بهینه‌سازی عملکرد و جانشینی جامعه میکروبی در فرآیند-جریان MBBR بدون اکسیژن-AO برای افزایش حذف نیتروژن و فسفر از فاضلاب شهری

بهینه سازی عملکرد و میکروبی توالی جامعه فرآیند پیوسته-جریان آنوکسیک MBBR-AAO

در سال‌های اخیر، تصفیه پیشرفته فاضلاب شهری و تحقق بازیافت منابع به موضوعات داغ در حوزه محیط زیست آب تبدیل شده است. با این حال، فرآیندهای سنتی حذف نیتروژن و فسفر که به طور گسترده توسط تصفیه خانه های فاضلاب پذیرفته شده اند، نه تنها منجر به اتلاف بیش از حد منابع می شود، بلکه هزینه های عملیاتی را نیز افزایش می دهد [1]. علاوه بر این، کاهش تدریجی نسبت کربن به نیتروژن (C/N) فاضلاب شهری و تفاوت در محیط‌های زندگی جوامع مختلف میکروبی عملکردی به عوامل محدودکننده مهمی برای فناوری‌های تصفیه آب تبدیل شده‌اند.

فرآیند لجن ترکیبی-فیلم هیبریدی MBBR، فرآیند لجن فعال را با فرآیند بیوفیلم حامل معلق ترکیب می‌کند تا به غنی‌سازی بیشتر میکروارگانیسم‌های عملکردی دست یابد، و مشکلات مربوط به اشغال زمین‌های بزرگ و تحمل ضعیف-درجه حرارت پایین [2] لجن سنتی [2]فعال شده را حل کند. در سال 2008، کارخانه تصفیه فاضلاب Wuxi Lucun در استان جیانگ سو، به عنوان اولین تصفیه خانه فاضلاب در چین که ارتقاء و بازسازی را به استانداردهای کلاس IA انجام داد، با افزودن حامل های معلق به سیستم لجن، اثر تصفیه را با موفقیت افزایش داد [3]. هو یوبیائو و همکاران [4] اثر دما بر حذف نیتروژن آمونیاک و مواد آلی در MBBR و لجن فعال را بررسی کرد و نتایج نشان داد که دما تأثیر کمتری بر MBBR دارد اما تأثیر بیشتری بر لجن فعال دارد. ژانگ مینگ و همکاران [5] از فرآیند A²O{10}}MBBR برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی استفاده کرد و به نرخ بالای حذف COD، نیتروژن آمونیاکی، TP و TN دست یافت. ژو جیاژونگ و همکاران [2] از طریق آزمایش‌های مقیاس کوچک{13} نشان داد که DO، دما با سیستم هیبریدی فیلم MBBR همبستگی مثبت دارد، در حالی که نسبت C/N نفوذی همبستگی منفی داشت.

فرآیند آنوکسیک MBBR (AM-MBBR) می‌تواند نیترات زدایی و حذف فسفر همزمان را در مخزن بدون اکسیژن انجام دهد، که همچنین فرآیند حذف فسفر نیترات زدایی (DPR) است. در مقایسه با فرآیندهای سنتی تصفیه فاضلاب، فرآیند DPR می تواند منابع کربن آلی را ذخیره کرده و مصرف اکسیژن را کاهش دهد. Zhang Yongsheng [6] و همکاران. یک راکتور بیوفیلم جریان پیوسته ایجاد کرد و نتایج نشان داد که در دمای 20 درجه، غلظت DO 5.5 میلی‌گرم در لیتر، بار 2.2 کیلوگرم در (m³·d) و شرایط هوادهی متناوب بی‌هوازی 3 ساعت در هوازی 6 ساعت، میانگین غلظت‌های phorus phorus در 6 ساعت و میانگین غلظت‌های phorus phorus در 6 ساعت بود. 0.67 میلی گرم در لیتر، با میزان حذف به ترتیب 72.9٪ و 78.5٪.

با این حال، برای سیستم لجن هیبرید AM- AAO، یک رابطه پیچیده بین لجن فلوکولنت معلق و بیوفیلم متصل وجود دارد. مطالعات قبلی بر روی روش‌های مهندسی مانند مناقصه و بازسازی تصفیه خانه‌های فاضلاب متمرکز شده‌اند، اما مطالعات کمی در مورد نیتریفیکاسیون همزمان و DPR برای افزایش حذف نیتروژن و فسفر در -لجن جریان پیوسته{4} فیلم هیبریدی AM{5}}فیلم هیبریدی AM{5}}و همچنین یکی از عملکردهای پایدار فن‌آوری حذف AAO از طریق فرآیند حذف AAO است. مشکلات

این مطالعه راهبردهای راه‌اندازی و بهره‌برداری فرآیندهای پیوسته-جریان (AAO) و فرآیندهای پیوسته لجن جریان-فیلم هیبریدی (AM-AAO) را با تمرکز بر بررسی اثرات سرعت هوادهی، دوز پرکننده، زمان ماند هیدرولیک (HRTioN، جریان مجدد مایع، نیتروژن، جریان مجدد مایع) دما روی عملکرد حذف طولانی‌مدت نیتروژن و فسفر فرآیند AM-MBBR و راندمان حذف فسفر نیترات زدایی در مخزن بدون اکسیژن. در همان زمان، جانشینی جوامع میکروبی و قوانین تغییر جوامع میکروبی عملکردی در لجن فعال و بیوفیلم مورد مطالعه قرار گرفت.

