Conventional RASs are operated at v

Conventional RASs are operated at variable water refreshment rates (0.1–1 m3/kg feed). For instance in RAS producing European eel, refreshment rates are about 200–300 L/kg feed (Eding and
Kamstra, 2002; Martins et al., 2009b). In these systems, solids are removed by sedimentation or sieving, oxygen is added by aeration or oxygenation, carbon dioxide is removed by degassing and
ammonia is mostly converted into nitrate (NO3) through nitrification in aerobic biological filters. In a conventional RAS the maximum allowed concentration of NO3steers the external waterexchange rate (e.g.Schuster and Stelz, 1998). High nitrate concentrations can be counteracted by denitrification (Rijn and Rivera,1990; Barak, 1998; Rijn and Barak, 1998; van Rijn et al., 2006). Denitrification reactors applied to RAS have different designs (reviewed
in van Rijn et al., 2006). One of the designs that have been used successfully in pilot scale recirculating systems is the upflow sludge blanket denitrification reactor (USBR,Fig. 2,Martins et al., 2009a,b). This reactor is a cylindric anoxic (no free dissolved oxygen; NOx present) reactor fed with dissolved and particulate faecal organic waste, bacterial flocs and inorganic compounds trapped by the solids removal unit. The waste flow enters the reactor at the bottom
centre. The up flow velocity in the reactor is designed to be smaller than the settling velocity of the major fraction of the particulate waste in order to create a sludge bed at the bottom. In the sludge bed the faecal particulate waste is digested by the denitrifying bacteria.
As an example, since 2005, a denitrification reactor using internal carbon source, was integrated into a conventional RAS (Fig. 2) in The Netherlands. In a 600 MT/year Nile tilapia Oreochromis niloticusRAS farm the water exchange rate was as low as 30 L/kg feed, corresponding to 99% recirculation (Martins et al., 2009b). Compared to a conventional RAS, this latest generation RAS thus reduces water consumption, and NO3 and organic matter discharge. Thecosts for installation and operation of the denitrification reactor are outweighed by the reduction in costs for discharge to the local sewer, groundwater permits restricting groundwater extraction at one production location and the increasing energy costs for heating groundwater to 28◦C(Martins et al., 2009b).
Considering the nutrient balance before and after on-farm implementation of denitrification on an hypothetical 100 MT/year tilapia farm (Eding et al., 2009), performance of a 100 MT/year
tilapia RAS with and without denitrification was compared for the sustainability parameters nutrient utilization efficiency (%), resource use and waste discharge per kg fish produced (Table 4). It can be seen that the RAS with denitrification has substantially lower requirements for heat, water and bicarbonate. Although the RAS with denitrification has somewhat higher requirements for electricity, oxygen and labour (and investments), the actual production
costs per kg harvested fish are approximately 10% lower than for the conventional RAS. Waste discharge is reduced by integrationof denitrification by 81% for nitrogen (N), 59% for chemical oxygen demand (COD), 61% for total oxygen demand (TOD), 30% for CO2 and 58% for total dissolved solids (TDS).
Integrating a USBR in a conventional RAS allows to (1) reduce the make-up water volume necessary for NO3 control, (2) reduce NO2 discharge, (3) reduce energy consumption due to heat production by the bacterial biomass in the reactor and a reduction in the volume of make-up water that needs to be heated, (4) concentrate and reduce the drum filter solids flow, by digesting the solids in situ, reducing fees for discharge of TAN, NO3, organic nitrogen, and organic matter (measured as COD), and (5) increase alkalinity allowing a pH neutral fish culture operation.
Despite the considerable advantages of introducing a denitrification reactor in a conventional RAS, its use in commercial farming is still limited. Major reasons include the higher investments, the required expertise and the accumulation of TDS on farm or the
alternative use of an external carbon source. In most EU countries (to our knowledge only the Netherlands is an exception), the economical feasibility of using a denitrification reactor still has to be demonstrated.
One of its major contributions to environmental sustainability of integrating denitrification in RAS is the reduction in water use. However, a small water exchange rate might also create problems. As pointed out by Martins et al. (2009a,b)such reduction may lead to an accumulation of growth inhibiting factors originating from the fish (e.g. cortisol), bacteria (metabolites) and feed (metals). Using a bioassay,Martins et al. (2009a)showed that with a low water
exchange of 30 L/kg feed, the accumulation of phosphate (PO4), NO3 and of the heavy metals arsenic and copper is likely to impair the embryonic and larval development of common carp and therefore deserves further research. Also,Davidson et al. (2009)suggested a negative impact on survival of reducing water refreshment rates in trout cultured in RAS, mainly due to the accumulation of copper. Nevertheless, in grow-out,Good et al. (2009)and Martins et al. (2009b)showed no impact on growth performance of fish cultured in low water exchange RAS. In turbot RAS no growth retardation could be detected compared to re-use of flow-through systems during long term experiments (about 550 days) running those systems under commercial conditions (Schram et al., 2009).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

RASs ปกติจะดำเนินการในราคาพิเศษเครื่องดื่มน้ำแปร (0.1 – 1 m3/kg อาหาร) เช่น ราผลิตปลาตูหนายุโรป เครื่องดื่มราคาอยู่ประมาณ 200 – 300 L/kg อาหาร (Eding และKamstra, 2002 Martins et al., 2009b) ในระบบเหล่านี้ เอาของแข็ง โดยการตกตะกอนหรือ sieving เพิ่มออกซิเจนโดย aeration oxygenation ก๊าซคาร์บอนไดออกไซด์จะถูกเอาออก โดยการ degassing และส่วนใหญ่มีแปลงแอมโมเนียเป็นไนเตรต (NO3) ผ่านการอนาม็อกซ์กรองชีวภาพแอโรบิก ในราทั่วไป สูงสุดได้ความเข้มข้นของ NO3steers อัตรา waterexchange ภายนอก (e.g.Schuster และ Stelz, 1998) ความเข้มข้นสูงไนเตรตที่สามารถ counteracted โดย denitrification (Rijn และริเวอรา 1990 Barak, 1998 Rijn และ Barak, 1998 van Rijn et al., 2006) เตาปฏิกรณ์ denitrification กับรามี (ทบทวนการออกแบบแตกต่างกันใน van Rijn et al., 2006) หนึ่งของการออกแบบที่ได้ใช้ประสบความสำเร็จในระดับนำร่อง recirculating ระบบ บำบัดตะกอนครอบ denitrification ปล่อย (USBR, Fig. 2, Martins et al., 2009a, b) ได้ เครื่องปฏิกรณ์นี้เป็นแบบ cylindric anoxic (ไม่ฟรีละลายออกซิเจน ปัจจุบันโรงแรมน็อกซ์) เครื่องปฏิกรณ์เลี้ยงละลาย และฝุ่น faecal อินทรีย์ flocs แบคทีเรีย และสารประกอบอนินทรีย์ที่ติดอยู่ตามหน่วยกำจัดของแข็ง กระแสเสียเข้าเครื่องปฏิกรณ์ที่ด้านล่างcentre. The up flow velocity in the reactor is designed to be smaller than the settling velocity of the major fraction of the particulate waste in order to create a sludge bed at the bottom. In the sludge bed the faecal particulate waste is digested by the denitrifying bacteria. As an example, since 2005, a denitrification reactor using internal carbon source, was integrated into a conventional RAS (Fig. 2) in The Netherlands. In a 600 MT/year Nile tilapia Oreochromis niloticusRAS farm the water exchange rate was as low as 30 L/kg feed, corresponding to 99% recirculation (Martins et al., 2009b). Compared to a conventional RAS, this latest generation RAS thus reduces water consumption, and NO3 and organic matter discharge. Thecosts for installation and operation of the denitrification reactor are outweighed by the reduction in costs for discharge to the local sewer, groundwater permits restricting groundwater extraction at one production location and the increasing energy costs for heating groundwater to 28◦C(Martins et al., 2009b). Considering the nutrient balance before and after on-farm implementation of denitrification on an hypothetical 100 MT/year tilapia farm (Eding et al., 2009), performance of a 100 MT/yeartilapia RAS with and without denitrification was compared for the sustainability parameters nutrient utilization efficiency (%), resource use and waste discharge per kg fish produced (Table 4). It can be seen that the RAS with denitrification has substantially lower requirements for heat, water and bicarbonate. Although the RAS with denitrification has somewhat higher requirements for electricity, oxygen and labour (and investments), the actual productioncosts per kg harvested fish are approximately 10% lower than for the conventional RAS. Waste discharge is reduced by integrationof denitrification by 81% for nitrogen (N), 59% for chemical oxygen demand (COD), 61% for total oxygen demand (TOD), 30% for CO2 and 58% for total dissolved solids (TDS). Integrating a USBR in a conventional RAS allows to (1) reduce the make-up water volume necessary for NO3 control, (2) reduce NO2 discharge, (3) reduce energy consumption due to heat production by the bacterial biomass in the reactor and a reduction in the volume of make-up water that needs to be heated, (4) concentrate and reduce the drum filter solids flow, by digesting the solids in situ, reducing fees for discharge of TAN, NO3, organic nitrogen, and organic matter (measured as COD), and (5) increase alkalinity allowing a pH neutral fish culture operation. Despite the considerable advantages of introducing a denitrification reactor in a conventional RAS, its use in commercial farming is still limited. Major reasons include the higher investments, the required expertise and the accumulation of TDS on farm or thealternative use of an external carbon source. In most EU countries (to our knowledge only the Netherlands is an exception), the economical feasibility of using a denitrification reactor still has to be demonstrated.
One of its major contributions to environmental sustainability of integrating denitrification in RAS is the reduction in water use. However, a small water exchange rate might also create problems. As pointed out by Martins et al. (2009a,b)such reduction may lead to an accumulation of growth inhibiting factors originating from the fish (e.g. cortisol), bacteria (metabolites) and feed (metals). Using a bioassay,Martins et al. (2009a)showed that with a low water
exchange of 30 L/kg feed, the accumulation of phosphate (PO4), NO3 and of the heavy metals arsenic and copper is likely to impair the embryonic and larval development of common carp and therefore deserves further research. Also,Davidson et al. (2009)suggested a negative impact on survival of reducing water refreshment rates in trout cultured in RAS, mainly due to the accumulation of copper. Nevertheless, in grow-out,Good et al. (2009)and Martins et al. (2009b)showed no impact on growth performance of fish cultured in low water exchange RAS. In turbot RAS no growth retardation could be detected compared to re-use of flow-through systems during long term experiments (about 550 days) running those systems under commercial conditions (Schram et al., 2009).

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ราสธรรมดาจะดำเนินการอัตราตัวแปร ( 0.1 –เครื่องดื่มน้ำ 1 ลบ . ม. / กก. ป้อน ) ตัวอย่างเพื่อการผลิตปลาไหลยุโรป อัตรา ซึ่งมีประมาณ 200 – 300 ลิตร / กิโลกรัมอาหาร ( eding และ
kamstra , 2002 ; มาร์ติน et al . , 2009b ) ในระบบเหล่านี้ ของแข็งจะถูกลบออกโดยการตกตะกอนหรือตะแกรง ออกซิเจนจะถูกเพิ่มโดยการเติมอากาศหรือออกซิเจน คาร์บอนไดออกไซด์จะถูกเอาออกโดย degassing และ
แอมโมเนียเป็นส่วนใหญ่แปลงเป็นไนเตรท ( 3 ) ผ่านไนตริฟิเคชั่นในแอโรบิกแท้ๆ ตัวกรอง ในแบบราสสูงสุดที่อนุญาต no3steers อัตราความเข้มข้นของ waterexchange ภายนอก ( e.g.schuster และ stelz , 1998 ) ปริมาณไนเตรทสูงสามารถต่อต้านโดยดีไนตริฟิเคชัน ( แรยน์กับ Rivera , 1990 ; Barak , 1998 ; แรยน์กับบาราค , 1998 ; ฟาน แรยน์ et al . , 2006 )เครื่องปฏิกรณ์น้ำใช้กับราสมีการออกแบบที่แตกต่างกัน ( ดู
ในฟาน แรยน์ et al . , 2006 ) หนึ่งในการออกแบบที่ได้รับการใช้ประสบความสำเร็จในระดับนำร่องระบบหมุนเวียนตะกอนน้ำไหลคลุมเครื่องปฏิกรณ์ ( usbr รูปที่ 2 , มาร์ตินส์ , et al . , 2009a , B ) มันเป็น cylindric ซิก ( ไม่ฟรีค่าออกซิเจนละลายน้ำ ;ปัจจุบัน NOx ) เครื่องปฏิกรณ์ที่ได้รับละลายและฝุ่นละอองในขยะอินทรีย์ และอนินทรีย์สารประกอบแบคทีเรีย , เม็ดติดอยู่ โดยการบำบัดของแข็งหน่วย ของเสียที่ไหลเข้าไปในเครื่องปฏิกรณ์ในศูนย์ด้านล่าง

ขึ้นความเร็วการไหลในเครื่องปฏิกรณ์ถูกออกแบบมาให้มีขนาดเล็กกว่าความเร็วในการตกตะกอนของส่วนหลักของอนุภาคของเสียเพื่อสร้างตะกอนที่นอนอยู่ด้านล่างในกากตะกอนของเสียฝุ่นละอองในเตียงจะถูกย่อยโดยแบคทีเรียดีไนตริฟายอิง .
ตัวอย่าง ตั้งแต่ 2005 , น้ำเครื่องปฏิกรณ์ที่ใช้แหล่งคาร์บอนภายใน ถูกรวมเข้าไปในแบบราส ( รูปที่ 2 ) ในเนเธอร์แลนด์ ใน 600 / ปีปลานิล Oreochromis niloticusras ฟาร์มน้ำตราอัตราที่ต่ำเป็น 30 ลิตร / กิโลกรัมอาหาร MT ,สอดคล้องกับ 99% recirculation ( มาร์ตินส์ et al . , 2009b ) เมื่อเทียบกับปกติ ราส ซึ่งรุ่นล่าสุดราส จึงช่วยลดการใช้น้ำและการปล่อยสารอินทรีย์ และ 3 . ด้านการติดตั้งและการทำงานของถังปฏิกรณ์ไนตเป็นนิเวศโดยลดต้นทุนเพื่อจำหน่ายไปยังท่อระบายน้ำภายใน