Prestandaoptimering och efterföljd av mikrobiell gemenskap i ett kontinuerligt-flöde anoxiskt MBBR-AAO-process för förbättrad kväve- och fosforavskiljning från kommunalt avlopp

Prestandaoptimering och mikrobiell Community Succession of Continuous-Flow Anoxic MBBR-AAO-process

På senare år har avancerad rening av stadsavlopp och realisering av resursåtervinning blivit heta ämnen inom vattenmiljöområdet. De traditionella processerna för avlägsnande av kväve och fosfor som används i stor utsträckning av avloppsreningsverk leder dock inte bara till överdrivet slöseri med resurser utan ökar också driftskostnaderna [1]. Dessutom har den gradvisa minskningen av förhållandet kol-till-kväve (C/N) i stadsavlopp och skillnaderna i livsmiljöer för olika funktionella mikrobiella samhällen blivit viktiga begränsande faktorer för vattenreningsteknik.

Slam-filmhybrid MBBR-processen kombinerar den aktiverade slamprocessen med den suspenderade bärarbiofilmprocessen för att uppnå ökad anrikning av funktionella mikroorganismer, vilket löser problemen med stor markbeläggning och dålig låg-temperaturtolerans hos den traditionella aktiverade slamprocessen [2]. År 2008 förbättrade Wuxi Lucuns avloppsreningsverk i Jiangsu-provinsen, som det första avloppsreningsverket i Kina att uppgradera och återuppbygga till klass IA-standarder, framgångsrikt reningseffekten genom att lägga till suspenderade bärare till slamsystemet [3]; Hu Youbiao et al. [4] undersökte temperaturens inverkan på avlägsnandet av ammoniakkväve och organiskt material i MBBR och aktivt slam, och resultaten visade att temperaturen hade en mindre påverkan på MBBR men större påverkan på aktivt slam; Zhang Ming et al. [5] använde A²O-MBBR-processen för att behandla hushållsavlopp på landsbygden, vilket uppnådde höga avskiljningsgrader av COD, ammoniakkväve, TP och TN; Zhou Jiazhong et al. [2] fann genom små-experiment att DO, temperatur var positivt korrelerade med slam-filmhybrid MBBR-systemet, medan det inflytande C/N-förhållandet var negativt korrelerat.

Den anoxiska MBBR-processen (AM-MBBR) kan realisera samtidig denitrifiering och fosforborttagning i den anoxiska tanken, vilket också är denitrifierande fosforborttagningsprocessen (DPR). Jämfört med traditionella avloppsvattenreningsprocesser kan DPR-processen spara organiska kolkällor och minska syreförbrukningen. Zhang Yongsheng [6] et al. utvecklat en biofilmreaktor med kontinuerligt-flöde, och resultaten visade att vid en temperatur på 20 grader, en DO-koncentration på 5,5 mg/L, en belastning på 2,2 kg/(m³·d), och ett intermittent luftningsförhållande på anaerob 3 h/aerob 6 h, var de genomsnittliga koncentrationerna av phorus och influensa COD i mg/6 h. 0,67 mg/L, med borttagningshastigheter på 72,9 % respektive 78,5 %.

Men för slam-filmhybrid AM-AAO-systemet finns det ett komplext samband mellan suspenderat flockigt slam och fäst biofilm. Tidigare studier har fokuserat på teknisk praxis som budgivning och återuppbyggnad av avloppsreningsverk, men det finns få studier om synkron nitrifikation och DPR för att förbättra kväve- och fosforavlägsnandet i kontinuerligt-flödesslam-filmhybrid AM-AAO-system, och stabiliteten hos denna process för att avlägsna föroreningar är också en svår prestanda hos denna process.

Den här studien optimerade uppstarts-- och driftstrategierna för kontinuerligt-flöde (AAO) och kontinuerligt-flöde av slam-filmhybridprocesser (AM-AAO), med fokus på att undersöka effekterna av luftningshastighet, fyllmedelsdosering, hydraulisk retentionstid (HRT), nitrifikationsförhållandet i vätsketemperatur och återflöde i vätsketemperatur och återflöde, N långtids-kväve- och fosforavlägsnande prestanda för AM-MBBR-processen och effektiviteten för denitrifierande fosforborttagning i den anoxiska tanken. Samtidigt studerades följden av mikrobiella samhällen och förändringsreglerna för funktionella mikrobiella samhällen i aktivt slam och biofilm.

1 Material och metoder

1.1 Experimentell enhet och driftsparametrar

En kontinuerligt-flöde AAO-reaktionsanordning (Figur 1) användes i denna studie. Den var gjord av organiskt glas, med totalt 7 fack, var och en med en storlek på 10 cm × 10 cm × 40 cm; arbetsvolymen var 21 L, och volymförhållandet för varje reaktionstank var anaerob: anoxisk: aerob=2:2:3. Mekanisk omrörning användes i de anaeroba och anoxiska tankarna; den aeroba tanken använde luftningssandhuvuden som mikro-porösa luftare och extern kraft för slam{12}}vattenblandning, och luftningshastigheten styrdes av en gasflödesmätare. DO-koncentrationen i den aeroba tanken i reaktorn kontrollerades till 2~3 mg/L; den sekundära sedimentationstanken var en cylinder med en arbetsvolym på cirka 40 L; slamretentionstiden (SRT) var 40 dagar, och slamåterflödesförhållandet var 50 %. Reaktorn fungerade i totalt 263 dagar (uppdelad i 6 driftsteg), och polyetenfyllmedel tillsattes till den anoxiska tanken från och med den 159:e dagen för att arbeta i AM-AAO-läget. De specifika driftsförhållandena visas i Tabell 1.

(Figur 1 Schematiskt diagram av AM-AAO-processutrustning: Figuren inkluderar en vatteninloppsskopa, peristaltisk pump, anaerob tank, anoxisk tank, aerob tank, sedimentationstank, vattenutloppshink, såväl som internt återflöde, slamåterflödesrörledningar och avloppsventiler)

Tabell 1 Processsystemtyp och driftsparametrar

1.2 Inokulerat slam och inflytande vattenkvalitet

Det inokulerade slammet i detta experiment togs från överskottsslam som släpptes ut från den sekundära sedimentationstanken på ett avloppsreningsverk. Efter ympning var slamkoncentrationen (MLSS) i reaktorn 2,3 g/L, och slamets flyktiga fasta ämnen (MLVSS) var 2,1 g/L.

Reaktorns inflöde var faktiskt hushållsavlopp från restauranger, som tillfördes reaktorn efter att föroreningar filtrerats genom en filtersil. Dess föroreningar inkluderade 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) och PO43--P (1~5,08 mg/L).

1.3 Detektionsobjekt och analysmetoder

1.3.1 Rutinmässiga detektionsmetoder

Slam-vattenprover samlades in från inloppsvatten, anaerob tank, anoxisk tank, aerob tank, sedimentationstank och effluent och filtrerades med 0,45 μm filterpapper. NH4+-N bestämdes med Nesslers spektrofotometer; NO2--N bestämdes genom N-(1-naftyl) etylendiaminfotometri; NO3⁻-N bestämdes genom ultraviolett spektrofotometri; COD bestämdes med Lianhua 5B-3A COD multiparameter snabbdetektor; pH/DO och temperatur bestämdes med WTW Multi3620-detektor; MLSS bestämdes med gravimetrisk metod; MLVSS bestämdes med en viktminskningsmetod för förbränning i muffelugnen [7].

1.3.2 Extraktion och detektion av extracellulära polymera ämnen

Extracellulära polymera substanser (EPS) anses vara sammansatta av polysackarider (PS), proteiner (PN) och humussyror (HA). Tre typer av EPS, nämligen lösliga extracellulära polymera substanser (S-EPS), löst bundna extracellulära polymera substanser (LB-EPS), och tätt bundna extracellulära polymera substanser (TB-EPS), separerades och extraherades. Bestämningsmetoden för PS var svavelsyra-antronmetoden, och bestämningsmetoderna för PN och HA modifierades Folin-Lowry-metoden [7].

1.3.3 Beräkningsmetod för avlägsningshastighet för föroreningar

Föroreningshastigheten (SRE) användes för att karakterisera det totala föroreningsavlägsnandet av AM-AAO-processsystemet. Bland dem är Sinf och Seff föroreningskoncentrationerna av inflödet respektive avloppsvattnet, som kan representera masskoncentrationerna av föroreningar som NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD{5} och PO₄ i influensen{5} och PO₄ avloppsvatten, mg/L.

