GİRİİŞ
Kentleşmenin hızlanması, kentsel kanalizasyonun da önemli bir sorun haline geldiği kirlilik sorunlarını giderek daha belirgin hale getirdi. Endüstriyel üretim ve günlük yaşamdan kaynaklanan atık sular, nehirleri ve su kaynaklarını ciddi şekilde kirletmekle kalmıyor, aynı zamanda insan sağlığı ve ekolojik çevre için de büyük bir tehdit oluşturuyor. Bu nedenle şehirlerin sağlıklı gelişimini sağlamak için kentsel kanalizasyon arıtma kalitesinin arttırılması çözülmesi gereken acil bir sorun haline gelmiştir.
Geleneksel kimyasal arıtma yöntemleri, yanlış kullanıldığında kolaylıkla ikincil kirliliğe neden olabilir ve kirlenmemiş su kütlelerinin doğal yapısını değiştirebilir. Buna karşılık, kentsel kanalizasyon arıtmanın yeni ortaya çıkan bir aracı olarak biyofilme dayalı biyolojik büyütme teknolojisi benzersiz avantajlar göstermektedir. Bu teknoloji yalnızca ikincil kirliliği önlemekle kalmaz, aynı zamanda basit kullanım ve gerçek zamanlı arıtma özelliklerine de sahiptir. Daha da önemlisi, biyoaugmentasyon teknolojisi kirletici konsantrasyonundan ve tuzluluktan daha az etkilenir, olumsuz koşullar altında bile yüksek aktiviteyi korur ve toksik atık suların arıtılması sırasında kirletici transferine neden olmaz.
Ancak biyofilmin gerçek tedavi etkisi birçok faktörden etkilenir; bunların arasında taşıyıcı tipi de anahtar faktörlerden biridir. Farklı taşıyıcıların biyofilm büyümesi ve performansı üzerinde farklı etkileri vardır. Bu nedenle uygun taşıyıcıların seçilmesi, su kirliliği arıtımında biyoaugmentasyon teknolojisinin etkinliğini arttırmak için çok önemlidir. Bu amaçla, bu makale, en iyi taşıyıcı tipini ve çalışma koşullarını bulmayı ve kentsel su kirliliği arıtımına daha etkili teknik destek sağlamayı amaçlayan, çevre koruma mühendisliğinde kentsel su kirliliği için biyolojik iyileştirme arıtma yöntemi üzerine deneyler yoluyla derinlemesine bir analiz ve araştırma yapmaktadır.
1 DENEYSEL MALZEMELER VE YÖNTEMLER
1.1 Deneysel Kurulum
Deneyde, 20 cm x 50 cm boyutlarında ve etkin hacmi 6,85 L olan bir pleksiglas biyofilm reaktörü kullanıldı. Havalandırma cihazı, ana işlevi mikroorganizmalara oksijen sağlamak ve asılı taşıyıcıların yeterli süspansiyonunu sağlamak olan, oksijen artırıcı bir pompaydı. 3 saatlik aralıklı havalandırma süresi boyunca, katı-sıvıyı (mikrobiyal taşıyıcılar ve kanalizasyon) tamamen karıştırmak için bir karıştırıcı kullanıldı. Reaksiyon sıcaklığı, sıcaklık kontrol cihazı kullanılarak 28 ± 1 derecede kontrol edildi. Genel deneysel kurulum Şekil 1'de gösterilmiştir.
Şekil 1'de gösterildiği gibi, (a) ve (b) reaktörleri çökelti ile aşılanmıştır; taşıyıcılar sırasıyla asılı taşıyıcılar ve elastik taşıyıcılardır; (c) ve (d) reaktörleri aktif çamurla aşılanmıştır; taşıyıcılar sırasıyla askıdaki taşıyıcılar ve elastik taşıyıcılardır. Dört reaktörün (a)~(d) çalışma parametreleri temel olarak aynıydı. Çalışma modu, kademeli olarak artan havalandırma yoğunluğu ve aralıklı çamur deşarjı ile 3 saat + 3 saat aralıklı havalandırmaydı. Havalandırma hızı 1-2. günler için 3 L/dk, 3-9. günler için 2 L/dk ve 9. günden sonra 3 L/dk idi. Biyofilm bağlama yöntemi, 2 günlük aralıklı çalışmanın ardından tam deşarjdı.
