which genetically is closely relate

which genetically is closely related within the alpha subdivision of the Proteobacteria [34]. The complete nitrification, as seen during wastewater treatment can be expressed as follow:
NH4+ + 2O2 NO3- + H2O + 2H+ (3)
In a subsequent process denitrification is generally performed by heterotrophic denitrifyers under anoxic conditions. The oxidized nitrogen compounds (NO2− and NO3−) are reduced to gaseous nitrogen by heterotrophic microorganisms that use nitrite and/or nitrate instead of oxygen as electron acceptors and organic matter as a carbon and energy source. Denitrifiers are common among the Gram-negative bacteria such as Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, and Thiobacillus. Some Gram-positive bacteria (such as Bacillus) and a few halophilic archaeal microorganisms (e.g. Haloferax denitrificans) are able to denitrify [35, 36]. Unlike some contaminants which are in need for a certain microbe to be treated, denitrifying bacteria are ubiquitous in nature [37] and numerous researchers cultivated them using mixed cultures taken from wastewater treatment plants as seeds. There has been a huge interest towards microbial removal of nitrate as the most environmentally friendly and cost-effective method, although biological denitrification may be slow, particularly for industrial wastewaters that contain high concentrations of nitrate [38]. The process of heterotrophic denitrification in environmental biotechnology is accomplished with a variety of electron donors and carbon sources. Both liquid and solid forms of organic carbon sources are conventionally used although the aqueous type is more common for treatment of water and wastewater. Among liquid carbon sources, the most common ones are methanol, ethanol [39, 40] and acetic acid which have been used for wastewater denitrification as well as in full-scale plants of drinking water treatment [41]. A combined carbon source using methanol and acetic acid was found to be superior in nitrogen removal and additional benefits of this mixed carbon source included the excellent sludge settling properties compared to the use of methanol or acetic acid alone [42]. Park et al. [43] treated waste plant material either physically or biologically to produce several organic carbon rich liquors for use in denitrification experiments. The choice of substrate depends on a number of considerations such as costs, capacity and configuration of reactors and on the post-treatment process of the denitrified water. The theoretical methanol requirement for nitrate is 2.47 mg CH3OH per mg NO3-N as indicated in equation (4) [44].
NO3- + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3  0.056C5H7O2N + 0.47N2 + 1 .6 2OO3-
Later studies tried to speed up biological denitrification by applying different process strategies through which a better contact of the nitrate in the water with microorganisms was maintained, such as packed beds [45], rotating biological contactors [46] and fiber-based biofilm reactor [47]. Efforts are still ongoing and some novelties in combination of biological and other methods, such as membrane biofilm reactors (MBR), were manifested [48].
3.2. Simultaneous nitrification and denitrification (SND)
The SND process starts with a partial nitrification of NH4+ to nitrite and subsequently continues with a direct reduction of nitrite to N2 gas [49, 50]. In SND nitrification and denitrification occur concurrently in the same reactor vessel under identical operating condition. If successful, this process could reduce the relatively large reactor volumes and energy costs for recirculation that are required for a separated aerobic and anoxic system. Several types of treatment units have been proposed in which SND can be realized [51]. Zhang et al. [52] introduced a flexible biofilm reactor having adjustable aerobic, buffer and anoxic zones with liquid circulation being dependent on the aeration flow