Optimització del rendiment i successió de la comunitat microbiana en un procés continu d'MBBR anòxic-AAO de flux-per a l'eliminació millorada de nitrogen i fòsfor de les aigües residuals municipals

Optimització del rendiment i microbiana Successió comunitària del procés d'AAO-de flux anòxic-contínu

En els últims anys, el tractament avançat de les aigües residuals urbanes i la realització del reciclatge de recursos s'han convertit en temes candents en el camp del medi ambient de l'aigua. No obstant això, els processos tradicionals d'eliminació de nitrogen i fòsfor àmpliament adoptats per les plantes de tractament d'aigües residuals no només donen lloc a un malbaratament excessiu de recursos sinó que també augmenten els costos operatius [1]. A més, la disminució gradual de la relació carboni-a-nitrogen (C/N) de les aigües residuals urbanes i les diferències en els entorns de vida de diferents comunitats microbianes funcionals s'han convertit en factors limitants importants per a les tecnologies de tractament d'aigua.

El procés MBBR híbrid de pel·lícula de fang-combina el procés de fang activat amb el procés de biofilm portador en suspensió per aconseguir un enriquiment millorat de microorganismes funcionals, solucionant els problemes de la gran ocupació del sòl i la mala -tolerància a baixa temperatura del procés tradicional de fangs activats [2]. L'any 2008, la planta de tractament d'aigües residuals de Wuxi Lucun a la província de Jiangsu, com a primera planta de tractament d'aigües residuals a la Xina que va dur a terme l'actualització i reconstrucció segons els estàndards de classe IA, va millorar amb èxit l'efecte del tractament afegint portadors suspesos al sistema de fangs [3]; Hu Youbiao et al. [4] va investigar l'efecte de la temperatura en l'eliminació de nitrogen amoníac i matèria orgànica en MBBR i fangs activats, i els resultats van mostrar que la temperatura tenia un impacte menor en MBBR però un impacte més gran en el fang activat; Zhang Ming et al. [5] va utilitzar el procés A²O-MBBR per tractar les aigües residuals domèstiques rurals, aconseguint altes taxes d'eliminació de DQO, nitrogen d'amoníac, TP i TN; Zhou Jiazhong et al. [2] va trobar a través d'experiments a -escala petita que DO, la temperatura es correlacionava positivament amb el sistema híbrid MBBR de pel·lícula de fang-, mentre que la relació C/N influent estava correlacionada negativament.

El procés anòxic MBBR (AM-MBBR) pot realitzar simultàniament la desnitrificació i l'eliminació de fòsfor al tanc anòxic, que també és el procés d'eliminació de fòsfor desnitrificant (DPR). En comparació amb els processos tradicionals de tractament d'aigües residuals, el procés DPR pot estalviar fonts de carboni orgànic i reduir el consum d'oxigen. Zhang Yongsheng [6] et al. va desenvolupar un reactor de biofilm de flux continu-, i els resultats van mostrar que a una temperatura de 20 graus, una concentració de DO de 5,5 mg/L, una càrrega de 2,2 kg/(m³·d) i una condició d'aireació intermitent de 3 h/6 h aeròbics, les concentracions mitjanes de DQO i fòsfor eren de 670 mg/L i 670 mg/l. mg/L, amb taxes d'eliminació del 72,9% i del 78,5%, respectivament.

Tanmateix, per al sistema AM-AAO híbrid de pel·lícula de fangs, hi ha una relació complexa entre el fang floculent en suspensió i el biofilm unit. Estudis anteriors s'han centrat en pràctiques d'enginyeria com ara la licitació i la reconstrucció de plantes de tractament d'aigües residuals, però hi ha pocs estudis sobre nitrificació síncrona i DPR per millorar l'eliminació de nitrogen i fòsfor en sistemes AM-AAO híbrids de-flux continu-film híbrid AM-AO, i l'estabilitat de la tecnologia DPR d'eliminació de contaminants també és un procés difícil d'eliminar.

Aquest estudi va optimitzar les estratègies d'inici-i d'operació dels processos de flux continu{-(AAO) i-flux continu-híbrid de pel·lícules (AM-AAO), centrant-se a investigar els efectes de la velocitat d'aireació, la dosi de farciment, el temps de retenció hidràulica (HRT), la proporció de temperatura de nitrificació i reflux del líquid d'influència sobre la relació C/N. rendiment a llarg termini-d'eliminació de nitrogen i fòsfor del procés AM-MBBR i l'eficiència d'eliminació de fòsfor desnitrificant al tanc anòxic. Al mateix temps, es va estudiar la successió de comunitats microbianes i les regles de canvi de comunitats microbianes funcionals en fangs activats i biofilm.

