Оптимизиране на производителността и приемственост на микробната общност в непрекъснат -поточен аноксичен MBBR-процес на AAO за подобрено отстраняване на азот и фосфор от битови отпадни води

Оптимизиране на производителността и микробни Последователност на общността на процес с непрекъснат-поток, аноксичен MBBR-AAO

През последните години усъвършенстваното пречистване на градските отпадъчни води и реализирането на рециклиране на ресурси се превърнаха в горещи теми в областта на водната среда. Въпреки това, традиционните процеси за отстраняване на азот и фосфор, широко възприети от пречиствателните станции за отпадъчни води, не само водят до прекомерна загуба на ресурси, но също така увеличават оперативните разходи [1]. Освен това, постепенното намаляване на съотношението на въглерод-към-азот (C/N) в градските отпадни води и разликите в жизнената среда на различните функционални микробни общности се превърнаха във важни ограничаващи фактори за технологиите за пречистване на водата.

Хибридният MBBR процес с утайка-филм съчетава процеса на активирана утайка с процеса на суспендиран носител на биофилм, за да се постигне подобрено обогатяване на функционални микроорганизми, решавайки проблемите с окупацията на голяма земя и слабата поносимост на ниски{1}}температури на традиционния процес на активирана утайка [2]. През 2008 г. пречиствателната станция за отпадъчни води Wuxi Lucun в провинция Дзянсу, като първата пречиствателна станция за отпадъчни води в Китай, извършила надграждането и реконструкцията до стандарти от клас IA, успешно подобри ефекта на пречистване чрез добавяне на суспендирани носители към системата за утайки [3]; Hu Youbiao и др. [4] изследва ефекта на температурата върху отстраняването на амонячен азот и органични вещества в MBBR и активната утайка и резултатите показват, че температурата има по-малко влияние върху MBBR, но по-голямо въздействие върху активната утайка; Zhang Ming и др. [5] използваха процеса A²O-MBBR за пречистване на битови отпадни води в селските райони, постигайки високи нива на отстраняване на COD, амонячен азот, TP и TN; Zhou Jiazhong и др. [2] откри чрез експерименти с малък{13}}мащаб, че DO, температурата са корелирани положително с хибридната MBBR система с филм от утайка-, докато съотношението C/N на влиянието е корелирано отрицателно.

Аноксичният MBBR (AM-MBBR) процес може да реализира едновременна денитрификация и отстраняване на фосфор в аноксичния резервоар, което също е процес на денитрифициращо отстраняване на фосфор (DPR). В сравнение с традиционните процеси за пречистване на отпадъчни води, DPR процесът може да спести източници на органичен въглерод и да намали консумацията на кислород. Zhang Yongsheng [6] и др. разработиха реактор с непрекъснат -поточен биофилм и резултатите показаха, че при температура от 20 градуса, концентрация на DO от 5,5 mg/L, натоварване от 2,2 kg/(m³·d) и състояние на периодична аерация от анаеробни 3 часа/аеробни 6 часа, средните концентрации на COD и фосфор в отпадъчните води са 76 mg/L и 0,67 mg/L, със степен на отстраняване съответно 72,9% и 78,5%.

Въпреки това, за хибридната AM-AAO система с утайка-филм съществува сложна връзка между суспендираната флокулентна утайка и прикрепения биофилм. Предишни проучвания бяха насочени към инженерни практики като наддаване и реконструкция на пречиствателни станции за отпадъчни води, но има малко проучвания за синхронна нитрификация и DPR за подобряване на отстраняването на азот и фосфор в непрекъснати -поточни утайки-филмови хибридни AM-AAO системи и стабилността на ефективността на отстраняване на замърсителите на този процес чрез DPR технология също е една от трудностите.

Това проучване оптимизира-стратегиите за стартиране и работа на процесите с непрекъснат-поток (AAO) и непрекъснат-поток на утайка-хибрид с филм (AM-AAO), като се фокусира върху изследване на ефектите от скоростта на аериране, дозировката на пълнителя, хидравличното време на задържане (HRT), коефициентът на обратен хладник на нитрификационната течност, съотношението C/N на потока и температурата върху дългосрочното -отстраняване на азот и фосфор от процеса AM-MBBR и ефективността на денитрифициращото отстраняване на фосфор в аноксичния резервоар. В същото време бяха изследвани последователността на микробните общности и правилата за промяна на функционалните микробни общности в активната утайка и биофилма.

