ВСТУП
Прискорення урбанізації зробило проблеми забруднення дедалі помітнішими, серед яких головною проблемою стали міські стічні води. Стічні води промислового виробництва та повсякденного життя не тільки серйозно забруднюють річки та джерела води, але й становлять серйозну загрозу для здоров’я людини та навколишнього середовища. Тому підвищення якості очищення міських стічних вод для забезпечення здорового розвитку міст стало актуальною проблемою, яку необхідно вирішити.
Традиційні методи хімічного очищення, якщо їх використовувати неправильно, можуть легко спричинити вторинне забруднення та змінити природну структуру незабруднених водойм. Навпаки, технологія біоаугментації на основі біоплівки, як новий засіб очищення міських стічних вод, демонструє унікальні переваги. Ця технологія дозволяє не лише уникнути вторинного забруднення, але й має характеристики простого керування та-очищення в реальному часі. Що ще важливіше, на технологію біоаугментації менше впливають концентрація забруднюючих речовин і солоність, зберігаючи високу активність навіть за несприятливих умов і не спричиняючи перенесення забруднюючих речовин під час очищення токсичних стічних вод.
Однак фактичний ефект обробки біоплівки залежить від багатьох факторів, серед яких тип носія є одним із ключових факторів. Різні носії по-різному впливають на ріст і продуктивність біоплівки. Тому вибір відповідних носіїв має вирішальне значення для підвищення ефективності технології біоаугментації в обробці забруднень води. З цією метою в цьому документі проведено поглиблений-аналіз і дослідження методу біоаугментації очищення міської води від забруднення в інженерії захисту навколишнього середовища за допомогою експериментів з метою знайти найкращий тип носія та умови роботи, а також забезпечити ефективнішу технічну підтримку для очищення міської води від забруднення.
1 ЕКСПЕРИМЕНТАЛЬНІ МАТЕРІАЛИ ТА МЕТОДИ
1.1 Експериментальна установка
В експерименті використовувався біоплівковий реактор із плексигласу розмірами 20 см x 50 см і ефективним об’ємом 6,85 л. Пристроєм для аерації був насос-збільшення кисню, основною функцією якого було постачання кисню до мікроорганізмів і забезпечення достатньої суспензії зважених носіїв. Протягом 3-годинного періодичного періоду аерації використовували мішалку для повного перемішування твердої-рідини (мікробні носії та стічні води). Температуру реакції контролювали на рівні 28 ± 1 градус за допомогою пристрою контролю температури. Загальна експериментальна установка показана на малюнку 1.
Як показано на малюнку 1, реактори (a) і (b) були засіяні осадом, причому носії були підвішеними носіями та еластичними носіями відповідно; реактори (c) і (d) були засіяні активним мулом, причому носіями були підвішені носії та еластичні носії відповідно. Робочі параметри чотирьох реакторів (a)~(d) були в основному однаковими. Режим роботи: 3 год + 3 год періодична аерація з поступовим збільшенням інтенсивності аерації та періодичним скиданням осаду. Швидкість аерації становила 3 л/хв протягом 1-2 днів, 2 л/хв протягом 3-9 днів і 3 л/хв після 9 дня. Методом прикріплення біоплівки було повне розрядження через 2 дні переривчастої роботи.
1.2 Експериментальні матеріали
1.2.1 Конфігурація мікробних носіїв
Конфігурація пружного носія: в експерименті використовувався стійкий до корозії-центральний трос 串联 діаметром 4 мм із близько 600 ниткоподібних речовин, виготовлених із поліетилену високої-щільності, як еластичний носій, який був закріплений у верхній частині реактора біоплівки та підвішений природним чином. Висота заповнення цього носія становила 26 мм, діаметр нитки 10 мм, маса 0,978 г/см³, питома поверхня 500 м²/см⁻³, пористість понад 95%, а коефіцієнт заповнення 60%.
Конфігурація зваженого носія: зважені носії являли собою гранульовані речовини з полівінілхлориду, близько 260 частинок, які перебували в псевдозрідженому стані під час аерації. Діаметр носія становив 150 мм, діаметр частинок 0,5 мм, маса 100 г/см³, питома поверхня 311 м²/см⁻³, пористість понад 99%, а коефіцієнт заповнення 60%.
1.2.2 Підготовка дослідної води
Експериментальна вода була підготовлена на основі якості води річки Міхе в місті Вейфан, провінція Шаньдун. До води річки Міхе було додано поширені забруднювачі, такі як KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O₆ та NaNO₂. Температуру води контролювали на рівні 7,8°–31,8°, pH 7,01–8,66, DO 6,46–11,35 мг/л, NH₄⁺-N 0,35–6,51 мг/л і ХПК 102–273 мг/л. Мікроелементи, такі як Cu²⁺, Mg²⁺ і Mn²⁺, також були додані, щоб забезпечити гарне середовище для життя мікроорганізмів. Після додавання концентрації становили: CuSO₄·5H₂O 9,68 мкг/л, MgSO₄ 15,2 мкг/л, MnCl₂·4H₂O 211 мкг/л, FeCl3 5,88 мкг/л, ZnSO₄·7H₂O 9,49 мкг/л, CoCl₂·6H2O 3,85 мкг/л.
1.2.3 Експериментальний інокульований осад
Інокульований осад був взятий з грязі річки Міхе в місті Вейфан, провінція Шаньдун, а інокульований активний мул був взятий з аеротенку станції очищення стічних вод у місті Вейфан. Інокульований осад промивали дистильованою водою і фільтрували через сито з нержавіючої сталі 0,45 мм. Осад і активний мул були відповідно закладені на дно біоплівкового реактора у співвідношенні 1:10.
1.3 Методи аналізу
1.3.1 Методи аналізу показників якості води
Усі методи аналізу показників якості води в експерименті відповідали національним стандартним методам. Кінцевим значенням кожного показника було середнє значення трьох дослідів. Конкретні процедури вимірювання такі:
pH, DO, T:Виміряно за допомогою вимірювача розчиненого кисню Mettler-Toledo. Конкретними кроками були: переконатися, що лічильник знаходиться в хорошому робочому стані; вимірювати pH; вимірювати розчинений кисень (DO); виміряти температуру (Т).
NH₄⁺-N:Вимірюється реактивним колориметричним методом Несслера. Етапи: додайте відповідну кількість розчину гідроксиду натрію до зразка води, щоб перетворити NH₄⁺ на NH3. Зазвичай додають 0,2 г NaOH на 10 мл зразка води. Додайте по краплях реагент Несслера до зразка обробленої води, щоб прореагувати з утвореним NH₃ з утворенням жовтого осаду. Зачекайте 15-30 хвилин для повного утворення осаду. Чим вищий вміст NH₄⁺-N, тим темніший колір розчину. Обчисліть концентрацію NH₄⁺-N на основі колориметричних результатів або показників абсорбції.
COD:Вимірюється методом швидкого перетравлення. Етапи: додайте відповідну кількість зразка води в колбу для зброджування та додайте відповідну кількість хлорної кислоти та сірчаної кислоти для досягнення кислого зброджування зразка. Переконайтеся, що рН зразка нижче 2. Нагрійте розварювання: помістіть колбу для розварювання у водяну баню постійної температури або шейкер-нагрівач, нагрійте до кипіння та витримуйте протягом деякого часу (зазвичай 2 години). Охолодіть колбу для розварювання до кімнатної температури. Додайте індикатор: додайте невелику кількість сульфіду срібла як індикатор, щоб поглинути залишки хлорної кислоти. Титрування: для титрування використовуйте родамін B. Додайте родамін B по краплях до зразка, доки колір не зміниться з рожевого на жовто-зелений. Розрахувати концентрацію ГПК.
1.3.2 Метод аналізу характеристик біоплівки
Кількість біоплівки визначали методом наповнення. Вміст полісахаридів і вміст білка визначали за допомогою методу-дистиляції азотної кислоти та методу Coomassie Brilliant Blue, використовуючи бичачий сироватковий альбумін як стандарт відповідно. Сума цих двох і була вмістом EPS. Вміст EPS використовувався як індикатор для аналізу характеристик біоплівки. Експеримент в основному аналізував роль EPS в агрегації мікробних клітин. Зразки біоплівки до та після видалення EPS зважували та додавали 0,9% розчин NaCl для приготування суспензії. Значення OD₆₀0 суспензії доводили до 0,6 на спектрофотометрі. Відповідну кількість суспензії поміщали в центрифужну пробірку на 5 мл і кожні 1 годину відбирали 3 мл супернатанту для вимірювання OD₆₀₀. Відсоток агрегації мікробних клітин за час t розраховували за формулою.
Процес агрегування відповідав-кінетичному рівнянню першого порядку.
