Optymalizacja wydajności i sukcesja społeczności drobnoustrojów w ciągłym-beztlenowym przepływie MBBR-procesie AAO w celu usprawnienia usuwania azotu i fosforu ze ścieków komunalnych

Optymalizacja wydajności i mikrobiologia Sukcesja społeczności ciągłego-beztlenowego przepływu MBBR-procesu AAO

W ostatnich latach zaawansowane oczyszczanie ścieków komunalnych i realizacja recyklingu zasobów stały się gorącymi tematami w dziedzinie środowiska wodnego. Jednak tradycyjne procesy usuwania azotu i fosforu, powszechnie stosowane w oczyszczalniach ścieków, nie tylko powodują nadmierne marnowanie zasobów, ale także zwiększają koszty operacyjne [1]. Co więcej, stopniowe zmniejszanie się stosunku węgla-do-azotu (C/N) w ściekach miejskich oraz różnice w środowiskach życia różnych funkcjonalnych zbiorowisk drobnoustrojów stały się ważnymi czynnikami ograniczającymi technologie uzdatniania wody.

Hybrydowy proces MBBR z-filmem osadu łączy proces osadu czynnego z procesem biofilmu w postaci zawieszonego nośnika, aby osiągnąć lepsze wzbogacenie funkcjonalnych mikroorganizmów, rozwiązując problemy zajmowania dużych gruntów i słabej tolerancji na niskie-temperatury tradycyjnego procesu z osadem czynnym [2]. W 2008 roku oczyszczalnia ścieków Wuxi Lucun w prowincji Jiangsu, jako pierwsza oczyszczalnia ścieków w Chinach, która przeprowadziła modernizację i przebudowę do standardów klasy IA, skutecznie poprawiła efekt oczyszczania poprzez dodanie zawieszonych nośników do systemu osadu [3]; Hu Youbiao i in. [4] zbadali wpływ temperatury na usuwanie azotu amonowego i materii organicznej w MBBR i osadzie czynnym, a wyniki wykazały, że temperatura miała mniejszy wpływ na MBBR, ale większy na osad czynny; Zhang Minga i in. [5] zastosowali proces A²O-MBBR do oczyszczania wiejskich ścieków bytowych, uzyskując wysoki współczynnik usuwania ChZT, azotu amonowego, TP i TN; Zhou Jiazhong i in. [2] odkryli w eksperymentach na małą{{13}skalę, że DO, temperatura była dodatnio skorelowana z hybrydowym systemem MBBR-filmu osadu, podczas gdy wpływający stosunek C/N był ujemnie skorelowany.

Proces beztlenowego MBBR (AM-MBBR) umożliwia równoczesną denitryfikację i usuwanie fosforu w zbiorniku beztlenowym, co jest również procesem denitryfikacyjnego usuwania fosforu (DPR). W porównaniu z tradycyjnymi procesami oczyszczania ścieków, proces DPR pozwala zaoszczędzić źródła węgla organicznego i zmniejszyć zużycie tlenu. Zhang Yongsheng [6] i in. opracowali reaktor do biofilmu z przepływem ciągłym{{5}, a wyniki wykazały, że w temperaturze 20 stopni, stężeniu DO wynoszącym 5,5 mg/l, obciążeniu 2,2 kg/(m³·d) i warunkach przerywanego napowietrzania w warunkach beztlenowych 3 godz. tlenowych 6 godz. średnie stężenia ChZT i fosforu w ściekach wynosiły 76 mg/l i 0,67 mg/l, przy współczynnik usuwania odpowiednio 72,9% i 78,5%.

Jednakże w przypadku hybrydowego systemu AM-aao z-filmem osadowym istnieje złożona zależność pomiędzy zawieszonym kłaczkowatym osadem i dołączonym biofilmem. Poprzednie badania koncentrowały się na praktykach inżynieryjnych, takich jak przetargi i rekonstrukcja oczyszczalni ścieków, ale istnieje niewiele badań dotyczących synchronicznej nitryfikacji i DPR w celu poprawy usuwania azotu i fosforu w hybrydowych systemach AM-AAO z ciągłym-przepływem-filmowym, a stabilność wydajności usuwania zanieczyszczeń w tym procesie za pomocą technologii DPR również jest jedną z trudności.

W tym badaniu zoptymalizowano-strategie uruchamiania i działania procesów ciągłego-przepływu (AAO) i ciągłego-przepływu osadu-hybrydowych procesów filmowych (AM-AAO), koncentrując się na badaniu wpływu szybkości napowietrzania, dawki wypełniacza, czasu retencji hydraulicznej (HRT), współczynnika refluksu cieczy nitryfikacyjnej, stosunku C/N wpływającego i temperatury na długoterminową-skuteczność usuwania azotu i fosforu w Proces AM-MBBR i skuteczność usuwania fosforu denitryfikacyjnego w zbiorniku beztlenowym. Jednocześnie badano sukcesję zbiorowisk drobnoustrojów oraz zasady zmian funkcjonalnych zbiorowisk drobnoustrojów w osadzie czynnym i biofilmie.

