Optimización del rendimiento y sucesión de comunidades microbianas en un proceso-MBBR anóxico de flujo continuo-AAO para mejorar la eliminación de nitrógeno y fósforo de las aguas residuales municipales

Optimización del rendimiento y microbios Sucesión comunitaria del proceso-MBBR anóxico de flujo continuo-AAO

En los últimos años, el tratamiento avanzado de las aguas residuales urbanas y la realización del reciclaje de recursos se han convertido en temas candentes en el campo del medio ambiente acuático. Sin embargo, los procesos tradicionales de eliminación de nitrógeno y fósforo ampliamente adoptados por las plantas de tratamiento de aguas residuales no sólo dan como resultado un desperdicio excesivo de recursos sino que también aumentan los costos operativos [1]. Además, la disminución gradual de la relación carbono{3}}a-nitrógeno (C/N) de las aguas residuales urbanas y las diferencias en los entornos de vida de diferentes comunidades microbianas funcionales se han convertido en importantes factores limitantes para las tecnologías de tratamiento de agua.

El proceso MBBR híbrido de película de lodo-combina el proceso de lodo activado con el proceso de biopelícula portadora suspendida para lograr un mayor enriquecimiento de microorganismos funcionales, resolviendo los problemas de gran ocupación de terreno y poca tolerancia a bajas-temperaturas del proceso de lodo activado tradicional [2]. En 2008, la planta de tratamiento de aguas residuales de Wuxi Lucun en la provincia de Jiangsu, como la primera planta de tratamiento de aguas residuales en China en llevar a cabo la actualización y reconstrucción según los estándares de Clase IA, mejoró con éxito el efecto del tratamiento agregando portadores suspendidos al sistema de lodos [3]; Hu Youbiao et al. [4] investigaron el efecto de la temperatura en la eliminación de nitrógeno amoniacal y materia orgánica en MBBR y lodos activados, y los resultados mostraron que la temperatura tenía un impacto menor en MBBR pero un impacto mayor en lodos activados; Zhang Ming et al. [5] utilizaron el proceso A²O-MBBR para tratar aguas residuales domésticas rurales, logrando altas tasas de eliminación de DQO, nitrógeno amoniacal, TP y TN; Zhou Jiazhong et al. [2] descubrieron a través de experimentos-a pequeña escala que el OD y la temperatura se correlacionaban positivamente con el sistema MBBR híbrido de película-lodo, mientras que la relación C/N del afluente se correlacionaba negativamente.

El proceso MBBR anóxico (AM-MBBR) puede realizar desnitrificación y eliminación de fósforo simultáneas en el tanque anóxico, que también es el proceso de eliminación desnitrificante de fósforo (DPR). En comparación con los procesos tradicionales de tratamiento de aguas residuales, el proceso DPR puede ahorrar fuentes de carbono orgánico y reducir el consumo de oxígeno. Zhang Yongsheng [6] et al. desarrolló un reactor de biopelícula de flujo continuo-y los resultados mostraron que a una temperatura de 20 grados, una concentración de OD de 5,5 mg/L, una carga de 2,2 kg/(m³·d) y una condición de aireación intermitente de 3 h anaeróbicas/6 h aeróbicas, las concentraciones promedio de DQO y fósforo en el efluente fueron de 76 mg/L y 0,67 mg/L, con tasas de eliminación de 72,9% y 78,5%, respectivamente.

Sin embargo, para el sistema AM-híbrido de película de lodo-AAO, existe una relación compleja entre el lodo floculento suspendido y la biopelícula adherida. Estudios anteriores se han centrado en prácticas de ingeniería como la licitación y reconstrucción de plantas de tratamiento de aguas residuales, pero hay pocos estudios sobre nitrificación sincrónica y DPR para mejorar la eliminación de nitrógeno y fósforo en sistemas híbridos de película -lodos-de flujo continuo-AAO, y la estabilidad del rendimiento de eliminación de contaminantes de este proceso a través de la tecnología DPR también es una de las dificultades.

Este estudio optimizó las estrategias de inicio-y operación de los procesos de flujo-continuo (AAO) y de película de lodo-de flujo continuo-híbrido (AM-AAO), centrándose en investigar los efectos de la tasa de aireación, la dosis de relleno, el tiempo de retención hidráulica (HRT), la relación de reflujo del líquido de nitrificación, la relación C/N del afluente y la temperatura en el rendimiento a largo plazo-de eliminación de nitrógeno y fósforo del Proceso AM-MBBR y eficiencia de eliminación de fósforo desnitrificante en el tanque anóxico. Al mismo tiempo, se estudió la sucesión de comunidades microbianas y las reglas de cambio de comunidades microbianas funcionales en lodos activados y biopelículas.