rate. Both studies were successful in proving the possibility of nitrification and denitrification in one reactor. Successful SND experiments were also carried out by Walters et al. [53] who used a biofilm airlift suspension reactor with biodegradable carrier material. Investigation of Fux et al. [54] of the shortened nitrogen removal pathway via nitrite revealed a high reduction of the COD demand for denitrification, a high rate of denitrification, low biomass yield during anaerobic growth and no apparent nitrite toxicity effects for the microorganisms in the reactor. SND is also effective in maintaining a neutral pH level in thwhich genetically is closely related within the alpha subdivision of the Proteobacteria [34]. The complete nitrification, as seen during wastewater treatment can be expressed as follow:
NH4+ + 2O2 NO3- + H2O + 2H+ (3)
In a subsequent process denitrification is generally performed by heterotrophic denitrifyers under anoxic conditions. The oxidized nitrogen compounds (NO2− and NO3−) are reduced to gaseous nitrogen by heterotrophic microorganisms that use nitrite and/or nitrate instead of oxygen as electron acceptors and organic matter as a carbon and energy source. Denitrifiers are common among the Gram-negative bacteria such as Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, and Thiobacillus. Some Gram-positive bacteria (such as Bacillus) and a few halophilic archaeal microorganisms (e.g. Haloferax denitrificans) are able to denitrify [35, 36]. Unlike some contaminants which are in need for a certain microbe to be treated, denitrifying bacteria are ubiquitous in nature [37] and numerous researchers cultivated them using mixed cultures taken from wastewater treatment plants as seeds. There has been a huge interest towards microbial removal of nitrate as the most environmentally friendly and cost-effective method, although biological denitrification may be slow, particularly for industrial wastewaters that contain high concentrations of nitrate [38]. The process of heterotrophic denitrification in environmental biotechnology is accomplished with a variety of electron donors and carbon sources. Both liquid and solid forms of organic carbon sources are conventionally used although the aqueous type is more common for treatment of water and wastewater. Among liquid carbon sources, the most common ones are methanol, ethanol [39, 40] and acetic acid which have been used for wastewater denitrification as well as in full-scale plants of drinking water treatment [41]. A combined carbon source using methanol and acetic acid was found to be superior in nitrogen removal and additional benefits of this mixed carbon source included the excellent sludge settling properties compared to the use of methanol or acetic acid alone [42]. Park et al. [43] treated waste plant material either physically or biologically to produce several organic carbon rich liquors for use in denitrification experiments. The choice of substrate depends on a number of considerations such as costs, capacity and configuration of reactors and on the post-treatment process of the denitrified water. The theoretical methanol requirement for nitrate is 2.47 mg CH3OH per mg NO3-N as indicated in equation (4) [44].
NO3- + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3 e reactor, without the addition of an acid or base. This is important since the optimal pH for the nitrifying and denitrifying bacteria lies between 7 and 8.5 [55]. Further, Ma et al. [56] constructed a bench-scale continuous flow system, consisting to remove nitrogen and carbon simultaneously from terramycin crystallization mother solution (TCMS). Approximately 82% of the chemical oxygen demand (COD) and 81% total nitrogen were removed by the system when tap water diluted TCMS was continuously fed (dilution ratio, 1:4). Sulfide which was produced during anaerobic hydrolysis was used as part of electron donors for denitrification in the anoxic reactor.
