Leistungsoptimierung und mikrobielle Gemeinschaftsnachfolge in einem kontinuierlichen -anoxischen MBBR--AAO-Prozess für eine verbesserte Stickstoff- und Phosphorentfernung aus kommunalen Abwässern

Leistungsoptimierung und Mikrobielle Community-Nachfolge des Continuous-Flow Anoxic MBBR-AAO-Prozesses

In den letzten Jahren sind die fortschrittliche Behandlung städtischer Abwässer und die Umsetzung des Ressourcenrecyclings zu wichtigen Themen im Bereich der Wasserumwelt geworden. Allerdings führen die in Kläranlagen weit verbreiteten herkömmlichen Verfahren zur Stickstoff- und Phosphorentfernung nicht nur zu einer übermäßigen Verschwendung von Ressourcen, sondern erhöhen auch die Betriebskosten [1]. Darüber hinaus sind der allmähliche Rückgang des Kohlenstoff{3}}zu-Stickstoff-Verhältnisses (C/N) städtischer Abwässer und die Unterschiede in den Lebensumgebungen verschiedener funktioneller mikrobieller Gemeinschaften zu wichtigen limitierenden Faktoren für Wasseraufbereitungstechnologien geworden.

Das Schlammfilm-Hybrid-MBBR-Verfahren kombiniert das Belebtschlammverfahren mit dem Biofilmverfahren mit suspendierten Trägern, um eine verbesserte Anreicherung funktioneller Mikroorganismen zu erreichen und die Probleme der großen Flächenbeanspruchung und der schlechten Tieftemperaturtoleranz des herkömmlichen Belebtschlammverfahrens zu lösen [2]. Im Jahr 2008 steigerte die Wuxi Lucun-Kläranlage in der Provinz Jiangsu als erste Kläranlage in China, die die Modernisierung und Rekonstruktion auf Klasse IA-Standards durchführte, den Behandlungseffekt erfolgreich durch die Zugabe suspendierter Träger zum Schlammsystem [3]; Hu Youbiao et al. [4] untersuchten den Einfluss der Temperatur auf die Entfernung von Ammoniakstickstoff und organischem Material in MBBR und Belebtschlamm. Die Ergebnisse zeigten, dass die Temperatur einen geringeren Einfluss auf MBBR, aber einen größeren Einfluss auf Belebtschlamm hatte; Zhang Ming et al. [5] verwendeten das A²O-MBBR-Verfahren zur Behandlung ländlicher häuslicher Abwässer und erzielten hohe Entfernungsraten von CSB, Ammoniakstickstoff, TP und TN; Zhou Jiazhong et al. [2] fanden durch Experimente im kleinen Maßstab heraus, dass DO und Temperatur positiv mit dem Schlammfilm-Hybrid-MBBR-System korrelierten, während das C/N-Verhältnis des Zuflusses negativ korrelierte.

Der anoxische MBBR-Prozess (AM-MBBR) kann eine gleichzeitige Denitrifikation und Phosphorentfernung im anoxischen Tank realisieren, was auch der denitrifizierende Phosphorentfernungsprozess (DPR) ist. Im Vergleich zu herkömmlichen Abwasserbehandlungsverfahren kann das DPR-Verfahren organische Kohlenstoffquellen einsparen und den Sauerstoffverbrauch reduzieren. Zhang Yongsheng [6] et al. entwickelten einen Biofilmreaktor mit kontinuierlicher Strömung, und die Ergebnisse zeigten, dass bei einer Temperatur von 20 Grad, einer DO-Konzentration von 5,5 mg/L, einer Belastung von 2,2 kg/(m³·d) und einem intermittierenden Belüftungszustand von 3 Stunden anaerob/6 Stunden aerob die durchschnittlichen Konzentrationen von CSB und Phosphor im Abwasser 76 mg/L und 0,67 mg/L betrugen, mit Entfernungsraten von 72,9 % bzw. 78,5 %.

Beim Schlamm--Film-Hybrid-AM-AAO-System besteht jedoch eine komplexe Beziehung zwischen suspendiertem flockigem Schlamm und anhaftendem Biofilm. Frühere Studien konzentrierten sich auf technische Praktiken wie die Ausschreibung und den Umbau von Kläranlagen, es gibt jedoch nur wenige Studien über synchrone Nitrifikation und DPR zur Verbesserung der Stickstoff- und Phosphorentfernung in kontinuierlichen -Fließschlamm-Film-Hybrid-AM-AAO-Systemen, und die Stabilität der Schadstoffentfernungsleistung dieses Prozesses durch DPR-Technologie ist ebenfalls eine der Schwierigkeiten.

Diese Studie optimierte die Anlauf- und Betriebsstrategien von kontinuierlichen -Flow- (AAO) und kontinuierlichen -Flow-Schlamm--Film-Hybrid-Prozessen (AM-AAO) und konzentrierte sich auf die Untersuchung der Auswirkungen der Belüftungsrate, der Füllstoffdosierung, der hydraulischen Verweilzeit (HRT), des Nitrifikationsflüssigkeitsrückflussverhältnisses, des C/N-Verhältnisses der Zulaufflüssigkeit und der Temperatur auf die langfristige Leistung der Stickstoff- und Phosphorentfernung AM-MBBR-Prozess und die Effizienz der denitrifizierenden Phosphorentfernung im anoxischen Tank. Gleichzeitig wurden die Abfolge mikrobieller Gemeinschaften und die Veränderungsregeln funktioneller mikrobieller Gemeinschaften in Belebtschlamm und Biofilm untersucht.

