การเพิ่มประสิทธิภาพการทำงานและการสืบทอดชุมชนจุลินทรีย์ใน-กระบวนการ Anoxic MBBR ที่ไหลอย่างต่อเนื่อง- กระบวนการ AAO สำหรับการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสที่ได้รับการปรับปรุงจากน้ำเสียชุมชน

การเพิ่มประสิทธิภาพและจุลินทรีย์ การสืบทอดชุมชนของกระบวนการ-Flow Anoxic MBBR-AAO อย่างต่อเนื่อง

ในช่วงไม่กี่ปีที่ผ่านมา การบำบัดน้ำเสียในเมืองขั้นสูงและการรีไซเคิลทรัพยากรกลายเป็นประเด็นร้อนในด้านสิ่งแวดล้อมทางน้ำ อย่างไรก็ตาม กระบวนการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสแบบดั้งเดิมที่โรงบำบัดน้ำเสียนำมาใช้กันอย่างแพร่หลาย ไม่เพียงแต่ส่งผลให้สิ้นเปลืองทรัพยากรมากเกินไป แต่ยังเพิ่มต้นทุนการดำเนินงานอีกด้วย [1] นอกจากนี้ การลดลงอย่างค่อยเป็นค่อยไปของอัตราส่วนคาร์บอน-ต่อ-อัตราส่วนไนโตรเจน (C/N) ของน้ำเสียในเมือง และความแตกต่างในสภาพแวดล้อมความเป็นอยู่ของชุมชนจุลินทรีย์ที่มีการทำงานต่างกัน ได้กลายเป็นปัจจัยจำกัดที่สำคัญสำหรับเทคโนโลยีการบำบัดน้ำ

กระบวนการ MBBR แบบฟิล์มไฮบริดของตะกอน-ผสมผสานกระบวนการตะกอนเร่งเข้ากับกระบวนการฟิล์มชีวภาพตัวพาแขวนลอย เพื่อให้ได้รับจุลินทรีย์เชิงหน้าที่เพิ่มขึ้น แก้ปัญหาการยึดครองพื้นที่ขนาดใหญ่และ-ความทนทานต่ออุณหภูมิต่ำของกระบวนการตะกอนเร่งแบบเดิม [2] ในปี 2008 โรงงานบำบัดน้ำเสีย Wuxi Lucun ในมณฑล Jiangsu ซึ่งเป็นโรงบำบัดน้ำเสียแห่งแรกในประเทศจีนที่ดำเนินการอัปเกรดและการสร้างใหม่ตามมาตรฐาน Class IA ได้ประสบความสำเร็จในการปรับปรุงผลการบำบัดโดยการเพิ่มตัวพาสารแขวนลอยให้กับระบบตะกอน [3]; หู โหยวเปียว และคณะ [4] ตรวจสอบผลกระทบของอุณหภูมิต่อการกำจัดแอมโมเนียไนโตรเจนและอินทรียวัตถุใน MBBR และตะกอนเร่ง และผลลัพธ์แสดงให้เห็นว่าอุณหภูมิมีผลกระทบต่อ MBBR น้อยกว่า แต่มีผลกระทบมากกว่าต่อตะกอนเร่ง จางหมิง และคณะ [5] ใช้กระบวนการ A²O-MBBR ในการบำบัดน้ำเสียในครัวเรือนในชนบท โดยมีอัตราการกำจัด COD แอมโมเนียไนโตรเจน TP และ TN ในระดับสูง โจว เจียจง และคณะ [2] พบจากการทดลองขนาดเล็ก-ว่า DO อุณหภูมิมีความสัมพันธ์เชิงบวกกับระบบ MBBR แบบฟิล์มไฮบริดของตะกอน ในขณะที่อัตราส่วน C/N ที่มีอิทธิพลมีความสัมพันธ์เชิงลบ

กระบวนการ MBBR ที่เป็นพิษ (AM-MBBR) สามารถทราบถึงการกำจัดไนตริฟิเคชันและการกำจัดฟอสฟอรัสไปพร้อมๆ กันในถังที่เป็นพิษ ซึ่งเป็นกระบวนการกำจัดฟอสฟอรัสแบบดีไนตริไฟติ้ง (DPR) ด้วยเช่นกัน เมื่อเปรียบเทียบกับกระบวนการบำบัดน้ำเสียแบบดั้งเดิม กระบวนการ DPR สามารถประหยัดแหล่งคาร์บอนอินทรีย์และลดการใช้ออกซิเจนได้ จาง หยงเฉิง [6] และคณะ พัฒนาเครื่องปฏิกรณ์ไบโอฟิล์มแบบไหลต่อเนื่อง- และผลลัพธ์ที่ได้แสดงให้เห็นว่าที่อุณหภูมิ 20 องศา ความเข้มข้นของ DO อยู่ที่ 5.5 มก./ลิตร ปริมาณ 2.2 กก./(ลบ.ม.·d) และสภาวะการเติมอากาศเป็นระยะ ๆ แบบไร้อากาศ 3 ชม./แอโรบิก 6 ชม. ความเข้มข้นเฉลี่ยของ COD และฟอสฟอรัสในน้ำทิ้งคือ 76 มก./ลิตร และ 0.67 มก./ลิตร โดยมีอัตราการกำจัดออก 72.9% และ 78.5% ตามลำดับ

อย่างไรก็ตาม สำหรับระบบ-ฟิล์มไฮบริด AM-AAO ของตะกอน มีความสัมพันธ์ที่ซับซ้อนระหว่างตะกอนตกตะกอนแขวนลอยกับฟิล์มชีวภาพที่ติดอยู่ การศึกษาก่อนหน้านี้ได้มุ่งเน้นไปที่หลักปฏิบัติทางวิศวกรรม เช่น การเสนอราคาและการสร้างโรงบำบัดน้ำเสียขึ้นใหม่ แต่มีการศึกษาเพียงเล็กน้อยเกี่ยวกับการไนตริฟิเคชันแบบซิงโครนัสและ DPR เพื่อปรับปรุงการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสในระบบ-ตะกอนไหล-ฟิล์มไฮบริด AM-AAO อย่างต่อเนื่อง และความเสถียรของประสิทธิภาพการกำจัดมลพิษของกระบวนการนี้ผ่านเทคโนโลยี DPR ก็เป็นหนึ่งในปัญหาเช่นกัน

