Оптимізація продуктивності та спадкоємність мікробного співтовариства в безперервному -потоковому безкисневому MBBR-процесі AAO для покращеного видалення азоту та фосфору з міських стічних вод

Оптимізація продуктивності та мікробіологія Послідовність спільноти безперервного-потоку безкисневого MBBR-процесу AAO

В останні роки вдосконалена очистка міських стічних вод і реалізація рециркуляції ресурсів стали гарячими темами у сфері водного середовища. Однак традиційні процеси видалення азоту та фосфору, широко поширені на очисних спорудах, призводять не тільки до надмірної витрати ресурсів, але й до збільшення експлуатаційних витрат [1]. Крім того, поступове зниження співвідношення вуглецю-до -азоту (C/N) міських стічних вод і відмінності в середовищах існування різних функціональних мікробних спільнот стали важливими обмежуючими факторами для технологій очищення води.

Гібридний процес із шламовою-плівкою MBBR поєднує процес активованого мулу з процесом зваженої біоплівки-носія, щоб досягти покращеного збагачення функціональних мікроорганізмів, вирішуючи проблеми зайнятості великої площі та поганої стійкості до низьких{1}}температур традиційного процесу активованого мулу [2]. У 2008 році Wuxi Lucun Wastewater Treatment Plant у провінції Цзянсу, як перша очисна станція в Китаї, яка провела модернізацію та реконструкцію до стандартів класу IA, успішно посилила ефект очищення шляхом додавання зважених носіїв до системи мулу [3]; Ху Юбіао та ін. [4] досліджували вплив температури на видалення аміачного азоту та органічних речовин у MBBR та активному мулі, і результати показали, що температура мала менший вплив на MBBR, але більший вплив на активний мул; Чжан Мін та ін. [5] використовували процес A²O-MBBR для очищення сільських побутових стічних вод, досягаючи високих показників видалення ХПК, аміачного азоту, TP і TN; Чжоу Цзячжун та ін. [2] за допомогою невеликих-експериментів виявили, що DO, температура позитивно корелюють із гібридною системою MBBR із плівкою шламу-, тоді як впливове співвідношення C/N корелює негативно.

Процес безкисневого MBBR (AM-MBBR) може реалізовувати одночасну денітрифікацію та видалення фосфору в безкисневому резервуарі, що також є процесом денітрифікаційного видалення фосфору (DPR). У порівнянні з традиційними процесами очищення стічних вод, процес DPR може зберегти джерела органічного вуглецю та зменшити споживання кисню. Zhang Yongsheng [6] та ін. розробив безперервний -проточний біоплівковий реактор, і результати показали, що при температурі 20 градусів, концентрації DO 5,5 мг/л, навантаженні 2,2 кг/(м³·день) і умовах періодичної аерації анаеробних 3 год/аеробних 6 год середні концентрації ХПК і фосфору в стічних водах становили 76 мг/л і 0,67 мг/л зі швидкістю видалення 72,9% і 78,5% відповідно.

Однак для гібридної системи -плівка AM-AAO існує складний зв’язок між зваженим флокулентним мулом і прикріпленою біоплівкою. Попередні дослідження були зосереджені на інженерних практиках, таких як тендери та реконструкція очисних споруд, але є кілька досліджень щодо синхронної нітрифікації та DPR для покращення видалення азоту та фосфору в безперервних -потокових шламових-плівкових гібридних системах AM-AAO, і стабільність ефективності видалення забруднюючих речовин у цьому процесі за допомогою технології DPR також є однією з труднощів.

У цьому дослідженні оптимізовано-запуск і стратегії експлуатації безперервного-потоку (AAO) і безперервного-потоку мулу-плівкових гібридних процесів (AM-AAO), зосередившись на дослідженні впливу швидкості аерації, дозування наповнювача, гідравлічного часу утримування (HRT), коефіцієнта нітрифікаційної рідини з рефлюксом, співвідношення C/N і температури про довгострокову-ефективність видалення азоту та фосфору в процесі AM-MBBR та ефективність денітрифікаційного видалення фосфору в безкисневому резервуарі. Одночасно вивчали сукцесію мікробних угруповань і закономірності зміни функціональних мікробних угруповань в активному мулі та біоплівці.

1 Матеріали та методи

1.1 Експериментальний пристрій і робочі параметри

У цьому дослідженні використовувався реакційний пристрій з безперервним -потоком ААО (рис. 1). Він був виготовлений з органічного скла, із загалом 7 відділеннями, кожне розміром 10 см × 10 см × 40 см; робочий об’єм становив 21 л, а співвідношення об’ємів кожної реакційної ємності було анаеробним: безкисневим: аеробним=2:2:3. Механічне перемішування було прийнято в анаеробних і безкисневих резервуарах; аеробний резервуар використовував аераційні піщані головки як мікро-пористі аератори та зовнішню силу для змішування мулу-води, а швидкість аерації контролювалася витратоміром газу. Концентрацію DO в аеробному резервуарі реактора контролювали на рівні 2~3 мг/л; вторинний відстійник являв собою циліндр робочим об'ємом близько 40 л; час утримування осаду (SRT) становив 40 днів, а коефіцієнт дефлегмації осаду становив 50%. Реактор пропрацював загалом 263 дні (розділений на 6 робочих етапів), і починаючи з 159-ї доби в безкисневий резервуар додавали поліетиленові наповнювачі для роботи в режимі AM-AAO. Конкретні умови експлуатації наведені в таблиці 1.

(Малюнок 1. Схематична діаграма технологічного обладнання AM-AAO: малюнок включає вхідний бак для води, перистальтичний насос, анаеробний резервуар, безкисневий резервуар, аеробний резервуар, відстійник, випускний ковш для води, а також внутрішній рефлюкс, трубопроводи рефлюксу осаду та зливні клапани)

Таблиця 1 Тип технологічної системи та робочі параметри

1.2 Інокульований осад і якість води

Інокульований осад у цьому експерименті був взятий із надлишкового мулу, що скидається з вторинного відстійника очисної споруди. Після інокуляції концентрація мулу (MLSS) у реакторі становила 2,3 г/л, а леткі тверді речовини мулу (MLVSS) становили 2,1 г/л.

Потоком реактора були власне побутові стічні води з ресторанів, які додавали в реактор після фільтрації домішок через сітчастий фільтр. Його забруднюючі речовини включали NH₄⁺-N (35.0456,54 мг/л), NO₂⁻-N (00,42 мг/л), NO₃⁻-N (00,05 мг/л), ГПК (362,1605,1 мг/л) і PO₄³⁻-P (1~5,08 мг/л).

1.3 Об’єкти виявлення та методи аналізу

1.3.1 Звичайні методи виявлення

Зразки шламу-води було зібрано з притоку, анаеробного резервуару, аноксидного резервуару, аеробного резервуару, відстійника та стічної води та відфільтровано за допомогою фільтрувального паперу 0,45 мкм. NH₄⁺-N визначали на спектрофотометрі Несслера; NO₂⁻-N визначали фотометрією за допомогою N-(1-нафтил)етилендіаміну; NO₃⁻-N визначали ультрафіолетовою спектрофотометрією; ХПК визначали багатопараметричним швидким детектором ХПК Lianhua 5B-3A; pH/DO і температуру визначали детектором WTW Multi3620; MLSS визначали гравіметричним методом; MLVSS визначали методом втрати ваги горіння в муфельній печі [7].

1.3.2 Екстракція та виявлення позаклітинних полімерних речовин

Вважається, що позаклітинні полімерні речовини (ППС) складаються з полісахаридів (ПС), білків (ПН) і гумінових кислот (ГК). Три типи EPS, а саме розчинні позаклітинні полімерні речовини (S-EPS), слабозв’язані позаклітинні полімерні речовини (LB-EPS) і щільно зв’язані позаклітинні полімерні речовини (TB-EPS), були розділені та екстраговані. Методом визначення PS був сірчанокислотний-антронний метод, а методами визначення PN і HA — модифікований метод Фоліна-Лоурі [7].

1.3.3 Метод розрахунку швидкості видалення забруднюючих речовин

Коефіцієнт видалення забруднюючих речовин (SRE) використовувався для характеристики загального видалення забруднюючих речовин технологічною системою AM-AAO. Серед них Sinf і Seff – це концентрації забруднюючих речовин у припливній та стічній водах відповідно, які можуть представляти масові концентрації забруднюючих речовин, таких як NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD і PO₄³⁻-P у припливній та стічні води, мг/л.

1.3.4 Метод послідовності -високої пропускної здатності

Використовувався високо{0}}метод секвенування Ilumina. Зразки мулу з анаеробного резервуару, безкисневого резервуару та аеробного резервуару в дні 1, 110, 194 і 237 були зібрані та названі як група D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), група D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), група D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) та групи D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O) відповідно; Зразки мулу біоплівки на 194 і 237 дні були зібрані та названі як M194 і M237 відповідно. Загалом 14 зразків мулу було проаналізовано на наявність змін у мікробних спільнотах. ДНК екстрагували за допомогою набору Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Санта-Ана, Каліфорнія, США). Область V3-V4 бактеріального гена 16S рРНК ампліфікували праймерами 338F/806R. Очищені амплікони секвенували на платформі Illumina MiSeq PE300 (Illumina, США) компанії Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Шанхай, Китай) [7].

2 Результати та їх обговорення

2.1 Довгострокові-правила видалення забруднюючих речовин у процесах AAO та AM-AAO

Довгострокове-видалення забруднюючих речовин під час роботи безперервного-процесу ААО (Етапи 13) і процес AM-AAO з додаванням суспендованих поліетиленових наповнювачів (Етапи 46) показано на малюнку 2.

На етапі 1 (1~45 днів) кількість викиду PO₄³⁻-P в анаеробному резервуарі, кількість PO₄³⁻-P, що поглинається в безкисневому резервуарі (PUAA), і PO₄³⁻-P, кількість поглинання в аеробному резервуарі (PUAO) становили 66,06 мг, 14,22 мг і 87,81 мг відповідно, і процес поглинання фосфору в основному досягався в аеробному резервуарі. Швидкість видалення NH₄⁺-N і загального неорганічного азоту (TIN) становила 92,85% і 86.37%, відповідно, забезпечуючи ефект денітрифікації. Після точного -налаштування аерації (DO=2~3 мг/л) ефект видалення NH₄⁺-N зріс до 98,68%, а концентрація TIN у стічних водах і швидкість видалення становили 1,75 мг/л і 95,75% відповідно, що вказує на те, що належне регулювання DO сприяє процесам нітрифікації та денітрифікації; ефект видалення ХПК в анаеробній ємності послабився (91,60%). Крім того, точне -налаштування DO не вплинуло на PO₄³⁻-P у стічних водах із середнім значенням 0,47 мг/л, що узгоджується з висновком Yang Sijing та ін. [8].

На стадії 2 (46~120 днів), після коригування ЗГТ=8 год, ефективність видалення ГПК незначно коливалася; максимальні значення PRA, PUAA та PUAO досягли 148,01 мг, 81,95 мг та 114,15 мг, що вказує на те, що збільшення потоку притоку не вплинуло на видалення фосфору та зберегло високі показники видалення NH₄⁺-N і TIN. На 72-й день коефіцієнт рефлюксу нітрифікаційної рідини було збільшено до 300% і 400%. Збільшення флегмового відношення зменшило ефект видалення TIN зі швидкістю видалення 80,37% (300%) і 68,68% (400%) відповідно. Від 108 до 120 дня було визначено, що флегмовий коефіцієнт нітрифікаційної рідини становить 250%. Обсяг видалення ГПК в анаеробному резервуарі при коефіцієнті рефлюксу нітрифікаційної рідини 250% (127,1 мг/л) був вищим або дорівнює такому в інших (86.2 мг/л, 124,7 мг/л і 128,0 мг/л для 200%, 300% і 400% відповідно); концентрації фосфору у стічних водах, що відповідають різним коефіцієнтам флегмування, становили 0,52 мг/л, 0,35 мг/л та 0,06 мг/л, що вказує на те, що збільшення коефіцієнта флегмування нітрифікаційної рідини в певному діапазоні може сприяти видаленню фосфору. Крім того, коефіцієнт дефлегмації 250% мав хорошу ефективність денітрифікації зі швидкістю видалення TIN 86.86%.

На стадії 3 (121~158 днів) коефіцієнт рефлюксу нітрифікаційної рідини був зафіксований на 250%. На 131-й день потік вхідної води був збільшений до 5 л/год, вплив ХПК і видалення фосфору зменшився, а концентрації стоків становили 73,3 мг/л і 3,92 мг/л відповідно, що вказує на те, що збільшення потоку вхідної води призвело до скидання більшої кількості ХПК без обробки. Крім того, максимальні показники видалення NH₄⁺-N і TIN становили 93,82% і 79,12% відповідно, серед яких NO3⁻-N став основним забруднювачем у стічних водах (4,70 мг/л). На 139 день вхідний потік зменшився до 4 л/год, ХПК у стоках і швидкість видалення становили 55,7 мг/л і 85,97% відповідно, що було вище, ніж ефективність видалення вуглецю при ЗГТ=5.6 год, що вказує на те, що зниження ГЗТ може призвести до зменшення ефекту видалення ХПК. Крім того, максимальні показники видалення NH₄⁺-N і TIN становили 100% і 97,41%, що вказує на те, що коригування ЗГТ сприяло нітрифікації та денітрифікації, але надто короткий ЗГТ може призвести до зниження ефекту денітрифікації. Таким чином, коли HRT=7 h, це достатньо, щоб реакції в кожному резервуарі протікали повністю, і значне збільшення HRT мало сприяє ефекту денітрифікації.

На 159-й день 20% суспендованих поліетиленових наповнювачів додавали в безкисневий резервуар процесу AAO. На стадії 4 (159~209 дн.) показники видалення COD і PO₄³⁻-P були покращені. Починаючи з 172-го дня, концентрація NH₄⁺-N зросла до 64,17 мг/л (C/N=8.59), ГПК у стічних водах і швидкість видалення становили 77,7 мг/л і 86.06% відповідно. Причина може полягати в тому, що біоплівка росла повільно, а активний мул зробив основний внесок у видалення більшості ГПК; суспендовані наповнювачі збільшили швидкість видалення PO₄³⁻-P на 1,18%. Однак збільшення надходження NH₄⁺-N в безкисневому резервуарі призвело до потреби в додаткових джерелах вуглецю для процесу денітрифікації NO3⁻-N, що не сприяло вивільненню фосфору та поглинанню ПАО; водночас ця операція не призвела до повного зниження викидів NO₃⁻-N, а мінімальна концентрація стічних вод становила 7,30 мг/л. На 185-й день, змінивши ЗГТ на 5,6 години, було виявлено, що ефект видалення ГПК незначно коливався, зі швидкістю видалення 86.05%; концентрація PO₄³⁻-P у стічних водах зросла на 0,05 мг/л, що супроводжувалося збільшенням PUAA (з 13,02 мг до 18,90 мг), що вказує на те, що мул і біоплівка синергічно виявляли певну ефективність видалення фосфору. Крім того, концентрації NH₄⁺-N, NO₃⁻-N і TIN становили 10,23 мг/л, 6,52 мг/л і 16,82 мг/л відповідно, що вказує на те, що зниження ЗГТ призведе до зменшення ефектів видалення NH4⁺-N і TIN. На 195-й день ГЗТ було відкориговано до 7 годин, і в цей час вміст забруднюючих речовин у стічних водах зменшився, а продуктивність системи видалення азоту та фосфору та видалення органічних речовин поступово відновилася.

На стадії 5 (210~240 днів) концентрація NH₄⁺-N була збільшена до 84,06 мг/л (C/N=6.28), і активний мул все ще робив основний внесок у видалення органічних речовин. Збільшення NH₄⁺-N мало вплинуло на видалення ХПК. Частка ХПК, поглиненої в анаеробному резервуарі, становила 68,02%, і більша частина органічної речовини була поглинена PAO в анаеробному резервуарі та синтезована у внутрішні джерела вуглецю (PHA), а анаеробне вивільнення фосфору було повністю завершено [9]. Максимальний PRA становив 72,75 мг, а PUAA та PUAO становили 35,82 мг/л і 48,20 мг/л відповідно, але основний внесок у поглинання фосфору все одно надходив з аеробного бака. На 221-й день коефіцієнт заповнення було збільшено до 30%, а концентрації NH₄⁺-N і TIN у стічних водах зменшилися на 4,49 мг/л і 5,16 мг/л відповідно; серед них NH₄⁺-N і NO3⁻-N становили 70,11% і 28,75% TIN, відповідно. На 231-й день концентрацію NH₄⁺-N було доведено до 66,34 мг/л, а ефективність видалення забруднюючих речовин системою була в основному стабільною.

На стадії 6 (241~263 d) температуру реактора регулювали, щоб дослідити її вплив на видалення забруднюючих речовин. На 241-й день температура була знижена до 18 градусів, швидкість видалення ГПК знизилася до 84,37%, але правило зміни ГПК не змінилося через зниження температури. Частка видалення в анаеробному резервуарі була найвищою, 62,02%, процес денітрифікаційного видалення фосфору в безкисневому резервуарі споживав 26,72% COD, концентрація NO₃⁻-N у стоках аеробного резервуару становила 10,44 мг/л і 8,50 мг/л Залишився NH₄⁺-N; крім того, на PRA менше впливала температура, але продуктивність поглинання фосфору в безкисневому резервуарі знизилася, з PUAA лише 19,77 мг, а фосфор було видалено на 3,94 мг/л в аеробному резервуарі. Більшість психрофільних ПАО здійснюють аеробний процес поглинання фосфору [10]. Коли температуру знизили до 13 градусів, швидкість видалення NH₄⁺-N і TIN зменшилася на 6,38% і 6,25% відповідно; водночас PUAA та PUAO знизилися на 7,77 мг та 15,00 мг відповідно, що може бути пов’язано зі зниженням мікробної активності та здатності до росту та метаболізму, викликаного зниженням температури. Jin Yu [11] виявив, що коли температура нижче 14 градусів, важко гарантувати концентрацію забруднюючих речовин у стічних водах системи.

(Рисунок 2 Видалення забруднюючих речовин у процесах AAO та AM-AAO під час тривалої-експлуатації: включаючи (c) криві концентрації NH₄⁺-N, що змінюються з робочими днями, (d) Криві NOₓ⁻-N концентрації, що змінюються з робочими днями, (e) Криві зміни швидкості видалення TIN з робочими днями. Горизонтальна вісь показує роботу днів (0~260 д), а вертикальні осі становлять ρ (NH₄⁺-N)/(мг·л⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(мг·л⁻¹) і швидкість видалення/%, кожен етап операції позначено на кривих)

2.2 Правила зміни забруднюючих речовин у типових циклах процесів AAO та AM-AAO

Для подальшого вивчення механізму видалення забруднюючих речовин процесами AAO та AM-AAO було проаналізовано зміни концентрації забруднюючих речовин у типових циклах на різних стадіях експлуатації, як показано на малюнку 3.

На 42 день (стадія 1) процес AAO мав хороші показники денітрифікації та видалення фосфору. Однак високий вплив ХПК не покращив продуктивність вивільнення фосфору, і PRA становив 9,13 мг/л у цей час. Крім того, NH₄⁺-N було спожито заздалегідь при вході в безкисневий резервуар; потім безкисневий резервуар зменшив утворений NO₃⁻-N до N₂; однак аеробний резервуар видалив лише 3,52 мг/л NH₄⁺-N, що може бути пов’язано з тривалою ЗГТ на етапі 1, що призвело до збільшення DO, що повертається в безкисневий резервуар, і більша частина NH₄⁺-N завершила нітрифікацію в безкисневому резервуарі, в результаті чого низька концентрація надходить в аеробний резервуар.

На 118 день (етап 2), зі зменшенням ХПК, що надходить, вивільнення фосфору та показники денітрифікації погіршилися. Концентрація виділення фосфору в анаеробному резервуарі становила 5,91 мг/л, а концентрація NO₃⁻-N у стоках аеробного резервуару становила 8,20 мг/л. Концентрація PO₄³⁻-P в безкисневому резервуарі знизилася до 2,78 мг/л, що вказує на те, що PO₄³⁻-P було видалено в безкисневому резервуарі. Крім того, флегмовий коефіцієнт нітрифікаційної рідини в цей час був зафіксований на 250%. Порівняно з коефіцієнтом дефлегмації 300% і 400%, продуктивність процесу видалення азоту та фосфору та видалення органічних речовин була покращена, що вказує на те, що збільшення рефлюксу нітрифікаційної рідини в певному діапазоні може посилити ефект видалення забруднюючих речовин.

