Prestatieoptimalisatie en opvolging van microbiële gemeenschappen in een continue-Anoxic MBBR-stroom-AAO-proces voor verbeterde stikstof- en fosforverwijdering uit gemeentelijk rioolwater

Prestatieoptimalisatie en microbieel Gemeenschapsopvolging van continu-Flow Anoxic MBBR-AAO-proces

De afgelopen jaren zijn de geavanceerde behandeling van stedelijk rioolwater en de realisatie van recycling van hulpbronnen populaire onderwerpen geworden op het gebied van het watermilieu. De traditionele stikstof- en fosforverwijderingsprocessen die op grote schaal door afvalwaterzuiveringsinstallaties worden toegepast, resulteren echter niet alleen in buitensporige verspilling van hulpbronnen, maar verhogen ook de bedrijfskosten [1]. Bovendien zijn de geleidelijke afname van de koolstof-tot-stikstofverhouding (C/N) van stedelijk rioolwater en de verschillen in de leefomgeving van verschillende functionele microbiële gemeenschappen belangrijke beperkende factoren geworden voor waterbehandelingstechnologieën.

Het hybride MBBR-proces met slib-film combineert het actiefslibproces met het biofilmproces met gesuspendeerde dragers om een ​​verbeterde verrijking van functionele micro-organismen te bereiken, waardoor de problemen van grote landbezetting en slechte lage- temperatuurtolerantie van het traditionele actiefslibproces worden opgelost [2]. In 2008 verbeterde de afvalwaterzuiveringsinstallatie van Wuxi Lucun in de provincie Jiangsu, als de eerste afvalwaterzuiveringsinstallatie in China die de upgrade en reconstructie naar klasse IA-normen uitvoerde, met succes het behandelingseffect door zwevende dragers aan het slibsysteem toe te voegen [3]; Hu Youbiao et al. [4] onderzocht het effect van temperatuur op de verwijdering van ammoniakstikstof en organisch materiaal in MBBR en actief slib, en de resultaten toonden aan dat temperatuur een kleinere impact had op MBBR, maar een grotere impact op actief slib; Zhang Ming et al. [5] gebruikte het A²O-MBBR-proces om huishoudelijk rioolwater op het platteland te behandelen, waarbij hoge verwijderingspercentages van CZV, ammoniakstikstof, TP en TN werden bereikt; Zhou Jiazhong et al. [2] Uit experimenten op kleine-schaal bleek dat de temperatuur positief gecorreleerd was met het slib-film hybride MBBR-systeem, terwijl de influent C/N-verhouding negatief gecorreleerd was.

Het anoxische MBBR-proces (AM-MBBR) kan gelijktijdige denitrificatie en fosforverwijdering in de anoxische tank realiseren, wat ook het denitrificerende fosforverwijderingsproces (DPR) is. Vergeleken met traditionele afvalwaterzuiveringsprocessen kan het DPR-proces organische koolstofbronnen besparen en het zuurstofverbruik verminderen. Zhang Yongsheng [6] et al. ontwikkelde een biofilmreactor met continue{5}}stroom, en de resultaten toonden aan dat bij een temperatuur van 20 graden, een DO-concentratie van 5,5 mg/l, een belasting van 2,2 kg/(m³·d) en een intermitterende beluchtingsconditie van anaëroob 3 uur/aeroob 6 uur, de gemiddelde concentraties CZV en fosfor in het effluent 76 mg/l en 0,67 mg/l waren, met verwijderingssnelheden van respectievelijk 72,9% en 78,5%.

Voor het slib-film hybride AM-AAO-systeem bestaat er echter een complexe relatie tussen zwevend vlokhoudend slib en de aangehechte biofilm. Eerdere studies hebben zich geconcentreerd op technische praktijken zoals aanbesteding en reconstructie van afvalwaterzuiveringsinstallaties, maar er zijn weinig studies over synchrone nitrificatie en DPR om de verwijdering van stikstof en fosfor te verbeteren in continue-stroomslib-film hybride AM-AAO-systemen, en de stabiliteit van de prestaties van de verwijdering van verontreinigende stoffen van dit proces via DPR-technologie is ook een van de problemen.

Deze studie optimaliseerde de opstart- en werkingsstrategieën van continue- stroom (AAO) en continue{2}} stroom slib-film hybride (AM-AAO) processen, waarbij de nadruk lag op het onderzoeken van de effecten van beluchtingssnelheid, dosering van vulstof, hydraulische retentietijd (HRT), refluxverhouding van nitrificatievloeistof, influent C/N-verhouding en temperatuur op de lange- termijn prestaties van de stikstof- en fosforverwijdering van de AM-MBBR-proces en de efficiëntie van de denitrificerende fosforverwijdering in de anoxische tank. Tegelijkertijd werden de opeenvolging van microbiële gemeenschappen en de veranderingsregels van functionele microbiële gemeenschappen in actief slib en biofilm bestudeerd.