1 Materiały i metody

1.1 Urządzenie eksperymentalne i parametry operacyjne

W tym badaniu wykorzystano urządzenie reakcyjne AAO o ciągłym-przepływie (rysunek 1). Została wykonana ze szkła organicznego i posiada łącznie 7 przegródek, każda o wymiarach 10 cm x 10 cm x 40 cm; objętość robocza wynosiła 21 l, a stosunek objętości każdego zbiornika reaktora był beztlenowy: beztlenowy: tlenowy=2:2:3. Zastosowano mieszanie mechaniczne w zbiornikach beztlenowych i beztlenowych; w zbiorniku aerobowym zastosowano głowice piasku napowietrzającego jako mikro-porowate aeratory i siłę zewnętrzną do mieszania osadu-z wodą, a szybkość napowietrzania kontrolowano za pomocą przepływomierza gazu. Stężenie DO w zbiorniku tlenowym reaktora kontrolowano na poziomie 2–3 mg/l; osadnikiem wtórnym był cylinder o pojemności roboczej około 40 l; czas retencji osadu (SRT) wynosił 40 dni, a współczynnik refluksu osadu wynosił 50%. Reaktor pracował łącznie przez 263 dni (w podziale na 6 etapów pracy), a od 159 dnia do zbiornika beztlenowego dodawano wypełniacze polietylenowe, aby móc pracować w trybie AM-AAO. Konkretne warunki pracy przedstawiono w tabeli 1.

(Rysunek 1 Schemat ideowy sprzętu procesowego AM-AAO: rysunek obejmuje wiadro wlotu wody, pompę perystaltyczną, zbiornik beztlenowy, zbiornik beztlenowy, zbiornik tlenowy, osadnik, wiadro wylotowe wody, a także rurociągi refluksu wewnętrznego, rurociągi refluksu osadu i zawory spustowe)

Tabela 1 Rodzaj układu procesowego i parametry pracy

1.2 Zaszczepiony osad i jakość wody dopływającej

Zaszczepiony osad w tym doświadczeniu został pobrany z osadu nadmiernego odprowadzanego z osadnika wtórnego oczyszczalni ścieków. Po zaszczepieniu stężenie osadu (MLSS) w reaktorze wynosiło 2,3 g/l, a lotnych substancji stałych osadu (MLVSS) wynosiło 2,1 g/l.

Dopływem do reaktora były rzeczywiste ścieki bytowe z restauracji, które dodawano do reaktora po przefiltrowaniu zanieczyszczeń przez sito filtracyjne. Do substancji zanieczyszczających zaliczał się NH₄⁺-N (35.0456,54 mg/l), NO₂⁻-N (00,42 mg/l), NO₃⁻-N (00,05 mg/l), ChZT (362.1605,1 mg/l) i PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/l).

1.3 Elementy do wykrywania i metody analizy

1.3.1 Rutynowe metody wykrywania

Pobrano próbki osadu-z dopływu, zbiornika beztlenowego, zbiornika beztlenowego, zbiornika tlenowego, osadnika i ścieków, a następnie przefiltrowano przez bibułę filtracyjną o średnicy porów 0,45 μm. NH₄⁺-N oznaczono za pomocą spektrofotometru Nesslera; NO₂⁻-N oznaczono metodą fotometrii N-(1-naftylo)etylenodiaminy; NO₃⁻-N oznaczono metodą spektrofotometrii w ultrafiolecie; ChZT oznaczono za pomocą szybkiego wieloparametrowego detektora Lianhua 5B-3A COD; pH/DO i temperaturę oznaczono detektorem WTW Multi3620; MLSS oznaczono metodą grawimetryczną; MLVSS określono metodą ubytku masy w piecu muflowym [7].

1.3.2 Ekstrakcja i wykrywanie zewnątrzkomórkowych substancji polimerowych

Uważa się, że zewnątrzkomórkowe substancje polimerowe (EPS) składają się z polisacharydów (PS), białek (PN) i kwasów huminowych (HA). Oddzielono i ekstrahowano trzy rodzaje EPS, mianowicie rozpuszczalne zewnątrzkomórkowe substancje polimerowe (S-EPS), luźno związane zewnątrzkomórkowe substancje polimerowe (LB-EPS) i ściśle związane zewnątrzkomórkowe substancje polimerowe (TB-EPS). Metodą oznaczania PS była metoda{{5}antronu kwasu siarkowego, a metody oznaczania PN i HA zmodyfikowaną metodą Folina{{6}Lowry’ego [7].

1.3.3 Metoda obliczania szybkości usuwania zanieczyszczeń

Do scharakteryzowania całkowitego usuwania zanieczyszczeń w systemie procesowym AM-AAO wykorzystano współczynnik usuwania zanieczyszczeń (SRE). Wśród nich Sinf i Seff to stężenia substancji zanieczyszczających, odpowiednio, dopływu i odpływu, które mogą reprezentować stężenia masowe substancji zanieczyszczających, takich jak NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, ChZT i PO₄³⁻-P we dopływie i wypływie, mg/l.

1.3.4 Metoda sekwencjonowania-o wysokiej przepustowości

Zastosowano wysokoprzepustową metodę sekwencjonowania-Illumina. Pobrano próbki osadów ze zbiornika beztlenowego, zbiornika beztlenowego i zbiornika tlenowego w dniach 1, 110, 194 i 237 i nazwano je jako grupa D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grupa D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), grupa D194 (D194_A1, odpowiednio D194_A2, D194_O) i grupę D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); Pobrano próbki osadu biofilmu w dniach 194 i 237 i nazwano je odpowiednio M194 i M237. W sumie przeanalizowano 14 próbek osadu pod kątem zmian w zbiorowiskach drobnoustrojów. DNA ekstrahowano przy użyciu zestawu Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, Kalifornia, USA). Region V3-V4 bakteryjnego genu 16S rRNA amplifikowano starterami 338F/806R. Oczyszczone amplikony sekwencjonowano na platformie Illumina MiSeq PE300 (Illumina, USA) przez Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Szanghaj, Chiny) [7].

2 Wyniki i dyskusja

2.1 Długoterminowe-zasady usuwania zanieczyszczeń w procesach AAO i AM-AAO

Długoterminowe-usuwanie zanieczyszczeń podczas procesu AAO z-przepływem ciągłym (etap 13) i proces AM-AAO z dodatkiem zawieszonych wypełniaczy polietylenowych (Etapy 46) pokazano na rysunku 2.

Na etapie 1 (1~45 d) ilość uwolnionego PO₄³⁻-P (PRA) w zbiorniku beztlenowym, ilość pobranego PO₄³⁻-P w zbiorniku beztlenowym (PUAA) i ilość pobranego PO₄³⁻-P w zbiorniku tlenowym (PUAO) wyniosły 66,06 mg, 14,22 mg i Odpowiednio 87,81 mg, a proces pobierania fosforu odbywał się głównie w zbiorniku tlenowym. Szybkość usuwania NH₄⁺-N i całkowitego azotu nieorganicznego (TIN) wyniosła odpowiednio 92,85% i 86.37%, co zapewniło efekt denitryfikacji. Po-dostrojeniu napowietrzania (DO=2~3 mg/L), efekt usuwania NH₄⁺-N wzrósł do 98,68%, a stężenie TIN w ściekach i szybkość usuwania wyniosły odpowiednio 1,75 mg/L i 95,75%, co wskazuje, że właściwe dostosowanie DO sprzyja procesom nitryfikacji i denitryfikacji; efekt usuwania ChZT w zbiorniku beztlenowym osłabł (91,60%). Ponadto dokładne-dostrojenie DO nie miało wpływu na PO₄³⁻-P w ściekach, średnio wynoszące 0,47 mg/l, co jest zgodne z wnioskiem Yang Sijinga i in. [8].

Na etapie 2 (46~120 dni) po dostosowaniu HTZ=8 h skuteczność usuwania ChZT nieznacznie się wahała; maksymalne wartości PRA, PUAA i PUAO osiągnęły 148,01 mg, 81,95 mg i 114,15 mg, co wskazuje, że wzrost przepływu dopływu nie miał wpływu na usuwanie fosforu i utrzymywał wysoką skuteczność usuwania NH₄⁺-N i TIN. W 72. dniu współczynnik refluksu cieczy nitryfikacyjnej zwiększono do 300% i 400%. Wzrost współczynnika refluksu zmniejszył efekt usuwania TIN, przy współczynniku usuwania odpowiednio 80,37% (300%) i 68,68% (400%). Od dnia 108 do 120 współczynnik refluksu cieczy nitryfikacyjnej wynosił 250%. Ilość ChZT usunięta w zbiorniku beztlenowym przy współczynniku refluksu cieczy nitryfikacyjnej wynoszącym 250% (127,1 mg/l) była wyższa lub równa w innych zbiornikach (86.2 mg/l, 124,7 mg/l i 128,0 mg/l dla odpowiednio 200%, 300% i 400%)); stężenia fosforu w ściekach odpowiadające różnym stosunkom refluksu wynosiły 0,52 mg/l, 0,35 mg/l i 0,06 mg/l, co wskazuje, że zwiększenie współczynnika refluksu cieczy nitryfikacyjnej w pewnym zakresie może sprzyjać usuwaniu fosforu. Ponadto współczynnik refluksu wynoszący 250% zapewniał dobrą skuteczność denitryfikacji, przy współczynniku usuwania TIN wynoszącym 86.86%.