1.2 Deneysel Malzemeler
1.2.1 Mikrobiyal Taşıyıcıların Konfigürasyonu
Elastik taşıyıcı konfigürasyonu: Deneyde, elastik taşıyıcı olarak, biyofilm reaktörünün tepesine sabitlenen ve doğal olarak asılı olan, yüksek yoğunluklu polietilenden yapılmış yaklaşık 600 filamentli maddeden oluşan 4 mm çapında korozyona dayanıklı bir merkezi halat kullanıldı. Bu taşıyıcının doldurma yüksekliği 26 mm, filaman çapı 10 mm, kütle 0,978 g/cm³, spesifik yüzey alanı 500 m²/cm⁻³, gözeneklilik %95'ten büyük ve doldurma oranı %60'tır.
Askıdaki taşıyıcı konfigürasyonu: Askıdaki taşıyıcılar, havalandırma sırasında akışkanlaştırılmış durumda olan, yaklaşık 260 parçacıktan oluşan, polivinil klorürden yapılmış granüler maddelerdi. Taşıyıcı çapı 150 mm, parçacık çapı 0,5 mm, kütle 100 g/cm³, spesifik yüzey alanı 311 m²/cm⁻³, gözeneklilik %99'dan büyük ve doldurma oranı %60'tır.
1.2.2 Deney Suyunun Hazırlanması
Deney suyu, Shandong Eyaleti, Weifang Şehrindeki Mihe Nehri'nin su kalitesi esas alınarak hazırlandı. Mihe Nehri suyundaki KNO₃, NH₄Cl, C₆H₁₂O₆ ve NaNO₂ gibi yaygın kirleticiler eklendi. Su sıcaklığı 7,8 derece –31,8 derece, pH 7,01–8,66, DO 6,46–11,35 mg/L, NH₄⁺-N 0,35–6,51 mg/L ve COD 102–273 mg/L olarak kontrol edildi. Mikroorganizmalara iyi bir yaşam ortamı sağlamak amacıyla Cu²⁺, Mg²⁺ ve Mn²⁺ gibi eser elementler de eklendi. Eklemeden sonra konsantrasyonlar şöyleydi: CuSO₄·5H₂O 9,68 ug/L, MgSO₄ 15,2 ug/L, MnCl₂·4H₂O 211 ug/L, FeCl₃ 5,88 ug/L, ZnSO₄·7H₂O 9,49 ug/L, CoCl₂·6H₂O 3,85 ug/L.
1.2.3 Deneysel Aşılanmış Çamur
Aşılanmış tortu, Shandong Eyaleti, Weifang Şehrindeki Mihe Nehri çamurundan alındı ve aşılanmış aktif çamur, Weifang Şehrindeki bir atık su arıtma tesisinin havalandırma tankından alındı. Aşılanan çökelti damıtılmış suyla yıkandı ve 0,45 mm'lik paslanmaz çelik elekten süzüldü. Tortu ve aktif çamur sırasıyla 1:10 oranında biyofilm reaktörünün tabanına yerleştirildi.
1.3 Analiz Yöntemleri
1.3.1 Su Kalitesi Göstergesi Analiz Yöntemleri
Deneydeki tüm su kalitesi göstergesi analiz yöntemleri ulusal standart yöntemleri takip etti. Her göstergenin nihai değeri üç deneyin ortalamasıydı. Spesifik ölçüm prosedürleri aşağıdaki gibidir:
pH, DO, T:Mettler-Toledo çözünmüş oksijen ölçer kullanılarak ölçülmüştür. Spesifik adımlar şunlardı: sayacın iyi çalışır durumda olduğundan emin olmak; pH'ı ölçün; çözünmüş oksijeni (DO) ölçün; sıcaklığı (T) ölçün.
NH₄⁺-N:Nessler'in reaktif kolorimetrik yöntemiyle ölçülmüştür. Adımlar şunlardı: NH₄⁺'yi NH₃'ye dönüştürmek için su numunesine uygun miktarda sodyum hidroksit çözeltisi ekleyin. Tipik olarak 10 mL su numunesi başına 0,2 g NaOH eklenir. Sarı bir çökelti oluşturmak üzere üretilen NH₃ ile reaksiyona girmek için Nessler reaktifini arıtılmış su numunesine damla damla ekleyin. Tam çökelti oluşumu için 15-30 dakika bekleyin. NH₄⁺-N içeriği ne kadar yüksek olursa çözelti rengi o kadar koyu olur. Kolorimetrik sonuçlara veya absorbans okumalarına dayanarak NH₄⁺-N konsantrasyonunu hesaplayın.
