С П Бикова - Вдосконалення контролю біологічної очистки стічних вод від сполук азоту - страница 1

Страницы:
1 

УДК 628.35

Бикова С. П., Рибак О. Д., Макаренко, Г. І., Ільмінський В. О., Купін А. І., Суворін О. В.

ВДОСКОНАЛЕННЯ КОНТРОЛЮ БІОЛОГІЧНОЇ ОЧИСТКИ СТІЧНИХ ВОД ВІД СПОЛУК АЗОТУ

Представлені результати визначення деяких показників експрес - методами для контролю очистки стічних вод нітри-денітрифікацією. Запропоновано визначати токсичність стічних вод за дегідрогеназною активністю мікроорганізмів, дозу активного мулу фотоелектроколориметричним методом та його біохімічну активність за окремими ферментами.

Теоретичні аспекти. Біохімічне очищення стічних вод засноване на фізіологічній особливості мікроорганізмів використовувати у якості живильного субстрату широкий спектр органічних речовин і деяких неорганічних сполук - нітрати, сульфати, фосфати. Мікробні клітини здійснюють деструкцію органічного субстрату і одержують необхідну для життєдіяльності енергію. Біологічне окислення може бути прямим, тобто відбуватися за рахунок приєднання кисню і в мікробній клітині відбувається за допомогою ферментів оксидаз. Непряме окислення відбувається за рахунок дегідрогенірування субстрату (відняття водню) або за рахунок віддачі субстратом електронів, воно завжди супроводжується перенесенням електронів, тобто відбувається окислення. З субстрату звільняється енергія, яка використовується мікробною клітиною за допомогою системи ферментів аденозиндифосфат-аденозинтрифосфат (АДФ-АТФ). Енергія кумулюється в макроергічних зв'язках АТФ і потім служить клітині для задоволення її енергетичних потреб. Аеробне дегідрогенірування здійснюється завдяки системі окислювально-відновних ферментів оксиредуктаз: цитохромів, пірідіннуклеотидних дегідрогеназ

(нікотинамідаденіндинуклеотид - НАД, нікотинамідаденіндинуклеотидфосфат - НАДФ) [1].

Нітрифікація - складний багатоступеневий процес. Перша стадія нітрифікації, окислення аміаку в азотисту кислоту, перебігає за рівнянням:

2NH3 + ЗО2 — 2HNO2 + 2H2O + 158 кал (1)

Чутливість нітрифікаторів до розчиненої органіки створює певні труднощі в забезпеченні нітрифікації в аеротенках, оскільки необхідне попереднє задовільне видалення органічних сполук. Пригноблення нітрифікаторів відбувається більшою мірою не самими органічними сполуками, а процесом їх активного окислення гетеротрофними мікроорганізмами, яким нітрифікатори значно програють в боротьбі за розчинений кисень. Після того, як органічні речовини мінералізуються, створюються умови для розвитку бактерій - збудників першої фази нітрифікації, яку здійснюють бактерії декількох родів. Основними з них є Nitrosomonas, Nitrosocystis, Nitrosospira, Nitrosococcus, Nitrosolobus, Nitrosovibrio [2].

Нітрифікація - достатньо повільний процес, який ще більш сповільнюється і пригноблюється при недоліку розчиненого кисню в суміші мулу. Причому потрібен не тільки достатньо високий рівень розчиненого кисню для забезпечення дихальної діяльності організмів активного мулу, але і ретельне перемішування зі стічною водою мулу в аеротенках, що досягається або великою кількістю повітря, що подається, або досконалою системою аерації.

Друга стадія нітрифікації - утворення нітратів - починається тільки при успішному завершенні першої, оскільки надлишок аміаку гальмує розвиток збудників другої фази нітрифікації. Друга стадія нітрифікації полягає в окисленні азотис кислоти, що утворилася в першій фазі, в азотну кислоту. Процес протікає відповідно рівняння:

2HNO2 + O2 2HNO3 + 48 кал. (2)

Здійснюють другу стадію нітрифікації бактерії роду Nitrobacter. Єдиним субстратом окислення для них є нітрит. Швидкості росту бактеріальної біомаси Nitrobacter (утворення азоту нітратів) значно більші, ніж Nitrosomonas (утворення азоту нітриту). Бактерії другої стадії ще більш чутливі до вмісту розчиненого кисню, рН. У кислому середовищі ці бактерії не розвиваються, оскільки недисоційована молекула азотної кислоти для них отруйна. У лужному середовищі на них негативно впливає недисоційований іон амонію. З цієї причини бактерії другої стадії нітрифікації функціонують у вузьких межах нейтральних значень рН 7,0 - 7,6.

Для задовільної нітрифікації також необхідні низькі навантаження на активний мул і великий вік мулу (більше 8 діб). Підтримка зрілого мулу дозволяє повністю заповнювати втрати нітрифікуючих бактерій, що вимиваються потоком стічних вод і видаляються при скиданні надлишкового мулу.

Денітрифікація - біохімічний процес відновлення нітратів денітрифікуючими бактеріями. Бактерії-денітрифікатори є гетеротрофами і представляють групу факультативних анаеробів. Ці процеси по своєму фізіологічному значенню можуть бути асиміляційними і дисиміляційними. Асиміляційна нітратредукція:

NO3- NO2- NH2OH — органічний азот (3)

Дисиміляційна нітратредукція:

NO3- NO2- NO N2O N2 (4)

Роль окислювача акцептора електронів в цьому процесі виконує кисень нітратів, а в процесі аеробіозу молекулярний кисень:

10[H] + 2NaNO3 N2 + 4H2O— 2NaOH (5)

Відновлення нітратів до молекулярного азоту каталізується ферментами нітратредуктазами. Редукція нітратів зв'язана з окисленням органічних сполук. Як донори електронів (водню), що є одночасно джерелами вуглецю, можуть бути органічні сполуки, що піддаються біохімічному окисленню. У світовій практиці найпоширенішим органічним субстратом, вживаним на стадії денітрифікації, є товарний метанол. Процес протікає за рівнянням.

5CH3OH + 6NO3- 5HCO3- + 3N2 + OH- + 7H2O (6)

На активність денітрифікації впливає багато чинників: джерело органічного вуглецю і його концентрація, вміст нітратів, концентрація кисню, температура води, рН, присутність токсичних речовин. За даними літератури співвідношення NO3- : Сорг = 1 : (6-8).є оптимальним.

Концентрація кисню в аеротенках до 0,5 мг/л не впливає на нітратредукцію. Проте кисень може надавати непрямим шляхом і позитивний вплив на мікрофлору. Після перебування в кисневому середовищі денітрифікатори підсилюють свою активність в безкисневому середовищі.

Денітрифікація у протилежність нітрифікації, збільшує лужність середовища і викликає збільшення рН залежно від буферної ємкості середовища. При рН < 7,3 вірогідно утворення N2O замість N2.

Опис технології очистки. Стічні води, які містять амонійний азот і органічні сполуки в концентрації за БСК п не більше 150 мг/л, поступають в перший коридор нітрифікатора, куди подається і активний мул. Перемішування здійснюються пневмоаераторами з урахуванням потрібної концентрації розчиненого кисню в межах 4 - 4,5 мг/л. Тут проходить інтенсивно нітрифікація. Далі мулова суміш відстоюється, і освітлена вода поступає в аеротенк-денітрифікатор, куди подається додаткова концентрація органічних речовин у співвідношенні 1 частина нітратів : (6-8) частин вуглецю. В умовах зниженої аерації протікає денітрифікація і доокислення органічних речовин. Потім мулова суміш поступає у відстійник, де проходить відділення мулу від очищеної води. Контроль процесу очистки здійснюється за регламентними показниками [3], ефект очистки в середньому 90 - 91 %. Проте вузьким місцем управління технологічним процесом є тривале визначення дози активного мулу та відсутність визначення його біохімічної активності, а саме ферментів нітрит- і нітратредуктази, токсичності стічних вод.

