Tối ưu hóa hiệu suất và sự kế thừa của cộng đồng vi sinh vật trong quy trình AAO-dòng khí thiếu oxy-liên tục để tăng cường loại bỏ nitơ và phốt pho khỏi nước thải đô thị

Tối ưu hóa hiệu suất và vi sinh vật Sự kế thừa cộng đồng của quy trình AAO-Dòng Anoxic MBBR-liên tục

Trong những năm gần đây, việc xử lý nước thải đô thị tiên tiến và thực hiện tái chế tài nguyên đã trở thành chủ đề nóng trong lĩnh vực môi trường nước. Tuy nhiên, quy trình loại bỏ nitơ và phốt pho truyền thống được các nhà máy xử lý nước thải áp dụng rộng rãi không chỉ dẫn đến lãng phí tài nguyên quá mức mà còn làm tăng chi phí vận hành [1]. Hơn nữa, sự giảm dần tỷ lệ cacbon-to-nitơ (C/N) của nước thải đô thị và sự khác biệt về môi trường sống của các cộng đồng vi sinh vật chức năng khác nhau đã trở thành những yếu tố hạn chế quan trọng đối với công nghệ xử lý nước.

Quy trình MBBR-màng lai bùn kết hợp quy trình bùn hoạt tính với quy trình màng sinh học chất mang lơ lửng để tăng cường làm giàu các vi sinh vật chức năng, giải quyết các vấn đề chiếm dụng đất lớn và khả năng chịu nhiệt độ-thấp kém của quy trình bùn hoạt tính truyền thống [2]. Năm 2008, Nhà máy xử lý nước thải Vô Tích Lucun ở tỉnh Giang Tô, là nhà máy xử lý nước thải đầu tiên ở Trung Quốc thực hiện nâng cấp và xây dựng lại theo tiêu chuẩn Loại IA, đã nâng cao thành công hiệu quả xử lý bằng cách bổ sung chất mang lơ lửng vào hệ thống bùn [3]; Hu Youbiao và cộng sự. [4] đã nghiên cứu ảnh hưởng của nhiệt độ đến việc loại bỏ nitơ amoniac và chất hữu cơ trong MBBR và bùn hoạt tính, và kết quả cho thấy nhiệt độ có tác động nhỏ hơn đến MBBR nhưng tác động lớn hơn đến bùn hoạt tính; Zhang Ming và cộng sự. [5] đã sử dụng quy trình A2O{10}}MBBR để xử lý nước thải sinh hoạt ở nông thôn, đạt được tỷ lệ loại bỏ COD, nitơ amoniac, TP và TN cao; Chu Gia Trung và cộng sự. [2] được phát hiện thông qua các thí nghiệm quy mô nhỏ{13}}cho thấy DO, nhiệt độ có mối tương quan thuận với hệ thống MBBR lai màng{14}}bùn, trong khi tỷ lệ C/N dòng vào có mối tương quan nghịch.

Quá trình MBBR thiếu oxy (AM-MBBR) có thể thực hiện đồng thời quá trình khử nitrat và loại bỏ phốt pho trong bể thiếu khí, đây cũng là quá trình loại bỏ phốt pho khử nitrat (DPR). So với các quy trình xử lý nước thải truyền thống, quy trình DPR có thể tiết kiệm nguồn carbon hữu cơ và giảm mức tiêu thụ oxy. Zhang Yongsheng [6] và cộng sự. đã phát triển-lò phản ứng màng sinh học dòng chảy liên tục và kết quả cho thấy ở nhiệt độ 20 độ , nồng độ DO là 5,5 mg/L, tải trọng 2,2 kg/(m³·d) và điều kiện sục khí ngắt quãng kỵ khí 3 giờ/hiếu khí 6 giờ, nồng độ COD và phốt pho trung bình trong nước thải là 76 mg/L và 0,67 mg/L, với tỷ lệ loại bỏ là 72,9% và tương ứng là 78,5%.

Tuy nhiên, đối với hệ thống AAO-màng lai AM{1}}AAO, có mối quan hệ phức tạp giữa bùn kết bông lơ lửng và màng sinh học kèm theo. Các nghiên cứu trước đây tập trung vào các phương pháp kỹ thuật như đấu thầu và xây dựng lại các nhà máy xử lý nước thải, nhưng có rất ít nghiên cứu về quá trình nitrat hóa đồng bộ và DPR để tăng cường loại bỏ nitơ và phốt pho trong các hệ thống AAO-dòng bùn-hỗn hợp màng AAO-liên tục, và tính ổn định của hiệu suất loại bỏ chất ô nhiễm của quá trình này thông qua công nghệ DPR cũng là một trong những khó khăn.

Nghiên cứu này đã tối ưu hóa các chiến lược-khởi động và vận hành của các quy trình-dòng chảy liên tục (AAO) và dòng-bùn-kết hợp màng liên tục (AM-AAO), tập trung vào nghiên cứu ảnh hưởng của tốc độ sục khí, liều lượng chất độn, thời gian lưu thủy lực (HRT), tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa, tỷ lệ C/N dòng vào và nhiệt độ đối với-hiệu suất loại bỏ nitơ và phốt pho lâu dài của quy trình AM-MBBR và hiệu quả loại bỏ photpho khử nitrat trong bể thiếu khí. Đồng thời, nghiên cứu sự diễn thế của quần thể vi sinh vật và quy luật biến đổi của quần thể vi sinh vật chức năng trong bùn hoạt tính và màng sinh học.

1 Vật liệu và phương pháp

1.1 Thiết bị thí nghiệm và thông số vận hành

Thiết bị phản ứng AAO dòng chảy liên tục (Hình 1) đã được sử dụng trong nghiên cứu này. Nó được làm bằng thủy tinh hữu cơ, có tổng cộng 7 ngăn, mỗi ngăn có kích thước 10 cm × 10 cm × 40 cm; thể tích làm việc là 21 L và tỷ lệ thể tích của mỗi bể phản ứng là kỵ khí: thiếu khí: hiếu khí=2:2:3. Khuấy cơ học được áp dụng trong bể kỵ khí và bể thiếu khí; bể hiếu khí sử dụng đầu cát sục khí làm thiết bị sục khí vi{11}}xốp và ngoại lực để trộn bùn{12}}nước, đồng thời tốc độ sục khí được kiểm soát bằng đồng hồ đo lưu lượng khí. Nồng độ DO trong bể hiếu khí của bể phản ứng được kiểm soát ở mức 2~3 mg/L; bể lắng thứ cấp là loại hình trụ có thể tích làm việc khoảng 40 L; thời gian lưu bùn (SRT) là 40 ngày, tỷ lệ hồi lưu bùn là 50%. Lò phản ứng hoạt động tổng cộng 263 ngày (được chia thành 6 giai đoạn vận hành) và chất độn polyetylen được thêm vào bể anoxic bắt đầu từ ngày thứ 159 để hoạt động ở chế độ AM{23}}AAO. Các điều kiện vận hành cụ thể được thể hiện trong Bảng 1.

(Hình 1 Sơ đồ nguyên lý của thiết bị xử lý AM-AAO: Hình này bao gồm xô nước vào, bơm nhu động, bể kỵ khí, bể thiếu khí, bể hiếu khí, bể lắng, xô xả nước, cũng như đường ống hồi lưu bên trong, đường ống hồi lưu bùn và van xả)

Bảng 1 Loại hệ thống quy trình và các thông số vận hành

1.2 Bùn được cấy và chất lượng nước đầu vào

Bùn được cấy trong thí nghiệm này được lấy từ bùn dư thải ra từ bể lắng thứ cấp của nhà máy xử lý nước thải. Sau khi cấy, nồng độ bùn (MLSS) trong lò phản ứng là 2,3 g/L và chất rắn dễ bay hơi trong bùn (MLVSS) là 2,1 g/L.

Nước thải đầu vào của lò phản ứng là nước thải sinh hoạt thực tế từ các nhà hàng, được thêm vào lò phản ứng sau khi lọc tạp chất qua màn lọc. Các chất ô nhiễm của nó bao gồm NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), COD (362,1605,1 mg/L) và PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Mục phát hiện và phương pháp phân tích

1.3.1 Phương pháp phát hiện thông thường

Các mẫu nước bùn-được thu thập từ bể chứa nước đầu vào, bể kỵ khí, bể thiếu khí, bể hiếu khí, bể lắng và nước thải và được lọc bằng giấy lọc 0,45 μm. NH₄⁺-N được xác định bằng máy quang phổ của Nessler; NO₂⁻-N được xác định bằng phương pháp trắc quang N-(1-naphthyl) ethylenediamine; NO₃⁻-N được xác định bằng phương pháp quang phổ tử ngoại; COD được xác định bằng máy dò nhanh đa thông số COD Lianhua 5B-3A; pH/DO và nhiệt độ được xác định bằng detector WTW Multi3620; MLSS được xác định bằng phương pháp trọng lượng; MLVSS được xác định bằng phương pháp giảm trọng lượng đốt lò múp [7].

1.3.2 Chiết xuất và phát hiện các chất đa bào ngoại bào

Các chất đa bào ngoại bào (EPS) được coi là bao gồm các polysacarit (PS), protein (PN) và axit humic (HA). Ba loại EPS, đó là các chất đa bào ngoại bào hòa tan (S-EPS), các chất đa bào ngoại bào liên kết lỏng lẻo (LB-EPS) và các chất đa bào ngoại bào liên kết chặt chẽ (TB-EPS), đã được tách ra và chiết xuất. Phương pháp xác định PS là phương pháp anthrone axit sulfuric-, và phương pháp xác định PN và HA là phương pháp Folin-Lowry cải tiến [7].

