Ottimizzazione delle prestazioni e successione microbica delle comunità in un processo-AAO anossico a flusso continuo-AAO per una migliore rimozione di azoto e fosforo dalle acque reflue municipali

Ottimizzazione delle prestazioni e microbica Successione comunitaria del processo AAO-Flow Anoxic MBBR-AAO

Negli ultimi anni, il trattamento avanzato delle acque reflue urbane e la realizzazione del riciclaggio delle risorse sono diventati temi caldi nel campo dell’ambiente idrico. Tuttavia, i tradizionali processi di rimozione dell’azoto e del fosforo ampiamente adottati dagli impianti di trattamento delle acque reflue non solo comportano uno spreco eccessivo di risorse ma aumentano anche i costi operativi [1]. Inoltre, la graduale diminuzione del rapporto carbonio-a-azoto (C/N) dei liquami urbani e le differenze negli ambienti di vita delle diverse comunità microbiche funzionali sono diventati importanti fattori limitanti per le tecnologie di trattamento delle acque.

Il processo MBBR ibrido con pellicola a fanghi- combina il processo a fanghi attivi con il processo a biofilm con supporto sospeso per ottenere un maggiore arricchimento di microrganismi funzionali, risolvendo i problemi di occupazione di terreni estesi e di scarsa tolleranza alle basse-temperature del tradizionale processo a fanghi attivi [2]. Nel 2008, l'impianto di trattamento delle acque reflue di Wuxi Lucun nella provincia di Jiangsu, il primo impianto di trattamento delle acque reflue in Cina a effettuare l'aggiornamento e la ricostruzione secondo gli standard di Classe IA, ha migliorato con successo l'effetto del trattamento aggiungendo trasportatori sospesi al sistema dei fanghi [3]; Hu Youbiao et al. [4] hanno studiato l'effetto della temperatura sulla rimozione dell'azoto ammoniacale e della materia organica nell'MBBR e nei fanghi attivi e i risultati hanno mostrato che la temperatura ha avuto un impatto minore sull'MBBR ma un impatto maggiore sui fanghi attivi; Zhang Ming et al. [5] hanno utilizzato il processo A²O-MBBR per trattare i liquami domestici rurali, ottenendo elevati tassi di rimozione di COD, azoto ammoniacale, TP e TN; Zhou Jiazhong et al. [2] hanno scoperto attraverso esperimenti su piccola-scala che DO e temperatura erano correlati positivamente con il sistema MBBR ibrido a film di fango-, mentre il rapporto C/N influente era correlato negativamente.

Il processo anossico MBBR (AM-MBBR) può realizzare la denitrificazione e la rimozione simultanea del fosforo nel serbatoio anossico, che è anche il processo di rimozione denitrificante del fosforo (DPR). Rispetto ai tradizionali processi di trattamento delle acque reflue, il processo DPR può risparmiare fonti di carbonio organico e ridurre il consumo di ossigeno. Zhang Yongsheng [6] et al. ha sviluppato un reattore a biofilm a flusso continuo-e i risultati hanno mostrato che a una temperatura di 20 gradi, una concentrazione di DO di 5,5 mg/L, un carico di 2,2 kg/(m³·d) e una condizione di aerazione intermittente di 3 ore anaerobica/6 ore aerobica, le concentrazioni medie di COD e fosforo nell'effluente erano 76 mg/L e 0,67 mg/L, con tassi di rimozione di rispettivamente 72,9% e 78,5%.

Tuttavia, per il sistema AM ibrido con film di fanghi-AAO-, esiste una relazione complessa tra i fanghi flocculanti sospesi e il biofilm attaccato. Gli studi precedenti si sono concentrati su pratiche ingegneristiche come la gara d'appalto e la ricostruzione degli impianti di trattamento delle acque reflue, ma ci sono pochi studi sulla nitrificazione sincrona e sul DPR per migliorare la rimozione di azoto e fosforo nei sistemi -a flusso continuo di fanghi-film ibrido AM-AAO, e anche la stabilità delle prestazioni di rimozione degli inquinanti di questo processo attraverso la tecnologia DPR è una delle difficoltà.

Questo studio ha ottimizzato le strategie di avvio e funzionamento dei processi a flusso continuo (AAO) e a flusso continuo dei fanghi-film ibrido (AM-AAO), concentrandosi sull'analisi degli effetti della velocità di aerazione, del dosaggio del riempitivo, del tempo di ritenzione idraulica (HRT), del rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione, del rapporto C/N influente e della temperatura sulle prestazioni di rimozione di azoto e fosforo a lungo termine del Il processo AM-MBBR e l'efficienza di rimozione del fosforo denitrificante nel serbatoio anossico. Allo stesso tempo, sono state studiate la successione delle comunità microbiche e le regole di cambiamento delle comunità microbiche funzionali nei fanghi attivi e nel biofilm.