W etapie 3 (121~158 d) współczynnik refluksu cieczy nitryfikacyjnej ustalono na 250%. W 131 dniu przepływ dopływu zwiększono do 5 l/h, efekty usuwania ChZT i fosforu zmniejszyły się, a stężenia ścieków wyniosły odpowiednio 73,3 mg/l i 3,92 mg/l, co wskazuje, że wzrost przepływu dopływu skutkował większą ilością ChZT odprowadzaną bez oczyszczania. Ponadto maksymalne współczynniki usuwania NH₄⁺-N i TIN wyniosły odpowiednio 93,82% i 79,12%, wśród których NO₃⁻-N stał się główną substancją zanieczyszczającą w ściekach (4,70 mg/L). W 139. dniu przepływ napływu zmniejszono do 4 l/h, ChZT na wypływie i stopień usuwania wyniosły odpowiednio 55,7 mg/l i 85,97%, co było wartością wyższą niż wydajność usuwania węgla w HRT=5.6 h, co wskazuje, że zmniejszenie HRT może prowadzić do zmniejszenia efektu usuwania ChZT. Ponadto maksymalne szybkości usuwania NH₄⁺-N i TIN wyniosły 100% i 97,41%, co wskazuje, że dostosowanie HRT sprzyja nitryfikacji i denitryfikacji, ale zbyt krótki HRT może prowadzić do zmniejszenia efektu denitryfikacji. Dlatego też, gdy HRT=7 h wystarczy, aby reakcje w każdym zbiorniku przebiegły w pełni, a znaczny wzrost HRT ma niewielki wpływ na efekt denitryfikacji.

W 159 dniu do beztlenowego zbiornika procesu AAO dodano 20% zawieszonych wypełniaczy polietylenowych. W etapie 4 (159~209 d) zwiększono skuteczność usuwania ChZT i PO₄³⁻-P. Począwszy od 172 dnia, stężenie dopływającego NH₄⁺-N wzrosło do 64,17 mg/l (C/N=8.59), ChZT na odpływie i stopień usuwania wyniosły odpowiednio 77,7 mg/l i 86.06%. Przyczyną może być powolny wzrost biofilmu, a osad czynny w głównej mierze przyczynił się do usunięcia większości ChZT; zawieszone wypełniacze zwiększyły współczynnik usuwania PO₄³⁻-P o 1,18%. Jednakże wzrost dopływającego NH₄⁺-N w zbiorniku beztlenowym doprowadził do zapotrzebowania na więcej źródeł węgla w procesie denitryfikacji NO₃⁻-N, co nie sprzyjało uwalnianiu i pobieraniu fosforu przez PAO; jednocześnie operacja ta nie spowodowała całkowitej redukcji NO₃⁻-N, a minimalne stężenie ścieków wyniosło 7,30 mg/l. W 185. dniu, po zmianie HTZ na 5,6 h, stwierdzono, że efekt usuwania ChZT nieznacznie się wahał, a stopień usuwania wynosił 86.05%; stężenie PO₄³⁻-P w ściekach wzrosło o 0,05 mg/l, czemu towarzyszył wzrost PUAA (z 13,02 mg do 18,90 mg), co wskazuje, że osad i biofilm synergicznie wywierały pewną skuteczność usuwania fosforu. Ponadto stężenia NH₄⁺-N, NO₃⁻-N i TIN w ściekach wynosiły odpowiednio 10,23 mg/l, 6,52 mg/l i 16,82 mg/l, co wskazuje, że ograniczenie HTZ doprowadzi do zmniejszenia efektu usuwania NH₄⁺-N i TIN. W 195. dniu HRT obniżono do 7 godzin i w tym czasie zawartość substancji zanieczyszczających w ściekach spadła, a wydajność usuwania azotu i fosforu oraz substancji organicznych w systemie stopniowo się poprawiała.

W etapie 5 (210~240 d) stężenie dopływającego NH₄⁺-N wzrosło do 84,06 mg/l (C/N=6.28), a osad czynny w dalszym ciągu odgrywał główną rolę w usuwaniu materii organicznej. Wzrost NH₄⁺-N miał niewielki wpływ na usuwanie ChZT. Udział ChZT wchłoniętego w zbiorniku beztlenowym wyniósł 68,02%, a większość materii organicznej została wchłonięta przez PAO w zbiorniku beztlenowym i zsyntetyzowana do wewnętrznych źródeł węgla (PHA), a uwalnianie fosforu beztlenowego zostało całkowicie zakończone [9]. Maksymalne PRA wyniosło 72,75 mg, a PUAA i PUAO odpowiednio 35,82 mg/l i 48,20 mg/l, ale główny udział w poborze fosforu nadal pochodził ze zbiornika tlenowego. W 221. dniu stopień napełnienia zwiększono do 30%, a stężenia NH₄⁺-N i TIN w ściekach obniżono odpowiednio o 4,49 mg/L i 5,16 mg/L; wśród nich NH₄⁺-N i NO₃⁻-N stanowiły odpowiednio 70,11% i 28,75% TIN ścieków. W 231 dniu stężenie dopływającego NH₄⁺-N doprowadzono do 66,34 mg/l, a wydajność usuwania zanieczyszczeń przez system była zasadniczo stabilna.

