Optimalizace výkonu a posloupnost mikrobiální komunity v kontinuálním procesu-anoxického MBBR-AAO pro lepší odstraňování dusíku a fosforu z komunálních odpadních vod

Optimalizace výkonu a mikrobiální Komunitní posloupnost kontinuálního-toku Anoxický MBBR-proces AAO

V posledních letech se moderní čištění městských odpadních vod a realizace recyklace zdrojů staly horkými tématy v oblasti vodního prostředí. Tradiční procesy odstraňování dusíku a fosforu široce používané v čistírnách odpadních vod však nevedou pouze k nadměrnému plýtvání zdroji, ale také zvyšují provozní náklady [1]. Postupné snižování poměru uhlíku-k-dusíku (C/N) městských odpadních vod a rozdíly v životním prostředí různých funkčních mikrobiálních komunit se navíc staly důležitými limitujícími faktory pro technologie úpravy vody.

Proces MBBR s hybridním kalovým -filmem kombinuje proces aktivovaného kalu s procesem biofilmu se suspendovaným nosičem, aby se dosáhlo lepšího obohacení funkčních mikroorganismů, čímž se vyřeší problémy se záborem velké půdy a špatnou tolerancí tradičního aktivovaného kalu vůči nízkým-teplotám [2]. V roce 2008 čistírna odpadních vod Wuxi Lucun v provincii Ťiang-su, jako první čistírna odpadních vod v Číně, která provedla modernizaci a rekonstrukci podle standardů třídy IA, úspěšně zvýšila účinek čištění přidáním suspendovaných nosičů do kalového systému [3]; Hu Youbiao a kol. [4] zkoumali vliv teploty na odstraňování amoniakálního dusíku a organických látek v MBBR a aktivovaném kalu a výsledky ukázaly, že teplota měla menší vliv na MBBR, ale větší vliv na aktivovaný kal; Zhang Ming a kol. [5] použili proces A²O-MBBR k čištění venkovských domovních odpadních vod, čímž dosáhli vysokých rychlostí odstraňování CHSK, čpavkového dusíku, TP a TN; Zhou Jiazhong a kol. [2] pomocí experimentů v malém{13}}měřítku zjistili, že DO, teplota pozitivně korelovala s hybridním systémem MBBR s kalem{14}}filmem, zatímco poměr C/N přílivu byl v negativní korelaci.

Proces anoxického MBBR (AM-MBBR) může realizovat současnou denitrifikaci a odstraňování fosforu v anoxické nádrži, což je také proces odstraňování denitrifikačního fosforu (DPR). Ve srovnání s tradičními procesy čištění odpadních vod může proces DPR šetřit zdroje organického uhlíku a snížit spotřebu kyslíku. Zhang Yongsheng [6] a kol. vyvinuli kontinuální{5}}průtokový biofilmový reaktor a výsledky ukázaly, že při teplotě 20 stupňů, koncentraci DO 5,5 mg/l, zatížení 2,2 kg/(m³·d) a podmínkách přerušovaného provzdušňování anaerobních 3 h/aerobních 6 h byly průměrné koncentrace CHSK a 7 mg fosforu/6 mg/l fluoru mg/l, s rychlostmi odstraňování 72,9 %, respektive 78,5 %.

U kalového-hybridního AM-systému AAO však existuje složitý vztah mezi suspendovaným vločkovitým kalem a připojeným biofilmem. Předchozí studie se zaměřovaly na inženýrské postupy, jako je zadávání nabídek a rekonstrukce čistíren odpadních vod, ale existuje jen málo studií o synchronní nitrifikaci a DPR ke zlepšení odstraňování dusíku a fosforu v systémech AAO s kontinuálním -průtokovým kalem-filmovým hybridním AM-systémem AAO a stabilita výkonu odstraňování znečišťujících látek tohoto procesu prostřednictvím technologie DPR je také jedním z problémů.

Tato studie optimalizovala spouštěcí-strategie provozu a provozní strategie kontinuálního-průtoku (AAO) a kontinuálního -průtokového kalového- hybridního filmu (AM-AAO) se zaměřením na zkoumání účinků rychlosti provzdušňování, dávkování plniva, hydraulického retenčního času (HRT), dlouhodobého poměru odstraňování nitrifikace kapaliny, poměru dusíku a teploty přítoku na {5}N fosfor výkonnost procesu AM-MBBR a účinnost odstraňování denitrifikačního fosforu v anoxické nádrži. Současně byla studována sukcese mikrobiálních společenstev a pravidla změny funkčních mikrobiálních společenstev v aktivovaném kalu a biofilmu.

