도시 하수에서 향상된 질소 및 인 제거를 위한 연속-흐름 무산소 MBBR-AAO 프로세스의 성능 최적화 및 미생물 군집 계승

성능 최적화 및 미생물 연속-흐름 무산소 MBBR-AAO 공정의 커뮤니티 계승

최근 도시하수의 고도처리와 자원재활용의 실현이 물환경 분야에서 화두로 떠오르고 있다. 그러나 폐수처리장에서 널리 채택하고 있는 전통적인 질소 및 인 제거 공정은 과도한 자원 낭비를 초래할 뿐만 아니라 운영 비용도 증가시킨다[1]. 더욱이, 도시 하수의 탄소-대-질소 비율(C/N)의 점진적인 감소와 다양한 기능성 미생물 군집의 생활 환경 차이는 수처리 기술에 중요한 제한 요소가 되었습니다.

슬러지{0}}필름 하이브리드 MBBR 공정은 활성 슬러지 공정과 부유 담체 생물막 공정을 결합하여 기능성 미생물의 강화된 농축을 달성하고 기존 활성 슬러지 공정의 낮은 -온도 내성 문제와 대규모 토지 점유 문제를 해결합니다[2]. 2008년 장쑤성의 Wuxi Lucun 폐수 처리장은 중국 최초의 폐수 처리장으로서 Class IA 표준으로의 업그레이드 및 재건을 수행하여 슬러지 시스템에 부유 담체를 추가하여 처리 효과를 성공적으로 향상시켰습니다[3]. Hu Youbiaoet al. [4]는 MBBR과 활성 슬러지에서 암모니아 질소와 유기물 제거에 온도가 미치는 영향을 조사한 결과, 온도가 MBBR에 미치는 영향은 작지만 활성 슬러지에 미치는 영향은 더 크다는 것을 보여주었습니다. Zhang Minget al. [5] A²O-MBBR 공정을 사용하여 농촌 가정 하수를 처리하여 COD, 암모니아 질소, TP 및 TN의 높은 제거율을 달성했습니다. Zhou Jiazhonget al. [2]는 소규모 실험을 통해 DO, 온도가 슬러지{14}}필름 하이브리드 MBBR 시스템과 양의 상관관계가 있는 반면 유입수 C/N 비율은 음의 상관관계가 있음을 발견했습니다.

무산소 MBBR(AM-MBBR) 공정은 무산소조에서 탈질과 인 제거를 동시에 구현할 수 있는 공정으로, 이는 탈질인 제거(DPR) 공정이기도 하다. 전통적인 폐수 처리 공정과 비교하여 DPR 공정은 유기 탄소원을 절약하고 산소 소비를 줄일 수 있습니다. Zhang Yongsheng [6] 외. 연속-흐름 생물막 반응기를 개발한 결과, 온도 20도, DO 농도 5.5mg/L, 부하 2.2kg/(m³·d), 혐기성 3h/호기성 6h의 간헐적 통기 조건에서 유출수의 평균 COD 및 인 농도는 76mg/L 및 0.67mg/L였으며 제거율은 각각 72.9%, 78.5%였다.

그러나 슬러지-필름 하이브리드 AM-AAO 시스템의 경우 부유 응집성 슬러지와 부착된 생물막 사이에 복잡한 관계가 있습니다. 이전 연구들은 폐수처리장 입찰 및 재건축 등 공학적 실무에 초점을 맞춰왔지만, 연속식-유동 슬러지-필름 하이브리드 AM-AAO 시스템에서 질소 및 인 제거를 향상시키기 위한 동기식 질산화 및 DPR에 대한 연구는 거의 없고, DPR 기술을 통한 이 공정의 오염물질 제거 성능의 안정성도 난제 중 하나이다.

이 연구에서는 폭기율, 충전재 투입량, 수리학적 체류 시간(HRT), 질산화 액체 환류 비율, 유입수 C/N 비율, 온도가 장기간 질소 및 인 제거 성능에 미치는 영향을 조사하는 데 중점을 두고 연속 흐름(AAO) 및 연속-슬러지-필름 하이브리드(AM{4}}AAO) 공정의 시작{0}}및 운영 전략을 최적화했습니다. AM-MBBR 공정과 무산소조의 탈질 인 제거 효율. 동시에 활성슬러지 및 생물막 내 미생물 군집의 계승과 기능성 미생물 군집의 변화규칙을 연구하였다.

1 재료 및 방법

1.1 실험장치 및 작동변수

이 연구에는 연속-흐름 AAO 반응 장치(그림 1)가 사용되었습니다. 그것은 유기 유리로 만들어졌으며 각각 10cm × 10cm × 40cm 크기의 총 7개 구획으로 구성되었습니다. 작업량은 21 L였으며, 각 반응조의 부피비는 혐기성: 무산소: 호기성=2:2:3이었다. 혐기성 탱크와 무산소 탱크에는 기계적 교반이 채택되었습니다. 호기조는 폭기 샌드 헤드를 미세 다공성 폭기 장치로 사용하고 슬러지{12}} 혼합을 위해 외력을 사용했으며 폭기 속도는 가스 유량계로 제어했습니다. 반응기 호기조의 DO 농도는 2~3 mg/L로 조절되었으며; 2차 침전조는 작업 용량이 약 40L인 실린더였습니다. 슬러지 체류시간(SRT)은 40일, 슬러지 환류율은 50%이었다. 원자로는 총 263일(6개의 운전단계로 구분) 동안 운전되었으며, 159일째부터 무산소조에 폴리에틸렌 충진재를 첨가하여 AM{23}}AAO 모드로 운전하였다. 구체적인 작동 조건은 표 1에 나와 있습니다.

(그림 1 AM-AAO 공정 장비의 개략도: 그림에는 물 유입 버킷, 연동 펌프, 혐기성 탱크, 무산소 탱크, 호기성 탱크, 침전조, 물 배출 버킷뿐만 아니라 내부 환류, 슬러지 환류 파이프라인 및 배수 밸브가 포함됩니다.)

표 1 공정 시스템 유형 및 작동 매개변수

1.2 접종된 슬러지 및 유입수 수질

본 실험에서 접종된 슬러지는 폐수처리장의 2차 침전조에서 배출되는 잉여 슬러지에서 채취한 것이다. 접종 후 반응기 내 슬러지 농도(MLSS)는 2.3g/L, 슬러지 휘발성 고형물(MLVSS)은 2.1g/L로 나타났다.

반응기 유입수는 식당에서 나온 실제 생활하수로 필터망을 통해 불순물을 걸러낸 뒤 반응기에 투입됐다. 오염 물질에는 NH₄⁺-N(35.0456.54mg/L), NO2⁻-N(00.42mg/L), NO₃⁻-N(00.05mg/L), COD(362.1605.1mg/L) 및 PO₄³⁻-P(1~5.08mg/L).

1.3 탐지항목 및 분석방법

1.3.1 일상적인 탐지 방법

슬러지{0}}시료는 유입수, 혐기조, 무산소조, 호기조, 침전조, 유출수에서 채취한 후 0.45μm 여과지로 여과하였다. NH₄⁺-N은 Nessler의 분광광도계로 측정되었습니다. NO2⁻-N은 N-(1-나프틸) 에틸렌디아민 광도법으로 결정되었습니다. NO₃⁻-N은 자외선 분광광도법으로 결정되었습니다. COD는 Lianhua 5B-3A COD 다중 매개변수 신속 검출기에 의해 결정되었습니다. pH/DO 및 온도는 WTW Multi3620 검출기로 결정되었습니다. MLSS는 중량 측정 방법으로 결정되었습니다. MLVSS는 머플로 연소 중량 감소 방법에 의해 결정되었습니다[7].

1.3.2 세포외 고분자 물질의 추출 및 검출

세포외 고분자 물질(EPS)은 다당류(PS), 단백질(PN) 및 휴믹산(HA)으로 구성되는 것으로 간주됩니다. 용해성 세포외 고분자 물질(S-EPS), 느슨하게 결합된 세포외 고분자 물질(LB{2}}EPS), 단단히 결합된 세포외 고분자 물질(TB{3}}EPS)의 세 가지 유형의 EPS를 분리 추출했습니다. PS의 측정 방법은 황산-안트론 방법이었고, PN과 HA의 측정 방법은 Folin-Lowry 방법을 수정하였다[7].

1.3.3 오염물질 제거율 계산방법

오염물질 제거율(SRE)은 AM-AAO 공정 시스템의 전반적인 오염물질 제거를 특성화하는 데 사용되었습니다. 그 중 Sinf와 Seff는 각각 유입수와 유출수의 오염물질 농도로, 유입수와 유출수의 NH₄⁺-N, NO2⁻-N, NO₃⁻-N, COD, PO₄³⁻-P 등의 오염물질의 질량농도를 mg/L로 나타낼 수 있다.