1 مواد و روش ها

1.1 دستگاه آزمایشی و پارامترهای عملیاتی

یک دستگاه واکنش AAO جریان پیوسته (شکل 1) در این مطالعه استفاده شد. از شیشه آلی ساخته شده بود، در مجموع 7 محفظه، هر یک با اندازه 10 سانتی متر × 10 سانتی متر × 40 سانتی متر. حجم کار 21 لیتر و نسبت حجمی هر مخزن واکنش بی هوازی: بی هوازی: هوازی=2:2:3 بود. همزن مکانیکی در مخازن بی هوازی و بدون اکسیژن به تصویب رسید. مخزن هوازی از سرهای شن هوادهی به عنوان{11}}هواده‌های میکرو متخلخل و نیروی خارجی برای اختلاط لجن-آب استفاده می‌کرد و سرعت هوادهی توسط یک جریان سنج گاز کنترل می‌شد. غلظت DO در مخزن هوازی راکتور در 2 تا 3 میلی گرم در لیتر کنترل شد. مخزن رسوب ثانویه یک استوانه با حجم کاری حدود 40 لیتر بود. زمان نگهداری لجن (SRT) 40 روز و نسبت رفلاکس لجن 50 درصد بود. راکتور در مجموع 263 روز کار کرد (به 6 مرحله عملیاتی تقسیم شد) و پرکننده های پلی اتیلن از روز 159 به مخزن اکسیژن اضافه شدند تا در حالت AM{23}}AAO کار کنند. شرایط عملیاتی خاص در جدول 1 نشان داده شده است.

(شکل 1 نمودار شماتیک AM{1}}تجهیزات فرآیند AAO: شکل شامل یک سطل ورودی آب، پمپ پریستالتیک، مخزن بی هوازی، مخزن بدون اکسیژن، مخزن هوازی، مخزن رسوب، سطل خروجی آب، و همچنین رفلاکس داخلی، خطوط لوله برگشت لجن، و دریچه های تخلیه است)

جدول 1 نوع سیستم فرآیند و پارامترهای عملیاتی

1.2 لجن تلقیح شده و کیفیت آب ورودی

لجن تلقیح شده در این آزمایش از لجن اضافی تخلیه شده از مخزن ته نشینی ثانویه یک تصفیه خانه فاضلاب گرفته شد. پس از تلقیح، غلظت لجن (MLSS) در راکتور 2.3 گرم در لیتر و جامدات فرار لجن (MLVSS) 2.1 گرم در لیتر بود.

ورودی راکتور فاضلاب خانگی واقعی رستوران ها بود که پس از فیلتر کردن ناخالصی ها از طریق صفحه فیلتر به راکتور اضافه شد. آلاینده های آن شامل NH4⁺-N (35.0456.54 میلی گرم در لیتر)، NO2--N (00.42 میلی گرم در لیتر)، NO3--N (00.05 میلی گرم در لیتر)، COD (362.1605.1 میلی گرم در لیتر)، و PO43--P (1 تا 5.08 میلی گرم در لیتر).

1.3 موارد تشخیص و روش های تجزیه و تحلیل

1.3.1 روش های تشخیص معمول

نمونه‌های لجن{0}}از ورودی، مخزن بی‌هوازی، مخزن بدون اکسیژن، مخزن هوازی، مخزن رسوب‌گذاری و پساب جمع‌آوری شد و با کاغذ صافی 0.45 میکرومتری فیلتر شد. NH4+{3}}N توسط اسپکتروفتومتر Nesler's تعیین شد. NO2-{4}}N با نورسنجی N{5}}(1{7}}نفتیل) اتیلن دیامین تعیین شد. NO3-{10}}N توسط طیف سنجی فرابنفش تعیین شد. COD توسط آشکارساز سریع چند پارامتری Lianhua 5B-3A COD تعیین شد. pH/DO و دما توسط آشکارساز WTW Multi3620 تعیین شد. MLSS با استفاده از روش وزنی تعیین شد. MLVSS با روش کاهش وزن احتراق کوره صدا خفه کن تعیین شد [7].

1.3.2 استخراج و تشخیص مواد پلیمری خارج سلولی

مواد پلیمری خارج سلولی (EPS) از پلی ساکاریدها (PS)، پروتئین ها (PN) و اسیدهای هیومیک (HA) تشکیل شده اند. سه نوع EPS، یعنی مواد پلیمری خارج سلولی محلول (S-EPS)، مواد پلیمری خارج سلولی آزاد (LB-EPS)، و مواد پلیمری خارج سلولی محکم (TB{3}}EPS) جدا و استخراج شدند. روش تعیین PS روش اسید سولفوریک-آنترون و روش‌های تعیین PN و HA به روش فولین{6}}لاوری [7] اصلاح شد.

1.3.3 روش محاسبه نرخ حذف آلاینده

نرخ حذف آلاینده (SRE) برای توصیف حذف کلی آلاینده سیستم فرآیند AM{0}}AAO استفاده شد. در میان آنها، Sinf و Seff به ترتیب غلظت آلاینده ورودی و پساب هستند که می توانند غلظت جرم آلاینده هایی مانند NH4⁺-N، NO2-{-N، NO3⁻{{4}PO⁄{2}}NH4⁺-N، NO₂--N، NO3⁻{{{4}POent the{5}N، «COD» و و پساب، میلی گرم در لیتر.