การศึกษานี้ได้ปรับกลยุทธ์-การเริ่มต้นและการดำเนินงานของกระบวนการ-การไหลแบบต่อเนื่อง (AAO) และ-ตะกอนการไหลแบบต่อเนื่อง-กระบวนการแบบฟิล์มไฮบริด (AM-AAO) โดยมุ่งเน้นที่การตรวจสอบผลกระทบของอัตราการเติมอากาศ ปริมาณของสารตัวเติม เวลากักเก็บไฮดรอลิก (HRT) อัตราส่วนกรดไหลย้อนของไนตริฟิเคชัน อัตราส่วน C/N ที่มีอิทธิพล และอุณหภูมิใน-ไนโตรเจนในระยะยาวและ ประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัสของกระบวนการ AM-MBBR และประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัสแบบดีไนตริไฟอิงในถังที่เป็นพิษ ในเวลาเดียวกัน ได้ทำการศึกษาการสืบทอดของชุมชนจุลินทรีย์และกฎการเปลี่ยนแปลงของชุมชนจุลินทรีย์เชิงหน้าที่ในตะกอนเร่งและแผ่นชีวะ

1 วัสดุและวิธีการ

1.1 อุปกรณ์ทดลองและพารามิเตอร์การทำงาน

มีการใช้อุปกรณ์ปฏิกิริยา AAO แบบไหลต่อเนื่อง- (รูปที่ 1) ในการศึกษานี้ ทำจากแก้วออร์แกนิก มีทั้งหมด 7 ช่อง โดยแต่ละช่องมีขนาด 10 ซม. × 10 ซม. × 40 ซม. ปริมาตรใช้งานคือ 21 ลิตร และอัตราส่วนปริมาตรของถังปฏิกิริยาแต่ละถังเป็นแบบไม่ใช้ออกซิเจน: ปราศจากออกซิเจน: แอโรบิก=2:2:3 การกวนเชิงกลถูกนำมาใช้ในถังไร้ออกซิเจนและถังไร้ออกซิเจน ถังแอโรบิกใช้หัวทรายเติมอากาศเป็นเครื่องเติมอากาศ-ที่มีรูพรุนขนาดเล็ก และแรงภายนอกสำหรับการผสมน้ำตะกอน- และอัตราการเติมอากาศจะถูกควบคุมโดยเครื่องวัดการไหลของก๊าซ ความเข้มข้นของ DO ในถังแอโรบิกของเครื่องปฏิกรณ์ถูกควบคุมที่ 2~3 มก./ลิตร ถังตกตะกอนทุติยภูมิเป็นกระบอกสูบที่มีปริมาตรการทำงานประมาณ 40 ลิตร เวลากักเก็บตะกอน (SRT) คือ 40 วัน และอัตราส่วนการไหลย้อนของตะกอนคือ 50% เครื่องปฏิกรณ์ทำงานเป็นเวลาทั้งหมด 263 วัน (แบ่งออกเป็น 6 ขั้นตอนการทำงาน) และตัวเติมโพลีเอทิลีนถูกเติมลงในถังที่เป็นพิษโดยเริ่มตั้งแต่วันที่ 159 เพื่อทำงานในโหมด AM-AAO เงื่อนไขการทำงานเฉพาะแสดงไว้ในตารางที่ 1

(รูปที่ 1 แผนผังของ AM-อุปกรณ์ในกระบวนการ AAO: รูปภาพประกอบด้วยถังน้ำเข้า ปั๊มรีดท่อ ถังไร้ออกซิเจน ถังไร้ออกซิเจน ถังเติมออกซิเจน ถังตกตะกอน ถังน้ำออก รวมถึงการไหลย้อนภายใน ท่อส่งตะกอนไหลย้อน และวาล์วระบายน้ำ)

ตารางที่ 1 ประเภทระบบกระบวนการและพารามิเตอร์การทำงาน

1.2 ตะกอนจุลินทรีย์และคุณภาพน้ำที่ไหลเข้า

ตะกอนที่ฉีดวัคซีนในการทดลองนี้นำมาจากตะกอนส่วนเกินที่ปล่อยออกจากถังตกตะกอนรองของโรงบำบัดน้ำเสีย หลังการเพาะเชื้อ ความเข้มข้นของตะกอน (MLSS) ในเครื่องปฏิกรณ์คือ 2.3 กรัม/ลิตร และของแข็งระเหยง่ายของตะกอน (MLVSS) เท่ากับ 2.1 กรัม/ลิตร

อิทธิพลของเครื่องปฏิกรณ์คือน้ำเสียในครัวเรือนจริงจากร้านอาหาร ซึ่งถูกเพิ่มเข้าไปในเครื่องปฏิกรณ์หลังจากกรองสิ่งเจือปนผ่านตะแกรงกรอง มลพิษรวมถึง NH₄⁺-N (35.0456.54 มก./ลิตร), NO₂⁻-N (00.42 มก./ลิตร), NO₃⁻-N (00.05 มก./ลิตร), COD (362.1605.1 มก./ลิตร) และ PO₄³⁻-P (1~5.08 มก./ลิตร)

1.3 รายการการตรวจจับและวิธีการวิเคราะห์

1.3.1 วิธีการตรวจจับตามปกติ

ตะกอน-เก็บตัวอย่างน้ำจากถังบำบัดน้ำเสียแบบไม่ใช้ออกซิเจน ถังปราศจากออกซิเจน ถังออกซิเจน ถังตกตะกอน และน้ำทิ้ง และกรองด้วยกระดาษกรอง 0.45 ไมโครเมตร NH₄⁺-N ถูกกำหนดโดยสเปกโตรโฟโตมิเตอร์ของ Nessler NO₂⁻-N ถูกกำหนดโดยโฟโตเมทรี N-(1-naphthyl) เอทิลีนไดเอมีน; NO₃⁻-N ถูกกำหนดโดยอัลตราไวโอเลตสเปกโตรโฟโตเมทรี COD ถูกกำหนดโดยเครื่องตรวจจับแบบรวดเร็วหลายพารามิเตอร์ Lianhua 5B-3A COD pH/DO และอุณหภูมิถูกกำหนดโดยเครื่องตรวจจับ WTW Multi3620; MLSS ถูกกำหนดโดยวิธีกราวิเมตริก MLVSS ถูกกำหนดโดยวิธีลดน้ำหนักด้วยการเผาไหม้ของเตาเผาแบบ muffle [7]

1.3.2 การสกัดและการตรวจหาสารโพลีเมอร์นอกเซลล์

สารโพลีเมอร์นอกเซลล์ (EPS) ถือว่าประกอบด้วยโพลีแซ็กคาไรด์ (PS) โปรตีน (PN) และกรดฮิวมิก (HA) EPS สามประเภท ได้แก่ สารโพลีเมอร์นอกเซลล์ที่ละลายได้ (S-EPS) สารโพลีเมอร์นอกเซลล์ที่ถูกยึดอย่างหลวม (LB-EPS) และสารโพลีเมอร์ที่อยู่นอกเซลล์ที่ถูกยึดแน่น (TB-EPS) ถูกแยกและสกัด วิธีการตรวจวัดของ PS คือวิธีแอนโธรนของกรดซัลฟิวริก- และวิธีการตรวจวัดของ PN และ HA ได้รับการดัดแปลงโฟลิน-วิธีโลว์รี [7]

