Optimizarea performanței și succesiunea comunității microbiene într-un proces continuu-Anoxic MBBR-AAO pentru eliminarea îmbunătățită a azotului și a fosforului din canalizarea municipală

Optimizarea performanței și microbiană Succesiunea comunității a procesului MBBR-AAO cu flux continuu

În ultimii ani, tratarea avansată a apelor uzate urbane și realizarea reciclării resurselor au devenit subiecte fierbinți în domeniul mediului apei. Cu toate acestea, procesele tradiționale de îndepărtare a azotului și fosforului adoptate pe scară largă de stațiile de tratare a apelor uzate nu numai că au ca rezultat risipa excesivă de resurse, ci și costurile de operare [1]. Mai mult, scăderea treptată a raportului carbon-la-azot (C/N) al apelor uzate urbane și diferențele dintre mediile de viață ale diferitelor comunități microbiene funcționale au devenit factori limitatori importanți pentru tehnologiile de tratare a apei.

Procesul de nămol-hibrid MBBR combină procesul de nămol activat cu procesul de biofilm purtător suspendat pentru a obține o îmbogățire îmbunătățită a microorganismelor funcționale, rezolvând problemele de ocupare mare a terenului și toleranță slabă-la temperatură scăzută a procesului tradițional de nămol activat [2]. În 2008, stația de tratare a apelor uzate Wuxi Lucun din provincia Jiangsu, ca prima stație de tratare a apelor uzate din China care a efectuat modernizarea și reconstrucția la standardele de clasă IA, a îmbunătățit cu succes efectul de epurare prin adăugarea de purtători suspendați la sistemul de nămol [3]; Hu Youbiao și colab. [4] au investigat efectul temperaturii asupra eliminării azotului amoniac și a materiei organice din MBBR și nămolul activat, iar rezultatele au arătat că temperatura a avut un impact mai mic asupra MBBR, dar un impact mai mare asupra nămolului activat; Zhang Ming și colab. [5] a folosit procesul A²O-MBBR pentru tratarea apelor uzate menajere rurale, obținând rate mari de eliminare a COD, azot amoniac, TP și TN; Zhou Jiazhong și colab. [2] a descoperit prin experimente la scară mică-că DO, temperatura au fost corelate pozitiv cu sistemul hibrid de film de nămol-MBBR, în timp ce raportul C/N influent a fost corelat negativ.

Procesul anoxic MBBR (AM-MBBR) poate realiza simultan denitrificarea și îndepărtarea fosforului în rezervorul anoxic, care este și procesul de denitrificare a fosforului (DPR). În comparație cu procesele tradiționale de tratare a apelor uzate, procesul DPR poate economisi surse de carbon organic și poate reduce consumul de oxigen. Zhang Yongsheng [6] și colab. a dezvoltat un reactor cu biofilm cu flux continuu, iar rezultatele au arătat că la o temperatură de 20 de grade, o concentrație de DO de 5,5 mg/L, o sarcină de 2,2 kg/(m³·d) și o condiție de aerare intermitentă de 3 h/6 h anaerobă, concentrațiile medii de COD și fosfor au fost de 676 mg/l și 676 mg/l. mg/L, cu rate de eliminare de 72,9%, respectiv 78,5%.

Cu toate acestea, pentru sistemul de nămol-film hibrid AM-AAO, există o relație complexă între nămolul floculent în suspensie și biofilmul atașat. Studiile anterioare s-au concentrat pe practici de inginerie, cum ar fi licitarea și reconstrucția stațiilor de epurare a apelor uzate, dar există puține studii despre nitrificarea sincronă și DPR pentru a îmbunătăți eliminarea azotului și fosforului în sistemele AM-AAO hibride cu film-curgere continuă-nămolului-hibrid AM-AAO, iar stabilitatea tehnologiei DPR a procesului dificil de îndepărtare a poluanților este, de asemenea, un proces dificil de îndepărtare a poluanților.

Acest studiu a optimizat-strategiile de pornire și operare a proceselor cu curgere{-continuă (AAO) și-nămol-hibrid cu film (AM-AAO), concentrându-se pe investigarea efectelor ratei de aerare, dozării umpluturii, timpului de retenție hidraulică (HRT), raportului de temperatură de nitrificare și reflux al lichidului de influență asupra raportului de nitrificare/reflux. performanța-de îndepărtare a azotului și fosforului pe termen lung a procesului AM-MBBR și eficiența de îndepărtare a fosforului denitrificare în rezervorul anoxic. Totodată, au fost studiate succesiunea comunităților microbiene și regulile de schimbare a comunităților microbiene funcționale în nămolul activat și biofilm.