1.3.4 روش توالی‌یابی بالا{1}}

روش توالی‌یابی با توان{0}بالا Illumina استفاده شد. Sludge samples from the anaerobic tank, anoxic tank, and aerobic tank on days 1, 110, 194, and 237 were collected and named as group D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), group D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), group D194 (D194_A1, D194_A2، D194_O)، و گروه D237 (D237_A1، D237_A2، D237_O)؛ نمونه های لجن بیوفیلم در روزهای 194 و 237 جمع آوری و به ترتیب M194 و M237 نامگذاری شدند. در مجموع 14 نمونه لجن برای تغییرات در جوامع میکروبی آنالیز شد. DNA با استفاده از کیت Fast DNA SPIN (MP Biomedicals، Santa Ana، CA، USA) استخراج شد. ناحیه V3-V4 ژن 16S rRNA باکتریایی با پرایمرهای 338F/806R تکثیر شد. آمپلیکون های خالص شده بر روی پلت فرم Illumina MiSeq PE300 (Illumina، USA) توسط Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (شانگهای، چین) توالی یابی شدند [7].

2 نتایج و بحث

2.1 قوانین حذف آلاینده طولانی مدت در فرآیندهای AAO و AM-

حذف آلاینده درازمدت-در طول عملیات جریان پیوسته AAO (مرحله 1)3) و فرآیند AM{1}}AAO با پرکننده های پلی اتیلن معلق اضافه شده (مرحله 4)6) در شکل 2 نشان داده شده است.

در مرحله 1 (1~45 روز)، مقدار آزادسازی PO43--PRA (PRA) در مخزن بی هوازی، مقدار جذب PO43--P در مخزن اکسیژن (PUAA) و PO43-{-مقدار جذب P در مخزن بی‌هوازی میلی‌گرم، 6 PUA0 بود. 14.22 میلی گرم و 87.81 میلی گرم به ترتیب، و فرآیند جذب فسفر عمدتا در تانک هوازی به دست آمد. نرخ حذف NH4+{10}}N و نیتروژن معدنی کل (TIN) به ترتیب 92.85٪ و 86.37٪ بود، که از اثر نیترات زدایی اطمینان حاصل می کرد. پس از تنظیم دقیق هوادهی (DO=2~3 mg/L)، اثر حذف NH4+-N به 98.68% افزایش یافت و غلظت TIN پساب و سرعت حذف به ترتیب 1.75 میلی‌گرم در لیتر و 95.75 درصد بود که نشان می‌دهد که فرآیند DO باعث تنظیم مناسب می‌شود. اثر حذف COD در مخزن بی هوازی ضعیف شد (91.60٪). علاوه بر این، تنظیم دقیق DO با میانگین 0.47 میلی‌گرم در لیتر، تأثیری بر PO43-- پساب خروجی نداشت که با نتیجه‌گیری یانگ سیجینگ و همکارانش مطابقت دارد. [8].

در مرحله 2 (46 تا 120 روز)، پس از تنظیم HRT{3}} ساعت، عملکرد حذف COD کمی نوسان داشت. حداکثر مقادیر PRA، PUAA و PUAO به 148.01 میلی‌گرم، 81.95 میلی‌گرم و 114.15 میلی‌گرم رسید، که نشان می‌دهد افزایش جریان ورودی بر حذف فسفر تأثیری نداشت و عملکرد حذف NH4+-N و TIN بالا را حفظ کرد. در روز 72، نسبت رفلاکس مایع نیتریفیکاسیون به 300٪ و 400٪ افزایش یافت. افزایش نسبت رفلاکس اثر حذف TIN را با میزان حذف به ترتیب 80.37% (300%) و 68.68% (400%) کاهش داد. از روز 108 تا 120، نسبت رفلاکس مایع نیتریفیکاسیون 250 درصد تعیین شد. مقدار حذف COD در مخزن بی هوازی با نسبت ریفلاکس مایع نیتریفیکاسیون 250% (127.1 میلی گرم در لیتر) بالاتر یا برابر با سایرین بود (86.2 mg/L، 124.7 mg/L، و 128.0 mg/L برای 200%، 300% و 400% به ترتیب). غلظت فسفر پساب مربوط به نسبت‌های مختلف رفلاکس 0.52 میلی‌گرم در لیتر، 0.35 میلی‌گرم در لیتر و 0.06 میلی‌گرم در لیتر بود، که نشان می‌دهد افزایش نسبت رفلاکس مایع نیتریفیکاسیون در محدوده معینی می‌تواند باعث حذف فسفر شود. علاوه بر این، نسبت رفلاکس 250 درصد عملکرد نیترات زدایی خوبی داشت، با نرخ حذف TIN 86.86 درصد.

در مرحله 3 (121 تا 158 روز)، نسبت رفلاکس مایع نیتریفیکاسیون در 250٪ ثابت شد. در روز 131، جریان ورودی به 5 لیتر در ساعت افزایش یافت، اثرات حذف COD و فسفر کاهش یافت و غلظت پساب به ترتیب 73.3 میلی گرم در لیتر و 3.92 میلی گرم در لیتر بود، که نشان می دهد افزایش جریان ورودی منجر به تخلیه COD بیشتر بدون تصفیه می شود. علاوه بر این، حداکثر نرخ حذف NH4+-N و TIN به ترتیب 93.82% و 79.12% بود که در این میان NO3-{13}}N آلاینده اصلی در پساب (4.70 میلی گرم در لیتر) شد. در روز 139، جریان ورودی به 4 لیتر در ساعت کاهش یافت، COD و سرعت حذف پساب به ترتیب 55.7 میلی‌گرم در لیتر و 85.97٪ بود که بالاتر از عملکرد حذف کربن در HRT{20}} ساعت بود، که نشان می‌دهد کاهش HRT ممکن است منجر به کاهش اثر حذف COD شود. علاوه بر این، حداکثر نرخ حذف NH4+-N و TIN 100٪ و 97.41٪ بود که نشان می دهد تنظیم HRT باعث نیتریفیکاسیون و نیترات زدایی می شود، اما HRT بیش از حد کوتاه ممکن است منجر به کاهش اثر نیترات زدایی شود. بنابراین، در زمان HRT{26}} ساعت، کافی است واکنش‌ها در هر مخزن به طور کامل ادامه یابد و افزایش قابل توجهی در HRT اثر ترویجی کمی بر اثر نیترات زدایی دارد.

در روز 159، 20% پرکننده های پلی اتیلن معلق به مخزن بدون اکسیژن فرآیند AAO اضافه شد. در مرحله 4 (159 تا 209 روز)، عملکرد حذف COD و PO43-- افزایش یافت. با شروع از روز 172، غلظت NH4+- N به 64.17 میلی گرم در لیتر (C/N{11}}) افزایش یافت، COD پساب و نرخ حذف به ترتیب 77.7 میلی گرم در لیتر و 86.06 درصد بود. دلیل ممکن است این باشد که بیوفیلم به کندی رشد کرد و لجن فعال سهم اصلی را در حذف بیشتر COD داشت. پرکننده‌های معلق نرخ حذف PO43--P را 1.18% افزایش دادند. با این حال، افزایش NH4+{18} N نفوذی در مخزن بدون اکسیژن منجر به نیاز به منابع کربن بیشتر برای فرآیند نیترات زدایی NO3-{19}}N شد، که منجر به انتشار فسفر و جذب PAOs نشد. در همان زمان، این عملیات به طور کامل NO3--N را کاهش نداد و حداقل غلظت پساب 7.30 میلی گرم در لیتر بود. در روز 185، با تغییر HRT به 5.6 ساعت، مشخص شد که اثر حذف COD کمی با نرخ حذف 86.05% نوسان داشت. غلظت PO43-{26}}P پساب 0.05 میلی گرم در لیتر افزایش یافت، همراه با افزایش PUAA (از 13.02 میلی گرم به 18.90 میلی گرم)، که نشان می دهد لجن و بیوفیلم به طور هم افزایی بازده حذف فسفر خاصی را اعمال می کنند. علاوه بر این، غلظت NH4+-N، NO3--N، و TIN به ترتیب 10.23 mg/L، 6.52 mg/L و 16.82 mg/L بود، که نشان می‌دهد کاهش HRT منجر به کاهش اثرات حذف N4 و N3N3 می‌شود. TIN. در روز 195، HRT به 7 ساعت تنظیم شد و در این زمان، محتوای آلاینده در پساب کاهش یافت و عملکرد حذف نیتروژن و فسفر و حذف مواد آلی سیستم به تدریج بهبود یافت.

در مرحله 5 (210 تا 240 روز)، غلظت NH4+{3}} N نفوذی به 84.06 میلی گرم در لیتر (C/N{5}}) افزایش یافت، و لجن فعال هنوز سهم اصلی را در حذف مواد آلی دارد. افزایش NH4+{7}}N تأثیر کمی بر حذف COD داشت. نسبت COD جذب شده در مخزن بی هوازی 68.02 درصد بود و بیشتر مواد آلی توسط PAO در مخزن بی هوازی جذب و به منابع کربن داخلی (PHAs) سنتز شد و آزادسازی فسفر بی هوازی به طور کامل تکمیل شد [9]. حداکثر PRA 72.75 میلی‌گرم و PUAA و PUAO به ترتیب 35.82 میلی‌گرم در لیتر و 48.20 میلی‌گرم در لیتر بودند، اما سهم اصلی در جذب فسفر همچنان از مخزن هوازی بود. در روز 221، نسبت پر شدن به 30% افزایش یافت و غلظت NH4+{18}}N و TIN پساب به ترتیب 4.49 میلی گرم در لیتر و 5.16 میلی گرم در لیتر کاهش یافت. در میان آنها، NH4+{21}}N و NO3-{22}}N به ترتیب 70.11٪ و 28.75٪ از TIN پساب را تشکیل می دهند. در روز 231، غلظت NH4+{27}} N به 66.34 میلی گرم در لیتر تنظیم شد و عملکرد حذف آلاینده سیستم اساساً پایدار بود.

