In this study, TAN assimilating mic

In this study, TAN assimilating microbial biomass with the quality to be reused as additional food source was grown in such SBRs. An influent TAN concentration of 13–14 mg L1 represents the daily nitrogen waste produced in an aquaculture system at a fish/ shrimp culture density of 22–23 kg m3 (De Schryver et al.,2008). In RAS, this nitrogen is converted into nitrate that tends to accumulate in the water (Gutierrez-Wing and Malone, 2006). In the past, complete removal could only be obtained by further denitrification into nitrogen gas or discharge into surrounding water bodies (van Rijn et al., 2006). In BFT, the goal is to assimilate the nitrogen into microbial biomass rather than nitrifying it. In the alternative SBR approach, the development of nitrifiers in the reactors could be avoided. This was demonstrated when the SBR biomass was spiked in batch nitrification tests with ammonia (data not shown). Neither removal of TAN nor production of nitrite and nitrate could be observed in the absence of an additional carbon source. This suggests that the main driving force for the TAN removal within the reactors indeed was heterotrophic microbial growth. This can be related to the short SBR cycles, since heterotrophs have a growth rate and microbial biomass yield per unit
substrate that is a factor 10 higher than that of nitrifying bacteria (Hargreaves, 2006). Due to the dependence of carbon, nitrogen removal efficiencies were limited at low doses of glycerol and acetate. Under these conditions, carbon was the limiting nutrient in heterotrophic nitrogen assimilation resulting in a steady and high efficiency for carbon removal. Resulting from an increase in carbon loading rate, the nitrogen removal increased along until at a C/N
ratio of 15 the highest nitrogen removal efficiencies were observed (up to 98%). These values are slightly higher than the nitrogen removal efficiencies of 85–90% as observed in other researches (Schneider et al., 2006a,b, 2007). However, the number of studies focusing on the treatment of aquaculture effluents via heterotrophic nitrogen assimilation is limited. The use of established techniques like nitrification/denitrification can result in similar removal efficiencies up to 96% as was shown for example by Sharrer et al. (2007) and Visvanathan et al. (2008). At the C/N ratio of 15, the carbon removal efficiency decreased suggesting an oversupply of carbon. The optimal C/N ratio for nitrogen removal is thus situated between 10 and 15, which lies close to the value of 10 suggested by Avnimelech (1999) for microbial nitrogen assimilation in BFT. Hargreaves (2006) also suggested providing a substrate with a C/N ratio of 10 to promote nitrogen limitation for bacterial growth to increase nitrogen removal efficiency. In case all ammonium is converted into nitrate, the nitrogen can also be removed by denitrification. Stoichiometrically, a C/N ratio of 1.1:1 is necessary for denitrification based on acetate (Reyes-Avila et al., 2004). The costs for carbon supplementation to obtain denitrification can thus be about 10 times less than that for microbial assimilation. However, the capital and operational costs for the nitrification/denitrification systems together with the lower feeding costs due to microbial protein production make the nitrogen assimilation a competitive technique.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ในการศึกษานี้ ตาล assimilating ชีวมวลจุลินทรีย์ที่ มีคุณภาพเพื่อสามารถนำกลับมาใช้เป็นแหล่งอาหารเพิ่มเติมถูกปลูกใน SBRs ดังกล่าว มีความเข้มข้น TAN influent 13 – 14 มิลลิกรัม L 1 แทนเสียไนโตรเจนวันที่ผลิตในระบบการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำที่ปลา / กุ้งวัฒนธรรมความหนาแน่นของ 22 – 23 kg m 3 (De Schryver et al., 2008) ในรา ไนโตรเจนนี้จะถูกแปลงเป็นไนเตรตที่มีแนวโน้มที่สะสมอยู่ในน้ำ (Gutierrez วิงและโลน 2006) ในอดีต เอาออกเสร็จสมบูรณ์เท่านั้นสามารถดึง denitrification เพิ่มเติมก๊าซไนโตรเจนเข้าไปในหรือปล่อยเป็นรอบ ๆ แหล่งน้ำ (van Rijn et al., 2006) ใน BFT เป้าหมายคือการ สะท้อนไนโตรเจนที่เป็นชีวมวลจุลินทรีย์มากกว่า nitrifying มัน ในวิธีทางของ SBR พัฒนาของ nitrifiers ในเตาปฏิกรณ์สามารถหลีกเลี่ยง นี้ถูกแสดงเมื่อชีวมวล SBR มี spiked ในการอนาม็อกซ์ชุดทดสอบแอมโมเนีย (ข้อมูลไม่แสดง) สามารถสังเกตเอา TAN หรือผลิตของไนไตรต์และไนเตรตไม่ในกรณีเป็นแหล่งคาร์บอนเพิ่มเติม แนะนำว่า แรงผลักดันหลักในการกำจัด TAN ภายในเตาปฏิกรณ์ heterotrophic จุลินทรีย์เจริญเติบโตแน่นอน นี้สามารถสัมพันธ์กับรอบการย่อ SBR ตั้งแต่ heterotrophs มีอัตราการเติบโตและผลผลิตต่อหน่วยแบบชีวมวลจุลินทรีย์พื้นผิวที่เป็นปัจจัย 10 สูงกว่าของ nitrifying แบคทีเรีย (ฮาร์กรีฟส์ 2006) เนื่องจากการพึ่งพาของคาร์บอน ประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนถูกจำกัดที่ปริมาณต่ำของกลีเซอรและ acetate ภายใต้เงื่อนไขเหล่านี้ คาร์บอนมีสารอาหารจำกัดในไนโตรเจน heterotrophic อันเกิดในที่มีประสิทธิภาพสูง และมั่นคงสำหรับคาร์บอน เกิดจากการเพิ่มขึ้นในอัตราการโหลดคาร์บอน การกำจัดไนโตรเจนเพิ่มขึ้นตามจนกว่าการ C/Nratio of 15 the highest nitrogen removal efficiencies were observed (up to 98%). These values are slightly higher than the nitrogen removal efficiencies of 85–90% as observed in other researches (Schneider et al., 2006a,b, 2007). However, the number of studies focusing on the treatment of aquaculture effluents via heterotrophic nitrogen assimilation is limited. The use of established techniques like nitrification/denitrification can result in similar removal efficiencies up to 96% as was shown for example by Sharrer et al. (2007) and Visvanathan et al. (2008). At the C/N ratio of 15, the carbon removal efficiency decreased suggesting an oversupply of carbon. The optimal C/N ratio for nitrogen removal is thus situated between 10 and 15, which lies close to the value of 10 suggested by Avnimelech (1999) for microbial nitrogen assimilation in BFT. Hargreaves (2006) also suggested providing a substrate with a C/N ratio of 10 to promote nitrogen limitation for bacterial growth to increase nitrogen removal efficiency. In case all ammonium is converted into nitrate, the nitrogen can also be removed by denitrification. Stoichiometrically, a C/N ratio of 1.1:1 is necessary for denitrification based on acetate (Reyes-Avila et al., 2004). The costs for carbon supplementation to obtain denitrification can thus be about 10 times less than that for microbial assimilation. However, the capital and operational costs for the nitrification/denitrification systems together with the lower feeding costs due to microbial protein production make the nitrogen assimilation a competitive technique.

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ในการศึกษานี้ TAN assimilating จุลินทรีย์ที่มีคุณภาพที่จะนำกลับมาใช้เป็นแหล่งอาหารที่เพิ่มขึ้นได้รับการปลูกใน SBRs ดังกล่าว อิทธิพลของความเข้มข้น TAN 13-14 มิลลิกรัม L? 1 หมายถึงของเสียไนโตรเจนในชีวิตประจำวันที่เกิดขึ้นในระบบการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำที่ปลา / ความหนาแน่นของการเลี้ยงกุ้งของ 22-23 กิโลกรัมต่อตารางเมตร 3 (De Schryver et al., 2008) ใน RAS ไนโตรเจนนี้จะถูกแปลงเป็นไนเตรตที่มีแนวโน้มที่จะสะสมอยู่ในน้ำ (เตียปีกและมาโลน, 2006) ในอดีตที่ผ่านมาการกำจัดที่สมบูรณ์เท่านั้นที่จะได้รับโดยการเซลเซียสต่อไปเป็นก๊าซไนโตรเจนหรือปล่อยลงในแหล่งน้ำรอบ (รถตู้จิ et al., 2006) ใน BFT เป้าหมายคือการดูดซึมไนโตรเจนเป็นจุลินทรีย์มากกว่าไนตริมัน ในวิธีทางเลือก SBR พัฒนา nitrifiers ในเครื่องปฏิกรณ์อาจจะหลีกเลี่ยง นี่ก็แสดงให้เห็นเมื่อชีวมวล SBR ถูกแทงได้รับในการทดสอบชุดไนตริฟิเคกับแอมโมเนีย (ไม่ได้แสดงข้อมูล) การกำจัดของ TAN หรือการผลิตของไนไตรท์และไนเตรททั้งอาจจะมีการตั้งข้อสังเกตในกรณีที่ไม่มีแหล่งคาร์บอนเพิ่มเติม นี้แสดงให้เห็นว่าแรงผลักดันหลักสำหรับการกำจัด TAN ภายในเครื่องปฏิกรณ์แน่นอนคือการเจริญเติบโตของจุลินทรีย์ heterotrophic นี้อาจจะเกี่ยวข้องกับรอบสั้น SBR ตั้งแต่ heterotrophs มีอัตราการเจริญเติบโตและผลผลิตมวลชีวภาพของจุลินทรีย์ต่อหน่วย
พื้นผิวที่เป็นปัจจัย 10 สูงกว่าของแบคทีเรียไนตริ (ฮาร์กรีฟ 2006) เนื่องจากการพึ่งพาอาศัยกันของคาร์บอนประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนถูก จำกัด ในปริมาณต่ำของกลีเซอรอลและอะซิเตท ภายใต้เงื่อนไขเหล่าคาร์บอนเป็นสารอาหารที่ จำกัด ในการดูดซึมไนโตรเจน heterotrophic ส่งผลให้มีประสิทธิภาพอย่างต่อเนื่องและมีคุณภาพสูงสำหรับการกำจัดคาร์บอน เป็นผลมาจากการเพิ่มขึ้นของอัตราการโหลดคาร์บอน, กำจัดไนโตรเจนเพิ่มขึ้นพร้อมจนกว่า C / N
อัตราส่วน 15 สูงสุดประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนถูกตั้งข้อสังเกต (ไม่เกิน 98%) ค่าเหล่านี้จะสูงกว่าประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนจาก 85-90% เป็นข้อสังเกตในการวิจัยอื่น ๆ (ชไนเดอ et al., 2006a, B, 2007) อย่างไรก็ตามจากการศึกษาโดยมุ่งเน้นที่การรักษาน้ำทิ้งเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำผ่านการดูดซึมไนโตรเจน heterotrophic ถูก จำกัด การใช้เทคนิคที่จัดตั้งขึ้นเช่นไนตริฟิเค / เซลเซียสจะส่งผลให้ประสิทธิภาพการกำจัดที่คล้ายกันถึง 96% ตามที่ได้แสดงให้เห็นเช่นโดย Sharrer และคณะ (2007) และ Visvanathan และคณะ (2008) ที่ C / N ratio มี 15, ประสิทธิภาพในการกำจัดคาร์บอนลดลงแนะนำล้นตลาดคาร์บอน ที่ดีที่สุด C / N ratio มีการกำจัดไนโตรเจนจึงตั้งอยู่ระหว่าง 10 และ 15 ซึ่งตั้งอยู่ใกล้เคียงกับมูลค่า 10 แนะนำโดย Avnimelech (1999) สำหรับการดูดซึมไนโตรเจนจุลินทรีย์ใน BFT ฮาร์กรีฟ (2006) ยังแนะให้พื้นผิวที่มี C / N ratio มี 10 เพื่อส่งเสริมข้อ จำกัด ไนโตรเจนสำหรับการเจริญเติบโตของเชื้อแบคทีเรียที่จะเพิ่มประสิทธิภาพในการกำจัดไนโตรเจน ในกรณีแอมโมเนียมทั้งหมดจะถูกแปลงเป็นไนเตรทไนโตรเจนยังสามารถลบออกได้โดยเซลเซียส Stoichiometrically, C / N ratio มี 1.1: 1 เป็นสิ่งจำเป็นสำหรับเซลเซียสขึ้นอยู่กับอะซิเตท (. เรเยส-วีลา, et al, 2004) ค่าใช้จ่ายสำหรับการเสริมคาร์บอนที่จะได้รับเซลเซียสจึงสามารถประมาณ 10 ครั้งน้อยกว่าที่สำหรับการดูดซึมของจุลินทรีย์ อย่างไรก็ตามเงินทุนและค่าใช้จ่ายในการดำเนินงานสำหรับไนตริฟิเค / ระบบเซลเซียสพร้อมกับค่าใช้จ่ายในการให้อาหารที่ลดลงเนื่องจากการผลิตโปรตีนของจุลินทรีย์ทำให้การดูดซึมไนโตรเจนเทคนิคการแข่งขัน

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ในการศึกษานี้ , Tan assimilating จุลินทรีย์ที่มีคุณภาพ เพื่อสามารถใช้เป็นแหล่งอาหารเพิ่มเติมที่ปลูกใน sbrs . มีความเข้มข้นของระบบแทน 13 – 14 มิลลิกรัม แอล  1 แทนทุกวัน ไนโตรเจนในระบบเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำของเสียที่ผลิตจากปลา / กุ้งความหนาแน่นวัฒนธรรม 22 – 23 กิโลเมตร  3 ( เดอ schryver et al . , 2008 ) ในการผ่อนผันนี้จะถูกเปลี่ยนเป็นไนเตรทไนโตรเจนที่มีแนวโน้มที่จะสะสมในน้ำ ( กูเตียร์เรซปีก มาโลน , 2006 ) ในอดีตการกำจัดเสร็จสมบูรณ์จะได้รับเพิ่มเติมในไนโตรเจนแก๊สหรือน้ำไหลลงสู่แหล่งน้ำโดยรอบ ( ฟาน แรยน์ et al . , 2006 ) ในรับ เป้าหมายคือการใช้ไนโตรเจนในจุลินทรีย์มากกว่า 1 .ในวิธีการบำบัดทางเลือก การพัฒนา nitrifiers ในเครื่องปฏิกรณ์นิวเคลียร์อาจจะหลีกเลี่ยง นี้แสดงให้เห็นเมื่อปริมาณชีวมวลถูกในชุดทดสอบปริมาณแอมโมเนีย ( ข้อมูลไม่แสดง ) ไม่มีการแทนหรือการผลิตของไนไตรต์และไนเตรต สามารถสังเกตได้ในการขาดของแหล่งคาร์บอนเพิ่มเติมนี้แสดงให้เห็นว่าหลักผลักดันให้ตาลเอาภายในเครื่องปฏิกรณ์แบบแน่นอนคือจุลินทรีย์เจริญเติบโต นี้สามารถที่เกี่ยวข้องกับวงจรกรองสั้น ตั้งแต่ heterotrophs มีอัตราการเจริญเติบโตและมวลชีวภาพและผลผลิตต่อหน่วย
พื้นผิวที่เป็นปัจจัย 10 มากกว่าที่ลูกอุกกาบาต ( ฮาร์กรีฟส์ , 2006 ) เนื่องจากการพึ่งพาของคาร์บอนประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนมีจำกัดที่ปริมาณต่ำของกลีเซอรอลและอะซิเทต ภายใต้เงื่อนไขเหล่านี้คาร์บอนเป็นสารอาหารในแบบการจำกัดไนโตรเจนให้มั่นคงและมีประสิทธิภาพสูงในการกำจัดคาร์บอน เป็นผลจากการเพิ่มอัตราบรรทุกคาร์บอน , การกำจัดไนโตรเจนเพิ่มขึ้นตามจนกว่าที่ C / N
อัตราส่วน 15 สูงสุดประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจน พบว่ามีถึง 98% ) มีค่าสูงกว่าประสิทธิภาพการกำจัดไนโตรเจนของ 85 – 90% ที่พบในงานวิจัยอื่น ๆ ( ชไนเดอร์ et al . , 2006a , B , 2007 ) อย่างไรก็ตาม จำนวนของการศึกษาที่เน้นการรักษาผ่านการเพาะเลี้ยงสัตว์น้ำผ่านการดูดซึมไนโตรเจนแบบจำกัดใช้สร้างเทคนิคเช่นปริมาณ / น้ำได้ผลในการกำจัดที่คล้ายกันถึง 96% ขณะที่แสดงเช่น sharrer et al . ( 2007 ) และ visvanathan et al . ( 2008 ) ที่ C / N เท่ากับ 15 , คาร์บอนประสิทธิภาพลดลงแนะนำ oversupply ของคาร์บอน อัตราส่วนที่เหมาะสมในการกำจัดไนโตรเจน จึงอยู่ระหว่าง 10 และ 15อยู่ที่ใกล้เคียงกับมูลค่าของ 10 ที่แนะนำโดย avnimelech ( 1999 ) สำหรับการดูดซึมไนโตรเจนของจุลินทรีย์ในการรับ . ฮาร์กรีฟส์ ( 2006 ) นอกจากนี้ยังแนะนำให้ใช้กับ C / N ratio 10 เพื่อส่งเสริมการจำกัดไนโตรเจนสำหรับการเจริญเติบโตของแบคทีเรีย เพื่อเพิ่มประสิทธิภาพในการกำจัดไนโตรเจน ในกรณีทั้งหมด แอมโมเนียจะถูกแปลงเป็นไนเตรท ไนโตรเจนยังสามารถลบออกได้โดยน้ำ .stoichiometrically , C / N ratio ของ 1.1:1 จำเป็นสำหรับน้ำจากอะซิเตท ( เรเยส Avila et al . , 2004 ) ค่าใช้จ่ายสำหรับคาร์บอนเสริมเพื่อให้ได้น้ำจึงสามารถประมาณ 10 ครั้งน้อยกว่าสำหรับการผสมผสานของจุลินทรีย์ อย่างไรก็ตามต้นทุนและต้นทุนต่อปริมาณน้ำ / ระบบกันกับค่าอาหารลดลง เนื่องจากการผลิตจุลินทรีย์โปรตีนให้ไนโตรเจนสูงเทคนิคการแข่งขัน