1.3.3 วิธีการคำนวณอัตราการกำจัดมลพิษ

อัตราการกำจัดสารมลพิษ (SRE) ใช้เพื่อระบุลักษณะเฉพาะของการกำจัดสารมลพิษโดยรวมของระบบกระบวนการ AM-AAO ในบรรดาสิ่งเหล่านั้น Sinf และ Seff คือความเข้มข้นของสารมลพิษที่ไหลเข้าและน้ำทิ้ง ตามลำดับ ซึ่งสามารถแสดงถึงความเข้มข้นมวลของสารมลพิษ เช่น NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, COD และ PO₄³⁻-P ในน้ำที่ไหลเข้าและน้ำทิ้ง มิลลิกรัม/ลิตร

1.3.4 วิธีจัดลำดับปริมาณงานสูง

ใช้วิธีการจัดลำดับปริมาณงานสูง-ของอิลลูมินา ตัวอย่างตะกอนจากถังไร้ออกซิเจน ถังไร้ออกซิเจน และถังแอโรบิกในวันที่ 1, 110, 194 และ 237 ถูกรวบรวมและตั้งชื่อเป็นกลุ่ม D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), กลุ่ม D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), กลุ่ม D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) และหมู่ D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O) ตามลำดับ; เก็บตัวอย่างตะกอนไบโอฟิล์มในวันที่ 194 และ 237 และตั้งชื่อเป็น M194 และ M237 ตามลำดับ มีการวิเคราะห์ตัวอย่างตะกอนทั้งหมด 14 ตัวอย่างสำหรับการเปลี่ยนแปลงในชุมชนจุลินทรีย์ สกัด DNA โดยใช้ชุด Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA) บริเวณ V3-V4 ของยีน 16S rRNA ของแบคทีเรียถูกขยายด้วยไพรเมอร์ 338F/806R แอมพลิคอนบริสุทธิ์ถูกจัดลำดับบนแพลตฟอร์ม Illumina MiSeq PE300 (อิลลูมินา, สหรัฐอเมริกา) โดย Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (เซี่ยงไฮ้, จีน) [7]

2 ผลลัพธ์และการสนทนา

2.1 กฎการกำจัดมลพิษระยะยาว-ในกระบวนการ AAO และ AM-AAO

การกำจัดสารมลพิษ-ในระยะยาวในระหว่างการทำงานของกระบวนการ AAO ที่ไหลต่อเนื่อง- (ระยะที่ 13) และกระบวนการ AM-AAO ที่มีการเติมสารตัวเติมโพลีเอทิลีนแบบแขวนลอย (ระยะที่ 46) แสดงในรูปที่ 2

ในระยะที่ 1 (1~45 วัน) ปริมาณการปลดปล่อย PO₄³⁻-P (PRA) ในถังไร้ออกซิเจน PO₄³⁻-ปริมาณการดูดซึม P ในถังที่ไม่เป็นพิษ (PUAA) และ PO₄³⁻-ปริมาณการดูดซึม P ในถังที่ใช้ออกซิเจน (PUAO) คือ 66.06 มก., 14.22 มก. และ 87.81 มก. ตามลำดับ และกระบวนการดูดซึมฟอสฟอรัสส่วนใหญ่ทำได้ในถังแอโรบิก อัตราการกำจัด NH₄⁺-N และไนโตรเจนอนินทรีย์ทั้งหมด (TIN) อยู่ที่ 92.85% และ 86.37% ตามลำดับ เพื่อให้มั่นใจถึงผลดีไนตริฟิเคชั่น หลังจาก-ปรับแต่งการเติมอากาศอย่างละเอียด (DO=2~3 มก./ลิตร) ผลการกำจัด NH₄⁺-N เพิ่มขึ้นเป็น 98.68% และความเข้มข้นของ TIN ของน้ำทิ้งและอัตราการกำจัดอยู่ที่ 1.75 มก./ลิตร และ 95.75% ตามลำดับ ซึ่งบ่งชี้ว่าการปรับ DO อย่างเหมาะสมเอื้อต่อกระบวนการไนตริฟิเคชันและดีไนตริฟิเคชัน ผลการกำจัดซีโอดีในถังไร้อากาศลดลง (91.60%) นอกจากนี้ การปรับ-อย่างละเอียดของ DO ไม่มีผลกระทบต่อ PO₄³⁻-P ของเสีย โดยมีค่าเฉลี่ย 0.47 มก./ลิตร ซึ่งสอดคล้องกับข้อสรุปของ Yang Sijing และคณะ [8].

ในระยะที่ 2 (46~120 วัน) หลังจากปรับ HRT=8 ชั่วโมง ประสิทธิภาพการกำจัด COD มีความผันผวนเล็กน้อย ค่าสูงสุดของ PRA, PUAA และ PUAO อยู่ที่ 148.01 มก., 81.95 มก. และ 114.15 มก. ซึ่งบ่งชี้ว่าการเพิ่มขึ้นของการไหลที่ไหลเข้าไม่ส่งผลต่อการกำจัดฟอสฟอรัส และรักษาประสิทธิภาพการกำจัด NH₄⁺-N และ TIN ไว้ในระดับสูง ในวันที่ 72 อัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชันเพิ่มขึ้นเป็น 300% และ 400% การเพิ่มขึ้นของอัตราส่วนกรดไหลย้อนทำให้ผลการกำจัด TIN ลดลง โดยมีอัตราการกำจัด 80.37% (300%) และ 68.68% (400%) ตามลำดับ ตั้งแต่วันที่ 108 ถึง 120 อัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชั่นถูกกำหนดให้เป็น 250% ปริมาณการกำจัด COD ในถังไร้ออกซิเจนที่อัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชั่นที่ 250% (127.1 มก./ลิตร) สูงกว่าหรือเท่ากับปริมาณของปริมาณอื่นๆ (86.2 มก./ลิตร 124.7 มก./ลิตร และ 128.0 มก./ลิตร สำหรับ 200%, 300% และ 400% ตามลำดับ); ความเข้มข้นของฟอสฟอรัสของน้ำทิ้งที่สอดคล้องกับอัตราส่วนกรดไหลย้อนที่แตกต่างกันคือ 0.52 มก./ลิตร, 0.35 มก./ลิตร และ 0.06 มก./ลิตร ซึ่งบ่งชี้ว่าการเพิ่มอัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชันในช่วงที่กำหนดสามารถส่งเสริมการกำจัดฟอสฟอรัสได้ นอกจากนี้ อัตราส่วนการไหลย้อนที่ 250% มีประสิทธิภาพในการดีไนตริฟิเคชั่นที่ดี โดยมีอัตราการกำจัด TIN ที่ 86.86%

ในระยะที่ 3 (121~158 วัน) อัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชั่นได้รับการแก้ไขที่ 250% ในวันที่ 131 การไหลของน้ำที่ไหลเข้าเพิ่มขึ้นเป็น 5 ลิตร/ชม. ผลการกำจัดซีโอดีและฟอสฟอรัสลดลง และความเข้มข้นของน้ำทิ้งอยู่ที่ 73.3 มก./ลิตร และ 3.92 มก./ลิตร ตามลำดับ ซึ่งบ่งชี้ว่าการเพิ่มขึ้นของการไหลที่ไหลเข้าส่งผลให้ซีโอดีถูกระบายออกมากขึ้นโดยไม่ต้องบำบัด นอกจากนี้ อัตราการกำจัด NH₄⁺-N และ TIN สูงสุดคือ 93.82% และ 79.12% ตามลำดับ ซึ่ง NO₃⁻-N กลายเป็นมลพิษหลักในน้ำทิ้ง (4.70 มก./ลิตร) ในวันที่ 139 การไหลที่ไหลเข้าลดลงเหลือ 4 ลิตร/ชม. ค่า COD ของน้ำทิ้งและอัตราการกำจัดอยู่ที่ 55.7 มก./ลิตร และ 85.97% ตามลำดับ ซึ่งสูงกว่าประสิทธิภาพการกำจัดคาร์บอนที่ HRT=5.6 ชั่วโมง ซึ่งบ่งชี้ว่าการลดลงของ HRT อาจส่งผลให้ผลการกำจัด COD ลดลง นอกจากนี้ อัตราการกำจัดสูงสุดของ NH₄⁺-N และ TIN คือ 100% และ 97.41% ซึ่งบ่งชี้ว่าการปรับ HRT ช่วยส่งเสริมการเกิดไนตริฟิเคชันและดีไนตริฟิเคชัน แต่ HRT ที่สั้นเกินไปอาจส่งผลให้ผลดีไนตริฟิเคชั่นลดลง ดังนั้น เมื่อ HRT=7 ชม. ก็เพียงพอแล้วสำหรับปฏิกิริยาในแต่ละถังที่จะดำเนินต่อไปอย่างเต็มที่ และการเพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญใน HRT มีผลส่งเสริมเพียงเล็กน้อยต่อผลดีไนตริฟิเคชัน

ในวันที่ 159 สารตัวเติมโพลีเอทิลีนแขวนลอย 20% ถูกเติมไปยังถังที่เป็นพิษของกระบวนการ AAO ในระยะที่ 4 (159~209 วัน) ประสิทธิภาพการกำจัด COD และ PO₄³⁻- P ได้รับการปรับปรุง เริ่มตั้งแต่วันที่ 172 ความเข้มข้นของ NH₄⁺-N ที่มีอิทธิพลเพิ่มขึ้นเป็น 64.17 มก./ลิตร (C/N=8.59) ค่า COD ของน้ำทิ้งและอัตราการกำจัดคือ 77.7 มก./ลิตร และ 86.06% ตามลำดับ สาเหตุอาจเป็นเพราะแผ่นชีวะเติบโตช้า และตะกอนเร่งมีส่วนสำคัญในการกำจัดซีโอดีส่วนใหญ่ สารตัวเติมที่ถูกระงับทำให้อัตราการกำจัด PO₄³⁻- P เพิ่มขึ้น 1.18% อย่างไรก็ตาม การเพิ่มขึ้นของ NH₄⁺-N ที่มีอิทธิพลในถังที่เป็นพิษทำให้เกิดความต้องการแหล่งคาร์บอนมากขึ้นสำหรับกระบวนการดีไนตริฟิเคชันของ NO₃⁻-N ซึ่งไม่เอื้อต่อการปล่อยฟอสฟอรัสและการดูดซึมของ PAO ในเวลาเดียวกัน การดำเนินการนี้ไม่ได้ลด NO₃⁻-N อย่างสมบูรณ์ และความเข้มข้นของน้ำทิ้งขั้นต่ำคือ 7.30 มก./ลิตร ในวันที่ 185 เปลี่ยน HRT เป็น 5.6 ชั่วโมง พบว่าผลการกำจัด COD มีความผันผวนเล็กน้อย โดยมีอัตราการกำจัด 86.05%; ความเข้มข้นของน้ำทิ้ง PO₄³⁻-P เพิ่มขึ้น 0.05 มก./ลิตร พร้อมด้วย PUAA ที่เพิ่มขึ้น (จาก 13.02 มก. เป็น 18.90 มก.) ซึ่งบ่งชี้ว่าตะกอนและฟิล์มชีวะทำงานร่วมกันอย่างมีประสิทธิภาพในการกำจัดฟอสฟอรัส นอกจากนี้ ความเข้มข้นของน้ำทิ้ง NH₄⁺-N, NO₃⁻-N และ TIN อยู่ที่ 10.23 มก./ลิตร, 6.52 มก./ลิตร และ 16.82 มก./ลิตร ตามลำดับ ซึ่งบ่งชี้ว่าการลดลงของ HRT จะส่งผลให้ผลการกำจัด NH₄⁺-N และ TIN ลดลง ในวันที่ 195 HRT ถูกปรับกลับเป็น 7 ชั่วโมง และในเวลานี้ ปริมาณสารมลพิษในน้ำทิ้งลดลง และประสิทธิภาพในการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัส และอินทรียวัตถุของระบบค่อยๆ กลับคืนมา

ในระยะที่ 5 (210~240 วัน) ความเข้มข้นของ NH₄⁺-N ที่มีอิทธิพลเพิ่มขึ้นเป็น 84.06 มก./ลิตร (C/N=6.28) และตะกอนเร่งยังคงมีส่วนสนับสนุนหลักในการกำจัดอินทรียวัตถุ การเพิ่มขึ้นของ NH₄⁺-N มีผลเพียงเล็กน้อยต่อการกำจัด COD สัดส่วนของการดูดซึมซีโอดีในถังไร้อากาศคือ 68.02% และอินทรียวัตถุส่วนใหญ่ถูกดูดซับโดย PAO ในถังไร้ออกซิเจนและสังเคราะห์เป็นแหล่งคาร์บอนภายใน (PHA) และการปล่อยฟอสฟอรัสแบบไม่ใช้ออกซิเจนก็เสร็จสมบูรณ์อย่างสมบูรณ์ [9] PRA สูงสุดคือ 72.75 มก. และ PUAA และ PUAO อยู่ที่ 35.82 มก./ลิตร และ 48.20 มก./ลิตร ตามลำดับ แต่ส่วนสำคัญในการดูดซึมฟอสฟอรัสยังคงมาจากถังแอโรบิก ในวันที่ 221 อัตราส่วนการบรรจุเพิ่มขึ้นเป็น 30% และความเข้มข้นของน้ำทิ้ง NH₄⁺-N และ TIN ลดลง 4.49 มก./ลิตร และ 5.16 มก./ลิตร ตามลำดับ ในจำนวนนี้ NH₄⁺-N และ NO₃⁻-N คิดเป็น 70.11% และ 28.75% ของ TIN ของเสียตามลำดับ ในวันที่ 231 ความเข้มข้นของ NH₄⁺-N ที่มีอิทธิพลถูกปรับเป็น 66.34 มก./ลิตร และประสิทธิภาพการกำจัดมลพิษของระบบโดยพื้นฐานแล้วมีเสถียรภาพ