1 Materialien und Methoden

1.1 Versuchsgerät und Betriebsparameter

In dieser Studie wurde ein AAO-Reaktionsgerät mit kontinuierlichem-Durchfluss (Abbildung 1) verwendet. Es bestand aus organischem Glas und hatte insgesamt 7 Fächer mit einer Größe von jeweils 10 cm × 10 cm × 40 cm; Das Arbeitsvolumen betrug 21 l und das Volumenverhältnis jedes Reaktionstanks war anaerob: anoxisch: aerob=2:2:3. In den anaeroben und anoxischen Tanks wurde mechanisches Rühren eingesetzt; Das Aerobic-Tank nutzte Belüftungssandköpfe als mikroporöse Belüfter und externe Kraft für die Schlamm-Wasser-Mischung, und die Belüftungsrate wurde durch einen Gasdurchflussmesser gesteuert. Die DO-Konzentration im Aerobic-Tank des Reaktors wurde auf 2–3 mg/L geregelt; der Nachklärbehälter war ein Zylinder mit einem Arbeitsvolumen von etwa 40 l; Die Schlammverweilzeit (SRT) betrug 40 Tage und das Schlammrückflussverhältnis betrug 50 %. Der Reaktor war insgesamt 263 Tage lang in Betrieb (unterteilt in 6 Betriebsstufen), und ab dem 159. Tag wurden dem anoxischen Tank Polyethylenfüllstoffe zugesetzt, um im AM-AAO-Modus zu arbeiten. Die spezifischen Betriebsbedingungen sind in Tabelle 1 aufgeführt.

(Abbildung 1 Schematische Darstellung der AM-AAO-Prozessausrüstung: Die Abbildung umfasst einen Wassereinlassbehälter, eine peristaltische Pumpe, einen anaeroben Tank, einen anoxischen Tank, einen aeroben Tank, einen Sedimentationstank, einen Wasserauslassbehälter sowie interne Rückfluss-, Schlammrückflussrohrleitungen und Ablassventile.)

Tabelle 1 Prozesssystemtyp und Betriebsparameter

1.2 Beimpfschlamm und Qualität des Zulaufwassers

Der beimpfte Schlamm in diesem Experiment wurde aus dem Überschussschlamm entnommen, der aus dem Nachklärbecken einer Abwasserbehandlungsanlage abgelassen wurde. Nach der Beimpfung betrug die Schlammkonzentration (MLSS) im Reaktor 2,3 g/L und die flüchtigen Schlammfeststoffe (MLVSS) 2,1 g/L.

Der Zufluss des Reaktors war echtes Haushaltsabwasser aus Restaurants, das dem Reaktor zugeführt wurde, nachdem Verunreinigungen durch ein Filtersieb gefiltert wurden. Zu seinen Schadstoffen gehörte NH₄⁺-N (35,04).56,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), CSB (362,1605,1 mg/L) und PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Nachweiselemente und Analysemethoden

1.3.1 Routine-Erkennungsmethoden

Schlammwasserproben wurden aus dem Zufluss, dem anaeroben Tank, dem anoxischen Tank, dem aeroben Tank, dem Sedimentationstank und dem Abwasser entnommen und mit 0,45 μm Filterpapier gefiltert. NH₄⁺-N wurde mit dem Nessler-Spektrophotometer bestimmt; NO₂⁻-N wurde durch N-(1-naphthyl)ethylendiamin-Photometrie bestimmt; NO₃⁻-N wurde durch Ultraviolettspektrophotometrie bestimmt; Der CSB wurde mit dem Multiparameter-Schnelldetektor Lianhua 5B-3A COD bestimmt; pH/DO und Temperatur wurden mit dem WTW Multi3620-Detektor bestimmt; MLSS wurde durch gravimetrische Methode bestimmt; MLVSS wurde durch die Methode zur Gewichtsabnahme durch Muffelofenverbrennung bestimmt [7].

1.3.2 Extraktion und Nachweis extrazellulärer polymerer Substanzen

Man geht davon aus, dass extrazelluläre Polymersubstanzen (EPS) aus Polysacchariden (PS), Proteinen (PN) und Huminsäuren (HA) bestehen. Drei Arten von EPS, nämlich lösliche extrazelluläre Polymersubstanzen (S-EPS), locker gebundene extrazelluläre Polymersubstanzen (LB-EPS) und fest gebundene extrazelluläre Polymersubstanzen (TB-EPS), wurden getrennt und extrahiert. Die Bestimmungsmethode für PS war die Schwefelsäure--Anthron-Methode, und die Bestimmungsmethoden für PN und HA waren die modifizierte Folin-Lowry-Methode [7].

1.3.3 Berechnungsmethode der Schadstoffentfernungsrate

Die Schadstoffentfernungsrate (SRE) wurde verwendet, um die gesamte Schadstoffentfernung des AM-AAO-Prozesssystems zu charakterisieren. Darunter sind Sinf und Seff die Schadstoffkonzentrationen des Zuflusses bzw. des Abwassers, die die Massenkonzentrationen von Schadstoffen wie NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD und PO₄³⁻-P im Zufluss und Abfluss in mg/L darstellen können.

1.3.4 Sequenzierungsmethode mit hohem-Durchsatz

Es wurde die Hochdurchsatz-Sequenzierungsmethode von Illumina verwendet. Schlammproben aus dem anaeroben Becken, dem anoxischen Becken und dem aeroben Becken an den Tagen 1, 110, 194 und 237 wurden gesammelt und als Gruppe D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), Gruppe D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), Gruppe D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) bzw. Gruppe D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O); Biofilmschlammproben an den Tagen 194 und 237 wurden gesammelt und als M194 bzw. M237 bezeichnet. Insgesamt wurden 14 Schlammproben auf Veränderungen in mikrobiellen Gemeinschaften analysiert. Die DNA wurde mit dem Fast DNA SPIN Kit (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA) extrahiert. Die V3-V4-Region des bakteriellen 16S-rRNA-Gens wurde mit 338F/806R-Primern amplifiziert. Die gereinigten Amplikons wurden auf der Illumina MiSeq PE300-Plattform (Illumina, USA) von Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, China) sequenziert [7].

2 Ergebnisse und Diskussion

2.1 Langfristige Regeln zur Schadstoffentfernung in AAO- und AM-AAO-Prozessen

Die langfristige Schadstoffentfernung während des Betriebs des kontinuierlichen-Flow-AAO-Prozesses (Stufen 13) und das AM-AAO-Verfahren mit hinzugefügten suspendierten Polyethylenfüllstoffen (Stufen 4).6) ist in Abbildung 2 dargestellt.

In Stufe 1 (1~45 Tage) betrugen die PO₄³⁻-P-Freisetzungsmenge (PRA) im anaeroben Tank, die PO₄³⁻-P-Aufnahmemenge im anoxischen Tank (PUAA) und die PO₄³⁻-P-Aufnahmemenge im aeroben Tank (PUAO) 66,06 mg, 14,22 mg und 87,81 mg, und der Phosphoraufnahmeprozess wurde hauptsächlich im Aerobic-Becken erreicht. Die Entfernungsraten von NH₄⁺-N und dem gesamten anorganischen Stickstoff (TIN) betrugen 92,85 % bzw. 86.37 %, wodurch der Denitrifikationseffekt sichergestellt wurde. Nach der Feinabstimmung der Belüftung (DO=2~3 mg/L) stieg der NH₄⁺-N-Entfernungseffekt auf 98,68 %, und die TIN-Konzentration und Entfernungsrate im Abwasser betrugen 1,75 mg/L bzw. 95,75 %, was darauf hindeutet, dass die richtige Einstellung des DO den Nitrifikations- und Denitrifikationsprozessen förderlich ist; der CSB-Entfernungseffekt im Anaerobbecken schwächte sich ab (91,60 %). Darüber hinaus hatte die Feinabstimmung von DO keine Auswirkung auf den PO₄³⁻-P des Abwassers mit einem Durchschnitt von 0,47 mg/L, was mit der Schlussfolgerung von Yang Sijing et al. übereinstimmt. [8].

Im Stadium 2 (46–120 Tage) schwankte die CSB-Entfernungsleistung nach Anpassung der HRT=8 h leicht; Die Höchstwerte von PRA, PUAA und PUAO erreichten 148,01 mg, 81,95 mg und 114,15 mg, was darauf hindeutet, dass der Anstieg des Zuflusses keinen Einfluss auf die Phosphorentfernung hatte und eine hohe NH₄⁺-N- und TIN-Entfernungsleistung aufrechterhielt. Am Tag 72 wurde das Rückflussverhältnis der Nitrifikationsflüssigkeit auf 300 % und 400 % erhöht. Die Erhöhung des Rückflussverhältnisses verringerte den TIN-Entfernungseffekt mit Entfernungsraten von 80,37 % (300 %) bzw. 68,68 % (400 %). Vom 108. bis zum 120. Tag wurde das Rückflussverhältnis der Nitrifikationsflüssigkeit auf 250 % bestimmt. Die CSB-Entfernungsmenge im anaeroben Tank war bei einem Nitrifikationsflüssigkeitsrückflussverhältnis von 250 % (127,1 mg/L) höher oder gleich der anderer (86.2 mg/L, 124,7 mg/L und 128,0 mg/L für 200 %, 300 % bzw. 400 %); Die den unterschiedlichen Rückflussverhältnissen entsprechenden Phosphorkonzentrationen im Abwasser betrugen 0,52 mg/L, 0,35 mg/L und 0,06 mg/L, was darauf hindeutet, dass eine Erhöhung des Rückflussverhältnisses der Nitrifikationsflüssigkeit innerhalb eines bestimmten Bereichs die Phosphorentfernung fördern kann. Darüber hinaus wies das Rückflussverhältnis von 250 % eine gute Denitrifikationsleistung mit einer TIN-Entfernungsrate von 86.86 % auf.