1.3.4 높은-처리량 시퀀싱 방법

Illumina의 높은{0}}처리량 시퀀싱 방법이 사용되었습니다. 1일차, 110일차, 194일차, 237일차 혐기조, 무산소조, 호기조의 슬러지 시료를 채취하여 그룹 D01(D01_A1, D01_A2, D01_O), 그룹 D110(D110_A1, D110_A2, D110_O), 그룹 D194(D194_A1, 각각 D194_A2, D194_O) 및 그룹 D237(D237_A1, D237_A2, D237_O); 194일과 237일에 생물막 슬러지 샘플을 수집하여 각각 M194와 M237로 명명했습니다. 미생물 군집의 변화에 ​​대해 총 14개의 슬러지 샘플을 분석했습니다. Fast DNA SPIN 키트(MP Biomedicals, Santa Ana, CA, USA)를 사용하여 DNA를 추출했습니다. 박테리아 16S rRNA 유전자의 V3-V4 영역은 338F/806R 프라이머로 증폭되었습니다. 정제된 앰플리콘은 Shanghai Majorbio Biomedical Technology Co., Ltd.(중국 상하이)에 의해 Illumina MiSeq PE300 플랫폼(Illumina, 미국)에서 시퀀싱되었습니다[7].

2 결과 및 논의

2.1 AAO 및 AM-AAO 프로세스의 장기-오염물질 제거 규칙

연속 흐름 AAO 프로세스(1단계) 작동 중-장기적인 오염 물질 제거-3) 및 현탁 폴리에틸렌 필러를 첨가한 AM-AAO 공정(4단계)6) 그림 2에 나타나 있다.

1단계(1~45d)에서 혐기조의 PO₄³⁻-P 방출량(PRA), 무산소조(PUAA)의 PO₄³⁻-P 흡수량, 호기조(PUAO)의 PO₄³⁻-P 흡수량은 66.06 mg, 14.22 mg, 각각 87.81mg이고, 인 흡수 과정은 주로 호기조에서 이루어졌습니다. NH₄⁺-N과 총무기질소(TIN) 제거율은 각각 92.85%와 86.37%로 탈질효과를 보장하였다. 폭기(DO=2~3 mg/L)를 미세 조정한 후 NH₄⁺-N 제거 효과는 98.68%로 증가했으며, 유출수 TIN 농도 및 제거율은 각각 1.75mg/L 및 95.75%로 DO의 적절한 조정이 질산화 및 탈질화 공정에 도움이 됨을 나타냅니다. 혐기조 내 COD 제거 효과가 약해졌습니다(91.60%). 또한 DO의-미세 조정은 유출 PO₄³⁻-P에 영향을 미치지 않았으며 평균 0.47mg/L로 Yang Sijing 등의 결론과 일치합니다. [8].

Stage 2(46~120d)에서는 HRT=8h를 조정한 후 COD 제거 성능이 약간 변동했습니다. PRA, PUAA, PUAO의 최대값은 148.01 mg, 81.95 mg, 114.15 mg으로 유입수 유량의 증가가 인 제거에 영향을 미치지 않았으며 높은 NH₄⁺-N 및 TIN 제거 성능을 유지했음을 알 수 있습니다. 72일째에는 질산화액 환류율을 300%, 400%로 높였다. 환류율의 증가는 TIN 제거 효과를 감소시켰으며, 제거율은 각각 80.37%(300%)와 68.68%(400%)였습니다. 108일부터 120일까지 질산화액 환류율은 250%로 측정되었다. 질산화액 환류율 250%에서 혐기조 내 COD 제거량(127.1 mg/L)은 타사(200%, 300%, 400%에서 각각 86.2 mg/L, 124.7 mg/L, 128.0 mg/L) 이상으로 높았으며, 다양한 환류비에 해당하는 유출수 인 농도는 0.52mg/L, 0.35mg/L, 0.06mg/L로 질산화액 환류비를 특정 범위 내로 높이면 인 제거가 촉진될 수 있음을 알 수 있다. 또한, 환류율 250%에서는 TIN 제거율이 86.86%로 탈질성능이 양호하였다.

