SEM was used to further observe the

SEM was used to further observe the inner structures and the
outer morphology of the aerobic granules (Supplementary data,
Fig. SD 2). A closer observation on the surface of granules developed
at all temperatures exposed the compact structure composed
of various types of non-filamentous coccal-shaped bacteria which
were tightly linked to one another. Simultaneously, the bacteria
cluster also led to the appearance of numerous cavities which contribute
in enhancing transportation of substrate and oxygen into
the inner cores of the granules. Similar observation by Rosman
et al. (2013) reported these cavities can promote transferring of
the metabolic products in and out of the granules.
3.2. Profiles of COD, phosphate and nitrogen compounds in the SBR30,
SBR40 and SBR50 throughout one cycle
Fig. 1 shows that COD, which was present as acetate, was constantly
being removed from the synthetic wastewater according to
the influent and effluent analysis. The system also demonstrated a
remarkable potential of nitrification as well as phosphate removal
during a steady-state cycle at 30 C, 40 C and 50 C. Throughout
the anoxic feeding phase, cycle profile measurements revealed that
acetate was utilized to 34.15% in SBR30, 51.22% in SBR40 and 38.79%
in SBR50. Simultaneously, phosphate was released during the
anoxic feeding phase. Subsequently, the rest of the acetate was utilized
in the period of aerobic cycle while phosphate was removed.
The removal efficiency for the biological phosphorus improved
gradually during the aerobic phase and achieved an average
removal rate of 72.46% at 50 C, followed by 68.50% and 67.00%
at 30 C and 40 C, respectively which is comparable to previous
study by Ebrahimi et al. (2010) in treating synthetic wastewater
using biogranules.
The reactors also demonstrated relatively various nutrient
removal performances. More than 50% of acetate was utilized during
the anoxic feeding phase in SBR40, while in SBR30 and SBR50 less
than 50% of acetate was consumed during 60 min of anoxic feeding
phase. However, the leftover acetate was utilized efficiently during
the aerobic phase apparently due to the presence of most of the
substrate (oxygen and nitrate) which is advantageous for the
uptake rate of acetate by the microorganisms as described by de
Kreuk et al. (2005b) leading to the highest removal rate of
98.17% for COD at 50 C, while 95.37% and 85.37% removal rate
of COD achieved at the temperature of 40 C and 30 C, respectively
which is comparable to previous situation reported by Song et al.
(2009) in synthetic wastewater treatments using aerobic granules.
Nitrification process also took part quite differently for all the reactors
with the production of nitrite and nitrate. Interestingly, excellent
ammonia removal started to happen in SBR30 after 2 weeks of
operation, meanwhile for SBR40 and SBR50, great ammonia removal
began after 3 weeks of operation. This occurred perhaps due to
assimilation of biomass formation (Song et al., 2009). The highest
ammonia removal rate was 97.50% achieved at 30 C, whereas
ammonia removal rate at 40 C and 50 C were 94.64% and
94.45%, respectively which is comparable to the results in previous
publications by Song et al. (2009) in treating synthetic wastewater
using aerobic granular sludge.
Ebrahimi et al. (2010) reported that start-up seed sludge
applied to the system at 30 C had failed to obtain a stable aerobic
granular sludge. Cultivation of a stable aerobic granular sludge at
30 C and 35 C were only achievable by running the reactor at
20 C using inoculum sludge and gradually increasing the temperature.
The same technique had been applied by de Kreuk et al.
