NO328114B1 - Fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam og fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant. - Google Patents
Fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam og fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant. Download PDFInfo
- Publication number
- NO328114B1 NO328114B1 NO20015391A NO20015391A NO328114B1 NO 328114 B1 NO328114 B1 NO 328114B1 NO 20015391 A NO20015391 A NO 20015391A NO 20015391 A NO20015391 A NO 20015391A NO 328114 B1 NO328114 B1 NO 328114B1
- Authority
- NO
- Norway
- Prior art keywords
- sludge
- seawater
- nitrifying
- denitrifying
- bacteria
- Prior art date
Links
- 239000010802 sludge Substances 0.000 title claims abstract description 161
- 230000001546 nitrifying effect Effects 0.000 title claims abstract description 91
- 239000006228 supernatant Substances 0.000 title claims description 14
- 241000894006 Bacteria Species 0.000 claims abstract description 107
- 238000000034 method Methods 0.000 claims abstract description 58
- 238000011534 incubation Methods 0.000 claims abstract description 56
- QGZKDVFQNNGYKY-UHFFFAOYSA-N Ammonia Chemical compound N QGZKDVFQNNGYKY-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims abstract description 32
- CDBYLPFSWZWCQE-UHFFFAOYSA-L Sodium Carbonate Chemical compound [Na+].[Na+].[O-]C([O-])=O CDBYLPFSWZWCQE-UHFFFAOYSA-L 0.000 claims abstract description 32
- UIIMBOGNXHQVGW-UHFFFAOYSA-M Sodium bicarbonate Chemical compound [Na+].OC([O-])=O UIIMBOGNXHQVGW-UHFFFAOYSA-M 0.000 claims abstract description 30
- 239000007788 liquid Substances 0.000 claims abstract description 30
- QVGXLLKOCUKJST-UHFFFAOYSA-N atomic oxygen Chemical compound [O] QVGXLLKOCUKJST-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims abstract description 20
- 239000001301 oxygen Substances 0.000 claims abstract description 20
- 229910052760 oxygen Inorganic materials 0.000 claims abstract description 20
- 229910021529 ammonia Inorganic materials 0.000 claims abstract description 16
- 229910000029 sodium carbonate Inorganic materials 0.000 claims abstract description 16
- 229910052799 carbon Inorganic materials 0.000 claims abstract description 15
- 229910000030 sodium bicarbonate Inorganic materials 0.000 claims abstract description 15
- 235000017557 sodium bicarbonate Nutrition 0.000 claims abstract description 15
- 239000000706 filtrate Substances 0.000 claims abstract description 7
- 239000013535 sea water Substances 0.000 claims description 70
- OKKJLVBELUTLKV-UHFFFAOYSA-N Methanol Chemical compound OC OKKJLVBELUTLKV-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 31
- XLYOFNOQVPJJNP-UHFFFAOYSA-N water Substances O XLYOFNOQVPJJNP-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 23
- 230000001580 bacterial effect Effects 0.000 claims description 19
- 235000002639 sodium chloride Nutrition 0.000 claims description 16
- OKTJSMMVPCPJKN-UHFFFAOYSA-N Carbon Chemical compound [C] OKTJSMMVPCPJKN-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 14
- CURLTUGMZLYLDI-UHFFFAOYSA-N Carbon dioxide Chemical compound O=C=O CURLTUGMZLYLDI-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 14
- 150000003839 salts Chemical class 0.000 claims description 14
- 238000004062 sedimentation Methods 0.000 claims description 14
- 238000005273 aeration Methods 0.000 claims description 12
- 238000004519 manufacturing process Methods 0.000 claims description 10
- 239000001569 carbon dioxide Substances 0.000 claims description 7
- 229910002092 carbon dioxide Inorganic materials 0.000 claims description 7
- QAOWNCQODCNURD-UHFFFAOYSA-N Sulfuric acid Chemical compound OS(O)(=O)=O QAOWNCQODCNURD-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 6
- 238000012786 cultivation procedure Methods 0.000 claims description 6
- 239000005416 organic matter Substances 0.000 claims description 6
- GRYLNZFGIOXLOG-UHFFFAOYSA-N Nitric acid Chemical compound O[N+]([O-])=O GRYLNZFGIOXLOG-UHFFFAOYSA-N 0.000 claims description 5
- 229910017604 nitric acid Inorganic materials 0.000 claims description 5
- 239000007864 aqueous solution Substances 0.000 claims description 4
- 230000015572 biosynthetic process Effects 0.000 claims description 4
- FAPWRFPIFSIZLT-UHFFFAOYSA-M Sodium chloride Chemical compound [Na+].[Cl-] FAPWRFPIFSIZLT-UHFFFAOYSA-M 0.000 claims description 2
- 238000002156 mixing Methods 0.000 claims description 2
- 239000012266 salt solution Substances 0.000 claims description 2
- 239000011780 sodium chloride Substances 0.000 claims description 2
- 239000000203 mixture Substances 0.000 abstract description 6
- 239000010801 sewage sludge Substances 0.000 abstract description 5
- 239000002699 waste material Substances 0.000 abstract description 4
- 239000002253 acid Substances 0.000 abstract description 3
- IJGRMHOSHXDMSA-UHFFFAOYSA-N Atomic nitrogen Chemical compound N#N IJGRMHOSHXDMSA-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 26
- 230000000694 effects Effects 0.000 description 12
- 229910052757 nitrogen Inorganic materials 0.000 description 11
- 241001453382 Nitrosomonadales Species 0.000 description 9
- 230000007423 decrease Effects 0.000 description 9
- 239000013505 freshwater Substances 0.000 description 8
- 239000000126 substance Substances 0.000 description 8
- 210000004027 cell Anatomy 0.000 description 7
- 244000005700 microbiome Species 0.000 description 7
- 238000006243 chemical reaction Methods 0.000 description 6
- 230000003750 conditioning effect Effects 0.000 description 6
- 238000005516 engineering process Methods 0.000 description 6
- 239000002994 raw material Substances 0.000 description 6
- 239000002689 soil Substances 0.000 description 6
- 229910001873 dinitrogen Inorganic materials 0.000 description 5
- 238000001914 filtration Methods 0.000 description 5
- 238000007254 oxidation reaction Methods 0.000 description 5
- LFQSCWFLJHTTHZ-UHFFFAOYSA-N Ethanol Chemical compound CCO LFQSCWFLJHTTHZ-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 4
- 238000005352 clarification Methods 0.000 description 4
- 238000011109 contamination Methods 0.000 description 4
- 239000003337 fertilizer Substances 0.000 description 4
- 230000005484 gravity Effects 0.000 description 4
- 239000003673 groundwater Substances 0.000 description 4
- 230000003647 oxidation Effects 0.000 description 4
- 230000000630 rising effect Effects 0.000 description 4
- 241000251468 Actinopterygii Species 0.000 description 3
- 229910002651 NO3 Inorganic materials 0.000 description 3
- NHNBFGGVMKEFGY-UHFFFAOYSA-N Nitrate Chemical compound [O-][N+]([O-])=O NHNBFGGVMKEFGY-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 3
- 241000700605 Viruses Species 0.000 description 3
- 239000000872 buffer Substances 0.000 description 3
- 230000003247 decreasing effect Effects 0.000 description 3
- 239000008187 granular material Substances 0.000 description 3
- 238000004321 preservation Methods 0.000 description 3
- 230000001105 regulatory effect Effects 0.000 description 3
- 239000010865 sewage Substances 0.000 description 3
- 238000003756 stirring Methods 0.000 description 3
- 239000000758 substrate Substances 0.000 description 3
- QGZKDVFQNNGYKY-UHFFFAOYSA-O Ammonium Chemical compound [NH4+] QGZKDVFQNNGYKY-UHFFFAOYSA-O 0.000 description 2
- 241000182351 Inimicus japonicus Species 0.000 description 2
- CBENFWSGALASAD-UHFFFAOYSA-N Ozone Chemical compound [O-][O+]=O CBENFWSGALASAD-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 2
- 230000008901 benefit Effects 0.000 description 2
- 150000001875 compounds Chemical class 0.000 description 2
- 238000012258 culturing Methods 0.000 description 2
- 238000010790 dilution Methods 0.000 description 2
- 239000012895 dilution Substances 0.000 description 2
- 238000002474 experimental method Methods 0.000 description 2
- 150000004678 hydrides Chemical class 0.000 description 2
- 239000001257 hydrogen Substances 0.000 description 2
- 229910052739 hydrogen Inorganic materials 0.000 description 2
- 239000000852 hydrogen donor Substances 0.000 description 2
- -1 hydrogen ions Chemical class 0.000 description 2
- 229910017464 nitrogen compound Inorganic materials 0.000 description 2
- 150000002830 nitrogen compounds Chemical class 0.000 description 2
- 230000003287 optical effect Effects 0.000 description 2
- 238000011197 physicochemical method Methods 0.000 description 2
- 235000001674 Agaricus brunnescens Nutrition 0.000 description 1
- 241000195493 Cryptophyta Species 0.000 description 1
- 241000238557 Decapoda Species 0.000 description 1
- MYMOFIZGZYHOMD-UHFFFAOYSA-N Dioxygen Chemical compound O=O MYMOFIZGZYHOMD-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 1
- 241000233866 Fungi Species 0.000 description 1
- UFHFLCQGNIYNRP-UHFFFAOYSA-N Hydrogen Chemical compound [H][H] UFHFLCQGNIYNRP-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 1
- BELBBZDIHDAJOR-UHFFFAOYSA-N Phenolsulfonephthalein Chemical compound C1=CC(O)=CC=C1C1(C=2C=CC(O)=CC=2)C2=CC=CC=C2S(=O)(=O)O1 BELBBZDIHDAJOR-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 1
- 241000269908 Platichthys flesus Species 0.000 description 1
- 229910021536 Zeolite Inorganic materials 0.000 description 1
- 238000009825 accumulation Methods 0.000 description 1
- 238000005842 biochemical reaction Methods 0.000 description 1
- 239000012620 biological material Substances 0.000 description 1
- 239000006227 byproduct Substances 0.000 description 1
- 238000004364 calculation method Methods 0.000 description 1
- 210000002421 cell wall Anatomy 0.000 description 1
- 230000005757 colony formation Effects 0.000 description 1
- 238000007796 conventional method Methods 0.000 description 1
- 230000008021 deposition Effects 0.000 description 1
- HNPSIPDUKPIQMN-UHFFFAOYSA-N dioxosilane;oxo(oxoalumanyloxy)alumane Chemical compound O=[Si]=O.O=[Al]O[Al]=O HNPSIPDUKPIQMN-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 1
- 229910001882 dioxygen Inorganic materials 0.000 description 1
- 230000008030 elimination Effects 0.000 description 1
- 238000003379 elimination reaction Methods 0.000 description 1
- 230000007613 environmental effect Effects 0.000 description 1
- 238000003912 environmental pollution Methods 0.000 description 1
- 235000013305 food Nutrition 0.000 description 1
- 239000007789 gas Substances 0.000 description 1
- 230000013731 heat acclimation Effects 0.000 description 1
