Nitrification/Denitrification and Phosphorus Removal

Membrane Bioreactor (MBR) as an Advanced Wastewater Treatment Technology
59
trogen and phosphate concentration in surface water and groundwater. This
enrichment usually leads to an excessive eutrophication of lakes and other
water bodies, promoting an excessive growth of certain weedy species. Since
both nitrates and phosphates are rate-limiting for the process of eutrophica-
tion (extraordinary growth of algae), their removal is of crucial importance
for successful wastewater treatment. Nitrate and nitrite-contaminated water
supplies are also related to several diseases such as methemoglobinemia oc-
curring in infants, also called “blue baby disease” [79]. Moreover, these two
compounds can induce mutations of DNA, causing gastric cancer [80].
Biological nitrification is an oxic process of conversion of ammonia to ni-
trite (NO
2
) and then to nitrate (NO
3
). Following nitrification, nitrogen can be
removed from wastewater by reducing nitrate to nitrogen gas (N
2
) in the pro-
cess of anoxic denitrification. Because of the low growth rate and poor cell
yield of nitrifying bacteria, nitrification is generally a rate-limiting step in bi-
ological nitrogen removal performance. The key requirement for nitrification
to occur is that the net rate of accumulation of biomass (and hence the net
rate of withdrawal of biomass from the system) is less than the growth rate
of nitrifying bacteria [81]. Long SRTs applied in MBR prevent nitrifying bac-
teria from being washed out from the bioreactor, improving the nitrification
capability of the activated sludge. Moreover, nitrifiers are less endangered by
faster-growing heterotrophic bacteria, which are better competitors for the
ammonia nitrogen (NH
3
-N). Many studies have proven that MBR can oper-
ate as a high-rate nitrifying technology that can be applied in the nitrification
of wastewater containing a high concentration of ammonia nitrogen [82].
Chiemchaisri [82] and Muller [40, 83, 84] found that more than 80% of the
influent total Kjeldahl nitrogen (TKN) could be nitrified to NO
3
in an MBR.
On the other hand, the denitrification process requires anoxic conditions in
order to occur. To enhance denitrification, usually an anoxic tank is added
upstream from the aerated tank. Anoxic conditions can also be introduced by
operating MBR in an intermittent aeration mode, even when regarding sub-
merged MBR, which needs permanent bubbling. In the intermittently aerated
MBR, ammonium is nitrified mostly to nitrate and most phosphates are re-
moved during the aerobic period (aeration), where the accumulated nitrate
is completely denitrified during the anoxic period (non-aeration), and phos-
phorus (P) is taken up. The net P removal is achieved by wasting sludge after
the aerobic period when the biomass contains a high level of polyphosphates
(polyP) [85].
P is found in wastewater as phosphates (orthophosphates, condensed
phosphates, organic phosphate fractions), and it can be eliminated either by
precipitation and/or adsorption, or by luxury uptake. Only a small amount
of phosphorus is used for cell metabolism and growth (1–2% of the total
suspended solids (TSS) mass in the mixed liquor) [86]. Precipitation and ad-
sorption processes require an appropriate pH, the presence of iron or calcium
ions, etc. In WWTPs, luxury uptake of P is accomplished by the introduc-

60
J. Radjenovi´c et al.
tion of an anaerobic phase in the wastewater treatment line ahead of the
aerobic phase and recycling of sludge through the anaerobic and aerobic
phase [87]. Exposing mixed liquor to an anaerobic/aerobic sequence selects
phosphate accumulating microorganisms (PAOs) due to a competition be-
tween PAOs and other aerobic organisms. This competition mechanism is
based on a complete anaerobic uptake of the lower fatty acids by the polyP
organisms (i.e., PAOs), which assures that in the aerobic phase, no fatty acids
are left. The polyP organisms use the stored internal substrate during aerobic
conditions while other aerobic organisms are lacking substrate. This process
is usually referred to as the enhanced biological phosphorus removal (EBPR)
process. EBPR process can be established in MBR treatment unit by oper-
ating it in intermittent aeration mode. Moreover, phosphorus removal will
be significantly improved in an MBR by a physical retention of PAOs, whose
size is typically larger than 0.5 µm. Since an MF membrane (0.2 µm) will act
as a physical barrier to retain the PAOs in the reactor, sufficient biomass is
provided for the EBPR mechanism to take place [88, 89].
Intermittently aerated MBR can achieve nitrogen and phosphorus removal
by a simultaneous nitrification and denitrification, P-uptake and P-release in
the same reactor in accordance with time cycle of aeration and non-aeration.
However, even though intermittent aeration was successful in removing ni-
trogen, P removal was difficult to achieve at a higher level [83, 90]. This is
probably due to the inhibition by nitrate. In the anaerobic stage, nitrate re-
duces phosphate release, and in the aerobic stage it diminishes its uptake.
Denitrification has more capability than phosphorus release with respect to
the competition of substrate [91]. This is because nitrate will be utilized as
a final electron acceptor in the growth of non-polyP heterotrophs. Thereby,
the amount of substrate available for polyP organisms is reduced and hence
the removal of phosphorus is lowered. There are some studies that confirm
the ability of polyP organisms for denitrification, however, not all PAOs can
use nitrate as an electron acceptor [92].
In addition, intermittently aerated MBR showed an unstable nitrogen re-
moval in its application to treat domestic sewage of rural settlements because
of incomplete denitrification [93]. Stable nitrification can be maintained as
long as the oxygen concentration is high enough [94]. Chiemchaisri et al. [83]
found that by lowering the dissolved oxygen (DO) concentration, nitrification
was significantly inhibited, although it recovered completely after raising the
DO concentration to 1 mg/L. Nitrosomonas and Nitrospira-like bacteria were
identified as the predominant ammonium (AOB) and nitrate-oxidizing bac-
teria (NOB) in an MBR, respectively [95]. Both of these are obligate aerobic
and under anoxic conditions are unable to store or utilize their substrate. The
absence of oxygen may provoke stress and damage of their metabolism, NOB
being the more sensitive [96].
There is much research on the effect of SRT on MBR performance as far
as nitrification/denitrification and phosphorus removals are concerned. Ac-