1.3.3 Phương pháp tính tỷ lệ loại bỏ chất ô nhiễm

Tỷ lệ loại bỏ chất ô nhiễm (SRE) được sử dụng để mô tả quá trình loại bỏ chất ô nhiễm tổng thể của hệ thống quy trình AM-AAO. Trong số đó, Sinf và Seff lần lượt là nồng độ chất ô nhiễm của dòng nước vào và nước thải, có thể biểu thị nồng độ khối lượng của các chất ô nhiễm như NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD và PO₄³⁻-P trong dòng nước vào và nước thải, mg/L.

1.3.4 Phương pháp sắp xếp thông lượng cao-

Phương pháp giải trình tự thông lượng-cao của Illumina đã được sử dụng. Các mẫu bùn từ bể kỵ khí, bể thiếu khí và bể hiếu khí vào các ngày 1, 110, 194, 237 được thu thập và đặt tên là nhóm D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), nhóm D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), nhóm D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) và nhóm D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), tương ứng; Các mẫu bùn màng sinh học vào ngày 194 và 237 được thu thập và đặt tên lần lượt là M194 và M237. Tổng cộng có 14 mẫu bùn được phân tích để tìm những thay đổi trong cộng đồng vi sinh vật. DNA được chiết xuất bằng bộ Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). Vùng V3-V4 của gen 16S rRNA của vi khuẩn được khuếch đại bằng mồi 338F/806R. Các bộ khuếch đại tinh khiết đã được giải trình tự trên nền tảng Illumina MiSeq PE300 (Illumina, Hoa Kỳ) bởi Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Thượng Hải, Trung Quốc) [7].

2 Kết quả và thảo luận

2.1 Quy tắc loại bỏ chất ô nhiễm dài hạn-trong quy trình AAO và AM-AAO

Việc loại bỏ chất ô nhiễm lâu dài trong quá trình vận hành quy trình AAO dòng chảy liên tục (Giai đoạn 13) và quy trình AM-AAO có thêm chất độn polyetylen lơ lửng (Giai đoạn 46) được thể hiện trên Hình 2.

Ở Giai đoạn 1 (1~45 d), lượng PO₄³⁻-P giải phóng (PRA) trong bể kỵ khí, PO₄³⁻-Lượng hấp thu P trong bể thiếu oxy (PUAA) và lượng PO₄³⁻-P hấp thụ trong bể hiếu khí (PUAO) là 66,06 mg, 14,22 mg và tương ứng là 87,81 mg và quá trình hấp thu lân chủ yếu đạt được trong bể hiếu khí. Tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N và tổng nitơ vô cơ (TIN) lần lượt là 92,85% và 86.37%, đảm bảo hiệu quả khử nitrat. Sau khi-tinh chỉnh quá trình sục khí (DO=2~3 mg/L), hiệu quả loại bỏ NH₄⁺-N tăng lên 98,68%, nồng độ TIN trong nước thải và tốc độ loại bỏ lần lượt là 1,75 mg/L và 95,75%, cho thấy rằng việc điều chỉnh DO thích hợp có lợi cho quá trình nitrat hóa và khử nitrat; hiệu quả loại bỏ COD trong bể kỵ khí yếu đi (91,60%). Ngoài ra, việc-tinh chỉnh DO không ảnh hưởng đến nước thải PO₄³⁻-P, với mức trung bình là 0,47 mg/L, phù hợp với kết luận của Yang Sijing và cộng sự. [8].

Ở Giai đoạn 2 (46~120 d), sau khi điều chỉnh HRT=8 h, hiệu suất loại bỏ COD dao động nhẹ; các giá trị tối đa của PRA, PUAA và PUAO đạt 148,01 mg, 81,95 mg và 114,15 mg, cho thấy rằng sự gia tăng dòng chảy vào không ảnh hưởng đến việc loại bỏ phốt pho và duy trì hiệu suất loại bỏ NH₄⁺-N và TIN cao. Vào ngày thứ 72, tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa được tăng lên 300% và 400%. Việc tăng tỷ lệ hồi lưu làm giảm hiệu quả loại bỏ TIN, với tỷ lệ loại bỏ lần lượt là 80,37% (300%) và 68,68% (400%). Từ ngày thứ 108 đến ngày thứ 120, tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa được xác định là 250%. Lượng loại bỏ COD trong bể kỵ khí ở tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa là 250% (127,1 mg/L) cao hơn hoặc bằng các bể khác (86.2 mg/L, 124,7 mg/L và 128,0 mg/L tương ứng với 200%, 300% và 400%); nồng độ phốt pho trong nước thải tương ứng với các tỷ lệ hồi lưu khác nhau là 0,52 mg/L, 0,35 mg/L và 0,06 mg/L, cho thấy rằng việc tăng tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa trong một phạm vi nhất định có thể thúc đẩy quá trình loại bỏ phốt pho. Ngoài ra, tỷ lệ hồi lưu 250% có hiệu suất khử nitrat tốt, với tỷ lệ loại bỏ TIN là 86.86%.

