بررسی پارامترهای فیزیکوشیمیایی تأثیرگذار بر فرآیند SND در حذف ترکیبات نیتروژنی

علوم و تکنولوژی محیط زیست، دورهبیست و یکم، شماره هشت، آبان ماه 98

بررسی پارامترهای فیزیکوشیمیایی تأثیرگذار بر فرآیند SND در حذف ترکیبات نیتروژنی

سید محمدعلی مسعودی[1]

A.masodu2010@stu.um.ac.ir

 جواد سرگلزائی[2]

 فاطمه ثابتی دهکردی[3]

 ابوالفضل درودی[4]

چکیده

زمینه و هدف : تصفیه پساب­های حاوی ترکیبات نیتروژنی، به دلیل مخاطرات محیط زیستی امری ضروری است. طی دهه­های اخیر، فناوری­های جدید بیولوژیکی نظیر نیتریفیکاسیون-دنیتریفیکاسیون به طور هم­زمان (SND)، آناموکس و شارون توسعه یافتند که نسبت به فرآیندهای مرسوم، ارزان­تر و مؤثرترند.  هدف از این تحقیق، بررسی خواص فیزیکیوشیمیایی فرآیند SND است.

روش بررسی : در این تحقیق، با گردآوری مقالات دو دهه اخیر، پارامترهایتأثیرگذار بر فرآیند SND نظیر دما، pH، اکسیژن محلول، نسبت کربن به نیتروژن، اندازه فلاک و زمان ماند لجن (SRT) مورد بررسی قرار گرفتند.

یافته­ها : فرآیند SND نیاز به منبع کربنی را کاهش می­دهد. به منظور تعادلبیننیتریفیکاسیون ودنیتریفیکاسیون، غلظت اکسیژن محلول باید در حد مناسبی کنترل شود. راندمان فرآیند در pH نسبتاً بازی بیش­تر بود. دمای مطلوب برای رشد باکتری­های SND، ℃30-20 بوده و راندمان فرآیند به طور خطی با SRT متناسب نبود.

بحث و نتیجه گیری : نتایج این تحقیق نشان داد که فرآیندهای جدید بیولوژیکی نظیر SND در حذف نیتروژن با کاهش نیاز به هوادهی و منابع کربنی امیدبخش توصیف شدند. با کنترل شرایط فیزیکیوشیمیایی فرآیند، می­توان به راندمان مطلوبی دست یافت.

واژه‌های کلیدی: نیتروژن،‌ دما، اندازه فلاک، نیتریفیکاسیون، دنیتریفیکاسیون.

Studty of physico-chemical parameters affecting SND process on nitrogenous compounds removal

Seyed Mohammad Ali Masoudi[5]^*

A.masoudi2010@stu.um.ac.ir

Javad Sargolzaei[6]

Fatemeh Sabeti Dehkordi[7]

Aboulfazl Darroudi[8]

Abstract

Background and Objective: Treating wastewaters containing nitrogenous compounds is an essential issue due to environmental hazards. New biological technologies such as simultaneous nitrification-denitrification (SND), ANAMMOX and SHARON were developed in the last decades. Such techniques are economical and more effective compared to conventional methods. The aim of this work was to investigate physico-chemical properties of SND process.

Method: In this study, subsequent to constructing a comprehensive survey on papers published in the last two decades, the impacts of effective parameters such as temperature, pH, dissolved oxygen, organic carbon, floc size and sludge retention time (SRT) on SND process were investigated.

Findings: SND process reduces carbon source demand. Dissolved oxygen should be adjusted in a particular range to maintain an equilibrium between the nitrification and denitrification.  The process efficiency was higher in the basic pH. The optimum temperature for the growth of SND bacteria were 20-30 ℃. There was no linear correlation between efficiency of process and SRT.

Discussion and Conclusion: The results of this research approved that new biological processes for nitrogen removal such as SND were promising owing to reducing the need for aeration and carbon source. By controlling the Physico-chemical conditions in process, good efficiencies can be achieved.

Key words: Nitrogen, Temperature, Floc Size, Nitrification, Denitrification

مقدمه

نیتروژن که از عناصر بسیار مهم تشکیل دهنده پروتئین­ها است، یکی از ترکیبات موجود در فاضلاب می­باشد که به صورت آلی و غیرآلی مطرح می­گردد. مهم­ترین ترکیبات نیتروژن­دار که سبب آلودگی آب­های پذیرنده می­شوند، ترکیباتی با بارهای مثبت و منفی شامل یون­های آمونیوم ()، نیتریت () و نیترات () می­باشند (1). آمونیاک آزاد () و آمونیاک یونیزه شده ()، دو شکل از نیتروژن آمونیاکی می­باشند که در آب وجود دارند و عمدتاً از تجزیه بیولوژیکی مواد آلی حاوی نیتروژن که در پساب­های صنعتی، فاضلاب شهری و زه­کشی زمین­های کشاورزی وجود دارد، ناشی می­شوند­(2). در میان ترکیبات مختلف نیتروژنی، نیترات پایدارترین حالت نیتروژن در آب و فاضلاب است (1).

