentního provozu.
1.2 Experimentální materiály
1.2.1 Konfigurace mikrobiálních nosičů
Konfigurace elastického nosiče: V experimentu bylo použito centrálního lana odolného proti korozi o průměru 4 mm a asi 600 vláknitých látek vyrobených z vysokohustotního polyethylenu jako elastického nosiče, který byl upevněn v horní části biofilmového reaktoru a přirozeně zavěšen. Plnicí výška tohoto nosiče byla 26 mm, průměr vlákna 10 mm, hmotnost 0,978 g/cm3, specifický povrch 500 m2/cm-3, porozita větší než 95 % a poměr plnění 60 %.
Konfigurace suspendovaného nosiče: Suspendované nosiče byly granulované látky vyrobené z polyvinylchloridu, asi 260 částic, které byly během provzdušňování ve fluidním stavu. Průměr nosiče byl 150 mm, průměr částic 0,5 mm, hmotnost 100 g/cm3, specifický povrch 311 m2/cm-3, porozita větší než 99 % a poměr plnění 60 %.
1.2.2 Příprava experimentální vody
Experimentální voda byla připravena na základě kvality vody z řeky Mihe ve městě Weifang v provincii Shandong. Byly přidány běžné znečišťující látky ve vodě v řece Mihe, jako je KNO3, NH4Cl, C₆H12O₆ a NaNO₂. Teplota vody byla regulována na 7,8 stupně – 31,8 stupně, 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. Byly také přidány stopové prvky, jako je Cu2⁺, Mg2⁺ a Mn2⁺, aby zajistily dobré životní prostředí pro mikroorganismy. Po přidání byly koncentrace: CuSO4·5H20 9,68 ug/l, MgS04 15,2 ug/l, MnCl2·4H2O 211 ug/l, FeCl3 5,88 ug/l, ZnSO4·9H,49 ug/l CoCl2.6H20 3,85 ug/l.
1.2.3 Experimentální inokulovaný kal
Naočkovaný sediment byl odebrán z bahna řeky Mihe ve městě Weifang v provincii Shandong a naočkovaný aktivovaný kal byl odebrán z provzdušňovací nádrže čistírny odpadních vod ve městě Weifang. Inokulovaný sediment byl promyt destilovanou vodou a zfiltrován přes 0,45 mm síto z nerezové oceli. Sediment a aktivovaný kal byly uloženy na dno biofilmového reaktoru v poměru 1:10.
1.3 Metody analýzy
1.3.1 Metody analýzy indikátoru kvality vody
Všechny metody analýzy indikátorů kvality vody v experimentu se řídily národními standardními metodami. Konečná hodnota každého ukazatele byla průměrem tří experimentů. Konkrétní postupy měření jsou následující:
pH, DO, T:Měřeno pomocí Mettler-Toledo měřiče rozpuštěného kyslíku. Konkrétní kroky byly: zajistit, aby měřidlo bylo v dobrém provozním stavu; změřit pH; měřit rozpuštěný kyslík (DO); měřit teplotu (T).
NH₄⁺-N:Měřeno Nesslerovou kolorimetrickou metodou. Kroky byly: přidání vhodného množství roztoku hydroxidu sodného ke vzorku vody, aby se NH4+ přeměnil na NH3. Typicky se přidá 0,2 g NaOH na 10 ml vzorku vody. Přidejte Nesslerovo činidlo po kapkách do upraveného vzorku vody, aby reagovalo s vytvořeným NH3 za vzniku žluté sraženiny. Počkejte 15–30 minut, než dojde k úplnému vytvoření sraženiny. Čím vyšší je obsah NH₄⁺-N, tím tmavší je barva roztoku. Vypočítejte koncentraci NH₄⁺-N na základě kolorimetrických výsledků nebo odečtů absorbance.
TRESKA:Měřeno metodou rychlého trávení. Kroky byly: přidání vhodného množství vzorku vody do vyhnívací baňky a přidání vhodného množství kyseliny chloristé a kyseliny sírové, aby se dosáhlo kyselé digesce vzorku. Ujistěte se, že pH vzorku je nižší než 2. Digesce za tepla: umístěte digesční baňku do vodní lázně s konstantní teplotou nebo třepacího ohřívače, zahřejte k varu a udržujte po určitou dobu (obvykle 2 hodiny). Digesční baňka se ochladí na pokojovou teplotu. Přidejte indikátor: přidejte malé množství sulfidu stříbrného jako indikátor pro absorbování zbývající kyseliny chlorné. Titrace: pro titraci použijte Rhodamin B. Ke vzorku přidávejte po kapkách Rhodamin B, dokud se barva nezmění z růžové na žlutozelenou. Vypočítejte koncentraci CHSK.
1.3.2 Metoda analýzy vlastností biofilmu
Množství biofilmu bylo stanoveno metodou plnění. Obsah polysacharidů a obsah proteinů byly stanoveny metodou destilace s kyselinou dusičnou a metodou Coomassie Brilliant Blue za použití hovězího sérového albuminu jako standardu. Součet těchto dvou byl obsah EPS. Obsah EPS byl použit jako indikátor pro analýzu charakteristik biofilmu. Experiment analyzoval především roli EPS v agregaci mikrobiálních buněk. Vzorky biofilmu před a po odstranění EPS byly zváženy a k přípravě suspenze byl přidán 0,9% roztok NaCl. Hodnota OD600 suspenze byla upravena na 0,6 na spektrofotometru. Vhodné množství suspenze bylo umístěno do 5ml centrifugační zkumavky a každou 1 hodinu byly odebírány 3 ml supernatantu pro měření OD600. Procento agregace mikrobiálních buněk v čase t bylo vypočteno podle vzorce.
Proces agregace se řídil kinetickou rovnicí prvního řádu.
2 VÝSLEDKY A DISKUSE
2.1 Analýza kvality odpadních vod během spouštění připojení biofilmu s různými nosiči
Podle provozních parametrů byly spuštěny reaktory a koncentrace NH4⁺-N a CHSK v odpadních vodách byly testovány podle postupů pro srovnání účinnosti odstraňování NH4⁺-N a CHSK s různými zdroji očkování a různými nosiči.
Z obrázku 2(a) je vidět, že podle účinnosti odstraňování NH4⁺-N byl proces zahájení přichycení biofilmu rozdělen do tří fází: adaptace, rychlý růst a stabilizace. Během procesu spouštění byla účinnost přichycení biofilmu u suspendovaných a elastických nosičů naočkovaných aktivovaným kalem lepší než u nosičů naočkovaných sedimentem. Mezi nimi reaktor (b) dosáhl úspěšného připojení biofilmu 12. den, zatímco reaktor (a) byl mírně pomalejší. Díky svým strukturálním výhodám elastický nosič vyžadoval kratší dobu pro připojení biofilmu, zatímco zavěšený nosič byl díky svému materiálu náchylnější k oddělení biofilmu, což snižovalo účinnost připojení. To ukazuje, že hojné aktivní mikroorganismy v aktivovaném kalu zlepšily počáteční účinnost připojení biofilmu.
Z obrázku 2(b) je vidět, že rychlosti odstraňování CHSK v reaktorech (a)~(d) se nejprve zvýšily a pak se stabilizovaly. Mezi nimi reaktor (b) dosáhl 80% odstranění rychleji než (a), zatímco (c) i (d) se stabilizovaly nad 80 % v den 9. Je to proto, že silná adsorpční kapacita a síťovaná struktura elastického nosiče zvýšily kontaktní plochu mezi mikroorganismy a odpadními vodami, čímž se zlepšila účinnost zachycování organické hmoty. Kromě toho přilnavost a bohatost aktivovaného kalu také zlepšila odstraňování CHSK.
2.2 Analýza vlivu různých faktorů na výkonnost biofilmu
Na základě výše uvedených výsledků analýzy byl biofilm vytvořený v reaktoru (d) (naočkovaný aktivovaným kalem a elastickým nosičem), který měl nejlepší účinek na odstraňování znečišťujících látek, vybrán jako biofilm pro následné experimenty pro další analýzu vlivu různých faktorů na výkonnost biofilmu. Výsledky jsou zobrazeny na obrázku 3.
2.2.1 UDĚLEJTE
Experimentální teplota vody byla nastavena na 26–28 stupňů, pH 6,8–7,2 a průtok vody 7,8–8,1 l/min. Rychlosti odstraňování NH4-N a CHSK byly porovnány, když se koncentrace DO zvýšila z 1,5 mg/l na 4,5 mg/l, jak je znázorněno na obrázku 3(a).
Z obrázku 3(a) je vidět, že jak se koncentrace DO zvyšovala, zvyšovaly se rychlosti odstraňování NH4+-N a CHSK. Když byl DO 1,5 mg/l, byly rychlosti odstraňování NH4+-N a CHSK asi 34 %, respektive 48 %. V této době byl vodní útvar v anoxickém stavu s nedostatečným přenosem kyslíku do biofilmu, což ztěžovalo růst nitrifikačních bakterií, což mělo za následek nízké rychlosti odstraňování. Poté, jak se DO zvýšil na 3,5 mg/l, obě rychlosti odstraňování se významně zvýšily a poté se změna postupně vyrovnala. To znamená, že poté, co DO přesáhlo 3,5 mg/l, již DO nebyl klíčovým faktorem ovlivňujícím odstraňování NH4⁺-N a CHSK.
2.2.2 pH
Experimentální teplota vody byla nastavena na 26 stupňů – 28 stupňů, průtok vody 7,8–8,1 l/min a pro úpravu pH byly použity HCl a NaHCO₃. Rychlosti odstraňování NH₄⁺-N a CHSK byly porovnány, když se pH zvýšilo z 6 na 9. Je vidět, že se zvýšením pH se rychlosti odstraňování NH₄⁺-N a CHSK nejprve zvyšovaly a poté snižovaly, přičemž oba dosahovaly maxima při pH 7. pH významně ovlivňuje nitrifikační bakterie. Optimální pH pro růst nitrifikačních bakterií je 7,5–8,0 a jejich aktivita je nejsilnější při pH 7,0–7,8. Za tímto rozsahem jejich aktivita prudce klesá, což vede ke snížení rychlosti odstraňování NH4⁺-N a CHSK, což odpovídá obrázku.
