Optimisation des performances et succession de communautés microbiennes dans un processus -MBBR anoxique à flux continu-AAO pour une élimination améliorée de l'azote et du phosphore des eaux usées municipales

Optimisation des performances et microbien Succession communautaire du processus -Anoxic MBBR à flux continu-AAO

Ces dernières années, le traitement avancé des eaux usées urbaines et la réalisation du recyclage des ressources sont devenus des sujets brûlants dans le domaine de l'environnement aquatique. Cependant, les procédés traditionnels d'élimination de l'azote et du phosphore largement adoptés par les stations d'épuration des eaux usées entraînent non seulement un gaspillage excessif de ressources, mais augmentent également les coûts d'exploitation [1]. De plus, la diminution progressive du rapport carbone-à-azote (C/N) des eaux usées urbaines et les différences dans les environnements de vie des différentes communautés microbiennes fonctionnelles sont devenues des facteurs limitants importants pour les technologies de traitement de l'eau.

Le processus MBBR hybride à film de boues- combine le processus de boues activées avec le processus de biofilm porteur en suspension pour obtenir un enrichissement amélioré en micro-organismes fonctionnels, résolvant les problèmes d'occupation de grandes terres et de mauvaise tolérance aux basses -températures du processus traditionnel de boues activées [2]. En 2008, la station d'épuration des eaux usées de Wuxi Lucun dans la province du Jiangsu, en tant que première station d'épuration des eaux usées en Chine à procéder à la modernisation et à la reconstruction selon les normes de classe IA, a réussi à améliorer l'effet du traitement en ajoutant des transporteurs en suspension au système de boues [3] ; Hu Youbiao et coll. [4] ont étudié l'effet de la température sur l'élimination de l'azote ammoniacal et de la matière organique dans le MBBR et les boues activées, et les résultats ont montré que la température avait un impact plus faible sur le MBBR mais un impact plus important sur les boues activées ; Zhang Ming et coll. [5] ont utilisé le procédé A²O-MBBR pour traiter les eaux usées domestiques rurales, atteignant des taux d'élimination élevés de DCO, d'azote ammoniacal, de TP et de TN ; Zhou Jiazhong et coll. [2] ont découvert, grâce à des expériences à petite échelle-, que la DO et la température étaient positivement corrélées avec le système MBBR hybride à film de boue-, tandis que le rapport C/N de l'influent était négativement corrélé.

Le processus anoxique MBBR (AM-MBBR) peut réaliser simultanément une dénitrification et une élimination du phosphore dans le réservoir anoxique, qui est également le processus d'élimination dénitrifiante du phosphore (DPR). Comparé aux processus traditionnels de traitement des eaux usées, le processus DPR peut économiser les sources de carbone organique et réduire la consommation d'oxygène. Zhang Yongsheng [6] et al. a développé un réacteur à biofilm à flux continu-, et les résultats ont montré qu'à une température de 20 degrés, une concentration d'OD de 5,5 mg/L, une charge de 2,2 kg/(m³·d) et une condition d'aération intermittente anaérobie 3 h/aérobie 6 h, les concentrations moyennes de DCO et de phosphore dans l'effluent étaient de 76 mg/L et 0,67 mg/L, avec des taux d'élimination de 72,9% et 78,5% respectivement.

Cependant, pour le système AM-AAO hybride à film de boue-, il existe une relation complexe entre les boues floculantes en suspension et le biofilm attaché. Des études antérieures se sont concentrées sur des pratiques d'ingénierie telles que les appels d'offres et la reconstruction des usines de traitement des eaux usées, mais il existe peu d'études sur la nitrification synchrone et le DPR pour améliorer l'élimination de l'azote et du phosphore dans les systèmes de fabrication additive à film hybride -boues à écoulement continu-AM-AAO, et la stabilité des performances d'élimination des polluants de ce processus grâce à la technologie DPR est également l'une des difficultés.

Cette étude a optimisé les stratégies de démarrage et d'exploitation des procédés à flux continu (AAO) et à flux continu de boues à flux -film hybride (AM-AAO), en se concentrant sur l'étude des effets du taux d'aération, du dosage de charge, du temps de rétention hydraulique (HRT), du rapport de reflux du liquide de nitrification, du rapport C/N de l'influent et de la température sur les performances d'élimination de l'azote et du phosphore à long-terme du Processus AM-MBBR et efficacité d'élimination du phosphore dénitrifiant dans le réservoir anoxique. Parallèlement, la succession des communautés microbiennes et les règles d'évolution des communautés microbiennes fonctionnelles dans les boues activées et les biofilms ont été étudiées.

1 Matériels et méthodes

1.1 Dispositif expérimental et paramètres de fonctionnement

Un dispositif de réaction AAO à flux continu-(Figure 1) a été utilisé dans cette étude. Il était fait de verre organique, avec un total de 7 compartiments, chacun mesurant 10 cm × 10 cm × 40 cm ; le volume de travail était de 21 L et le rapport volumique de chaque réservoir de réaction était anaérobie : anoxique : aérobie=2 : 2 : 3. Une agitation mécanique a été adoptée dans les cuves anaérobies et anoxiques ; le réservoir aérobie utilisait des têtes de sable d'aération comme aérateurs micro-aérateurs et force externe pour le mélange des boues-eau, et le taux d'aération était contrôlé par un débitmètre de gaz. La concentration de DO dans le réservoir aérobie du réacteur a été contrôlée à 2~3 mg/L ; le bassin de décantation secondaire était un cylindre d'un volume utile d'environ 40 L ; le temps de rétention des boues (SRT) était de 40 jours et le taux de reflux des boues était de 50 %. Le réacteur a fonctionné pendant un total de 263 jours (divisé en 6 étapes de fonctionnement), et des charges de polyéthylène ont été ajoutées au réservoir anoxique à partir du 159ème jour pour fonctionner en mode AM-AAO. Les conditions opératoires spécifiques sont présentées dans le tableau 1.

(Figure 1 Schéma de principe de l'équipement de traitement AM-AAO : la figure comprend un seau d'entrée d'eau, une pompe péristaltique, un réservoir anaérobie, un réservoir anoxique, un réservoir aérobie, un bassin de sédimentation, un seau de sortie d'eau, ainsi que le reflux interne, les canalisations de reflux de boues et les vannes de vidange)

Tableau 1 Type de système de traitement et paramètres de fonctionnement

1.2 Qualité des boues inoculées et de l’eau d’affluent

Les boues inoculées dans cette expérience provenaient des boues excédentaires déchargées du bassin de décantation secondaire d’une station d’épuration des eaux usées. Après inoculation, la concentration des boues (MLSS) dans le réacteur était de 2,3 g/L et les solides volatils des boues (MLVSS) étaient de 2,1 g/L.

L'influent du réacteur était de véritables eaux usées domestiques provenant de restaurants, qui étaient ajoutées au réacteur après avoir filtré les impuretés à travers un tamis filtrant. Ses polluants comprenaient NH₄⁺-N (35,0456,54 mg/L), NO₂⁻-N (00,42 mg/L), NO₃⁻-N (00,05 mg/L), DCO (362,1605,1 mg/L) et PO₄³⁻-P (1~5,08 mg/L).

1.3 Éléments de détection et méthodes d'analyse

1.3.1 Méthodes de détection de routine

Des échantillons d'eau de boue-ont été collectés dans l'affluent, le réservoir anaérobie, le réservoir anoxique, le réservoir aérobie, le bassin de sédimentation et l'effluent, et filtrés avec du papier filtre de 0,45 μm. NH₄⁺-N a été déterminé par le spectrophotomètre de Nessler ; NO₂⁻-N a été déterminé par photométrie N-(1-naphtyl)éthylènediamine ; NO₃⁻-N a été déterminé par spectrophotométrie ultraviolette ; La DCO a été déterminée par le détecteur rapide multiparamétrique Lianhua 5B-3A COD ; Le pH/OD et la température ont été déterminés par le détecteur WTW Multi3620 ; Le MLSS a été déterminé par méthode gravimétrique ; Le MLVSS a été déterminé par la méthode de perte de poids de combustion dans un four à moufle [7].

1.3.2 Extraction et détection de substances polymères extracellulaires

Les substances polymères extracellulaires (EPS) sont considérées comme composées de polysaccharides (PS), de protéines (PN) et d'acides humiques (HA). Trois types d'EPS, à savoir les substances polymères extracellulaires solubles (S-EPS), les substances polymères extracellulaires faiblement liées (LB-EPS) et les substances polymères extracellulaires étroitement liées (TB-EPS), ont été séparées et extraites. La méthode de détermination du PS était la méthode de l'acide sulfurique - anthrone, et les méthodes de détermination du PN et de l'HA ont été modifiées par la méthode Folin - méthode de Lowry [7].

1.3.3 Méthode de calcul du taux d'élimination des polluants

Le taux d'élimination des polluants (SRE) a été utilisé pour caractériser l'élimination globale des polluants du système de traitement AM-AAO. Parmi eux, Sinf et Seff sont respectivement les concentrations de polluants de l'influent et de l'effluent, qui peuvent représenter les concentrations massiques de polluants tels que NH₄⁺-N, NO₂⁻-N, NO₃⁻-N, DCO et PO₄³⁻-P dans l'affluent et l'effluent, mg/L.