- 238000010438 heat treatment Methods 0.000 description 1
- 230000000887 hydrating effect Effects 0.000 description 1
- 238000005286 illumination Methods 0.000 description 1
- 238000002347 injection Methods 0.000 description 1
- 239000007924 injection Substances 0.000 description 1
- 238000005342 ion exchange Methods 0.000 description 1
- 239000000463 material Substances 0.000 description 1
- VNWKTOKETHGBQD-UHFFFAOYSA-N methane Natural products C VNWKTOKETHGBQD-UHFFFAOYSA-N 0.000 description 1
- 230000000813 microbial effect Effects 0.000 description 1
- 244000000010 microbial pathogen Species 0.000 description 1
- 238000006396 nitration reaction Methods 0.000 description 1
- 235000015097 nutrients Nutrition 0.000 description 1
- 230000003204 osmotic effect Effects 0.000 description 1
- 239000007793 ph indicator Substances 0.000 description 1
- 229960003531 phenolsulfonphthalein Drugs 0.000 description 1
- 239000002244 precipitate Substances 0.000 description 1
- 230000035755 proliferation Effects 0.000 description 1
- 238000000746 purification Methods 0.000 description 1
- 230000029219 regulation of pH Effects 0.000 description 1
- 230000029058 respiratory gaseous exchange Effects 0.000 description 1
- 239000013049 sediment Substances 0.000 description 1
- 238000000926 separation method Methods 0.000 description 1
- 239000011734 sodium Substances 0.000 description 1
- 239000007787 solid Substances 0.000 description 1
- 239000000243 solution Substances 0.000 description 1
- 230000001954 sterilising effect Effects 0.000 description 1
- 238000004659 sterilization and disinfection Methods 0.000 description 1
- 238000003860 storage Methods 0.000 description 1
- 238000003786 synthesis reaction Methods 0.000 description 1
- 238000005406 washing Methods 0.000 description 1
- 239000002351 wastewater Substances 0.000 description 1
- 208000016261 weight loss Diseases 0.000 description 1
- 239000013585 weight reducing agent Substances 0.000 description 1
- 239000010457 zeolite Substances 0.000 description 1
Classifications
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F3/00—Biological treatment of water, waste water, or sewage
- C02F3/34—Biological treatment of water, waste water, or sewage characterised by the microorganisms used
- C02F3/348—Biological treatment of water, waste water, or sewage characterised by the microorganisms used characterised by the way or the form in which the microorganisms are added or dosed
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C12—BIOCHEMISTRY; BEER; SPIRITS; WINE; VINEGAR; MICROBIOLOGY; ENZYMOLOGY; MUTATION OR GENETIC ENGINEERING
- C12N—MICROORGANISMS OR ENZYMES; COMPOSITIONS THEREOF; PROPAGATING, PRESERVING, OR MAINTAINING MICROORGANISMS; MUTATION OR GENETIC ENGINEERING; CULTURE MEDIA
- C12N1/00—Microorganisms, e.g. protozoa; Compositions thereof; Processes of propagating, maintaining or preserving microorganisms or compositions thereof; Processes of preparing or isolating a composition containing a microorganism; Culture media therefor
- C12N1/20—Bacteria; Culture media therefor
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C02—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F—TREATMENT OF WATER, WASTE WATER, SEWAGE, OR SLUDGE
- C02F2305/00—Use of specific compounds during water treatment
- C02F2305/06—Nutrients for stimulating the growth of microorganisms
Landscapes
- Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
- Engineering & Computer Science (AREA)
- Chemical & Material Sciences (AREA)
- Health & Medical Sciences (AREA)
- Organic Chemistry (AREA)
- Microbiology (AREA)
- Zoology (AREA)
- Wood Science & Technology (AREA)
- Genetics & Genomics (AREA)
- Bioinformatics & Cheminformatics (AREA)
- Biotechnology (AREA)
- Tropical Medicine & Parasitology (AREA)
- General Health & Medical Sciences (AREA)
- Virology (AREA)
- Medicinal Chemistry (AREA)
- Biomedical Technology (AREA)
- General Engineering & Computer Science (AREA)
- Biochemistry (AREA)
- Biodiversity & Conservation Biology (AREA)
- Hydrology & Water Resources (AREA)
- Environmental & Geological Engineering (AREA)
- Water Supply & Treatment (AREA)
- Purification Treatments By Anaerobic Or Anaerobic And Aerobic Bacteria Or Animals (AREA)
- Activated Sludge Processes (AREA)
- Treatment Of Sludge (AREA)
- Micro-Organisms Or Cultivation Processes Thereof (AREA)
Abstract
Fremgangsmåte for inkubasjon av nitrifiserende bakterier i en høy konsentrasjon som er inne- holdt i lave mengder i aktivert slam slik som kloakkslam og ekskrementslam, og ved at det aktiverte slammet utsettes for nitrifisering og akklimatiseringskultivering i ca. en til to måne- der ved anvendelse av en slambehandlet avfallsvæske slik som dehydrert slamfiltrat og utvatnet eluat (ammoniakkonsentrasjon: 100-300 mg/liter) under slike forhold at oppløst oksygen er 2-4 mg/liter, pH er 7,5-8,5 og temperatur er 25-35°C og samtidig holdes pH som har en tendens til å gå mot syresiden under akklimatiseringskultiveringen konstant innenfor pH- området på 7,5-8,5 ved tilsetning av en inkubasjonspromotor innbefattende blanding av natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat (molsforholdet er 4-7:4-8) hvorved de nitrifiserende bakteriene inneholdt i slammet utsettes for en akklimatiseringskultivering og akkumuleres. Som et resultat av dette er det nå mulig å inkubere de nitrifiserende bakteriene i en stor mengde og også i en høy konsentrasjon.
Description
Den foreliggende oppfinnelse vedrører en fremgangsmåte til fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam for å gi AMNS'et redusert volum og økt innhold av nitrifiserende bakterier. Videre vedrører oppfinnelsen en fremgangsmåte til fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant for å gi AMDS'et redusert volum og økt innhold av denitrifiserende bakterier slik det fremgår av ingressen i krav 11.
Med hensyn til en fremgangsmåte for elimineringen av forurensing med nitrogen, spesielt med ammoniakk, i et vandig system, er det en fysikalsk-kjemisk fremgangsmåte og en fremgangsmåte som benytter organismer.
Eksempler på den fysikalsk-kjemiske fremgangsmåten er en ammoniakkstrippemetode, en diskontmuerligpunkiklonnjeksjonsmetode, en zeolittmetode og en ionebyttemetode.
I disse metodene er det imidlertid mange problemer i lys av effektiviteten og den sekundære miljømessige forurensingen som skyldes biprodukter.
Få en annen side er det med hensyn til en fremgangsmåte som benytter organismer, velkjent at en fremgangsmåte ved behandling av mikroorganismer som anvender nitrifiserende bakterier (ammoniakkoksiderende bakterier og nitritoksiderende bakterier) og denitrifiserende bakterier (nitratoksiderende bakterier) er svært nyttig. Skadelig restnitrogen i et vandig system akkumuleres som nitration som et resultat av aktiviteten til nitrifiserende bakterier under ae-robiske forhold, redusert til sikker nitrogengass av denitrifiserende bakterier under anaerobis-ke forhold og ført til atmosfæren.
Nitrifiserende bakterier har imidlertid en langsom veksthastighet og lever ikke ved hjelp av dannelse av kolonier og det er derfor ikke rapportert om noen suksess i en høykonsentrasjons-inkubasjon i en stor mengde i en industriell skala inntil i dag idet det har gått mer enn hundre år siden deres nærvær ble bekreftet.
Den konvensjonelle inkubasjonsmetoden er således basert på liten skala i et testrarnivå med et objekt av ren kultur og, i tilfellet av inkubasjon på ca. to måneder, er resultatet at mediumet i en kolbe ikke er suspendert slik at den ikke er en inkubasjonsmetode som kan anvendes i in-dustrien.
Nærmere bestemt skal det nevnes at når nitrifisering begynner under inkubasjonen av nitrifiserende bakterier, synker pH og, inntil nå, har det vært kjent noen fremgangsmåter for en ef-fektiv økning i pH'en. På en annen side reduseres karbonkilder som et resultat av nitrifisering og, inntil nå, har karbondioksid blitt anvendt for tilførsel av karbonkilden. Selv om det selv-følgelig er mulig å forhindre at man bruker opp karbonkilder når karbondioksid tilføres, for-løper den ovennevnte senkingen av pH'en ytterligere ved at aktiviteten til de nitrifiserende bakteriene stopper og det er en grense for veksten av bakteriene.
US A 5705072 beskriver anvendelsen av nitrifiserende bakterier for rensing av avløpsvann fra gassvaskeanlegg.
Baumann et al. (Wat Res., vol. 32, nr. 8,1997, s. 1947-1954) omhandler stabile kulturer av denitrifiserende bakterier anriket fra slam, men ikke at det fremstilles et volumredusert slam.
I DE Cl 42 16357 beskrives det denitrifiserende akalifile bakterier anriket fra et denitrifise-ringsbasseng.
Referanse til deponerte biologiske materialer:
(1) Navn på deponeringsinstitusjon: Patent Microorganism Depository Center, National Institute of Bioscience and Human Technology, Agency of Industrial Science and Technology, Mm
Adresse: Postnummer 305-0046
1-1-3 Higashi, Tsukuba-shi- Ibaraki-ken, Japan
(2) Deponeringsdato: 27. april 2000
(3) Aksesjonsnummer: FERM BP-7150
Den foreliggende oppfinnelse vedrører en fremgangsmåte til fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fira ekskrementslam for å gi AMNS'et redusert volum og økt innhold av nitrifiserende bakterier.
Fremgangsmåten er kjennetegnet ved at den omfatter at
ekskrementslammet tilsettes sjøvann for å fortynnes, og tilsettes utråtnet eluat og/eller dehydrert filtrat produsert i et vannbehandlingsanlegg, for å danne sjøvannfortynnet slam som har et arnmoniakkinnhold på 100-300 mg/liter, og valgfritt tilsettes det fortynnet svovelsyre for å senke pH i det sjøvannfortynnete slam til ikke mer enn 8.5,
det tilberedes en blandet vandig løsning av 0,4-0,7 mol natriumkarbonat og 0,4-0,8 mol natriumhydrogenkarbonat,
det sjøvannfortynnete slam underkastes en kuluveringsprosedyre i en inkubasjonstank i én til tre måneder, hvor (1) pH-området holdes ved 7,5-8,5, (2) den løste oksygenkonsentrasjon holdes innenfor et område på 2-4 mg/liter, (3) temperaturen holdes innenfor et område på 20-40°C og (4) ammoniakkinnholdet holdes ved 100-300 mg/liter,
det induseres en generering av nitrifiserende bakteriefhugg, som hver har en kjerne som omfatter knapt nedbrytbart organisk stoff som stammer fra døde bakterier og som har de nitrifiserende bakterier festet på kjernen, og
det induseres sedimentering av de nitrifiserende bakteriefhugg for å gi AMNS'et redusert volum.
En foretrukket fremgangsmåte er at innholdet av nitrifiserende bakterier i AMNS'et er omtrent ti ganger av det som er i ekskrementslammet, som er omtrent 0,35%.
En annen foretrukket framgangsmåte er at volum av AMNS'et er en tredjedel til en fjerdedel av ekskrementslammet.
Det er også foretrukket at saltkonsentrasjon i det sjøvannfortynnete slam er 80% av saltkonsentrasjonen i sjøvannet ved oppstart av kultiveringsprosedyren og bringes opp til 100% av nevnte saltkonsentrasjon etter en dags fullstendig nitrifisering av ammoniakk med et innhold på 100 mg/ml NKU-N.
Videre foretrekkes det at den blandete saltløsning har 0,4-0,7 mol/liter natriumkarbonat og 0,4-0,8 mol/liter av natriumhydrogenkarbonat.
En foretrukket fremgangsmåte er også at diameteren til hvert nitrifiserende bakteriefhugg er 50-100 um, og diameteren til kjernen i hvert nitrifiserende bakteriefhugg er 20-100 nm.
En annen foretrukket fremgangsmåte er at SV30 av det sjøvannfortynnete slam er omtrent 9% ved et tidspunkt når de nitrifiserende bakteriefhugg er dannet.
Videre foretrukket er en framgangsmåte hvor hovedkarbonkilden for karbondioksidassimilering er natriumkarbonatet og natriumhydrogenkarbonatet.
Det foretrekkes også at temperaturen holdes innenfor et område på 25-35°C.
Det foretrekkes også at luftingen er slik at konsentrasjonen av oppløst oksygen holdes ved 4 mg/liter.
Oppfinnelsen vedrører også en fremgangsmåte for fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant som oppnås med en fremgangsmåte i samsvar med et av de foregående avsnitt ved tidspunkt for sedimentering, for å gi AMDS'et redusert volum og økt innhold av denitrifiserende bakterier.
Fremgangsmåten er kjennetegnet ved at den omfatter at
ekskrementslammet tilsettes sjøvann, den nitrifiserte supernatant og metanol i en mengde som tilsvarer 3 ganger NO3-N innholdet i den nitrifiserte supernatant for å gi et andre sjø-vannfortynnet slam,
det andre sjøvannfortynnete slam underkastes en kuluveringsprosedyre i en andre inkubasjonstank i én til tre måneder, hvori (1) pH-området holdes ved 7,5-8,5, (2) det omrøres for å holde den løste oksygenkonsentrasjon ved 0,5 mg/liter eller mindre, (3) temperaturen holdes innenfor et område på 25-30°C ,og (4) sedimentering induseres og supematantvæske fjernes fra det andre sjøvannfortynnete slam og deretter tilsettes det andre sjøvannfortynnete slam en væske som er frembrakt ved blanding av den nitrifiserte supernatant med metanol ved mengde tilsvarende 3 ganger NO3-N innholdet i den nitrifiserte supernatant,
det induseres dannelsen av død av denitrifiserende bakteriefhugg, som hver har en kjerne omfattende knapt nedbrytbart organisk stoff som stammer fra døde bakterier og som har de denitrifiserende bakterier festet på kjernen, og
det induseres sedimentering av de denitrifiserende bakteriefhugg for å gi AMDS'et redusert volum.
En foretrukket framgangsmåte er at saltkonsentrasjon i det andre sjøvannfortynnete slam er 75% av saltkonsentrasjonen i sjøvannet ved starten av kultiveringsprosedyren og bringes opp til 100% av sjøsaltkonsentrasjonen etter en dags fullstendig nitrifisering av salpetersyre i en mengde på 100 mg/liter av N03-N - innholdet.
En annen foretrukket fremgangsmåte er at SV30 av det andre sjøvannfortynnete slam er 11 % ved et tidspunkt når de denitrifiserende bakteriefhugg er dannet.
Det beskrives også en fremgangsmåte for inkubasjon av nitrifiserende bakterier i en høy konsentrasjon som er inneholdt i lave mengder i aktivert slam slik som kloakkslam og ekskrementslam og en fremgangsmåte for en høykonsentrasjonsinkubasjon av nitrifiserende bakterier, og fremgangsmåten er kjennetegnet ved at det ovennevnte aktiverte slammet utsettes for nitrifisering og akklimatiseringskultivering av en væske som inneholder NH4-N i en forhåndsbestemt periode under slike forhold at det oppløste oksygenet ikke er mindre enn 2 mg/liter, pH er 7,0-9,0 og temperatur er 20-40°C og, samtidig er pH'en som tenderer til syresiden under prosessen for akklimatiseringskultivering holdt konstant innenfor det ovennevnte området ved tilsetning av en inkubasjonspromotor som innbefatter en blanding av natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat hvorved de nitrifiserende bakteriene inneholdt i det ovennevnte slammet utsettes for akklimatiseringskultivering og akkumuleres.
Videre beskrives det en framgangsmåte for inkubasjon av denitrifiserende bakterier i en høy konsentrasjon som er inneholdt i lave mengder i aktivert slam slik som kloakkslam og ekskrementslam og er en fremgangsmåte for en høykonsentrasjonsinkubasjon av denitrifiserende bakterier, og som er kjennetegnet ved at det ovennevnte aktiverte slammet utsettes for denitrifisering og akklimatiseringskultivering av en væske som inneholder NO3-N i en forhåndsbestemt periode under slike forhold at oppløst oksygen ikke er mer enn 2 mg/liter, pH er 6,0-9,0, temperatur er 10-40°C og ROH (R er CH3- og/eller C2H5-) er til stede som en ekstern karbonkilde hvorved de denitrifiserende bakteriene inneholdt i det ovennevnte aktiverte slammet utsettes for akklimatiseringskultivering og akkumuleres.
Ifølge oppfinnelsen er det nå mulig å inkubere de nitrifiserende bakteriene eller de denitrifiserende bakteriene i en stor mengde og også i en høykonsentrasjon.
Aktivert slam
Eksempler på det aktiverte slammet anvendt i oppfinnelsen er kloakkslam og ekskrementslam. Slammet kan enten underkastes en fortynnende behandling med ferskvann eller underkastes en fortynnende behandling med sjøvann men, når nitrifiserende bakterier eller denitrifiserende bakterier inkuberes ved anvendelse av et slam fortynnet med sjøvann som et råmateriale, kan sjøvannsnitirfiserende bakterier og sjøvannsdenitrifiserende bakterier som foreligger i små mengder oppnås i store mengder, og derfor er det hensiktsmessig å anvende et aktivert slam som er fortynnet med sjøvann.
I naturlig sjøvann er det sjøvannsnitirfiserende bakterier som er antatt å ha større motstand overfor salt enn ferskvannsnitrifiserende bakterier. Imidlertid, siden deres mengde er svært liten og deres separasjon i en ren tilstand er vanskelig, er studier av dette kommet i bakgrun-nen av ferskvannsnitrifiserende bakterier. I henhold til inkubasjonsmetoden ifølge foreliggende oppfinnelse er imidlertid det aktiverte slammet som er fortynnet med sjøvann som tidligere nevnt, anvendt hvorved det er mulig å fremstille sjøvannsnitirfiserende bakerier med høye konsentrasjoner. Sjøvannsnitirfiserende bakterier er utstyrt med lagdelte cellevegger og har en stor motstand overfor endringer i osmotisk trykk og overfor forskjellige kjemiske substanser som hemmer veksten.
Inkubasionsforhold ( alddimatisermgskultivering) for nitrifiserende bakterier
Ved inkubasjonen av nitrifiserende bakterier inneholdt i aktivert slam utsettes det aktiverte slammet for nitrifisering og akklimatiseringskultivering i en forhåndsbestemt periode (f.eks. i en måned, to måneder eller i tre måneder) ved anvendelse av avfallsvæske i slambehandling slik som dehydrert slamfiltrat og (anaerobisk) utråtnet eluat og, siden mtrifiseringen og akklimatiseringskultiveringen skal utføres aerobisk, er det nødvendig at det oppløste oksygenet (DO) da er 2 mg/liter eller mer. Det har imidlertid først under dette eksperimentet vist seg at når den oppløste oksygenkonsentrasjonen er for høy, har veksthastigheten en tendens til å synke. Dette skal illustreres mer detaljert senere.
Jo mer oppløst oksygen, jo raskere er nitrifiseringshastigheten av de nitrifiserende bakteriene. Det er derfor antatt at jo mer oppløst oksygen, jo raskere er mtrifiseringen og akklimatiseringskultiveringen men, ganske uventet, har det vist seg nå at hastigheten på akklimatiseringskultiveringen og akkumuleringen synker når mengden oppløst oksygen (DO) er mer enn ca. 5 mg/liter. Følgelig er det svært foretrukket at (DO) konsentrasjonen av oppløst oksygen er 2-4 mg/liter.
Det er også nødvendig at pH er 7,0-9,0, og spesielt når det anvendes aktivert slam fortynnet med sjøvanner pH-verdien fortrinnsvis 7,5-8,5, og nærmere foretrukket 7,5-7,8.
Med hensyn til inkubasjonstemperaturen er veksthastigheten høy når den er innenfor et område på 20-40°C, og området på 25-35°C er særlig foretrukket.
Under inkubasjonsprosessen synker alkaliniteten når pH-verdien synker. Oksidasjon av NHU<+ >til NO2" av de ammoniakkoksiderende og oksidasjon av NO2" til NO3' av de nitritoksiderende bakteriene er uttrykt ved de følgende to likningene (A) og (B). Likning (C) er en likning som uttrykker de nitrifiserende bakteriene som en helhet.
(Ammoniakkoksiderende bakterier)
(Nitritoksiderende bakterier)
(Blandet system)
Fra disse likningene skal man legge merke til at 4,57 mg 02/mg NH4-N av oksygen er nød-vendig for oksidasjonen av NH4-N til NO3-N og at siden hydrogenion frigjøres når nitrifise-ringsreaksjonen forløper, synker alkaliniteten når pH-verdien i inkubasjonssystemet synker. Siden inkubasjonshastigheten synker når pH synker, stopper aktiviteten ved mikroorganisme-ne som i de konvensjonelle metodene med mindre pH holdes på en forhåndsbestemt verdi ved anvendelse av en buffer eller liknende.
Under den antakelse at en substans som er blanding av ikke-hydrid og hydrid for å gi en buf-fervirkning er egnet for å regulere pH som tenderer mot en syreside under inkubasjonsprosessen, er det i den foregående oppfinnelsen gjentatte ganger utført prøving- og feiling ved anvendelse av mange forbindelser og som et resultat av dette, har man funnet ut at det mest hen-siktsmessige er å gjenvinne pH-verdien ved å tilsette en inkubasjonspromotor som innbefatter en kombinasjon av natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat.
Det er kjent at syntetiske reaksjoner av materielle celler generelt kan uttrykkes ved den føl-gende likningen.
Når denne anvendes for den biokjemiske reaksjonslikningen i det ovennevnte blandede inkubasjonssystemet (C), vil resultatet være nesten som følger:
Det fremkommer fra den ovennevnte likningen at mye av karbonkilden er nødvendig for inkubasjon av nitrifiserende bakterier selv sammenliknet med ammoniumion som er et energi - substrat.
Når en inkubasjonspromotor som innbefatter en kombinasjon av natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat tilføres, kan karbonkilden for karbondioksidassimileringen tilføres samtidig. Det vises til etterfølgende illustrasjon av dette.
Når bare natriumkarbonat anvendes, kan en effekt av økning av den synkende pH oppnås fordi natriumkarbonatet er svært alkalisk, men, siden en effekt av økning av pH-verdien er stor, kan den ikke anvendes i en stor mengde siden dette er uhensiktsmessig for den tilstrekkelige tilførselen av karbonkilden. Når det på den andre side bare anvendes natriumhydrogenkarbonat, er det ikke noe problem for tilførselen av den uorganiske karbonkilden, men for å holde pH konstant, skal det tilføres en stor mengde, noe som ikke er foretrukket.
I lys av denne omstendigheten og ulempen som sådan, benyttes fordelaktig en blanding av natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat. Når vandig løsning av disse forbindelsene anvendes, er det nå mulig at pH'en som gradvis synker holdes konstant og, samtidig kan den uorganiske karbonkilden for karbondioksidassimileringen for en organisme tilføres effektivt.
Med hensyn til sammensetningsforholdet mellom natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat i den ovennevnte blandingen er molforholdet mellom natriumkarbonat og natriumhydrogenkarbonat fortrinnsvis 4-7:4-8 og, for å være mer presis er en blandet vandig løsning på 0,4-0,7 (mol/liter) av natriumkarbonat og 0,4-0,8 (mol/liter) av natriumhydrogenkarbonat ef-fektiv.
Styring av inkubasjonssystemets pH kan utføres enten kontinuerlig eller periodisk. Skjønt det er foretrukket å benytte et kontinuerlig pH-styringsapparat slik som en pH-kontroller, er den foreliggende oppfinnelsen ikke begrenset til dette, men det er også mulig å utføre denne ved hjelp av manuelt arbeid ved benyttelse av en pH-indikator slik som fenolrødt.
Arnmoniakkonsentrasjonen i en løsning inneholdende NH4-N er fortrinnsvis fra 100 mg/liter til 300 mg/liter og er nærmere foretrukket ikke mer enn 200 mg/liter. Ammoniakk er en energikilde når ammoniakkoksiderende bakterier som er kjemoautorofiske bakterier vokser ved utførelsen av karbondioksidassimileringen men, hvis det er til stede for mye, kan dette i stedet hemme veksten og proliferasjonen i noen tilfeller. De nitritoksiderende bakteriene som er inneholdt i aktivert slam som ammoniakkoksiderende bakterier er bakteriene som suk-sessivt oksiderer salpetersyrling produsert av de ammoniakkoksiderende bakteriene men, på grunn av en slik egenskap, er de svake overfor høye konsentrasjoner av salpetersyrling og, derfor må startkonsentrasjonen av ammoniakk ikke være for høy. Når konsentrasjonen av ammoniakk er over 300 mg/liter, er det hensiktsmessig å fortynne med sjøvann eller ferskvann.
For en væske inneholdende NH4-N er det foretrukket å anvende en avfallsvæske i slambehandling slik som dehydrert slamfiltrat og utråtnet eluat produsert i et vannbehandlingsanlegg.
Når aktivert slam utsettes for nitrifisering og akklimatiseringskultivering ved anvendelse av en avfallsvæske i en slambehandling slik som dehydrert slamfiltrat og utråtnet eluat under de ovennevnte inkubasjonsforholdene, kan de nitrifiserende bakteriene inneholdt i små mengder i det aktiverte slammet inkuberes i en høy konsentrasjon. I tillegg til dette er det mulig ifølge den foreliggende oppfinnelsen å redusere det aktiverte slammet til 1/3 til 1/4 i løpet av to måneder og også å fremstille nitrifisert slam med en høy spesifikk vekt.
I mellomtiden er det blitt nevnt at aktivitetsslam inneholder ca. 0,35% av nitrifiserende bakterier. Når et slikt aktivitetsslam anvendes som et råmateriale og utsettes for akklimatiseringskultivering og akkumuleres i ca. to måneder av en væske som inneholder NH4-N, øker mengden av de nitrifiserende bakteriene i det aktiverte slammet ca. ti ganger (3,5%). Under denne prosessen dør andre bakterier på grunn avkarmibalisme fordi ingen næringsstoffer (føde) tilfø-res fra utsiden. Som et resultat av dette reduseres mengden av det aktiverte slammet (volumet reduseres).
Når mesteparten av de øvrige bakteriene dør, blir de et hardt nedbrytbart organisk stoff med en stor spesifikk vekt kalt "granulat" og de nitrifiserende bakteriene fester seg rundt dem som en kjerne. Et slikt hardt nedbrytbart organisk stoff som de nitrifiserende bakteriene fester seg til sedimenteres i inkubasjonssystemet på grunn av dets høye spesifikke vekt. Ved inkubasjonen av de nitrifiserende bakteriene i en høy konsentrasjon er den gode sedimentasjons-egenskapen som nevnt ovenfor vesentlig. Nitrifiserende bakterier har således generelt en lett spesifikk vekt og flyter i den rene kulturen. Det er derfor en stor mulighet for at nitrifiserende bakterier flyter ut fra inkubasjonssystemet slik at en høykonsentrasjonsinkubasjon ikke kan forventes. I en høykonsentrasjonsinkubasjon er produksjon av den ovennevnte kjernen (det hardt nedbrytbare organiske stoffet) vesentlig og generering av kjerne observeres ikke i ren kultur av de nitrifiserende bakteriene, men observeres bare når det aktiverte slammet anvendes som et råmateriale.
Forhold for inkubasjon ( akklimatiseringskultivering) av denitrifiserende bakterier Inkubasjon av denitrifiserende bakterier inneholdt i aktivert slam utføres ved å utsette det aktiverte slammet for en denitrifiserende akklimatiseringskultivering av en væske som inneholder NCVN i en forhåndsbestemt periode (slik som en måned, to måneder eller tre måneder).
En denitrifiserende reaksjon er en reaksjon hvor en organisk energikilde (som vil nevnes senere) som en hydrogendonor, oksideres ved anvendelse av molekylært oksygen i N03" i en væske som inneholder N03-N. Således er en denitrifiserende reaksjon en oksidasjonsreaksjon av en organisk substans (AEfc) hvor NO3" er en slutthydrogenakseptor i stedet for oksygen og er uttrykt ved den følgende likningen (en forenklet likning).
Denne denitrifiserende akklmiatiseringskultiveringen utføres anaerobt og derfor skal det opp-løste oksygenet (DO) ikke være mer enn 2 mg/liter, fortrinnsvis ikke mer enn 1 mg/liter eller nærmere foretrukket ikke mer enn 0,5 mg/liter (med andre ord er det nødvendig å fremstille en tilstand hvor en nitratrespirasjon kan finne sted).
pETen kan være innenfor området på 6,0-9,0 og, istedet for en annen måte, er en alkalisk side foretrukket. Mer presist er pH'en fortrinnsvis 6,5-8,5, mer foretrukket 7,0-8,5, og enda mer foretrukket 7,5-8,5.
Med hensyn til inkubasj onstemperaruren synker aktiviteten raskt når den er lavere enn 10°C og derfor skal temperaturen være 10-40°C, fortrinnsvis 15-30°C, og mer foretrukket 25-30°C.
Med hensyn til væsken som inneholder NO3-N, er det mulig å anvende en nitrifisert Qg ak-klimatiseringskultivert væske som er produsert når inkubasjon av nitrifiserende bakterier er utført ved anvendelse av det aktiverte slammet (jfr. det allerede nevnte avsnittet).
Som nevnt ovenfor skal et organisk stoff supplementeres fra utsiden som en hydrogendonor og også som en karbonkilde for cellesyntesen. Med hensyn til et slikt organisk stoff fra utsiden, er anvendelsen av metanol foretrukket fordi den fører til raskere veksthastighet og er billigere og lettere tilgjengelig. Det er også mulig å anvende etanol sammen med eller i stedet for metanol.
Skjønt det ikke er noen spesiell begrensning for konsentrasjonen av metanol og/eller etanol som skal tilsettes, er det foretrukket at, uttrykt ved metanol, verdien av CH3OH (mg/liter) / NO3-N (mg/liter) er 3,0 eller mer.
Fig. 1 er en enkel illustrerende tegning som viser et eksempel på apparatet for nitrifisering og akklimatiseringskultivering av slammet; fig. 2 er en kurve som viser endringene i NH4-N konsentrasjonen i en prosess for nitrifisering og akldimatiseringskultivering av det aktiverte slammet; fig. 3 er en kurve som viser endringene i konsentrasjonen av MLSS med et tidsfor-løp under prosessen for nitrifisering og akklimatiseringskultivering av det aktiverte slammet; fig. 4 er en forenklet illustrerende tegning som viser et eksempel på apparatet for denitrifisering og akklimatiseringskultivering av det aktiverte slammet; fig. 5 er en kurve som viser endringene i konsentrasjonen av NO3-N med et tidsforløp under prosessen for denitrifisering og akklimatiseringskultivering av det aktiverte slammet; fig. 6 er en forenklet illustrerende tegning som viser et høybehandlingsapparat for vann utstyrt med en anordning for signifikant reduksjon i mengden (volumet) av det aktiverte slammet; fig. 7 er en forenklet illustrerende tegning som viser et eksempel på utførelsesformen av en luftetank i eksempelet i den foreliggende oppfinnelsen; og fig. 8 er en forenklet illustrerende tegning som viser et eksempel på et lukket inkubasjonsapparat på land.
Det vil nå gjøres en illustrasjon ved bruk av et eksempel av den foreliggende oppfinnelse.
Høvkonsentrasionsinkubasion av nitrifiserende bakterier f fremstilling av nitrifisert aktivert slam)
En satsinkubasjon ble utført ved anvendelse av en inkubasjonstank (30 liter) av en fylle- og tømmetype som vist i fig. 1 hvor en syklus innbefattet to dager. Således ble sjøvannsfortyn-net ekskrementslam og anaerobisk utvannet eluat (som er fortynnet med sjøvann for å skaffe en NH4-N konsentrasjon på 100 mg/liter) plassert i en inkubasjonstank og en inkubasjon ble utført hvor temperaturen i tanken var 27°C avlest av en termostat og ved hjelp av en oppvar-mer og pH'en ble holdt på 7,5-8,5 ved hjelp av en pH-kontroller og en inkubasjonspromoter (en buffer innbefattende 1N NaHCC<3 og 0,5N Na2C03). Når start-pH var høyere enn 8,5, ble den regulert til 8,5 eller lavere ved tilsetning av fortynnet svovelsyre). Videre ble en lufttil-førselsmengde regulert ved diffunderende kuler for slik å oppnå en oppløst oksygen (DO) konsentrasjon på 4 mg/liter.