1.3.4 Hög-genomströmningssekvenseringsmetod

Illumina hög-genomströmningssekvenseringsmetod användes. Slamprover från den anaeroba tanken, den anoxiska tanken och den aeroba tanken dag 1, 110, 194 och 237 samlades in och namngavs som grupp D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grupp D110 (D110_A1_2, D110 grupp D110_A1_2, D110) (D194_A1, D194_A2, D194_O), respektive grupp D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); biofilmslamprover dag 194 och 237 samlades in och namngavs som M194 respektive M237. Totalt 14 slamprover analyserades för förändringar i mikrobiella samhällen. DNA extraherades med hjälp av Fast DNA SPIN-kit (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). V3-V4-regionen av den bakteriella 16S rRNA-genen amplifierades med 338F/806R-primrar. De renade amplikonerna sekvenserades på Illumina MiSeq PE300-plattformen (Illumina, USA) av Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Kina) [7].

2 Resultat och diskussion

2.1 Långsiktiga-regler för borttagning av föroreningar i AAO- och AM-AAO-processer

Det långsiktiga-avlägsnandet av föroreningar under driften av det kontinuerliga-flödet av AAO-processen (steg 13) och AM-AAO-processen med suspenderade polyetenfyllmedel tillsatta (steg 46) visas i figur 2.

I steg 1 (1~45 d), var PO₄³⁻-P-frisättningsmängden (PRA) i den anaeroba tanken, PO₄³⁻-P-upptagsmängden i den anoxiska tanken (PUAA) och PO₄³⁻-P-upptagsmängden i den aerobiska tanken (PU6,06) mg (PU6,06) 14,22 mg respektive 87,81 mg, och fosforupptagningsprocessen uppnåddes huvudsakligen i den aeroba tanken. Avlägsningshastigheten för NH₄⁺-N och totalt oorganiskt kväve (TIN) var 92,85 % respektive 86.37 %, vilket säkerställde denitrifieringseffekten. Efter att ha finjusterat luftningen (DO=2~3 mg/L), ökade NH₄⁺-N-avlägsningseffekten till 98,68 %, och utflödets TIN-koncentration och avlägsningshastighet var 1,75 mg/L respektive 95,75 %, vilket tyder på DO-justeringen respektive denitrifieringsprocesser; COD-avlägsningseffekten i den anaeroba tanken försvagades (91,60%). Dessutom hade finjusteringen av DO ingen effekt på avloppsvattnet PO₄³⁻-P, med ett genomsnitt på 0,47 mg/L, vilket överensstämmer med slutsatsen av Yang Sijing et al. [8].

I steg 2 (46~120 d), efter att ha justerat HRT=8 h, fluktuerade COD-avlägsnandet något; de maximala värdena för PRA, PUAA och PUAO nådde 148,01 mg, 81,95 mg och 114,15 mg, vilket tyder på att ökningen av inflödet inte påverkade fosforavlägsnandet och bibehöll hög NH₄⁺-N- och TIN-avlägsnande prestanda. På dag 72 ökades nitrifikationsvätskeåterflödesförhållandet till 300 % och 400 %. Ökningen av återflödesförhållandet minskade effekten av TIN-avlägsnande, med en borttagningsgrad på 80,37 % (300 %) respektive 68,68 % (400 %). Från dag 108 till 120 bestämdes nitrifikationsvätskeåterflödesförhållandet till 250 %. Mängden COD-avlägsnande i den anaeroba tanken vid ett nitrifikationsvätskeåterflödesförhållande på 250 % (127,1 mg/L) var högre än eller lika med andra (86.2 mg/L, 124,7 mg/L och 128,0 mg/L för 200 %, 300 % respektive 400 %); koncentrationerna av avloppsfosfor som motsvarar olika återflödesförhållanden var 0,52 mg/L, 0,35 mg/L och 0,06 mg/L, vilket indikerar att en ökning av nitrifikationsvätskeåterflödesförhållandet inom ett visst intervall kan främja fosforavlägsnande. Dessutom hade återflödesförhållandet på 250 % bra denitrifieringsprestanda, med en TIN-borttagningsgrad på 86.86 %.

I steg 3 (121~158 d) fixerades nitrifikationsvätskeåterflödesförhållandet till 250%. Dag 131 ökades inloppsflödet till 5 L/h, COD- och fosforavlägsnande effekter minskade och avloppskoncentrationerna var 73,3 mg/L respektive 3,92 mg/L, vilket tyder på att ökningen av inflödesflödet resulterade i att mer COD släpptes ut utan behandling. Dessutom var den maximala avlägsningshastigheten för NH₄⁺-N och TIN 93,82 % respektive 79,12 %, bland vilka NO₃⁻-N blev den huvudsakliga föroreningen i avloppsvattnet (4,70 mg/L). Dag 139 reducerades inflödesflödet till 4 L/h, avlopps-COD och avlägsningshastigheten var 55,7 mg/L respektive 85,97 %, vilket var högre än kolavlägsnandet vid HRT=5.6 h, vilket indikerar att minskningen av HRT kan leda till en minskning av COD-avlägsnandet. Dessutom var den maximala avlägsningshastigheten för NH₄⁺-N och TIN 100 % och 97,41 %, vilket indikerar att justeringen av HRT främjade nitrifikation och denitrifikation, men alltför kort HRT kan leda till en minskning av denitrifieringseffekten. Därför, när HRT=7 h, är det tillräckligt för reaktionerna i varje tank att fortsätta fullt ut, och en signifikant ökning av HRT har liten befrämjande effekt på denitrifieringseffekten.

På dag 159 tillsattes 20 % suspenderade polyetenfyllmedel till den anoxiska tanken i AAO-processen. I steg 4 (159~209 d) förbättrades COD- och PO₄³⁻-P-borttagningsprestanda. Från och med dag 172 ökades koncentrationen av influent NH₄⁺-N till 64,17 mg/L (C/N=8.59), COD och avlägsnandehastigheten för avloppsvattnet var 77,7 mg/L respektive 86.06%. Anledningen kan vara att biofilmen växte långsamt, och det aktiva slammet bidrog främst till avlägsnandet av mest COD; de suspenderade fyllmedlen ökade PO₄³⁻-P-borttagningsgraden med 1,18 %. Ökningen av inflytande NH₄⁺-N i den anoxiska tanken ledde dock till behovet av fler kolkällor för denitrifieringsprocessen av NO₃⁻-N, vilket inte bidrog till fosforfrisättning och upptag av PAO; samtidigt reducerade denna operation inte helt NO3⁻-N, och den minsta avloppskoncentrationen var 7,30 mg/L. På dag 185, när HRT ändrades till 5,6 timmar, fann man att COD-borttagningseffekten fluktuerade något, med en borttagningshastighet på 86.05%; koncentrationen av avloppsvatten PO₄3⁻-P ökade med 0,05 mg/L, åtföljd av en ökning av PUAA (från 13,02 mg till 18,90 mg), vilket indikerar att slammet och biofilmen synergistiskt utövade en viss fosforavlägsnande effektivitet. Dessutom var koncentrationerna av avloppsvattnet NH₄⁺-N, NO₃⁻-N och TIN 10,23 mg/L, 6,52 mg/L respektive 16,82 mg/L, vilket tyder på att minskningen av HRT skulle leda till en minskning av NH₄- och NH₄-effekten. TIN. Dag 195 justerades HRT tillbaka till 7 timmar, och vid denna tidpunkt minskade föroreningshalten i avloppsvattnet, och systemets prestanda för att avlägsna kväve och fosfor och avlägsnande av organiskt material återhämtade sig gradvis.

I Steg 5 (210~240 d) ökades den inflytande NH₄⁺-N-koncentrationen till 84,06 mg/L (C/N=6.28), och det aktiverade slammet bidrog fortfarande huvudsakligen till avlägsnandet av organiskt material. Ökningen av NH₄⁺-N hade liten effekt på COD-avlägsnandet. Andelen COD som absorberades i den anaeroba tanken var 68,02 %, och det mesta av det organiska materialet absorberades av PAO i den anaeroba tanken och syntetiserades till interna kolkällor (PHA), och den anaeroba fosforfrisättningen var fullständigt fullbordad [9]. Den maximala PRA var 72,75 mg, och PUAA och PUAO var 35,82 mg/L respektive 48,20 mg/L, men det huvudsakliga bidraget till fosforupptaget kom fortfarande från den aeroba tanken. På dag 221 ökades fyllnadsförhållandet till 30 % och koncentrationerna av avloppsvattnet NH4⁺-N och TIN reducerades med 4,49 mg/L respektive 5,16 mg/L; bland dem stod NH₄⁺-N och NO₃⁻-N för 70,11 % respektive 28,75 % av avloppsvattnets TIN. På dag 231 justerades den influerande NH4+-N-koncentrationen till 66,34 mg/L, och systemets föroreningsavlägsnande prestanda var i princip stabil.

I steg 6 (241~263 d) reglerades reaktortemperaturen för att undersöka dess effekt på föroreningsavlägsnande. På dag 241 sänktes temperaturen till 18 grader, COD-avlägsningsgraden minskade till 84,37%, men COD-ändringsregeln ändrades inte på grund av temperaturminskningen. Avlägsningsandelen i den anaeroba tanken var högst, 62,02 %, den denitrifierande fosforborttagningsprocessen i den anoxiska tanken förbrukade 26,72 % COD, NO₃⁻-N-koncentrationen i avloppsvattnet från den aeroba tanken var 10,48 mg/L och 50 mg/L. NH₄⁺-N kvarstod; dessutom påverkades PRA mindre av temperaturen, men fosforupptagningsförmågan i den anoxiska tanken minskade, med PUAA endast 19,77 mg, och fosfor avlägsnades med 3,94 mg/L i den aeroba tanken. De flesta psykrofila PAO utförde aerob fosforupptagningsprocess [10]. När temperaturen sänktes ytterligare till 13 grader minskade avlägsningshastigheten för NH₄⁺-N och TIN med 6,38 % respektive 6,25 %; samtidigt minskade PUAA och PUAO med 7,77 mg respektive 15,00 mg, vilket kan vara relaterat till minskningen av mikrobiell aktivitet och tillväxt- och metabolismkapacitet orsakad av temperaturminskningen. Jin Yu [11] fann att när temperaturen är lägre än 14 grader är det svårt att garantera koncentrationen av föroreningar i avloppsvattnet i systemet.

(Figur 2 Avlägsnande av föroreningar i AAO- och AM-AAO-processer under lång-drift: Inklusive (c) Kurvor för NH₄⁺-N-koncentration och avlägsningshastighet som ändras med driftdagar, (d) Kurvor för NOₓ⁻-N-kurvor som ändras med koncentrationen av NH₄⁺- med ändrad hastighet i driftdagar (IN) driftdagar. Den horisontella axeln är driftdagarna (0~260 d), och de vertikala axlarna är ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹), och borttagningshastigheten är markerad på varje steg.

2.2 Regler för förändring av föroreningar i typiska cykler av AAO- och AM-AAO-processer

För att ytterligare utforska mekanismen för borttagning av föroreningar i AAO- och AM{0}}AAO-processer analyserades förändringarna i föroreningskoncentrationen i typiska cykler av olika driftsstadier, som visas i figur 3.

På dag 42 (steg 1) hade AAO-processen goda prestanda för denitrifiering och fosforavlägsnande. Den höginflytande COD förbättrade dock inte fosforfrisättningsprestandan, och PRA var 9,13 mg/L vid denna tidpunkt. Dessutom förbrukades NH₄⁺-N i förväg när den gick in i den anoxiska tanken; sedan reducerade den anoxiska tanken den genererade NO3⁻-N till N2; den aeroba tanken tog dock bara bort 3,52 mg/L NH₄⁺-N, vilket kan bero på den långa HRT i steg 1 som ledde till att en ökning av DO återfördes till den anoxiska tanken, och det mesta av NH₄⁺-N hade slutfört nitrifikationen, vilket resulterade i en lägre anoxisk tank.

På dag 118 (steg 2), med minskningen av influent COD, försämrades fosforfrisättningen och denitrifieringsprestandan. Fosforfrisättningskoncentrationen i den anaeroba tanken var 5,91 mg/L, och NO3⁻-N-koncentrationen i effluenten från den aeroba tanken var 8,20 mg/L. PO₄³⁻-P-koncentrationen i den syrefria tanken minskade till 2,78 mg/L, vilket indikerar att PO₄3⁻-P avlägsnades i den syrefria tanken. Dessutom var nitrifikationsvätskeåterflödesförhållandet fixerat till 250 % vid denna tidpunkt. Jämfört med återflödesförhållandena på 300 % och 400 % förbättrades processens kväve- och fosforavlägsnande och avlägsnande av organiskt material, vilket indikerar att en ökning av nitrifikationsvätskeåterflödet inom ett visst intervall kan förstärka föroreningsborttagningseffekten.

