都市下水からの窒素とリンの除去を強化するための連続-フロー無酸素MBBR-AAOプロセスにおけるパフォーマンスの最適化と微生物群集の継承

パフォーマンスの最適化と微生物 連続-フロー無酸素 MBBR-AAO プロセスのコミュニティによる継承

近年、水環境分野では都市下水の高度処理や資源循環の実現が話題となっています。しかし、下水処理施設で広く採用されている従来の窒素とリンの除去プロセスは、資源の過剰な浪費を招くだけでなく、運営コストの増加にもつながります[1]。さらに、都市下水の炭素対窒素比 (C/N) の漸進的な減少と、機能の異なる微生物群集の生活環境の違いが、水処理技術の重要な制限要因となっています。

汚泥膜ハイブリッド MBBR プロセスは、活性汚泥プロセスと浮遊担体バイオフィルム プロセスを組み合わせて、機能性微生物の濃縮を強化し、従来の活性汚泥プロセスの広大な土地占有と低い低温耐性の問題を解決します [2]。 2008年、江蘇省の無錫楽村下水処理場は、クラスIA基準への改修と改築を行った中国初の下水処理場として、汚泥システムに浮遊担体を追加することで処理効果を高めることに成功した[3]。胡友表ら。 [4] MBBR および活性汚泥中のアンモニア態窒素および有機物の除去に対する温度の影響を調査し、その結果、温度は MBBR には小さい影響を与えるが、活性汚泥には大きい影響を与えることが示されました。張明ら。 [5] A²O-MBBR プロセスを使用して地方の家庭下水を処理し、COD、アンモニア態窒素、TP、TN の高い除去率を達成しました。周家中ら。 [2] は小規模実験を通じて、DO、温度が汚泥膜ハイブリッド MBBR システムと正の相関がある一方、流入水の C/N 比は負の相関があることを発見しました。-

無酸素MBBR（AM-MBBR）プロセスは、無酸素タンク内での脱窒とリン除去を同時に実現できます。これは、脱窒リン除去（DPR）プロセスでもあります。従来の廃水処理プロセスと比較して、DPR プロセスは有機炭素源を節約し、酸素消費量を削減できます。 Zhang Yongsheng [6] et al.は連続流バイオフィルムリアクターを開発しました。その結果、温度20度、DO濃度5.5 mg/L、負荷2.2 kg/(m3・d)、嫌気3時間/好気6時間の間欠曝気条件において、排水中のCODとリンの平均濃度は76 mg/Lと0.67 mg/Lで、除去率は高いことがわかりました。それぞれ72.9%と78.5%でした。

ただし、汚泥-膜ハイブリッド AM-AAO システムの場合、懸濁した綿状汚泥と付着した生物膜との間に複雑な関係があります。これまでの研究は、下水処理プラントの入札や再建などのエンジニアリング手法に焦点を当ててきましたが、連続-流動汚泥-膜ハイブリッド AM-AAO システムにおける窒素とリンの除去を強化する同期硝化と DPR に関する研究はほとんどなく、DPR 技術によるこのプロセスの汚染物質除去性能の安定性も課題の 1 つです。

この研究は、連続流-（AAO）および連続流スラッジ-膜ハイブリッド（AM-AAO）プロセスの起動および運転戦略を最適化し、曝気速度、充填剤の投与量、水圧滞留時間（HRT）、硝化液の還流比、流入液の C/N 比、および温度が長期の窒素とリンの除去性能に及ぼす影響を調査することに重点を置いています。- AM-MBBRプロセスと無酸素タンク内の脱窒リン除去効率。同時に、活性汚泥およびバイオフィルムにおける微生物群集の継承と機能的微生物群集の変化規則を研究した。

1 材料と方法

1.1 実験装置と動作パラメータ

この研究では連続フロー AAO 反応装置（図 1）を使用しました。{0}有機ガラス製で、それぞれのサイズが 10 cm × 10 cm × 40 cm の合計 7 つのコンパートメントがあります。作動容積は２１Ｌであり、各反応槽の容積比は嫌気：無酸素：好気｛｛８｝：２：３であった。嫌気性タンクと無酸素性タンクには機械的撹拌が採用されています。好気槽では、微多孔性エアレーターとして曝気砂ヘッドを使用し、汚泥水の混合に外力を使用しました。-曝気速度はガス流量計によって制御されました。反応器の好気槽内のDO濃度は2~3mg/Lに制御した。二次沈殿槽は作動容積約40Lのシリンダー型であった。汚泥滞留時間（SRT）は40日、汚泥還流率は50％であった。反応器は合計 263 日間運転され (6 運転段階に分割)、159 日目から無酸素タンクにポリエチレン充填剤を追加して AM-AAO モードで運転しました。具体的な動作条件を表 1 に示します。

(図 1 AM-AAO プロセス装置の概略図: この図には、注水バケット、蠕動ポンプ、嫌気タンク、無酸素タンク、好気タンク、沈殿タンク、排水バケット、内部還流、汚泥還流パイプライン、排水バルブが含まれています)

表 1 プロセスシステムのタイプと動作パラメータ

1.2 接種汚泥と流入水質

この実験における接種汚泥は、下水処理場の二次沈殿池から排出される余剰汚泥から採取されました。接種後、反応器内の汚泥濃度 (MLSS) は 2.3 g/L、汚泥揮発性固形分 (MLVSS) は 2.1 g/L でした。

反応器への流入水はレストランからの実際の生活下水であり、フィルタースクリーンを通して不純物を濾過した後に反応器に加えられた。その汚染物質にはNH₄⁺-N (35.0456.54 mg/L)、NO₂⁻-N (00.42 mg/L)、NO₃⁻-N (00.05mg/L)、COD(362.1605.1 mg/L)、PO₄³⁻-P (1~5.08 mg/L)。

1.3 検出項目と解析方法

1.3.1 日常的な検出方法

流入水、嫌気槽、無酸素槽、好気槽、沈殿槽、排水から汚泥水サンプルを採取し、0.45 μm 濾紙で濾過しました。 NH4⁺-N はネスラー分光光度計によって測定されました。 NO₂⁻-N は、N-(1-ナフチル) エチレンジアミン測光法によって測定されました。 NO3--N は紫外分光光度法によって測定されました。 COD は Lianhua 5B-3A COD マルチパラメータ高速検出器によって測定されました。 pH/DO および温度は WTW Multi3620 検出器によって測定されました。 MLSS は重量法によって測定されました。 MLVSS はマッフル炉燃焼減量法により測定されました [7]。

1.3.2 細胞外高分子物質の抽出と検出

細胞外高分子物質 (EPS) は、多糖類 (PS)、タンパク質 (PN)、およびフミン酸 (HA) から構成されると考えられています。可溶性細胞外高分子物質（S-EPS）、緩く結合した細胞外高分子物質（LB-EPS）、強結合した細胞外高分子物質（TB-EPS）の3種類のEPSを分離抽出しました。 PS の定量法は硫酸-アントロン法、PN と HA の定量法は Folin-Lowry 法を改良したものです [7]。

1.3.3 汚染物質除去率の算出方法

汚染物質除去率 (SRE) は、AM{0}}AAO プロセス システム全体の汚染物質除去を特徴付けるために使用されました。このうち、Sinf と Seff はそれぞれ流入水と流出水の汚染物質濃度であり、流入水と流出水中の NH₄⁺-N、NO₂⁻-N、NO₃⁻-N、COD、PO₄³⁻-P などの汚染物質の質量濃度を表すことができます。 mg/L。

1.3.4 高スループットのシーケンス手法-

Illumina のハイスループット シーケンス手法が使用されました。- 1、110、194、237 日目の嫌気槽、無酸素槽、好気槽の汚泥サンプルを収集し、グループ D01 (D01_A1、D01_A2、D01_O)、グループ D110 (D110_A1、D110_A2、D110_O)、グループ D194 (D194_A1、それぞれ、D194_A2、D194_O)、およびグループ D237 (D237_A1、D237_A2、D237_O)。 194 日目と 237 日目のバイオフィルム汚泥サンプルを収集し、それぞれ M194 と M237 と命名しました。合計 14 個の汚泥サンプルを微生物群集の変化について分析しました。 DNAは、Fast DNA SPINキット（MP Biomedicals、サンタアナ、カリフォルニア州、米国）を使用して抽出しました。細菌の 16S rRNA 遺伝子の V3-V4 領域を 338F/806R プライマーで増幅しました。精製されたアンプリコンは、Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (上海、中国) によって Illumina MiSeq PE300 プラットフォーム (Illumina、米国) で配列決定されました [7]。

2 結果と考察

2.1 AAO および AM{2}}AAO プロセスにおける長期汚染物質除去ルール-

連続流 AAO プロセスの運用中の長期にわたる汚染物質の除去-（ステージ 1）3) 懸濁ポリエチレンフィラーを添加した AM-AAO プロセス (ステージ 4)6) を図 2 に示します。

ステージ 1 (1~45 日) では、嫌気槽での PO43--P 放出量 (PRA)、無酸素槽での PO43--P 取り込み量 (PUAA)、好気槽での PO43--P 取り込み量 (PUAO) は 66.06 mg、14.22 でした。それぞれ、mg、87.81 mg であり、リンの取り込みプロセスは主に好気槽で行われました。 NH₄⁺-N と全無機窒素 (TIN) の除去率はそれぞれ 92.85% と 86.37% であり、脱窒効果が確実でした。 -曝気を微調整した後（DO=2〜3 mg/L）、NH4⁺-N 除去効果は 98.68% に増加し、流出液 TIN 濃度と除去率はそれぞれ 1.75 mg/L と 95.75% でした。これは、DO の適切な調整が硝化および脱窒プロセスに役立つことを示しています。嫌気槽でのCOD除去効果が弱まった(91.60%)。さらに、DO の微調整は、平均 0.47 mg/L の流出 PO4₄³⁻-P には影響を及ぼさなかった。これは、Yang Sijing et al.の結論と一致する。 [8]。

ステージ 2 (46~120 日) では、HRT=8 時間を調整した後、COD 除去性能はわずかに変動しました。 PRA、PUAA、PUAO の最大値は 148.01 mg、81.95 mg、114.15 mg に達し、流入流量の増加がリン除去に影響せず、高い NH4+-N および TIN 除去性能を維持したことを示しました。 ７２日目に硝化液還流比を３００％、４００％に上げた。還流比の増加により TIN 除去効果は減少し、除去率はそれぞれ 80.37% (300%) と 68.68% (400%) でした。 １０８日目から１２０日目までの硝化液還流率は２５０％であった。硝化液還流率250%（127.1mg/L）における嫌気槽のCOD除去量は他と同等以上であった（200%、300%、400%ではそれぞれ86.2mg/L、124.7mg/L、128.0mg/L）。異なる還流比に対応する流出リン濃度は0.52 mg/L、0.35 mg/L、0.06 mg/Lであり、硝化液還流比を一定の範囲内で増加させることでリン除去を促進できることがわかりました。さらに、還流比 250% は良好な脱窒性能を示し、TIN 除去率は 86.86% でした。

ステージ 3 (121~158 日) では、硝化液の還流比は 250% に固定されました。 131 日目に、流入流量が 5 L/h に増加し、COD とリンの除去効果が減少し、流出水濃度はそれぞれ 73.3 mg/L と 3.92 mg/L となり、流入流量の増加により、処理なしで排出される COD が増加したことが示されました。さらに、NH₄⁺-N と TIN の最大除去率はそれぞれ 93.82% と 79.12% であり、そのうち NO₃⁻-N が排水中の主な汚染物質 (4.70 mg/L) となりました。 139 日目には、流入流量が 4 L/h に減少し、流出水 COD と除去率はそれぞれ 55.7 mg/L と 85.97% であり、これは HRT=5.6 h での炭素除去性能よりも高く、HRT の低下が COD 除去効果の低下につながる可能性があることを示しています。また、NH₄⁺-N と TIN の最大除去率は 100% と 97.41% であり、HRT を調整することで硝化と脱窒が促進されることがわかりましたが、HRT が短すぎると脱窒効果が低下する可能性があります。したがって、HRT=7 h の場合、各タンク内の反応が十分に進行するだけで十分であり、HRT の大幅な増加は脱窒効果にほとんど影響を与えません。

159 日目に、20% の懸濁ポリエチレン充填剤を AAO プロセスの無酸素タンクに添加しました。ステージ 4 (159~209 日) では、COD および PO43⁻-P の除去性能が向上しました。 172 日目から、流入水の NH4+-N 濃度は 64.17 mg/L (C/N=8.59) に増加し、流出水の COD と除去率はそれぞれ 77.7 mg/L と 86.06% でした。その理由は、バイオフィルムの成長が遅く、活性汚泥がほとんどの COD の除去に主に寄与したためであると考えられます。懸濁フィラーにより、PO₄³⁻-P 除去率が 1.18% 増加しました。しかし、無酸素タンクへの流入NH₄⁺-Nの増加により、NO₃⁻-Nの脱窒プロセスのためにより多くの炭素源が必要になりましたが、これはリンの放出とPAOの取り込みに役立ちませんでした。同時に、この操作では NO3--N は完全には減少せず、最小流出濃度は 7.30 mg/L でした。 185 日目に、HRT を 5.6 時間に変更すると、COD 除去効果がわずかに変動し、除去率が 86.05% であることがわかりました。流出水のPO43--P濃度は0.05mg/L増加し、それに伴いPUAAの増加(13.02mgから18.90mgへ)が生じ、汚泥とバイオフィルムが相乗的に一定のリン除去効率を発揮したことを示した。さらに、流出液の NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、TIN 濃度はそれぞれ 10.23 mg/L、6.52 mg/L、16.82 mg/L であり、HRT の低下は NH4⁺-N と TIN の除去効果の低下につながる可能性があることを示しています。 195 日目に、HRT を 7 時間に戻しました。この時点で、排水中の汚染物質含有量が減少し、システムの窒素、リンの除去および有機物の除去性能が徐々に回復しました。

段階 5 (210~240 日) では、流入水の NH4+-N 濃度は 84.06 mg/L (C/N=6.28) に増加しましたが、依然として活性汚泥が有機物の除去に主に寄与しました。 NH₄⁺-N の増加は COD 除去にはほとんど影響しませんでした。嫌気槽に吸収された COD の割合は 68.02% であり、有機物の大部分は嫌気槽内の PAO に吸収されて内部炭素源 (PHA) に合成され、嫌気性リンの放出は完全に完了した [9]。最大 PRA は 72.75 mg、PUAA と PUAO はそれぞれ 35.82 mg/L と 48.20 mg/L でしたが、リン摂取への主な寄与は依然として好気性タンクから来ていました。 221 日目に、充填率は 30% に増加し、流出液の NH4+-N および TIN 濃度はそれぞれ 4.49 mg/L および 5.16 mg/L 減少しました。そのうち、NH₄⁺-N と NO₃⁻-N は、それぞれ流出水 TIN の 70.11% と 28.75% を占めました。 231 日目、流入水の NH4+-N 濃度は 66.34 mg/L に調整され、システムの汚染物質除去性能は基本的に安定しました。

ステージ 6 (241 ～ 263 日) では、汚染物質の除去に対する反応器の温度の影響を調査するために反応器の温度が制御されました。 241 日目には、温度が 18 度に下がり、COD 除去率は 84.37% に低下しましたが、COD 変化ルールは温度低下によって変化しませんでした。嫌気槽での除去率は 62.02% と最も高く、無酸素槽での脱窒リン除去プロセスでは COD が 26.72% 消費され、好気槽排水中の NO3--N 濃度は 10.44 mg/L、NH4+-N は 8.50 mg/L 残留した。さらに、PRA は温度の影響をあまり受けませんでしたが、無酸素タンクのリン取り込み性能は低下し、PUAA は 19.77 mg にとどまり、好気タンクではリンが 3.94 mg/L 除去されました。ほとんどの好冷性 PAO は好気性リン取り込みプロセスを実行します [10]。温度をさらに 13 度に下げると、NH4+-N と TIN の除去率はそれぞれ 6.38% と 6.25% 減少しました。同時に、PUAA と PUAO はそれぞれ 7.77 mg と 15.00 mg 減少しました。これは、温度低下によって引き起こされる微生物の活動と増殖および代謝能力の低下に関連している可能性があります。 Jin Yu [11] は、気温が 14 度より低い場合、システムの流出汚染物質濃度を保証することが困難であることを発見しました。

(図2 長期運転中のAAOおよびAM-AAOプロセスにおける汚染物質の除去-: (c) 運転日ごとに変化するNH₄⁺-N濃度および除去率の曲線、(d) 運転日ごとに変化するNOₓ⁻-N濃度の曲線、(e) 運転日ごとに変化するTIN除去率の曲線を含む。横軸は運転日である。 (0~260 d)、縦軸はそれぞれρ (NH4⁺-N)/(mg・L⁻¹)、ρ (NO₃⁻-N)/(mg・L⁻¹)、および除去率/%を曲線上に示します。

2.2 AAO および AM{1}}AAO プロセスの典型的なサイクルにおける汚染物質の変化ルール

AAO および AM{0}AAO プロセスの汚染物質除去メカニズムをさらに調査するために、図 3 に示すように、さまざまな運転段階の典型的なサイクルにおける汚染物質濃度の変化が分析されました。

42 日目 (ステージ 1) では、AAO プロセスの脱窒およびリン除去性能は良好でした。しかし、流入水 COD が高いためリン放出性能は改善されず、この時点での PRA は 9.13 mg/L でした。さらに、NH₄⁺-N は無酸素タンクに入るときに事前に消費されました。次に、無酸素タンクは生成された NO3--N を N2 に還元します。しかし、好気槽では 3.52 mg/L の NH4⁺-N しか除去されませんでした。これは、ステージ 1 での長い HRT により無酸素槽に戻される DO が増加したためと考えられます。また、NH4+-N のほとんどが無酸素槽内で硝化を完了しており、好気槽に入る濃度が低くなっています。

118 日目 (ステージ 2) には、流入水 COD の減少に伴い、リン放出および脱窒性能が低下しました。嫌気槽内のリン放出濃度は５．９１ｍｇ／Ｌ、好気槽排水中のＮＯ3−｛｛４｝｝Ｎ濃度は８．２０ｍｇ／Ｌであった。無酸素タンク内の PO43--P 濃度は 2.78 mg/L に減少し、PO43--P が無酸素タンク内で除去されたことを示しました。なお、このときの硝化液還流率は２５０％に固定した。還流比 300% および 400% と比較して、プロセスの窒素およびリンの除去および有機物の除去性能が向上しており、一定の範囲内で硝化液の還流を増加させることで汚染物質の除去効果を高めることができることが示されています。

207 日目 (ステージ 4)、AM-AAO プロセスで流入水 NH4⁺-N と HRT を調整した後、COD 除去率は 86.15% でした。好気性タンクは 13.34 mg/L の NH4+-N を除去し、残留 TIN 濃度は 7.51 mg/L で、​​4.39 mg/L の NO3--N が生成され、NO3--N が排水中の主な汚染物質となりました。無酸素槽と好気槽の間でリン除去寄与に大きな差はありませんでした。さらに、流入NH₄⁺-Nの増加は硝化に影響を与えませんでしたが、流入TIN濃度の増加はAM-AAOプロセスの脱窒性能を低下させ、それによってTIN除去に影響を与えました。

２６２日目（ステージ６）、反応器温度は１３度であり、この時点でのＣＯＤ除去率は８３．６７％であった。同時に、6.95 mg/L のリンが嫌気槽内に放出されました。無酸素槽では20.22mg/LのNH4+-Nが消費され脱窒が行われ、無酸素槽排水中のNO3--N濃度は5.07mg/Lであった。好気性タンクの TIN 損失は 1.32 mg/L でした。 TIN の除去率は 77.00%、流出液 TIN には 11.24 mg/L の NH₄⁺-N が含まれており、低温により硝化細菌と脱窒細菌の活性が低下し、下水中の汚染物質の除去が不完全になったことを示しています。さらに、PRA は 6.95 mg/L に減少し、無酸素槽と好気槽のリン取り込み性能はそれぞれ 2.41 mg/L と 3.61 mg/L に低下しました。これは、反応器温度の低下が PAO のリン除去性能を阻害し、嫌気槽の PRA の低下と流出リン濃度の高さにつながったことを示しています。

(図 3 典型的なサイクルにおける汚染物質の変化: (a) AAO プロセスの 42 日目、(b) AAO プロセスの 118 日目、(c) AM-AAO プロセスの 207 日目、(d) AM-AAO プロセスの 262 日目の汚染物質濃度変化曲線を含む。横軸は反応プロセス、縦軸は各汚染物質の濃度 (mg/L) (COD、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、PO₄³⁻-P))

2.3 AAO および AM-AAO プロセスにおける細胞外高分子物質 (EPS) の組成と含有量の変化

実験中、図 4 に示すように、101 日目 (AAO プロセス) と 255 日目 (AM-AAO プロセス) の EPS の組成と含有量の変化が測定および分析されました。全体として、101 日目と 255 日目の合計 EPS 含有量は TB{6}}EPS 含有量の増加に起因すると考えられ、PN と PS が TB-EPS の主要部分を占めました。 101 日目には、嫌気タンク、無酸素タンク、好気タンクの合計 EPS 含有量は増加傾向を示しました (それぞれ 0.12 mg/gVSS、0.29 mg/gVSS、0.37 mg/gVSS)。中でも、EPS 含有量は硝化段階で大幅に増加しました。これは、システムが高炭素-対-窒素比 (C/N=5.9) 条件下で動作したときの内部微生物の活発な代謝によるものと考えられます [12]。しかし、TB-EPS は汚泥フロックの形成にプラスの役割を果たしましたが、S-EPS と LB-EPS はマイナスの影響を及ぼしました [8]。この実験では、S-EPSとLB-EPSの含有量が比較的低く、スラッジが成長する条件を作り出しました。連続流スラッジ-フィルムハイブリッドシステムでは、凝集性スラッジの役割はかけがえのないものです[2]。

さらに、各反応槽の異なる汚泥層における PN/PS の変化規則は異なりました。各反応タンクの PN は常に PS よりも高かった。 101 日目の汚泥の S-EPS、LB-EPS、TB-EPS の PN/PS 比はそれぞれ 0.06、1.62、2.67 でしたが、255 日目では 0.03、1.30、3.27 となり、PN/PS 比は外層から層に向かって増加傾向を示しました。汚泥細胞の内層。しかし、反応器温度が 13 度に低下すると、3 つのタンク内の合計 EPS 含有量は増加傾向を示しました (それぞれ 0.28 mg/gVSS、0.41 mg/gVSS、および 0.63 mg/gVSS)。その理由は、低温に適応できない微生物が死滅または自己消化し、これらの死滅した微生物が EPS を放出して汚泥中の EPS 含有量が増加したこと、または低温により反応器内の温度低下に適応するために一部の好冷性微生物がより多くの EPS を分泌したことが考えられます [13]。

（図4 101日目（AAO工程）と255日目（AM-AAO工程）のEPS含有量と組成の変化：左側がAAO工程、右側がAM-AAO工程。横軸は反応槽（嫌気終了、無酸素終了、好気終了）とEPS種類（S、LB、TB）。左縦軸はEPS含有量(mg・gVSS⁻¹)、右の縦軸は PN/PS 比です。これには、PN、PS、および合計 EPS 含有量のヒストグラムと、PN/PS 比の折れ線グラフが含まれます。

2.4 微生物の多様性と個体群の動的なコミュニティ継承ルール

ハイスループットシーケンスの結果は、14 個の汚泥サンプルのシーケンス数が 1,027,419 であることを示し、各サンプルの OTU シーケンス数を表 2 に示します。サンプルのカバレッジは 0.995 を超え、シーケンス結果の精度が高いことを示しています。グループ D01 は、高い Ace 指数を持つ初期の微生物群集構造について説明し、システムの開始時に汚泥に高い微生物種が豊富に含まれていることを示しました。- AAO から AM-AAO プロセスへのシステムの変換に伴い、Ace 指数は減少し、AM-AAO システム内の微生物群集の豊富さは減少しました。さらに、シンプソン指数が減少し、微生物群集の多様性が減少したことが示されました。 Ace 指数の変化によると、無酸素タンクバイオフィルムの微生物群集の総種数は減少傾向を示しました。シャノン指数の減少は、バイオフィルム内の微生物群集の多様性が減少したことを証明しました。

表 2 微生物多様性指数の変動

The main phyla with relative abundance >14 サンプルの 10% が分析されました (図 5a)。グループ D01 の優勢な門は放線菌 (25.76%) でした。32.90%)、プロテオバクテリア (21.98%)27.16%)、バクテロイドータ (15.50%)18.36%)、ファーミクテス (10.37%)13.77%);ただし、放線菌の相対的な存在量 (16.89%)19.16%) およびファーミクテス (3.83%)D110 グループでは減少し、プロテオバクテリアの相対存在量が増加しました (32.96%~40.75%)。 AM-AAO プロセス システムでは、放線菌は急速に減少し、グループ D237 では 3% 未満にさえなりましたが、プロテオバクテリウム (33.72%)43.54%)、バクテロイドータ (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% はプロテオバクテリア (35.26%) とバクテロイドータ (30.61%) であり、バイオフィルムの微生物群集構造が活性汚泥の構造と類似していることを示しています。サンプル M237 では、Firmicutes の相対存在量が 2% 未満に減少し、Acidobacteriota の存在量 (5.33%) が増加しました。

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3％）。グループ D01 の優勢な属は Candidatus_Microthrix (11.32%) であることが判明しました。20.65%)、norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3.97%)6.36%)、トリココッカス (6.99%)9.95%)、オルニチニバクター (3.99%)6.41%);システムが AM-AAO プロセスで動作した後、Candidatus_Microthrix の相対存在量は 0.02% に急激に低下しました (グループ D237)。一方、norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 は最初に増加し、その後減少する傾向を示しました (グループ D237、1.91%)2.91%）。プロセスが安定して運用されると、アゾスピラは比較的優勢な属の 1 つになりました (グループ D237、7.37%)18.41%）。さらに、バイオフィルム属は基本的に汚泥と類似しており、M194 および M237 における norank_f__norank_o__Run-SP154 の相対存在量は、それぞれ 6.61%~7.66%、および 7.43%でした。

システム内のアンモニア-酸化細菌（AOB）、亜硝酸-酸化細菌（NOB）、グリコーゲン-蓄積生物（GAO）、およびリン-蓄積生物（PAO）の合計 12 属 1 ファミリーが分析用に選択されました（表 3）。 D01 グループでは、ニトロソモナス (0.02%)0.03%)、エリン6067 (0.01%)0.02%)、ニトロスピラ (0.04%)0.07%) は、NH₄⁺-N の酸化性能を保証する可能性があります。 D110 群におけるニトロソモナスとニトロスピラの減少は、高い内部逆流比によって引き起こされる可能性がありますが、Ellin6067 (0.01%)0.02%）は妨げられませんでした。グループ D194 では、システムは AM-AAO プロセスで動作し、HRT の減少により NOB と一部の AOB が洗い流されました。流入アンモニア態窒素の増加は、グループ D237 における上記 3 属の相対存在量の増加の理由である可能性があります (図 5b)。さらに、AOB (ニトロソモナスおよびエリン6067、0.03%)0.07%) および NOB (ニトロスピラ、0.01%)サンプル M237 ではわずかな増加を示し、バイオフィルムが汚泥システムの脱窒プロセスの達成を支援していることを示しています。

グループ D01 には、Acinetobacter、Candidatus_Accumulibacter、Candidatus_Microthrix、Defluviimonas、Pseudomonas、Tetrasphaera など、幅広い PAO が存在しました。 Candidatus_Microthrix (10.93%~11.88%) と PAO の相対存在量の変化<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 および 0.31%0.39% [14]。 D237 群では、Candidatus_Microthrix がほぼ除去され (0.02%)、これに代わってリン除去機能を発揮する PAO が Defluviimonas (0.70%) でした。1.07%) およびデクロロモナス (0.95%)1.06%);また、コマモナダ科にもリン除去性能があることが確認されており[8]、嫌気槽や無酸素槽におけるコマモナダ科の相対存在量は好気槽の約2倍と相対的に高かった。さらに、Candidatus_Competitibacter と Defluviicoccus がすべてのサンプルにおいて GAO の優勢な属でしたが、グループ D01 における 2 つの属の存在量は<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].

(図 5 微生物群集の構成: (a) 門レベルでの相対存在量の棒グラフ。横軸はサンプル、縦軸は相対存在量/%。放線菌やプロテオバクテリアなどの主要な門が含まれます。(b) 属レベルでの相対存在量のヒート マップ。横軸はサンプル、縦軸は優勢な属です。色の濃さは相対存在量のレベルを示します)

表 3 14 種類の生体サンプル中の官能基の量

3 結論

実際の下水を処理対象として使用し、AM{0}AAO プロセスの運転条件を最適化しました。 HRT=7時間、温度約25度、内部還流=250%、SRT=40日、汚泥還流=50%、無酸素タンク充填率=30%の条件下でプロセスを運転した場合、汚染物質除去効果が最高であることが判明した。最大NH4⁺-N除去率は98.57%でした。流出液のNO3--N濃度、PO43--P濃度、TIN除去率、COD除去率はそれぞれ6.64mg/L、0.42mg/L、83.08%、86.16%であった。

嫌気性タンクは良好な有機物除去およびリン放出プロセスを実行し、64.51% の COD が除去され、同時に 9.77 mg/L のリンが放出されました。無酸素タンクは良好な脱窒リン除去反応を実行しました。好気性タンクは完全な硝化プロセスとリン吸収プロセスを実行し、NH4⁺-N 除去率と PUAO はそれぞれ 97.85% と 59.12 mg でした。

AM-AAO プロセスが安定して動作すると、AOB の増加 (Ellin6067 および Nitrosomonas、0.02%~0.04% → 0.04%)0.12%) および NOB (ニトロスピラ、00.01% → 0.02%0.04%) により硝化が十分に進行し、NH4⁺-N 除去率が 8.35% 増加しました。 GAO (Candidatus_Competitibacter および Defluviicoccus、1.31%)1.61% → 3.49%4.46%) 内因性脱窒プロセスを支配しました。 PAO（デフルビイモナス、デクロロモナス、コマモナダ科）の増殖、3.29%8.67% → 3.79%~9.35%) が良好なリン除去性能を維持する理由でした。さらに、無酸素タンクバイオフィルムの微生物群集構造は基本的に活性汚泥の構造と類似しており、システムの窒素とリンの除去性能を共同で保証しました。