در مرحله 6 (241 تا 263 روز)، دمای راکتور برای بررسی اثر آن بر حذف آلاینده تنظیم شد. در روز 241، دما به 18 درجه کاهش یافت، میزان حذف COD به 84.37٪ کاهش یافت، اما قانون تغییر COD به دلیل کاهش دما تغییر نکرد. نسبت حذف در مخزن بی هوازی بالاترین بود، 62.02 درصد، فرآیند حذف فسفر نیترات زدایی در مخزن بدون اکسیژن، 26.72 درصد COD مصرف کرد، غلظت NO3-{10}}N در پساب مخزن هوازی 10.44 میلی گرم در لیتر و 8 میلی گرم در لیتر بود. NH4⁺{13}}N باقی مانده است. علاوه بر این، PRA کمتر تحت تأثیر دما قرار گرفت، اما عملکرد جذب فسفر از مخزن بدون اکسیژن کاهش یافت، با PUAA تنها 19.77 میلی گرم، و فسفر 3.94 میلی گرم در لیتر در مخزن هوازی حذف شد. اکثر PAO های روان دوست فرآیند جذب هوازی فسفر را انجام دادند [10]. هنگامی که دما به 13 درجه کاهش یافت، نرخ حذف NH4+{20}}N و TIN به ترتیب 6.38٪ و 6.25٪ کاهش یافت. در همان زمان، PUAA و PUAO به ترتیب 7.77 میلی‌گرم و 15.00 میلی‌گرم کاهش یافتند که ممکن است به کاهش فعالیت میکروبی و ظرفیت رشد و متابولیسم ناشی از کاهش دما مربوط باشد. جین یو [11] دریافت که وقتی دما کمتر از 14 درجه باشد، تضمین غلظت آلاینده پساب سیستم دشوار است.

(شکل 2 حذف آلاینده‌ها در فرآیندهای AAO و AM{1}}AAO در طول عملیات طولانی مدت: شامل (ج) منحنی‌های غلظت NH4+-N غلظت و سرعت حذف با روزهای عملیات تغییر می‌کند، (د) منحنی‌های NOₓ-{{4}. روزهای عملیاتی (0~260 d) است، و محورهای عمودی ρ (NH4+-N)/(mg·L-1)، ρ (NO3--N)/(mg·L-1) هستند و نرخ حذف/% به ترتیب روی منحنی ها مشخص شده است.

2.2 قوانین تغییر آلاینده در چرخه های معمول فرآیندهای AAO و AM{1}}AAO

برای بررسی بیشتر مکانیسم حذف آلاینده فرآیندهای AAO و AM-AAO، تغییرات غلظت آلاینده در چرخه‌های معمولی مراحل مختلف عملیات مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت، همانطور که در شکل 3 نشان داده شده است.

در روز 42 (مرحله 1)، فرآیند AAO عملکرد خوبی از نیترات زدایی و حذف فسفر داشت. با این حال، COD با نفوذ بالا عملکرد آزادسازی فسفر را بهبود نمی بخشد و PRA در این زمان 9.13 میلی گرم در لیتر بود. علاوه بر این، NH4+-N از قبل در هنگام ورود به مخزن اکسیژن مصرف شد. سپس، مخزن بدون اکسیژن NO3--N تولید شده را به N2 کاهش داد. با این حال، مخزن هوازی تنها 3.52 میلی‌گرم در لیتر NH4+-N را حذف کرد، که ممکن است به دلیل HRT طولانی در مرحله 1 باشد که منجر به افزایش DO برگشت به مخزن آنکسیک شد، و بیشتر NH4+-N نیتریفیکاسیون را در مخزن بدون اکسیژن کامل کرده بود، و در نتیجه وارد یک مخزن بدون اکسیژن شد.

در روز 118 (مرحله 2)، با کاهش COD ورودی، عملکرد آزادسازی فسفر و نیترات زدایی بدتر شد. غلظت رهاسازی فسفر در مخزن بی هوازی 5.91 میلی گرم در لیتر و غلظت NO3-- N در پساب مخزن هوازی 8.20 میلی گرم در لیتر بود. غلظت PO43--P در مخزن اکسیژن به 2.78 میلی گرم در لیتر کاهش یافت، که نشان می دهد PO43-- P در مخزن اکسیژن حذف شده است. علاوه بر این، نسبت رفلاکس مایع نیتریفیکاسیون در این زمان در 250٪ ثابت شد. در مقایسه با نسبت‌های رفلکس 300 و 400 درصد، عملکرد حذف نیتروژن و فسفر و حذف مواد آلی فرآیند افزایش یافته است، که نشان می‌دهد افزایش رفلکس مایع نیتریفیکاسیون در محدوده خاصی می‌تواند اثر حذف آلاینده را افزایش دهد.

در روز 207 (مرحله 4)، پس از تنظیم NH4+-N و HRT در فرآیند AM{3}}AAO، نرخ حذف COD 86.15% بود. تانک هوازی 13.34 میلی‌گرم در لیتر NH4+-N را حذف کرد، غلظت TIN باقی‌مانده 7.51 میلی‌گرم در لیتر بود، و 4.39 میلی‌گرم در لیتر NO3-{9}}N تولید شد، و NO3--N عامل غالب شد. تفاوت معنی داری در سهم حذف فسفر بین مخزن اکسیژن و مخزن هوازی وجود نداشت. علاوه بر این، افزایش NH4+{13}N نفوذی بر نیتریفیکاسیون تأثیری نداشت، اما افزایش غلظت TIN ورودی، عملکرد نیترات زدایی فرآیند AM{14}}AAO را کاهش داد، در نتیجه بر حذف TIN تأثیر گذاشت.

در روز 262 (مرحله 6)، دمای راکتور 13 درجه بود و نرخ حذف COD در این زمان 83.67٪ بود. در همان زمان، 6.95 میلی گرم در لیتر فسفر در مخزن بی هوازی آزاد شد. 20.22 میلی گرم در لیتر NH4+{7}}N توسط مخزن اکسیژن مصرف شد و نیترات زدایی انجام شد و غلظت NO3-- N در پساب مخزن اکسیژن 5.07 میلی گرم در لیتر بود. مخزن هوازی کاهش TIN 1.32 میلی گرم در لیتر داشت. نرخ حذف TIN 77.00% بود و TIN پساب حاوی 11.24 میلی‌گرم در لیتر NH4+{13}}N بود، که نشان می‌دهد دمای پایین فعالیت باکتری‌های نیتریف کننده و باکتری‌های نیترات‌زدایی را کاهش می‌دهد و منجر به حذف ناقص آلاینده‌ها در فاضلاب می‌شود. علاوه بر این، PRA به 6.95 میلی‌گرم در لیتر کاهش یافت و عملکرد جذب فسفر مخزن آنوکسی و مخزن هوازی به ترتیب به 2.41 میلی‌گرم در لیتر و 3.61 میلی‌گرم در لیتر کاهش یافت، که نشان می‌دهد کاهش دمای راکتور از عملکرد حذف فسفر PAOs جلوگیری می‌کند و منجر به کاهش عملکرد حذف فسفر مخزن PAO و کاهش بی‌آروب می‌شود. غلظت فسفر

(شکل 3 تغییرات آلاینده در چرخه‌های معمولی: شامل (الف) روز 42 فرآیند AAO، (ب) روز 118 فرآیند AAO، (ج) روز 207 AM{4}}فرآیند AAO، (د) منحنی‌های تغییر غلظت آلاینده در روز 262 AM{6}}، فرآیند غلظت محوری افقی است و فرآیند AAO محوری است. (میلی گرم در لیتر) از هر آلاینده (COD، NH4⁺-N، NO3--N، PO43--P))

2.3 تغییرات در ترکیب و محتوای مواد پلیمری خارج سلولی (EPS) در فرآیندهای AAO و AM{1}}AAO

در طول آزمایش، تغییرات در ترکیب و محتوای EPS در روز 101 (فرایند AAO) و روز 255 (AM{2}}فرایند AAO) تعیین و تجزیه و تحلیل شد، همانطور که در شکل 4 نشان داده شده است. TB-EPS؛ در روز 101، کل محتوای EPS در مخزن بی هوازی، مخزن اکسیژن، و مخزن هوازی روند افزایشی را نشان داد (به ترتیب 0.12 mg/gVSS، 0.29 mg/gVSS و 0.37 mg/gVSS). در میان آنها، محتوای EPS به طور قابل توجهی در مرحله نیتریفیکاسیون افزایش یافت، که ممکن است به دلیل متابولیسم فعال میکروارگانیسم‌های داخلی باشد، زمانی که سیستم تحت شرایط کربن بالا به نسبت نیتروژن (C/N{14}}) کار می‌کرد [12]. با این حال، TB{17}}EPS نقش مثبتی در تشکیل لخته‌های لجن داشت، در حالی که S{18}}EPS و LB{19}}EPS اثرات منفی داشتند [8]. در این آزمایش، محتوای S{21}}EPS و LB-EPS نسبتاً کم بود، که شرایطی را برای رشد لجن ایجاد کرد. در سیستم هیبریدی فیلم -لجن جریان پیوسته-، نقش لجن لخته غیرقابل جایگزینی است [2].

علاوه بر این، قوانین تغییر PN/PS در لایه‌های مختلف لجن در هر مخزن واکنش متفاوت بود. PN در هر مخزن واکنش همیشه بالاتر از PS بود. در روز 101، نسبت‌های PN/PS در S-EPS، LB-EPS، و TB-EPS لجن به ترتیب 0.06، 1.62 و 2.67 بود، در حالی که در روز 255، آنها 0.03، 1.30 در 1.30، 1.30، و 1.30 درصد، 1.30 و 1.30 واحد بر ثانیه بودند. روند افزایشی از لایه بیرونی به لایه داخلی سلول های لجن. با این حال، هنگامی که دمای راکتور به 13 درجه کاهش یافت، محتوای کل EPS در سه مخزن روند افزایشی را نشان داد (به ترتیب 0.28 mg/gVSS، 0.41 mg/gVSS و 0.63 mg/gVSS). دلیل ممکن است این باشد که میکروارگانیسم‌هایی که قادر به انطباق با دمای پایین نیستند مرده یا اتولیز می‌شوند و این میکروارگانیسم‌های مرده EPS را آزاد می‌کنند که منجر به افزایش محتوای EPS لجن می‌شود، یا دمای پایین باعث می‌شود برخی از میکروارگانیسم‌های روان‌دوست EPS بیشتری ترشح کنند تا با کاهش دما در راکتور سازگار شوند [13].

(شکل 4 تغییرات در محتوای و ترکیب EPS در روز 101 (فرآیند AAO) و روز 255 (فرآیند AM-AAO): سمت چپ فرآیند AAO است و سمت راست فرآیند AM-AAO است. محور افقی مخزن واکنش است (پایان بی‌هوازی، انتهای آنکسیک، انتهای بی‌هوازی و انتهای آنکسی، انتهای نوع هوازی، LPS، سمت چپ، تیپ هوازی (S) سمت چپ. محتوای EPS (mg·gVSS-1)، و محور عمودی سمت راست نسبت PN/PS است که شامل هیستوگرام های PN، PS و کل محتویات EPS و نمودار خطی نسبت PN/PS است.