1 Materialen en methoden

1.1 Experimenteel apparaat en operationele parameters

Bij dit onderzoek werd een AAO-reactieapparaat met continue-stroom (Figuur 1) gebruikt. Het was gemaakt van organisch glas, met in totaal 7 compartimenten, elk met een afmeting van 10 cm x 10 cm x 40 cm; het werkvolume was 21 liter en de volumeverhouding van elke reactietank was anaëroob: anoxisch: aëroob=2:2:3. Mechanisch roeren werd toegepast in de anaerobe en anoxische tanks; de aerobe tank gebruikte beluchtingszandkoppen als micro-poreuze beluchters en externe kracht voor het mengen van slib-water, en de beluchtingssnelheid werd geregeld door een gasstroommeter. De DO-concentratie in de aërobe tank van de reactor werd gecontroleerd op 2-3 mg/l; de secundaire bezinkingstank was een cilinder met een werkvolume van ongeveer 40 liter; de slibretentietijd (SRT) was 40 dagen en de slibrefluxverhouding was 50%. De reactor werkte in totaal 263 dagen (verdeeld in 6 bedrijfsfasen) en vanaf de 159e dag werden polyethyleenvullers aan de anoxische tank toegevoegd om in de AM-AAO-modus te werken. De specifieke bedrijfsomstandigheden worden weergegeven in Tabel 1.

(Figuur 1 Schematisch diagram van AM-AAO-procesapparatuur: de afbeelding omvat een waterinlaatemmer, peristaltische pomp, anaerobe tank, anoxische tank, aerobe tank, sedimentatietank, wateruitlaatemmer, evenals interne reflux-, slibrefluxpijpleidingen en afvoerkleppen)

Tabel 1 Processysteemtype en bedrijfsparameters

1.2 Kwaliteit van geïnoculeerd slib en influentwater

Het geïnoculeerde slib in dit experiment werd gehaald uit het overtollige slib dat werd afgevoerd uit de secundaire bezinkingstank van een afvalwaterzuiveringsinstallatie. Na inenting was de slibconcentratie (MLSS) in de reactor 2,3 g/l, en de vluchtige vaste stoffen in het slib (MLVSS) 2,1 g/l.

Het influent van de reactor was feitelijk huishoudelijk afvalwater van restaurants, dat aan de reactor werd toegevoegd nadat onzuiverheden door een filterscherm waren gefilterd. Tot de verontreinigende stoffen behoorden NH₄⁺-N (35.0456,54 mg/l), NO₂⁻-N (00,42 mg/l), NO₃⁻-N (00,05 mg/l), CZV (362,1605,1 mg/l) en PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/l).

1.3 Detectie-items en analysemethoden

1.3.1 Routinematige detectiemethoden

Slib{0}}watermonsters werden verzameld uit de influent-, anaerobe tank, anoxische tank, aerobe tank, sedimentatietank en effluent, en gefilterd met 0,45 μm filterpapier. NH₄⁺-N werd bepaald met de spectrofotometer van Nessler; NO₂⁻-N werd bepaald met N-(1-naftyl)ethyleendiamine-fotometrie; NO₃⁻-N werd bepaald met ultravioletspectrofotometrie; COD werd bepaald door Lianhua 5B-3A COD multi-parameter snelle detector; pH/DO en temperatuur werden bepaald met de WTW Multi3620-detector; MLSS werd bepaald met behulp van de gravimetrische methode; MLVSS werd bepaald met behulp van de gewichtsverliesmethode voor moffelovenverbranding [7].

1.3.2 Extractie en detectie van extracellulaire polymere stoffen

Er wordt aangenomen dat extracellulaire polymere stoffen (EPS) zijn samengesteld uit polysachariden (PS), eiwitten (PN) en humuszuren (HA). Drie soorten EPS, namelijk oplosbare extracellulaire polymere stoffen (S-EPS), losjes gebonden extracellulaire polymere stoffen (LB-EPS) en stevig gebonden extracellulaire polymere stoffen (TB-EPS), werden gescheiden en geëxtraheerd. De bepalingsmethode voor PS was de zwavelzuur-antronmethode, en de bepalingsmethoden voor PN en HA waren de gemodificeerde Folin-Lowry-methode [7].

1.3.3 Berekeningsmethode voor de verwijderingssnelheid van verontreinigende stoffen

Het verwijderingspercentage van verontreinigende stoffen (SRE) werd gebruikt om de algehele verwijdering van verontreinigende stoffen door het AM-AAO-processysteem te karakteriseren. Onder hen zijn Sinf en Seff de concentraties van verontreinigende stoffen in respectievelijk het influent en het effluent, die de massaconcentraties kunnen vertegenwoordigen van verontreinigende stoffen zoals NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, CZV en PO₄³⁻-P in het influent en effluent, mg/l.

1.3.4 Hoge-Throughput Sequencing-methode

Er is gebruik gemaakt van de Illumina-sequencingmethode met hoge- throughput. Slibmonsters uit de anaërobe tank, anoxische tank en aërobe tank op dagen 1, 110, 194 en 237 werden verzameld en benoemd als groep D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), groep D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), groep D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) en groep D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), respectievelijk; biofilmslibmonsters op dag 194 en 237 werden verzameld en respectievelijk genoemd als M194 en M237. In totaal zijn 14 slibmonsters geanalyseerd op veranderingen in microbiële gemeenschappen. DNA werd geëxtraheerd met behulp van Fast DNA SPIN-kit (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, VS). Het V3-V4-gebied van het bacteriële 16S-rRNA-gen werd geamplificeerd met 338F/806R-primers. De gezuiverde amplicons werden gesequenced op het Illumina MiSeq PE300-platform (Illumina, VS) door Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, China) [7].

2 Resultaten en discussie

2.1 Regels voor de verwijdering van verontreinigende stoffen op lange termijn in AAO- en AM-AAO-processen

De verwijdering van verontreinigende stoffen op de lange- termijn tijdens de werking van het continue- AAO-proces (fase 13) en het AM-AAO-proces met toegevoegde vulstoffen van gesuspendeerd polyethyleen (fase 46) wordt getoond in Figuur 2.

In fase 1 (1~45 d) waren de hoeveelheid PO₄³⁻-P-afgifte (PRA) in de anaërobe tank, de PO₄³⁻-P-opnamehoeveelheid in de anoxische tank (PUAA) en PO₄³⁻-P-opnamehoeveelheid in de aërobe tank (PUAO) 66,06 mg, 14,22 mg en 87,81 mg respectievelijk, en het fosforopnameproces werd voornamelijk bereikt in de aerobe tank. De verwijderingspercentages van NH₄⁺-N en totaal anorganisch stikstof (TIN) waren respectievelijk 92,85% en 86.37%, wat het denitrificatie-effect waarborgde. Na het fijn-afstellen van de beluchting (DO=2~3 mg/l), nam het NH₄⁺-N-verwijderingseffect toe tot 98,68%, en de effluent-TIN-concentratie en verwijderingssnelheid waren respectievelijk 1,75 mg/l en 95,75%, wat aangeeft dat een juiste aanpassing van DO bevorderlijk is voor nitrificatie- en denitrificatieprocessen; het CZV-verwijderingseffect in de anaerobe tank verzwakte (91,60%). Bovendien had de fijnafstemming van DO geen effect op het effluent PO₄³⁻-P, met een gemiddelde van 0,47 mg/l, wat consistent is met de conclusie van Yang Sijing et al. [8].

In fase 2 (46~120 d), na aanpassing van de HRT=8 uur, schommelde de CZV-verwijderingsprestatie enigszins; de maximale waarden van PRA, PUAA en PUAO bereikten 148,01 mg, 81,95 mg en 114,15 mg, wat aangeeft dat de toename van de influentstroom geen invloed had op de fosforverwijdering en een hoge NH₄⁺-N- en TIN-verwijderingsprestatie handhaafde. Op dag 72 werd de refluxverhouding van de nitrificatievloeistof verhoogd tot 300% en 400%. De toename van de refluxverhouding verminderde het TIN-verwijderingseffect, met verwijderingspercentages van respectievelijk 80,37% (300%) en 68,68% (400%). Van dag 108 tot 120 werd de refluxverhouding van de nitrificatievloeistof bepaald op 250%. De hoeveelheid CZV die in de anaerobe tank werd verwijderd bij een refluxverhouding van nitrificatievloeistof van 250% (127,1 mg/l) was hoger dan of gelijk aan die van andere tanks (86.2 mg/l, 124,7 mg/l en 128,0 mg/l voor respectievelijk 200%, 300% en 400%); de fosforconcentraties in het effluent die overeenkomen met verschillende refluxverhoudingen waren 0,52 mg/l, 0,35 mg/l en 0,06 mg/l, wat aangeeft dat het verhogen van de refluxverhouding van de nitrificatievloeistof binnen een bepaald bereik de verwijdering van fosfor kan bevorderen. Bovendien had de refluxverhouding van 250% goede denitrificatieprestaties, met een TIN-verwijderingspercentage van 86.86%.

In fase 3 (121~158 d) werd de refluxverhouding van de nitrificatievloeistof vastgesteld op 250%. Op dag 131 werd de influentstroom verhoogd tot 5 l/u, namen de effecten van CZV- en fosforverwijdering af en waren de effluentconcentraties respectievelijk 73,3 mg/l en 3,92 mg/l, wat aangeeft dat de toename van de influentstroom ertoe leidde dat meer CZV zonder behandeling werd geloosd. Bovendien bedroegen de maximale verwijderingspercentages van NH₄⁺-N en TIN respectievelijk 93,82% en 79,12%, waarbij NO₃⁻-N de belangrijkste verontreinigende stof in het effluent werd (4,70 mg/l). Op dag 139 werd de influentstroom teruggebracht tot 4 l/u, het effluent CZV en de verwijderingssnelheid waren respectievelijk 55,7 mg/l en 85,97%, wat hoger was dan de koolstofverwijderingsprestaties bij HRT =5.6 uur, wat aangeeft dat de vermindering van HST kan leiden tot een afname van het CZV-verwijderingseffect. Bovendien waren de maximale verwijderingspercentages van NH₄⁺-N en TIN 100% en 97,41%, wat aangeeft dat de aanpassing van de HST de nitrificatie en denitrificatie bevorderde, maar een te korte HST kan leiden tot een afname van het denitrificatie-effect. Daarom is het bij HRT=7 uur voldoende dat de reacties in elke tank volledig verlopen, en heeft een significante toename van de HRT weinig bevorderend effect op het denitrificatie-effect.

Op dag 159 werd 20% gesuspendeerde polyethyleenvulstoffen toegevoegd aan de anoxische tank van het AAO-proces. In fase 4 (159~209 d) werden de CZV- en PO₄³⁻-P-verwijderingsprestaties verbeterd. Vanaf dag 172 werd de influent NH₄⁺-N-concentratie verhoogd tot 64,17 mg/l (C/N=8.59), het effluent CZV en de verwijderingssnelheid waren respectievelijk 77,7 mg/l en 86.06%. De reden kan zijn dat de biofilm langzaam groeide en dat het actiefslib de belangrijkste bijdrage leverde aan de verwijdering van het meeste CZV; de zwevende vulstoffen verhoogden het verwijderingspercentage van PO₄³⁻-P met 1,18%. De toename van het influent NH₄⁺-N in de anoxische tank leidde echter tot de behoefte aan meer koolstofbronnen voor het denitrificatieproces van NO₃⁻-N, wat niet bevorderlijk was voor de fosforafgifte en opname van PAO's; Tegelijkertijd verminderde deze operatie de NO₃⁻-N niet volledig, en was de minimale effluentconcentratie 7,30 mg/l. Op dag 185, waarbij de HRT werd gewijzigd naar 5,6 uur, werd vastgesteld dat het CZV-verwijderingseffect enigszins fluctueerde, met een verwijderingspercentage van 86.05%; de PO₄³⁻-P-concentratie in het effluent nam toe met 0,05 mg/l, vergezeld van een toename van PUAA (van 13,02 mg naar 18,90 mg), wat erop wijst dat het slib en de biofilm synergetisch een bepaalde fosforverwijderingsefficiëntie uitoefenden. Bovendien waren de NH₄⁺-N-, NO₃⁻-N- en TIN-concentraties in het effluent respectievelijk 10,23 mg/l, 6,52 mg/l en 16,82 mg/l, wat aangeeft dat de vermindering van HST zou leiden tot een afname van de verwijderingseffecten van NH₄⁺-N en TIN. Op dag 195 werd de HRT teruggebracht naar 7 uur, en op dat moment nam het gehalte aan verontreinigende stoffen in het effluent af en herstelden de stikstof- en fosforverwijderingsprestaties en de verwijderingsprestaties van organisch materiaal van het systeem zich geleidelijk.

In fase 5 (210~240 d) werd de influent NH₄⁺-N-concentratie verhoogd tot 84,06 mg/L (C/N=6.28), en leverde het actiefslib nog steeds de belangrijkste bijdrage aan de verwijdering van organisch materiaal. De toename van NH₄⁺-N had weinig effect op de CZV-verwijdering. Het aandeel CZV dat werd geabsorbeerd in de anaerobe tank was 68,02%, en het grootste deel van het organische materiaal werd geabsorbeerd door PAO's in de anaerobe tank en gesynthetiseerd in interne koolstofbronnen (PHA's), en de anaerobe fosforafgifte was volledig voltooid [9]. De maximale PRA was 72,75 mg, en PUAA en PUAO waren respectievelijk 35,82 mg/l en 48,20 mg/l, maar de belangrijkste bijdrage aan de fosforopname kwam nog steeds uit de aërobe tank. Op dag 221 werd de vullingsgraad verhoogd tot 30% en werden de NH₄⁺-N- en TIN-concentraties in het effluent verlaagd met respectievelijk 4,49 mg/l en 5,16 mg/l; onder hen waren NH₄⁺-N en NO₃⁻-N respectievelijk verantwoordelijk voor 70,11% en 28,75% van het effluent TIN. Op dag 231 werd de influent NH₄⁺-N-concentratie aangepast naar 66,34 mg/L, en de prestaties van het systeem op het gebied van de verwijdering van verontreinigende stoffen waren vrijwel stabiel.

In fase 6 (241~263 d) werd de reactortemperatuur geregeld om het effect ervan op de verwijdering van verontreinigende stoffen te onderzoeken. Op dag 241 werd de temperatuur verlaagd tot 18 graden, het CZV-verwijderingspercentage daalde tot 84,37%, maar de CZV-wijzigingsregel veranderde niet als gevolg van de temperatuurdaling. Het verwijderingsaandeel in de anaërobe tank was het hoogst, 62,02%, het denitrificerende fosforverwijderingsproces in de anoxische tank verbruikte 26,72% van het CZV, de NO₃⁻-N-concentratie in het effluent van de aërobe tank was 10,44 mg/l en er bleef 8,50 mg/l NH₄⁺-N over; Bovendien werd PRA minder beïnvloed door de temperatuur, maar de fosforopnameprestaties van de anoxische tank namen af, met PUAA slechts 19,77 mg, en fosfor werd verwijderd met 3,94 mg / l in de aërobe tank. De meeste psychrofiele PAO’s voerden een aëroob fosforopnameproces uit [10]. Toen de temperatuur verder werd verlaagd tot 13 graden, daalden de verwijderingspercentages van NH₄⁺-N en TIN met respectievelijk 6,38% en 6,25%; tegelijkertijd daalden PUAA en PUAO met respectievelijk 7,77 mg en 15,00 mg, wat verband kan houden met de afname van microbiële activiteit en groei en metabolismecapaciteit veroorzaakt door de temperatuurdaling. Jin Yu [11] ontdekte dat wanneer de temperatuur lager is dan 14 graden, het moeilijk is om de concentratie van verontreinigende stoffen in het systeem te garanderen.

(Figuur 2 Verwijdering van verontreinigende stoffen in AAO- en AM-AAO-processen tijdens langetermijnbedrijf-: Inclusief (c) Curven van NH₄⁺-N-concentratie en verwijderingssnelheid veranderen met gebruiksdagen, (d) Curven van NOₓ⁻-N-concentratie veranderen met gebruiksdagen, (e) Curven van TIN-verwijderingssnelheid veranderen met gebruiksdagen. De horizontale as is de werkingsdagen (0~260 d), en de verticale assen zijn respectievelijk ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹), en verwijderingspercentage/%. Elke bedrijfsfase is aangegeven op de curven).

2.2 Regels voor het wijzigen van verontreinigende stoffen in typische cycli van AAO- en AM-AAO-processen

Om het mechanisme voor de verwijdering van verontreinigende stoffen van AAO- en AM-AAO-processen verder te onderzoeken, werden de veranderingen in de concentratie van verontreinigende stoffen in typische cycli van verschillende bedrijfsfasen geanalyseerd, zoals weergegeven in figuur 3.

Op dag 42 (fase 1) vertoonde het AAO-proces goede prestaties op het gebied van denitrificatie en fosforverwijdering. Het hoge CZV verbeterde echter de fosforafgifte niet en de PRA bedroeg op dat moment 9,13 mg/l. Bovendien werd NH₄⁺-N vooraf verbruikt bij het betreden van de anoxische tank; vervolgens reduceerde de anoxische tank de gegenereerde NO₃⁻-N tot N₂; de aërobe tank verwijderde echter slechts 3,52 mg/l NH₄⁺-N, wat te wijten kan zijn aan de lange HRT in fase 1, die leidde tot een toename van de DO die terugging naar de anoxische tank, en het grootste deel van de NH₄⁺-N had de nitrificatie in de anoxische tank voltooid, waardoor een lage concentratie de aërobe tank binnendrong.

Op dag 118 (fase 2), met de afname van het influent CZV, verslechterden de fosforafgifte en de denitrificatieprestaties. De fosforafgifteconcentratie in de anaerobe tank was 5,91 mg/l, en de NO₃⁻-N-concentratie in het effluent van de aerobe tank was 8,20 mg/l. De PO₄³⁻-P-concentratie in de anoxische tank daalde tot 2,78 mg/l, wat aangeeft dat PO₄³⁻-P in de anoxische tank was verwijderd. Bovendien werd de refluxverhouding van de nitrificatievloeistof op dit moment vastgesteld op 250%. Vergeleken met de refluxverhoudingen van 300% en 400% zijn de stikstof- en fosforverwijderingsprestaties en de verwijdering van organisch materiaal van het proces verbeterd, wat aangeeft dat het verhogen van de reflux van nitrificatievloeistof binnen een bepaald bereik het effect van de verwijdering van verontreinigende stoffen kan vergroten.

Op dag 207 (fase 4), na aanpassing van de influent NH₄⁺-N en HRT in het AM-AAO-proces, bedroeg het CZV-verwijderingspercentage 86.15%; de aerobe tank verwijderde 13,34 mg/l NH₄⁺-N, de resterende TIN-concentratie was 7,51 mg/l en er werd 4,39 mg/l NO₃⁻-N geproduceerd, en NO₃⁻-N werd de dominante verontreinigende stof in het effluent. Er was geen significant verschil in de bijdrage aan de fosforverwijdering tussen de anoxische tank en de aërobe tank. Bovendien had het verhogen van de influent NH₄⁺-N geen invloed op de nitrificatie, maar de toename van de influent TIN-concentratie verminderde de denitrificatieprestaties van het AM-AAO-proces, waardoor de TIN-verwijdering werd beïnvloed.

Op dag 262 (fase 6) was de reactortemperatuur 13 graden en het CZV-verwijderingspercentage bedroeg op dat moment 83,67%. Tegelijkertijd kwam er 6,95 mg/l fosfor vrij in de anaërobe tank; Er werd 20,22 mg/L NH₄⁺-N verbruikt door de anoxische tank en denitrificatie werd uitgevoerd, en de NO₃⁻-N-concentratie in het effluent van de anoxische tank was 5,07 mg/L; de aerobe tank had een TIN-verlies van 1,32 mg/l; het TIN-verwijderingspercentage was 77,00% en het effluent TIN bevatte 11,24 mg/l NH₄⁺-N, wat aangeeft dat de lage temperatuur de activiteit van nitrificerende en denitrificerende bacteriën verminderde, wat resulteerde in de onvolledige verwijdering van verontreinigende stoffen in het rioolwater. Bovendien daalde de PRA tot 6,95 mg/l en daalden de fosforopnameprestaties van de anoxische tank en de aerobe tank tot respectievelijk 2,41 mg/l en 3,61 mg/l, wat aangeeft dat de daling van de reactortemperatuur de fosforverwijderingsprestaties van PAO's remde, wat leidde tot de afname van PRA in de anaerobe tank en de hoge fosforconcentratie in het effluent.

(Figuur 3 Veranderingen in verontreinigende stoffen in typische cycli: Inclusief (a) Dag 42 van het AAO-proces, (b) Dag 118 van het AAO-proces, (c) Dag 207 van AM-AAO-proces, (d) Veranderingscurven van de concentratie van verontreinigende stoffen op dag 262 van het AM-AAO-proces. De horizontale as is het reactieproces en de verticale as is de concentratie (mg/l) van elke verontreinigende stof (CZV, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Veranderingen in samenstelling en inhoud van extracellulaire polymere stoffen (EPS) in AAO- en AM-AAO-processen

Tijdens het experiment werden de veranderingen in de samenstelling en inhoud van EPS op dag 101 (AAO-proces) en dag 255 (AM-AAO-proces) bepaald en geanalyseerd, zoals weergegeven in Figuur 4. Over het geheel genomen kan de totale EPS-inhoud op dagen 101 en 255 worden toegeschreven aan de toename van TB-EPS-inhoud, en PN en PS waren verantwoordelijk voor het grootste deel van TB-EPS; op dag 101 vertoonde het totale EPS-gehalte in de anaërobe tank, de anoxische tank en de aërobe tank een stijgende trend (respectievelijk 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS en 0,37 mg/gVSS); onder hen nam het EPS-gehalte aanzienlijk toe tijdens de nitrificatiefase, wat te wijten kan zijn aan het actieve metabolisme van interne micro-organismen wanneer het systeem werd gebruikt onder omstandigheden met een hoge koolstof-tot-stikstofverhouding (C/N=5.9) [12]. TB-EPS speelde echter een positieve rol bij de vorming van slibvlokken, terwijl S-EPS en LB-EPS negatieve effecten hadden [8]; in dit experiment was het gehalte aan S-EPS en LB-EPS relatief laag, waardoor de omstandigheden voor slibgroei ontstonden; in het continu-slib-film-hybridesysteem is de rol van vlokhoudend slib onvervangbaar [2].

Bovendien waren de wijzigingsregels voor PN/PS in verschillende sliblagen in elke reactietank verschillend. De PN in elke reactietank was altijd hoger dan PS. Op dag 101 waren de PN/PS-verhoudingen in S-EPS, LB-EPS en TB-EPS van slib respectievelijk 0,06, 1,62 en 2,67, terwijl ze op dag 255 0,03, 1,30 en 3,27 bedroegen, wat aangeeft dat de PN/PS-verhouding vanaf de buitenste laag een stijgende trend vertoonde naar de binnenste laag van slibcellen. Toen de reactortemperatuur echter werd verlaagd tot 13 graden, vertoonde het totale EPS-gehalte in de drie tanks een stijgende trend (respectievelijk 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS en 0,63 mg/gVSS). De reden kan zijn dat micro-organismen die zich niet aan lage temperaturen konden aanpassen, stierven of autolyseerden, en deze dode micro-organismen EPS vrijgaven, wat leidde tot een toename van het EPS-gehalte van slib, of dat lage temperaturen sommige psychrofiele micro-organismen ertoe brachten meer EPS af te scheiden om zich aan te passen aan de temperatuurdaling in de reactor [13].

(Figuur 4 Veranderingen in EPS-inhoud en samenstelling op dag 101 (AAO-proces) en dag 255 (AM-AAO-proces): De linkerkant is het AAO-proces en de rechterkant is het AM-AAO-proces. De horizontale as is de reactietank (einde van anaëroob, einde van anoxisch, einde van aëroob) en EPS-type (S, LB, TB). De linker verticale as is de EPS-inhoud (mg·gVSS⁻¹), en de rechter verticale as is de PN/PS-verhouding. Het bevat histogrammen van PN-, PS- en totale EPS-inhoud en een lijndiagram van de PN/PS-verhouding.

2.4 Microbiële diversiteit en populatie Dynamische opvolgingsregels voor gemeenschappen

Uit de hoge- sequentieresultaten bleek dat het aantal sequenties van de 14 slibmonsters 1.027.419 was, en het aantal OTU-sequenties van elk monster wordt weergegeven in Tabel 2. De dekking van de monsters was hoger dan 0,995, wat aangeeft dat de sequentieresultaten een hoge nauwkeurigheid hadden. Groep D01 beschreef de initiële microbiële gemeenschapsstructuur, met een hoge Ace-index, wat aangeeft dat het slib een hoge microbiële soortenrijkdom had bij het opstarten van het systeem. Met de transformatie van het systeem van AAO naar AM-AAO-proces nam de Ace-index af en nam de rijkdom van de microbiële gemeenschap in het AM-AAO-systeem af. Bovendien daalde de Simpson-index, wat aangeeft dat de diversiteit van de microbiële gemeenschap afnam. Volgens de verandering van de Ace-index vertoonde het totale aantal soorten in de microbiële gemeenschap van de anoxische tankbiofilm een ​​dalende trend; de afname van de Shannon-index bewees dat de diversiteit van de microbiële gemeenschap in de biofilm afnam.

Tabel 2 Variatie van de microbiële diversiteitsindex

The main phyla with relative abundance >10% van de 14 monsters werd geanalyseerd (Figuur 5a). De dominante fyla in groep D01 waren Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobacteriën (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%), en Firmicutes (10,37%13,77%); de relatieve hoeveelheden Actinobacteriota (16,89%19,16%) en Firmicutes (3,83%6,52%) in groep D110 nam af en de relatieve overvloed aan Proteobacteriën nam toe (32,96% ~ 40,75%). In het AM-AAO-processysteem daalde Actinobacteriota snel, zelfs tot minder dan 3% in groep D237, terwijl 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% bestond uit Proteobacteria (35,26%) en Bacteroidota (30,61%), wat aangeeft dat de microbiële gemeenschapsstructuur van de biofilm vergelijkbaar was met die van actief slib. In monster M237 daalde de relatieve overvloed aan Firmicutes tot minder dan 2%, en nam de overvloed aan Acidobacteriota (5,33%) toe.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Er werd vastgesteld dat de dominante geslachten in groep D01 Candidatus_Microthrix waren (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) en Ornithinibacter (3,99%6,41%); nadat het systeem in het AM-AAO-proces werd gebruikt, daalde de relatieve overvloed aan Candidatus_Microthrix scherp tot 0,02% (groep D237); terwijl norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 een trend liet zien van eerst stijgend en daarna dalend (groep D237, 1,91%2,91%). Toen het proces stabiel verliep, werd Azospira een van de relatief dominante geslachten (groep D237, 7,37%18,41%). Bovendien waren de biofilmsoorten in principe vergelijkbaar met het slib, en waren de relatieve hoeveelheden norank_f__norank_o__Run-SP154 in M194 en M237 respectievelijk 6,61%~7,66% en 7,43%.

In totaal werden 12 geslachten en 1 familie van ammoniak-oxiderende bacteriën (AOB), nitriet-oxiderende bacteriën (NOB), glycogeen-accumulerende organismen (GAO's) en fosfor-accumulerende organismen (PAO's) in het systeem geselecteerd voor analyse (Tabel 3). Er werd gevonden dat in groep D01 Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) en Nitrospira (0,04%0,07%) kan de oxidatieprestaties van NH₄⁺-N garanderen. De afname van Nitrosomonas en Nitrospira in groep D110 kan veroorzaakt worden door de hoge interne refluxratio, maar Ellin6067 (0,01%0,02%) werd niet gestoord. In groep D194 werd het systeem gebruikt in het AM-AAO-proces, en door de vermindering van de HRT verdween NOB en een deel van de AOB. De toename van influent ammoniakstikstof kan de reden zijn voor de toename van de relatieve hoeveelheden van de bovengenoemde drie geslachten in groep D237 (Figuur 5b). Daarnaast AOB (Nitrosomonas en Ellin6067, 0,03%0,07%) en NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) in monster M237 vertoonde een lichte stijging, wat aangeeft dat de biofilm het slibsysteem hielp bij het bereiken van het denitrificatieproces.

Er was een breed scala aan PAO's in groep D01, waaronder Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas en Tetrasphaera. De veranderingen van Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) en PAO's met relatieve overvloed<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 en 0,31%0,39% [14]. In groep D237 werd Candidatus_Microthrix bijna geëlimineerd (0,02%), en de PAO’s die deze vervingen om de fosforverwijderingsfunctie uit te oefenen waren Defluviimonas (0,70%)1,07%) en Dechloormonas (0,95%1,06%); Bovendien is ook bevestigd dat de Comamonadaceae-familie fosforverwijderingsprestaties levert [8], en de relatieve overvloed aan Comamonadaceae in de anaerobe tank of anoxische tank was relatief hoog, ongeveer tweemaal zo groot als die van de aerobe tank. Bovendien waren Candidatus_Competibacter en Defluviicoccus de dominante geslachten van GAO's in alle monsters, maar de hoeveelheden van de twee geslachten in groep D01 waren<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].

(Figuur 5 Samenstelling van de microbiële gemeenschap: (a) Staafdiagram van de relatieve overvloed op fylumniveau. De horizontale as is het monster en de verticale as is de relatieve overvloed/%. Het omvat belangrijke fyla zoals Actinobacteriota en Proteobacteria; (b) Hittekaart van de relatieve overvloed op geslachtsniveau. De horizontale as is het monster en de verticale as is de dominante geslachten. De kleurdiepte geeft het niveau van de relatieve overvloed aan)

Tabel 3 Overvloed aan functionele groepen in 14 biologische monsters

3 Conclusies

Door feitelijk rioolwater als behandelingsobject te gebruiken, werden de bedrijfsomstandigheden van het AM-AAO-proces geoptimaliseerd. Er werd vastgesteld dat wanneer het proces werd uitgevoerd onder de omstandigheden van HRT=7 uur, temperatuur ongeveer 25 graden, interne reflux=250%, SRT=40 d, slibreflux=50% en anoxische tankvulvulling=30%, het effect van de verwijdering van verontreinigende stoffen het beste was. Het maximale NH₄⁺-N-verwijderingspercentage was 98,57%; de effluent NO₃⁻-N-concentratie, PO₄³⁻-P-concentratie, TIN-verwijderingssnelheid en CZV-verwijderingssnelheid waren respectievelijk 6,64 mg/l, 0,42 mg/l, 83,08% en 86.16%.

De anaërobe tank voerde goede processen uit voor de verwijdering van organisch materiaal en de afgifte van fosfor, waarbij tegelijkertijd 64,51% CZV werd verwijderd en 9,77 mg/l fosfor vrijkwam; de anoxische tank voerde goede denitrificerende fosforverwijderingsreacties uit; de aërobe tank voerde volledige nitrificatie- en fosforopnameprocessen uit, waarbij het NH₄⁺-N-verwijderingspercentage en PUAO respectievelijk 97,85% en 59,12 mg bedroegen.

Toen het AM-AAO-proces stabiel werd uitgevoerd, steeg de AOB (Ellin6067 en Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%)0,12%) en NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) zorgde voor voldoende voortgang van de nitrificatie, en het NH₄⁺-N-verwijderingspercentage steeg met 8,35%; GAO's (Candidatus_Competibacter en Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) domineerde het endogene denitrificatieproces; de groei van PAO's (Defluviimonas-, Dechloromonas- en Comamonadaceae-familie, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) was de reden voor het handhaven van goede fosforverwijderingsprestaties; Bovendien was de microbiële gemeenschapsstructuur van de anoxische tankbiofilm in wezen vergelijkbaar met die van actief slib, wat gezamenlijk de stikstof- en fosforverwijderingsprestaties van het systeem garandeerde.