W etapie 6 (241~263 dni) regulowano temperaturę reaktora w celu zbadania jej wpływu na usuwanie zanieczyszczeń. W 241 dniu temperatura została obniżona do 18 stopni, stopień usuwania ChZT spadł do 84,37%, ale zasada zmiany ChZT nie uległa zmianie ze względu na spadek temperatury. Stopień usunięcia w zbiorniku beztlenowym był najwyższy i wyniósł 62,02%, proces usuwania fosforu denitryfikacyjnego w zbiorniku beztlenowym pochłonął 26,72% ChZT, stężenie NO₃⁻-N w ściekach ze zbiornika tlenowego wyniosło 10,44 mg/L, a pozostało 8,50 mg/L NH₄⁺-N; ponadto temperatura miała mniejszy wpływ na PRA, ale wydajność pobierania fosforu w zbiorniku beztlenowym spadła, w przypadku PUAA tylko 19,77 mg, a fosfor został usunięty o 3,94 mg/l w zbiorniku tlenowym. Większość psychrofilnych PAO prowadzi tlenowy proces pobierania fosforu [10]. Gdy temperaturę obniżono dalej do 13 stopni, szybkość usuwania NH₄⁺-N i TIN spadła odpowiednio o 6,38% i 6,25%; w tym samym czasie PUAA i PUAO zmniejszyły się odpowiednio o 7,77 mg i 15,00 mg, co można wiązać ze spadkiem aktywności drobnoustrojów oraz zdolności wzrostu i metabolizmu spowodowanej spadkiem temperatury. Jin Yu [11] stwierdził, że gdy temperatura jest niższa niż 14 stopni, trudno jest zagwarantować stężenie zanieczyszczeń w ściekach.

(Rysunek 2 Usuwanie substancji zanieczyszczających w procesach AAO i AM-AAO podczas długotrwałej-operacji: w tym (c) Krzywe stężenia NH₄⁺-N i szybkości usuwania zmieniające się w zależności od dni operacji, (d) Krzywe stężenia NOₓ⁻-N zmieniające się w zależności od dni operacji, (e) Krzywe szybkości usuwania TIN zmieniające się w zależności od dni operacji. Oś pozioma to dni operacji (0~260 d), a osie pionowe to odpowiednio ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) i stopień usuwania/% Każdy etap operacji jest zaznaczony na krzywych).

2.2 Zasady zmiany substancji zanieczyszczających w typowych cyklach procesów AAO i AM-AAO

Aby dokładniej zbadać mechanizm usuwania zanieczyszczeń w procesach AAO i AM-AAO, przeanalizowano zmiany stężenia zanieczyszczeń w typowych cyklach na różnych etapach operacji, jak pokazano na rysunku 3.

W 42. dniu (etap 1) proces AAO charakteryzował się dobrą wydajnością denitryfikacji i usuwania fosforu. Jednakże, duży wpływ ChZT nie poprawił wydajności uwalniania fosforu, a PRA wynosiło w tym czasie 9,13 mg/l. Ponadto NH₄⁺-N został zużyty przed wejściem do zbiornika beztlenowego; następnie zbiornik beztlenowy zredukował wygenerowany NO₃⁻-N do N₂; jednakże zbiornik tlenowy usunął tylko 3,52 mg/l NH₄⁺-N, co może wynikać z długiego HRT w etapie 1 prowadzącego do wzrostu DO powracającego do zbiornika beztlenowego, a większość NH₄⁺-N zakończyła nitryfikację w zbiorniku beztlenowym, co spowodowało przedostanie się niskiego stężenia do zbiornika tlenowego.

W dniu 118 (etap 2), wraz ze spadkiem napływającego ChZT, wydajność uwalniania fosforu i denitryfikacji uległa pogorszeniu. Stężenie uwolnionego fosforu w zbiorniku beztlenowym wyniosło 5,91 mg/L, a stężenie NO₃⁻-N w ściekach ze zbiornika tlenowego wyniosło 8,20 mg/L. Stężenie PO₄³⁻-P w zbiorniku beztlenowym spadło do 2,78 mg/L, co wskazuje, że PO₄³⁻-P został usunięty w zbiorniku beztlenowym. Dodatkowo, w tym czasie współczynnik refluksu cieczy nitryfikacyjnej ustalono na 250%. W porównaniu ze współczynnikami refluksu wynoszącymi 300% i 400%, wydajność usuwania azotu i fosforu oraz substancji organicznych w procesie uległa poprawie, co wskazuje, że zwiększenie refluksu cieczy nitryfikacyjnej w pewnym zakresie może zwiększyć efekt usuwania zanieczyszczeń.

W dniu 207 (etap 4), po dostosowaniu dopływającego NH₄⁺-N i HRT w procesie AM-AAO, stopień usuwania ChZT wyniósł 86.15%; zbiornik tlenowy usunął 13,34 mg/l NH₄⁺-N, pozostałe stężenie TIN wyniosło 7,51 mg/l i wytworzono 4,39 mg/l NO₃⁻-N, a NO₃⁻-N stał się dominującą substancją zanieczyszczającą w ściekach. Nie było znaczącej różnicy w udziale usuwania fosforu pomiędzy zbiornikiem beztlenowym i zbiornikiem tlenowym. Ponadto zwiększenie dopływającego NH₄⁺-N nie miało wpływu na nitryfikację, ale wzrost stężenia dopływającego TIN zmniejszał wydajność denitryfikacji procesu AM-AAO, wpływając w ten sposób na usuwanie TIN.

W dniu 262 (etap 6) temperatura reaktora wynosiła 13 stopni, a stopień usuwania ChZT wynosił w tym czasie 83,67%. W tym samym czasie w zbiorniku beztlenowym uwolniło się 6,95 mg/l fosforu; W zbiorniku beztlenowym zużyto 20,22 mg/L NH₄⁺-N i przeprowadzono denitryfikację, a stężenie NO₃⁻-N w ściekach ze zbiornika beztlenowego wyniosło 5,07 mg/L; w zbiorniku aerobowym utrata TIN wyniosła 1,32 mg/l; stopień usunięcia TIN wyniósł 77,00%, a wypływający TIN zawierał 11,24 mg/l NH₄⁺-N, co wskazuje, że niska temperatura zmniejsza aktywność bakterii nitryfikacyjnych i denitryfikacyjnych, co skutkuje niecałkowitym usunięciem zanieczyszczeń ze ścieków. Ponadto PRA spadło do 6,95 mg/l, a wydajność poboru fosforu w zbiorniku beztlenowym i zbiorniku tlenowym spadła odpowiednio do 2,41 mg/l i 3,61 mg/l, co wskazuje, że spadek temperatury reaktora hamuje skuteczność usuwania fosforu przez PAO, prowadząc do spadku PRA w zbiorniku beztlenowym i wysokiego stężenia fosforu na wylocie.

(Rysunek 3 Zmiany zanieczyszczeń w typowych cyklach: łącznie z (a) 42. dniem procesu AAO, (b) 118. dniem procesu AAO, (c) 207. dniem procesu AM-AAO, (d) Krzywe zmiany stężenia zanieczyszczeń w 262. dniu procesu AM-AAO. Oś pozioma przedstawia proces reakcji, a oś pionowa to stężenie (mg/l) każdego substancja zanieczyszczająca (ChZT, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Zmiany w składzie i zawartości zewnątrzkomórkowych substancji polimerowych (EPS) w procesach AAO i AM-AAO

Podczas eksperymentu określono i przeanalizowano zmiany w składzie i zawartości EPS w dniu 101 (proces AAO) i dniu 255 (proces AM-AAO), jak pokazano na rysunku 4. Ogólnie rzecz biorąc, całkowitą zawartość EPS w dniach 101 i 255 można przypisać wzrostowi zawartości TB-EPS, przy czym PN i PS stanowiły główną część TB-EPS; w 101. dniu całkowita zawartość EPS w zbiorniku beztlenowym, zbiorniku beztlenowym i zbiorniku tlenowym wykazywała tendencję wzrostową (odpowiednio 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS i 0,37 mg/gVSS); wśród nich zawartość EPS znacznie wzrosła na etapie nitryfikacji, co może wynikać z aktywnego metabolizmu mikroorganizmów wewnętrznych, gdy system pracował w warunkach wysokiego stosunku węgla-do{{13}azotu (C/N=5.9) [12]. Jednakże TB-EPS odegrał pozytywną rolę w tworzeniu się kłaczków osadu, podczas gdy S-EPS i LB-EPS miały negatywny wpływ [8]; w tym eksperymencie zawartość S-EPS i LB-EPS była stosunkowo niska, co stworzyło warunki do wzrostu osadu; w hybrydowym systemie osadu-z ciągłym przepływem-filmu rola osadu kłaczkowatego jest niezastąpiona [2].

Ponadto zasady zmiany PN/PS w różnych warstwach osadu w każdym reaktorze były inne. PN w każdym reaktorze było zawsze wyższe niż PS. W 101. dniu stosunki PN/PS w S-EPS, LB-EPS i TB-EPS osadu wynosiły odpowiednio 0,06, 1,62 i 2,67, podczas gdy w 255. dniu wynosiły 0,03, 1,30 i 3,27, co wskazuje, że stosunek PN/PS wykazywał tendencję rosnącą od warstwy zewnętrznej do wewnętrznej warstwa komórek osadu. Jednakże, gdy temperatura reaktora została obniżona do 13 stopni, całkowita zawartość EPS w trzech zbiornikach wykazywała tendencję rosnącą (odpowiednio 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS i 0,63 mg/gVSS). Przyczyną może być to, że mikroorganizmy niezdolne do przystosowania się do niskiej temperatury wymierają lub ulegają autolizie, a te martwe mikroorganizmy uwalniają EPS, co prowadzi do wzrostu zawartości EPS w osadzie, lub niska temperatura indukuje niektóre mikroorganizmy psychrofilne do wydzielania większej ilości EPS, aby przystosować się do spadku temperatury w reaktorze [13].

(Rysunek 4 Zmiany w zawartości i składzie EPS w dniu 101 (proces AAO) i dniu 255 (proces AM-AAO): lewa strona to proces AAO, a prawa strona to proces AM-AAO. Oś pozioma to zbiornik reakcyjny (koniec beztlenowości, koniec beztlenowości, koniec tlenowości) i typ EPS (S, LB, TB). Lewa oś pionowa to zawartość EPS (mg·gVSS⁻¹), a prawa oś pionowa to stosunek PN/PS. Zawiera histogramy PN, PS i całkowitej zawartości EPS oraz wykres liniowy stosunku PN/PS).

2.4 Różnorodność mikrobiologiczna i zasady dynamicznej sukcesji społeczności

Wyniki-wysokoprzepustowego sekwencjonowania wykazały, że liczba sekwencji 14 próbek osadu wyniosła 1 027 419, a liczbę sekwencji OTU w każdej próbce przedstawiono w tabeli 2. Pokrycie próbek przekraczało 0,995, co wskazuje, że wyniki sekwencjonowania miały wysoką dokładność. Grupa D01 opisała początkową strukturę społeczności drobnoustrojów z wysokim indeksem Ace, wskazując, że osad charakteryzował się wysokim bogactwem gatunków drobnoustrojów na początku-uruchomienia systemu. Wraz z transformacją systemu z procesu AAO na proces AM-AAO, wskaźnik Ace spadł, a bogactwo społeczności drobnoustrojów w systemie AM-AAO spadło. Ponadto wskaźnik Simpsona spadł, co wskazuje, że zmniejszyło się zróżnicowanie społeczności drobnoustrojów. Zgodnie ze zmianą wskaźnika Ace, całkowita liczba gatunków w zbiorowości drobnoustrojów biofilmu zbiornika beztlenowego wykazywała tendencję spadkową; spadek wskaźnika Shannona świadczy o zmniejszeniu różnorodności zbiorowiska drobnoustrojów w biofilmie.

Tabela 2 Zmienność wskaźnika różnorodności drobnoustrojów

The main phyla with relative abundance >Przeanalizowano 10% z 14 próbek (ryc. 5a). Dominującymi typami w grupie D01 były Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobakterie (21,98%27,16%), Bacteridota (15,50%18,36%) i Firmicutes (10,37%13,77%); jednakże względna liczebność Actinobacteriota (16,89%19,16%) i Firmicutes (3,83%6,52%) w grupie D110 spadła, a względna liczebność Proteobacteria wzrosła (32,96%~40,75%). W układzie procesowym AM-AAO liczba Actinobacteriota gwałtownie spadła, nawet do niecałych 3% w grupie D237, podczas gdy Proteobacteria (33,72%43,54%), Bacteridota (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% stanowiły Proteobacteria (35,26%) i Bacteridota (30,61%), co wskazuje, że struktura społeczności drobnoustrojów w biofilmie była podobna do struktury osadu czynnego. W próbce M237 względna liczebność Firmicutes spadła do mniej niż 2%, a liczebność Acidobacteriota (5,33%) wzrosła.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Stwierdzono, że dominującym rodzajem w grupie D01 był Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) i Ornithinibacter (3,99%6,41%); po uruchomieniu systemu w procesie AM-AAO względna zawartość Candidatus_Microthrix gwałtownie spadła do 0,02% (grupa D237); natomiast norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 wykazywał tendencję najpierw rosnącą, a następnie malejącą (grupa D237, 1,91%2,91%). Gdy proces przebiegał stabilnie, Azospira stała się jednym ze stosunkowo dominujących rodzajów (grupa D237, 7,37%18,41%). Ponadto rodzaje biofilmu były zasadniczo podobne do osadów, a względna liczebność norank_f__norank_o__Run-SP154 w M194 i M237 wynosiła odpowiednio 6,61% ~ 7,66% i 7,43%.