1.3.4 Méthode de séquençage à haut débit-

La méthode de séquençage à haut débit Illumina-a été utilisée. Des échantillons de boues du réservoir anaérobie, du réservoir anoxique et du réservoir aérobie aux jours 1, 110, 194 et 237 ont été collectés et nommés groupe D01 (D01_A1, D01_A2, D01_O), groupe D110 (D110_A1, D110_A2, D110_O), groupe D194 (D194_A1, D194_A2, D194_O) et le groupe D237 (D237_A1, D237_A2, D237_O), respectivement ; des échantillons de boues de biofilm aux jours 194 et 237 ont été collectés et nommés respectivement M194 et M237. Au total, 14 échantillons de boues ont été analysés pour détecter les changements dans les communautés microbiennes. L'ADN a été extrait à l'aide du kit Fast DNA SPIN (MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA). La région V3-V4 du gène bactérien de l'ARNr 16S a été amplifiée avec des amorces 338F/806R. Les amplicons purifiés ont été séquencés sur la plateforme Illumina MiSeq PE300 (Illumina, USA) par Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd. (Shanghai, Chine) [7].

2 Résultats et discussion

2.1 Règles de suppression des polluants à long-terme dans les processus AAO et AM-AAO

L'élimination des polluants à long terme-pendant le fonctionnement du processus AAO à flux-continu (étapes 13) et le procédé AM-AAO avec ajout de charges de polyéthylène en suspension (Étapes 46) est illustré à la figure 2.

Au cours de l'étape 1 (1 ~ 45 jours), la quantité libérée de PO₄³⁻-P (PRA) dans le réservoir anaérobie, la quantité d'absorption de PO₄³⁻-P dans le réservoir anoxique (PUAA) et la quantité d'absorption de PO₄³⁻-P dans le réservoir aérobie (PUAO) étaient de 66,06 mg, 14,22 mg et 87,81 mg, respectivement, et le processus d'absorption du phosphore a été principalement réalisé dans le réservoir aérobie. Les taux d'élimination de NH₄⁺-N et d'azote inorganique total (TIN) étaient respectivement de 92,85 % et 86.37 %, garantissant l'effet de dénitrification. Après un réglage fin-de l'aération (DO=2~3 mg/L), l'effet d'élimination du NH₄⁺-N a augmenté à 98,68 %, et la concentration et le taux d'élimination de l'étain dans l'effluent étaient respectivement de 1,75 mg/L et 95,75 %, ce qui indique qu'un ajustement approprié de l'OD est propice aux processus de nitrification et de dénitrification ; l'effet d'élimination de la DCO dans le réservoir anaérobie s'est affaibli (91,60 %). De plus, le réglage fin-de l'OD n'a eu aucun effet sur l'effluent PO₄³⁻-P, avec une moyenne de 0,47 mg/L, ce qui est cohérent avec la conclusion de Yang Sijing et al. [8].

Au cours de l'étape 2 (46 ~ 120 jours), après ajustement du HRT =8 h, les performances d'élimination de la DCO ont légèrement fluctué ; les valeurs maximales de PRA, PUAA et PUAO ont atteint 148,01 mg, 81,95 mg et 114,15 mg, ce qui indique que l'augmentation du débit d'affluent n'a pas affecté l'élimination du phosphore et a maintenu des performances élevées d'élimination de NH₄⁺-N et d'étain. Au jour 72, le taux de reflux du liquide de nitrification a été augmenté à 300 % et 400 %. L'augmentation du taux de reflux a diminué l'effet d'élimination du TIN, avec des taux d'élimination de 80,37 % (300 %) et 68,68 % (400 %), respectivement. Du jour 108 au jour 120, le taux de reflux du liquide de nitrification a été déterminé comme étant de 250 %. La quantité d'élimination de DCO dans le réservoir anaérobie à un taux de reflux du liquide de nitrification de 250 % (127,1 mg/L) était supérieure ou égale à celle des autres (86.2 mg/L, 124,7 mg/L et 128,0 mg/L pour 200 %, 300 % et 400 %, respectivement) ; les concentrations de phosphore dans les effluents correspondant à différents taux de reflux étaient de 0,52 mg/L, 0,35 mg/L et 0,06 mg/L, ce qui indique que l'augmentation du taux de reflux du liquide de nitrification dans une certaine plage peut favoriser l'élimination du phosphore. De plus, le taux de reflux de 250 % présentait de bonnes performances de dénitrification, avec un taux d'élimination du TIN de 86.86 %.

