Оптимизација перформанси и сукцесија микробне заједнице у континуираном-Анокиц МББР-ААО процесу за побољшано уклањање азота и фосфора из општинске канализације

Оптимизација перформанси и микробиологија Сукцесија заједнице континуираног-Анокиц МББР процеса-ААО процеса

Последњих година, напредни третман градске канализације и реализација рециклаже ресурса постали су вруће теме у области водене средине. Међутим, традиционални процеси уклањања азота и фосфора који су широко прихваћени у постројењима за пречишћавање отпадних вода не само да доводе до прекомерног трошења ресурса већ и до повећања оперативних трошкова [1]. Штавише, постепено смањење односа угљеника-према-азоту (Ц/Н) у градској канализацији и разлике у животном окружењу различитих функционалних микробних заједница постали су важни ограничавајући фактори за технологије пречишћавања воде.

Хибридни МББР процес са муљним{0}}филмом комбинује процес активног муља са процесом биофилма суспендованог носача како би се постигло побољшано обогаћивање функционалних микроорганизама, решавајући проблеме запоседања великих површина и лошу толеранцију на ниске-температуре традиционалног процеса активног муља [2]. У 2008. години, постројење за пречишћавање отпадних вода Вуки Луцун у провинцији Ђангсу, као прво постројење за пречишћавање отпадних вода у Кини које је извршило надоградњу и реконструкцију према стандардима класе ИА, успешно је побољшало ефекат третмана додавањем суспендованих носача у систем муља [3]; Ху Иоубиао ет ал. [4] су истраживали утицај температуре на уклањање амонијачног азота и органске материје у МББР и активном муљу, а резултати су показали да је температура имала мањи утицај на МББР, али већи утицај на активни муљ; Зханг Минг и др. [5] је користио А²О-МББР процес за пречишћавање сеоске домаће канализације, постижући високе стопе уклањања ЦОД, амонијачног азота, ТП и ТН; Зхоу Јиазхонг и др. [2] открили су кроз мале-експерименте да ДО, температура има позитивну корелацију са хибридним МББР системом муљног{14}}филма, док је однос Ц/Н утицаја био у негативној корелацији.

Аноксични МББР (АМ-МББР) процес може да реализује истовремену денитрификацију и уклањање фосфора у аноксичном резервоару, што је такође процес уклањања денитрификационог фосфора (ДПР). У поређењу са традиционалним процесима пречишћавања отпадних вода, ДПР процес може сачувати органске изворе угљеника и смањити потрошњу кисеоника. Зханг Ионгсхенг [6] ет ал. развио реактор са континуираним-биофилмом, а резултати су показали да су на температури од 20 степени, концентрацији ДО од 5,5 мг/Л, оптерећењу од 2,2 кг/(м³·д) и повременим условима аерације анаеробних 3 х/аеробних 6 х, просечне концентрације пхоспхора 6 х и просечне концентрације пхоспхор67 мг/Л биле еф. 0,67 мг/Л, са стопама уклањања од 72,9% и 78,5%, респективно.

Међутим, за систем{0}}хибридног АМ-ААО система муља, постоји сложен однос између суспендованог флокулентног муља и причвршћеног биофилма. Претходне студије су се фокусирале на инжењерске праксе као што су лицитирање и реконструкција постројења за пречишћавање отпадних вода, али постоји неколико студија о синхроној нитрификацији и ДПР-у како би се побољшало уклањање азота и фосфора у непрекидном-проточном муљу-филм хибридног АМ-ААО система, а стабилност овог процеса загађивача је отежана перформансама кроз технологију уклањања загађивача.

Ова студија је оптимизовала стартегије-покретања и рада стратегија континуираног-тока (ААО) и континуираног{2}}протока муља-филм хибридног (АМ-ААО) процеса, фокусирајући се на истраживање ефеката брзине аерације, дозе пунила, времена хидрауличког задржавања течности и температуре рефлукса пацова (ХРТ) о-учинку дуготрајног уклањања азота и фосфора АМ-МББР процеса и ефикасности уклањања денитрификационог фосфора у аноксичном резервоару. Истовремено, проучавана је сукцесија микробних заједница и правила промене функционалних микробних заједница у активном муљу и биофилму.

1 Материјали и методе

1.1 Експериментални уређај и радни параметри

У овој студији је коришћен ААО реакциони уређај са континуалним -током (слика 1). Израђена је од органског стакла, са укупно 7 преграда, свака величине 10 цм × 10 цм × 40 цм; радна запремина је била 21 Л, а запремински однос сваког реакционог резервоара је био анаеробни: аноксични: аеробни=2:2:3. У анаеробним и аноксичним резервоарима усвојено је механичко мешање; аеробни резервоар је користио главе песка за аерацију као микро-порозне аераторе и спољну силу за мешање воде-муља, а брзина аерације је контролисана помоћу мерача протока гаса. Концентрација ДО у аеробном резервоару реактора је контролисана на 2~3 мг/Л; секундарни таложник је био цилиндар радне запремине око 40 Л; време задржавања муља (СРТ) је било 40 д, а однос рефлукса муља је био 50%. Реактор је радио укупно 263 дана (подељено у 6 радних фаза), а полиетиленски пуниоци су додавани у аноксични резервоар од 159. дана да би радио у АМ-ААО режиму. Специфични услови рада су приказани у табели 1.

(Слика 1 Шематски дијаграм АМ-ААО процесне опреме: Слика укључује канту за довод воде, перисталтичку пумпу, анаеробни резервоар, аноксични резервоар, аеробни резервоар, резервоар за седиментацију, канту за излаз воде, као и унутрашњи рефлукс, цевоводе за рефлукс муља и одводне вентиле)

Табела 1 Тип процесног система и радни параметри

1.2 Инокулисани муљ и квалитет воде која се улива

Инокулисани муљ у овом експерименту је узет из вишка муља испуштеног из секундарног таложника постројења за пречишћавање отпадних вода. Након инокулације, концентрација муља (МЛСС) у реактору је била 2,3 г/Л, а испарљива чврста супстанца муља (МЛВСС) била је 2,1 г/Л.

Утицај реактора била је стварна домаћа канализација из ресторана, која је додавана у реактор након филтрирања нечистоћа кроз филтерско сито. Његови загађивачи укључивали су НХ₄⁺-Н (35.0456,54 мг/Л), НО₂⁻-Н (00,42 мг/Л), НО₃⁻-Н (00,05 мг/Л), ЦОД (362.1605,1 мг/Л), и ПО₄³⁻-П (1~5,08 мг/Л).

1.3 Предмети за откривање и методе анализе

1.3.1 Рутинске методе откривања

Узорци муљеве{0}}воде су сакупљени из улазног, анаеробног резервоара, аноксичног резервоара, аеробног резервоара, таложника и ефлуента и филтрирани филтер папиром од 0,45 μм. НХ₄⁺-Н је одређен Несслеровим спектрофотометром; НО2⁻-Н је одређен Н-(1-нафтил) етилендиамин фотометријом; НО₃⁻-Н је одређен ултраљубичастом спектрофотометријом; ЦОД је одређен Лианхуа 5Б-3А ЦОД мултипараметарским брзим детектором; пХ/ДО и температура су одређени детектором ВТВ Мулти3620; МЛСС је одређен гравиметријском методом; МЛВСС је одређен методом губитка тежине сагоревањем у муфлној пећи [7].

1.3.2 Екстракција и детекција екстрацелуларних полимерних супстанци

Сматра се да су екстрацелуларне полимерне супстанце (ЕПС) састављене од полисахарида (ПС), протеина (ПН) и хуминских киселина (ХА). Три врсте ЕПС-а, односно растворљиве екстрацелуларне полимерне супстанце (С-ЕПС), лабаво везане екстрацелуларне полимерне супстанце (ЛБ-ЕПС) и чврсто везане екстрацелуларне полимерне супстанце (ТБ-ЕПС), су одвојене и екстраховане. Метода одређивања ПС била је сумпорна киселина-антрон метода, а методе одређивања ПН и ХА су модификована Фолин-Ловри метода [7].

1.3.3 Метода израчунавања брзине уклањања загађивача

Стопа уклањања загађивача (СРЕ) је коришћена за карактеризацију укупног уклањања загађивача из АМ-ААО процесног система. Међу њима, Синф и Сефф су концентрације загађивача у инфлуенту и ефлуенту, респективно, које могу представљати масене концентрације загађивача као што су НХ₄⁺-Н, НО₂⁻-Н, НО₃⁻-Н, ЦОД, и ПО⁻ у инфлуенту и ПО⁻ ефлуент, мг/Л.

1.3.4 Метод секвенцирања високог{1}}а

Коришћен је метод секвенцирања високе{0}}Иллумина високе пропусности. Узорци муља из анаеробног резервоара, аноксичног резервоара и аеробног резервоара 1., 110., 194. и 237. дана су сакупљени и именовани као група Д01 (Д01_А1, Д01_А2, Д01_О), група Д110 (Д110_А1, Д1110_А) група Д1110_А. (Д194_А1, Д194_А2, Д194_О) и група Д237 (Д237_А1, Д237_А2, Д237_О), респективно; узорци биофилмског муља 194. и 237. дана су сакупљени и именовани као М194 и М237, респективно. Укупно 14 узорака муља анализирано је на промене у микробним заједницама. ДНК је екстрахована коришћењем комплета Фаст ДНА СПИН (МП Биомедицалс, Санта Ана, Калифорнија, САД). В3-В4 регион бактеријског 16С рРНА гена је амплификован са 338Ф/806Р прајмерима. Пречишћени ампликони су секвенционирани на платформи Иллумина МиСек ПЕ300 (Иллумина, САД) компаније Схангхаи Мајорбио Биомедицал Тецхнологи Цо., Лтд. (Шангај, Кина) [7].

2 Резултати и дискусија

2.1 Дугорочна-Правила за уклањање загађивача у ААО и АМ-ААО процесима

Дуготрајно{0}}уклањање загађивача током рада ААО процеса континуираног-протока (1. фазе3) и АМ-ААО процес са додатком суспендованих полиетиленских пунила (4. фазе6) приказан је на слици 2.

У фази 1 (1~45 д), количина ослобађања ПО₄³⁻-П (ПРА) у анаеробном резервоару, количина уноса ПО₄³⁻-П у аноксичном резервоару (ПУАА) и ПО₄³⁻-П количина упијања у резервоару били су мг, ПУ606 ае. 14,22 мг, односно 87,81 мг, а процес узимања фосфора је углавном постигнут у аеробном резервоару. Стопе уклањања НХ₄⁺-Н и укупног неорганског азота (ТИН) биле су 92,85% и 86.37%, респективно, обезбеђујући ефекат денитрификације. Након финог-подешавања аерације (ДО=2~3 мг/Л), ефекат уклањања НХ₄⁺-Н порастао је на 98,68%, а концентрација ефлуентног ТИН-а и брзина уклањања били су 1,75 мг/Л и 95,75%, респективно, што указује на то да су процеси кондукције и ДО исправно подешени. ефекат уклањања ЦОД-а у анаеробном резервоару је ослабљен (91,60%). Поред тога, фино-подешавање ДО није имало утицаја на ефлуент ПО₄³⁻-П, са просеком од 0,47 мг/Л, што је у складу са закључком Ианг Сијинга и др. [8].

У фази 2 (46~120 д), након подешавања ХРТ=8 х, учинак уклањања ЦОД-а је незнатно флуктуирао; максималне вредности ПРА, ПУАА и ПУАО достигле су 148,01 мг, 81,95 мг и 114,15 мг, што указује на то да повећање протока инфлуента није утицало на уклањање фосфора и да је одржавало висок учинак уклањања НХ₄⁺-Н и ТИН. 72. дана, однос рефлукса нитрификационе течности је повећан на 300% и 400%. Повећање односа рефлукса смањило је ефекат уклањања ТИН-а, са стопама уклањања од 80,37% (300%) и 68,68% (400%), респективно. Од 108. до 120. дана, одређен је однос рефлукса нитрификационе течности на 250%. Количина ЦОД уклањања у анаеробном резервоару при омјеру рефлукса течности за нитрификацију од 250% (127,1 мг/Л) била је већа или једнака оној код других (86.2 мг/Л, 124,7 мг/Л и 128,0 мг/Л за 200%, 300%, односно 400%); концентрације фосфора у ефлуенту које одговарају различитим односима рефлукса биле су 0,52 мг/Л, 0,35 мг/Л и 0,06 мг/Л, што указује да повећање односа рефлукса течности за нитрификацију унутар одређеног опсега може подстаћи уклањање фосфора. Поред тога, однос рефлукса од 250% је имао добре перформансе денитрификације, са стопом уклањања ТИН-а од 86.86%.