2 РЕЗУЛЬТАТИ ТА ЇХ ОБГОВОРЕННЯ
2.1 Аналіз якості стічних вод під час запуску кріплення біоплівки-з різними носіями
Згідно з робочими параметрами, реактори були запущені, і концентрації NH₄⁺-N і ХПК у стічних водах були перевірені відповідно до процедур для порівняння ефективності видалення NH4⁺-N і ХПК з різними джерелами інокуляції та різними носіями.
На малюнку 2(a) видно, що відповідно до ефективності видалення NH₄⁺-N процес початку прикріплення-біоплівки був розділений на три етапи: адаптація, швидке зростання та стабілізація. Під час-процесу запуску ефективність прикріплення біоплівки зважених і еластичних носіїв, інокульованих активним мулом, була кращою, ніж у носіїв, інокульованих осадом. Серед них реактор (b) досяг успішного прикріплення біоплівки на 12 день, тоді як реактор (a) був трохи повільнішим. Завдяки своїм структурним перевагам еластичний носій потребував меншого часу для прикріплення біоплівки, тоді як підвішений носій через свій матеріал був більш схильним до відшарування біоплівки, знижуючи ефективність прикріплення. Це вказує на те, що велика кількість активних мікроорганізмів в активному мулі покращила-ефективність запуску прикріплення біоплівки.
На малюнку 2(b) можна побачити, що швидкість видалення ГПК реакторів (a)~(d) спочатку зросла, а потім стабілізувалася. Серед них реактор (b) досяг 80% видалення швидше, ніж (a), тоді як (c) і (d) стабілізувалися вище 80% на 9 день. Це пояснюється тим, що сильна адсорбційна здатність і перехресно-зв’язана сітчаста структура еластичного носія збільшили площу контакту між мікроорганізмами та стічними водами, покращуючи ефективність перехоплення органічних речовин. Крім того, клейкість і насиченість активного мулу також покращили видалення ГПК.
2.2 Аналіз впливу різних факторів на продуктивність біоплівки
На основі наведених вище результатів аналізу біоплівка, утворена реактором (d) (інокульована активним мулом і еластичним носієм), яка мала найкращий ефект видалення забруднюючих речовин, була обрана як біоплівка для подальших експериментів для подальшого аналізу впливу різних факторів на продуктивність біоплівки. Результати показані на малюнку 3.
2.2.1 ЗРОБИТИ
Температуру експериментальної води встановлювали на рівні 26-28 градусів, рН 6,8-7,2 і швидкість потоку води 7,8-8,1 л/хв. Швидкість видалення NH₄⁺-N і COD порівнювали, коли концентрація DO зросла з 1,5 мг/л до 4,5 мг/л, як показано на малюнку 3(a).
На малюнку 3(a) можна побачити, що зі збільшенням концентрації DO зростає швидкість видалення NH₄⁺-N і COD. Коли DO становив 1,5 мг/л, швидкість видалення NH₄⁺-N і COD становила близько 34% і 48% відповідно. У цей час водойма була в безкисневому стані з недостатньою передачею кисню до біоплівки, що ускладнювало ріст нітрифікуючих бактерій, що призводило до низької швидкості видалення. Потім, коли DO збільшився до 3,5 мг/л, обидві швидкості видалення значно зросли, і після цього зміна поступово згладжувалася. Тобто після того, як DO перевищив 3,5 мг/л, DO більше не був ключовим фактором, що впливає на видалення NH₄⁺-N і ХПК.
2.2.2 pH
Температуру експериментальної води встановлювали на рівні 26–28 градусів, швидкість потоку води 7,8–8,1 л/хв, а для регулювання рН використовували HCl і NaHCO₃. Швидкості видалення NH₄⁺-N і COD порівнювали, коли pH збільшувався від 6 до 9. Можна побачити, що зі збільшенням pH швидкості видалення NH4⁺-N і COD спочатку збільшувалися, а потім знижувалися, обидва досягаючи максимуму при pH 7. pH значно впливає на нітрифікуючі бактерії. Оптимальний рН для росту нітрифікуючих бактерій становить 7,5–8,0, а їх активність найсильніша при рН 7,0–7,8. За межами цього діапазону їхня активність різко падає, що призводить до зниження рівня видалення NH₄⁺-N і ХПК, що відповідає цифрі.