1 Materiale și Metode

1.1 Dispozitivul experimental și parametrii de funcționare

În acest studiu a fost utilizat un dispozitiv de reacție AAO cu flux-continuu (Figura 1). Era din sticlă organică, având în total 7 compartimente, fiecare având dimensiunea de 10 cm × 10 cm × 40 cm; volumul de lucru a fost de 21 L, iar raportul de volum al fiecărui rezervor de reacție a fost anaerob: anoxic: aerob=2:2:3. Agitarea mecanică a fost adoptată în rezervoarele anaerobe și anoxice; rezervorul aerob folosea capete de aerare cu nisip ca aeratoare micro-poroase și forță externă pentru amestecarea apei-nămolului, iar viteza de aerare a fost controlată de un debitmetru de gaz. Concentrația de DO din rezervorul aerob al reactorului a fost controlată la 2~3 mg/L; rezervorul de sedimentare secundar era un cilindru cu un volum de lucru de aproximativ 40 L; timpul de retenție a nămolului (SRT) a fost de 40 d, iar raportul de reflux al nămolului a fost de 50%. Reactorul a funcționat un total de 263 de zile (împărțit în 6 etape de funcționare) și au fost adăugate umpluturi de polietilenă în rezervorul anoxic începând cu a 159-a zi pentru a funcționa în modul AM-AAO. Condițiile specifice de funcționare sunt prezentate în tabelul 1.

(Figura 1 Diagrama schematică a echipamentului de proces AM-AAO: figura include o găleată de admisie a apei, o pompă peristaltică, un rezervor anaerob, un rezervor anoxic, un rezervor aerobic, un rezervor de sedimentare, o găleată de evacuare a apei, precum și reflux intern, conducte de reflux de nămol și supape de scurgere)

Tabelul 1 Tipul sistemului de proces și parametrii de funcționare

1.2 Calitatea nămolului inoculat și a apei influente

Nămolul inoculat în acest experiment a fost preluat din excesul de nămol evacuat din rezervorul de sedimentare secundar al unei stații de tratare a apelor uzate. După inoculare, concentrația de nămol (MLSS) în reactor a fost de 2,3 g/L, iar solidele volatile din nămol (MLSS) a fost de 2,1 g/L.

Influentul reactorului a fost ape uzate menajere de la restaurante, care au fost adăugate în reactor după filtrarea impurităților printr-o sită de filtru. Poluanții săi au inclus 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) și PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Elemente de detectare și metode de analiză

1.3.1 Metode de detectare de rutină

S-au colectat probe de apă de nămol-din influent, rezervor anaerob, rezervor anoxic, rezervor aerob, rezervor de sedimentare și efluent și s-au filtrat cu hârtie de filtru de 0,45 μm. NH₄⁺-N a fost determinat cu spectrofotometrul lui Nessler; NO₂⁻-N a fost determinat prin fotometrie cu N{{-(1{-naftil) etilendiamină; NO₃⁻-N a fost determinat prin spectrofotometrie ultravioletă; COD a fost determinat de detectorul rapid multiparametric Lianhua 5B-3A COD; pH/DO și temperatura au fost determinate de detectorul WTW Multi3620; MLSS a fost determinat prin metoda gravimetrică; MLVSS a fost determinat prin metoda de scădere în greutate cu ardere în cuptorul cu mufă [7].

1.3.2 Extracția și Detectarea Substanțelor Polimerice Extracelulare

Substanțele polimerice extracelulare (EPS) sunt considerate a fi compuse din polizaharide (PS), proteine ​​(PN) și acizi humici (HA). Au fost separate și extrase trei tipuri de EPS, și anume substanțe polimerice extracelulare solubile (S-EPS), substanțe polimerice extracelulare slab legate (LB-EPS) și substanțe polimerice extracelulare strâns legate (TB{-EPS). Metoda de determinare a PS a fost metoda acidului sulfuric-antronului, iar metodele de determinare a PN și HA au fost modificate metoda Folin{-Lowry [7].

1.3.3 Metoda de calcul a ratei de eliminare a poluanților

Rata de eliminare a poluanților (SRE) a fost utilizată pentru a caracteriza eliminarea globală a poluanților din sistemul de proces AM-AAO. Printre acestea, Sinf și Seff sunt concentrațiile de poluanți ale influentului și, respectiv, efluentului, care pot reprezenta concentrațiile de masă ale poluanților precum NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD și PO₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD și PO₄⁺-P din influent, efluent și efluent mg/L.

1.3.4 Metoda de secvențiere cu randament ridicat-

A fost folosită metoda de secvențiere-de înaltă performanță Illumina. Probele de nămol din rezervorul anaerob, rezervorul anoxic și rezervorul aerob în zilele 1, 110, 194 și 237 au fost colectate și denumite ca grup D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grup D110 (D110_A1, D110_A2, D110_A2, D110_O, D110_O, D110_A2, D110_O, D110_A2 D194_A2, D194_O), respectiv grupul D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); Au fost colectate probe de nămol de biofilm în zilele 194 și 237 și au fost denumite M194 și, respectiv, M237. Un total de 14 probe de nămol au fost analizate pentru modificări în comunitățile microbiene. ADN-ul a fost extras folosind kitul Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, SUA). Regiunea V3-V4 a genei ARNr 16S bacteriene a fost amplificată cu primeri 338F/806R. Ampliconii purificați au fost secvenționați pe platforma Illumina MiSeq PE300 (Illumina, SUA) de către Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, China) [7].

2 Rezultate și discuții

2.1 Reguli-de eliminare a poluanților pe termen lung în procesele AAO și AM-AAO

Eliminarea-pe termen lung a poluanților în timpul funcționării procesului AAO cu-flux continuu (Etapele 13) și procesul AM-AAO cu umpluturi de polietilenă în suspensie adăugate (Etapele 46) este prezentat în Figura 2.

În etapa 1 (1~45 d), cantitatea de eliberare de PO₄³⁻-P (PRA) în rezervorul anaerob, cantitatea de absorbție de PO₄³⁻{-P în rezervorul de anoxie (PUAA) și cantitatea de absorbție de PO₄³⁻{{-P în rezervorul de aerobic au fost 6, 140 mg și 140 mg (PUA. 87,81 mg, respectiv, iar procesul de absorbție a fosforului a fost realizat în principal în rezervorul aerob. Ratele de îndepărtare a NH₄⁺-N și azotul anorganic total (TIN) au fost de 92,85% și respectiv 86.37%, asigurând efectul de denitrificare. După reglarea fină a aerării (DO=2~3 mg/L), efectul de îndepărtare a NH₄⁺{{-N a crescut la 98,68%, iar concentrația și rata de îndepărtare a efluentului TIN au fost de 1,75 mg/L și, respectiv, 95,75%, indicând faptul că nitrificarea și denitrificarea procesului de conducere sunt corecte; efectul de eliminare a COD în rezervorul anaerob a scăzut (91,60%). În plus, reglajul fin al DO nu a avut niciun efect asupra efluentului PO₄³⁻-P, cu o medie de 0,47 mg/L, ceea ce este în concordanță cu concluzia lui Yang Sijing și colab. [8].

În etapa 2 (46~120 d), după ajustarea HRT=8 h, performanța de eliminare a COD a fluctuat ușor; valorile maxime ale PRA, PUAA și PUAO au atins 148,01 mg, 81,95 mg și 114,15 mg, indicând faptul că creșterea fluxului de influent nu a afectat îndepărtarea fosforului și a menținut performanța ridicată de îndepărtare a NH₄⁺-N și TIN. În ziua 72, raportul de reflux al lichidului de nitrificare a fost crescut la 300% și 400%. Creșterea raportului de reflux a scăzut efectul de îndepărtare a TIN, cu rate de îndepărtare de 80,37% (300%) și, respectiv, 68,68% (400%). Din ziua 108 la 120, raportul de reflux al lichidului de nitrificare a fost determinat a fi de 250%. Cantitatea de eliminare a COD din rezervorul anaerob la un raport de reflux al lichidului de nitrificare de 250% (127,1 mg/L) a fost mai mare sau egală cu cea a altora (86.2 mg/L, 124,7 mg/L și 128,0 mg/L pentru 200%, 300% și respectiv 400%); concentrațiile de fosfor din efluent corespunzătoare diferitelor rapoarte de reflux au fost 0,52 mg/L, 0,35 mg/L și 0,06 mg/L, ceea ce indică faptul că creșterea raportului de reflux lichid de nitrificare într-un anumit interval poate promova îndepărtarea fosforului. În plus, raportul de reflux de 250% a avut performanțe bune de denitrificare, cu o rată de îndepărtare a TIN de 86.86%.