2.2.3 Rychlost proudění vody
Experimentální teplota vody byla nastavena na 26 stupňů –28 stupňů, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/l. Rychlosti odstraňování NH4+-N a CHSK byly porovnány, když se rychlost proudění vody zvýšila z 6,5 l/min na 9,5 l/min. Je vidět, že předtím, než rychlost toku dosáhla 8,0 l/min, se rychlosti odstraňování zvyšovaly se zvyšující se rychlostí toku, dosahovaly maxima při 8,0 l/min, a pak začaly klesat. Je tomu tak proto, že vhodná rychlost proudění podporuje pohyb vody, urychluje transport látek a kyslíku do biofilmu, ale příliš vysoká rychlost proudění má dopad na biofilm, způsobuje určitou ztrátu biofilmu, čímž ovlivňuje účinnost úpravy.
2.2.4 Náklad na dobírku
Experimentální teplota vody byla nastavena na 26 stupňů –28 stupňů, DO 3,5 mg/l, pH 7, rychlost proudění vody 8 l/min. Rychlosti odstraňování NH4-N a CHSK byly porovnány, když se zatížení CHSK zvýšilo z 15 g/m2.d na 30 g/m2.d. Je vidět, že když se zatížení CHSK zvýšilo z 15 g/m²·d na 30 g/m2·d, rychlosti odstraňování se rychle zvýšily a poté se postupně stabilizovaly, až dosáhly maxima při zatížení CHSK 25 g/m2·d. V tomto okamžiku se rychlost odstraňování NH4-N blížila 90 % a rychlost odstraňování CHSK přesáhla 90 %. Když zatížení CHSK přesáhlo 25 g/m²·d, další zvyšování zatížení významně nezměnilo rychlosti odstraňování. Optimální zátěž CHSK pro biofilm použitý v experimentu byla 25 g/m²·d.
2.2.5 Poměr C/N vlivu
Experimentální teplota vody byla nastavena na 26 stupňů –28 stupňů, DO 3,5 mg/l, pH 7, rychlost proudění vody 8 l/min. Rychlosti odstraňování NH4+-N a CHSK byly porovnány při přítokových poměrech C/N 5,3, 10,2 a 14,6, s výsledky ukázanými na obrázku 3(e).
Z obrázku 3(e) je vidět, že když byl přítokový poměr C/N 5,3, biofilm dosáhl dobré rychlosti odstraňování NH4+-N 90 %, ale rychlost odstraňování CHSK byla nízká. Důvodem je to, že nízký poměr C/N podporuje růst autotrofních nitrifikačních bakterií, což je činí silněji soutěží o živiny a DO než heterotrofní nitrifikační bakterie, což vede k nerovnováze mezi heterotrofními a autotrofními nitrifikačními bakteriemi, což má za následek špatné odstraňování CHSK. Když byl přítokový poměr C/N 10,2, dosáhl biofilm relativně vysokých rychlostí odstraňování jak NH4⁺-N, tak CHSK, protože za těchto podmínek rostly heterotrofní a autotrofní nitrifikační bakterie v rovnováze a účinnost čištění biofilmu byla vysoká. Když byl přítokový poměr C/N 14,6, rychlost odstraňování CHSK byla vysoká, přesahovala 90 %, ale rychlost odstraňování NH4+-N prudce klesla na pouhých asi 65 %. Při volbě poměru přítoku C/N by proto měla být zvážena účinnost odstraňování NH4⁺-N i CHSK.
3 ZÁVĚR
Pro zlepšení efektu čištění vody byla navržena bioaugmentační metoda čištění městské vody na bázi biofilmu. Reaktor na biofilm byl zkonstruován za účelem srovnání počátečního výkonu připojení biofilmu s různými zdroji očkování a různými nosiči, stejně jako vlivy DO, pH, rychlosti proudění vody, zatížení CHSK a poměru C/N přítoku na účinnost čištění odpadních vod biofilmu. Analýza ukázala, že elastický nosičový biofilm naočkovaný aktivovaným kalem měl vyšší rychlost odstraňování NH4⁺-N a CHSK, čímž bylo dosaženo lepší účinnosti čištění. Kromě toho, když byla koncentrace DO udržována na 3,5 mg/l, pH řízeno ve vhodném rozsahu 7,0 až 7,8, rychlost proudění vody se stabilizovala na 8,0 l/min, zatížení CHSK na 25 g/m²·d a přítokový poměr C/N byl upraven na 10,2, biofilm vykazoval optimální účinek odstraňování znečišťujících látek. Stručně řečeno, metoda bioaugmentačního ošetření znečištění městských vod na bázi biofilmu vykazuje významné výhody a potenciál. Generování biofilmu přizpůsobeného místním podmínkám pro čištění městských vod poskytuje nápady pro zlepšení znečištění městských vod a udržení městské ekologické rovnováhy.