У фази 3 (121~158 д), однос рефлукса нитрификационе течности је фиксиран на 250%. 131. дана, доток је повећан на 5 Л/х, ефекти уклањања ЦОД-а и фосфора су се смањили, а концентрације у ефлуенту су биле 73,3 мг/Л и 3,92 мг/Л, респективно, што указује да је повећање протока довела до тога да се више ЦОД-а испушта без третмана. Поред тога, максималне стопе уклањања НХ₄⁺-Н и ТИН биле су 93,82% и 79,12%, респективно, међу којима је НО₃⁻-Н постао главни загађивач у ефлуенту (4,70 мг/Л). Дана 139, доводни проток је смањен на 4 Л/х, ефлуент ЦОД и брзина уклањања су били 55,7 мг/Л и 85,97%, респективно, што је више од учинка уклањања угљеника на ХРТ=5.6 х, што указује да смањење ХРТ може довести до смањења ефекта уклањања ЦОД-а. Поред тога, максималне стопе уклањања НХ₄⁺-Н и ТИН биле су 100% и 97,41%, што указује да је прилагођавање ХРТ-а промовисало нитрификацију и денитрификацију, али претерано кратка ХНЛ може довести до смањења ефекта денитрификације. Стога, када је ХСТ=7 х, довољно је да се реакције у сваком резервоару одвијају у потпуности, а значајно повећање ХСТ-а има мали промотивни ефекат на ефекат денитрификације.

Дана 159, 20% суспендованих полиетиленских пунила је додато у аноксични резервоар ААО процеса. У фази 4 (159~209 д), перформансе уклањања ЦОД и ПО₄³⁻-П су побољшане. Почевши од 172. дана, концентрација НХ₄⁺-Н је повећана на 64,17 мг/Л (Ц/Н=8.59), ЦОД ефлуента и брзина уклањања су били 77,7 мг/Л и 86.06%, респективно. Разлог може бити тај што је биофилм споро растао, а активни муљ је дао главни допринос уклањању већине ХПК; суспендовани пуниоци су повећали стопу уклањања ПО₄³⁻-П за 1,18%. Међутим, повећање утицаја НХ₄⁺-Н у аноксичном резервоару довело је до потребе за више извора угљеника за процес денитрификације НО₃⁻-Н, који није био погодан за ослобађање фосфора и узимање ПАО; у исто време, ова операција није у потпуности смањила НО₃⁻-Н, а минимална концентрација ефлуента била је 7,30 мг/Л. 185. дана, променом ХСТ-а на 5,6 х, откривено је да је ефекат уклањања КПК благо флуктуирао, са стопом уклањања од 86.05%; концентрација ПО₄³⁻-П у ефлуенту порасла је за 0,05 мг/Л, праћена повећањем ПУАА (са 13,02 мг на 18,90 мг), што указује да су муљ и биофилм синергистички испољили одређену ефикасност уклањања фосфора. Поред тога, ефлуентне концентрације НХ₄⁺-Н, НО₃⁻-Н и ТИН биле су 10,23 мг/Л, 6,52 мг/Л, односно 16,82 мг/Л, што указује да би смањење ХРТ довело до смањења ефеката {}Н3{6{6,82 мг/Л ТИН. Дана 195, ХРТ је подешен назад на 7 х, и у то време се смањио садржај загађивача у ефлуенту, а перформансе уклањања азота и фосфора и уклањања органских материја система постепено су се опоравиле.

У фази 5 (210~240 д), концентрација НХ₄⁺-Н је повећана на 84,06 мг/Л (Ц/Н=6.28), а активни муљ је и даље давао главни допринос уклањању органске материје. Повећање НХ₄⁺-Н има мали утицај на уклањање ЦОД-а. Удео ЦОД апсорбованог у анаеробном резервоару био је 68,02%, а већина органске материје је апсорбована од стране ПАО у анаеробном резервоару и синтетизована у унутрашње изворе угљеника (ПХА), а анаеробно ослобађање фосфора је у потпуности завршено [9]. Максимални ПРА је био 72,75 мг, а ПУАА и ПУАО су били 35,82 мг/Л и 48,20 мг/Л, респективно, али главни допринос уносу фосфора и даље долази из аеробног резервоара. 221. дана, однос пуњења је повећан на 30%, а концентрације НХ₄⁺-Н и ТИН су смањене за 4,49 мг/Л и 5,16 мг/Л, респективно; међу њима, НХ₄⁺-Н и НО₃⁻-Н чинили су 70,11% и 28,75% ефлуентног ТИН-а, респективно. Дана 231. концентрација НХ₄⁺-Н је подешена на 66,34 мг/Л, а учинак уклањања загађивача система је био у основи стабилан.