În etapa 3 (121~158 d), raportul de reflux al lichidului de nitrificare a fost fixat la 250%. În ziua 131, debitul de influent a fost crescut la 5 L/h, efectele de eliminare a COD și fosforului au scăzut, iar concentrațiile de efluent au fost de 73,3 mg/L și, respectiv, 3,92 mg/L, ceea ce indică faptul că creșterea debitului de influent a dus la evacuarea mai multă COD fără tratament. În plus, ratele maxime de eliminare a NH₄⁺-N și TIN au fost de 93,82%, respectiv 79,12%, dintre care NO₃⁻-N a devenit principalul poluant din efluent (4,70 mg/L). În ziua 139, debitul de influent a fost redus la 4 L/h, COD efluentului și rata de eliminare au fost de 55,7 mg/L și, respectiv, 85,97%, ceea ce a fost mai mare decât performanța de eliminare a carbonului la HRT=5.6 h, indicând că reducerea HRT poate duce la o scădere a efectului de eliminare a COD. În plus, ratele maxime de îndepărtare a NH₄⁺{-N și TIN au fost de 100% și 97,41%, ceea ce indică faptul că ajustarea HRT a promovat nitrificarea și denitrificarea, dar HRT excesiv de scurtă poate duce la o scădere a efectului de denitrificare. Prin urmare, atunci când HRT=7 h, este suficient ca reacțiile din fiecare rezervor să se desfășoare complet, iar o creștere semnificativă a HRT are un efect de promovare redus asupra efectului de denitrificare.

În ziua 159, 20% umpluturi de polietilenă în suspensie au fost adăugate în rezervorul anoxic al procesului AAO. În etapa 4 (159~209 d), performanța de îndepărtare a COD și PO₄³⁻-P au fost îmbunătățite. Începând din ziua 172, concentrația de NH₄⁺-N influent a fost crescută la 64,17 mg/L (C/N{=8.59), COD efluentului și rata de îndepărtare au fost de 77,7 mg/L și, respectiv, 86.06%. Motivul poate fi că biofilmul a crescut lent, iar nămolul activat a adus principala contribuție la eliminarea majorității COD; umpluturile suspendate au crescut rata de îndepărtare a PO₄³⁻-P cu 1,18%. Cu toate acestea, creșterea influentului NH₄⁺-N în rezervorul anoxic a condus la necesitatea mai multor surse de carbon pentru procesul de denitrificare a NO₃⁻{-N, care nu a condus la eliberarea și absorbția de fosfor a PAO; în același timp, această operațiune nu a redus complet NO₃⁻-N, iar concentrația minimă de efluent a fost de 7,30 mg/L. În ziua 185, schimbând HRT la 5,6 ore, s-a constatat că efectul de eliminare a COD a fluctuat ușor, cu o rată de îndepărtare de 86.05%; concentrația efluentului PO₄³⁻-P a crescut cu 0,05 mg/L, însoțită de o creștere a PUAA (de la 13,02 mg la 18,90 mg), indicând că nămolul și biofilmul au exercitat sinergic o anumită eficiență de îndepărtare a fosforului. În plus, concentrațiile efluentului de NH₄⁺-N, NO₃⁻{-N și TIN au fost de 10,23 mg/L, 6,52 mg/L și, respectiv, 16,82 mg/L, indicând că reducerea HRT ar duce la o scădere a eliminării NH⁺{3}⁺{3}⁺ și a efectului TIN. În ziua 195, HRT a fost ajustată înapoi la 7 ore, iar în acest moment, conținutul de poluanți din efluent a scăzut, iar performanța de îndepărtare a azotului și fosforului și de îndepărtare a materiei organice a sistemului s-a recuperat treptat.

În etapa 5 (210~240 d), concentrația de NH₄⁺-N influent a fost crescută la 84,06 mg/L (C/N{=6.28), iar nămolul activat a avut în continuare contribuția principală la îndepărtarea materiei organice. Creșterea NH₄⁺-N a avut un efect redus asupra eliminării COD. Proporția de COD absorbită în rezervorul anaerob a fost de 68,02%, iar cea mai mare parte a materiei organice a fost absorbită de PAO în rezervorul anaerob și sintetizată în surse interne de carbon (PHA), iar eliberarea anaerobă de fosfor a fost complet finalizată [9]. PRA maxim a fost de 72,75 mg, iar PUAA și PUAO au fost de 35,82 mg/L și, respectiv, 48,20 mg/L, dar principala contribuție la absorbția de fosfor a venit încă din rezervorul aerob. în ziua 221, raportul de umplere a fost crescut la 30%, iar concentraţiile efluentului de NH4⁺-N şi TIN au fost reduse cu 4,49 mg/L şi, respectiv, 5,16 mg/L; printre acestea, NH₄⁺-N și NO₃⁻{-N au reprezentat 70,11% și, respectiv, 28,75% din efluentul TIN. În ziua 231, concentrația de NH₄⁺-N influent a fost ajustată la 66,34 mg/L, iar performanța de eliminare a poluanților a sistemului a fost practic stabilă.

În etapa 6 (241~263 d), temperatura reactorului a fost reglată pentru a explora efectul său asupra eliminării poluanților. În ziua 241, temperatura a fost redusă la 18 grade, rata de eliminare a COD a scăzut la 84,37%, dar regula de modificare a COD nu s-a schimbat din cauza scăderii temperaturii. Proporția de îndepărtare în rezervorul anaerob a fost cea mai mare, 62,02%, procesul de denitrificare de îndepărtare a fosforului în rezervorul anoxic a consumat 26,72% COD, concentrația de NO₃⁻-N în efluentul rezervorului aerob a fost de 10,44 mg/L de 50 mg/L de. NH₄⁺-N a rămas; în plus, PRA a fost mai puțin afectată de temperatură, dar performanța de absorbție a fosforului din rezervorul anoxic a scăzut, cu PUAA doar 19,77 mg, iar fosforul a fost îndepărtat cu 3,94 mg/L în rezervorul aerob. Majoritatea PAO psihrofile au efectuat un proces aerob de absorbție a fosforului [10]. Când temperatura a fost redusă în continuare la 13 grade, ratele de îndepărtare a NH₄⁺-N și TIN au scăzut cu 6,38% și, respectiv, 6,25%; în același timp, PUAA și PUAO au scăzut cu 7,77 mg și, respectiv, 15,00 mg, ceea ce poate fi legat de scăderea activității microbiene și a capacității de creștere și metabolism cauzată de scăderea temperaturii. Jin Yu [11] a constatat că atunci când temperatura este mai mică de 14 grade, este dificil să se garanteze concentrația de poluanți efluenți din sistem.

(Figura 2 Eliminarea poluanților în procesele AAO și AM-AAO în timpul funcționării pe termen lung: inclusiv (c) curbele concentrației de NH₄⁺{-N și rata de eliminare care se modifică cu zilele de funcționare, (d) curbele ale NOₓ⁻{-N cu schimbarea zilelor de operare, curbele de eliminare a zilelor de operare, curbele de eliminare a zilelor de operare. Axa orizontală este zilele de operare (0~260 d), iar axele verticale sunt marcate ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻{-N)/(mg·L⁻¹), și, respectiv, rata de îndepărtare/%, pe fiecare etapă este marcată.

2.2 Reguli de modificare a poluanților în ciclurile tipice ale proceselor AAO și AM-AAO

Pentru a explora în continuare mecanismul de eliminare a poluanților din procesele AAO și AM-AAO, au fost analizate modificările concentrației de poluanți în ciclurile tipice ale diferitelor etape de funcționare, așa cum se arată în Figura 3.

În ziua 42 (Etapa 1), procesul AAO a avut performanțe bune de denitrificare și îndepărtare a fosforului. Cu toate acestea, COD cu influență mare nu a îmbunătățit performanța de eliberare a fosforului, iar PRA a fost de 9,13 mg/L în acest moment. În plus, NH₄⁺-N a fost consumat în prealabil la intrarea în rezervorul anoxic; apoi, rezervorul anoxic a redus NO₃⁻-N generat la N₂; totuși, rezervorul aerob a îndepărtat doar 3,52 mg/L de NH₄⁺-N, ceea ce se poate datora HRT-ului lung în etapa 1 care a condus la o creștere a DO returnat în rezervorul anoxic, iar cea mai mare parte a NH₄⁺{-N a terminat nitrificarea în rezervorul anoxic, rezultând într-un rezervor de concentrație scăzută.

În ziua 118 (Etapa 2), odată cu scăderea COD influentului, eliberarea fosforului și performanțele de denitrificare s-au deteriorat. Concentrația de eliberare a fosforului în rezervorul anaerob a fost de 5,91 mg/L, iar concentrația de NO₃⁻-N în efluentul rezervorului aerob a fost de 8,20 mg/L. Concentrația de PO₄³⁻-P în rezervorul anoxic a scăzut la 2,78 mg/L, indicând faptul că PO₄³⁻{-P a fost îndepărtat în rezervorul anoxic. În plus, raportul de reflux al lichidului de nitrificare a fost fixat la 250% în acest moment. În comparație cu rapoartele de reflux de 300% și 400%, performanța procesului de îndepărtare a azotului și fosforului și a materiei organice au fost îmbunătățite, indicând faptul că creșterea refluxului lichidului de nitrificare într-un anumit interval poate îmbunătăți efectul de îndepărtare a poluanților.

În ziua 207 (Etapa 4), după ajustarea influentului NH₄⁺-N și HRT în procesul AM{-AAO, rata de eliminare a COD a fost de 86.15%; rezervorul aerob a îndepărtat 13,34 mg/L de NH₄⁺-N, concentrația de TIN rămasă a fost de 7,51 mg/L și s-au produs 4,39 mg/L de NO₃⁻-N, iar NO₃⁻{-N a devenit poluantul dominant în efluentul poluant. Nu a existat nicio diferență semnificativă în contribuția la eliminarea fosforului între rezervorul anoxic și rezervorul aerob. În plus, creșterea influentului NH₄⁺-N nu a afectat nitrificarea, dar creșterea concentrației de TIN influent a scăzut performanța de denitrificare a procesului AM{-AAO, afectând astfel îndepărtarea TIN.

În ziua 262 (Etapa 6), temperatura reactorului a fost de 13 grade, iar rata de îndepărtare a COD a fost de 83,67% în acest moment. Totodată, în rezervorul anaerob au fost eliberate 6,95 mg/L de fosfor; 20,22 mg/L de NH₄⁺-N au fost consumate de rezervorul anoxic și s-a efectuat denitrificarea, iar concentrația de NO₃⁻{-N în efluentul rezervorului anoxic a fost de 5,07 mg/L; rezervorul aerob a avut o pierdere de TIN de 1,32 mg/L; rata de îndepărtare a TIN a fost de 77,00%, iar TIN efluent conținea 11,24 mg/L de NH₄⁺-N, ceea ce indică faptul că temperatura scăzută a redus activitatea bacteriilor nitrificatoare și a bacteriilor denitrificatoare, ducând la eliminarea incompletă a poluanților din canalizare. În plus, PRA a scăzut la 6,95 mg/L, iar performanțele de absorbție a fosforului ale rezervorului anoxic și ale rezervorului aerob au scăzut la 2,41 mg/L și, respectiv, 3,61 mg/L, indicând că scăderea temperaturii reactorului a inhibat performanța de îndepărtare a fosforului a PAO, ducând la scăderea PRA și la o concentrație mare de efluent fosforic în rezervorul de fosfor.

(Figura 3 Modificări ale contaminanților în ciclurile tipice: Inclusiv (a) Ziua 42 a procesului AAO, (b) Ziua 118 a procesului AAO, (c) Ziua 207 a procesului AM-AAO, (d) Curbele de modificare a concentrației de poluanți în ziua 262 a procesului AM{-AAO. din fiecare poluant (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻{-N, PO₄³⁻{-P))

2.3 Modificări ale compoziției și conținutului de substanțe polimerice extracelulare (EPS) în procesele AAO și AM-AAO

În timpul experimentului, modificările în compoziția și conținutul EPS în ziua 101 (procesul AAO) și ziua 255 (procesul AM-AAO) au fost determinate și analizate, așa cum se arată în Figura 4. În general, conținutul total de EPS în zilele 101 și 255 poate fi atribuit creșterii conținutului TB{-EPS și a conținutului principal; în ziua 101, conținutul total de EPS în rezervorul anaerob, rezervorul anoxic și rezervorul aerob a prezentat o tendință de creștere (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS și, respectiv, 0,37 mg/gVSS); printre acestea, conținutul de EPS a crescut semnificativ în timpul etapei de nitrificare, ceea ce se poate datora metabolismului activ al microorganismelor interne atunci când sistemul a fost operat în condiții de raport ridicat de carbon-la-azot (C/N{=5.9) [12]. Cu toate acestea, TB-EPS a jucat un rol pozitiv în formarea de flocuri de nămol, în timp ce S{-EPS și LB{-EPS au avut efecte negative [8]; în acest experiment, conținutul de S-EPS și LB-EPS a fost relativ scăzut, ceea ce a creat condiții pentru creșterea nămolului; în sistemul hibrid de peliculă-nămol-cu curgere continuă, rolul nămolului floculant este de neînlocuit [2].

În plus, regulile de schimbare a PN/PS în diferite straturi de nămol din fiecare rezervor de reacție au fost diferite. PN din fiecare rezervor de reacție a fost întotdeauna mai mare decât PS. În ziua 101, rapoartele PN/PS în S-EPS, LB-EPS și TB{-EPS de nămol au fost de 0,06, 1,62 și, respectiv, 2,67, în timp ce în ziua 255, acestea au fost de 0,03, 1,30, indicând o tendință de creștere de la 27 PN/PS 3. stratul exterior spre stratul interior al celulelor de nămol. Cu toate acestea, când temperatura reactorului a fost redusă la 13 grade, conținutul total de EPS din cele trei rezervoare a prezentat o tendință de creștere (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS și, respectiv, 0,63 mg/gVSS). Motivul poate fi că microorganismele incapabile de a se adapta la temperaturi scăzute au murit sau s-au autolizat, iar aceste microorganisme moarte au eliberat EPS, ducând la o creștere a conținutului de EPS al nămolului, sau temperatura scăzută a indus unele microorganisme psihrofile să secrete mai mult EPS pentru a se adapta la scăderea temperaturii din reactor [13].

(Figura 4 Modificări ale conținutului și compoziției EPS în Ziua 101 (procesul AAO) și Ziua 255 (procesul AM-AAO): Partea stângă este procesul AAO, iar partea dreaptă este procesul AM-AAO. Axa orizontală este rezervorul de reacție (sfârșitul anaerob, capătul anoxic, capătul EPS, sfârșitul aerobic, LEPS este de tipul stânga, tipul EPSB (Aerobic, LB) și vertical. (mg·gVSS⁻¹), iar axa verticală dreaptă este raportul PN/PS. Include histograme ale conținutului PN, PS și EPS total și o diagramă cu linii de raport PN/PS).

2.4 Diversitatea microbiană și regulile de succesiune a comunității dinamice ale populației

Rezultatele de secvențiere cu randament ridicat-au arătat că numărul de secvențe ale celor 14 probe de nămol a fost de 1.027.419, iar numărul de secvențe OTU ale fiecărei probe este prezentat în Tabelul 2. Acoperirea probelor a fost peste 0,995, indicând faptul că rezultatele de secvențiere au avut o precizie ridicată. Grupul D01 a descris structura inițială a comunității microbiene, cu un indice Ace ridicat, indicând faptul că nămolul avea o bogăție mare de specii microbiene la pornirea-sistemului. Odată cu transformarea sistemului din procesul AAO în AM-AAO, indicele Ace a scăzut, iar bogăția comunității microbiene din sistemul AM-AAO a scăzut. În plus, indicele Simpson a scăzut, indicând că diversitatea comunității microbiene a scăzut. Conform modificării indicelui Ace, numărul total de specii din comunitatea microbiană a biofilmului tancului anoxic a prezentat o tendință de scădere; scăderea indicelui Shannon a demonstrat că diversitatea comunității microbiene din biofilm a scăzut.

Tabelul 2 Variația indicelui de diversitate microbiană

The main phyla with relative abundance >10% din cele 14 probe au fost analizate (Figura 5a). Filele dominante din grupul D01 au fost Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobacterii (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%) și Firmicutes (10,37%)13,77%); cu toate acestea, abundența relativă de Actinobacteriota (16,89%19,16%) și Firmicutes (3,83%6,52%) în grupul D110 a scăzut, iar abundența relativă de Proteobacterii a crescut (32,96%~40,75%). În sistemul de proces AM-AAO, Actinobacteriota a scăzut rapid, chiar la mai puțin de 3% în grupul D237, în timp ce 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% au fost Proteobacterii (35,26%) și Bacteroidota (30,61%), ceea ce indică faptul că structura comunității microbiene a biofilmului a fost similară cu cea a nămolului activat. În proba M237, abundența relativă a Firmicutes a scăzut la mai puțin de 2%, iar abundența Acidobacteriota (5,33%) a crescut.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). S-a constatat că genurile dominante din grupul D01 au fost Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) și Ornithinibacter (3,99%)6,41%); după ce sistemul a fost operat în procesul AM-AAO, abundența relativă a Candidatus_Microthrix a scăzut brusc la 0,02% (grupul D237); în timp ce norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 a prezentat o tendință de creștere mai întâi și apoi de scădere (grupul D237, 1,91%2,91%). Când procesul a fost funcționat stabil, Azospira a devenit unul dintre genurile relativ dominante (grupa D237, 7,37%18,41%). În plus, genurile de biofilm au fost practic similare cu nămolul, iar abundența relativă a norank_f__norank_o__Run-SP154 în M194 și M237 a fost de 6,61% ~ 7,66% și, respectiv, 7,43%.

Au fost selectate pentru analiză un total de 12 genuri și o familie de bacterii-oxidante de amoniac (AOB), bacterii oxidante-nitriți (NOB), organisme cu acumulare de-glicogen (GAO) și organisme cu acumulare-fosfor (PAO) din sistem (Tabelul 3). S-a constatat că în lotul D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) și Nitrospira (0,04%0,07%) poate asigura performanța de oxidare a NH₄⁺-N. Scăderea Nitrosomonas și Nitrospira în grupul D110 poate fi cauzată de raportul ridicat de reflux intern, dar Ellin6067 (0,01%0,02%) nu a fost deranjat. În grupul D194, sistemul a fost operat în procesul AM-AAO, iar reducerea HRT a eliminat NOB și unele AOB. Creșterea azotului amoniac influent poate fi motivul creșterii abundențelor relative ale celor trei genuri de mai sus din grupul D237 (Figura 5b). În plus, AOB (Nitrosomonas și Ellin6067, 0,03%0,07%) și NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) în proba M237 a prezentat o ușoară creștere, indicând faptul că biofilmul a ajutat sistemul de nămol să realizeze procesul de denitrificare.

A existat o gamă largă de PAO în grupul D01, inclusiv Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas și Tetrasphaera. Modificările Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) și PAO-uri cu abundență relativă<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 și 0,31%0,39% [14]. În grupul D237, Candidatus_Microthrix a fost aproape eliminat (0,02%), iar PAO-urile care l-au înlocuit pentru a exercita funcția de îndepărtare a fosforului au fost Defluviimonas (0,70%1,07%) și Dechloromonas (0,95%1,06%); în plus, familia Comamonadaceae a fost, de asemenea, confirmată că are performanță de îndepărtare a fosforului [8], iar abundența relativă a Comamonadaceae în rezervorul anaerob sau în rezervorul anoxic a fost relativ mare, aproximativ de două ori mai mare decât în ​​rezervorul aerob. În plus, Candidatus_Competibacter și Defluviicoccus au fost genurile dominante de GAO în toate probele, dar abundența celor două genuri din grupul D01 a fost<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].

(Figura 5 Compoziția comunității microbiene: (a) Diagramă cu bare a abundenței relative la nivel de filum. Axa orizontală este eșantionul, iar axa verticală este abundența relativă/%. Include phyla majore, cum ar fi Actinobacteriota și Proteobacteria; (b) Harta termică a abundenței relative la nivel de gen. Axa orizontală este profunzimea și nivelul vertical dominant este eșantionul. de abundență relativă)

Tabelul 3 Abundența grupurilor funcționale în 14 probe biologice

3 Concluzii

Folosind ape uzate reale ca obiect de tratare, au fost optimizate condițiile de funcționare ale procesului AM-AAO. Sa constatat că atunci când procesul a fost operat în condiții de HRT=7 h, temperatură de aproximativ 25 de grade, reflux intern=250%, SRT=40 d, reflux de nămol=50% și rata de umplere a rezervorului anoxic=30%, efectul de eliminare a poluanților a fost cel mai bun. Rata maximă de îndepărtare a NH₄⁺-N a fost de 98,57%; concentrația de NO₃⁻-N efluent, concentrația de PO₄³⁻-P, rata de îndepărtare a TIN și rata de eliminare a COD au fost de 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% și, respectiv, 86.16%.

Rezervorul anaerob a efectuat procese bune de îndepărtare a materiei organice și de eliberare a fosforului, cu 64,51% COD îndepărtat și 9,77 mg/L fosfor eliberat în același timp; rezervorul anoxic a efectuat reacții bune de eliminare a fosforului denitrificant; rezervorul aerob a efectuat procese complete de nitrificare și de absorbție a fosforului, rata de îndepărtare a NH₄⁺-N și PUAO fiind de 97,85% și, respectiv, 59,12 mg.

Când procesul AM-AAO a fost funcționat stabil, creșterea AOB (Ellin6067 și Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) și NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) au asigurat progresul suficient al nitrificării, iar rata de îndepărtare a NH₄⁺-N a crescut cu 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter și Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) au dominat procesul de denitrificare endogen; creșterea PAO (familia Defluviimonas, Dechloromonas și Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) a fost motivul menținerii unei bune performanțe de îndepărtare a fosforului; în plus, structura comunității microbiene a biofilmului rezervorului anoxic a fost în esență similară cu cea a nămolului activat, care a garantat împreună performanța de îndepărtare a azotului și fosforului a sistemului.