Using artificial wastewater, we pre

Using artificial wastewater, we previously examined the nitrogen and phosphorus removal in a biological filter reactor packed with iron and wood, and we found that PO4-P could be removed with this set-up, since ferrous ions were released from the iron by hydrogenotrophic denitrification and combined with phosphate [10]. The decrease in the PO4-P removal rate observed in the present study would have



been due to excessive iron corrosion, in which an excessive amount of ferrous ions were released, formed iron oxide and attached to the surface of the iron. On the other hand, NO3-N decreased and NO2-N accumulated in Reactor 2-1 from 259 to 350 days of operation, and in Reactor 2-2, NO3-N decreased without accumulating NO2-N. Excessive concentrations of nitrate or nitrite in drinking water can cause methaemoglobinaemia.
The relative potency for nitrite with respect to methaemoglobin formation is more than 10 times higher than that for nitrate (on a molar basis), and the World Health Organization (WHO) guidelines for drinking water quality include a provisional value of 3 mg/L for nitrite [18]. Effluent nitrite in a reactor would thus be unfavorable. From a safety standpoint, we suspected that aspen wood would be a better carbon source than cedar chips, and we found that the TOC level in Reactor 2-1 (packed with cedar chips and iron) decreased to a mean value of 0.9 mg/L and that the TOC level in Reactor 2-2 (packed with aspen wood and iron) decreased to a mean of 0.8 mg/L. It was thus confirmed that there was no increase in the amount of dissolved organic matter in the outflow from the bioreactors. The biological treatment of wastewater with no organic compounds would therefore benefit from the use of wood as the carbon source. The pH of the influent in Reactors 2-1 and 2-2 was 7.0 ± 0.3. The pH of the effluent in Reactor 2-1 was 8.4 ± 0.5 until 378 days of operation and then 7.2 ± 0.4. The pH of the effluent in Reactor 2-2 did not increase until 378 days of operation and was 7.2 ± 0.3 during the entire operational period (data not shown). The pH increase in Reactor 2-1 might cause hydrogen-ion consumption by hydrogenotrophic bacteria, but further investigations are required to confidently make this assertion.
The high seasonal variations of nitrogen and phosphorus concentrations in the effluent from the STP had an effect on the effluent in Reactors 2-1 and 2-2, and thus the removal efficiency of nitrogen and phosphorus was unclear. The time courses of PO4-P removal efficiency per HRT, the nitrogen removal efficiency per HRT, and the water temperature in Reactors 2-1 and 2-2 were determined (see Figure S2 of the Supplementary Materials). The water temperature was 7 °C to 38 °C (mean, 21 °C) during the operational period. The water temperature variation showed the same tendency as that of Reactor 1; the mean temperature difference between Reactor 1 and Reactors 2-1 and 2-2 was 2 °C. The variation of the removal efficiency per HRT showed the same tendency between phosphorus and nitrogen and was temperature-dependent. We found previously that nitrogen removal correlated better with phosphorus removal in a denitrification reactor packed with iron and wood treating artificial wastewater [10]. In the present study, the nitrogen removal efficiency decreased and the phosphorus removal efficiency also decreased in the cold season.
The nitrogen and phosphorus removal in Reactor 2-1 continued until about 500 days of operation, but the removal decreased significantly after that period. In contrast, the nitrogen and phosphorus removal in Reactor 2-2 continued throughout the operational period, although the removal decreased during the cold season. The removal performance of Reactor 2-2 packed with aspen wood and iron was higher than that of Reactor 2-1 packed with cedar chips and iron during the entire operational period.
The relationship between decreased nitrate and increased inorganic carbon in Reactors 2-1 and 2-2 is shown in Figure 6. The amounts of decreased nitrate correlated well with the amounts of increased inorganic carbon, and we thus speculated that the denitrification occurred via the cedar chips’ or aspen wood’s degradation. Cellulose degradation by denitrification can be described as shown below in Equation (2):

Kết quả (Việt) 1:

Sử dụng nhân tạo nước thải, chúng tôi đã kiểm tra việc loại bỏ nitơ và phốt pho trong một lò phản ứng sinh học lọc được đóng gói với sắt và gỗ, và chúng tôi thấy rằng PO4-P có thể được gỡ bỏ với thiết lập này, kể từ khi các ion kim loại màu đã được phát hành từ sắt bởi hydrogenotrophic dùng và kết hợp với phốt phát [10]. Việc giảm tốc độ cắt bỏ PO4-P quan sát thấy trong nghiên cứu hiện nay sẽ có là do quá nhiều sắt ăn mòn, trong đó một số tiền quá mức của các ion kim loại màu đã được phát hành, được hình thành ôxít sắt và gắn liền với bề mặt của sắt. Mặt khác, NO3-N giảm và số 2-N tích lũy trong lò phản ứng 2-1 từ 259 đến 350 ngày hoạt động, và trong lò phản ứng 2-2, NO3-N giảm mà không tích lũy số 2-N. Các nồng độ quá mức của nitrat hoặc nitrit trong nước uống có thể gây ra methaemoglobinaemia.The relative potency for nitrite with respect to methaemoglobin formation is more than 10 times higher than that for nitrate (on a molar basis), and the World Health Organization (WHO) guidelines for drinking water quality include a provisional value of 3 mg/L for nitrite [18]. Effluent nitrite in a reactor would thus be unfavorable. From a safety standpoint, we suspected that aspen wood would be a better carbon source than cedar chips, and we found that the TOC level in Reactor 2-1 (packed with cedar chips and iron) decreased to a mean value of 0.9 mg/L and that the TOC level in Reactor 2-2 (packed with aspen wood and iron) decreased to a mean of 0.8 mg/L. It was thus confirmed that there was no increase in the amount of dissolved organic matter in the outflow from the bioreactors. The biological treatment of wastewater with no organic compounds would therefore benefit from the use of wood as the carbon source. The pH of the influent in Reactors 2-1 and 2-2 was 7.0 ± 0.3. The pH of the effluent in Reactor 2-1 was 8.4 ± 0.5 until 378 days of operation and then 7.2 ± 0.4. The pH of the effluent in Reactor 2-2 did not increase until 378 days of operation and was 7.2 ± 0.3 during the entire operational period (data not shown). The pH increase in Reactor 2-1 might cause hydrogen-ion consumption by hydrogenotrophic bacteria, but further investigations are required to confidently make this assertion.Các biến thể theo mùa cao của nồng độ nitơ và phốt pho trong nước thải từ STP có ảnh hưởng đến nước thải lò phản ứng 2-1 và 2-2, và do đó hiệu quả loại bỏ nitơ và phốt pho là không rõ ràng. Các khóa học thời gian hiệu quả loại bỏ PO4-P / HRT, hiệu quả loại bỏ nitơ mỗi HRT, và nhiệt độ nước trong lò phản ứng 2-1 và 2-2 đã được xác định (xem hình S2 của các tài liệu bổ sung). Nhiệt độ nước là 7 ° C để 38 ° C (có nghĩa là, 21 ° C) trong giai đoạn hoạt động. Sự thay đổi nhiệt độ nước cho thấy xu hướng tương tự như lò phản ứng 1; sự khác biệt nhiệt độ trung bình từ lò phản ứng 1 đến lò phản ứng 2-1 và 2-2 là 2 ° C. Các biến thể của hiệu quả loại bỏ một HRT cho thấy xu hướng tương tự giữa phốt pho và nitrogen và là phụ thuộc vào nhiệt độ. Chúng tôi tìm thấy trước đó rằng loại bỏ nitơ tương quan tốt hơn với phốt pho loại bỏ trong một lò phản ứng dùng bữa với sắt và gỗ điều trị nhân tạo nước thải [10]. Trong nghiên cứu hiện nay, hiệu quả loại bỏ nitơ giảm và hiệu quả loại bỏ phốt pho cũng giảm trong mùa lạnh.Việc loại bỏ nitơ và phốt pho trong lò phản ứng 2-1 tiếp tục cho đến khoảng 500 ngày hoạt động, nhưng việc loại bỏ giảm đáng kể sau thời gian đó. Ngược lại, việc loại bỏ nitơ và phốt pho trong lò phản ứng 2-2 tiếp tục trong suốt thời gian hoạt động, mặc dù việc loại bỏ giảm trong mùa lạnh. Loại bỏ hiệu suất của các lò phản ứng 2-2 đóng gói với aspen gỗ và sắt là cao hơn rằng lò phản ứng 2-1 đóng gói với cedar chip và sắt trong giai đoạn hoạt động toàn bộ.Mối quan hệ giữa giảm nitrat và tăng vô cơ carbon trong lò phản ứng 2-1 và 2-2 được thể hiện trong hình 6. Một lượng giảm nitrat tương quan với số lượng tăng vô cơ carbon, và chúng tôi như vậy cho dùng xảy ra thông qua cedar chip hoặc aspen gỗ xuống cấp. Cellulose suy thoái bởi dùng có thể được mô tả như hình dưới đây trong phương trình (2):

Kết quả (Việt) 2:

Sử dụng nước thải nhân tạo, chúng ta trước đây đã kiểm tra loại bỏ nitơ và phốt pho trong một lò phản ứng lọc sinh học đóng gói với sắt và gỗ, và chúng tôi thấy rằng PO4-P có thể được loại bỏ với cấu này, kể từ khi các ion kim loại đã được phát hành từ sắt bằng cách khử hydrogenotrophic và kết hợp với phosphate [10]. Việc giảm tỷ lệ loại bỏ PO4-P quan sát thấy trong các nghiên cứu hiện nay đã có thể là do ăn mòn sắt quá mức, trong đó một số lượng quá nhiều các ion kim loại đã được phát hành, hình thành oxit sắt và gắn vào bề mặt của sắt. Mặt khác, NO3-N giảm và NO2-N tích lũy trong Reactor 2-1 259-350 ngày hoạt động, và trong Reactor 2-2, NO3-N giảm mà không có tích lũy NO2-N. Nồng độ quá mức của nitrat hoặc nitrit trong nước uống có thể gây methaemoglobinaemia. Các hiệu lực tương đối nitrite đối với methaemoglobin hình là cao hơn gấp 10 lần so với nitrate (trên cơ sở phân tử), và (WHO) hướng dẫn Tổ chức Y tế Thế giới cho chất lượng nước uống bao gồm một giá trị tạm thời của 3 mg / L cho nitrite [18]. Nitrite thải trong lò phản ứng do đó sẽ không có lợi. Từ một quan điểm an toàn, chúng tôi nghi ngờ rằng gỗ cây dương sẽ là một nguồn carbon tốt hơn so với chip tuyết tùng, và chúng tôi thấy rằng mức độ TOC tại Lò phản ứng 2-1 (đóng gói với chip tuyết tùng và sắt) đã giảm đến một giá trị trung bình là 0,9 mg / L và rằng mức độ TOC tại Lò phản ứng 2-2 (đóng gói bằng gỗ cây dương và sắt) giảm đến trung bình 0,8 mg / L. Do đó nó đã được xác nhận rằng không có sự gia tăng số lượng các chất hữu cơ hòa tan trong các dòng chảy ra từ các phản ứng sinh học. Việc xử lý sinh học nước thải không có các hợp chất hữu cơ do đó sẽ được hưởng lợi từ việc sử dụng gỗ là nguồn cácbon. Độ pH của dòng vào trong lò phản ứng 2-1 và 2-2 là 7,0 ± 0,3. Độ pH của nước thải trong lò phản ứng 2-1 là 8,4 ± 0,5 cho đến 378 ngày hoạt động và sau đó 7,2 ± 0,4. Độ pH của nước thải trong lò phản ứng 2-2 không tăng cho đến 378 ngày hoạt động và là 7,2 ± 0,3 trong suốt thời gian hoạt động (dữ liệu không hiển thị). Sự gia tăng pH trong Reactor 2-1 có thể gây ra tiêu thụ hydro-ion do vi khuẩn hydrogenotrophic, nhưng điều tra thêm được yêu cầu phải thực hiện một cách tự tin khẳng định này. Các thay đổi theo mùa cao của nồng độ nitơ và phốt pho trong nước thải từ các STP có ảnh hưởng đến nước thải Lò phản ứng trong 2-1 và 2-2, và do đó hiệu suất khử nitơ và phốt pho là không rõ ràng. Các khóa học thời gian hiệu quả PO4-P loại bỏ mỗi HRT, hiệu suất khử nitơ trên HRT, và nhiệt độ nước trong lò phản ứng 2-1 và 2-2 đã được xác định (xem hình S2 của các tài liệu bổ sung). Nhiệt độ nước là 7 ° C đến 38 ° C (có nghĩa là, 21 ° C) trong khoảng thời gian hoạt động. Sự biến đổi nhiệt độ nước cho thấy xu hướng tương tự như của lò phản ứng 1; chênh lệch nhiệt độ trung bình giữa các lò phản ứng 1 và lò phản ứng 2-1 và 2-2 là 2 ° C. Sự biến thiên của hiệu quả loại bỏ mỗi HRT cho thấy xu hướng tương tự giữa photpho và nitơ và là nhiệt độ phụ thuộc. Chúng tôi tìm thấy trước đó loại bỏ nitơ tương quan tốt hơn với loại bỏ phốt pho trong một lò phản ứng khử nitơ đóng gói với sắt và gỗ xử lý nước thải nhân tạo [10]. Trong nghiên cứu này, hiệu suất khử nitơ giảm và hiệu suất khử phốt pho cũng giảm trong mùa lạnh. Việc loại bỏ nitơ và phốt pho trong Reactor 2-1 tiếp tục cho đến khoảng 500 ngày hoạt động, nhưng việc loại bỏ giảm đáng kể sau khoảng thời gian đó. Ngược lại, việc loại bỏ nitơ và phốt pho trong Reactor 2-2 tiếp tục trong suốt thời gian hoạt động, mặc dù việc loại bỏ giảm trong mùa lạnh. Hiệu suất loại bỏ các lò phản ứng 2-2 đóng gói bằng gỗ cây dương và sắt là cao hơn so với lò phản ứng 2-1 đóng gói với chip tuyết tùng và sắt trong suốt thời gian hoạt động. Mối quan hệ giữa giảm nitrat và tăng carbon vô cơ trong lò phản ứng và 2-1 2-2 được hiển thị trong Hình 6. Lượng nitrate giảm tương quan tốt với các khoản tăng carbon vô cơ, và do đó chúng ta suy đoán rằng quá trình khử nitơ xảy ra thông qua các chip cedar 'hoặc suy thoái dương gỗ. Suy thoái Cellulose bởi quá trình khử nitrat có thể được mô tả như hình dưới đây trong phương trình (2):