1 Materiály a metody

1.1 Experimentální zařízení a provozní parametry

V této studii bylo použito kontinuální-průtokové AAO reakční zařízení (obrázek 1). Byl vyroben z organického skla, s celkem 7 přihrádkami, každý o velikosti 10 cm × 10 cm × 40 cm; pracovní objem byl 21 1 a objemový poměr každé reakční nádrže byl anaerobní:anoxický:aerobní=2:2:3. V anaerobních a anoxických nádržích bylo použito mechanické míchání; aerobní nádrž používala aerační pískové hlavy jako mikro-porézní provzdušňovače a vnější sílu pro míchání kalové{12}}vody a rychlost provzdušňování byla řízena průtokoměrem plynu. Koncentrace DO v aerobní nádrži reaktoru byla regulována na 2~3 mg/l; sekundární sedimentační nádrž byl válec s pracovním objemem asi 40 1; doba zdržení kalu (SRT) byla 40 dní a poměr refluxu kalu byl 50 %. Reaktor pracoval celkem 263 d (rozděleno na 6 provozních stupňů) a počínaje 159. dnem byly do anoxické nádrže přidávány polyetylenové plniva pro provoz v režimu AM-AAO. Konkrétní provozní podmínky jsou uvedeny v tabulce 1.

(Obrázek 1 Schematický diagram procesního zařízení AM-AAO: Obrázek obsahuje vstupní nádobu na vodu, peristaltické čerpadlo, anaerobní nádrž, anoxickou nádrž, aerobní nádrž, sedimentační nádrž, nádobu na odvod vody, jakož i vnitřní zpětný tok, potrubí zpětného toku kalu a vypouštěcí ventily)

Tabulka 1 Typ procesního systému a provozní parametry

1.2 Kvalita inokulovaného kalu a přítokové vody

Naočkovaný kal v tomto experimentu byl odebrán z přebytečného kalu vypouštěného ze sekundární sedimentační nádrže čistírny odpadních vod. Po inokulaci byla koncentrace kalu (MLSS) v reaktoru 2,3 ​​g/l a těkavých pevných látek kalu (MLVSS) byla 2,1 g/l.

Přítokem reaktoru byly skutečné domovní odpadní vody z restaurací, které byly do reaktoru přidávány po odfiltrování nečistot přes filtrační síto. Jeho znečišťující látky zahrnovaly NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/l), NO₂⁻-N (00,42 mg/l), NO₃⁻-N (00,05 mg/l), CHSK (362,1605,1 mg/l) a PO₄3⁻-P (1~5,08 mg/l).

1.3 Detekční položky a metody analýzy

1.3.1 Rutinní metody detekce

Vzorky kalové-vody byly shromážděny z přítoku, anaerobní nádrže, anoxické nádrže, aerobní nádrže, sedimentační nádrže a odpadní vody a přefiltrovány pomocí 0,45 μm filtračního papíru. NH₄⁺-N byl stanoven Nesslerovým spektrofotometrem; NO₂⁻-N byl stanoven N-(1-naftyl)ethylendiaminovou fotometrií; NO3⁻-N byl stanoven ultrafialovou spektrofotometrií; CHSK byla stanovena multiparametrovým rychlým detektorem CHSK Lianhua 5B-3A; pH/DO a teplota byly stanoveny detektorem WTW Multi3620; MLSS byla stanovena gravimetrickou metodou; MLVSS byla stanovena metodou ztráty hmotnosti spalováním v muflové peci [7].

1.3.2 Extrakce a detekce extracelulárních polymerních látek

Extracelulární polymerní látky (EPS) jsou považovány za složené z polysacharidů (PS), proteinů (PN) a huminových kyselin (HA). Byly separovány a extrahovány tři typy EPS, konkrétně rozpustné extracelulární polymerní látky (S-EPS), volně vázané extracelulární polymerní látky (LB-EPS) a těsně vázané extracelulární polymerní látky (TB-EPS). Metodou stanovení PS byla kyselina sírová-antronová metoda a metodami stanovení PN a HA byla modifikována Folin-Lowryho metoda [7].

1.3.3 Metoda výpočtu míry odstraňování znečišťujících látek

Míra odstraňování znečišťujících látek (SRE) byla použita k charakterizaci celkového odstraňování znečišťujících látek procesním systémem AM-AAO. Mezi nimi Sinf a Seff jsou koncentrace znečišťujících látek v přítoku a ve výtocích, které mohou představovat hmotnostní koncentrace znečišťujících látek, jako je NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, CHSK a přítok -N, CHSK a přítok PO₄5}⁻, PO₄5}⁻ mg/l.