Polymeric beads, in which a nitrifier and a denitrifier were co-immobilized, were used to remove

Kết quả (Việt) 1:

mà biến chặt chẽ có liên quan trong phân ngành alpha của sơ [34]. Nitrat hóa hoàn toàn, như đã thấy trong điều trị nước thải có thể được thể hiện như sau:NH4 + + 2O2 NO3 - + H2O + 2 H + (3)Trong một quá trình tiếp theo dùng thường được thực hiện bởi dị denitrifyers điều kiện thiếu ôxy. Các hợp chất oxy hóa nitơ (NO2− và NO3−) được giảm đến khí nitơ bởi vi sinh vật dị sử dụng nitrit và/hoặc nitrat thay cho oxy như là chất nhận điện tử khác ở và vật chất hữu cơ như là một nguồn cacbon và năng lượng. Denitrifiers được phổ biến trong số các vi khuẩn Gram âm như Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, và Thiobacillus. Một số vi khuẩn Gram dương (chẳng hạn như trực khuẩn) và một vài vi khuẩn cổ chuỗi vi sinh vật (ví dụ: Haloferax denitrificans) có thể denitrify [35, 36]. Không giống như một số chất gây ô nhiễm mà có nhu cầu cho một loại vi khuẩn nhất định để được điều trị, denitrifying vi khuẩn được phổ biến trong tự nhiên [37] và nhiều nhà nghiên cứu trồng chúng bằng cách sử dụng hỗn hợp các nền văn hóa thực hiện từ nhà máy xử lý nước thải như hạt giống. Đã có một quan tâm rất lớn đối với loại bỏ vi khuẩn nitrat là nhất với môi trường thân thiện và hiệu quả phương pháp về sau, mặc dù dùng sinh học có thể được làm chậm, đặc biệt là cho wastewaters công nghiệp có chứa nồng độ cao của nitrat [38]. Quá trình dị dùng trong công nghệ sinh học môi trường được thực hiện với một loạt các điện tử các nhà tài trợ và các nguồn cacbon. Cả hai chất lỏng và rắn dạng nguồn cacbon hữu cơ thường được sử dụng mặc dù loại dung dịch nước là phổ biến hơn để điều trị của nước và nước thải. Trong số các nguồn cacbon lỏng, những cái phổ biến nhất là methanol, ethanol [39, 40] và axit axetic mà đã được sử dụng cho xử lý nước thải dùng cũng như trong nhà máy quy mô đầy đủ của nước uống điều trị [41]. Nguồn cacbon kết hợp bằng cách sử dụng methanol và axit axetic được tìm thấy sẽ được cấp trên trong loại bỏ nitơ và các lợi ích bổ sung của nguồn cacbon hỗn hợp này bao gồm bùn tuyệt vời giải quyết tài sản so với việc sử dụng methanol hoặc axit axetic một mình [42]. Park et al. [43] xử lý chất thải vật hoặc thể chất hoặc sinh học để sản xuất cacbon hữu cơ một số các loại rượu phong phú để sử dụng trong dùng thử nghiệm. Sự lựa chọn của chất nền phụ thuộc vào một số cân nhắc như chi phí, năng lực và cấu hình của lò phản ứng và trong quá trình sau điều trị nước denitrified. Yêu cầu lý thuyết methanol cho nitrat là 2.47 mg CH3OH một mg NO3-N nhö minh hoïa trong phương trình (4) [44].NO3 - + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3  0.056C5H7O2N + 0.47N2 + 1.6 2OO3 -Sau đó nghiên cứu đã cố gắng để tăng tốc độ sinh học dùng bằng cách áp dụng chiến lược khác nhau quá trình mà qua đó một liên lạc tốt hơn của nitrat trong nước với vi sinh vật được duy trì, chẳng hạn như bữa giường [45], quay sinh học Contactor [46] và lò phản ứng dựa trên sợi biofilm [47]. Những nỗ lực được vẫn đang tiếp diễn và một số mới lạ trong sự kết hợp của sinh học và các phương pháp khác, chẳng hạn như lò phản ứng biofilm màng (MBR), đã thể hiện [48].3.2. đồng thời nitrat hóa và dùng (SND)Trình SND bắt đầu với một nitrat hóa một phần của NH4 + để nitrit và sau đó tiếp tục với một giảm trực tiếp của nitrit để N2 khí [49, 50]. Ở SND nitrat hóa và dùng xảy ra đồng thời trong lò phản ứng tàu cùng một điều kiện hoạt động giống hệt nhau. Nếu thành công, quá trình này có thể làm giảm khối lượng lò phản ứng tương đối lớn và chi phí năng lượng cho tuần hoàn được yêu cầu cho một hệ thống phân tách hiếu khí và thiếu ôxy. Một số loại điều trị đơn vị đã được đề xuất trong đó SND có thể nhận ra [51]. Trương et al. [52] giới thiệu một lò phản ứng linh hoạt biofilm có điều chỉnh bộ đệm hiếu khí, và thiếu ôxy khu vực với lưu thông chất lỏng được phụ thuộc vào tốc độ dòng chảy thoáng. Cả hai nghiên cứu đã thành công trong chứng minh