(2005b) who also failed to develop aerobic granular sludge at
low temperature during the start-up at 8 C. Nevertheless gradually
decreasing the temperature from a start-up at 20 C to 8C,
contributed in running the system successfully. In this study,
cultivation of aerobic granular sludge with a start-up at different

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ใช้ SEM เพิ่มเติม สังเกตโครงสร้างภายในและสัณฐานวิทยาภายนอกของเม็ดแอโรบิก (ข้อมูลเสริมฟิก SD 2) สังเกตการณ์ใกล้ชิดบนผิวของเม็ดที่พัฒนาที่อุณหภูมิทั้งหมดเปิดเผย โครงสร้างขนาดเล็กประกอบด้วยไม่ filamentous coccal รูปแบคทีเรียชนิดต่าง ๆ ซึ่งแน่นการเชื่อมโยงอื่น พร้อมกัน แบคทีเรียนอกจากนี้ยัง นำไปสู่ลักษณะของฟันผุมากมายซึ่งเป็นส่วนหนึ่งของคลัสเตอร์ในการเพิ่มประสิทธิภาพการขนส่งของพื้นผิวและออกซิเจนเป็นแกนภายในของเม็ด สังเกตคล้าย โดย Rosmanal. ร้อยเอ็ด (2013) รายงานพัฒนาการเหล่านี้สามารถส่งเสริมการถ่ายโอนของผลิตภัณฑ์เผาผลาญออกเม็ด3.2 การโพรไฟล์ของ COD ฟอสเฟต และไนโตรเจนสารประกอบใน SBR30SBR40 และ SBR50 ตลอดวงจรหนึ่งFig. 1 แสดงว่า COD ซึ่งปัจจุบันเป็น acetate ได้ตลอดเวลาถูกเอาออกจากน้ำเสียสังเคราะห์ตามวิเคราะห์ influent และน้ำทิ้ง ระบบยังแสดงให้เห็นว่าการศักยภาพที่โดดเด่นของการอนาม็อกซ์กำจัดฟอสเฟตในระหว่างรอบท่อนที่ 30 C, 40 C และ 50 C. ตลอดอาหารระยะ anoxic วัดโพรไฟล์รอบเปิดเผยที่มีใช้ acetate 34.15% ใน SBR30, 51.22% ใน SBR40 และ 38.79%ใน SBR50 พร้อมกัน ฟอสเฟตถูกนำออกใช้ในระหว่างการระยะที่ให้อาหาร anoxic ในเวลาต่อมา มีใช้ส่วนเหลือของ acetateในรอบระยะเวลาของรอบการเต้นแอโรบิกขณะฟอสเฟตถูกเอาออกThe removal efficiency for the biological phosphorus improvedgradually during the aerobic phase and achieved an averageremoval rate of 72.46% at 50 C, followed by 68.50% and 67.00%at 30 C and 40 C, respectively which is comparable to previousstudy by Ebrahimi et al. (2010) in treating synthetic wastewaterusing biogranules.The reactors also demonstrated relatively various nutrientremoval performances. More than 50% of acetate was utilized duringthe anoxic feeding phase in SBR40, while in SBR30 and SBR50 lessthan 50% of acetate was consumed during 60 min of anoxic feedingphase. However, the leftover acetate was utilized efficiently duringthe aerobic phase apparently due to the presence of most of thesubstrate (oxygen and nitrate) which is advantageous for theuptake rate of acetate by the microorganisms as described by deKreuk et al. (2005b) leading to the highest removal rate of98.17% for COD at 50 C, while 95.37% and 85.37% removal rateof COD achieved at the temperature of 40 C and 30 C, respectivelywhich is comparable to previous situation reported by Song et al.(2009) in synthetic wastewater treatments using aerobic granules.Nitrification process also took part quite differently for all the reactorswith the production of nitrite and nitrate. Interestingly, excellentammonia removal started to happen in SBR30 after 2 weeks ofoperation, meanwhile for SBR40 and SBR50, great ammonia removalเริ่มหลังจากสัปดาห์ที่ 3 ของการดำเนินงาน นี้เกิดขึ้นอาจเนื่องผสมกลมกลืนของการก่อตัวของชีวมวล (เพลง et al., 2009) สูงสุดอัตราการกำจัดแอมโมเนีย 97.50% สำเร็จที่ 30 C ขณะที่อัตราการกำจัดแอมโมเนียที่ 40 C และ 50 C ได้ 94.64% และ94.45% ตามลำดับซึ่งจะเทียบได้กับผลลัพธ์ในก่อนหน้านี้สิ่งพิมพ์โดยเพลง et al. (2009) ในการรักษาน้ำเสียสังเคราะห์ใช้ตะกอน granular แอโรบิกตะกอนที่เมล็ดเริ่มต้นรายงานของ Ebrahimi et al. (2010)ใช้กับระบบที่ 30 C ไม่สามารถรับคอกที่เต้นแอโรบิกมีตะกอน granular เพาะปลูกของตะกอนแอโรบิก granular มั่นคงที่30 C และ 35 C ได้เพียงทำได้ โดยใช้เครื่องปฏิกรณ์ที่C 20 ใช้ตะกอน inoculum และค่อย ๆ เพิ่มอุณหภูมิเทคนิคเดียวกันมีการใช้โดยเด Kreuk et al(2005b) ที่ยังไม่สามารถพัฒนาตะกอน granular แอโรบิกที่อุณหภูมิต่ำสุดในระหว่างการเริ่มต้นที่ซี 8 อย่างไรก็ตามค่อย ๆลดอุณหภูมิจากเริ่มต้นที่ 20 C กับ 8 Cส่วนในการใช้งานระบบเสร็จเรียบร้อยแล้ว ในการศึกษานี้เพาะปลูกของตะกอน granular แอโรบิกด้วยเริ่มต้นที่แตกต่างกัน

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

SEM ถูกนำมาใช้เพื่อสังเกตโครงสร้างด้านในและ
ด้านนอกของสัณฐานวิทยาเม็ดแอโรบิก (ข้อมูลเสริม
รูป. SD 2) สังเกตใกล้ชิดบนพื้นผิวของเม็ดพัฒนา
ที่อุณหภูมิทุกสัมผัสโครงสร้างขนาดเล็กประกอบด้วย
ประเภทต่างๆของการไม่ใยแบคทีเรีย coccal รูปที่
ถูกเชื่อมโยงอย่างแน่นหนากับอีกคนหนึ่ง พร้อมกันแบคทีเรีย
ยังคลัสเตอร์ที่นำไปสู่การปรากฏตัวของฟันผุจำนวนมากที่มีส่วนร่วม
ในการเสริมสร้างการขนส่งของพื้นผิวและออกซิเจนเข้าไปใน
แกนภายในของแกรนูล สังเกตที่คล้ายกันโดย Rosman
et al, (2013) รายงานโพรงเหล่านี้สามารถส่งเสริมการถ่ายโอน
การเผาผลาญสินค้าเข้าและออกของเม็ด.
3.2 โพรไฟล์ของ COD, ฟอสเฟตและสารประกอบไนโตรเจนใน SBR30,
SBR40 และ SBR50 ตลอดหนึ่งรอบ
รูป 1 แสดงให้เห็นว่าซีโอดีซึ่งปัจจุบันเป็นอะซิเตทได้รับการอย่างต่อเนื่อง
ถูกลบออกจากน้ำเสียสังเคราะห์ตาม
อิทธิพลและการวิเคราะห์น้ำทิ้ง นอกจากนี้ระบบยังแสดงให้เห็นถึง
ศักยภาพที่โดดเด่นของไนตริฟิเคเช่นเดียวกับการกำจัดฟอสเฟต
ในช่วงวงจรมั่นคงของรัฐวันที่ 30 องศาเซลเซียส 40 องศาเซลเซียสและ 50 องศาเซลเซียส ตลอด
ขั้นตอนการให้อาหารซิกวัดรายละเอียดวงจรเปิดเผยว่า
อะซิเตทที่ถูกนำมาใช้เพื่อ 34.15% ใน SBR30, 51.22% ใน SBR40 และ 38.79%
ใน SBR50 พร้อมกันฟอสเฟตได้รับการปล่อยตัวในช่วง
ขั้นตอนการให้อาหารซิก ต่อจากนั้นส่วนที่เหลือของอะซิเตทที่ถูกนำมาใช้
ในช่วงเวลาของวงจรแอโรบิกในขณะที่ฟอสเฟตจะถูกลบออก.
เพื่อประสิทธิภาพในการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพที่ดีขึ้น
ค่อย ๆ ในระหว่างขั้นตอนแอโรบิกและประสบความสำเร็จเฉลี่ย
อัตราการกำจัดของ 72.46% ที่ 50 องศาเซลเซียสตามด้วย 68.50 % และ 67.00%
ณ วันที่ 30 องศาเซลเซียสและ 40 องศาเซลเซียสตามลำดับซึ่งก็เปรียบได้กับก่อนหน้านี้
การศึกษาโดย Ebrahimi et al, (2010) ในการรักษาน้ำเสียสังเคราะห์
โดยใช้ biogranules.
เครื่องปฏิกรณ์ยังแสดงให้เห็นถึงสารอาหารต่างๆค่อนข้าง
แสดงการกำจัด กว่า 50% ของอะซิเตทที่ถูกนำมาใช้ในระหว่าง
ขั้นตอนการให้อาหารซิก SBR40 ในขณะที่ใน SBR30 และ SBR50 น้อย
กว่า 50% ของอะซิเตทได้รับการบริโภคในช่วง 60 นาทีของการให้อาหารซิก
เฟส แต่อะซิเตทที่เหลือถูกนำมาใช้อย่างมีประสิทธิภาพในช่วง
ขั้นตอนแอโรบิกที่เห็นได้ชัดเพราะการปรากฏตัวของที่สุดของ
พื้นผิว (ออกซิเจนและไนเตรต) ซึ่งเป็นประโยชน์สำหรับ
อัตราการดูดซึมของอะซิเตตจากจุลินทรีย์ตามที่อธิบายไว้โดย
Kreuk et al, (2005b) ที่นำไปสู่อัตราการกำจัดสูงสุดของ
98.17% สำหรับซีโอดีที่ 50 องศาเซลเซียสขณะที่ 95.37% และอัตราการกำจัด 85.37%
ของซีโอดีประสบความสำเร็จที่อุณหภูมิ 40 องศาเซลเซียสและ 30 องศาเซลเซียสตามลำดับ
ซึ่งก็เปรียบได้กับสถานการณ์ก่อนหน้านี้รายงาน โดยเพลง et al.
(2009) ในการบำบัดน้ำเสียสังเคราะห์โดยใช้เม็ดแอโรบิก.
กระบวนการ Nitrification ยังมามีส่วนร่วมค่อนข้างแตกต่างกันสำหรับเครื่องปฏิกรณ์นิวเคลียร์ทั้งหมด
ที่มีการผลิตของไนไตรท์และไนเตรท ที่น่าสนใจที่ดีเยี่ยม
ในการกำจัดแอมโมเนียที่เริ่มเกิดขึ้นใน SBR30 หลังจาก 2 สัปดาห์ของการ
ดำเนินงานในขณะเดียวกันสำหรับ SBR40 และ SBR50 การกำจัดแอมโมเนียที่ดี
เริ่มหลังจาก 3 สัปดาห์ที่ผ่านมาของการดำเนินงาน เรื่องนี้เกิดขึ้นอาจจะเป็นเพราะ
การดูดซึมของการพัฒนาพลังงานชีวมวล (เพลง et al., 2009) สูงสุด
อัตราการกำจัดแอมโมเนียถูก 97.50% ประสบความสำเร็จในวันที่ 30 องศาเซลเซียสในขณะที่
อัตราการกำจัดแอมโมเนียที่ 40 องศาเซลเซียสและ 50 องศาเซลเซียสเป็น 94.64% และ
94.45% ตามลำดับซึ่งก็เปรียบได้กับผลลัพธ์ในก่อนหน้านี้
ตีพิมพ์โดยเพลง et al, (2009) ในการรักษาน้ำเสียสังเคราะห์
โดยใช้กากตะกอนเม็ดแอโรบิก.
Ebrahimi et al, (2010) รายงานว่าตะกอนเมล็ดเริ่มต้นขึ้น
นำไปใช้กับระบบที่ 30 องศาเซลเซียสได้ล้มเหลวที่จะได้รับแอโรบิกที่มีความเสถียร
ตะกอนเม็ด การเพาะปลูกของตะกอนเม็ดแอโรบิกที่มีความเสถียรที่
30 องศาเซลเซียสและ 35 องศาเซลเซียสก็ทำได้เพียงโดยใช้เครื่องปฏิกรณ์ที่
20 องศาเซลเซียสโดยใช้กากตะกอนเชื้อและค่อยๆเพิ่มอุณหภูมิ.
เทคนิคเดียวกันได้ถูกนำมาใช้โดย Kreuk et al.
(2005b) ที่ยังล้มเหลวในการพัฒนาตะกอนเม็ดแอโรบิกที่
อุณหภูมิต่ำในช่วงเริ่มต้นขึ้นที่ 8 องศาเซลเซียส แต่ค่อยๆ
ลดลงจากอุณหภูมิที่เริ่มต้นขึ้นที่ 20 องศาเซลเซียสถึง 8 องศาเซลเซียส,
มีส่วนร่วมในการทำงานของระบบที่ประสบความสำเร็จ ในการศึกษานี้
การเพาะปลูกของตะกอนเม็ดแอโรบิกที่มีการเริ่มต้นขึ้นที่แตกต่างกัน

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

SEM คือใช้เพื่อเพิ่มเติม สังเกตโครงสร้างภายในและภายนอกของแกรนูล
ของแอโรบิก ( ข้อมูลเพิ่มเติม
รูป SD 2 ) เข้ามาสังเกตการณ์บนพื้นผิวของแกรนูลที่พัฒนา
ที่อุณหภูมิทั้งหมดเปิดเผยโครงสร้างกะทัดรัดประกอบด้วย
ประเภทต่างๆของแบคทีเรียซึ่งเป็นรูปที่ไม่ coccal
แน่น เชื่อมโยงกัน แบคทีเรีย
พร้อมกันกลุ่มยังนำไปสู่ลักษณะที่ปรากฏของฟันผุมากมาย ซึ่งมีส่วนร่วมในการส่งเสริมการขนส่งและ

( ออกซิเจนเป็นแกนด้านในของเม็ด คล้ายการสังเกต โดยรับ
et al . ( 2013 ) รายงาน cavities เหล่านี้สามารถส่งเสริมการถ่ายทอด
ผลิตภัณฑ์การเผาผลาญอาหารในและออกของแกรนูล .
2 . โปรไฟล์ของ COD , ฟอสเฟตและสารประกอบไนโตรเจนใน sbr30
,และ sbr40 sbr50 ตลอดหนึ่งรอบ
รูปที่ 1 แสดงให้เห็นว่า คอด ซึ่งปัจจุบันเป็นอะซิเตต , ตลอดเวลา
ออกจากน้ำเสียสังเคราะห์ตาม
การวิเคราะห์ระบบน้ำทิ้ง ระบบยังแสดงให้เห็นถึงศักยภาพที่โดดเด่นของปริมาณ

รวมทั้งการกำจัดฟอสเฟตในช่วงรอบคงที่ที่ 30  C 40  C และ C ตลอดระยะ 50 
ถังให้อาหาร ,ประวัติวัดรอบ พบว่า นักเรียน 34.15
อะซิเตทใน sbr30 51.22 % , 70 % และใน sbr40
ใน sbr50 . พร้อมกัน , ฟอสเฟตถูกปล่อยออกมาในระหว่าง
ซิกอาหารระยะ และส่วนที่เหลือของอะซิเตตใช้
ในช่วงวัฏจักรแอโรบิกในขณะที่ฟอสเฟตจะถูกลบออก .
ประสิทธิภาพในการกำจัดฟอสฟอรัสทางชีวภาพขึ้น
สำหรับค่อย ๆในระหว่างขั้นตอนแอโรบิกและความเฉลี่ยอัตราการกำจัดของ 72.46
% ที่ 50  C ตามด้วย 68.50 ร้อยละ 67.00 %
ที่ 30  C และ 40  C ตามลำดับ ซึ่งใกล้เคียงกับก่อน
ศึกษาโดย ebrahimi et al . ( 2010 ) ในการบำบัดน้ำเสียสังเคราะห์โดยใช้ biogranules
.
เครื่องแสดงค่อนข้างต่างๆสารอาหาร
เอาสมรรถนะ มากกว่า 50% ของอะซิเตทถูกใช้ในระหว่าง