Membrane Bioreactor (MBR) as an Advanced Wastewater Treatment Technology
61
cording to Cicek et al. [46], there is a decrease in nitrification rate at very low
SRT (2 days), supposedly due to a partial loss of nitrifying microorganisms.
On the other side, Li et al. [57] observed a decreasing trend of nitrifiers when
increasing the sludge concentration, i.e., solids retention time. Another study
confirmed a negative influence of long SRT on nitrification performance [56],
which was explained by impeded oxygen and substrate transfer owing to an
increase in MLSS concentration. Similar observations on the effect of SRT on
phosphorus removal were taken by Yoon et al. [97], who recorded a decreased
P removal at long SRT. In this case, it is probably due to a fact that PAOs un-
dergo competitive conditions with glycogen-accumulating organisms (GAOs)
at SRTs longer than 20 days [98].
These findings indicate that a compromise should be found between a suf-
ficiently long SRT necessary to prevent the washout of nitrifiers, and a nega-
tive influence of too long SRT (decreased mass transfer due to poor aeration,
competition with GAOs, etc.). However, over 90% removal of NH
3
-N is usu-
ally achieved in MBR systems, almost independent on the SRT [56, 65]. Pollice
et al. [65, 99] investigated a performance of an MBR system which start-up
was done without any sludge inoculum. The system was fed on municipal
sewage in order to favor biomass selection based on the imposed operating
conditions. Biodegradation of the influent chemical oxygen demand (COD)
and complete nitrification were consistently obtained already in the first days
of operation. The ammonium oxidation performance over the whole experi-
ment showed a typical nitrification start-up curve with initial N-NO
2
produc-
tion followed by complete nitrification that occurred only 10 days after the
start-up of the plant. As far as HRT is concerned, several studies noted a com-
plete nitrification in an MBR operating with a HRT as low as 2 h [39, 100].
Other important factors that are to be considered for nitrogen removal are
alkalinity, temperature, and organic and nitrogen loads (C/N ratio, i.e., bio-
logical oxygen demand (BOD) to total nitrogen (TN) ratio) [101, 102]. The
BOD/TN ratio must be high enough to denitrify the nitrogen to be nitrated.
Though this ratio is an important factor to be considered for successful ni-
trogen removal, it depends upon the components of organic matter that were
readily degradable, such as volatile fatty acids [101]. As far as temperature is
concerned, it is considered that it has to be maintained below 40
◦
C to en-
sure sufficient nitrification. If the temperature is controlled, a nitrification
rate usually over 99% can be gained in spite of variations of inflow TN con-
centration [101].
Aerated MBR offers two major advantages in the elimination of phospho-
rus: complete removal of all particles (containing usually up to 0.1 mg of
P per mg of total solids (TS)), and aeration, which prevents the phosphate
release that occurs under anoxic conditions. Furthermore, there is an in-
creasing interest for the application of MBR as a technology for phosphorus
recycling, since the P-content of sludge is expected to increase when prolong-
ing SRT [86].

62
J. Radjenovi´c et al.
Much research has confirmed that MBR is a highly viable wastewater
treatment technology regarding nitrification-denitrification and phosphorus
removal. With optimized design and operating parameters it warrants high
effluent quality in terms of ammonia, nitrates, and phosphates present in
wastewater. Current European regulation describes guidelines for total phos-
phorus and nitrogen in treated effluent to 1–2 mg L
–1
and 10–15 mg L
–1
,
respectively [86]. More stringent regulations are expected to come into force
soon in some countries, which fulfillment will require improvements in the
existing treatments and the implementation of additional ones.

tải về 0.95 Mb.

Chia sẻ với bạn bè của bạn: