Otimização de desempenho e sucessão de comunidades microbianas em um processo AAO de-fluxo anóxico MBBR-contínuo para remoção aprimorada de nitrogênio e fósforo de esgoto municipal

Otimização de Desempenho e Microbiana Sucessão comunitária do processo AAO-de fluxo anóxico-contínuo

Nos últimos anos, o tratamento avançado de esgotos urbanos e a realização da reciclagem de recursos tornaram-se temas quentes no campo do ambiente hídrico. No entanto, os processos tradicionais de remoção de nitrogênio e fósforo amplamente adotados pelas estações de tratamento de águas residuais não só resultam em desperdício excessivo de recursos, mas também aumentam os custos operacionais [1]. Além disso, a diminuição gradual da proporção de carbono-para{4}}nitrogênio (C/N) do esgoto urbano e as diferenças nos ambientes de vida de diferentes comunidades microbianas funcionais tornaram-se importantes fatores limitantes para tecnologias de tratamento de água.

O processo MBBR híbrido de-filme de lodo combina o processo de lodo ativado com o processo de biofilme transportador suspenso para alcançar maior enriquecimento de microrganismos funcionais, resolvendo os problemas de grande ocupação de terra e baixa tolerância-a baixas temperaturas do processo tradicional de lodo ativado [2]. Em 2008, a Estação de Tratamento de Águas Residuais Wuxi Lucun na província de Jiangsu, como a primeira estação de tratamento de águas residuais na China a realizar a modernização e reconstrução de acordo com os padrões da Classe IA, melhorou com sucesso o efeito do tratamento adicionando transportadores suspensos ao sistema de lamas [3]; Hu Youbiao et al. [4] investigaram o efeito da temperatura na remoção de nitrogênio amoniacal e matéria orgânica em MBBR e lodo ativado, e os resultados mostraram que a temperatura teve um impacto menor no MBBR, mas um impacto maior no lodo ativado; Zhang Ming et al. [5] usaram o processo A²O-MBBR para tratar esgoto doméstico rural, alcançando altas taxas de remoção de DQO, nitrogênio amoniacal, TP e TN; Zhou Jiazhong et al. [2] descobriram, por meio de experimentos de pequena{13}}escala, que DO, a temperatura estava positivamente correlacionada com o sistema MBBR híbrido de filme-de lodo, enquanto a relação C/N influente estava negativamente correlacionada.

O processo MBBR anóxico (AM{0}}MBBR) pode realizar desnitrificação e remoção simultânea de fósforo no tanque anóxico, que também é o processo de remoção desnitrificante de fósforo (DPR). Comparado com os processos tradicionais de tratamento de águas residuais, o processo DPR pode economizar fontes de carbono orgânico e reduzir o consumo de oxigênio. Zhang Yongsheng [6] et al. desenvolveram um reator de biofilme de fluxo contínuo-e os resultados mostraram que a uma temperatura de 20 graus, uma concentração de OD de 5,5 mg/L, uma carga de 2,2 kg/(m³·d) e uma condição de aeração intermitente de anaeróbio 3 h/aeróbio 6 h, as concentrações médias de DQO e fósforo no efluente foram de 76 mg/L e 0,67 mg/L, com taxas de remoção de 72,9% e 78,5%, respectivamente.

No entanto, para o sistema AM-AAO híbrido de filme de lodo, há uma relação complexa entre lodo floculento suspenso e biofilme anexado. Estudos anteriores se concentraram em práticas de engenharia, como licitação e reconstrução de estações de tratamento de águas residuais, mas há poucos estudos sobre nitrificação síncrona e DPR para melhorar a remoção de nitrogênio e fósforo em sistemas AM-AAO híbridos de filme-de fluxo contínuo-de lodo de fluxo contínuo, e a estabilidade do desempenho de remoção de poluentes desse processo por meio da tecnologia DPR também é uma das dificuldades.

Este estudo otimizou as estratégias de inicialização e operação de processos de fluxo-contínuo (AAO) e de filme híbrido de-fluxo de lodo-contínuo (AM-AAO), concentrando-se na investigação dos efeitos da taxa de aeração, dosagem de enchimento, tempo de retenção hidráulica (HRT), taxa de refluxo do líquido de nitrificação, relação C/N influente e temperatura no desempenho-de longo prazo de remoção de nitrogênio e fósforo do Processo AM-MBBR e eficiência de remoção de fósforo desnitrificante no tanque anóxico. Ao mesmo tempo, foram estudadas a sucessão de comunidades microbianas e as regras de mudança de comunidades microbianas funcionais em lodo ativado e biofilme.

