Optimalizácia výkonu a postupnosť mikrobiálnej komunity v kontinuálnom procese-anoxického MBBR{1}}AAO na vylepšené odstraňovanie dusíka a fosforu z komunálnych odpadových vôd

Optimalizácia výkonu a mikrobiálne Komunitná postupnosť procesu kontinuálneho-anoxického toku MBBR-AAO

Pokročilé čistenie komunálnych odpadových vôd a realizácia recyklácie zdrojov sa v posledných rokoch stali horúcimi témami v oblasti vodného prostredia. Tradičné procesy odstraňovania dusíka a fosforu, ktoré sú široko používané v čistiarňach odpadových vôd, však nevedú len k nadmernému plytvaniu zdrojmi, ale tiež zvyšujú prevádzkové náklady [1]. Okrem toho sa postupné znižovanie pomeru uhlíka-k-dusíku (C/N) v mestských odpadových vodách a rozdiely v životnom prostredí rôznych funkčných mikrobiálnych spoločenstiev stali dôležitými limitujúcimi faktormi pre technológie na úpravu vody.

Hybridný proces MBBR s kalovým-filmom kombinuje proces aktivovaného kalu s procesom biofilmu so suspendovaným nosičom, aby sa dosiahlo lepšie obohatenie funkčných mikroorganizmov, čím sa vyriešia problémy s rozsiahlym záberom pôdy a slabá tolerancia nízkych-teplôt tradičného procesu aktivovaného kalu [2]. V roku 2008 čistiareň odpadových vôd Wuxi Lucun v provincii Ťiang-su, ako prvá čistiareň odpadových vôd v Číne, ktorá vykonala modernizáciu a rekonštrukciu podľa noriem triedy IA, úspešne zvýšila účinok čistenia pridaním suspendovaných nosičov do kalového systému [3]; Hu Youbiao a kol. [4] skúmali vplyv teploty na odstraňovanie amoniakálneho dusíka a organických látok z MBBR a aktivovaného kalu a výsledky ukázali, že teplota mala menší vplyv na MBBR, ale väčší vplyv na aktivovaný kal; Zhang Ming a kol. [5] použili proces A²O{10}}MBBR na čistenie vidieckych domácich odpadových vôd, pričom dosiahli vysoké rýchlosti odstraňovania CHSK, amoniakálneho dusíka, TP a TN; Zhou Jiazhong a kol. [2] pomocou experimentov v malom meradle zistili, že DO, teplota pozitívne korelovala s hybridným systémom MBBR s kalovým{14} filmom, zatiaľ čo pomer C/N v dôsledku negatívnej korelácie.

Proces anoxického MBBR (AM-MBBR) môže realizovať súčasnú denitrifikáciu a odstraňovanie fosforu v anoxickej nádrži, čo je tiež proces odstraňovania denitrifikačného fosforu (DPR). V porovnaní s tradičnými procesmi čistenia odpadových vôd môže proces DPR šetriť zdroje organického uhlíka a znížiť spotrebu kyslíka. Zhang Yongsheng [6] a kol. vyvinul kontinuálny{5}}prietokový biofilmový reaktor a výsledky ukázali, že pri teplote 20 stupňov, koncentrácii DO 5,5 mg/l, zaťažení 2,2 kg/(m³·d) a podmienkach prerušovaného prevzdušňovania anaeróbnych 3 h/aeróbnych 6 h boli priemerné koncentrácie CHSK a 7 mg fosforu/6 mg/l fosforu. mg/l, s mierami odstraňovania 72,9 % a 78,5 %, v danom poradí.

V prípade kalového-filmového hybridného AM-systému AAO však existuje zložitý vzťah medzi suspendovaným vločkovitým kalom a pripojeným biofilmom. Predchádzajúce štúdie sa zamerali na inžinierske postupy, ako sú ponuky a rekonštrukcia čistiarní odpadových vôd, ale existuje len málo štúdií o synchrónnej nitrifikácii a DPR na zlepšenie odstraňovania dusíka a fosforu v systémoch AAO s kontinuálnym -prietokovým kalom{4}}filmovým hybridným AM-systémom AAO a stabilita odstraňovania znečisťujúcich látok tohto procesu prostredníctvom technológie DPR je tiež jedným z problémov.

Táto štúdia optimalizovala stratégie spustenia a prevádzky procesov s kontinuálnym-prietokom (AAO) a kontinuálnym -prietokovým kalom{3}}hybridným filmom (AM-AAO), pričom sa zamerala na skúmanie účinkov rýchlosti prevzdušňovania, dávkovania plniva, hydraulického retenčného času (HRT), pomeru dlhodobého odstraňovania kvapaliny z nitrifikácie, pomeru dusíka a teploty na vstupe {5}N fosforu výkonnosť procesu AM-MBBR a účinnosť odstraňovania denitrifikačného fosforu v anoxickej nádrži. Zároveň sa študovala postupnosť mikrobiálnych spoločenstiev a pravidlá zmeny funkčných mikrobiálnych spoločenstiev v aktivovanom kale a biofilme.

1 Materiály a metódy

1.1 Experimentálne zariadenie a prevádzkové parametre

V tejto štúdii sa použilo kontinuálne{0}prietokové AAO reakčné zariadenie (obrázok 1). Bol vyrobený z organického skla, spolu so 7 priehradkami, každá s rozmermi 10 cm × 10 cm × 40 cm; pracovný objem bol 21 1 a objemový pomer každej reakčnej nádrže bol anaeróbny: anoxický: aeróbny=2:2:3. V anaeróbnych a anoxických nádržiach bolo použité mechanické miešanie; aeróbna nádrž využívala prevzdušňovacie pieskové hlavy ako mikro-porézne prevzdušňovače a vonkajšiu silu na miešanie kalovej{12}}vody a rýchlosť prevzdušňovania bola riadená prietokomerom plynu. Koncentrácia DO v aeróbnej nádrži reaktora bola kontrolovaná na 2~3 mg/l; sekundárna sedimentačná nádrž bola valec s pracovným objemom asi 40 1; retenčný čas kalu (SRT) bol 40 dní a pomer spätného toku kalu bol 50 %. Reaktor pracoval celkovo 263 d (rozdelený na 6 prevádzkových stupňov) a do anoxickej nádrže sa od 159. dňa pridávali polyetylénové plnivá, aby fungovala v AM-AAO režime. Konkrétne prevádzkové podmienky sú uvedené v tabuľke 1.

(Obrázok 1 Schematický diagram procesného zariadenia AM-AAO: Obrázok obsahuje vedro na prívod vody, peristaltické čerpadlo, anaeróbnu nádrž, anoxickú nádrž, aeróbnu nádrž, sedimentačnú nádrž, vedro na výstup vody, ako aj vnútorný spätný tok, spätné potrubie kalu a vypúšťacie ventily)

Tabuľka 1 Typ procesného systému a prevádzkové parametre

1.2 Kvalita naočkovaného kalu a pritekajúcej vody

Naočkovaný kal v tomto experimente bol odobratý z prebytočného kalu vypusteného zo sekundárnej sedimentačnej nádrže čistiarne odpadových vôd. Po naočkovaní bola koncentrácia kalu (MLSS) v reaktore 2,3 g/l a prchavých pevných látok kalu (MLVSS) bola 2,1 g/l.

Prítokom do reaktora bola skutočná domáca splašková voda z reštaurácií, ktorá sa do reaktora pridávala po prefiltrovaní nečistôt cez filtračné sito. Jeho znečisťujúce látky zahŕňali NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/l), NO₂⁻-N (00,42 mg/l), NO₃⁻-N (00,05 mg/l), CHSK (362,1605,1 mg/l) a PO₄3⁻-P (1~5,08 mg/l).

1.3 Detekčné položky a metódy analýzy

1.3.1 Rutinné metódy detekcie

Vzorky kalovej{0}}vody sa odobrali z prítoku, anaeróbnej nádrže, anoxickej nádrže, aeróbnej nádrže, sedimentačnej nádrže a odpadovej vody a prefiltrovali sa filtračným papierom s hrúbkou 0,45 μm. NH₄⁺-N bol stanovený Nesslerovým spektrofotometrom; NO₂⁻-N bol stanovený N-(1-naftyl)etyléndiamínovou fotometriou; N03⁻-N bol stanovený ultrafialovou spektrofotometriou; CHSK bola stanovená Lianhua 5B-3A CHSK multiparametrovým rýchlym detektorom; pH/DO a teplota boli stanovené detektorom WTW Multi3620; MLSS bola stanovená gravimetrickou metódou; MLVSS bola stanovená metódou straty hmotnosti spaľovaním v muflovej peci [7].

1.3.2 Extrakcia a detekcia extracelulárnych polymérnych látok

Extracelulárne polymérne látky (EPS) sa považujú za zložené z polysacharidov (PS), proteínov (PN) a humínových kyselín (HA). Tri typy EPS, konkrétne rozpustné extracelulárne polymérne látky (S-EPS), voľne viazané extracelulárne polymérne látky (LB-EPS) a tesne viazané extracelulárne polymérne látky (TB-EPS), boli separované a extrahované. Metódou stanovenia PS bola kyselina sírová-antrónová metóda a metódami stanovenia PN a HA bola modifikovaná Folin-Lowryho metóda [7].

1.3.3 Metóda výpočtu miery odstraňovania znečisťujúcich látok

Miera odstraňovania znečisťujúcich látok (SRE) sa použila na charakterizáciu celkového odstraňovania znečisťujúcich látok procesným systémom AM-AAO. Medzi nimi Sinf a Seff sú koncentrácie znečisťujúcich látok v prítoku a odpadovej vode, ktoré môžu predstavovať hmotnostné koncentrácie znečisťujúcich látok, ako sú NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, CHSK, a PO₄5} prítok-⁻ a PO₄5}⁁ mg/l.