1 Materials i mètodes

1.1 Dispositiu experimental i paràmetres de funcionament

En aquest estudi es va utilitzar un dispositiu de reacció AAO de flux-contínu (figura 1). Era de vidre orgànic, amb un total de 7 compartiments, cadascun amb una mida de 10 cm × 10 cm × 40 cm; el volum de treball era de 21 L i la relació de volum de cada dipòsit de reacció era anaeròbic: anòxic: aeròbic=2:2:3. Es va adoptar l'agitació mecànica als dipòsits anaeròbics i anòxics; el dipòsit aeròbic utilitzava capçals de sorra d'aireació com a airejadors micro-porosos i força externa per a la barreja d'aigua-de fangs, i la velocitat d'aireació es controlava amb un mesurador de cabal de gas. La concentració de DO al tanc aeròbic del reactor es va controlar a 2 ~ 3 mg/L; el dipòsit de sedimentació secundari era un cilindre amb un volum de treball d'uns 40 L; el temps de retenció del fang (SRT) va ser de 40 dies i la relació de reflux del fang va ser del 50%. El reactor va funcionar durant un total de 263 dies (dividit en 6 etapes de funcionament) i es van afegir farciments de polietilè al dipòsit anòxic a partir del dia 159 per funcionar en el mode AM-AAO. Les condicions específiques de funcionament es mostren a la taula 1.

(Figura 1 Diagrama esquemàtic de l'equip de procés AM-AAO: la figura inclou una galleda d'entrada d'aigua, una bomba peristàltica, un dipòsit anaeròbic, un dipòsit anòxic, un tanc aeròbic, un dipòsit de sedimentació, una galleda de sortida d'aigua, així com un reflux intern, canonades de reflux de fangs i vàlvules de drenatge)

Taula 1 Tipus de sistema de procés i paràmetres de funcionament

1.2 Qualitat dels fangs inoculats i de l'aigua d'influència

Els fangs inoculats en aquest experiment es van extreure de l'excés de fangs descarregats del dipòsit de sedimentació secundari d'una planta de tractament d'aigües residuals. Després de la inoculació, la concentració de fangs (MLSS) al reactor era de 2,3 g/L i els sòlids volàtils del fang (MLSS) era de 2,1 g/L.

L'afluent del reactor eren les aigües residuals domèstiques dels restaurants, que es van afegir al reactor després de filtrar les impureses a través d'una pantalla de filtre. Entre els seus contaminants hi havia NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), DQ (362,1605,1 mg/L) i PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Elements de detecció i mètodes d'anàlisi

1.3.1 Mètodes de detecció rutinàries

Es van recollir mostres d'aigua de fang-de l'afluent, el dipòsit anaeròbic, el tanc anòxic, el tanc aeròbic, el dipòsit de sedimentació i l'efluent, i es van filtrar amb paper de filtre de 0,45 μm. El NH₄⁺-N es va determinar mitjançant l'espectrofotòmetre de Nessler; NO₂⁻-N es va determinar mitjançant fotometria de N{-(1{-naftil) etilendiamina; El NO₃⁻-N es va determinar mitjançant espectrofotometria ultraviolada; El DQO es va determinar mitjançant el detector ràpid de múltiples paràmetres Lianhua 5B-3A; El pH/DO i la temperatura es van determinar mitjançant el detector WTW Multi3620; MLSS es va determinar mitjançant el mètode gravimètric; El MLVSS es va determinar mitjançant el mètode de pèrdua de pes de combustió del forn de mufla [7].

1.3.2 Extracció i detecció de substàncies polimèriques extracel·lulars

Es considera que les substàncies polimèriques extracel·lulars (EPS) estan compostes per polisacàrids (PS), proteïnes (PN) i àcids húmics (HA). Es van separar i extreure tres tipus d'EPS, a saber, substàncies polimèriques extracel·lulars solubles (S-EPS), substàncies polimèriques extracel·lulars poc lligades (LB-EPS) i substàncies polimèriques extracel·lulars estretament unides (TB{-EPS). El mètode de determinació de PS va ser el mètode de l'àcid sulfúric-antrona, i els mètodes de determinació de PN i HA es van modificar el mètode Folin-Lowry [7].

1.3.3 Mètode de càlcul de la taxa d'eliminació de contaminants

La taxa d'eliminació de contaminants (SRE) es va utilitzar per caracteritzar l'eliminació global de contaminants del sistema de procés AM-AAO. Entre ells, Sinf i Seff són les concentracions de contaminants de l'afluent i de l'efluent, respectivament, que poden representar les concentracions massives de contaminants com ara NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD i PO₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD i PO₄⁺-P mg/L.

