Ytelsesoptimalisering og mikrobiell fellesskapssuksesjon i en kontinuerlig-strømningsanoksisk MBBR-AAO-prosess for forbedret nitrogen- og fosforfjerning fra kommunalt kloakk

Ytelsesoptimalisering og mikrobiell Fellesskapssuksesjon av kontinuerlig-Flow Anoxic MBBR-AAO-prosess

De siste årene har avansert rensing av urbane kloakk og realisering av ressursgjenvinning blitt hete tema innen vannmiljø. Imidlertid resulterer de tradisjonelle prosessene for fjerning av nitrogen og fosfor i stor utstrekning av avløpsrenseanlegg ikke bare i overdreven sløsing med ressurser, men øker også driftskostnadene [1]. Dessuten har den gradvise nedgangen i forholdet mellom karbon-til-nitrogen (C/N) i bykloakk og forskjellene i levemiljøene til ulike funksjonelle mikrobielle samfunn blitt viktige begrensende faktorer for vannbehandlingsteknologier.

Slam-filmhybrid MBBR-prosessen kombinerer aktivslamprosessen med biofilmprosessen med suspendert bærer for å oppnå forbedret anrikning av funksjonelle mikroorganismer, og løser problemene med stor landbruk og dårlig lav-temperaturtoleranse for den tradisjonelle aktivslamprosessen [2]. I 2008 forbedret Wuxi Lucun avløpsrenseanlegg i Jiangsu-provinsen, som det første avløpsrenseanlegget i Kina som utførte oppgraderingen og rekonstruksjonen til klasse IA-standarder, renseeffekten ved å legge til suspenderte bærere til slamsystemet [3]; Hu Youbiao et al. [4] undersøkte effekten av temperatur på fjerning av ammoniakknitrogen og organisk materiale i MBBR og aktivert slam, og resultatene viste at temperatur hadde mindre innvirkning på MBBR men større innvirkning på aktivert slam; Zhang Ming et al. [5] brukte A²O-MBBR-prosessen for å behandle husholdningskloakk på landsbygda, og oppnådde høye fjerningsgrader av COD, ammoniakknitrogen, TP og TN; Zhou Jiazhong et al. [2] fant gjennom små-eksperimenter at DO, temperatur var positivt korrelert med slam-filmhybrid MBBR-systemet, mens innflytende C/N-forhold var negativt korrelert.

Den anoksiske MBBR-prosessen (AM-MBBR) kan realisere samtidig denitrifikasjon og fosforfjerning i den anoksiske tanken, som også er denitrifiserende fosforfjerningsprosessen (DPR). Sammenlignet med tradisjonelle avløpsvannbehandlingsprosesser kan DPR-prosessen spare organiske karbonkilder og redusere oksygenforbruket. Zhang Yongsheng [6] et al. utviklet en biofilmreaktor med kontinuerlig-strøm, og resultatene viste at ved en temperatur på 20 grader, en DO-konsentrasjon på 5,5 mg/L, en belastning på 2,2 kg/(m³·d), og en intermitterende luftingstilstand på anaerob 3 t/aerob 6 t, var gjennomsnittskonsentrasjonene av phorus og influensa i mg COD/7 0,67 mg/L, med fjerningsrater på henholdsvis 72,9 % og 78,5 %.

For slam-filmhybrid AM-AAO-systemet er det imidlertid et komplekst forhold mellom suspendert flokkulent slam og festet biofilm. Tidligere studier har fokusert på ingeniørpraksis som budgivning og rekonstruksjon av renseanlegg for avløpsvann, men det er få studier på synkron nitrifikasjon og DPR for å forbedre nitrogen- og fosforfjerning i kontinuerlig-strømslam-filmhybrid AM-AAO-systemer, og stabiliteten til denne prosessens fjerning av forurensende stoffer er også stabiliteten til denne prosessfjerningen.

Denne studien optimaliserte oppstarts-- og driftsstrategiene for kontinuerlig-strømning (AAO) og kontinuerlig-strømslam-filmhybrid (AM-AAO)-prosesser, med fokus på å undersøke effekten av luftingshastighet, fyllstoffdosering, hydraulisk retensjonstid (HRT), nitrifikasjonsforhold i væsketemperatur og tilbakeløpsforhold i væsketemperatur og tilbakeløpstemperatur. langsiktig-nitrogen- og fosforfjerningsytelse av AM-MBBR-prosessen og effektiviteten til fjerning av denitrifiserende fosfor i den anoksiske tanken. Samtidig ble rekkefølgen av mikrobielle samfunn og endringsreglene for funksjonelle mikrobielle samfunn i aktivert slam og biofilm studert.