MORİNA:Hızlı sindirim yöntemiyle ölçülür. Adımlar şuydu: uygun miktarda su numunesini bir sindirim şişesine ekleyin ve numunenin asidik sindirimini sağlamak için uygun miktarda perklorik asit ve sülfürik asit ekleyin. Numune pH'ının 2'nin altında olduğundan emin olun. Isı sindirimi: sindirim şişesini sabit sıcaklıktaki bir su banyosuna veya çalkalayıcı ısıtıcıya yerleştirin, kaynama noktasına kadar ısıtın ve bir süre (genellikle 2 saat) bu şekilde muhafaza edin. Parçalama balonunu oda sıcaklığına soğutun. İndikatör ekleyin: kalan klorik asidi absorbe etmek için indikatör olarak az miktarda gümüş sülfür ekleyin. Titrasyon: Titrasyon için Rodamin B kullanın. Renk pembeden sarı-yeşile değişene kadar numuneye damla damla Rodamin B ekleyin. COD konsantrasyonunu hesaplayın.
1.3.2 Biyofilm Karakteristik Analiz Yöntemi
Biyofilm miktarı doldurma yöntemiyle belirlendi. Polisakkarit içeriği ve protein içeriği, sırasıyla standart olarak sığır serum albümini kullanılarak nitrik asit damıtma yöntemi ve Coomassie Brilliant Blue yöntemiyle belirlendi. İkisinin toplamı EPS içeriğini oluşturuyordu. EPS içeriği, biyofilm karakteristik analizi için bir gösterge olarak kullanıldı. Deney esas olarak EPS'nin mikrobiyal hücre toplanmasındaki rolünü analiz etti. EPS gideriminden önce ve sonra biyofilm numuneleri tartıldı ve bir süspansiyon hazırlamak için %0,9 NaCl çözeltisi ilave edildi. Süspansiyonun OD₆₀₀ değeri bir spektrofotometrede 0,6'ya ayarlandı. 5 mL'lik bir santrifüj tüpüne uygun miktarda süspansiyon yerleştirildi ve OD₆₀₀'yi ölçmek için her 1 saatte bir 3 mL süpernatan alındı. T zamanında mikrobiyal hücre toplanmasının yüzdesi formüle göre hesaplandı.
Toplama süreci birinci dereceden bir kinetik denklemi takip etti.
2 SONUÇLAR VE TARTIŞMA
2.1 Farklı Taşıyıcılarla Biyofilm Bağlantısının Başlatılması Sırasında Kanalizasyon Kalitesinin Analizi
Çalışma parametrelerine göre reaktörler çalıştırılmış ve farklı aşılama kaynakları ve farklı taşıyıcılarla NH₄⁺-N ve KOİ giderim performansını karşılaştırmak için kanalizasyondaki NH₄⁺-N ve KOİ konsantrasyonları prosedürlere göre test edilmiştir.
Şekil 2(a)'dan NH₄⁺-N giderim verimliliğine göre biyofilm bağlanma başlangıç sürecinin üç aşamaya ayrıldığı görülmektedir: adaptasyon, hızlı büyüme ve stabilizasyon. Başlatma işlemi sırasında, aktif çamurla aşılanan askıda ve elastik taşıyıcıların biyofilm bağlanma etkinliği, çökeltiyle aşılanan taşıyıcılardan daha iyiydi. Bunlardan, (b) reaktörü 12. günde başarılı bir biyofilm tutunması elde ederken, (a) reaktörü biraz daha yavaştı. Yapısal avantajları nedeniyle elastik taşıyıcı, biyofilm bağlanması için daha kısa bir süreye ihtiyaç duyarken, asılı taşıyıcı, malzemesi nedeniyle biyofilm ayrılmasına daha yatkındı ve bu da bağlanma verimliliğini azaltıyordu. Bu, aktif çamurdaki bol miktardaki aktif mikroorganizmaların biyofilm tutunmasının başlangıç verimliliğini arttırdığını göstermektedir.