Etter en dag fra starten av luftingen, ble et utvannet eluat på nytt tilsatt for at sluttkonsentra-sjonen skulle bli 100 mg/liter. En operasjon som innbefatter at, på den andre dagen, en luft-tilførsel opphørte, at slammet ble utfelt i en time, at den overskytende væsken ble fjernet, at et utvatnet eluat ble hellet deri og at en utluftning ble utført nok en gang ble gjentatt.
Siden saltkonsentrasjonen i startekskrementslammet fortynnet med sjøvann tilsvarte 80% for det for sjøvann, ble akklimatiseringskultivering startet fra det trinnet hvor sjøvannsforholdet var 80% og, når 100 mg/liter av NHU-N var fullstendig nitrifisert til NO3-N etter en dag fra inkubasjonen, ble sjøvannsforholdet hevet til 100%.
Flere timer etter starten av utluftingen sank NH4-N konsentrasjonen lineært, og derfor ble rest NH4-N konsentrasjonene etter 0,1,2,3 og 4 timer fra starten av utluftningen målt, endringshastigheten ble bestemt fra inklinasjonen av skjæringen hvor NH4-N konsentrasjonen lineært endret seg og verdien oppnådd ved å dividere den med MLSS-konsentrasjonen ble definert som en nitrifiseringshastighet (jfr. de følgende likningene).
(RNH4-N : NH4-Nreduksjonshastighet(mg-NH4-N/g-MLSSh)
S : konsentrasjon av slam MLSS (g/liter))
SV30 og SVI ble målt for aktivert slam utsatt for sjøvannsalckliman^ermgskultivering og nitrifisering hvor akklumatiseringskultivering var utsatt etter sjøvamisalddimatiseringskultivering i ca. 60 dager ved å utsette for sjøvarmsakklimauseringskultivering og nitrifisering hvorpå en sedimentasjonskarakteristikker ble sjekket og samtidig ble en tilstand for dannelse av fnugg observert under et optisk mikroskop.
Prosess for akklimahseringskultivering av ekskrementslammet med sjøvann er vist i en kurve i fig. 2 (i denne tegningen er det vist konsentrasjon av NH4-N med startkonsentrasjonen 100 mg/liter etter 4 timer).
Det forstås fra kurven i fig. 2 at, etter to måneder fra starten på akklimatiseringskultiveringen, er det mulig å fremstille AMNS som er fullstendig i stand til å nitrifisere 100 mg/liter (i 100% sjøvannsforhold) av NH4-N i løpet av fire timer. For å forhindre tapet av nitrifisert aktivert slam ved utilstrekkelig uorganisk karbonkilde, ble det utført en pH-regulering ved uorganiske karbonkilder ved en kombinasjon av NaHCC>3 og Na2CC>3 og som et resultat av dette,<etter to måneder fira akklimatiseringskultiveringen, var MLSS-konsentrasjonen av AMNS i stand til å kunne økes, som vist i fig. 3, til det dobbelte sammenliknet med trinnet før akklimatiseringskultiveringen.
Nitrifiseringshastighet av de nitrifiserende bakteriene i AMNS er vist i tabell 1.
Den eksisterende hastigheten av nitrifiserende bakterier i det aktiverte slammet er blitt rapportert å være ca. 0,35% og, ved beregning derfra, er det antatt at de nitrifiserende bakteriene er til stede i en høy konsentrasjon (ca. 3,5%) i det aktive slammet som utsettes for sjøvannsak-klimatiseringskultivering og nitrifisering (AMNS).
Når man lar inkubasjonstankene stå, blir det bekreftet at bakterielle fnugg dannes, og, siden deres spesifikke vekt er tyngre enn sjøvann, vil mesteparten av de bakterielle fnuggene utfel-les. Dette observeres ikke i den rene kulturen som anvender hver av ammoniakkoksiderende bakterier og nitritoksiderende bakterier, men er observert i en blandet kultur som anvender aktivert slam som et råmateriale. Når fnuggene av AMNS ble observert under et mikroskop, ble slammet funnet å bestå av fnugg med en diameter på 50-100 pm. Når AMNS observert under en skannende elektronmikroskop (SEM), ble det funnet at det indre området av slam-fhuggene inneholdt granulater som innbefattet filamentaktige sopper og klebrige substanser på 20-100 um. Når SV30 og SVI av AMNS ble bestemt, var de henholdsvis 9% og 42,6% og en utmerket sedimentasjonsegenskap ble observert. Følgelig er det blitt klargjort at, selv fra slammet fra ekskrementbehandlingsanlegg fortynnet med sjøvann, var nitrifisert aktivert slam med en høy aktivitet i sjøvann (og selvfølgelig i også ferskvann) i stand til å kunne bli produsert i en stor mengde i løpet av en svært kort periode.
Fordelene med den blandede kulturen som anvender aktivert slam som et råmateriale sammenliknet med den rene kulturen som anvender hver av ammoniakkoksiderende bakterier eller nitritoksiderende bakterier alene vil være som følger. 1 et rent kultursystem er hver av ammoniakk og salpetersyre nødvendig som et energisubstrat separat, men i et blandet kultursystem kan bare ammoniakk tilføres som et energisubstrat.
I et rent kultursystem er det i tillegg svært vanskelig å la de bakterielle cellene vokse i en høy konsentrasjon, men i et blandet kultursystem er det lett å la de vokse i en slik grad at mediumet er suspendert. Dette er antatt å være fordi de ammoniakkoksiderende bakterienes økologi og nitritoksiderende bakterienes økologi er at de verken danner kolonier eller mugger i den samme gruppen, men har en flytende tilstand.
Sjøvannsnitirfiserende bakterier oppnådd som sådan er blitt deponert hos the National Institute of Bioscience and Human Technology, Agency of Industrial and Technology (Aksesjonsnummer: FERM BP-7150; Identifikasjons indikasjon: BICOM Nitrifying Bacteria SWAQ SP-78).
Høvkonsentrasionsinkubasion av denitrifiserende bakterier f fremstilling av denitrifiserende aktivert slam)
En soppinkubasjon ble utført ved anvendelse av en inkubasjonstank av en fylle- og tømmety-pe som vist i fig. 4 hvor en syklus innbefattet to dager. 12 liter av aktivert slam i et ekskrementkloakkanlegg fortynnet med sjøvann ble plassert i en denitrifiserende tank og deretter fortynnet med sjøvann til 20 liter. Etter dette ble en væske utsatt for nitrifisering og akklimatiseringskultivering (en væske inneholdende NO3-N) generert ved inkubasjon av nitrifiserende bakterier og metanol som var i 3-dobbelt konsentrasjon av NO3-N konsentrasjon plassert deri.
Den denitrifiserende tanken ble innstilt slik at den holdt 27°C målt ved bruk av en termostat og ved hjelp av et varmeelement og for å opprettholde den stigende pH på 7,5-8,5 ved anvendelse av en pH-kontroller og en inkubasjonspromotor. Røring ble utført ved 70 omdrVmin ved anvendelse av en rører, slammet ble utfelt i en time på den andre dagen, den overskytende væsken ble fjernet, en væske underkastet nitrifisering og akklimatisermgskultivering inneholdende metanol i en tredobbel konsentrasjon til NO3-N konsentrasjonen ble helt deri og røring-en ble startet på nytt. Siden saltets startsaltkonsentrasjon var 75% av sjøvannet, ble en akklimatiseringskultivering med sjøvann innledet fra trinnet hvor sjøvannsforholdet var 75%.
Fig. 5 viser en prosess for en sjøvannsalddimatiseringskultivering av slammet fra et ekskre-ment behandlingsanlegg. Sidetegningen viser start NO3-N konsentrasjonen, rest NO3-N konsentrasjonen etter fire timer fra inkubasjonen og sjøvannsforholdet. Ved det trinnet når
N03-N konsentrasjonen på 100 mg/liter var fullstendig denitrifisert etter en dag fra inkubasjonen, ble sjøvannsforholdet hevet til 100%. Etter ti dager fra akklimatiseringskultiveringen var 100 mg/liter av NO3-N nesten fullstendig denitrifisert etter en dag fra inkubasjonen, og derfor ble sjøvannsforholdet hevet til 100%. For ytterligere å øke aktiviteten av det denitrifi-serte aktiverte slammet og konsentrasjonen av MLSS, ble start NO3-N konsentrasjonen hevet til 150 mg/liter og til 200 mg/liter.
Som et resultat av dette var det mulig på den 25. dagen av akklimatiseringskultiveringen med sjøvann og deretter (i løpet av en måned) å fremstille et aktivert slam utsatt for sjøvannsak-klimatiseringskultivering og denitriftsering (AMDS) som var i stand til å denitrifisere og fjer-ne 200 mg/liter av NO3-N for inkubasjon i fire timer.
Demtrifiseringshastighet av slammet fra et ekskrementbehandlingsanlegg før akklimatiseringskultiveringen og demtrifiseringshastigheten av AMDS ble beregnet fra de følgende likningene og er vist i tabell 2. Endringshastigheten ble bestemt fra inklinasjonen av skjæringen hvor NO3-N konsentrasjonen lineært endret seg i løpet av flere timer fra starten for røringen og verdien oppnådd ved å dele den med slamkonsentrasjonen ble definert som en denitrifiserende hastighet (jfr. de følgende likningene). (RNO3-N : N03-Nreduksjonshastighet(mg-N03-N/g-MLSS-h) S : konsentrasjon av slam MLSS (g/liter))
Resultatet var at etter en måned fra sjøvannsakMimatisermgskultiveringen ble det fremstilt denitrifisert aktivert slam med en denitrifisermgsaktivitet på 16,1 mg-NCVN/g-MLSS-h i sjø-vann. Demtrifiseringshastigheten av AMDS er høyere i en størrelsesorden på en sammenliknet med den spesifikke demtrifiseringshastigheten (0,04-0,08 g-N/g-MLSS-dag) rapportert for kloakkdeponering, og så videre, og det synes som at de denitrifiserende bakteriene er de spe-siene som har prioritet.
Den ovennevnte demtrifiseringshastigheten ble 25 mg (eller mer) -NC>3-N/g-MLSS-h etter to måneder fra sjøvannsakklimatiseirngskultiveringen.
Når AMDS ble observert under et skannende elektronmikroskop (SEM), ble det funnet at granulater på 20-100 Jim ble dannet. Når fnuggene av AMDS ble observert under et optisk mikroskop, var mange mugger med en diameter på 20-100 Jim til stede i slammet. Som an-gitt i tabell 2 var SVI og SV30 av AMDS hhv. 34,4 og 11% og sedimentasjonskarakteristik-kene var også gode.
Man planla derfor å deponere de sjøvannsdenitrifiserende bakteriene fremstilt som sådan med the Patent Microorganism Deposit Center, the National Institute of Bioscience and Human Technology, Agency of Industrial and Technology, men deponeringen ble avvist. (Et sertifi-kat for avvisningen av deponeringen er blitt mottatt. I mellomtiden lagrer det følgende instituttet the Identifying Indication av de sjøvanns denitrifiserende bakteriene [BICOM Denitri-fying Bacteria SWAQ SP-21] og er fremstilt for å akseptere forespørselen for å spare de fra en tredjepart men, før forespørselen om sparing, er det nødvendig å kontraktfeste en avtale med lagringsmstituttet for mikroorganismen. Et skjema for avtalen for sparing av mikroorganismen og et skjema for forespørselen for sparing av mikroorganismen er tilgjengelig fra det følgende instituttet: "Kabushiki Kaisha Bicom. 16<lh> floor, Senri Life Science Center, 4-2 Shinsenri Higashimachi-l-chome, Toyonaka-shi, Osaka-fu, Japan (postnummer: 560-0062); telefon 06 4863 7529; telefax: 06 4863 7509)".