1 Materialer og metoder

1.1 Eksperimentell enhet og driftsparametre

En kontinuerlig-flyt AAO-reaksjonsenhet (figur 1) ble brukt i denne studien. Den var laget av organisk glass, med totalt 7 rom, hver med en størrelse på 10 cm × 10 cm × 40 cm; arbeidsvolumet var 21 L, og volumforholdet til hver reaksjonstank var anaerob: anoksisk: aerob=2:2:3. Mekanisk omrøring ble tatt i bruk i de anaerobe og anoksiske tankene; den aerobe tanken brukte luftingssandhoder som mikro-porøse luftere og ekstern kraft for slam{12}}vannblanding, og luftehastigheten ble kontrollert av en gassstrømmåler. DO-konsentrasjonen i den aerobe tanken til reaktoren ble kontrollert til 2~3 mg/L; den sekundære sedimentasjonstanken var en sylinder med et arbeidsvolum på omtrent 40 L; slamretensjonstiden (SRT) var 40 d, og slamtilbakeløpsforholdet var 50 %. Reaktoren opererte i totalt 263 dager (delt i 6 driftstrinn), og polyetylenfyllstoffer ble tilsatt den anoksiske tanken fra og med den 159. dagen for å operere i AM-AAO-modus. De spesifikke driftsforholdene er vist i tabell 1.

(Figur 1 Skjematisk diagram av AM-AAO-prosessutstyr: Figuren inkluderer en vanninntaksbøtte, peristaltisk pumpe, anaerob tank, anoksisk tank, aerob tank, sedimentasjonstank, vannutløpsbøtte, samt intern refluks, slamrefluksrørledninger og avløpsventiler)

Tabell 1 Prosesssystemtype og driftsparametere

1.2 Inokulert slam og innflytende vannkvalitet

Det inokulerte slammet i dette forsøket ble tatt fra overskuddsslam som ble sluppet ut fra den sekundære sedimentasjonstanken til et avløpsrenseanlegg. Etter inokulering var slamkonsentrasjonen (MLSS) i reaktoren 2,3 g/L, og slamets flyktige faste stoffer (MLVSS) var 2,1 g/L.

Reaktorens innflytelse var faktisk husholdningskloakk fra restauranter, som ble tilsatt reaktoren etter å ha filtrert urenheter gjennom en filterskjerm. Dens forurensninger inkluderte 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), og PO43⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Deteksjonselementer og analysemetoder

1.3.1 Rutinemessige deteksjonsmetoder

Slam-vannprøver ble samlet fra innløpsvann, anaerob tank, anoksisk tank, aerob tank, sedimentasjonstank og effluent, og filtrert med 0,45 μm filterpapir. NH4⁺-N ble bestemt ved Nesslers spektrofotometer; NO2⁻-N ble bestemt ved N-(1-naftyl)etylendiaminfotometri; NO₃⁻-N ble bestemt ved ultrafiolett spektrofotometri; COD ble bestemt av Lianhua 5B-3A COD multiparameter hurtigdetektor; pH/DO og temperatur ble bestemt med WTW Multi3620 detektor; MLSS ble bestemt ved gravimetrisk metode; MLVSS ble bestemt ved hjelp av vekttapmetoden for forbrenning i muffelovn [7].

1.3.2 Ekstraksjon og påvisning av ekstracellulære polymere stoffer

Ekstracellulære polymere stoffer (EPS) anses å være sammensatt av polysakkarider (PS), proteiner (PN) og humussyrer (HA). Tre typer EPS, nemlig løselige ekstracellulære polymere substanser (S-EPS), løst bundne ekstracellulære polymere substanser (LB-EPS), og tettbundne ekstracellulære polymere substanser (TB-EPS), ble separert og ekstrahert. Bestemmelsesmetoden for PS var svovelsyre-antronmetoden, og bestemmelsesmetodene for PN og HA ble modifisert Folin-Lowry-metoden [7].

1.3.3 Beregningsmetode for fjerningshastighet for forurensninger

Frekvensen for fjerning av forurensninger (SRE) ble brukt til å karakterisere den totale forurensningsfjerningen av AM-AAO-prosesssystemet. Blant dem er Sinf og Seff forurensningskonsentrasjonene av henholdsvis tilløps- og avløpsvannet, som kan representere massekonsentrasjonene av forurensninger som NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD{} og PO₄ i influensen{5} og PO₄ avløp, mg/L.