У фази 6 (241~263 д), температура реактора је регулисана да би се истражио њен утицај на уклањање загађивача. 241. дана температура је смањена на 18 степени, стопа уклањања ХПК је смањена на 84,37%, али се правило промене ЦОД није променило услед пада температуре. Удео уклањања у анаеробном резервоару био је највећи, 62,02%, процес уклањања денитрификованог фосфора у аноксичном резервоару је потрошио 26,72% ЦОД, концентрација НО₃⁻-Н у ефлуенту аеробног резервоара била је 10,44 мг/Л од 10,44 мг/Л. НХ₄⁺-Н је остао; поред тога, на ПРА је мање утицала температура, али се учинак узимања фосфора у аноксичном резервоару смањио, са ПУАА само 19,77 мг, а фосфор је уклоњен за 3,94 мг/Л у аеробном резервоару. Већина психофилних ПАО је спровела аеробни процес апсорпције фосфора [10]. Када је температура додатно смањена на 13 степени, стопе уклањања НХ₄⁺-Н и ТИН су се смањиле за 6,38% и 6,25%, респективно; у исто време, ПУАА и ПУАО су смањене за 7,77 мг и 15,00 мг, респективно, што може бити повезано са смањењем микробне активности и капацитета раста и метаболизма изазваног падом температуре. Јин Иу [11] је открио да када је температура нижа од 14 степени, тешко је гарантовати концентрацију загађивача ефлуента у систему.

(Слика 2 Уклањање загађујућих материја у ААО и АМ-ААО процесима током дуготрајног-радња: Укључујући (ц) Криве концентрације НХ₄⁺-Н који се мењају са радним данима, (д) Криве концентрације НОₓ⁻-Н који се мењају са радним данима, (д) Криве концентрације НОₓ⁻-Н које се мењају са радним данима, (ц) Криве концентрације које се мењају са радним данима, (ки) Хоризонталне криве промене са радним данима од ТИН. дана (0~260 д), а вертикалне осе су ρ (НХ₄⁺-Н)/(мг·Л⁻¹), ρ (НО₃⁻-Н)/(мг·Л⁻¹) и брзина уклањања/%, респективно.

2.2 Правила промене загађивача у типичним циклусима ААО и АМ{1}}ААО процеса

Да би се даље истражио механизам уклањања загађивача у ААО и АМ{0}}ААО процесима, анализиране су промене концентрације загађивача у типичним циклусима различитих фаза рада, као што је приказано на слици 3.

Дана 42 (фаза 1), ААО процес је имао добре перформансе денитрификације и уклањања фосфора. Међутим, ЦОД са високим утицајем није побољшао перформансе ослобађања фосфора, а ПРА је у то време износила 9,13 мг/Л. Поред тога, НХ₄⁺-Н је потрошен унапред при уласку у аноксични резервоар; затим, аноксични резервоар је смањио генерисани НО₃⁻-Н у Н₂; међутим, аеробни резервоар је уклонио само 3,52 мг/Л НХ₄⁺-Н, што може бити последица дугог ХРТ у Фази 1 који је довео до повећања ДО који се вратио у аноксични резервоар, а већина НХ₄⁺-Н је завршила нитрификацију у аноксичном резервоару, што је довело до ниске концентрације у аноксичном резервоару.

118. дана (фаза 2), са смањењем утицаја ЦОД-а, перформансе ослобађања фосфора и денитрификације су се погоршале. Концентрација ослобађања фосфора у анаеробном резервоару била је 5,91 мг/Л, а концентрација НО₃⁻-Н у ефлуенту аеробног резервоара била је 8,20 мг/Л. Концентрација ПО₄³⁻-П у аноксичном резервоару смањена је на 2,78 мг/Л, што указује да је ПО₄³⁻-П уклоњен у аноксичном резервоару. Поред тога, однос рефлукса нитрификационе течности је фиксиран на 250% у овом тренутку. У поређењу са односима рефлукса од 300% и 400%, учинак процеса уклањања азота и фосфора и уклањања органских материја је побољшан, што указује да повећање рефлукса нитрификационе течности унутар одређеног опсега може побољшати ефекат уклањања загађивача.