Метою роботи було визначення токсичності поступаючих стічних вод, дози активного мулу експрес-методом і його біохімічної активності.

Експериментальна частина. Визначали токсичність поступаючих стічних вод на стадії нітри-денітрифікації за методикою [4], опробували методику експрес-методу визначення дози активного мулу фотоелектроколориметрично [5] та наявність в ньому ферментів денітрифікації [6].

Результати експериментальних досліджень. Визначення токсичності поступаючих стічних вод в аеротенк. Токсичність визначали експрес-методом утворення фермента дегідрогенази. Результати якісного визначення ферменту наведені в таблиці 1 .

Т а б л и ц я 1

Експрес-метод визначення токсичності поступаючих стічних вод на нітри-денітрифікацію

Ступінь розбавлення стічної води, рази

Результати по наявності ТФФ (якісна реакція)

1. Без розбавлення

+++

2. Розбавлення в співвідношенні 1:1

+++

3. Розбавлення в співвідношенні 1:2

+++

4. Розбавлення в співвідношенні 1:3

+++

5. Розбавлення в співвідношенні 1:4

++

6. Розбавлення в співвідношенні 1:5

++

7. Контрольна проба № 1 (водопровідна вода + ТТХ + активний мул)

+

8. Контрольна проба № 2 (водопровідна вода + ТТХ)

-

Примітка: «+++» - дуже інтенсивна реакція, «++» - інтенсивна реакція, «+» - слаба реакція, «-» -відсутність реакції.

При визначенні дози активного мулу ваговим методом профільтрували 100 мл активного мулу з аеротенка, вага фільтра без мулу склала 1,3299 г, вага фільтру з сухим мулом склала 1,7794 г. За формулою (7) визначили дозу мулу

x J*-Ь>Ш0 ;/ л) (7) V

де а - вага фільтра з сухим мулом, г; в - вага пустого фільтра, г; V - об'єм мулу для аналізу,мл.

(1,7794 -1,3299)-1000    я яп Ґ , Л x = ^---'--= 4,49 (г / л) .

100

При визначенні дози експрес - методом стандартним розчином являвся аналізуючий активний мул, який після ретельного перемішування вносили в мірні колби об'ємом 50 мл по

1,2,3.....10 мл, додавали по 10 мл гліцерину, ретельно перемішували і до мітки доливали

дистильованою водою. Енергійно перемішували, вносили в кювети товщиною шару 10 мм і протягом 0,5 хвилин трьохкратно заміряли оптичну щільність з зеленим світлофільтром на фотоелектроколориметрі по відношенню до розчину порівняння. Розчином порівняння була водногліцеринова суміш. За одержаними даними побудували калібрувальний графік, відкладаючи по осі ординат середнє арифметичне значення оптичних щільностей, по осі абсцис - відповідні їм концентрації активного мулу в фотометрованому розчині, в грамах.

ОМІ      0.002      0,00}      (1.004      0.005      0.006      0.007      0.008     0.009 0.01

Концентрація, С, г/мл

Рис. Калібрувальний графік для фотоколориметричного вимірювання дози

активного мулу.

Перевірка дози активного мулу,визначеної на фотоелектроколориметрі, здійснювалась за формулою:

C -1000

x =-, /л) (8)

V

де С - концентрація за калібрувальним графіком, г/мл; V - об'єм мулу для аналізу, мл. Аналіз 1. Для аналізу взяли 1 мл активного мулу, оптична щільність, Д = 0,15, концентрація по графіку, С = 0,0044. Доза мулу дорівнює:

0,0044-1000    „ яп , , Л x1 = —-= 4,40 / л) ;

Аналіз 2. Для аналізу взяли 1,5 мл активного мулу, оптична щільність, Д = 0,23, концентрація по графіку, С = 0,0068. Доза мулу дорівнює:

0,0068 -1000   АС^ . . ч

x2 = —-= 4,53 / л)

2 1,5

Аналіз 3. Для аналізу взяли 2 мл активного мулу, оптична щільність, Д = 0,28, концентрація по графіку, С = 0,0085. Доза мулу дорівнює:

0,0085 -1000    ЛҐ . . . х2 = --2-= 4,25 /л)

Середнє значення: (4,40 + 4,53 + 4,25) / 3 = 4,39 г/л.

Результати дослідів показали, що середня концентрація активного мулу в аеротенку склала відповідно 4,49 г/л ваговим методом, а експрес-методом 4,39 г/л. Результати якісного визначення ферментів активного мулу наведені в табл. 2.

Т а б л и ц я 2

_Ферментативна активність активного мулу_

Точка відбору активного

Наявність ферментів (якісний аналіз)

мулу

Нітритредуктаза

Нітратредуктаза

1.З аеротенка

+

+

З вторинного відстійника

- +

3. Контроль № 1 (водопровідна вода + NaNO2)

 

Не визначалася

4. Контроль № 2 (водопровідна вода + NaNO3 )

Не визначалася

 

Примітка: «+» - наявність ферменту, «-» - відсутність ферменту

Обговорення результатів. Аналізуючи дані експериментів по визначенню токсичності води видно, що в стічній воді без розбавлення і в розбавленій водопровідною водою у співвідношеннях 1:1, 1:2, 1:3 дуже інтенсивно синтезувався фермент дегідрогеназа. При більшому розбавленні води фермент синтезувався дещо менше, так як у воді менше забруднень. В контрольній пробі № 1 інтенсивність реакції слаба, в контрольній пробі № 2 реакція зовсім відсутня, оскільки вода не містить органічних речовин, ферменти виробляються у відповідь на присутність забруднюючих речовин.

Доза активного мулу, визначена ваговим методом, склала в середньому 4,49 г/л, а експресивним фотоколориметричним методом - 4,39 г/л, похибка склала 2,23 %, відтворення результатів на 97,77 %.

При визначенні біохімічної активності мулу виявилось, що у мулі аеротенка міститься і нітратредуктаза, і нітритредуктаза, які свідчать про те, що йде процес нітри-денітрифікації, в активному мулі вторинного відстійника присутня тільки нітратредуктаза, це можна пояснити тим, що відновлення йде до молекулярного азоту.На основі одержаних результатів експериментів можна зробити висновки:

1) для попередження виходу із режиму очисних споруд впровадити в графік аналітичного контролю визначення токсичності стічних вод експрес-методом за дегідрогеназною активністю мулу;

2) для оперативної ліквідації порушень технологічного режиму подачі активного мулу пропонується експрес-метод визначення дози активного мулу, що дозволяє в 24 рази зменшити тривалість аналізу, з 6 годин до 15 хвилин порівняно з ваговим методом. Це, в свою чергу, дозволить більш оперативно управляти процесом очистки стічних вод і попереджувати можливі збитки;

3) для контролю процесу нітри-денітрифікації в аеротенку доцільно впровадити методи визначення специфічних ферментів бактерій - нітрит-, нітратредуктаз.

ЛІТЕРАТУРА

1. Карелин Я. А. и др. Очистка производственных сточных вод в аеротенках. - М.: Стройиздат, 1973. - 223 с.

2. П. Н. Кашкин и др. Микробиология. -Л. - Медицина, 1968. - 367 с.

3. Рекомендации по методам производства анализов на сооружениях биохимической очистки промышленных сточных вод. - М.: Издательство литературы по строительству, 1970. - 104 с.

4. Горбань Н.С. и др. Экспресс-методы определения токсичности сточных вод для микроорганизмов активного ила. -- Химия и технология воды. - 1987, т.9, № 4. - С. 359-361

5. Методическое руководство по анализу сточных вод нефтеперерабатывающих и нефтехимических заводов. Баш. НИИНП. - М., 1977.

6. Лабораторный практикум «Экспресс-методы контроля процессов очистки и качества загрязненных вод» по курсу «Биотехнология очистки сточных вод» / Составитель: Быкова С.П. - Черкассы, 1990. - 23 с.

Страницы:
1 


Похожие статьи

С П Бикова - Вдосконалення контролю біологічної очистки стічних вод від сполук азоту