Verbesserte Abfallbelebtschlammfaulung mithilfe eines getauchten anaeroben dynamischen Membranbioreaktors: Leistung, Schlammeigenschaften und mikrobielle Gemeinschaft

Scientific Reports Band 6, Artikelnummer: 20111 (2016) Diesen Artikel zitieren

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Die anaerobe Vergärung (AD) spielt eine wichtige Rolle bei der Behandlung von Abfallbelebtschlamm (WAS). Der konventionelle AD (CAD)-Prozess bedarf jedoch erheblicher Verbesserungen, insbesondere für die Behandlung von WAS mit niedrigem Feststoffgehalt und schlechter anaerober biologischer Abbaubarkeit. Hier schlagen wir einen untergetauchten anaeroben dynamischen Membranbioreaktor (AndDMBR) für die gleichzeitige WAS-Verdickung und Verdauung ohne Vorbehandlung vor. Während des Langzeitbetriebs zeigte der AndDMBR im Vergleich zum CAD-Prozess eine verbesserte Schlammreduktion und eine verbesserte Methanproduktion. Darüber hinaus enthielt das im AndDMBR erzeugte Biogas einen höheren Methangehalt als im CAD-Verfahren. Stabile Kohlenstoffisotopensignaturen verdeutlichten das Auftreten kombinierter methanogener Wege im AnDMBR-Prozess, wobei der hydrotrophe methanogene Weg einen größeren Beitrag zur gesamten Methanproduktion leistete. Es wurde auch festgestellt, dass der Abbau organischer Stoffe im AndDMBR beschleunigt wurde, wodurch günstigere Substrate für Mikroorganismen bereitgestellt wurden. Die Pyrosequenzierung ergab, dass Proteobakterien und Bacteroidetes in Bakteriengemeinschaften reichlich vorhanden waren und Methanosarcina und Methanosaeta in Archaeengemeinschaften, die eine wichtige Rolle im AnDMBR-System spielten. Diese Studie beleuchtet die verbesserte Verdauung von WAS mithilfe der AndDMBR-Technologie.

Abfallbelebtschlamm (WAS) entsteht bei der biologischen Abwasseraufbereitung und stellt möglicherweise einen Sekundärschadstoff dar, wenn er nicht ordnungsgemäß behandelt wird. Die Behandlung und Entsorgung von Abwasser macht bis zu 50 % der Betriebskosten in Kläranlagen aus und stellt weltweit eine Herausforderung für die kommunale Abwasserbewirtschaftung dar1,2. Für die WAS-Behandlung ist die anaerobe Vergärung (AD) aufgrund ihrer Vorteile wie Reduzierung der Schlammmenge, Biogasproduktion und Zerstörung von Krankheitserregern attraktiv2. Bei herkömmlichen AD-(CAD-)Prozessen bestehen jedoch einige Nachteile, die ihre weit verbreitete Anwendung behindern. Beispielsweise ist vor dem AD-Prozess eine Schlammeindickung erforderlich, um das WAS-Volumen zu reduzieren. Außerdem ist die hydraulische Verweilzeit (HRT) identisch mit der Feststoffverweilzeit (SRT), was zu einem größeren Fermentervolumen und einem unflexiblen Betrieb von CAD-Prozessen führt. Andererseits weist WAS, insbesondere in biologischen Behandlungssystemen mit langen SRTs, im Vergleich zu Primärschlamm aufgrund der Ansammlung von Zellrückständen und suspendierten Inertmaterialien3,4 eine relativ schlechte anaerobe biologische Abbaubarkeit auf, was sich auch negativ auf die AD-Leistung auswirkt.

Um die AD-Leistung zu verbessern, wurden einige AD-Prozesse mit hoher Geschwindigkeit vorgeschlagen, wie z. B. die expandierte Granulatschlammdecke (EGSB)5 und der anaerobe Membranbioreaktor (AnMBR)1,6. Für die EGSB-Technologie ist die Schlammgranulierung komplex und anspruchsvoll, und WAS kann im Gegensatz zu Abwasser die Leistung anaerober Granulate beeinflussen5. Der AnMBR-Prozess übertrifft den CAD-Prozess hinsichtlich der Reduzierung des Platzbedarfs, der gleichzeitigen Verdickung und Verdauung sowie der Entkopplung von HRT von SRT1. Die effiziente Fest-Flüssig-Trennung von Membranen hält Mikroorganismen gut zurück und fördert so den Schadstoffabbau7. Kürzlich wurden AnMBR-Systeme mit Mikrofiltrations-/Ultrafiltrationsmembranen (MF/UF) für den WAS-Aufschluss eingesetzt. Dagnew et al.8 verwendeten externe röhrenförmige Membranen zur Behandlung von mit Polymer dosiertem verdicktem WAS (Gesamtfeststoffe 17,0 g/l) in einem anaeroben Fermenter im Pilotmaßstab und beobachteten eine Reduzierung der flüchtigen Feststoffe um etwa 48 % unter HRT 15 Tagen und SRT 30 Tagen. Eine ähnliche Zerstörungsrate flüchtiger Feststoffe (45–51 %) wurde von Xu et al.9 berichtet, die ein externes AnMBR-System für den Aufschluss von verdicktem WAS bei einem Membranfluss von 1,3–3,5 l/(m2·h) verwendeten. Die größten Nachteile der AnMBR-Prozesse sind jedoch der geringe Membranfluss von MF/UF-Membranen und die hohe Membranverschmutzungsrate6. Darüber hinaus führt die externe Membrankonfiguration zu einem hohen Energieverbrauch, da die Verschmutzung durch hohe Zirkulationsgeschwindigkeiten kontrolliert wird, was aufgrund der starken Pumpenscherung auch die methanogene Aktivität hemmen kann6,10.