1 Materiali e Metodi

1.1 Dispositivo sperimentale e parametri operativi

In questo studio è stato utilizzato un dispositivo di reazione AAO a flusso continuo- (Figura 1). Era realizzato in vetro organico, con un totale di 7 scomparti, ciascuno con una dimensione di 10 cm × 10 cm × 40 cm; il volume di lavoro era di 21 L e il rapporto volumetrico di ciascun serbatoio di reazione era anaerobico: anossico: aerobico=2:2:3. Nelle vasche anaerobiche e anossiche è stata adottata l'agitazione meccanica; il serbatoio aerobico utilizzava teste di sabbia di aerazione come aeratori micro-porosi e una forza esterna per la miscelazione dell'acqua dei fanghi-e la velocità di aerazione era controllata da un flussometro di gas. La concentrazione di DO nel serbatoio aerobico del reattore era controllata a 2~3 mg/L; la vasca di sedimentazione secondaria era un cilindro con un volume utile di circa 40 L; il tempo di ritenzione dei fanghi (SRT) era di 40 giorni e il rapporto di riflusso dei fanghi era del 50%. Il reattore ha funzionato per un totale di 263 giorni (suddivisi in 6 fasi operative) e riempitivi di polietilene sono stati aggiunti al serbatoio anossico a partire dal 159° giorno per operare in modalità AM-AAO. Le condizioni operative specifiche sono mostrate nella Tabella 1.

(Figura 1 Diagramma schematico dell'attrezzatura di processo AM-AAO: la figura include un secchio di ingresso dell'acqua, una pompa peristaltica, un serbatoio anaerobico, un serbatoio anossico, un serbatoio aerobico, un serbatoio di sedimentazione, un secchio di uscita dell'acqua, nonché le tubazioni di riflusso interno, di riflusso dei fanghi e valvole di scarico)

Tabella 1 Tipo di sistema di processo e parametri operativi

1.2 Qualità dei fanghi inoculati e delle acque influenti

Il fango inoculato in questo esperimento è stato prelevato dal fango in eccesso scaricato dalla vasca di sedimentazione secondaria di un impianto di trattamento delle acque reflue. Dopo l'inoculazione, la concentrazione dei fanghi (MLSS) nel reattore era di 2,3 g/L e i solidi volatili dei fanghi (MLVSS) erano 2,1 g/L.

L'influente del reattore erano veri e propri liquami domestici provenienti dai ristoranti, che venivano aggiunti al reattore dopo aver filtrato le impurità attraverso uno schermo filtrante. I suoi inquinanti includevano NH₄⁺-N (35.0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), COD (362.1605,1 mg/L) e PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Elementi di rilevamento e metodi di analisi

1.3.1 Metodi di rilevamento di routine

Campioni di acqua di fango- sono stati raccolti dall'affluente, dal serbatoio anaerobico, dal serbatoio anossico, dal serbatoio aerobico, dal serbatoio di sedimentazione e dall'effluente e filtrati con carta da filtro da 0,45 μm. NH₄⁺-N è stato determinato dallo spettrofotometro di Nessler; NO₂⁻-N è stato determinato mediante fotometria della N-(1-naftil)etilendiammina; NO₃⁻-N è stato determinato mediante spettrofotometria ultravioletta; Il COD è stato determinato dal rilevatore rapido multiparametrico COD Lianhua 5B-3A; pH/DO e temperatura sono stati determinati dal rilevatore WTW Multi3620; L'MLSS è stato determinato mediante metodo gravimetrico; Il MLVSS è stato determinato mediante il metodo della perdita di peso della combustione in una muffola [7].

1.3.2 Estrazione e rilevazione di sostanze polimeriche extracellulari

Le sostanze polimeriche extracellulari (EPS) sono considerate composte da polisaccaridi (PS), proteine ​​(PN) e acidi umici (HA). Tre tipi di EPS, vale a dire sostanze polimeriche extracellulari solubili (S-EPS), sostanze polimeriche extracellulari debolmente legate (LB-EPS) e sostanze polimeriche extracellulari strettamente legate (TB-EPS), sono state separate ed estratte. Il metodo di determinazione di PS era il metodo dell'acido solforico-antrone, mentre i metodi di determinazione di PN e HA erano il metodo Folin-Lowry modificato [7].

1.3.3 Metodo di calcolo del tasso di rimozione degli inquinanti

Il tasso di rimozione degli inquinanti (SRE) è stato utilizzato per caratterizzare la rimozione complessiva degli inquinanti del sistema di processo AM-AAO. Tra questi, Sinf e Seff sono le concentrazioni di inquinanti rispettivamente dell'influente e dell'effluente, che possono rappresentare le concentrazioni di massa di inquinanti come NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD e PO₄³⁻-P nell'influente e nell'effluente, mg/L.

