Biological DenitrificationWhen a tr

Biological Denitrification

When a treatment plant discharges into receivingstream with lowavailable nitrogen concentration and with a flow much larger than the effluent, the presence of nitrate in the effluent generally does not adversely affect stream quality. However,if the nitrate concentration in the stream is significant, it may be desirable to control the nitrogen contentof the effluent, as highly nitrified effluents can stillaccelarate algal blooms. Even more critical is the case where treatment plant effluent is dischargeddirectly into relatively still bodies of water such as lakes or reservoirs. Another argument for the controlof nitrogen in the aquatic environment is theoccurence of infantile methemoglobinemia,which results from high concentration of nitrates indrinking water.

The four basic processes that are used are: (1) ammonia stripping,
(2) selective ion exchange, (3) break point chlorination, and
(4) biological nitrification/denitrification.

Biological nitrification/denitrification is a two step process. The first step is nitrification, which is conversion of ammonia to nitrate through the action of nitrifying bacteria. The second step is nitrate conversion (denitrification), which is carried out by facultative heterotrophic bacteria under anoxic conditions.

Microbiological Aspects of Denitrification

Nitrate conversion takes place through both assimilatory and dissimilatory cellular functions. In assimilatory denitrification, nitrate is reduced to ammonia, which then serves as a nitrogen source for cell synthesis. Thus, nitrogen is removed from the liquid stream by incorporating it into cytoplasmic material.
In dissimilatory denitrification, nitrate serves as the electron acceptor in energy metabolism and is converted to various gaseous end products but principally molecular nitrogen, N2, which is then stripped from the liquid stream.
Because the microbial yield under anoxic conditions is considerably lower than under aerobic conditions, a relatively small fraction of the nitrogen is removed through assimilation. Dissimilatory denitrification is, therfore, the primary means by which nitrogen removal is achieved.
A carbon source is also essential as electron donor for denitrification to take place. This source may be in the form of carbon internally available in sewage or artificially added (eg. as methanol). Since most community wastewaters have a higher ratio of BOD:N, the internally available carbon becomes attractive and economical for denitrification.
Denitrification releases nitrogen which escapes as an inert gas to the atmosphere while oxygen released stays dissolved in the liquid and thus reduces the oxygen input needed into the system. Each molecule of nitrogen needs 4 molecules of oxygen during nitrification but releases back 2.5 molecules in denitrification. Thus, theoretically, 62.5% of the oxygen used is released back in denitrification.
Typical Flowsheets for Denitrification

Denitrification in suspended growth systems can be achieved using anyone of the typical flowsheets shown in the figure.

The use of methanol or any other artificial carbon source should be avoided as far as possible since it adds to the cost of treatment and also some operating difficulties may arise fro dosing rate of methanol. Too much would introduce an unnecessary BOD in the effluent while too little would leave some nitrates undernitrified.
A more satisfactory arrangement would be to use the carbon contained in the waste itself. However, the anoxic tank has to be of sufficient detention time for denitrification to occur which, has a slower rate; since the corresponding oxygen uptake rate of the mixed liquor is mainly due to endogenous respiration and is thus low. The denitrification rate, therefore, in a way also depends on the F/M ratio in the prior aeration tank.
Consequently, if desired, a portion of the raw waste may be bypassed to enter directly into the anoxic tank and thus contribute to an increased respiration rate. This reduces the sizes of both the anoxic and aeration tanks, but the denitrification efficiency is reduced as the bypassed unnitrified ammonia can not be denitrified.
By reversing the relative positions of anoxic and aerobic tanks, the oxygen requirement of the waste in its anoxic state is met by the release of oxygen from nitrates in the recycled flow taken from the end of nitrification tank. Primary settling of the raw waste may be omitted so as to bring more carbon into the anoxic tank.
More complete nitrification-denitrification can be achieved by Bardenpho arrangement. The first anoxic tank has the advantage of higher denitrification rate while the nitrates remaining in the liquor passing out of the tank can be denitrified further in a second anoxic tank through endogenous respiration.
The flow from anoxic tank is desirable to reaerate for 10-15 minutes to drive off nitrogen gas bubbles and add oxygen prior to sedimentation.