1.3.4 Metoda sekvenování s vysokou-propustností

Byla použita vysoce{0}}propustná sekvenační metoda Illumina. Vzorky kalu z anaerobní nádrže, anoxické nádrže a aerobní nádrže ve dnech 1, 110, 194 a 237 byly odebrány a pojmenovány jako skupina D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), skupina D110 (D110_A1, D110_A4, D110 skupina), D110 D194_A2, D194_O), respektive skupina D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); vzorky biofilmového kalu ve dnech 194 a 237 byly odebrány a pojmenovány jako M194 a M237, v daném pořadí. Celkem 14 vzorků kalů bylo analyzováno na změny v mikrobiálních společenstvech. DNA byla extrahována pomocí Fast DNA SPIN kit (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). Oblast V3-V4 bakteriálního genu 16S rRNA byla amplifikována primery 338F/806R. Purifikované amplikony byly sekvenovány na platformě Illumina MiSeq PE300 (Illumina, USA) společností Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Čína) [7].

2 Výsledky a diskuse

2.1 Dlouhodobá-pravidla pro odstraňování znečišťujících látek v procesech AAO a AM-AAO

Dlouhodobé-odstranění znečišťujících látek během provozu kontinuálního{1}}průtokového procesu AAO (1. fáze3) a proces AM-AAO s přidanými suspendovanými polyethylenovými plnidly (4. fáze6) je znázorněn na obrázku 2.

Ve fázi 1 (1~45 d) bylo množství uvolněného PO₄³⁻-P (PRA) v anaerobní nádrži, množství absorbovaného PO₄³⁻-P v anoxické nádrži (PUAA) a množství PO₄3⁻-P v aerobní nádrži bylo 1,2 mg,6 PU 87,81 mg, respektive, a proces absorpce fosforu byl dosažen hlavně v aerobní nádrži. Rychlosti odstraňování NH₄⁺-N a celkového anorganického dusíku (TIN) byly 92,85 % a 86.37 %, v daném pořadí, což zajistilo denitrifikace. Po jemném-vyladění provzdušňování (DO=2~3 mg/l) se účinek odstraňování NH₄⁺-N zvýšil na 98,68 % a koncentrace TIN v odpadní vodě a rychlost odstraňování byly 1,75 mg/l, resp. efekt odstranění CHSK v anaerobní nádrži se oslabil (91,60 %). Kromě toho jemné-vyladění DO nemělo žádný vliv na odpadní vodu PO₄³⁻-P s průměrem 0,47 mg/l, což je v souladu se závěrem Yang Sijing et al. [8].

Ve fázi 2 (46~120 d), po úpravě HRT=8 h, výkon odstraňování CHSK mírně kolísal; maximální hodnoty PRA, PUAA a PUAO dosáhly 148,01 mg, 81,95 mg a 114,15 mg, což ukazuje, že zvýšení přítoku neovlivnilo odstraňování fosforu a udrželo vysoký výkon odstraňování NH4⁺-N a TIN. V den 72 byl refluxní poměr nitrifikační kapaliny zvýšen na 300 % a 400 %. Zvýšení refluxního poměru snížilo účinek odstraňování TIN s rychlostmi odstraňování 80,37 % (300 %), respektive 68,68 % (400 %). Od 108. do 120. dne byl refluxní poměr nitrifikační kapaliny stanoven na 250 %. Množství odstranění CHSK v anaerobní nádrži při refluxním poměru nitrifikační kapaliny 250 % (127,1 mg/l) bylo vyšší nebo stejné jako u ostatních (86.2 mg/l, 124,7 mg/l a 128,0 mg/l pro 200 %, 300 %, respektive 400 %); koncentrace fosforu ve výstupním proudu odpovídající různým refluxním poměrům byly 0,52 mg/l, 0,35 mg/l a 0,06 mg/l, což ukazuje, že zvýšení refluxního poměru nitrifikační kapaliny v určitém rozmezí může podpořit odstranění fosforu. Kromě toho měl refluxní poměr 250 % dobrý výkon denitrifikace s rychlostí odstraňování TIN 86.86 %.

Ve stupni 3 (121~158 d) byl refluxní poměr nitrifikační kapaliny fixován na 250 %. V den 131 byl přítok zvýšen na 5 l/h, účinky odstraňování CHSK a fosforu se snížily a koncentrace odpadních vod byly 73,3 mg/l a 3,92 mg/l, v daném pořadí, což ukazuje, že zvýšení přítoku mělo za následek vypouštění většího množství CHSK bez úpravy. Kromě toho maximální rychlosti odstraňování NH₄⁺-N a TIN byly 93,82 % a 79,12 %, v tomto pořadí, přičemž NO₃⁻-N se stal hlavní znečišťující látkou v odpadní vodě (4,70 mg/l). V den 139 byl přítok snížen na 4 l/h, vytékající CHSK a rychlost odstraňování byly 55,7 mg/l a 85,97 %, v daném pořadí, což bylo vyšší než účinnost odstraňování uhlíku při HRT=5.6 h, což naznačuje, že snížení HRT může vést ke snížení účinku odstraňování CHSK. Navíc maximální rychlosti odstraňování NH₄⁺-N a TIN byly 100 % a 97,41 %, což ukazuje, že úprava HRT podporovala nitrifikaci a denitrifikaci, ale příliš krátká HRT může vést ke snížení denitrifikačního účinku. Proto, když HRT=7h, stačí, aby reakce v každé nádrži proběhly naplno, a významné zvýšení HRT má malý podpůrný účinek na denitrifikační účinek.

V den 159 bylo do anoxické nádrže procesu AAO přidáno 20 % suspendovaných polyethylenových plniv. Ve fázi 4 (159~209 d) byly zlepšeny výkony odstraňování COD a PO₄³⁻-P. Počínaje dnem 172 byla koncentrace přítoku NH4-N zvýšena na 64,17 mg/l (C/N=8.59), výtokové CHSK a rychlost odstraňování byly 77,7 mg/l, respektive 86.06 %. Důvodem může být to, že biofilm rostl pomalu a aktivovaný kal měl hlavní příspěvek k odstranění většiny CHSK; suspendovaná plniva zvýšila míru odstraňování PO₄³⁻-P o 1,18 %. Nárůst přítoku NH₄⁺-N v anoxické nádrži však vedl k potřebě více zdrojů uhlíku pro proces denitrifikace NO₃⁻-N, což nevedlo k uvolňování fosforu a příjmu PAO; současně tato operace nesnížila úplně NO₃⁻-N a minimální koncentrace ve výtoku byla 7,30 mg/l. V den 185, při změně HRT na 5,6 h, bylo zjištěno, že efekt odstranění CHSK mírně kolísal s mírou odstranění 86.05 %; Koncentrace PO₄3⁻-P v odpadní vodě se zvýšila o 0,05 mg/l, doprovázená zvýšením PUAA (z 13,02 mg na 18,90 mg), což naznačuje, že kal a biofilm synergicky vyvíjely určitou účinnost odstraňování fosforu. Kromě toho koncentrace NH₄⁺-N, NO₃⁻-N a TIN byly 10,23 mg/l, 6,52 mg/l a 16,82 mg/l, což naznačuje, že snížení HRT by vedlo ke snížení účinků odstraňování a T⁺ NH{₄3} NH{₄3} NH{32}} V den 195 byla HRT upravena zpět na 7 hodin a v této době se obsah znečišťujících látek v odpadní vodě snížil a výkon systému odstraňování dusíku a fosforu a odstraňování organické hmoty se postupně obnovoval.

Ve fázi 5 (210~240 d) byla koncentrace přítoku NH₄⁺-N zvýšena na 84,06 mg/L (C/N=6.28) a aktivovaný kal stále tvořil hlavní příspěvek k odstranění organické hmoty. Zvýšení NH₄⁺-N mělo malý vliv na odstranění CHSK. Podíl CHSK absorbovaný v anaerobní nádrži byl 68,02 % a většina organické hmoty byla absorbována PAO v anaerobní nádrži a syntetizována do vnitřních zdrojů uhlíku (PHA) a uvolňování anaerobního fosforu bylo plně dokončeno [9]. Maximální PRA bylo 72,75 mg a PUAA a PUAO byly 35,82 mg/l a 48,20 mg/l, ale hlavní příspěvek k absorpci fosforu stále pocházel z aerobní nádrže. V den 221 byl poměr plnění zvýšen na 30 % a koncentrace NH4⁺-N a TIN v odpadních vodách byly sníženy o 4,49 mg/la 5,16 mg/l; mezi nimi NH₄⁺-N a NO₃⁻-N představovaly 70,11 % a 28,75 % odpadních TIN. V den 231 byla koncentrace přítoku NH4-N upravena na 66,34 mg/l a účinnost systému při odstraňování znečišťujících látek byla v zásadě stabilní.