1.3.4 Mètode de seqüenciació de -alt rendiment

S'ha utilitzat el mètode de-seqüenciació d'alt rendiment d'Illumina. Es van recollir mostres de fangs del dipòsit anaeròbic, el tanc anòxic i el tanc aeròbic els dies 1, 110, 194 i 237 i es van anomenar grup D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grup D110 (D110_A1, D110_A2, D110_A2, D110_O, D110_O, D110_A2, D110_O D194_A2, D194_O) i el grup D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), respectivament; Es van recollir mostres de fangs de biofilm els dies 194 i 237 i es van anomenar M194 i M237, respectivament. Es van analitzar un total de 14 mostres de fangs per detectar canvis en les comunitats microbianes. L'ADN es va extreure mitjançant el kit Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, EUA). La regió V3-V4 del gen de l'ARNr bacterià 16S es va amplificar amb cebadors 338F/806R. Els amplicons purificats es van seqüenciar a la plataforma Illumina MiSeq PE300 (Illumina, EUA) per Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Xangai, Xina) [7].

2 Resultats i discussió

2.1 Normes d'eliminació de contaminants a llarg termini{-en processos AAO i AM-AAO

L'eliminació-de contaminants a llarg termini durant l'operació del procés AAO de-flux continu (etapes 13) i el procés AM-AAO amb farciments de polietilè en suspensió afegits (etapes 46) es mostra a la figura 2.

A l'etapa 1 (1~45 d), la quantitat d'alliberament de PO₄³⁻-P (PRA) al tanc anaeròbic, la quantitat d'absorció de PO₄³⁻{-P al tanc anòxic (PUAA) i la quantitat d'absorció de PO₄³⁻{{-P al tanc aeròbic, (6, 14 26 mg, 6, 10 mg) 87,81 mg, respectivament, i el procés d'absorció de fòsfor es va aconseguir principalment al tanc aeròbic. Les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i nitrogen inorgànic total (TIN) van ser del 92,85% i del 86.37%, respectivament, assegurant l'efecte de desnitrificació. Després d'ajustar l'aireació (DO=2~3 mg/L), l'efecte d'eliminació de NH₄⁺{-N va augmentar fins al 98,68%, i la concentració i la taxa d'eliminació de l'efluent de TIN van ser d'1,75 mg/L i 95,75%, respectivament, cosa que indica que la nitrificació i el procés de desificació són adequats per a la nitrificació; l'efecte d'eliminació de COD al tanc anaeròbic es va debilitar (91,60%). A més, l'ajustament -de DO no va tenir cap efecte sobre l'efluent PO₄³⁻-P, amb una mitjana de 0,47 mg/L, que és coherent amb la conclusió de Yang Sijing et al. [8].

A l'etapa 2 (46~120 d), després d'ajustar HRT=8 h, el rendiment d'eliminació de DQO va fluctuar lleugerament; els valors màxims de PRA, PUAA i PUAO van arribar als 148,01 mg, 81,95 mg i 114,15 mg, cosa que indica que l'augment del flux d'afluent no va afectar l'eliminació de fòsfor i va mantenir un alt rendiment d'eliminació de NH₄⁺-N i TIN. El dia 72, la proporció de reflux líquid de nitrificació es va augmentar al 300% i al 400%. L'augment de la proporció de reflux va disminuir l'efecte d'eliminació de TIN, amb taxes d'eliminació del 80,37% (300%) i del 68,68% (400%), respectivament. Del dia 108 al 120, es va determinar que la proporció de reflux líquid de nitrificació era del 250%. La quantitat d'eliminació de COD al tanc anaeròbic a una proporció de reflux líquid de nitrificació del 250% (127,1 mg/L) era superior o igual a la d'altres (86.2 mg/L, 124,7 mg/L i 128,0 mg/L per al 200%, 300% i 40%, respectivament); les concentracions de fòsfor de l'efluent corresponents a diferents proporcions de reflux eren de 0,52 mg/L, 0,35 mg/L i 0,06 mg/L, cosa que indica que augmentar la proporció de reflux líquid de nitrificació dins d'un determinat rang pot promoure l'eliminació de fòsfor. A més, la proporció de reflux del 250% tenia un bon rendiment de desnitrificació, amb una taxa d'eliminació de TIN del 86.86%.

A l'etapa 3 (121 ~ 158 d), la proporció de reflux líquid de nitrificació es va fixar al 250%. El dia 131, el flux d'influent es va augmentar a 5 L/h, els efectes d'eliminació de DQO i fòsfor van disminuir i les concentracions d'efluents van ser de 73, 3 mg/L i 3, 92 mg/L, respectivament, cosa que indica que l'augment del flux d'influent va donar lloc a més DQO sense tractament. A més, les taxes màximes d'eliminació de NH₄⁺-N i TIN van ser del 93,82% i del 79,12%, respectivament, entre les quals el NO₃⁻{-N es va convertir en el principal contaminant de l'efluent (4,70 mg/L). El dia 139, el flux d'afluent es va reduir a 4 L/h, el DQO i la taxa d'eliminació de l'efluent van ser de 55, 7 mg/L i 85, 97%, respectivament, que va ser superior al rendiment d'eliminació de carboni a HRT=5.6 h, cosa que indica que la reducció de HRT pot conduir a una disminució de l'efecte d'eliminació de COD. A més, les taxes màximes d'eliminació de NH₄⁺-N i TIN van ser del 100% i del 97,41%, cosa que indica que l'ajust de la TRH va promoure la nitrificació i la desnitrificació, però la TRH excessivament curta pot provocar una disminució de l'efecte de desnitrificació. Per tant, quan HRT=7 h, és suficient que les reaccions a cada tanc continuïn completament, i un augment significatiu de la HRT té poc efecte promotor sobre l'efecte de desnitrificació.

El dia 159, es van afegir farciments de polietilè en suspensió del 20% al dipòsit anòxic del procés AAO. A l'etapa 4 (159~209 d), es van millorar els rendiments d'eliminació de COD i PO₄³⁻-P. A partir del dia 172, la concentració de NH₄⁺-N de l'afluent es va augmentar a 64,17 mg/L (C/N{=8.59), el DQO i la taxa d'eliminació de l'efluent van ser de 77,7 mg/L i 86.06%, respectivament. La raó pot ser que el biofilm va créixer lentament i el fang activat va fer la principal contribució a l'eliminació de la majoria de DQO; els farcits en suspensió van augmentar la taxa d'eliminació de PO₄³⁻-P un 1,18%. No obstant això, l'augment de l'afluent NH₄⁺-N al tanc anòxic va comportar la necessitat de més fonts de carboni per al procés de desnitrificació de NO₃⁻-N, que no era propici per a l'alliberament de fòsfor i l'absorció de PAO; al mateix temps, aquesta operació no va reduir completament el NO₃⁻-N, i la concentració mínima d'efluent va ser de 7,30 mg/L. El dia 185, canviant la TRH a 5,6 h, es va trobar que l'efecte d'eliminació de la DQO fluctuava lleugerament, amb una taxa d'eliminació del 86.05%; la concentració de PO₄³⁻-P de l'efluent va augmentar en 0,05 mg/L, acompanyada d'un augment de PUAA (de 13,02 mg a 18,90 mg), cosa que indica que el fang i el biofilm exercien sinèrgicament una certa eficiència d'eliminació de fòsfor. A més, les concentracions de l'efluent NH₄⁺-N, NO₃⁻{-N i TIN eren de 10,23 mg/L, 6,52 mg/L i 16,82 mg/L, respectivament, cosa que indica que la reducció de la TRH conduiria a una disminució de l'eliminació de NH⁺{3}⁺ i l'efecte de l'eliminació de NH⁺{3}⁺ TIN. El dia 195, l'HRT es va tornar a ajustar a 7 h i, en aquest moment, el contingut contaminant de l'efluent va disminuir i les accions d'eliminació de nitrogen i fòsfor i d'eliminació de matèria orgànica del sistema es van recuperar gradualment.

A l'etapa 5 (210~240 d), la concentració de NH₄⁺-N de l'influent es va augmentar a 84,06 mg/L (C/N{=6.28), i el fang activat encara va fer la principal contribució a l'eliminació de matèria orgànica. L'augment de NH₄⁺-N va tenir poc efecte en l'eliminació de DQO. La proporció de COD absorbida al dipòsit anaeròbic va ser del 68, 02%, i la major part de la matèria orgànica va ser absorbida per PAO al dipòsit anaeròbic i sintetitzada en fonts internes de carboni (PHA), i l'alliberament anaeròbic de fòsfor es va completar completament [9]. El PRA màxim va ser de 72,75 mg, i el PUAA i el PUAO van ser de 35,82 mg/L i 48,20 mg/L, respectivament, però la principal contribució a l'absorció de fòsfor encara prové del tanc aeròbic. El dia 221, la proporció d'ompliment es va augmentar fins al 30% i les concentracions de NH₄⁺-N i TIN de l'efluent es van reduir en 4,49 mg/L i 5,16 mg/L, respectivament; entre ells, el NH₄⁺-N i el NO₃⁻-N representaven el 70,11% i el 28,75% de l'efluent TIN, respectivament. El dia 231, la concentració de NH₄⁺-N de l'influent es va ajustar a 66,34 mg/L, i el rendiment d'eliminació de contaminants del sistema va ser bàsicament estable.

A l'etapa 6 (241 ~ 263 d), es va regular la temperatura del reactor per explorar el seu efecte sobre l'eliminació de contaminants. El dia 241, la temperatura es va reduir a 18 graus, la taxa d'eliminació de COD es va reduir al 84,37%, però la regla de canvi de COD no va canviar a causa de la disminució de la temperatura. La proporció d'eliminació al dipòsit anaeròbic va ser la més alta, 62,02%, el procés d'eliminació de fòsfor desnitrificant al dipòsit anòxic va consumir un 26,72% de DQO, la concentració de NO₃⁻-N a l'efluent del tanc aeròbic va ser de 10,44 mg/L de 50,44 mg/L de. NH₄⁺-N va quedar; a més, el PRA es va veure menys afectat per la temperatura, però el rendiment d'absorció de fòsfor del tanc anòxic va disminuir, amb PUAA només 19,77 mg, i el fòsfor es va eliminar en 3,94 mg/L al tanc aeròbic. La majoria dels PAO psicròfils van dur a terme un procés d'absorció de fòsfor aeròbic [10]. Quan la temperatura es va reduir encara més a 13 graus, les taxes d'eliminació de NH₄⁺-N i TIN van disminuir un 6,38% i un 6,25%, respectivament; al mateix temps, PUAA i PUAO van disminuir en 7,77 mg i 15,00 mg, respectivament, cosa que pot estar relacionada amb la disminució de l'activitat microbiana i la capacitat de creixement i metabolisme causada per la disminució de la temperatura. Jin Yu [11] va trobar que quan la temperatura és inferior a 14 graus, és difícil garantir la concentració de contaminants efluents del sistema.

(Figura 2 Eliminació de contaminants als processos AAO i AM-AAO durant el funcionament a llarg-: incloent (c) Corbes de concentració de NH₄⁺{-N que canvien amb els dies de funcionament, (d) Corbes de NOₓ⁻{-N amb canvis de concentració de dies d'operació, Corbes de concentració de dies de funcionament canviant de N amb canvis de dies de funcionament. L'eix horitzontal són els dies d'operació (0~260 d), i els eixos verticals es marquen ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) i la taxa d'eliminació/%, respectivament, a cada etapa de l'operació.

2.2 Regles de canvi de contaminants en cicles típics dels processos AAO i AM-AAO

Per explorar més a fons el mecanisme d'eliminació de contaminants dels processos AAO i AM-AAO, es van analitzar els canvis de concentració de contaminants en cicles típics de diferents etapes de funcionament, tal com es mostra a la figura 3.

El dia 42 (etapa 1), el procés AAO va tenir un bon rendiment de desnitrificació i eliminació de fòsfor. Tanmateix, el DQO d'alt influència no va millorar el rendiment d'alliberament de fòsfor i el PRA era de 9,13 mg/L en aquest moment. A més, NH₄⁺-N es consumia per endavant en entrar al tanc anòxic; després, el dipòsit anòxic va reduir el NO₃⁻-N generat a N₂; tanmateix, el tanc aeròbic només va eliminar 3,52 mg/L de NH₄⁺-N, la qual cosa pot ser degut a la llarga HRT a l'etapa 1 que va provocar un augment del DO tornat al tanc anòxic, i la major part del NH₄⁺{-N havia completat la nitrificació al tanc anòxic, donant lloc a una concentració baixa al tanc anòxic.

El dia 118 (etapa 2), amb la disminució de la DQO de l'influent, es va deteriorar el rendiment de l'alliberament de fòsfor i la desnitrificació. La concentració d'alliberament de fòsfor al dipòsit anaeròbic era de 5,91 mg/L i la concentració de NO₃⁻-N a l'efluent del tanc aeròbic era de 8,20 mg/L. La concentració de PO₄³⁻-P al dipòsit anòxic va disminuir a 2,78 mg/L, cosa que indica que el PO₄³⁻-P es va eliminar al tanc anòxic. A més, la proporció de reflux líquid de nitrificació es va fixar al 250% en aquest moment. En comparació amb les proporcions de reflux del 300% i del 400%, es van millorar les actuacions d'eliminació de nitrogen i fòsfor i eliminació de matèria orgànica del procés, cosa que indica que augmentar el reflux del líquid de nitrificació dins d'un determinat rang pot millorar l'efecte d'eliminació de contaminants.

El dia 207 (etapa 4), després d'ajustar l'afluent NH₄⁺-N i HRT en el procés AM-AAO, la taxa d'eliminació de COD va ser del 86.15%; el tanc aeròbic va eliminar 13,34 mg/L de NH₄⁺-N, la concentració de TIN restant va ser de 7,51 mg/L i es van produir 4,39 mg/L de NO₃⁻-N, i el NO₃⁻{-N es va convertir en el contaminant dominant en el contaminant. No hi va haver cap diferència significativa en la contribució d'eliminació de fòsfor entre el tanc anòxic i el tanc aeròbic. A més, augmentar l'afluent NH₄⁺-N no va afectar la nitrificació, però l'augment de la concentració d'influent de TIN va disminuir el rendiment de desnitrificació del procés AM{-AAO, afectant així l'eliminació de TIN.

El dia 262 (etapa 6), la temperatura del reactor era de 13 graus i la taxa d'eliminació de COD era del 83,67% en aquest moment. Al mateix temps, es van alliberar 6,95 mg/L de fòsfor al dipòsit anaeròbic; El dipòsit anòxic va consumir 20,22 mg/L de NH₄⁺-N i es va dur a terme la desnitrificació, i la concentració de NO₃⁻{-N a l'efluent del dipòsit anòxic va ser de 5,07 mg/L; el tanc aeròbic va tenir una pèrdua de TIN d'1,32 mg/L; la taxa d'eliminació de TIN va ser del 77,00% i el TIN efluent contenia 11,24 mg/L de NH₄⁺-N, cosa que indica que la baixa temperatura va reduir l'activitat dels bacteris nitrificants i els bacteris desnitrificants, donant lloc a l'eliminació incompleta de contaminants a les aigües residuals. A més, el PRA va disminuir fins a 6,95 mg/L, i el rendiment de l'absorció de fòsfor del tanc anòxic i el tanc aeròbic va disminuir a 2,41 mg/L i 3,61 mg/L, respectivament, cosa que indica que la disminució de la temperatura del reactor va inhibir el rendiment d'eliminació de fòsfor dels PAO, donant lloc a la disminució del PRA i la concentració elevada de fosforà.

(Figura 3 Canvis de contaminants en cicles típics: incloent (a) el dia 42 del procés AAO, (b) el dia 118 del procés AAO, (c) el dia 207 del procés AM-AAO, (d) les corbes de canvi de concentració de contaminants el dia 262 del procés AM{-AAO. de cada contaminant (DQO, NH₄⁺-N, NO₃⁻{-N, PO₄³⁻{-P))

2.3 Canvis en la composició i el contingut de les substàncies polimèriques extracel·lulars (EPS) en els processos AAO i AM-AAO

Durant l'experiment, es van determinar i analitzar els canvis en la composició i el contingut de l'EPS el dia 101 (procés AAO) i el dia 255 (procés AM-AAO), tal com es mostra a la figura 4. En general, el contingut d'EPS total els dies 101 i 255 es pot atribuir a l'augment del contingut de TB{-EPS, i de la part principal del contingut de TB{-EPS, i de la part principal de PN{7}}TB; el dia 101, el contingut total d'EPS al dipòsit anaeròbic, el tanc anòxic i el tanc aeròbic va mostrar una tendència creixent (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS i 0,37 mg/gVSS, respectivament); entre ells, el contingut d'EPS va augmentar significativament durant l'etapa de nitrificació, que pot ser degut al metabolisme actiu dels microorganismes interns quan el sistema funcionava en condicions d'alta proporció de carboni-a-nitrogen (C/N=5.9) [12]. Tanmateix, la TB-EPS va tenir un paper positiu en la formació de flocs de fangs, mentre que S{-EPS i LB-EPS van tenir efectes negatius [8]; en aquest experiment, els continguts de S-EPS i LB-EPS eren relativament baixos, cosa que va crear condicions per al creixement dels fangs; en el sistema híbrid de pel·lícula-de fang de flux continu-, el paper dels fangs floculents és insubstituïble [2].

A més, les regles de canvi de PN/PS en diferents capes de fang a cada dipòsit de reacció eren diferents. El PN a cada dipòsit de reacció sempre era superior al PS. El dia 101, les ràtios PN/PS en S-EPS, LB-EPS i TB{-EPS de fangs eren de 0,06, 1,62 i 2,67, respectivament, mentre que el dia 255, eren de 0,03, 1,30, i mostraven una tendència de 27 PN/PS3. capa exterior a la capa interna de cel·les de fang. Tanmateix, quan la temperatura del reactor es va reduir a 13 graus, el contingut total d'EPS als tres dipòsits va mostrar una tendència creixent (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS i 0,63 mg/gVSS, respectivament). La raó pot ser que els microorganismes incapaços d'adaptar-se a la baixa temperatura van morir o s'autolitzaven, i aquests microorganismes morts van alliberar EPS, donant lloc a un augment del contingut d'EPS dels fangs, o la baixa temperatura va induir alguns microorganismes psicròfils a segregar més EPS per adaptar-se a la disminució de la temperatura del reactor [13].

(Figura 4 Canvis en el contingut i la composició d'EPS el dia 101 (procés AAO) i el dia 255 (procés AM-AAO): el costat esquerre és el procés AAO i el costat dret és el procés AM-AAO. L'eix horitzontal és el tanc de reacció (final de l'anaeròbic, final de l'anòxic, final de l'aeròbic, LB) i el contingut EPS a l'esquerra (SBS, TB) i vertical. (mg·gVSS⁻¹), i l'eix vertical dret és la relació PN/PS Inclou histogrames del contingut PN, PS i EPS total i un gràfic de línies de la relació PN/PS.

2.4 Regles de successió comunitària dinàmica de la diversitat microbiana i de la població

Els resultats de la seqüenciació d'alt rendiment-va mostrar que el nombre de seqüències de les 14 mostres de fang era 1.027.419, i el nombre de seqüències OTU de cada mostra es mostra a la taula 2. La cobertura de les mostres era superior a 0,995, cosa que indica que els resultats de la seqüenciació tenien una alta precisió. El grup D01 va descriure l'estructura inicial de la comunitat microbiana, amb un alt índex Ace, cosa que indica que el fang tenia una gran riquesa d'espècies microbianes a l'inici-del sistema. Amb la transformació del sistema del procés AAO a AM-AAO, l'índex Ace va disminuir i la riquesa de la comunitat microbiana al sistema AM-AAO va disminuir. A més, l'índex de Simpson va disminuir, cosa que indica que la diversitat de la comunitat microbiana va disminuir. Segons el canvi d'índex d'Ace, el nombre total d'espècies de la comunitat microbiana del biofilm del tanc anòxic va mostrar una tendència decreixent; la disminució de l'índex de Shannon va demostrar que la diversitat de la comunitat microbiana en el biofilm va disminuir.

Taula 2 Variació de l'índex de diversitat microbiana

The main phyla with relative abundance >Es va analitzar el 10% de les 14 mostres (figura 5a). Els phyla dominants del grup D01 eren Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobacteris (21,98%)27,16%), Bacteroidota (15,50%)18,36%), i Firmicutes (10,37%)13,77%); tanmateix, les abundàncies relatives d'Actinobacteriota (16,89%19,16%) i Firmicutes (3,83%El 6,52%) al grup D110 va disminuir i l'abundància relativa de Proteobacteris va augmentar (32,96% ~ 40,75%). En el sistema de procés AM-AAO, Actinobacteriota va disminuir ràpidament, fins i tot a menys del 3% al grup D237, mentre que 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 >El 10% eren Proteobacteris (35,26%) i Bacteroidota (30,61%), cosa que indica que l'estructura de la comunitat microbiana del biofilm era similar a la del fang activat. A la mostra M237, l'abundància relativa de Firmicutes va disminuir a menys del 2% i l'abundància d'Acidobacteriota (5,33%) va augmentar.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Es va trobar que els gèneres dominants del grup D01 eren 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%); després que el sistema s'hagi operat en el procés AM-AAO, l'abundància relativa de Candidatus_Microthrix va baixar bruscament fins al 0,02% (grup D237); mentre que norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 va mostrar una tendència de primer augment i després de disminució (grup D237, 1,91%2,91%). Quan el procés va funcionar de manera estable, Azospira es va convertir en un dels gèneres relativament dominants (grup D237, 7,37%18,41%). A més, els gèneres de biofilm eren bàsicament similars als fangs, i les abundàncies relatives de norank_f__norank_o__Run-SP154 a M194 i M237 eren del 6,61% ~ 7,66% i 7,43%, respectivament.

Es van seleccionar per a l'anàlisi un total de 12 gèneres i 1 família de bacteris oxidants d'amoníac (AOB), bacteris oxidants de nitrits (NOB), organismes acumuladors de glicogen- (GAO) i organismes acumuladors de fòsfor{{5} (PAO) al sistema (taula 3). Es va trobar que en el grup D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%)0,02%), i Nitrospira (0,04%0,07%) pot assegurar el rendiment d'oxidació de NH₄⁺-N. La disminució de Nitrosomonas i Nitrospira al grup D110 pot ser causada per l'alta proporció de reflux intern, però Ellin6067 (0,01%El 0,02%) no es va molestar. Al grup D194, el sistema funcionava amb el procés AM-AAO i la reducció de la TRH va eliminar el NOB i alguns AOB. L'augment del nitrogen d'amoníac influent pot ser el motiu de l'augment de les abundàncies relatives dels tres gèneres anteriors del grup D237 (figura 5b). A més, AOB (Nitrosomonas i Ellin6067, 0,03%0,07%) i NOB (Nitrospira, 0,01%El 0,02%) a la mostra M237 va mostrar un lleuger augment, cosa que indica que el biofilm va ajudar el sistema de fangs a aconseguir el procés de desnitrificació.

Hi havia una àmplia gamma de PAO al grup D01, incloent Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas i Tetrasphaera. Els canvis de Candidatus_Microthrix (10,93% ~ 11,88%) i PAO amb relativa abundància<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]. Al grup D237, Candidatus_Microthrix va ser gairebé eliminat (0,02%), i els PAO que el van substituir per exercir la funció d'eliminació de fòsfor van ser Defluviimonas (0,70%)1,07%) i Dechloromonas (0,95%1,06%); a més, també s'ha confirmat que la família Comamonadaceae té un rendiment d'eliminació de fòsfor [8], i l'abundància relativa de Comamonadaceae al tanc anaeròbic o al tanc anòxic era relativament alta, aproximadament el doble que el tanc aeròbic. A més, Candidatus_Competibacter i Defluviicoccus van ser els gèneres dominants de GAO en totes les mostres, però les abundàncies dels dos gèneres del grup D01 van ser<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 Composició de la comunitat microbiana: (a) Gràfic de barres de l'abundància relativa a nivell del fílum. L'eix horitzontal és la mostra i l'eix vertical és l'abundància relativa/%. Inclou els principals fils com Actinobacteriota i Proteobacteria; (b) Mapa de calor de l'abundància relativa a nivell de gènere. L'eix horitzontal és el nivell dominant del gènere. d'abundància relativa)

Taula 3 Abundància de grups funcionals en 14 mostres biològiques

3 Conclusions

Utilitzant les aigües residuals reals com a objecte de tractament, es van optimitzar les condicions de funcionament del procés AM-AAO. Es va trobar que quan el procés es va operar en condicions de HRT=7 h, temperatura d'uns 25 graus, reflux intern =250%, SRT=40 d, reflux de fangs =50% i taxa d'ompliment del tanc anòxic =30%, l'efecte d'eliminació de contaminants va ser el millor. La taxa màxima d'eliminació de NH₄⁺-N va ser del 98,57%; la concentració de NO₃⁻-N de l'efluent, la concentració de PO₄³⁻-P, la taxa d'eliminació de TIN i la taxa d'eliminació de DQO van ser de 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% i 86.16%, respectivament.

El dipòsit anaeròbic va realitzar uns bons processos d'eliminació de matèria orgànica i alliberament de fòsfor, amb un 64,51% de DQO eliminat i 9,77 mg/L de fòsfor alliberat al mateix temps; el dipòsit anòxic va realitzar bones reaccions d'eliminació de fòsfor desnitrificant; el tanc aeròbic va realitzar processos complets de nitrificació i absorció de fòsfor, amb la taxa d'eliminació de NH₄⁺-N i PUAO del 97,85% i 59,12 mg, respectivament.

Quan el procés AM-AAO funcionava de manera estable, l'augment d'AOB (Ellin6067 i Nitrosomonas, 0,02% ~ 0,04% → 0,04%0,12%) i NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%El 0,04%) va assegurar el progrés suficient de la nitrificació i la taxa d'eliminació de NH₄⁺-N va augmentar un 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter i Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%el 4,46%) va dominar el procés de desnitrificació endògena; el creixement de les PAO (família Defluviimonas, Dechloromonas i Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79% ~ 9,35%) va ser la raó per mantenir un bon rendiment d'eliminació de fòsfor; a més, l'estructura de la comunitat microbiana del biofilm del tanc anòxic era bàsicament similar a la del fang activat, que garantia conjuntament el rendiment d'eliminació de nitrogen i fòsfor del sistema.