3단계(121~158d)에서는 질화액 환류율을 250%로 고정하였다. 131일째에는 유입수 유량이 5 L/h로 증가하여 COD와 인 제거 효과가 감소하였고, 유출수 농도는 각각 73.3 mg/L, 3.92 mg/L로 유입수 유량이 증가할수록 무처리 COD가 더 많이 배출되는 것으로 나타났다. 또한 NH₄⁺-N과 TIN의 최대 제거율은 각각 93.82%와 79.12%로 나타났으며, 이 중 NO₃⁻-N이 유출수 내 주요 오염물질로 나타났다(4.70 mg/L). 139일째 유입수 유량은 4 L/h로 감소하였고, 유출수 COD 및 제거율은 각각 55.7 mg/L 및 85.97%로 HRT=5.6 h에서의 탄소 제거 성능보다 높았으며, 이는 HRT 감소로 인해 COD 제거 효과가 감소할 수 있음을 나타냅니다. 또한 NH₄⁺-N과 TIN의 최대 제거율은 100%와 97.41%로 HRT를 조정하면 질산화와 탈질이 촉진되지만 HRT가 너무 짧으면 탈질 효과가 감소할 수 있음을 알 수 있다. 따라서 HRT=7 h에서는 각 탱크의 반응이 완전히 진행되기에 충분하며, HRT가 크게 증가하더라도 탈질 효과에 대한 촉진 효과는 거의 없습니다.

159일째에 AAO 공정의 무산소조에 20% 현탁 폴리에틸렌 충전재를 첨가했습니다. 4단계(159~209d)에서는 COD 및 PO₄³⁻-P 제거 성능이 향상되었습니다. 172일부터 유입수 NH₄⁺-N 농도는 64.17 mg/L (C/N=8.59)로 증가하였고, 유출수 COD 및 제거율은 각각 77.7 mg/L 및 86.06%였습니다. 그 이유는 생물막이 느리게 성장하고 활성 슬러지가 대부분의 COD 제거에 주요한 기여를 했기 때문일 수 있습니다. 부유 충전재는 PO₄³⁻-P 제거율을 1.18% 증가시켰습니다. 그러나 무산소조에서 유입되는 NH₄⁺-N의 증가로 인해 NO₃⁻-N의 탈질 과정을 위한 더 많은 탄소원이 필요하게 되었고, 이는 PAO의 인 방출 및 흡수에 도움이 되지 않았습니다. 동시에 이 작업은 NO₃⁻-N을 완전히 감소시키지 못했으며 최소 유출 농도는 7.30mg/L였습니다. 185일째에 HRT를 5.6시간으로 변경하면 COD 제거 효과가 86.05%의 제거율로 약간 변동하는 것으로 나타났습니다. 유출수 PO₄³⁻-P 농도는 0.05mg/L 증가했고 PUAA도 증가했습니다(13.02mg에서 18.90mg). 이는 슬러지와 생물막이 상승적으로 특정 인 제거 효율을 발휘했음을 나타냅니다. 또한, 유출수 NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, TIN 농도는 각각 10.23 mg/L, 6.52 mg/L, 16.82 mg/L로 HRT 감소로 인해 NH₄⁺-N 및 TIN 제거 효과가 감소함을 알 수 있었다. 195일째에는 HRT를 7시간으로 다시 조정했는데, 이때 배출수 내 오염물질 함량이 감소하고 시스템의 질소, 인 제거 및 유기물 제거 성능이 점차 회복됐다.

5단계(210~240d)에서는 유입수 NH₄⁺-N 농도가 84.06 mg/L(C/N=6.28)로 증가하였으며, 여전히 활성슬러지가 유기물 제거에 주요한 기여를 하고 있다. NH₄⁺-N의 증가는 COD 제거에 거의 영향을 미치지 않았습니다. 혐기조에서 흡수된 COD의 비율은 68.02%였으며, 대부분의 유기물은 혐기조에서 PAO에 흡수되어 내부 탄소원(PHA)으로 합성되어 혐기성 인 방출이 완전히 완료되었다[9]. 최대 PRA는 72.75mg이었고, PUAA와 PUAO는 각각 35.82mg/L와 48.20mg/L였지만, 인 흡수에 대한 주요 기여는 여전히 호기성 탱크에서 나왔습니다. 221일째에 충진율은 30%로 증가했고, 유출수 NH₄⁺-N 및 TIN 농도는 각각 4.49mg/L 및 5.16mg/L 감소했습니다. 그 중 NH₄⁺-N과 NO₃⁻-N은 각각 배출 TIN의 70.11%와 28.75%를 차지했습니다. 231일째 유입수 NH₄⁺-N 농도는 66.34 mg/L로 조정되었으며, 시스템의 오염물질 제거 성능은 기본적으로 안정적이었다.

6단계(241~263d)에서는 오염물질 제거에 미치는 영향을 알아보기 위해 반응기 온도를 조절하였다. 241일째에는 기온이 18도까지 낮아져 COD 제거율이 84.37%로 감소했으나, 기온 저하로 인해 COD 변화 룰은 변하지 않았습니다. 혐기조의 제거율은 62.02%로 가장 높았고, 무산소조의 탈질인 제거공정에서 COD가 26.72% 소모되었으며, 호기조 방류수 중 NO₃⁻-N 농도는 10.44 mg/L, NH₄⁺-N은 8.50 mg/L 남았다. 또한 PRA는 온도의 영향을 덜 받았지만 무산소조의 인 흡수 성능은 감소하여 PUAA가 19.77mg에 불과했고 호기조에서는 인이 3.94mg/L 제거되었습니다. 대부분의 호기성 PAO는 호기성 인 흡수 과정을 수행했습니다[10]. 온도를 13도까지 더 낮추면 NH₄⁺-N과 TIN의 제거율이 각각 6.38%와 6.25% 감소했습니다. 동시에 PUAA와 PUAO는 각각 7.77mg과 15.00mg 감소했는데, 이는 온도 감소로 인한 미생물 활동 및 성장 및 대사 능력의 감소와 관련이 있을 수 있습니다. Jin Yu[11]는 온도가 14도보다 낮을 경우 시스템의 배출 오염물질 농도를 보장하기 어렵다는 것을 발견했습니다.

(그림 2 장기 운영 중 AAO 및 AM-AAO 공정의 오염물질 제거-: (c) 작업일수에 따라 변화하는 NH₄⁺-N 농도 및 제거율 곡선, (d) 작업일수에 따라 변화하는 NOₓ⁻-N 농도 곡선, (e) 작업일수에 따라 변화하는 TIN 제거율 곡선. 가로축은 작업일수(0~260) d), 세로축은 각각 ρ(NH₄⁺-N)/(mg·L⁻1), ρ(NO₃⁻-N)/(mg·L⁻1), 제거율/%를 곡선으로 표시하였다.

2.2 AAO 및 AM{1}}AAO 공정의 일반적인 주기에서의 오염물질 변화 규칙

AAO 및 AM{0}}AAO 공정의 오염물질 제거 메커니즘을 더 자세히 살펴보기 위해 그림 3과 같이 다양한 운영 단계의 일반적인 주기에서 오염물질 농도 변화를 분석했습니다.

42일(1단계)에 AAO 공정은 우수한 탈질 및 인 제거 성능을 보였습니다. 그러나 높은 유입수 COD는 인 방출 성능을 향상시키지 못하였으며, 이때 PRA는 9.13 mg/L이었다. 또한 무산소조에 들어갈 때 NH₄⁺-N이 미리 소모되어 있었고; 그런 다음 무산소조는 생성된 NO₃⁻-N을 N2로 감소시켰습니다. 그러나 호기조에서는 3.52 mg/L의 NH₄⁺-N만 제거했는데, 이는 1단계의 긴 HRT로 인해 무산소조로 반환되는 DO의 증가로 인한 것일 수 있으며 대부분의 NH₄⁺-N은 무산소조에서 질산화를 완료하여 호기조에 유입되는 농도가 낮습니다.

118일째(2단계)에는 유입수 COD가 감소함에 따라 인 방출 및 탈질 성능이 저하되었다. 혐기조의 인 방출 농도는 5.91 mg/L이었고, 호기조 방류수의 NO₃⁻-N 농도는 8.20 mg/L이었다. 무산소조의 PO₄³⁻-P 농도는 2.78 mg/L로 감소하여 무산소조에서 PO₄³⁻-P가 제거되었음을 알 수 있다. 또한 이때 질화액 환류율은 250%로 고정하였다. 환류율 300%와 400%에 비해 공정의 질소, 인 제거 및 유기물 제거 성능이 향상되어 질화액 환류를 일정 범위 내로 증가시키면 오염물질 제거 효과가 향상될 수 있음을 나타낸다.

207일(4단계) AM-AAO 공정에서 유입수 NH₄⁺-N 및 HRT를 조정한 후 COD 제거율은 86.15%였습니다. 호기조는 13.34 mg/L의 NH₄⁺-N을 제거했고, 나머지 TIN 농도는 7.51 mg/L였으며, 4.39 mg/L의 NO₃⁻-N이 생성되었으며, NO₃⁻-N이 유출수의 주요 오염물질이 되었습니다. 무산소조와 호기조의 인 제거 기여도에는 큰 차이가 없었다. 또한 유입수 NH₄⁺-N 증가는 질산화에 영향을 미치지 않았으나 유입수 TIN 농도 증가는 AM-AAO 공정의 탈질 성능을 감소시켜 TIN 제거에 영향을 미쳤다.

262일(Stage 6)에 반응기 온도는 13도였으며, 이때 COD 제거율은 83.67%였다. 동시에 혐기성 탱크에서는 6.95 mg/L의 인이 방출되었습니다. 무산소조에서 NH₄⁺-N 20.22 mg/L가 소모되어 탈질이 이루어졌으며, 무산소조 방류수 중 NO₃⁻-N 농도는 5.07 mg/L이었다. 호기성 탱크의 TIN 손실은 1.32 mg/L였습니다. TIN 제거율은 77.00%이고, 유출수 TIN에는 NH₄⁺-N이 11.24mg/L 함유되어 있어 낮은 온도로 인해 질산화균과 탈질균의 활성이 감소되어 하수 중 오염물질이 불완전하게 제거된 것으로 나타났다. 또한, PRA는 6.95 mg/L로 감소하였고, 무산소조와 호기조의 인 흡수 성능은 각각 2.41 mg/L, 3.61 mg/L로 감소하여 반응기 온도의 감소로 인해 PAO의 인 제거 성능이 저해되어 혐기조의 PRA가 감소하고 유출수 인 농도가 높아지는 것을 알 수 있었다.

(그림 3 일반적인 주기의 오염물질 변화: (a) AAO 공정 42일, (b) AAO 공정 118일, (c) AM-AAO 공정 207일, (d) AM-AAO 공정 262일의 오염물질 농도 변화 곡선을 포함합니다. 가로축은 반응과정, 세로축은 각 오염물질(COD, NH₄⁺-N, NO₃⁻-N, PO₄³⁻-P))

2.3 AAO 및 AM{1}}AAO 공정에서 세포외 고분자 물질(EPS)의 구성 및 함량 변화

실험 중 그림 4와 같이 101일차(AAO 공정)와 255일차(AM-AAO 공정)의 EPS 구성 및 함량 변화를 파악하고 분석하였다. 전체적으로 101일차와 255일차의 전체 EPS 함량은 TB-EPS 함량의 증가에 따른 것으로 볼 수 있으며, TB-EPS의 주요 부분을 차지하는 것은 PN과 PS이다. 101일차에는 혐기조, 무산소조, 호기조의 총 EPS 함량이 증가하는 경향을 보였다(각각 0.12 mg/gVSS, 0.29 mg/gVSS, 0.37 mg/gVSS). 그 중 질산화 단계에서 EPS 함량이 크게 증가했는데, 이는 시스템이 높은 탄소-대-질소 비율(C/N=5.9) 조건에서 작동될 때 내부 미생물의 활발한 대사로 인한 것일 수 있습니다[12]. 그러나 TB-EPS는 슬러지 플록 형성에 긍정적인 역할을 한 반면, S-EPS와 LB{19}}EPS는 부정적인 영향을 미쳤습니다[8]. 본 실험에서는 S-EPS와 LB{22}}EPS의 함량이 상대적으로 낮아 슬러지 성장 조건이 만들어졌습니다. 연속-흐름 슬러지-필름 하이브리드 시스템에서 응집성 슬러지의 역할은 대체 불가능합니다[2].

또한, 각 반응조의 슬러지 층별 PN/PS의 변화규칙도 서로 달랐다. 각 반응조의 PN은 항상 PS보다 높았습니다. 101일차 슬러지의 S-EPS, LB{4}}EPS, TB{5}}EPS의 PN/PS 비율은 각각 0.06, 1.62, 2.67이었고, 255일차에는 0.03, 1.30, 3.27로 PN/PS 비율이 외층에서 외층으로 증가하는 경향을 보였다. 슬러지 셀의 내부 층. 그러나 반응기 온도를 13도로 낮추면 3개 탱크의 총 EPS 함량은 각각 0.28 mg/gVSS, 0.41 mg/gVSS, 0.63 mg/gVSS로 증가하는 경향을 보였다. 그 이유는 저온에 적응하지 못한 미생물이 죽거나 자가분해되어 죽은 미생물이 EPS를 방출하여 슬러지의 EPS 함량이 증가하거나, 저온에 의해 일부 호온성 미생물이 반응기 온도 감소에 적응하기 위해 더 많은 EPS를 분비하게 되었기 때문일 수 있다[13].

(그림 4 101일(AAO 공정) 및 255일(AM{3}}AAO 공정)의 EPS 함량 및 구성 변화: 왼쪽은 AAO 공정, 오른쪽은 AM{4}}AAO 공정입니다. 가로축은 반응조(혐기성 종료, 무산소성 종료, 호기성 종료) 및 EPS 유형(S, LB, TB)입니다. 왼쪽 세로축은 EPS 함량입니다. (mg·gVSS⁻¹)이며, 오른쪽 세로축은 PN/PS 비율이며, PN, PS, 총 EPS 함량 히스토그램과 PN/PS 비율 꺾은선형 차트가 포함되어 있습니다.

2.4 미생물 다양성과 개체수 동적 공동체 계승 규칙

처리량이 높은- 시퀀싱 결과, 14개 슬러지 샘플의 시퀀스 수는 1,027,419개로 나타났으며, 각 샘플의 OTU 시퀀스 수는 표 2에 나와 있습니다. 샘플의 Coverage는 0.995 이상으로 시퀀싱 결과의 정확도가 높은 것으로 나타났습니다. 그룹 D01은 Ace 지수가 높은 초기 미생물 군집 구조를 설명했는데, 이는 시스템 시작 시 슬러지에 미생물 종 풍부도가 높았음을 나타냅니다.- 시스템이 AAO에서 AM-AAO 프로세스로 전환되면서 Ace 지수가 감소하고 AM-AAO 시스템에서 미생물 군집의 풍부함이 감소했습니다. 또한 심슨 지수도 감소해 미생물 군집의 다양성이 감소한 것으로 나타났다. Ace 지수의 변화에 ​​따라 무산소조 생물막의 미생물 군집 전체 종 수가 감소하는 경향을 보였으며; Shannon 지수의 감소는 생물막 내 미생물 군집의 다양성이 감소했음을 입증했습니다.

풀 사이즈 테이블

The main phyla with relative abundance >14개 샘플 중 10%가 분석되었습니다(그림 5a). 그룹 D01의 주요 문은 Actinobacteriota(25.76%)였습니다.32.90%), 프로테오박테리아(21.98%)27.16%), 박테로이도타(15.50%)18.36%), 피르미쿠테스(10.37%)13.77%); 그러나 Actinobacteriota의 상대적 풍부함(16.89%)19.16%) 및 피르미쿠테스(3.83%)D110군에서는 6.52%)가 감소하고, 프로테오박테리아의 상대적 풍부도는 증가하였다(32.96%~40.75%). AM-AAO 공정 시스템에서 Actinobacteriota는 D237 그룹에서 3% 미만으로 급격히 감소한 반면 Proteobacteria(33.72%)는43.54%), 박테로이도타(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%는 Proteobacteria(35.26%)와 Bacteroidota(30.61%)였으며, 이는 생물막의 미생물 군집 구조가 활성 슬러지의 구조와 유사함을 나타냅니다. 샘플 M237에서는 페르미쿠테스(Firmicutes)의 상대적 풍부도가 2% 미만으로 감소하고 유산균(Acidobacteriota)의 풍부도(5.33%)가 증가했습니다.

By creating a heat map (Figure 5b), the 14 samples were compared at the genus level (relative abundance >3%). 그룹 D01의 우세한 속은 Candidatus_Microthrix(11.32%)인 것으로 나타났습니다.20.65%), norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 (3.97%6.36%), 트리코코쿠스(6.99%)9.95%), 오르니티니박터(3.99%)6.41%); 시스템이 AM-AAO 프로세스에서 작동된 후 Candidatus_Microthrix의 상대적 풍부도는 0.02%(그룹 D237)로 급격히 떨어졌습니다. norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28은 처음에는 증가하다가 감소하는 경향을 보였지만(그룹 D237, 1.91%)2.91%). 공정이 안정적으로 운영되자 Azospira는 상대적으로 우세한 속 중 하나가 되었습니다(그룹 D237, 7.37%).18.41%). 또한, 생물막 속은 기본적으로 슬러지와 유사하였으며, M194 및 M237에서 norank_f__norank_o__Run-SP154의 상대적 존재비는 각각 6.61%~7.66% 및 7.43%였습니다.

시스템 내 암모니아-산화 박테리아(AOB), 아질산염-산화 박테리아(NOB), 글리코겐-축적 유기체(GAO) 및 인-축적 유기체(PAO)의 총 12개 속과 1개 계열이 분석을 위해 선택되었습니다(표 3). D01군에서는 니트로소모나스(0.02%)가 검출된 것으로 나타났다.0.03%), 엘린6067 (0.01%)0.02%), 니트로스피라(0.04%)0.07%)은 NH₄⁺-N의 산화 성능을 보장할 수 있습니다. D110군에서 Nitrosomonas와 Nitrospira의 감소는 내부역류율이 높아서일 수도 있으나 Ellin6067(0.01%)0.02%) 방해받지 않았습니다. 그룹 D194에서는 시스템이 AM-AAO 프로세스로 작동되었으며 HRT의 감소로 인해 NOB와 일부 AOB가 사라졌습니다. 유입되는 암모니아 질소의 증가는 D237 그룹에서 위의 세 가지 속의 상대적 존재비가 증가한 이유일 수 있습니다(그림 5b). 또한, AOB(Nitrosomonas 및 Ellin6067, 0.03%0.07%) 및 NOB(니트로스피라, 0.01%)0.02%) 샘플 M237에서는 약간의 증가를 보였는데, 이는 생물막이 슬러지 시스템이 탈질화 과정을 달성하는 데 도움이 되었음을 나타냅니다.

그룹 D01에는 Acinetobacter, Candidatus_Accumulibacter, Candidatus_Microthrix, Defluviimonas, Pseudomonas 및 Tetrasphaera를 포함하여 광범위한 PAO가 있었습니다. 상대적 풍부도에 따른 Candidatus_Microthrix(10.93%~11.88%) 및 PAO의 변화<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 및 0.31%0.39% [14]. D237군에서는 Candidatus_Microthrix가 거의 제거되었고(0.02%), 이를 대체하여 인 제거 기능을 발휘하는 PAO는 Defluviimonas(0.70%)였다.1.07%) 및 데클로로모나스(0.95%)1.06%); 또한, Comamonadaceae과도 인 제거 성능이 있는 것으로 확인되었으며[8], 혐기조나 무산소조에서 Comamonadaceae의 상대적 풍부도는 호기조에 비해 약 2배로 상대적으로 높았다. 또한 Candidatus_Competibacter와 Defluviicoccus는 모든 샘플에서 GAO의 지배적인 속이었으나 그룹 D01에서는 두 속이 풍부하게 존재했습니다.<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].

(그림 5 미생물 군집 구성: (a) 문 수준의 상대 풍부도에 대한 막대 차트. 가로 축은 샘플이고 세로 축은 상대 풍부도/%입니다. 여기에는 Actinobacteriota 및 Proteobacteria와 같은 주요 문이 포함됩니다. (b) 속 수준의 상대적 풍부도에 대한 히트 맵. 가로 축은 샘플이고 세로 축은 우세한 속입니다. 색상 깊이는 상대적 풍부도 수준을 나타냅니다.)

표 3 14개 생물학적 샘플의 풍부한 기능성 그룹

3 결론

실제 하수를 처리대상으로 삼아 AM{0}}AAO 공정의 운전조건을 최적화하였다. HRT=7 h, 온도 약 25도, 내부 환류=250%, SRT=40 d, 슬러지 환류=50%, 무산소조 충진율=30% 조건에서 공정을 운전할 때 오염물질 제거 효과가 가장 좋은 것으로 나타났다. 최대 NH₄⁺-N 제거율은 98.57%였습니다. 유출수 NO₃⁻-N 농도, PO₄³⁻-P 농도, TIN 제거율 및 COD 제거율은 각각 6.64 mg/L, 0.42 mg/L, 83.08% 및 86.16%였습니다.

혐기조는 우수한 유기물 제거 및 인 방출 공정을 수행했으며, 동시에 COD 제거율은 64.51%, 인 방출량은 9.77mg/L였습니다. 무산소 탱크는 우수한 탈질 인 제거 반응을 수행했습니다. 호기조는 완전한 질산화 및 인 흡수 과정을 수행했으며, NH₄⁺-N 제거율은 97.85%, PUAO는 59.12mg이었습니다.

AM-AAO 공정이 안정적으로 운영되면 AOB(Ellin6067 및 Nitrosomonas, 0.02%~0.04% → 0.04%) 증가0.12%) 및 NOB(니트로스피라, 00.01% → 0.02%0.04%) 질산화가 충분히 진행되어 NH₄⁺-N 제거율이 8.35% 증가했습니다. GAO(Candidatus_Competibacter 및 Defluviicoccus, 1.31%1.61% → 3.49%4.46%)가 내인성 탈질 과정을 지배했습니다. PAO(Defluviimonas, Declomonas 및 Comamonadaceae 계통, 3.29%)의 성장8.67% → 3.79%~9.35%)가 좋은 인 제거 성능을 유지하는 이유였다. 또한 무산소조 생물막의 미생물 군집 구조는 기본적으로 활성 슬러지의 구조와 유사하여 시스템의 질소 및 인 제거 성능을 공동으로 보장합니다.