1.3.4 Høy-gjennomstrømningssekvenseringsmetode

Illumina high-throughput-sekvenseringsmetode ble brukt. Slamprøver fra den anaerobe tanken, den anoksiske tanken og den aerobic tanken på dag 1, 110, 194 og 237 ble samlet inn og navngitt som gruppe D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), gruppe D110 (D110_A09, D110 gruppe, D110_A1_2, D110) henholdsvis (D194_A1, D194_A2, D194_O) og gruppe D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); biofilmslamprøver på dag 194 og 237 ble samlet inn og navngitt som henholdsvis M194 og M237. Totalt 14 slamprøver ble analysert for endringer i mikrobielle samfunn. DNA ble ekstrahert ved bruk av Fast DNA SPIN-sett (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). V3-V4-regionen til det bakterielle 16S rRNA-genet ble amplifisert med 338F/806R-primere. De rensede amplikonene ble sekvensert på Illumina MiSeq PE300-plattformen (Illumina, USA) av Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Kina) [7].

2 Resultater og diskusjon

2.1 Langsiktige-regler for fjerning av forurensninger i AAO- og AM-AAO-prosesser

Langsiktig-fjerning av forurensende stoffer under driften av den kontinuerlige-flyt AAO-prosessen (trinn 13) og AM-AAO-prosessen med suspenderte polyetylenfyllstoffer tilsatt (trinn 46) er vist i figur 2.

I trinn 1 (1~45 d) var PO₄³⁻-P-frigjøringsmengden (PRA) i den anaerobe tanken, PO₄³⁻-P-opptaksmengden i den anoksiske tanken (PUAA) og PO₄³⁻-P-opptaksmengden i den aerobe tanken (PU6,06) mg (6,06) mg henholdsvis 14,22 mg og 87,81 mg, og fosforopptaksprosessen ble hovedsakelig oppnådd i den aerobe tanken. Fjerningshastigheten av NH₄⁺-N og totalt uorganisk nitrogen (TIN) var henholdsvis 92,85 % og 86.37 %, noe som sikret denitrifiseringseffekten. Etter finjustering av luftingen (DO=2~3 mg/L), økte NH₄⁺-N-fjerningseffekten til 98,68 %, og avløps-TIN-konsentrasjonen og fjerningshastigheten var 1,75 mg/L og 95,75 %, hhv. denitrifikasjonsprosesser; COD-fjerningseffekten i den anaerobe tanken ble svekket (91,60%). I tillegg hadde finjusteringen av DO ingen effekt på avløpet PO₄³⁻-P, med et gjennomsnitt på 0,47 mg/L, som er i samsvar med konklusjonen til Yang Sijing et al. [8].

I trinn 2 (46~120 d), etter justering av HRT=8 t, svingte COD-fjerningsytelsen litt; maksimalverdiene for PRA, PUAA og PUAO nådde 148,01 mg, 81,95 mg og 114,15 mg, noe som indikerer at økningen i innflytende strømning ikke påvirket fosforfjerning, og opprettholdt høy NH₄⁺-N og TIN-fjerningsytelse. På dag 72 ble nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforholdet økt til 300 % og 400 %. Økningen i refluksforhold reduserte effekten av fjerning av TIN, med fjerningsrater på henholdsvis 80,37 % (300 %) og 68,68 % (400 %). Fra dag 108 til 120 ble nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforholdet bestemt til å være 250 %. COD-fjerningsmengden i den anaerobe tanken ved et nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforhold på 250 % (127,1 mg/L) var høyere enn eller lik den for andre (86.2 mg/L, 124,7 mg/L og 128,0 mg/L for henholdsvis 200 %, 300 % og 4); avløpsfosforkonsentrasjonene som tilsvarer forskjellige refluksforhold var 0,52 mg/L, 0,35 mg/L og 0,06 mg/L, noe som indikerer at økning av nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforholdet innenfor et visst område kan fremme fosforfjerning. I tillegg hadde refluksforholdet på 250 % god denitrifikasjonsytelse, med en TIN-fjerningsgrad på 86.86 %.

