حذف دو مرحله ای نیتروژن آمونیاکی از پساب پتروشیمی کرمانشاه با استفاده از باکتری های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی

نوع مقاله: مستخرج از پایان نامه

نویسندگان

1 دانش آموخته کارشناسی ارشد، گروه مهندسی شیمی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه آزاد اسلامی، واحد کرمانشاه، کرمانشاه

2 دانشیار گروه مهندسی بهداشت محیط، دانشکده بهداشت، دانشگاه علوم پزشکی البرز،کرج * (مسوول مکاتبات).

3 استادیارگروه مهندسی شیمی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه آزاد اسلامی واحد کرمانشاه ،کرمانشاه، ایران.

10.22034/jest.2018.9426

چکیده

ز
زمینه و هدف: صنعت پتروشیمی همانند برخی از صنایع دیگر به عنوان یکی از آلوده کننده­های محیط زیست محسوب می­شود که فاضلاب­های حاوی نیتروژن آمونیاکی این صنایع می­تواند باعث آلودگی آب و محیط زیست شود. هدف از این مطالعه حذف دو مرحله­ای نیتروژن آمونیاکی از پساب پتروشیمی کرمانشاه با استفاده از باکتری­های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی می­باشد.
 روش بررسی: این مطالعه به صورت پیوسته و به مدت 60 روز بهره برداری در دو رآکتور با حجم موثر هر کدام 7/1 لیتر انجام شده است. رآکتورهای مورد استفاده به صورت بستر ثابت و با جریان روبه بالا مورد بهره ­برداری قرار گرفته­اند. از کربن فعال تثبیت شده با باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر به عنوان بستر استفاده شده است. اثر غلظت اولیه آمونیاک و نیترات (mg/l200-50) و زمان ماند (h 3-1) در  pH 8 و دمای 3±28 درجه سانتی گراد مورد بررسی قرار گرفت.
یافته­ها: نتایج نشان داده است که با افزایش زمان ماند در هر رآکتور، راندمان نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون افزایش یافته است. ماکزیمم سرعت نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون به ترتیب  Kg NH4+/m3.d 69/2 و Kg NO3-/m3.d 49/2بوده است. بیش ترین میزان نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در زمان ماند 3 ساعت بوده که حذف آمونیاک و نیترات با راندمان 5/99 درصد حاصل شده است.
بحث و نتیجه­گیری: این مطالعه نشان داده است که باکتری­های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی و استفاده از آن در یک رآکتور پیوسته رشد چسبیده با جریان روبه بالا توانایی بالایی در حذف آمونیاک داشته است.

کلیدواژه‌ها

موضوعات


 

 

 

 

 

علوم و تکنولوژی محیط زیست، دورهبیستم، شماره دو، تابستان 97

                                                                

 

حذف دو مرحله­ای نیتروژن آمونیاکی از پساب پتروشیمی کرمانشاه با استفاده از باکتری­های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی

مهدی گودینی[1]

حاتم گودینی[2]*

godini_h@yahoo.com 

فرهاد سلیمی[3]

 

تاریخ دریافت:18/8/94

تاریخ پذیرش:26/10/94

 

چکیده

زمینه و هدف: صنعت پتروشیمی همانند برخی از صنایع دیگر به عنوان یکی از آلوده کننده­های محیط زیست محسوب می­شود که فاضلاب­های حاوی نیتروژن آمونیاکی این صنایع می­تواند باعث آلودگی آب و محیط زیست شود. هدف از این مطالعه حذف دو مرحله­ای نیتروژن آمونیاکی از پساب پتروشیمی کرمانشاه با استفاده از باکتری­های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی می­باشد.

 روش بررسی: این مطالعه به صورت پیوسته و به مدت 60 روز بهره برداری در دو رآکتور با حجم موثر هر کدام 7/1 لیتر انجام شده است. رآکتورهای مورد استفاده به صورت بستر ثابت و با جریان روبه بالا مورد بهره ­برداری قرار گرفته­اند. از کربن فعال تثبیت شده با باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر به عنوان بستر استفاده شده است. اثر غلظت اولیه آمونیاک و نیترات (mg/l200-50) و زمان ماند (h 3-1) در  pH 8 و دمای 3±28 درجه سانتی گراد مورد بررسی قرار گرفت.

یافته­ها: نتایج نشان داده است که با افزایش زمان ماند در هر رآکتور، راندمان نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون افزایش یافته است. ماکزیمم سرعت نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون به ترتیب  Kg NH4+/m3.d 69/2 و Kg NO3-/m3.d 49/2بوده است. بیش ترین میزان نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در زمان ماند 3 ساعت بوده که حذف آمونیاک و نیترات با راندمان 5/99 درصد حاصل شده است.

بحث و نتیجه­گیری: این مطالعه نشان داده است که باکتری­های بومی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی و استفاده از آن در یک رآکتور پیوسته رشد چسبیده با جریان روبه بالا توانایی بالایی در حذف آمونیاک داشته است.

 واژه های کلیدی: نیتروژن آمونیاکی، نیتریفیکاسیون، دنیتریفیکاسیون، کربن فعال گرانولی.

 

J.Env. Sci. Tech., Vol 20, No.2, Summer, 2018

 

 

 


Analysis of Uncertainties of GCMs Models and Emission Analysis Two-Step Ammonia Nitrogen Removal from Kermanshah Petrochemical Effluent Using Native Bacteria Immobilized on Granular Activated Carbon

 

Mehdi Gowdini[4]

Hatam Gowdini[5]*

godini_h@yahoo.com

Farhad Salimi[6]

 

 

Date Received: November 9, 2015

Admission Date:January 16, 2016

 

Abstract

Background and objective: Petrochemical industry as well as some other industries is one of the environmental pollution which polluttted wastewater with ammonia nitrogen. The objective of this study was two-step ammonia nitrogen removal from Kermanshah Petrochemical effluent using native bacteria immobilized on granular activated carbon.

Method:This study conducted in continuous mode using two reactors with effective volume of 1.7 l for each reactor. These  reactors operated as up-flow and fixed film. Granular activated carbon immobilized with nitrifier and denitrifire bacteria has been used as media. Initial concentrations of ammonia  and  nitrate (50-200 mg/l) with retention time (1-3 h) at pH 8 and temperature of 28 ± 3 ° C were studied. 

Findings:Results showed that with increasing in retention time in both reactors nitrification and denitrification efficiency increased. The maximum nitrification and denitrification rates were 2.69 Kg NH4+/m3.d and 2.49 Kg NO3-/m3.d respectively. Maximum nitrification and denitrification rates occurred at 3h retention time and ammonia and nitrate removal efficiency were achieved 99.5 percent.

Discossion and Conclusion: This study has been showed that native bacteria immobilized on granular activated carbon and use of that in a continuous up-flow attached-growth reactor for the removal of ammonia has a high efficiency.

Key words: Ammonia-Nitrogen, Nitrification, Denitrification, Granular Activated Carbon.

 

 

 

مقدمه


در سال­های اخیر، به دلیل افزایش تقاضا برای محصولات صنایع پتروشیمی در سراسر جهان و هم چنین نقش بسیار بالایی که این صنایع در شرایط اقتصادی کشورها ایفا کرده است، به عنوان یکی از مهم ترین صنایع در توسعه‌ی کشورها محسوب می شود. این صنایع نقش بسیار زیادی در وارد نمودن نیتروژن آمونیاکی به محیط زیست داشته اند، لذا سعی می­شود با استفاده از روش­های مناسب، کم هزینه و سازگار با محیط زیست این ترکیبات را از فاضلاب آن ها حذف نمود. نیتروژن آمونیاکی یکی از سمی­ترین آلاینده­ها برای موجودات آبزی و محیط زیست محسوب می­شود، این دسته از آلاینده­ها اگر از پساب خروجی حذف نشوند و وارد محیط زیست گردند اثرات جبران ناپذیری را برجای خواهند گذاشت(1).  یکی از مهم ترین روش­هایی که امروزه جهت حذف نیتروژن آمونیاکی از پساب صنایع مورد توجه قرار دارد، استفاده از روش­های بیولوژیکی با استفاده از فرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون هتروتروفیک می­باشد که در این راستا استفاده از رآکتورهای ناپیوسته و پیوسته به صورت گسترده­ای مورد استفاده قرار گرفته است(2). برخی از مطالعات نشان داده­اند که روش­های بیولوژیکی در مقایسه با روش­های شیمیای و فیزیکی از نظر فنی و اقتصادی مناسب­تر می­باشند(3). حذف نیتروژن آمونیاکی در دو مرحله با استفاده از فرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون  توسط سیورز و همکاران مورد مطالعه قرار گرفته است. میکروارگانیسم­های مورد استفاده برای فرآیند نیتریفیکاسیون مخلوطی از باکتری های نیتروزوموناس یوروپیا[7] و نیتروباکتر وینوگرادسکی[8] بوده است، در حالی­که برای فرآیند دنیتریفیکاسیون مخلوطی از باکتری های پاراکوکوس دنیتریفیکانت[9] یا سودوموناس فلورسنت[10] مورد استفاده قرار گرفته است. تحقیق انجام شده نشان داد که با استفاده از این سیستم دو مرحله­ای می­توان میزان نیتروژن آمونیاکی را حتی تا غلظت­های 2500 میلی گرم بر لیتر و یا نیتروژن نیتراتی را تا میزان 4000 میلی­گرم بر لیتر با راندمان حداقل  98 درصد حذف نمود(4). در صنعت پتروشیمی نیز روش­های بیولوژیکی برای حذف آلاینده­های موجود در آن استفاده گسترده­ای دارد به طوری که یانگ و همکاران با استفاده از فرآیندهای هوازی-­­ بی­هوازی، پساب خروجی پتروشیمی را تصفیه نموده­اند و نتایج حاصل از مطالعه آن­ها نشان داده است که با استفاده از این روش می­توان 94 درصد نیتروژن آمونیاکی موجود در پساب را حذف نمود(5). فرآیندهای بیولوژیکی می­توانند به صورت رشد معلق و  چسبیده انجام شوند. مطالعات انجام شده توسط فنگ و همکاران نیز نشان داده است که روش بیولوژیکی با استفاده از رشد چسبیده کارایی بالایی را برای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون داشته است(6).

هدف از انجام این تحقیق، استفاده از باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر بومی جداسازی شده از پساب پتروشیمی کرمانشاه و تثبیت این باکتری­ها بر روی کربن فعال گرانولی و استفاده از آن به عنوان بستر رشد چسبیده در رآکتورهای رشد چسبیده پیوسته با جریان رو به بالا برای حذف بیولوژیکی دو مرحله­ای نیتروژن آمونیاکی با استفاده از فرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون بوده است.

 

مواد و روش ها

این مطالعه در دو رآکتور مجزا با رشد چسبیده و با جریان رو به بالا و به صورت پیوسته انجام شده است. در شکل (1) سیستم پیوسته و در حال کار رآکتورهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون شامل دو رآکتور از جنس پلکسی گلاس به حجم موثر هر رآکتور 7/1 لیتر، پمپ پریستالیک دوکاناله (پمپ پریستالیک دو کاناله مدل PD5001 هایدلف آلمان)، کمپرسور تزریق هوا که هوا را به میزان 4-3 میلی­گرم بر لیتر برای رآکتور نیتریفیکاسیون تامین می­کند همراه با اتصالات مربوطه نشان داده شده است. سیال در هر دو رآکتور از پایین به بالا جریان دارد. در قسمت بالای هر رآکتور یک توزیع کننده پلاستیکی قرار داده شده است که جریان خروجی هر رآکتور به صورت یکنواخت از آن خارج شده و مانع از خروج مواد بستر می شود. این سیستم در دمای محیط آزمایش گاه ( 3±28 درجه سانتی گراد) و در زیر هود بیولوژیکی قرار داه شده است. میزان اکسیژن اندازه­گیری شده در رآکتور دنیتریفیکاسیون همواره کم تر از 15/0 میلی­گرم بر لیتر بوده است تا شرایط انوکسیک ایجاد شود. برای رآکتور دنیتریفیکاسیون از منبع کربن خارجی متانول با نسبت  C/N 3 استفاده شده است. میزان pH در هر رآکتور همواره در حدود 8 ثابت نگه داشته شده است، علت ثابت نگه داشتن pH و دما این بوده که در مطالعه‌ دیگری این دو عامل مورد بررسی قرار گرفت و مناسب­ترین pH برای هر دو فرآیند 8 و دما هم 28 درجه سانتی گراد بوده است (7). بهره­برداری از رآکتورها به مدت 60 روز انجام گرفت و در این زمان متغیرهای غلظت اولیه آمونیاک و نیترات (50، 100، 150 و 200 میلی گرم بر لیتر)، زمان ماند (1، 2 و 3 ساعت) و میزان بارگذاری مورد بررسی قرار گرفت. کلیه شرایط نظیر غلظت آمونیاک، نیتریت، نیترات، منبع کربن خارجی، دما، pH و میزان اکسیژن به صورت مداوم کنترل گردید.