На 207 день (Етап 4), після коригування надходження NH₄⁺-N і HRT у процесі AM-AAO, швидкість видалення ГПК становила 86.15%; аеробний резервуар видалив 13,34 мг/л NH₄⁺-N, залишкова концентрація TIN становила 7,51 мг/л, утворилося 4,39 мг/л NO₃⁻-N, і NO3⁻-N став домінуючим забруднювачем у стоках. Не було суттєвої різниці у видаленні фосфору між безкисневим резервуаром і аеробним резервуаром. Крім того, збільшення вхідного NH₄⁺-N не вплинуло на нітрифікацію, але збільшення вхідної концентрації TIN знизило ефективність денітрифікації процесу AM-AAO, таким чином впливаючи на видалення TIN.

На 262-й день (стадія 6) температура реактора становила 13 градусів, а швидкість видалення COD становила 83,67% у цей час. При цьому в анаеробній ємності виділилося 6,95 мг/л фосфору; 20,22 мг/л NH₄⁺-N було спожито безкисневим резервуаром і була проведена денітрифікація, а концентрація NO₃⁻-N у стоках безкисневого резервуару становила 5,07 мг/л; аеробний резервуар мав втрату TIN 1,32 мг/л; швидкість видалення TIN становила 77,00%, а стічна вода TIN містила 11,24 мг/л NH₄⁺-N, що вказує на те, що низька температура знижує активність нітрифікуючих та денітрифікуючих бактерій, що призводить до неповного видалення забруднюючих речовин у стічних водах. Крім того, PRA знизився до 6,95 мг/л, а показники поглинання фосфору в безкисневому резервуарі та аеробному резервуарі знизилися до 2,41 мг/л і 3,61 мг/л відповідно, що вказує на те, що зниження температури реактора пригнічує ефективність видалення фосфору PAO, що призводить до зниження PRA в анаеробному резервуарі та високої концентрації фосфору у стічних водах.

(Малюнок 3 Зміни забруднюючих речовин у типових циклах: включаючи (a) день 42 процесу AAO, (b) день 118 процесу AAO, (c) день 207 процесу AM-AAO, (d) Криві зміни концентрації забруднюючих речовин на день 262 процесу AM-AAO. Горизонтальна вісь – процес реакції, а вертикальна вісь – концентрація (мг/л) кожного забруднювача (ХПК, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Зміни в складі та вмісті позаклітинних полімерних речовин (EPS) у процесах AAO та AM-AAO

Під час експерименту було визначено та проаналізовано зміни в складі та вмісті EPS на 101 день (процес AAO) і 255 день (процес AM-AAO), як показано на рисунку 4. Загалом, загальний вміст EPS на дні 101 і 255 можна віднести до збільшення вмісту TB-EPS, а PN і PS становили основну частину TB-EPS; на 101 день загальний вміст EPS в анаеробному резервуарі, безкисневому резервуарі та аеробному резервуарі продемонстрував тенденцію до зростання (0,12 мг/гVSS, 0,29 мг/gVSS і 0,37 мг/gVSS відповідно); серед них вміст EPS значно збільшився на стадії нітрифікації, що може бути пов’язано з активним метаболізмом внутрішніх мікроорганізмів, коли система працювала в умовах високого співвідношення вуглецю-до -азоту (C/N=5.9) [12]. Проте TB-EPS відіграв позитивну роль у формуванні флокул мулу, тоді як S-EPS та LB-EPS мали негативний вплив [8]; у цьому експерименті вміст S-EPS і LB-EPS був відносно низьким, що створювало умови для зростання мулу; у гібридній системі безперервного -потоку мулу-плівки роль флокулентного мулу є незамінною [2].

Крім того, правила зміни PN/PS у різних шарах мулу в кожному реакційному резервуарі були різними. PN у кожному реакційному резервуарі завжди був вищим, ніж PS. На 101 день співвідношення PN/PS у S-EPS, LB-EPS і TB-EPS осаду становило 0,06, 1,62 і 2,67 відповідно, тоді як на 255 день вони становили 0,03, 1,30 і 3,27, що вказує на те, що співвідношення PN/PS демонструє тенденцію до зростання від зовнішнього шару до внутрішнього шару клітин мулу. Однак, коли температуру реактора знизили до 13 градусів, загальний вміст EPS у трьох резервуарах продемонстрував тенденцію до зростання (0,28 мг/гVSS, 0,41 мг/gVSS і 0,63 мг/gVSS відповідно). Причина може полягати в тому, що мікроорганізми, які не змогли адаптуватися до низької температури, загинули або автолізувалися, і ці мертві мікроорганізми вивільнили EPS, що призвело до збільшення вмісту EPS в мулі, або низька температура змусила деякі психрофільні мікроорганізми виділяти більше EPS для адаптації до зниження температури в реакторі [13].

(Малюнок 4 Зміни вмісту та складу EPS на день 101 (процес AAO) і день 255 (процес AM-AAO): Ліва сторона – процес AAO, а права сторона – процес AM-AAO. Горизонтальна вісь – реакційний резервуар (кінець анаеробного, кінець безкисневого, кінець аеробного) і тип EPS (S, LB, TB). Ліва вертикальна вісь – це вміст EPS (мг·gVSS⁻¹), а права вертикальна вісь – співвідношення PN/PS. Він включає гістограми вмісту PN, PS та загального вмісту EPS і лінійну діаграму співвідношення PN/PS).

2.4 Правила спадкоємності мікробного різноманіття та динамічної популяції

Результати -високопродуктивного секвенування показали, що кількість послідовностей 14 зразків мулу становила 1 027 419, а кількість послідовностей OTU для кожного зразка показано в таблиці 2. Покриття зразків було вище 0,995, що вказує на високу точність результатів секвенування. Група D01 описала початкову структуру мікробного співтовариства з високим індексом Ace, що вказує на те, що мул мав високу кількість мікробних видів на початку-запуску системи. З перетворенням системи з AAO на процес AM-AAO індекс Ace зменшився, а багатство мікробної спільноти в системі AM-AAO зменшилося. Крім того, індекс Сімпсона знизився, що свідчить про зменшення різноманітності мікробного співтовариства. Відповідно до зміни індексу Ace, загальна кількість видів у мікробному співтоваристві біоплівки безкисневого резервуару показала тенденцію до зменшення; зниження індексу Шеннона довело, що різноманітність мікробного співтовариства в біоплівці зменшилася.

Таблиця 2 Варіації індексу мікробного різноманіття

The main phyla with relative abundance >Було проаналізовано 10% у 14 зразках (рис. 5а). Домінуючими типами в групі D01 були Actinobacteriota (25,76%32,90%), протеобактерії (21,98%)27,16%), бактероїдота (15,50%18,36%) та Firmicutes (10,37%)13,77%); однак відносна кількість Actinobacteriota (16,89%19,16%) і Firmicutes (3,83%)6,52%) у групі D110 знизився, а відносна кількість протеобактерій зросла (32,96%~40,75%). У системі процесу AM-AAO Actinobacteriota швидко зменшилася, навіть до менш ніж 3% у групі D237, тоді як Proteobacteria (33,72%43,54%), Бактероїдота (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% становили протеобактерії (35,26%) і бактероїди (30,61%), що вказує на те, що структура мікробного співтовариства біоплівки була подібна до структури активного мулу. У зразку M237 відносна кількість Firmicutes зменшилася до менше 2%, а кількість Acidobacteriota (5,33%) зросла.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Встановлено, що домінуючими родами в групі D01 були Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), трихокок (6,99%)9,95%) і Ornithinibacter (3,99%)6,41%); після того, як система працювала в процесі AM-AAO, відносна кількість Candidatus_Microthrix різко впала до 0,02% (група D237); у той час як norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 продемонстрував тенденцію спочатку збільшення, а потім зниження (група D237, 1,91%2,91%). При стабільній роботі процесу Azospira стала одним із відносно домінуючих родів (група D237, 7,37%18,41%). Крім того, види біоплівки були в основному подібні до мулу, а відносна кількість norank_f__norank_o__Run-SP154 у M194 і M237 становила 6,61%~7,66% і 7,43% відповідно.

Для аналізу в системі було відібрано 12 родів і 1 сімейство аміако{2}}бактерій (AOB), нітрит-окислювальних бактерій (NOB), глікоген-акумулюючих організмів (GAO) і фосфор-акумулюючих організмів (PAO) (табл. 3). Виявлено, що в групі D01 Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%)0,02%) і Нітроспіра (0,04%)0,07%) може забезпечити ефективність окиснення NH₄⁺-N. Зменшення Nitrosomonas і Nitrospira в групі D110 може бути викликано високим коефіцієнтом внутрішнього рефлюксу, але Ellin6067 (0,01%0,02%) не порушувався. У групі D194 система працювала в процесі AM-AAO, і зниження HRT вимивало NOB і деякі AOB. Збільшення вмісту аміачного азоту може бути причиною збільшення відносної кількості вищевказаних трьох родів у групі D237 (рис. 5b). Крім того, AOB (Nitrosomonas і Ellin6067, 0,03%0,07%) і NOB (нітроспіра, 0,01%)0,02%) у зразку M237 показало незначне збільшення, що вказує на те, що біоплівка допомогла системі мулу досягти процесу денітрифікації.

У групі D01 був широкий спектр PAO, включаючи Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas і Tetrasphaera. Зміни Candidatus_Microthrix (10,93%~11,88%) і PAO з відносною кількістю<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 і 0,31%0,39% [14]. У групі D237 Candidatus_Microthrix був майже елімінований (0,02%), а PAO, які замінили його для виконання функції видалення фосфору, були Defluviimonas (0,70%)1,07%) і дехлоромонади (0,95%)1,06%); крім того, було підтверджено, що сімейство Comamonadaceae має ефективність видалення фосфору [8], і відносна кількість Comamonadaceae в анаеробному або безкисневому резервуарі була відносно високою, приблизно вдвічі більшою, ніж в аеробному резервуарі. Крім того, Candidatus_Competibacter і Defluviicoccus були домінуючими родами GAO у всіх зразках, але чисельність двох родів у групі D01 була<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].

(Малюнок 5 Склад мікробного співтовариства: (a) Гістограма відносної чисельності на рівні типу. Горизонтальна вісь – зразок, а вертикальна вісь – відносна чисельність/%. Він включає основні типи, такі як Actinobacteriota та Proteobacteria; (b) Теплова карта відносної чисельності на рівні роду. Горизонтальна вісь – зразок, а вертикальна вісь – домінуючі роди. глибина кольору вказує на рівень відносної поширеності)

Таблиця 3 Численність функціональних груп у 14 біологічних зразках

3 Висновки

Використовуючи фактичні стічні води як об’єкт очищення, умови роботи процесу AM-AAO були оптимізовані. Було виявлено, що коли процес проводився в умовах HRT=7 h, температури близько 25 градусів, внутрішнього рефлюксу=250%, SRT=40 d, рефлюксу осаду=50%, і швидкості наповнення резервуару безкисневим способом=30%, ефект видалення забруднюючих речовин був найкращим. Максимальна швидкість видалення NH₄⁺-N становила 98,57%; концентрація NO₃⁻-N, концентрація PO₄³⁻-P, швидкість видалення TIN і швидкість видалення COD становили 6,64 мг/л, 0,42 мг/л, 83,08% і 86.16%, відповідно.

Анаеробний резервуар провів хороші процеси видалення органічної речовини та вивільнення фосфору, з видаленням 64,51% ХПК і одночасно виділенням 9,77 мг/л фосфору; безкисневий резервуар виконував хороші реакції видалення денітрифікуючого фосфору; аеробний резервуар виконував повні процеси нітрифікації та поглинання фосфору, при цьому швидкість видалення NH₄⁺-N і PUAO становили 97,85% і 59,12 мг відповідно.

Коли процес AM-AAO працював стабільно, збільшення AOB (Ellin6067 і Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) і NOB (нітроспіра, 00.01% → 0.02%0,04%) забезпечили достатній прогрес нітрифікації, а швидкість видалення NH₄⁺-N зросла на 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter і Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) домінував ендогенний процес денітрифікації; ріст ПАО (родини Defluviimonas, Dechloromonas, Comamonadaceae, 3,29%).8,67% → 3,79%~9,35%) було причиною підтримки хороших показників видалення фосфору; крім того, структура мікробного співтовариства біоплівки безкисневого резервуару була в основному схожа на структуру активного мулу, що разом гарантувало ефективність видалення азоту та фосфору системою.