استفاده گسترده از کودهای شیمیایی، آفت­کش­ها و حشره­کش­ها در مزارع کشاورزی باعث ورود مواد نیتروژن­دار به آب­های زیر زمینی می­شود. همچنین فاضلاب کشاورزی و دامداری­ها که حاوی فضولات حیوانی و مواد دفعی گیاهی می­باشند، دارای مواد نیتروژن­دار هستند که یا آلودگی آب­های سطحی را به دنبال خواهند داشت و یا از طریق خاک، آلودگی آب­های زیر­زمینی را سبب می­شوند. باید بدانیم که خاک قادر به حفظ و نگهداری نیترات و نیتریت نمی­باشد و بدین طریق این مواد به آب­های زیر زمینی راه می­یابند (4-3).

دفع کنترل نشده فاضلاب­های حاوی نیتروژن، می­تواند آسیب­های جدی را به محیط وارد کند. یکی از این آسیب­ها ایجاد پدیده اوتریفیکاسیون[9] در آب­های پذیرنده است. همچنین از آن­جایی­که آمونیاک به سرعت در آب حل می­شود و سمی مهلک برای آبزیان به شمار می­آید، می­تواند یکی از بدترین عوامل آلاینده­ای باشد که زندگی آبزیان را به مخاطره می­اندازد (5). آمونیاک در مقادیر کم باعث تغییرات فیزیولوژیکی و مرفولوژیکی، و در مقادیر بالا باعث تلفات آبزیان می­شود؛ در انسان سرطان معده و روده را موجب می­شود (6). در این مقاله، سه فناوری­ جدید بیولوژیکی حذف نیتروژن و برخی پارامترهای تأثیرگذار بر آن­ها  توصیف می­شود.

سیستم­های مرسوم نیتریفیکاسیون-دنیتریفیکاسیون

این فناوری، کاربردی­ترین و پیشرفته ترین فناوری حذف نیتروژن در سراسر جهان است. در این فرآیند، نیتروژن آمونیومی طی مرحله اول (نیتریفیکاسیون) از طریق نیتریت به نیترات تبدیل می­شود.

در مرحله دوم (دنیتریفیکاسیون) که نیترات توسط تعداد زیادی باکتری هتروتروف به نیتروژن () تبدیل می­شود، مواد موجود در فاضلاب به عنوان دهندگان الکترون استفاده می­شوند. این مراحل عبارتند از کاهش نیترات به نیتریت، منوکسید نیتروژن،                 دی اکسید نیتروژن و نهایتاً نیز به گاز نیتروژن کاهش می­یابد.

سرعت کلی و گسترش فرآیند دنیتریفیکاسیون عمدتاً به مشخصه­هایی چون قابلیت تجزیه بیولوژیکی الکترون دهنده­های مورد استفاده و نسبت نیتروژن به کربن آلی در بیوراکتورها بستگی دارد. به این دلایل، فرآیند دنیتریفیکاسیون می­تواند به راحتی توسط اضافه کردن منابع کربنی-مانند متانول و اسید استیک-یا منابع کربن موجود در فاضلاب با نسبت کربن به نیتروژن (COD/N) بالا افزایش یابد. با این حال، افزودن این منابع کربنی گران قیمت، هزینه تصفیه پساب را افزایش می­دهد. به طور کلی، این فناوری مقدار قابل توجه­ از منابع را مصرف می­کنند: 57/4 کیلوگرم اکسیژن و 4-2 کیلوگرم COD برای هر کیلوگرم نیتروژن آمونیومی مورد نیاز است. این بدان معناست که برای نیتریفیکاسیون به هوادهی و برای دنیتریفیکاسیون یک منبع کربن آلی خارجی نیاز است. از آن­جا که هر دو مرحله باید در راکتورهای مختلف انجام گیرد منجر به هزینه بالای ساخت، بهره برداری و نگهداری می­شود (7).

طی دهه­های اخیر، چندین فرآیند زیستی حذف نیتروژن توسعه یافتند که برای تصفیه فاضلاب­هایی با غلظت زیاد ترکیبات نیتروژنی، گزینه­های قابل اجرایی بودند. از جمله این فرآیندها می­توان به سه فرآیند نیتریفیکاسیون-دنیتریفیکاسیون به طور هم­زمان[10]، آناموکس[11] و شارون[12] اشاره داشت. این فرآیندها گام مهمی را در پیش­برد سهم بیوتکنولوژی در تصفیه آلودگی­های نیتروژنی ارایه دادند.

فرآیندنوین حذف نیتروژن

نیتریفیکاسیون-دنیتریفیکاسیون به طور هم­زمان

به طور مرسوم، حذف نیتروژن در مراحل مجزا و متوالی بی­هوازی/هوازی رخ می­دهد. SND به عنوان یک روش مهم شناخته شده است که با کنترل میزان اکسیژن می­توان دو فرآیند نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون را در یک راکتور انجام داد (9-8). در مقایسه با حذف نیتروژن به روش مرسوم، SND چندین مزیت دارد که عبارتند از : (1) نیاز به دو مخزن جداگانه نیست، لذا نیاز به فضا کاهش می­یابد (2). به علت کاهش هوادهی، انرژی کم­تری مصرف می­شود (3). 22 تا 40 درصد منبع کربن و 30 درصد تولید لجن کاهش می­یابد (4). به دلیل مصرف قلیاییت طی مرحله نیتریفیکاسیون و تولید آن در مرحله دنیتریفیکاسیون، نیاز به قلیاییت کم­تر می­شود (11-10). در ادامه چند پارامتر مهم در انجام بهینه فرآیند SND معرفی می­شود.

غلظت اکسیژن محلول

با توجه به گرادیان اکسیژن ایجاد شده در میان زیست توده، فرآیند SND داخل بیوفیلم­های میکروبی و فلاک­ها رخ می­دهد. در واقع توزیع نابرابر غلظت اکسیژن در زیست توده، اجازه تکثیر باکتری­های نیترات زا و نیترات­زدا را فراهم می­کند و بر اساس مکانیسم فیزیکی، SND ناشی از محدودیت نفوذ و گرادیان اکسیژن است (شکل1) (13-12). غلظت­ بالای اکسیژن محلول سرعت نیتریفیکاسیون را افزایش داده و فرآیند دنیتریفیکاسیون را باز می­دارد که این سبب تجمع نیتریت و نیترات در راکتور می­شود. از سوی دیگر، در غلظت­های پایین­اکسیژن محلول، فرآیند نیتریفیکاسیون کاهش یافته و فرآیند دنیتریفیکاسیون افزایش می­یابد. بنابراین، میزان اکسیژن محلول یک عامل مهم برای رخداد فرآیند  SNDمی­باشد؛ که به منظور تعادل بین نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون باید در یک مقدار مناسب حفظ شود (13).

شکل 1- نمایی از پروفایل غلظت اکسیژن در یک توده زیستی (13)

Figure 1. Schematic of oxygen concentration profile in the bio-sludge (13)

در فرآیند  SNDشاید به دلیل اینکه  می­تواند به طور کامل به عنوان پذیرنده الکترون مصرف شود، مصرف اکسیژن به مقدار زیادی کاهش یافته و در نتیجه غلظت کم اکسیژن محلول (mg/l 1-1/0) برای واکنش SND مناسب است (15-14). وان مانک و همکاران مشاهده کردند که فرآیند SND در غلظت اکسیژن محلول کم­تر از mg/l 5/0 اتفاق می­افتد (12). اهمیت حفظ غلظت کم اکسیژن محلول توسط Pochana و Keller تأیید شده بود. آن­ها در تحقیق خود نشان دادند که آمونیوم، نیتریت، نیترات و ماده آلی طی 4 ساعت و تحت شرایط اکسیژن محلول mg/l8/0-3/0 حذف شدند. این نشان می­دهد که برخی نیتریفایرهای هتروتروف، تحت شرایط اکسیژن کم که بر واکنش SND تأثیر می­گذارد توانایی نیترات­زدایی را دارند (13).

Liu و همکاران گزارش دادند که وقتی غلظت اکسیژن محلول از mg/l 1 بیش­تر باشد، دنیتریفیکاسیون به طور چشم­گیری کاهش می­یابد و بازدارندگی اکسیژن محلول روی دنیتریفیکاسیون در فرآیند دنیتریفیکاسیون ناقص قابل ملاحظه­تر است (16). راندمان بهینه حذف نیتروژن با استفاده از بیوراکتور غشایی در محدوده mg/l 35/0-15/0 بدست آمد (17). Paetkau و Cicek با استفاده از بیوراکتور غشایی و فرآیند SND توانستند به راندمان 80 درصدی حذف نیتروژن کل دست یابند. همچنین نشان دادند که هوادهی تناوبی با متوسط اکسیژن محلول کم، موجب توسعه فلاک­های بزرگ­تر و تسهیل فرآیند SND می­شود (18). با کنترل اکسیژن محلول در منطقه هوازی راکتور بستر شناور (mg/l 5/1-1) می­توان به SND دست یافت، زیرا با مصرف اکسیژن توسط میکروارگانیسم­ها روی سطح بیرونی و به تعویق افتادن انتقال اکسیژن، محیطی بی­هوازی داخل بیوفیلم شکل می­گیرد که منجر به رشد باکتری­های دنیتریفایر می­شود (19). متوسط غلظت اکسیژن محلول بهینه برای رخداد فرآیند  SNDدر سامانه حوضچه اکسیداسیون mg/l 25/0 بود که طی آن راندمان حذف نیتروژن کل، سرعت و راندمان  SNDبه ترتیب 9/74 درصد،  09/5 و 79 درصد شد (20). با توجه به نتایج می­توان گفت غلظت اکسیژن محلول پارامتر بسیار مهمی در رخداد فرآیند SND است.

