Belediye Kanalizasyon Kanalından Gelişmiş Azot ve Fosfor Giderimi İçin Sürekli-Akışlı, Anoksik MBBR-AAO Sürecinde Performans Optimizasyonu ve Mikrobiyal Topluluk Ardıllığı

Performans Optimizasyonu ve Mikrobiyal Sürekli-Akışsız MBBR-AAO Sürecinin Topluluk Sıralaması

Son yıllarda kentsel kanalizasyonun ileri düzeyde arıtılması ve kaynak geri dönüşümünün gerçekleştirilmesi su ortamı alanında gündemdeki konular haline geldi. Bununla birlikte, atık su arıtma tesisleri tarafından yaygın olarak benimsenen geleneksel nitrojen ve fosfor giderme işlemleri, yalnızca aşırı kaynak israfına yol açmakla kalmaz, aynı zamanda işletme maliyetlerini de artırır [1]. Üstelik kentsel kanalizasyonun karbon-/nitrojen oranındaki (C/N) kademeli düşüş ve farklı işlevsel mikrobiyal toplulukların yaşam ortamlarındaki farklılıklar, su arıtma teknolojileri için önemli sınırlayıcı faktörler haline geldi.

Çamur-filmi hibrit MBBR işlemi, geleneksel aktif çamur işleminin büyük arazi işgali ve zayıf düşük-sıcaklık toleransı sorunlarını çözerek fonksiyonel mikroorganizmaların daha iyi zenginleştirilmesini sağlamak için aktif çamur işlemini askıdaki taşıyıcı biyofilm işlemiyle birleştirir [2]. 2008 yılında, Jiangsu Eyaletindeki Wuxi Lucun Atık Su Arıtma Tesisi, Çin'de Sınıf IA standartlarına göre iyileştirme ve yeniden yapılanma gerçekleştiren ilk atık su arıtma tesisi olarak, çamur sistemine asılı taşıyıcılar ekleyerek arıtma etkisini başarılı bir şekilde arttırdı [3]; Hu Youbiao ve ark. [4] sıcaklığın, MBBR ve aktif çamurdaki amonyak nitrojeni ve organik maddenin uzaklaştırılması üzerindeki etkisini araştırdılar ve sonuçlar, sıcaklığın MBBR üzerinde daha küçük bir etkiye sahip olduğunu ancak aktif çamur üzerinde daha büyük bir etkiye sahip olduğunu gösterdi; Zhang Ming ve diğerleri. [5] kırsal evsel atık suları arıtmak için A²O-MBBR işlemini kullandı ve KOİ, amonyak nitrojeni, TP ve TN'nin yüksek oranda uzaklaştırılmasını sağladı; Zhou Jiazhong ve diğerleri. [2] küçük-ölçekli deneyler yoluyla DO ve sıcaklığın çamur-film hibrit MBBR sistemi ile pozitif korelasyona sahip olduğunu, buna karşın etkili C/N oranının ise negatif korelasyona sahip olduğunu buldu.

Anoksik MBBR (AM-MBBR) işlemi, aynı zamanda nitrifikasyon fosfor giderme (DPR) işlemi olan anoksik tankta eş zamanlı denitrifikasyon ve fosfor giderimi gerçekleştirebilir. Geleneksel atık su arıtma işlemleriyle karşılaştırıldığında DPR işlemi, organik karbon kaynaklarından tasarruf sağlayabilir ve oksijen tüketimini azaltabilir. Zhang Yongsheng [6] ve ark. sürekli-akışlı bir biyofilm reaktörü geliştirdi ve sonuçlar, 20 derece sıcaklıkta, 5,5 mg/L DO konsantrasyonunda, 2,2 kg/(m³·d) yükte ve 3 saat anaerobik/aerobik 6 saat aralıklı havalandırma koşulunda, atık sudaki ortalama KOİ ve fosfor konsantrasyonlarının 76 mg/L ve 0,67 mg/L olduğunu ve uzaklaştırma oranlarının: Sırasıyla %72,9 ve %78,5.

Bununla birlikte, çamur-filmi hibrit AM-AAO sistemi için, askıdaki topaklayıcı çamur ile bağlı biyofilm arasında karmaşık bir ilişki vardır. Önceki çalışmalar, atık su arıtma tesislerinin ihale edilmesi ve yeniden inşası gibi mühendislik uygulamalarına odaklanmıştı ancak sürekli-akışlı çamur-film hibrit AM-AAO sistemlerinde nitrojen ve fosfor giderimini artırmak için eşzamanlı nitrifikasyon ve DPR üzerine çok az çalışma vardır ve bu sürecin DPR teknolojisi aracılığıyla kirletici giderme performansının kararlılığı da zorluklardan biridir.

Bu çalışma, sürekli-akışlı (AAO) ve sürekli-akışlı çamur-film hibrit (AM-AAO) proseslerinin başlatma ve işletme stratejilerini optimize ederek, havalandırma hızı, dolgu dozajı, hidrolik tutma süresi (HRT), nitrifikasyon sıvısı geri akış oranı, etkili C/N oranı ve sıcaklığın uzun vadeli nitrojen ve fosfor giderme performansı üzerindeki etkilerini araştırmaya odaklandı. AM-MBBR süreci ve anoksik tanktaki nitrifikasyondan arındırıcı fosfor giderme verimliliği. Aynı zamanda aktif çamur ve biyofilmdeki mikrobiyal toplulukların dizilimi ve fonksiyonel mikrobiyal toplulukların değişim kuralları da incelenmiştir.

1 Malzemeler ve Yöntemler

1.1 Deneysel Cihaz ve Çalışma Parametreleri

Bu çalışmada sürekli-akışlı bir AAO reaksiyon cihazı (Şekil 1) kullanıldı. Organik camdan, her biri 10 cm x 10 cm x 40 cm boyutlarında toplam 7 bölmeden oluşan; çalışma hacmi 21 L idi ve her reaksiyon tankının hacim oranı anaerobik: anoksik: aerobik=2:2:3'tü. Anaerobik ve anoksik tanklarda mekanik karıştırma benimsendi; Aerobik tankta mikro{11}}gözenekli havalandırıcılar olarak havalandırma kumu başlıkları ve çamurun-suyu karıştırması için harici kuvvet kullanıldı ve havalandırma hızı bir gaz akış ölçer tarafından kontrol ediliyordu. Reaktörün aerobik tankındaki DO konsantrasyonu 2~3 mg/L'de kontrol edildi; ikincil çökeltme tankı, çalışma hacmi yaklaşık 40 L olan bir silindirdi; çamur tutma süresi (SRT) 40 gündü ve çamur geri akış oranı %50 idi. Reaktör toplam 263 gün (6 çalışma aşamasına bölünmüş) çalıştırıldı ve 159. günden itibaren AM-AAO modunda çalışmak üzere anoksik tanka polietilen dolgu maddeleri eklendi. Spesifik çalışma koşulları Tablo 1'de gösterilmektedir.

(Şekil 1 AM-AAO proses ekipmanının şematik diyagramı: Şekilde bir su giriş kovası, peristaltik pompa, anaerobik tank, anoksik tank, aerobik tank, çökeltme tankı, su çıkış kovasının yanı sıra dahili geri akış, çamur geri akış boru hatları ve tahliye vanaları yer almaktadır)

Tablo 1 Proses sistemi tipi ve çalışma parametreleri

1.2 Aşılanmış Çamur ve Giriş Suyu Kalitesi

Bu deneyde aşılanan çamur, bir atık su arıtma tesisinin ikincil çökeltme tankından boşaltılan fazla çamurdan alınmıştır. Aşılamadan sonra reaktördeki çamur konsantrasyonu (MLSS) 2,3 g/L ve çamur uçucu katıları (MLVSS) 2,1 g/L idi.

Reaktörün akışı, bir filtre eleğinden safsızlıkların filtrelenmesinden sonra reaktöre eklenen, restoranlardan gelen gerçek evsel atık suydu. Kirleticileri arasında NH₄⁺-N (35,04) vardı56,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), COD (362,1)605,1 mg/L) ve PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Tespit Öğeleri ve Analiz Yöntemleri

1.3.1 Rutin Tespit Yöntemleri

Giriş, anaerobik tank, anoksik tank, aerobik tank, çökeltme tankı ve atık sudan çamur-su örnekleri toplandı ve 0,45 μm filtre kağıdıyla filtrelendi. NH₄⁺-N, Nessler'in spektrofotometresi ile belirlendi; NO₂⁻-N, N-(1-naftil) etilendiamin fotometrisi ile belirlendi; NO₃⁻-N, ultraviyole spektrofotometri ile belirlendi; COD, Lianhua 5B-3A COD çok parametreli hızlı dedektörü ile belirlendi; pH/DO ve sıcaklık WTW Multi3620 dedektörü ile belirlendi; MLSS gravimetrik yöntemle belirlendi; MLVSS, kül fırını yakma ağırlık kaybı yöntemi ile belirlendi [7].

1.3.2 Hücre Dışı Polimerik Maddelerin Ekstraksiyonu ve Saptanması

Hücre dışı polimerik maddelerin (EPS) polisakkaritlerden (PS), proteinlerden (PN) ve hümik asitlerden (HA) oluştuğu kabul edilir. Üç tür EPS, yani çözünür hücre dışı polimerik maddeler (S-EPS), gevşek bağlı hücre dışı polimerik maddeler (LB-EPS) ve sıkı bağlı hücre dışı polimerik maddeler (TB-EPS) ayrıldı ve ekstre edildi. PS'nin belirleme yöntemi sülfürik asit-antron yöntemiydi ve PN ve HA'nın belirleme yöntemleri ise modifiye Folin-Lowry yöntemiydi [7].

1.3.3 Kirletici Giderim Oranının Hesaplama Yöntemi

Kirletici giderme oranı (SRE), AM-AAO proses sisteminin genel kirletici giderme işlemini karakterize etmek için kullanıldı. Bunlar arasında, Sinf ve Seff sırasıyla giriş ve çıkış suyundaki kirletici konsantrasyonlarıdır; bu, giriş ve çıkış suyundaki NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD ve PO₄³⁻-P gibi kirleticilerin kütle konsantrasyonlarını temsil edebilir, mg/L.

1.3.4 Yüksek-Verimli Sıralama Yöntemi

Illumina'nın yüksek-verimli sıralama yöntemi kullanıldı. 1, 110, 194 ve 237. günlerde anaerobik tank, anoksik tank ve aerobik tanktan çamur numuneleri toplanmış ve grup D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grup D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), grup D194 (D194_A1, Sırasıyla D194_A2, D194_O) ve D237 grubu (D237_A1, D237_A2, D237_O); 194. ve 237. günlerde biyofilm çamur örnekleri toplanmış ve sırasıyla M194 ve M237 olarak adlandırılmıştır. Toplam 14 çamur numunesi mikrobiyal topluluklardaki değişiklikler açısından analiz edildi. DNA, Fast DNA SPIN kiti (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, ABD) kullanılarak ekstre edildi. Bakteriyel 16S rRNA geninin V3-V4 bölgesi 338F/806R primerleri ile amplifiye edildi. Saflaştırılmış amplikonlar, Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Şangay, Çin) tarafından Illumina MiSeq PE300 platformunda (Illumina, ABD) dizilendi [7].

2 Sonuçlar ve Tartışma

2.1 AAO ve AM-AAO Süreçlerinde Uzun-Dönemli Kirletici Giderme Kuralları

Sürekli-akışlı AAO işleminin çalışması sırasında uzun-vadeli kirletici madde giderimi (1. Aşama)3) ve askıda polietilen dolgu maddelerinin eklendiği AM-AAO işlemi (4. Aşama)6) Şekil 2'de gösterilmektedir.

Aşama 1'de (1~45 gün), anaerobik tanktaki PO₄3⁻-P salınım miktarı (PRA), anoksik tanktaki (PUAA) PO₄³⁻-P alım miktarı ve aerobik tanktaki (PUAO) PO₄3⁻-P alım miktarı 66,06 mg, 14,22 mg ve Sırasıyla 87,81 mg ve fosfor alım süreci esas olarak aerobik tankta sağlandı. NH₄⁺-N ve toplam inorganik nitrojenin (TIN) giderilme oranları sırasıyla %92,85 ve %86.37 olup, denitrifikasyon etkisini sağladı. Havalandırmanın hassas-ayarından sonra (DO=2~3 mg/L), NH₄⁺-N giderme etkisi %98,68'e yükseldi ve atık sudaki TIN konsantrasyonu ve giderme oranı sırasıyla 1,75 mg/L ve %95,75 oldu; bu da DO'nun uygun şekilde ayarlanmasının nitrifikasyon ve denitrifikasyon işlemlerine yardımcı olduğunu gösterir; anaerobik tanktaki KOİ giderme etkisi zayıfladı (%91,60). Buna ek olarak, DO'nun-ince ayarının atık PO₄³⁻-P üzerinde hiçbir etkisi olmadı; ortalama 0,47 mg/L idi; bu, Yang Sijing ve ark.'nın vardığı sonuçla tutarlıdır. [8].

Aşama 2'de (46~120 gün), HRT=8 saat ayarlandıktan sonra KOİ giderme performansı hafif dalgalandı; PRA, PUAA ve PUAO'nun maksimum değerleri 148,01 mg, 81,95 mg ve 114,15 mg'a ulaştı; bu, giriş akışındaki artışın fosfor giderimini etkilemediğini ve yüksek NH₄⁺-N ve TIN giderme performansını koruduğunu gösterdi. 72. günde nitrifikasyon sıvısı geri akış oranı %300 ve %400'e çıkarıldı. Geri akış oranındaki artış, sırasıyla %80,37 (%300) ve %68,68 (%400) uzaklaştırma oranlarıyla TIN giderme etkisini azalttı. 108. günden 120. güne kadar nitrifikasyon sıvısı geri akış oranının %250 olduğu belirlendi. %250 nitrifikasyon sıvısı geri akış oranında (127,1 mg/L) anaerobik tanktaki COD uzaklaştırma miktarı diğerlerinden daha yüksek veya ona eşitti (sırasıyla %200, %300 ve %400 için 86.2 mg/L, 124,7 mg/L ve 128,0 mg/L); farklı geri akış oranlarına karşılık gelen atık fosfor konsantrasyonları 0,52 mg/L, 0,35 mg/L ve 0,06 mg/L idi; bu, nitrifikasyon sıvısı geri akış oranının belirli bir aralıkta arttırılmasının fosfor giderimini destekleyebileceğini gösterir. Ek olarak %250'lik geri akış oranı, %86.86'lik bir TIN çıkarma oranıyla iyi bir nitrifikasyon performansına sahipti.