Et høygrads-apparat for vannbehandlin<g> ( nitrifisering oe demtrifiserinesapparat)
Under henvisning til fig. 6 vil det illustreres en reduksjon av vekt av kloakkslam og et høy-grad-vannbehandlingssystem ved bruk av akklimatiseirngskultivert slamreturmetode utstyrt ved en akklimatiseringskulturtank for nitrifisering av slam og en denitrifiserende slamakkli-matisermgskulturtank.
I et vannbehandlingsanlegg sendes først kloakk som er vann som skal behandles inneholdende nitrogenforbindelser (innstrømmende vann) til en klaringstank og den overskytende væsken føres til en luftetank. Her utsettes den for en mikrobiell behandling av et nitrifiserende aktivert slam og et denitrifiserende aktivert slam hvorved nitrogenforbindelsene inneholdt i det innstrømmende vannet omdannes til nitrogengass. Det innstrømmende vannet denitrifiseres som sådan og føres til sluttklaringstanken og dens overskytende væske føres ut som behandlet vann.
Vanligvis returneres bunnfallet i sluttklaringstanken til en luftetank som et aktivert slam, men i de nitrifiserende og denitrifiserende apparatene ifølge dette eksempelet returneres ikke det aktiverte slammet til en luftetank, men hver forhåndsbestemte mengde derav føres til en nitrifiserende slamakklimatiseringskulturtank (N/B anriker) og en denitrifiserende slamakklimatiseringstank (D/B anriker). Restaktivert slam sendes til en anrikningstank.
Som tidligere nevnt utsettes det aktiverte slammet sendt til en nitrifiserende slamakklimatiseringskulturtank (N/B anriker) til en nitrifisering og akklimatiseringskultivering i denne akkli-mauseringskulturtanken hvorpå nitrifisering av aktivert slam inneholder en høy konsentrasjon av nitrifiserende bakterier produseres (fremstilles). Som en væske som da inneholder NH4-N anvendes det som er til stede i et vannbehandlingsanlegg. Således anvendes et utråtnet eluat fra råtnetanken og/eller et dehydrert filtrat fra den slamhydratiserende tanken (jfr. fig. 6).
Som tidligere nevnt utsettes det aktiverte slammet ført til den denitrifiserende slamakklimatiseringskulturtank en (D/B anriker) til en denitrifiserings og akklimatiseringskultivering i denne denitrifiserende slamakklimatiseringskulturtanken for å produsere (fremstille) det denitrifiserende aktiverte slammet inneholdende en høy konsentrasjon av denitrifiserende bakterier. En nitrifisert væske generert av den denitrifiserende slamakklimatiseringstanken (N/B anriker) er anvendt som en væske inneholdende NO3-N på den tiden.
Som nevnt ovenfor har bunnfallet i sluttklairngstanken konvensjonelt blitt returnert til en luftetank, men i nitrifiseirngs/denitirfiseringsapparatet i dette eksempelet ifølge oppfinnelsen returneres ikke det aktiverte slammet til en luftetank men føres til hver av en nitrifiserende slamakklimatiseirngskulturtank og en denitrifiserende slamakklimatiseringstank og, i disse akWimatiseringskulturtankene, utsettes bare nitrifiserende bakterier og bare denitrifiserende bakterier for en anrikningskultur i en nitrifiserende slamakklimatiseirngskulturtank og en denitrifiserende slamakldimatiseirngskulturtank, som fører til en virkning og den fordel at andre bakterier dør (forsvinner) og mengden (volumet) av det aktiverte slammet som er mest besatt av bakterier synker i betydelig grad.
Når det nitrifiserende aktiverte slammet og det denitrifiserende aktiverte slammet, som hver har en høy konsentrasjon, fremstilt som sådan returneres til en luftetank, kan det utføres en beholdning som har høyere hastighet og høyere effektivitet enn de i den konvensjonelle vann-behandlingen.
Luftetanken kan være i form av de konvensjonelt kjente typene. F.eks. som vist i fig. 7 kan
det brukes (a) en form innbefattende en nitrifiserende tank og en denitrifiserende tank; (b) en form innbefattende den første denitrifiserende tanken, den første nitrifiserende tanken og andre denitrifiserende tanken; og (c) en form innbefattende en nitrifiserende tank og en denitrifiserende tank er arrangert gjentatte ganger.
Lukket sti<g>nin<g>sapparat på land
Som et eksempel på det å benytte det nitrifiserende aktiverte slammet og det denitrifiserende aktiverte slammet fremstilt i den foreliggende oppfinnelsen, vil et lukket stigningsapparat på land illustreres under henvisning til fig. 8.
Som vist i tegningen føres en forhåndsbestemt mengde av sjøvann i en sedimentasjonstank fra en stigningstank hvori mange småfisker slik som flyndre, oniokoze (Inimicus japonicus) og reker sammen med sjøvann er plassert. I denne tilførte væsken er det inneholdt nitrogen av arnmoniakktype (NH4-N). I sedimentas)onstanken sedimenteres faststoffet mens den overskytende væsken sendes til en ozon-reaksjonstank ved hjelp av en pumpe og kontakter ozon hvorpå det utføres en steriliseringsbehandling.
Etter dette føres den steriliserte væsken til en biologisk filtreringstank via en fysikalsk filtreringstank. Den biologiske filtreringstanken består av minst en nitrifiserende tank og en denitrifiserende tank. Det ovennevnte nitrifiserende aktiverte slammet fylles i den ovennevnte nitrifiserende tanken mens det ovennevnte denitrifiserende aktiverte slammet fylles i den denitrifiserende tanken. Som vist i fig. 7 er eksempler på en kombinasjon av den nitrifiserende tanken og den denitrifiserende tanken i denne biologiske filtreringstanken: (a) en form innbefattende en nitrifiserende tank og en denitrifiserende tank, (b) en form innbefattende den første denitrifiserende tanken, den første nitrifiserende tanken og den andre denitrifiserende tanken og (c) en form hvor en nitrifiserende tank og en denitrifiserende tank er arrangert gjentatte ganger. Ved passasje gjennom den biologiske filtreringstanken omdannes nitrogen av arnmoniakktype til nitrogen av en nitrattype som et resultat av oksidasjon med de nitrifiserende bakteriene som er inneholdt i de nitrifiserende bakteriene i en høy konsentrasjon og nitro-genet i en nitrattype oksideres ytterligere til nitrogengass av denitrifiserende bakteriene inneholdt i det denitrifiserende aktiverte slammet i en høy konsentrasjon.
Etter at nitrogengassforbindelsen i det utførte vannet omdannes som nitrogengass som sådan, returneres den til en stigningstank nok en gang.
I det lukkede stigningsapparatet på land i dette eksempelet kan alle miljømessige forhold slik som temperatur, oppløst oksygen og pH på stigningsvann, illuminasjon og vannstrømning reguleres og kontrolleres ved hjelp av datamaskiner i et rom slik som i et anlegg, og følgelig krever derfor arbeidet få personer og kostnaden blir lav slik at det er mulig å redusere produk-sjonskostnaden. I tillegg til dette er det ikke noe problem med kontaminasjon av patogeniske mikroorganismer slik som virus og videre er det ikke noe problem som fører til forurensning av sjøvann. Således er det i stigningen som er blitt utført inntil i dag blitt pumpet sjøvann opp enten kontinuerlig eller periodisk og helt inn i en stigningstank, og derfor er det alltid en mulighet for at fisk som medføres er infisert med virus i sjøvannet. Ifølge det lukkede stigningsapparatet i dette eksempelet anvendes vann for stigning ved resirkulering hvorved det ikke er noe problem med viruskontaminering. I den konvensjonelle stigningsmetoden, for å avhende ammoniakk som føres ut fra den medfølgende fisken i en stigningstank, skal vann for stigningen fortynnes og avhendes direkte til sjøen. Som et resultat av dette er det et problem med forurensning av sjøvann på grunn av utførselen av sugningsvannet, men ifølge eksempelet i den foreliggende oppfinnelsen er vannet for stigning som utføres (strømmes ut) i sjøen stort sett null slik at det ikke er noe problem for at dette fører til en forurensning av sjøen.
Jordforbrftnninffgniiddel med en hensikt for konservering av undererunnsvann
For femti år siden og frem til i dag har det vært lite denitrifiserende bakterier i jord (eller nesten null) slik at nitrogengjødsel påført jorda direkte går ned i jorda, noe som resulterer i en forurensningskilde av undergrunnsvarmet. Undergrunnsvann er en viktig faktor som utgjør varmsirkulasjonen i et økosystem og er en verdifull kilde for ferskvann. Dens betydning er antatt å være økende når man betrakter mangel på vann og forbruk av vann i den senere tid.
Når det denitrifiserende aktiverte slammet fremstilt ved fremgangsmåten ifølge den foreliggende oppfinnelsen anvendes, er det mulig å forhindre forurensningen av undergrunnsvannet av nitrogengjødslingsmidler.
Således anvendes det denitrifiserende aktiverte slammet (denitrifiserende bakterier) som fremstilles ved det ovennevnte akklimatiseringskulturforsøket til jorda lik jordbrakskjemikali-er og deretter pløyes dyrkbar jord med en kultivator. Som et resultat av dette, selv om det anvendes for mye nitrogengjødslingsmidler, denitrifiseres overskudd av nitrogengjødslings-midler av de denitrifiserende bakteriene i jorda og kommer ikke under planten (den kultiverte planten) slik at forurensning av undergrunnsvannet av nitrogengjødslingsmidlene kan mini-maliseres.
Som nevnt ovenfor er det nå mulig i henhold til den foreliggende oppfinnelsen å tilveiebringe en fremgangsmåte for høykonsentrasjonsinkubasjon av nitrifiserende bakterier (sjøvannsnitri-fiserende bakterier og ferskvannsnitrifiserende bakterier) eller denitrifiserende bakterier (sjø-vannsdenitirfiserende bakterier og ferskvannsdenitrifiserende bakterier) som anvender aktivert slam som et råmateriale; for å tilveiebringe en inkubasjonsmotor som skal anvendes fer fremgangsmåten; og for å tilveiebringe en fremgangsmåte for vekt-reduksjonsbehandlingen av aktivert slam. Det er således mulig nå å inhibere de nitrifiserende bakteriene og de denitrifiserende bakteriene i store mengder og i høye konsentrasjoner som man har antatt har vært umulig inntil i dag. I tillegg kan volumet av slammet reduseres i betydelig grad.
