Entfernung organischer Stoffe bei gleichzeitiger Nitrifikation

Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 1882 (2022) Diesen Artikel zitieren

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Die Abwasserbehandlung von Schweinen ist aufgrund der hohen Konzentrationen an organischer Substanz (OM) und Stickstoff (N), die einen effizienten Prozess erfordern, eine komplexe Herausforderung. Diese Studie konzentrierte sich auf die Bewertung zweier verschiedener Trägermedien für die OM- und N-Entfernung aus einem Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB)-Reaktor, der mit Schweineabwasser gespeist wird. Der Aktivitätstest zur maximalen spezifischen Nitrifikation (MSNA) und Denitrifikation (MSDA) für Biofilm und suspendierte Biomasse wurde unter Verwendung von Polyurethanschaum (R1) und Polyethylenringen (R2) als Träger durchgeführt. Die Ergebnisse zeigten, dass das R2-System effizienter war als R1 und eine OM-Entfernung von 77 ± 8 % und eine N-Entfernung von 98 ± 4 % erreichte, was auf eine höhere aufgezeichnete spezifische Denitrifizierungsaktivität (5,3 ± 0,34 g NO3-N/g TVS∙h) zurückzuführen ist. Darüber hinaus könnten 40 ± 5 % des anfänglichen N im Abwasser durch SND in molekularen Stickstoff umgewandelt worden sein, von dem nur 10 ± 1 % verflüchtigt wurden. In diesem Sinne zeigten MSDA-Tests, dass suspendierte Biomasse für mindestens 70 % der N-Entfernung verantwortlich war und nur 20 % auf Biofilm zurückzuführen sind. SND konnte durch die Analyse der mikrobiellen Diversität bestätigt werden, da die Gattung Pseudomonas die prokaryotische Gemeinschaft des Systems in 54,4 % dominierte.

Stickstoff ist ein essentieller biologischer Wachstumsnährstoff und einer der Hauptbestandteile aller lebenden Organismen. Sein übermäßiges Vorkommen sollte jedoch aus folgenden Gründen vermieden werden: (a) Stickstoff in reduzierter Form führt zu einem Sauerstoffbedarf im Vorfluter1, (b) Ammoniak und Nitrit sind in Konzentrationen über 0,045 und 0,20 mg/L giftig für Fische. bzw.2, (c) Abwasser mit hohen Stickstoffkonzentrationen erfordert eine große Menge Chlor für seine Desinfektion3 und (d) Nitrit und Nitrat in Konzentrationen von mehr als 0,2 bzw. 1,5 mg/L, zusammen mit Phosphor in Konzentrationen von mehr als 0,10 mg/L L kann zur Eutrophierung von Seen und Gewässern führen, was zu einem unkontrollierten Wachstum von Algen und anderen Wasserpflanzen führt4,5. Stickstoff kann im Abwasser in verschiedenen ionisierten Formen vorkommen: Ammonium (NH4+) und Ammoniak (NH3+), je nach Konzentration, pH-Wert und Temperatur6.

Tatsächlich wurden verschiedene Technologien zur Entfernung von Stickstoff aus Wasser vorgeschlagen. Zu diesen Technologien gehören physikalisch-chemische Prozesse wie Ionenaustausch, Adsorption, Umkehrosmose und chemische Prozesse wie aktive Metall- und katalytische Methoden7,8,9,10. Diese Technologien konzentrieren sich jedoch nicht auf die Entfernung hoher Konzentrationen von Ammoniak und anderen N-Spezies, wie z. B. Jonoush et al.11, der über die Entfernung von Nitrat in niedrigen Konzentrationen (50 mg/L) mithilfe einer nicht edlen Ni-Fe-Kathode berichtete. Für die Stickstoffentfernung wurden verschiedene biologische Technologien entwickelt, zum Beispiel (i) ein Einzelreaktorsystem für eine hohe Ammoniumentfernung über Nitrit, am besten bekannt als SHARON-Verfahren, das auf der Ammoniumoxidation zu Nitriten von 50 % unter sauerstoffarmen Bedingungen (< 0,7 mg O2/L); (ii) Anaerobe Ammoniumoxidation (ANAMMOX), bei der Ammonium als Elektronendonor und Nitritsauerstoff als Elektronenrezeptor fungiert, um gasförmigen Stickstoff zu erhalten; und (iii) Simultane Nitrifikation-Denitrifikation (SND), die durch die Bildung anoxischer Mikrozonen im Inneren der im Aerobic-Reaktor gefundenen Bakterienkonsortien erfolgt. Die Koexistenz aerober und anoxischer Zonen führt aufgrund der OD-Verteilung zur Selbstorganisation autotropher nitrifizierender und heterotropher denitrifizierender Mikroorganismen in SND. Daher ist es sehr wichtig, eine anaerobe Behandlung von Abwasser mit hohem Kohlenstoffgehalt durchzuführen, um anschließend im aeroben System eine Nitrifikation-Denitrifikation zu fördern und die Konkurrenz um DO mit heterotrophen Mikroorganismen zu verringern. Ein hohes C/N-Verhältnis im Zufluss kann aufgrund der Dominanz von Heterotrophen auch die Häufigkeit nitrifizierender Bakterien und die Wirksamkeit des Nitrifikationsprozesses negativ beeinflussen. Berichten zufolge erreichte die Gesamtstickstoffentfernungsrate (TN) 77 % bei einem C/N-Verhältnis von 19,5 und eine Rate von 87 % bei einem Verhältnis von 7,712. Daher hat sich SND zur vielversprechendsten Technologie zur Entfernung von Ammonium und anderen stickstoffhaltigen Verbindungen in Konzentrationen über 250 mg N/L entwickelt, verdient jedoch Aufmerksamkeit und es sind noch weitere Forschungsarbeiten erforderlich13,14.

Durch die Kombination verschiedener Behandlungstechnologien konnte in den letzten Jahren die Entfernung hartnäckiger Schadstoffe verbessert werden. In diesem Sinne wurde das aerobe Behandlungssystem durch die Kombination mit Unterstützungsmaterial für das Wachstum einer Vielzahl von Mikroorganismen in Form von Biofilmen verbessert, was eine einfachere Kontrolle begünstigt und eine höhere Effizienz erreichen kann15. Dieses Verfahren bietet einige deutliche Vorteile gegenüber herkömmlichen Belebtschlammverfahren, darunter höhere Biomassekonzentrationen, einfacher Betrieb und höhere Prozessstabilität, eine hohe Abwasserqualität in Verbindung mit suspendierten Wachstumssystemen und die Diffusionsbarrieren des Biofilms, die dazu führen, dass die Biomasse weniger anfällig für irreversible Schäden ist Schäden durch das mögliche Auftreten von Stößen oder toxischen Belastungen16. In dem System auf Biofilmbasis entstehen durch die begrenzte Diffusion von Sauerstoff und die gleichzeitige Diffusion von produziertem NOx als Elektronenakzeptoren innerhalb des Biofilms makroanoxische Bereiche innerhalb desselben Ökosystems. Dies kann es ermöglichen, dass im kontinuierlich belüfteten Bioreaktor unabhängig von der Feststoffverweilzeit der suspendierten Biomasse eine gleichzeitige Nitrifikation-Denitrifikation stattfinden kann17. Es gibt eine breite Palette an Trägermaterialien, einige davon können organisch oder synthetisch sein, zum Beispiel: Holz, Kies, Stein und synthetische Materialien: Keramik, Nylon, Polyethylen und Polyurethan18 Polyethylen und Polyurethan werden aufgrund ihrer Oberfläche am häufigsten verwendet (200–1200 m2/m3) und die Anzahl der Poren fördern die Anhaftung von Bakterien19. Einige Vorteile dieser Trägermedien sind geringere Dichten als Wasser, was sich auf Luftströme, hydraulische Geschwindigkeiten und Auswirkungen auf den Massen- und Sauerstofftransfer20 auswirken kann, sowie Widerstandsfähigkeit, geringerer Volumenbedarf, kein Recycling oder Rückspülen und kein mechanischer Eingriff bei Lastschwankungen.

Für die Umsetzung biologischer Prozesse ist ein Verständnis der mikrobiellen Struktur erforderlich, die das biologische System für seine ordnungsgemäße Funktion ausmacht1. Nitrifikation ist ein biologischer aerober Prozess, bei dem NH4+ mit Hilfe von Ammoniak oxidierenden Bakterien (AOB) zu NO2− oxidiert wird, gefolgt von der Umwandlung von Nitrit in Nitrat durch oxidierende Bakterien (NOB). Beide Bakteriengruppen werden als chemoautotrophe nitrifizierende Bakterien bezeichnet21. Nitrosomonas, Nitrosococcus und Nitrosospira sind die wichtigsten für die Ammoniakoxidation gemeldeten Bakterien, während Nitrobacter, Nitrocystis und Nitrospira für die Nitritoxidation gemeldet wurden22. Denitrifikation ist ein nicht-assimilativer Reduktionsprozess von oxidierten Stickstoffformen (NO2− und NO3−) zu molekularem Stickstoff unter anoxischen Bedingungen. Dieser Prozess wird von heterotrophen Bakterien durchgeführt, die für ihren Stoffwechsel organische Kohlenstoffquellen nutzen22. Die Denitrifikation kann durch verschiedene Bakteriengruppen erfolgen, im Allgemeinen handelt es sich jedoch um heterotrophe Mikroorganismen (Stamm, Proteobakterien, Firmicutes, Thiobacillus versutus usw.) und seltener durch autotrophe Organismen (Thiobacillus denitrificans und Mocrococus denitrificans)23. Beispiele für die unterschiedliche Bakterienpopulationsvielfalt in aeroben Systemen mit Trägermedien, sowohl in suspendierter Biomasse als auch in Biofilmen, können Enterobacter cloacae, Vibrio diabolicus, Bacillus und Pseudomonas stutzeri sein. Die letzten Bakterien wurden aus Schweinemist isoliert und besitzen die Fähigkeit, Nitrat und Nitrit zu entfernen sowie Ammonium unter aeroben Bedingungen zu Stickstoffgas zu reduzieren24, was darauf hindeutet, dass dieser Stamm heterotrophe Nitrifikation und aerobe Denitrifikation durchführen kann25. Obwohl einige Forscher SND in Biofilmen untersucht haben Aus metabolischer und mikrobieller Populationssicht26 gibt es nur wenige Informationen über Systeme mit suspendierter und fixierter Biomasse, die gleichzeitig Nitrifikation und Denitrifikation aufweisen.

In diesem Zusammenhang besteht das Ziel dieser Studie darin, die Entfernung von Stickstoff und organischem Material aus zwei aeroben Festfilmsystemen mit Polyurethanschaum (R1) und Polyethylenringen (R2) zu bewerten. Darüber hinaus wird eine mikrobiologische Analyse des effizientesten Packbett-Biofilmsystems durchgeführt, um die wichtigsten Mikroorganismen zu bestimmen, die am Stickstoffentfernungsprozess beteiligt sind.

Die für die Experimente verwendete Biomasse wurde im Rahmen des Prozesses einer südlich von Cd gelegenen Kläranlage aus einer belüfteten Lagune gewonnen. Obregón, Sonora, im Nordwesten Mexikos. Die Reaktoren wurden mit den Trägermedien, die zuvor eine Woche lang in Kontakt gebracht wurden, mit 1 l aerober Biomasse mit 20,4 g/l Gesamtfeststoffen (TS) und 7,66 g/L flüchtigen Gesamtfeststoffen (TVS) beimpft.

Die beiden aeroben Festfilmreaktoren R1 (gefüllt mit Polyurethanschaum) und R2 (gefüllt mit Polyethylenringen) hatten ein Fassungsvermögen von jeweils 0,9 l und arbeiteten kontinuierlich 330 Tage lang mit einer hydraulischen Verweilzeit (HRT) von 0,4 bis 0,5 Tagen eine durchschnittliche Konzentration an gelöstem Sauerstoff (DO) von 3,35 mg/L. Die Belüftung der Reaktoren erfolgte von unten nach oben durch die Mammutpumpe. Abbildung 1 zeigt das schematische Diagramm der Systeme. Tabelle 1 zeigt die Eigenschaften der Trägermaterialien.

Schematische Darstellung aerober Festfilmsysteme.

Die Festfilmreaktoren wurden mit dem Abwasser einer UASB gespeist, die Schweineabwasser aus einem Betrieb mit Muttermilchproduktionsverfahren behandelte. Tabelle 2 zeigt die physikalisch-chemischen Eigenschaften der beiden bewerteten Festfilmsystem-Futtermittel, die eine organische Belastungsrate (OLR) von 0,6 ± 0,3 kg chemischem Sauerstoffbedarf (CSB)/m3Tag aufrechterhielten.

Im Zu- und Abfluss der Festfilmreaktoren wurden die folgenden Analysetechniken durchgeführt: chemischer Sauerstoffbedarf (COD) organischer Stoffe, Gesamtfeststoffe (TS), Gesamtflüchtige Feststoffe (TVS), Nitrate (NO3− N), Nitrite ( NO2− N) und Ammonium (NH4+-N) gemäß den Angaben der American Public Health Association27.

Um die nitrifizierenden und denitrifizierenden Aktivitäten der bewerteten Systeme zu ermitteln, wurden diskontinuierliche Tests auf der Grundlage der von Bassin et al.28 vorgeschlagenen Methodik durchgeführt. Im Nitrifikationsaktivitätstest wurden R1 und R2 (1) mit suspendierter Biomasse + Biofilm im Trägermaterial und (2) nur mit suspendierter Biomasse (ohne Trägermaterial) bewertet. Die Nitrifikationsaktivität wurde diskontinuierlich durchgeführt, wobei die Systemzufuhr gestoppt und anschließend eine Stammlösung von 100 mg NH4+-N/L injiziert wurde. Die Proben wurden 10 Stunden lang stündlich und anschließend alle zwei Stunden mit insgesamt 36 Stunden aus dem Überstand jedes Reaktors entnommen. Um die nitrifizierende Aktivität zu ermitteln, wurden in jeder festgelegten Zeit lösliche Stickstoffformen (NH4+-N, NO2− N und NO3− N) bestimmt. Nach der Bestimmung der NH4+-N-Entfernung zum letzten Probenahmezeitpunkt wurde die volumetrische Entfernungsrate (VRR) gemäß Gl. berechnet. (1):

Das Ergebnis der maximalen spezifischen Nitrifikationsaktivität (MSNA) in mg NH4+-N/g TVS∙h wurde aus der Division der volumetrischen Entfernungsrate (VRR) von Stickstoff in Form von Ammonium durch die TVS der suspendierten und festen Biomassekonzentration erhalten (Gl . 2):

Hinsichtlich der denitrifizierenden Aktivität wurde sie ähnlich wie die nitrifizierende Aktivität entwickelt, wobei auch in den beiden aeroben Systemen die Fütterung diskontinuierlich unterbrochen wurde. Während der maximalen spezifischen denitrifizierenden Aktivität (MSDA) wurde den R1- und R2-Systemen eine konzentrierte Stammlösung aus NaNO3 und C2H3NaO2 injiziert. Als Ergebnis wurden Konzentrationen zum Zeitpunkt Null von 82 ± 0,17 und 77,71 ± 2,02 mg NO3− N/L und 261,42 ± 8,75 und 250 ± 5,41 mg COD/L für R1 bzw. R2 erhalten, mit dem Ziel, einen theoretischen Wert zu erreichen Wert von 80 mg NO3− N/L und 250 mg CSB/L, wodurch die Bedingungen des Zuflusses in den kontinuierlichen Systemen simuliert werden.

Die Probenahmezeiten in diesem Experiment entsprachen denen der nitrifizierenden Aktivität. Nach der Bestimmung der Stickstoffkonzentrationen in Nitraten in der letzten Probenahmezeit wurde der VRR von NO3−N berechnet und erhalten, indem die Stickstoffkonzentration in Form von entferntem Nitrat in mg/L durch die Zeit in Stunden dividiert wurde (Gleichung 3):

Anschließend wurde der MSDA aus der Aufteilung des Stickstoff-VRR in Nitraten durch den TVS der Biomassekonzentration in den Systemen ermittelt (Gleichung 4):

Biofilmvolumina von 1,5 ml wurden in sterile konische Mikroröhrchen gegeben und 15 Minuten lang bei 5000 U/min zentrifugiert. Der Überstand jedes Mikroröhrchens wurde verworfen und das endgültige Pellet wurde für die Nukleinsäureextraktion verwendet. Die gesamte DNA-Extraktion wurde ausgehend von 0,1 bis 0,12 g Pellets mit dem DNeasy PowerSoil Kit (Qiagen, Hiden, DE) gemäß den Anweisungen des Herstellers durchgeführt. Anschließend an die Extraktion wurde die DNA in einem Fluorometer Qubit 3.0 (ThermoFisher Scientific, Waltham, MA, USA) quantifiziert, wobei die Proben bis zu ihrer anschließenden Verarbeitung bei –20 °C aufbewahrt wurden. Die Diversität von Bakterien und Archaeen wurde durch Amplifikation der V4 16S rRNA-Region mit den spezifischen Primern 515F (5'-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3') und 806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3') bestimmt. Die Endpunkt-Polymerase-Kettenreaktionen (PCR) wurden in einem Gesamtvolumen von 25 μl durchgeführt, dessen Konzentration für jede Reaktion aus Folgendem bestand: ~ 10 ng DNA, 1X PCR-Puffer (frei von Mg2+), 0,4 μM jedes Oligonukleotidprimers, 800 μM Desoxynukleosidtriphosphat (dNTP)-Mischung (dATP, dCTP, dTTP und dGTP), 5 % Dimethylsulfoxid (DMSO), 1,5 mM MgCl2 und 1 U DNA-Taq-Polymerase ExTaKaRa Taq (Takara Bio Inc. Kusatsu, Shiga, JP). Das Amplifikationsprotokoll bestand aus einer anfänglichen DNA-Denaturalisierung bei 95 °C für 3 Minuten, gefolgt von 35 Denaturierungszyklen (95 °C, 30 s), Hybridisierung (52 °C, 40 s) und Verlängerung (72 °C, 90 s). , mit einer abschließenden Verlängerung bei 72 °C für 10 Minuten. Die erhaltenen Amplikons wurden mit magnetischen Perlen unter Verwendung des Agencourt AMPure XP PCR Purification System-Kits (Beckman Coulter, Brea, CA, USA) gereinigt und zur Sequenzierung in der Plattform Illumina MiSeq (Yale University, USA) versandt. Die erhaltenen Sequenzen wurden mit der Plattform QIIME2 (https://qiime2.org)29 analysiert. Die Amplikonsequenzvariante (ASV) wurde mithilfe der Silva-Datenbank (https://www.arb-silva.de/) taxonomisch klassifiziert. Die Diagramme und die relative Häufigkeit der wichtigsten Mikrobengruppen wurden mit dem Programm „phyloseq“30 in der RStudio-Umgebung (1.2.5042) der R-Plattform (The R Core Team 2012) erstellt.

Die Ergebnisse wurden als durchschnittliche Standardabweichung (SD) ± ausgedrückt. Die Daten wurden mithilfe einer Zwei-Wege-Varianzanalyse (ANOVA) mit der Software Minitab (Version 17.0) analysiert. Als ANOVA die Unterschiede zwischen den Gruppen identifizierte, wurde ein mehrfacher Vergleich der Mittelwerte unter Verwendung der Tukey-Methode mit einem Signifikanzniveau von p < 0,05 durchgeführt.

Die Entfernung organischer Stoffe wurde durch Messung der organischen Belastungsrate sowohl im Zu- als auch im Abfluss der Systeme bewertet (Abb. 2). Die Zuflusskonzentration wurde bei 300 ± 100 mg CSB/L gehalten und sowohl R1 als auch R2 zeigten eine ähnliche CSB-Entfernung organischer Substanz von 72 ± 7 bzw. 77 ± 8 % an. Es ist erwähnenswert, dass die Systemzufuhr gestoppt wurde, um die Tests zur nitrifizierenden Aktivität mit suspendiertem Biomasse-Biofilm (Tag 150) nur mit suspendierter Biomasse (Tag 200) und denitrifizierender Aktivität (Tag 250) durchzuführen. Zusätzlich wurden nach jedem Assay suspendierte Biomasse- und Biofilmproben entnommen, um die flüchtigen suspendierten Feststoffe (VSS) zu quantifizieren. Daher wurde in diesen Tagen eine Destabilisierung in R1 und R2 beobachtet, die zu einer Verringerung der Entfernungseffizienz führte (Abb. 2). Die statistischen Analysen zeigten, dass zwischen R1 und R2 kein signifikanter Unterschied bei der Entfernung organischer Stoffe beobachtet wurde (p ≤ 0,05) und nach den ersten 50 Betriebstagen ein stationärer Zustand erreicht wurde.

Entfernungseffizienz der organischen Belastungsrate (OLR) (kg CSB/m3∙d) mit UASB-Abwasser. Wobei: (a) R1 mit Polyurethanschaum und (b) R2 mit Polyethylenringen ist. (ausgefüllter Kreis) Entfernung des Prozentsatzes des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB); (gefülltes Dreieck) Zulauf und (gefüllte Raute) Ablauf. Die Linien zeigen die Tage, an denen in beiden diskontinuierlichen Reaktoren nitrifizierende und denitrifizierende Aktivitäten durchgeführt wurden.

Ähnliche Ergebnisse wurden mit mobilen Festbettbioreaktoren erzielt, die an Membranbioreaktoren (MBBR-MBR) gekoppelt sind, die mit häuslichem Abwasser mit einer CSB-Konzentration von 185,80 ± 45,8 mg/L gespeist werden und mit einer hydraulischen Verweilzeit (HRT) von 0,5 Tagen betrieben werden. Diese Festbettsysteme mit einem handelsüblichen Kaldnes-Typ „K1“ mit einem Füllungsgrad von 35 % des Gesamtvolumens zeigten eine globale CSB-Entfernungseffizienz von 83 ± 2,11 %31. Mazioti et al.32 berichteten von einer COD-Entfernungseffizienz von 86,6 %, als sie ein MBBR-System mit 4,5 l Nutzvolumen mit häuslichem Abwasser und einer Zulaufkonzentration von 270 mg CSB/l betrieben, mit einer HRT von 1,1 Tagen betrieben und mit dem kommerziellen AnoxKaldnes-Typ gefüllt waren. k3“ Stützmaterial in einem Füllvolumenanteil von 30 %. Boutet et al.33 erzielten eine CSB-Entfernungseffizienz von 47 %, indem sie Festbettsysteme mit dem inerten Material „BIONEST“ unter Verwendung von kommunalem Abwasser mit einer durchschnittlichen Konzentration von 457 mg/L CSB und einer HRT von 0,5 Tagen betrieben.

Im Allgemeinen erreichten die in dieser Studie bewerteten Systeme eine ähnliche oder höhere Effizienz als die von anderen Autoren berichteten Systeme, die nicht nur von Variablen wie dem Anteil des Füllmaterials, der CSB-Konzentration im Zufluss oder der Art des Trägermaterials abhingen, sondern auch von der entwickelten Biomassekonzentration im Systeminnenraum. Die auf der Materialoberfläche entwickelte Biomasse betrug 18 ± 5 bzw. 21 ± 3 g TVS/L von R1 bzw. R2. Dieser Biofilm führt möglicherweise zu unterschiedlichen Sauerstoffkonzentrationsgradienten im Inneren dieser Materialien. Die Unterschiede in der Sauerstoffkonzentration im System könnten das Auftreten anoxischer Zonen in den tiefsten Bereichen des Biofilms begünstigen, in die Sauerstoff nicht leicht eindringen kann. Letzteres ermöglicht es heterotrophen Organismen, organischen Kohlenstoff für ihren Stoffwechsel und ihr Wachstum zu assimilieren, was zu Denitrifikationsprozessen führt und die Entfernung organischer Stoffe in Form von CSB begünstigt13,34.

Abbildung 3 zeigt die Leistung des Festfilmsystems zur NH4+-N-Entfernung. Es ist erwähnenswert, dass diese Leistung das Systemverhalten bei der Einspeisung mit UASB-Abwasser darstellt, während die Nitrifizierungs- und Denitrifizierungsaktivitäten mit synthetischen Lösungen gemäß der angegebenen Methodik durchgeführt wurden. Die Zuflusskonzentration wurde bei 100 ± 35 mg NH4+-N/L für 330 Betriebstage der Systeme R1 und R2 gehalten, was eine vollständige Entfernungseffizienz von NH4+-N (99,9 %) zeigte. Aufgrund des niedrigen C/N-Verhältnisses im Zufluss von R1 und R2 (⁓7) könnte sich dies positiv auf die Häufigkeit nitrifizierender und denitrifizierender Bakterien ausgewirkt und einen SND-Prozess gefördert haben.

Entfernungseffizienz von NH4+-N mit UASB-Abwasser. Dabei ist (a) R1 Polyurethanschaum und (b) R2 Polyethylenringe. (ausgefüllter Kreis) Entfernungsprozentsatz des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB); (ausgefülltes Dreieck) Zufluss und (gefülltes Diamant) Abfluss. Die Linien zeigen Tage, an denen die Nitrifikations- und Denitrifikationsaktivitäten in beiden Reaktoren diskontinuierlich durchgeführt wurden.

Darüber hinaus kamen Lo et al.35 zu dem Schluss, dass dank der nitrifizierenden Aktivität, die in aeroben Systemen mit Unterstützung durchgeführt wird, eine hohe Effizienz möglich ist. Die nitrifizierende Aktivität wird sowohl durch die in den Systemen suspendierte Biomasse als auch durch die an den Trägern haftende feste Biomasse ausgeübt. Bassin et al.28 zeigten jedoch, dass suspendierte Biomasse die wichtigste Rolle bei der Ammoniumentfernung spielt und eine relativ größere nitrifizierende Aktivität aufweist als Biofilm, der die Hauptrolle beim Denitrifizierungsprozess spielt. Darüber hinaus kann eine vollständige Stickstoffentfernung indirekt sowohl durch den SND-Prozess als auch durch die Stickstoffassimilation durch die heterotrophen Organismen zur Bildung neuer Zellen erreicht werden. Lo et al.35 berichteten, dass etwa 34 % des gesamten anfänglichen Stickstoffs für die Biomassebildung verwendet wurden, wenn ein SND-Prozess in einem Hybrid-Biofilmsystem mit einer HRT von acht Stunden durchgeführt wurde. Dieses Ergebnis impliziert einen Prozess, bei dem der größte Teil des Stickstoffs durch einen SND-Prozess entfernt wird, jedoch mit einem Ertrag an Biomassebildung. In Verbindung mit diesem Prozess haben an SND beteiligte Bakterien wie Pseudomonas kurze Replikationszeiten von bis zu 30 Minuten34, weshalb die Stickstoffassimilation durch diese Bakterien möglicherweise eine wichtige Rolle bei der Leistung von R1 und R2 spielt.

Matsumoto et al.36 und Wu et al.37 beobachteten den SND-Prozess in Biofilmsystemen mit inerten Materialien wie Kunststoff- und Keramikmembranen und belegten diese Prozesse durch das Vorhandensein von AOB- und NOB-Bakterien in der inneren Zone des Biofilms und heterotropher Bakterien darin die gleiche Biofilmoberfläche. In diesem Sinne könnten laut Bassin et al.28 bis zu 20 % der NH4+-N-Entfernung auf Biofilm zurückzuführen sein, während die suspendierte Biomasse bis zu 70 % zu diesem Prozess beitrug. Schließlich zeigt Abb. 3 auch, dass die von jedem System erreichte Effizienz der NH4+-N-Entfernung stabil war und laut statistischen Analysen keine signifikanten Unterschiede zwischen ihnen aufwies (p < 0,05).

Sahariah et al.38 betrieben einen sequentiellen mobilen Festbett-Bioreaktor mit Polymerschaumunterstützung mit einem Füllvolumen von 15,7 % und einer Beschickung mit einer Konzentration von 125 mg NH4+-N/L. Die berichteten Systeme zeigten eine Entfernungseffizienz von 68 % von NH4+-N, ein niedrigerer Wert als der in dieser Studie ermittelte. Andererseits betrieben Bassin et al.28 zwei mobile Festbett-Bioreaktoren mit 1 l Nutzvolumen, einer mit dem kommerziellen synthetischen Träger „Kaldnes K1“ und der andere mit „MutagBiochip“ mit einem Füllvolumen von 50 %. , operiert mit einer HRT von 0,5 Tagen und gefüttert mit einer Konzentration von 100 mg NH4+-N/L. Die Autoren erreichten eine NH4+-N-Entfernungseffizienz von mehr als 90 %. Es sollte erwähnt werden, dass die in dieser Studie bewerteten Trägermaterialien ein Füllvolumen im Bereich von 15 bis 50 % einnahmen und eine NH4+-N-Entfernungseffizienz von > 99 % erreichten. In diesem Sinne zeigten die in dieser Studie bewerteten Systeme eine viel höhere Effizienz im Vergleich zu ähnlichen Systemen. Wie bereits erwähnt, könnte diese hervorragende Leistung auf das Vorhandensein von Biofilm zurückzuführen sein (18 ± 5 bzw. 21 ± 3 g TVS/L für R1 bzw. R2), der am Ende der Tests gemessen wurde. Ødegaard et al.39 und Bassin et al.28 schlugen vor, dass die Menge der an einem Trägermedium anhaftenden Biomasse nicht nur von der Oberfläche, sondern auch von deren Form oder Materialkonfiguration abhängt. Diese Ergebnisse deuten darauf hin, dass Träger wie der Mutag-Biochip in Form einer Satellitenschüssel aufgrund des intensiven Kontakts mit der umgebenden Flüssigkeit häufig Abriebkräften ausgesetzt sind, was die Ablösung des Biofilms und die Menge der anhaftenden Feststoffe begünstigt. Die Arten von Trägern mit Zylinderform oder Ringen hingegen begünstigen die Ansammlung von Biofilmen.

Die nitrifizierende und denitrifizierende Aktivität der Systeme wurde über einen Zeitraum von 36 Stunden für R1 und R2 bewertet. Die Systeme arbeiteten kontinuierlich und wurden für diese Tests auf den Batch-Modus eingestellt, wodurch der Zufuhrfluss gestoppt wurde. Abbildung 4 zeigt die Ammoniumentfernung während der MSNA-Tests. Die NH4+-Entfernung betrug für beide Systeme in der 10. Stunde des Tests 20 ± 5 %; Fünf Stunden später erreichten die Systeme eine zweifache Entfernung. Ab der 10. Stunde begann die Entfernung deutlich zu steigen, bis sie 90 ± 6 bzw. 98 ± 4 % der NH4+-N-Entfernung für R1 bzw. R2 erreichte (Abb. 4). Dieses Ergebnis könnte auf einen Anpassungsprozess der Mikroorganismen in den Systemen beim Übergang vom kontinuierlichen zum diskontinuierlichen Betrieb hinweisen. Obwohl es den Nitrifizierungsprozess nicht hemmte, verlangsamte es ihn.

Verhalten der NH4+-N-Konzentration in Tests auf suspendierte und fixierte Biomasse (SB + FB), wobei: (a) R1 Polyurethanschaum ist (b) R2 Polyethylenringe sind. (X) Nachverfolgung der Entfernungseffizienz von mg NH4+-N/L (ausgefüllter Kreis).

Obwohl das Verhalten bei beiden Assays (R1 und R2) ähnlich war, erreichte das R2-System eine größere NH4+-N-Entfernung, wohingegen R1 eine etwas geringere Entfernung zeigte, wenn auch laut den durchgeführten statistischen Analysen nicht signifikant (p > 0,05). Darüber hinaus war am Ende des Tests in beiden Systemen ein Stickstoffverlust erkennbar, dieser wurde jedoch in keiner der ermittelten löslichen Formen gefunden, nämlich etwa 60 % bzw. 65 % für R1 und R2. Vermutlich wurden diese nicht quantifizierten Stickstoffanteile mittels SND in molekularen Stickstoff umgerechnet. Garzón-Zuñiga et al.13 erklärten, dass Belüftungssysteme mit fixierter Biomasse in Trägermaterialien in der Lage sind, denitrifizierende Prozesse ausgehend von heterotrophen Bakterien zu entwickeln, die in anoxischen Umgebungen wachsen. Lo et al.35 untersuchten ihrerseits die Stickstoffumwandlung in Form von Ammonium in Stickstoff, ein Gas in einem hybriden Biofilmsystem. Die Ergebnisse zeigten, dass etwa 60 % des löslichen Stickstoffs durch einen SND-Prozess in Stickstoffgas umgewandelt wurden. Andererseits wurde berichtet, dass einige Pseudomonas-Arten in der Lage sind, Stickstoffverbindungen im Denitrifikationsprozess zu reduzieren40. Zhang et al.25 isolierten Pseudomonas stutzeri YZN-001 aus Schweinegülleabwasser und bewerteten die Reduzierung aller Stickstoffspezies. Beispielsweise war dieser Stamm in der Lage, unter aeroben Bedingungen 275,08 mg/L Nitrat und 171,40 mg/L Nitrit zu entfernen. Darüber hinaus wurden 39 % des entfernten Ammoniums vollständig zu Stickstoffgas oxidiert, was darauf hindeutet, dass dieser Stamm heterotrophe Nitrifikation und aerobe Denitrifikation erreichen konnte.

Tabelle 3 zeigt die Ergebnisse von MSNA sowie die von verschiedenen Autoren berichteten Ergebnisse, wobei die erhaltenen Werte innerhalb des bibliographisch angegebenen Bereichs für Systeme liegen, die unter ähnlichen Bedingungen betrieben werden. Die Ergebnisse ermöglichen es, die Bedeutung der suspendierten Biomasse in MSNA zu beobachten: 3,13 und 2,05 mg NH4+-N/g TVS∙h für R1 bzw. R2, sogar noch höher, einschließlich der Werte, die von den Systemen mit beiden Biomassetypen (suspendiert und fixiert) erreicht werden: 0,352 und 0,253 mg NH4+-N/g TVS∙h für R1 bzw. R2. Lo et al.35 beobachteten, dass in einem hybriden Biofilmsystem die Nitrifikation hauptsächlich in suspendierter Biomasse erzeugt wurde, während Biofilm die Hauptrolle bei der Denitrifikation spielte. Auf diese Weise führte die Wechselwirkung zwischen Biofilm und suspendiertem Schlamm im selben Reaktor zu einer insgesamt besseren Ausbeute bei der Stickstoffentfernung durch einen SND. Die vorherigen Informationen können in den Nitrifikationstests beobachtet werden (Tabelle 3). Andererseits fanden Mašić und Eberl41 anhand mathematischer Modelle Hinweise darauf, dass suspendierte Biomasse einen wichtigeren Beitrag zur Ammoniumentfernung in Biofilmsystemen leistet. Allerdings wird die nitrifizierende Aktivität in der suspendierten Biomasse häufig nicht berücksichtigt, da davon ausgegangen wird, dass die Nitrifikation nur im Biofilm stattfindet42.

Einerseits betrug der MSDA 4,64 ± 0,13 und 5,3 ± 0,34 mg NO3− N/g TVS∙h für R1 bzw. R2, Ergebnisse, die innerhalb des für Systeme zur biologischen Stickstoffentfernung (BNR) angegebenen Bereichs liegen. Andererseits stimmte der ermittelte MSDA mit dem überein, der für die SND-Prozesse (1,6–30 mg NO3− N/g TVS h) für BNR-Systeme berichtet wurde, die mit aerober Biomasse beimpft und mit echtem Abwasser gespeist wurden. Während für konventionelle Denitrifikationswege und ANAMMOX (0,5–1,56 mg NO3− N/g TVS h) niedrigere MSDA-Werte gemeldet wurden43. Im Fall von R1 und R2 erfolgt die Aktivierung des Nitrifikations- und Denitrifikationsstoffwechsels im selben System gleichzeitig (SND) und nicht in verschiedenen oder aufeinanderfolgenden Reaktoren, wie herkömmlicherweise berichtet31. Letzteres ist auf das Vorhandensein anoxischer Mikrozonen im aeroben System zurückzuführen, die zu Gradienten des gelösten Sauerstoffs führen, die ihre Diffusion durch die Systeme begrenzen43.

In diesem Sinne liegt die Haupterklärung für SND darin, dass denitrifizierende Organismen sowohl im Biofilm als auch in der suspendierten Biomasse des Systems vorkommen können. Darüber hinaus wurde die Existenz fakultativer Mikroorganismen nachgewiesen, die NH4+-N als Elektronendonor und NO2− N als Elektronenrezeptor nutzen und in SND13 N2 und NOX produzieren.

Im Fall von MSDA zeigten Polyethylenringe eine Überlegenheit gegenüber Polyurethanschaum, was in direktem Zusammenhang mit der Menge des entwickelten Biofilms stand. Daher wurden Polyethylenringe als effizientestes Trägermaterial für die NH4+-N-Entfernung ausgewählt. Darüber hinaus zeigten die statistischen Analysen einen signifikanten und höheren Unterschied (p ≤ 0,05) in der denitrifizierenden Aktivität, wobei die Ringe aufgrund von Faktoren wie Konfiguration und Materialtyp, die bessere Bedingungen für die Bildung anoxischer Zonen schaffen könnten, wo die Ringe SDN-Ausweichrouten bevorzugen könnten Hauptsächlich findet der Denitrifikationsprozess statt.

Abbildung 5 zeigt die Ergebnisse der Überwachung des NO3-N-Verhaltens, der organischen Substanz in Form von CSB und der Entfernungseffizienz für die MSDA-Tests. Anders als MSNA zeigten R1 und R2 ein unterschiedliches Verhalten, wobei System R2 mit der Entfernung von 91 ± 2,24 % NO3− N und 67,86 ± 0,4 % CSB am effizientesten war, während System R1 52,32 ± 0,6 % NO3− N entfernte und 57,42 ± 1,24 % des CSB. Die Ergebnisse zeigten, dass 2,54 g CSB/g reduziertes NO3-N verwendet wurden, was dem von Chatterjee et al.44 angegebenen organischen Bedarf für die heterotrophe Denitrifikation entspricht (2,86 g CSB/g entferntes NO3-N), genauer gesagt 2,08 g CSB/g NO3− N reduziert bei Verwendung von C2H3NaO2 als Kohlenstoffquelle12.

Zeitdiagramm des Verbrauchsverhaltens NO3− N und des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) während der Tests zur maximalen spezifischen Denitrifikationsaktivität (MSDA) für (a) R1 und (b) R2. Wobei (ausgefüllter Kreis) die Konzentration von NO3− N ist; (o) ist der Prozentsatz der NO3-N-Entfernung; (gefülltes Dreieck) CSB-Konzentration (mg/L) und (ӿ) ist die CSB-Entfernung in den Systemen.

Das Ergebnis der in den Abflüssen R1 und R2 gemessenen Stickstoffformen zeigte eine nicht quantifizierbare Stickstoffkonzentration (~ 40 ± 5 %) in Bezug auf das im Zufluss gemessene NH4+-N. Die Stoffbilanz ergab, dass es in den Abflüssen von R1 und R2 quantifiziert wurde: 55 ± 11 % und 54 ± 10 % in Form von NO3− N; 2,58 ± 2 und 3,4 ± 2,5 % bei NO2− N und 3,03 ± 4,02 % und 5,07 ± 6,84 % bei NH4+-N. Basierend auf diesen Ergebnissen könnte es auf den betriebenen Systemen zu einem SND-Prozess gekommen sein.