Дана 207. (Фаза 4), након прилагођавања утицаја НХ₄⁺-Н и ХРТ у АМ-ААО процесу, стопа уклањања ЦОД-а била је 86.15%; аеробни резервоар је уклонио 13,34 мг/Л НХ₄⁺-Н, преостала концентрација ТИН-а је била 7,51 мг/Л, а произведено је 4,39 мг/Л НО₃⁻-Н, а НО₃⁻-Н је постао доминантни загађивач. Није било значајне разлике у доприносу уклањања фосфора између аноксичног резервоара и аеробног резервоара. Поред тога, повећање улазног НХ₄⁺-Н није утицало на нитрификацију, али је повећање концентрације ТИН-а утицало на смањење перформанси денитрификације АМ-ААО процеса, чиме је утицало на уклањање ТИН-а.

Дана 262. (фаза 6), температура реактора је била 13 степени, а стопа уклањања ЦОД-а била је 83,67% у овом тренутку. Истовремено, у анаеробном резервоару је отпуштено 6,95 мг/Л фосфора; Аноксични резервоар је потрошио 20,22 мг/Л НХ4⁺-Н и извршена је денитрификација, а концентрација НО₃⁻-Н у ефлуенту аноксичног резервоара била је 5,07 мг/Л; аеробни резервоар је имао губитак ТИН од 1,32 мг/Л; стопа уклањања ТИН-а била је 77,00%, а ефлуентни ТИН је садржао 11,24 мг/Л НХ₄⁺-Н, што указује да је ниска температура смањила активност нитрификујућих бактерија и денитрификујућих бактерија, што је резултирало непотпуним уклањањем загађивача у канализацији. Поред тога, ПРА се смањио на 6,95 мг/Л, а перформансе узимања фосфора у аноксичном резервоару и аеробном резервоару су се смањиле на 2,41 мг/Л и 3,61 мг/Л, респективно, што указује на то да је смањење температуре реактора инхибирало учинак уклањања фосфора до смањења ПРА и високог ПРА. концентрација фосфора у ефлуенту.

(Слика 3 Промене загађивача у типичним циклусима: Укључујући (а) 42. дан ААО процеса, (б) 118. дан ААО процеса, (ц) 207. дан АМ-ААО процеса, (д) криве промене концентрације загађивача 262. дана АМ-ААО процеса. Вертикална оса концентрације акси и/ је оса вертикалне концентрације процеса а/г) сваки загађивач (ЦОД, НХ₄⁺-Н, НО₃⁻-Н, ПО₄³⁻-П))

2.3 Промене у саставу и садржају екстрацелуларних полимерних супстанци (ЕПС) у ААО и АМ-ААО процесима

Током експеримента, утврђене су и анализиране промене у саставу и садржају ЕПС-а 101. (ААО процес) и 255. дана (АМ-ААО процес), као што је приказано на слици 4. Све у свему, укупан садржај ЕПС-а 101. и 255. дана може се приписати повећању ТБ-ЕПС-а и главног садржаја ППС-а-ЕПС-а; 101. дана, укупан садржај ЕПС у анаеробном резервоару, аноксичном резервоару и аеробном резервоару показао је тренд раста (0,12 мг/гВСС, 0,29 мг/гВСС и 0,37 мг/гВСС, респективно); међу њима, садржај ЕПС се значајно повећао током фазе нитрификације, што може бити последица активног метаболизма унутрашњих микроорганизама када је систем радио у условима високог угљеника-према-односа азота (Ц/Н=5.9) [12]. Међутим, ТБ-ЕПС је имао позитивну улогу у формирању флокула муља, док су С-ЕПС и ЛБ-ЕПС имали негативне ефекте [8]; у овом експерименту, садржај С-ЕПС и ЛБ-ЕПС је био релативно низак, што је створило услове за раст муља; у хибридном систему са континуираним-проточним муљем-филмом, улога флокулантног муља је незаменљива [2].

Поред тога, правила промене ПН/ПС у различитим слојевима муља у сваком реакционом резервоару су била различита. ПН у сваком реакционом резервоару је увек био већи од ПС. 101. дана, односи ПН/ПС у С-ЕПС, ЛБ-ЕПС и ТБ-ЕПС муља били су 0,06, 1,62 и 2,67, респективно, док су 255. дана били 0,03, 1,30, показујући тренд раста ПН7 и/3. од спољашњег слоја до унутрашњег слоја ћелија муља. Међутим, када је температура реактора смањена на 13 степени, укупан ЕПС садржај у три резервоара показао је тренд раста (0,28 мг/гВСС, 0,41 мг/гВСС и 0,63 мг/гВСС, респективно). Разлог може бити тај што су микроорганизми који нису могли да се прилагоде ниској температури умрли или аутолизовани, а ови мртви микроорганизми су ослобађали ЕПС, што је довело до повећања садржаја ЕПС у муљу, или је ниска температура изазвала неке психрофилне микроорганизме да луче више ЕПС да би се прилагодили смањењу температуре у реактору [13].

(Слика 4. Промене у садржају и саставу ЕПС-а 101. (ААО процес) и 255. дана (АМ-ААО процес): Лева страна је ААО процес, а десна страна АМ-ААО процес. Хоризонтална оса је реакциони резервоар (крај анаеробног, крај аноксичног, крај аноксичног, крај аеробног типа ЕПС, леви тип аеробног типа СТБ). оса је садржај ЕПС (мг·гВСС⁻¹), а десна вертикална ос је однос ПН/ПС Она укључује хистограме садржаја ПН, ПС и укупног ЕПС и линијски графикон односа ПН/ПС.

2.4 Правила сукцесије заједнице о микробној разноликости и динамичкој популацији

Резултати секвенционирања високе{0}}пропусности показали су да је број секвенци 14 узорака муља био 1.027.419, а број ОТУ секвенци сваког узорка је приказан у табели 2. Покривеност узорака била је изнад 0,995, што указује да су резултати секвенцирања имали високу тачност. Група Д01 је описала почетну структуру микробне заједнице, са високим Аце индексом, што указује да је муљ имао велико богатство микробних врста на почетку-система. Са трансформацијом система из ААО у АМ-ААО процес, Аце индекс се смањио, а богатство микробне заједнице у АМ-ААО систему се смањило. Поред тога, Симпсонов индекс се смањио, што указује на смањење разноликости микробне заједнице. Према промени Аце индекса, укупан број врста у микробној заједници биофилма аноксичног резервоара показао је опадајући тренд; смањењем Шеноновог индекса доказано је да се диверзитет микробне заједнице у биофилму смањио.

Табела 2 Варијације индекса микробне разноврсности

The main phyla with relative abundance >Анализирано је 10% у 14 узорака (Слика 5а). Доминантни тип у групи Д01 били су Ацтинобацтериота (25,76%32,90%), протеобактерије (21,98%27,16%), Бацтероидота (15,50%18,36%) и Фирмицутес (10,37%13,77%); међутим, релативна бројност Ацтинобацтериота (16,89%19,16%) и Фирмицутес (3,83%6,52%) у групи Д110 се смањило, а релативна бројност протеобактерија порасла (32,96%~40,75%). У АМ-ААО процесном систему, Ацтинобацтериота се брзо смањила, чак и на мање од 3% у групи Д237, док је Протеобацтериа (33,72%43,54%), Бацтероидота (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% су биле Протеобацтериа (35,26%) и Бацтероидота (30,61%), што указује да је структура микробне заједнице биофилма слична оној у активном муљу. У узорку М237, релативна бројност Фирмицутес је смањена на мање од 2%, а бројност Ацидобацтериота (5,33%) се повећала.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Утврђено је да су доминантни родови у групи Д01 били Цандидатус_Мицротхрик (11,32%20,65%), норанк_ф__норанк_о__норанк_ц__СЈА-28 (3,97%6,36%), Трицхоцоццус (6,99%9,95%) и Орнитхинибацтер (3,99%6,41%); након што је систем радио у АМ-ААО процесу, релативна заступљеност Цандидатус_Мицротхрик нагло је опала на 0,02% (група Д237); док је норанк_ф__норанк_о__норанк_ц__СЈА-28 показао тренд прво повећања, а затим опадања (група Д237, 1,91%2,91%). Када је процес стабилно функционисао, Азоспира је постала један од релативно доминантних родова (група Д237, 7,37%18,41%). Поред тога, родови биофилма су у основи били слични муљу, а релативна заступљеност норанк_ф__норанк_о__Рун-СП154 у М194 и М237 износила је 6,61%~7,66% и 7,43%, респективно.