1.3.4 Vysokovýkonná{1}}metóda sekvenovania

Použila sa vysokovýkonná{0} sekvenčná metóda Illumina. Vzorky kalu z anaeróbnej nádrže, anoxickej nádrže a aeróbnej nádrže v dňoch 1, 110, 194 a 237 boli odobraté a pomenované ako skupina D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), skupina D110 (D110_A1, D110_A402, D110) skupina D110 D194_A2, D194_O), respektíve skupina D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); vzorky biofilmového kalu v dňoch 194 a 237 boli odobraté a označené ako M194 a M237, v danom poradí. Celkovo bolo analyzovaných 14 vzoriek kalu na zmeny v mikrobiálnych spoločenstvách. DNA bola extrahovaná pomocou súpravy Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). Oblasť V3-V4 bakteriálneho génu 16S rRNA bola amplifikovaná primérmi 338F/806R. Purifikované amplikóny boli sekvenované na platforme Illumina MiSeq PE300 (Illumina, USA) spoločnosťou Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Čína) [7].

2 Výsledky a diskusia

2.1 Dlhodobé-pravidlá odstraňovania znečisťujúcich látok v procesoch AAO a AM-AAO

Dlhodobé-odstraňovanie znečisťujúcich látok počas prevádzky kontinuálneho{1}}procesu AAO (1. etapa3) a proces AM-AAO s pridanými suspendovanými polyetylénovými plnivami (4. etapy6) je znázornený na obrázku 2.

V štádiu 1 (1~45 d) množstvo uvoľneného PO₄³⁻-P (PRA) v anaeróbnej nádrži, množstvo absorpcie PO₄³⁻-P v anoxickej nádrži (PUAA) a množstvo PO₄³⁻-P absorbované v aeróbnej nádrži, 2 mg, 6PU 87,81 mg a proces absorpcie fosforu sa dosiahol hlavne v aeróbnej nádrži. Miery odstraňovania NH4-N a celkového anorganického dusíka (TIN) boli 92,85 % a 86.37 %, v uvedenom poradí, čím sa zabezpečil denitrifikačný efekt. Po jemnom-vyladení prevzdušňovania (DO=2~3 mg/l) sa účinok odstraňovania NH₄⁺-N zvýšil na 98,68 % a koncentrácia TIN v odpadovej vode a rýchlosť odstraňovania boli 1,75 mg/l a 95,75 %, v uvedenom poradí, čo naznačuje, že správne prispôsobenie procesu nitrfikácie a denitrácie prispieva účinok odstraňovania CHSK v anaeróbnej nádrži sa oslabil (91,60 %). Okrem toho jemné-doladenie DO nemalo žiadny vplyv na odpadovú vodu PO₄³⁻-P s priemerom 0,47 mg/l, čo je v súlade so záverom Yang Sijing a kol. [8].

V štádiu 2 (46~120 d), po úprave HRT=8 h, výkon odstraňovania CHSK mierne kolísal; maximálne hodnoty PRA, PUAA a PUAO dosiahli 148,01 mg, 81,95 mg a 114,15 mg, čo naznačuje, že zvýšenie prietoku neovplyvnilo odstraňovanie fosforu a zachovalo vysokú účinnosť odstraňovania NH4-N a TIN. V deň 72 sa refluxný pomer nitrifikačnej kvapaliny zvýšil na 300 % a 400 %. Zvýšenie refluxného pomeru znížilo účinok odstraňovania TIN s mierami odstraňovania 80,37 % (300 %) a 68,68 % (400 %). Od 108. do 120. dňa bol stanovený refluxný pomer nitrifikačnej kvapaliny 250 %. Množstvo odstránenej CHSK v anaeróbnej nádrži pri refluxnom pomere nitrifikačnej kvapaliny 250 % (127,1 mg/l) bolo vyššie alebo rovnaké ako u ostatných (86.2 mg/l, 124,7 mg/l a 128,0 mg/l pre 200 %, 300 %, resp. 400 %); koncentrácie fosforu vo výtoku zodpovedajúce rôznym refluxným pomerom boli 0,52 mg/l, 0,35 mg/l a 0,06 mg/l, čo naznačuje, že zvýšenie refluxného pomeru nitrifikačnej kvapaliny v určitom rozsahu môže podporiť odstránenie fosforu. Okrem toho, refluxný pomer 250 % mal dobrý výkon denitrifikácie s rýchlosťou odstraňovania TIN 86.86 %.

V stupni 3 (121 až 158 d) bol refluxný pomer nitrifikačnej kvapaliny fixovaný na 250 %. V deň 131 sa prietok prítoku zvýšil na 5 l/h, účinky odstraňovania CHSK a fosforu sa znížili a koncentrácie odpadových vôd boli 73,3 mg/l a 3,92 mg/l, čo naznačuje, že zvýšenie prítoku viedlo k vypusteniu väčšieho množstva CHSK bez úpravy. Okrem toho maximálne rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a TIN boli 93,82 % a 79,12 %, v uvedenom poradí, pričom NO₃⁻-N sa stal hlavnou znečisťujúcou látkou v odpadovej vode (4,70 mg/l). V deň 139 sa prietok prítoku znížil na 4 l/h, výstupná CHSK a rýchlosť odstraňovania boli 55,7 mg/l a 85,97 %, v uvedenom poradí, čo bolo vyššie ako odstraňovanie uhlíka pri HRT=5.6 h, čo naznačuje, že zníženie HRT môže viesť k zníženiu účinku odstraňovania CHSK. Okrem toho maximálne rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a TIN boli 100 % a 97,41 %, čo naznačuje, že úprava HRT podporovala nitrifikáciu a denitrifikáciu, ale príliš krátka HRT môže viesť k zníženiu účinku denitrifikácie. Preto, keď HRT=7 h, stačí, aby reakcie v každej nádrži prebehli naplno, a významné zvýšenie HRT má malý podporný účinok na denitrifikačný efekt.

V deň 159 sa do anoxickej nádrže procesu AAO pridalo 20 % suspendovaných polyetylénových plnív. Vo fáze 4 (159~209 d) sa zlepšila výkonnosť odstraňovania COD a PO₄³⁻-P. Počnúc dňom 172 sa koncentrácia pritekajúceho NH₄⁺-N zvýšila na 64,17 mg/l (C/N=8.59), výtoková CHSK a rýchlosť odstraňovania boli 77,7 mg/l a 86.06 %, v uvedenom poradí. Dôvodom môže byť, že biofilm rástol pomaly a aktivovaný kal prispel k odstráneniu väčšiny CHSK; suspendované plnivá zvýšili mieru odstraňovania PO₄³⁻-P o 1,18 %. Nárast prítoku NH₄⁺-N v anoxickej nádrži však viedol k potrebe väčšieho množstva zdrojov uhlíka pre proces denitrifikácie NO₃⁻-N, čo neprispievalo k uvoľňovaniu fosforu a absorpcii PAO; zároveň táto operácia úplne neznížila NO₃⁻-N a minimálna koncentrácia v odpade bola 7,30 mg/l. V deň 185, pri zmene HRT na 5,6 hodiny, sa zistilo, že účinok odstraňovania CHSK mierne kolísal s mierou odstraňovania 86.05 %; Koncentrácia PO₄3⁻-P v odpadovej vode sa zvýšila o 0,05 mg/l, sprevádzaná zvýšením PUAA (z 13,02 mg na 18,90 mg), čo naznačuje, že kal a biofilm synergicky vyvíjali určitú účinnosť odstraňovania fosforu. Okrem toho koncentrácie NH₄⁺-N, NO₃⁻-N a TIN v odpade boli 10,23 mg/l, 6,52 mg/l a 16,82 mg/l, čo naznačuje, že zníženie HRT by viedlo k zníženiu účinkov odstránenia a T₄3} NH{₄3} NH{₄3} NH V deň 195 sa HRT upravila späť na 7 hodín a v tomto čase sa obsah znečisťujúcich látok v odpadovej vode znížil a výkon systému odstraňovania dusíka a fosforu a odstraňovania organickej hmoty sa postupne obnovoval.

V štádiu 5 (210~240 d) sa koncentrácia pritekajúceho NH₄⁺-N zvýšila na 84,06 mg/L (C/N=6.28) a aktivovaný kal stále tvoril hlavný príspevok k odstraňovaniu organickej hmoty. Zvýšenie NH₄⁺-N malo malý vplyv na odstránenie CHSK. Podiel CHSK absorbovanej v anaeróbnej nádrži bol 68,02 % a väčšina organickej hmoty bola absorbovaná PAO v anaeróbnej nádrži a syntetizovaná do vnútorných zdrojov uhlíka (PHA) a uvoľňovanie anaeróbneho fosforu bolo úplne dokončené [9]. Maximálna PRA bola 72,75 mg a PUAA a PUAO boli 35,82 mg/l a 48,20 mg/l, ale hlavný príspevok k absorpcii fosforu stále pochádzal z aeróbnej nádrže. V deň 221 sa plniaci pomer zvýšil na 30 % a koncentrácie NH4+-N a TIN sa znížili o 4,49 mg/l a 5,16 mg/l; medzi nimi NH₄⁺-N a NO₃⁻-N predstavovali 70,11 % a 28,75 % odpadových TIN. V deň 231 sa koncentrácia pritekajúceho NH4-N upravila na 66,34 mg/l a účinnosť systému odstraňovania znečisťujúcich látok bola v podstate stabilná.