På dag 207 (steg 4), efter justering av det inflytande NH₄⁺-N och HRT i AM-AAO-processen, var COD-borttagningsgraden 86.15%; den aeroba tanken avlägsnade 13,34 mg/L NH₄⁺-N, den återstående TIN-koncentrationen var 7,51 mg/L, och 4,39 mg/L NO₃⁻-N producerades och NO₃⁻-N blev det dominerande föroreningsmedlet i utsläppet. Det fanns ingen signifikant skillnad i fosforavskiljningsbidraget mellan den anoxiska tanken och den aeroba tanken. Dessutom påverkade inte ökningen av det influerande NH₄⁺-N nitrifikationen, men ökningen av den influerande TIN-koncentrationen minskade denitrifieringsprestandan för AM-AAO-processen, vilket påverkade TIN-avlägsnandet.

På dag 262 (steg 6) var reaktortemperaturen 13 grader och COD-avlägsningshastigheten var 83,67 % vid denna tidpunkt. Samtidigt frigjordes 6,95 mg/L fosfor i den anaeroba tanken; 20,22 mg/L NH4+-N förbrukades av den anoxiska tanken och denitrifiering utfördes, och NO3⁻-N-koncentrationen i utflödet från den anoxiska tanken var 5,07 mg/L; den aeroba tanken hade en TIN-förlust på 1,32 mg/L; TIN-avlägsningsgraden var 77,00 %, och avlopps-TIN innehöll 11,24 mg/L NH₄⁺-N, vilket indikerar att den låga temperaturen minskade aktiviteten hos nitrifierande bakterier och denitrifierande bakterier, vilket resulterade i ofullständigt avlägsnande av föroreningar i avloppsvattnet. Dessutom minskade PRA till 6,95 mg/L, och fosforupptagningsförmågan för den anoxiska tanken och den aeroba tanken minskade till 2,41 mg/L respektive 3,61 mg/L, vilket tyder på att minskningen av reaktortemperaturen hämmade fosforavlägsnandets prestanda för PAOs och effluensa tankar, vilket ledde till en minskning av PRA- och effluenstanken. fosforkoncentration.

(Figur 3 Föroreningsförändringar i typiska cykler: Inklusive (a) Dag 42 av AAO-processen, (b) Dag 118 av AAO-processen, (c) Dag 207 av AM-AAO-processen, (d) Kurvor för förändring av föroreningskoncentrationen på dag 262 av AM-AAO-processen är den vertikala koncentrationsprocessen. Den horisontella processen är axis,xis. (mg/L) av varje förorening (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Förändringar i sammansättning och innehåll av extracellulära polymera ämnen (EPS) i AAO- och AM-AAO-processer

Under experimentet bestämdes och analyserades förändringarna i sammansättningen och innehållet av EPS på dag 101 (AAO-processen) och dag 255 (AM-AAO-processen), som visas i figur 4. Sammantaget kan det totala EPS-innehållet på dagarna 101 och 255 hänföras till ökningen av TB- EPS-innehållet för kontots huvuddel, och TB-EPS; på dag 101 visade det totala EPS-innehållet i den anaeroba tanken, den anoxiska tanken och den aerobiska tanken en ökande trend (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS respektive 0,37 mg/gVSS); bland dem ökade EPS-innehållet avsevärt under nitrifikationsstadiet, vilket kan bero på den aktiva metabolismen av interna mikroorganismer när systemet drevs under höga kol-till-kväveförhållande (C/N=5.9) [12]. Emellertid spelade TB-EPS en positiv roll i bildandet av slamflockar, medan S-EPS och LB-EPS hade negativa effekter [8]; i detta experiment var innehållet i S-EPS och LB-EPS relativt lågt, vilket skapade förutsättningar för slamtillväxt; i det kontinuerliga-flödesslammet-filmhybridsystemet är rollen som flockigt slam oersättlig [2].

Dessutom var ändringsreglerna för PN/PS i olika lager av slam i varje reaktionstank olika. PN i varje reaktionstank var alltid högre än PS. Dag 101 var PN/PS-förhållandena i S-EPS, LB-EPS och TB-EPS för slam 0,06, 1,62 respektive 2,67, medan de på dag 255 var 0,03, 1,20, och PN-ökning från en trend från 1,20, och PN3. det yttre lagret till det inre lagret av slamceller. Men när reaktortemperaturen sänktes till 13 grader visade det totala EPS-innehållet i de tre tankarna en ökande trend (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS respektive 0,63 mg/gVSS). Orsaken kan vara att mikroorganismer som inte kunde anpassa sig till låg temperatur dog eller autolyserades, och dessa döda mikroorganismer frigjorde EPS, vilket ledde till en ökning av EPS-halten i slam, eller låg temperatur inducerade vissa psykrofila mikroorganismer att utsöndra mer EPS för att anpassa sig till temperaturminskningen i reaktorn [13].

(Figur 4 Ändringar i EPS-innehåll och sammansättning på dag 101 (AAO-process) och dag 255 (AM-AAO-process): Den vänstra sidan är AAO-processen och den högra sidan är AM-AAO-processen. Den horisontella axeln är reaktionstanken (änden av anaerob, slutet av anoxisk, änden av aerob, LTB-typ, vertikal, LTB-typ). axeln är EPS-innehållet (mg·gVSS⁻¹), och den högra vertikala axeln är PN/PS-förhållandet.

2.4 Regler för mikrobiell mångfald och befolkningsdynamiska efterföljdsregler

Sekvenseringsresultaten för hög-genomströmning visade att antalet sekvenser av de 14 slamproverna var 1 027 419, och antalet OTU-sekvenser för varje prov visas i tabell 2. Täckningen av proverna var över 0,995, vilket indikerar att sekvenseringsresultaten hade hög noggrannhet. Grupp D01 beskrev den initiala mikrobiella gemenskapsstrukturen, med ett högt Ace-index, vilket indikerar att slammet hade hög mikrobiell artrikedom vid uppstarten- av systemet. Med omvandlingen av systemet från AAO- till AM-AAO-processen minskade Ace-indexet och rikedomen hos den mikrobiella gemenskapen i AM-AAO-systemet minskade. Dessutom minskade Simpson-indexet, vilket tyder på att mångfalden i det mikrobiella samhället minskade. Enligt förändringen av Ace-index visade det totala antalet arter i det mikrobiella samhället av den anoxiska tankbiofilmen en minskande trend; minskningen av Shannon-index visade att mångfalden av det mikrobiella samhället i biofilmen minskade.

Tabell 2 Variation av mikrobiellt diversitetsindex

The main phyla with relative abundance >10 % av de 14 proverna analyserades (Figur 5a). Den dominerande filan i grupp D01 var Actinobacteriota (25,76 %32,90 %), proteobakterier (21,98 %27,16 %), Bacteroidota (15,50 %18,36 %) och Firmicutes (10,37 %13,77%); men de relativa förekomsterna av Actinobacteriota (16,89 %19,16 %) och Firmicutes (3,83 %6,52 %) i grupp D110 minskade och den relativa förekomsten av proteobakterier ökade (32,96 % ~ 40,75 %). I AM-AAO-processsystemet minskade Actinobacteriota snabbt, till och med till mindre än 3 % i grupp D237, medan 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 %) och Bacteroidota (30,61 %), vilket tyder på att den mikrobiella gemenskapsstrukturen i biofilmen liknade den för aktivt slam. I prov M237 minskade den relativa förekomsten av Firmicutes till mindre än 2%, och förekomsten av Acidobacteriota (5,33%) ökade.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Det visade sig att de dominerande släktena i grupp 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 %) och Ornithinibacter (3,99 %6,41%); efter att systemet kördes i AM-AAO-processen, sjönk den relativa mängden Candidatus_Microthrix kraftigt till 0,02 % (grupp D237); medan norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 visade en trend att först öka och sedan minska (grupp D237, 1,91 %2,91 %). När processen drevs stabilt blev Azospira ett av de relativt dominerande släktena (grupp D237, 7,37 %18,41 %). Dessutom liknade biofilmssläktena i princip slammet, och de relativa förekomsterna av norank_f__norank_o__Run-SP154 i M194 och M237 var 6,61%~7,66% respektive 7,43%.

Totalt 12 släkten och en familj av ammoniak-oxiderande bakterier (AOB), nitrit-oxiderande bakterier (NOB), glykogen-ackumulerande organismer (GAO) och fosfor-ackumulerande organismer (PAOs) i systemet (T3) valdes ut för analys. Det visade sig att i grupp D01, Nitrosomonas (0,02 %0,03 %), Ellin6067 (0,01 %0,02 %) och Nitrospira (0,04 %0,07 %) kan säkerställa oxidationsprestandan för NH₄⁺-N. Minskningen av Nitrosomonas och Nitrospira i grupp D110 kan orsakas av den höga inre refluxkvoten, men Ellin6067 (0,01 %0,02 %) stördes inte. I grupp D194 kördes systemet i AM-AAO-processen, och minskningen av HRT tvättade ut NOB och en del AOB. Ökningen av inflytande ammoniakkväve kan vara orsaken till ökningen av de relativa förekomsterna av ovanstående tre släkten i grupp D237 (Figur 5b). Dessutom AOB (Nitrosomonas och Ellin6067, 0,03 %0,07 %) och NOB (Nitrospira, 0,01 %0,02 %) i prov M237 visade en liten ökning, vilket tyder på att biofilmen hjälpte slamsystemet att uppnå denitrifieringsprocessen.

Det fanns ett brett spektrum av PAO i grupp D01, inklusive Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas och Tetrasphaera. Förändringarna av Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) och PAO med relativt överflöd<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 och 0,31 %0,39 % [14]. I grupp D237 eliminerades Candidatus_Microthrix nästan (0,02 %) och PAO som ersatte den för att utöva fosforavlägsnande funktion var Defluviimonas (0,70 %1,07 %) och Dechloromonas (0,95 %1,06%); dessutom har familjen Comamonadaceae också bekräftats ha fosforavlägsnande prestanda [8], och den relativa förekomsten av Comamonadaceae i den anaeroba tanken eller den anoxiska tanken var relativt hög, ungefär dubbelt så stor som i den aeroba tanken. Dessutom var Candidatus_Competibacter och Defluviicoccus de dominerande släktena av GAO i alla prover, men förekomsten av de två släktena i grupp 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 Sammansättning av mikrobiella samhällen: (a) Stapeldiagram över relativ förekomst på filumnivå. Den horisontella axeln är provet och den vertikala axeln är den relativa förekomsten/%. Det inkluderar huvudfylor som Actinobacteriota och Proteobacteria; (b) Värmekarta över relativ förekomst på släktnivån. Den horisontella axeln är den vertikala axeln och den dominerande axeln är den vertikala axeln. färg anger nivån av relativ överflöd)

Tabell 3 Förekomst av funktionella grupper i 14 biologiska prover

3 Slutsatser

Genom att använda faktiskt avloppsvatten som reningsobjekt optimerades driftsförhållandena för AM-AAO-processen. Det visade sig att när processen kördes under förhållandena HRT=7 h, temperatur ca 25 grader, internt återflöde=250%, SRT=40 d, slamåterflöde=50% och anoxisk tankpåfyllningshastighet=30%, var effekten av att avlägsna föroreningar bäst. Den maximala NH4+-N-avlägsningshastigheten var 98,57 %; NO₃⁻-N-koncentrationen i avloppsvattnet, PO₄³⁻-P-koncentrationen, TIN-avlägsningshastigheten och COD-avlägsnandehastigheten var 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% respektive 86.16%.

Den anaeroba tanken utförde goda processer för avlägsnande av organiskt material och fosforfrisättning, med 64,51 % COD borttagen och 9,77 mg/L fosfor frigjordes samtidigt; den anoxiska tanken utförde bra denitrifierande fosforavlägsnande reaktioner; den aeroba tanken utförde fullständiga nitrifikations- och fosforupptagningsprocesser, med NH₄⁺-N-avlägsningshastigheten och PUAO var 97,85 % respektive 59,12 mg.

När AM-AAO-processen fungerade stabilt ökade AOB (Ellin6067 och Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12 %) och NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 %) säkerställde en tillräcklig utveckling av nitrifikationen, och NH₄⁺-N-avlägsningshastigheten ökade med 8,35 %; GAO (Candidatus_Competibacter och Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) dominerade den endogena denitrifieringsprocessen; tillväxten av PAO (Defluviimonas, Dechloromonas och Comamonadaceae familjen, 3,29 %8,67% → 3,79%~9,35%) var anledningen till att upprätthålla god fosforavlägsnande prestanda; Dessutom liknade den mikrobiella gemenskapsstrukturen i den syrefria tankens biofilm i princip den för aktivt slam, vilket tillsammans garanterade systemets kväve- och fosforavlägsnande prestanda.