دما

یکی از پارامترهای محیطی مهم فرآیند تصفیه زیستی فاضلاب، دما است که نه تنها بر فعالیت متابولیک جمعیت میکروبی اثر می­گذارد، بلکه اثرات عمیقی روی فاکتورهایی مانند سرعت­های انتقال گاز و خواص ته­نشینی لجن بیولوژیک دارد. سرعت­ واکنش­های زیستی با بالا رفتن دما افزایش می­یابد تا این­که به یک دمای بهینه برسد، بالاتر از دمای بهینه پروتئین­های آنزیمی تغییر ماهیت داده و سرعت­ها کاهش می­یابد (22-21).

Liu و همکاران در تصفیه فاضلاب خانگی نشان دادند وقتی دما به زیر ℃11 کاهش یابد، راندمان نیتریفیکاسیون حتی با وجود اکسیژن محلول کافی برای نیتریفیکاسیون، به طور حساسی کاهش یافته و دماهای نسبتاً بالا (بیش­تر از ℃12) می­تواند رخداد فرآیند SND را بهبود بخشد (16). Sheng-Bing He و همکاران به منظور بررسی اثر برخی پارامترهای زیست محیطی مؤثر بر فرآیند SND در بیوراکتور غشایی، دمای مایع مخلوط[13] را در ℃1±20 ثابت نگه داشتند (23). در راکتور ناپیوسته متوالی حذف کامل  بدون هیچ تجمعی از محصولات جانبی () با کنترل مناسب منبع کربن تحت دمای ℃2±25 به دست آمد (14). به طور کلی دمای مناسب برای رخداد فرآیند  SNDمحدوده ℃30-20 است (24).

نسبت کربن به نیتروژن(C/N)

فرآیند  SNDنسبت به فرآیندهای مرسوم حذف بیولوژیکی نیتروژن، به کربن کم­تری نیاز دارد. از آن­جا که نیتریفیکاسیون اتوتروف نسبت به متابولیسم هتروتروف آهسته­تر است، SND به سوبسترای آلی نیاز دارد تا توان از دست رفته را برای فرآیندهای نیتریفیکاسیون هتروتروف و دنیتریفیکاسیون فراهم آورد (16). Chiu و همکاران مشاهده کردند که بالاترین سرعت نیتریفیکاسیون در نسبت C/N برابر با 7/19 که منبع کربن بیش از حد بود، دست یافتنی است. نسبت کم C/N کمبود سریع کربن را در پی خواهد داشت و موجب نامتعادل شدن فرآیند می­شود. همچنین نسبت بهینه C/N برابر با 1/11 بود که اجازه می­داد بین سرعت­های نیتریفیکاسیون­و دنیتریفیکاسیون تعادل برقرار شود و در نتیجه حذف بهینه­ای از نیتروژن و کربن آلی به دست آید (14). ارتباط تنوع جامع میکروبی و جمعیت نیتریفایرها با نسبت C/N، با راندمان SND 3/83 درصد در راکتور بیوفیلمی ذرات معلق[14] مثبت ارزیابی شد (25).

تأثیر افزایش نسبت C/N بر فرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در بیوراکتور غشایی در تحقیق Meng و همکاران مشاهده شد. وقتی نسبت ­ COD/Nدر 04/10 کنترل شده بود، فرآیند SND تقریباً کامل رخ داد. با افزایش نسبت COD/N به 11/15، راندمان حذف نیتروژن به کم­تر از 50 درصد تنزل یافت (26). نتیجه مشابه­ای در بیوفیلم هوازی غشایی حاصل شد که در آن بالاترین راندمان حذف COD و نیتروژن کل (به ترتیب 80 و 70 درصد) در محدوده نسبت C/N 3 و 25/5 به دست آمد و راندمان این سامانه برای فاضلاب­های با نسبت C/N بالا چندان مناسب نبود (27).