1 Materiais e Métodos

1.1 Dispositivo Experimental e Parâmetros Operacionais

Um dispositivo de reação AAO de{0}fluxo contínuo (Figura 1) foi usado neste estudo. Era feito de vidro orgânico, com um total de 7 compartimentos, cada um com tamanho de 10 cm x 10 cm x 40 cm; o volume de trabalho foi de 21 L, e a proporção de volume de cada tanque de reação foi anaeróbica: anóxica: aeróbica=2:2:3. A agitação mecânica foi adotada nos tanques anaeróbios e anóxicos; o tanque aeróbico usava cabeçotes de areia de aeração como aeradores micro{11}}porosos e força externa para mistura de lodo-água, e a taxa de aeração era controlada por um medidor de vazão de gás. A concentração de OD no tanque aeróbico do reator foi controlada em 2~3 mg/L; o tanque de sedimentação secundário era um cilindro com volume de trabalho de cerca de 40 L; o tempo de retenção do lodo (SRT) foi de 40 dias e a taxa de refluxo do lodo foi de 50%. O reator operou por um total de 263 dias (divididos em 6 estágios de operação), e cargas de polietileno foram adicionadas ao tanque anóxico a partir do 159º dia para operar no modo AM-AAO. As condições específicas de operação são mostradas na Tabela 1.

(Figura 1 Diagrama esquemático do equipamento de processo AM-AAO: a figura inclui um balde de entrada de água, bomba peristáltica, tanque anaeróbico, tanque anóxico, tanque aeróbico, tanque de sedimentação, balde de saída de água, bem como refluxo interno, tubulações de refluxo de lodo e válvulas de drenagem)

Tabela 1 Tipo de sistema de processo e parâmetros operacionais

1.2 Lodo Inoculado e Qualidade da Água Influente

O lodo inoculado neste experimento foi retirado do excesso de lodo descarregado do tanque de sedimentação secundário de uma estação de tratamento de águas residuais. Após a inoculação, a concentração de lodo (MLSS) no reator foi de 2,3 g/L, e os sólidos voláteis de lodo (MLVSS) foram de 2,1 g/L.

O afluente do reator era o próprio esgoto doméstico de restaurantes, que era adicionado ao reator após a filtragem das impurezas através de uma tela de filtro. Seus poluentes incluíam 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) e PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Itens de Detecção e Métodos de Análise

1.3.1 Métodos de detecção de rotina

Amostras de água-de lodo foram coletadas do afluente, tanque anaeróbio, tanque anóxico, tanque aeróbio, tanque de sedimentação e efluente e filtradas com papel filtro de 0,45 μm. NH₄⁺-N foi determinado pelo espectrofotômetro de Nessler; NO2⁻-N foi determinado por fotometria de N-(1-naftil)etilenodiamina; NO₃⁻-N foi determinado por espectrofotometria ultravioleta; O COD foi determinado pelo detector rápido multiparâmetro Lianhua 5B-3A COD; pH/OD e temperatura foram determinados pelo detector WTW Multi3620; A MFEL foi determinada pelo método gravimétrico; A MLVSS foi determinada pelo método de perda de peso de combustão em mufla [7].

1.3.2 Extração e Detecção de Substâncias Poliméricas Extracelulares

As substâncias poliméricas extracelulares (EPS) são consideradas compostas por polissacarídeos (PS), proteínas (PN) e ácidos húmicos (HA). Três tipos de EPS, nomeadamente substâncias poliméricas extracelulares solúveis (S-EPS), substâncias poliméricas extracelulares fracamente ligadas (LB-EPS) e substâncias poliméricas extracelulares fortemente ligadas (TB-EPS), foram separadas e extraídas. O método de determinação de PS foi o método de ácido sulfúrico-antrona, e os métodos de determinação de PN e HA foram o método de Folin-Lowry modificado [7].

1.3.3 Método de Cálculo da Taxa de Remoção de Poluentes

A taxa de remoção de poluentes (SRE) foi usada para caracterizar a remoção geral de poluentes do sistema de processo AM-AAO. Entre eles, Sinf e Seff são as concentrações de poluentes do afluente e do efluente, respectivamente, que podem representar as concentrações de massa de poluentes como NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD e PO₄³⁻-P no afluente e no efluente, mg/L.