1.3.4 Metodo di sequenziamento ad alto- throughput

È stato utilizzato il metodo di sequenziamento ad alto rendimento-Illumina. Campioni di fanghi dal serbatoio anaerobico, anossico e aerobico nei giorni 1, 110, 194 e 237 sono stati raccolti e denominati gruppo D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), gruppo D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), gruppo D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) e il gruppo D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), rispettivamente; campioni di fanghi di biofilm nei giorni 194 e 237 sono stati raccolti e denominati rispettivamente M194 e M237. Un totale di 14 campioni di fango sono stati analizzati per verificare i cambiamenti nelle comunità microbiche. Il DNA è stato estratto utilizzando il kit Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). La regione V3-V4 del gene batterico 16S rRNA è stata amplificata con primer 338F/806R. Gli ampliconi purificati sono stati sequenziati sulla piattaforma Illumina MiSeq PE300 (Illumina, USA) da Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Cina) [7].

2 Risultati e discussione

2.1 Regole per la rimozione-a lungo termine degli inquinanti nei processi AAO e AM-AAO

La rimozione degli inquinanti a lungo termine-durante il funzionamento del processo AAO a-flusso continuo (Fasi 13) e il processo AM-AAO con l'aggiunta di riempitivi di polietilene sospesi (Fasi 46) è mostrato nella Figura 2.

Nella Fase 1 (1~45 giorni), la quantità di rilascio di PO₄³⁻-P (PRA) nel serbatoio anaerobico, la quantità di assorbimento di PO₄³⁻-P nel serbatoio anossico (PUAA) e la quantità di assorbimento di PO₄³⁻-P nel serbatoio aerobico (PUAO) erano 66,06 mg, 14,22 mg e 87,81 mg, rispettivamente, e il processo di assorbimento del fosforo è stato ottenuto principalmente nella vasca aerobica. I tassi di rimozione di NH₄⁺-N e dell'azoto inorganico totale (TIN) erano rispettivamente del 92,85% e del 86.37%, garantendo l'effetto di denitrificazione. Dopo aver-regolato l'aerazione (DO=2~3 mg/L), l'effetto di rimozione di NH₄⁺-N è aumentato al 98,68% e la concentrazione di TIN dell'effluente e il tasso di rimozione erano rispettivamente di 1,75 mg/L e 95,75%, indicando che una corretta regolazione del DO è favorevole ai processi di nitrificazione e denitrificazione; l'effetto di rimozione del COD nel serbatoio anaerobico si è indebolito (91,60%). Inoltre, la regolazione fine-del DO non ha avuto alcun effetto sul PO₄³⁻-P dell'effluente, con una media di 0,47 mg/L, il che è coerente con la conclusione di Yang Sijing et al. [8].

Nella Fase 2 (46~120 d), dopo aver regolato la HRT=8 h, le prestazioni di rimozione del COD hanno oscillato leggermente; i valori massimi di PRA, PUAA e PUAO hanno raggiunto 148,01 mg, 81,95 mg e 114,15 mg, indicando che l'aumento del flusso influente non ha influenzato la rimozione del fosforo e ha mantenuto elevate prestazioni di rimozione di NH₄⁺-N e TIN. Il giorno 72, il rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione è stato aumentato al 300% e al 400%. L’aumento del rapporto di reflusso ha diminuito l’effetto di rimozione del TIN, con tassi di rimozione rispettivamente dell’80,37% (300%) e del 68,68% (400%). Dal giorno 108 al giorno 120, il rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione è stato determinato pari al 250%. La quantità di rimozione del COD nel serbatoio anaerobico con un rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione del 250% (127,1 mg/L) era superiore o uguale a quella degli altri (86.2 mg/L, 124,7 mg/L e 128,0 mg/L per il 200%, 300% e 400%, rispettivamente); le concentrazioni di fosforo nell'effluente corrispondenti a diversi rapporti di riflusso erano 0,52 mg/L, 0,35 mg/L e 0,06 mg/L, indicando che l'aumento del rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione entro un certo intervallo può favorire la rimozione del fosforo. Inoltre, il rapporto di riflusso del 250% ha avuto buone prestazioni di denitrificazione, con un tasso di rimozione del TIN del 86.86%.