Bei AnMBR-Prozessen trägt die Kuchenbildung wesentlich zur Membranverschmutzung bei und beeinträchtigt die Filtrationsleistung11. Die Kuchenbildung auf Membranoberflächen kann sich jedoch positiv auf den Filtrationsvorgang auf der anderen Seite auswirken, der als dynamische Membranfiltration (DM) bezeichnet wird12,13,14. Die in situ abgeschiedene Kuchenschicht, d. h. eine DM-Schicht, sorgt für die Fest-Flüssigkeits-Trennung und nicht das Trägermaterial. Daher können Stützmaterialien anstelle von teuren MF/UF-Membranen aus Netzen, Stoffen und anderen billigen Materialien hergestellt werden13. Darüber hinaus ist eine physikalische Reinigung ausreichend, um die DM-Permeabilität wiederherzustellen, wodurch bei Langzeitbetrieb chemische Reinigungsreagenzien eingespart werden15. Mit der Kombination der DM-Technologie scheint das Verfahren des anaeroben dynamischen Membranbioreaktors (AnDMBR) die Mängel von AnMBR-Systemen zu beheben.

AndDMBRs wurden erfolgreich bei der Behandlung von kommunalem Abwasser16, hochkonzentriertem synthetischem Abwasser17 und Deponiesickerwasser18 eingesetzt. Allerdings gibt es nur sehr begrenzte Studien zur AndDMBR-Technologie für die WAS-Behandlung. In unserer vorherigen Veröffentlichung wurde ein AndDMBR-System für den WAS-Verdau erfolgreich in Betrieb genommen19. Im Vergleich zu Abwasseraufbereitungsprozessen werden WAS-Aufschlusssysteme mit viel höheren Feststoffkonzentrationen betrieben, was die Leistung der DM-Filtration beeinträchtigen kann. Bisher fehlt offensichtlich eine systematische Studie zur Leistung eines AnDMBR für die WAS-Verdauung.

In der vorliegenden Arbeit wollten wir daher die Langzeitleistung eines AnDMBR-Systems für die WAS-Behandlung untersuchen. Die Ziele dieser Studie waren: (1) Vergleich der Verdauungsleistung zwischen AnDMBR und CAD; (2) die Eigenschaften von Faulschlamm zu charakterisieren; und (3) die Mechanismen durch biochemische und mikrobielle Analysen aufzuklären.

Die anaerobe biologische Abbaubarkeit des Futterschlamms ist ein entscheidender Faktor für die AD-Leistung. In dieser Studie wurden biochemische Methanpotenzialtests (BMP) durchgeführt, um die anaerobe biologische Abbaubarkeit von WAS zu ermitteln4,20. Die maximale Methanproduktion von WAS in unserer Studie betrug 199,5 ± 6,4 ml/gVSSadded (siehe ergänzende Abbildung S1). Im Vergleich zu anderen BMPs von WAS (206–427 ml/gVSS hinzugefügt) in der verfügbaren Literatur4 lag der BMP-Wert in der vorliegenden Arbeit auf einem niedrigen Niveau, was auf eine relativ schlechte anaerobe biologische Abbaubarkeit des Futter-WAS hinweist.

Die Leistung von AnDMBR und CAD wurde 200 Tage lang überwacht (Abb. 1 und 2). Wie in Abb. 1A gezeigt, betrug die VSS-Konzentration im AndDMBR das 4,0-fache der im CAD-Prozess, was darauf hindeutet, dass der AndDMBR die Funktion der Schlammverdickung hatte. Mittlerweile wurde im AndDMBR eine Reduktionsrate der flüchtigen Schwebstoffe (VSS) von 50,8 ± 6,8 % erreicht, die höher ist als im CAD (Abb. 1B), was auf die verbesserte VSS-Zerstörung im System hinweist. Die Ergebnisse zeigten, dass der AndDMBR-Prozess eine gleichzeitige WAS-Verdickung und -Verdauung erreichen kann8. Die Konzentration des löslichen chemischen Sauerstoffbedarfs (SCOD) im AnDMBR war 1,7-mal so hoch wie im CAD (Abb. 1C), was zeigt, dass der AndDMBR die Schlammhydrolyse verbessern könnte21. Die Analyse flüchtiger Fettsäuren (VFA) zeigte, dass Acetat die vorherrschende Komponente war und mehr als 90 % der gesamten VFAs ausmachte. Allerdings waren die Acetatkonzentrationen in beiden Systemen niedrig (Abb. 1D), was darauf hindeutet, dass die produzierten VFAs schnell für die Methanproduktion genutzt wurden. Nach der Schlammfaulung wurden große Mengen Ammoniak erzeugt (siehe ergänzende Abbildung S2). Die Ammoniumkonzentration im AndDMBR betrug durchschnittlich 172,7 mg/L und war damit etwas höher als im CAD. Allerdings liegt er immer noch unter dem Schwellenwert von 200 mg/L, der den AD-Prozess hemmen könnte, wie an anderer Stelle berichtet22.

Leistung der AnDMBR- und CAD-Prozesse.

(A) VSS-Konzentrationen in Reaktoren, (B) VSS-Reduktionsrate, (C) SCOD-Konzentrationen in Reaktoren und (D) Acetatkonzentrationen in Reaktoren. Fehlerbalken stellen Standardabweichungen dar (n = 30 für VSS, VSS-Reduktionsrate und SCOD und n = 19 für Acetat).

Methanproduktion im AndDMBR- und CAD-Verfahren.

Wie in Abb. 2 gezeigt, betrug die Methanproduktion des AndDMBR 0,15 ± 0,05 L/(Lreaktor d) und war damit viel höher als die im CAD. Die spezifische Methanproduktion basierend auf dem entfernten VSS für den AndDMBR betrug 0,27 ± 0,07 l/gVSS entfernt, was ebenfalls viel höher ist als die im CAD (0,02 ± 0,02 l/gVSS entfernt). Um die Gründe für die erhöhte Methanproduktion im AndDMBR zu klären, wurden spezifische methanogene Aktivitätstests (SMA) für Schlämme in den beiden Systemen durchgeführt. Acetat und H2/CO2 wurden als Substrate in SMA-Tests ausgewählt, um die Aktivitäten acetoklastischer bzw. hydrotropher Methanogene zu bewerten. Wie in der Ergänzungstabelle S2 gezeigt, waren beide SMA-Werte basierend auf Acetat und H2/CO2 für den AnDMBR höher als die für den CAD. SMA-Werte könnten mit der relativen Häufigkeit von Methanogenen zusammenhängen, was im Abschnitt „Mikrobielle Analysen“ erörtert wird. Die höhere methanogene Aktivität der Biomasse im AndDMBR-Prozess bestätigte die erhöhte Methanproduktion des AndDMBR. In AndDMBRs kann durch die Entkopplung von HRT und SRT eine hohe volumetrische Feststoffbeladung erreicht werden. Beim gleichen SRT-Vorgang war die Feststofflast des AndDMBR-Systems unter einem verkürzten HRT fünfmal so hoch wie beim CAD-Prozess (0,17 kgVSS/m3 d). Auf diese Weise wurden ausreichend Substrate für die Vergärung im System bereitgestellt, was zur Verbesserung der Methanproduktion beitrug. Darüber hinaus kontrollierte die Biogasrezirkulation im AndDMBR nicht nur die Membranverschmutzung (wie im folgenden Abschnitt erläutert), sondern sorgte auch für einen zusätzlichen Mischeffekt23, der die Wechselwirkungen zwischen Futterschlamm und aktiver Biomasse erleichterte und den Stofftransfer intensivierte, um die WAS-Aufschlussleistung weiter zu verbessern.

Neben der erhöhten Gesamtmethanproduktion wurde im AndDMBR auch ein hoher Methangehalt (CH4) im Biogas beobachtet. Im System enthielt das Biogas 72,0 ± 8,2 % CH4, mehr als bei AD-Prozessen, wie in der Literatur2 berichtet. Daher deutete ein größerer CH4-Anteil im Biogas aus dem AndDMBR-System auf ein höheres Energierückgewinnungspotenzial hin. Der hohe Methangehalt im Biogas von AndDMBR steht möglicherweise in engem Zusammenhang mit methanogenen Pfaden. Um sie zu identifizieren, wurden in unserer Studie stabile Kohlenstoffisotopensignaturen analysiert (Tabelle 1). Methanogene Wege können anhand des scheinbaren Fraktionierungsfaktors αc abgeschätzt werden, und ein höherer αc-Wert weist auf einen größeren Beitrag des hydrotrophen methanogenen Weges zur gesamten Methanproduktion hin. Normalerweise stehen αc > 1,065, αc < 1,025 und αc um 1,045 für die hydrotrophe Methanogenese, die acetoklastische Methanogenese bzw. die Kombination der beiden Wege24,25. Aus Tabelle 1 lässt sich ableiten, dass beide AD-Prozesse die kombinierte Methanogenese beinhalteten, der hydrotrophe Weg jedoch eine wichtigere Rolle im AndDMBR spielte, was zu einem höheren CH4- und einem niedrigeren CO2-Gehalt im System führte.

Die dynamische Schichtbildung ist der Schlüssel zur Filtrationsleistung in AndDMBRs11,13; Ein übermäßiges Wachstum der DM-Schicht führt jedoch zu einem schnellen Anstieg des Transmembrandrucks (TMP). Um das schnelle Wachstum von DM zu kontrollieren, wurde in der vorliegenden Arbeit eine Biogasbegasung mit einer Begasungsintensität von 37,5 m3/(m2·h) eingesetzt, die in einem typischen Bereich von 17,6–65 m3/m2·h in AnMBRs26 liegt. Unsere vorläufigen Studien zeigten, dass das kontinuierliche Einblasen von Biogas die TS-Bildung erheblich beeinflusste, was zu einer schlechten Abwasserqualität führte (Abwassertrübung > 1000 NTU). Daher wurde der intermittierende Biogas-Einblasmodus gewählt, um die Bildung und Kontrolle der DM-Schicht im Langzeitbetrieb zu erleichtern. Darüber hinaus sparte der intermittierende Biogas-Rezirkulationsmodus (120 Minuten aus und 20 Minuten ein) den Energieverbrauch der Biogas-Rezirkulation um 85,7 % im Vergleich zum kontinuierlichen Einblasen bei derselben Biogas-Einblasenrate.

Die Änderungen des Transmembrandrucks (TMP) als Funktion der Betriebszeit sind in Abb. 3 dargestellt. Während des Langzeitbetriebs wurden im AnDMBR zwei Permeationsmodi übernommen, nämlich kontinuierliche Filtration und intermittierende Filtration (10 Minuten). Absaugen und 2-minütige Pause). In beiden Filtrationsmodi zeigte das TMP-Profil ein offensichtliches zweistufiges Phänomen, einschließlich eines anfänglichen langsamen TMP-Anstiegs und eines anschließenden kurzzeitigen schnellen TMP-Anstiegs18. Der plötzliche Anstieg der TMP-Werte könnte auf das übermäßige Wachstum und die schnelle Verdichtung der TS-Schicht zurückzuführen sein16, insbesondere bei viel höheren Feststoffkonzentrationen im Schlammfaulungssystem als bei Abwasserbehandlungsprozessen. Im AndDMBR wurden größere Partikel in der Mischflüssigkeit in beiden Filtrationsmodi effektiv von der DM-Schicht zurückgewiesen (ergänzende Abbildung S3). Die Trübung des Abwassers für die beiden Filtrationsmodi betrug 84,4 ± 60,8 NTU bzw. 98,0 ± 66,6 NTU, was keinen signifikanten Unterschied in der Trübung des Abwassers zeigte (p = 0,40 im t-Test). Allerdings zeigte die intermittierende Filtration einen längeren Betriebszyklus (16,6 ± 8,0 Tage) im Vergleich zur kontinuierlichen Filtration (4,3 ± 1,3 Tage) (Abb. 3), was ihren Vorteil bei der Kontrolle des schnellen Wachstums von DM zeigt. Dies könnte auf die Tatsache zurückzuführen sein, dass im intermittierenden Filtrationsmodus ein Teil der Membranverschmutzungen aufgrund des Konzentrationsgradienten und der Oberflächenscherkräfte von der Membranoberfläche wegdiffundieren könnte, wenn die Pumpenansaugung unterbrochen wurde27.

TMP- und Abwassertrübungsschwankungen des AndDMBR.

Der blaue Abwärtspfeil zeigt an, wo eine physikalische Reinigung durchgeführt wurde.

Im AD-Prozess führt die Schlammhydrolyse zum Aufbrechen der Zellwände und zur Freisetzung extrazellulärer Polymersubstanzen (EPS), die lösliche organische Substrate, wie z. B. gelöste organische Substanz (DOM), für säurebildende Mikroorganismen bereitstellen2. Daher sind DOM- und gebundene EPS-Gehalte in Schlammflocken wichtige Indikatoren zur Charakterisierung des AD-Prozesses. Die Verteilung der drei Fraktionen, nämlich DOM, locker gebundenes EPS (LB-EPS) und eng gebundenes EPS (TB-EPS), ist in Abb. 4 dargestellt. Sowohl der LB-EPS- als auch der TB-EPS-Gehalt für verschiedene Schlämme folgten der Reihenfolge AndDMBR-Schlamm < CAD-Schlamm < WAS. Der Unterschied im EPS-Gehalt zwischen AnDMBR-Schlamm und WAS war größer als der zwischen CAD-Schlamm und WAS, was zeigt, dass der AndDMBR eine verbesserte EPS-Zerstörung erzielte. Unterdessen waren auch die DOM-Gehalte im AndDMBR-Schlamm niedriger als die im CAD-Schlamm, was darauf hindeutet, dass das produzierte DOM aus EPS stammte und intrazelluläre Polymersubstanzen als Elektronendonoren28 effizient in situ zur Erzeugung von Biogas genutzt wurden. Der verbesserte Abbau extrazellulärer organischer Substanz könnte durch die höhere Häufigkeit funktioneller Bakterien im AndDMBR-Prozess erklärt werden, was im Abschnitt Mikrobielle Analyse erörtert wird.

Extrazelluläre Verteilung organischer Substanz in Schlammproben.

(A) DOM; (B) LB-EPS; (C) TB-EPS. PS, PN und HS bezeichnen Polysaccharide, Proteine bzw. Huminstoffe.

Die Fluoreszenzeigenschaften von DOM-Proben wurden auch mithilfe der Anregungs-Emissions-Matrix (EEM) mit Fluoreszenz-Regionalintegrationsanalyse (FRI) untersucht (ergänzende Abbildung S4). Substrate aus den Regionen II und IV scheinen eine hohe biologische Abbaubarkeit zu haben, während Substrate aus den Regionen III und V eine geringe biologische Abbaubarkeit aufweisen29. In der DOM-Fraktion des AnDMBR wurden im Vergleich zum CAD höhere Prozentsätze der Regionen II und IV sowie geringere Prozentsätze der Regionen III und V beobachtet, was darauf hindeutet, dass das AnDMBR-System günstigere Substrate für den anschließenden Metabolismus anaerober Mikroben bereitstellte. Dies erklärt teilweise auch, warum der AndDMBR eine erhöhte Methanproduktion aufwies.

Bei der WAS-Behandlung ist der folgende Schritt nach der AD normalerweise die Entwässerung. In der vorliegenden Arbeit wurden die Schlammentwässerungseigenschaften anhand der normalisierten Kapillarsaugzeit (CSTn)30 verglichen. Wie in der ergänzenden Abbildung S5 gezeigt, zeigten die CSTn-Werte von Schlammproben im AndDMBR und im CAD keinen statistischen Unterschied (p = 0,65 im t-Test), was darauf hindeutet, dass der AndDMBR-Schlamm ähnliche Entwässerungseigenschaften wie der CAD-Schlamm aufwies. Darüber hinaus analysierten wir die Beziehungen zwischen DOM-Zusammensetzungen und CSTn-Werten und stellten fest, dass der Proteingehalt im DOM signifikant mit den CSTn-Werten zusammenhängt (ergänzende Abbildung S6), was auf den bemerkenswerten Einfluss des DOM-Proteingehalts auf die Entwässerbarkeit des Schlamms hinweist. Ähnliche Proteinmengen in den DOM-Fraktionen der beiden AD-Systeme (p = 0,95 im t-Test, Abb. 4A) könnten die CSTn-Ergebnisse des Faulschlamms erklären.

Um die mikrobiellen Gemeinschaften für den WAS-Verdau aufzuklären, wurden insgesamt sechs Bibliotheken für die Bakterien- und Archaeendomänen der drei Schlammproben erstellt. Wie in der Ergänzungstabelle S1 aufgeführt, lagen die Abdeckungswerte der Schlammproben sowohl in der Bakterien- als auch in der Archaeengemeinschaft über 0,98, was darauf hindeutet, dass die häufigsten phylogenetischen Gruppen in unseren Bibliotheken nachgewiesen wurden32. Chao- und Shannon-Indizes zeigten während der WAS-Verdauung eine abnehmende Bakterienvielfalt und eine zunehmende archaische Vielfalt.

In Bakteriengemeinschaften waren Proteobakterien und Bacteroidetes die beiden vorherrschenden Phyla in den Faulschlammproben (Abb. 5A), über die auch in anderen AD-Systemen berichtet wird33,34. Proteobakterien sind in der Lage, ein breites Spektrum an Makromolekülen abzubauen33; Bacteroidetes, bekanntermaßen proteolytische Bakterien, sind am Proteinabbau beteiligt und in der Lage, Aminosäuren zu Acetat zu fermentieren32. Proteobakterien und Bacteroidetes machten einen größeren Anteil im AnDMBR-Prozess aus, was den verbesserten Abbau organischer Stoffe erklären könnte (Abb. 4). Unter diesen Phyla hatten Proteobakterien den höchsten Rang und die Verteilung der fünf Unterteilungen (d. h. Alpha-, Beta-, Gamma-, Delta- und Epsilon-) ist in Abb. 5B dargestellt. Betaproteobakterien waren die vorherrschende Klasse in den Faulschlammproben, die Berichten zufolge die Kerngruppe beim Abbau organischer Stoffe bilden32. Eine höhere relative Häufigkeit von Betaproteobakterien im AndDMBR könnte die verbesserte Abbauleistung bestätigen. Darüber hinaus wird berichtet, dass Betaproteobakterien auch in Propionat-, Butyrat- und Acetat-nutzenden mikrobiellen Gemeinschaften vorherrschen, was möglicherweise mit den niedrigen VFA-Konzentrationen in beiden AD-Systemen zusammenhängt (Abb. 1D). Andererseits wurden in der vorliegenden Studie biowasserstoffproduzierende Bakterien wie Rhodobacter-Gattungen der Alphaproteobacteria36 beobachtet, was darauf hindeutet, dass bei den AD-Prozessen vielseitige methanogene Wege, z. B. hydrotrophe Methanogenese, auftreten könnten.

Bakteriengemeinschaften.

(A) Stammebene; (B) Unterteilungen von Proteobakterien auf Klassenebene. Die relative Häufigkeit ist definiert als die Anzahl der mit diesem Taxon verbundenen Sequenzen geteilt durch die Gesamtzahl der Sequenzen pro Probe (%). Phyla, die weniger als 1 % der relativen Häufigkeit ausmachen, werden als andere angesehen.

Um die Ähnlichkeiten verschiedener Archaeengemeinschaften zu veranschaulichen, wurden Venn-Analysen an den drei Schlammproben auf der Grundlage von OTUs mit einem Unähnlichkeitsgrad von 0,03 durchgeführt (Abb. 6A). Die Gesamtzahl der beobachteten OTUs betrug 112, wobei 26 OTUs (was 23,2 % ausmachte) von den drei Schlammproben gemeinsam genutzt wurden. Im Vergleich zum CAD-Schlamm zeigte der AndDMBR-Schlamm eine größere Anzahl eindeutiger OTUs und teilte eine geringere Anzahl von OTUs mit WAS. Es schien, dass sich archaische Gemeinschaften im AndDMBR-System stärker veränderten. Darüber hinaus wurde ein paarweiser statistischer Vergleich zwischen den beiden AD-Prozessen auf Gattungsebene durchgeführt (Abb. 6B, C). Zwei wichtige methanogene Gattungen im AndDMBR waren Methanosarcina und Methanosaeta. Methanosarcina machte 46,4 % der Gesamtlesungen auf Gattungsebene im AndDMBR aus. Methanosaeta waren die zweithäufigste Gattung im AndDMBR, während sie im CAD die am häufigsten vorkommende Gattung waren. Im Vergleich dazu enthielt der AnDMBR in statistisch bemerkenswerter Weise mehr Methanosarcina und weniger Methanosaeta als der CAD. Methanosarcina gelten als robuste Methanogene, die Stressfaktoren wie hohe Ammonium- und Salzwerte, pH-Schock und organische Überlastung tolerieren können37. Daher könnte Methanosarcina während des langfristigen Betriebs des AndDMBR-Systems andere gefährdete Gattungen überwältigen. Außerdem waren die relativen Gesamthäufigkeiten von Methanosarcina und Methanosaeta im AnDMBR höher als im CAD, was mit den SMA-Ergebnissen übereinstimmt (Ergänzungstabelle S2).

Archaische Gemeinschaften.

(A) Venn-Diagramm basierend auf OTUs (3 % Abstand); (B) relative Häufigkeit der phylogenetischen Gattungen; (C) statistische Analyse der Unterschiede zwischen relativen Häufigkeiten. Die relative Häufigkeit ist definiert als die Anzahl der mit diesem Taxon verbundenen Sequenzen geteilt durch die Gesamtzahl der Sequenzen pro Probe (%).

Die Gattungen Methanosarcina und Methanosaeta verbrauchen unterschiedliche Arten von Substraten für die Methanogenese38. Methanosarcina ist in der Lage, eine Vielzahl organischer Substrate wie Acetat, H2, CO2, Methanol und Formiat zu nutzen37, was das Auftreten eines kombinierten methanogenen Signalwegs (acetoklastisch und hydrotroph) im AndDMBR unterstützt. Andererseits sind Methanosaeta acetoklastische Methanogene, deren höhere relative Häufigkeit zur Dominanz der acetoklastischen Methanogenese im CAD führen könnte. Archaealgemeinschaften der beiden AD-Systeme (Abb. 6B, C) entsprechen der Identifizierung des methanogenen Signalwegs, wie in Tabelle 1 gezeigt.

In der vorliegenden Arbeit zeigte der AnDMBR-Prozess eine verbesserte WAS-Aufschlussleistung gegenüber dem CAD-Prozess. Energiebilanzanalysen der beiden AD-Systeme (Ergänzende Informationen, Abschnitt 2 und Abb. S7) zeigten, dass im Vergleich zum CAD-Prozess etwa 37,3 % des Nettoenergiebedarfs reduziert wurden, was auf die verbesserte Energieeffizienz des AndDMBR-Systems hinweist. Beispielsweise könnte in einer vollwertigen Kläranlage mit einer täglichen Überschussschlammproduktion von 2000 kg (Trockenschlamm) durch den Einsatz der AndDMBR-Technologie anstelle des CAD-Verfahrens eine erhebliche Verbesserung der Schlammfaulung erreicht und etwa 6,6 × 105 kWh eingespart werden jährlicher Nettoenergieverbrauch (Ergänzende Informationen Abschnitt 2). Vor einer praktischen Anwendung der AndDMBR-Technologie sind jedoch in den folgenden Aspekten weitere Verbesserungen erforderlich. Die größte Herausforderung ist die negative Nettoenergieproduktion (Ergänzende Abbildung S7). Aufgrund der Temperaturdifferenz zwischen Reaktor und Aufgabeschlamm hat die Heizung den größten Anteil am gesamten Energieverbrauch. Um dieser Herausforderung zu begegnen, können 65 % der durch die Methanverbrennung zurückgewonnenen Energie, die als Wärme39 abgegeben wird, zum Ausgleich des Heizenergieverbrauchs genutzt werden. Es können auch Versuche zur Optimierung des AndDMBR-Betriebs unter Umgebungstemperaturbedingungen unternommen werden, um den Heizenergiebedarf zu reduzieren. Abgesehen von den Energieaspekten können AD-Vorbehandlungsmethoden wie Ultraschall eingesetzt werden, um die anaerobe Abbaubarkeit des Futterschlamms vor dem AndDMBR-Prozess zu verbessern40.

Zusammenfassend untersuchten wir die Langzeitleistung eines untergetauchten AnDMBR-Systems zur Behandlung von WAS mit schlechter anaerober biologischer Abbaubarkeit. Es wurde eine VSS-Reduktionsrate von 50,8 % und eine spezifische Methanproduktion von 0,27 l/g VSS entfernt erzielt. Aus dem System wurde hochwertiges Biogas mit einem CH4-Gehalt von 72,0 % erzeugt, was auf einen größeren Beitrag des hydrotrophen methanogenen Weges zurückzuführen ist, wie die Analyse der stabilen Isotopensignatur ergab. Das AnDMBR-System zeigte eine effektive Filterleistung durch die Verwendung intermittierender Biogaseinblas- und intermittierender Filtermodi. Darüber hinaus förderte der AndMBR den Abbau extrazellulärer organischer Substanz und lieferte günstigere Substrate als der CAD. Der Faulschlamm im AndDMBR zeigte eine ähnliche Entwässerbarkeit wie im CAD. Die Pyrosequenzierung ergab, dass im AnDMBR-Prozess eine höhere relative Häufigkeit von Proteobakterien und Bacteroidetes in Bakteriengemeinschaften beobachtet wurde, was möglicherweise mit dem verstärkten Abbau organischer Substanz zusammenhängt. In archaischen Gemeinschaften waren Methanosarcina und Methanosaeta gemäß der Identifizierung des methanogenen Signalwegs die Hauptgattungen, die für die Methanproduktion im AnDMBR verantwortlich sind. Die verbesserte WAS-Aufschlussleistung in AndDMBRs könnte auf die Entkopplung von HRT von SRT, die Biogasrezirkulation, die hohe Belastung mit organischen Feststoffen und die induzierte einzigartige mikrobielle Gemeinschaft zurückzuführen sein.

Das AnDMBR-System zur direkten Behandlung von WAS ist in Abb. 7 dargestellt. Überschussschlamm aus der Kläranlage Quyang (Shanghai, China, 31,3 °N 121,5 °E) wurde als Zufluss verwendet, nachdem er durch ein Sieb (Porengröße = 0,9 mm) geleitet wurde. . Die Eigenschaften des einströmenden WAS sind wie folgt: VSS 3,47 ± 0,82 g/L, SCOD 30 ± 17 mg/L, Acetat 3,5 ± 2,4 mg/L, Ammonium 4,9 ± 5,2 mg/L und CSTn 3,3 ± 0,5 s L/gTSS . Der Flüssigkeitsstand im System wurde mithilfe eines erhöhten Zulauftanks kontrolliert. Das AnDMBR-System bestand aus einem vollständig gemischten anaeroben Fermenter (effektives Volumen von 67 l), gekoppelt mit einem getauchten anaeroben dynamischen Membranreaktor (effektives Volumen von 2 l). Die Konfiguration erleichterte die bequeme Reinigung und den Austausch der Membranen in der Membranzone, während der Hauptkocher jederzeit streng anaerob blieb. HRT und SRT des Systems betrugen 5 Tage bzw. 20 Tage. In der Membranzone wurde ein flaches dynamisches Membranmodul montiert, das aus Dacron-Netz (Porengröße = 39 μm) bestand. Eine peristaltische Pumpe wurde installiert, um Schlamm aus dem anaeroben Faulbehälter mit einem Rezirkulationsverhältnis von 300 % in die dynamische Membranzone zurückzuführen, und eine weitere peristaltische Pumpe wurde verwendet, um Permeat aus dem dynamischen Membranmodul abzuziehen. Die Durchflussrate des Abwassers wurde mit einem Durchflussmesser kontrolliert. Der Transmembrandruck (TMP) wurde täglich mit einem Manometer überwacht und ein Durchschnittswert angegeben. Die Biogasproduktion wurde anhand des Biogasvolumens gemessen, das im Feuchtgaskollektor (LMF-1, Duoyuan Instrument Technology Co., Ltd., China) gesammelt wurde, in dem der Gasdruck auf einem Druck von 1 atm gehalten wurde. Durch Temperatursensoren gesteuerte elektrische Heizgeräte wurden verwendet, um die Temperatur des Systems auf 35 ± 2 °C zu halten. Biogas wurde unter Verwendung einer Membrangaspumpe (KNF, Deutschland) in einem intermittierenden Arbeitsmodus (120 Minuten aus und 20 Minuten an) recycelt, um Membranoberflächen zur Verschmutzungskontrolle zu reinigen, und die Biogas-Einblasrate pro projizierter Flächeneinheit der Steigzone wurde bestimmt geregelt auf 37,5 m3/(m2 h). Das dynamische Membranmodul wurde mit einem sofortigen Fluss von ~15 L/(m2·h) betrieben. In unserer Studie wurden zwei Betriebsmodi für die Abwassersaugpumpe angewendet. Vom 51. Tag bis zum 117. Tag wurde eine kontinuierliche Filtration mit einer Membranfläche von 0,038 m2 durchgeführt. Vom 118. Tag bis zum 200. Tag wurde eine intermittierende Filtration (10-minütiges Absaugen und 2-minütige Pause) angewendet. Um die gleiche HRT beizubehalten, wurde die Membranfläche auf 0,046 m2 erhöht. Als der TMP auf 30 kPa anstieg, wurde eine physikalische Reinigung der dynamischen Membran durchgeführt.

Schematische Darstellung des AndDMBR-Prozesses.

In der Zwischenzeit wurde ein konventioneller anaerober Vergärungsreaktor (CAD) im Labormaßstab mit einem effektiven Volumen von 5 l als Kontrolltest betrieben. Die Rührgeschwindigkeit und die Temperatur wurden auf 50 U/min bzw. 35 ± 2 °C eingestellt, um die gleichen Bedingungen wie beim AnDMBR aufrechtzuerhalten. Der oben genannte WAS wurde auch als Futterschlamm des CAD verwendet. In CAD-Prozessen sind HRT und SRT identisch1,2. Daher waren für den Vergleich von AnDMBR jeweils 5 Tage und 20 Tage SRT (HRT) erforderlich. Es wurde jedoch berichtet, dass Retentionszeiten von weniger als 5 Tagen für einen stabilen Aufschluss bei CAD nicht ausreichen und die Verdauungsleistung mit zunehmender SRT zunimmt, wenn die SRT kürzer als 20 Tage2 ist. Daher haben wir 20 Tage als SRT (HRT) des CAD gewählt, um eine bessere Verdauungsleistung zu erreichen. Vor den Experimenten dieser Arbeit wurden die beiden Reaktoren 50 Tage lang einer Akklimatisierung unterzogen.

Um die anaerobe biologische Abbaubarkeit von WAS zu charakterisieren, wurden BMP-Tests gemäß dem von Angelidaki et al.20 beschriebenen Protokoll durchgeführt. Die einfließenden WAS- und AnDMBR-Schlammproben wurden als Substrat bzw. Inokulum ausgewählt und das Verhältnis von Inokulum zu Substrat VSS betrug 141. BMP-Tests wurden dreifach bei 35 ± 2 °C durchgeführt. In der Zwischenzeit wurde die SMA gemessen, um die methanogene Fähigkeit der Biomasse im AndDMBR und CAD zu bewerten. Als Substrate wurden jeweils Acetat und H2/CO2 verwendet. SMA-Tests wurden gemäß unserer vorherigen Studie19 in dreifacher Ausfertigung durchgeführt.

Extrazelluläre organische Substanz wurde in Fraktionen gelöster organischer Substanz (DOM) und gebundener extrazellulärer polymerer Substanzen (EPS) unterteilt. DOM wurde basierend auf unserer vorherigen Studie42 extrahiert, während gebundenes EPS, einschließlich lose gebundenes EPS (LB-EPS) und fest gebundenes EPS (TB-EPS), gemäß Han et al.43 extrahiert wurde. Drei Hauptbestandteile von DOM und EPS, nämlich Polysaccharide, Proteine und Huminstoffe44, wurden bestimmt und auf den Feststoffgehalt von Schlammproben normiert. Polysaccharide wurden mit der Anthron-Methode mit Glucose als Standardreferenz45 bestimmt, während Proteine und Huminstoffe mit der modifizierten Lowry-Methode unter Verwendung von Rinderserumalbumin bzw. Huminsäure als Standardreferenzen44 gemessen wurden.

Darüber hinaus wurden dreidimensionale Fluoreszenzspektren der Anregungsemissionsmatrix (EEM) mithilfe einer Lumineszenzspektrometrie (F-4500 FL-Spektrophotometer, HITACHI, Japan) erhalten. Nach teilweiser Entfernung der Rayleigh- und Raman-Streuungen wurde die Methode der regionalen Fluoreszenzintegration (FRI) angewendet, um die Prozentsätze von fünf Anregungs-Emissions-Regionen zu berechnen46,47.

In dieser Studie wurde 454-Hochdurchsatz-Pyrosequenzierung eingesetzt, um die mikrobiellen Gemeinschaftsstrukturen verschiedener Systeme aufzudecken. Am Tag 180 wurden Schlammproben von Zufluss, AndDMBR und CAD entnommen, als davon ausgegangen wurde, dass die Reaktoren ihren stationären Betrieb erreicht hatten, nachdem sie mehr als dreimal SRT betrieben wurden. Mikrobielle Analysen wurden gemäß unserer vorherigen Studie19 durchgeführt. Die Pyrosequenzierungsverfahren wurden in den Zusatzinformationen dokumentiert. Ein paarweiser statistischer Vergleich der Taxonomie zwischen den beiden Stichproben wurde mit STAMP (zweiseitiger Welch-T-Test auf dem Alpha-Niveau von 0,05)48 durchgeführt.

Bei der anaeroben Vergärung können methanogene Wege durch stabile Kohlenstoffisotopenfraktionierung quantifiziert werden24. Nachdem der stationäre Betrieb der Reaktoren erreicht war, wurden Gasproben von AnDMBR und CAD mit Gasprobenahmebeuteln gesammelt, um die stabilen Isotopensignaturen von CH4 (δCH4) und CO2 (δCO2) zu messen. Die Isotopenanalysen wurden unter Verwendung eines Isotopenverhältnis-Massenspektrometers (Isoprime, GV, UK) durchgeführt, das an einen Gaschromatographen (6890N, Agilent Technologies, USA) mit einer CP-poraplot Q-Säule (25 m × 0,32 mm × 20 μm) angeschlossen war zu dem an anderer Stelle berichteten Protokoll49.

Der scheinbare Kohlenstofffraktionierungsfaktor (αc) wurde mit Gleichung (1) 24 berechnet:

wobei δCH4 und δCO2 die 13C-Isotopensignaturen des gesamten CH4 und CO2 sind.

Analytische Parameter von Schlammproben, wie der Bedarf an löslichem chemischem Sauerstoff (SCOD), Ammoniumstickstoff (NH4+-N), die Gesamtmenge an suspendierten Feststoffen (TSS) und die flüchtigen suspendierten Feststoffe (VSS), wurden gemäß den Standardmethoden50 bestimmt. Die Trübung des Abwassers wurde mit einem tragbaren Trübungsmessgerät (2100Q, Hach Company, USA) getestet. Die Gaszusammensetzung (CH4 und CO2) wurde mithilfe einer Gaschromatographie (6890N, Agilent, USA) gemessen, die mit einem Wärmeleitfähigkeitsdetektor (TCD) ausgestattet war. Zusammensetzungen flüchtiger Fettsäuren (VFA) (hauptsächlich Acetat in unserer Studie) wurden mittels Gaschromatographie (6890N, Agilent, USA) analysiert, die mit einem Flammenionisationsdetektor (FID) ausgestattet war. Die Kapillarsaugzeit (CST) wurde mit einem Kapillarsaugtimer (Modell 304M CST, Triton Electronics Ltd., England) getestet. Da CST-Werte mit Biomassekonzentrationen zusammenhängen, wurden die CST-Werte für einen fairen Vergleich durch die TSS-Konzentration dividiert und als normalisierte CST (CSTn) mit der Einheit s L/gTSS31 ausgedrückt. Ein ungepaarter zweiseitiger t-Test wurde angewendet, um Unterschiede zwischen zwei Datengruppen (mit Ausnahme mikrobieller Daten) auf dem Alpha-Level von 0,05 unter Verwendung von SigmaPlot (Version 11.0, Systat Software, Inc., USA) zu vergleichen.

Die VSS-Reduktionsraten der Reaktoren wurden gemäß Gleichung (2) berechnet:

Dabei ist VSSRR die VSS-Reduktionsrate (%) und VSS0, VSS1 und VSS2 die VSS-Konzentrationen des Feed-WAS, des Faulschlamms bzw. des Membranpermeats (g/L) und Q0, Q1 und Q2 die Durchflussraten des Feeds WAS, Faulschlamm bzw. Membranpermeat (L/d). Für den CAD-Reaktor sind die VSS2- und Q2-Werte gleich Null.

Zitierweise für diesen Artikel: Yu, H. et al. Verbesserte Abfallbelebtschlammfaulung mithilfe eines getauchten anaeroben dynamischen Membranbioreaktors: Leistung, Schlammeigenschaften und mikrobielle Gemeinschaft. Wissenschaft. Rep. 6, 20111; doi: 10.1038/srep20111 (2016).

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Wir danken der State Key Laboratory Funding of Tongji (PCRRY14002), dem Shanghai Rising-Star Program (14QA1403800) und den Fundamental Research Funds for the Central Universities für die finanzielle Unterstützung dieser Studie.

Staatliches Schlüssellabor für Umweltverschmutzungskontrolle und Ressourcenwiederverwendung, Fakultät für Umweltwissenschaften und -technik, Tongji-Universität, Shanghai, 200092, VR China

Hongguang Yu, Zhiwei Wang und Zhichao Wu

Chinesische Forschungsakademie für Umweltwissenschaften, Peking, 100012, VR China

Chaowei Zhu

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ZWW und ZCW konzipierten und gestalteten die Experimente. HGY führte die Experimente durch und analysierte die Daten. HGY, ZWW und CWZ haben das Manuskript gemeinsam geschrieben.

Die Autoren geben an, dass keine konkurrierenden finanziellen Interessen bestehen.

Dieses Werk ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe nichts anderes angegeben ist; Wenn das Material nicht unter der Creative-Commons-Lizenz enthalten ist, müssen Benutzer die Erlaubnis des Lizenzinhabers einholen, um das Material zu reproduzieren. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

Nachdrucke und Genehmigungen

Yu, H., Wang, Z., Wu, Z. et al. Verbesserte Abfallbelebtschlammfaulung mithilfe eines getauchten anaeroben dynamischen Membranbioreaktors: Leistung, Schlammeigenschaften und mikrobielle Gemeinschaft. Sci Rep 6, 20111 (2016). https://doi.org/10.1038/srep20111

Zitat herunterladen

Eingegangen: 11. November 2015

Angenommen: 24. Dezember 2015

Veröffentlicht: 01. Februar 2016

DOI: https://doi.org/10.1038/srep20111

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