1 Materiales y métodos

1.1 Dispositivo experimental y parámetros operativos

En este estudio se utilizó un dispositivo de reacción de AAO de flujo continuo (Figura 1). Estaba hecho de vidrio orgánico, con un total de 7 compartimentos, cada uno con un tamaño de 10 cm × 10 cm × 40 cm; el volumen de trabajo fue de 21 litros y la relación de volumen de cada tanque de reacción fue anaeróbica: anóxica: aeróbica=2:2:3. Se adoptó agitación mecánica en los tanques anaeróbicos y anóxicos; el tanque aeróbico utilizó cabezas de arena de aireación como aireadores micro-porosos y fuerza externa para mezclar el lodo-agua, y la tasa de aireación se controló mediante un medidor de flujo de gas. La concentración de OD en el tanque aeróbico del reactor se controló en 2~3 mg/L; el tanque de sedimentación secundario era un cilindro con un volumen de trabajo de aproximadamente 40 litros; el tiempo de retención de lodos (SRT) fue de 40 días y la relación de reflujo de lodos fue del 50%. El reactor operó durante un total de 263 días (divididos en 6 etapas de operación), y se agregaron rellenos de polietileno al tanque anóxico a partir del día 159 para operar en el modo AM-AAO. Las condiciones de funcionamiento específicas se muestran en la Tabla 1.

(Figura 1 Diagrama esquemático del equipo de proceso AM-AAO: la figura incluye un balde de entrada de agua, una bomba peristáltica, un tanque anaeróbico, un tanque anóxico, un tanque aeróbico, un tanque de sedimentación, un balde de salida de agua, así como reflujo interno, tuberías de reflujo de lodos y válvulas de drenaje)

Tabla 1 Tipo de sistema de proceso y parámetros operativos

1.2 Calidad del lodo inoculado y del agua afluente

El lodo inoculado en este experimento se tomó del exceso de lodo descargado del tanque de sedimentación secundario de una planta de tratamiento de aguas residuales. Después de la inoculación, la concentración de lodo (MLSS) en el reactor fue de 2,3 g/L y los sólidos volátiles del lodo (MLVSS) fueron de 2,1 g/L.

El afluente del reactor eran aguas residuales domésticas de restaurantes, que se añadían al reactor después de filtrar las impurezas a través de un filtro. Sus contaminantes incluían NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/l), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), DQO (362,1605,1 mg/L) y PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Elementos de detección y métodos de análisis

1.3.1 Métodos de detección de rutina

Se recogieron muestras de agua-de lodo del afluente, del tanque anaeróbico, del tanque anóxico, del tanque aeróbico, del tanque de sedimentación y del efluente, y se filtraron con papel de filtro de 0,45 μm. NH₄⁺-N se determinó mediante espectrofotómetro de Nessler; NO₂⁻-N se determinó mediante fotometría de N-(1-naftil)etilendiamina; NO₃⁻-N se determinó mediante espectrofotometría ultravioleta; La DQO se determinó mediante el detector rápido multiparamétrico de DQO Lianhua 5B-3A; El pH/OD y la temperatura se determinaron mediante el detector WTW Multi3620; La MLSS se determinó por método gravimétrico; MLVSS se determinó mediante el método de pérdida de peso por combustión en horno de mufla [7].

1.3.2 Extracción y detección de sustancias poliméricas extracelulares

Se considera que las sustancias poliméricas extracelulares (EPS) están compuestas por polisacáridos (PS), proteínas (PN) y ácidos húmicos (HA). Se separaron y extrajeron tres tipos de EPS, a saber, sustancias poliméricas extracelulares solubles (S-EPS), sustancias poliméricas extracelulares ligeramente unidas (LB-EPS) y sustancias poliméricas extracelulares fuertemente unidas (TB-EPS). El método de determinación de PS fue el método de antrona del ácido sulfúrico, y los métodos de determinación de PN y HA fueron el método de Folin -Lowry modificado [7].

1.3.3 Método de cálculo de la tasa de eliminación de contaminantes

La tasa de eliminación de contaminantes (SRE) se utilizó para caracterizar la eliminación general de contaminantes del sistema de proceso AM-AAO. Entre ellos, Sinf y Seff son las concentraciones de contaminantes del afluente y efluente, respectivamente, que pueden representar las concentraciones masivas de contaminantes como NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, DQO y PO₄³⁻-P en el afluente y el efluente, mg/L.

1.3.4 Método de secuenciación de alto-rendimiento

Se utilizó el método de secuenciación de alto rendimiento-de Illumina. Se recolectaron muestras de lodo del tanque anaeróbico, tanque anóxico y tanque aeróbico los días 1, 110, 194 y 237 y se denominaron grupo D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grupo D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), grupo D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O), y grupo D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), respectivamente; Se recolectaron muestras de lodo de biopelícula en los días 194 y 237 y se denominaron M194 y M237, respectivamente. Se analizaron un total de 14 muestras de lodo para detectar cambios en las comunidades microbianas. El ADN se extrajo utilizando el kit Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, EE. UU.). La región V3-V4 del gen bacteriano 16S rRNA se amplificó con cebadores 338F/806R. Los amplicones purificados fueron secuenciados en la plataforma Illumina MiSeq PE300 (Illumina, EE. UU.) por Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, China) [7].

2 Resultados y Discusión

2.1 Reglas-de eliminación de contaminantes a largo plazo en los procesos AAO y AM-AAO

La eliminación de contaminantes-a largo plazo durante la operación del proceso de AAO de flujo-continuo (Etapas 13) y el proceso AM-AAO con rellenos de polietileno suspendidos añadidos (Etapas 46) se muestra en la Figura 2.

En la Etapa 1 (1~45 días), la cantidad de liberación de PO₄³⁻-P (PRA) en el tanque anaeróbico, la cantidad de absorción de PO₄³⁻-P en el tanque anóxico (PUAA) y la cantidad de absorción de PO₄³⁻-P en el tanque aeróbico (PUAO) fueron 66,06 mg, 14,22 mg y 87,81 mg respectivamente y el proceso de absorción de fósforo se logró principalmente en el tanque aeróbico. Las tasas de eliminación de NH₄⁺-N y nitrógeno inorgánico total (TIN) fueron del 92,85 % y 86.37 %, respectivamente, lo que garantiza el efecto de desnitrificación. Después de-ajustar la aireación (DO=2~3 mg/L), el efecto de eliminación de NH₄⁺-N aumentó a 98,68 %, y la concentración de TIN del efluente y la tasa de eliminación fueron de 1,75 mg/L y 95,75 %, respectivamente, lo que indica que el ajuste adecuado de OD favorece los procesos de nitrificación y desnitrificación; el efecto de eliminación de DQO en el tanque anaeróbico se debilitó (91,60%). Además, el ajuste fino-de OD no tuvo ningún efecto sobre el PO₄³⁻-P efluente, con un promedio de 0,47 mg/L, lo que concuerda con la conclusión de Yang Sijing et al. [8].

En la Etapa 2 (46~120 días), después de ajustar la HRT=8 h, el rendimiento de eliminación de DQO fluctuó ligeramente; los valores máximos de PRA, PUAA y PUAO alcanzaron 148,01 mg, 81,95 mg y 114,15 mg, lo que indica que el aumento en el flujo del afluente no afectó la eliminación de fósforo y mantuvo un alto rendimiento de eliminación de NH₄⁺-N y TIN. El día 72, la proporción de reflujo del líquido de nitrificación se incrementó al 300% y al 400%. El aumento en la relación de reflujo disminuyó el efecto de eliminación de TIN, con tasas de eliminación del 80,37% (300%) y 68,68% (400%), respectivamente. Desde el día 108 al 120, se determinó que la relación de reflujo del líquido de nitrificación era del 250 %. La cantidad de DQO eliminada en el tanque anaeróbico con una relación de reflujo del líquido de nitrificación del 250 % (127,1 mg/L) fue superior o igual a la de otros (86.2 mg/L, 124,7 mg/L y 128,0 mg/L para 200 %, 300 % y 400 %, respectivamente); las concentraciones de fósforo efluente correspondientes a diferentes relaciones de reflujo fueron 0,52 mg/L, 0,35 mg/L y 0,06 mg/L, lo que indica que aumentar la relación de reflujo del líquido de nitrificación dentro de un cierto rango puede promover la eliminación de fósforo. Además, la relación de reflujo del 250 % tuvo un buen rendimiento de desnitrificación, con una tasa de eliminación de TIN del 86.86 %.