Ve fázi 6 (241~263 d) byla teplota reaktoru regulována, aby se prozkoumal její účinek na odstraňování znečišťujících látek. V den 241 byla teplota snížena na 18 stupňů, rychlost odstraňování CHSK se snížila na 84,37 %, ale pravidlo změny CHSK se v důsledku poklesu teploty nezměnilo. Podíl odstraňování v anaerobní nádrži byl nejvyšší, 62,02 %, proces odstraňování denitrifikačního fosforu v anoxické nádrži spotřeboval 26,72 % CHSK, koncentrace NO₃⁻-N ve výtoku z aerobní nádrže byla 10,44 mg/l a zůstalo 8,44 mg/l NH{100 mg/l NH{100 mg kromě toho PRA byla méně ovlivněna teplotou, ale výkon absorpce fosforu v anoxické nádrži se snížil, s PUAA pouze 19,77 mg, a fosfor byl odstraněn o 3,94 mg/l v aerobní nádrži. Většina psychrofilních PAO prováděla proces aerobního vychytávání fosforu [10]. Když byla teplota dále snížena na 13 stupňů, rychlost odstraňování NH4⁺-N a TIN se snížila o 6,38 % a 6,25 %; současně poklesly PUAA a PUAO o 7,77 mg a 15,00 mg, což může souviset se snížením mikrobiální aktivity a růstové a metabolické kapacity způsobené poklesem teploty. Jin Yu [11] zjistil, že když je teplota nižší než 14 stupňů, je obtížné zaručit koncentraci znečišťujících látek v odpadních vodách systému.

(Obrázek 2 Odstraňování znečišťujících látek v AAO a AM-procesech AAO během dlouhodobého-provozu: Včetně (c) křivek koncentrace a rychlosti odstraňování NH₄⁺-N měnících se s provozními dny, (d) křivek NOₓ⁻-N dnů měnící se koncentrace odstraňování a Txi rychlost provozu se mění se dny provozu. (0~260 d) a svislé osy jsou ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) a rychlost úběru/%. Na křivkách je vyznačena každá pracovní fáze.

2.2 Pravidla změny znečišťujících látek v typických cyklech procesů AAO a AM-AAO

Abychom dále prozkoumali mechanismus odstraňování znečišťujících látek v procesech AAO a AM{0}}AAO, byly analyzovány změny koncentrace znečišťujících látek v typických cyklech různých provozních fází, jak ukazuje obrázek 3.

V den 42 (stupeň 1) měl proces AAO dobrou účinnost denitrifikace a odstraňování fosforu. Vysoký přítok CHSK však nezlepšil výkon uvolňování fosforu a PRA byla v tomto okamžiku 9,13 mg/l. Kromě toho byl NH₄⁺-N spotřebován předem při vstupu do anoxické nádrže; potom anoxická nádrž redukovala generovaný NO3⁻-N na N2; aerobní nádrž však odstranila pouze 3,52 mg/l NH₄⁺-N, což může být způsobeno dlouhou HRT ve fázi 1 vedoucí ke zvýšení DO vráceného do anoxické nádrže a většina NH₄⁺-N dokončila nitrifikaci vstupující do anoxické nádrže, což vedlo k nízké koncentraci.

V den 118 (stupeň 2) se s poklesem přítoku CHSK zhoršilo uvolňování fosforu a denitrifikace. Koncentrace uvolňování fosforu v anaerobní nádrži byla 5,91 mg/l a koncentrace NO3⁻-N ve výtoku z aerobní nádrže byla 8,20 mg/l. Koncentrace PO₄3⁻-P v anoxické nádrži klesla na 2,78 mg/l, což ukazuje, že PO₄3⁻-P byl odstraněn v anoxické nádrži. Kromě toho byl v této době poměr refluxu nitrifikační kapaliny fixován na 250 %. Ve srovnání s poměry zpětného toku 300 % a 400 % se účinnost procesu odstraňování dusíku a fosforu a odstraňování organických látek zlepšila, což naznačuje, že zvýšení refluxu nitrifikace kapaliny v určitém rozsahu může zvýšit účinek odstraňování znečišťujících látek.

V den 207 (fáze 4), po úpravě přítoku NH₄⁺-N a HRT v procesu AM-AAO, byla míra odstranění CHSK 86.15 %; aerobní nádrž odstranila 13,34 mg/l NH₄⁺-N, zbývající koncentrace TIN byla 7,51 mg/l a vyrobilo se 4,39 mg/l NO₃⁻-N a NO₃⁻-N se stal dominantní znečišťující látkou v odtoku. Mezi anoxickou nádrží a aerobní nádrží nebyl žádný významný rozdíl v příspěvku odstraňování fosforu. Kromě toho zvýšení přítoku NH₄⁺-N neovlivnilo nitrifikaci, ale zvýšení přítokové koncentrace TIN snížilo denitrifikační výkon procesu AM-AAO, čímž ovlivnilo odstraňování TIN.

V den 262 (stupeň 6) byla teplota reaktoru 13 stupňů a rychlost odstraňování CHSK byla v tomto okamžiku 83,67 %. Současně bylo v anaerobní nádrži uvolněno 6,95 mg/l fosforu; V anoxické nádrži bylo spotřebováno 20,22 mg/l NH4-N a byla provedena denitrifikace a koncentrace NO3⁻-N ve výtoku z anoxické nádrže byla 5,07 mg/l; aerobní nádrž měla ztrátu TIN 1,32 mg/l; míra odstraňování TIN byla 77,00 % a odpadní TIN obsahovalo 11,24 mg/l NH₄⁺-N, což naznačuje, že nízká teplota snižovala aktivitu nitrifikačních bakterií a denitrifikačních bakterií, což mělo za následek neúplné odstranění znečišťujících látek z odpadních vod. Kromě toho se PRA snížila na 6,95 mg/l a účinnost absorpce fosforu v anoxické nádrži a aerobní nádrži se snížila na 2,41 mg/l a 3,61 mg/l, v daném pořadí, což naznačuje, že pokles teploty reaktoru inhiboval účinnost odstraňování fosforu PAO, což vedlo ke snížení PRA v anaerobní nádrži a vysoké koncentraci fosforu.

(Obrázek 3 Změny kontaminantů v typických cyklech: Včetně (a) 42. dne procesu AAO, (b) 118. dne procesu AAO, (c) 207. dne AM-procesu AAO, (d) Křivky změny koncentrace znečišťujících látek v den 262 procesu AM-AAO (vodorovná osa a svislá osa každého procesu je svislou koncentrací reakce znečišťující látka (CHSK, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Změny ve složení a obsahu extracelulárních polymerních látek (EPS) v procesech AAO a AM-AAO

Během experimentu byly stanoveny a analyzovány změny ve složení a obsahu EPS v den 101 (proces AAO) a den 255 (AM-proces AAO), jak je znázorněno na obrázku 4. Celkově lze celkový obsah EPS ve dnech 101 a 255 připsat zvýšení obsahu TB-EPS pro hlavní část-PSP{} v den 101 celkový obsah EPS v anaerobní nádrži, anoxické nádrži a aerobní nádrži vykazoval rostoucí trend (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS, respektive 0,37 mg/gVSS); mezi nimi se obsah EPS významně zvýšil během fáze nitrifikace, což může být způsobeno aktivním metabolismem vnitřních mikroorganismů, když byl systém provozován za podmínek vysokého poměru uhlíku-k-dusíku (C/N=5.9) [12]. TB-EPS však hrála pozitivní roli při tvorbě vloček kalu, zatímco S-EPS a LB-EPS měly negativní účinky [8]; v tomto experimentu byly obsahy S-EPS a LB-EPS relativně nízké, což vytvořilo podmínky pro růst kalu; v hybridním systému s kontinuálním-průtokem kalu{24}}je role flokulentního kalu nezastupitelná [2].

Kromě toho se pravidla změny PN/PS v různých vrstvách kalu v každé reakční nádrži lišila. PN v každé reakční nádobě byl vždy vyšší než PS. V den 101 byly poměry PN/PS v kalu S-EPS, LB-EPS a TB{5}}EPS 0,06, 1,62 a 2,67, zatímco 255. den byly 0,03, 1,30 a vnitřní poměr PN/PS vykazoval rostoucí trend od vnější vrstvy k 3,27. vrstva kalových buněk. Když se však teplota reaktoru snížila na 13 stupňů, celkový obsah EPS ve třech nádržích vykazoval rostoucí trend (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS a 0,63 mg/gVSS, v tomto pořadí). Důvodem může být to, že mikroorganismy neschopné adaptace na nízkou teplotu zemřely nebo se autolyzovaly a tyto mrtvé mikroorganismy uvolňovaly EPS, což vedlo ke zvýšení obsahu EPS v kalu, nebo nízká teplota přiměla některé psychrofilní mikroorganismy vylučovat více EPS, aby se přizpůsobily poklesu teploty v reaktoru [13].

(Obrázek 4 Změny obsahu a složení EPS v den 101 (proces AAO) a den 255 (proces AM-AAO): Na levé straně je proces AAO a na pravé straně je proces AM-AAO. Vodorovná osa je reakční nádrž (konec anaerobního, konec anoxického, konec aerobního typu). Nalevo je obsah EPS, TB, vertikální typ EPS, TB (mg·gVSS⁻¹) a pravá svislá osa je poměr PN/PS. Obsahuje histogramy obsahu PN, PS a celkového obsahu EPS a spojnicový graf poměru PN/PS.

2.4 Mikrobiální diverzita a populační dynamická pravidla komunitního nástupnictví

Výsledky sekvenování s vysokou{0}}propustností ukázaly, že počet sekvencí 14 vzorků kalu byl 1 027 419 a počet sekvencí OTU každého vzorku je uveden v tabulce 2. Pokrytí vzorků bylo vyšší než 0,995, což naznačuje, že výsledky sekvenování měly vysokou přesnost. Skupina D01 popsala počáteční strukturu mikrobiálního společenstva s vysokým indexem Ace, což naznačuje, že kal měl vysokou bohatost mikrobiálních druhů na začátku-systému. S transformací systému z procesu AAO na proces AM-AAO se index Ace snížil a bohatost mikrobiální komunity v systému AM-AAO klesla. Navíc se snížil Simpsonův index, což naznačuje, že se snížila diverzita mikrobiální komunity. Podle změny indexu Ace vykazoval celkový počet druhů v mikrobiálním společenstvu biofilmu anoxické nádrže klesající trend; pokles Shannonova indexu prokázal, že se snížila diverzita mikrobiální komunity v biofilmu.

Tabulka 2 Změny indexu mikrobiální diverzity

The main phyla with relative abundance >Bylo analyzováno 10 % ze 14 vzorků (obrázek 5a). Dominantními kmeny ve skupině D01 byly Actinobacteriota (25,76 %32,90 %), Proteobakterie (21,98 %27,16 %), Bacteroidota (15,50 %18,36 %) a Firmicutes (10,37 %13,77 %); nicméně relativní abundance Actinobacteriota (16,89 %19,16 %) a Firmicutes (3,83 %6,52 %) ve skupině D110 se snížilo a relativní četnost Proteobakterií se zvýšila (32,96 %~40,75 %). V procesu AM-AAO procesní systém Actinobacteriota rychle klesl, dokonce na méně než 3 % ve skupině D237, zatímco Proteobacteria (33,72 %43,54 %), Bacteroidota (17,40 %24.19%), and Chloroflexi (12.46%~12.77%) have become the phyla with relatively high abundances. In addition, in sample M194, the phyla with relative abundance >10 % byly Proteobakterie (35,26 %) a Bacteroidota (30,61 %), což ukazuje, že struktura mikrobiálního společenství biofilmu byla podobná struktuře aktivovaného kalu. Ve vzorku M237 se relativní četnost Firmicutes snížila na méně než 2 % a četnost Acidobacteriota (5,33 %) se zvýšila.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Bylo zjištěno, že dominantními rody ve skupině D01 byly Candidatus_Microthrix (11,32 %20,65 %), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97 %6,36 %), Trichococcus (6,99 %9,95 %) a Ornitinibacter (3,99 %6,41 %); poté, co byl systém provozován v procesu AM-AAO, relativní množství Candidatus_Microthrix prudce kleslo na 0,02 % (skupina D237); zatímco norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 vykazoval trend nejprve rostoucí a poté klesající (skupina D237, 1,91 %2,91 %). Když byl proces stabilně provozován, Azospira se stala jedním z relativně dominantních rodů (skupina D237, 7,37 %18,41 %). Kromě toho byly rody biofilmů v zásadě podobné kalu a relativní abundance norank_f__norank_o__Run-SP154 v M194 a M237 byly 6,61 %~7,66 % a 7,43 %, v tomto pořadí.

K analýze bylo v systému vybráno celkem 12 rodů a 1 rodina bakterií -oxidujících čpavek (AOB), bakterií -oxidujících dusitany (NOB), organismů akumulujících glykogen- (GAO) a organismů akumulujících fosfor (PAO) (Tabulka 3). Bylo zjištěno, že ve skupině D01 Nitrosomonas (0,02 %0,03 %), Ellin6067 (0,01 %0,02 %) a Nitrospira (0,04 %0,07 %) může zajistit oxidační výkon NH₄⁺-N. Pokles Nitrosomonas a Nitrospira ve skupině D110 může být způsoben vysokým vnitřním refluxním poměrem, ale Ellin6067 (0,01 %0,02 %) nebylo narušeno. Ve skupině D194 byl systém provozován v procesu AM-AAO a snížení HRT vyplavilo NOB a některé AOB. Zvýšení přítoku amoniakálního dusíku může být důvodem pro zvýšení relativních abundancí výše uvedených tří rodů ve skupině D237 (obrázek 5b). Navíc AOB (Nitrosomonas a Ellin6067, 0,03 %0,07 %) a NOB (Nitrospira, 0,01 %0,02 %) ve vzorku M237 vykázalo mírné zvýšení, což naznačuje, že biofilm napomáhal kalovému systému dosáhnout procesu denitrifikace.

Ve skupině D01 byla široká škála PAO, včetně Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas a Tetrasphaera. Změny Candidatus_Microthrix (10,93 %~11,88 %) a PAO s relativním výskytem<5% in group D110 may be the reasons for the decrease of PRA in Stage 2. In group D194, the relative abundances of Candidatus_Microthrix and Tetrasphaera decreased to 0.711,14 a 0,31 %0,39 % [14]. Ve skupině D237 byl Candidatus_Microthrix téměř eliminován (0,02 %) a PAO, které jej nahradily, aby uplatňovaly funkci odstraňování fosforu, byly Defluviimonas (0,70 %1,07 %) a Dechloromonas (0,95 %1,06 %); navíc u čeledi Comamonadaceae bylo také potvrzeno, že má schopnost odstraňovat fosfor [8] a relativní množství Comamonadaceae v anaerobní nádrži nebo anoxické nádrži bylo relativně vysoké, asi dvakrát větší než v aerobní nádrži. Kromě toho byly Candidatus_Competibacter a Defluviicoccus dominantními rody GAO ve všech vzorcích, ale četnost těchto dvou rodů ve skupině D01 byla<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].

(Obrázek 5 Složení mikrobiálního společenstva: (a) Sloupcový graf relativní četnosti na úrovni kmene. Vodorovná osa je vzorek a svislá osa je relativní četnost/%. Zahrnuje hlavní kmeny, jako jsou Actinobacteriota a Proteobacteria; (b) Tepelná mapa relativní četnosti na úrovni rodu. Vodorovná osa a svislá osa je dominantní barevná hloubka rodu. úroveň relativní hojnosti)

Tabulka 3 Množství funkčních skupin ve 14 biologických vzorcích

3 Závěry

Provozní podmínky procesu AM-AAO byly optimalizovány pomocí skutečné odpadní vody jako objektu čištění. Bylo zjištěno, že když byl proces provozován za podmínek HRT=7 h, teploty asi 25 stupňů, vnitřního refluxu=250%, SRT=40d, kalového refluxu=50% a rychlosti plnění anoxické nádrže=30%, efekt odstranění znečišťujících látek byl nejlepší. Maximální míra odstraňování NH4⁺-N byla 98,57 %; koncentrace NO₃⁻-N ve výtoku, koncentrace PO₄3⁻-P, rychlost odstraňování TIN a rychlost odstraňování CHSK byly 6,64 mg/l, 0,42 mg/l, 83,08 % a 86.16 %, v tomto pořadí.

Anaerobní nádrž prováděla dobré procesy odstraňování organické hmoty a uvolňování fosforu, přičemž bylo odstraněno 64,51 % CHSK a současně uvolněno 9,77 mg/l fosforu; anoxická nádrž prováděla dobré reakce na odstranění denitrifikačního fosforu; aerobní nádrž prováděla kompletní procesy nitrifikace a příjmu fosforu, přičemž rychlost odstraňování NH4⁺-N byla 97,85 % a PUAO 59,12 mg, v daném pořadí.

Když proces AM-AAO stabilně fungoval, nárůst AOB (Ellin6067 a Nitrosomonas, 0,02 %~0,04 % → 0,04 %0,12%) a NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 %) zajistilo dostatečný průběh nitrifikace a rychlost odstraňování NH4⁺-N se zvýšila o 8,35 %; GAO (Candidatus_Competibacter a Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) dominovalo v procesu endogenní denitrifikace; růst PAO (Defluviimonas, Dechloromonas a čeleď Comamonadaceae, 3,29 %8,67 % → 3,79 % ~ 9,35 %) bylo důvodem pro udržení dobrého výkonu odstraňování fosforu; kromě toho byla struktura mikrobiálního společenství biofilmu anoxické nádrže v zásadě podobná struktuře aktivovaného kalu, což společně zaručovalo účinnost systému při odstraňování dusíku a fosforu.