In Stufe 3 (121–158 Tage) wurde das Rückflussverhältnis der Nitrifikationsflüssigkeit auf 250 % festgelegt. Am Tag 131 wurde der Zufluss auf 5 l/h erhöht, die CSB- und Phosphorentfernungseffekte nahmen ab und die Abwasserkonzentrationen betrugen 73,3 mg/l bzw. 3,92 mg/l, was darauf hindeutet, dass der Anstieg des Zuflusses dazu führte, dass mehr CSB ohne Behandlung eingeleitet wurde. Darüber hinaus betrugen die maximalen Entfernungsraten von NH₄⁺-N und TIN 93,82 % bzw. 79,12 %, wobei NO₃⁻-N zum Hauptschadstoff im Abwasser wurde (4,70 mg/L). Am Tag 139 wurde der Zufluss auf 4 l/h reduziert, der abfließende CSB und die Entfernungsrate betrugen 55,7 mg/l bzw. 85,97 %, was höher war als die Kohlenstoffentfernungsleistung bei HRT=5.6 h, was darauf hindeutet, dass die Reduzierung der HRT zu einer Verringerung des CSB-Entfernungseffekts führen kann. Darüber hinaus betrugen die maximalen Entfernungsraten von NH₄⁺-N und TIN 100 % bzw. 97,41 %, was darauf hindeutet, dass die Anpassung der HRT die Nitrifikation und Denitrifikation förderte, eine zu kurze HRT jedoch zu einer Verringerung des Denitrifikationseffekts führen kann. Daher reicht es bei einer HRT von =7 h aus, dass die Reaktionen in jedem Tank vollständig ablaufen, und eine signifikante Erhöhung der HRT hat kaum einen fördernden Effekt auf den Denitrifikationseffekt.

Am Tag 159 wurden 20 % suspendierte Polyethylenfüllstoffe in den anoxischen Tank des AAO-Verfahrens gegeben. In Stufe 4 (159–209 Tage) wurden die CSB- und PO₄³⁻-P-Entfernungsleistungen verbessert. Ab Tag 172 stieg die NH₄⁺-N-Konzentration im Zufluss auf 64,17 mg/L (C/N=8.59), der CSB des Abflusses und die Entfernungsrate betrugen 77,7 mg/L bzw. 86.06 %. Der Grund könnte darin liegen, dass der Biofilm langsam wuchs und der Belebtschlamm den Hauptbeitrag zur Entfernung des größten Teils des CSB leistete; Die suspendierten Füllstoffe erhöhten die PO₄³⁻-P-Entfernungsrate um 1,18 %. Allerdings führte der Anstieg des einströmenden NH₄⁺-N im anoxischen Tank dazu, dass mehr Kohlenstoffquellen für den Denitrifizierungsprozess von NO₃⁻-N benötigt wurden, was der Phosphorfreisetzung und -aufnahme von PAOs nicht förderlich war; Gleichzeitig wurde durch diesen Vorgang NO₃⁻-N nicht vollständig reduziert und die minimale Abwasserkonzentration betrug 7,30 mg/L. Am 185. Tag, als die HRT auf 5,6 Stunden geändert wurde, wurde festgestellt, dass der CSB-Entfernungseffekt leicht schwankte, mit einer Entfernungsrate von 86.05 %; Die PO₄³⁻-P-Konzentration im Abwasser stieg um 0,05 mg/L, begleitet von einem Anstieg der PUAA (von 13,02 mg auf 18,90 mg), was darauf hinweist, dass Schlamm und Biofilm synergetisch eine gewisse Phosphorentfernungseffizienz ausübten. Darüber hinaus betrugen die NH₄⁺-N-, NO₃⁻-N- und TIN-Konzentrationen im Abwasser 10,23 mg/L, 6,52 mg/L bzw. 16,82 mg/L, was darauf hindeutet, dass die Reduzierung der HRT zu einer Verringerung der Entfernungseffekte von NH₄⁺-N und TIN führen würde. Am Tag 195 wurde die HRT wieder auf 7 Stunden angepasst, und zu diesem Zeitpunkt nahm der Schadstoffgehalt im Abwasser ab und die Leistung des Systems bei der Stickstoff- und Phosphorentfernung sowie bei der Entfernung organischer Stoffe erholte sich allmählich.

In Stufe 5 (210–240 Tage) wurde die NH₄⁺-N-Konzentration im Zulauf auf 84,06 mg/L (C/N=6.28) erhöht, und der Belebtschlamm leistete immer noch den Hauptbeitrag zur Entfernung organischer Stoffe. Der Anstieg von NH₄⁺-N hatte kaum Auswirkungen auf die CSB-Entfernung. Der Anteil des im anaeroben Tank absorbierten CSB betrug 68,02 %, und der größte Teil der organischen Substanz wurde von PAOs im anaeroben Tank absorbiert und zu internen Kohlenstoffquellen (PHAs) synthetisiert, und die anaerobe Phosphorfreisetzung war vollständig abgeschlossen [9]. Der maximale PRA betrug 72,75 mg und PUAA und PUAO lagen bei 35,82 mg/L bzw. 48,20 mg/L, aber der Hauptbeitrag zur Phosphoraufnahme kam immer noch aus dem Aerobic-Tank. Am Tag 221 wurde das Füllverhältnis auf 30 % erhöht und die NH₄⁺-N- und TIN-Konzentrationen im Abwasser wurden um 4,49 mg/L bzw. 5,16 mg/L reduziert; unter ihnen machten NH₄⁺-N und NO₃⁻-N 70,11 % bzw. 28,75 % des abfließenden TIN aus. Am Tag 231 wurde die einströmende NH₄⁺-N-Konzentration auf 66,34 mg/L eingestellt und die Schadstoffentfernungsleistung des Systems war im Wesentlichen stabil.