Ở Giai đoạn 3 (121~158 d), tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa được cố định ở mức 250%. Vào ngày thứ 131, dòng chảy vào tăng lên 5 L/h, hiệu quả loại bỏ COD và phốt pho giảm, nồng độ nước thải lần lượt là 73,3 mg/L và 3,92 mg/L, cho thấy rằng sự gia tăng dòng chảy vào dẫn đến nhiều COD được thải ra mà không cần xử lý. Ngoài ra, tỷ lệ loại bỏ tối đa NH₄⁺-N và TIN lần lượt là 93,82% và 79,12%, trong đó NO₃⁻-N trở thành chất gây ô nhiễm chính trong nước thải (4,70 mg/L). Vào ngày 139, dòng chảy vào giảm xuống còn 4 L/h, COD nước thải và tốc độ loại bỏ lần lượt là 55,7 mg/L và 85,97%, cao hơn hiệu suất loại bỏ carbon ở HRT=5.6 giờ, cho thấy rằng việc giảm HRT có thể dẫn đến giảm hiệu quả loại bỏ COD. Ngoài ra, tỷ lệ loại bỏ tối đa NH₄⁺-N và TIN là 100% và 97,41%, cho thấy rằng việc điều chỉnh HRT đã thúc đẩy quá trình nitrat hóa và khử nitrat, nhưng HRT quá ngắn có thể dẫn đến giảm hiệu ứng khử nitrat. Do đó, khi HRT=7 h, chỉ cần các phản ứng trong mỗi bể diễn ra hoàn toàn là đủ và việc tăng HRT đáng kể ít có tác dụng thúc đẩy hiệu ứng khử nitrat.

Vào ngày thứ 159, 20% chất độn polyethylen lơ lửng đã được thêm vào bể anoxic của quy trình AAO. Trong Giai đoạn 4 (159~209 d), hiệu suất loại bỏ COD và PO₄³⁻-P đã được nâng cao. Bắt đầu từ ngày 172, nồng độ NH₄⁺-N trong dòng vào đã tăng lên 64,17 mg/L (C/N{11}}), COD nước thải và tốc độ loại bỏ lần lượt là 77,7 mg/L và 86.06%. Nguyên nhân có thể là do màng sinh học phát triển chậm và bùn hoạt tính góp phần chính loại bỏ phần lớn COD; chất độn lơ lửng đã tăng tỷ lệ loại bỏ PO₄³⁻-P lên 1,18%. Tuy nhiên, sự gia tăng NH₄⁺-N trong bể anoxic dẫn đến nhu cầu về nguồn carbon hơn cho quá trình khử nitrat NO₃⁻-N, điều này không có lợi cho việc giải phóng và hấp thu phốt pho PAO; đồng thời, hoạt động này không làm giảm hoàn toàn NO₃⁻-N và nồng độ nước thải tối thiểu là 7,30 mg/L. Vào ngày thứ 185, thay đổi HRT thành 5,6 giờ, người ta nhận thấy hiệu quả loại bỏ COD dao động nhẹ, với tỷ lệ loại bỏ là 86.05%; nồng độ PO₄³⁻-P trong nước thải tăng 0,05 mg/L, kèm theo sự gia tăng PUAA (từ 13,02 mg lên 18,90 mg), cho thấy rằng bùn và màng sinh học phối hợp với nhau tạo ra hiệu quả loại bỏ phốt pho nhất định. Ngoài ra, nồng độ NH₄⁺-N, NO₃⁻-N và TIN trong nước thải lần lượt là 10,23 mg/L, 6,52 mg/L và 16,82 mg/L, cho thấy rằng việc giảm HRT sẽ dẫn đến giảm tác dụng loại bỏ NH₄⁺-N và TIN. Vào ngày thứ 195, HRT được điều chỉnh trở lại 7 giờ và tại thời điểm này, hàm lượng chất ô nhiễm trong nước thải giảm, hiệu suất loại bỏ nitơ, phốt pho và chất hữu cơ của hệ thống dần dần được phục hồi.

Ở Giai đoạn 5 (210~240 d), nồng độ NH₄⁺-N trong dòng vào đã tăng lên 84,06 mg/L (C/N=6.28) và bùn hoạt tính vẫn đóng góp chính vào việc loại bỏ chất hữu cơ. Sự gia tăng NH₄⁺-N ít ảnh hưởng đến việc loại bỏ COD. Tỷ lệ COD hấp thụ trong bể kỵ khí là 68,02%, phần lớn chất hữu cơ được PAO trong bể kỵ khí hấp thụ và tổng hợp thành nguồn carbon bên trong (PHA), quá trình giải phóng phốt pho kỵ khí được hoàn thành hoàn toàn [9]. PRA tối đa là 72,75 mg, PUAA và PUAO lần lượt là 35,82 mg/L và 48,20 mg/L, nhưng đóng góp chính cho sự hấp thu phốt pho vẫn đến từ bể hiếu khí. Vào ngày thứ 221, tỷ lệ lấp đầy đã tăng lên 30% và nồng độ NH₄⁺-N và TIN trong nước thải giảm lần lượt là 4,49 mg/L và 5,16 mg/L; trong số đó, NH₄⁺-N và NO₃⁻-N lần lượt chiếm 70,11% và 28,75% TIN nước thải. Vào ngày thứ 231, nồng độ NH₄⁺-N đầu vào được điều chỉnh thành 66,34 mg/L và hiệu suất loại bỏ chất ô nhiễm của hệ thống về cơ bản đã ổn định.

Trong Giai đoạn 6 (241~263 d), nhiệt độ lò phản ứng được điều chỉnh để khám phá tác dụng của nó trong việc loại bỏ chất ô nhiễm. Đến ngày thứ 241, nhiệt độ giảm xuống 18 độ, hiệu suất loại bỏ COD giảm xuống còn 84,37% nhưng quy luật thay đổi COD không thay đổi do nhiệt độ giảm. Tỷ lệ loại bỏ ở bể kỵ khí là cao nhất, 62,02%, quá trình khử lân ở bể thiếu khí tiêu tốn 26,72% COD, nồng độ NO₃⁻-N trong nước thải của bể hiếu khí là 10,44 mg/L, còn lại 8,50 mg/L NH₄⁺-N; Ngoài ra, PRA ít bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ nhưng hiệu suất hấp thu lân của bể thiếu khí lại giảm, với PUAA chỉ còn 19,77 mg và phốt pho bị loại bỏ 3,94 mg/L trong bể hiếu khí. Hầu hết các PAO ưa lạnh đều thực hiện quá trình hấp thu phốt pho hiếu khí [10]. Khi tiếp tục giảm nhiệt độ xuống 13 độ , tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và TIN giảm lần lượt là 6,38% và 6,25%; đồng thời, PUAA và PUAO giảm lần lượt là 7,77 mg và 15,00 mg, điều này có thể liên quan đến sự giảm hoạt động và khả năng tăng trưởng cũng như trao đổi chất của vi sinh vật do nhiệt độ giảm. Jin Yu [11] nhận thấy rằng khi nhiệt độ thấp hơn 14 độ, rất khó đảm bảo nồng độ chất ô nhiễm trong nước thải của hệ thống.

(Hình 2 Loại bỏ các chất ô nhiễm trong các quy trình AAO và AM-AAO trong quá trình vận hành-dài hạn: Bao gồm (c) Đường cong nồng độ NH₄⁺-N và tốc độ loại bỏ thay đổi theo ngày hoạt động, (d) Đường cong nồng độ NOₓ⁻-N thay đổi theo ngày hoạt động, (e) Đường cong tốc độ loại bỏ TIN thay đổi theo ngày hoạt động. Trục hoành là số ngày hoạt động (0~260 d) và trục tung các trục lần lượt là ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) và tỷ lệ loại bỏ/%. Mỗi giai đoạn vận hành được đánh dấu trên các đường cong)

2.2 Quy tắc thay đổi chất ô nhiễm trong các chu trình điển hình của quy trình AAO và AM{1}}AAO

Để khám phá thêm cơ chế loại bỏ chất ô nhiễm của các quy trình AAO và AM-AAO, sự thay đổi nồng độ chất ô nhiễm trong các chu kỳ điển hình của các giai đoạn vận hành khác nhau đã được phân tích, như minh họa trong Hình 3.

Vào ngày thứ 42 (Giai đoạn 1), quy trình AAO có hiệu suất khử nitrat và loại bỏ phốt pho tốt. Tuy nhiên, COD đầu vào cao không cải thiện hiệu suất giải phóng phốt pho và PRA là 9,13 mg/L tại thời điểm này. Ngoài ra, NH₄⁺-N đã được tiêu thụ trước khi vào bể thiếu khí; sau đó, bể anoxic giảm NO₃⁻-N được tạo ra thành N₂; tuy nhiên, bể hiếu khí chỉ loại bỏ 3,52 mg/L NH₄⁺-N, điều này có thể là do HRT kéo dài ở Giai đoạn 1 dẫn đến DO quay trở lại bể thiếu khí tăng lên và hầu hết NH₄⁺-N đã hoàn thành quá trình nitrat hóa trong bể thiếu khí, dẫn đến nồng độ đi vào bể hiếu khí thấp.

Vào ngày thứ 118 (Giai đoạn 2), với sự giảm COD đầu vào, hiệu suất giải phóng phốt pho và khử nitrat kém đi. Nồng độ phốt pho giải phóng trong bể kỵ khí là 5,91 mg/L và nồng độ NO₃⁻-N trong nước thải của bể hiếu khí là 8,20 mg/L. Nồng độ PO₄³⁻-P trong bể thiếu khí giảm xuống còn 2,78 mg/L, cho thấy PO₄³⁻-P đã bị loại bỏ trong bể thiếu khí. Ngoài ra, tỷ lệ hồi lưu chất lỏng nitrat hóa được cố định ở mức 250% vào thời điểm này. So với tỷ lệ hồi lưu 300% và 400%, hiệu suất loại bỏ nitơ và phốt pho và chất hữu cơ của quy trình đã được nâng cao, cho thấy rằng việc tăng hồi lưu chất lỏng nitrat hóa trong một phạm vi nhất định có thể nâng cao hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm.

Vào ngày 207 (Giai đoạn 4), sau khi điều chỉnh NH₄⁺-N và HRT dòng vào trong quy trình AM-AAO, tỷ lệ loại bỏ COD là 86.15%; bể hiếu khí đã loại bỏ 13,34 mg/L NH₄⁺-N, nồng độ TIN còn lại là 7,51 mg/L và 4,39 mg/L NO₃⁻-N được tạo ra và NO₃⁻-N trở thành chất gây ô nhiễm chủ yếu trong nước thải. Không có sự khác biệt đáng kể về hiệu quả loại bỏ phốt pho giữa bể thiếu khí và bể hiếu khí. Ngoài ra, việc tăng NH₄⁺-N dòng vào không ảnh hưởng đến quá trình nitrat hóa, nhưng việc tăng nồng độ TIN dòng vào làm giảm hiệu suất khử nitrat của quy trình AM-AAO, do đó ảnh hưởng đến quá trình loại bỏ TIN.

Vào ngày thứ 262 (Giai đoạn 6), nhiệt độ lò phản ứng là 13 độ và tỷ lệ loại bỏ COD tại thời điểm này là 83,67%. Đồng thời, 6,95 mg/L lân được giải phóng vào bể kỵ khí; 20,22 mg/L NH₄⁺-N đã được bể anoxic tiêu thụ và quá trình khử nitrat đã được thực hiện, đồng thời nồng độ NO₃⁻-N trong nước thải của bể anoxic là 5,07 mg/L; bể hiếu khí có TIN hao hụt là 1,32 mg/L; tỷ lệ loại bỏ TIN là 77,00% và TIN nước thải chứa 11,24 mg/L NH₄⁺-N, cho thấy nhiệt độ thấp làm giảm hoạt động của vi khuẩn nitrat hóa và vi khuẩn khử nitrat, dẫn đến việc loại bỏ không hoàn toàn các chất ô nhiễm trong nước thải. Ngoài ra, PRA giảm xuống 6,95 mg/L và hiệu suất hấp thu phốt pho của bể anoxic và bể hiếu khí giảm xuống lần lượt là 2,41 mg/L và 3,61 mg/L, cho thấy nhiệt độ lò phản ứng giảm đã ức chế hiệu suất loại bỏ phốt pho của PAO, dẫn đến giảm PRA trong bể kỵ khí và nồng độ phốt pho trong nước thải cao.

(Hình 3 Sự thay đổi chất gây ô nhiễm trong các chu kỳ điển hình: Bao gồm (a) Ngày 42 của quy trình AAO, (b) Ngày 118 của quy trình AAO, (c) Ngày 207 của quy trình AM-AAO, (d) Đường cong thay đổi nồng độ chất ô nhiễm vào ngày 262 của quy trình AM-AAO. Trục hoành là quá trình phản ứng và trục tung là nồng độ (mg/L) của từng chất ô nhiễm (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Những thay đổi về thành phần và hàm lượng của các chất đa bào ngoại bào (EPS) trong quy trình AAO và AM-AAO

Trong quá trình thử nghiệm, những thay đổi về thành phần và nội dung của EPS vào ngày 101 (quy trình AAO) và ngày 255 (quy trình AM-AAO) đã được xác định và phân tích, như trong Hình 4. Nhìn chung, tổng hàm lượng EPS vào ngày 101 và 255 có thể là do sự gia tăng hàm lượng TB-EPS, còn PN và PS chiếm phần chính của TB-EPS; vào ngày thứ 101, hàm lượng EPS tổng số trong bể kỵ khí, bể thiếu khí và bể hiếu khí có xu hướng tăng dần (lần lượt là 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS và 0,37 mg/gVSS); trong số đó, hàm lượng EPS tăng đáng kể trong giai đoạn nitrat hóa, điều này có thể là do quá trình trao đổi chất tích cực của các vi sinh vật bên trong khi hệ thống được vận hành trong điều kiện tỷ lệ carbon-to{13}}nitrogen (C/N=5.9) cao [12]. Tuy nhiên, TB{17}}EPS đóng vai trò tích cực trong việc hình thành các khối bùn, trong khi S-EPS và LB{19}}EPS có tác động tiêu cực [8]; trong thí nghiệm này, hàm lượng S{21}}EPS và LB{22}}EPS tương đối thấp, tạo điều kiện cho bùn phát triển; trong hệ thống lai màng-dòng bùn{24}}liên tục, vai trò của bùn kết bông là không thể thay thế [2].

Ngoài ra, quy luật biến đổi PN/PS ở các lớp bùn khác nhau ở mỗi bể phản ứng cũng khác nhau. PN trong mỗi bể phản ứng luôn cao hơn PS. Vào ngày thứ 101, tỷ lệ PN/PS trong S-EPS, LB-EPS và TB-EPS của bùn lần lượt là 0,06, 1,62 và 2,67, trong khi vào ngày 255, chúng là 0,03, 1,30 và 3,27, cho thấy tỷ lệ PN/PS cho thấy xu hướng tăng dần từ lớp ngoài đến lớp trong của tế bào bùn. Tuy nhiên, khi nhiệt độ lò phản ứng giảm xuống 13 độ, tổng hàm lượng EPS trong ba bể có xu hướng tăng lên (lần lượt là 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS và 0,63 mg/gVSS). Nguyên nhân có thể là do các vi sinh vật không thích nghi được với nhiệt độ thấp bị chết hoặc bị tự phân, các vi sinh vật chết này giải phóng EPS dẫn đến hàm lượng EPS trong bùn tăng lên, hoặc nhiệt độ thấp khiến một số vi sinh vật ưa lạnh tiết ra nhiều EPS để thích ứng với việc giảm nhiệt độ trong bể phản ứng [13].

(Hình 4 Những thay đổi về hàm lượng và thành phần EPS vào Ngày 101 (quy trình AAO) và Ngày 255 (quy trình AM-AAO): Bên trái là quy trình AAO và bên phải là quy trình AM-AAO. Trục hoành là bể phản ứng (cuối kỵ khí, cuối yếm khí, cuối hiếu khí) và loại EPS (S, LB, TB). Trục dọc bên trái là hàm lượng EPS (mg·gVSS⁻¹) và trục tung bên phải là tỷ lệ PN/PS. Nó bao gồm biểu đồ về PN, PS và tổng nội dung EPS cũng như biểu đồ đường về tỷ lệ PN/PS).

2.4 Quy tắc kế thừa cộng đồng năng động và đa dạng vi sinh vật

Kết quả giải trình tự-thông lượng cao cho thấy số lượng trình tự của 14 mẫu bùn là 1.027.419 và số lượng trình tự OTU của mỗi mẫu được trình bày trong Bảng 2. Độ bao phủ của các mẫu trên 0,995, cho thấy kết quả giải trình tự có độ chính xác cao. Nhóm D01 mô tả cấu trúc quần thể vi sinh vật ban đầu, với chỉ số Ace cao, cho thấy rằng bùn có độ phong phú loài vi sinh vật cao khi-khởi động hệ thống. Với việc chuyển đổi hệ thống từ quy trình AAO sang quy trình AM{11}}AAO, chỉ số Ace giảm và độ phong phú của cộng đồng vi sinh vật trong hệ thống AM-AAO cũng giảm. Ngoài ra, chỉ số Simpson giảm cho thấy tính đa dạng của quần thể vi sinh vật giảm. Theo sự thay đổi của chỉ số Ace, tổng số loài trong quần xã vi sinh vật của màng sinh học bể anoxic có xu hướng giảm dần; chỉ số Shannon giảm chứng tỏ tính đa dạng của quần thể vi sinh vật trong màng sinh học giảm.

Bảng 2 Sự biến đổi chỉ số đa dạng vi sinh vật

The main phyla with relative abundance >10% trong 14 mẫu được phân tích (Hình 5a). Ngành chiếm ưu thế ở nhóm D01 là Actinobacteriota (25,76%32,90%), vi khuẩn Proteobacter (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%) và Firmicutes (10,37%13,77%); tuy nhiên, sự phong phú tương đối của Actinobacteriota (16,89%19,16%) và Firmicutes (3,83%6,52%) ở nhóm D110 giảm và mật độ tương đối của Proteobacteria tăng lên (32,96%~40,75%). Trong hệ thống xử lý AM-AAO, Actinobacteriota giảm nhanh chóng, thậm chí xuống dưới 3% ở nhóm D237, trong khi Proteobacteria (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% là Proteobacteria (35,26%) và Bacteroidota (30,61%), cho thấy cấu trúc cộng đồng vi sinh vật của màng sinh học tương tự như cấu trúc của bùn hoạt tính. Trong mẫu M237, hàm lượng Firmicutes tương đối giảm xuống dưới 2% và hàm lượng Acidobacteriota (5,33%) tăng lên.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Xác định giống trội ở nhóm D01 là Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) và Ornithinibacter (3,99%6,41%); sau khi hệ thống được vận hành trong quy trình AM-AAO, độ phong phú tương đối của Candidatus_Microthrix giảm mạnh xuống 0,02% (nhóm D237); trong khi norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 có xu hướng lúc đầu tăng sau đó giảm (nhóm D237, 1,91%2,91%). Khi quá trình này được vận hành ổn định, Azospira trở thành một trong những chi tương đối trội (nhóm D237, 7,37%).18,41%). Ngoài ra, các loại màng sinh học về cơ bản tương tự như bùn và hàm lượng tương đối của norank_f__norank_o__Run-SP154 trong M194 và M237 lần lượt là 6,61%~7,66% và 7,43%.

Tổng cộng có 12 chi và 1 họ vi khuẩn oxy hóa amoniac-(AOB), nitrit-vi khuẩn oxy hóa (NOB), sinh vật tích lũy glycogen-(GAO) và sinh vật tích lũy phốt pho-(PAO) trong hệ thống đã được chọn để phân tích (Bảng 3). Người ta thấy rằng ở nhóm D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) và Nitrospira (0,04%0,07%) có thể đảm bảo hiệu suất oxy hóa của NH₄⁺-N. Sự giảm Nitrosomonas và Nitrospira ở nhóm D110 có thể do tỷ lệ hồi lưu nội bộ cao, nhưng Ellin6067 (0,01%0,02%) không bị xáo trộn. Trong nhóm D194, hệ thống được vận hành theo quy trình AM-AAO và việc giảm HRT đã loại bỏ NOB và một số AOB. Sự gia tăng hàm lượng nitơ amoniac đầu vào có thể là nguyên nhân làm tăng hàm lượng tương đối của ba chi trên trong nhóm D237 (Hình 5b). Ngoài ra, AOB (Nitrosomonas và Ellin6067, 0,03%0,07%) và NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) trong mẫu M237 cho thấy mức tăng nhẹ, cho thấy màng sinh học đã hỗ trợ hệ thống bùn đạt được quá trình khử nitrat.

Có nhiều loại PAO trong nhóm D01, bao gồm Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas và Tetrasphaera. Sự thay đổi của Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) và PAO với mức độ phong phú tương đối<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 và 0,31%0,39% [14]. Ở nhóm D237, Candidatus_Microthrix gần như bị loại bỏ (0,02%), và các PAO thay thế nó để phát huy chức năng loại bỏ phốt pho là Defluviimonas (0,70%).1,07%) và Dechloromonas (0,95%1,06%); Ngoài ra, họ Comamonadaceae cũng đã được xác nhận là có hiệu suất loại bỏ phốt pho [8], và hàm lượng tương đối của Comamonadaceae trong bể kỵ khí hoặc bể thiếu khí tương đối cao, khoảng gấp đôi so với bể hiếu khí. Ngoài ra, Candidatus_Competibacter và Defluviicoccus là các chi GAO chiếm ưu thế trong tất cả các mẫu, nhưng mức độ phong phú của hai chi trong nhóm D01 là<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].

(Hình 5 Thành phần cộng đồng vi sinh vật: (a) Biểu đồ dạng thanh về mức độ phong phú tương đối ở cấp độ ngành. Trục ngang là mẫu và trục tung là độ phong phú tương đối/%. Nó bao gồm các ngành chính như Actinobacteriota và Proteobacteria; (b) Bản đồ nhiệt về mức độ phong phú tương đối ở cấp chi. Trục ngang là mẫu và trục tung là chi trội. Độ sâu của màu biểu thị mức độ phong phú tương đối)

Bảng 3 Sự phong phú của các nhóm chức trong 14 mẫu sinh học

3 Kết luận

Sử dụng nước thải thực tế làm đối tượng xử lý, các điều kiện vận hành của quy trình AM-AAO đã được tối ưu hóa. Người ta nhận thấy rằng khi quy trình được vận hành trong các điều kiện HRT=7 h, nhiệt độ khoảng 25 độ , hồi lưu bên trong=250%, SRT=40 d, hồi lưu bùn=50% và tỷ lệ nạp đầy bình anoxic=30% thì hiệu quả loại bỏ chất ô nhiễm là tốt nhất. Tỷ lệ loại bỏ NH₄⁺-N tối đa là 98,57%; nồng độ NO₃⁻-N trong nước thải, nồng độ PO₄³⁻-P, tốc độ loại bỏ TIN và tốc độ loại bỏ COD lần lượt là 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% và 86.16%.

Bể kỵ khí thực hiện tốt quá trình loại bỏ chất hữu cơ và giải phóng phốt pho, đồng thời loại bỏ 64,51% COD và 9,77 mg/L phốt pho được giải phóng; bể anoxic thực hiện tốt phản ứng loại bỏ photpho khử nitơ; bể hiếu khí đã thực hiện hoàn toàn quá trình nitrat hóa và hấp thu phốt pho, với tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N và PUAO lần lượt là 97,85% và 59,12 mg.

Khi quy trình AM-AAO được vận hành ổn định, mức tăng của AOB (Ellin6067 và Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) và NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) đảm bảo đủ tiến độ nitrat hóa và tốc độ loại bỏ NH₄⁺-N tăng 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter và Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) chiếm ưu thế trong quá trình khử nitrat nội sinh; sự phát triển của PAO (Defluviimonas, Dechloromonas và họ Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) là lý do duy trì hiệu suất loại bỏ phốt pho tốt; Ngoài ra, cấu trúc cộng đồng vi sinh vật của màng sinh học bể anoxic về cơ bản tương tự như cấu trúc của bùn hoạt tính, cùng đảm bảo hiệu suất loại bỏ nitơ và phốt pho của hệ thống.