Kết quả (Việt) 1:

Sinh học dùngKhi một nhà máy xử lý để sau đó đổ vào receivingstream với lowavailable nitơ tập trung và với một dòng chảy lớn hơn nhiều so với nước thải, sự hiện diện của nitrat trong nước thải thường không ảnh hưởng đến chất lượng dòng. Tuy nhiên, nếu nồng độ nitrat trong dòng là đáng kể, nó có thể được hấp dẫn để kiểm soát contentof nitơ phun ra, như tiêu thụ nước thải rất nitrified có thể stillaccelarate tảo nở. Quan trọng hơn là trường hợp điều trị nhà máy nước thải đâu dischargeddirectly vào tương đối vẫn còn cơ quan nước chẳng hạn như hồ hoặc hồ chứa. Các đối số một cho controlof nitơ trong môi trường thủy sản là theoccurence của trẻ con methemoglobinemia, mà kết quả từ các nồng độ cao của nitrat indrinking nước.Các quá trình cơ bản bốn được sử dụng là: (1) amoniac tước,(2) chọn lọc trao đổi ion, (3) điểm phá vỡ clo hóa, và (4) nitrat hóa sinh học/dùng.Nitrat hóa/dùng sinh học là một quá trình hai bước. Bước đầu tiên là nitrat hóa, đó là chuyển đổi của amoniac để nitrat thông qua các hành động của nitrifying vi khuẩn. Bước thứ hai là nitrat cải (dùng), và được thực hiện bởi vi khuẩn dị dạng điều kiện thiếu ôxy.Các khía cạnh vi sinh của dùngNitrat chuyển đổi diễn ra thông qua chức năng di động cả assimilatory và dissimilatory. Trong assimilatory dùng, nitrat được giảm xuống amoniac, mà sau đó phục vụ như một nguồn nitơ cho di động tổng hợp. Vì vậy, nitơ được lấy ra từ các dòng chất lỏng bằng cách tích hợp nó vào tế bào chất liệu.Trong dissimilatory dùng, nitrat phục vụ như tìm điện tử trong chuyển hóa năng lượng và được chuyển đổi sang các sản phẩm cuối cùng khí nhưng chủ yếu phân tử nitơ, N2, đó sau đó tước từ các dòng chất lỏng.Bởi vì sản lượng vi khuẩn trong điều kiện thiếu ôxy là đáng kể thấp hơn trong điều kiện hiếu khí, một phần tương đối nhỏ nitơ loại bỏ thông qua đồng hóa. Dissimilatory dùng là, therfore, các phương tiện chính của nitơ mà loại bỏ đạt được.Nguồn cacbon cũng là điều cần thiết là nhà tài trợ điện tử để dùng để diễn ra. Nguồn này có thể trong các hình thức của cacbon trong nội bộ có sẵn trong nước thải hoặc giả tạo thêm (ví dụ như. như methanol). Kể từ khi hầu hết cộng đồng wastewaters có một tỷ lệ lớn của Ban lãnh đạo: N, các-bon có sẵn trong nội bộ trở nên hấp dẫn và kinh tế để dùng.Dùng bản phát hành nitơ mà thoát là một khí trơ để bầu không khí trong khi oxy phát hành vẫn hòa tan trong chất lỏng và do đó làm giảm các đầu vào oxy cần thiết vào hệ thống. Mỗi phân tử nitơ cần 4 phân tử oxy trong nitrat hóa nhưng bản phát hành sau 2,5 phân tử trong dùng. Vì vậy, về lý thuyết, 62,5% oxy được sử dụng được phát hành trở lại trong dùng.Điển hình Flowsheets cho dùngDùng trong hệ thống bị đình chỉ tăng trưởng có thể đạt được bằng cách sử dụng bất cứ ai trong các flowsheets điển hình hiển thị trong hình.Việc sử dụng methanol hoặc bất kỳ nguồn cacbon nhân tạo khác nên tránh càng nhiều càng tốt vì nó thêm vào chi phí điều trị và cũng một số khó khăn hoạt động có thể phát sinh fro liều lượng tốc độ methanol. Quá nhiều sẽ giới thiệu một không cần thiết quản trị trong thời gian thải quá ít sẽ để lại một số nitrat undernitrified.Một sắp xếp hơn đạt yêu cầu sẽ là sử dụng các-bon chứa trong các chất thải riêng của mình. Tuy nhiên, Hồ thiếu ôxy đã có đủ thời gian cho dùng để xảy ra đó, có một tỷ lệ chậm hơn; kể từ khi tỷ lệ hấp thụ oxy tương ứng hỗn hợp rượu là chủ yếu là do nội sinh hô hấp và do đó là thấp. Tỷ lệ dùng, do đó, theo phong cách cũng phụ thuộc vào tỷ lệ F/M trong hồ trước thoáng.Do đó, nếu bạn muốn, một phần của các chất thải nguyên có thể được bỏ qua để tham gia trực tiếp vào hồ thiếu ôxy và do đó đóng góp cho một tỷ lệ tăng hô hấp. Điều này làm giảm kích thước của các thùng chứa thiếu ôxy và thoáng, nhưng hiệu quả dùng giảm như amoniac unnitrified qua có thể không được denitrified.Bởi đảo ngược vị trí tương đối của xe tăng thiếu ôxy và hiếu khí, oxy trong các chất thải trong tình trạng thiếu ôxy được đáp ứng bằng việc phát hành của oxy từ nitrat trong dòng tái chế chụp từ cuối nitrat hóa xe tăng. Việc giải quyết chính nguyên chất thải có thể được bỏ qua để mang lại thêm cacbon vào hồ thiếu ôxy.Nitrat hóa-dùng hoàn chỉnh hơn có thể đạt được bằng cách sắp xếp Bardenpho. Chiếc xe tăng đầu tiên thiếu ôxy có lợi thế của tỷ lệ cao hơn dùng trong khi các nitrat còn lại trong rượu đi ra khỏi chiếc xe tăng có thể thêm denitrified trong một xe tăng thiếu ôxy thứ hai thông qua nội sinh hô hấp.Dòng chảy từ bể chứa thiếu ôxy là mong muốn để reaerate cho 10-15 phút để đuổi bong bóng khí nitơ và thêm ôxy trước khi lắng.

Kết quả (Việt) 2:

Khử sinh học Khi một nhà máy xử lý đổ vào receivingstream với nồng độ nitơ lowavailable và với lưu lượng lớn hơn nhiều so với nước thải, sự hiện diện của nitrat trong nước thải thường không ảnh hưởng xấu đến chất lượng dòng. Tuy nhiên, nếu nồng độ nitrate trong dòng là quan trọng, nó có thể được mong muốn để điều khiển nitơ contentof nước thải, nước thải cao như nitrified thể stillaccelarate tảo nở hoa. Thậm chí quan trọng hơn là trường hợp nước thải nhà máy xử lý là dischargeddirectly thành tương đối vẫn còn cơ quan của nước như hồ, hồ chứa. Một lý do khác cho nitơ controlof trong môi trường nước là theoccurence của methemoglobinemia trẻ con, mà kết quả từ sự tập trung cao của nitrat indrinking nước. Bốn quá trình cơ bản được sử dụng là: (1) tước amoniac, (2) trao đổi ion chọn lọc, (3 ) điểm break bằng clo, và (4) sinh học nitrate hóa / khử nitơ. nitrat hóa sinh học / khử nitơ là một quá trình hai bước. Bước đầu tiên là quá trình nitrat hóa, đó là chuyển đổi amoniac thành nitrat thông qua các hành động của vi khuẩn nitrat. Bước thứ hai là chuyển đổi nitrate (khử), được thực hiện bởi vi khuẩn dị dưỡng tuỳ thuộc điều kiện thiếu oxy. Các khía cạnh vi sinh vật của khử Nitrate chuyển đổi diễn ra thông qua cả hai assimilatory và chức năng tế bào dissimilatory. Trong quá trình khử nitơ assimilatory, nitrate giảm amoniac, sau đó phục vụ như là một nguồn nitơ để tổng hợp tế bào. Như vậy, nitơ được loại bỏ từ các dòng chất lỏng bằng cách kết hợp nó vào vật liệu tế bào chất. Trong quá trình khử nitơ dissimilatory, nitrate phục vụ như là chất nhận điện tử trong quá trình chuyển hóa năng lượng và được chuyển đổi sang sản phẩm cuối cùng khí khác nhau nhưng chủ yếu phân tử nitơ, N2, sau đó được tước từ dòng chất lỏng. Bởi vì năng suất của vi sinh vật trong điều kiện thiếu oxy là thấp hơn đáng kể hơn so với trong điều kiện hiếu khí, một phần tương đối nhỏ của nitơ được loại bỏ thông qua sự đồng hóa. Khử Dissimilatory được, therfore, phương tiện chính mà loại bỏ nitơ là đạt được. Một nguồn carbon cũng là điều cần thiết như các nhà tài trợ cho electron khử diễn ra. Nguồn này có thể dưới hình thức của carbon trong nội bộ có sẵn trong nước thải hoặc bổ sung nhân tạo (ví dụ. Như methanol). Vì hầu hết nước thải cộng đồng đều có một tỷ lệ cao hơn của BOD: N, carbon trong nội bộ có sẵn trở nên hấp dẫn và kinh tế cho quá trình khử nitơ. khử giải phóng nitơ mà thoát như một loại khí trơ để không khí trong khi vẫn được phát hành oxy hòa tan trong chất lỏng và do đó làm giảm đầu vào oxy cần thiết vào hệ thống. Mỗi phân tử nitơ cần 4 phân tử oxy trong quá trình nitrat hóa nhưng phiên bản sao 2,5 phân tử trong quá trình khử nitơ. Như vậy, về mặt lý thuyết, 62,5% lượng oxy sử dụng được phát hành trở lại trong quá trình khử nitơ. biểu đồ dòng chuyển tiêu biểu cho quá trình khử nitơ khử nitơ trong hệ thống tăng trưởng đình chỉ có thể đạt được bằng cách sử dụng bất cứ ai trong các biểu đồ dòng chuyển điển hình thể hiện trong hình minh họa. Việc sử dụng methanol hoặc bất kỳ nguồn carbon nhân tạo khác nên tránh càng xa càng tốt vì nó làm tăng thêm chi phí điều trị và cũng có một số khó khăn có thể phát sinh hành fro tỷ lệ methanol dùng thuốc. Quá nhiều sẽ giới thiệu một BOD không cần thiết trong nước thải trong khi quá ít sẽ để lại một số nitrat undernitrified. Một sự sắp xếp thỏa đáng hơn là nên sử dụng các carbon chứa trong chất thải của chính nó. Tuy nhiên, các bể anoxic có được đủ thời gian giam giữ cho quá trình khử nitơ xảy ra đó, có một tốc độ chậm hơn; vì oxy tương ứng với tỷ lệ hấp thu của rượu hỗn hợp chủ yếu là do hô hấp nội sinh và vì thế thấp. Tỷ lệ khử nitơ, do đó, theo một cách cũng phụ thuộc vào tỷ lệ F / M trong bể sục khí trước. Do đó, nếu muốn, một phần của các chất thải thô có thể được bỏ qua để nhập trực tiếp vào bể anoxic và do đó góp phần làm tăng nhịp hô hấp. Điều này làm giảm kích thước của cả hai xe tăng thiếu oxy và thông khí, nhưng hiệu quả khử nitơ được giảm như amoniac unnitrified bỏ qua không thể denitrified. By đảo ngược vị trí tương đối của xe tăng anoxic và aerobic, các nhu cầu oxy của các chất thải trong tình trạng thiếu oxy của nó là đáp ứng bằng việc phát hành của oxy từ nitrat trong dòng chảy tái chế lấy từ cuối bể nitrat hóa. Giải quyết chính của các chất thải thô có thể được bỏ qua để mang lại nhiều carbon hơn vào bể anoxic. nhiều tất quá trình nitrat hóa-khử có thể đạt được bằng cách sắp xếp Bardenpho. Các bể anoxic đầu tiên có lợi thế là tốc độ khử nitrat cao hơn trong khi còn lại trong dung dịch đi ra khỏi bồn có thể được denitrified hơn nữa trong một bể anoxic thứ hai thông qua hô hấp nội sinh. Các dòng chảy từ bể anoxic là mong muốn reaerate 10-15 phút để lái xe ra khỏi bong bóng khí nitơ và thêm oxy trước khi lắng.