In Stufe 6 (241–263 Tage) wurde die Reaktortemperatur reguliert, um ihre Auswirkung auf die Schadstoffentfernung zu untersuchen. Am Tag 241 wurde die Temperatur auf 18 Grad gesenkt, die CSB-Entfernungsrate sank auf 84,37 %, aber die CSB-Änderungsregel änderte sich aufgrund des Temperaturrückgangs nicht. Der Entfernungsanteil im anaeroben Tank war mit 62,02 % am höchsten, der denitrifizierende Phosphorentfernungsprozess im anoxischen Tank verbrauchte 26,72 % CSB, die NO₃⁻-N-Konzentration im Abfluss des aeroben Tanks betrug 10,44 mg/L und es verblieben 8,50 mg/L NH₄⁺-N; Darüber hinaus wurde PRA weniger von der Temperatur beeinflusst, aber die Phosphoraufnahmeleistung des anoxischen Tanks nahm ab, wobei PUAA nur 19,77 mg betrug und Phosphor im aeroben Tank um 3,94 mg/L entfernt wurde. Die meisten psychrophilen PAOs führten einen aeroben Phosphoraufnahmeprozess durch [10]. Als die Temperatur weiter auf 13 Grad gesenkt wurde, verringerten sich die Entfernungsraten von NH₄⁺-N und ZIN um 6,38 % bzw. 6,25 %; Gleichzeitig sanken PUAA und PUAO um 7,77 mg bzw. 15,00 mg, was möglicherweise mit der durch den Temperaturabfall verursachten Abnahme der mikrobiellen Aktivität sowie der Wachstums- und Stoffwechselkapazität zusammenhängt. Jin Yu [11] stellte fest, dass es schwierig ist, die Schadstoffkonzentration im Abwasser des Systems zu gewährleisten, wenn die Temperatur unter 14 Grad liegt.

(Abbildung 2 Entfernung von Schadstoffen in AAO- und AM-AAO-Prozessen während des Langzeitbetriebs: Einschließlich (c) Kurven der NH₄⁺-N-Konzentration und Entfernungsrate, die sich mit den Betriebstagen ändern, (d) Kurven der NOₓ⁻-N-Konzentration, die sich mit den Betriebstagen ändern, (e) Kurven der TIN-Entfernungsrate, die sich mit den Betriebstagen ändern. Die horizontale Achse zeigt die Betriebstage (0~260). d) und die vertikalen Achsen sind ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) bzw. Entfernungsrate/%. Jede Betriebsstufe ist auf den Kurven markiert.

2.2 Schadstoffänderungsregeln in typischen Zyklen von AAO- und AM-AAO-Prozessen

Um den Schadstoffentfernungsmechanismus von AAO- und AM{0}}AAO-Prozessen weiter zu untersuchen, wurden die Schadstoffkonzentrationsänderungen in typischen Zyklen verschiedener Betriebsphasen analysiert, wie in Abbildung 3 dargestellt.

Am 42. Tag (Stufe 1) wies das AAO-Verfahren eine gute Denitrifikations- und Phosphorentfernungsleistung auf. Allerdings verbesserte der hohe CSB-Zufluss die Phosphorfreisetzungsleistung nicht, und der PRA lag zu diesem Zeitpunkt bei 9,13 mg/L. Darüber hinaus wurde NH₄⁺-N beim Eintritt in den anoxischen Tank im Voraus verbraucht; dann reduzierte der anoxische Tank das erzeugte NO₃⁻-N zu N₂; Der aerobe Tank entfernte jedoch nur 3,52 mg/L NH₄⁺-N, was möglicherweise auf die lange HRT in Stufe 1 zurückzuführen ist, die zu einem Anstieg des in den anoxischen Tank zurückgeführten Sauerstoffs führte, und der größte Teil des NH₄⁺-N hatte im anoxischen Tank die Nitrifikation abgeschlossen, was zu einer geringen Konzentration beim Eintritt in den aeroben Tank führte.

Am Tag 118 (Stadium 2) verschlechterten sich mit der Abnahme des einströmenden CSB die Phosphorfreisetzungs- und Denitrifikationsleistungen. Die Phosphorfreisetzungskonzentration im anaeroben Tank betrug 5,91 mg/l und die NO₃⁻-N-Konzentration im Abfluss des aeroben Tanks betrug 8,20 mg/l. Die PO₄³⁻-P-Konzentration im anoxischen Tank sank auf 2,78 mg/L, was darauf hinweist, dass PO₄³⁻-P im anoxischen Tank entfernt wurde. Darüber hinaus wurde das Rückflussverhältnis der Nitrifikationsflüssigkeit zu diesem Zeitpunkt auf 250 % festgelegt. Im Vergleich zu den Rückflussverhältnissen von 300 % und 400 % wurden die Leistungen des Prozesses bei der Stickstoff- und Phosphorentfernung sowie bei der Entfernung organischer Stoffe verbessert, was darauf hindeutet, dass eine Erhöhung des Nitrifikationsflüssigkeitsrückflusses innerhalb eines bestimmten Bereichs den Schadstoffentfernungseffekt verbessern kann.

Am Tag 207 (Stufe 4) betrug die CSB-Entfernungsrate nach Anpassung des einströmenden NH₄⁺-N und HRT im AM-AAO-Prozess 86.15 %; Das Aerobic-Tank entfernte 13,34 mg/L NH₄⁺-N, die verbleibende TIN-Konzentration betrug 7,51 mg/L und es wurden 4,39 mg/L NO₃⁻-N produziert, und NO₃⁻-N wurde zum dominierenden Schadstoff im Abwasser. Es gab keinen signifikanten Unterschied im Phosphorentfernungsbeitrag zwischen dem anoxischen Tank und dem aeroben Tank. Darüber hinaus hatte die Erhöhung des einströmenden NH₄⁺-N keinen Einfluss auf die Nitrifikation, aber die Erhöhung der TIN-Konzentration im Einlauf verringerte die Denitrifikationsleistung des AM-AAO-Prozesses und wirkte sich dadurch auf die TIN-Entfernung aus.

Am Tag 262 (Stufe 6) betrug die Reaktortemperatur 13 Grad und die CSB-Entfernungsrate betrug zu diesem Zeitpunkt 83,67 %. Gleichzeitig wurden im Anaerobtank 6,95 mg/L Phosphor freigesetzt; 20,22 mg/L NH₄⁺-N wurden vom anoxischen Tank verbraucht und es wurde Denitrifikation durchgeführt, und die NO₃⁻-N-Konzentration im Abfluss des anoxischen Tanks betrug 5,07 mg/L; das Aerobic-Tank wies einen TIN-Verlust von 1,32 mg/L auf; Die TIN-Entfernungsrate betrug 77,00 % und das abfließende TIN enthielt 11,24 mg/L NH₄⁺-N, was darauf hinweist, dass die niedrige Temperatur die Aktivität nitrifizierender und denitrifizierender Bakterien verringerte, was zu einer unvollständigen Entfernung von Schadstoffen im Abwasser führte. Darüber hinaus verringerte sich PRA auf 6,95 mg/L und die Phosphoraufnahmeleistung des anoxischen Tanks und des Aerobic-Tanks sank auf 2,41 mg/L bzw. 3,61 mg/L, was darauf hindeutet, dass die Abnahme der Reaktortemperatur die Phosphorentfernungsleistung von PAOs hemmte, was zu einem Rückgang von PRA im anaeroben Tank und einer hohen Phosphorkonzentration im Abfluss führte.

(Abbildung 3 Schadstoffänderungen in typischen Zyklen: Einschließlich (a) Tag 42 des AAO-Prozesses, (b) Tag 118 des AAO-Prozesses, (c) Tag 207 des AM-AAO-Prozesses, (d) Schadstoffkonzentrationsänderungskurven am Tag 262 des AM-AAO-Prozesses. Die horizontale Achse ist der Reaktionsprozess und die vertikale Achse ist die Konzentration (mg/L) jedes Schadstoffs (CSB, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Änderungen in Zusammensetzung und Gehalt extrazellulärer Polymersubstanzen (EPS) in AAO- und AM-AAO-Prozessen

Während des Experiments wurden die Änderungen in der Zusammensetzung und dem EPS-Gehalt am Tag 101 (AAO-Prozess) und am Tag 255 (AM-AAO-Prozess) bestimmt und analysiert, wie in Abbildung 4 dargestellt. Insgesamt kann der gesamte EPS-Gehalt an den Tagen 101 und 255 auf den Anstieg des TB{6}}EPS-Gehalts zurückgeführt werden, und PN und PS machten den Hauptteil des TB-EPS aus; Am Tag 101 zeigte der Gesamt-EPS-Gehalt im anaeroben Tank, anoxischen Tank und im aeroben Tank einen steigenden Trend (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS bzw. 0,37 mg/gVSS); Unter ihnen stieg der EPS-Gehalt während der Nitrifikationsphase deutlich an, was möglicherweise auf den aktiven Stoffwechsel interner Mikroorganismen zurückzuführen ist, wenn das System unter Bedingungen mit einem hohen Kohlenstoff--zu-Stickstoff-Verhältnis (C/N=5.9) betrieben wurde [12]. Allerdings spielte TB-EPS eine positive Rolle bei der Bildung von Schlammflocken, während S-EPS und LB-EPS negative Auswirkungen hatten [8]; In diesem Experiment waren die Gehalte an S-EPS und LB-EPS relativ niedrig, was Bedingungen für Schlammwachstum schuf; Im kontinuierlichen -Fließschlamm--Film-Hybridsystem ist die Rolle des flockenden Schlamms unersetzlich [2].

Darüber hinaus waren die Änderungsregeln für PN/PS in den verschiedenen Schlammschichten in jedem Reaktionstank unterschiedlich. Der PN in jedem Reaktionstank war immer höher als der PS. Am Tag 101 betrugen die PN/PS-Verhältnisse in S-EPS, LB-EPS und TB-EPS des Schlamms 0,06, 1,62 bzw. 2,67, während sie am Tag 255 0,03, 1,30 und 3,27 betrugen, was darauf hindeutet, dass das PN/PS-Verhältnis einen zunehmenden Trend von der äußeren Schicht zur Schicht zeigte innere Schicht aus Schlammzellen. Als jedoch die Reaktortemperatur auf 13 Grad gesenkt wurde, zeigte der gesamte EPS-Gehalt in den drei Tanks einen steigenden Trend (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS bzw. 0,63 mg/gVSS). Der Grund kann sein, dass Mikroorganismen, die sich nicht an niedrige Temperaturen anpassen konnten, abstarben oder autolysierten und diese toten Mikroorganismen EPS freisetzten, was zu einem Anstieg des EPS-Gehalts im Schlamm führte, oder dass niedrige Temperaturen einige psychrophile Mikroorganismen dazu veranlassten, mehr EPS abzusondern, um sich an den Temperaturabfall im Reaktor anzupassen [13].

(Abbildung 4 Änderungen im EPS-Gehalt und in der Zusammensetzung an Tag 101 (AAO-Prozess) und Tag 255 (AM-AAO-Prozess): Die linke Seite ist der AAO-Prozess und die rechte Seite ist der AM-AAO-Prozess. Die horizontale Achse ist der Reaktionstank (Ende von anaerob, Ende von anoxisch, Ende von aerob) und EPS-Typ (S, LB, TB). Die linke vertikale Achse ist der EPS-Gehalt (mg·gVSS⁻¹) und die rechte vertikale Achse ist das PN/PS-Verhältnis. Sie enthält Histogramme von PN, PS und dem gesamten EPS-Gehalt sowie ein Liniendiagramm des PN/PS-Verhältnisses.

2.4 Mikrobielle Vielfalt und bevölkerungsdynamische Nachfolgeregeln in der Gemeinschaft

Die Hochdurchsatz-Sequenzierungsergebnisse zeigten, dass die Anzahl der Sequenzen der 14 Schlammproben 1.027.419 betrug. Die Anzahl der OTU-Sequenzen jeder Probe ist in Tabelle 2 aufgeführt. Die Abdeckung der Proben lag über 0,995, was darauf hinweist, dass die Sequenzierungsergebnisse eine hohe Genauigkeit aufwiesen. Gruppe D01 beschrieb die anfängliche mikrobielle Gemeinschaftsstruktur mit einem hohen Ace-Index, was darauf hinweist, dass der Schlamm zu Beginn des Systems einen hohen mikrobiellen Artenreichtum aufwies. Mit der Umwandlung des Systems vom AAO- zum AM-AAO-Prozess sank der Ace-Index und die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft im AM-AAO-System nahm ab. Darüber hinaus sank der Simpson-Index, was darauf hindeutet, dass die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft abnahm. Gemäß der Änderung des Ace-Index zeigte die Gesamtzahl der Arten in der mikrobiellen Gemeinschaft des anoxischen Tankbiofilms einen abnehmenden Trend; Der Rückgang des Shannon-Index bewies, dass die Vielfalt der mikrobiellen Gemeinschaft im Biofilm abnahm.

Tabelle 2 Variation des mikrobiellen Diversitätsindex

The main phyla with relative abundance >10 % der 14 Proben wurden analysiert (Abbildung 5a). Die dominierenden Phyla in Gruppe D01 waren Actinobacteriota (25,76 %).32,90 %), Proteobakterien (21,98 %27,16 %), Bacteroidota (15,50 %18,36 %) und Firmicutes (10,37 %13,77 %); allerdings ist die relative Häufigkeit von Actinobacteriota (16,89 %19,16 %) und Firmicutes (3,83 %6,52 %) in Gruppe D110 sanken und die relative Häufigkeit von Proteobakterien nahm zu (32,96 % ~ 40,75 %). Im AM-AAO-Prozesssystem nahm Actinobacteriota schnell ab, sogar auf weniger als 3 % in Gruppe D237, während Proteobacteriota (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 % waren Proteobakterien (35,26 %) und Bacteroidota (30,61 %), was darauf hindeutet, dass die mikrobielle Gemeinschaftsstruktur des Biofilms der von Belebtschlamm ähnelte. In Probe M237 sank die relative Häufigkeit von Firmicutes auf weniger als 2 %, während die Häufigkeit von Acidobacteriota (5,33 %) zunahm.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Es wurde festgestellt, dass die dominanten Gattungen in Gruppe D01 Candidatus_Microthrix (11,32 %20,65 %), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97 %6,36 %), Trichococcus (6,99 %9,95 %) und Ornithinibacter (3,99 %6,41 %); Nachdem das System im AM-AAO-Prozess betrieben wurde, sank die relative Häufigkeit von Candidatus_Microthrix stark auf 0,02 % (Gruppe D237); während norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 einen Trend zeigte, der zuerst zunahm und dann abnahm (Gruppe D237, 1,91 %2,91 %). Als der Prozess stabil ablief, wurde Azospira zu einer der relativ dominanten Gattungen (Gruppe D237, 7,37 %18,41 %). Darüber hinaus ähnelten die Biofilmgattungen grundsätzlich dem Schlamm, und die relative Häufigkeit von norank_f__norank_o__Run-SP154 in M194 und M237 betrug 6,61 %–7,66 % bzw. 7,43 %.

Insgesamt wurden 12 Gattungen und 1 Familie von Ammoniak-oxidierenden Bakterien (AOB), Nitrit-oxidierenden Bakterien (NOB), Glykogen-akkumulierenden Organismen (GAOs) und Phosphor-akkumulierenden Organismen (PAOs) im System für die Analyse ausgewählt (Tabelle 3). Es wurde festgestellt, dass in Gruppe D01 Nitrosomonas (0,02 %0,03 %), Ellin6067 (0,01 %0,02 %) und Nitrospira (0,04 %0,07 % können die Oxidationsleistung von NH₄⁺-N gewährleisten. Der Rückgang von Nitrosomonas und Nitrospira in Gruppe D110 kann durch das hohe interne Refluxverhältnis verursacht werden, Ellin6067 (0,01 %0,02 %) wurde nicht gestört. In Gruppe D194 wurde das System im AM-AAO-Verfahren betrieben, und die Reduzierung von HRT wusch NOB und etwas AOB aus. Der Anstieg des einströmenden Ammoniakstickstoffs könnte der Grund für den Anstieg der relativen Häufigkeit der oben genannten drei Gattungen in Gruppe D237 sein (Abbildung 5b). Darüber hinaus AOB (Nitrosomonas und Ellin6067, 0,03 %0,07 %) und NOB (Nitrospira, 0,01 %0,02 %) in Probe M237 zeigten einen leichten Anstieg, was darauf hindeutet, dass der Biofilm das Schlammsystem dabei unterstützte, den Denitrifikationsprozess durchzuführen.

In Gruppe D01 gab es ein breites Spektrum an PAOs, darunter Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas und Tetrasphaera. Die Veränderungen von Candidatus_Microthrix (10,93 % ~ 11,88 %) und PAOs mit relativer Häufigkeit<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 und 0,31 %0,39 % [14]. In Gruppe D237 wurde Candidatus_Microthrix fast eliminiert (0,02 %), und die PAOs, die es ersetzten, um die Phosphorentfernungsfunktion auszuüben, waren Defluviimonas (0,70 %).1,07 %) und Dechloromonas (0,95 %1,06 %); Darüber hinaus wurde auch bestätigt, dass die Familie der Comamonadaceae eine Phosphorentfernungsleistung aufweist [8], und die relative Häufigkeit von Comamonadaceae im anaeroben oder anoxischen Tank war relativ hoch, etwa doppelt so hoch wie im aeroben Tank. Darüber hinaus waren Candidatus_Competibacter und Defluviicoccus in allen Proben die dominierenden GAO-Gattungen, die Häufigkeit der beiden Gattungen in Gruppe D01 war jedoch gering<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].

(Abbildung 5 Zusammensetzung der mikrobiellen Gemeinschaft: (a) Balkendiagramm der relativen Häufigkeit auf Stammebene. Die horizontale Achse ist die Stichprobe und die vertikale Achse ist die relative Häufigkeit/%. Sie umfasst Hauptstämme wie Actinobacteriota und Proteobacteria; (b) Wärmekarte der relativen Häufigkeit auf Gattungsebene. Die horizontale Achse ist die Stichprobe und die vertikale Achse sind die dominanten Gattungen. Die Farbtiefe zeigt die Höhe der relativen Häufigkeit an.)

Tabelle 3 Häufigkeit funktioneller Gruppen in 14 biologischen Proben

3 Schlussfolgerungen

Unter Verwendung von tatsächlichem Abwasser als Behandlungsobjekt wurden die Betriebsbedingungen des AM-AAO-Prozesses optimiert. Es wurde festgestellt, dass der Schadstoffentfernungseffekt am besten war, wenn das Verfahren unter den Bedingungen HRT=7 h, Temperatur etwa 25 Grad, interner Rückfluss =250 %, SRT=40 d, Schlammrückfluss =50 % und Füllrate des anoxischen Tankfüllers =30 % betrieben wurde. Die maximale NH₄⁺-N-Entfernungsrate betrug 98,57 %; Die NO₃⁻-N-Konzentration, die PO₄³⁻-P-Konzentration, die TIN-Entfernungsrate und die CSB-Entfernungsrate im Abwasser betrugen 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08 % bzw. 86.16 %.

Der anaerobe Tank führte zu einer guten Entfernung organischer Stoffe und zur Phosphorfreisetzung, wobei 64,51 % des CSB entfernt und gleichzeitig 9,77 mg/L Phosphor freigesetzt wurden; der anoxische Tank führte gute denitrifizierende Phosphorentfernungsreaktionen durch; Im Aerobic-Tank wurden vollständige Nitrifikations- und Phosphoraufnahmeprozesse durchgeführt, wobei die NH₄⁺-N-Entfernungsrate und PUAO 97,85 % bzw. 59,12 mg betrugen.

Wenn der AM-AAO-Prozess stabil betrieben wurde, stieg der Anstieg von AOB (Ellin6067 und Nitrosomonas, 0,02 % ~ 0,04 % → 0,04 %).0,12 %) und NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 % stellten den ausreichenden Fortschritt der Nitrifikation sicher und die NH₄⁺-N-Entfernungsrate stieg um 8,35 %; GAOs (Candidatus_Competibacter und Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) dominierten den endogenen Denitrifikationsprozess; das Wachstum von PAOs (Defluviimonas-, Dechloromonas- und Comamonadaceae-Familie), 3,29 %8,67 % → 3,79 % ~ 9,35 %) war der Grund für die Aufrechterhaltung einer guten Phosphorentfernungsleistung; Darüber hinaus ähnelte die mikrobielle Gemeinschaftsstruktur des anoxischen Tankbiofilms im Wesentlichen der von Belebtschlamm, was gemeinsam die Stickstoff- und Phosphorentfernungsleistung des Systems gewährleistete.