1 Материали и методи

1.1 Експериментално устройство и работни параметри

В това изследване беше използвано -реакционно устройство за AAO с непрекъснат поток (Фигура 1). Изработена е от органично стъкло, с общо 7 отделения, всяко с размери 10 cm × 10 cm × 40 cm; работният обем беше 21 L, а обемното съотношение на всеки реакционен резервоар беше анаеробно: аноксично: аеробно=2:2:3. Механичното разбъркване беше прието в анаеробните и аноксичните резервоари; аеробният резервоар използва аериращи пясъчни глави като микро-порести аератори и външна сила за смесване на утайка-вода, а скоростта на аериране се контролира от дебитомер за газ. Концентрацията на DO в аеробния резервоар на реактора се контролира на 2~3 mg/L; вторичният утаител беше цилиндър с работен обем около 40 L; времето на задържане на утайката (SRT) е 40 d, а коефициентът на обратен хладник на утайката е 50%. Реакторът е работил общо 263 дни (разделени на 6 работни етапа) и са добавени полиетиленови пълнители към аноксичния резервоар, започвайки от 159-ия ден, за да работи в режим AM-AAO. Специфичните работни условия са показани в таблица 1.

(Фигура 1 Схематична диаграма на технологично оборудване на AM-AAO: Фигурата включва кофа за входяща вода, перисталтична помпа, анаеробен резервоар, резервоар за аноксична среда, аеробен резервоар, резервоар за утаяване, кофа за изпускане на вода, както и вътрешен обратен хладник, тръбопроводи за обратен хладник на утайки и дренажни клапани)

Таблица 1 Тип технологична система и работни параметри

1.2 Инокулирана утайка и качество на входящата вода

Инокулираната утайка в този експеримент беше взета от излишната утайка, изхвърлена от резервоара за вторично утаяване на пречиствателна станция за отпадъчни води. След инокулацията концентрацията на утайката (MLSS) в реактора беше 2,3 g/L, а летливите твърди вещества в утайката (MLVSS) бяха 2,1 g/L.

Притокът на реактора беше действителна битова канализация от ресторанти, която беше добавена към реактора след филтриране на примесите през филтърна мрежа. Неговите замърсители включват NH₄⁺-N (35.0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO3⁻-N (00,05 mg/L), COD (362,1605,1 mg/L) и PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Елементи за откриване и методи за анализ

1.3.1 Рутинни методи за откриване

Пробите от-водна утайка бяха събрани от входящия поток, анаеробния резервоар, аноксичния резервоар, аеробен резервоар, резервоара за утаяване и отпадъчните води и бяха филтрирани с 0,45 μm филтърна хартия. NH4⁺-N се определя чрез спектрофотометър на Nessler; NO₂⁻-N се определя чрез N-(1-нафтил) етилендиамин фотометрия; NO3⁻-N се определя чрез ултравиолетова спектрофотометрия; ХПК се определя от Lianhua 5B-3A многопараметърен бърз детектор за ХПК; pH/DO и температурата се определят с WTW Multi3620 детектор; MLSS се определя чрез гравиметричен метод; MLVSS се определя чрез метода на загуба на тегло при изгаряне в муфелна пещ [7].

1.3.2 Екстракция и откриване на извънклетъчни полимерни вещества

Извънклетъчните полимерни вещества (EPS) се считат за съставени от полизахариди (PS), протеини (PN) и хуминови киселини (HA). Три вида EPS, а именно разтворими извънклетъчни полимерни вещества (S-EPS), слабо свързани извънклетъчни полимерни вещества (LB-EPS) и здраво свързани извънклетъчни полимерни вещества (TB-EPS), бяха разделени и екстрахирани. Методът за определяне на PS беше методът на -антрон със сярна киселина, а методите за определяне на PN и HA бяха модифицираният метод на Folin-Lowry [7].

1.3.3 Метод за изчисляване на степента на отстраняване на замърсителите

Степента на отстраняване на замърсители (SRE) беше използвана за характеризиране на цялостното отстраняване на замърсители от технологичната система AM-AAO. Сред тях Sinf и Seff са концентрациите на замърсители съответно на входящия и отпадъчния поток, които могат да представляват масовите концентрации на замърсители като NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD и PO₄³⁻-P във входящия и отпадъчни води, mg/L.