Nella Fase 3 (121~158 d), il rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione era fissato al 250%. Il giorno 131, il flusso influente è stato aumentato a 5 L/h, gli effetti di rimozione del COD e del fosforo sono diminuiti e le concentrazioni degli effluenti erano rispettivamente di 73,3 mg/L e 3,92 mg/L, indicando che l'aumento del flusso influente ha comportato lo scarico di più COD senza trattamento. Inoltre, i tassi massimi di rimozione di NH₄⁺-N e TIN erano rispettivamente del 93,82% e del 79,12%, tra cui NO₃⁻-N è diventato il principale inquinante nell'effluente (4,70 mg/L). Il giorno 139, il flusso influente è stato ridotto a 4 L/h, il COD dell'effluente e il tasso di rimozione erano rispettivamente di 55,7 mg/L e 85,97%, che era superiore alla prestazione di rimozione del carbonio alla HRT=5.6 h, indicando che la riduzione della HRT può portare a una diminuzione dell'effetto di rimozione del COD. Inoltre, i tassi massimi di rimozione di NH₄⁺-N e TIN erano del 100% e del 97,41%, indicando che l'aggiustamento della HRT ha promosso nitrificazione e denitrificazione, ma una HRT eccessivamente breve può portare a una diminuzione dell'effetto di denitrificazione. Pertanto, quando la HRT=7 h, è sufficiente che le reazioni in ciascun serbatoio procedano completamente e un aumento significativo della HRT ha uno scarso effetto di promozione dell'effetto di denitrificazione.

Il giorno 159, al serbatoio anossico del processo AAO sono stati aggiunti riempitivi di polietilene sospesi al 20%. Nella Fase 4 (159~209 d), le prestazioni di rimozione di COD e PO₄³⁻-P sono state migliorate. A partire dal giorno 172, la concentrazione di NH₄⁺-N nell'affluente è stata aumentata a 64,17 mg/L (C/N=8.59), il COD dell'effluente e il tasso di rimozione erano 77,7 mg/L e 86.06%, rispettivamente. Il motivo potrebbe essere che il biofilm cresceva lentamente e i fanghi attivi fornivano il contributo principale alla rimozione della maggior parte del COD; i riempitivi sospesi hanno aumentato il tasso di rimozione del PO₄³⁻-P dell'1,18%. Tuttavia, l'aumento dell'influente NH₄⁺-N nel serbatoio anossico ha portato alla necessità di più fonti di carbonio per il processo di denitrificazione di NO₃⁻-N, che non era favorevole al rilascio di fosforo e all'assorbimento di PAO; allo stesso tempo, questa operazione non ha ridotto completamente NO₃⁻-N, e la concentrazione minima dell'effluente era di 7,30 mg/L. Il giorno 185, modificando la TOS a 5,6 ore, si è riscontrato che l'effetto di rimozione del COD fluttuava leggermente, con un tasso di rimozione del 86.05%; la concentrazione di PO₄³⁻-P dell'effluente è aumentata di 0,05 mg/L, accompagnata da un aumento di PUAA (da 13,02 mg a 18,90 mg), indicando che i fanghi e il biofilm esercitano sinergicamente una certa efficienza di rimozione del fosforo. Inoltre, le concentrazioni di NH₄⁺-N, NO₃⁻-N e TIN nell'effluente erano rispettivamente 10,23 mg/L, 6,52 mg/L e 16,82 mg/L, indicando che la riduzione della TOS porterebbe a una diminuzione degli effetti di rimozione di NH₄⁺-N e TIN. Il giorno 195, la HRT è stata riportata a 7 ore e, in questo momento, il contenuto di sostanze inquinanti nell'effluente è diminuito e le prestazioni di rimozione di azoto e fosforo e di rimozione della materia organica del sistema sono state gradualmente ripristinate.

Nella fase 5 (210~240 d), la concentrazione di NH₄⁺-N in ingresso è stata aumentata a 84,06 mg/L (C/N=6.28) e i fanghi attivi hanno comunque fornito il contributo principale alla rimozione della materia organica. L'aumento di NH₄⁺-N ha avuto scarso effetto sulla rimozione del COD. La percentuale di COD assorbita nel serbatoio anaerobico era del 68,02%, e la maggior parte della materia organica è stata assorbita dai PAO nel serbatoio anaerobico e sintetizzata in fonti interne di carbonio (PHA) e il rilascio di fosforo anaerobico è stato completamente completato [9]. Il PRA massimo era di 72,75 mg, e PUAA e PUAO erano rispettivamente di 35,82 mg/L e 48,20 mg/L, ma il contributo principale all’assorbimento di fosforo proveniva comunque dal serbatoio aerobico. Il giorno 221, il rapporto di riempimento è stato aumentato al 30% e le concentrazioni di NH₄⁺-N e TIN dell'effluente sono state ridotte rispettivamente di 4,49 mg/L e 5,16 mg/L; tra questi, NH₄⁺-N e NO₃⁻-N rappresentavano rispettivamente il 70,11% e il 28,75% del TIN degli effluenti. Il giorno 231, la concentrazione di NH₄⁺-N influente è stata regolata a 66,34 mg/L e le prestazioni di rimozione degli inquinanti del sistema erano sostanzialmente stabili.

Nella fase 6 (241~263 d), la temperatura del reattore è stata regolata per esplorarne l'effetto sulla rimozione degli inquinanti. Il giorno 241, la temperatura è stata ridotta a 18 gradi, il tasso di rimozione del COD è sceso all'84,37%, ma la regola di modifica del COD non è cambiata a causa della diminuzione della temperatura. La percentuale di rimozione nel serbatoio anaerobico è stata la più alta, 62,02%, il processo di rimozione del fosforo denitrificante nel serbatoio anossico ha consumato il 26,72% di COD, la concentrazione di NO₃⁻-N nell'effluente del serbatoio aerobico era di 10,44 mg/L e sono rimasti 8,50 mg/L di NH₄⁺-N; inoltre, il PRA è stato meno influenzato dalla temperatura, ma le prestazioni di assorbimento del fosforo della vasca anossica sono diminuite, con PUAA di soli 19,77 mg, e il fosforo è stato rimosso di 3,94 mg/L nella vasca aerobica. La maggior parte dei PAO psicrofili hanno effettuato un processo di assorbimento aerobico del fosforo [10]. Quando la temperatura è stata ulteriormente ridotta a 13 gradi, i tassi di rimozione di NH₄⁺-N e TIN sono diminuiti rispettivamente del 6,38% e del 6,25%; allo stesso tempo, PUAA e PUAO sono diminuiti rispettivamente di 7,77 mg e 15,00 mg, il che potrebbe essere correlato alla diminuzione dell’attività microbica e della capacità di crescita e metabolismo causata dalla diminuzione della temperatura. Jin Yu [11] ha scoperto che quando la temperatura è inferiore a 14 gradi, è difficile garantire la concentrazione degli inquinanti negli effluenti del sistema.

(Figura 2 Rimozione degli inquinanti nei processi AAO e AM-AAO durante il funzionamento a lungo-termine: comprese (c) Curve della concentrazione di NH₄⁺-N e del tasso di rimozione che cambiano con i giorni di funzionamento, (d) Curve della concentrazione di NOₓ⁻-N che cambiano con i giorni di funzionamento, (e) Curve del tasso di rimozione di TIN che cambiano con i giorni di funzionamento. L'asse orizzontale rappresenta i giorni di funzionamento (0~260 d), e gli assi verticali sono ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) e tasso di rimozione/%, rispettivamente, ciascuna fase operativa è contrassegnata sulle curve).

2.2 Regole sulla modifica degli inquinanti nei cicli tipici dei processi AAO e AM-AAO

Per esplorare ulteriormente il meccanismo di rimozione degli inquinanti dei processi AAO e AM-AAO, sono state analizzate le variazioni della concentrazione di inquinanti nei cicli tipici delle diverse fasi operative, come mostrato nella Figura 3.

Il giorno 42 (Fase 1), il processo AAO ha avuto buone prestazioni di denitrificazione e rimozione del fosforo. Tuttavia, l’elevato COD influente non ha migliorato le prestazioni di rilascio del fosforo e il PRA era in questo momento pari a 9,13 mg/L. Inoltre, NH₄⁺-N veniva consumato in anticipo quando si entrava nel serbatoio anossico; quindi, il serbatoio anossico ha ridotto il NO₃⁻-N generato a N₂; tuttavia, il serbatoio aerobico ha rimosso solo 3,52 mg/L di NH₄⁺-N, il che potrebbe essere dovuto alla lunga TOS nella Fase 1 che ha portato a un aumento del DO restituito al serbatoio anossico, e la maggior parte dell'NH₄⁺-N aveva completato la nitrificazione nel serbatoio anossico, con conseguente bassa concentrazione in ingresso nel serbatoio aerobico.

Il giorno 118 (Stadio 2), con la diminuzione del COD influente, le prestazioni di rilascio di fosforo e denitrificazione sono peggiorate. La concentrazione di rilascio di fosforo nel serbatoio anaerobico era di 5,91 mg/L e la concentrazione di NO₃⁻-N nell'effluente del serbatoio aerobico era di 8,20 mg/L. La concentrazione di PO₄³⁻-P nel serbatoio anossico è scesa a 2,78 mg/L, indicando che il PO₄³⁻-P è stato rimosso nel serbatoio anossico. Inoltre, il rapporto di riflusso del liquido di nitrificazione è stato fissato al 250% in questo momento. Rispetto ai rapporti di riflusso del 300% e 400%, le prestazioni di rimozione di azoto e fosforo e di rimozione della materia organica del processo sono state migliorate, indicando che l'aumento del reflusso del liquido di nitrificazione entro un certo intervallo può migliorare l'effetto di rimozione degli inquinanti.

Il giorno 207 (Fase 4), dopo aver regolato l'affluente NH₄⁺-N e la HRT nel processo AM-AAO, il tasso di rimozione del COD era del 86.15%; il serbatoio aerobico ha rimosso 13,34 mg/L di NH₄⁺-N, la concentrazione rimanente di TIN era 7,51 mg/L e sono stati prodotti 4,39 mg/L di NO₃⁻-N e NO₃⁻-N è diventato l'inquinante dominante nell'effluente. Non è stata riscontrata alcuna differenza significativa nel contributo alla rimozione del fosforo tra la vasca anossica e la vasca aerobica. Inoltre, l'aumento dell'NH₄⁺-N influente non ha influenzato la nitrificazione, ma l'aumento della concentrazione di TIN influente ha diminuito le prestazioni di denitrificazione del processo AM-AAO, influenzando così la rimozione del TIN.

Il giorno 262 (Stadio 6), la temperatura del reattore era di 13 gradi e in quel momento la velocità di rimozione del COD era dell'83,67%. Contemporaneamente nella vasca anaerobica sono stati rilasciati 6,95 mg/L di fosforo; 20,22 mg/L di NH₄⁺-N sono stati consumati dal serbatoio anossico ed è stata effettuata la denitrificazione, e la concentrazione di NO₃⁻-N nell'effluente del serbatoio anossico era 5,07 mg/L; la vasca aerobica ha avuto una perdita di TIN pari a 1,32 mg/L; il tasso di rimozione del TIN era del 77,00% e il TIN dell'effluente conteneva 11,24 mg/L di NH₄⁺-N, indicando che la bassa temperatura riduceva l'attività dei batteri nitrificanti e denitrificanti, con conseguente rimozione incompleta degli inquinanti nelle acque reflue. Inoltre, il PRA è sceso a 6,95 mg/L e le prestazioni di assorbimento del fosforo del serbatoio anossico e del serbatoio aerobico sono diminuite rispettivamente a 2,41 mg/L e 3,61 mg/L, indicando che la diminuzione della temperatura del reattore ha inibito le prestazioni di rimozione del fosforo dei PAO, portando alla diminuzione del PRA nel serbatoio anaerobico e all'elevata concentrazione di fosforo nell'effluente.

(Figura 3 Cambiamenti dei contaminanti nei cicli tipici: inclusi (a) Giorno 42 del processo AAO, (b) Giorno 118 del processo AAO, (c) Giorno 207 del processo AM-AAO, (d) Curve di variazione della concentrazione di inquinanti il giorno 262 del processo AM-AAO. L'asse orizzontale è il processo di reazione e l'asse verticale è la concentrazione (mg/L) di ciascun inquinante (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Cambiamenti nella composizione e nel contenuto delle sostanze polimeriche extracellulari (EPS) nei processi AAO e AM-AAO

Durante l'esperimento, sono stati determinati e analizzati i cambiamenti nella composizione e nel contenuto dell'EPS il giorno 101 (processo AAO) e il giorno 255 (processo AM-AAO), come mostrato nella Figura 4. Nel complesso, il contenuto totale dell'EPS nei giorni 101 e 255 può essere attribuito all'aumento del contenuto di TB-EPS e PN e PS hanno rappresentato la parte principale di TB-EPS; il giorno 101, il contenuto totale di EPS nella vasca anaerobica, anossica e aerobica ha mostrato un trend in aumento (rispettivamente 0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS e 0,37 mg/gVSS); tra questi, il contenuto di EPS è aumentato in modo significativo durante la fase di nitrificazione, il che potrebbe essere dovuto al metabolismo attivo dei microrganismi interni quando il sistema veniva utilizzato in condizioni di elevato rapporto carbonio-a-azoto (C/N=5.9) [12]. Tuttavia, TB-EPS ha svolto un ruolo positivo nella formazione dei fiocchi di fango, mentre S-EPS e LB-EPS hanno avuto effetti negativi [8]; in questo esperimento, il contenuto di S-EPS e LB-EPS era relativamente basso, il che creava le condizioni per la crescita dei fanghi; nel sistema ibrido a film-con fanghi a flusso continuo-film, il ruolo dei fanghi flocculanti è insostituibile [2].

Inoltre, le regole di modifica di PN/PS nei diversi strati di fango in ciascun serbatoio di reazione erano diverse. Il PN in ciascun serbatoio di reazione era sempre superiore al PS. Il giorno 101, i rapporti PN/PS in S-EPS, LB-EPS e TB-EPS dei fanghi erano rispettivamente 0,06, 1,62 e 2,67, mentre il giorno 255 erano 0,03, 1,30 e 3,27, indicando che il rapporto PN/PS mostrava una tendenza crescente dallo strato esterno a lo strato interno delle cellule dei fanghi. Tuttavia, quando la temperatura del reattore è stata ridotta a 13 gradi, il contenuto totale di EPS nei tre serbatoi ha mostrato una tendenza all'aumento (rispettivamente 0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS e 0,63 mg/gVSS). La ragione potrebbe essere che i microrganismi incapaci di adattarsi alla bassa temperatura sono morti o si sono autolizzati e questi microrganismi morti hanno rilasciato EPS, portando ad un aumento del contenuto di EPS dei fanghi, oppure la bassa temperatura ha indotto alcuni microrganismi psicrofili a secernere più EPS per adattarsi alla diminuzione della temperatura nel reattore [13].

(Figura 4 Cambiamenti nel contenuto e nella composizione dell'EPS al giorno 101 (processo AAO) e al giorno 255 (processo AM-AAO): il lato sinistro è il processo AAO e il lato destro è il processo AM-AAO. L'asse orizzontale è il serbatoio di reazione (fine anaerobico, fine anossico, fine aerobico) e il tipo di EPS (S, LB, TB). L'asse verticale sinistro è il contenuto di EPS (mg·gVSS⁻¹) e l'asse verticale destro è il rapporto PN/PS. Include istogrammi del contenuto PN, PS e EPS totale e un grafico a linee del rapporto PN/PS).

2.4 Diversità microbica e regole di successione comunitaria dinamica della popolazione

I risultati del sequenziamento ad alta- produttività hanno mostrato che il numero di sequenze dei 14 campioni di fango era 1.027.419 e il numero di sequenze OTU di ciascun campione è mostrato nella Tabella 2. La copertura dei campioni era superiore a 0,995, indicando che i risultati del sequenziamento avevano un'elevata precisione. Il gruppo D01 ha descritto la struttura iniziale della comunità microbica, con un elevato indice Ace, indicando che i fanghi avevano un'elevata ricchezza di specie microbiche all'avvio-del sistema. Con la trasformazione del sistema dal processo AAO al processo AM-AAO, l'indice Ace è diminuito e la ricchezza della comunità microbica nel sistema AM-AAO è diminuita. Inoltre, l’indice Simpson è diminuito, indicando che la diversità della comunità microbica è diminuita. Secondo la variazione dell'indice Ace, il numero totale di specie nella comunità microbica del biofilm del serbatoio anossico ha mostrato un trend decrescente; la diminuzione dell'indice di Shannon ha dimostrato che la diversità della comunità microbica nel biofilm è diminuita.

Tabella 2 Variazione dell'indice di diversità microbica

The main phyla with relative abundance >È stato analizzato il 10% dei 14 campioni (Figura 5a). I phyla dominanti nel gruppo D01 erano Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobatteri (21,98%27,16%), Bacteroidoti (15,50%18,36%) e Firmicutes (10,37%13,77%); tuttavia, l'abbondanza relativa di Actinobacteriota (16,89%19,16%) e Firmicutes (3,83%6,52%) nel gruppo D110 è diminuita e l'abbondanza relativa di proteobatteri è aumentata (32,96% ~ 40,75%). Nel sistema di processo AM-AAO, gli Actinobacteriota sono diminuiti rapidamente, fino a meno del 3% nel gruppo D237, mentre i Proteobacteria (33,72%43,54%), Bacteroidoti (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 >Il 10% erano Proteobatteri (35,26%) e Bacteroidota (30,61%), indicando che la struttura della comunità microbica del biofilm era simile a quella dei fanghi attivi. Nel campione M237, l'abbondanza relativa di Firmicutes è diminuita a meno del 2% e l'abbondanza di Acidobacteriota (5,33%) è aumentata.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). È stato riscontrato che i generi dominanti nel gruppo D01 erano Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Tricococco (6,99%9,95%) e Ornithinibacter (3,99%6,41%); dopo che il sistema è stato utilizzato nel processo AM-AAO, l'abbondanza relativa di Candidatus_Microthrix è scesa drasticamente allo 0,02% (gruppo D237); mentre norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 ha mostrato un trend prima crescente e poi decrescente (gruppo D237, 1,91%2,91%). Quando il processo fu operato stabilmente, Azospira divenne uno dei generi relativamente dominanti (gruppo D237, 7,37%18,41%). Inoltre, i generi di biofilm erano fondamentalmente simili ai fanghi e le abbondanze relative di norank_f__norank_o__Run-SP154 in M194 e M237 erano rispettivamente del 6,61%~7,66% e 7,43%.

Un totale di 12 generi e 1 famiglia di batteri ossidanti l'ammoniaca-(AOB), batteri ossidanti i nitriti- (NOB), organismi che accumulano glicogeno-(GAO) e organismi che accumulano fosforo-(PAO) nel sistema sono stati selezionati per l'analisi (Tabella 3). È stato riscontrato che nel gruppo D01 Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) e Nitrospira (0,04%0,07%) può garantire le prestazioni di ossidazione di NH₄⁺-N. La diminuzione di Nitrosomonas e Nitrospira nel gruppo D110 può essere causata dall'elevato rapporto di reflusso interno, ma Ellin6067 (0,01%0,02%) non è stato disturbato. Nel gruppo D194, il sistema è stato utilizzato nel processo AM-AAO e la riduzione della HRT ha eliminato NOB e alcuni AOB. L'aumento dell'azoto ammoniacale influente può essere la ragione dell'aumento delle abbondanze relative dei tre generi precedenti nel gruppo D237 (Figura 5b). Inoltre, AOB (Nitrosomonas e Ellin6067, 0,03%0,07%) e NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) nel campione M237 ha mostrato un leggero aumento, indicando che il biofilm ha aiutato il sistema dei fanghi a realizzare il processo di denitrificazione.

Nel gruppo D01 era presente un'ampia gamma di PAO, tra cui Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas e Tetrasphaera. I cambiamenti di Candidatus_Microthrix (10,93% ~ 11,88%) e PAO con abbondanza relativa<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 e 0,31%0,39% [14]. Nel gruppo D237, Candidatus_Microthrix è stato quasi eliminato (0,02%) e i PAO che lo hanno sostituito per esercitare la funzione di rimozione del fosforo sono stati Defluviimonas (0,70%1,07%) e Decloromonas (0,95%1,06%); inoltre, è stato confermato che anche la famiglia delle Comamonadaceae ha prestazioni di rimozione del fosforo [8], e l'abbondanza relativa di Comamonadaceae nella vasca anaerobica o nella vasca anossica era relativamente alta, circa il doppio di quella della vasca aerobica. Inoltre, Candidatus_Competibacter e Defluviicoccus erano i generi dominanti di GAO in tutti i campioni, ma le abbondanze dei due generi nel gruppo D01 erano<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].

(Figura 5 Composizione della comunità microbica: (a) Grafico a barre dell'abbondanza relativa a livello di phylum. L'asse orizzontale è il campione e l'asse verticale è l'abbondanza relativa/%. Include i phyla principali come Actinobacteriota e Proteobacteria; (b) Mappa termica dell'abbondanza relativa a livello di genere. L'asse orizzontale è il campione e l'asse verticale è i generi dominanti. La profondità del colore indica il livello di abbondanza relativa)

Tabella 3 Abbondanza di gruppi funzionali in 14 campioni biologici

3 Conclusioni

Utilizzando le acque reflue effettive come oggetto di trattamento, le condizioni operative del processo AM-AAO sono state ottimizzate. Si è riscontrato che quando il processo veniva eseguito in condizioni di HRT=7 h, temperatura di circa 25 gradi, reflusso interno=250%, SRT=40 d, riflusso dei fanghi=50% e velocità di riempimento del riempitivo del serbatoio anossico=30%, l'effetto di rimozione degli inquinanti era il migliore. Il tasso massimo di rimozione di NH₄⁺-N è stato del 98,57%; la concentrazione di NO₃⁻-N dell'effluente, la concentrazione di PO₄³⁻-P, il tasso di rimozione del TIN e il tasso di rimozione del COD erano rispettivamente 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% e 86.16%.

Il serbatoio anaerobico ha eseguito buoni processi di rimozione della materia organica e rilascio di fosforo, con il 64,51% di COD rimosso e 9,77 mg/L di fosforo rilasciati allo stesso tempo; la vasca anossica ha eseguito buone reazioni denitrificanti di rimozione del fosforo; il serbatoio aerobico ha eseguito processi completi di nitrificazione e assorbimento del fosforo, con un tasso di rimozione di NH₄⁺-N e PUAO pari rispettivamente al 97,85% e 59,12 mg.

Quando il processo AM-AAO è stato gestito stabilmente, l'aumento di AOB (Ellin6067 e Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) e NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) ha assicurato un progresso sufficiente della nitrificazione e il tasso di rimozione di NH₄⁺-N è aumentato dell'8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter e Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) ha dominato il processo di denitrificazione endogena; la crescita delle PAO (famiglia Defluviimonas, Decloromonas e Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) è stata la ragione per mantenere buone prestazioni di rimozione del fosforo; inoltre, la struttura della comunità microbica del biofilm del serbatoio anossico era sostanzialmente simile a quella dei fanghi attivi, che garantiva congiuntamente le prestazioni di rimozione di azoto e fosforo del sistema.