ในระยะที่ 6 (241~263 วัน) อุณหภูมิของเครื่องปฏิกรณ์ได้รับการควบคุมอุณหภูมิเพื่อสำรวจผลกระทบที่มีต่อการกำจัดมลพิษ ในวันที่ 241 อุณหภูมิลดลงเหลือ 18 องศา อัตราการกำจัดซีโอดีลดลงเหลือ 84.37% แต่กฎการเปลี่ยนแปลงซีโอดีไม่เปลี่ยนแปลงเนื่องจากอุณหภูมิลดลง สัดส่วนการกำจัดในถังไร้ออกซิเจนสูงที่สุด 62.02% กระบวนการกำจัดฟอสฟอรัสแบบดีไนตริฟายเออร์ในถังไร้ออกซิเจนใช้ 26.72% ของ COD ความเข้มข้น NO₃⁻-N ในน้ำทิ้งของถังแอโรบิกคือ 10.44 มก./ลิตร และ NH₄⁺-N ยังคงอยู่ 8.50 มก./ลิตร นอกจากนี้ PRA ยังได้รับผลกระทบจากอุณหภูมิน้อยลง แต่ประสิทธิภาพการดูดซึมฟอสฟอรัสของถังแอนซิกลดลง โดย PUAA เพียง 19.77 มก. และฟอสฟอรัสถูกกำจัดออกไป 3.94 มก./ลิตร ในถังแอโรบิก PAO ที่เป็นโรคจิตส่วนใหญ่ดำเนินการกระบวนการดูดซึมฟอสฟอรัสแบบแอโรบิก [10] เมื่ออุณหภูมิลดลงอีกเป็น 13 องศา อัตราการกำจัด NH₄⁺-N และ TIN ลดลง 6.38% และ 6.25% ตามลำดับ ในเวลาเดียวกัน PUAA และ PUAO ลดลง 7.77 มก. และ 15.00 มก. ตามลำดับ ซึ่งอาจเกี่ยวข้องกับกิจกรรมของจุลินทรีย์ที่ลดลงและการเจริญเติบโตและความสามารถในการเผาผลาญที่เกิดจากอุณหภูมิที่ลดลง จิน ยู [11] พบว่าเมื่ออุณหภูมิต่ำกว่า 14 องศา เป็นการยากที่จะรับประกันความเข้มข้นของมลพิษจากน้ำทิ้งของระบบ

(รูปที่ 2 การกำจัดสารมลพิษใน AAO และ AM-กระบวนการ AAO ในระหว่างการดำเนินการระยะยาว-: รวมถึง (c) เส้นโค้งของ NH₄⁺-ความเข้มข้นของ N และอัตราการกำจัดที่เปลี่ยนแปลงไปตามวันทำการ (d) เส้นโค้งของความเข้มข้น NOₓ⁻-N ที่เปลี่ยนแปลงตามวันทำการ (e) เส้นโค้งของอัตราการกำจัด TIN เปลี่ยนแปลงตามวันทำการ แกนนอนคือวันดำเนินการ (0~260 d) และแกนตั้งคือ ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) และอัตราการกำจัด/% ตามลำดับ แต่ละขั้นตอนการดำเนินการจะถูกทำเครื่องหมายไว้บนเส้นโค้ง)

2.2 กฎการเปลี่ยนแปลงสารมลพิษในวงจรทั่วไปของกระบวนการ AAO และ AM-AAO

เพื่อสำรวจเพิ่มเติมเกี่ยวกับกลไกการกำจัดสารมลพิษของกระบวนการ AAO และ AM-AAO ได้มีการวิเคราะห์การเปลี่ยนแปลงความเข้มข้นของสารมลพิษในรอบปกติของขั้นตอนการทำงานที่แตกต่างกัน ดังแสดงในรูปที่ 3

ในวันที่ 42 (ระยะที่ 1) กระบวนการ AAO มีประสิทธิภาพในการดีไนตริฟิเคชั่นและการกำจัดฟอสฟอรัสที่ดี อย่างไรก็ตาม ค่า COD ที่มีอิทธิพลสูงไม่ได้ปรับปรุงประสิทธิภาพการปล่อยฟอสฟอรัส และ PRA อยู่ที่ 9.13 มก./ลิตรในขณะนี้ นอกจากนี้ NH₄⁺-N ยังถูกใช้ไปล่วงหน้าเมื่อเข้าสู่ถังที่เป็นพิษ จากนั้นถังที่เป็นพิษจะลด NO₃⁻-N ที่สร้างขึ้นเป็น N₂; อย่างไรก็ตาม ถังแอโรบิกกำจัด NH₄⁺-N เพียง 3.52 มก./ลิตร ซึ่งอาจเนื่องมาจาก HRT ที่ยาวในระยะที่ 1 ส่งผลให้ DO กลับคืนสู่ถังที่ปราศจากออกซิเจนเพิ่มขึ้น และ NH₄⁺-N ส่วนใหญ่ได้ไนตริฟิเคชั่นในถังที่ปราศจากออกซิเจน ส่งผลให้ความเข้มข้นต่ำเข้าสู่ถังแอโรบิก

ในวันที่ 118 (ระยะที่ 2) เมื่อค่า COD ที่มีอิทธิพลลดลง ประสิทธิภาพการปลดปล่อยฟอสฟอรัสและการแยกไนตริฟิเคชันก็ลดลง ความเข้มข้นของการปลดปล่อยฟอสฟอรัสในถังไร้ออกซิเจนคือ 5.91 มก./ลิตร และความเข้มข้น NO₃⁻-N ในน้ำทิ้งของถังแอโรบิกคือ 8.20 มก./ลิตร ความเข้มข้นของ PO₄³⁻-P ในถังที่ปราศจากออกซิเจนลดลงเหลือ 2.78 มก./ลิตร ซึ่งบ่งชี้ว่า PO₄³⁻-P ถูกกำจัดออกไปในถังที่ปราศจากออกซิเจน นอกจากนี้ อัตราส่วนกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชั่นได้รับการแก้ไขที่ 250% ในขณะนี้ เมื่อเปรียบเทียบกับอัตราส่วนกรดไหลย้อนที่ 300% และ 400% ประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสและการกำจัดสารอินทรีย์ของกระบวนการได้รับการปรับปรุงให้ดีขึ้น ซึ่งบ่งชี้ว่าการเพิ่มกรดไหลย้อนของของเหลวไนตริฟิเคชันในช่วงที่กำหนดสามารถเพิ่มประสิทธิภาพในการกำจัดมลพิษได้

