بررسی عوامل مؤثر بر بازده حذف مواد آلی در راکتور بافلدار بی هوازی مجهز به سامانه الکترولیز

علوم و تکنولوژی محیط زیست، دورهبیست و دوم، شماره چهار، تیر  ماه 99

بررسی عوامل مؤثر بر بازده حذف مواد آلی در راکتور بافل­دار بی­هوازی مجهز به سامانه الکترولیز

گاگیک بدلیانس قلی کندی[1]^*

g.badalians@yahoo.com

بهنام اینانلو بکلر[2]

مریم عموعموها[3]

چکیده

زمینه و هدف: در پی نتایج تحقیقات پیشین حاصل از به‌کارگیری فرآیند الکترولیز جهت افزایش کارآمدی راکتور بافل­دار بی­هوازی، تحقیق حاضر با هدف بررسی عملکرد این راکتور (EABR) برای تصفیه فاضلاب در زمان‌ماندهای هیدرولیکی، چگالی جریان­های الکتریکی و بارگذاری­های آلی مختلف صورت گرفته است.

روش بررسی: یک پایلوت نیمه‌صنعتی از راکتور بافل­دار بی­هوازی با حجم کلی L 72 به سامانه الکترولیز با الکترودهایی از جنس آهن مجهز گردید. در این راستا بازده حذف COD و مدت‌زمان لازم برای سازگاری باکتری­ها با شرایط جدید به‌عنوان فاکتورهای معرف عملکرد راکتور بررسی شدند.

یافته­ها: با کاهش زمان‌ماند هیدرولیکی، از 45 به 38 و 29 ساعت، بازده حذف COD از 6/77 به ترتیب به 9/74 و 2/72 درصد رسید. با کاهش چگالی جریان الکتریکی از 3 به 2، 1 و 5/0 میلی‌آمپر بر سانتی­متر مربع، بازده حذف COD از 6/77 به ترتیب به 5/73، 2/71 و 0/70 درصد تنزل یافت. همچنین با افزایش بار آلی ورودی از 700 به 2400 میلی­گرم بر لیتر، بازده حذف COD از 6/77 به 2/90 درصد رسید.

بحث و نتیجه­گیری: در بین عوامل موردبررسی، تغییرات زمان‌ماند هیدرولیکی، کم­ترین تأثیر را بر بازده حذف COD داشت. با توجه به بررسی­های انجام‌شده، مدت­زمان لازم برای رسیدن راکتور به شرایط پایدار در بارهای آلی 700، 1000، 1500، 2000 و 2400 میلی­گرم بر لیتر به ترتیب 3، 5، 5، 6 و 8 روز می­باشد که کوتاه­تر از مدت‌زمان لازم برای پایداری راکتور ABR است. درنتیجه ادغام راکتور ABR با فرآیند الکترولیز راه‌حل مناسبی به­منظور ارتقای عملکردی آن می­باشد.

واژه‌های کلیدی: تصفیه فاضلاب، راکتور بافل­دار بی­هوازی، فرآیند الکترولیز، بازده حذف COD، عوامل مؤثر.

Evaluation of Effective Parameters in Organic Matters Removal Efficiency of Anaerobic Baffled Reactor Employing Electrolysis Process

Gagik Badalians Gholikandi^[4]*

g.badalians@yahoo.com

Behnam Inanloo Beklar^[5]

Maryam Amouamouha^[6]

Abstract

Background and Objective: Following the results of the electrolysis process application to upgrade the anaerobic baffled reactor for treating wastewater, the present study was conducted to evaluate the EABR performance efficiency, considering hydraulic retention time (HRT), current density and organic loading.  

Methods: In this study, a semi-industrial pilot of ABR with total volume of 72 L was studied before and after integration with an electrolysis system. The performance of the reactor was evaluated in terms of COD removal and bacterial adaption time.

Findings: The findings revealed that a HRT reduction from 45 to 38 and 29 hours results in a decrease of COD removal efficiency from 77.6 to 74.9 and 72.2 % respectively. Also, a current density reduction from 3 to 2, 1, and 0.5 Mill ampere/cm² results in a decreasing COD removal efficiency from 77.6 to 73.5, 71.2, and 70 % respectively. Moreover, an increasing organic loading from 700 to 2400 mg/L enhanced the COD removal efficiency from 77.6 to 90.2 %.

Result and Discussion: The results showed that by increasing organic loading from 700 to 1000, 1500, 2000, and 2400 mg/L the necessary HRT for achieving operation stability increases from 3 to 8 days, which is less than in conventional ABR. Therefore, employing electrolysis process is a sustainable method for improving ABR performance efficiency. 

Keywords: Wastewater Treatment, Anaerobic Baffled Reactor, Electrolysis Process, COD Removal Efficiency, Effective Parameters.

مقدمه

فرآیندهای بیولوژیکی تصفیه فاضلاب بر اساس نوع واکنش­های صورت گرفته در بدن میکروارگانیزم­ها به پنج گروه اصلی شامل فرآیندهای هوازی، فرآیندهای انوکسیک، فرآیندهای بی­هوازی، فرآیندهای مرکب هوازی-بی­هوازی-انوکسیک و فرآیندهای اختیاری، تقسیم­بندی می­شوند (1). در سال­های اخیر فرآیندهای بی­هوازی به دلیل مزایای فراوان در مقایسه با فرآیندهای هوازی بسیار موردتوجه قرارگرفته‌اند (2،1). برخی از این مزایا عبارت­اند از: ظرفیت احیای انرژی، حداقل انرژی عملیاتی موردنیاز، حداقل تولید لجن مازاد و حداقل هزینه بهره­برداری و تعمیرات لازم (3).

فرآیندهای بی­هوازی شامل شش مرحله پی­درپی زیر هستند: (1) مرحله هیدرولیز بی­هوازی که در آن ترکیبات آلی پیچیده مانند ترکیبات نامحلول به مونومرهایی مانند اسیدهای آمینه، شکرها و اسیدهای چرب بلند زنجیر تبدیل می­شوند (واکنش (1))، (2) مرحله اسیدسازی که در آن اسیدهای آمینه و شکرها تبدیل به      اسیدهای چرب فرار می­شوند (واکنش (2))، (3) مرحله استات­سازی که در آن اسیدهای چرب بلند زنجیر تبدیل به استات و هیدروژن می­شوند (واکنش (3))، (4) مرحله اکسیداسیون بی­هوازی که در آن محصولات میانی مانند اسیدهای چرب فرار تبدیل به استات و هیدروژن می­شوند (واکنش (3))، (5) مرحله متان­سازی با استفاده از استات که در آن استات به­وسیله باکتری­های متان­ساز استات­خوار تبدیل به متان می­گردد (واکنش (4)) و (6) مرحله متان­سازی هیدروژن­خواری که در آن گاز هیدروژن تولیدشده، به­وسیله باکتری­های متان­ساز هیدروژن­خوار تبدیل به متان می­شود (واکنش (5)) (6،5،4).

(1)                    

(2)             

(3)

(4)                               

(5)                          

در سال­های گذشته، راکتورهای بی­هوازی متنوعی برای تصفیه طیف گسترده­ای از فاضلاب­ها مورداستفاده قرارگرفته­اند که در میان آن‌ها، راکتور بی­هوازی با جریان روبه بالا مجهز به پتوی لجن (Up-flow anaerobic sludge blanket-UASB)، به‌خصوص در کشورهای درحال‌توسعه با آب‌وهوای معتدل تا گرمسیری از محبوبیت بالایی برخوردار بوده است (7). بااین‌حال نیاز به بهره­برداری و نگهداری ذاتی لایه معلق لجن در این راکتور همواره به­عنوان یک محدودیت برای آن شناخته‌شده است (3)؛ بنابراین راکتور بافل­دار بی­هوازی (ABR) برای تصفیه فاضلاب به‌طور مؤثر توجه بسیاری را به خود جلب کرد که به دلیل مزایای فراوان آن نسبت به             سایر راکتورهای بی­هوازی با سرعت بالا می­باشد (8). این راکتور می­تواند به­عنوان یک سری از راکتورهای UASB توصیف شود که در آن از بافل­های عمودی به‌منظور هدایت جریان فاضلاب از محل ورودی تا خروجی به سمت بالا و پایین استفاده شده است (9،7،3،1). ازنظر کارآمدی تصفیه، به‌طورکلی بازده حذف COD در راکتور ABR بالاتر از راکتور UASB می­باشد که محققان علت این تفاوت را جداسازی بیش­تر فازی در راکتور ABR (7) و تماس بیش­تر فاضلاب با زیست­توده (Biomass) های فعال (8) دانسته­اند. ویژگی قابل‌توجه راکتور ABR، توانایی آن در جداسازی مراحل اسیدسازی و متان­سازی در طول راکتور است که اجازه می­دهد سامانه  بدون وجود مشکلات کنترلی و هزینه­های بالا به‌صورت دوفازی عمل کند (9،7). بر این اساس گونه­های باکتریایی اسیدساز به دلیل سرعت بالای سوخت­وساز در اتاقک­های ابتدایی و گونه­های باکتریایی متان­ساز در اتاقک­های انتهایی راکتور غالب می­شوند (8). این امر سبب می‌شود که گرادیان pH در طول راکتور قابل‌ملاحظه باشد (10،7).

ازجمله مزایای مهم راکتور ABR می­توان به طراحی آسان، زمان‌ماند بالای مواد جامد، پایداری بالا در برابر شوک­های آلی (9)، توانایی حفظ زیست­توده در راکتور با استفاده از سیستم
بافل­بندی (11،9) و قابلیت متعادل­سازی و تسهیل تکامل زیستی اجتماع میکروبی (11) اشاره نمود. این مزایا سبب تغییر در جمعیت باکتریایی می­شوند و مقاومت آن­ها در برابر تغییرات پارامترهای زیست­محیطی مانند pH و دما را بهبود می­بخشند (14-12). ازجمله باکتری­های مؤثر در این راکتور، باکتری­های متان­ساز می­باشند که بی­هوازی مطلق بوده و نسبت به تغییرات میزان قلیاییت، pH و دما حساس هستند. علاوه بر این پارامترها، عوامل دیگری نیز وجود دارند که باید پایش شده و در محدوده قابل‌قبول حفظ شوند. این عوامل شامل ترکیبات سمی بازدارنده، تغییرات بارگذاری آلی و هیدرولیکی و نیاز به مواد ریزمغذی است (16،15،1). یکی از نقاط ضعف راکتور ABR در هنگام راهبری، تغییرات سریع و ناگهانی pH می­باشد. در این راکتورها، pH به‌شدت تحت تأثیر مقدار کربن دی‌اکسید موجود در محیط و بیوگاز است. برای کنترل pH باید مقدار قلیاییت فاضلاب کافی باشد. قلیاییت که در ابتدا به شکل بی­کربنات است، مطابق واکنش­های (6) و (7) در یک pH مشخص با کربن دی­اکسید موجود در بیوگاز در حال تعادل است (17،6).

(6)            

(7)                                    

کاهش مقدار قلیاییت از حد معمول آن نشانگر بروز مشکل در راکتور بی­هوازی است (6). برای جلوگیری از بروز این مشکل در راکتور ABR مواد شیمیایی زیادی را می­توان به فاضلاب ورودی افزود. در انتخاب ماده شیمیایی باید جوانب احتیاط را رعایت نمود. چراکه افزودن بیش‌ازحد این مواد سبب تشکیل رسوب و جامدات ناخواسته می­شود. همچنین مقدار بالای یک کاتیون باعث ایجاد سمیت می­گردد. افزودن برخی ترکیبات مانند نیترات سدیم نیز موجب افزایش پتانسیل اکسیداسیون و احیا شده و برای فعالیت باکتری­های متان­ساز محدودیت ایجاد می­کند (18،6).

تاکنون اصلاحات متعددی برای بهبود عملکردی راکتور ABR بر روی آن اعمال شده است (3، 13، 19، 20، 21، 22، 23)؛ اما با توجه به محدودیت­های استفاده از مواد شیمیایی در راکتورهای بی­هوازی، در سال­های اخیر تحقیقاتی مبنی بر استفاده از فرآیند الکترولیز به‌جای مواد شیمیایی به‌منظور کنترل pH و ارتقای عملکردی راکتور ABR صورت گرفته است و منجر به پیدایش راکتوری موسوم به راکتور بافل­دار بی­هوازی مجهز به سامانه الکترولیز (Electrochemically-enhanced ABR-EABR) شده است (24، 25). به­منظور بررسی اثر فرآیند الکترولیز بر بهبود عملکرد راکتور ABR، باید توجه داشت که در یک سامانه الکترولیز واکنش­های (8) تا (12) با استفاده از یک الکترود فلزی (M) به وقوع می­پیوندند. فرآیند الکترولیز مطابق واکنش­های (8) و (9) در اطراف آند سبب تولید گاز اکسیژن و یون­های هیدروژن و مطابق واکنش­های (10)، (11) و (12) در اطراف کاتد موجب تشکیل گاز هیدروژن و یون­های هیدروکسید می­گردد؛ بنابراین با انجام فرآیند الکترولیز pH فاضلاب در اطراف آند کاهش و در اطراف کاتد افزایش می­یابد (26).

(8)                                                 

(9)                                 

(10)                             

(11)                           

(12)                                            

با توجه به کاهش pH در اطراف آند بر اساس واکنش (9)، واکنش (7) به سمت تولید کربن دی­اکسید و هیدروکسید پیش می­رود؛ بنابراین کف تولیدی ناشی از فرآیند الکترولیز فاضلاب در اطراف آند به دلیل تولید گاز کربن دی­اکسید براثر جابجایی تعادل می­باشد. پس از قطع جریان برق و برگشت مجدد یون­های هیدروژن و هیدروکسید به فاضلاب، واکنش (7) به دلیل حلالیت پایین کربن دی­اکسید خروجی مطابق قانون هنری، غیرقابل‌برگشت می­گردد. درنتیجه، دلیل افزایش pH تحت تأثیر فرآیند الکترولیز، جابجایی تعادل بی­کربنات، تولید هیدروکسید و خروج گاز کربن دی­اکسید است (26،24).

علاوه بر تنظیم مقدار pH فاضلاب، فرآیند الکترولیز با استفاده از مکانیزم انعقاد الکتریکی قادر است بازده حذف COD را در راکتور ABR بهبود بخشد. در این مکانیزم با اعمال میدان الکتریکی به یک جفت الکترود، مواد تشکیل‌دهنده آند اکسید شده و سبب تشکیل کاتیون­های فلزی در فاضلاب می­گردند. این کاتیون­های فلزی به‌عنوان منعقد کننده عمل کرده و با کاهش زتا پتانسیل (Zeta potential) مواد کلوئیدی و معلق، سبب تشکیل لخته، به دام افتادن آلاینده­ها و درنهایت ته­نشین شدن آن­ها می­شوند. این در حالی است که حباب­های اکسیژن و هیدروژن تشکیل‌شده در واکنش­های (9) و (10) سبب شناورسازی مواد آلی می­گردند؛ بنابراین انتظار می­رود که بازده حذف COD در راکتور EABR بیش­تر از نوع متعارف آن باشد. مهم­ترین عوامل مؤثر بر بازده حذف COD در راکتور EABR را می­توان زمان‌ماند هیدرولیکی، چگالی جریان الکتریکی (شدت‌جریان الکتریکی توزیع­شده در واحد سطح الکترود) (25)، پتانسیل اکسیداسیون و احیا، میزان اختلاط (24،6)، میزان بار آلی، ترکیب شیمیایی مواد آلی ورودی به راکتور و شرایط محیطی دانست (6،1). خلاصه نتایج تحقیقات صورت گرفته در خصوص تأثیر فرآیند الکترولیز بر بهبود کارآمدی راکتور ABR در حذف COD در جدول 1 ارائه شده است.

جدول 1- مقایسه تحقیقات پیشین در زمینهحذف COD به‌وسیله راکتور EABR

Table 1- comparison of previous researches on COD removal by EABR

نتایج تحقیقات نشان دادند که با کاهش زمان‌ماند هیدرولیکی، کارآمدی راکتور EABR در حذف COD نیز سیر نزولی خواهد داشت. دلیل این امر را می­توان افزایش نرخ بارگذاری آلی بر راکتور و تأثیر آن بر متابولیسم میکروارگانیزم­ها دانست. همچنین با افزایش چگالی جریان الکتریکی اعمال‌شده بر الکترودهای مستقر در اتاقک­های راکتور، به دلیل تشدید اکسیداسیون آند، افزایش انحلال کاتیون­های فلزی، لخته­سازی و شناورسازی الکتریکی، بازده حذف COD نیز در آن اتاقک افزایش خواهد یافت (25). اکسیژن محلول یکی از عوامل بازدارنده در راکتورهای بی­هوازی است (15). مطابق واکنش (9) فرآیند الکترولیز سبب تشکیل گاز اکسیژن و خروج آن در اطراف آند می­شود (26) و این امر برقراری شرایط بی­هوازی را تسهیل می­نماید. شرایط بی­هوازی رابطه نزدیکی با پتانسیل اکسیداسیون و احیا دارد و با کاهش میزان این پتانسیل به مقدار mV 300-، شرایط به سمت بی­هوازی مطلق سوق پیدا می­کند و فرآیند تخمیر و تولید متان تشدید می­گردد (6). این امر نیز به‌نوبه خود سبب افزایش بازده حذف COD می­شود (24). از طرف دیگر حباب­های گازی اکسیژن و هیدروژن تولیدشده می­توانند اختلاط موردنیاز در اطراف الکترودها را موجب شوند و تماس موردنیاز بین زیست­توده و مواد آلی را میسر سازند. افزایش میزان بار آلی ورودی به راکتور، سبب افزایش   نرخ رشد گونه­های باکتریایی موجود به­خصوص استات­سازها و متان­سازها می­گردد. این امر منجر به افزایش نرخ تبدیل ترکیبات واسطه به متان، تولید بیش­تر بیوگاز، توزیع بیش­تر مواد آلی در میان باکتری­ها و درنهایت بهبود بازده حذف COD می­شود. برای انجام مطلوب و کافی فرآیند بی­هوازی، فاضلاب باید افزون بر کربوهیدرات­ها، پروتئین­ها و چربی­ها ازنظر مواد مغذی مانند نیتروژن، فسفر، گوگرد و ... متعادل باشد. به­علاوه گونه­های باکتریایی برای متابولیسم نیاز به مواد ریزمغذی مانند آهن، کبالت، نیکل، روی و ... دارند (1) که با توجه به آزادسازی کاتیون­های فلزی درنتیجه فرآیند الکترولیز (26،25)، بخشی از نیاز میکروارگانیزم­ها به مواد ریزمغذی مرتفع خواهد شد. فرآیند الکترولیز با توجه به اثرگذاری مستقیم بر روی عامل ترش شدن راکتور EABR یعنی گاز هیدروژن (6) قادر است در مدت­زمان کوتاه­تری نسبت به مواد شیمیایی سبب احیای pH شود. چراکه افزودن مواد شیمیایی جهت بهبود شرایط محیطی برای رشد باکتری­های متان­ساز هیدروژن­خوار، نیازمند زمان طولانی (حداقل یک روز) می­باشد. این در حالی است که فرآیند الکترولیز به‌صورت دایمی موجب احیا و ارتقای pH می­گردد (24).

روش بررسی

مطالعات آزمایشگاهی و راه‌اندازی راکتور

یک راکتور پلکسی گلاس در مقیاس پایلوت نیمه‌صنعتی به ابعاد 900 میلی­متر (طول)، 200 میلی­متر (عرض) و 400 میلی­متر (عمق) با حجم کلی 72 لیتر شامل 5 اتاقک با ابعاد برابر در این تحقیق مورداستفاده قرارگرفته است. هر اتاقک دارای حجم کلی 4/14 لیتر می­باشد. به‌منظور جمع­آوری بیوگاز تولیدی، دو شیر خروج گاز در بالای اتاقک­های دوم و چهارم قرار داده‌شده است. این راکتور به‌وسیله فاضلاب سنتتیک تغذیه شده است. به‌منظور ارتقای عملکردی راکتور ABR، از ادغام آن با فرآیند الکترولیز بهره گرفته شده است. لازم به ذکر است که پایلوت مذکور پیش از ادغام با فرآیند الکترولیز، به مدت یک سال راهبری شده است. در تابستان و پاییز 1395، مطالعاتی در خصوص بهینه­سازی فرآیند الکترولیز در مقیاس آزمایشگاهی، صورت گرفت و پس از بررسی تمام حالت­های ممکن، بهینه­ترین شرایط برای فرآیند الکترولیز در شرایط ناپیوسته (Batch) تعیین گردید. نتایج حاصل نشان دادند که جنس الکترود بهینه برای انجام عمل الکترولیز آهن می­باشد. همچنین مشخص شد که هر چه حجم کنترل بیش­تری از فاضلاب تحت تأثیر فرآیند الکترولیز قرار گیرد، کارآمدی سامانه بیش­تر خواهد بود. برای این منظور نیاز است که الکترودها بیش­ترین فاصله از یکدیگر و حداکثر سطح تماس با فاضلاب را داشته باشند؛ بنابراین سامانه الکترولیز مورداستفاده در راکتور EABR، شامل دو جفت الکترود صفحه­ای هم­جنس از نوع آهن با ابعاد 37 سانتی­متر (طول)، 5/7 سانتی­متر (عرض) و 2 میلی­متر (ضخامت) می­باشد که در بخش بالارونده اتاقک دوم و چسبیده به دیواره­های بافل­ها با فاصله 11 سانتی­متر قرار داده شدند. طول استغراق الکترودها در فاضلاب 32 سانتی­متر بود. ابعاد الکترودها بر اساس مطالعات آزمایشگاهی به‌گونه‌ای انتخاب شدند که بیش ترین تماس را با جریان فاضلاب و کم ترین تماس را با لجن داشته باشند. به­منظور برقراری امکان اعمال ولتاژ­های متغیر و استفاده از دو منبع تغذیه در شرایط بحرانی، الکترودها از وسط نصف شدند و به‌صورت متقارن در داخل راکتور قرار داده شدند. الکترودها جهت تأمین پتانسیل الکتریکی به یک منبع تغذیه آنالوگ V 0/40–0/0 و A 80/1–00/0 متصل شدند (شکل 1).

شکل 1- طرح­واره راکتور EABR - ابعاد برحسب میلی­متر می­باشد.

Figure 1- EABR pilot (Dimension in mm)

نمونه­گیری و انجام آزمایش­ها

پس از پایش عملکرد راکتور ABR در یک دوره 60 روزه با بار آلی ورودی mg.COD.L^-1 40±700 و دست یابی به شرایط پایدار، الکترودها به همان صورت بیان‌شده، در داخل راکتور قرار داده شدند و عملکرد راکتور در حالت استفاده از فرآیند الکترولیز موردمطالعه قرار گرفت. در ابتدا بدون تغییر بار آلی ورودی، عملکرد راکتور در زمان‌ماندهای هیدرولیکی 29، 38 و 45 ساعت و چگالی جریان­های الکتریکی 5/0، 1، 2 و 3 میلی‌آمپر بر سانتی­متر مربع موردبررسی قرار گرفت. برای این منظور در هر مرحله، یکی از این دو عامل ثابت نگه داشته شد و پس از رسیدن راکتور به شرایط پایدار، نمونه­های متعددی از محل جریان ورودی، خروجی و هر یک از اتاقک­ها، جهت بررسی تأثیرات ناشی از تغییر عامل دیگر بر بازده حذف COD برداشت شد. برای اندازه­گیری غلظت COD از آزمایش طیف­سنجی (Spectrophotometry test) و دستگاه اسپکتروفتومتری (HACH: DR 1900) استفاده شده است. سپس به‌منظور بررسی تأثیرات ناشی از تغییر بار آلی ورودی بر عملکرد راکتور EABR در زمان‌ماند و چگالی جریان الکتریکی ثابت، بار آلی با گام حدود 500 از 1000 تا mg.COD.L^-1 2400 به راکتور وارد شد. در هر گام با پایش بازده حذف COD پس از رسیدن راکتور به شرایط پایدار، تأثیرگذاری فرآیند الکترولیز بر کارآمدی راکتور EABR موردبررسی و مطالعه قرار گرفت. همچنین در هر گام بار آلی، مدت‌زمان لازم برای سازگاری جمعیت باکتریایی با شرایط جدید مورد ارزیابی قرار گرفت. کلیه آزمایش­ها مطابق با روش استاندارد متد (Standard method) (27) انجام شدند.

مشخصات فاضلاب ورودی به راکتور

به­منظور به حداقل رساندن نوسانات فاضلاب ورودی و امکان اعمال بارهای آلی مختلف در ورودی راکتور، از فاضلاب سنتتیک جهت تغذیه سامانه استفاده شده است؛ بنابراین برای تأمین منبع کربن، ملاس و به­منظور تأمین نیتروژن و فسفر به ترتیب آمونیوم کلراید (NH₄Cl) و پتاسیم دی هیدروژن ارتوفسفات انیدروس (KH₂PO₄) استفاده شده است. برای رعایت نسبت کربن به نیتروژن و فسفر در تصفیه بی­هوازی فاضلاب و نیز ایجاد شرایط بهینه برای عملکرد راکتور، با توجه به جرم مولی هر ترکیب، به ازای هر گرم COD، g 197/2 ملاس (Arasfeed)، g 0006/0 پتاسیم دی هیدروژن ارتوفسفات انیدروس (LobaChemie) و g 007/0 آمونیوم کلراید (Merck) در ترکیب فاضلاب ورودی استفاده شده است. سایر مشخصات کیفی فاضلاب ورودی در جدول 2 ارایه شده است.

جدول 2- مشخصات کیفی فاضلاب ورودی به راکتور

Table 2-Qualitative characteristics of influent wastewater

یافته­ها

مطابق مراحل انجام فرآیند بی­هوازی در راکتور ABR، تولید اسیدهای چرب فرار به­ویژه هنگام وقوع شوک­های ناشی از بار آلی در مرحله اسیدسازی و اتاقک­های ابتدایی راکتور (C1 و C2) صورت می­گیرد (24). به­منظور تولید اسیدهای چرب فرار از مواد آلی ورودی (COD) استفاده می­شود. با توجه به رشد سینتیکی سریع­تر گونه­های اسیدساز در مقایسه با گونه­های متان­ساز (6)، نرخ مصرف مواد آلی ورودی در اتاقک­های ابتدایی راکتور نسبت به نرخ مصرف آن­ها در فازهای بعدی فرآیند بالاتر می­باشد. به همین دلیل بازده حذف COD در اتاقک­های ابتدایی راکتور بیش­تر از اتاقک­های انتهایی (C4 و C5) است. چراکه گونه­های متان­ساز موجود در اتاقک­های انتهایی، غالباٌ محصولات حاصل از مرحله اسیدسازی یعنی اسیدهای چرب فرار را مصرف و تولید بیوگاز می­کنند؛ بنابراین می­توان نتیجه گرفت که اتاقک­های انتهایی نقش کم­تری در کاهش COD فاضلاب دارند؛ بنابراین با حرکت فاضلاب در طول راکتور از اتاقک اول به پنجم، میزان حذف COD فاضلاب کاهش می­یابد. همچنین استفاده از فرآیند الکترولیز در راکتور EABR موجب می­شود تا بازده حذف COD در اتاقک دوم این راکتور نسبت به راکتور ABR متعارف افزایش یابد. چراکه فرآیند الکترولیز در طی انعقاد الکتریکی سبب ناپایدارسازی عوامل آلوده­کننده، مواد معلق و کلوئیدی می­گردد. در این فرآیند آند آهنی در اثر الکترولیز اکسید شده و عوامل منعقد کننده و درنتیجه هیدروکسیدهای فلزی تولید می­کند و موجب تجمع و شکل­گیری لخته­هایی از مواد معلق یا جذب عوامل آلاینده از محلول می­شود.

 بررسی اثر تغییرات زمان‌ماند هیدرولیکی بر بازده حذف COD

طبق بررسی­های صورت گرفته در خصوص تأثیر تغییرات زمان­ماند هیدرولیکی بر کارآمدی راکتور EABR در حذف COD، مشاهده شد که با افزایش زمان­ماند هیدرولیکی، بازده حذف COD نیز افزایش می­یابد. بیش­ترین میزان حذف COD در اتاقک ابتدایی راکتور (C1) رخ داده است. در هر زمان­ماند هیدرولیکی پس از رسیدن راکتور به شرایط پایدار، اندازه­گیری­های لازم انجام شد. سپس با کاهش جریان فاضلاب ورودی، زمان­ماند هیدرولیکی افزایش داده شد تا کارآمدی راکتور در زمان­ماندهای بزرگ­تر نیز موردبررسی قرار گیرد. نتایج این بررسی­ها در شکل 2 نشان داده ‌شده است. در هر مرحله از تغییرات زمان­ماند هیدرولیکی، بازده حذف COD ابتدا کاهش و تا رسیدن راکتور به شرایط پایدار به میزان اندکی افزایش می­یابد و به ­مقدار ثابتی می­رسد. کاهش کارآمدی راکتور در زمان­ماندهای هیدرولیکی پایین­تر می­تواند به دلیل افزایش نرخ بارگذاری آلی (OLR) و تأثیر آن بر متابولیسم میکروبی باشد. درواقع، کاهش زمان­ماند هیدرولیکی موجب می­شود که گونه­های باکتریایی زمان کوتاهی برای سوخت­وساز مواد آلی داشته باشند و این امر منجر به تجمع این مواد در پساب خروجی می­گردد. همچنین کاهش زمان­ماند هیدرولیکی موجب شستشوی
باکتری­ها و درنتیجه کاهش جمعیت گونه­های مختلف باکتریایی می­شود؛ بنابراین می­تواند بازده حذف COD را کاهش دهد.

در زمان‌ماندهای هیدرولیکی 29، 38 و 45 ساعت با حرکت در طول راکتور، بازده تجمعی حذف COD به ترتیب از 4/41، 9/42 و 4/43 در اتاقک اول (C1) به 7/69، 6/72 و 9/74 در اتاقک پنجم (C5) رسید. باید توجه داشت که در راکتور EABR میزان اثرگذاری زمان­ماند هیدرولیکی بر بازده حذف COD محدود می­باشد. چراکه با کاهش زمان‌ماند هیدرولیکی از 45 به 38 ساعت، بازده حذف COD در راکتور با 7/2 درصد افت از 6/77 به 9/74 درصد رسیده است. همچنین با کاهش بیش­تر زمان­ماند از 38 به 29 ساعت، بازده حذف COD از 9/74 به 2/72 درصد تنزل می یابد.

بررسی اثر تغییرات چگالی جریان الکتریکی بر بازده حذف COD

به­منظور بررسی اثر تغییرات چگالی جریان الکتریکی بر کارآمدی راکتور EABR در حذف مواد آلی، چگالی جریان­های 5/0، 1، 2 و 3 میلی­آمپر بر سانتی­مترمربع مورد آزمایش قرار گرفتند. با افزایش چگالی جریان الکتریکی، شدت جدا شدن و انحلال آهن در فاضلاب افزایش می­یابد و این امر سبب تقویت فرآیند انعقاد الکتریکی می­گردد. به همین دلیل نیز بازده حذف COD در اتاقک دوم (C2) افزایش می­یابد. همچنین یون­های آهن جداشده از آند، همراه با جریان فاضلاب در طول راکتور حرکت می­کنند. به همین سبب انعقاد الکتریکی در اتاقک­های بعدی راکتور (C3-C5) نیز به میزان کم­تری در حال رخداد است. از طرف دیگر با افزایش چگالی جریان، غلظت یون­های آهن در محیط افزایش می­یابد. واکنش این یون­ها با هیدروژن سولفید تولیدشده به­وسیله باکتری­های احیاکننده سولفات (SRB) در اتاقک­های انتهایی راکتور سبب ایجاد یون­های سولفید می­گردد. این یون­ها که عامل محدودکننده گونه­های متان­ساز محسوب می­شوند، موجب کاهش عملکرد این باکتری­ها می­گردند. به­طور خلاصه افزایش چگالی جریان از یک‌سو سبب تقویت انعقاد الکتریکی و درنتیجه افزایش بازده حذف COD و از سوی دیگر سبب کاهش کارآمدی باکتری­های متان­ساز می­گردد. همچنین آهن تولیدشده می­تواند به­عنوان ماده ریزمغذی برای گونه­های متان­ساز عمل نماید و عملکرد آن­ها را بهبود بخشد. نتایج به‌دست‌آمده حاکی از آن است که انعقاد الکتریکی به­وسیله یون­های آهن قادر است کاهش عملکرد گونه­های متان­ساز را جبران نموده و مانع از کاهش کارآمدی راکتور برای حذف COD گردد.

نتایج آزمایش ها نشان دادند که با کاهش چگالی جریان الکتریکی، کارآمدی اتاقک­های انتهایی راکتور (C4 و C5) تغییر محسوسی نمی­کند که علت آن کاهش تولید یون­های سولفید است. همچنین مشاهده گردید که میزان تأثیرگذاری تغییرات چگالی جریان الکتریکی بر بازده حذف مواد آلی بیش­تر از تغییرات زمان­ماند هیدرولیکی می­باشد. چراکه با کاهش چگالی جریان الکتریکی از 3 به 2 میلی­آمپر بر سانتی­متر مربع، بازده حذف COD با حدود 4 درصد افت از 6/77 به 5/73 درصد رسیده است. با کاهش بیش­تر چگالی جریان از 2 به 1 میلی­آمپر بر سانتی­متر مربع، بازده حذف COD از 5/73 به 2/71 درصد تنزل می یابد. کاهش چگالی جریان از 1 به 5/0 میلی­آمپر بر سانتی­متر مربع نیز سبب افت بازده حذف COD از 2/71 به 0/70 شده است. با توجه به نتایج به‌دست‌آمده چنین استنباط می­شود که با افزایش چگالی جریان الکتریکی میزان اثرگذاری آن بر بازده حذف COD افزایش می­یابد.

بررسی اثر تغییرات بار آلی ورودی بر بازده حذف COD

به­منظور بررسی اثر تغییرات غلظت بار آلی ورودی به راکتور بر کارآمدی آن در حذف مواد آلی، بارهای آلی 700، 1000، 1500، 2000 و 2400 میلی­گرم بر لیتر مورد آزمایش قرار گرفتند. نتایج این بررسی در شکل 2 نشان داده ‌شده است. با افزایش بار آلی ورودی به راکتور، بازده حذف COD در آن بالا
می­رود. دلیل این امر نیز افزایش رشد سوخت­وسازی و سینتیکی باکتری­های اسیدساز و همچنین افزایش کارآمدی فرآیند انعقاد الکتریکی می­باشد. هر چه میزان مواد آلی در ورودی راکتور افزایش یابد، فعالیت و رشد و نمو باکتری­ها نیز بالا می­رود تا به حد ثابتی برسد که این امر در اتاقک اول (C1) مشهود است. در اتاقک­های انتهایی راکتور در بارهای آلی بالا، علاوه بر گونه­های متان­ساز، باکتری­های احیاکننده سولفات نیز به­تدریج شروع به فعالیت کرده و بخشی از مواد آلی را مصرف و تولید هیدروژن سولفید و قلیائیت می­کنند. طبق بررسی­های صورت گرفته با افزایش بار آلی ورودی به راکتور، میزان ازدیاد بازده حذف COD در اتاقک اول (C1) در هر گام بار آلی، به‌تدریج کاهش می­یابد و به حد ثابتی می­رسد. در اتاقک دوم (C2) به دلیل افزایش غلظت مواد آلی، تماس آن­ها با یون­های آهن بیش­تر و لخته­های تشکیل­شده بزرگ­تر می­شوند؛ بنابراین ناپایدارسازی مواد آلی بهبود می­یابد و ذرات آلی بیش­تری در لخته­ها به دام می­افتند. درنتیجه بازده حذف COD در اتاقک دوم با افزایش بار آلی ورودی روند صعودی دارد. در اتاقک سوم (C3) بازده حذف مواد آلی تغییر چشمگیری نمی­کند. این در حالی است که در اتاقک­های چهارم و پنجم (C4 و C5)، گونه­های احیاکننده سولفات که پیش‌ازاین به دلیل کمبود ماده غذایی (Substrate) و کاهش دسترسی به سولفات درنتیجه تشکیل رسوب به­وسیله آهن، رشد و نمو اندکی داشتند، به‌تدریج با افزایش بار آلی شروع به سوخت­وساز و فعالیت نموده و بخشی از مواد آلی ورودی را مصرف می­کنند؛ بنابراین باکتری­های متان­ساز در کنار باکتری­های احیاکننده سولفات، باعث افزایش بازده حذف COD در اتاقک­های انتهایی می­شوند. به‌گونه‌ای که با افزایش بار آلی ورودی به راکتور از mg L^-1 700 به mg L^-1 2400، بازده حذف COD در راکتور از 6/77 به 2/90 درصد می­رسد.

شکل 2- منحنی روند تغییرات COD و بازده تجمعی حذف آن در طول راکتور EABR در بارهای آلی ورودی مختلف

(دمای راکتور: ᵒC 35، چگالی جریان الکتریکی: mA.cm^-2 3، HRT: h 45)

Figure 2-COD content variations and cumulative removal efficiencies over the length of EABR under different influent organic loads conditions (Temperature: 35 ºC; Current density: 3mA.cm^-2: HRT: 45 h)

به­منظور بررسی اثر فرآیند الکترولیز بر مدت­زمان لازم برای تطبیق و سازگاری گونه­های مختلف باکتریایی با شرایط جدید و کاهش زمان موردنیاز برای رسیدن راکتور به شرایط پایدار، راکتور EABR مطابق شکل 3، به مدت 75 روز با بارهای آلی ورودی مختلف مورد پایش قرار گرفت. در طول این مدت با توجه به شرایط محیطی، میزان شدت‌جریان منبع تغذیه به­گونه­ای تنظیم شد که pH فاضلاب همواره در محدوده عملکرد بهینه راکتورهای بی­هوازی (2/7-8/6) (6) قرار گیرد. مدت­زمان سازگاری باکتری­ها با بار آلی جدید، برابر مدت­زمانی است که طول می­کشد تا بازده حذف COD به­وسیله راکتور به مقدار ثابتی برسد و تغییرات آن کم­تر از %5 درصد باشد (25).

شکل 3- روند تغییرات COD در اتاقک­های راکتور EABR در مدت­زمان بهره­برداریدر بارهای آلی ورودی مختلف

(دمای راکتور: ᵒC 35، HRT: h 45)

Figure 3- COD extent variations in EABR chambers during operation with different influent organic loads (Temperature: 35ºC; HRT: 45 h)

نتایج مندرج در شکل 3 مبین آن است که هر چه بار آلی ورودی به راکتور بالاتر رود، مدت­زمان طولانی­تری برای تطبیق گونه­های باکتریایی با شرایط جدید آلی موردنیاز است. بر اساس نتایج به‌دست‌آمده، مدت­زمان لازم برای رسیدن به شرایط پایدار در بارهای آلی 700، 1000، 1500، 2000 و 2400 میلی­گرم بر لیتر به ترتیب برابر 3، 5، 5، 6 و 8 روز می­باشد. اعداد و ارقام به‌دست‌آمده برای راکتور EABR حاکی از آن است که مدت­زمان رسیدن به شرایط پایدار برای این راکتور به‌مراتب کوتاه­تر از راکتور ABR متعارف می­باشد. چراکه راکتور EABR از طریق دو مکانیزم موجب حذف مواد آلی می­شود: مکانیزم اول، مصرف بخشی از مواد آلی ورودی به­وسیله باکتری­های مختلف موجود در راکتور بی­هوازی از طریق متابولیسم باکتریایی و مکانیزم دوم، به دام افتادن بخش دیگری از این مواد آلی در لخته­های تشکیل‌شده حاصل از فرآیند انعقاد الکتریکی می­باشد؛ بنابراین انعقاد الکتریکی سبب می­شود تا بالا رفتن بار آلی حداقل تأثیر را بر عملکرد گونه­های مختلف باکتریایی داشته باشد؛ زیرا بخش فراوانی از مواد آلی ورودی به راکتور از طریق این مکانیزم وارد لجن شده و از دسترس باکتری­ها خارج می­گردد. همچنین تنظیم pH در راکتور ABR حاصل تعامل باکتری­ها و ایجاد تعادل بین تولید و مصرف اسیدهای آلی است که طبیعتاً امری زمان­بر خواهد بود. لیکن در راکتور EABR احیای pH از طریق فرآیند الکترولیز و جریان الکتریکی انجام می­شود و درنتیجه به‌واسطه تنظیم سریع­تر این عامل، امکان سازگاری بیشتر باکتری­ها فراهم می­گردد. گفتنی است طبق نتایج به‌دست‌آمده، با حرکت موج شوک آلی به‌طرف پایین‌دست راکتور، میزان پیک COD کاهش می­یابد.

بحث و نتیجه­گیری

تحقیق حاضر، نحوه تأثیرگذاری عوامل مختلف بر عملکرد راکتور بافل­دار بی­هوازی مجهز به فرآیند الکترولیز (EABR) در حذف COD و همچنین مدت‌زمان لازم برای تطبیق اجتماع میکروبی با شرایط جدید را مورد بررسی قرار می­دهد. در این خصوص اثر تغییرات زمان‌ماند هیدرولیکی، چگالی جریان الکتریکی و میزان بار آلی ورودی بر کارآمدی راکتور EABR ارزیابی شدند. نتایج به‌دست‌آمده از این ارزیابی­ها نشان دادند که بازده حذف COD در این راکتور، با زمان‌ماند هیدرولیکی، چگالی جریان الکتریکی و بار آلی ورودی به راکتور رابطه مستقیم دارد. این در حالی است که میزان اثرگذاری تغییرات زمان‌ماند هیدرولیکی بر بازده حذف COD بسیار پایین­تر از دو عامل دیگر موردبررسی می­باشد. با توجه به نتایج حاصل از آزمایش­های صورت گرفته و مطالعه تحقیقات پیشین (25)، می­توان دریافت که مدت­زمان رسیدن به شرایط پایدار برای راکتور EABR به‌مراتب کوتاه­تر از راکتور ABR متعارف است که دلیل آن استفاده هم‌زمان از دو مکانیزم متابولیسم باکتریایی و انعقاد الکتریکی برای حذف مواد آلی و همچنین تسریع احیای pH از طریق به‌کارگیری فرآیند الکترولیز در راکتور EABR می­باشد؛ بنابراین راکتور EABR عملکرد شایان توجهی در حذف COD دارد و در مقایسه با راکتور ABR قادر به پذیرش بارهای آلی بیشتری است. همچنین قابلیت شوک پذیری راکتور EABR نسبت به راکتور ABR بالاتر است که این مهم می­تواند در طراحی راکتورها مؤثر واقع گردد.

منابع

1. Metcalf & Eddy, Tchobanoglous, G., Stensel, H.D., Tsuchihashi, R., Burton, F.L. 2014. Wastewater engineering treatment and reuse. 5^th edition. New York: McGraw-Hill Education.
2. Lansing, S., Maile-Moskowitz, A., Eaton, A., 2017. Waste treatment and energy production from small-scale wastewater digesters. Bioresource Technology, Vol. 245, pp. 801-809.
3. Bodkhe, S.Y., 2009. A modified anaerobic baffled reactor for municipal wastewater treatment. Journal of Environmental Management, Vol. 90, pp. 2488-2493.
4. Myint, M., Nirmalakhandan, N., Speece, R.E., 2007. Anaerobic fermentation of cattle manure: modeling of hydrolysis and acidogenesis. Water Research, Vol. 41, pp. 323-332.
5. Christy, P.M., Gopinath, L.R., Divya, D., 2014. A review on anaerobic decomposition and enhancement of biogas production through enzymes and microorganisms. Renewable and Sustainable Energy Reviews, Vol. 34, pp. 167-173.
6. Gerardi, M.H. 2003. The microbiology of anaerobic digesters. New Jersey: John Wiley & Sons.
7. Krishna, G.G., Kumar, P., Kumar, P., 2009. Treatment of low-strength soluble wastewater using an anaerobic baffled reactor (ABR). Journal of Environmental Management, Vol. 90, pp. 166-176.
8. Liu, R., Tian, Q., Chen, J., 2010. The developments of anaerobic baffled reactor for wastewater treatment: a review. African Journal of Biotechnology, Vol. 9, pp. 1535-1542.
9. Barber, W.P., Stuckey, D.C., 1999. The use of the anaerobic baffled reactor (ABR) for wastewater treatment: a review. Water Research, Vol. 33, pp. 1559-1578.
10. Hutnan, M., Drtil, M., Mrafkova, L., 2000. Anaerobic biodegradation of sugar beet pulp. Biodegradation, Vol. 11, pp. 203-211.
11. Gholikandi, G.B., Jamshidi, S., Hazrati, H., 2014. Optimization of anaerobic baffled reactor (ABR) using artificial neural network in municipal wastewater treatment. Environmental Engineering & Management Journal (EEMJ), Vol. 13, pp. 95-104.
12. Ji, G.D., Sun, T.H., Ni, J.R., Tong, J.J., 2009. Anaerobic baffled reactor (ABR) for treating heavy oil produced water with high concentrations of salt and poor nutrient. Bioresource Technology, Vol. 100, pp. 1108-1114.
13. Huajun, F.E.N.G., Lifang, H., Dan, S., Chengran, F.A.N.G., Yonghua, H.E., Dongsheng, S.H.E.N., 2008. Effects of operational factors on soluble microbial products in a carrier anaerobic baffled reactor treating dilute wastewater. Journal of Environmental Sciences, Vol. 20, pp. 690-695.
14. Liu, X.L., Ren, N.Q., Wan, C.L., 2007. Hydrodynamic characteristics of a four-compartment periodic anaerobic baffled reactor. Journal of Environmental Sciences, Vol. 19, pp. 1159-1165.
15. Gerardi, M.H. 2006. Wastewater bacteria. New Jersey: John Wiley & Sons.
16. Bitton, G. 2005. Wastewater microbiology. New Jersey: John Wiley & Sons.
17. Oxtoby, D.W., Gillis, H.P., Butler, L.J. 2015. Principles of modern chemistry. Boston: Cengage Learning.
18. Chen, Y., Cheng, J.J., Creamer, K.S., 2008. Inhibition of anaerobic digestion process: a review. Bioresource Technology, Vol. 99, pp. 4044-4064.
19. Sallis, P.J., Uyanik, S., 2003. Granule development in a split-feed anaerobic baffled reactor. Bioresource Technology, Vol. 89, pp. 255-265.
20. Stamatelatou, K., Skiadas, I.V., Lyberatos, G., 2004. On the behavior of the periodic anaerobic baffled reactor (PABR) during the transition from carbohydrate to protein-based feedings. Bioresource Technology, Vol. 92, pp. 321-326.
21. Hu, S., Yang, F., Liu, S., Yu, L., 2009. The development of a novel hybrid aerating membrane-anaerobic baffled reactor for the simultaneous nitrogen and organic carbon removal from wastewater. Water Research, Vol. 43, pp. 381-388.
22. Yu, Y., Lu, X., Wu, Y., 2014. Performance of an anaerobic baffled filter reactor in the treatment of algae-laden water and the contribution of granular sludge. Water, Vol. 6, pp. 122-138.
23. Pirsaheb, M., Mohamadi, S., Rahmatabadi, S., Hossini, H., Motteran, F., 2017. Simultaneous wastewater treatment and biogas production using integrated anaerobic baffled reactor granular activated carbon from baker’s yeast wastewater. Environmental Technology, Vol. 38, pp. 1-12.
24. Badalians Gholikandi, G., Jamshidi, Sh., Valipour, A., 2012. Upgrading anaerobic reactors employing electrolysis process. Environmental Studies, Vol. 38 (4), pp. 9-16 (persian).
25. Aqaneghad, M., Moussavi, G., 2016. Electrochemically enhancement of the anaerobic baffled reactor performance as an appropriate technology for treatment of municipal wastewater in developing countries. Sustainable Environment Research, Vol. 26, pp. 203-208.
26. Mahmoud, A., Olivier, J., Vaxelaire, J., Hoadley, A.F., 2010. Electrical field: A historical review of its application and contributions in wastewater sludge dewatering. Water Research, Vol. 44, pp. 2381-2407.
27. A.P.H.A., A.W.W.A., Water Environmental Federation. 2012. Standard methods for the examination of water and wastewater. 22^th edition. USA: American Water Works Association.