Laut Matsumoto et al.36 wird SND mit Reaktoren in Verbindung gebracht, in denen Biomasse und Biofilm suspendiert sind und die einen Stickstoffverlust im Abwasser aufweisen. Anoxiebedingungen aktivieren den denitrifizierenden Stoffwechsel, der durch die anoxischen Mikrozonen im Inneren des Biofilm-Bakterienkonsortiums gegeben ist. In diese Mikrozonen kann kein Sauerstoff eindringen, wohl aber das von den nitrifizierenden Bakterien erzeugte NOx. Laut Garzón-Zúñiga13 können die von den nitrifizierenden Bakterien in den oberflächlichen Schichten des Biofilms produzierten Nitrate mit einem Konzentrationsgradienten in die tiefsten Schichten vordringen. Wenn sie in diese tiefsten Schichten vordringen, in denen die Sauerstoffkonzentration sehr niedrig oder gar nicht vorhanden ist, nutzen die denitrifizierenden Bakterien Nitrite und Nitrate als Rezeptoren und wandeln sie in molekularen Stickstoff (N2) um, der mit gasförmigen Ausscheidungen aus dem System entweicht und so gezählt werden kann in löslicher Form.

Die vorherigen Informationen stimmen mit den zusätzlich durchgeführten Verflüchtigungstests überein, bei denen ein Verlust von NH4+-N an die Umgebung in gasförmiger Form von 10 ± 1 % ermittelt wurde. Es ist erwähnenswert, dass einige Autoren auch einen Verlust durch Stripping von 8–15 %11,37 berichteten. In diesem Sinne fanden Garzón-Zúñiga et al.13 heraus, dass in einem Biofilter mit gepacktem Bett und organischem Material der Stickstoffverlust durch biologische Sorptions-, Filtrations- und Assimilationsmechanismen erfolgte. Diese Autoren berichteten, dass von dem gesamten im Zufluss gefundenen NH4+-N, 10 % oxidiertes NO2− N und weitere 10 % zu NO3-N, 40 % während der SND-Prozesse verloren gingen, 10 % verflüchtigt wurden und 6 % im System zurückgehalten wurden und 3,5 % wurden als restliches NH4+-N gefunden. Zhao et al.26 berichteten auch über SND-Prozesse in Festbettsystemen und untersuchten die Kombination verschiedener Trägermedien, wie etwa Grapefruitschale und mehrere herkömmliche Kunststoffe wie Polyurethan, SPR-1-Suspension und elastische Füllung TA-II. Die Ergebnisse zeigten, dass durch die Kombination dieser Materialien effiziente SND-Prozesse mit einer Gesamtentfernung von Ammonium und Stickstoff von 96,8 ± 4,0 % bzw. 78,9 ± 9,5 % erreicht werden konnten. Darüber hinaus zeigte die mikrobielle Analyse dominante Gattungen von Thiothrix, Gemmata und Comanonadaceae, was auf eine heterotrophe Nitrifikation hindeutete – dieselbe, die den SND-Prozess begünstigte. Darüber hinaus betrieben Walters et al.45 ein Batch-System mit suspendierter Biomasse und Biofilm, die an einem biologisch abbaubaren Trägermedium hafteten. Die Ergebnisse und Experimente dieser Autoren zeigten deutlich, dass die Nitrifikation in suspendierter Biomasse erreicht werden kann, während die Denitrifikation im Inneren der Poren der Stützstruktur erfolgt.

Die in den Biofilmen von Polyethylenringen gefundene mikrobielle Gemeinschaft wurde analysiert. Dieses System wurde für die Analyse ausgewählt, um eine bessere Leistung hinsichtlich der Kapazität zur Entfernung von Stickstoff und organischen Stoffen sowie eine höhere Konzentration im Vergleich zu Polyurethanschaum zu zeigen. Diese Studie wurde durch die Analyse der 16S-rRNA-Fragmente durchgeführt. Es wurde eine taxonomische Klassifizierung der gesamten Diversität der mikrobiellen Gemeinschaft durchgeführt, die die auf der Ebene von Stamm und Gattung gewonnenen Mikroorganismen hervorhob. Die aus der Probe ermittelte Bakterienhäufigkeit betrug 99 %. Tabelle 4 zeigt, dass Proteobakterien der dominierende Stamm waren, an den sich Biofilmringe anpassten, gefolgt von Bacteroidetes und Firmicutes, die im Schweineabwasser häufig vorkommen46. Dieses Ergebnis stimmt mit dem von Alzate47 berichteten überein, der erwähnte, dass die typische Mikrobiologie aerober Systeme mit Belebtschlamm zu etwa 95 % aus Bakterien besteht. Andererseits wurde eine gewisse Häufigkeit von Archaeen beobachtet, die nicht signifikant war (~ 1 %).

Innerhalb dieser Phyla wurde das Vorhandensein von Pseudomonas in den Biofilmringen nachgewiesen. Diese Bakteriengattung wird mit Denitrifikationsprozessen in Gegenwart von Belüftung in Verbindung gebracht48,49. Zhang et al.25 identifizierten P. stutzeri im Schweineabwasser. Diese Autoren kamen zu dem Schluss, dass dieser Pseudomonas-Typ nicht nur Nitrat und Nitrit, sondern auch Ammonium umwandeln kann, wobei unter aeroben Bedingungen bis zu 200 mg/L NO3− N und 170 mg/L NO2− N vollständig entfernt werden können. Sie beobachteten auch eine Entfernung von NH4+-N von etwa 95 % durch einen Denitrifikationsprozess, wobei 39 % des entfernten NH4+-N in insgesamt 18 Stunden vollständig zu gasförmigem Stickstoff oxidiert wurden. Dieses Ergebnis zeigte, dass der Stamm Kapazitäten zur heterotrophen Nitrifikation und aeroben Denitrifikation mit der bemerkenswerten Fähigkeit besitzt, Stickstoff effizient in Form von Ammonium zu entfernen. Dieser Prozentsatz stimmt mit 40 % auch mit dem Stickstoff überein, der in den Abwassersystemen dieser Studie in keiner seiner löslichen Formen vorkommt.

Andererseits würde das Vorhandensein von Clostridium (2,43 %) in den Biofilmringen auf Nitrifikationsprozesse hinweisen23. Interessanterweise wurden Bakterien der Art Nitrosomonas und Nitrobacter, die für die Nitrifikation unter aeroben Bedingungen verantwortlich sind, in der taxonomischen Analyse nicht gefunden, obwohl sie im System R2 eine NH4+-Entfernungseffizienz von mehr als 95 % erreichten. Es sollte hervorgehoben werden, dass den MSNA-Untersuchungen zufolge nur 20 % der NH4+-N-Entfernung auf Biofilm zurückzuführen sein dürfte, wohingegen 80 % dieses Prozesses durch suspendierte Biomasse durchgeführt worden wäre, die nicht mikrobiologisch analysiert wurde.

Abbildung 6 zeigt einen phylogenetischen Baum der 50 am häufigsten vorkommenden Bakterien, die in Biofilm-Polyethylenringen vorkommen. Die unterschiedlich großen Kreise entsprechen der Häufigkeit der Messwerte jedes Mikroorganismus, während die Farbe die Reihenfolge angibt, zu der die im Baum dargestellte Gattung gehört. Schließlich werden die Bakterien angegeben, die nicht auf der Ebene der Ordnung und/oder Gattung klassifiziert sind.

Phylogenetischer Baum der am häufigsten vorkommenden Bakterien im R2-Biofilm.

Die folgenden Bakterien sind nach Ordnung und Häufigkeit: Pseudomonadales (54,81 %), Bacteroidales (24,17 %), Clostridiales (8,59 %), Acholeplasmatales (3,01 %), Spirochaetales (2,01 %). Die restlichen Organismen, die in Abb. 6 erscheinen, wurden in einem Prozentsatz von weniger als 1 % gefunden. Im Gegensatz zu den genannten Ergebnissen berichteten Nascimento et al.50, dass Bakterien der Ordnung Clostridiales in der aeroben Biomasse normalerweise am häufigsten vorkommen. Pseudomonales haben jedoch die Fähigkeit, in begrenzten Medien zu wachsen. Mit anderen Worten, dieser Stamm, der einen größeren Anteil auf Gattungsebene (56,10 %) aufwies, konnte die Entwicklung von Taxa wie Clostridium unterdrücken, einschließlich Bakterien, die für die Ammoniumoxidation unter nitrifizierenden Bedingungen verantwortlich sind, wie Nitrosomonas spp.

In dieser Arbeit wurden Festfilmsysteme, die sowohl Biofilm als auch suspendierte Biomasse kombinieren, zur Bewertung des SND-Prozesses betrachtet. Als beste Stütze wurden Polyethylenringe ausgewählt, die eine Entfernung von organischem Material und einen Stickstoffwirkungsgrad von mehr als 70 bzw. 95 % aufweisen. Unabhängig vom Trägermaterial war die maximale spezifische Nitrifikationsaktivität in der suspendierten Biomasse um 88 % höher als die Aktivität in der fixierten Biomasse. Die maximalen spezifischen Denitrifizierungsaktivitäten waren in den Polyethylenringen höher (5,3 ± 0,34 mg NO3-N/g TVS∙h) als im Polyurethanschaum (4,64 ± 0,13 mg NO3-N/g TVS∙h), abhängig von der Tiefe des Biofilm entwickelt. Die SND-Prozesse wurden aus folgenden Gründen erreicht: Ungefähr 30 ± 1 % der Stickstoffverbindungen wurden in molekularen Stickstoff umgewandelt, was durch das niedrige C/N-Verhältnis des behandelten Zuflusses unterstützt wird, und laut molekularer Analyse sind dies 50 % der Bakteriengattung assoziiert mit Pseudomonas und trägt sowohl zur heterotrophen Nitrifikation als auch zur aeroben Denitrifikation bei.

Eine Korrektur zu diesem Artikel wurde veröffentlicht: https://doi.org/10.1038/s41598-022-23965-5

Anaerobe Ammoniumoxidation

Varianzanalyse

Ammoniak oxidierende Bakterien

Amplikon-Sequenzvariante

Chemischer Sauerstoffbedarf

Dimethylsulfoxid

Gelöster Sauerstoff

Feste Biomasse

Hydraulische Verweilzeit

Mobile Festbett-Bioreaktoren gekoppelt an Membranbioreaktoren

Maximale spezifische Denitrifikation

Maximale spezifische Nitrifikation

Ionisiertes Ammoniak

Unionisiertes Ammoniak

Nitrit

Nitrat

Nitrat durch oxidierende Bakterien

Nicht gemeldet

Organische Belastungsrate

Polymerase-Kettenreaktionen

Polyethylen

Desoxynukleosidtriphosphat

Polyurethan

Polyvinylchlorid

Polyurethanschaum

Ringe aus Polyethylen

Schwebte Biomasse

Standardabweichung

Simultane Nitrifikation–Denitrifikation

Einzelreaktorsystem für eine hohe Ammoniumentfernung gegenüber Nitrit

Gesamtfeststoffe

Gesamtmenge an flüchtigen Feststoffen

Aufwärtsströmende anaerobe Schlammdecke

Flüchtige Schwebstoffe

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Diese Arbeit wurde vom CONACYT-Fonds Projects of Basic Science CB-2017-2018 [Grant-Nummer A1-S-43472] sowie von PROFAPI _2021_0047 unterstützt.

Abteilung für Wasserwissenschaften und Umwelt, Technological Institute of Sonora, Calle 5 de febrero 818 Sur. Col. Center. Cd. Obregon, Sonora, Mexiko

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M. Garzon-Zúñiga

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L. Alvarez

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P. Gonzalez-Tineo, A. Aguilar und A. Reynoso führten den in dieser Arbeit beschriebenen experimentellen Teil durch. U. Durán und M. Garzón-Zúñiga unterstützten einen Teil des experimentellen Designs der Arbeit. P. Gonzalez-Tineo, A. Reynosa und D. Serrano verfassten das Hauptmanuskript. E. Meza-Escalante und L. Álvarez halfen bei der Bearbeitung und Überarbeitung des Englischen und der Abbildungen. Abschließend überprüften alle Autoren das Manuskript.

Korrespondenz mit D. Serrano.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Die ursprüngliche Online-Version dieses Artikels wurde überarbeitet: Die ursprüngliche Version dieses Artikels enthielt einen Fehler in Affiliation 3, der fälschlicherweise als „Interdisciplinary Center for Regional Integral Development Research (CIIDIR), Sigma 119, 20. November II, 34220 Durango, angegeben wurde. Mexiko". Die korrekte Zugehörigkeit lautet „Instituto Politécnico Nacional (IPN) CIIDIR-DURANGO, Sigma 119, November 20 II, 34220 Durango, Mexiko“.

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Nachdrucke und Genehmigungen

González-Tineo, P., Aguilar, A., Reynoso, A. et al. Entfernung organischer Stoffe in einem gleichzeitigen Nitrifikations-Denitrifikationsprozess unter Verwendung eines Festfilmsystems. Sci Rep 12, 1882 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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Eingegangen: 07. Oktober 2021

Angenommen: 28. Dezember 2021

Veröffentlicht: 03. Februar 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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