 

 

 

شکل1- رآکتورهای نیتریفیکاسیون)  سمت چپ) ودنیتریفیکاسیون ( سمت راست) در زیر هود بیولوژیکی

Figure1. Nitrafication reactor (Left) and Denitrification reactor(right) in under biological hood.

 


بستر باکتری­ها در این رآکتور از کربن فعال گرانولی با سایز 5-3 میلی­متر انتخاب شد. مشخصات فیزیکی و شیمیایی کربن فعال گرانولی مورد استفاده در جدول (1) و شکل ظاهری کربن فعال گرانولی مورد استفاده در شکل (2) نشان داده شده است.


 

جدول1- مشخصات فیزیکی و شیمیایی کربن فعال گرانولی

Table 1. Physical and chemical characterization of granular activated carbon

ویژگی

واحد

مقدار

فرمول شیمیایی

-

C

اندازه ذرات

mm

3-5

دانسیته‌ حجمی

g/cm3

48/0

pH

-

5/7

سطح مخصوص

m2/g

1000

سختی

%

95

خاکستر باقی مانده

%

4-6

میزان رطوبت

%

5-7

 

 

شکل 2- شکل ظاهری کربن فعال گرانولی

Figure 2. Granular activated carbon figure

 

 

باکتری­های بومی نیتریفایر و دنیتریفایر از پساب پتروشیمی کرمانشاه با استفاده از محیط­های کشت اختصاصی نیتریفایر و دنیتریفایر جداسازی شده اند(9-8). جهت جداسازی باکتری­های بومی که قدرت اکسید کنندگی بالای آمونیاک و حذف نیترات را داشته باشند، از حوضچه پساب و لجن پتروشیمی کرمانشاه 3 نمونه به صورت ترکیبی گرفته شد، سپس نمونه­ها به داخل ظروف استریل منتقل شده و جهت آنالیز­های اولیه در دمای 4 درجه‌ی سانتی گراد به آزمایش گاه انتقال داده شدند. پس از آنالیز نمونه­ها، مقدار 2 سی سی  از پساب به محیط کشت اختصاصی باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر تحت شرایط استریل وارد شده و  محیط­های کشت تلقیح شده در دمای 27 درجه‌ی سانتیگراد به مدت یک هفته گرما گذاری شدند. نمونه­های رشد کرده به صورت سریال رقت­های متوالی در محیط کشت آگار دار تلقیح گردید و مجددا در دمای 27 درجه‌ی سانتی گراد انکوبه شدند تا کلنی­های قابل رویت تشکیل گردند. کلنی­های رشد کرده بعد از کشت دوباره جداسازی شده و مجدداً در محیط­های مایع نیتریفایر و دنیتریفایر کشت داده شده تا بر روی کربن فعال گرانولی جهت استفاده در رآکتورها تثبیت گردید.

برای تثبیت باکتری­های بومی نیتریفایر و دنیتریفایر برروی کربن فعال گرانولی از روش چرخش بسته‌ی سوسپانسیون میکروبی بر روی بستر استفاده شده است. دراین روش، ابتدا کربن فعال گرانولی به عنوان بستر در داخل ستون­های رآکتور بارگذاری گردید و سپس از سوسپانسیون میکروبی با غلظت CFU/ml108×3 برای باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر استفاده شد که این سوسپانسیون به مدت 7 روز بر روی بستر چرخش داده شد و برای تامین رشد مناسب باکتری­ها، مواد مغذی لازم برای رشد نیز روزانه به سوسپانسیون میکروبی اضافه گردید(10). از طرفی روند تشکیل بیوفیلم بر روی بستر کربن فعال گرانولی نیز مورد بررسی قرار گرفت که در این راستا از روش اندازه­گیری پروتیین برای تشکیل بیومس استفاده گردید و عدد به دست آمده برای پروتیین در 2 ضرب و جرم سلولی تشکیل شده تخمین زده شد(11). پس از تثبیت باکتری­ها، بهره­برداری از رآکتورها شروع شد و با وارد کردن پساب ساختگی مشابه پساب پتروشیمی کرمانشاه و تغییر متغیرها به مدت 60 روز بهره برداری انجام گرفت. براساس تغییرات غلظت آمونیاک، مواد آلی، کل جامدات محلول در پساب پتروشیمی کرمانشاه، پساب های مشابه در آزمایش گاه تهیه و مورد بررسی قرار گرفتند. 

برای اندازه گیری میزان نیتروژن آمونیاکی از روش استاندارد 4500-NH3وبر اساسمیزان جذب، از دستگاه اسپکتروفتومتر (USA-UV/Vis 2100) در طول موج 425 نانومتر استفاده شده است. برای اندازه­گیری میزان نیترات از روش اسپکتروفتومتری UV با مشتق ثانویه در طیف جذب 200 تا 250 و انتخاب بزرگترین مشتق ثانویه در طول موج 220 تا 230 استفاده شده است. این روش بر اساس دستورالعمل 4500-NO3- C انجام شده است. برای اندازه گیری میزان نیتریت از روش رنگ سنجی و براساس دستورالعملB-4500NO2- از N- (1- نفتیل)- اتیلن دی آمین دی هیدروکلراید (NED دی هیدروکلراید)، استفاده شده است)12(. جهت اندازه­گیری میزان پروتیین باکتری­ها از روش استفاده شده توسط برادفورد استفاده شده است(13 ). در این روش، مقدار پروتیین بر مبنای اتصال رنگ کوماسی آبیG250 به پروتیین و ارزیابی آن در طول موج 595 نانومتر تعیین گردیده است. مقدارپروتیین با اندازه گیری مقدار رنگ در اشکال یونی آبی مشخص  شده است.

برای تهیه‌1 لیتر محلول استاندارد نیتروژن آمونیاکی با استفاده از کلرید آمونیوم مقدار819/3 گرم کلریدآمونیوم (که در دمای 100 درجه‌ سانتی گراد از قبل کاملاً خشک شده است) را در مقداری آب مقطرحل نموده سپس حجم آن به 1 لیتر رسانده شد. جرم مولی کلرید آمونیوم 492/53گرم می باشد(12). هر میلی لیتر از محلول تهیه شده دارای 1 میلی گرم نیتروژن آمونیاکی می­باشد لذا غلظت­های مورد نیاز را می­توان از محلول  استاندارد ساخته شده تهیه نمود. برای تهیه‌ 1 لیتر محلول استاندارد نیتروژن نیتراتی با استفاده از نیترات سدیم، مقدار 3707/1 گرم نیترات سدیم که از قبل در دمای 105 درجه‌ سانتی گراد کاملا خشک شده است، توزین گردیده و پس از حل کردن در آب مقطر به حجم 1 لیتر رسانده شد. این محلول دارای 226 میلی­گرم نیتروژن نیتراتی می­باشد(12).

 

   

نتایج

1- مشخصات پساب پتروشیمی کرمانشاه

 در جدول (2) میانگین مشخصات پساب پتروشیمی کرمانشاه برای نمونه­های بررسی شده ارایه گردیده است.

 

جدول 2- مشخصات پساب پتروشیمی کرمانشاه

Table 2. Characterization of Kermanshah petrochemical effluent

خصوصیات پساب

واحد

مقدارمیانگینÝ

pH

pH

9/0±7/7

درجه حرارت

0C

8/4±7/25

Conductivity

µs

800±9500

COD

mg/l

40±210

DO

mg/l

5/0±5/1

BOD5

mg/l

10±50

Total Hardness

mg/l

25±275

Ca2+

mg/l

10±40

Total Suspended Solids

mg/l

10±50

Total Dissolved Solids

mg/l

700±5500

NH4+-N

mg/l

60±205

NO3N           

mg/l

Nill

NO2-N         

mg/l

Nill

*میانگین سه نمونه مورد بررسی

2- اندازه گیری جرم سلولی تشکیل شده بر روی کربن فعال گرانولی توسط باکتری های نیتریفایر و دنیتریفایر

اندازه­گیری میزان جرم سلولی تشکیل شده  بر روی کربن فعال گرانولی به مدت 7 روز براساس میزان افزایش پروتیین انجام گرفت. نتایج حاصل از اندازه­گیری میزان جرم سلولی (نمودار 1) نشان داد که باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر به خوبی بر روی بستر کربن فعال گرانولی چسبیده و رشد کرده اند. لذا به منظور تأئید تشکیل بیوفیلم بر روی بستر کربن فعال گرانولی میزان جرم سلولی تشکیل شده نیز مورد ارزیابی قرار گرفت که نتایج حاصل از آن در نمودار (1) نشان داده شده است.

 

 

نمودار1- میزان جرم سلولی تثبیت شده بر روی کربن فعال گرانولی با گذشت زمان ( از شروع تثبیت تا 168 ساعت عملیات تثبیت) با استفاده از یک سوسپانسیون باکتریایی حاویCFU/ ml 108×3 از کنسرسیوم باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر

Diagram 1. Stablized biomass on granular activated carbon during of stablization time (from start to 168 h) using bacterial suspension containing 3×108 CFU/ ml of nitrifire and denitrifier bacteria

 

 

با توجه به نتایج حاصل از نمودار(1)، قبل از 6 ساعت اول تماس سوسپانسیون میکروبی با بستر کربن فعال گرانولی، میزان توده‌ی سلولی بر روی بستر کم تر از mg/g 04/0 بوده است. اما از این زمان تا زمان 48 ساعت این میزان به مقدار قابل توجهی افزایش یافته و در روز ششم به میزان قابل ملاحظه­ای افزایش یافت و از این زمان به بعد، این مقدار ثابت مانده است. بعد از گذشت 144 ساعت میزان بیومس تشکیل شده برای نیتریفایرها و دنیتریفایرها تقریبا ثابت می­شود. نتایج حاصل از این تحقیق نشان داده است که در هر زمان مورد مطالعه، میزان بیومس تشکیل شده برای باکتری های نیتریفایر بیش تر از باکتری های دنیتریفایر بوده است. ماکزیمم بیومس تشکیل شده توسط باکتری­های نیتریفایر mg/g 32/2  و ماکزیمم بیومس تشکیل شده توسط کنسرسیوم باکتری­های دنیتریفایر به میزان mg/g 66/1  در روز هفتم بوده است.

3-بررسی اثر زمان ماند بر میزان کاهش آمونیاک و نیترات درفرآیندهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون

3-1- نیتریفیکاسیون به صورت پیوسته با زمان ماند1،2و 3 ساعت، دمای 3±28درجه‌ی سانتی گراد و  pH8

نتایج حاصل از نیتریفیکاسیون آمونیاک در دمای محیط ( دمای آزمایش گاه در حدود 3±28) و pH8در نمودار (2) نشان داده شده است. این نتایج با غلظت­های ورودی 50، 100، 150 و 200 میلی گرم بر لیتر آمونیاک ورودی حاصل شده است. ابتدای کار با غلظت های ورودی 50 میلی گرم بر لیتر آمونیوم انجام گرفته است. در 3 روز اول بارگذاری، کاهش آمونیاک صورت گرفت، ولی هنوز فرآیند به حالت پایدار[11] نرسیده است ولی با گذشت زمان 3 روز از انجام فرآیند حالت پایدار ایجاد شده و تا روز سیزدهم کاهش آمونیاک تقریبا ثابت شده و به طور محسوسی کاهش یافته است. در روز چهاردهم، بارگذاری با غلظت 100 میلی گرم بر لیتر آمونیاک ورودی انجام شده است که با تغییر غلظت آمونیاک ورودی از 50 به 100 میلی گرم بر لیتر، چون میکروارگانیسم­ها هنوز با شرایط بارگذاری جدید سازگار نشده­اند، مشاهده شد که میزان نیتریفیکاسیون کم شده ولی بعد از گذشت 4 روز یعنی در روز هجدهم دوباره شرایط به حالت پایدار رسیده است و میزان کاهش آمونیاک محسوس بوده و تا روز بیست و ششم این حالت پایدار ادامه داشته است. در روز بیست و هفتم، بارگذاری آمونیاک به 150 میلی­گرم بر لیتر افزایش یافت که باز هم با توجه به نتایج حاصل شده، مشخص گردید که مدت زمان 4 روز طول می­کشد تا شرایط پایدار ایجاد شود و میکروارگانیسم ها بتوانند با شرایط جدید سازگار شوند. از روز سی و دوم تا روز چهلم این حالت پایدار ادامه دارد و در روز چهل و یکم میزان بارگذاری به 200 میلی گرم بر لیتر رسید و مدت زمان 4 روز طول کشید تا شرایط پایدار جدید ایجاد شود، از روز چهل و ششم تا روز پنجاه و دوم شرایط پایدار ادامه داشت که در این شرایط پایدار میزان کاهش آمونیاک باز هم  محسوس بوده و این فرآیند تا روز شصتم هم پایدار و ثابت بوده است.

 

 

(الف)

 

 

 

نمودار 2- تغییرات غلظت آمونیوم- نیتروژن (mg/l NH4+-N200-50 باگذشت زمان در رآکتور نیتریفیکاسیون)  الف)زمان ماند 1 ساعت، ب) زمان ماند 2 ساعت و ج) زمان ماند 3 ساعت (درجه حرارتoC 3±28وpH اولیه‌ی8 )

Diagram 2. Continouse denitrification at onoxic conditions during of operation time in nitrification reactor (a): retention time of 1 h (b): retention time of 2 h and (c): retention time of 3 h (pH=8 and temperature of 28±3 oC)

 

 


3-2- دنیتریفیکاسیون به صورت پیوسته در شرایط انوکسیک، با زمان ماند 1، 2 و 3 ساعت، دمای 3±28 درجه‌ی سانتی گراد و  pH8 با  استفاده از متانول به عنوان منبع کربن خارجی با نسبت C/N=3

 در رآکتور مورد آزمایش دنیتریفیکاسیون به صورت پیوسته، زمان ماند ابتدا بر روی 3 ساعت تنظیم شد و غلظت های 200-50 میلی گرم بر لیتر نیترات- نیتروژن مورد بررسی قرار گرفتند. به استثنای تغییرات غلظت، بقیه‌ی فاکتورها در شروع فرآیند ثابت در نظر گرفته شد. تغییرات غلظت نیترات با گذشت زمان برای غلظت­های مختلف ورودی نیترات در نمودار (3) نشان داده شده است. نتایج حاصل از بررسی تغییر غلظت نشان داد که رآکتور مورد استفاده با غلظت­های ورودی 200-50 میلی­گرم بر لیتر نیترات-نیتروژن  قادر به کاهش نیترات به حد استاندارد در پساب خروجی بوده است.

 

             

 

 

نمودار 3- تغییرات غلظت نیترات-نیتروژن (mg/l NO3-N200-50) با گذشت زمان در رآکتوردنیتریفیکاسیون الف) زمان ماند 1 ساعت، ب) زمان ماند 2 ساعت و ج) زمان ماند 3 ساعت (درجه حرارت 3±28 و pH اولیه 8 )

Figure 3. Nirtate-N concentrations variation (50-200  mg/l NO3-N) during of operation time in nitrification reactor (a): retention time of 1 h (b): retention time of 2 h and (c): retention time of 3 h (pH=8 and temperature of 28±3 oC)


 3-3- سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون به صورت پیوسته

سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون برای مقادیر مختلف بارگذاری جرمی آمونیاک (kgNH4+-N/m3.d72/2-69/0) و نیترات (kgNO3-N/m3.d77/2-66/0) برای غلظت­های آمونیاک و نیترات ورودی 200-50  میلی گرم بر لیتر مورد بررسی قرار گرفت. با توجه به این­که در زمان ماند 3 ساعت و pH حدود 8 بیش ترین میزان تبدیل آمونیاک و نیترات صورت گرفته، لذا سرعت نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در زمان ماند 3 ساعت و8pH= مورد بررسی قرار گرفته است که نتایج حاصل از آن در نمودار (4) نشان داده شده است. در نمودار (4) میزان حذف 100% آمونیاک  و نیترات با خط 45 درجه در نظر گرفته شده است. نتایج به دست آمده در حالت پایدار در تمامی بارگذاری­ها به این خط بسیار نزدیک بوده و مقادیری که از این خط فاصله دارند مربوط به حالتی است که تازه بارگذاری انجام شده و هنوز میکروارگانیسم­ها با شرایط جدید سازگار نشده و حالت پایدار شروع نشده است.

 

   

نمودار 4- سرعت های  الف) نیتریفیکاسیون و ب)دنیتریفیکاسیون  (برای مقادیر مختلف بار گذاری آمونیاک و نیترات ، برای غلظت های آمونیاک و  نیترات ورودی200- 50 میلی گرم بر لیتر با زمان ماند 3 ساعت و pH8)

Diagram 4. Rate of (a): Nitrification and (b): Denitrification (for loading rates of ammonia and nitrate in 50-200 mg/l ammonia and nitrate concentrations at 3 h retention time and pH=8)

 


نتایج حاصل از مقایسه سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در زمان ماند 3 ساعت و pH 8 نشان می­دهد که 1) با افزایش میزان بار ورودی به رآکتور، سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون افزایش می­یابد. 2) در تمامی غلظت­های ورودی به رآکتورهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون، حذف آلاینده با راندمان بالایی انجام شده و راندمان حذف آمونیاک و نیترات بالاتر از 5/99 درصد می باشد.


3-4- مقایسه‌ی سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون درحالت پیوسته

سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در حالت پیوسته با میزان بارگذاری­های یکسان از آمونیاک و نیترات با زمان ماند 3 ساعت و pH  8 در نمودار (5) نشان داده شده است. سرعت­های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در شرایط مشابه مورد ارزیابی قرار گرفت. نتایج حاصل شده نشان داده است که همواره سرعت­های نیتریفیکاسیون بالاتر از سرعت­های دنیتریفیکاسیون به دست آمده است.

 

 

نمودار 5- سرعت­های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون با بارگذاری های یکسان آمونیاک و نیترات

 )زمان ماند 3 ساعت و  pH8(

Diagram 5. Compersion of Nitrification and Denitrification rates with for same loading of ammonia and nitrate (retention time of 3 h and pH=8)

 

 

بحث و نتیجه گیری 

 

به دلیل عدم امکان تغییرات قابل توجه در کیفیت پساب پتروشیمی کرمانشاه در زمان مطالعه و با هدف بررسی تغییرات کیفیت، سه نمونه ترکیبی در زمان­های مختلف گرفته شده و حدود تغییرات اجزای تشکیل دهنده آن به طور میانگین تعیین شده است که براساس آن پساب سنتتیک مشابه پساب پتروشیمی کرمانشاه ساخته شده است. برای سیستم بیولوژیکی که از روش­های رشد چسبیده برای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون استفاده می­کنند، مقادیر توده­های سلولی تشکیل شده بر روی بستر دارای اهمیت فراوانی می­باشد. نتایج حاصل از این تحقیق نشان داده است که حداکثر جرم سلولی تشکیل شده در رآکتورهای نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون به ترتیب 32/2 و 66/1 میلی­گرم بر گرم بستر بوده است. سانگ و همکاران حداکثر میزان تثبیت باکتری­­های دنیتریفایر برای بستر دنیتریفیکاسیون را 18/1 به دست آورده­اند که نتایج حاصل از این مطالعه سرعت کاهش کم تری را نشان می­دهد. علت اختلاف در نتایج می­تواند به علت نوع میکروارگانیسم و نوع بستر باشد(14). بالا بودن میزان جرم سلولی تشکیل شده بر روی کربن فعال گرانولی، توسط نیتریفایرها نسبت به دنیتریفایرها نشان دهنده این است که باکتری­های هوازی از نظر بیولوژیکی رشد بیش تری  نسبت به باکتری­های بی­هوازی داشته­اند. گودینی از روش مورد استفاده در این تحقیق برای اندازه گیری میزان پروتیین و توده‌ی سلولی در بستر سلولز میکروبی که باکتری­های دنیتریفایر بر روی آن تثبیت شده اند، استفاده نموده است. اختلاف نتایج در این مقایسه نیز به خاطر استفاده از گونه خاص باکتریایی بوده است( 15). 

نتایج نیتریفیکاسیون به صورت پیوسته با زمان ماند 1،2 و3 ساعت همان طور که در نمودار (2) نشان داده شده است گویای این است که با کاهش زمان ماند از 3 به 2و 1 ساعت میزان آمونیاک خروجی اندکی بیش تر شده است و مدت زمان بیش تری نیز برای رسیدن به حالت پایدار نیاز بوده است. لذا زمان ماند 3 ساعت به عنوان زمان ماند مناسب در نظر گرفته شده است. علت بالا بودن سرعت های نیتریفیکاسیون نسبت به دنیتریفیکاسیون در شرایط فرآیندی یکسان این بوده است که در سیستم های بیولوژیکی میزان رشد باکتری­های هوازی نسبت به باکتری های بی­هوازی و انوکسیک بیش تر می باشد. نتایج حاصل شده از میزان رشد جرم سلولی در نمودار (1) هم تایید کننده این موضوع می باشد. کلوسکار و همکاران در مدت زمان 125 روز، آمونیاک ورودی با غلظت حدود 800-700 میلی­گرم بر لیتر را با استفاده از سیستم بیولوژیکی مشابه با اندکی تغییر انجام داده­اند که در روز 125 ام غلظت آمونیوم خروجی به 26 میلی­گرم بر لیتر رسیده است که با توجه به میزان آمونیاک ورودی مدت زمان بیش تری صرف شده است که با راندمان حدود 96 درصد حذف صورت گیرد(15). ماکزیمم سرعت­های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون دراین تحقیق به ترتیب  kgNH4+-N/m3.d69/2 و kgNO3-N/m3.d 49/2 با استفاده از کنسرسیوم باکتری­های بومی نیتریفایر و دنیتریفایر به دست آمده است. کاررا ماکزیمم سرعت نیتریفیکاسیون را 37/0 و ماکزیمم سرعت دنیتریفیکاسیون را 11/0 به دست آورده است و این در حالی است که از متانول به عنوان منبع کربن استفاده نموده است. علت اختلاف بین این دو تحقیق این بوده است که  در تحقیق اخیر، باکتری­های بومی که با شرایط محیط سازگار شده اند مورد استفاده قرار گرفته است که توانایی بالایی جهت حذف آلاینده را دارا بوده است(16).  مطالعات انجام شده توسط گابالدون و همکارانش برای بار ورودی نیترات kgNO3-N/m3.d 6، حداکثر میزان دنیتریفیکاسیون را kgNO3-N/m3.d  31/3 گزارش نموده اند(17) در حالی که در این تحقیق برای بار ورودی حداکثر 72/2،  kgNO3-N/m3.d 49/2 به دست آمده که نتایج سرعت دنیتریفیکاسیون بیش تری را نشان می­دهد و نتایج مطلوب تری حاصل شده است که این وضعیت بهتر ممکن است به دلیل میزان بارگذاری کم تر و نوع بستر و میکروارگانیسم­های به کارگرفته شده باشد. عمده اختلاف بین سرعت های نیتریفیکاسیون و دنیتریفیکاسیون در این تحقیق در مقایسه با دیگران در دو مورد خلاصه می شود که عبارتند از: 1) گونه خاص باکتری های مورد استفاده، در برخی از مطالعات از گونه خالص باکتری جداسازی شده و گونه های دیگری از باکتری های نیتریفایر و دنیتریفایر استفاده شده است و 2) استفاده از انواع مختلف منبع کربن خارجی و یا نیاز به منبع کربن خارجی کمکی بوده است.

 با توجه به نتایج حاصل شده در این مطالعه: 1) با استفاده از کنسرسیوم باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایرکه از پساب بومی جداسازی شده است، می توان میزان بیش تری از آلاینده موجود را حذف نمود. زیرا این میکروارگانیسم ها بیش تر با شرایط موجود سازگار شده­اند و سمیت این آلاینده­ها برای آن ها کم تر می­باشد. 2) در بهره­برداری پیوسته، مدت زمان بهره­برداری از این فرآیند در حدود 60 روز بوده است. 3) در زمان بهره­برداری پایش­های روزانه انجام شده تا کلیه‌ی شرایط فرآیند براساس برنامه صورت گرفته کنترل گردد. در زمانی که رآکتورها به حالت پایدار رسیده است مدت زمان ماند 1،2 و3 ساعت مورد ارزیابی قرارگرفته است که در زمان ماند 3 ساعت میزان حذف آلاینده محسوس بوده است. 4) ماکزیمم سرعت های نیتریفیکاسیون ودنیتریفیکاسیون دراین تحقیق به ترتیب  kgNH4+-N/m3.d69/2 و kgNO3-N/m3.d 49/2 بوده که در این سرعت­ها برای غلظت­های ورودی 200-50 میلی گرم بر لیتر آمونیاک و نیترات ورودی راندمان بیش از 95 درصد نیز فراهم شده است که با توجه به شرایط ایجاد شده مقادیر مناسبی می­باشد و 5) کربن فعال گرانولی می­تواند بستری مناسب برای تثبیت کنسرسیوم باکتری های جداسازی شده محسوب شود و فرآیند رشد چسبیده با راندمان بالایی انجام پذیرد.

در این تحقیق، 1) از کنسرسیوم باکتری های نیتریفایر و دنیتریفایر بومی استفاده شده و جداسازی خالص گونه خاصی از باکتری ها انجام نشده است. لذا درصورتی که ایزوله سازی گونه­های خالص باکتری­ها انجام شود، باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایری که توانایی بیش تری جهت فرآیندهای مورد نظر دارند، مورد استفاده قرار می گیرند و نتایج حاصله با این تحقیق مقایسه می گردد. 2) هم چنین  با توجه به این­که انجام فرآیندهای بیولوژیکی راندمان بالایی دارند و از نظر اقتصادی مقرون به صرفه بوده، لذا  انجام مطالعات میدانی این تحقیق نیز در فاضلاب­های صنعتی مختلف توصیه می­گردد. 3) استفاده از باکتری­های بومی نیتریفایر و دنیتریفایر در صنایع که به نحوی با ترکیبات نیتروژنی سروکار دارند، از جمله در صنایع شیمیایی، پتروشیمی و صنایع تولید کننده کاتالیست مورد استفاده قرار گیرد. 4) استفاده از کربن فعال گرانولی به عنوان بستر باکتری­های نیتریفایر و دنیتریفایر توصیه می­شود، با توجه به این که کربن فعال گرانولی سطح مخصوص بالایی نسبت به حجم خود دارا می­باشد لذا می­توان باکتری­های بسیار بیش تری را روی آن تثبیت نمود که این امر باعث بالا رفتن راندمان فرآیند می­شود و 5) برآورد اقتصادی این طرح در مقیاس صنعتی و اجرای آن در صنایع به منظور جلوگیری از آلودگی­های محیط زیست توصیه می­شود.

 

Reference

  1. Mousavi, S.A., Ibrahim, S.H., Aroua, M.K.H. 2012. Sequential nitrification and denitrification in a novel palm shell granular activated carbon twin-chamber upflow bio-electrochemical reactor. Bioresource Technology, 125: 256-266.
  2. Tchobanoglous, G., Stensel, H.D., Tsuchihashi, R., Burton, F. 2013. Wastewater Engineering: Treatment and Resource Recovery. Inc. Metcalf and Eddy, McGraw-Hill, Inc., New York, NY, 5th Edition.
  3. Lan, C.J., Kumar, M., Wang, C.C., Lin, J.G., 2011. Development of simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process in a sequential batch reactor. Bioresource Technology, 102: 5513–5519.
  4. Sievers, M., Schafer, S., Jahnz, U., Schlieker, M., Vorlop, K. D. 2002. Significant reduction of energy consumption for sewage treatment by using LentiKat® encapsulated nitrifying bacteria. Landbaufor Volkenrode SH, 241: 81-86.
  5. Yang, Q., Xiong, P., Ding, P., Chu, L., Wang, J. 2015. Treatment of petrochemical wastewater by microaerobic hydrolysis and anoxic/oxic processes and analysis of bacterial diversity. Bioresource Technology, 196: 169–175
  6. Feng, L., Yang, G., Yanng, Q., Zhu, L., Xu, X., Gao, F. 2015. Enhanced simultaneous nitrification and denitrification via addition of biodegradable carrier Phragmites communis in biofilm pretreatment reactor treating polluted source water. Ecological Engineering, 84: 346–353
  7. Gowdini, M., 2015. Two-Step ammonia removal (nitrification and denitrification) from Kermanshah Petrochemical effluent by using native bacteria immoblized on activated carbon. MSc Tez, Islamic Azad University, Kermanshah branch, Kermanshah, Iran. 
  8. Tran, N.H, Urase, T., Kusakabe, O. 2009. The characteristics of enriched nitrifier culture in the degradation of selected pharmaceutically active compounds. Journal of Hazardous Materials, 171: 1051–1057.
  9. Godini, H., Rezaee, A., Khavanin, A., Ahmadabadi, A.N., Rastegar, S., Hossini, H. 2011. Heterotrophic biological denitrification using microbial cellulose as carbon source. Journal of Polymers and the Environment, 19(1): 283-287.
  10. Saliling, W.J.B., Westerman, P.W., Losordo, T.M. 2007. Wood chips and wheat straw as alternative biofilter media for denitrification reactors treating aquaculture and other wastewaters with high nitrate concentrations. Aquacultural Engineering, 37(3): 222-233.
  11. Roca, F.A.E., Lema, J.M. 2006. Granulation in high-load denitrifying upflow sludge bed (USB) pulsed reactors. Water Research, 40(5): 871-880.
  12. EPA Manual of Nitrogen Control. EPA/625/R-93/010 US Environmental Protection Agency, Washington, USA. 1993.
  13. Kesseru, P., Kiss, I., Bihari, Z., Polyak, B., 2003. Biological denitrification in a continuous-flow pilot bioreactor containing immobilized Pseudomonas butanovora cells. Bioresorce Technology, 87: 75-80.
  14. Song, S.H., Choi, S.S., Park, K., Yoo, Y.J. 2005. Novel hybrid immobilization of microorganisms and its applications to biological denitrification. Enzyme and Microbial Technology, 37(6): 567-573.
  15. Keluskar, R., Nerurkar, A., Desai, A. 2013. Development of a simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonia oxidation and denitrification (SNAD) bench scale process for removal of ammonia from effluent of a fertilizer industry. Bioresource Technology, 130: 390-397.
  16. Carrera, J., Baeza, J.A., Vicent, T., Lafuente, J. 2003. Biological nitrogen removal of high strength ammonium industrial wastewater with two-sludge system. Water Research, 37: 4211-4221.
  17. Gabaldón, C., Izquierdo, M., Martínez-Soria, V., Marzal, P., Penya-roja, J.M., Alvarez-Hornos, F.J. 2007. Biological nitrate removal from wastewater of a metal-finishing industry. Journal of hazardous materials, 148(1): 485-490.

 

 

 

 

 

 


 



1- دانش آموخته کارشناسی ارشد، گروه مهندسی شیمی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه آزاد اسلامی، واحد کرمانشاه، کرمانشاه

2- دانشیار گروه مهندسی بهداشت محیط، دانشکده بهداشت، دانشگاه علوم پزشکی البرز،کرج * (مسوول مکاتبات).

3- استادیارگروه مهندسی شیمی، دانشکده علوم پایه، دانشگاه آزاد اسلامی واحد کرمانشاه.

[4]- MSc, Department of Chemical Engineering, College of Basic Sciences, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

[5]- Associat Professor, Department of Environmental Health Engineering, Faculty of Health, Alborz University of Medical Science. Karaj, Iran.* (Corresponding Author)

3- Assistant Professor, College of Science, Kermanshah Branch, Islamic Azad University, Kermanshah, Iran.

 

[7]- Nitrosomonas europaea

[8]- Nitrobacter winogradskyi

[9]- Paracoccus denitrificants

[10]- Pseudomonas fluorecens

[11] -Steady State

Reference

  1. Mousavi, S.A., Ibrahim, S.H., Aroua, M.K.H. 2012. Sequential nitrification and denitrification in a novel palm shell granular activated carbon twin-chamber upflow bio-electrochemical reactor. Bioresource Technology, 125: 256-266.
  2. Tchobanoglous, G., Stensel, H.D., Tsuchihashi, R., Burton, F. 2013. Wastewater Engineering: Treatment and Resource Recovery. Inc. Metcalf and Eddy, McGraw-Hill, Inc., New York, NY, 5th Edition.
  3. Lan, C.J., Kumar, M., Wang, C.C., Lin, J.G., 2011. Development of simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process in a sequential batch reactor. Bioresource Technology, 102: 5513–5519.
  4. Sievers, M., Schafer, S., Jahnz, U., Schlieker, M., Vorlop, K. D. 2002. Significant reduction of energy consumption for sewage treatment by using LentiKat® encapsulated nitrifying bacteria. Landbaufor Volkenrode SH, 241: 81-86.
  5. Yang, Q., Xiong, P., Ding, P., Chu, L., Wang, J. 2015. Treatment of petrochemical wastewater by microaerobic hydrolysis and anoxic/oxic processes and analysis of bacterial diversity. Bioresource Technology, 196: 169–175
  6. Feng, L., Yang, G., Yanng, Q., Zhu, L., Xu, X., Gao, F. 2015. Enhanced simultaneous nitrification and denitrification via addition of biodegradable carrier Phragmites communis in biofilm pretreatment reactor treating polluted source water. Ecological Engineering, 84: 346–353
  7. Gowdini, M., 2015. Two-Step ammonia removal (nitrification and denitrification) from Kermanshah Petrochemical effluent by using native bacteria immoblized on activated carbon. MSc Tez, Islamic Azad University, Kermanshah branch, Kermanshah, Iran. 
  8. Tran, N.H, Urase, T., Kusakabe, O. 2009. The characteristics of enriched nitrifier culture in the degradation of selected pharmaceutically active compounds. Journal of Hazardous Materials, 171: 1051–1057.
  9. Godini, H., Rezaee, A., Khavanin, A., Ahmadabadi, A.N., Rastegar, S., Hossini, H. 2011. Heterotrophic biological denitrification using microbial cellulose as carbon source. Journal of Polymers and the Environment, 19(1): 283-287.
  10. Saliling, W.J.B., Westerman, P.W., Losordo, T.M. 2007. Wood chips and wheat straw as alternative biofilter media for denitrification reactors treating aquaculture and other wastewaters with high nitrate concentrations. Aquacultural Engineering, 37(3): 222-233.
  11. Roca, F.A.E., Lema, J.M. 2006. Granulation in high-load denitrifying upflow sludge bed (USB) pulsed reactors. Water Research, 40(5): 871-880.
  12. EPA Manual of Nitrogen Control. EPA/625/R-93/010 US Environmental Protection Agency, Washington, USA. 1993.
  13. Kesseru, P., Kiss, I., Bihari, Z., Polyak, B., 2003. Biological denitrification in a continuous-flow pilot bioreactor containing immobilized Pseudomonas butanovora cells. Bioresorce Technology, 87: 75-80.
  14. Song, S.H., Choi, S.S., Park, K., Yoo, Y.J. 2005. Novel hybrid immobilization of microorganisms and its applications to biological denitrification. Enzyme and Microbial Technology, 37(6): 567-573.
  15. Keluskar, R., Nerurkar, A., Desai, A. 2013. Development of a simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonia oxidation and denitrification (SNAD) bench scale process for removal of ammonia from effluent of a fertilizer industry. Bioresource Technology, 130: 390-397.
  16. Carrera, J., Baeza, J.A., Vicent, T., Lafuente, J. 2003. Biological nitrogen removal of high strength ammonium industrial wastewater with two-sludge system. Water Research, 37: 4211-4221.
  17. Gabaldón, C., Izquierdo, M., Martínez-Soria, V., Marzal, P., Penya-roja, J.M., Alvarez-Hornos, F.J. 2007. Biological nitrate removal from wastewater of a metal-finishing industry. Journal of hazardous materials, 148(1): 485-490.