Claims (13)
1. Fremgangsmåte til fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam for å gi AMNS'et redusert volum og økt innhold av nitrifiserende bakterier karakterisert ved at den omfatter at
ekskrementslammet tilsettes sjøvann for å fortynnes, og tilsettes utråtnet eluat og/eller dehydrert filtrat produsert i et vannbehandlingsanlegg, for å danne sjøvannfortynnet slam som har et ammoniakkinnhold på 100-300 mg/liter, og valgfritt tilsettes det fortynnet svovelsyre for å senke pH i det sjøvannfortynnete slam til ikke mer enn 8.5,
det tilberedes en blandet vandig løsning av 0,4-0,7 mol natriumkarbonat og 0,4-0,8 mol natriumhydrogenkarbonat,
det sjøvannfortynnete slam underkastes en kultiveringsprosedyre i en inkubasjonstank i én til tre måneder, hvor (1) pH-området holdes ved 7,5-8,5, (2) den løste oksygenkonsentrasjon holdes innenfor et område på 2-4 mg/liter, (3) temperaturen holdes innenfor et område på 20-40°C og (4) ammoniakkinnholdet holdes ved 100-300 mg/liter,
det induseres en generering av nitrifiserende bakteriefhugg, som hver har en kjerne som omfatter knapt nedbrytbart organisk stoff som stammer fra døde bakterier og som har de nitrifiserende bakterier festet på kjernen,
det induseres sedimentering av de nitrifiserende bakteriefhugg for å gi AMNS'et redusert volum.
2. Fremgangsmåte i samsvar med krav 1, karakterisert ved at innholdet av nitrifiserende bakterier i AMNS'et er omtrent ti ganger av det som er i ekskrementslammet, som er omtrent 0,35%.
3. Fremgangsmåte i samsvar med krav 1 eller 2, karakterisert ved at volum av AMNS'et er en tredjedel til en fjerdedel av ekskrementslammet.
4. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-3, karakterisert ved at saltkonsentrasjon i det sjøvannfortynnete slam er 80% av saltkonsentrasjonen i sjøvannet ved oppstart av kultiveringsprosedyren og bringes opp til 100% av nevnte saltkonsentrasjon etter en dags fullstendig nitrifisering av ammoniakk med et innhold på 100 mg/ml NHU-N.
5. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-4, karakterisert ved* at den blandete saltløsning har 0,4-0,7 mol/liter natriumkarbonat og 0,4-0,8 mol/liter av natriumhydrogenkarbonat.
6. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-5, karakterisert ved at diameteren til hvert nitrifiserende bakteriefhugg er 50-100 um, og diameteren til kjernen i hvert nitrifiserende bakteriefhugg er 20-100 um.
7. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-6, karakterisert ved at SV30 av det sjøvannfortynnete slam er omtrent 9% ved et tidspunkt når de nitrifiserende bakteriefhugg er dannet.
8. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-7, karakterisert ved at hovedkarbonkilden for karbondioksidassimilering er natriumkarbonatet og natriumhydrogenkarbonatet.
9. Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-8, karakterisert ved at temperaturen holdes innenfor et område på 25-35°C.
10 Fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-9, karakterisert ved at luftingen er slik at konsentrasjonen av oppløst oksygen holdes ved 4 mg/liter.
11. Fremgangsmåte for fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fira ekskrementslammet og nitrifisert supernatant som oppnås med en fremgangsmåte i samsvar med et av kravene 1-10 ved tidspunkt for sedimentering, for å gi AMDS'et redusert volum og økt innhold av denitrifiserende bakterier, karakterisert ved at den omfatter at
ekskrementslammet tilsettes sjøvann, den nitrifiserte supernatant og metanol i en mengde som tilsvarer 3 ganger NO3-N innholdet i den nitrifiserte supernatant for å gi et andre sjø-vannfortynnet slam,
det andre sjøvannfortynnete slam underkastes en kultiveringsprosedyre i en andre inkubasjonstank i én til tre måneder, hvori (1) pH-området holdes ved 7,5-8,5, (2) det omrøres for å holde den løste oksygenkonsentrasjon ved 0,5 mg/liter eller mindre, (3) temperaturen holdes innenfor et område på 25-30°C ,og (4) sedimentering induseres og supematantvæske fjernes fra det andre sjøvannfortynnete slam og deretter tilsettes det andre sjøvannfortynnete slam en væske som er frembrakt ved blanding av den nitrifiserte supernatant med metanol ved mengde tilsvarende 3 ganger NO3-N innholdet i den nitrifiserte supernatant,
det induseres dannelsen av død av denitrifiserende bakteriefhugg, som hver har en kjerne omfattende knapt nedbrytbart organisk stoff som stammer fra døde bakterier og som har de denitrifiserende bakterier festet på kjernen, og
det induseres sedimentering av de denitrifiserende bakteriefhugg for å gi AMDS'et redusert volum.
12. Fremgangsmåte i samsvar med krav 11, karakterisert ved at saltkonsentrasjon i det andre sjøvannfortynnete slam er 75% av saltkonsentrasjonen i sjøvannet ved starten av kultiveringsprosedyren og bringes opp til 100% av sjøsaltkonsentrasjonen etter en dags fullstendig nitrifisering av salpetersyre i en mengde på 100 mg/liter av NO3-N - innholdet
13. Fremgangsmåte i samsvar med krav 11 eller 12, karakterisert ved at SV30 av det andre sjøvannfortynnete slam er 11 % ved et tidspunkt når de denitrifiserende bakteriefhugg er dannet.
Applications Claiming Priority (2)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP16347999 | 1999-06-10 | ||
| PCT/JP2000/003656 WO2000077171A1 (fr) | 1999-06-10 | 2000-06-05 | Procede de culture tres concentree de bacteries nitrifiantes ou de bacteries denitrifiantes contenues dans des boues activees, promoteur de culture a utiliser dans un procede de culture tres concentre de bacteries nitrifiantes et procede de traitement de perte de poids de boues activees |
Publications (3)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| NO20015391D0 NO20015391D0 (no) | 2001-11-05 |
| NO20015391L NO20015391L (no) | 2001-11-22 |
| NO328114B1 true NO328114B1 (no) | 2009-12-07 |
Family
ID=15774669
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| NO20015391A NO328114B1 (no) | 1999-06-10 | 2001-11-05 | Fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam og fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant. |
Country Status (10)
| Country | Link |
|---|---|
| US (1) | US6569334B1 (no) |
| EP (1) | EP1197548A4 (no) |
| JP (2) | JP4602615B2 (no) |
| KR (1) | KR20020012210A (no) |
| CN (1) | CN1354786A (no) |
| AU (1) | AU770812B2 (no) |
| CA (1) | CA2374537A1 (no) |
| HK (1) | HK1046430A1 (no) |
| NO (1) | NO328114B1 (no) |
| WO (1) | WO2000077171A1 (no) |
Families Citing this family (37)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| AU2002361650A1 (en) * | 2001-12-13 | 2003-06-30 | Environmental Operating Solutions, Inc. | Process and apparatus for waste water treatment |
| JP3788601B2 (ja) * | 2002-01-25 | 2006-06-21 | 株式会社日立プラントテクノロジー | 亜硝酸型硝化担体及びその製造方法並びにそれを用いた窒素除去方法及び装置 |
| CN100445367C (zh) * | 2005-12-22 | 2008-12-24 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 硝化菌生长促进剂 |
| CN100460500C (zh) * | 2005-12-22 | 2009-02-11 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 一种序批式活性污泥法去除污水氨氮的方法 |
| CN100445366C (zh) * | 2005-12-22 | 2008-12-24 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 硝化菌培养促进剂 |
| CN100448983C (zh) * | 2005-12-22 | 2009-01-07 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 一种硝化菌生长促进剂 |
| CN100460499C (zh) * | 2005-12-22 | 2009-02-11 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 序批式活性污泥法去除污水氨氮的方法 |
| CN100445364C (zh) * | 2005-12-22 | 2008-12-24 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 采用序批式活性污泥法去除污水氨氮的方法 |
| CN100460498C (zh) * | 2005-12-22 | 2009-02-11 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 一种采用序批式活性污泥法去除污水氨氮的方法 |
| CN100445365C (zh) * | 2005-12-22 | 2008-12-24 | 中国石化上海石油化工股份有限公司 | 一种硝化菌培养促进剂 |
| WO2008016631A1 (en) * | 2006-08-01 | 2008-02-07 | University Of South Florida | Carbon dioxide stimulation of nitrification in activated sludge reactors |
| CN101239751B (zh) * | 2007-02-09 | 2011-05-18 | 中国石油化工股份有限公司 | 一种高浓度氨氮废水的处理方法 |
| CN101306903B (zh) * | 2007-05-18 | 2011-09-21 | 中国石油化工股份有限公司 | 一种高氨氮浓度废水生化处理方法 |
| JP5213153B2 (ja) * | 2007-06-13 | 2013-06-19 | 学校法人 芝浦工業大学 | 海水由来微生物による汚染海水浄化方法 |
| CN101338282B (zh) * | 2007-07-02 | 2012-05-23 | 中国科学院成都生物研究所 | 一种异养硝化好氧反硝化细菌及其培养方法和用途 |
| KR101040518B1 (ko) * | 2008-03-28 | 2011-06-16 | 한국과학기술연구원 | 미생물 자원 내 혐기성 암모늄 산화균의 탐색 및 배양 방법 |
| JP5039093B2 (ja) * | 2009-06-15 | 2012-10-03 | 株式会社栄電社 | バイオリアクター素子の製造方法 |
| JP5869208B2 (ja) * | 2010-01-15 | 2016-02-24 | オルガノ株式会社 | 排水の処理方法及び排水の処理装置 |
| JP5558866B2 (ja) * | 2010-03-04 | 2014-07-23 | 株式会社神鋼環境ソリューション | 水処理装置及び水処理方法 |
| WO2012112679A2 (en) | 2011-02-15 | 2012-08-23 | University Of South Florida | Method and system for treating wastewater and sludges by optimizing sc02 for anaerobic autotrophic microbes |
| JP2012206017A (ja) * | 2011-03-29 | 2012-10-25 | Kubota Kankyo Service Kk | 排水処理方法、及び排水処理装置 |
| CN102329753A (zh) * | 2011-09-27 | 2012-01-25 | 哈尔滨工业大学（威海） | 海洋异养脱氮细菌的混养富集筛选方法 |
| CN103848505A (zh) * | 2012-11-30 | 2014-06-11 | 沈阳工业大学 | 一种污泥沉降脱水调理剂 |
| KR101733130B1 (ko) * | 2016-02-19 | 2017-05-25 | 경기대학교 산학협력단 | 오염 해수 내 고효율의 질소 및 인 제거를 위한 친환경 미생물 슬러지 및 이를 이용한 오염 해수 처리 방법 |
| CN106336017A (zh) * | 2016-03-22 | 2017-01-18 | 路域生态工程有限公司 | 一种高效激活氨氧化菌去除污染水体nh4+-n的方法 |
| KR101889468B1 (ko) * | 2016-07-19 | 2018-09-20 | 경기대학교 산학협력단 | 고효율의 질소 및 인 제거를 위한 친환경 미생물 슬러지를 이용한 연속 회분식 활성 슬러지법에 의한 오염 해수 처리 방법 |
| CN108117165B (zh) * | 2016-11-29 | 2021-02-05 | 中国石油化工股份有限公司 | 一种含氨废水的处理方法 |
| CN108118022B (zh) | 2016-11-29 | 2020-09-11 | 中国石油化工股份有限公司 | 完成反硝化过程的微生物培养促进剂及其应用 |
| CN109022271A (zh) * | 2018-10-22 | 2018-12-18 | 沈阳化工研究院设计工程有限公司 | 一种多级放大的硝化菌全自动在线扩培装置及扩培方法 |
| CN110358707A (zh) * | 2019-07-03 | 2019-10-22 | 东莞市顶盛环保科技有限公司 | 一种用于工业污水除氨氮生物菌剂及其制备方法 |
| CN112746031B (zh) * | 2019-10-30 | 2023-02-03 | 中国石油化工股份有限公司 | 一种硝化细菌的混合培养方法 |
| CN111137975A (zh) * | 2020-01-13 | 2020-05-12 | 杭州师范大学 | 基于抑制动力学规律的耐盐性厌氧氨氧化污泥驯化方法 |
| CN113307361A (zh) * | 2020-07-31 | 2021-08-27 | 广州庄伟环保科技有限公司 | 一种使用微生物菌剂启动接触氧化系统的污水处理方法 |
| CN112408602A (zh) * | 2020-11-27 | 2021-02-26 | 江苏蓝必盛化工环保股份有限公司 | 高盐农药化工废水中的耐盐脱氮技术 |
| CN113403238B (zh) * | 2021-08-10 | 2023-06-16 | 知和环保科技有限公司 | 一种工业化连续高效生产硝化菌剂的方法 |
| CN113772828B (zh) * | 2021-09-16 | 2023-06-16 | 广州绿邦环境技术有限公司 | 一种生物除臭及污泥脱水用生物菌种的培养方法及装置 |
| CN114752545B (zh) * | 2022-03-23 | 2024-06-21 | 北京工业大学 | 一种高耐盐性的反硝化细菌菌群筛选培养方法 |
Family Cites Families (23)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPS5096459A (no) * | 1973-12-28 | 1975-07-31 | ||
| JPS5681195A (en) * | 1979-12-04 | 1981-07-02 | Nippon Kokan Kk <Nkk> | Denitrification process of sewage |
| DE3632532C1 (de) * | 1986-09-25 | 1988-05-11 | Bock Eberhard | Verfahren zur Herstellung einer waessrigen Suspension von nitrifizierenden Bakterien |
| JPH02268896A (ja) * | 1989-04-10 | 1990-11-02 | Nippon Steel Corp | 海水活魚用イケス等の蓄養水槽の浄化処理に適した微生物の馴養、培養方法 |
| JPH04166297A (ja) * | 1990-10-29 | 1992-06-12 | Meidensha Corp | 窒素・リンの同時除去処理方法および硝化菌・リン蓄積菌の混合集積培養方法 |
| JPH072114B2 (ja) * | 1992-02-26 | 1995-01-18 | 国誠 陳 | ポリビニルアルコールを用いた固定化生体触媒の製造法 |
| DE4208698C2 (de) * | 1992-03-18 | 1995-10-12 | Branko Pospischil | Verfahren zur simultanen biologischen Stickstoffelimination |
| DE4216357C1 (de) * | 1992-05-18 | 1993-12-09 | Nitrochemie Gmbh | Abbau stickstoffhaltiger Stoffe mittels eines Mikroorganismus |
| JP3271318B2 (ja) * | 1992-08-31 | 2002-04-02 | 栗田工業株式会社 | 脱硝装置 |
| JPH06206093A (ja) * | 1993-01-13 | 1994-07-26 | Meidensha Corp | 嫌気−好気活性汚泥処理の硝化促進方法及び装置 |
| JPH06304593A (ja) * | 1993-04-27 | 1994-11-01 | Kurita Water Ind Ltd | 有機性排液の生物学的窒素除去方法 |
| JPH0760281A (ja) * | 1993-08-30 | 1995-03-07 | Kuraray Co Ltd | 海洋性脱窒細菌固定化物 |
| JP3396786B2 (ja) * | 1993-10-12 | 2003-04-14 | 財団法人電力中央研究所 | 脱窒細菌の培養方法、固定化脱窒細菌およびこれを用いる脱窒方法 |
| JPH07299495A (ja) * | 1994-03-09 | 1995-11-14 | Meidensha Corp | 活性汚泥循環変法における硝化促進方法及び硝化速度予測方法 |
| JP3463421B2 (ja) * | 1995-09-12 | 2003-11-05 | 旭硝子株式会社 | 水処理方法 |
| JP3553253B2 (ja) * | 1996-01-24 | 2004-08-11 | 三菱重工業株式会社 | 生物硝化脱窒方法 |
| JPH09206790A (ja) * | 1996-02-06 | 1997-08-12 | Nippon Steel Corp | 硝酸性窒素を含有する鋼材酸洗排水の処理方法 |
| JPH09290298A (ja) * | 1996-04-30 | 1997-11-11 | Hitachi Zosen Corp | 硝化脱窒装置におけるメタノール供給量および曝気量の調整方法 |
| JPH1015572A (ja) * | 1996-07-04 | 1998-01-20 | Bio Material:Kk | 微生物固定化用担体及びその担体を用いた液体中の窒素化合物の変換方法 |
| US5705072A (en) * | 1997-02-03 | 1998-01-06 | Haase; Richard Alan | Biotreatment of wastewater from hydrocarbon processing units |
| JP3687292B2 (ja) * | 1997-07-24 | 2005-08-24 | 日立プラント建設株式会社 | 硝化細菌の包括固定化方法及び包括固定化担体の製造方法 |
| JP2000084596A (ja) * | 1998-09-09 | 2000-03-28 | Hitachi Kiden Kogyo Ltd | 汚泥の処理方法 |
| JP2000253868A (ja) * | 1999-03-10 | 2000-09-19 | Asahi Chem Ind Co Ltd | 硝酸態窒素の生成を抑制または蓄積を抑制する微生物 |
-
2000
- 2000-06-05 KR KR1020017014132A patent/KR20020012210A/ko not_active Application Discontinuation
- 2000-06-05 EP EP00935551A patent/EP1197548A4/en not_active Withdrawn
- 2000-06-05 WO PCT/JP2000/003656 patent/WO2000077171A1/ja not_active Application Discontinuation
- 2000-06-05 AU AU51054/00A patent/AU770812B2/en not_active Ceased
- 2000-06-05 CA CA002374537A patent/CA2374537A1/en not_active Abandoned
- 2000-06-05 US US10/009,608 patent/US6569334B1/en not_active Expired - Lifetime
- 2000-06-05 CN CN00808700A patent/CN1354786A/zh active Pending
- 2000-06-05 JP JP2001503616A patent/JP4602615B2/ja not_active Expired - Fee Related
-
2001
- 2001-11-05 NO NO20015391A patent/NO328114B1/no not_active IP Right Cessation
-
2002
- 2002-10-30 HK HK02107841.4A patent/HK1046430A1/zh unknown
-
2010
- 2010-04-15 JP JP2010094490A patent/JP2010201423A/ja active Pending
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| NO20015391L (no) | 2001-11-22 |
| AU770812B2 (en) | 2004-03-04 |
| AU5105400A (en) | 2001-01-02 |
| EP1197548A1 (en) | 2002-04-17 |
| HK1046430A1 (zh) | 2003-01-10 |
| JP4602615B2 (ja) | 2010-12-22 |
| JP2010201423A (ja) | 2010-09-16 |
| CN1354786A (zh) | 2002-06-19 |
| CA2374537A1 (en) | 2000-12-21 |
| EP1197548A4 (en) | 2006-03-01 |
| KR20020012210A (ko) | 2002-02-15 |
| US6569334B1 (en) | 2003-05-27 |
| NO20015391D0 (no) | 2001-11-05 |
| WO2000077171A1 (fr) | 2000-12-21 |
Similar Documents
| Publication | Publication Date | Title |
|---|---|---|
| NO328114B1 (no) | Fremstilling av akklimatisert marint nitrifiserende aktivert slam (AMNS) fra ekskrementslam og fremstilling av akklimatisert marint denitrifiserende aktivert slam (AMDS) fra ekskrementslammet og nitrifisert supernatant. | |
| Zheng et al. | Substrates removal and growth kinetic characteristics of a heterotrophic nitrifying-aerobic denitrifying bacterium, Acinetobacter harbinensis HITLi7T at 2 C | |
| Sylla | Domestic wastewater treatment using vertical flow constructed wetlands planted with Arundo donax, and the intermittent sand filters impact | |
| La Riviere | Microbial ecology of liquid waste treatment | |
| MXPA06011596A (es) | Tratamiento del agua. | |
| Zimmo | Nitrogen transformations and removal mechanisms in algal and duckweed waste stabilisation ponds | |
| Ashadullah et al. | Wastewater treatment by microalgal membrane bioreactor: evaluating the effect of organic loading rate and hydraulic residence time | |
| Quinn et al. | Effects of slaughterhouse and dairy factory wastewaters on epilithon: A comparison in laboratory streams | |
| Burghate et al. | Biological denitrification—A review | |
| US20110139713A1 (en) | Method of treatment for waste water using microbialgrowth promoter | |
| CN109502745A (zh) | 一种快速驯化可降解2,4,6-三氯酚的微生物的方法 | |
| Craggs et al. | Nitrification potential of attached biofilms in dairy farm waste stabilisation ponds | |
| Zimmo et al. | Quantification of nitrification and denitrification rates in algae and duckweed based wastewater treatment systems | |
| CN109055252A (zh) | 一种异养硝化-好氧反硝化复合微生物制剂及其制备方法 | |
| CN116282543A (zh) | 一种净化海水养殖尾水无机氮的复合生物定向转化系统及方法 | |
| CN106434424B (zh) | 具有污海水脱氮能力的弧菌及其用途 | |
| Wheatley | Biotechnology and effluent treatment | |
| WO2002046104A1 (fr) | Adsorbants haute densite de bacteries, systeme circulatoire ferme contenant ces adsorbants destines a l'elevage de poissons et d'alvins, et poissons alimentes a l'aide d'un tel systeme | |
| Verdejo et al. | Effects of Supplemental Aeration on Total Nitrogen Removal in a Floating Helophytes Filter (FHF) for Wastewater Treatment. | |
| LU502857B1 (en) | System and method for treating offshore oilfield production wastewater by enhanced a/o process, and application of the method | |
| Pellegrin et al. | Sequenced aeration in a membrane bioreactor: specific nitrogen removal rates | |
| Rincon | Effect of sulphide on enhanced biological phosphorus removal | |
| US20130334132A1 (en) | Methods for Treatment of Waste Activated Sludge | |
| Prakasam et al. | Denitrification | |
| WO2022229193A1 (en) | Microorganisms immobilized on a polymer support for nitrogen removal from water |
Legal Events
| Date | Code | Title | Description |
|---|---|---|---|
| MM1K | Lapsed by not paying the annual fees |