V štádiu 6 (241 až 263 d) bola teplota reaktora regulovaná, aby sa preskúmal jej vplyv na odstraňovanie znečisťujúcich látok. V deň 241 sa teplota znížila na 18 stupňov, rýchlosť odstraňovania CHSK sa znížila na 84,37 %, ale pravidlo zmeny CHSK sa v dôsledku poklesu teploty nezmenilo. Podiel odstraňovania v anaeróbnej nádrži bol najvyšší, 62,02 %, proces odstraňovania denitrifikačného fosforu v anoxickej nádrži spotreboval 26,72 % CHSK, koncentrácia NO₃⁻-N vo výtoku z aeróbnej nádrže bola 10,44 mg/l a zostalo 13,5 mg/l NH{100 mg NH okrem toho PRA bola menej ovplyvnená teplotou, ale výkon absorpcie fosforu v anoxickej nádrži sa znížil, s PUAA iba 19,77 mg, a fosfor sa odstránil o 3,94 mg/l v aeróbnej nádrži. Väčšina psychrofilných PAO vykonávala aeróbny proces absorpcie fosforu [10]. Keď sa teplota ďalej znížila na 13 stupňov, rýchlosti odstraňovania NH4⁺-N a TIN klesli o 6,38 % a 6,25 %; súčasne sa PUAA a PUAO znížili o 7,77 mg a 15,00 mg, čo môže súvisieť s poklesom mikrobiálnej aktivity a kapacity rastu a metabolizmu spôsobeným poklesom teploty. Jin Yu [11] zistil, že keď je teplota nižšia ako 14 stupňov, je ťažké zaručiť koncentráciu znečisťujúcich látok v odpade zo systému.

(Obrázok 2 Odstraňovanie znečisťujúcich látok v AAO a AM-procesoch AAO počas dlhodobej-prevádzky: Vrátane (c) Krivky rýchlosti odstraňovania NH₄⁺-N, ktoré sa menia s prevádzkovými dňami, (d) Krivky NOₓ⁻-N sa mení koncentrácia s prevádzkovými dňami a Txi rýchlosť prevádzky sa mení podľa dní prevádzky a Txi rýchlosť prevádzky sa mení s prevádzkovými dňami. (0~260 d) a zvislé osi sú ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) a rýchlosť odstraňovania/%, v uvedenom poradí.

2.2 Pravidlá zmeny znečisťujúcich látok v typických cykloch procesov AAO a AM-AAO

Na ďalšie preskúmanie mechanizmu odstraňovania znečisťujúcich látok v procesoch AAO a AM{0}}AAO sa analyzovali zmeny koncentrácie znečisťujúcich látok v typických cykloch rôznych prevádzkových fáz, ako je znázornené na obrázku 3.

V deň 42 (1. stupeň) mal proces AAO dobrú denitrifikáciu a odstraňovanie fosforu. Vysoký prítok CHSK však nezlepšil výkon uvoľňovania fosforu a PRA bola v tomto čase 9,13 mg/l. Okrem toho sa NH₄⁺-N spotreboval vopred pri vstupe do anoxickej nádrže; potom anoxická nádrž redukovala generovaný N03⁻-N na N2; aeróbna nádrž však odstránila iba 3,52 mg/l NH₄⁺-N, čo môže byť spôsobené dlhou HRT v 1. fáze vedúcej k zvýšeniu DO vráteného do anoxickej nádrže a väčšina NH₄⁺-N dokončila nitrifikáciu vstupujúcu do anoxickej nádrže, čo viedlo k nízkej koncentrácii.

Na 118. deň (2. štádium) sa s poklesom prítoku CHSK zhoršilo uvoľňovanie fosforu a denitrifikácia. Koncentrácia uvoľňovania fosforu v anaeróbnej nádrži bola 5,91 mg/l a koncentrácia NO3⁻-N vo výtoku z aeróbnej nádrže bola 8,20 mg/l. Koncentrácia PO₄3⁻-P v anoxickej nádrži klesla na 2,78 mg/l, čo naznačuje, že PO₄3⁻-P bol odstránený v anoxickej nádrži. Okrem toho sa v tomto čase zafixoval refluxný pomer nitrifikačnej kvapaliny na 250 %. V porovnaní s refluxnými pomermi 300 % a 400 % sa účinnosť procesu odstraňovania dusíka a fosforu a odstraňovania organických látok zlepšila, čo naznačuje, že zvýšenie spätného toku nitrifikačnej kvapaliny v určitom rozsahu môže zvýšiť účinok odstraňovania znečisťujúcich látok.

V deň 207 (štádium 4), po úprave prítoku NH₄⁺-N a HRT v procese AM-AAO, bola miera odstraňovania CHSK 86.15 %; aeróbna nádrž odstránila 13,34 mg/l NH₄⁺-N, zvyšná koncentrácia TIN bola 7,51 mg/l a vyprodukovalo sa 4,39 mg/l NO₃⁻-N a NO₃⁻-N sa stal dominantnou znečisťujúcou látkou v odpade. Medzi anoxickou nádržou a aeróbnou nádržou nebol žiadny významný rozdiel v príspevku odstraňovania fosforu. Okrem toho zvýšenie pritekajúceho NH₄⁺-N neovplyvnilo nitrifikáciu, ale zvýšenie pritekajúcej koncentrácie TIN znížilo denitrifikačný výkon procesu AM-AAO, čím ovplyvnilo odstraňovanie TIN.

V deň 262 (stupeň 6) bola teplota reaktora 13 stupňov a rýchlosť odstraňovania CHSK bola v tomto čase 83,67 %. Súčasne sa v anaeróbnej nádrži uvoľnilo 6,95 mg/l fosforu; V anoxickej nádrži sa spotrebovalo 20,22 mg/l NH4-N a uskutočnila sa denitrifikácia a koncentrácia NO3⁻-N vo výtoku z anoxickej nádrže bola 5,07 mg/l; aeróbna nádrž mala stratu TIN 1,32 mg/l; miera odstraňovania TIN bola 77,00 % a odpadové TIN obsahovalo 11,24 mg/l NH₄⁺-N, čo naznačuje, že nízka teplota znížila aktivitu nitrifikačných baktérií a denitrifikačných baktérií, čo viedlo k neúplnému odstráneniu znečisťujúcich látok v odpadovej vode. Okrem toho sa PRA znížila na 6,95 mg/l a výkon absorpcie fosforu v anoxickej nádrži a aeróbnej nádrži sa znížil na 2,41 mg/l a 3,61 mg/l, v uvedenom poradí, čo naznačuje, že pokles teploty reaktora inhiboval účinnosť odstraňovania fosforu PAO, čo viedlo k zníženiu PRA v anaeróbnej nádrži a vysokej koncentrácii fosforu.

(Obrázok 3 Zmeny kontaminantov v typických cykloch: Vrátane (a) 42. dňa procesu AAO, (b) 118. dňa procesu AAO, (c) 207. dňa AM-procesu AAO, (d) Krivky zmeny koncentrácie znečisťujúcich látok v 262. deň procesu AM-AAO. Vodorovná os a os každého procesu je vertikálnou koncentráciou reakcie znečisťujúca látka (CHSK, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Zmeny v zložení a obsahu extracelulárnych polymérnych látok (EPS) v procesoch AAO a AM-AAO

Počas experimentu sa určili a analyzovali zmeny v zložení a obsahu EPS v deň 101 (proces AAO) a deň 255 (proces AM-AAO), ako je znázornené na obrázku 4. Celkovo možno celkový obsah EPS v dňoch 101 a 255 pripísať zvýšeniu obsahu TB-EPS pre hlavnú časť-PSP{} v deň 101 celkový obsah EPS v anaeróbnej nádrži, anoxickej nádrži a aeróbnej nádrži vykazoval rastúci trend (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS, respektíve 0,37 mg/gVSS); medzi nimi sa obsah EPS výrazne zvýšil počas fázy nitrifikácie, čo môže byť spôsobené aktívnym metabolizmom vnútorných mikroorganizmov, keď bol systém prevádzkovaný v podmienkach vysokého pomeru uhlíka-k-dusíku (C/N=5.9) [12]. TB-EPS však zohral pozitívnu úlohu pri tvorbe vločiek kalu, zatiaľ čo S-EPS a LB-EPS mali negatívne účinky [8]; v tomto experimente bol obsah S-EPS a LB-EPS relatívne nízky, čo vytvorilo podmienky pre rast kalu; v hybridnom systéme s kontinuálnym-prietokom kalu{24}}je úloha flokulentného kalu nezastupiteľná [2].

Okrem toho pravidlá zmeny PN/PS v rôznych vrstvách kalu v každej reakčnej nádrži boli odlišné. PN v každej reakčnej nádrži bol vždy vyšší ako PS. Na 101. deň boli pomery PN/PS v kaloch S-EPS, LB{4}}EPS a TB{5}}EPS 0,06, 1,62 a 2,67, zatiaľ čo na 255. deň boli 0,03, 1,30 a vnútorná vrstva vykazovala rastúci trend, čo znamená, že vonkajšia vrstva vykazovala rastúci trend. vrstva kalových buniek. Keď sa však teplota reaktora znížila na 13 stupňov, celkový obsah EPS v troch nádržiach vykazoval rastúci trend (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS, respektíve 0,63 mg/gVSS). Dôvodom môže byť, že mikroorganizmy, ktoré sa nedokázali prispôsobiť nízkej teplote, zomreli alebo sa autolyzovali a tieto mŕtve mikroorganizmy uvoľnili EPS, čo viedlo k zvýšeniu obsahu EPS v kaloch, alebo nízka teplota prinútila niektoré psychrofilné mikroorganizmy vylučovať viac EPS, aby sa prispôsobili poklesu teploty v reaktore [13].

(Obrázok 4 Zmeny obsahu a zloženia EPS v deň 101 (proces AAO) a deň 255 (proces AM-AAO): Ľavá strana predstavuje proces AAO a pravá strana proces AM-AAO. Vodorovná os je reakčná nádrž (koniec anaeróbneho, koniec anoxického, koniec aeróbneho typu). Naľavo je obsah EPS (aeróbny, TB TB). (mg·gVSS⁻¹) a pravá zvislá os je pomer PN/PS. Obsahuje histogramy obsahu PN, PS a celkového obsahu EPS a čiarový graf pomeru PN/PS.

2.4 Mikrobiálna diverzita a pravidlá dynamického komunitného nástupníctva

Výsledky vysokovýkonného sekvenovania ukázali, že počet sekvencií 14 vzoriek kalu bol 1 027 419 a počet sekvencií OTU každej vzorky je uvedený v tabuľke 2. Pokrytie vzoriek bolo vyššie ako 0,995, čo naznačuje, že výsledky sekvenovania mali vysokú presnosť. Skupina D01 opísala počiatočnú štruktúru mikrobiálnej komunity s vysokým indexom Ace, čo naznačuje, že kal mal na začiatku-systému vysokú druhovú bohatosť mikroorganizmov. S transformáciou systému z AAO na proces AM-AAO sa index Ace znížil a bohatstvo mikrobiálnej komunity v systéme AM-AAO sa znížilo. Okrem toho sa Simpsonov index znížil, čo naznačuje, že sa znížila diverzita mikrobiálnej komunity. Podľa zmeny indexu Ace celkový počet druhov v mikrobiálnom spoločenstve biofilmu anoxickej nádrže vykazoval klesajúci trend; pokles Shannonovho indexu dokázal, že sa znížila diverzita mikrobiálneho spoločenstva v biofilme.

Tabuľka 2 Zmeny indexu mikrobiálnej diverzity

The main phyla with relative abundance >Analyzovalo sa 10 % zo 14 vzoriek (obrázok 5a). Dominantnými kmeňmi v skupine D01 boli Actinobacteriota (25,76 %32,90 %), Proteobaktérie (21,98 %27,16 %), Bacteroidota (15,50 %18,36 %) a Firmicutes (10,37 %13,77 %); avšak relatívne zastúpenie Actinobacteriota (16,89 %19,16 %) a Firmicutes (3,83 %6,52%) v skupine D110 sa znížilo a relatívna abundancia Proteobaktérií sa zvýšila (32,96%~40,75%). V AM-procesnom systéme AAO sa Actinobacteriota rýchlo znížila, dokonca na menej ako 3 % v skupine D237, zatiaľ čo Proteobaktérie (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 % tvorili Proteobaktérie (35,26 %) a Bacteroidota (30,61 %), čo naznačuje, že štruktúra mikrobiálnej komunity biofilmu bola podobná štruktúre aktivovaného kalu. Vo vzorke M237 sa relatívny výskyt Firmicutes znížil na menej ako 2 % a početnosť Acidobacteriota (5,33 %) sa zvýšila.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Zistilo sa, že dominantnými rodmi v skupine D01 boli Candidatus_Microthrix (11,32 %20,65 %), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97 %6,36%), Trichococcus (6,99%9,95 %) a Ornitinibacter (3,99 %6,41 %); potom, čo bol systém prevádzkovaný v procese AM-AAO, relatívna abundancia Candidatus_Microthrix prudko klesla na 0,02 % (skupina D237); zatiaľ čo norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 vykazoval trend najprv rastúceho a potom klesajúceho (skupina D237, 1,91 %2,91 %). Keď proces fungoval stabilne, Azospira sa stala jedným z relatívne dominantných rodov (skupina D237, 7,37 %18,41 %). Okrem toho rody biofilmu boli v podstate podobné kalu a relatívne množstvo norank_f__norank_o__Run-SP154 v M194 a M237 bolo 6,61 %~7,66 % a 7,43 %, v tomto poradí.

Na analýzu bolo v systéme vybratých celkovo 12 rodov a 1 rodina čpavkových-baktérií (AOB), dusitanov-oxidujúcich baktérií (NOB), glykogén{4}}akumulujúcich organizmov (GAO) a fosfor{5}}akumulujúcich organizmov (PAO)3 (tabuľka 3). Zistilo sa, že v skupine D01 Nitrosomonas (0,02 %0,03 %), Ellin6067 (0,01 %0,02 %) a Nitrospira (0,04 %0,07 %) môže zabezpečiť oxidačnú výkonnosť NH₄⁺-N. Pokles Nitrosomonas a Nitrospira v skupine D110 môže byť spôsobený vysokým vnútorným refluxným pomerom, ale Ellin6067 (0,01 %0,02 %) nebolo narušené. V skupine D194 bol systém prevádzkovaný v procese AM-AAO a zníženie HRT vyplavilo NOB a niektoré AOB. Nárast pritekajúceho amoniakálneho dusíka môže byť dôvodom zvýšenia relatívnych abundancií vyššie uvedených troch rodov v skupine D237 (obrázok 5b). Okrem toho AOB (Nitrosomonas a Ellin6067, 0,03 %0,07 %) a NOB (Nitrospira, 0,01 %0,02 %) vo vzorke M237 vykazovalo mierny nárast, čo naznačuje, že biofilm pomáhal kalovému systému dosiahnuť proces denitrifikácie.

V skupine D01 bola široká škála PAO vrátane Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas a Tetrasphaera. Zmeny Candidatus_Microthrix (10,93 % ~ 11,88 %) a PAO s relatívnou hojnosťou<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 a 0,31 %0,39 % [14]. V skupine D237 bol Candidatus_Microthrix takmer eliminovaný (0,02 %) a PAO, ktoré ho nahradili, aby vykonávali funkciu odstraňovania fosforu, boli Defluviimonas (0,70 %1,07 %) a Dechloromonas (0,95 %1,06 %); okrem toho sa potvrdilo, že aj čeľaď Comamonadaceae má schopnosť odstraňovať fosfor [8] a relatívna abundancia Comamonadaceae v anaeróbnej nádrži alebo anoxickej nádrži bola relatívne vysoká, asi dvojnásobná v porovnaní s aeróbnou nádržou. Okrem toho boli Candidatus_Competibacter a Defluviicoccus dominantnými rodmi GAO vo všetkých vzorkách, ale početnosť týchto dvoch rodov v skupine D01 bola<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].

(Obrázok 5 Zloženie mikrobiálnej komunity: (a) Stĺpcový graf relatívnej početnosti na úrovni kmeňa. Vodorovná os je vzorka a zvislá os je relatívna početnosť/%. Zahŕňa hlavné fyly, ako sú Actinobacteriota a Proteobacteria; (b) Tepelná mapa relatívnej početnosti na úrovni rodu. Horizontálna os a vertikálna os je farebná hĺbka rodu. úroveň relatívnej hojnosti)

Tabuľka 3 Množstvo funkčných skupín v 14 biologických vzorkách

3 Závery

Prevádzkové podmienky procesu AM-AAO boli optimalizované pomocou skutočných odpadových vôd ako objektu čistenia. Zistilo sa, že keď sa proces prevádzkoval za podmienok HRT=7 h, teploty približne 25 stupňov, vnútorného refluxu=250 %, SRT=40 d, spätného toku kalu=50 % a miery plnenia anoxickej nádrže=30 %, účinok odstraňovania znečisťujúcich látok bol najlepší. Maximálna rýchlosť odstraňovania NH4-N bola 98,57 %; koncentrácia NO₃⁻-N v odpade, koncentrácia PO₄3⁻-P, rýchlosť odstraňovania TIN a rýchlosť odstraňovania CHSK boli 6,64 mg/l, 0,42 mg/l, 83,08 % a 86.16 %, v uvedenom poradí.

Anaeróbna nádrž vykonala dobré procesy odstraňovania organickej hmoty a uvoľňovania fosforu, pričom sa odstránilo 64,51 % CHSK a súčasne sa uvoľnilo 9,77 mg/l fosforu; anoxická nádrž vykonávala dobré reakcie na odstránenie denitrifikačného fosforu; aeróbna nádrž vykonala kompletné procesy nitrifikácie a absorpcie fosforu, pričom rýchlosť odstraňovania NH4⁺-N bola 97,85 % a PUAO 59,12 mg, v tomto poradí.

Keď proces AM-AAO stabilne fungoval, nárast AOB (Ellin6067 a Nitrosomonas, 0,02 %~0,04 % → 0,04 %0,12%) a NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 %) zabezpečilo dostatočný priebeh nitrifikácie a rýchlosť odstraňovania NH4⁺-N sa zvýšila o 8,35 %; GAO (Candidatus_Competibacter a Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) dominovalo v procese endogénnej denitrifikácie; rast PAO (Defluviimonas, Dechloromonas a čeľaď Comamonadaceae, 3,29 %8,67 % → 3,79 % ~ 9,35 %) bolo dôvodom zachovania dobrého výkonu odstraňovania fosforu; okrem toho štruktúra mikrobiálneho spoločenstva biofilmu anoxickej nádrže bola v podstate podobná štruktúre aktivovaného kalu, čo spoločne zaručovalo účinnosť systému odstraňovania dusíka a fosforu.