2.4 قوانین جانشینی جامعه پویای تنوع میکروبی و جمعیت

نتایج توالی‌یابی با توان بالا نشان داد که تعداد توالی‌های 14 نمونه لجن 1,027,419 بود و تعداد توالی‌های OTU هر نمونه در جدول 2 نشان داده شده است. پوشش نمونه‌ها بالاتر از 0.995 بود که نشان می‌دهد نتایج توالی‌یابی بالایی داشتند. گروه D01 ساختار جامعه میکروبی اولیه را با شاخص Ace بالا توصیف کرد که نشان می‌دهد لجن دارای غنای گونه‌های میکروبی بالایی در شروع- سیستم است. با تبدیل سیستم از AAO به فرآیند AM{11}}AAO، شاخص Ace کاهش یافت و غنای جامعه میکروبی در سیستم AM{12}}AAO کاهش یافت. علاوه بر این، شاخص سیمپسون کاهش یافت که نشان دهنده کاهش تنوع جامعه میکروبی است. با توجه به تغییر شاخص آس، تعداد کل گونه‌های موجود در جامعه میکروبی بیوفیلم مخزن اکسیژن روند کاهشی را نشان داد. کاهش شاخص شانون ثابت کرد که تنوع جامعه میکروبی در بیوفیلم کاهش یافته است.

جدول 2 تنوع شاخص تنوع میکروبی

The main phyla with relative abundance >10 درصد در 14 نمونه مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت (شکل 5a). فیلاهای غالب در گروه D01 اکتینوباکتریوتا (76/25 درصد) بودند.90/32 درصد، پروتئوباکتری ها (98/21 درصد)27.16٪، باکتریوئیدوتا (15.50٪)18.36٪، و Firmicutes (10.37٪)13.77 درصد؛ با این حال، فراوانی نسبی Actinobacteriota (16.89٪)19.16٪ و Firmicutes (3.83٪)6.52٪ در گروه D110 کاهش یافت، و فراوانی نسبی پروتئوباکتری ها افزایش یافت (32.96٪ تا 40.75٪). در سیستم فرآیند AM{5}}AAO، Actinobacteriota به سرعت کاهش یافت، حتی به کمتر از 3٪ در گروه D237، در حالی که Proteobacteria (33.72٪)43.54٪، باکتریوئیدوتا (17.40٪)24.19%), and Chloroflexi (12.46%~12.77%) have become the phyla with relatively high abundances. In addition, in sample M194, the phyla with relative abundance >10 درصد پروتئوباکتری ها (26/35 درصد) و باکتریوئیدوتا (61/30 درصد) بودند که نشان می دهد ساختار جامعه میکروبی بیوفیلم مشابه لجن فعال است. در نمونه M237، فراوانی نسبی Firmicutes به کمتر از 2٪ کاهش یافت و فراوانی Acidobacteriota (5.33٪) افزایش یافت.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 درصد. مشخص شد که جنس غالب در گروه D01 Candidatus_Microthrix (11.32٪) بود.20.65٪، norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3.97٪6.36٪، Trichococcus (6.99٪)9.95٪، و Ornithinibacter (3.99٪)6.41 درصد؛ پس از اینکه سیستم در فرآیند AM{1}}AAO کار کرد، فراوانی نسبی Candidatus_Microthrix به شدت به 0.02% کاهش یافت (گروه D237). در حالی که norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 ابتدا روند افزایشی و سپس کاهشی را نشان داد (گروه D237، 1.91٪2.91٪. هنگامی که فرآیند به طور پایدار انجام شد، آزوسپیرا به یکی از جنس های نسبتا غالب تبدیل شد (گروه D237، 7.37٪18.41 درصد. بعلاوه، جنسهای بیوفیلم اساساً شبیه لجن بودند و فراوانی نسبی norank_f__norank_o__Run{6}}SP154 در M194 و M237 به ترتیب 6.61%~7.66% و 7.43% بود.

در مجموع 12 جنس و 1 خانواده از باکتری‌های اکسیدکننده آمونیاک (AOB)، نیتریت‌ها، باکتری‌های اکسیدکننده نیتریت (NOB)، ارگانیسم‌های تجمع‌دهنده گلیکوژن (GAOs) و موجودات تجمع‌کننده فسفر (PAOs) در سیستم برای تجزیه و تحلیل انتخاب شدند (جدول 3). مشخص شد که در گروه D01، نیتروزوموناس (0.02٪)0.03٪، Ellin6067 (0.01٪0.02٪، و Nitrospira (0.04٪)0.07٪ ممکن است عملکرد اکسیداسیون NH4+-N را تضمین کند. کاهش Nitrosomonas و Nitrospira در گروه D110 ممکن است ناشی از نسبت ریفلاکس داخلی بالا باشد، اما Ellin6067 (0.01٪)0.02٪ مزاحم نبود. در گروه D194، سیستم در فرآیند AM-AAO کار می‌کرد و کاهش HRT NOB و مقداری AOB را از بین برد. افزایش نیتروژن آمونیاکی ورودی ممکن است دلیل افزایش فراوانی نسبی سه جنس فوق در گروه D237 باشد (شکل 5b). علاوه بر این، AOB (Nitrosomonas و Ellin6067، 0.03٪0.07٪ و NOB (Nitrospira، 0.01٪0.02٪ در نمونه M237 افزایش جزئی را نشان داد که نشان می دهد بیوفیلم به سیستم لجن برای رسیدن به فرآیند نیترات زدایی کمک می کند.

طیف وسیعی از PAOs در گروه D01 وجود داشت، از جمله Acinetobacter، Candidatus_Accumulibacter، Candidatus_Microthrix، Defluviimonas، Pseudomonas و Tetrasphaera. تغییرات Candidatus_Microthrix (10.93%~11.88%) و PAOs با فراوانی نسبی<5% in group D110 may be the reasons for the decrease of PRA in Stage 2. In group D194, the relative abundances of Candidatus_Microthrix and Tetrasphaera decreased to 0.711.14 و 0.31٪0.39٪ [14]. در گروه D237، Candidatus_Microthrix تقریباً حذف شد (0.02٪)، و PAOهایی که جایگزین آن برای اعمال عملکرد حذف فسفر شدند، Defluviimonas (0.70٪) بودند.1.07٪ و دکلروموناس (0.95٪)1.06٪؛ علاوه بر این، خانواده Comamonadaceae نیز تایید شده است که عملکرد حذف فسفر را دارند [8]، و فراوانی نسبی Comamonadaceae در مخزن بی هوازی یا مخزن آنکسیک نسبتاً زیاد بود، تقریباً دو برابر مخزن هوازی. علاوه بر این، Candidatus_Competibacter و Defluviicoccus جنس های غالب GAOs در همه نمونه ها بودند، اما فراوانی دو جنس در گروه D01 بود.<1%. In the remaining samples, the growth of Defluviicoccus lagged behind that of Candidatus_Competibacter. In group D237, the abundances of the two genera were 2.96%~3.89% and 0.54%~0.57%, respectively. GAOs are considered to compete with PAOs for organic matter, thereby causing the deterioration of biological phosphorus removal performance, but recent studies have found that GAOs can carry out endogenous denitrification to achieve denitrification (the average TIN removal rate was 83.08% when the system was stable) [7].

(شکل 5 ترکیب جامعه میکروبی: (الف) نمودار میله‌ای فراوانی نسبی در سطح شاخه. محور افقی نمونه است و محور عمودی فراوانی نسبی است. این شامل شاخه‌های اصلی مانند Actinobacteriota و Proteobacteria است؛ (ب) نقشه گرمایی فراوانی نسبی در سطح جنس. محور افقی و محور عمودی ژن عمق رنگ نشان دهنده سطح فراوانی نسبی است)

جدول 3 فراوانی گروه های عاملی در 14 نمونه بیولوژیکی

3 نتیجه گیری

با استفاده از فاضلاب واقعی به عنوان هدف تصفیه، شرایط عملیاتی فرآیند AM{0}}AAO بهینه شد. مشخص شد که وقتی فرآیند تحت شرایط HRT=7 ساعت، دمای حدود 25 درجه، رفلاکس داخلی=250% SRT=40 d، رفلکس لجن=50% و نرخ پرکننده مخزن بدون اکسیژن=30% انجام شد، اثر حذف آلاینده بهترین بود. حداکثر میزان حذف NH4⁺{9}}N 98.57% بود. غلظت NO3-{11}}N پساب، غلظت PO43-{12}} P، نرخ حذف TIN و نرخ حذف COD به ترتیب 6.64 میلی گرم در لیتر، 0.42 میلی گرم در لیتر، 83.08 درصد و 86.16 درصد بود.

مخزن بی هوازی فرآیندهای حذف مواد آلی و آزادسازی فسفر را با 64.51 درصد از COD حذف و 9.77 میلی گرم در لیتر فسفر در همان زمان انجام داد. مخزن بدون اکسیژن واکنش های حذف فسفر نیترات زدایی خوبی را انجام داد. مخزن هوازی فرآیندهای نیتریفیکاسیون کامل و جذب فسفر را با میزان حذف NH4+-N و PUAO به ترتیب 97.85٪ و 59.12 میلی گرم انجام داد.

هنگامی که فرآیند AM{0}}AAO به طور پایدار اجرا شد، افزایش AOB (Ellin6067 و Nitrosomonas، 0.02٪~0.04٪ → 0.04٪0.12٪ و NOB (Nitrospira، 0).0.01% → 0.02%0.04٪ پیشرفت کافی نیتریفیکاسیون را تضمین کرد و نرخ حذف NH4+-N 8.35٪ افزایش یافت. GAOs (Candidatus_Competibacter و Defluviicoccus، 1.31٪1.61% → 3.49%4.46٪ بر فرآیند نیترات زدایی درون زا تسلط داشتند. رشد PAOs (خانواده Defluviimonas، Dechloromonas و Comamonadaceae، 3.29٪8.67٪ → 3.79٪ ~ 9.35٪ دلیل برای حفظ عملکرد حذف فسفر خوب بود. علاوه بر این، ساختار جامعه میکروبی بیوفیلم مخزن بدون اکسیژن اساساً شبیه لجن فعال بود که به طور مشترک عملکرد حذف نیتروژن و فسفر سیستم را تضمین می کرد.