ในวันที่ 207 (ระยะที่ 4) หลังจากปรับค่าที่มีอิทธิพล NH₄⁺-N และ HRT ในกระบวนการ AM-AAO อัตราการกำจัด COD อยู่ที่ 86.15%; ถังแอโรบิกกำจัด NH₄⁺-N ออก 13.34 มก./ลิตร ความเข้มข้นของ TIN ที่เหลือคือ 7.51 มก./ลิตร และเกิด NO₃⁻-N 4.39 มก./ลิตร และ NO₃⁻-N กลายเป็นมลพิษหลักในน้ำทิ้ง ไม่มีความแตกต่างอย่างมีนัยสำคัญในการกำจัดฟอสฟอรัสระหว่างถังแอนซิกและถังแอโรบิก นอกจากนี้ การเพิ่ม NH₄⁺-N ที่มีอิทธิพลไม่ได้ส่งผลกระทบต่อไนตริฟิเคชัน แต่การเพิ่มขึ้นของความเข้มข้นของ TIN ที่มีอิทธิพลนั้นลดประสิทธิภาพในการดีไนตริฟิเคชันของกระบวนการ AM-AAO ซึ่งส่งผลต่อการกำจัด TIN

ในวันที่ 262 (ระยะที่ 6) อุณหภูมิเครื่องปฏิกรณ์อยู่ที่ 13 องศา และอัตราการกำจัด COD อยู่ที่ 83.67% ในขณะนี้ ในเวลาเดียวกัน มีการปล่อยฟอสฟอรัส 6.95 มก./ลิตรในถังไร้ออกซิเจน NH₄⁺-N 20.22 มก./ลิตร ถูกใช้โดยถังที่เป็นพิษและดำเนินการดีไนตริฟิเคชั่น และความเข้มข้นของ NO₃⁻-N ในน้ำทิ้งของถังที่เป็นพิษคือ 5.07 มก./ลิตร; ถังแอโรบิกมีการสูญเสีย TIN 1.32 มก./ลิตร อัตราการกำจัด TIN อยู่ที่ 77.00% และ TIN ของเสียมี NH₄⁺-N 11.24 มก./ลิตร ซึ่งบ่งชี้ว่าอุณหภูมิต่ำลดการทำงานของแบคทีเรียไนตริไฟนิ่งและแบคทีเรียดีไนตริไฟอิง ส่งผลให้การกำจัดมลพิษในน้ำเสียไม่สมบูรณ์ นอกจากนี้ PRA ลดลงเหลือ 6.95 มก./ลิตร และประสิทธิภาพการดูดซึมฟอสฟอรัสของถังอะโนซิกและถังแอโรบิกลดลงเหลือ 2.41 มก./ลิตร และ 3.61 มก./ลิตร ตามลำดับ ซึ่งบ่งชี้ว่าอุณหภูมิเครื่องปฏิกรณ์ที่ลดลงยับยั้งประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัสของ PAO ส่งผลให้ PRA ในถังไร้ออกซิเจนลดลงและความเข้มข้นของฟอสฟอรัสที่ไหลออกสูง

(รูปที่ 3 การเปลี่ยนแปลงของสารปนเปื้อนในรอบปกติ: รวมถึง (a) วันที่ 42 ของกระบวนการ AAO (b) วันที่ 118 ของกระบวนการ AAO (c) วันที่ 207 ของกระบวนการ AM-กระบวนการ AAO (d) กราฟความเข้มข้นของสารมลพิษเปลี่ยนแปลงในวันที่ 262 ของกระบวนการ AM-AAO แกนนอนคือกระบวนการเกิดปฏิกิริยา และแกนตั้งคือความเข้มข้น (มก./ลิตร) ของสารก่อมลพิษแต่ละตัว (COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 การเปลี่ยนแปลงองค์ประกอบและเนื้อหาของสารโพลีเมอร์ภายนอกเซลล์ (EPS) ในกระบวนการ AAO และ AM-AAO

ในระหว่างการทดลอง การเปลี่ยนแปลงในองค์ประกอบและเนื้อหาของ EPS ในวันที่ 101 (กระบวนการ AAO) และวันที่ 255 (กระบวนการ AM-AAO) ได้รับการพิจารณาและวิเคราะห์ ดังแสดงในรูปที่ 4 โดยรวมแล้ว เนื้อหา EPS ทั้งหมดในวันที่ 101 และ 255 สามารถเป็นผลมาจากการเพิ่มขึ้นของเนื้อหา TB-EPS และ PN และ PS ถือเป็นส่วนหลักของ TB-EPS; ในวันที่ 101 ปริมาณ EPS ทั้งหมดในถังแอนแอโรบิก ถังแอนซิก และถังแอโรบิกมีแนวโน้มเพิ่มขึ้น (0.12 มก./gVSS, 0.29 มก./gVSS และ 0.37 มก./gVSS ตามลำดับ); ในหมู่พวกเขา ปริมาณ EPS เพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญในระหว่างขั้นตอนการไนตริฟิเคชัน ซึ่งอาจเนื่องมาจากการเผาผลาญของจุลินทรีย์ภายในเมื่อระบบทำงานภายใต้สภาวะคาร์บอนสูง-ต่อ-อัตราส่วนไนโตรเจน (C/N=5.9) [12] อย่างไรก็ตาม TB-EPS มีบทบาทเชิงบวกในการก่อตัวของตะกอน flocs ในขณะที่ S-EPS และ LB-EPS มีผลกระทบเชิงลบ [8]; ในการทดลองนี้ ปริมาณของ S-EPS และ LB-EPS ค่อนข้างต่ำ ซึ่งสร้างเงื่อนไขสำหรับการเติบโตของตะกอน ในระบบฟิล์มไฮบริด-ตะกอนไหลต่อเนื่อง- บทบาทของตะกอนตกตะกอนไม่สามารถถูกแทนที่ได้ [2]