1.3.4 Метод за последователност с висока-пропускливост

Използван е методът на Ilumina за високо{0}}пропускателна последователност. Проби от утайка от анаеробния резервоар, аноксичен резервоар и аеробен резервоар на дни 1, 110, 194 и 237 бяха събрани и наименувани като група D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), група D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), група D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) и група D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), съответно; проби от утайки от биофилм на дни 194 и 237 бяха събрани и наречени съответно като M194 и M237. Общо 14 проби от утайки бяха анализирани за промени в микробните общности. ДНК се екстрахира с помощта на комплект Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Санта Ана, Калифорния, САЩ). V3-V4 областта на бактериалния 16S rRNA ген се амплифицира с 338F/806R праймери. Пречистените ампликони бяха секвенирани на платформата Illumina MiSeq PE300 (Illumina, САЩ) от Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Шанхай, Китай) [7].

2 Резултати и дискусия

2.1 Дългосрочни-правила за отстраняване на замърсители в AAO и AM-AAO процеси

Дългосрочното-отстраняване на замърсителите по време на работата на непрекъснат{1}}проточен AAO процес (Етапи 13) и AM-AAO процес с добавени суспендирани полиетиленови пълнители (Етапи 46) е показано на фигура 2.

В Етап 1 (1~45 d) количеството на освобождаване на PO₄³⁻-P в анаеробния резервоар, количеството на усвояване на PO₄³⁻-P в аноксичния резервоар (PUAA) и количеството на усвояване на PO₄³⁻-P в аеробния резервоар (PUAO) бяха 66,06 mg, 14,22 mg и 87,81 mg, съответно, и процесът на усвояване на фосфор е постигнат главно в аеробния резервоар. Скоростите на отстраняване на NH4⁺-N и общия неорганичен азот (TIN) бяха съответно 92,85% и 86.37%, осигурявайки ефекта на денитрификация. След фина -настройка на аерацията (DO=2~3 mg/L), ефектът на отстраняване на NH₄⁺-N се увеличи до 98,68%, а концентрацията на TIN в изтичащия поток и скоростта на отстраняване бяха съответно 1,75 mg/L и 95,75%, което показва, че правилното регулиране на DO благоприятства процесите на нитрификация и денитрификация; ефектът на отстраняване на COD в анаеробния резервоар отслабва (91,60%). В допълнение, фината -настройка на DO няма ефект върху изтичащия PO₄³⁻-P със средно 0,47 mg/L, което е в съответствие със заключението на Yang Sijing et al. [8].

В Етап 2 (46~120 d), след коригиране на HRT=8 h, ефективността на отстраняване на COD леко се колебае; максималните стойности на PRA, PUAA и PUAO достигнаха 148,01 mg, 81,95 mg и 114,15 mg, което показва, че увеличаването на входящия поток не е повлияло на отстраняването на фосфор и поддържа висока производителност на отстраняване на NH₄⁺-N и TIN. На ден 72 коефициентът на обратен хладник на нитрификационната течност беше увеличен до 300% и 400%. Увеличаването на коефициента на обратен хладник намалява ефекта на отстраняване на TIN, със скорости на отстраняване съответно 80,37% (300%) и 68,68% (400%). От ден 108 до 120, коефициентът на обратен хладник на нитрификационната течност е определен на 250%. Количеството за отстраняване на COD в анаеробния резервоар при коефициент на обратен хладник на нитрификационната течност от 250% (127,1 mg/L) е по-високо или равно на това на другите (86.2 mg/L, 124,7 mg/L и 128,0 mg/L за 200%, 300% и 400% съответно); концентрациите на фосфор в изтичащия поток, съответстващи на различни коефициенти на обратен хладник, бяха 0,52 mg/L, 0,35 mg/L и 0,06 mg/L, което показва, че увеличаването на коефициента на обратен хладник на нитрификационната течност в определен диапазон може да насърчи отстраняването на фосфора. В допълнение, коефициентът на обратен хладник от 250% има добра производителност на денитрификация, със степен на отстраняване на TIN от 86.86%.

В Етап 3 (121~158 d), коефициентът на обратен хладник на нитрификационната течност беше фиксиран на 250%. На ден 131 входящият поток беше увеличен до 5 L/h, ефектите на COD и премахването на фосфора намаляха и концентрациите на отпадъчните води бяха съответно 73,3 mg/L и 3,92 mg/L, което показва, че увеличаването на входящия поток доведе до изпускане на повече COD без пречистване. В допълнение, максималните нива на отстраняване на NH4⁺-N и TIN са съответно 93,82% и 79,12%, сред които NO3⁻-N става основният замърсител в отпадъчните води (4,70 mg/L). На ден 139 входящият поток беше намален до 4 L/h, изтичащата ХПК и скоростта на отстраняване бяха съответно 55,7 mg/L и 85,97%, което беше по-високо от ефективността на отстраняване на въглерод при HRT=5.6 h, което показва, че намаляването на ХЗТ може да доведе до намаляване на ефекта на отстраняване на ХПК. В допълнение, максималните скорости на отстраняване на NH4⁺-N и TIN са 100% и 97,41%, което показва, че регулирането на ХЗТ насърчава нитрификацията и денитрификацията, но прекалено краткото ХЗТ може да доведе до намаляване на ефекта на денитрификация. Следователно, когато HRT=7 h, е достатъчно реакциите във всеки резервоар да протичат напълно и значителното увеличение на HRT има малък стимулиращ ефект върху ефекта на денитрификация.

На ден 159, 20% суспендирани полиетиленови пълнители бяха добавени към аноксичния резервоар на AAO процеса. В Етап 4 (159~209 d) показателите за отстраняване на COD и PO₄³⁻-P бяха подобрени. Започвайки от ден 172, входящата концентрация на NH4⁺-N беше повишена до 64,17 mg/L (C/N=8.59), ХПК в изтичащия поток и скоростта на отстраняване бяха съответно 77,7 mg/L и 86.06%. Причината може да е, че биофилмът нараства бавно и активната утайка има основен принос за отстраняването на повечето COD; суспендираните пълнители повишават степента на отстраняване на PO₄³⁻-P с 1,18%. Въпреки това, увеличаването на вливащия се NH4⁺-N в аноксичния резервоар доведе до необходимостта от повече източници на въглерод за процеса на денитрификация на NO3⁻-N, което не благоприятства освобождаването на фосфор и усвояването на PAOs; в същото време тази операция не намали напълно NO₃⁻-N и минималната концентрация на отпадъчни води беше 7,30 mg/L. На ден 185, променяйки ХЗТ на 5,6 часа, беше установено, че ефектът на премахване на ХПК варира леко, със степен на отстраняване от 86.05%; концентрацията на изтичащия PO₄³⁻-P се повишава с 0,05 mg/L, придружено от увеличение на PUAA (от 13,02 mg на 18,90 mg), което показва, че утайката и биофилмът синергично упражняват определена ефективност на отстраняване на фосфора. В допълнение, концентрациите на NH4⁺-N, NO3⁻-N и TIN в изтичащия поток са съответно 10,23 mg/L, 6,52 mg/L и 16,82 mg/L, което показва, че намаляването на ХЗТ ще доведе до намаляване на ефектите на отстраняване на NH4⁺-N и TIN. На ден 195 HRT се коригира обратно на 7 часа и по това време съдържанието на замърсители в отпадъчните води намалява и ефективността на отстраняването на азот и фосфор и отстраняването на органични вещества на системата постепенно се възстановява.

В Етап 5 (210~240 d), вливащата се концентрация на NH4⁺-N беше повишена до 84,06 mg/L (C/N=6.28), а активната утайка все още имаше основния принос за отстраняването на органична материя. Увеличаването на NH4⁺-N има малък ефект върху отстраняването на COD. Делът на ХПК, абсорбиран в анаеробния резервоар, е 68,02%, а по-голямата част от органичната материя се абсорбира от PAO в анаеробния резервоар и се синтезира във вътрешни въглеродни източници (PHA), а анаеробното освобождаване на фосфор е напълно завършено [9]. Максималната PRA е 72,75 mg, а PUAA и PUAO са съответно 35,82 mg/L и 48,20 mg/L, но основният принос за усвояването на фосфор все още идва от аеробния резервоар. На ден 221 коефициентът на запълване беше увеличен до 30%, а концентрациите на NH4⁺-N и TIN в изтичащия поток бяха намалени съответно с 4,49 mg/L и 5,16 mg/L; сред тях NH4⁺-N и NO3⁻-N представляват съответно 70,11% и 28,75% от изходящия TIN. На ден 231 вливащата се концентрация на NH4⁺-N беше коригирана до 66,34 mg/L и ефективността на отстраняването на замърсителите на системата беше основно стабилна.

В Етап 6 (241~263 d), температурата на реактора се регулира, за да се проучи нейният ефект върху отстраняването на замърсителите. На ден 241 температурата беше намалена до 18 градуса, степента на отстраняване на COD намаля до 84,37%, но правилото за промяна на COD не се промени поради понижаването на температурата. Делът на отстраняване в анаеробния резервоар беше най-висок, 62,02%, процесът на денитрифициращо отстраняване на фосфор в аноксичния резервоар изразходва 26,72% от COD, концентрацията на NO₃⁻-N в отпадъчните води на аеробния резервоар беше 10,44 mg/L и 8,50 mg/L от NH4⁺-N остава; в допълнение, PRA се влияе по-малко от температурата, но ефективността на усвояване на фосфор от аноксичния резервоар намалява, с PUAA само 19,77 mg, а фосфорът се отстранява с 3,94 mg/L в аеробния резервоар. Повечето психрофилни PAO извършват аеробен процес на усвояване на фосфор [10]. Когато температурата беше допълнително намалена до 13 градуса, скоростите на отстраняване на NH4⁺-N и TIN намаляха съответно с 6,38% и 6,25%; в същото време PUAA и PUAO намаляват съответно със 7,77 mg и 15,00 mg, което може да е свързано с намаляването на микробната активност и капацитета на растежа и метаболизма, причинени от понижаването на температурата. Jin Yu [11] установи, че когато температурата е по-ниска от 14 градуса, е трудно да се гарантира концентрацията на замърсители в отпадъчните води на системата.

(Фигура 2 Отстраняване на замърсители в процеси на AAO и AM-AAO по време на дългосрочна-експлоатация: Включително (c) Криви на концентрацията на NH₄⁺-N, променящи се с дните на работа, (d) Криви на концентрацията на NOₓ⁻-N, променящи се с дните на работа, (e) Криви на скоростта на отстраняване на TIN, променящи се с дните на работа. Хоризонталната ос е операцията дни (0~260 d), а вертикалните оси са съответно ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) и скорост на отстраняване/%, всеки етап на работа е отбелязан на кривите.

2.2 Правила за промяна на замърсителите в типични цикли на AAO и AM-AAO процеси

За по-нататъшно изследване на механизма за отстраняване на замърсителите при процесите AAO и AM-AAO бяха анализирани промените в концентрацията на замърсители в типични цикли на различни етапи на работа, както е показано на Фигура 3.

На 42-ия ден (Етап 1) процесът на AAO има добри показатели за денитрификация и отстраняване на фосфор. Въпреки това, високото влияние на COD не подобри ефективността на освобождаване на фосфор и PRA беше 9,13 mg/L по това време. В допълнение, NH4⁺-N е изразходван предварително при влизане в аноксичния резервоар; след това аноксичният резервоар редуцира генерирания NO3⁻-N до N₂; въпреки това аеробният резервоар отстрани само 3,52 mg/L NH4⁺-N, което може да се дължи на дългата ХЗТ в Етап 1, водеща до увеличаване на DO, върнат в аноксичния резервоар, и повечето от NH4⁺-N са завършили нитрификация в аноксичния резервоар, което води до ниска концентрация, навлизаща в аеробния резервоар.

На ден 118 (Етап 2), с намаляването на вливащата ХПК, освобождаването на фосфор и ефективността на денитрификация се влошиха. Концентрацията на освобождаване на фосфор в анаеробния резервоар е 5,91 mg/L, а концентрацията на NO3⁻-N в изтичащия поток от аеробния резервоар е 8,20 mg/L. Концентрацията на PO₄³⁻-P в аноксичния резервоар намаля до 2,78 mg/L, което показва, че PO₄³⁻-P е отстранен в аноксичния резервоар. Освен това коефициентът на обратен хладник на нитрификационната течност беше фиксиран на 250% по това време. В сравнение с коефициентите на обратен хладник от 300% и 400%, ефективността на процеса на отстраняване на азот и фосфор и отстраняване на органична материя беше подобрена, което показва, че увеличаването на обратния хладник на нитрификационната течност в определен диапазон може да подобри ефекта на отстраняване на замърсителите.

На ден 207 (Етап 4), след регулиране на входящия NH4⁺-N и HRT в AM-AAO процеса, степента на отстраняване на COD беше 86.15%; аеробният резервоар отстранява 13,34 mg/L NH4⁺-N, оставащата концентрация на TIN е 7,51 mg/L и се произвеждат 4,39 mg/L NO3⁻-N и NO3⁻-N става доминиращият замърсител в отпадъчните води. Няма значителна разлика в приноса за отстраняване на фосфор между аноксичния резервоар и аеробния резервоар. В допълнение, увеличаването на входящия NH4⁺-N не повлиява нитрификацията, но увеличаването на входящата концентрация на TIN намалява ефективността на денитрификация на AM-AAO процеса, като по този начин засяга отстраняването на TIN.

На ден 262 (етап 6), температурата на реактора беше 13 градуса, а степента на отстраняване на COD беше 83,67% по това време. В същото време в анаеробния резервоар се отделят 6,95 mg/L фосфор; 20,22 mg/L NH4⁺-N е изразходван от аноксичния резервоар и е извършена денитрификация, а концентрацията на NO3⁻-N в отпадъчните води на аноксичния резервоар е 5,07 mg/L; аеробният резервоар имаше загуба на TIN от 1,32 mg/L; степента на отстраняване на TIN е 77,00%, а изтичащият TIN съдържа 11,24 mg/L NH4⁺-N, което показва, че ниската температура намалява активността на нитрифициращи бактерии и денитрифициращи бактерии, което води до непълно отстраняване на замърсителите в канализацията. В допълнение, PRA намалява до 6,95 mg/L, а характеристиките на поглъщане на фосфор от аноксичния резервоар и аеробния резервоар намаляват съответно до 2,41 mg/L и 3,61 mg/L, което показва, че понижаването на температурата на реактора инхибира ефективността на отстраняване на фосфор от PAOs, което води до намаляване на PRA в анаеробния резервоар и високата концентрация на фосфор в изтичащия поток.

(Фигура 3 Промени на замърсителите в типичните цикли: Включително (a) Ден 42 от процеса AAO, (b) Ден 118 от процеса AAO, (c) Ден 207 от процеса AM-AAO, (d) Криви на промяна на концентрацията на замърсители на ден 262 от процеса AM-AAO. Хоризонталната ос е реакционният процес, а вертикалната ос е концентрацията (mg/L) от всеки замърсител (ХПК, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Промени в състава и съдържанието на извънклетъчните полимерни вещества (EPS) в процесите на AAO и AM-AAO

По време на експеримента промените в състава и съдържанието на EPS на ден 101 (AAO процес) и ден 255 (AM-AAO процес) бяха определени и анализирани, както е показано на Фигура 4. Като цяло общото съдържание на EPS на дни 101 и 255 може да се отдаде на увеличаването на съдържанието на TB-EPS, а PN и PS представляват основната част от TB-EPS; на ден 101 общото съдържание на EPS в анаеробния резервоар, аноксичния резервоар и аеробния резервоар показва нарастваща тенденция (съответно 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS и 0,37 mg/gVSS); сред тях съдържанието на EPS се е увеличило значително по време на етапа на нитрификация, което може да се дължи на активния метаболизъм на вътрешните микроорганизми, когато системата е работила при условия с високо съотношение въглерод-към-азот (C/N=5.9) [12]. Въпреки това, TB-EPS изигра положителна роля при образуването на флокули от утайки, докато S-EPS и LB-EPS имаха отрицателни ефекти [8]; в този експеримент съдържанието на S-EPS и LB-EPS е сравнително ниско, което създава условия за растеж на утайки; в непрекъснато{23}}поточната утайка-филмова хибридна система ролята на флокулентната утайка е незаменима [2].

В допълнение, правилата за промяна на PN/PS в различни слоеве утайка във всеки реакционен резервоар са различни. PN във всеки реакционен резервоар винаги е бил по-висок от PS. На ден 101 съотношенията PN/PS в S-EPS, LB-EPS и TB-EPS на утайка бяха съответно 0,06, 1,62 и 2,67, докато на ден 255 те бяха 0,03, 1,30 и 3,27, което показва, че съотношението PN/PS показва нарастваща тенденция от външния слой към вътрешния слой от утайкови клетки. Въпреки това, когато температурата на реактора беше намалена до 13 градуса, общото съдържание на EPS в трите резервоара показа нарастваща тенденция (съответно 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS и 0,63 mg/gVSS). Причината може да е, че микроорганизмите, неспособни да се адаптират към ниска температура, са умрели или са се автолизирали и тези мъртви микроорганизми са освободили EPS, което води до увеличаване на съдържанието на EPS в утайката, или ниската температура е накарала някои психрофилни микроорганизми да отделят повече EPS, за да се адаптират към понижаването на температурата в реактора [13].

(Фигура 4 Промени в съдържанието и състава на EPS в Ден 101 (AAO процес) и Ден 255 (AM-AAO процес): Лявата страна е AAO процесът, а дясната страна е AM-AAO процесът. Хоризонталната ос е резервоарът за реакция (край на анаеробна, край на аноксична, край на аеробен) и EPS тип (S, LB, TB). Лявата вертикална ос е съдържанието на EPS (mg·gVSS⁻¹), а дясната вертикална ос е съотношението PN/PS. Тя включва хистограми на съдържанието на PN, PS и общото съдържание на EPS и линейна диаграма на съотношението PN/PS).

2.4 Микробно разнообразие и правила за динамично наследяване на общността на популацията

Резултатите от -високопроизводителното секвениране показват, че броят на последователностите на 14-те проби от утайки е 1 027 419, а броят на OTU последователностите на всяка проба е показан в таблица 2. Покритието на пробите е над 0,995, което показва, че резултатите от секвенирането са с висока точност. Група D01 описва първоначалната структура на микробната общност с висок индекс на Ace, което показва, че утайката е имала високо богатство на микробни видове при стартирането-на системата. С трансформацията на системата от AAO към AM-AAO процес, индексът Ace намаля и богатството на микробната общност в AM-AAO системата намаля. В допълнение, индексът на Симпсън намалява, което показва, че разнообразието на микробната общност е намаляло. Според промяната на индекса Ace, общият брой видове в микробната общност на биофилма на аноксичния резервоар показва тенденция на намаляване; намаляването на индекса на Шанън доказва, че разнообразието на микробната общност в биофилма е намаляло.

Таблица 2 Вариация на индекса на микробно разнообразие

The main phyla with relative abundance >Анализирани са 10% от 14-те проби (Фигура 5а). Доминиращите видове в група D01 са Actinobacteriota (25,76%32,90%), протеобактерии (21,98%)27,16%), бактероидота (15,50%18,36%) и Firmicutes (10,37%)13,77%); въпреки това относителното изобилие на Actinobacteriota (16,89%19,16%) и Firmicutes (3,83%6,52%) в група D110 намалява, а относителното изобилие на Proteobacteria се увеличава (32,96%~40,75%). В AM-AAO процесната система Actinobacteriota намалява бързо, дори до по-малко от 3% в група D237, докато Proteobacteria (33,72%43,54%), бактероидота (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% са Proteobacteria (35,26%) и Bacteroidota (30,61%), което показва, че структурата на микробната общност на биофилма е подобна на тази на активната утайка. В проба M237 относителното изобилие на Firmicutes намалява до по-малко от 2%, а изобилието на Acidobacteriota (5,33%) се увеличава.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Установено е, че доминиращите родове в група D01 са Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%)9,95%) и Ornithinibacter (3,99%)6,41%); след като системата е работила в AM-AAO процеса, относителното изобилие на Candidatus_Microthrix спадна рязко до 0,02% (група D237); докато norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 показа тенденция на първо нарастване и след това намаляване (група D237, 1,91%2,91%). Когато процесът беше стабилен, Azospira стана един от относително доминиращите родове (група D237, 7,37%18,41%). В допълнение, видовете биофилм бяха основно подобни на утайката, а относителното съдържание на norank_f__norank_o__Run-SP154 в M194 и M237 беше съответно 6,61%~7,66% и 7,43%.

Общо 12 рода и 1 семейство амоня-окисляващи бактерии (AOB), нитрит-окисляващи бактерии (NOB), гликоген-акумулиращи организми (GAOs) и фосфор-акумулиращи организми (PAOs) в системата бяха избрани за анализ (Таблица 3). Установено е, че в група D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) и нитроспира (0,04%)0,07%) може да осигури ефективността на окисляване на NH4⁺-N. Намаляването на Nitrosomonas и Nitrospira в група D110 може да се дължи на високото вътрешно рефлуксно съотношение, но Ellin6067 (0,01%0,02%) не е нарушен. В група D194 системата работи в процеса AM-AAO и намаляването на HRT измива NOB и някои AOB. Увеличаването на влиятелния амонячен азот може да е причина за увеличаването на относителното изобилие на горните три рода в група D237 (Фигура 5b). В допълнение, AOB (Nitrosomonas и Ellin6067, 0,03%0,07%) и NOB (Nitrospira, 0,01%)0,02%) в проба M237 показва леко увеличение, което показва, че биофилмът е подпомогнал системата за утайки да постигне процеса на денитрификация.

Имаше широка гама от PAO в група D01, включително Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas и Tetrasphaera. Промените на Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) и PAOs с относително изобилие<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 и 0,31%0,39% [14]. В група D237 Candidatus_Microthrix беше почти елиминиран (0,02%), а PAOs, които го замениха, за да упражнят функцията за отстраняване на фосфор, бяха Defluviimonas (0,70%)1,07%) и Dechloromonas (0,95%)1,06%); в допълнение, семейството Comamonadaceae също е потвърдено, че има ефективност на отстраняване на фосфор [8] и относителното изобилие на Comamonadaceae в анаеробния резервоар или аноксичния резервоар е относително високо, около два пъти по-голямо от това в аеробния резервоар. В допълнение, Candidatus_Competibacter и Defluviicoccus бяха доминиращите родове GAO във всички проби, но изобилието на двата рода в група D01 беше<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].

(Фигура 5 Състав на микробната общност: (a) Стълбова диаграма на относителното изобилие на ниво тип. Хоризонталната ос е пробата, а вертикалната ос е относителното изобилие/%. Тя включва основни видове като Actinobacteriota и Proteobacteria; (b) Топлинна карта на относителното изобилие на ниво род. Хоризонталната ос е пробата, а вертикалната ос е доминиращите родове. дълбочината на цвета показва нивото на относително изобилие)

Таблица 3 Изобилие от функционални групи в 14 биологични проби

3 Изводи

Използвайки действителните отпадъчни води като обект за пречистване, работните условия на процеса AM-AAO бяха оптимизирани. Установено е, че когато процесът е работил при условия на HRT=7 h, температура около 25 градуса, вътрешен обратен хладник=250%, SRT=40 d, обратен хладник на утайката=50%, и скорост на пълнене на аноксичен резервоар=30%, ефектът на отстраняване на замърсителите е най-добър. Максималната скорост на отстраняване на NH4⁺-N е 98,57%; концентрацията на NO3⁻-N в изтичащия поток, концентрацията на PO₄³⁻-P, скоростта на отстраняване на TIN и скоростта на отстраняване на ХПК бяха съответно 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% и 86.16%.

Анаеробният резервоар извърши добро отстраняване на органична материя и процеси на освобождаване на фосфор, с 64,51% отстранен COD и 9,77 mg/L освободен фосфор в същото време; аноксичният резервоар извърши добри реакции за отстраняване на денитрифициращ фосфор; аеробният резервоар извърши пълни процеси на нитрификация и усвояване на фосфор, като степента на отстраняване на NH4⁺-N и PUAO бяха съответно 97,85% и 59,12 mg.

Когато процесът AM-AAO работи стабилно, увеличението на AOB (Ellin6067 и Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) и NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) осигури достатъчен напредък на нитрификацията и степента на отстраняване на NH4⁺-N се увеличи с 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter и Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) доминират ендогенния процес на денитрификация; растежът на PAOs (Defluviimonas, Dechloromonas и семейство Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) е причината за поддържане на добро отстраняване на фосфора; в допълнение, структурата на микробната общност на биофилма на аноксичния резервоар беше основно подобна на тази на активната утайка, което съвместно гарантира ефективността на отстраняването на азот и фосфор от системата.