Au cours de l'étape 3 (121 ~ 158 jours), le taux de reflux du liquide de nitrification a été fixé à 250 %. Au jour 131, le débit d'affluent a augmenté à 5 L/h, les effets d'élimination de la DCO et du phosphore ont diminué et les concentrations de l'effluent étaient de 73,3 mg/L et 3,92 mg/L, respectivement, ce qui indique que l'augmentation du débit d'affluent a entraîné une augmentation du rejet de DCO sans traitement. De plus, les taux d'élimination maximaux de NH₄⁺-N et de TIN étaient respectivement de 93,82 % et 79,12 %, parmi lesquels NO₃⁻-N est devenu le principal polluant de l'effluent (4,70 mg/L). Au jour 139, le débit d'afflux a été réduit à 4 L/h, la DCO et le taux d'élimination des effluents étaient respectivement de 55,7 mg/L et 85,97 %, ce qui était supérieur aux performances d'élimination du carbone au HRT=5.6 h, indiquant que la réduction du HRT peut entraîner une diminution de l'effet d'élimination de la DCO. De plus, les taux d'élimination maximaux de NH₄⁺-N et de TIN étaient de 100 % et 97,41 %, ce qui indique que l'ajustement du THS favorisait la nitrification et la dénitrification, mais qu'un THS trop court pouvait entraîner une diminution de l'effet de dénitrification. Par conséquent, lorsque HRT=7 h, il suffit que les réactions dans chaque réservoir se déroulent pleinement, et une augmentation significative du HRT a peu d'effet promoteur sur l'effet de dénitrification.

Au jour 159, 20 % de charges de polyéthylène en suspension ont été ajoutées au réservoir anoxique du procédé AAO. Au cours de l'étape 4 (159 ~ 209 j), les performances d'élimination de la DCO et du PO₄³⁻-P ont été améliorées. À partir du jour 172, la concentration de NH₄⁺-N dans l'influent a été augmentée à 64,17 mg/L (C/N=8.59), la DCO et le taux d'élimination de l'effluent étaient de 77,7 mg/L et 86.06 %, respectivement. La raison peut être que le biofilm s’est développé lentement et que les boues activées ont contribué principalement à l’élimination de la majeure partie de la DCO ; les charges en suspension ont augmenté le taux d'élimination de PO₄³⁻-P de 1,18 %. Cependant, l'augmentation du NH₄⁺-N influent dans le réservoir anoxique a conduit à la nécessité de davantage de sources de carbone pour le processus de dénitrification du NO₃⁻-N, ce qui n'était pas propice à la libération de phosphore et à l'absorption des PAO ; en même temps, cette opération n'a pas réduit complètement le NO₃⁻-N et la concentration minimale de l'effluent était de 7,30 mg/L. Au jour 185, en passant le THS à 5,6 h, il a été constaté que l'effet d'élimination de la DCO fluctuait légèrement, avec un taux d'élimination de 86.05 % ; la concentration en PO₄³⁻-P de l'effluent a augmenté de 0,05 mg/L, accompagnée d'une augmentation du PUAA (de 13,02 mg à 18,90 mg), indiquant que les boues et le biofilm exerçaient en synergie une certaine efficacité d'élimination du phosphore. De plus, les concentrations de NH₄⁺-N, NO₃⁻-N et de TIN dans les effluents étaient respectivement de 10,23 mg/L, 6,52 mg/L et 16,82 mg/L, ce qui indique que la réduction du HRT entraînerait une diminution des effets d'élimination du NH₄⁺-N et du TIN. Au jour 195, le HRT a été ramené à 7 h, et à ce moment-là, la teneur en polluants dans l'effluent a diminué et les performances d'élimination de l'azote et du phosphore et de la matière organique du système se sont progressivement rétablies.

Au cours de l'étape 5 (210 ~ 240 jours), la concentration de NH₄⁺-N dans l'influent a été augmentée à 84,06 mg/L (C/N=6.28), et les boues activées ont toujours apporté la principale contribution à l'élimination de la matière organique. L'augmentation de NH₄⁺-N a eu peu d'effet sur l'élimination de la DCO. La proportion de DCO absorbée dans le réservoir anaérobie était de 68,02 %, et la majeure partie de la matière organique a été absorbée par les PAO dans le réservoir anaérobie et synthétisée en sources de carbone internes (PHA), et la libération de phosphore anaérobie a été entièrement achevée [9]. La PRA maximale était de 72,75 mg, et la PUAA et la PUAO étaient respectivement de 35,82 mg/L et 48,20 mg/L, mais la principale contribution à l'absorption du phosphore provenait toujours du réservoir aérobie. Au jour 221, le taux de remplissage a été augmenté à 30 % et les concentrations de NH₄⁺-N et de TIN dans les effluents ont été réduites de 4,49 mg/L et 5,16 mg/L, respectivement ; parmi eux, NH₄⁺-N et NO₃⁻-N représentaient respectivement 70,11 % et 28,75 % du TIN de l'effluent. Au jour 231, la concentration de NH₄⁺-N dans l'influent a été ajustée à 66,34 mg/L et les performances d'élimination des polluants du système étaient fondamentalement stables.

Au cours de l'étape 6 (241 ~ 263 jours), la température du réacteur a été régulée pour explorer son effet sur l'élimination des polluants. Au jour 241, la température a été réduite à 18 degrés, le taux d'élimination de la DCO a diminué à 84,37 %, mais la règle de modification de la DCO n'a pas changé en raison de la diminution de la température. La proportion d'élimination dans le réservoir anaérobie était la plus élevée, 62,02 %, le processus d'élimination du phosphore dénitrifiant dans le réservoir anoxique consommait 26,72 % de DCO, la concentration de NO₃⁻-N dans l'effluent du réservoir aérobie était de 10,44 mg/L et 8,50 mg/L de NH₄⁺-N restaient ; de plus, le PRA était moins affecté par la température, mais les performances d'absorption du phosphore du réservoir anoxique ont diminué, le PUAA n'étant que de 19,77 mg, et le phosphore a été éliminé de 3,94 mg/L dans le réservoir aérobie. La plupart des PAO psychrophiles effectuaient un processus d'absorption du phosphore aérobie [10]. Lorsque la température a été encore réduite à 13 degrés, les taux d'élimination de NH₄⁺-N et de TIN ont diminué de 6,38 % et 6,25 %, respectivement ; dans le même temps, PUAA et PUAO ont diminué respectivement de 7,77 mg et 15,00 mg, ce qui peut être lié à la diminution de l'activité microbienne et de la capacité de croissance et de métabolisme provoquée par la diminution de la température. Jin Yu [11] a constaté que lorsque la température est inférieure à 14 degrés, il est difficile de garantir la concentration en polluants des effluents du système.

(Figure 2 Élimination des polluants dans les processus AAO et AM-AAO pendant un fonctionnement à long-terme : y compris (c) les courbes de concentration de NH⁺-N et le taux d'élimination changeant avec les jours de fonctionnement, (d) les courbes de concentration de NOₓ⁻-N changeant avec les jours de fonctionnement, (e) les courbes de taux d'élimination de TIN changeant avec les jours de fonctionnement. L'axe horizontal représente les jours de fonctionnement (0 ~ 260 d), et les axes verticaux sont ρ (NH₄⁺-N)/(mg·L⁻¹), ρ (NO₃⁻-N)/(mg·L⁻¹) et le taux d'élimination/%, respectivement. Chaque étape de fonctionnement est marquée sur les courbes).

2.2 Règles de changement de polluants dans les cycles typiques des processus AAO et AM-AAO

Pour explorer plus en détail le mécanisme d'élimination des polluants des processus AAO et AM-AAO, les changements de concentration de polluants au cours des cycles typiques des différentes étapes de fonctionnement ont été analysés, comme le montre la figure 3.

Au jour 42 (étape 1), le procédé AAO présentait de bonnes performances de dénitrification et d'élimination du phosphore. Cependant, la DCO élevée de l'influent n'a pas amélioré les performances de libération de phosphore, et le PRA était de 9,13 mg/L à ce moment-là. De plus, NH₄⁺-N était consommé à l'avance lors de son entrée dans le réservoir anoxique ; ensuite, le réservoir anoxique a réduit le NO₃⁻-N généré en N₂ ; cependant, le réservoir aérobie n'a éliminé que 3,52 mg/L de NH₄⁺-N, ce qui peut être dû au long HRT de l'étape 1 conduisant à une augmentation du DO renvoyé au réservoir anoxique, et la majeure partie du NH₄⁺-N avait terminé la nitrification dans le réservoir anoxique, ce qui a entraîné une faible concentration entrant dans le réservoir aérobie.

Au jour 118 (étape 2), avec la diminution de la DCO dans l'influent, les performances de libération de phosphore et de dénitrification se sont détériorées. La concentration de rejet de phosphore dans le réservoir anaérobie était de 5,91 mg/L et la concentration de NO₃⁻-N dans l'effluent du réservoir aérobie était de 8,20 mg/L. La concentration de PO₄³⁻-P dans le réservoir anoxique a diminué à 2,78 mg/L, indiquant que le PO₄³⁻-P a été éliminé dans le réservoir anoxique. De plus, le taux de reflux du liquide de nitrification a été fixé à ce moment à 250 %. Par rapport aux taux de reflux de 300 % et 400 %, les performances d'élimination de l'azote et du phosphore et de la matière organique du processus ont été améliorées, ce qui indique que l'augmentation du reflux du liquide de nitrification dans une certaine plage peut améliorer l'effet d'élimination des polluants.

Au jour 207 (étape 4), après ajustement du NH₄⁺-N et du HRT influents dans le processus AM-AAO, le taux d'élimination de la DCO était de 86.15 % ; le réservoir aérobie a éliminé 13,34 mg/L de NH₄⁺-N, la concentration restante d'étain était de 7,51 mg/L et 4,39 mg/L de NO₃⁻-N ont été produits, et NO₃⁻-N est devenu le polluant dominant dans l'effluent. Il n’y avait pas de différence significative dans la contribution à l’élimination du phosphore entre le réservoir anoxique et le réservoir aérobie. De plus, l'augmentation du NH₄⁺-N influent n'a pas affecté la nitrification, mais l'augmentation de la concentration de TIN dans l'influent a diminué les performances de dénitrification du processus AM-AAO, affectant ainsi l'élimination du TIN.

Au jour 262 (étape 6), la température du réacteur était de 13 degrés et le taux d'élimination de la DCO était de 83,67 % à ce moment-là. Parallèlement, 6,95 mg/L de phosphore ont été rejetés dans le bassin anaérobie ; 20,22 mg/L de NH₄⁺-N ont été consommés par le réservoir anoxique et une dénitrification a été effectuée, et la concentration de NO₃⁻-N dans l'effluent du réservoir anoxique était de 5,07 mg/L ; le réservoir aérobie présentait une perte de TIN de 1,32 mg/L ; le taux d'élimination du TIN était de 77,00 % et le TIN de l'effluent contenait 11,24 mg/L de NH₄⁺-N, ce qui indique que la basse température réduisait l'activité des bactéries nitrifiantes et dénitrifiantes, entraînant une élimination incomplète des polluants dans les eaux usées. De plus, le PRA a diminué à 6,95 mg/L et les performances d'absorption du phosphore du réservoir anoxique et du réservoir aérobie ont diminué respectivement à 2,41 mg/L et 3,61 mg/L, ce qui indique que la diminution de la température du réacteur a inhibé les performances d'élimination du phosphore des PAO, entraînant une diminution du PRA dans le réservoir anaérobie et une concentration élevée de phosphore dans les effluents.

(Figure 3 Modifications des contaminants dans les cycles typiques : y compris (a) le jour 42 du processus AAO, (b) le jour 118 du processus AAO, (c) le jour 207 du processus AM-AAO, (d) les courbes de changement de concentration de polluants au jour 262 du processus AM-AAO. L'axe horizontal est le processus de réaction et l'axe vertical est la concentration (mg/L) de chaque polluant (DCO, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 Modifications de la composition et du contenu des substances polymères extracellulaires (EPS) dans les processus AAO et AM-AAO

Au cours de l'expérience, les changements dans la composition et le contenu de l'EPS au jour 101 (processus AAO) et au jour 255 (processus AM-AAO) ont été déterminés et analysés, comme le montre la figure 4. Dans l'ensemble, le contenu total en EPS aux jours 101 et 255 peut être attribué à l'augmentation du contenu TB-EPS, et PN et PS représentaient la majeure partie de TB-EPS ; au jour 101, la teneur totale en EPS dans le réservoir anaérobie, le réservoir anoxique et le réservoir aérobie a montré une tendance à la hausse (0,12 mg/gVSS, 0,29 mg/gVSS et 0,37 mg/gVSS, respectivement) ; parmi eux, la teneur en EPS a augmenté de manière significative au cours de l'étape de nitrification, ce qui peut être dû au métabolisme actif des micro-organismes internes lorsque le système fonctionnait dans des conditions élevées de rapport carbone-à-azote (C/N=5.9) [12]. Cependant, le TB-EPS a joué un rôle positif dans la formation de flocs de boues, tandis que le S-EPS et le LB-EPS ont eu des effets négatifs [8] ; dans cette expérience, les teneurs en S-EPS et LB-EPS étaient relativement faibles, ce qui a créé des conditions propices à la croissance des boues ; dans le système hybride à film de -boues à flux continu-, le rôle des boues floculantes est irremplaçable [2].

De plus, les règles de changement de PN/PS dans différentes couches de boues dans chaque cuve de réaction étaient différentes. Le PN dans chaque réservoir de réaction était toujours supérieur au PS. Au jour 101, les ratios PN/PS dans S-EPS, LB-EPS et TB-EPS des boues étaient respectivement de 0,06, 1,62 et 2,67, tandis qu'au jour 255, ils étaient de 0,03, 1,30 et 3,27, ce qui indique que le rapport PN/PS a montré une tendance croissante de la couche externe à la couche externe. couche interne de cellules de boue. Cependant, lorsque la température du réacteur a été réduite à 13 degrés, la teneur totale en EPS dans les trois réservoirs a montré une tendance à la hausse (0,28 mg/gVSS, 0,41 mg/gVSS et 0,63 mg/gVSS, respectivement). La raison peut être que les micro-organismes incapables de s'adapter aux basses températures sont morts ou autolysés, et ces micro-organismes morts ont libéré de l'EPS, entraînant une augmentation de la teneur en EPS des boues, ou que les basses températures ont incité certains micro-organismes psychrophiles à sécréter davantage d'EPS pour s'adapter à la baisse de température dans le réacteur [13].

(Figure 4 Modifications de la teneur et de la composition de l'EPS au jour 101 (processus AAO) et au jour 255 (processus AM-AAO) : le côté gauche est le processus AAO et le côté droit est le processus AM-AAO. L'axe horizontal est le réservoir de réaction (fin de l'anaérobie, fin de l'anoxique, fin de l'aérobie) et le type d'EPS (S, LB, TB). L'axe vertical de gauche est le contenu en EPS. (mg·gVSS⁻¹), et l'axe vertical de droite est le rapport PN/PS. Il comprend des histogrammes des contenus PN, PS et EPS total ainsi qu'un graphique linéaire du rapport PN/PS.

2.4 Diversité microbienne et règles de succession communautaire dynamiques de population

Les résultats du séquençage à haut débit ont montré que le nombre de séquences des 14 échantillons de boues était de 1 027 419, et le nombre de séquences OTU de chaque échantillon est indiqué dans le tableau 2. La couverture des échantillons était supérieure à 0,995, ce qui indique que les résultats de séquençage étaient d'une grande précision. Le groupe D01 a décrit la structure initiale de la communauté microbienne, avec un indice Ace élevé, indiquant que les boues présentaient une grande richesse en espèces microbiennes au démarrage du système. Avec la transformation du système du processus AAO au processus AM-AAO, l'indice Ace a diminué et la richesse de la communauté microbienne dans le système AM-AAO a diminué. De plus, l’indice de Simpson a diminué, ce qui indique que la diversité de la communauté microbienne a diminué. Selon le changement de l'indice Ace, le nombre total d'espèces dans la communauté microbienne du biofilm anoxique du réservoir a montré une tendance à la baisse ; la diminution de l'indice de Shannon a prouvé que la diversité de la communauté microbienne dans le biofilm diminuait.

Tableau 2 Variation de l'indice de diversité microbienne

The main phyla with relative abundance >10 % des 14 échantillons ont été analysés (Figure 5a). Les phylums dominants du groupe D01 étaient les Actinobacteriota (25,76 %32,90%), Protéobactéries (21,98%27,16%), Bacteroidota (15,50%18,36%), et Firmicutes (10,37%13,77%) ; cependant, les abondances relatives d'Actinobacteriota (16,89 %19,16%) et Firmicutes (3,83%6,52 %) dans le groupe D110 a diminué et l'abondance relative des protéobactéries a augmenté (32,96 % ~ 40,75 %). Dans le système de processus AM-AAO, les Actinobacteriota ont diminué rapidement, même à moins de 3 % dans le groupe D237, tandis que les 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 % étaient des protéobactéries (35,26 %) et des Bacteroidota (30,61 %), ce qui indique que la structure de la communauté microbienne du biofilm était similaire à celle des boues activées. Dans l'échantillon M237, l'abondance relative des Firmicutes a diminué à moins de 2 % et l'abondance des Acidobacteriota (5,33 %) a augmenté.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3 %). Il a été constaté que les genres dominants dans le groupe D01 étaient Candidatus_Microthrix (11,32 %20,65 %), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3,97 %6,36%), Trichocoques (6,99%9,95 %), et Ornithinibacter (3,99 %6,41%) ; après que le système ait été exploité dans le processus AM-AAO, l'abondance relative de Candidatus_Microthrix a fortement chuté à 0,02 % (groupe D237) ; tandis que norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 a montré une tendance à la hausse puis à la baisse (groupe D237, 1,91 %2,91 %). Lorsque le processus était exploité de manière stable, Azospira est devenu l'un des genres relativement dominants (groupe D237, 7,37 %18,41 %). De plus, les genres de biofilms étaient fondamentalement similaires à ceux des boues, et les abondances relatives de norank_f__norank_o__Run-SP154 dans M194 et M237 étaient respectivement de 6,61 % à 7,66 % et 7,43 %.

Un total de 12 genres et 1 famille de bactéries oxydantes d'ammoniac - (AOB), de bactéries oxydantes de nitrite {{3} (NOB), d'organismes accumulant du glycogène - (GAO) et de - organismes accumulant du phosphore (PAO) dans le système ont été sélectionnés pour analyse (Tableau 3). Il a été constaté que dans le groupe D01, Nitrosomonas (0,02%0,03%), Ellin6067 (0,01%0,02%), et Nitrospira (0,04%0,07 %) peut garantir les performances d'oxydation de NH₄⁺-N. La diminution de Nitrosomonas et Nitrospira dans le groupe D110 peut être causée par le taux de reflux interne élevé, mais Ellin6067 (0,01 %0,02%) n'a pas été perturbé. Dans le groupe D194, le système a fonctionné selon le processus AM-AAO, et la réduction du HRT a éliminé le NOB et certains AOB. L'augmentation de l'azote ammoniacal influent peut être à l'origine de l'augmentation des abondances relatives des trois genres ci-dessus dans le groupe D237 (Figure 5b). De plus, AOB (Nitrosomonas et Ellin6067, 0,03 %0,07%) et NOB (Nitrospira, 0,01%0,02 %) dans l'échantillon M237 a montré une légère augmentation, indiquant que le biofilm a aidé le système de boues à réaliser le processus de dénitrification.

Il y avait un large éventail de PAO dans le groupe D01, notamment Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas et Tetrasphaera. Les changements de Candidatus_Microthrix (10,93 % ~ 11,88 %) et des PAO avec une abondance relative<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 et 0,31%0,39% [14]. Dans le groupe D237, Candidatus_Microthrix a été presque éliminé (0,02 %) et les PAO qui l'ont remplacé pour exercer la fonction d'élimination du phosphore étaient Defluviimonas (0,70 %1,07%) et Déchloromonas (0,95%1,06%) ; en outre, il a également été confirmé que la famille des Comamonadaceae a des performances d'élimination du phosphore [8], et l'abondance relative des Comamonadaceae dans le réservoir anaérobie ou le réservoir anoxique était relativement élevée, environ deux fois celle du réservoir aérobie. De plus, Candidatus_Competibacter et Defluviicoccus étaient les genres dominants de GAO dans tous les échantillons, mais les abondances des deux genres du groupe D01 étaient<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].

(Figure 5 Composition de la communauté microbienne : (a) Diagramme à barres de l'abondance relative au niveau du phylum. L'axe horizontal est l'échantillon et l'axe vertical est l'abondance relative/%. Il comprend les principaux phylums tels que les Actinobacteriota et les Proteobacteria ; (b) Carte thermique de l'abondance relative au niveau du genre. L'axe horizontal est l'échantillon et l'axe vertical est les genres dominants. La profondeur de la couleur indique le niveau d'abondance relative)

Tableau 3 Abondance de groupes fonctionnels dans 14 échantillons biologiques

3Conclusions

En utilisant les eaux usées réelles comme objet de traitement, les conditions de fonctionnement du processus AM-AAO ont été optimisées. Il a été constaté que lorsque le processus fonctionnait dans les conditions de HRT=7 h, de température d'environ 25 degrés, de reflux interne=250 %, de SRT=40 d, de reflux de boues=50 % et de taux de remplissage du réservoir anoxique =30 %, l'effet d'élimination des polluants était le meilleur. Le taux maximum d'élimination de NH₄⁺-N était de 98,57 % ; la concentration de NO₃⁻-N dans l'effluent, la concentration de PO₄³⁻-P, le taux d'élimination de l'étain et le taux d'élimination de la DCO étaient de 6,64 mg/L, 0,42 mg/L, 83,08 % et 86.16 %, respectivement.

Le réservoir anaérobie a réalisé de bons processus d'élimination de la matière organique et de libération du phosphore, avec 64,51 % de DCO éliminée et 9,77 mg/L de phosphore libérés en même temps ; le réservoir anoxique a effectué de bonnes réactions d'élimination du phosphore dénitrifiant ; le réservoir aérobie a effectué des processus complets de nitrification et d'absorption du phosphore, le taux d'élimination de NH₄⁺-N et de PUAO étant respectivement de 97,85 % et 59,12 mg.

Lorsque le processus AM-AAO fonctionnait de manière stable, l'augmentation de l'AOB (Ellin6067 et Nitrosomonas, 0,02 % ~ 0,04 % → 0,04 %0,12%) et NOB (Nitrospira, 00.01% → 0.02%0,04 %) ont assuré une progression suffisante de la nitrification et le taux d'élimination de NH₄⁺-N a augmenté de 8,35 % ; GAO (Candidatus_Competibacter et Defluviicoccus, 1,31 %1.61% → 3.49%4,46 %) ont dominé le processus de dénitrification endogène ; la croissance des PAO (famille des Defluviimonas, Dechloromonas et Comamonadaceae, 3,29%8,67 % → 3,79 % ~ 9,35 %) était la raison du maintien de bonnes performances d'élimination du phosphore ; De plus, la structure de la communauté microbienne du biofilm du réservoir anoxique était fondamentalement similaire à celle des boues activées, ce qui garantissait conjointement les performances d'élimination de l'azote et du phosphore du système.