За анализу је одабрано укупно 12 родова и 1 фамилија бактерија које оксидирају амонијак-(АОБ), нитрит-оксидирајуће бактерије (НОБ), гликоген-акумулирајућих организама (ГАО) и организама који акумулирају фосфор (ПАОс) у систему који се може Т3. Утврђено је да у групи Д01, Нитрозомонас (0,02%0,03%), Еллин6067 (0,01%0,02%) и Нитроспира (0,04%0,07%) може да обезбеди учинак оксидације НХ₄⁺-Н. Смањење Нитросомонас и Нитроспира у групи Д110 може бити узроковано високим односом унутрашњег рефлукса, али Еллин6067 (0,01%0,02%) није поремећено. У групи Д194, систем је радио у АМ-ААО процесу, а смањење ХРТ-а је испрало НОБ и неке АОБ. Повећање инфлуентног амонијачног азота може бити разлог за повећање релативне заступљености три наведена рода у групи Д237 (Слика 5б). Поред тога, АОБ (Нитросомонас и Еллин6067, 0,03%0,07%) и НОБ (Нитроспира, 0,01%0,02%) у узорку М237 показало је благи пораст, што указује да је биофилм помогао систему муља да постигне процес денитрификације.

Постојао је широк спектар ПАО у групи Д01, укључујући Ацинетобацтер, Цандидатус_Аццумулибацтер, Цандидатус_Мицротхрик, Дефлувиимонас, Псеудомонас и Тетраспхаера. Промене Цандидатус_Мицротхрик (10,93%~11,88%) и ПАО са релативном изобиљем<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 и 0,31%0,39% [14]. У групи Д237, Цандидатус_Мицротхрик је скоро елиминисан (0,02%), а ПАО који су га заменили да би извршио функцију уклањања фосфора били су Дефлувиимонас (0,70%1,07%) и Децхлоромонас (0,95%1,06%); поред тога, потврђено је да породица Цомамонадацеае има перформансе уклањања фосфора [8], а релативна бројност Цомамонадацеае у анаеробном резервоару или аноксичном резервоару је била релативно висока, око два пута већа од аеробног резервоара. Поред тога, Цандидатус_Цомпетибацтер и Дефлувиицоццус су били доминантни родови ГАО у свим узорцима, али је заступљеност два рода у групи Д01 била<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].

(Слика 5 Састав микробне заједнице: (а) Тракасти дијаграм релативне заступљености на нивоу типа. Хоризонтална оса је узорак, а вертикална оса је релативна бројност/%. Обухвата главне типове као што су Ацтинобацтериота и Протеобацтериа; (б) Топлотна мапа релативне бројности на нивоу рода. Вертикална аки доминантна дубина је хоризонтална аки дубина аки. боја означава ниво релативног обиља)

Табела 3. Обиље функционалних група у 14 биолошких узорака

3 Закључци

Коришћењем стварне канализације као објекта за третман, оптимизовани су услови рада АМ-ААО процеса. Утврђено је да када је процес радио у условима ХРТ=7 х, температуре око 25 степени, унутрашњег рефлукса=250%, СРТ=40 д, рефлукса муља=50%, и брзине пуњења аноксичног резервоара{7}}%, ефекат уклањања загађивача је био најбољи. Максимална стопа уклањања НХ₄⁺-Н износила је 98,57%; ефлуентна концентрација НО₃⁻-Н, концентрација ПО₄³⁻-П, брзина уклањања ТИН-а и брзина уклањања ЦОД-а били су 6,64 мг/Л, 0,42 мг/Л, 83,08% и 86.16%, респективно.

Анаеробни резервоар је извео добре процесе уклањања органске материје и ослобађања фосфора, при чему је истовремено уклоњено 64,51% ЦОД и 9,77 мг/Л фосфора; аноксични резервоар је извршио добре реакције уклањања денитрификационог фосфора; аеробни резервоар је извршио потпуне процесе нитрификације и узимања фосфора, при чему је брзина уклањања НХ₄⁺-Н износила 97,85% и ПУАО 97,85%, односно 59,12 мг.

Када је процес АМ-ААО стабилно функционисао, повећање АОБ-а (Еллин6067 и Нитросомонас, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) и НОБ (Нитроспира, 00.01% → 0.02%0,04%) је обезбедило довољан напредак нитрификације, а стопа уклањања НХ₄⁺-Н повећана је за 8,35%; ГАО (Цандидатус_Цомпетибацтер и Дефлувиицоццус, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) је доминирало процесом ендогене денитрификације; раст ПАО (породица Дефлувиимонас, Децхлоромонас и Цомамонадацеае, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) је био разлог за одржавање добрих перформанси уклањања фосфора; поред тога, структура микробне заједнице биофилма аноксичног резервоара била је у основи слична оној активног муља, што је заједно гарантовало перформансе уклањања азота и фосфора из система.