Do analizy wybrano w sumie 12 rodzajów i 1 rodzinę bakterii-utleniających amoniak (AOB), bakterii utleniających-amoniak (NOB), organizmów akumulujących glikogen-(GAO) i organizmów akumulujących{{5}fosfor (PAO) (Tabela 3). Stwierdzono, że w grupie D01 Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) i Nitrospira (0,04%0,07%) może zapewnić skuteczność utleniania NH₄⁺-N. Spadek Nitrosomonas i Nitrospira w grupie D110 może być spowodowany wysokim współczynnikiem refluksu wewnętrznego, ale Ellin6067 (0,01%0,02%) nie zostało naruszone. W grupie D194 system działał w procesie AM-AAO, a redukcja HRT wymywała NOB i część AOB. Wzrost dopływającego azotu amonowego może być przyczyną wzrostu względnej liczebności powyższych trzech rodzajów w grupie D237 (ryc. 5b). Ponadto AOB (Nitrosomonas i Ellin6067, 0,03%0,07%) i NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) w próbce M237 wykazało niewielki wzrost, co wskazuje, że biofilm pomagał systemowi osadu w osiągnięciu procesu denitryfikacji.

W grupie D01 znajdowało się wiele PAO, w tym Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas i Tetrasphaera. Zmiany Candidatus_Microthrix (10,93% ~ 11,88%) i PAO ze względną obfitością<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 i 0,31%0,39% [14]. W grupie D237 Candidatus_Microthrix został prawie wyeliminowany (0,02%), a PAO, które go zastąpiły w celu usunięcia fosforu, to Defluviimonas (0,70%1,07%) i Dechloromonas (0,95%1,06%); ponadto potwierdzono również, że rodzina Comamonadaceae ma zdolność usuwania fosforu [8], a względna liczebność Comamonadaceae w zbiorniku beztlenowym lub zbiorniku beztlenowym była stosunkowo wysoka, około dwukrotnie większa niż w zbiorniku tlenowym. Ponadto Candidatus_Competibacter i Defluviicoccus były dominującymi rodzajami GAO we wszystkich próbkach, ale liczebność tych dwóch rodzajów w grupie D01 była<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].

(Rysunek 5 Skład społeczności drobnoustrojów: (a) Wykres słupkowy względnej liczebności na poziomie rodzaju. Oś pozioma to próbka, a oś pionowa to względna liczebność/%. Obejmuje główne gromady, takie jak Actinobacteriota i Proteobacteria; (b) Mapa cieplna względnej liczebności na poziomie rodzaju. Oś pozioma to próbka, a oś pionowa to rodzaje dominujące. Głębia koloru wskazuje poziom względnej liczebności)

Tabela 3. Liczebność grup funkcyjnych w 14 próbkach biologicznych

3 Wnioski

Wykorzystując rzeczywiste ścieki jako obiekt oczyszczania, zoptymalizowano warunki operacyjne procesu AM-AAO. Stwierdzono, że gdy proces prowadzono w warunkach HRT=7 h, temperatury około 25 stopni, wewnętrznego refluksu=250%, SRT=40 d, refluksu osadu=50% i szybkości napełniania zbiornika beztlenowego=30%, efekt usuwania zanieczyszczeń był najlepszy. Maksymalny współczynnik usuwania NH₄⁺-N wyniósł 98,57%; stężenie NO₃⁻-N w ściekach, stężenie PO₄³⁻-P, stopień usuwania TIN i stopień usuwania ChZT wynosiły odpowiednio 6,64 mg/l, 0,42 mg/l, 83,08% i 86.16%.

Zbiornik beztlenowy dobrze przeprowadził procesy usuwania materii organicznej i uwalniania fosforu, usuwając 64,51% ChZT i jednocześnie uwalniając 9,77 mg/l fosforu; zbiornik beztlenowy zapewniał dobre reakcje usuwania fosforu denitryfikacyjnego; w zbiorniku tlenowym przeprowadzono pełne procesy nitryfikacji i poboru fosforu, przy współczynniku usuwania NH₄⁺-N i PUAO wynoszącym odpowiednio 97,85% i 59,12 mg.

Gdy proces AM-AAO działał stabilnie, wzrost AOB (Ellin6067 i Nitrosomonas, 0,02% ~ 0,04% → 0,04%0,12%) i NOB (Nitrospira, 0,12%)0.01% → 0.02%0,04%) zapewnił wystarczający postęp nitryfikacji, a stopień usuwania NH₄⁺-N wzrósł o 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter i Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) dominował proces denitryfikacji endogennej; wzrost PAO (rodzina Defluviimonas, Dechloromonas i Comamonadaceae, 3,29%)8,67% → 3,79%~9,35%) było powodem utrzymania dobrej wydajności usuwania fosforu; ponadto struktura społeczności drobnoustrojów w biofilmie zbiornika beztlenowego była zasadniczo podobna do struktury osadu czynnego, co łącznie gwarantowało skuteczność usuwania azotu i fosforu przez system.