khả năng của nitrat hóa và dùng trong một lò phản ứng. Thành công SND thí nghiệm cũng được tiến hành bởi Walters et al. [53] người sử dụng một biofilm cầu đình chỉ lò phản ứng với vật liệu phân hủy sinh học trên tàu sân bay. Điều tra của Fux et al. [54] của con đường ngắn hơn nitơ loại bỏ qua nitrit tiết lộ một giảm nhu cầu COD dùng cao, độ cao dùng, nhiên liệu sinh học thấp năng suất trong kỵ khí tăng trưởng và không có tác dụng độc tính rõ ràng nitrit cho các vi sinh vật trong lò phản ứng. SND là cũng có hiệu quả trong việc duy trì độ pH trung tính, thwhich di truyền chặt chẽ liên quan trong phân ngành alpha của sơ [34]. Nitrat hóa hoàn toàn, như đã thấy trong điều trị nước thải có thể được thể hiện như sau:NH4 + + 2O2 NO3 - + H2O + 2 H + (3)In a subsequent process denitrification is generally performed by heterotrophic denitrifyers under anoxic conditions. The oxidized nitrogen compounds (NO2− and NO3−) are reduced to gaseous nitrogen by heterotrophic microorganisms that use nitrite and/or nitrate instead of oxygen as electron acceptors and organic matter as a carbon and energy source. Denitrifiers are common among the Gram-negative bacteria such as Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, and Thiobacillus. Some Gram-positive bacteria (such as Bacillus) and a few halophilic archaeal microorganisms (e.g. Haloferax denitrificans) are able to denitrify [35, 36]. Unlike some contaminants which are in need for a certain microbe to be treated, denitrifying bacteria are ubiquitous in nature [37] and numerous researchers cultivated them using mixed cultures taken from wastewater treatment plants as seeds. There has been a huge interest towards microbial removal of nitrate as the most environmentally friendly and cost-effective method, although biological denitrification may be slow, particularly for industrial wastewaters that contain high concentrations of nitrate [38]. The process of heterotrophic denitrification in environmental biotechnology is accomplished with a variety of electron donors and carbon sources. Both liquid and solid forms of organic carbon sources are conventionally used although the aqueous type is more common for treatment of water and wastewater. Among liquid carbon sources, the most common ones are methanol, ethanol [39, 40] and acetic acid which have been used for wastewater denitrification as well as in full-scale plants of drinking water treatment [41]. A combined carbon source using methanol and acetic acid was found to be superior in nitrogen removal and additional benefits of this mixed carbon source included the excellent sludge settling properties compared to the use of methanol or acetic acid alone [42]. Park et al. [43] treated waste plant material either physically or biologically to produce several organic carbon rich liquors for use in denitrification experiments. The choice of substrate depends on a number of considerations such as costs, capacity and configuration of reactors and on the post-treatment process of the denitrified water. The theoretical methanol requirement for nitrate is 2.47 mg CH3OH per mg NO3-N as indicated in equation (4) [44].NO3 - + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3 e lò phản ứng, mà không có việc bổ sung một axit hoặc cơ sở. Điều này là quan trọng vì độ pH tối ưu cho các vi khuẩn nitrifying và denitrifying nằm giữa 7 và 8.5 [55]. Hơn nữa, Ma et al. [56] xây dựng một hệ thống dòng chảy liên tục quy mô băng ghế dự bị, bao gồm để loại bỏ nitơ và carbon đồng thời từ terramycin kết tinh mẹ giải pháp (TCMS). Khoảng 82% tổng nhu cầu ôxy hóa học (COD) và 81% tổng nitơ đã được gỡ bỏ bởi hệ thống khi vòi nước TCMS pha loãng liên tục cho ăn (tỷ lệ pha loãng, 1:4). Sulfua được sản xuất trong kỵ khí thủy phân được sử dụng như là một phần của các nhà tài trợ điện tử để dùng trong lò phản ứng thiếu ôxy.Polymer hạt, trong đó một nitrifier và một denitrifier đã được đồng immobilized, đã được sử dụng để loại bỏ

Kết quả (Việt) 2:

mà gen có liên quan chặt chẽ trong các phân khu alpha của Proteobacteria [34]. Các nitrat hóa hoàn toàn, như được thấy trong xử lý nước thải có thể được thể hiện như sau:
NH4 + + 2O2 NO3- + H2O + 2H + (3)
Trong một quá trình khử nitơ tiếp theo thường được thực hiện bởi denitrifyers dị dưỡng trong điều kiện thiếu oxy. Các hợp chất nitơ oxy hóa (NO2- và NO3-) được ghi giảm khí nitơ của vi sinh vật dị dưỡng sử dụng nitrite và / hoặc nitrate thay vì oxy là chất nhận electron và chất hữu cơ như một nguồn carbon và năng lượng. Denitrifiers rất phổ biến ở các vi khuẩn Gram âm như Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, và Thiobacillus. Một số vi khuẩn Gram dương (như Bacillus) và một vài vi sinh vật ưa mặn archaea (ví dụ như Haloferax denitrificans) có thể denitrify [35, 36]. Không giống như một số chất gây ô nhiễm mà có nhu cầu cho một loại vi khuẩn nhất định để được điều trị, vi khuẩn khử Nitơ có mặt khắp nơi trong tự nhiên [37] và nhiều nhà nghiên cứu trồng chúng bằng nuôi cấy hỗn hợp lấy từ nhà máy xử lý nước thải như hạt giống. Hiện đã có một sự quan tâm rất lớn đối với việc loại bỏ vi khuẩn nitrate như các phương pháp thân thiện với môi trường nhất và chi phí-hiệu quả, mặc dù quá trình khử nitơ sinh học có thể được làm chậm, đặc biệt đối với nước thải công nghiệp có chứa nồng độ cao của nitrat [38]. Quá trình khử nitơ dị dưỡng trong công nghệ sinh học môi trường được thực hiện với một loạt các nhà tài trợ và các nguồn điện tử carbon. Cả hai dạng lỏng, rắn của nguồn carbon hữu cơ được sử dụng thông thường mặc dù các loại dung dịch nước là phổ biến hơn cho xử lý nước và nước thải. Trong số các nguồn carbon lỏng, phổ biến nhất là methanol, ethanol [39, 40] và acid acetic đã được sử dụng đối với nước thải khử nitơ cũng như trong các nhà máy quy mô đầy đủ của xử lý nước [41]. Một nguồn carbon kết hợp sử dụng methanol và acid acetic đã được tìm thấy là tốt trong việc loại bỏ nitơ và lợi ích bổ sung của nguồn carbon hỗn hợp này bao gồm bùn tuyệt vời giải quyết các thuộc tính so với việc sử dụng methanol hoặc axit axetic một mình [42]. Công viên et al. [43] điều trị nguyên liệu thực vật thải hoặc thể chất hoặc sinh học để sản xuất một số loại rượu carbon hữu cơ phong phú để sử dụng trong các thí nghiệm khử nitơ. Sự lựa chọn của chất nền phụ thuộc vào một số cân nhắc như chi phí, dung lượng và cấu hình của các lò phản ứng và các quá trình sau điều trị của các nước denitrified. Yêu cầu methanol lý thuyết cho nitrate là 2,47 mg CH3OH mỗi mg NO3-N như được chỉ ra trong phương trình (4) [44].
NO3- + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3  0.056C5H7O2N + 0.47N2 + 1 0,6 2OO3-
nghiên cứu sau này đã cố gắng để đẩy nhanh quá trình khử nitơ sinh học bằng cách áp dụng các chiến lược khác nhau quá trình thông qua đó một liên lạc tốt hơn của các nitrate trong nước với các vi sinh vật được duy trì, chẳng hạn như giường đóng gói [45], tiếp xúc sinh học [46] và sợi dựa trên màng sinh học lò phản ứng [47]. Những nỗ lực vẫn đang tiếp diễn và một số điểm mới trong sự kết hợp của sinh học và các phương pháp khác, chẳng hạn như các lò phản ứng màng sinh học màng (MBR), được biểu hiện [48].
3.2. Đồng thời quá trình nitrat hóa và khử nitơ (SND)
Quá trình SND bắt đầu với một quá trình nitrat hóa một phần của NH4 + thành nitrite và sau đó tiếp tục với việc giảm trực tiếp của nitrite để N2 khí [49, 50]. Trong SND nitrat hóa và khử nitơ xảy ra đồng thời trong cùng một thùng lò phản ứng trong điều kiện hoạt động giống hệt nhau. Nếu thành công, quá trình này có thể làm giảm tương đối lớn khối lượng lò phản ứng và chi phí năng lượng cho tuần hoàn được yêu cầu cho một hệ thống hiếu khí và thiếu ôxy riêng biệt. Một số loại của các đơn vị điều trị đã được đề xuất trong đó SND có thể được thực hiện [51]. Zhang et al. [52] giới thiệu một lò phản ứng màng sinh học linh hoạt có thể điều chỉnh aerobic, đệm và vùng anoxic với lưu thông chất lỏng bị lệ thuộc vào tốc độ dòng khí. Cả hai nghiên cứu đã thành công trong việc chứng minh khả năng của quá trình nitrat hóa và khử nitơ trong một lò phản ứng. Thí nghiệm SND thành công cũng đã được thực hiện bởi Walters et al. [53] đã sử dụng một màng sinh học không vận treo lò phản ứng với chất liệu hãng phân hủy sinh học. Điều tra của Fux et al. [54] của đường loại bỏ nitơ rút ngắn qua nitrite tiết lộ giảm cao của nhu cầu COD cho quá trình khử nitơ, một tỷ lệ cao của quá trình khử nitơ, năng suất sinh khối thấp trong tăng trưởng kỵ khí và không có tác dụng gây độc nitrite rõ ràng cho các vi sinh vật trong các lò phản ứng. SND cũng có hiệu quả trong việc duy trì một mức độ pH trung tính trong thwhich di truyền có liên quan chặt chẽ trong phân alpha của Proteobacteria [34]. Các nitrat hóa hoàn toàn, như được thấy trong xử lý nước thải có thể được thể hiện như sau:
NH4 + + 2O2 NO3- + H2O + 2H + (3)
Trong một quá trình khử nitơ tiếp theo thường được thực hiện bởi denitrifyers dị dưỡng trong điều kiện thiếu oxy. Các hợp chất nitơ oxy hóa (NO2- và NO3-) được ghi giảm khí nitơ của vi sinh vật dị dưỡng sử dụng nitrite và / hoặc nitrate thay vì oxy là chất nhận electron và chất hữu cơ như một nguồn carbon và năng lượng. Denitrifiers rất phổ biến ở các vi khuẩn Gram âm như Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus, và Thiobacillus. Một số vi khuẩn Gram dương (như Bacillus) và một vài vi sinh vật ưa mặn archaea (ví dụ như Haloferax denitrificans) có thể denitrify [35, 36]. Không giống như một số chất gây ô nhiễm mà có nhu cầu cho một loại vi khuẩn nhất định để được điều trị, vi khuẩn khử Nitơ có mặt khắp nơi trong tự nhiên [37] và nhiều nhà nghiên cứu trồng chúng bằng nuôi cấy hỗn hợp lấy từ nhà máy xử lý nước thải như hạt giống. Hiện đã có một sự quan tâm rất lớn đối với việc loại bỏ vi khuẩn nitrate như các phương pháp thân thiện với môi trường nhất và chi phí-hiệu quả, mặc dù quá trình khử nitơ sinh học có thể được làm chậm, đặc biệt đối với nước thải công nghiệp có chứa nồng độ cao của nitrat [38]. Quá trình khử nitơ dị dưỡng trong công nghệ sinh học môi trường được thực hiện với một loạt các nhà tài trợ và các nguồn điện tử carbon. Cả hai dạng lỏng, rắn của nguồn carbon hữu cơ được sử dụng thông thường mặc dù các loại dung dịch nước là phổ biến hơn cho xử lý nước và nước thải. Trong số các nguồn carbon lỏng, phổ biến nhất là methanol, ethanol [39, 40] và acid acetic đã được sử dụng đối với nước thải khử nitơ cũng như trong các nhà máy quy mô đầy đủ của xử lý nước [41]. Một nguồn carbon kết hợp sử dụng methanol và acid acetic đã được tìm thấy là tốt trong việc loại bỏ nitơ và lợi ích bổ sung của nguồn carbon hỗn hợp này bao gồm bùn tuyệt vời giải quyết các thuộc tính so với việc sử dụng methanol hoặc axit axetic một mình [42]. Công viên et al. [43] điều trị nguyên liệu thực vật thải hoặc thể chất hoặc sinh học để sản xuất một số loại rượu carbon hữu cơ phong phú để sử dụng trong các thí nghiệm khử nitơ. Sự lựa chọn của chất nền phụ thuộc vào một số cân nhắc như chi phí, dung lượng và cấu hình của các lò phản ứng và các quá trình sau điều trị của các nước denitrified. Yêu cầu methanol lý thuyết cho nitrate là 2,47 mg CH3OH mỗi mg NO3-N như được chỉ ra trong phương trình (4) [44].
NO3- + 1.08CH3OH + 0.24H2CO3 e lò phản ứng, mà không có sự bổ sung của một acid hoặc base. Điều này rất quan trọng vì độ pH tối ưu cho các nitrat và vi khuẩn khử Nitơ nằm giữa 7 và 8,5 [55]. Hơn nữa, Ma et al. [56] đã xây dựng một hệ thống dòng chảy liên tục băng ghế dự bị quy mô, bao gồm loại bỏ nitơ và carbon đồng thời từ Terramycin giải pháp kết tinh mẹ (TCMS). Khoảng 82% nhu cầu oxy hóa học (COD) và 81% nitơ tổng số đã được gỡ bỏ bởi hệ thống khi nước máy pha loãng TCMS đã liên tục cho ăn (tỷ lệ pha loãng, 1: 4). Sulfide được sản xuất trong quá trình thủy phân kỵ khí đã được sử dụng như là một phần của các nhà tài trợ cho electron khử nitơ trong các lò phản ứng thiếu ôxy.
hạt polymer, trong đó một nitrifier và một denitrifier đã đồng cố định, đã được sử dụng để loại bỏ