En la Etapa 3 (121~158 días), la relación de reflujo del líquido de nitrificación se fijó en 250%. El día 131, el flujo afluente aumentó a 5 L/h, los efectos de eliminación de DQO y fósforo disminuyeron, y las concentraciones de efluente fueron 73,3 mg/L y 3,92 mg/L, respectivamente, lo que indica que el aumento en el flujo afluente resultó en que se descargara más DQO sin tratamiento. Además, las tasas máximas de eliminación de NH₄⁺-N y TIN fueron 93,82% y 79,12%, respectivamente, entre las cuales NO₃⁻-N se convirtió en el principal contaminante del efluente (4,70 mg/L). El día 139, el flujo afluente se redujo a 4 L/h, la DQO del efluente y la tasa de eliminación fueron 55,7 mg/L y 85,97 %, respectivamente, lo que fue mayor que el rendimiento de eliminación de carbono en HRT=5.6 h, lo que indica que la reducción de HRT puede conducir a una disminución en el efecto de eliminación de DQO. Además, las tasas máximas de eliminación de NH₄⁺-N y TIN fueron del 100 % y del 97,41 %, lo que indica que el ajuste de la HRT promovió la nitrificación y la desnitrificación, pero una HRT excesivamente corta puede provocar una disminución del efecto de desnitrificación. Por lo tanto, cuando HRT=7 h, es suficiente que las reacciones en cada tanque se desarrollen completamente, y un aumento significativo en HRT tiene poco efecto promotor sobre el efecto de desnitrificación.

El día 159, se agregaron rellenos de polietileno suspendido al 20 % al tanque anóxico del proceso AAO. En la Etapa 4 (159~209 días), se mejoraron los resultados de eliminación de DQO y PO₄³⁻-P. A partir del día 172, la concentración de NH₄⁺-N del afluente aumentó a 64,17 mg/L (C/N=8.59), la DQO del efluente y la tasa de eliminación fueron de 77,7 mg/L y 86.06%, respectivamente. La razón puede ser que la biopelícula creció lentamente y el lodo activado contribuyó principalmente a la eliminación de la mayor parte de la DQO; los rellenos suspendidos aumentaron la tasa de eliminación de PO₄³⁻-P en un 1,18%. Sin embargo, el aumento del NH₄⁺-N afluente en el tanque anóxico generó la necesidad de más fuentes de carbono para el proceso de desnitrificación de NO₃⁻-N, lo que no favoreció la liberación de fósforo ni la absorción de PAO; al mismo tiempo, esta operación no redujo completamente el NO₃⁻-N y la concentración mínima del efluente fue de 7,30 mg/L. El día 185, al cambiar la TRH a 5,6 h, se encontró que el efecto de eliminación de DQO fluctuaba ligeramente, con una tasa de eliminación del 86.05%; la concentración de PO₄³⁻-P del efluente aumentó en 0,05 mg/L, acompañada por un aumento en PUAA (de 13,02 mg a 18,90 mg), lo que indica que el lodo y la biopelícula ejercieron sinérgicamente una cierta eficiencia de eliminación de fósforo. Además, las concentraciones de NH₄⁺-N, NO₃⁻-N y TIN en los efluentes fueron de 10,23 mg/l, 6,52 mg/l y 16,82 mg/l, respectivamente, lo que indica que la reducción de HRT conduciría a una disminución en los efectos de eliminación de NH₄⁺-N y TIN. El día 195, la HRT se ajustó nuevamente a 7 h, y en este momento, el contenido de contaminantes en el efluente disminuyó y los rendimientos de eliminación de nitrógeno y fósforo y de eliminación de materia orgánica del sistema se recuperaron gradualmente.

En la Etapa 5 (210~240 días), la concentración de NH₄⁺-N afluente se incrementó a 84,06 mg/L (C/N=6.28), y el lodo activado aún hizo la principal contribución a la eliminación de materia orgánica. El aumento de NH₄⁺-N tuvo poco efecto en la eliminación de DQO. La proporción de DQO absorbida en el tanque anaeróbico fue del 68,02%, y la mayor parte de la materia orgánica fue absorbida por los PAO en el tanque anaeróbico y sintetizada en fuentes internas de carbono (PHA), y la liberación anaeróbica de fósforo se completó por completo [9]. La PRA máxima fue de 72,75 mg, y la PUAA y la PUAO fueron de 35,82 mg/L y 48,20 mg/L, respectivamente, pero la principal contribución a la absorción de fósforo aún provino del tanque aeróbico. El día 221, la proporción de llenado se incrementó al 30 %, y las concentraciones de NH₄⁺-N y TIN en el efluente se redujeron en 4,49 mg/L y 5,16 mg/L, respectivamente; entre ellos, NH₄⁺-N y NO₃⁻-N representaron el 70,11% y el 28,75% del TIN efluente, respectivamente. El día 231, la concentración de NH₄⁺-N afluente se ajustó a 66,34 mg/L y el rendimiento de eliminación de contaminantes del sistema fue básicamente estable.

En la Etapa 6 (241~263 d), se reguló la temperatura del reactor para explorar su efecto en la eliminación de contaminantes. El día 241, la temperatura se redujo a 18 grados, la tasa de eliminación de DQO disminuyó al 84,37%, pero la regla de cambio de DQO no cambió debido a la disminución de la temperatura. La proporción de remoción en el tanque anaeróbico fue la más alta, 62.02%, el proceso de remoción de fósforo desnitrificante en el tanque anóxico consumió 26.72% de DQO, la concentración de NO₃⁻-N en el efluente del tanque aeróbico fue de 10.44 mg/L y quedaron 8.50 mg/L de NH₄⁺-N; Además, la PRA se vio menos afectada por la temperatura, pero el rendimiento de absorción de fósforo del tanque anóxico disminuyó, con PUAA solo 19,77 mg, y el fósforo se eliminó 3,94 mg/L en el tanque aeróbico. La mayoría de los PAO psicrófilos llevaron a cabo un proceso de absorción de fósforo aeróbico [10]. Cuando la temperatura se redujo aún más a 13 grados, las tasas de eliminación de NH₄⁺-N y TIN disminuyeron un 6,38 % y un 6,25 %, respectivamente; al mismo tiempo, PUAA y PUAO disminuyeron en 7,77 mg y 15,00 mg, respectivamente, lo que puede estar relacionado con la disminución de la actividad microbiana y la capacidad de crecimiento y metabolismo provocada por la disminución de la temperatura. Jin Yu [11] descubrió que cuando la temperatura es inferior a 14 grados, es difícil garantizar la concentración de contaminantes del efluente del sistema.

(Figura 2 Eliminación de contaminantes en procesos de AAO y AM-AAO durante la operación a largo plazo-: incluye (c) curvas de concentración de NH₄⁺-N y tasa de eliminación que cambian con los días de operación, (d) curvas de concentración de NOₓ⁻-N que cambian con los días de operación, (e) curvas de tasa de eliminación de TIN que cambian con los días de operación. El eje horizontal son los días de operación (0~260 d), y los ejes verticales son ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) y tasa de eliminación/%, respectivamente. Cada etapa de operación está marcada en las curvas).

2.2 Reglas de cambio de contaminantes en ciclos típicos de procesos AAO y AM-AAO

Para explorar más a fondo el mecanismo de eliminación de contaminantes de los procesos AAO y AM-AAO, se analizaron los cambios en la concentración de contaminantes en ciclos típicos de diferentes etapas de operación, como se muestra en la Figura 3.

El día 42 (Etapa 1), el proceso AAO tuvo un buen rendimiento de desnitrificación y eliminación de fósforo. Sin embargo, la alta DQO del afluente no mejoró el rendimiento de la liberación de fósforo y la PRA fue de 9,13 mg/L en ese momento. Además, NH₄⁺-N se consumió de antemano al ingresar al tanque anóxico; luego, el tanque anóxico redujo el NO₃⁻-N generado a N₂; sin embargo, el tanque aeróbico solo eliminó 3,52 mg/L de NH₄⁺-N, lo que puede deberse a que la HRT prolongada en la Etapa 1 provocó un aumento en el OD devuelto al tanque anóxico, y la mayor parte del NH₄⁺-N había completado la nitrificación en el tanque anóxico, lo que resultó en una baja concentración que ingresa al tanque aeróbico.

El día 118 (Etapa 2), con la disminución de la DQO afluente, los rendimientos de liberación de fósforo y desnitrificación se deterioraron. La concentración de liberación de fósforo en el tanque anaeróbico fue de 5,91 mg/L y la concentración de NO₃⁻-N en el efluente del tanque aeróbico fue de 8,20 mg/L. La concentración de PO₄³⁻-P en el tanque anóxico disminuyó a 2,78 mg/L, lo que indica que PO₄³⁻-P se eliminó en el tanque anóxico. Además, la relación de reflujo del líquido de nitrificación se fijó en 250% en este momento. En comparación con las relaciones de reflujo del 300 % y 400 %, los rendimientos de eliminación de nitrógeno y fósforo y de eliminación de materia orgánica del proceso mejoraron, lo que indica que aumentar el reflujo del líquido de nitrificación dentro de un cierto rango puede mejorar el efecto de eliminación de contaminantes.