نسبت نامناسب C/N می­تواند بر عملکرد باکتری­های هوازی و بی­هوازی تأثیرگذار باشد که این منجر به راندمان پایین حذف نیتروژن می­شود (28). Her و Huang در بررسی خود، تأثیر نوع و مقدار منابع کربنی اضافی یا ناکافی را بر سرعت احیای بیوشیمیایی نیتریت و نیترات و نتیجتاً بر راندمان فرآیند دنیتریفیکاسیون نشان دادند. بیشینه نسبت C/N قابل قبول برای دنیتریفیکاسیون به ساختار شیمیایی، وزن مولکولی و به عبارت دیگر نوع منبع کربنی وابسته است (29). نسبت بهینه C/N برای حذف مواد آلی و ترکیبات نیتروژنی در دماهای مختلف متفاوت است. بنابراین توجه به این نکته ضروری است که نسبت مناسب C/N با توجه به نوع فرآیند و سایر مشخصات فاضلاب انتخاب شود.

زمان ماند لجن[15]

در راکتور بیولوژیکی، غلظت زیست توده تابع زمان ماند لجن است و غلظت­های متفاوت زیست توده از تغییرات زمان ماند لجنی نتیجه می­شود که برای شرایط انتقال جرم بین اکسیژن محلول، ترکیبات نیتروژنی و کسری از زیست توده مسوول برای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون مهم است (15). زمان ماند طولانی می­تواند نیتریفیکاسیون را به عنوان نتیجه­ای از افزایش و بهبود زیست توده و حفظ و ماند بهتر میکروارگانیسم­های بارشد آهسته، تقویت کند. در یک بیوراکتور غشایی برای تصفیه فاضلاب شهری، بیش­ترین حذف نیتروژن کل و حذف نیتروژن توسط SND، با SRT 40 روز، دمای ℃1±16 و غلظت اکسیژن محلول mg/l 5/1-5/0 به دست آمد و با کاهش   SRT به 20 روز، راندمان کاهش یافت (30). Holakoo و همکاران (30) نشان دادند که با کاهش SRT، اندازه فلاک­ها کاهش یافته و این موجب محدود شدن دنیتریفیکاسیون می­شود زیرا کسر حجمی ناحیه بی­هوازی فلاک­ها کاهش یافته است.SRT طولانی یک اقدام معمول برای پایدار نگه داشتن عملکرد تصفیه بیولوژیکی فاضلاب­ها در دماهای پایین است، زیرا افزایش سن لجن می­تواند اثرات نامطلوب دماهای پایین (کم­تر از 15) را کاهش دهد و فرآیند نیتریفیکاسیون را پایا سازد (31). زمان ماند طولانی تحت شرایط دمایی بالا فروپاشی فلاک­ را تسریع می­بخشد. بنابراین طولانی کردن SRT در یک محدوده مناسب می­تواند اثرات دمای پایین را تقلیل دهد. تغییر در خواص مایع مخلوط مانند ویسکوزیته، مقدار و ترکیبات میکروبی تولید شده و خواص سلول می­تواند منجر به کاهش توانایی بیولوژیکی در SRT طولانی گردد (32).

Kargi و Uygur (33) مشاهده کردند که با افزایش SRT از 15 به 25 روز، راندمان حذف  در راکتور ناپیوسته متوالی از 83% به 68% کاهش یافت، زیرا با افزایش غلظت توده لجن در زمان ماند لجن بالا، جمعیت سلول­های پیر مسوول نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون نسبت به سلول­های جوان بیش­تر بوده که از توانایی کم­تری در عملکرد سامانه برخوردار بودند. Chiu و همکاران (14) با زمان ماند لجن 20 روز و نسبت کربن به نیتروژن برابر با 1/11 در راکتور ناپیوسته متوالی بر پایه فرآیند SND به حذف کاملی از مواد آلی و نیتروژن آمونیومی دست یافتند.

برخی از پارامترهای فرآیند مانند وضعیت رشد میکروارگانیسم­ها، کیفیت پساب خروجی، اکسیژن مورد نیاز و مقدار اتلاف لجن به وسیله SRT کنترل می­شود (34) با این حال، راندمان تصفیه به طور خطی با SRT متناسب نیست، زیرا شرایط زندگی­میکروارگانیسم­ها­و­تجمع­میکروارگانیسم­های مرده/غیرفعال در وضعیت کمبود سوبسترا تغییر می­کند (35).

اندازه فلاک

برای بررسی تفسیر فیزیکیSND  می­توان اثر اندازه فلاک را بر راندمان SND مورد بررسی قرار داد. فلاک بزرگ­تر می­تواند منطقه بی­هوازی بزرگ­تری را داخل فلاک به وجود آورد که منجر به دنیتریفیکاسیون در این ناحیه می­شود. برخی تحقیقات رخداد SND را به اندازه فلاک لجن فعال که به طور نرمال mµ 100-80 است، نسبت دادند (13 و 36). رخداد SND در اندازه بزرگی از فلاک (mµ 125<) به دلیل محدودیت نفوذ اکسیژن محتمل­تر است ولی در توده لجن فعال کوچک­تر از mµ 20 رخداد SND صریح و شفاف نیست (37). Sadalgekar و همکاران گزارش دادند که 87 درصد فلاک­های لجن فعال کوچک­تر از mµ75 هستند (38).

pH

میکروارگانیسم­ها به مقادیر pH فاضلاب بسیار حساس و آسیب پذیرند.pH  اغلب به عنوان شاخص درجه پیشرفت نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در نظر گرفته می­شود. برای به دست آوردن فرآیند SND مطلوب، pH باید در محدوده مناسبی کنترل شود.  SNDمی­تواند تحت مقدار pH خنثی و با نیازمندی کم­تر به قلیاییت انجام شود، زیرا قلیاییت طی نیتریفیکاسیون مصرف و در دنیتریفیکاسیون تولید می­شود (11).

حذف بهینه نیتروژن کل در محدوده بررسی 7/9-8/4، در تحقیق Sheng-Bing He و همکاران در بیوراکتور غشایی حدود 2/7 به دست آمد و راندمان حذف نیتروژن آمونیاکی و نیتروژن کل به ترتیب حدود 99 و 91 درصد بود. با افزایش pH به 7/9، راندمان حذف به ترتیب به 75 و 60 درصد کاهش یافت (23). رانگ و همکاران در محدوده pH 5/8-5/6 به حذف رضایت بخشی از نیتروژن آمونیاکی و نیتروژن کل دست یافتند و فقط در 9<pH و 6>pH در عملکرد راکتور هیبریدی افت پدید آمد (39). مسعودی و همکاران (40) تحت pH 8/7-5/7 با بذر باکتری حاصل از شیرابه کود گاوی و با سدیم استات به عنوان منبع کربنی به راندمان بالایی در حذف نیتروژن آمونیومی و نیتروژن کل دست یافتند. در تحقیقات مشابه دیگری، با کنترل pH در محدوده 8-7، بررسی­ها بر روی فرآیند SND انجام شد (13 و 42-41).

نتیجه­گیری

با توجه به مطالب ارایه شده، فرآیند جدید بیولوژیکی حذف نیتروژن (SND) نسبت به فرآیند مرسوم از مزایای مهمی برخوردار است. فرآیند مرسوم جهت انجام نیتریفیکاسیون کامل به غلظت بالایی از اکسیژن نیاز دارد، در حالی­که فناوری­های جدید در شرایط بی­هوازی یا اکسیژن محدود انجام پذیرند. لذا مصرف انرژی کاهش یافته و اقتصادی­ترند. در فناوری­های جدید نیاز به منابع کربنی به طور قابل ملاحظه­ای کاهش یافته و میزان لجن تولیدی هم به دلیل سرعت رشد سلولی پایین، کم­تر است. با شناسایی و بهینه­سازی پارامترهای تأثیرگذار بر فرآیندهای حذف نیتروژن می­توان به راندمان بالایی در حذف ترکیبات نیتروژنی از فاضلاب دست یافت. مقایسه­ای از فرآیندهای حذف نیتروژن در جدول 1 آورده شده است.

جدول 1- مقایسه انواع روش­های حذف ترکیبات نیتروژنی (24)

Table 1. A comparison of diverse methods of nitrogenous compounds removal (24)