Aşama 3'te (121~158 d), nitrifikasyon sıvısı geri akış oranı %250'de sabitlendi. 131. günde giriş akışı 5 L/saat'e çıkarıldı, KOİ ve fosfor giderme etkileri azaldı ve çıkış suyu konsantrasyonları sırasıyla 73,3 mg/L ve 3,92 mg/L oldu; bu, giriş akışındaki artışın arıtılmadan daha fazla KOİ'nin deşarj edilmesine yol açtığını gösteriyor. Ek olarak, NH₄⁺-N ve TIN'in maksimum uzaklaştırma oranları sırasıyla %93,82 ve %79,12 idi; bunların arasında NO₃⁻-N, atık sudaki ana kirletici madde haline geldi (4,70 mg/L). 139. günde, giriş akışı 4 L/saat'e düşürüldü, çıkış suyu KOİ ve giderme oranı sırasıyla 55,7 mg/L ve %85,97 idi; bu, HRT=5.6 saatteki karbon giderme performansından daha yüksekti; bu, HRT'deki azalmanın KOİ giderme etkisinde bir azalmaya yol açabileceğini gösterir. Ek olarak, NH₄⁺-N ve TIN'in maksimum uzaklaştırma oranları %100 ve %97,41 olmuştur; bu, HRT ayarlamasının nitrifikasyon ve denitrifikasyonu desteklediğini, ancak aşırı kısa HRT'nin denitrifikasyon etkisinde bir azalmaya yol açabileceğini göstermektedir. Bu nedenle, HRT=7 saat olduğunda, her tanktaki reaksiyonların tam olarak ilerlemesi yeterlidir ve HRT'deki önemli bir artışın, denitrifikasyon etkisi üzerinde çok az destekleyici etkisi vardır.

159. günde, AAO işleminin anoksik tankına %20 askıda kalan polietilen dolgu maddeleri eklendi. 4. Aşamada (159~209 gün), COD ve PO₄³⁻-P giderme performansları geliştirildi. 172. günden başlayarak, içeri giren NH₄⁺-N konsantrasyonu 64,17 mg/L'ye (C/N=8.59) artırıldı, atık KOİ ve uzaklaştırma oranı sırasıyla 77,7 mg/L ve %86.06 oldu. Bunun nedeni, biyofilmin yavaş büyümesi ve KOİ'nin çoğunun giderilmesinde ana katkıyı aktif çamurun sağlaması olabilir; askıdaki dolgu maddeleri PO₄³⁻-P çıkarma oranını %1,18 artırdı. Bununla birlikte, anoksik tankta içeri giren NH₄⁺-N'deki artış, NO₃⁻-N'nin denitrifikasyon işlemi için daha fazla karbon kaynağına ihtiyaç duyulmasına yol açtı; bu, PAO'ların fosfor salınımına ve alımına yardımcı olmadı; aynı zamanda bu işlem NO₃⁻-N'yi tamamen azaltmadı ve minimum atık su konsantrasyonu 7,30 mg/L idi. 185. günde, HRT 5,6 saate değiştirildiğinde KOİ giderme etkisinin %86.05'lik bir giderme oranıyla hafif dalgalandığı bulundu; atık sudaki PO₄³⁻-P konsantrasyonu 0,05 mg/L arttı, buna PUAA'daki artış da eşlik etti (13,02 mg'dan 18,90 mg'a), bu da çamur ve biyofilmin sinerjistik olarak belirli bir fosfor giderme verimliliği sergilediğini gösterir. Ek olarak, atık sudaki NH₄⁺-N, NO₃⁻-N ve TIN konsantrasyonları sırasıyla 10,23 mg/L, 6,52 mg/L ve 16,82 mg/L olmuştur; bu, HRT'nin azaltılmasının NH₄⁺-N ve TIN'in uzaklaştırma etkilerinde bir azalmaya yol açacağını göstermektedir. 195. günde HRT tekrar 7 saate ayarlandı ve bu sırada atık sudaki kirletici içeriği azaldı ve sistemin nitrojen ve fosfor giderimi ile organik madde giderimi performansları kademeli olarak iyileşti.

Aşama 5'te (210~240 gün), içeri giren NH₄⁺-N konsantrasyonu 84,06 mg/L'ye (C/N=6.28) yükseltildi ve aktif çamur hâlâ organik maddenin uzaklaştırılmasında ana katkıyı sağladı. NH₄⁺-N'deki artışın KOİ giderimi üzerinde çok az etkisi oldu. Anaerobik tankta absorbe edilen KOİ oranı %68,02 olup, organik maddenin büyük bir kısmı anaerobik tanktaki PAO'lar tarafından absorbe edilerek dahili karbon kaynaklarına (PHA'lar) sentezlenmiş ve anaerobik fosfor salınımı tamamen tamamlanmıştır [9]. Maksimum PRA 72,75 mg ve PUAA ve PUAO sırasıyla 35,82 mg/L ve 48,20 mg/L idi, ancak fosfor alımına asıl katkı yine de aerobik tanktan geldi. 221. günde doldurma oranı %30'a çıkarıldı ve atık NH₄⁺-N ve TIN konsantrasyonları sırasıyla 4,49 mg/L ve 5,16 mg/L azaltıldı; bunların arasında NH₄⁺-N ve NO₃⁻-N, atık TIN'in sırasıyla %70,11 ve %28,75'ini oluşturuyordu. 231. günde, içeri giren NH₄⁺-N konsantrasyonu 66,34 mg/L'ye ayarlandı ve sistemin kirletici madde giderme performansı temelde stabildi.

Aşama 6'da (241~263 gün), reaktör sıcaklığı, kirleticilerin uzaklaştırılması üzerindeki etkisini araştırmak üzere düzenlendi. 241. günde sıcaklık 18 dereceye düşürüldü, KOİ giderim oranı %84,37'ye düştü ancak sıcaklık düşüşü nedeniyle KOİ değişim kuralı değişmedi. Anaerobik tanktaki giderim oranı %62,02 ile en yüksekti; anoksik tanktaki denitrifikasyon fosfor giderme işlemi KOİ'nin %26,72'sini tüketiyordu, aerobik tankın atık suyundaki NO₃⁻-N konsantrasyonu 10,44 mg/L idi ve 8,50 mg/L NH₄⁺-N kaldı; Buna ek olarak, PRA sıcaklıktan daha az etkilenmiştir ancak anoksik tankın fosfor alım performansı düşmüştür; PUAA yalnızca 19,77 mg'dır ve aerobik tankta fosfor 3,94 mg/L oranında giderilmiştir. Psikrofilik PAO'ların çoğu aerobik fosfor alım sürecini yürütmektedir [10]. Sıcaklık 13 dereceye daha düşürüldüğünde, NH₄⁺-N ve TIN giderim oranları sırasıyla %6,38 ve %6,25 azaldı; aynı zamanda PUAA ve PUAO'nun sırasıyla 7,77 mg ve 15,00 mg azalması, sıcaklığın düşmesinin neden olduğu mikrobiyal aktivite ve büyüme ve metabolizma kapasitesindeki azalmayla ilişkili olabilir. Jin Yu [11], sıcaklık 14 dereceden düşük olduğunda sistemin atık su kirletici konsantrasyonunu garanti etmenin zor olduğunu buldu.

(Şekil 2 Uzun{-dönemli işletme sırasında AAO ve AM-AAO proseslerinde kirleticilerin uzaklaştırılması: (c) NH₄⁺-N konsantrasyonu eğrileri ve işletme günlerine göre değişen giderim oranı, (d) Operasyon günlerine göre değişen NOₓ⁻-N konsantrasyonu eğrileri, (e) Operasyon günlerine göre değişen TIN giderme oranı eğrileri dahil. Yatay eksen, operasyon günleridir. (0~260 d) ve dikey eksenler sırasıyla ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) ve çıkarma oranı/%'dir. Her işlem aşaması eğrilerde işaretlenmiştir.)

2.2 AAO ve AM-AAO Süreçlerinin Tipik Döngülerinde Kirletici Değişim Kuralları

AAO ve AM-AAO işlemlerinin kirletici madde giderme mekanizmasını daha fazla araştırmak için, farklı operasyon aşamalarının tipik döngülerindeki kirletici konsantrasyonu değişiklikleri, Şekil 3'te gösterildiği gibi analiz edildi.

42. günde (Aşama 1), AAO prosesi iyi bir denitrifikasyon ve fosfor giderim performansına sahipti. Ancak yüksek etkili COD, fosfor salınım performansını iyileştirmedi ve bu sırada PRA 9,13 mg/L idi. Ayrıca anoksik tanka girerken NH₄⁺-N önceden tüketildi; daha sonra anoksik tank, üretilen NO₃⁻-N'yi N₂'ye düşürdü; ancak aerobik tank yalnızca 3,52 mg/L NH₄⁺-N'yi uzaklaştırdı; bu, Aşama 1'deki uzun HRT'nin anoksik tanka geri dönen DO'da bir artışa yol açmasından kaynaklanıyor olabilir ve NH₄⁺-N'nin çoğu anoksik tankta nitrifikasyonu tamamlamış, bu da aerobik tanka düşük bir konsantrasyon girmesine neden olmuştur.

118. günde (Aşama 2), içeri giren KOİ'nin azalmasıyla birlikte fosfor salımı ve denitrifikasyon performansları kötüleşti. Anaerobik tanktaki fosfor salınım konsantrasyonu 5,91 mg/L idi ve aerobik tankın atık suyundaki NO₃⁻-N konsantrasyonu 8,20 mg/L idi. Anoksik tanktaki PO₄³⁻-P konsantrasyonu 2,78 mg/L'ye düştü, bu da PO₄³⁻-P'nin anoksik tanktan çıkarıldığını gösteriyor. Ek olarak nitrifikasyon sıvısı geri akış oranı bu sırada %250'de sabitlendi. %300 ve %400'lük geri akış oranlarıyla karşılaştırıldığında, prosesin nitrojen ve fosfor giderme ve organik madde giderme performansları arttı; bu, nitrifikasyon sıvısı geri akışının belirli bir aralıkta arttırılmasının kirletici giderme etkisini artırabileceğini gösteriyor.

207. günde (Aşama 4), AM-AAO prosesinde etkili NH₄⁺-N ve HRT'yi ayarladıktan sonra, KOİ giderme oranı %86.15 idi; aerobik tank 13,34 mg/L NH₄⁺-N'yi uzaklaştırdı, kalan TIN konsantrasyonu 7,51 mg/L oldu ve 4,39 mg/L NO₃⁻-N üretildi ve NO₃⁻-N, atık sudaki baskın kirletici madde haline geldi. Anoksik tank ile aerobik tank arasında fosfor giderme katkısında önemli bir fark yoktu. Ayrıca, içeri giren NH₄⁺-N'nin arttırılması nitrifikasyonu etkilemedi, ancak içeri giren TIN konsantrasyonundaki artış AM-AAO prosesinin denitrifikasyon performansını düşürerek TIN giderimini etkiledi.

262. günde (Aşama 6), reaktör sıcaklığı 13 dereceydi ve KOİ giderim oranı bu sırada %83.67 idi. Aynı zamanda anaerobik tankta 6,95 mg/L fosfor salındı; Anoksik tank tarafından 20,22 mg/L NH₄⁺-N tüketildi ve denitrifikasyon gerçekleştirildi ve anoksik tankın atık suyundaki NO₃⁻-N konsantrasyonu 5,07 mg/L idi; aerobik tankta 1,32 mg/L'lik bir TIN kaybı vardı; TIN uzaklaştırma oranı %77,00 idi ve atık TIN 11,24 mg/L NH₄⁺-N içeriyordu; bu, düşük sıcaklığın nitrifikasyon bakterilerinin ve nitrifikasyon bakterilerinin aktivitesini azalttığını ve kanalizasyondaki kirleticilerin tam olarak uzaklaştırılmamasına yol açtığını göstermektedir. Ayrıca PRA'nın 6,95 mg/L'ye düşmesi ve anoksik tank ile aerobik tankın fosfor alım performanslarının sırasıyla 2,41 mg/L ve 3,61 mg/L'ye düşmesi, reaktör sıcaklığındaki düşüşün PAO'ların fosfor giderim performansını inhibe ettiğini, bunun da anaerobik tankta PRA'nın azalmasına ve atık sudaki fosfor konsantrasyonunun yüksek olmasına yol açtığını göstermektedir.

(Şekil 3 Tipik döngülerdeki kirletici değişiklikleri: (a) AAO sürecinin 42. Günü, (b) AAO sürecinin 118. Günü, (c) AM-AAO sürecinin 207. Günü, (d) AM-AAO sürecinin 262. gününde kirletici konsantrasyonu değişim eğrileri dahil. Yatay eksen reaksiyon sürecidir ve dikey eksen, her kirleticinin konsantrasyonunu (mg/L) gösterir. (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 AAO ve AM-AAO Süreçlerinde Hücre Dışı Polimerik Maddelerin (EPS) Bileşimi ve İçeriğindeki Değişiklikler

Deney sırasında, 101. günde (AAO süreci) ve 255. günde (AM-AAO süreci) EPS'nin bileşimi ve içeriğindeki değişiklikler, Şekil 4'te gösterildiği gibi belirlendi ve analiz edildi. Genel olarak, 101. ve 255. günlerdeki toplam EPS içeriği, TB-EPS içeriğindeki artışa atfedilebilir ve PN ve PS, TB{-EPS'nin ana bölümünü oluşturuyordu; 101. günde anaerobik tank, anoksik tank ve aerobik tanktaki toplam EPS içeriği artan bir eğilim gösterdi (sırasıyla 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS ve 0,37 mg/gVSS); bunlar arasında, EPS içeriği nitrifikasyon aşamasında önemli ölçüde arttı; bu, sistem yüksek karbon-/nitrojen oranı (C/N=5.9) koşulları altında çalıştırıldığında dahili mikroorganizmaların aktif metabolizmasından kaynaklanıyor olabilir [12]. Ancak TB-EPS, çamur topaklarının oluşumunda olumlu bir rol oynarken, S-EPS ve LB-EPS'nin olumsuz etkileri oldu [8]; bu deneyde S-EPS ve LB-EPS içerikleri nispeten düşüktü ve bu da çamur büyümesi için koşullar yarattı; sürekli-akışlı çamur-film hibrit sisteminde, topaklaşan çamurun rolü yeri doldurulamaz [2].

Ayrıca her reaksiyon tankındaki farklı çamur katmanlarındaki PN/PS değişim kuralları da farklıydı. Her reaksiyon tankındaki PN her zaman PS'den yüksekti. 101. günde çamurun S-EPS, LB-EPS ve TB-EPS'deki PN/PS oranları sırasıyla 0,06, 1,62 ve 2,67 iken 255. günde 0,03, 1,30 ve 3,27 idi; bu da PN/PS oranının dış katmandan yüzeye doğru artan bir eğilim gösterdiğini gösteriyor. çamur hücrelerinin iç tabakası. Ancak reaktör sıcaklığı 13 dereceye düşürüldüğünde üç tanktaki toplam EPS içeriğinde artış eğilimi görüldü (sırasıyla 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS ve 0,63 mg/gVSS). Bunun nedeni, düşük sıcaklığa uyum sağlayamayan mikroorganizmaların ölmesi veya otolize olması ve bu ölü mikroorganizmaların EPS salgılayarak çamurun EPS içeriğinin artmasına yol açması veya düşük sıcaklığın, reaktördeki sıcaklık düşüşüne uyum sağlamak için bazı psikrofilik mikroorganizmaların daha fazla EPS salgılamasına neden olması olabilir.

(Şekil 4 101. Gün (AAO süreci) ve 255. Gün (AM-AAO süreci) EPS içeriği ve bileşimindeki değişiklikler: Sol taraf AAO süreci, sağ taraf ise AM-AAO sürecidir. Yatay eksen reaksiyon tankı (anaerobik sonu, anoksik sonu, aerobik sonu) ve EPS tipidir (S, LB, TB). Sol dikey eksen EPS içeriğidir. (mg·gVSS⁻¹) ve sağ dikey eksen PN/PS oranıdır. PN, PS ve toplam EPS içeriklerinin histogramlarını ve PN/PS oranının çizgi grafiğini içerir.

2.4 Mikrobiyal Çeşitlilik ve Popülasyon Dinamik Topluluk Veraset Kuralları

Yüksek-verimli sıralama sonuçları, 14 çamur örneğinin dizi sayısının 1.027.419 olduğunu gösterdi ve her bir örneğin OTU dizilerinin sayısı Tablo 2'de gösterilmektedir. Örneklerin Kapsamı 0,995'in üzerindeydi; bu da sıralama sonuçlarının yüksek doğruluğa sahip olduğunu gösteriyordu. Grup D01, başlangıçtaki mikrobiyal topluluk yapısını yüksek Ace indeksiyle tanımladı; bu da çamurun, sistemin başlangıcında yüksek mikrobiyal tür zenginliğine sahip olduğunu-gösterdi. Sistemin AAO'dan AM-AAO sürecine dönüşümüyle birlikte Ace endeksi azaldı ve AM-AAO sistemindeki mikrobiyal topluluğun zenginliği azaldı. Ayrıca Simpson indeksinin azalması mikrobiyal topluluğun çeşitliliğinin azaldığını göstermektedir. Ace indeksinin değişimine göre, anoksik tank biyofilminin mikrobiyal topluluğundaki toplam tür sayısı azalma eğilimi göstermiş; Shannon indeksinin azalması biyofilmdeki mikrobiyal topluluk çeşitliliğinin azaldığını kanıtladı.

Tablo 2 Mikrobiyal çeşitlilik indeksinin değişimi

The main phyla with relative abundance >14 örneğin %10'u analiz edildi (Şekil 5a). D01 grubundaki baskın filum Actinobacteriota (%25,76) idi.%32,90), Proteobakteriler (%21,98)%27,16), Bacteroidota (%15,50)%18,36) ve Firmicutes (%10,37)%13,77); ancak Actinobacteriota'nın göreceli bolluğu (%16,89)%19,16 ve Firmicutes (%3,83)D110 grubunda %6,52 azaldı ve Proteobakterilerin göreceli bolluğu arttı (%32,96~%40,75). AM-AAO süreç sisteminde Actinobacteriota hızla azalarak D237 grubunda %3'ün altına düşerken Proteobakteriler (%33,72)%43,54), Bacteroidota (%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'u Proteobakteriler (%35,26) ve Bacteroidota (%30,61) idi; bu, biyofilmin mikrobiyal topluluk yapısının aktif çamurunkine benzer olduğunu gösterir. M237 örneğinde, Firmicutes'lerin göreceli bolluğu %2'nin altına düştü ve Asidobakteriota'nın bolluğu (%5,33) arttı.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >%3). D01 grubundaki baskın cinsin Candidatus_Microthrix (%11,32) olduğu belirlendi.%20,65), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (%3,97)%6,36), Trichococcus (%6,99)%9,95) ve Ornithinibacter (%3,99)%6,41); sistem AM-AAO sürecinde çalıştırıldıktan sonra Candidatus_Microthrix'in göreceli bolluğu keskin bir şekilde %0,02'ye düştü (grup D237); norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 önce artma, sonra azalma eğilimi gösterirken (grup D237, %1,91)%2,91). Süreç istikrarlı bir şekilde çalıştırıldığında, Azospira nispeten baskın cinslerden biri haline geldi (grup D237, %7,37)%18,41). Ek olarak, biyofilm cinsleri temel olarak çamura benzerdi ve M194 ve M237'deki norank_f__norank_o__Run-SP154'ün göreceli bolluğu sırasıyla %6,61~%7,66 ve %7,43 idi.

Sistemdeki amonyak-oksitleyici bakteriler (AOB), nitrit-oksitleyici bakteriler (NOB), glikojen-biriktiren organizmalar (GAO'lar) ve fosfor-biriktiren organizmaların (PAO'lar) toplam 12 cinsi ve 1 ailesi analiz için seçildi (Tablo 3). D01 grubunda Nitrosomonas (%0,02) olduğu tespit edildi.%0,03), Ellin6067 (%0,01)%0,02) ve Nitrospira (%0,04)%0,07, NH₄⁺-N'nin oksidasyon performansını sağlayabilir. D110 grubundaki Nitrosomonas ve Nitrospira'nın azalması yüksek internal reflü oranından kaynaklanabilir ancak Ellin6067 (%0,01)%0,02'si rahatsız olmadı. Grup D194'te sistem AM-AAO prosesinde çalıştırıldı ve HRT'nin indirgenmesi NOB ve bir miktar AOB'yi temizledi. Etkileyici amonyak nitrojenindeki artış, D237 grubundaki yukarıdaki üç cinsin göreceli bolluklarındaki artışın nedeni olabilir (Şekil 5b). Ayrıca AOB (Nitrosomonas ve Ellin6067, %0,03)%0,07 ve NOB (Nitrospira, %0,01)M237 numunesindeki %0,02'lik hafif bir artış gösterdi; bu, biyofilmin, çamur sisteminin denitrifikasyon sürecini gerçekleştirmesine yardımcı olduğunu gösteriyor.

Grup D01'de Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas ve Tetrasphaera dahil olmak üzere çok çeşitli PAO'lar mevcuttu. Candidatus_Microthrix (%10,93~%11,88) ve göreceli bolluğa sahip PAO değişiklikleri<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 0.71%1,14 ve %0,31%0,39 [14]. Grup D237'de Candidatus_Microthrix neredeyse elimine edildi (%0,02) ve fosfor giderme fonksiyonu uygulamak için onun yerini alan PAO'lar Defluviimonas (%0,70) oldu.%1,07 ve Dekloromonas (%0,95)%1,06); ek olarak, Comamonadaceae familyasının fosfor giderme performansına sahip olduğu da doğrulanmıştır [8] ve anaerobik tank veya anoksik tanktaki Comamonadaceae'nin göreceli bolluğu, aerobik tankın yaklaşık iki katı kadar nispeten yüksekti. Ek olarak Candidatus_Competibacter ve Defluviicoccus tüm örneklerde GAO'ların baskın cinsiydi ancak D01 grubundaki iki cinsin bolluğu şu şekildeydi:<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].

(Şekil 5 Mikrobiyal topluluk bileşimi: (a) Filum düzeyinde göreceli bolluğun çubuk grafiği. Yatay eksen örnektir ve dikey eksen göreceli bolluk/%'dir. Actinobacteriota ve Proteobakteriler gibi ana filumları içerir; (b) Cins düzeyinde göreceli bolluğun ısı haritası. Yatay eksen örnektir ve dikey eksen baskın cinstir. Renk derinliği göreceli bolluk düzeyini gösterir)

Tablo 3 14 biyolojik örnekte fonksiyonel grupların bolluğu

3 Sonuç

Arıtma nesnesi olarak gerçek kanalizasyon kullanılarak AM-AAO işleminin çalışma koşulları optimize edildi. Proses HRT=7 saat, yaklaşık 25 derece sıcaklık, dahili geri akış{=250%, SRT=40 d, çamur geri akışı=50% ve anoksik tank dolgu doldurma oranı=30% koşulları altında çalıştırıldığında, kirletici giderme etkisinin en iyi olduğu bulundu. Maksimum NH₄⁺-N uzaklaştırma oranı %98,57 idi; atık NO₃⁻-N konsantrasyonu, PO₄³⁻-P konsantrasyonu, TIN giderme oranı ve COD giderme oranı sırasıyla 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, %83,08 ve %86.16 idi.

Anaerobik tank, %64,51 KOİ giderimi ve aynı anda 9,77 mg/L fosfor salınımı ile iyi bir organik madde giderimi ve fosfor salımı süreci gerçekleştirdi; anoksik tank iyi nitrifikasyon giderici fosfor giderme reaksiyonları gerçekleştirdi; aerobik tank, NH₄⁺-N giderme oranı ve PUAO'nun sırasıyla %97,85 ve 59,12 mg olduğu tam nitrifikasyon ve fosfor alım süreçlerini gerçekleştirdi.

AM-AAO süreci istikrarlı bir şekilde çalıştırıldığında, AOB'deki artış (Ellin6067 ve Nitrosomonas, %0,02~%0,04 → %0,04)%0,12 ve NOB (Nitrospira, 0)0.01% → 0.02%%0,04 nitrifikasyonun yeterli ilerlemesini sağladı ve NH₄⁺-N giderme oranı %8,35 arttı; GAO'lar (Candidatus_Competibacter ve Defluviicoccus, %1,31)1.61% → 3.49%%4,46'sı endojen denitrifikasyon sürecine hakim oldu; PAO'ların büyümesi (Defluviimonas, Dechlormonas ve Comamonadaceae familyası, %3,29)%8,67 → %3,79~%9,35, iyi fosfor giderme performansının sürdürülmesinin nedeniydi; Buna ek olarak, anoksik tank biyofilminin mikrobiyal topluluk yapısı temel olarak aktif çamurunkine benzerdi ve bu da sistemin nitrojen ve fosfor giderme performansını ortaklaşa garanti ediyordu.