El día 207 (Etapa 4), después de ajustar el NH₄⁺-N y HRT entrantes en el proceso AM-AAO, la tasa de eliminación de DQO fue del 86.15%; el tanque aeróbico eliminó 13,34 mg/L de NH₄⁺-N, la concentración restante de TIN fue de 7,51 mg/L y se produjeron 4,39 mg/L de NO₃⁻-N, y NO₃⁻-N se convirtió en el contaminante dominante en el efluente. No hubo diferencias significativas en la contribución de la eliminación de fósforo entre el tanque anóxico y el tanque aeróbico. Además, el aumento del NH₄⁺-N afluente no afectó la nitrificación, pero el aumento en la concentración de TIN afluente disminuyó el rendimiento de desnitrificación del proceso AM-AAO, afectando así la eliminación de TIN.

El día 262 (Etapa 6), la temperatura del reactor era de 13 grados y la tasa de eliminación de DQO era del 83,67 % en ese momento. Al mismo tiempo, se liberaron 6,95 mg/L de fósforo en el tanque anaeróbico; El tanque anóxico consumió 20,22 mg/L de NH₄⁺-N y se llevó a cabo la desnitrificación, y la concentración de NO₃⁻-N en el efluente del tanque anóxico fue de 5,07 mg/L; el tanque aeróbico tuvo una pérdida de TIN de 1,32 mg/L; la tasa de eliminación de TIN fue del 77,00 %, y el TIN efluente contenía 11,24 mg/L de NH₄⁺-N, lo que indica que la baja temperatura redujo la actividad de las bacterias nitrificantes y desnitrificantes, lo que resultó en la eliminación incompleta de los contaminantes en las aguas residuales. Además, el PRA disminuyó a 6,95 mg/L, y el rendimiento de absorción de fósforo del tanque anóxico y el tanque aeróbico disminuyó a 2,41 mg/L y 3,61 mg/L, respectivamente, lo que indica que la disminución en la temperatura del reactor inhibió el rendimiento de eliminación de fósforo de los PAO, lo que llevó a la disminución del PRA en el tanque anaeróbico y a la alta concentración de fósforo en el efluente.

(Figura 3 Cambios de contaminantes en ciclos típicos: incluyendo (a) el día 42 del proceso AAO, (b) el día 118 del proceso AAO, (c) el día 207 del proceso AM-AAO, (d) las curvas de cambio de concentración de contaminantes en el día 262 del proceso AM-AAO. El eje horizontal es el proceso de reacción y el eje vertical es la concentración (mg/L) de cada contaminante (DQO, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Cambios en la composición y el contenido de sustancias poliméricas extracelulares (EPS) en los procesos AAO y AM-AAO

Durante el experimento, se determinaron y analizaron los cambios en la composición y el contenido de EPS en el día 101 (proceso AAO) y el día 255 (proceso AM-AAO), como se muestra en la Figura 4. En general, el contenido total de EPS en los días 101 y 255 se puede atribuir al aumento en el contenido de TB-EPS, y PN y PS representaron la parte principal de TB-EPS; el día 101, el contenido total de EPS en el tanque anaeróbico, el tanque anóxico y el tanque aeróbico mostró una tendencia creciente (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS y 0,37 mg/gVSS, respectivamente); entre ellos, el contenido de EPS aumentó significativamente durante la etapa de nitrificación, lo que puede deberse al metabolismo activo de los microorganismos internos cuando el sistema funcionó en condiciones de alta relación carbono-a-nitrógeno (C/N=5.9) [12]. Sin embargo, el TB-EPS jugó un papel positivo en la formación de flóculos de lodo, mientras que el S-EPS y el LB-EPS tuvieron efectos negativos [8]; en este experimento, los contenidos de S-EPS y LB-EPS fueron relativamente bajos, lo que creó las condiciones para el crecimiento de lodos; En el sistema híbrido de película-lodo de flujo continuo-, el papel del lodo floculante es insustituible [2].

Además, las reglas de cambio de PN/PS en diferentes capas de lodos en cada tanque de reacción fueron diferentes. El PN en cada tanque de reacción fue siempre mayor que el PS. El día 101, las relaciones PN/PS en S-EPS, LB-EPS y TB-EPS de lodo fueron 0,06, 1,62 y 2,67, respectivamente, mientras que el día 255 fueron 0,03, 1,30 y 3,27, lo que indica que la relación PN/PS mostró una tendencia creciente desde la capa externa hacia la capa exterior. capa interna de células de lodo. Sin embargo, cuando la temperatura del reactor se redujo a 13 grados, el contenido total de EPS en los tres tanques mostró una tendencia creciente (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS y 0,63 mg/gVSS, respectivamente). La razón puede ser que los microorganismos incapaces de adaptarse a las bajas temperaturas murieron o se autolizaron, y estos microorganismos muertos liberaron EPS, lo que provocó un aumento en el contenido de EPS del lodo, o la baja temperatura indujo a algunos microorganismos psicrófilos a secretar más EPS para adaptarse a la disminución de la temperatura en el reactor [13].

(Figura 4 Cambios en el contenido y la composición de EPS en el día 101 (proceso AAO) y el día 255 (proceso AM-AAO): el lado izquierdo es el proceso AAO y el lado derecho es el proceso AM-AAO. El eje horizontal es el tanque de reacción (final de anaeróbico, final de anóxico, final de aeróbico) y el tipo de EPS (S, LB, TB). El eje vertical izquierdo es el contenido de EPS (mg·gVSS⁻¹), y el eje vertical derecho es la relación PN/PS. Incluye histogramas de PN, PS y contenidos totales de EPS y un gráfico de líneas de la relación PN/PS.

2.4 Diversidad microbiana y reglas de sucesión comunitaria dinámica de la población

Los resultados de la secuenciación de alto-rendimiento mostraron que el número de secuencias de las 14 muestras de lodo fue 1.027.419, y el número de secuencias OTU de cada muestra se muestra en la Tabla 2. La cobertura de las muestras fue superior a 0,995, lo que indica que los resultados de la secuenciación tuvieron una alta precisión. El grupo D01 describió la estructura inicial de la comunidad microbiana, con un alto índice Ace, lo que indica que el lodo tenía una alta riqueza de especies microbianas al inicio-del sistema. Con la transformación del sistema de AAO al proceso AM-AAO, el índice Ace disminuyó y la riqueza de la comunidad microbiana en el sistema AM-AAO disminuyó. Además, el índice de Simpson disminuyó, lo que indica que disminuyó la diversidad de la comunidad microbiana. Según el cambio del índice Ace, el número total de especies en la comunidad microbiana del biofilm del tanque anóxico mostró una tendencia decreciente; la disminución del índice de Shannon demostró que disminuyó la diversidad de la comunidad microbiana en la biopelícula.

Cuadro 2 Variación del índice de diversidad microbiana

The main phyla with relative abundance >Se analizó el 10% en las 14 muestras (Figura 5a). Los filos dominantes en el grupo D01 fueron Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobacterias (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%), y Firmicutes (10,37%13,77%); sin embargo, las abundancias relativas de Actinobacteriota (16,89%19,16%) y Firmicutes (3,83%6,52%) en el grupo D110 disminuyó y la abundancia relativa de Proteobacteria aumentó (32,96%~40,75%). En el sistema de proceso AM-AAO, Actinobacteriota disminuyó rápidamente, incluso a menos del 3% en el grupo D237, mientras que Proteobacteria (33,72%43,54%), Bacteroidota (17,40%24.19%), and Chloroflexi (12.46%~12.77%) have become the phyla with relatively high abundances. In addition, in sample M194, the phyla with relative abundance >El 10% fueron Proteobacteria (35,26%) y Bacteroidota (30,61%), lo que indica que la estructura de la comunidad microbiana del biofilm era similar a la del lodo activado. En la muestra M237, la abundancia relativa de Firmicutes disminuyó a menos del 2% y la abundancia de Acidobacteriota (5,33%) aumentó.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Se encontró que los géneros dominantes en el grupo D01 fueron Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) y Ornithinibacter (3,99%6,41%); después de que el sistema fuera operado en el proceso AM-AAO, la abundancia relativa de Candidatus_Microthrix cayó bruscamente al 0,02 % (grupo D237); mientras que norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 mostró una tendencia primero creciente y luego decreciente (grupo D237, 1,91%2,91%). Cuando el proceso se operó de manera estable, Azospira se convirtió en uno de los géneros relativamente dominantes (grupo D237, 7,37%18,41%). Además, los géneros de biopelículas eran básicamente similares al lodo, y las abundancias relativas de norank_f__norank_o__Run-SP154 en M194 y M237 fueron de 6,61%~7,66% y 7,43%, respectivamente.

Se seleccionaron para el análisis un total de 12 géneros y 1 familia de bacterias oxidantes de amoníaco-(AOB), bacterias oxidantes de nitritos-(NOB), organismos acumuladores de glucógeno-(GAO) y organismos acumuladores de fósforo-(PAO) en el sistema (Tabla 3). Se encontró que en el grupo D01, Nitrosomonas (0.02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) y Nitrospira (0,04%0,07%) puede garantizar el rendimiento de oxidación del NH₄⁺-N. La disminución de Nitrosomonas y Nitrospira en el grupo D110 puede deberse a la alta tasa de reflujo interno, pero Ellin6067 (0,01%0,02%) no fue perturbado. En el grupo D194, el sistema funcionó en el proceso AM-AAO y la reducción de HRT eliminó NOB y algo de AOB. El aumento del nitrógeno amoniacal afluente puede ser la razón del aumento de las abundancias relativas de los tres géneros anteriores en el grupo D237 (Figura 5b). Además, AOB (Nitrosomonas y Ellin6067, 0,03%0,07%) y NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) en la muestra M237 mostró un ligero aumento, lo que indica que la biopelícula ayudó al sistema de lodos a lograr el proceso de desnitrificación.

Hubo una amplia gama de PAO en el grupo D01, incluidos Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas y Tetrasphaera. Los cambios de Candidatus_Microthrix (10,93% ~ 11,88%) y PAO con relativa abundancia<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 y 0,31%0,39% [14]. En el grupo D237, Candidatus_Microthrix fue casi eliminado (0,02%), y los PAO que lo reemplazaron para ejercer la función de eliminación de fósforo fueron Defluviimonas (0,70%1,07%) y Decloromonas (0,95%1,06%); Además, también se ha confirmado que la familia Comamonadaceae tiene un rendimiento de eliminación de fósforo [8], y la abundancia relativa de Comamonadaceae en el tanque anaeróbico o anóxico fue relativamente alta, aproximadamente el doble que en el tanque aeróbico. Además, Candidatus_Competibacter y Defluviicoccus fueron los géneros dominantes de GAO en todas las muestras, pero las abundancias de los dos géneros en el grupo D01 fueron<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 Composición de la comunidad microbiana: (a) Gráfico de barras de abundancia relativa a nivel de filo. El eje horizontal es la muestra y el eje vertical es la abundancia relativa/%. Incluye filos principales como Actinobacteriota y Proteobacteria; (b) Mapa de calor de abundancia relativa a nivel de género. El eje horizontal es la muestra y el eje vertical son los géneros dominantes. La profundidad del color indica el nivel de abundancia relativa)

Cuadro 3 Abundancia de grupos funcionales en 14 muestras biológicas

3 conclusiones

Utilizando aguas residuales reales como objeto de tratamiento, se optimizaron las condiciones operativas del proceso AM-AAO. Se descubrió que cuando el proceso se operó en condiciones de HRT=7 h, temperatura de aproximadamente 25 grados, reflujo interno =250%, SRT=40 d, reflujo de lodos =50% y tasa de llenado del tanque anóxico =30%, el efecto de eliminación de contaminantes fue el mejor. La tasa máxima de eliminación de NH₄⁺-N fue del 98,57%; la concentración de NO₃⁻-N del efluente, la concentración de PO₄³⁻-P, la tasa de eliminación de TIN y la tasa de eliminación de DQO fueron 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08 % y 86.16%, respectivamente.

El tanque anaeróbico realizó buenos procesos de remoción de materia orgánica y liberación de fósforo, con un 64.51% de DQO removido y 9.77 mg/L de fósforo liberado al mismo tiempo; el tanque anóxico realizó buenas reacciones desnitrificantes de eliminación de fósforo; el tanque aeróbico realizó procesos completos de nitrificación y absorción de fósforo, siendo la tasa de eliminación de NH₄⁺-N y PUAO de 97,85% y 59,12 mg, respectivamente.

Cuando el proceso AM-AAO se operó de manera estable, el aumento de AOB (Ellin6067 y Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) y NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) aseguró el progreso suficiente de la nitrificación y la tasa de eliminación de NH₄⁺-N aumentó en un 8,35%; GAO (Candidatus_Competibacter y Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) dominó el proceso de desnitrificación endógena; el crecimiento de PAO (familia Defluviimonas, Decloromonas y Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) fue la razón para mantener un buen rendimiento de eliminación de fósforo; Además, la estructura de la comunidad microbiana de la biopelícula del tanque anóxico era básicamente similar a la del lodo activado, lo que garantizaba conjuntamente el rendimiento de eliminación de nitrógeno y fósforo del sistema.