1.3.4 Método de sequenciamento-de alto rendimento

O método de sequenciamento de alto-rendimento da Illumina foi usado. Amostras de lodo do tanque anaeróbio, tanque anóxico e tanque aeróbio nos dias 1, 110, 194 e 237 foram coletadas e nomeadas como grupo D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), grupo D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), grupo D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) e grupo D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), respectivamente; amostras de lodo de biofilme nos dias 194 e 237 foram coletadas e denominadas M194 e M237, respectivamente. Um total de 14 amostras de lodo foram analisadas quanto a alterações nas comunidades microbianas. O DNA foi extraído utilizando o kit Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, EUA). A região V3-V4 do gene bacteriano 16S rRNA foi amplificada com iniciadores 338F/806R. Os amplicons purificados foram sequenciados na plataforma Illumina MiSeq PE300 (Illumina, EUA) da Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd.

2 Resultados e Discussão

2.1 Regras de-longo prazo para remoção de poluentes em processos AAO e AM-AAO

A remoção-de poluentes a longo prazo durante a operação do processo AAO de-fluxo contínuo (Estágios 13) e o processo AM-AAO com adição de enchimentos de polietileno suspensos (Etapas 46) é mostrado na Figura 2.

No Estágio 1 (1 ~ 45 d), a quantidade de liberação de PO₄³⁻-P (PRA) no tanque anaeróbico, a quantidade de absorção de PO₄³⁻-P no tanque anóxico (PUAA) e a quantidade de absorção de PO₄³⁻-P no tanque aeróbio (PUAO) foram 66,06 mg, 14,22 mg e 87,81 mg, respectivamente, e o processo de captação de fósforo foi alcançado principalmente no tanque aeróbio. As taxas de remoção de NH₄⁺-N e nitrogênio inorgânico total (TIN) foram de 92,85% e 86.37%, respectivamente, garantindo o efeito de desnitrificação. Após o-ajuste fino da aeração (DO=2~3 mg/L), o efeito de remoção de NH₄⁺-N aumentou para 98,68%, e a concentração de TIN e a taxa de remoção do efluente foram de 1,75 mg/L e 95,75%, respectivamente, indicando que o ajuste adequado do OD é favorável aos processos de nitrificação e desnitrificação; o efeito de remoção de DQO no tanque anaeróbio enfraqueceu (91,60%). Além disso, o ajuste-fino do OD não teve efeito sobre o efluente PO₄³⁻-P, com média de 0,47 mg/L, o que é consistente com a conclusão de Yang Sijing et al. [8].

No Estágio 2 (46~120 dias), após ajustar o HRT=8 h, o desempenho de remoção de DQO oscilou ligeiramente; os valores máximos de PRA, PUAA e PUAO atingiram 148,01 mg, 81,95 mg e 114,15 mg, indicando que o aumento na vazão afluente não afetou a remoção de fósforo e manteve alto desempenho de remoção de NH₄⁺-N e TIN. No dia 72, a razão de refluxo do líquido de nitrificação foi aumentada para 300% e 400%. O aumento da razão de refluxo diminuiu o efeito de remoção do NTI, com taxas de remoção de 80,37% (300%) e 68,68% (400%), respectivamente. Do dia 108 ao 120, a razão de refluxo do líquido de nitrificação foi determinada como sendo de 250%. A quantidade de remoção de DQO no tanque anaeróbio a uma taxa de refluxo do líquido de nitrificação de 250% (127,1 mg/L) foi maior ou igual à dos demais (86.2 mg/L, 124,7 mg/L e 128,0 mg/L para 200%, 300% e 400%, respectivamente); as concentrações de fósforo no efluente correspondentes a diferentes taxas de refluxo foram 0,52 mg/L, 0,35 mg/L e 0,06 mg/L, indicando que aumentar a taxa de refluxo do líquido de nitrificação dentro de uma determinada faixa pode promover a remoção de fósforo. Além disso, a taxa de refluxo de 250% apresentou bom desempenho de desnitrificação, com taxa de remoção de TIN de 86.86%.

Na Etapa 3 (121~158 d), a razão de refluxo do líquido de nitrificação foi fixada em 250%. No dia 131, a vazão afluente foi aumentada para 5 L/h, os efeitos de DQO e remoção de fósforo diminuíram, e as concentrações de efluentes foram de 73,3 mg/L e 3,92 mg/L, respectivamente, indicando que o aumento na vazão afluente resultou em mais DQO sendo descarregada sem tratamento. Além disso, as taxas máximas de remoção de NH₄⁺-N e TIN foram de 93,82% e 79,12%, respectivamente, entre as quais NO₃⁻-N tornou-se o principal poluente no efluente (4,70 mg/L). No dia 139, o fluxo afluente foi reduzido para 4 L/h, a DQO do efluente e a taxa de remoção foram de 55,7 mg/L e 85,97%, respectivamente, o que foi superior ao desempenho de remoção de carbono no TDH=5.6 h, indicando que a redução do TDH pode levar a uma diminuição no efeito de remoção de DQO. Além disso, as taxas máximas de remoção de NH₄⁺-N e TIN foram de 100% e 97,41%, indicando que o ajuste do TRH promoveu nitrificação e desnitrificação, mas um TRH excessivamente curto pode levar a uma diminuição no efeito de desnitrificação. Portanto, quando HRT=7 h, é suficiente que as reações em cada tanque prossigam completamente, e um aumento significativo no HRT tem pouco efeito promotor no efeito de desnitrificação.

No dia 159, 20% de enchimentos de polietileno suspensos foram adicionados ao tanque anóxico do processo AAO. No Estágio 4 (159~209 d), os desempenhos de remoção de DQO e PO₄³⁻-P foram melhorados. A partir do dia 172, a concentração de NH₄⁺-N afluente foi aumentada para 64,17 mg/L (C/N=8.59), a DQO do efluente e a taxa de remoção foram de 77,7 mg/L e 86.06%, respectivamente. A razão pode ser que o biofilme cresceu lentamente e o lodo ativado deu a principal contribuição para a remoção da maior parte do DQO; os enchimentos suspensos aumentaram a taxa de remoção de PO₄³⁻-P em 1,18%. No entanto, o aumento do NH₄⁺-N influente no tanque anóxico levou à necessidade de mais fontes de carbono para o processo de desnitrificação de NO₃⁻-N, o que não favoreceu a liberação de fósforo e absorção de PAOs; ao mesmo tempo, esta operação não reduziu completamente o NO₃⁻-N, e a concentração mínima do efluente foi de 7,30 mg/L. No dia 185, alterando o TRH para 5,6 h, constatou-se que o efeito de remoção de DQO oscilou ligeiramente, com taxa de remoção de 86.05%; a concentração de PO₄³⁻-P no efluente aumentou 0,05 mg/L, acompanhada de aumento de PUAA (de 13,02 mg para 18,90 mg), indicando que o lodo e o biofilme exerceram sinergicamente certa eficiência de remoção de fósforo. Além disso, as concentrações de NH₄⁺-N, NO₃⁻-N e TIN no efluente foram 10,23 mg/L, 6,52 mg/L e 16,82 mg/L, respectivamente, indicando que a redução do HRT levaria a uma diminuição nos efeitos de remoção de NH₄⁺-N e TIN. No dia 195, o HRT foi ajustado novamente para 7 h, e nesse horário o teor de poluentes no efluente diminuiu, e o desempenho de remoção de nitrogênio e fósforo e remoção de matéria orgânica do sistema foi gradativamente recuperado.

Na Etapa 5 (210~240 d), a concentração influente de NH₄⁺-N foi aumentada para 84,06 mg/L (C/N=6.28), e o lodo ativado ainda deu a principal contribuição para a remoção de matéria orgânica. O aumento de NH₄⁺-N teve pouco efeito na remoção de DQO. A proporção de DQO absorvida no tanque anaeróbio foi de 68,02%, e a maior parte da matéria orgânica foi absorvida pelos PAOs no tanque anaeróbio e sintetizada em fontes internas de carbono (PHAs), e a liberação anaeróbica de fósforo foi totalmente concluída [9]. O PRA máximo foi de 72,75 mg, e PUAA e PUAO foram de 35,82 mg/L e 48,20 mg/L, respectivamente, mas a principal contribuição para a captação de fósforo ainda veio do tanque aeróbio. No dia 221, a taxa de enchimento foi aumentada para 30%, e as concentrações de NH₄⁺-N e TIN no efluente foram reduzidas em 4,49 mg/L e 5,16 mg/L, respectivamente; entre eles, NH₄⁺-N e NO₃⁻-N representaram 70,11% e 28,75% do NIF do efluente, respectivamente. No dia 231, a concentração influente de NH₄⁺-N foi ajustada para 66,34 mg/L, e o desempenho de remoção de poluentes do sistema foi basicamente estável.

Na Etapa 6 (241~263 d), a temperatura do reator foi regulada para explorar seu efeito na remoção de poluentes. No dia 241, a temperatura foi reduzida para 18 graus, a taxa de remoção de DQO diminuiu para 84,37%, mas a regra de alteração de DQO não mudou devido à diminuição da temperatura. A proporção de remoção no tanque anaeróbio foi a maior, 62,02%, o processo desnitrificante de remoção de fósforo no tanque anóxico consumiu 26,72% de DQO, a concentração de NO₃⁻-N no efluente do tanque aeróbio foi de 10,44 mg/L e restaram 8,50 mg/L de NH₄⁺-N; além disso, o PRA foi menos afetado pela temperatura, mas o desempenho de absorção de fósforo do tanque anóxico diminuiu, com PUAA apenas 19,77 mg, e o fósforo foi removido em 3,94 mg/L no tanque aeróbico. A maioria dos PAOs psicrofílicos realizou processo de captação aeróbica de fósforo [10]. Quando a temperatura foi reduzida ainda mais para 13 graus, as taxas de remoção de NH₄⁺-N e TIN diminuíram 6,38% e 6,25%, respectivamente; ao mesmo tempo, PUAA e PUAO diminuíram 7,77 mg e 15,00 mg, respectivamente, o que pode estar relacionado à diminuição da atividade microbiana e da capacidade de crescimento e metabolismo causada pela diminuição da temperatura. Jin Yu [11] descobriu que quando a temperatura é inferior a 14 graus, é difícil garantir a concentração de poluentes no efluente do sistema.

(Figura 2 Remoção de poluentes em processos AAO e AM-AAO durante operação de longo-prazo: Incluindo (c) Curvas de concentração de NH₄⁺-N e taxa de remoção mudando com os dias de operação, (d) Curvas de concentração de NOₓ⁻-N mudando com os dias de operação, (e) Curvas de taxa de remoção de TIN mudando com os dias de operação. O eixo horizontal são os dias de operação (0~260 d), e os eixos verticais são ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) e taxa de remoção/%, respectivamente. Cada estágio de operação é marcado nas curvas)

2.2 Regras de mudança de poluentes em ciclos típicos de processos AAO e AM-AAO

Para explorar ainda mais o mecanismo de remoção de poluentes dos processos AAO e AM-AAO, foram analisadas as mudanças na concentração de poluentes em ciclos típicos de diferentes estágios de operação, conforme mostrado na Figura 3.

No dia 42 (Etapa 1), o processo AAO apresentou bom desempenho de desnitrificação e remoção de fósforo. Entretanto, a alta DQO influente não melhorou o desempenho de liberação de fósforo, e a PRA foi de 9,13 mg/L neste momento. Além disso, NH₄⁺-N foi consumido antecipadamente ao entrar no tanque anóxico; então, o tanque anóxico reduziu o NO₃⁻-N gerado para N₂; no entanto, o tanque aeróbico removeu apenas 3,52 mg/L de NH₄⁺-N, o que pode ser devido ao longo TRH no Estágio 1 levando a um aumento no OD retornado ao tanque anóxico, e a maior parte do NH₄⁺-N completou a nitrificação no tanque anóxico, resultando em uma baixa concentração entrando no tanque aeróbico.

No dia 118 (Etapa 2), com a diminuição da DQO afluente, os desempenhos de liberação de fósforo e desnitrificação deterioraram-se. A concentração de liberação de fósforo no tanque anaeróbio foi de 5,91 mg/L, e a concentração de NO₃⁻-N no efluente do tanque aeróbio foi de 8,20 mg/L. A concentração de PO₄³⁻-P no tanque anóxico diminuiu para 2,78 mg/L, indicando que o PO₄³⁻-P foi removido no tanque anóxico. Além disso, a razão de refluxo do líquido de nitrificação foi fixada em 250% neste momento. Em comparação com as taxas de refluxo de 300% e 400%, os desempenhos de remoção de nitrogênio e fósforo e remoção de matéria orgânica do processo foram melhorados, indicando que aumentar o refluxo do líquido de nitrificação dentro de uma determinada faixa pode aumentar o efeito de remoção de poluentes.

No dia 207 (Etapa 4), após ajuste do influente NH₄⁺-N e HRT no processo AM-AAO, a taxa de remoção de DQO foi de 86.15%; o tanque aeróbio removeu 13,34 mg/L de NH₄⁺-N, a concentração restante de TIN foi de 7,51 mg/L e 4,39 mg/L de NO₃⁻-N foram produzidos, e NO₃⁻-N tornou-se o poluente dominante no efluente. Não houve diferença significativa na contribuição de remoção de fósforo entre o tanque anóxico e o tanque aeróbio. Além disso, o aumento do NH₄⁺-N influente não afetou a nitrificação, mas o aumento na concentração de TIN influente diminuiu o desempenho de desnitrificação do processo AM-AAO, afetando assim a remoção do TIN.

No dia 262 (Estágio 6), a temperatura do reator era de 13 graus e a taxa de remoção de DQO era de 83,67% neste momento. Ao mesmo tempo, foram liberados 6,95 mg/L de fósforo no tanque anaeróbio; 20,22 mg/L de NH₄⁺-N foram consumidos pelo tanque anóxico e a desnitrificação foi realizada, e a concentração de NO₃⁻-N no efluente do tanque anóxico foi de 5,07 mg/L; o tanque aeróbico teve perda de NIT de 1,32 mg/L; a taxa de remoção de NIT foi de 77,00%, e o NIT efluente continha 11,24 mg/L de NH₄⁺-N, indicando que a baixa temperatura reduziu a atividade de bactérias nitrificantes e desnitrificantes, resultando na remoção incompleta de poluentes no esgoto. Além disso, o PRA diminuiu para 6,95 mg/L, e o desempenho de absorção de fósforo do tanque anóxico e do tanque aeróbio diminuiu para 2,41 mg/L e 3,61 mg/L, respectivamente, indicando que a diminuição da temperatura do reator inibiu o desempenho de remoção de fósforo dos PAOs, levando à diminuição do PRA no tanque anaeróbio e à alta concentração de fósforo no efluente.

(Figura 3 Mudanças de contaminantes em ciclos típicos: Incluindo (a) Dia 42 do processo AAO, (b) Dia 118 do processo AAO, (c) Dia 207 do processo AM-AAO, (d) Curvas de mudança de concentração de poluentes no dia 262 do processo AM-AAO. O eixo horizontal é o processo de reação, e o eixo vertical é a concentração (mg/L) de cada poluente (DQO, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Mudanças na composição e conteúdo de substâncias poliméricas extracelulares (EPS) em processos AAO e AM-AAO

Durante o experimento, as mudanças na composição e conteúdo do EPS no dia 101 (processo AAO) e no dia 255 (processo AM-AAO) foram determinadas e analisadas, conforme mostrado na Figura 4. No geral, o conteúdo total de EPS nos dias 101 e 255 pode ser atribuído ao aumento no conteúdo de TB-EPS, e PN e PS foram responsáveis ​​pela maior parte do TB-EPS; no dia 101, o conteúdo total de EPS no tanque anaeróbio, tanque anóxico e tanque aeróbico mostrou uma tendência crescente (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS e 0,37 mg/gVSS, respectivamente); entre eles, o conteúdo de EPS aumentou significativamente durante a fase de nitrificação, o que pode ser devido ao metabolismo ativo de microrganismos internos quando o sistema foi operado sob condições de alta proporção de carbono-para-nitrogênio (C/N=5.9) [12]. No entanto, TB-EPS desempenhou um papel positivo na formação de flocos de lodo, enquanto S-EPS e LB-EPS tiveram efeitos negativos [8]; neste experimento, os teores de S-EPS e LB-EPS foram relativamente baixos, o que criou condições para o crescimento de lodo; no sistema híbrido de filme de-lodo de fluxo contínuo-, o papel do lodo floculento é insubstituível [2].

Além disso, as regras de mudança de PN/PS nas diferentes camadas de lodo em cada tanque de reação eram diferentes. O PN em cada tanque de reação foi sempre superior ao PS. No dia 101, as razões PN/PS em S-EPS, LB-EPS e TB-EPS de lodo foram 0,06, 1,62 e 2,67, respectivamente, enquanto no dia 255, foram 0,03, 1,30 e 3,27, indicando que a razão PN/PS mostrou uma tendência crescente da camada externa para a camada interna de células de lodo. No entanto, quando a temperatura do reator foi reduzida para 13 graus, o teor total de EPS nos três tanques mostrou uma tendência crescente (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS e 0,63 mg/gVSS, respectivamente). A razão pode ser que os microrganismos incapazes de se adaptar à baixa temperatura morreram ou autolisaram, e esses microrganismos mortos liberaram EPS, levando a um aumento no conteúdo de EPS do lodo, ou a baixa temperatura induziu alguns microrganismos psicrofílicos a secretarem mais EPS para se adaptarem à diminuição da temperatura no reator [13].

(Figura 4 Mudanças no conteúdo e composição de EPS no Dia 101 (processo AAO) e no Dia 255 (processo AM-AAO): O lado esquerdo é o processo AAO e o lado direito é o processo AM-AAO. O eixo horizontal é o tanque de reação (final do anaeróbico, final do anóxico, final do aeróbico) e tipo EPS (S, LB, TB). O eixo vertical esquerdo é o conteúdo de EPS (mg·gVSS⁻¹), e o eixo vertical direito é a relação PN/PS. Inclui histogramas de conteúdo PN, PS e EPS total e um gráfico de linhas da relação PN/PS.

2.4 Diversidade Microbiana e Regras de Sucessão Comunitária Dinâmica Populacional

Os resultados-de sequenciamento de alto rendimento mostraram que o número de sequências das 14 amostras de lodo foi 1.027.419, e o número de sequências OTU de cada amostra é mostrado na Tabela 2. A cobertura das amostras foi superior a 0,995, indicando que os resultados do sequenciamento tiveram alta precisão. O Grupo D01 descreveu a estrutura inicial da comunidade microbiana, com um alto índice Ace, indicando que o lodo tinha alta riqueza de espécies microbianas no início-do sistema. Com a transformação do sistema do processo AAO para AM-AAO, o índice Ace diminuiu e a riqueza da comunidade microbiana no sistema AM-AAO diminuiu. Além disso, o índice de Simpson diminuiu, indicando que a diversidade da comunidade microbiana diminuiu. De acordo com a mudança do índice Ace, o número total de espécies na comunidade microbiana do biofilme do tanque anóxico apresentou tendência decrescente; a diminuição do índice de Shannon provou que a diversidade da comunidade microbiana no biofilme diminuiu.

Tabela 2 Variação do índice de diversidade microbiana

The main phyla with relative abundance >Foram analisadas 10% nas 14 amostras (Figura 5a). Os filos dominantes no grupo D01 foram Actinobacteriota (25,76%32,90%), Proteobactérias (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%) e Firmicutes (10,37%13,77%); no entanto, as abundâncias relativas de Actinobacteriota (16,89%19,16%) e Firmicutes (3,83%6,52%) no grupo D110 diminuiu e a abundância relativa de Proteobacteria aumentou (32,96%~40,75%). No sistema de processo AM-AAO, Actinobacteriota diminuiu rapidamente, até menos de 3% no grupo D237, enquanto 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 >10% eram Proteobacteria (35,26%) e Bacteroidota (30,61%), indicando que a estrutura da comunidade microbiana do biofilme era semelhante à do lodo ativado. Na amostra M237, a abundância relativa de Firmicutes diminuiu para menos de 2%, e a abundância de Acidobacteriota (5,33%) aumentou.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). Verificou-se que os gêneros dominantes no grupo D01 foram Candidatus_Microthrix (11,32%20,65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97%6,36%), Trichococcus (6,99%9,95%) e Ornithinibacter (3,99%6,41%); depois que o sistema foi operado no processo AM-AAO, a abundância relativa de Candidatus_Microthrix caiu drasticamente para 0,02% (grupo D237); enquanto norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 mostrou uma tendência de primeiro aumentar e depois diminuir (grupo D237, 1,91%2,91%). Quando o processo foi operado de forma estável, Azospira tornou-se um dos gêneros relativamente dominantes (grupo D237, 7,37%18,41%). Além disso, os gêneros de biofilme eram basicamente semelhantes ao lodo, e as abundâncias relativas de norank_f__norank_o__Run-SP154 em M194 e M237 foram de 6,61% ~ 7,66% e 7,43%, respectivamente.

Um total de 12 gêneros e 1 família de bactérias oxidantes-de amônia (AOB), bactérias oxidantes-de nitrito (NOB), organismos acumuladores-de glicogênio (GAOs) e organismos acumuladores-de fósforo (PAOs) no sistema foram selecionados para análise (Tabela 3). Verificou-se que no grupo D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%) e Nitrospira (0,04%0,07%) pode garantir o desempenho de oxidação de NH₄⁺-N. A diminuição de Nitrosomonas e Nitrospira no grupo D110 pode ser causada pela elevada taxa de refluxo interno, mas Ellin6067 (0,01%0,02%) não foi perturbado. No grupo D194, o sistema foi operado no processo AM-AAO, e a redução do TRH eliminou o NOB e alguns AOB. O aumento do nitrogênio amoniacal influente pode ser a razão para o aumento nas abundâncias relativas dos três gêneros acima no grupo D237 (Figura 5b). Além disso, AOB (Nitrosomonas e Ellin6067, 0,03%0,07%) e NOB (Nitrospira, 0,01%0,02%) na amostra M237 apresentou um ligeiro aumento, indicando que o biofilme auxiliou o sistema de lodo a atingir o processo de desnitrificação.

Havia uma grande variedade de PAOs no grupo D01, incluindo Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas e Tetrasphaera. As mudanças de Candidatus_Microthrix (10,93% ~ 11,88%) e PAOs com abundância 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]. No grupo D237, Candidatus_Microthrix foi quase eliminado (0,02%), e os PAOs que o substituíram para exercer função de remoção de fósforo foram Defluviimonas (0,70%1,07%) e Decloromonas (0,95%1,06%); além disso, também foi confirmado que a família Comamonadaceae tem desempenho de remoção de fósforo [8], e a abundância relativa de Comamonadaceae no tanque anaeróbico ou tanque anóxico era relativamente alta, cerca de duas vezes maior que a do tanque aeróbio. Além disso, Candidatus_Competibacter e Defluviicoccus foram os gêneros dominantes de GAOs em todas as amostras, mas as abundâncias dos dois gêneros no grupo D01 foram<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 Composição da comunidade microbiana: (a) Gráfico de barras de abundância relativa no nível do filo. O eixo horizontal é a amostra, e o eixo vertical é a abundância relativa/%. Inclui filos principais, como Actinobacteriota e Proteobacteria; (b) Mapa de calor da abundância relativa no nível do gênero. O eixo horizontal é a amostra, e o eixo vertical é os gêneros dominantes. A profundidade da cor indica o nível de abundância relativa)

Tabela 3 Abundância de grupos funcionais em 14 amostras biológicas

3 conclusões

Utilizando o esgoto real como objeto de tratamento, as condições operacionais do processo AM-AAO foram otimizadas. Verificou-se que quando o processo foi operado sob as condições de HRT=7 h, temperatura em torno de 25 graus, refluxo interno=250%, SRT=40 d, refluxo de lodo=50% e taxa de enchimento do tanque anóxico=30%, o efeito de remoção de poluentes foi o melhor. A taxa máxima de remoção de NH₄⁺-N foi de 98,57%; a concentração de NO₃⁻-N do efluente, concentração de PO₄³⁻-P, taxa de remoção de TIN e taxa de remoção de DQO foram 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08% e 86.16%, respectivamente.

O tanque anaeróbio apresentou bons processos de remoção de matéria orgânica e liberação de fósforo, com 64,51% de DQO removida e 9,77 mg/L de fósforo liberado ao mesmo tempo; o tanque anóxico realizou boas reações desnitrificantes de remoção de fósforo; o tanque aeróbio realizou processos completos de nitrificação e captação de fósforo, sendo a taxa de remoção de NH₄⁺-N e PUAO de 97,85% e 59,12 mg, respectivamente.

Quando o processo AM-AAO foi operado de forma estável, o aumento de AOB (Ellin6067 e Nitrosomonas, 0,02%~0,04% → 0,04%0,12%) e NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04%) garantiu o progresso suficiente da nitrificação, e a taxa de remoção de NH₄⁺-N aumentou 8,35%; GAOs (Candidatus_Competibacter e Defluviicoccus, 1,31%1.61% → 3.49%4,46%) dominaram o processo de desnitrificação endógena; o crescimento dos PAOs (família Defluviimonas, Dechloromonas e Comamonadaceae, 3,29%8,67% → 3,79%~9,35%) foi o motivo para manter um bom desempenho de remoção de fósforo; além disso, a estrutura da comunidade microbiana do biofilme do tanque anóxico era basicamente semelhante à do lodo ativado, o que em conjunto garantia o desempenho de remoção de nitrogênio e fósforo do sistema.