I trinn 3 (121~158 d) ble nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforholdet fastsatt til 250%. På dag 131 ble tilløpsstrømmen økt til 5 L/t, COD- og fosforfjerningseffekten avtok, og avløpskonsentrasjonene var henholdsvis 73,3 mg/L og 3,92 mg/L, noe som indikerer at økningen i innløpsstrømmen førte til at mer COD ble sluppet ut uten behandling. I tillegg var den maksimale fjerningsgraden for NH₄⁺-N og TIN henholdsvis 93,82 % og 79,12 %, blant hvilke NO₃⁻-N ble hovedforurensningen i avløpsvannet (4,70 mg/L). På dag 139 ble innløpsstrømmen redusert til 4 L/t, COD-avløpet og fjerningshastigheten var henholdsvis 55,7 mg/L og 85,97 %, noe som var høyere enn karbonfjerningsytelsen ved HRT=5.6 time, noe som indikerer at reduksjonen av HRT kan føre til en reduksjon i COD-fjerningseffekten. I tillegg var den maksimale fjerningshastigheten for NH₄⁺-N og TIN 100 % og 97,41 %, noe som indikerer at justeringen av HRT fremmet nitrifikasjon og denitrifikasjon, men overdreven kort HRT kan føre til en reduksjon i denitrifikasjonseffekten. Derfor, når HRT=7 timer, er det tilstrekkelig at reaksjonene i hver tank fortsetter fullt ut, og en signifikant økning i HRT har liten fremmende effekt på denitrifikasjonseffekten.

På dag 159 ble 20 % suspendert polyetylenfyllstoff tilsatt den anoksiske tanken til AAO-prosessen. I trinn 4 (159~209 d) ble ytelsen til fjerning av COD og PO₄³⁻-P forbedret. Fra og med dag 172 ble den innflytende NH₄⁺-N-konsentrasjonen økt til 64,17 mg/L (C/N=8.59), avløps-COD og fjerningshastigheten var henholdsvis 77,7 mg/L og 86.06 %. Årsaken kan være at biofilmen vokste sakte, og det aktiverte slammet ga hovedbidraget til fjerning av mest COD; de suspenderte fyllstoffene økte PO₄³⁻-P-fjerningsgraden med 1,18 %. Økningen i innflytende NH₄⁺-N i den anoksiske tanken førte imidlertid til behovet for flere karbonkilder for denitrifikasjonsprosessen av NO₃⁻-N, noe som ikke bidro til fosforfrigjøring og -opptak av PAO; samtidig reduserte ikke denne operasjonen NO₃⁻-N fullstendig, og minimum avløpskonsentrasjon var 7,30 mg/L. På dag 185, ved å endre HRT til 5,6 timer, ble det funnet at COD-fjerningseffekten fluktuerte litt, med en fjerningsrate på 86.05 %; konsentrasjonen av avløpsvannet PO₄3⁻-P økte med 0,05 mg/L, ledsaget av en økning i PUAA (fra 13,02 mg til 18,90 mg), noe som indikerer at slammet og biofilmen synergistisk utøvde en viss fosforfjerningseffektivitet. I tillegg var NH₄⁺-N-, NO₃⁻-- og TIN-konsentrasjonene henholdsvis 10,23 mg/L, 6,52 mg/L og 16,82 mg/L, noe som indikerer at reduksjonen av HRT ville føre til en reduksjon av NH{}6- og NH₄-effekten. TIN. På dag 195 ble HRT justert tilbake til 7 timer, og på dette tidspunktet reduserte forurensningsinnholdet i avløpsvannet, og ytelsen til nitrogen- og fosforfjerning og fjerning av organisk materiale ble gradvis gjenopprettet.

I trinn 5 (210~240 d) ble den innflytende NH₄⁺-N-konsentrasjonen økt til 84,06 mg/L (C/N=6.28), og det aktiverte slammet ga fortsatt hovedbidraget til fjerning av organisk materiale. Økningen i NH₄⁺-N hadde liten effekt på COD-fjerning. Andelen COD absorbert i den anaerobe tanken var 68,02 %, og det meste av det organiske materialet ble absorbert av PAOer i den anaerobe tanken og syntetisert til interne karbonkilder (PHA), og den anaerobe fosforfrigjøringen ble fullstendig fullført [9]. Maksimal PRA var 72,75 mg, og PUAA og PUAO var henholdsvis 35,82 mg/L og 48,20 mg/L, men hovedbidraget til fosforopptaket kom likevel fra den aerobe tanken. På dag 221 ble fyllingsgraden økt til 30 %, og avløpskonsentrasjonen av NH₄⁺-N og TIN ble redusert med henholdsvis 4,49 mg/L og 5,16 mg/L; blant dem utgjorde NH₄⁺-N og NO₃⁻-N henholdsvis 70,11 % og 28,75 % av avløps-TIN. På dag 231 ble den innflytende NH₄⁺-N-konsentrasjonen justert til 66,34 mg/L, og systemets ytelse for fjerning av forurensninger var i utgangspunktet stabil.