Şekil 2(b)'den (a)~(d) reaktörlerinin KOİ giderim oranlarının önce arttığı ve daha sonra stabilize olduğu görülmektedir. Bunlar arasında, reaktör (b), (a)'dan %80 daha hızlı giderime ulaşırken, hem (c) hem de (d) 9. günde %80'in üzerinde stabilize oldu. Bunun nedeni, elastik taşıyıcının güçlü adsorpsiyon kapasitesi ve çapraz bağlı ağ yapısının, mikroorganizmalar ve kanalizasyon arasındaki temas alanını arttırarak organik madde yakalama verimliliğini arttırmasıdır. Ayrıca aktif çamurun yapışkanlığı ve zenginliği de KOİ giderimini arttırdı.
2.2 Farklı Faktörlerin Biyofilm Performansı Üzerindeki Etkisinin Analizi
Yukarıdaki analiz sonuçlarına dayanarak, en iyi kirletici giderme etkisine sahip olan (aktif çamur ve elastik taşıyıcı ile aşılanmış) reaktör (d) tarafından oluşturulan biyofilm, farklı faktörlerin biyofilm performansı üzerindeki etkisini daha fazla analiz etmek amacıyla sonraki deneyler için biyofilm olarak seçildi. Sonuçlar Şekil 3'te gösterilmektedir.
2.2.1 YAPIN
Deneysel su sıcaklığı 26 derece –28 derece, pH 6,8–7,2 ve su akış hızı 7,8–8,1 L/dk olarak ayarlandı. Şekil 3(a)'da gösterildiği gibi, DO konsantrasyonu 1,5 mg/L'den 4,5 mg/L'ye yükseldikçe NH₄⁺-N ve COD giderim oranları karşılaştırıldı.
Şekil 3(a)'dan DO konsantrasyonu arttıkça NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranlarının arttığı görülebilir. DO 1,5 mg/L olduğunda NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranları sırasıyla yaklaşık %34 ve %48 idi. Bu sırada su kütlesi anoksik bir durumdaydı ve biyofilme yetersiz oksijen aktarımı, nitrifikasyon bakterilerinin büyümesini zorlaştırıyor ve bu da düşük uzaklaştırma oranlarıyla sonuçlanıyordu. Daha sonra, DO 3,5 mg/L'ye yükseldikçe, her iki uzaklaştırma oranı da önemli ölçüde arttı ve sonrasında değişiklik giderek düzleşti. Yani DO 3,5 mg/L'yi aştıktan sonra DO artık NH₄⁺-N ve KOİ giderimini etkileyen önemli bir faktör değildi.
2.2.2 pH
Deneysel su sıcaklığı 26 derece –28 dereceye, su akış hızı 7,8–8,1 L/dk olarak ayarlandı ve pH'ı ayarlamak için HCl ve NaHCO₃ kullanıldı. pH 6'dan 9'a yükseldikçe NH₄⁺-N ve COD giderim oranları karşılaştırıldı. pH arttıkça NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranlarının önce arttığı ve sonra azaldığı, her ikisinin de pH 7'de maksimuma ulaştığı görülebilir. pH, nitrifikasyon bakterilerini önemli ölçüde etkiler. Nitrifikasyon bakterilerinin büyümesi için optimal pH 7,5-8,0'dır ve aktiviteleri pH 7,0-7,8'de en güçlüdür. Bu aralığın ötesinde aktiviteleri keskin bir şekilde düşerek NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranlarında rakamla tutarlı bir düşüşe yol açar.
2.2.3 Su Akış Hızı
Deneysel su sıcaklığı 26 derece –28 dereceye, pH 6,8–7,2, DO 3,5–4,5 mg/L'ye ayarlandı. Su akış hızı 6,5 L/dak'dan 9,5 L/dak'ya çıkarken NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranları karşılaştırıldı. Akış hızı 8,0 L/dk'ya ulaşmadan önce giderim oranlarının akış hızının artmasıyla arttığı, 8,0 L/dk'da maksimuma ulaştığı ve daha sonra düşmeye başladığı görülmektedir. Bunun nedeni, uygun bir akış hızının su hareketini teşvik etmesi, maddelerin ve oksijenin biyofilme taşınmasını hızlandırmasıdır, ancak aşırı yüksek akış hızının biyofilmi etkileyerek bir miktar biyofilm kaybına neden olması ve dolayısıyla arıtma verimliliğini etkilemesidir.
2.2.4 COD Yükü
Deneysel su sıcaklığı 26 derece –28 derece, DO 3,5 mg/L, pH 7, su akış hızı 8 L/dak olarak ayarlandı. KOİ yükü 15 g/m²·gün'den 30 g/m²·gün'e yükseldikçe NH₄⁺-N ve KOİ giderim oranları karşılaştırıldı. KOİ yükü 15 g/m²·gün'den 30 g/m²·gün'e yükseldiğinde, giderim oranlarının hızlı bir şekilde arttığı ve daha sonra yavaş yavaş dengelenerek 25 g/m²·gün KOİ yükünde maksimuma ulaştığı görülebilir. Bu noktada NH₄⁺-N giderim oranı %90'a yakındı ve KOİ giderim oranı %90'ı aştı. KOİ yükü 25 g/m²·gün'ü aştığında yükün daha da arttırılması, çıkarma oranlarını önemli ölçüde değiştirmedi. Deneyde kullanılan biyofilm için optimal KOİ yükü 25 g/m²·gün idi.
2.2.5 Etkileyen C/N Oranı
Deneysel su sıcaklığı 26 derece –28 derece, DO 3,5 mg/L, pH 7, su akış hızı 8 L/dak olarak ayarlandı. NH₄⁺-N ve COD giderim oranları, Şekil 3(e)'de gösterilen sonuçlarla 5,3, 10,2 ve 14,6 giriş C/N oranlarında karşılaştırıldı.
Şekil 3(e)'den, girişteki C/N oranı 5.3 olduğunda biyofilmin %90'lık iyi bir NH₄⁺-N giderme oranına ulaştığı, ancak KOİ giderme oranının düşük olduğu görülebilir. Bunun nedeni, düşük bir C/N oranının, ototrofik nitrifikasyon bakterilerinin büyümesini desteklemesi, bunların besinler ve DO için heterotrofik nitrifikasyon bakterilerine göre daha güçlü bir şekilde rekabet etmelerini sağlaması, heterotrofik ve ototrofik nitrifikasyon bakterileri arasında bir dengesizliğe yol açması ve KOİ gideriminin zayıf olmasıdır. Etkin C/N oranı 10,2 olduğunda, biyofilm hem NH₄⁺-N hem de COD için nispeten yüksek giderim oranları elde etti çünkü bu koşul altında heterotrofik ve ototrofik nitrifikasyon bakterileri dengede büyüdü ve biyofilm saflaştırma verimliliği yüksekti. Girişteki C/N oranı 14,6 olduğunda, KOİ giderme oranı %90'ı aşarak yüksekti, ancak NH₄⁺-N giderme oranı keskin bir şekilde yalnızca %65'e düştü. Bu nedenle, giriş suyu C/N oranını seçerken hem NH₄⁺-N hem de KOİ giderme verimlilikleri dikkate alınmalıdır.
3 SONUÇ
Su kirliliği arıtımının etkisini artırmak için, kentsel su kirliliğine yönelik biyofilme dayalı bir biyolojik büyütme arıtma yöntemi önerildi. Biyofilm bağlanma başlangıç performansını farklı aşılama kaynakları ve farklı taşıyıcılarla karşılaştırmak ve ayrıca biyofilmin atık su arıtma verimliliği üzerindeki DO, pH, su akış hızı, COD yükü ve etkili C/N oranının etkilerini karşılaştırmak için bir biyofilm reaktörü inşa edildi. Analiz, aktif çamurla aşılanan elastik taşıyıcı biyofilmin NH₄⁺-N ve COD için daha yüksek giderim oranlarına sahip olduğunu ve daha iyi arıtma performansı sağladığını gösterdi. Ayrıca, DO konsantrasyonu 3,5 mg/L'de tutulduğunda, pH uygun 7,0 ila 7,8 aralığında kontrol edildiğinde, su akış hızı 8,0 L/dak'da stabilize edildiğinde, KOİ yükü 25 g/m²·d'de ve giriş suyu C/N oranı 10,2'ye ayarlandığında, biyofilm optimal kirletici giderme etkisini sergiledi. Özetle, kentsel su kirliliğine yönelik biyofilme dayalı biyolojik iyileştirme arıtma yöntemi önemli avantajlar ve potansiyel göstermektedir. Kentsel su kirliliği arıtımı için yerel koşullara uygun biyofilm oluşturmak, kentsel su kirliliğinin iyileştirilmesi ve kentsel ekolojik dengenin korunmasına yönelik fikirler sağlar.