นอกจากนี้ กฎการเปลี่ยนแปลงของ PN/PS ในชั้นตะกอนที่แตกต่างกันในแต่ละถังปฏิกิริยาก็แตกต่างกัน PN ในแต่ละถังปฏิกิริยาจะสูงกว่า PS เสมอ ในวันที่ 101 อัตราส่วน PN/PS ใน S-EPS, LB-EPS และ TB-EPS ของตะกอนคือ 0.06, 1.62 และ 2.67 ตามลำดับ ในขณะที่ในวันที่ 255 อยู่ที่ 0.03, 1.30 และ 3.27 ซึ่งบ่งชี้ว่าอัตราส่วน PN/PS แสดงแนวโน้มที่เพิ่มขึ้นจากชั้นนอกถึง ชั้นในของเซลล์ตะกอน อย่างไรก็ตาม เมื่ออุณหภูมิเครื่องปฏิกรณ์ลดลงเหลือ 13 องศา ปริมาณ EPS ทั้งหมดในถังทั้งสามถังมีแนวโน้มเพิ่มขึ้น (0.28 มก./gVSS, 0.41 มก./gVSS และ 0.63 มก./gVSS ตามลำดับ) สาเหตุอาจเป็นเพราะจุลินทรีย์ที่ไม่สามารถปรับตัวเข้ากับอุณหภูมิต่ำตายหรือถูกสลายอัตโนมัติ และจุลินทรีย์ที่ตายแล้วเหล่านี้ปล่อย EPS ออกมา ส่งผลให้ปริมาณตะกอนของ EPS เพิ่มขึ้น หรืออุณหภูมิต่ำทำให้จุลินทรีย์ไซโครฟิลิกบางตัวหลั่ง EPS มากขึ้นเพื่อปรับให้เข้ากับอุณหภูมิที่ลดลงในเครื่องปฏิกรณ์ [13]

(รูปที่ 4 การเปลี่ยนแปลงเนื้อหาและองค์ประกอบของ EPS ในวันที่ 101 (กระบวนการ AAO) และวันที่ 255 (กระบวนการ AM-AAO): ด้านซ้ายคือกระบวนการ AAO และด้านขวาคือกระบวนการ AM-AAO แกนนอนคือถังปฏิกิริยา (สิ้นสุดของแอนแอโรบิก สิ้นสุดของแอนซิก สิ้นสุดของแอโรบิก) และประเภท EPS (S, LB, TB) แกนแนวตั้งด้านซ้ายคือเนื้อหา EPS (mg·gVSS⁻¹) และแกนตั้งด้านขวาคืออัตราส่วน PN/PS ซึ่งรวมฮิสโตแกรมของเนื้อหา PN, PS และ EPS ทั้งหมด และแผนภูมิเส้นของอัตราส่วน PN/PS)

2.4 กฎการสืบทอดชุมชนแบบไดนามิกของความหลากหลายของจุลินทรีย์และประชากร

ผลการจัดลำดับปริมาณงานสูง-แสดงให้เห็นว่าจำนวนลำดับของตัวอย่างตะกอน 14 ตัวอย่างคือ 1,027,419 และจำนวนลำดับ OTU ของแต่ละตัวอย่างแสดงอยู่ในตารางที่ 2 ความครอบคลุมของกลุ่มตัวอย่างสูงกว่า 0.995 ซึ่งบ่งชี้ว่าผลลัพธ์การจัดลำดับมีความแม่นยำสูง กลุ่ม D01 อธิบายโครงสร้างชุมชนจุลินทรีย์เริ่มต้น โดยมีดัชนี Ace สูง ซึ่งบ่งชี้ว่ากากตะกอนมีความสมบูรณ์ของสายพันธุ์จุลินทรีย์สูงในช่วงเริ่มต้น-ของระบบ ด้วยการเปลี่ยนแปลงของระบบจากกระบวนการ AAO เป็น AM-AAO ดัชนี Ace ลดลง และความสมบูรณ์ของชุมชนจุลินทรีย์ในระบบ AM-AAO ก็ลดลง นอกจากนี้ดัชนีซิมป์สันยังลดลง ซึ่งบ่งชี้ว่าความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ลดลง จากการเปลี่ยนแปลงของดัชนี Ace จำนวนสปีชีส์ทั้งหมดในชุมชนจุลินทรีย์ของฟิล์มชีวะถังที่ไม่เป็นพิษมีแนวโน้มลดลง การลดลงของดัชนีแชนนอนพิสูจน์ให้เห็นว่าความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ในแผ่นชีวะลดลง

ตารางที่ 2 การเปลี่ยนแปลงของดัชนีความหลากหลายของจุลินทรีย์

The main phyla with relative abundance >10% ใน 14 ตัวอย่างถูกวิเคราะห์ (รูปที่ 5a) ไฟลาที่โดดเด่นในกลุ่ม D01 คือ Actinobacteriota (25.76%32.90%) โปรตีโอแบคทีเรีย (21.98%27.16%), แบคทีเรีย (15.50%18.36%) และ Firmicutes (10.37%13.77%); อย่างไรก็ตาม Actinobacteriota มีความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ (16.89%19.16%) และ Firmicutes (3.83%6.52%) ในกลุ่ม D110 ลดลง และโปรตีโอแบคทีเรียจำนวนมากเพิ่มขึ้น (32.96%~40.75%) ในระบบกระบวนการ AM-AAO แอคติโนแบคทีเรียลดลงอย่างรวดเร็ว แม้จะน้อยกว่า 3% ในกลุ่ม D237 ในขณะที่โปรตีโอแบคทีเรีย (33.72%43.54%), แบคทีเรีย (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% เป็นโปรตีโอแบคทีเรีย (35.26%) และแบคทีเรียแบคทีเรีย (30.61%) ซึ่งบ่งชี้ว่าโครงสร้างชุมชนจุลินทรีย์ของแผ่นชีวะมีความคล้ายคลึงกับตะกอนเร่ง ในตัวอย่างนี้ M237 ความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ของ Firmicutes ลดลงเหลือน้อยกว่า 2% และความอุดมสมบูรณ์ของ Acidobacteriota (5.33%) เพิ่มขึ้น

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%) พบว่าสกุลเด่นในกลุ่ม D01 คือ Candidatus_Microthrix (11.32%20.65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3.97%6.36%) ไตรโคคอคคัส (6.99%9.95%) และออร์นิธิแบคเตอร์ (3.99%)6.41%); หลังจากที่ระบบดำเนินการในกระบวนการ AM-AAO ความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ของ Candidatus_Microthrix ลดลงอย่างรวดเร็วเป็น 0.02% (กลุ่ม D237) ในขณะที่ norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 มีแนวโน้มเพิ่มขึ้นในช่วงแรกแล้วลดลง (กลุ่ม D237, 1.91%2.91%) เมื่อกระบวนการดำเนินการอย่างเสถียร อะโซสไปราก็กลายเป็นหนึ่งในจำพวกที่ค่อนข้างโดดเด่น (กลุ่ม D237, 7.37%18.41%) นอกจากนี้ ประเภทฟิล์มชีวะโดยพื้นฐานแล้วคล้ายคลึงกับตะกอน และปริมาณสัมพัทธ์ของ norank_f__norank_o__Run-SP154 ใน M194 และ M237 อยู่ที่ 6.61%~7.66% และ 7.43% ตามลำดับ

แบคทีเรียที่ออกซิไดซ์ (AOB) ไนไตรท์- แบคทีเรียออกซิไดซ์ (NOB) ไกลโคเจน- สิ่งมีชีวิตสะสม (GAO) และฟอสฟอรัส- ในระบบทั้งหมด 12 สกุลและ 1 ตระกูลได้รับการคัดเลือกเพื่อการวิเคราะห์ (ตารางที่ 3) พบว่าในกลุ่ม D01 ไนโตโซโมแนส (0.02%0.03%), เอลลิน6067 (0.01%0.02%) และไนโตรสไปรา (0.04%0.07%) อาจรับประกันประสิทธิภาพการออกซิเดชันของ NH₄⁺-N การลดลงของ Nitrosomonas และ Nitrospira ในกลุ่ม D110 อาจเกิดจากอัตราส่วนการไหลย้อนภายในสูง แต่ Ellin6067 (0.01%0.02%) ไม่ถูกรบกวน ในกลุ่ม D194 ระบบถูกดำเนินการในกระบวนการ AM-AAO และการลดลงของ HRT จะล้าง NOB และ AOB บางส่วนออกไป การเพิ่มขึ้นของแอมโมเนียไนโตรเจนที่มีอิทธิพลอาจเป็นสาเหตุของการเพิ่มขึ้นของปริมาณสัมพัทธ์ของสามจำพวกข้างต้นในกลุ่ม D237 (รูปที่ 5b) นอกจากนี้ AOB (ไนโตรโซโมแนส และเอลลิน6067, 0.03%0.07%) และ NOB (ไนโตรสไปรา, 0.01%0.02%) ในตัวอย่างที่ M237 แสดงการเพิ่มขึ้นเล็กน้อย ซึ่งบ่งชี้ว่าฟิล์มชีวะช่วยให้ระบบตะกอนบรรลุกระบวนการดีไนตริฟิเคชัน

มี PAO หลากหลายชนิดในกลุ่ม D01 รวมถึง Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas และ Tetrasphaera การเปลี่ยนแปลงของ Candidatus_Microthrix (10.93% ~ 11.88%) และ PAOs ที่มีความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์<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 และ 0.31%0.39% [14] ในกลุ่ม D237 Candidatus_Microthrix เกือบจะถูกกำจัดออกไป (0.02%) และ PAO ที่เข้ามาแทนที่เพื่อทำหน้าที่กำจัดฟอสฟอรัสคือ Defluviimonas (0.70%1.07%) และดีคลอโรโมแนส (0.95%1.06%); นอกจากนี้ ครอบครัว Comamonadaceae ยังได้รับการยืนยันว่ามีประสิทธิภาพในการกำจัดฟอสฟอรัส [8] และปริมาณสัมพัทธ์ของ Comamonadaceae ในถังแบบไม่ใช้ออกซิเจนหรือถังที่ไม่เป็นพิษนั้นค่อนข้างสูง ประมาณสองเท่าของถังแอโรบิก นอกจากนี้ Candidatus_Competibacter และ Defluviicoccus ยังเป็นสกุลที่โดดเด่นของ GAO ในทุกตัวอย่าง แต่ความอุดมสมบูรณ์ของทั้งสองสกุลในกลุ่ม D01 คือ<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].

(รูปที่ 5 องค์ประกอบชุมชนจุลินทรีย์: (a) แผนภูมิแท่งของความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ในระดับไฟลัม แกนนอนคือตัวอย่าง และแกนตั้งคือความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์/% ซึ่งจะรวมไฟลาหลัก เช่น Actinobacteriota และ Proteobacteria (b) แผนที่ความร้อนของความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์ในระดับสกุล แกนนอนคือตัวอย่าง และแกนตั้งคือสกุลที่โดดเด่น ความลึกของสีบ่งบอกถึงระดับของความอุดมสมบูรณ์สัมพัทธ์)

ตารางที่ 3 ความอุดมสมบูรณ์ของหมู่ฟังก์ชันในตัวอย่างทางชีววิทยา 14 ตัวอย่าง

3 ข้อสรุป

การใช้สิ่งปฏิกูลจริงเป็นวัตถุบำบัด ทำให้สภาพการทำงานของกระบวนการ AM-AAO ได้รับการปรับปรุงให้เหมาะสม พบว่าเมื่อกระบวนการดำเนินการภายใต้เงื่อนไขของ HRT=7 ชั่วโมง อุณหภูมิประมาณ 25 องศา กรดไหลย้อนภายใน=250% SRT=40 d กรดไหลย้อนของตะกอน=50% และอัตราการเติมตัวเติมถังอะโนซิก=30% ผลลัพธ์ในการกำจัดมลพิษจะดีที่สุด อัตราการกำจัด NH₄⁺-N สูงสุดคือ 98.57%; ความเข้มข้นของน้ำทิ้ง NO₃⁻-N, PO₄³⁻-ความเข้มข้นของ P, อัตราการกำจัด TIN และอัตราการกำจัด COD อยู่ที่ 6.64 มก./ลิตร, 0.42 มก./ลิตร, 83.08% และ 86.16% ตามลำดับ

ถังไร้อากาศดำเนินการกำจัดอินทรียวัตถุและกระบวนการปลดปล่อยฟอสฟอรัสได้ดี โดยกำจัดซีโอดี 64.51% และฟอสฟอรัส 9.77 มก./ลิตรในเวลาเดียวกัน ถังที่เป็นพิษทำปฏิกิริยากำจัดฟอสฟอรัสแบบดีไนตริไฟติ้งได้ดี ถังแอโรบิกดำเนินการกระบวนการไนตริฟิเคชันและการดูดซึมฟอสฟอรัสโดยสมบูรณ์ โดยมีอัตราการกำจัด NH₄⁺-N และ PUAO อยู่ที่ 97.85% และ 59.12 มก. ตามลำดับ

เมื่อกระบวนการ AM-AAO ถูกดำเนินการอย่างเสถียร การเพิ่มขึ้นของ AOB (Ellin6067 และ Nitrosomonas, 0.02%~0.04% → 0.04%0.12%) และ NOB (ไนโตรสไปรา, 00.01% → 0.02%0.04%) รับประกันความก้าวหน้าที่เพียงพอของไนตริฟิเคชัน และอัตราการกำจัด NH₄⁺-N เพิ่มขึ้น 8.35%; GAO (Candidatus_Competibacter และ Defluviicoccus, 1.31%1.61% → 3.49%4.46%) ครอบงำกระบวนการดีไนตริฟิเคชันภายนอก การเติบโตของ PAOs (Defluviimonas, Dechloromonas และวงศ์ Comamonadaceae) 3.29%8.67% → 3.79%~9.35%) เป็นเหตุผลในการรักษาประสิทธิภาพการกำจัดฟอสฟอรัสที่ดี นอกจากนี้ โครงสร้างชุมชนจุลินทรีย์ของฟิล์มชีวะถังอะโนซิกโดยพื้นฐานแล้วคล้ายคลึงกับโครงสร้างตะกอนเร่ง ซึ่งร่วมกันรับประกันประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนและฟอสฟอรัสของระบบ