- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
1. IntroductionNowadays, water poll
1. Introduction
Nowadays, water pollution by organic compounds is a worldwide
issue and has posed serious threaten towards ecology and human
health. Up to now, various methods including flocculation
(Gasperi et al., 2012; Ismail et al., 2012), adsorption (Kong et al.,
2013; Zhang et al., 2012), biological methods (Di Trapani et al.,
2013; Falås et al., 2012) and electrolysis (Wang et al., 2013) were
exploited to achieve the efficient removal of organic pollutants.
Among the available technologies, biological methods might be
one of the most promising approaches due to its low costs, technically
simple and high retention efficiencies towards target pollutants.
Particularly, the activated sludge methods for biological
treatments have been regarded as the core treatment units for
wastewater purification (Jones and Schuler, 2010; Krzeminski
et al., 2012; Tizghadam et al., 2008).
Activated sludge, a suspended microbial aggregate, is frequently
applied to wastewater to remove organic compounds through the
metabolic reactions of microorganisms and the growing of
microorganisms is closely interrelated with the degradation oforganic pollutants in wastewater. As well known, wastewater
treatment by activated sludge is actually the process of adsorption
(Fujita et al., 2005; Liu et al., 2011; Ren et al., 2007; Soda et al.,
1999), metabolism and utilization of organic matter by microorganism
communities in activated sludge. This process could be
divided into two stages. Firstly, the organic matter is adsorbed by
activated sludge; Then, organic subtracts cell surfaces are subjected
to degradation by the microorganism within activated
sludge.
According to the conventional Monod equation (Orhon et al.,
2009; Petersen et al., 2003), the microorganism specific growth
rate is considered to be a function of the substrate concentration.
However, in a non-steady state system, the microorganism concentration
and substrate concentration are constantly changing; besides,
the growing rates are relative to the substrate contents and
the concentration of microorganisms. Reviewing about the process,
it can be found that organic matter removal in wastewater is the
direct results of adsorption; but, durative removal is dependent
on micro-organism metabolism; in other words, the effect of
metabolism is not immediate. Thus, the adsorption might be a
key factor in order to suitably describe the organic pollutants treatments
by activated sludge.
Unfortunately, reviewing the published literatures, most of the
research works focused on the relationship of microorganism
growth and the corresponding substrate concentration (Brandt
et al., 2004; Daigger and Grady, 1982; Khoyi and Yaghmaei,
2005; Lee et al., 2001; Scruggs and Randall, 1998), and the process
of adsorption was neglected. As for the growing process, microorganisms
could utilize the organic matters adsorbed onto activated
sludge for growth and the concentration of organic matter in
wastewater doesn’t directly affect the microorganism growth rate.
In other words, the removal efficiency of organic components in
wastewater might mainly be determined by the adsorption process,
while the growth of microorganism depends on the organic
degradation rates, i.e. utility of the organic matters adsorbed onto
the activated sludge. Therefore, it is important to elucidate the
relationship between microorganism growth and the adsorption
capacity to accurately represent the removal process of organic
matter in the water.
In the present study, fresh domestic wastewater was selected as
the model water effluents and series tests were performed to
determine and verify the potential relationship of microorganism
specific growth, adsorption capacity and removal efficiencies. This
work shed light on the novel information of the role of adsorption
process in biological treatment process.
2. Methods
2.1. Materials
The microorganisms used in the experiments were from laboratory-
scale aerobic activated sludge batch reactor (20 L). The pure
culture was taken from the aerobic stage of the oxidation ditch
in the second municipal sewage treatment plant, Qinhuangdao.
The reactor was fed with domestic wastewater with the quality
parameters: COD = 800 ± 50 mg L1, pH was 7.0 ± 0.4 and such
composition was relatively stable. The water in the reactor was replaced
with fresh domestic wastewater once a day. Aeration was
stopped at first, after the mixed liquor was left to stand for 1 h,
the supernatant was removed, and then fresh domestic wastewater
was added. After culturing for 24 h, the microorganisms were
in endogenous respiration and the activated sludge microorganisms
were used in the following experiments. During the
experiments, the temperature of the reactor was 20 ± 2 C. Dissolved
oxygen (DO) concentration was above 2–4 mg L1,
pH = 7.0 ± 0.4.
2.2. Biomass growth tests in distilled water and wastewater loaded
with organic matters
The experiment was performed in 2000 mL beakers, the beakers
were aerated. Fresh wastewater and activated sludge in endogenous
respiration were added into one beaker; the concentration
of activated sludge was 3000 mg L1. After 30 min (adsorption of
organic matter on the activated sludge attained saturated) the mixture
was filtered with a Buchner funnel, the sludge filtered out was
placed in another two beakers, and then was added with 1000 mL
distilled water and 1000 mL wastewater respectively, and were
aerated immediately. At the beginning of aeration and afterward,
samples were taken to measure the mixed liquor suspended solid
(MLSS) concentration and chemical oxygen demand (COD) of the
water every 10 min.
2.3. Adsorption capacity effects on microorganism growth rate
In order to study the effect of adsorption capacity on the biomass
growth rate, batch assays were carried out in six 2000 mL
aerated beakers. The fresh wastewater and activated sludge used
in the batch tests was similar to that described in the previous section;
in all beakers the initial chemical oxygen demand (COD) of
the water was 700 mg L1, the biomass concentration (MLSS) was
3000 mg MLSS L1. The residence time in six beakers was designed
for 5, 10, 15, 20, 25, 30 min respectively; At the end of the reaction,
samples were taken to measure chemical oxygen demand (COD) of
the water in each beaker, activated sludge specific adsorption
capacity (qC, mg g1) was calculated as follows (Kong et al., 2013):Then the mixture in each beaker was filtered with a Buchner funnel,
the sludge filtered out was placed in another six beakers, added
with 1000 mL distilled water, and aeration was carried out immediately.
The mixed liquor suspended solid concentration (MLSS0) at
the beginning of aeration and the mixed liquor suspended solid
concentration (MLSS20) after 20 min were determined, the specific
growth rate (l, h1) was calculated as follows:
l ¼
ðMLSS20 MLSS0Þ=MLSS0
0:333h ð2Þ
Note that 20 min was selected because the generation of most
microorganisms is within 20 min.
2.4. The effects of substrate concentration and sludge concentration on
adsorption
In order to determine the maximum adsorption capacity of organic
matter onto activated sludge, series of experiments were performed
in the same 2000 mL beakers with constant temperature
(20 ± 2 C) and pH (7.00 ± 0.05).
2.4.1. The relationship between adsorption capacity and substrate
concentration
Five beakers were filled with different amounts of fresh domestic
wastewater with the COD values of 400, 500, 600, 700, 800 mg
COD L1 respectively. Subsequently, equal amount of activated
sludge in endogenous respiration was added to the seven beakers
to ensure the same sludge concentration (MLSS) in each beaker
(3000 mg L1). Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were assailed.concentration
Equal amount of fresh domestic wastewater with the same organic
contents (COD = 600 mg L1) was added to five beakers; then
different amounts of activated sludge in the endogenous respiration
were added to each beaker, the activated sludge concentration
(MLSS) in five beakers were 2250, 2570, 3000, 3600, 4500 mg L1
respectively. Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were determined with 5 min interval until 30 min.
2.5. Analytical methods
To determine the MLSS, one piece of quantitative filter paper
was heated in an electrical heating desiccator at 105 C for 1 h,
and then the exact weights was recorded as w0. 100 mL of Sample
was filtered with the above filter paper, subsequently as-obtained
filter paper were heated at 105 C for around 1 h, and then
weighed, the weight was recorded as w1. MLSS (mg L1) of sample
was calculated as the following equation:
MLSS ¼
w1 w0
0:1 ð3Þ
The concentration of organic matter (COD) in wastewater was
measured with standard potassium dichromate method.
Nowadays, water pollution by organic compounds is a worldwide
issue and has posed serious threaten towards ecology and human
health. Up to now, various methods including flocculation
(Gasperi et al., 2012; Ismail et al., 2012), adsorption (Kong et al.,
2013; Zhang et al., 2012), biological methods (Di Trapani et al.,
2013; Falås et al., 2012) and electrolysis (Wang et al., 2013) were
exploited to achieve the efficient removal of organic pollutants.
Among the available technologies, biological methods might be
one of the most promising approaches due to its low costs, technically
simple and high retention efficiencies towards target pollutants.
Particularly, the activated sludge methods for biological
treatments have been regarded as the core treatment units for
wastewater purification (Jones and Schuler, 2010; Krzeminski
et al., 2012; Tizghadam et al., 2008).
Activated sludge, a suspended microbial aggregate, is frequently
applied to wastewater to remove organic compounds through the
metabolic reactions of microorganisms and the growing of
microorganisms is closely interrelated with the degradation oforganic pollutants in wastewater. As well known, wastewater
treatment by activated sludge is actually the process of adsorption
(Fujita et al., 2005; Liu et al., 2011; Ren et al., 2007; Soda et al.,
1999), metabolism and utilization of organic matter by microorganism
communities in activated sludge. This process could be
divided into two stages. Firstly, the organic matter is adsorbed by
activated sludge; Then, organic subtracts cell surfaces are subjected
to degradation by the microorganism within activated
sludge.
According to the conventional Monod equation (Orhon et al.,
2009; Petersen et al., 2003), the microorganism specific growth
rate is considered to be a function of the substrate concentration.
However, in a non-steady state system, the microorganism concentration
and substrate concentration are constantly changing; besides,
the growing rates are relative to the substrate contents and
the concentration of microorganisms. Reviewing about the process,
it can be found that organic matter removal in wastewater is the
direct results of adsorption; but, durative removal is dependent
on micro-organism metabolism; in other words, the effect of
metabolism is not immediate. Thus, the adsorption might be a
key factor in order to suitably describe the organic pollutants treatments
by activated sludge.
Unfortunately, reviewing the published literatures, most of the
research works focused on the relationship of microorganism
growth and the corresponding substrate concentration (Brandt
et al., 2004; Daigger and Grady, 1982; Khoyi and Yaghmaei,
2005; Lee et al., 2001; Scruggs and Randall, 1998), and the process
of adsorption was neglected. As for the growing process, microorganisms
could utilize the organic matters adsorbed onto activated
sludge for growth and the concentration of organic matter in
wastewater doesn’t directly affect the microorganism growth rate.
In other words, the removal efficiency of organic components in
wastewater might mainly be determined by the adsorption process,
while the growth of microorganism depends on the organic
degradation rates, i.e. utility of the organic matters adsorbed onto
the activated sludge. Therefore, it is important to elucidate the
relationship between microorganism growth and the adsorption
capacity to accurately represent the removal process of organic
matter in the water.
In the present study, fresh domestic wastewater was selected as
the model water effluents and series tests were performed to
determine and verify the potential relationship of microorganism
specific growth, adsorption capacity and removal efficiencies. This
work shed light on the novel information of the role of adsorption
process in biological treatment process.
2. Methods
2.1. Materials
The microorganisms used in the experiments were from laboratory-
scale aerobic activated sludge batch reactor (20 L). The pure
culture was taken from the aerobic stage of the oxidation ditch
in the second municipal sewage treatment plant, Qinhuangdao.
The reactor was fed with domestic wastewater with the quality
parameters: COD = 800 ± 50 mg L1, pH was 7.0 ± 0.4 and such
composition was relatively stable. The water in the reactor was replaced
with fresh domestic wastewater once a day. Aeration was
stopped at first, after the mixed liquor was left to stand for 1 h,
the supernatant was removed, and then fresh domestic wastewater
was added. After culturing for 24 h, the microorganisms were
in endogenous respiration and the activated sludge microorganisms
were used in the following experiments. During the
experiments, the temperature of the reactor was 20 ± 2 C. Dissolved
oxygen (DO) concentration was above 2–4 mg L1,
pH = 7.0 ± 0.4.
2.2. Biomass growth tests in distilled water and wastewater loaded
with organic matters
The experiment was performed in 2000 mL beakers, the beakers
were aerated. Fresh wastewater and activated sludge in endogenous
respiration were added into one beaker; the concentration
of activated sludge was 3000 mg L1. After 30 min (adsorption of
organic matter on the activated sludge attained saturated) the mixture
was filtered with a Buchner funnel, the sludge filtered out was
placed in another two beakers, and then was added with 1000 mL
distilled water and 1000 mL wastewater respectively, and were
aerated immediately. At the beginning of aeration and afterward,
samples were taken to measure the mixed liquor suspended solid
(MLSS) concentration and chemical oxygen demand (COD) of the
water every 10 min.
2.3. Adsorption capacity effects on microorganism growth rate
In order to study the effect of adsorption capacity on the biomass
growth rate, batch assays were carried out in six 2000 mL
aerated beakers. The fresh wastewater and activated sludge used
in the batch tests was similar to that described in the previous section;
in all beakers the initial chemical oxygen demand (COD) of
the water was 700 mg L1, the biomass concentration (MLSS) was
3000 mg MLSS L1. The residence time in six beakers was designed
for 5, 10, 15, 20, 25, 30 min respectively; At the end of the reaction,
samples were taken to measure chemical oxygen demand (COD) of
the water in each beaker, activated sludge specific adsorption
capacity (qC, mg g1) was calculated as follows (Kong et al., 2013):Then the mixture in each beaker was filtered with a Buchner funnel,
the sludge filtered out was placed in another six beakers, added
with 1000 mL distilled water, and aeration was carried out immediately.
The mixed liquor suspended solid concentration (MLSS0) at
the beginning of aeration and the mixed liquor suspended solid
concentration (MLSS20) after 20 min were determined, the specific
growth rate (l, h1) was calculated as follows:
l ¼
ðMLSS20 MLSS0Þ=MLSS0
0:333h ð2Þ
Note that 20 min was selected because the generation of most
microorganisms is within 20 min.
2.4. The effects of substrate concentration and sludge concentration on
adsorption
In order to determine the maximum adsorption capacity of organic
matter onto activated sludge, series of experiments were performed
in the same 2000 mL beakers with constant temperature
(20 ± 2 C) and pH (7.00 ± 0.05).
2.4.1. The relationship between adsorption capacity and substrate
concentration
Five beakers were filled with different amounts of fresh domestic
wastewater with the COD values of 400, 500, 600, 700, 800 mg
COD L1 respectively. Subsequently, equal amount of activated
sludge in endogenous respiration was added to the seven beakers
to ensure the same sludge concentration (MLSS) in each beaker
(3000 mg L1). Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were assailed.concentration
Equal amount of fresh domestic wastewater with the same organic
contents (COD = 600 mg L1) was added to five beakers; then
different amounts of activated sludge in the endogenous respiration
were added to each beaker, the activated sludge concentration
(MLSS) in five beakers were 2250, 2570, 3000, 3600, 4500 mg L1
respectively. Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were determined with 5 min interval until 30 min.
2.5. Analytical methods
To determine the MLSS, one piece of quantitative filter paper
was heated in an electrical heating desiccator at 105 C for 1 h,
and then the exact weights was recorded as w0. 100 mL of Sample
was filtered with the above filter paper, subsequently as-obtained
filter paper were heated at 105 C for around 1 h, and then
weighed, the weight was recorded as w1. MLSS (mg L1) of sample
was calculated as the following equation:
MLSS ¼
w1 w0
0:1 ð3Þ
The concentration of organic matter (COD) in wastewater was
measured with standard potassium dichromate method.
0/5000
1. บทนำปัจจุบัน มลพิษทางน้ำจากสารอินทรีย์มีการทั่วโลกออก และมีอิทธพลรุนแรงคุกคามต่อระบบนิเวศและมนุษย์สุขภาพ ถึงตอนนี้ วิธีการต่าง ๆ รวมถึง flocculation(Gasperi et al., 2012 สุลต่านอิสมาอิลและ al., 2012), ดูดซับ (กง et al.,2013 เตียว et al., 2012), วิธีชีวภาพ (Di ตราปานี et al.,2013 Falås et al., 2012) และ electrolysis (Wang et al., 2013)สามารถเพื่อกำจัดสารมลพิษอินทรีย์ที่มีประสิทธิภาพระหว่างเทคโนโลยีพร้อมใช้งาน วิธีชีวภาพอาจหนึ่งในแนวทางว่าจากความต่ำต้นทุน เทคนิคประสิทธิภาพการรักษาสูง และง่ายต่อสารมลพิษเป้าหมายโดยเฉพาะ วิธีเปิดใช้งานการทางชีวภาพรักษาได้แล้วถือว่าเป็นหน่วยรักษาหลักสำหรับฟอกน้ำเสีย (โจนส์และ Schuler, 2010 Krzeminskiร้อยเอ็ด al., 2012 Tizghadam et al., 2008)เปิดตะกอน รวมจุลินทรีย์การระงับ เป็นประจำใช้กับน้ำเสียเพื่อเอาสารอินทรีย์ผ่านการปฏิกิริยาการเผาผลาญของจุลินทรีย์และการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์เกี่ยวข้องอย่างใกล้ชิดกับสารมลพิษ oforganic ย่อยสลายในน้ำเสียได้ น้ำเสียเช่นรู้จักโดยเปิดใช้งานเป็นจริงกระบวนการดูดซับ(ฟูจิตะ et al., 2005 หลิว et al., 2011 เร็น et al., 2007 โซดา et al.,1999), เผาผลาญและการใช้ประโยชน์ของอินทรีย์โดยจุลินทรีย์ชุมชนในการเปิดใช้งาน กระบวนการนี้อาจจะแบ่งออกเป็นสองขั้นตอน ประการแรก adsorbed เรื่องเกษตรอินทรีย์โดยตะกอนเปิด แล้ว อินทรีย์ผสมเซลล์พื้นผิวที่ต้องการการย่อยสลายโดยจุลินทรีย์ภายในเรียกใช้ตะกอนตามสมการของ Monod ธรรมดา (Orhon et al.,2009 Petersen et al., 2003), การเติบโตเฉพาะในจุลินทรีย์อัตราถือเป็นฟังก์ชันของความเข้มข้นของพื้นผิวอย่างไรก็ตาม ในระบบรัฐ steady ความเข้มข้นจุลินทรีย์และพื้นผิวความเข้มข้นเปลี่ยน แปลงตลอดเวลา สำรองราคาเพิ่มขึ้นจะสัมพันธ์กับเนื้อหาพื้นผิว และความเข้มข้นของจุลินทรีย์ ทบทวนเกี่ยวกับการสามารถพบเอาอินทรีย์ในน้ำเสียมีการผลลัพธ์โดยตรงของการดูดซับ แต่ durative เอาขึ้นการเผาผลาญมีชีวิตไมโคร ในคำอื่น ๆ ผลของการเผาผลาญทันทีไม่ได้ ดังนั้น การดูดซับอาจเป็นปัจจัยสำคัญเพื่ออธิบายการบำบัดสารมลพิษอินทรีย์ที่เหมาะสมโดยเรียกใช้ตะกอนอับ ทบทวนประกาศ literatures ส่วนใหญ่ของการงานวิจัยที่เน้นความสัมพันธ์ของจุลินทรีย์เจริญเติบโตและตรงพื้นผิวความเข้มข้น (แบรนต์ร้อยเอ็ด al., 2004 Daigger และ Grady, 1982 Khoyi และ Yaghmaei2005 ลีและ al., 2001 Scruggs และ Randall, 1998), และกระบวนการของดูดซับได้ที่ไม่มีกิจกรรม เป็นสำหรับการเจริญเติบโต จุลินทรีย์สามารถใช้ในเรื่องอินทรีย์ adsorbed ไปเรียกใช้งานการเจริญเติบโตและความเข้มข้นของอินทรีย์ในตะกอนระบบบำบัดน้ำเสียโดยตรงไม่มีผลกระทบต่ออัตราการเติบโตของจุลินทรีย์ในคำอื่น ๆ ประสิทธิภาพกำจัดส่วนประกอบอินทรีย์ในน้ำเสียอาจส่วนใหญ่ถูกกำหนด โดยการดูดซับในขณะที่การเติบโตของจุลินทรีย์ขึ้นอยู่กับการเกษตรอินทรีย์ลดราคา ยูทิลิตี้เช่นเรื่องอินทรีย์ adsorbed ลงตะกอนที่เรียกใช้งาน ดังนั้น จึงเป็นสิ่งสำคัญในการ elucidate การความสัมพันธ์ระหว่างจุลินทรีย์ที่เจริญเติบโตและการดูดซับความสามารถในการแสดงขั้นตอนการกำจัดอินทรีย์อย่างถูกต้องเรื่องน้ำในการศึกษาปัจจุบัน ระบบบำบัดน้ำเสียในประเทศสดถูกเลือกเป็นดำเนินการแบบจำลองน้ำ effluents และชุดทดสอบการกำหนด และตรวจสอบความสัมพันธ์ของจุลินทรีย์ที่มีศักยภาพการเจริญเติบโต ประสิทธิภาพการผลิตและเอาดูดซับ นี้โรงไฟทำงานในบทบาทของการดูดซับข้อมูลนวนิยายดำเนินการในกระบวนการบำบัดทางชีวภาพ2. วิธี2.1. วัสดุจุลินทรีย์ที่ใช้ในการทดลองได้จากห้องปฏิบัติการ-ขนาดเต้นแอโรบิกเรียกเครื่องปฏิกรณ์ชุดตะกอน (20 L) บริสุทธิ์วัฒนธรรมถูกนำมาจากระยะแอโรบิกของคูออกซิเดชันในสองเทศบาลโรงบำบัดสิ่งโสโครก ฉินฮวงเต่าเครื่องปฏิกรณ์ที่ถูกเลี้ยง ด้วยน้ำเสียภายในประเทศมีคุณภาพพารามิเตอร์: COD = 800 ± 50 mg L 1 ค่า pH เป็น 7.0 ± 0.4 และเช่นองค์ประกอบค่อนข้างมีเสถียรภาพ น้ำในเครื่องปฏิกรณ์ที่ถูกแทนมีสดในประเทศน้ำเสียวันละครั้ง Aeration ถูกหยุดครั้งแรก หลังจากที่เหล้าผสมที่เหลือยืนสำหรับ 1 hsupernatant ถูกเอาออกไป และสดแล้วน้ำเสียภายในประเทศมีเพิ่ม หลังจาก culturing สำหรับ 24 ชม จุลินทรีย์มีหายใจ endogenous และจุลินทรีย์เปิดใช้งานถูกใช้ในการทดลองต่อไปนี้ ในระหว่างทดลอง อุณหภูมิของเครื่องปฏิกรณ์ที่มี 20 ± 2 C. ส่วนยุบความเข้มข้นของออกซิเจน (โด) ถูกบน 2-4 มิลลิกรัม L 1pH = 7.0 ± 0.42.2 การโหลดชีวมวลทดสอบการเจริญเติบโตในน้ำกลั่นและน้ำเสียกับเรื่องเกษตรอินทรีย์ทำการทดลองใน 2000 mL beakers, beakersถูกอากาศ น้ำจืดและตะกอนเปิดใน endogenousหายใจถูกเพิ่มลงในบีกเกอร์หนึ่ง ความเข้มข้นของการเปิดใช้งานได้ 3000 mg L 1 หลังจาก 30 นาที (ดูดซับของอินทรีย์ในตะกอนเปิดได้อิ่มตัว) ส่วนผสมถูกกรอง ด้วยปล่อง Buchner ตะกอนกรองออกได้วางในอีกสอง beakers และถูกเพิ่มกับ 1000 mLกลั่นน้ำและน้ำเสีย 1000 mL ตามลำดับ และได้อากาศทันที ที่จุดเริ่มต้น ของ aeration และหลังจาก นั้นตัวอย่างที่ถ่ายวัดของแข็งผสมเหล้าหยุดชั่วคราว(MLSS) สารเคมีและความเข้มข้นออกซิเจนความต้องการ (COD) ของการน้ำทุก 10 นาที2.3 การผลผลิตอัตราการเติบโตของจุลินทรีย์ที่ดูดซับเพื่อศึกษาผลของการดูดซับสารชีวมวลอัตราการเติบโต assays ได้ดำเนินการในหกชุด 2000 mLอากาศ beakers น้ำจืดและตะกอนที่เปิดใช้ในชุด ทดสอบได้เหมือนกับที่อธิบายไว้ในส่วนก่อนหน้านี้ใน beakers ทั้งหมดเริ่มต้นเคมีออกซิเจนความต้องการ (COD) ของน้ำ 700 มิลลิกรัม L 1 มีสมาธิแบบชีวมวล (MLSS)3000 มิลลิกรัม MLSS L 1 เวลาพำนักใน beakers หกถูกออกแบบมา5, 10, 15, 20, 25, 30 นาทีตามลำดับ เมื่อสิ้นสุดปฏิกิริยาตัวอย่างที่ถ่ายวัดเคมีออกซิเจนความต้องการ (COD)น้ำในแต่ละบีกเกอร์ ดูดซับเฉพาะเปิดใช้งานกำลังการผลิต (qC, mg g 1) คำนวณได้ดังนี้ (กองร้อยเอ็ด al., 2013): แล้วส่วนผสมในแต่ละบีกเกอร์ถูกกรอง ด้วยปล่อง Buchnerตะกอนกรองออกไปถูกวางไว้ในอีกหก beakers เพิ่มมี 1000 mL กลั่นน้ำ และ aeration ถูกดำเนินการได้ทันทีเหล้าผสมระงับความเข้มข้นแข็ง (MLSS0) ที่จุดเริ่มต้นของ aeration และสุราผสมชั่วคราวแข็งความเข้มข้น (MLSS20) หลังจาก 20 นาทีถูกกำหนด การคำนวณอัตราการเติบโต (l, h 1) ดังนี้:l ¼ðMLSS20 MLSS0Þ = MLSS00:333 h ð2Þหมายเหตุเลือกที่ 20 นาทีเนื่องจากการสร้างมากที่สุดจุลินทรีย์ได้ภายใน 20 นาที2.4.ลักษณะพิเศษของพื้นผิวความเข้มข้นและความเข้มข้นของตะกอนในดูดซับเพื่อกำหนดกำลังการดูดซับสูงสุดของอินทรีย์ดำเนินเรื่องไปเปิดตะกอน ชุดการทดลองใน beakers 2000 mL เดียวกันมีอุณหภูมิคง(20 ± 2 C) และค่า pH (7.00 ± 0.05)2.4.1.ความสัมพันธ์ระหว่างพื้นผิวและดูดซับสารความเข้มข้นBeakers 5 เต็มไป ด้วยเงินสดในประเทศต่าง ๆน้ำเสียค่า COD 400, 500, 600, 700, 800 มิลลิกรัมCOD L 1 ตามลำดับ ในเวลาต่อมา เรียกเท่าจำนวนตะกอนใน endogenous หายใจถูกเพิ่ม beakers เจ็ดให้เหมือนตะกอนความเข้มข้น (MLSS) ในแต่ละบีกเกอร์(3000 mg L 1) แล้ว เหล้าผสมถูกอากาศ ค่า CODสารกรองมี assailed.concentrationจำนวนน้ำเสียในประเทศสดกับอินทรีย์เดียวเท่าเนื้อหา (COD = 600 mg L 1) ถูกเพิ่มเข้าไปห้า beakers แล้วยอดเงินแตกต่างกันของตะกอนเปิดในหายใจ endogenousมีเพิ่มแต่ละบีกเกอร์ ความเข้มข้นที่เปิดใช้งาน(MLSS) ใน beakers ห้าถูก 2250, 2570, 3000, 3600, 4500 mg L 1ตามลำดับ แล้ว เหล้าผสมถูกอากาศ ค่า CODของสารกรองถูกกำหนด ด้วยช่วง 5 นาทีถึง 30 นาที2.5 การวิเคราะห์วิธีกำหนด MLSS ชิ้นส่วนหนึ่งของกระดาษกรองเชิงปริมาณมีความร้อนใน desiccator เครื่องทำความร้อนเป็นไฟฟ้าที่ C 105 สำหรับ 1 hและจากนั้น บันทึกน้ำหนักแน่นอนเป็น w0 100 มล.ของตัวอย่างมีกรอง ด้วยกระดาษกรองข้าง มาเป็นรับกระดาษกรองเร่าร้อนที่ 105 C สำหรับรอบ 1 h และชั่งน้ำหนักบันทึกน้ำหนักเป็น w1 MLSS (mg L 1) ของตัวอย่างคำนวณตามสมการต่อไปนี้:MLSS ¼w1 w00:1 ð3Þความเข้มข้นของอินทรีย์ (COD) ในน้ำเสียได้วัด ด้วยวิธีมาตรฐานโพแทสเซียม dichromate
การแปล กรุณารอสักครู่..
1. Introduction
Nowadays, water pollution by organic compounds is a worldwide
issue and has posed serious threaten towards ecology and human
health. Up to now, various methods including flocculation
(Gasperi et al., 2012; Ismail et al., 2012), adsorption (Kong et al.,
2013; Zhang et al., 2012), biological methods (Di Trapani et al.,
2013; Falås et al., 2012) and electrolysis (Wang et al., 2013) were
exploited to achieve the efficient removal of organic pollutants.
Among the available technologies, biological methods might be
one of the most promising approaches due to its low costs, technically
simple and high retention efficiencies towards target pollutants.
Particularly, the activated sludge methods for biological
treatments have been regarded as the core treatment units for
wastewater purification (Jones and Schuler, 2010; Krzeminski
et al., 2012; Tizghadam et al., 2008).
Activated sludge, a suspended microbial aggregate, is frequently
applied to wastewater to remove organic compounds through the
metabolic reactions of microorganisms and the growing of
microorganisms is closely interrelated with the degradation oforganic pollutants in wastewater. As well known, wastewater
treatment by activated sludge is actually the process of adsorption
(Fujita et al., 2005; Liu et al., 2011; Ren et al., 2007; Soda et al.,
1999), metabolism and utilization of organic matter by microorganism
communities in activated sludge. This process could be
divided into two stages. Firstly, the organic matter is adsorbed by
activated sludge; Then, organic subtracts cell surfaces are subjected
to degradation by the microorganism within activated
sludge.
According to the conventional Monod equation (Orhon et al.,
2009; Petersen et al., 2003), the microorganism specific growth
rate is considered to be a function of the substrate concentration.
However, in a non-steady state system, the microorganism concentration
and substrate concentration are constantly changing; besides,
the growing rates are relative to the substrate contents and
the concentration of microorganisms. Reviewing about the process,
it can be found that organic matter removal in wastewater is the
direct results of adsorption; but, durative removal is dependent
on micro-organism metabolism; in other words, the effect of
metabolism is not immediate. Thus, the adsorption might be a
key factor in order to suitably describe the organic pollutants treatments
by activated sludge.
Unfortunately, reviewing the published literatures, most of the
research works focused on the relationship of microorganism
growth and the corresponding substrate concentration (Brandt
et al., 2004; Daigger and Grady, 1982; Khoyi and Yaghmaei,
2005; Lee et al., 2001; Scruggs and Randall, 1998), and the process
of adsorption was neglected. As for the growing process, microorganisms
could utilize the organic matters adsorbed onto activated
sludge for growth and the concentration of organic matter in
wastewater doesn’t directly affect the microorganism growth rate.
In other words, the removal efficiency of organic components in
wastewater might mainly be determined by the adsorption process,
while the growth of microorganism depends on the organic
degradation rates, i.e. utility of the organic matters adsorbed onto
the activated sludge. Therefore, it is important to elucidate the
relationship between microorganism growth and the adsorption
capacity to accurately represent the removal process of organic
matter in the water.
In the present study, fresh domestic wastewater was selected as
the model water effluents and series tests were performed to
determine and verify the potential relationship of microorganism
specific growth, adsorption capacity and removal efficiencies. This
work shed light on the novel information of the role of adsorption
process in biological treatment process.
2. Methods
2.1. Materials
The microorganisms used in the experiments were from laboratory-
scale aerobic activated sludge batch reactor (20 L). The pure
culture was taken from the aerobic stage of the oxidation ditch
in the second municipal sewage treatment plant, Qinhuangdao.
The reactor was fed with domestic wastewater with the quality
parameters: COD = 800 ± 50 mg L1, pH was 7.0 ± 0.4 and such
composition was relatively stable. The water in the reactor was replaced
with fresh domestic wastewater once a day. Aeration was
stopped at first, after the mixed liquor was left to stand for 1 h,
the supernatant was removed, and then fresh domestic wastewater
was added. After culturing for 24 h, the microorganisms were
in endogenous respiration and the activated sludge microorganisms
were used in the following experiments. During the
experiments, the temperature of the reactor was 20 ± 2 C. Dissolved
oxygen (DO) concentration was above 2–4 mg L1,
pH = 7.0 ± 0.4.
2.2. Biomass growth tests in distilled water and wastewater loaded
with organic matters
The experiment was performed in 2000 mL beakers, the beakers
were aerated. Fresh wastewater and activated sludge in endogenous
respiration were added into one beaker; the concentration
of activated sludge was 3000 mg L1. After 30 min (adsorption of
organic matter on the activated sludge attained saturated) the mixture
was filtered with a Buchner funnel, the sludge filtered out was
placed in another two beakers, and then was added with 1000 mL
distilled water and 1000 mL wastewater respectively, and were
aerated immediately. At the beginning of aeration and afterward,
samples were taken to measure the mixed liquor suspended solid
(MLSS) concentration and chemical oxygen demand (COD) of the
water every 10 min.
2.3. Adsorption capacity effects on microorganism growth rate
In order to study the effect of adsorption capacity on the biomass
growth rate, batch assays were carried out in six 2000 mL
aerated beakers. The fresh wastewater and activated sludge used
in the batch tests was similar to that described in the previous section;
in all beakers the initial chemical oxygen demand (COD) of
the water was 700 mg L1, the biomass concentration (MLSS) was
3000 mg MLSS L1. The residence time in six beakers was designed
for 5, 10, 15, 20, 25, 30 min respectively; At the end of the reaction,
samples were taken to measure chemical oxygen demand (COD) of
the water in each beaker, activated sludge specific adsorption
capacity (qC, mg g1) was calculated as follows (Kong et al., 2013):Then the mixture in each beaker was filtered with a Buchner funnel,
the sludge filtered out was placed in another six beakers, added
with 1000 mL distilled water, and aeration was carried out immediately.
The mixed liquor suspended solid concentration (MLSS0) at
the beginning of aeration and the mixed liquor suspended solid
concentration (MLSS20) after 20 min were determined, the specific
growth rate (l, h1) was calculated as follows:
l ¼
ðMLSS20 MLSS0Þ=MLSS0
0:333h ð2Þ
Note that 20 min was selected because the generation of most
microorganisms is within 20 min.
2.4. The effects of substrate concentration and sludge concentration on
adsorption
In order to determine the maximum adsorption capacity of organic
matter onto activated sludge, series of experiments were performed
in the same 2000 mL beakers with constant temperature
(20 ± 2 C) and pH (7.00 ± 0.05).
2.4.1. The relationship between adsorption capacity and substrate
concentration
Five beakers were filled with different amounts of fresh domestic
wastewater with the COD values of 400, 500, 600, 700, 800 mg
COD L1 respectively. Subsequently, equal amount of activated
sludge in endogenous respiration was added to the seven beakers
to ensure the same sludge concentration (MLSS) in each beaker
(3000 mg L1). Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were assailed.concentration
Equal amount of fresh domestic wastewater with the same organic
contents (COD = 600 mg L1) was added to five beakers; then
different amounts of activated sludge in the endogenous respiration
were added to each beaker, the activated sludge concentration
(MLSS) in five beakers were 2250, 2570, 3000, 3600, 4500 mg L1
respectively. Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were determined with 5 min interval until 30 min.
2.5. Analytical methods
To determine the MLSS, one piece of quantitative filter paper
was heated in an electrical heating desiccator at 105 C for 1 h,
and then the exact weights was recorded as w0. 100 mL of Sample
was filtered with the above filter paper, subsequently as-obtained
filter paper were heated at 105 C for around 1 h, and then
weighed, the weight was recorded as w1. MLSS (mg L1) of sample
was calculated as the following equation:
MLSS ¼
w1 w0
0:1 ð3Þ
The concentration of organic matter (COD) in wastewater was
measured with standard potassium dichromate method.
Nowadays, water pollution by organic compounds is a worldwide
issue and has posed serious threaten towards ecology and human
health. Up to now, various methods including flocculation
(Gasperi et al., 2012; Ismail et al., 2012), adsorption (Kong et al.,
2013; Zhang et al., 2012), biological methods (Di Trapani et al.,
2013; Falås et al., 2012) and electrolysis (Wang et al., 2013) were
exploited to achieve the efficient removal of organic pollutants.
Among the available technologies, biological methods might be
one of the most promising approaches due to its low costs, technically
simple and high retention efficiencies towards target pollutants.
Particularly, the activated sludge methods for biological
treatments have been regarded as the core treatment units for
wastewater purification (Jones and Schuler, 2010; Krzeminski
et al., 2012; Tizghadam et al., 2008).
Activated sludge, a suspended microbial aggregate, is frequently
applied to wastewater to remove organic compounds through the
metabolic reactions of microorganisms and the growing of
microorganisms is closely interrelated with the degradation oforganic pollutants in wastewater. As well known, wastewater
treatment by activated sludge is actually the process of adsorption
(Fujita et al., 2005; Liu et al., 2011; Ren et al., 2007; Soda et al.,
1999), metabolism and utilization of organic matter by microorganism
communities in activated sludge. This process could be
divided into two stages. Firstly, the organic matter is adsorbed by
activated sludge; Then, organic subtracts cell surfaces are subjected
to degradation by the microorganism within activated
sludge.
According to the conventional Monod equation (Orhon et al.,
2009; Petersen et al., 2003), the microorganism specific growth
rate is considered to be a function of the substrate concentration.
However, in a non-steady state system, the microorganism concentration
and substrate concentration are constantly changing; besides,
the growing rates are relative to the substrate contents and
the concentration of microorganisms. Reviewing about the process,
it can be found that organic matter removal in wastewater is the
direct results of adsorption; but, durative removal is dependent
on micro-organism metabolism; in other words, the effect of
metabolism is not immediate. Thus, the adsorption might be a
key factor in order to suitably describe the organic pollutants treatments
by activated sludge.
Unfortunately, reviewing the published literatures, most of the
research works focused on the relationship of microorganism
growth and the corresponding substrate concentration (Brandt
et al., 2004; Daigger and Grady, 1982; Khoyi and Yaghmaei,
2005; Lee et al., 2001; Scruggs and Randall, 1998), and the process
of adsorption was neglected. As for the growing process, microorganisms
could utilize the organic matters adsorbed onto activated
sludge for growth and the concentration of organic matter in
wastewater doesn’t directly affect the microorganism growth rate.
In other words, the removal efficiency of organic components in
wastewater might mainly be determined by the adsorption process,
while the growth of microorganism depends on the organic
degradation rates, i.e. utility of the organic matters adsorbed onto
the activated sludge. Therefore, it is important to elucidate the
relationship between microorganism growth and the adsorption
capacity to accurately represent the removal process of organic
matter in the water.
In the present study, fresh domestic wastewater was selected as
the model water effluents and series tests were performed to
determine and verify the potential relationship of microorganism
specific growth, adsorption capacity and removal efficiencies. This
work shed light on the novel information of the role of adsorption
process in biological treatment process.
2. Methods
2.1. Materials
The microorganisms used in the experiments were from laboratory-
scale aerobic activated sludge batch reactor (20 L). The pure
culture was taken from the aerobic stage of the oxidation ditch
in the second municipal sewage treatment plant, Qinhuangdao.
The reactor was fed with domestic wastewater with the quality
parameters: COD = 800 ± 50 mg L1, pH was 7.0 ± 0.4 and such
composition was relatively stable. The water in the reactor was replaced
with fresh domestic wastewater once a day. Aeration was
stopped at first, after the mixed liquor was left to stand for 1 h,
the supernatant was removed, and then fresh domestic wastewater
was added. After culturing for 24 h, the microorganisms were
in endogenous respiration and the activated sludge microorganisms
were used in the following experiments. During the
experiments, the temperature of the reactor was 20 ± 2 C. Dissolved
oxygen (DO) concentration was above 2–4 mg L1,
pH = 7.0 ± 0.4.
2.2. Biomass growth tests in distilled water and wastewater loaded
with organic matters
The experiment was performed in 2000 mL beakers, the beakers
were aerated. Fresh wastewater and activated sludge in endogenous
respiration were added into one beaker; the concentration
of activated sludge was 3000 mg L1. After 30 min (adsorption of
organic matter on the activated sludge attained saturated) the mixture
was filtered with a Buchner funnel, the sludge filtered out was
placed in another two beakers, and then was added with 1000 mL
distilled water and 1000 mL wastewater respectively, and were
aerated immediately. At the beginning of aeration and afterward,
samples were taken to measure the mixed liquor suspended solid
(MLSS) concentration and chemical oxygen demand (COD) of the
water every 10 min.
2.3. Adsorption capacity effects on microorganism growth rate
In order to study the effect of adsorption capacity on the biomass
growth rate, batch assays were carried out in six 2000 mL
aerated beakers. The fresh wastewater and activated sludge used
in the batch tests was similar to that described in the previous section;
in all beakers the initial chemical oxygen demand (COD) of
the water was 700 mg L1, the biomass concentration (MLSS) was
3000 mg MLSS L1. The residence time in six beakers was designed
for 5, 10, 15, 20, 25, 30 min respectively; At the end of the reaction,
samples were taken to measure chemical oxygen demand (COD) of
the water in each beaker, activated sludge specific adsorption
capacity (qC, mg g1) was calculated as follows (Kong et al., 2013):Then the mixture in each beaker was filtered with a Buchner funnel,
the sludge filtered out was placed in another six beakers, added
with 1000 mL distilled water, and aeration was carried out immediately.
The mixed liquor suspended solid concentration (MLSS0) at
the beginning of aeration and the mixed liquor suspended solid
concentration (MLSS20) after 20 min were determined, the specific
growth rate (l, h1) was calculated as follows:
l ¼
ðMLSS20 MLSS0Þ=MLSS0
0:333h ð2Þ
Note that 20 min was selected because the generation of most
microorganisms is within 20 min.
2.4. The effects of substrate concentration and sludge concentration on
adsorption
In order to determine the maximum adsorption capacity of organic
matter onto activated sludge, series of experiments were performed
in the same 2000 mL beakers with constant temperature
(20 ± 2 C) and pH (7.00 ± 0.05).
2.4.1. The relationship between adsorption capacity and substrate
concentration
Five beakers were filled with different amounts of fresh domestic
wastewater with the COD values of 400, 500, 600, 700, 800 mg
COD L1 respectively. Subsequently, equal amount of activated
sludge in endogenous respiration was added to the seven beakers
to ensure the same sludge concentration (MLSS) in each beaker
(3000 mg L1). Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were assailed.concentration
Equal amount of fresh domestic wastewater with the same organic
contents (COD = 600 mg L1) was added to five beakers; then
different amounts of activated sludge in the endogenous respiration
were added to each beaker, the activated sludge concentration
(MLSS) in five beakers were 2250, 2570, 3000, 3600, 4500 mg L1
respectively. Then the mixed liquor was aerated. The COD values
of the filtrate were determined with 5 min interval until 30 min.
2.5. Analytical methods
To determine the MLSS, one piece of quantitative filter paper
was heated in an electrical heating desiccator at 105 C for 1 h,
and then the exact weights was recorded as w0. 100 mL of Sample
was filtered with the above filter paper, subsequently as-obtained
filter paper were heated at 105 C for around 1 h, and then
weighed, the weight was recorded as w1. MLSS (mg L1) of sample
was calculated as the following equation:
MLSS ¼
w1 w0
0:1 ð3Þ
The concentration of organic matter (COD) in wastewater was
measured with standard potassium dichromate method.
การแปล กรุณารอสักครู่..
1 . บทนำ
ปัจจุบันมลพิษน้ำ สารอินทรีย์ เป็นปัญหาที่ทั่วโลก และได้ถูกวางเป็นภัยคุกคามร้ายแรงต่อ
นิเวศวิทยาและสุขภาพมนุษย์
ถึงตอนนี้ วิธีการต่าง ๆ รวมทั้ง Flocculation
( gasperi et al . , 2012 ; อิส et al . , 2012 ) , การดูดซับ ( ฮ่องกง et al . ,
2013 ; Zhang et al . , 2012 ) , วิธีทางชีวภาพ ( Di Trapani et al . ,
ปี 2013 ; ค s et al . , 2012 ) และ อิเล็กโทรไลซิส ( Wang et al . ,2013 ) ถูกใช้เพื่อให้บรรลุประสิทธิภาพการกำจัด
ของสารมลพิษอินทรีย์ ของเทคโนโลยีที่มีอยู่ วิธีการทางชีวภาพอาจ
หนึ่งวิธีที่มีแนวโน้มมากที่สุดเนื่องจากค่าใช้จ่ายต่ำของเทคนิคที่ง่ายและมีความคงทนสูงต่อ
1 เป้าหมาย โดยเฉพาะอย่างยิ่ง การใช้กากตะกอนน้ำเสียวิธีการสำหรับการรักษาทางชีวภาพ
ได้รับถือเป็นหลักของการรักษาหน่วย
การนำน้ำเสีย ( โจนส์และ Schuler , 2010 ; krzeminski
et al . , 2012 ; tizghadam et al . , 2008 ) .
กากตะกอนน้ำเสีย , จุลินทรีย์แขวนลอยรวมเป็นบ่อย
ใช้กับน้ำเสียขจัดสารอินทรีย์ที่ผ่านการสลายของจุลินทรีย์และปฏิกิริยา
การเติบโตของจุลินทรีย์อย่างใกล้ชิดกับการใช้ศึกษาความสัมพันธ์ซึ่งกันและกันสารมลพิษในน้ำเสีย ที่รู้จักกันดีการใช้กากตะกอนน้ำเสีย
จริง ๆ กระบวนการของการดูดซับ ( ฟูจิตะ et al . , 2005 ; Liu et al . , 2011 ; เรน et al . , 2007 ; โซดา et al . ,
, 1999 ) การเมแทบอลิซึม และของสารอินทรีย์โดยจุลินทรีย์ในกากตะกอนน้ำเสียชุมชน
. กระบวนการนี้สามารถ
แบ่งออกเป็นสองขั้นตอน ประการแรก อินทรีย์ถูกดูดซับโดย
กากตะกอนน้ำเสียแล้วอินทรีย์หักพื้นผิวเซลล์อาจมี
เพื่อการย่อยสลายโดยจุลินทรีย์ภายในงาน
ตามตะกอนแบบสมการโมนอด ( ออร์ฮอน et al . ,
2009 ; ปีเตอร์เซน et al . , 2003 ) , อัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์เฉพาะ
ถือว่าเป็นฟังก์ชันของความเข้มข้นสารอาหาร .
แต่ในโนนมั่นคงของรัฐระบบจุลินทรีย์เข้มข้น
ความเข้มข้นสารอาหารและเปลี่ยนแปลงตลอดเวลา นอกจากนี้
อัตราการเจริญเติบโตมีสัมพันธ์กับพื้นผิวและเนื้อหา
ความเข้มข้นของจุลินทรีย์ ทบทวนเรื่องกระบวนการ ,
มันสามารถพบว่า การกำจัดสารอินทรีย์ในน้ำเสียเป็นผลโดยตรงของการดูดซับ
; แต่ ณขึ้นอยู่กับ
ในการเผาผลาญอาหารการกำจัดสิ่งมีชีวิตขนาดเล็ก ; ในคำอื่น ๆผลของ
การเผาผลาญไม่ได้ทันที ดังนั้น การจะเป็นปัจจัยสำคัญในการที่จะปรับปรุง
อธิบายสารอินทรีย์ การรักษาโดยการใช้กากตะกอนน้ำเสีย .
แต่ทบทวนตีพิมพ์วรรณกรรมส่วนใหญ่ของ
งานวิจัยเน้นความสัมพันธ์ของการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์
และความเข้มข้นตั้งต้นที่เกี่ยวข้อง ( แบรนท์
et al . , 2004 ; daigger Grady และ , 1982 ;และ khoyi yaghmaei
, 2005 ; ลี et al . , 2001 ; สครักส์ และแรนดัล , 1998 ) และกระบวนการ
ของการดูดซับที่ถูกทอดทิ้ง สำหรับกระบวนการเติบโตของจุลินทรีย์
สามารถใช้สารอินทรีย์ที่ดูดซับบนถ่านกัมมันต์
กากการเจริญเติบโตและความเข้มข้นของสารอินทรีย์ในน้ำเสีย
ไม่ได้ส่งผลกระทบโดยตรงต่ออัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ .
ในคำอื่น ๆประสิทธิภาพในการกำจัดขององค์ประกอบอินทรีย์ในน้ำเสียจะถูกกำหนดโดยส่วนใหญ่
กระบวนการดูดซับในขณะที่การเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ขึ้นอยู่กับอัตราการย่อยสลายอินทรีย์
คือประโยชน์ของอินทรีย์สารดูดซับบน
กากตะกอนน้ำเสีย . ดังนั้นจึงเป็นสิ่งสำคัญที่จะเข้าใจความสัมพันธ์ระหว่างการเจริญเติบโตของจุลชีพและ
การดูดซับความจุที่ถูกต้องเป็นตัวแทนของกระบวนการการกำจัดอินทรีย์วัตถุในน้ำ
.
ในการศึกษาน้ำเสียจากสดถูกเลือกเป็นแบบน้ำผ่าน
และชุดทดสอบการตรวจสอบและยืนยันความสัมพันธ์ที่มีศักยภาพของจุลินทรีย์
การเจริญเติบโตจำเพาะ ปริมาณการดูดซับและประสิทธิภาพการกำจัด นี้
งานหลั่งแสงในข้อมูลใหม่ของบทบาทของกระบวนการดูดซับในกระบวนการบำบัดทางชีวภาพ
.
2 2.1 วิธีการ
. วัสดุ
จุลินทรีย์ที่ใช้ในการทดลองจากห้องปฏิบัติการ -
ขนาดแอโรบิกแอกทิเวเต็ดสลัดจ์ Batch ( 20 ลิตร ) บริสุทธิ์
วัฒนธรรมได้มาจากขั้นตอนแอโรบิกของออกซิเดชันคู
ในโรงงาน , การรักษาบำบัดน้ำเสียเทศบาล 2
Qinhuangdaoเครื่องปฏิกรณ์ถูกเลี้ยงในน้ำที่มีคุณภาพ
พารามิเตอร์ : COD = 800 ± 50 mg L 1 , pH 7.0 ± 0.4 และเช่น
องค์ประกอบที่ค่อนข้างมั่นคง น้ำในถังถูกแทนที่
กับสดในน้ำวันละครั้ง อากาศคือ
แวะที่แรก หลังจากเหล้าผสมถูกทิ้งให้ยืน 1 H ,
นำออกแล้วเสียใหม่ในประเทศเพิ่มหลังจากเพาะเลี้ยงเป็นเวลา 24 ชั่วโมง พบเชื้อจุลินทรีย์
ในการหายใจและใช้ตะกอนจุลินทรีย์
ถูกใช้ในการทดลองต่อไปนี้ ระหว่าง
การทดลองอุณหภูมิของเครื่องปฏิกรณ์เป็น 20 ± 2 C ละลาย
ออกซิเจน ( DO ) ความเข้มข้นข้างต้น 2 – 4 มิลลิกรัมต่อลิตร pH = 7.0 1
± 0.4 2.2 . ชีวมวลของการทดสอบในน้ำกลั่นและน้ำเสียที่มีสารอินทรีย์โหลด
ทดสอบใน 2000 ml บีกเกอร์ , บีกเกอร์
เป็น 5 . สด น้ำเสีย และกากตะกอนน้ำเสียในการหายใจเพิ่มเป็นหนึ่งใน
เอา ; ความเข้มข้นของกากตะกอนน้ำเสียคือ 3000 mg L 1 หลังจาก 30 นาที ( การดูดซับ
สารอินทรีย์ในตะกอนเร่งบรรลุอิ่มตัว ) ส่วนผสม
ถูกกรองด้วยกรวยกรองบุชเนอร์ , กากตะกอนกรองออกคือ
วางไว้ในอีก 2 ถ้วย แล้วเติม 1000 ml
1000 มล. น้ำกลั่นและน้ำตามลำดับ และถูก
5 ทันที ที่จุดเริ่มต้นของอากาศและหลังจากนั้น
ตัวอย่างถูกวัดเหล้าผสมของแข็งแขวนลอย
( 2 ) สมาธิ และความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) ของน้ำทุก 10 นาที
2.3 การดูดซับผลกระทบต่ออัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์
เพื่อศึกษาผลของปริมาณการดูดซับในชีวมวล
อัตราการเจริญเติบโต , ใช้ชุดทดลองในหก 2000 ml
5 ถ้วย . สด น้ำเสียและกากตะกอนน้ำเสียที่ใช้ในการทดสอบคือ
ชุดคล้ายกับที่อธิบายไว้ในส่วนก่อนหน้านี้ ;
ในบีกเกอร์เริ่มต้นความต้องการออกซิเจนทางเคมีของ
น้ำ 700 มก. แอล 1 , ความเข้มข้นของชีวมวล ( 2 ) คือ
3000 mg MLSS ผม 1 ที่อยู่ในหกถ้วยออกแบบ
5 , 10 , 15 , 20 , 25 , 30 นาที ตามลำดับ เมื่อสิ้นสุดปฏิกิริยา
ตัวอย่างถูกวัดความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) ของ
น้ำในแต่ละบีกเกอร์กัมมันต์ปริมาณการดูดซับ
เฉพาะกากตะกอน ( QC มิลลิกรัมกรัม 1 ) คำนวณได้ดังนี้ ( ฮ่องกง et al . , 2013 ) แล้วผสมในแต่ละบีกเกอร์ถูกกรองด้วย
กรวยบุชเนอร์ ,ตะกอนกรองอยู่ในอีกหกถ้วยเพิ่ม 1000 ml
ด้วยน้ำกลั่น และอากาศก็ดำเนินการทันที
เหล้าผสมความเข้มข้นของของแข็งแขวนลอย ( mlss0 )
จุดเริ่มต้นของอากาศและเหล้าผสมความเข้มข้นของของแข็งแขวนลอย
( mlss20 ) หลังจาก 20 นาทีพบว่า อัตราการเจริญเติบโตจำเพาะ
( L , H 1 ) คำนวณได้ดังนี้ ¼
L
ð mlss20 mlss0 Þ = mlss0
0:333h ð 2 Þ
ทราบว่า 20 นาทีก็เลือกเพราะรุ่นของจุลินทรีย์มากที่สุดภายใน 20 นาที
2.4 . ผลของความเข้มข้นของสารอาหารและความเข้มข้นของตะกอนในน้ำเสีย
เพื่อศึกษาความสามารถในการดูดซับสูงสุดของอินทรีย์
เรื่องบนกากตะกอนน้ำเสีย , ชุดทดลอง
ในเดียวกัน 2000 ml บีกเกอร์กับ
อุณหภูมิคงที่ ( 20 ± 2 C และ pH ( 700 ± 0.05 )
เครื่องมือกำจัดเพื่อย้าย . ความสัมพันธ์ระหว่างความจุการดูดซับและความเข้มข้นตั้งต้น
ห้าถ้วยที่เต็มไปด้วยปริมาณน้ำเสียชุมชน
สดที่มีค่าซีโอดี 400 , 500 , 600 , 700 , 800 มก. ซีโอดี /
1 ตามลำดับ ต่อมา จํานวนเท่าของงาน
ตะกอนในในการหายใจเพิ่มเจ็ดบีกเกอร์
เพื่อให้แน่ใจว่าปริมาณตะกอนเดียวกัน ( 2 ) ในแต่ละบีกเกอร์
( 3000 mg L 1 ) แล้วเหล้าผสมน้ำอัดลม . ค่าซีโอดีของการเป็น assailed
เท่ากับความเข้มข้นของปริมาณน้ำเสียชุมชนสดกับอินทรีย์
เนื้อหา ( COD = 600 mg L 1 ) เพิ่มไป 5 ถ้วยแล้ว
จํานวนเงินที่แตกต่างของกากตะกอนน้ำเสียในการหายใจภายนอก
ถูกเพิ่มไปยังแต่ละบีกเกอร์ ,การใช้กากตะกอนน้ำเสียความเข้มข้น
( เอส ) ในห้าถ้วยเป็น 0 2250 , 3000 , 3600 , 4500 mg L 1
ตามลำดับ แล้วเหล้าผสมน้ำอัดลม . ส่วนค่าซีโอดี
ของกรองเป็น 5 นาที จนถึง 30 นาที ช่วงเวลา
2.5 วิธีการวิเคราะห์
หาเอส หนึ่งชิ้นปริมาณไส้กรองกระดาษ
ให้ความร้อนในความร้อนไฟฟ้าเดซิกเคเตอร์ที่ 105 C 2 H ,
แล้วน้ำหนักที่ถูกบันทึกไว้เป็น W0 . 100 มิลลิลิตรของตัวอย่าง
ถูกกรองด้วยกระดาษกรองข้างต้น ภายหลังที่ได้รับ
กระดาษกรองที่ได้รับอุณหภูมิ 105 C ประมาณ 1 ชั่วโมง จากนั้น
ชั่ง น้ำหนักถูกบันทึกไว้เป็น W1 . 2 ( mg L 1 ) ของตัวอย่าง
ถูกคำนวณเป็นสมการต่อไปนี้ :
2
¼ W1 W0
3
0 : 1 ðÞความเข้มข้นของสารอินทรีย์ ( ซีโอดีในน้ำเสีย
วัดด้วยวิธีที่ใช้โพแทสเซียมมาตรฐาน
ปัจจุบันมลพิษน้ำ สารอินทรีย์ เป็นปัญหาที่ทั่วโลก และได้ถูกวางเป็นภัยคุกคามร้ายแรงต่อ
นิเวศวิทยาและสุขภาพมนุษย์
ถึงตอนนี้ วิธีการต่าง ๆ รวมทั้ง Flocculation
( gasperi et al . , 2012 ; อิส et al . , 2012 ) , การดูดซับ ( ฮ่องกง et al . ,
2013 ; Zhang et al . , 2012 ) , วิธีทางชีวภาพ ( Di Trapani et al . ,
ปี 2013 ; ค s et al . , 2012 ) และ อิเล็กโทรไลซิส ( Wang et al . ,2013 ) ถูกใช้เพื่อให้บรรลุประสิทธิภาพการกำจัด
ของสารมลพิษอินทรีย์ ของเทคโนโลยีที่มีอยู่ วิธีการทางชีวภาพอาจ
หนึ่งวิธีที่มีแนวโน้มมากที่สุดเนื่องจากค่าใช้จ่ายต่ำของเทคนิคที่ง่ายและมีความคงทนสูงต่อ
1 เป้าหมาย โดยเฉพาะอย่างยิ่ง การใช้กากตะกอนน้ำเสียวิธีการสำหรับการรักษาทางชีวภาพ
ได้รับถือเป็นหลักของการรักษาหน่วย
การนำน้ำเสีย ( โจนส์และ Schuler , 2010 ; krzeminski
et al . , 2012 ; tizghadam et al . , 2008 ) .
กากตะกอนน้ำเสีย , จุลินทรีย์แขวนลอยรวมเป็นบ่อย
ใช้กับน้ำเสียขจัดสารอินทรีย์ที่ผ่านการสลายของจุลินทรีย์และปฏิกิริยา
การเติบโตของจุลินทรีย์อย่างใกล้ชิดกับการใช้ศึกษาความสัมพันธ์ซึ่งกันและกันสารมลพิษในน้ำเสีย ที่รู้จักกันดีการใช้กากตะกอนน้ำเสีย
จริง ๆ กระบวนการของการดูดซับ ( ฟูจิตะ et al . , 2005 ; Liu et al . , 2011 ; เรน et al . , 2007 ; โซดา et al . ,
, 1999 ) การเมแทบอลิซึม และของสารอินทรีย์โดยจุลินทรีย์ในกากตะกอนน้ำเสียชุมชน
. กระบวนการนี้สามารถ
แบ่งออกเป็นสองขั้นตอน ประการแรก อินทรีย์ถูกดูดซับโดย
กากตะกอนน้ำเสียแล้วอินทรีย์หักพื้นผิวเซลล์อาจมี
เพื่อการย่อยสลายโดยจุลินทรีย์ภายในงาน
ตามตะกอนแบบสมการโมนอด ( ออร์ฮอน et al . ,
2009 ; ปีเตอร์เซน et al . , 2003 ) , อัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์เฉพาะ
ถือว่าเป็นฟังก์ชันของความเข้มข้นสารอาหาร .
แต่ในโนนมั่นคงของรัฐระบบจุลินทรีย์เข้มข้น
ความเข้มข้นสารอาหารและเปลี่ยนแปลงตลอดเวลา นอกจากนี้
อัตราการเจริญเติบโตมีสัมพันธ์กับพื้นผิวและเนื้อหา
ความเข้มข้นของจุลินทรีย์ ทบทวนเรื่องกระบวนการ ,
มันสามารถพบว่า การกำจัดสารอินทรีย์ในน้ำเสียเป็นผลโดยตรงของการดูดซับ
; แต่ ณขึ้นอยู่กับ
ในการเผาผลาญอาหารการกำจัดสิ่งมีชีวิตขนาดเล็ก ; ในคำอื่น ๆผลของ
การเผาผลาญไม่ได้ทันที ดังนั้น การจะเป็นปัจจัยสำคัญในการที่จะปรับปรุง
อธิบายสารอินทรีย์ การรักษาโดยการใช้กากตะกอนน้ำเสีย .
แต่ทบทวนตีพิมพ์วรรณกรรมส่วนใหญ่ของ
งานวิจัยเน้นความสัมพันธ์ของการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์
และความเข้มข้นตั้งต้นที่เกี่ยวข้อง ( แบรนท์
et al . , 2004 ; daigger Grady และ , 1982 ;และ khoyi yaghmaei
, 2005 ; ลี et al . , 2001 ; สครักส์ และแรนดัล , 1998 ) และกระบวนการ
ของการดูดซับที่ถูกทอดทิ้ง สำหรับกระบวนการเติบโตของจุลินทรีย์
สามารถใช้สารอินทรีย์ที่ดูดซับบนถ่านกัมมันต์
กากการเจริญเติบโตและความเข้มข้นของสารอินทรีย์ในน้ำเสีย
ไม่ได้ส่งผลกระทบโดยตรงต่ออัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ .
ในคำอื่น ๆประสิทธิภาพในการกำจัดขององค์ประกอบอินทรีย์ในน้ำเสียจะถูกกำหนดโดยส่วนใหญ่
กระบวนการดูดซับในขณะที่การเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ขึ้นอยู่กับอัตราการย่อยสลายอินทรีย์
คือประโยชน์ของอินทรีย์สารดูดซับบน
กากตะกอนน้ำเสีย . ดังนั้นจึงเป็นสิ่งสำคัญที่จะเข้าใจความสัมพันธ์ระหว่างการเจริญเติบโตของจุลชีพและ
การดูดซับความจุที่ถูกต้องเป็นตัวแทนของกระบวนการการกำจัดอินทรีย์วัตถุในน้ำ
.
ในการศึกษาน้ำเสียจากสดถูกเลือกเป็นแบบน้ำผ่าน
และชุดทดสอบการตรวจสอบและยืนยันความสัมพันธ์ที่มีศักยภาพของจุลินทรีย์
การเจริญเติบโตจำเพาะ ปริมาณการดูดซับและประสิทธิภาพการกำจัด นี้
งานหลั่งแสงในข้อมูลใหม่ของบทบาทของกระบวนการดูดซับในกระบวนการบำบัดทางชีวภาพ
.
2 2.1 วิธีการ
. วัสดุ
จุลินทรีย์ที่ใช้ในการทดลองจากห้องปฏิบัติการ -
ขนาดแอโรบิกแอกทิเวเต็ดสลัดจ์ Batch ( 20 ลิตร ) บริสุทธิ์
วัฒนธรรมได้มาจากขั้นตอนแอโรบิกของออกซิเดชันคู
ในโรงงาน , การรักษาบำบัดน้ำเสียเทศบาล 2
Qinhuangdaoเครื่องปฏิกรณ์ถูกเลี้ยงในน้ำที่มีคุณภาพ
พารามิเตอร์ : COD = 800 ± 50 mg L 1 , pH 7.0 ± 0.4 และเช่น
องค์ประกอบที่ค่อนข้างมั่นคง น้ำในถังถูกแทนที่
กับสดในน้ำวันละครั้ง อากาศคือ
แวะที่แรก หลังจากเหล้าผสมถูกทิ้งให้ยืน 1 H ,
นำออกแล้วเสียใหม่ในประเทศเพิ่มหลังจากเพาะเลี้ยงเป็นเวลา 24 ชั่วโมง พบเชื้อจุลินทรีย์
ในการหายใจและใช้ตะกอนจุลินทรีย์
ถูกใช้ในการทดลองต่อไปนี้ ระหว่าง
การทดลองอุณหภูมิของเครื่องปฏิกรณ์เป็น 20 ± 2 C ละลาย
ออกซิเจน ( DO ) ความเข้มข้นข้างต้น 2 – 4 มิลลิกรัมต่อลิตร pH = 7.0 1
± 0.4 2.2 . ชีวมวลของการทดสอบในน้ำกลั่นและน้ำเสียที่มีสารอินทรีย์โหลด
ทดสอบใน 2000 ml บีกเกอร์ , บีกเกอร์
เป็น 5 . สด น้ำเสีย และกากตะกอนน้ำเสียในการหายใจเพิ่มเป็นหนึ่งใน
เอา ; ความเข้มข้นของกากตะกอนน้ำเสียคือ 3000 mg L 1 หลังจาก 30 นาที ( การดูดซับ
สารอินทรีย์ในตะกอนเร่งบรรลุอิ่มตัว ) ส่วนผสม
ถูกกรองด้วยกรวยกรองบุชเนอร์ , กากตะกอนกรองออกคือ
วางไว้ในอีก 2 ถ้วย แล้วเติม 1000 ml
1000 มล. น้ำกลั่นและน้ำตามลำดับ และถูก
5 ทันที ที่จุดเริ่มต้นของอากาศและหลังจากนั้น
ตัวอย่างถูกวัดเหล้าผสมของแข็งแขวนลอย
( 2 ) สมาธิ และความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) ของน้ำทุก 10 นาที
2.3 การดูดซับผลกระทบต่ออัตราการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์
เพื่อศึกษาผลของปริมาณการดูดซับในชีวมวล
อัตราการเจริญเติบโต , ใช้ชุดทดลองในหก 2000 ml
5 ถ้วย . สด น้ำเสียและกากตะกอนน้ำเสียที่ใช้ในการทดสอบคือ
ชุดคล้ายกับที่อธิบายไว้ในส่วนก่อนหน้านี้ ;
ในบีกเกอร์เริ่มต้นความต้องการออกซิเจนทางเคมีของ
น้ำ 700 มก. แอล 1 , ความเข้มข้นของชีวมวล ( 2 ) คือ
3000 mg MLSS ผม 1 ที่อยู่ในหกถ้วยออกแบบ
5 , 10 , 15 , 20 , 25 , 30 นาที ตามลำดับ เมื่อสิ้นสุดปฏิกิริยา
ตัวอย่างถูกวัดความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) ของ
น้ำในแต่ละบีกเกอร์กัมมันต์ปริมาณการดูดซับ
เฉพาะกากตะกอน ( QC มิลลิกรัมกรัม 1 ) คำนวณได้ดังนี้ ( ฮ่องกง et al . , 2013 ) แล้วผสมในแต่ละบีกเกอร์ถูกกรองด้วย
กรวยบุชเนอร์ ,ตะกอนกรองอยู่ในอีกหกถ้วยเพิ่ม 1000 ml
ด้วยน้ำกลั่น และอากาศก็ดำเนินการทันที
เหล้าผสมความเข้มข้นของของแข็งแขวนลอย ( mlss0 )
จุดเริ่มต้นของอากาศและเหล้าผสมความเข้มข้นของของแข็งแขวนลอย
( mlss20 ) หลังจาก 20 นาทีพบว่า อัตราการเจริญเติบโตจำเพาะ
( L , H 1 ) คำนวณได้ดังนี้ ¼
L
ð mlss20 mlss0 Þ = mlss0
0:333h ð 2 Þ
ทราบว่า 20 นาทีก็เลือกเพราะรุ่นของจุลินทรีย์มากที่สุดภายใน 20 นาที
2.4 . ผลของความเข้มข้นของสารอาหารและความเข้มข้นของตะกอนในน้ำเสีย
เพื่อศึกษาความสามารถในการดูดซับสูงสุดของอินทรีย์
เรื่องบนกากตะกอนน้ำเสีย , ชุดทดลอง
ในเดียวกัน 2000 ml บีกเกอร์กับ
อุณหภูมิคงที่ ( 20 ± 2 C และ pH ( 700 ± 0.05 )
เครื่องมือกำจัดเพื่อย้าย . ความสัมพันธ์ระหว่างความจุการดูดซับและความเข้มข้นตั้งต้น
ห้าถ้วยที่เต็มไปด้วยปริมาณน้ำเสียชุมชน
สดที่มีค่าซีโอดี 400 , 500 , 600 , 700 , 800 มก. ซีโอดี /
1 ตามลำดับ ต่อมา จํานวนเท่าของงาน
ตะกอนในในการหายใจเพิ่มเจ็ดบีกเกอร์
เพื่อให้แน่ใจว่าปริมาณตะกอนเดียวกัน ( 2 ) ในแต่ละบีกเกอร์
( 3000 mg L 1 ) แล้วเหล้าผสมน้ำอัดลม . ค่าซีโอดีของการเป็น assailed
เท่ากับความเข้มข้นของปริมาณน้ำเสียชุมชนสดกับอินทรีย์
เนื้อหา ( COD = 600 mg L 1 ) เพิ่มไป 5 ถ้วยแล้ว
จํานวนเงินที่แตกต่างของกากตะกอนน้ำเสียในการหายใจภายนอก
ถูกเพิ่มไปยังแต่ละบีกเกอร์ ,การใช้กากตะกอนน้ำเสียความเข้มข้น
( เอส ) ในห้าถ้วยเป็น 0 2250 , 3000 , 3600 , 4500 mg L 1
ตามลำดับ แล้วเหล้าผสมน้ำอัดลม . ส่วนค่าซีโอดี
ของกรองเป็น 5 นาที จนถึง 30 นาที ช่วงเวลา
2.5 วิธีการวิเคราะห์
หาเอส หนึ่งชิ้นปริมาณไส้กรองกระดาษ
ให้ความร้อนในความร้อนไฟฟ้าเดซิกเคเตอร์ที่ 105 C 2 H ,
แล้วน้ำหนักที่ถูกบันทึกไว้เป็น W0 . 100 มิลลิลิตรของตัวอย่าง
ถูกกรองด้วยกระดาษกรองข้างต้น ภายหลังที่ได้รับ
กระดาษกรองที่ได้รับอุณหภูมิ 105 C ประมาณ 1 ชั่วโมง จากนั้น
ชั่ง น้ำหนักถูกบันทึกไว้เป็น W1 . 2 ( mg L 1 ) ของตัวอย่าง
ถูกคำนวณเป็นสมการต่อไปนี้ :
2
¼ W1 W0
3
0 : 1 ðÞความเข้มข้นของสารอินทรีย์ ( ซีโอดีในน้ำเสีย
วัดด้วยวิธีที่ใช้โพแทสเซียมมาตรฐาน
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- The vice president is absent due to unfo
- ฤดูร้อนปีที่แล้ว ฉันได้ไปเกาะสมุยกับครอบ
- เธอมันบ้า
- นอนอาบแดด
- เขาไปsgบ่อยๆ,เชาบอกว่ามีลูกศิษย์ที่นั่นเ
- A clear difference in the absorption cha
- INTRODUCTIONPoultry transport to the sla
- Derelict fishing gear (DFG) is a highly
- by the have u whatsapp love or kik
- 零售行业
- 1).ความขาดแคลนพยาบาลสาเหตุการขาดแคลนพยาบ
- พระภิกษุสงฆ์ในปัจจุบันไม่น่าเลื่อมใสเหมื
- สิ่งเดียวที่จะทำให้ล้มเหลวอย่างแน่นอน คื
- But the food I like most is the food tha
- You rae cat daddy!
- ฉันเห็นเบียร์ด้วย
- Thailand is The best
- I prefer woman who is experienced
- e have received your wire from Chase Ban
- สวัสดีคุณลุง ฉันสบายดี คุณลุงสบายดีไหม?ฉ
- ฉันตอบถูก
- @CinCinWu @AlexandruWorld @Vemundofficia
- What would you like
- เขียนเป็นภาษาไทยว่า และแปลเป็นภาษาอังกฤษ