2.2.3 Швидкість течії води
Температуру дослідної води встановлювали на рівні 26-28 градусів, pH 6,8-7,2, DO 3,5-4,5 мг/л. Швидкість видалення NH₄⁺-N і COD порівнювали, коли швидкість потоку води зросла з 6,5 л/хв до 9,5 л/хв. Можна побачити, що до того, як швидкість потоку досягла 8,0 л/хв, швидкість видалення зростала зі збільшенням швидкості потоку, досягаючи максимуму при 8,0 л/хв, а потім почала зменшуватися. Це пояснюється тим, що відповідна швидкість потоку сприяє руху води, прискорюючи транспортування речовин і кисню в біоплівку, але надмірно висока швидкість потоку впливає на біоплівку, спричиняючи деяку втрату біоплівки, тим самим впливаючи на ефективність обробки.
2.2.4 Навантаження COD
Експериментальна температура води була встановлена на рівні 26-28 градусів, DO 3,5 мг/л, pH 7, швидкість потоку води 8 л/хв. Швидкість видалення NH₄⁺-N і COD порівнювали, коли навантаження COD зросла з 15 г/м²·день до 30 г/м²·день. Можна побачити, що коли навантаження COD збільшилася з 15 г/м²·день до 30 г/м²·день, швидкості видалення швидко зросли, а потім поступово стабілізувалися, досягаючи максимуму при навантаженні COD 25 г/м²·день. У цей момент швидкість видалення NH₄⁺-N була близькою до 90%, а швидкість видалення COD перевищила 90%. Коли навантаження COD перевищувало 25 г/м²·день, подальше збільшення навантаження суттєво не змінило швидкості видалення. Оптимальне навантаження COD для біоплівки, що використовувалася в експерименті, становило 25 г/м²·день.
2.2.5 Впливове співвідношення C/N
Експериментальна температура води була встановлена на рівні 26-28 градусів, DO 3,5 мг/л, pH 7, швидкість потоку води 8 л/хв. Швидкість видалення NH₄⁺-N і COD порівнювали при впливовому співвідношенні C/N 5,3, 10,2 і 14,6, результати показані на малюнку 3(e).
На малюнку 3(e) можна побачити, що, коли співвідношення C/N, що надходить, становило 5,3, біоплівка досягла хорошої швидкості видалення NH₄⁺-N 90%, але швидкість видалення ХПК була низькою. Це пояснюється тим, що низьке співвідношення C/N сприяє росту автотрофних нітрифікуючих бактерій, змушуючи їх сильніше конкурувати за поживні речовини та DO, ніж гетеротрофні нітрифікуючі бактерії, що призводить до дисбалансу між гетеротрофними та автотрофними нітрифікуючими бактеріями, що призводить до поганого видалення ГПК. Коли співвідношення C/N становило 10,2, біоплівка досягала відносно високої швидкості видалення як для NH₄⁺-N, так і для COD, оскільки за цих умов гетеротрофні та автотрофні нітрифікуючі бактерії росли врівноважено, а ефективність очищення біоплівки була високою. Коли відношення C/N припливу становило 14,6, швидкість видалення ГПК була високою, перевищувала 90%, але швидкість видалення NH₄⁺-N різко впала лише до 65%. Таким чином, під час вибору співвідношення C/N, необхідно враховувати як NH₄⁺-N, так і ефективність видалення COD.
3 ВИСНОВОК
Для покращення ефекту очищення води від забруднення запропоновано метод біоаугментації очищення міської води на основі біоплівки. Реактор для біоплівки було сконструйовано для порівняння ефективності-запуску прикріплення біоплівки з різними джерелами інокуляції та різними носіями, а також для порівняння впливу DO, pH, швидкості потоку води, навантаження COD та впливового співвідношення C/N на ефективність очищення стічних вод біоплівки. Аналіз показав, що еластична біоплівка-носій, інокульована активним мулом, мала вищу швидкість видалення NH₄⁺-N і ХПК, досягаючи кращої ефективності обробки. Крім того, коли концентрація DO підтримувалася на рівні 3,5 мг/л, рН контролювався у відповідному діапазоні від 7,0 до 7,8, швидкість потоку води стабілізувалася на рівні 8,0 л/хв, навантаження ХПК становило 25 г/м²·день, а впливове співвідношення C/N регулювалося до 10,2, біоплівка демонструвала оптимальний ефект видалення забруднюючих речовин. Підсумовуючи, метод біоаугментації забруднення міської води на основі біоплівки демонструє значні переваги та потенціал. Створення біоплівки, адаптованої до місцевих умов для очищення міської води від забруднення, дає ідеї щодо покращення забруднення міської води та підтримки міського екологічного балансу.