I trinn 6 (241~263 d) ble reaktortemperaturen regulert for å undersøke effekten på forurensningsfjerning. På dag 241 ble temperaturen redusert til 18 grader, COD-fjerningsgraden sank til 84,37 %, men COD endringsregelen endret seg ikke på grunn av temperaturnedgangen. Fjerningsandelen i den anaerobe tanken var høyest, 62,02 %, den denitrifiserende fosforfjerningsprosessen i den anoksiske tanken forbrukte 26,72 % COD, NO₃⁻-N-konsentrasjonen i avløpet fra den aerobe tanken var 10,4 mg/L og 5,4 mg/L. NH₄⁺-N gjensto; i tillegg var PRA mindre påvirket av temperaturen, men fosforopptaksytelsen til den anoksiske tanken ble redusert, med PUAA kun 19,77 mg, og fosfor ble fjernet med 3,94 mg/L i den aerobe tanken. De fleste psykrofile PAOer utførte aerob fosforopptaksprosess [10]. Når temperaturen ble ytterligere redusert til 13 grader, sank fjerningshastigheten for NH₄⁺-N og TIN med henholdsvis 6,38 % og 6,25 %; samtidig sank PUAA og PUAO med henholdsvis 7,77 mg og 15,00 mg, noe som kan ha sammenheng med nedgangen i mikrobiell aktivitet og vekst- og metabolismekapasitet forårsaket av temperaturnedgangen. Jin Yu [11] fant at når temperaturen er lavere enn 14 grader, er det vanskelig å garantere forurensningskonsentrasjonen i systemet.

(Figur 2 Fjerning av forurensninger i AAO- og AM-AAO-prosesser under lang-drift: Inkludert (c) Kurver av NH₄⁺-N-konsentrasjon og fjerningshastighet som endres med driftsdager, (d) Kurver for NOₓ⁻-N endrer seg med driftshastighet (IN) endrer seg med driftshastighet (IN) operasjonsdager. Den horisontale aksen er operasjonsdagene (0~260 d), og de vertikale aksene er ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹), og fjerningshastigheten er merket på hver operasjonsgrad.

2.2 Regler for endring av forurensende stoffer i typiske sykluser av AAO- og AM-AAO-prosesser

For ytterligere å utforske mekanismen for fjerning av forurensninger til AAO- og AM-AAO-prosesser, ble endringene i forurensningskonsentrasjonen i typiske sykluser for forskjellige driftsstadier analysert, som vist i figur 3.

På dag 42 (trinn 1) hadde AAO-prosessen god ytelse for denitrifikasjon og fosforfjerning. Den høye innflytende COD forbedret imidlertid ikke fosforfrigjøringsytelsen, og PRA var 9,13 mg/L på dette tidspunktet. I tillegg ble NH₄⁺-N konsumert på forhånd når den gikk inn i den anoksiske tanken; deretter reduserte den anoksiske tanken den genererte NO3⁻-N til N2; den aerobe tanken fjernet imidlertid bare 3,52 mg/L NH₄⁺-N, noe som kan skyldes den lange HRT i trinn 1 som førte til en økning i DO returnert til den anoksiske tanken, og mesteparten av NH₄⁺-N hadde fullført nitrifikasjonskonsentrasjonen, noe som resulterte i en lavere anoksisk tank.

På dag 118 (trinn 2), med reduksjonen av innflytende COD, ble fosforfrigjøringen og denitrifikasjonsytelsen forverret. Fosforfrigjøringskonsentrasjonen i den anaerobe tanken var 5,91 mg/L, og NO3⁻-N-konsentrasjonen i avløpet fra den aerobe tanken var 8,20 mg/L. PO₄³⁻-P-konsentrasjonen i den anoksiske tanken sank til 2,78 mg/L, noe som indikerer at PO₄3⁻-P ble fjernet i den anoksiske tanken. I tillegg ble nitrifikasjonsvæsketilbakeløpsforholdet fastsatt til 250 % på dette tidspunktet. Sammenlignet med tilbakeløpsforholdene på 300 % og 400 %, ble ytelsen til fjerning av nitrogen og fosfor og fjerning av organisk materiale forbedret, noe som indikerer at økning av nitrifikasjonsvæsketilbakeløpet innenfor et visst område kan øke effekten av fjerning av forurensninger.

På dag 207 (trinn 4), etter justering av innflytende NH₄⁺-N og HRT i AM-AAO-prosessen, var COD-fjerningsraten 86.15%; den aerobe tanken fjernet 13,34 mg/L NH₄⁺-N, den gjenværende TIN-konsentrasjonen var 7,51 mg/L, og 4,39 mg/L NO₃⁻-N ble produsert, og NO₃⁻-N ble den dominerende forurensende stoffet. Det var ingen signifikant forskjell i bidraget til fjerning av fosfor mellom den anoksiske tanken og den aerobe tanken. I tillegg påvirket ikke økning av innflytende NH₄⁺-N nitrifikasjonen, men økningen i innflytende TIN-konsentrasjon reduserte denitrifikasjonsytelsen til AM-AAO-prosessen, og påvirket dermed TIN-fjerningen.

På dag 262 (trinn 6) var reaktortemperaturen 13 grader, og COD-fjerningshastigheten var 83,67 % på dette tidspunktet. Samtidig ble det frigjort 6,95 mg/L fosfor i den anaerobe tanken; 20,22 mg/L NH4⁺-N ble konsumert av den anoksiske tanken og denitrifisering ble utført, og NO3⁻-N-konsentrasjonen i avløpet fra den anoksiske tanken var 5,07 mg/L; den aerobe tanken hadde et TIN-tap på 1,32 mg/L; TIN-fjerningshastigheten var 77,00 %, og avløps-TIN inneholdt 11,24 mg/L NH₄⁺-N, noe som indikerer at den lave temperaturen reduserte aktiviteten til nitrifiserende bakterier og denitrifiserende bakterier, noe som resulterte i ufullstendig fjerning av forurensninger i kloakk. I tillegg sank PRA til 6,95 mg/L, og fosforopptaket til den anoksiske tanken og den aerobe tanken sank til henholdsvis 2,41 mg/L og 3,61 mg/L, noe som indikerte at reaktortemperaturen hemmet fosforfjerningsytelsen til PAO-er og effluenstanker, noe som førte til reduksjonen av PRAoben og effluen. fosforkonsentrasjon.

(Figur 3 Forurensningsendringer i typiske sykluser: Inkludert (a) Dag 42 av AAO-prosessen, (b) Dag 118 i AAO-prosessen, (c) Dag 207 av AM-AAO-prosessen, (d) Forurensningskurver for endring av forurensningskonsentrasjonen på dag 262 av AM-AAO-prosessen er den horisontale prosessen. Den horisontale prosessen er axis,xis-prosessen. (mg/L) av hver forurensning (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Endringer i sammensetning og innhold av ekstracellulære polymere stoffer (EPS) i AAO- og AM-AAO-prosesser

I løpet av eksperimentet ble endringene i sammensetningen og innholdet av EPS på dag 101 (AAO-prosess) og dag 255 (AM-AAO-prosessen) bestemt og analysert, som vist i figur 4. Totalt sett kan det totale EPS-innholdet på dag 101 og 255 tilskrives økningen i TB-EPS-innholdet i kontoen, og TB-EPS; på dag 101 viste det totale EPS-innholdet i den anaerobe tanken, den anoksiske tanken og den aerobic tanken en økende trend (henholdsvis 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS og 0,37 mg/gVSS); blant dem økte EPS-innholdet betydelig under nitrifikasjonsstadiet, noe som kan skyldes aktiv metabolisme av interne mikroorganismer når systemet ble operert under forhold med høyt karbon-til-nitrogenforhold (C/N=5.9) [12]. Imidlertid spilte TB-EPS en positiv rolle i dannelsen av slamflokker, mens S-EPS og LB-EPS hadde negative effekter [8]; i dette eksperimentet var innholdet i S-EPS og LB-EPS relativt lavt, noe som skapte betingelser for slamvekst; i det kontinuerlige-flytende slam-filmhybridsystemet er rollen til flokkulent slam uerstattelig [2].

I tillegg var endringsreglene for PN/PS i forskjellige slamlag i hver reaksjonstank forskjellige. PN i hver reaksjonstank var alltid høyere enn PS. På dag 101 var PN/PS-forholdene i S-EPS, LB-EPS og TB-EPS for slam henholdsvis 0,06, 1,62 og 2,67, mens de på dag 255 var 0,03, 1,20, og PN-økende fra en trend på 1,27 og PN30. det ytre laget til det indre laget av slamceller. Men når reaktortemperaturen ble redusert til 13 grader, viste det totale EPS-innholdet i de tre tankene en økende trend (henholdsvis 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS og 0,63 mg/gVSS). Årsaken kan være at mikroorganismer som ikke var i stand til å tilpasse seg lav temperatur døde eller autolyserte, og disse døde mikroorganismene frigjorde EPS, noe som førte til en økning i EPS-innholdet i slam, eller lav temperatur induserte noen psykrofile mikroorganismer til å skille ut mer EPS for å tilpasse seg temperaturnedgangen i reaktoren [13].

(Figur 4 Endringer i EPS-innhold og sammensetning på dag 101 (AAO-prosess) og dag 255 (AM-AAO-prosess): Venstre side er AAO-prosessen, og høyre side er AM-AAO-prosessen. Den horisontale aksen er reaksjonstanken (enden av anaerob, slutten av anoksisk, ende av aerob, venstre, LTB-type). aksen er EPS-innholdet (mg·gVSS⁻¹), og den høyre vertikale aksen er PN/PS-forholdet. Den inkluderer histogrammer av PN, PS og totalt EPS-innhold og et linjediagram over PN/PS-forhold.

2.4 Mikrobiell mangfold og populasjonsdynamiske fellesskapssuksesjonsregler

Høy-gjennomstrømningssekvenseringsresultatene viste at antall sekvenser av de 14 slamprøvene var 1 027 419, og antallet OTU-sekvenser for hver prøve er vist i tabell 2. Dekningen av prøvene var over 0,995, noe som indikerer at sekvenseringsresultatene hadde høy nøyaktighet. Gruppe D01 beskrev den opprinnelige mikrobielle fellesskapsstrukturen, med en høy Ace-indeks, noe som indikerte at slammet hadde høy mikrobiell artsrikdom ved oppstarten- av systemet. Med transformasjonen av systemet fra AAO til AM-AAO-prosessen, sank Ace-indeksen, og rikdommen til det mikrobielle fellesskapet i AM-AAO-systemet ble redusert. I tillegg sank Simpson-indeksen, noe som indikerer at mangfoldet i det mikrobielle samfunnet gikk ned. I henhold til endringen av Ace-indeksen viste det totale antallet arter i det mikrobielle samfunnet av den anoksiske tankbiofilmen en synkende trend; reduksjonen av Shannon-indeksen beviste at mangfoldet av det mikrobielle samfunnet i biofilmen minket.

Tabell 2 Variasjon av mikrobiell mangfoldsindeks

The main phyla with relative abundance >10 % av de 14 prøvene ble analysert (Figur 5a). Den dominerende phyla i gruppe D01 var Actinobacteriota (25,76 %32,90 %), proteobakterier (21,98 %27,16 %), Bacteroidota (15,50 %18,36 %) og Firmicutes (10,37 %13,77%); imidlertid den relative forekomsten av Actinobacteriota (16,89 %19,16 %) og Firmicutes (3,83 %6,52 %) i gruppe D110 gikk ned, og den relative forekomsten av proteobakterier økte (32,96 %~40,75 %). I AM-AAO-prosesssystemet sank Actinobacteriota raskt, til og med til mindre enn 3 % i gruppe D237, mens 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 % var Proteobacteria (35,26 %) og Bacteroidota (30,61 %), noe som indikerer at den mikrobielle fellesskapsstrukturen til biofilmen var lik den til aktivert slam. I prøve M237 sank den relative forekomsten av Firmicutes til mindre enn 2 %, og forekomsten av Acidobacteriota (5,33%) økte.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Det ble funnet at de dominerende slektene i gruppe D01 var Candidatus_Microthrix (11,32 %20,65 %), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97 %6,36 %), Trichococcus (6,99 %9,95 %) og Ornithinibacter (3,99 %6,41%); etter at systemet ble operert i AM-AAO-prosessen, falt den relative mengden av Candidatus_Microthrix kraftig til 0,02 % (gruppe D237); mens norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 viste en trend med først å øke og deretter avta (gruppe D237, 1,91 %2,91 %). Da prosessen ble drevet stabilt, ble Azospira en av de relativt dominerende slektene (gruppe D237, 7,37 %18,41 %). I tillegg var biofilmslektene i utgangspunktet lik slammet, og den relative forekomsten av norank_f__norank_o__Run-SP154 i M194 og M237 var henholdsvis 6,61%~7,66% og 7,43%.

Totalt 12 slekter og 1 familie av ammoniakk-oksiderende bakterier (AOB), nitritt-oksiderende bakterier (NOB), glykogen-akkumulerende organismer (GAO) og fosfor-akkumulerende organismer (PAOs) i systemet ble valgt for analyse. Det ble funnet at i gruppe D01, Nitrosomonas (0,02 %0,03 %), Ellin6067 (0,01 %0,02 %) og Nitrospira (0,04 %0,07 %) kan sikre oksidasjonsytelsen til NH₄⁺-N. Nedgangen i Nitrosomonas og Nitrospira i gruppe D110 kan være forårsaket av det høye indre refluksforholdet, men Ellin6067 (0,01 %0,02 %) ble ikke forstyrret. I gruppe D194 ble systemet operert i AM-AAO-prosessen, og reduksjonen av HRT vasket ut NOB og noe AOB. Økningen i innflytende ammoniakknitrogen kan være årsaken til økningen i de relative mengdene av de tre ovennevnte slektene i gruppe D237 (Figur 5b). I tillegg AOB (Nitrosomonas og Ellin6067, 0,03 %0,07 %) og NOB (Nitrospira, 0,01 %0,02 %) i prøve M237 viste en liten økning, noe som indikerer at biofilmen hjalp slamsystemet til å oppnå denitrifikasjonsprosessen.

Det var et bredt spekter av PAO i gruppe D01, inkludert Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas og Tetrasphaera. Endringene av Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) og PAOer med relativ overflod<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 og 0,31 %0,39 % [14]. I gruppe D237 ble Candidatus_Microthrix nesten eliminert (0,02 %), og PAO-ene som erstattet den for å utøve fosforfjerningsfunksjon var Defluviimonas (0,70 %1,07 %) og Dechloromonas (0,95 %1,06%); i tillegg har Comamonadaceae-familien også blitt bekreftet å ha fosforfjerningsevne [8], og den relative mengden av Comamonadaceae i den anaerobe tanken eller den anoksiske tanken var relativt høy, omtrent det dobbelte av den aerobe tanken. I tillegg var Candidatus_Competibacter og Defluviicoccus de dominerende slektene av GAO i alle prøver, men forekomsten av de to slektene i gruppe D01 var<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].

(Figur 5 Mikrobiell samfunnsammensetning: (a) Søylediagram over relativ overflod på fylumsnivå. Den horisontale aksen er prøven, og den vertikale aksen er den relative mengde/%. Det inkluderer store phyla som Actinobacteriota og Proteobacteria; (b) Varmekart over relativ overflod på slektsnivå. Den horisontale aksen er den vertikale, de dominerende aksen er den vertikale aksen. farge indikerer nivået av relativ overflod)

Tabell 3 Forekomst av funksjonelle grupper i 14 biologiske prøver

3 Konklusjoner

Ved å bruke faktisk kloakk som behandlingsobjekt ble driftsforholdene for AM-AAO-prosessen optimalisert. Det ble funnet at når prosessen ble drevet under forholdene HRT=7 timer, temperatur ca. 25 grader, intern refluks=250%, SRT=40 d, slamtilbakeløp=50% og anoksisk tankfyllingshastighet=30%, var effekten av forurensningsfjerning best. Den maksimale NH4⁺-N-fjerningshastigheten var 98,57 %; NO₃⁻-N-konsentrasjonen i avløpet, PO₄³⁻-P-konsentrasjonen, TIN-fjerningshastigheten og COD-fjerningshastigheten var henholdsvis 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08 % og 86.16 %.

Den anaerobe tanken utførte gode prosesser for fjerning av organisk materiale og fosforfrigjøring, med 64,51 % COD fjernet og 9,77 mg/L fosfor frigjort på samme tid; den anoksiske tanken utførte gode denitrifiserende fosforfjerningsreaksjoner; den aerobe tanken utførte fullstendige nitrifikasjons- og fosforopptaksprosesser, med NH₄⁺-N-fjerningshastigheten og PUAO på henholdsvis 97,85 % og 59,12 mg.

Når AM-AAO-prosessen ble drevet stabilt, økte AOB (Ellin6067 og Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) og NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 %) sikret tilstrekkelig fremgang av nitrifikasjon, og NH₄⁺-N-fjerningshastigheten økte med 8,35 %; GAOer (Candidatus_Competibacter og Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) dominerte den endogene denitrifikasjonsprosessen; veksten av PAO (Defluviimonas, Dechloromonas og Comamonadaceae-familien, 3,29 %8,67 % → 3,79 %~9,35 %) var grunnen til å opprettholde god fosforfjerningsytelse; i tillegg var den mikrobielle fellesskapsstrukturen til den anoksiske tankens biofilm i utgangspunktet lik strukturen til aktivert slam, som i fellesskap garanterte systemets nitrogen- og fosforfjerningsytelse.