Reference

1. Ghafari Sh., Hasan M., Aroua M. K., 2008. Bio-electrochemical removal of nitrate from water and wastewater: A review. Bioresource Technology, Vol. 99, pp. 3965-3974.
2. Kirk, D. W., Sharifian, H., Foulkes, F. R., 1985. Anodic oxidation of aniline for wastewater treatment. Journal of Applied Electrochemistry, Vol. 15, pp. 285-292.
3. Chang, H.Q., Yang, X.E., Fang, Y.Y., Pu P.M., Li Z.K., Rengel, Z., 2006. In-situ nitrogen removal from the eutrophic water by microbial-plant intergrated system. Journal of Zhejiang University Science B, Vol. 7, pp. 521-531.
4. Williams, A. E, Lund, L. J., Johnson, J. A., Kabala, Z., J., 1998. Natural and anthropogenic nitrate contamination of groundwater in a rural community. California. Environmental Science & Technology, Vol. 32, pp. 32-39.
5. Effler, S. W., Brooks, C. M., Auer M. T., Doerr S.M., 1990. Free Ammonia and Toxicity Criteria in a Polluted Urban Lake. Journal of waterPollution, Vol. 62, pp. 771-779.
6. Campbell, W.H., 1999. Nitrate reductase structure, function and regulation: bridging the gap between biochemistry and Physiology. Annual Review of Plant Physiologyand Plant Molecular Biology, Vol. 50, pp. 277-303.
7. Paredes, D., Kuschk, P., Mbwette, T. S. A., Stange, F., Muller, R. A., Koser, H., 2007. New Aspects of Microbial NitrogenTransformations in the Context of WastewaterTreatment – A Review. Engineering in Life Sciences, Vol. 7, pp. 13–25.
8. Daniel, L.M.C., Pozzi, E., Foresti, E., Chinalia, F. A., 2009. Removal of ammonium via simultaneous nitrification–denitrification nitrite-shortcut in a single packed-bed batch reactor. Bioresource Technology, Vol. 100, pp. 1100–1107.
9. Walters, E., Hille, A., Ochmann, C., Horn, H., 2009. Simultaneous nitrification/denitrification in a biofilm airlift suspension (BAS) reactor with biodegradable carrier material. Water Research, Vol. 43, pp. 4461–4468.
10. Rasouli konari, H., Sarrafzadeh, M., Mehrnia, M., Salehi, Z., 2008. Comparison on the novel biological methods for nitrogen removal from wastewater (In Persian).
11. Ohandja, D.G., Li, J.F., Ji, J., He, Y.L., Li, Y.Z., Zhou, T., 2008. Simultaneous nitrification–denitrification achieved by an innovative internal-loop airlift MBR: comparative study. Bioresource Technology, Vol. 99, pp. 5867–5872.
12. Von-Munch, E., Lant, P., Keller, J., 1996. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batchreactors. Water Research, Vol. 30, pp. 277–284.
13. Pochana, K., Keller, J., 1999. Study of factors affecting simultaneous nitrification and denitrification (SND). Water Science and Technology, Vol. 39, pp. 61–68.
14. Chiu, Y.C., Lee, L.L., Chang, C.N., Chao, A.C., 2007. Control of carbon and ammonium ratio for simultaneous nitrification and denitrification in a sequencing batch bioreactor. International Biodeterioration & Biodegradation, Vol. 59, pp. 1–7.
15. Hocaoglu, S.M., Insel, G., Cokgor, E.U., Orhon, D., 2011. Effect of sludge age on simultaneous nitrification and denitrification in membrane bioreactor. Bioresource Technology, Vol. 102, pp. 6665–6672.
16. Liu, Y., Shi, H., Xia, L., Shi, H., Shen, T., Wang, Z., Wang, G., Wang, Y., 2010. Study of operational conditions of simultaneous nitrification and denitrification in a Carrousel oxidation ditch for domestic wastewater treatment. BioresourceTechnology, Vol. 101, pp. 901–906.
17. Murat Hocaoglu, S., Insel, G., Ubay Cokgor, E., Orhon, D., 2011. Effect of low dissolved oxygen on simultaneous nitrification and denitrification in a membrane bioreactor treating black water. Bioresource Technology, Vol. 102, pp. 4333–4340.
18. Paetkau, M., Cicek, N., 2011. Comparison of nitrogen removal and sludge characteristics between a conventional and a simultaneous nitrification–denitrification membrane bioreactor. Desalination, Vol. 283, pp. 165–168.
19. Bing Wang, Wei Wang, Hongjun Han, Hongbo Hu, Haifeng Zhuang, 2012. Nitrogen removal and simultaneous nitrification and denitrification in a fluidized bed step-feed process. Journal of Environmental Sciences, Vol. 24, pp. 303–308.
20. Zhou, X., Han, Y., Guo, X., 2015. Identification and evaluation of SND in a full-scale multi-channel oxidation ditch system under different aeration modes. Chemical Engineering Journal, Vol. 259, pp. 715–723.
21. Metcalf & Eddy Inc., 2003. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. fourth edition. McGraw-Hill, New York.
22. Karkman, A., Mattila, K., Tamminen, M., Virta, M., 2011. Cold temperature decreases bacterial species richness in nitrogen-removing bioreactors treating inorganic mine waters. Biotechnology Bioengineering, Vol. 108, pp. 2876–2883.
23. Sheng-bing He, Gang Xue, Bao-zhenWang, 2009. Factors affecting simultaneous nitrification and de-nitrification (SND) and its kinetics model in membrane bioreactor. Journal of Hazardous Materials, Vol. 168, pp. 704–710.
24. Guibing Zhu, Yongzhen Peng, Baikun Li, Jianhua Guo, Qing Yang, Shuying Wang, 2008. Biological Removal of Nitrogen from Wastewater. Reviews of Environmental Contamination Toxicology, Vol. 192, pp. 159–195.
25. Xia, S., Li, J., Wang, R., 2008. Nitrogen removal performance and microbialcommunity structure dynamics response to carbon nitrogen ratio in a compact suspended carrier biofilm reactor. Ecological Engineering, Vol. 32, pp. 256–262.
26. Meng Q., Yang F., Liu L., Meng F., 2008. Effects of COD/N ratio and DO concentration on simultaneous nitrification and denitrification in an airlift internal circulation membrane bioreactor. Journal of Environmental Science, Vol. 20, pp. 933–939.
27. Shinya Matsumoto, Akihiko Terada, Satoshi Tsuneda, 2007. Modeling of membrane-aerated biofilm: Effects of C/N ratio, biofilm thickness and surface loading of oxygen on feasibility of simultaneous nitrification and denitrification. Biochemical Engineering Journal, Vol. 37, pp. 98–107.
28. Xiaojing Zhang, Hongzhong Zhang, Changming Ye, Mingbao Wei, Jingjing Du, 2015. Effect of COD/N ratio on nitrogen removal and microbial communities of CANON process in membrane bioreactors. Bioresource Technology, Vol. 189, pp. 302–308.
29. Her J-J, Huang J-H., 1995. Influences of carbon source and C/N ratio on nitrate/nitrite denitrification and carbon breakthrough. Bioresource Technology, Vol. 54, pp. 45–51.
30. Holakoo, L., Nakhla, G., Bassi, A.S., Yanful, E.K., 2007. Long term performance of MBRfor biological nitrogen removal from synthetic municipal wastewater. Chemosphere, Vol. 66, pp. 849–857.
31. Komorowska-Kaufman, M., Majcherek, H., Klaczynski, E., 2006. Factors affecting the biological nitrogen removal from wastewater. Process Biochemical, Vol. 41, pp. 1015–1021.
32. Masse, A., Sperandio, M., Cabassud, C., 2006. Comparison of sludge characteristics and performance of a submerged membrane bioreactor and an activated sludge process at high solids retention time. Water Research, Vol. 40, pp. 2405–2415.
33. Kargi, F., Uygur, A., 2002. Nutrient removal performance of a sequencing batch reactor as a function of the sludge age. Enzyme and Microbial Technology, Vol. 31, pp. 842–847.
34. Kapadan, L.K., Ozturk, R., 2005. Effect of operating parameters on color and COD removal performance of SBR: sludge age and initial dyestuff concentration. Journal of Hazardous Material, Vol. 123, pp. 217-222.
35. Han, S. S., Bae, T. H., Jang, G. G., Tak, T. M., 2005. Influence of sludge retention time on membrane fouling and bioactivities in membrane bioreactor system. Process Biochemical, Vol. 40, pp. 2393–2400.
36. Li, D. H., Ganczarczyk, J. J., 1990. Structure of activated sludge flocs. Biotechnology Bioengineering, Vol. 11, pp. 127–138.
37. Wilen B. M., Balmer P., 1999. The effect of dissolved oxygen concentration on the structure, size and size distribution of activated sludge flocs. Water Research, Vol. 33, pp. 391–400.
38. Sadalgekar V. V., Mahajan B. A., Shaligram A. M., 1988. Evaluation of sludge settleability by floc characteristics. Journalof Water Pollution Control Federation, Vol. 60, pp. 1862-1863.
39. Rong, Q. I., Kun, Y., Zhao-xiang, Y. U., 2007. Treatment of coke plant wastewater by SND fixed biofilm hybrid system. Journal of Environmental Sciences, Vol. 19, pp. 153-159.
40. Masoudi, S., Sargolzaei, J., Darroudi, A., 2015. Treatment of the wastewater containing ammonia nitrogen and carbon sources using simultaneous nitrification-denitrification (SND). The Conference on Environmental Science, Engineering and Technologies. Tehran, Iran (In Persian).
41. Lijuan Feng, Guangfeng Yang, Qi Yang, Liang Zhu, Xiangyang Xu, Feng Gao, 2015. Enhanced simultaneous nitrification and denitrification via additionof biodegradable carrier Phragmites communis in biofilm pretreatmentreactor treating polluted source water. Ecological Engineering, Vol. 84, pp. 346–353.
42. Lingxiao Gong, Li Jun, Qing Yang, Shuying Wang, Bin Ma, Yongzhen Peng, 2012. Biomass characteristics and simultaneous nitrification–denitrification under long sludge retention time in an integrated reactor treating rural domestic sewage. Bioresource Technology, Vol. 119, pp. 277–284.