treatment scenario; however, overal

treatment scenario; however, overall, the results showed a reduction
of 72.4% in the total WF. In agreement with previous studies
(Ercin et al., 2010; Jefferies et al., 2012), the freshwater use associated
with supporting activities and materials used in the business
(e.g., chemicals, transports), which is not completely associated
with the production of the specific product considered, i.e., the
overhead water footprint, constitutes a minor fraction of the
supply-chain water footprint (0.2e0.3%).
The WF obtained in this study for the current wastewater
treatment (3,628,295 m3
$month
1
) is much larger than the WF
obtained in the study by Shao and Chen (2013), which only
included the WFblue. Still, comparing the WFblue values from both
studies shows that a much larger value was obtained in our study
(180,180 m3
$month
1
, 1.45 m3 freshwater as WFblue m
3 treated
wastewater). The difference is due to the freshwater resource
consumption related to electricity generation. In this case, the
calculation used the water consumption from the Ecoinvent 3.0
processes for electricity, chemicals, residues and transport and data
from the plant. Differently, in the study by Shao and Chen (2013),
the calculation used a hybrid method that considered the operational
expenses from the WWTP and the national freshwater consumption
for every productive sector in China in 2007, which
relates freshwater consumption with the economy. Considering
their approach in our case study, the freshwater consumption
would be 4.78$10
3 m3
$kwh
1
, whereas when considering the
Ecoinvent 3.0 processes for the medium voltage electricity in Spain,
the freshwater consumption is approximately 2.88 m3
$kwh
1
. It
should also be mentioned that the freshwater used to produce the
electricity greatly depends on the country and the technologies
used to produce it.
The different methods used in this study and Shao and Chen
(2013), explains the difference in water consumption. A processbased
inventory allows obtaining very specific and detailed inventories
but has some limitations such as it is very timeconsuming
and requires large amount of data (Zhang et al., 2014).
On the other hand, Input-Output analysis, is based on economic
inputeoutput tables, with information of industrial flows of
transactions of goods and services, but the information is not as
accurate and specific as in process-based inventories. Finally, an
extended method combining both approaches, a hybrid LCA, which
is the one used in Shao and Chen, 2013, allows to overcome these
limitations, to increase the completeness of the system boundaries
and reduce uncertainty (Zhang et al., 2013). However, in this study a
process-based inventory is considered to be the most adequate due
to the availability of data.
Additionally, the study of Shao and Chen (2013) did not consider
residue treatment.
Considering the total water footprint for the current wastewater
treatment, the intensities for this case study are 171.7 m3
water$kg
1 of TOC removed, 718.7 m3 water$kg
1 of N removed,
10,068.9 m3 required$kg
1 of P removed and 146.4 m3 water-
$V
1
. The blue water footprint of 1 kg of organic matter removed
is 8.53 m3 water (96.5% removal) in the present study versus
0.01 m3 water$kg
1 COD (86% removal) in the study by Shao and
Chen (2013) because, as it is mentioned above, the volume of
water consumption for electricity production differs a lot due to
the approach used to calculate the water consumption. Despite
in both cases, Shao and Chen (2013) and this work, water
withdrawal is considered, in our case, using a process-based
approach and data from Ecoinvent, we considered not only the
water used directly during the electricity production process but
also all the indirect water consumption (for example for coal
production).
When comparing results, the distinction between water consumption
and water withdrawal has to be considered. However, in
many cases consumptive use data are not available, thus more efforts
should be put to obtain better water consumption inventories.
4.1.3. WF sustainability assessment
Due to lack of specific data, the blue water availability in the
studied region (249,100 m3
$month
1
) was estimated as the average
value (data from 1940 to 2008) of the global water balance of the
Catalan catchments. The ratio between the blue water footprint of
the process (180,180 m3 month
1
) and the blue water availability
(249,100 m3
$month
1
) is equal to 0.72 ( 1) indicates that
the grey WF is not sustainable. Additionally, in the case when
phosphorus is removed to fulfill the legal limit (2 mg P$l

1
), the
grey WF is not sustainable because the ratio between the grey WF
(1,870,201 m3
$month
1
) and the river flow rate is equal to 2.3. This
result occurs because the Congost river has a small flow rate with
respect to the amount of phosphorus that must be assimilated. The
grey WF would become sustainable if the WWTP improved its
phosphorus removal to reach an effluent concentration of
0.95 mg$l

1 (which assumes a removal efficiency of 85.3%). Additionally,
if phosphorus is not considered in the estimation of the
grey WF, then it becomes sustainable because the river has enough
capacity to assimilate the pollution generated by nitrogen and
organic matter.
4.1.4. Water footprint response formulation
The ratio of required freshwater per unit of treated water
(1.45 m3
) is extremely small compared with the water footprint of
many other agricultural and industrial products (www.
waterfootprint.org, Hoekstra et al., 2011).
After analyzing the water footprint sustainability assessment for
the WWTP, it is important to formulate modifications for operational
conditions to further reduce the water footprint. In this case,
the application of FeCl3 to achieve a greater total phosphorus
removal efficiency resulted in a greater reduction in the grey water
footprint. In addition to the energy savings, the sludge treatment
practices should be further improved by optimizing the operational
costs and also by reducing the blue water footprint.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

รักษาสถานการณ์ อย่างไรก็ตาม รวม ผลลัพธ์แสดงให้เห็นว่าลด72.4% ในดับเบิลยูเอฟรวมกัน ยังคงศึกษาก่อนหน้านี้(Ercin et al., 2010 Jefferies et al., 2012), การใช้น้ำจืดที่เกี่ยวข้องด้วยการสนับสนุนกิจกรรมและวัสดุที่ใช้ในธุรกิจ(เช่น เคมีภัณฑ์ ขนส่ง), ซึ่งไม่เกี่ยวข้องทั้งหมดด้วยการผลิตผลิตภัณฑ์เฉพาะที่พิจารณาว่า เช่น การจ่ายน้ำรอย ถือเศษส่วนเล็กน้อยของการรอยน้ำห่วงโซ่อุปทาน (0.2e0.3%)ดับเบิลยูเอฟที่ได้รับในการศึกษานี้สำหรับน้ำเสียปัจจุบันรักษา (3,628,295 m3$month 1) มีขนาดใหญ่กว่าดับเบิลยูเอฟได้รับในการศึกษาทางเสียวเฉิน (2013), ที่เท่านั้นรวมอยู่ WFblue เปรียบเทียบค่า WFblue จากทั้งสองยังคงการศึกษาแสดงว่า ค่ามากได้รับในการศึกษาของเรา(180,180 m3$month 1, 1.45 m3 ปลาเป็น WFblue m 3 ถือว่าระบบบำบัดน้ำเสีย) ความแตกต่างได้เนื่องจากทรัพยากรน้ำจืดปริมาณที่เกี่ยวข้องกับไฟฟ้า ในกรณีนี้ การใช้คำนวณปริมาณการใช้น้ำจาก Ecoinvent 3.0กระบวนการไฟฟ้า เคมีภัณฑ์ ตกขนส่ง และข้อมูลจากโรงงาน ในการศึกษาทางเสียวเฉิน (2013), ต่างการคำนวณใช้วิธีผสมที่ถือว่าการดำเนินงานค่าใช้จ่ายจากการ WWTP และปริมาณการใช้น้ำจืดแห่งชาติในทุกภาคที่ผลิตในประเทศจีนในปี 2007 ซึ่งเกี่ยวข้องกับการใช้น้ำจืด ด้วยเศรษฐกิจ พิจารณาวิธีการของพวกเขาในของกรณีศึกษา การใช้น้ำจืดจะเป็น 4.78$ 3 10 m3$kwh 1ในขณะที่เมื่อพิจารณาการกระบวนการ Ecoinvent 3.0 สำหรับไฟฟ้าแรงดันปานกลางในสเปนปริมาณการใช้น้ำจืดมีประมาณ 2.88 m3$kwh 1. มันควรกล่าวได้ว่า ปลาที่ใช้ในการผลิตไฟฟ้าขึ้นอยู่กับประเทศและเทคโนโลยีอย่างมากใช้ในการผลิตนั้นวิธีการต่าง ๆ ที่ใช้ในการศึกษานี้ และเสียว และเฉิน(2013), อธิบายความแตกต่างของปริมาณการใช้น้ำ Processbased การสินค้าคงคลังช่วยให้การรับสินค้าคงคลังเฉพาะ และรายละเอียดแต่มีข้อจำกัดบางประการเช่นเป็น timeconsuming มากและต้องการข้อมูล (Zhang et al., 2014) จำนวนมากบนมืออื่น ๆ อินพุต-เอาท์พุตวิเคราะห์ ขึ้นอยู่กับเศรษฐกิจinputeoutput ตาราง ข้อมูลไหลอุตสาหกรรมธุรกรรมของสินค้า และบริการ แต่ข้อมูลไม่เป็นถูกต้อง และเฉพาะในสินค้าคงคลังตามกระบวนการ ในที่สุด การขยายวิธีการรวมทั้งสองวิธี LCA ผสมซึ่งที่ใช้ในการเสียว และเฉิน 2013 ช่วยให้เอาชนะเหล่านี้ข้อจำกัด การเพิ่มความสมบูรณ์ของขอบเขตของระบบและลดความไม่แน่นอน (Zhang et al., 2013) อย่างไรก็ตาม ในการศึกษานี้เป็นสินค้าคงคลังตามขั้นตอนถือเป็นสุดพอครบกำหนดความพร้อมใช้งานของข้อมูลนอกจากนี้ การศึกษาเสียวและเฉิน (2013) ไม่ได้พิจารณาการรักษาสารตกค้างพิจารณารอยรวมน้ำสำหรับน้ำเสียปัจจุบันการรักษา การปลดปล่อยก๊าซสำหรับกรณีศึกษานี้เป็น 171.7 m3เอาน้ำ$กิโลกรัม 1 ของ TOC, 718.7 m3 น้ำ$กิโลกรัม 1 ของ N เอา10,068.9 m3 ต้อง$กิโลกรัม 1 P เอาและ 146.4 m3 น้ำ-$V 1. รอยน้ำสีฟ้าของอินทรีย์ออก 1 กิโลกรัมน้ำ m3 8.53 (96.5% เอา) เป็นการศึกษาปัจจุบันเมื่อเทียบกับ0.01 m3 น้ำ$กิโลกรัม 1 COD (เอา 86%) ในการศึกษาโดยเสียว และเฉิน (2013) เนื่องจาก เพราะเป็นดังกล่าวข้างต้น ปริมาณของปริมาณการใช้น้ำสำหรับการผลิตไฟฟ้าแตกต่างกันมากเนื่องวิธีที่ใช้ในการคำนวณปริมาณการใช้น้ำ แม้มีในกรณี เสียว และเฉิน (2013) และงานนี้ น้ำถอนถือว่า ในกรณี โดยใช้กระบวนการโดยใช้วิธีการและข้อมูลจาก Ecoinvent เราถือว่าไม่เพียงแต่การน้ำที่ใช้ในระหว่างกระบวนการผลิตไฟฟ้าโดยตรง แต่ยังทั้งหมดน้ำอ้อม (เช่นปริมาณการใช้ถ่านหินการผลิต)เมื่อเปรียบเทียบผลลัพธ์ ความแตกต่างระหว่างปริมาณการใช้น้ำและน้ำถอนได้จะถือว่า อย่างไรก็ตาม ในในกรณีใช้ consumptive ข้อมูลไม่มี ดังนั้นความพยายามที่เพิ่มมากขึ้นควรใส่น้ำดีได้รับปริมาณสินค้าคงคลัง4.1.3. ดับเบิลยูเอฟประเมินความยั่งยืนเนื่องจากขาดข้อมูลเฉพาะ สีฟ้าน้ำพร้อมใช้งานในการภูมิภาคศึกษา (249,100 m3$month 1) ที่ประเมินเป็นค่าเฉลี่ยค่า (ข้อมูลจาก 1940 ถึง 2551) ของโลกน้ำCatchments คาตาลัน อัตราส่วนระหว่างรอยน้ำสีฟ้าของกระบวนการ (180,180 m3 เดือน 1) และน้ำสีฟ้าที่พร้อมใช้(249,100 m3$month 1) เท่ากับ 0.72 (< 1), ที่ว่า การรอยน้ำสีน้ำเงินได้อย่างยั่งยืน นอกจากนี้ ในกรณีเอาปรับปรุงฟอสฟอรัสกับดับเบิลยูเอฟสีฟ้าของ192,517 m3$month 1), ดับเบิลยูเอฟสีน้ำเงินได้อย่างยั่งยืน ด้วยค่า0.77อัตราส่วนระหว่างดับเบิลยูเอฟสีเทา (3,448,115 m3$month 1) และแม่น้ำอัตราการไหลน้ำ (808,877 m3$month 1) (4.3 > 1) หมายถึงดับเบิลยูเอฟสีเทาไม่ยั่งยืน นอกจากนี้ ในกรณีเมื่อฟอสฟอรัสจะถูกเอาออกเพื่อตอบสนองข้อจำกัดทางกฎหมาย (2 mg P$ l1), การดับเบิลยูเอฟสีเทาไม่ยั่งยืนเนื่องจากอัตราส่วนระหว่างดับเบิลยูเอฟสีเทา(1,870,201 m3$month 1) และอัตราการไหลของน้ำเท่ากับ 2.3 นี้ผลที่เกิดขึ้นเนื่องจากแม่น้ำ Congost เป็นอัตราการไหลขนาดเล็กด้วยเคารพจำนวนฟอสฟอรัสที่มีขนบธรรมเนียมประเพณี ที่ดับเบิลยูเอฟสีเทาจะเป็น WWTP การพัฒนายั่งยืนของเอาฟอสฟอรัสถึงเข้มข้นเป็นน้ำทิ้งl $ 0.95 มิลลิกรัม1 (ซึ่งสันนิษฐานเอามีประสิทธิภาพ 85.3%) นอกจากนี้ถ้าไม่มีพิจารณาฟอสฟอรัสในการประเมินของการสีเทาดับเบิลยูเอฟ แล้วจะยั่งยืนได้เนื่องจากมีน้ำเพียงพอกำลังการผลิตอย่างมลพิษสร้างไนโตรเจน และอินทรีย์4.1.4 การน้ำรอยตอบกำหนดอัตราส่วนของปลาต่อหน่วยของน้ำที่บำบัดจำเป็น(1.45 m3) มีขนาดเล็กมากเมื่อเทียบกับรอยน้ำของเกษตร และอุตสาหกรรมผลิตภัณฑ์อื่น ๆ (wwwwaterfootprint.org, Hoekstra และ al., 2011)หลังจากการวิเคราะห์การประเมินความยั่งยืนรอยน้ำสำหรับWWTP มันเป็นสิ่งสำคัญการกำหนดปรับเปลี่ยนการดำเนินงานเงื่อนไขเพิ่มเติม ลดรอยน้ำ ในกรณีนี้แอพลิเคชันของ FeCl3 ให้ฟอสฟอรัสรวมมากขึ้นเอาประสิทธิภาพผลในการลดค่าน้ำสีเทารอยเท้า นอกจากประหยัดพลังงาน การรักษาตะกอนปฏิบัติควรเพิ่มเติมปรับปรุง โดยเพิ่มประสิทธิภาพการดำเนินงานค่าใช้จ่าย และยังโดยลดรอยน้ำสีฟ้า

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

สถานการณ์การรักษา แต่โดยรวมผลการศึกษาพบการลดลงของ 72.4% ในจำนวน WF
ในข้อตกลงกับการศึกษาก่อนหน้า
(Ercin et al, 2010;.. Jefferies et al, 2012)
การใช้น้ำจืดที่เกี่ยวข้องกับการสนับสนุนกิจกรรมและวัสดุที่ใช้ในการดำเนินธุรกิจ
(เช่นสารเคมีลำเลียง)
ซึ่งจะไม่เกี่ยวข้องอย่างสมบูรณ์กับการผลิตของผลิตภัณฑ์ที่เฉพาะเจาะจงพิจารณากล่าวคือการปล่อยน้ำค่าใช้จ่ายที่ถือว่าเป็นส่วนเล็ก ๆ น้อย ๆ ของการปล่อยน้ำของห่วงโซ่อุปทาน(0.2e0.3%). WF ได้รับในการศึกษาครั้งนี้สำหรับน้ำเสียในปัจจุบันการรักษา(3,628,295 m3 $ ต่อเดือน 1 ) ที่มีขนาดใหญ่กว่า WF ได้รับในการศึกษาโดย Shao และเฉิน (2013) ซึ่งรวมWFblue ยังคงมีการเปรียบเทียบค่า WFblue ทั้งจากการศึกษาแสดงให้เห็นว่าค่าที่มีขนาดใหญ่ที่ได้รับในการศึกษาของเรา(180,180 m3 $ ต่อเดือน 1, 1.45 m3 น้ำจืดเป็น WFblue ม. 3 ได้รับการรักษาบำบัดน้ำเสีย) ความแตกต่างที่เกิดจากการใช้ทรัพยากรน้ำจืดบริโภคที่เกี่ยวข้องกับการผลิตกระแสไฟฟ้า ในกรณีนี้การคำนวณที่ใช้ในการบริโภคน้ำจาก Ecoinvent 3.0 กระบวนการสำหรับการผลิตไฟฟ้าสารเคมีตกค้างและการขนส่งและข้อมูลจากโรงงาน ที่แตกต่างกันในการศึกษาโดย Shao และเฉิน (2013), การคำนวณใช้วิธีไฮบริดที่ถือว่าการดำเนินงานค่าใช้จ่ายจาก WWTP และการบริโภคน้ำจืดแห่งชาติในทุกภาคการผลิตในประเทศจีนในปี2007 ซึ่งเกี่ยวข้องกับการบริโภคน้ำจืดกับเศรษฐกิจ พิจารณาแนวทางของพวกเขาในการศึกษากรณีของเราการบริโภคน้ำจืดจะเป็น4.78 $ 10 3 m3 $ กิโลวัตต์ 1 ในขณะที่เมื่อพิจารณาEcoinvent 3.0 กระบวนการสำหรับการผลิตไฟฟ้าแรงดันไฟฟ้าขนาดกลางในสเปนบริโภคน้ำจืดจะอยู่ที่ประมาณ2.88 m3 $ กิโลวัตต์ 1 มันก็ควรจะกล่าวว่าน้ำจืดที่ใช้ในการผลิตไฟฟ้ามากขึ้นอยู่กับประเทศและเทคโนโลยีที่ใช้ในการผลิตได้. วิธีการต่าง ๆ ที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้และ Shao และเฉิน(2013) อธิบายความแตกต่างในการบริโภคน้ำ processbased สินค้าคงคลังจะช่วยให้ได้รับสินค้าคงเหลือมากที่เฉพาะเจาะจงและมีรายละเอียดแต่มีข้อ จำกัด บางอย่างเช่นมันเป็น timeconsuming มากและต้องใช้ข้อมูลจำนวนมาก(Zhang et al., 2014). ในทางกลับกันการวิเคราะห์อินพุทจะขึ้นอยู่กับเศรษฐกิจinputeoutput ตารางที่มีข้อมูลกระแสอุตสาหกรรมการทำธุรกรรมของสินค้าและบริการแต่ข้อมูลที่ไม่เป็นความถูกต้องและเฉพาะในสินค้าคงเหลือตามกระบวนการ ในที่สุดวิธีการขยายการรวมวิธีการทั้งสองเป็นไฮบริด LCA ซึ่งเป็นหนึ่งที่ใช้ในการShao และเฉินปี 2013 จะช่วยให้เอาชนะเหล่านี้ข้อจำกัด เพื่อเพิ่มความสมบูรณ์ของขอบเขตระบบและลดความไม่แน่นอน(Zhang et al., 2013) . อย่างไรก็ตามในการศึกษาครั้งนี้สินค้าคงคลังกระบวนการที่ใช้จะถือเป็นเพียงพอมากที่สุดเนื่องจากความพร้อมของข้อมูล. นอกจากนี้การศึกษาของ Shao และเฉิน (2013) ไม่ได้พิจารณาการรักษาที่เหลือ. พิจารณาการปล่อยน้ำรวมสำหรับน้ำเสียในปัจจุบันการรักษาความเข้มในการศึกษากรณีนี้เป็น 171.7 m3 กิโลกรัมน้ำ $? 1 ของ TOC ออก 718.7 m3 กิโลกรัมน้ำ $? 1 ไม่มีออก10,068.9 m3 ต้อง $ กก. 1 ของ P ลบออกและ 146.4 m3 น้ำ$ V 1 . การปล่อยน้ำทะเลสีฟ้า 1 กิโลกรัมของสารอินทรีย์ลบออกคือ8.53 m3 น้ำ (ลบ 96.5%) ในการศึกษาในปัจจุบันเมื่อเทียบกับ0.01 m3 กิโลกรัมน้ำ $? 1 ซีโอดี (ลบ 86%) ในการศึกษาโดย Shao และเฉิน(2013) เพราะ ตามที่มีการกล่าวถึงข้างต้นปริมาณการใช้น้ำในการผลิตกระแสไฟฟ้าที่แตกต่างกันเป็นจำนวนมากอันเนื่องมาจากวิธีการที่ใช้ในการคำนวณการใช้น้ำ แม้ในทั้งสองกรณี Shao และเฉิน (2013) และงานนี้น้ำจะถอนจะได้รับการพิจารณาในกรณีของเราโดยใช้กระบวนการตามวิธีการและข้อมูลจากEcoinvent เราพิจารณาไม่เพียง แต่น้ำมาใช้โดยตรงในระหว่างขั้นตอนการผลิตไฟฟ้าแต่ยัง ทุกการใช้น้ำอ้อม (เช่นถ่านหินการผลิต). เมื่อเปรียบเทียบผลความแตกต่างระหว่างการบริโภคน้ำและการถอนน้ำจะต้องมีการพิจารณา อย่างไรก็ตามในหลายกรณีข้อมูลปริมาณการใช้จะไม่สามารถใช้ได้จึงพยายามมากขึ้นควรจะใส่ที่จะได้รับสินค้าคงเหลือปริมาณการใช้น้ำที่ดีกว่า. 4.1.3 WF ประเมินการพัฒนาอย่างยั่งยืนเนื่องจากขาดข้อมูลที่เฉพาะเจาะจงที่มีน้ำสีฟ้าในภาคการศึกษา(249,100 m3 $ ต่อเดือน 1) เป็นที่คาดกันเป็นค่าเฉลี่ยค่า (ข้อมูล 1940-2008) ของความสมดุลของน้ำระดับโลกของ catchments คาตาลัน อัตราส่วนระหว่างการปล่อยน้ำทะเลสีฟ้าของกระบวนการ (180,180 m3 เดือน? 1) และมีน้ำสีฟ้า(249,100 m3 $ ต่อเดือน 1) มีค่าเท่ากับ 0.72 (<1) ซึ่งแสดงให้เห็นว่าการปล่อยน้ำทะเลสีฟ้ามีความยั่งยืน นอกจากนี้ในกรณีที่การกำจัดฟอสฟอรัสที่ดีขึ้น (ที่มี WF สีฟ้าของ 192,517 m3 $ ต่อเดือน 1) WF สีฟ้ามีความยั่งยืนที่มีค่าของ0.77. อัตราส่วนระหว่างสีเทา WF (3,448,115 m3 $ ต่อเดือน 1) และแม่น้ำอัตราการไหลของน้ำ (808,877 m3 เดือน $? 1) (4.3> 1) แสดงให้เห็นว่าสีเทา WF ไม่ยั่งยืน นอกจากนี้ในกรณีที่ฟอสฟอรัสจะถูกลบออกเพื่อตอบสนองความที่กฎหมายกำหนด (2 มิลลิกรัม P $ ลิตร 1) ซึ่งเป็นสีเทาWF ไม่ยั่งยืนเพราะอัตราส่วนระหว่างสีเทา WF (1,870,201 m3 $ ต่อเดือน 1) และอัตราการไหลของแม่น้ำ มีค่าเท่ากับ 2.3 ซึ่งผลที่เกิดขึ้นเพราะแม่น้ำ Congost มีอัตราการไหลขนาดเล็กที่มีความเคารพต่อปริมาณของฟอสฟอรัสที่ต้องหลอมรวม สีเทา WF จะกลายเป็นที่ยั่งยืนถ้า WWTP ที่ดีขึ้นของการกำจัดฟอสฟอรัสที่จะไปถึงความเข้มข้นของน้ำทิ้ง0.95 มิลลิกรัมต่อลิตร $ 1 (ซึ่งถือว่าประสิทธิภาพในการกำจัดของ 85.3%) นอกจากนี้ถ้าฟอสฟอรัสจะไม่พิจารณาในการประมาณค่าของสีเทาWF แล้วมันจะกลายเป็นที่ยั่งยืนเพราะแม่น้ำมีเพียงพอความสามารถในการดูดซึมสารมลพิษที่เกิดจากไนโตรเจนและสารอินทรีย์. 4.1.4 สูตรการตอบสนองต่อการปล่อยน้ำอัตราส่วนของน้ำจืดที่จำเป็นต่อหน่วยของน้ำเสียที่บำบัด(1.45 m3) มีขนาดเล็กมากเมื่อเทียบกับการปล่อยน้ำจากหลายผลิตภัณฑ์ทางการเกษตรและอุตสาหกรรมอื่น ๆ (www. waterfootprint.org, Hoekstra et al., 2011). หลังจากการวิเคราะห์ การประเมินความยั่งยืนของการปล่อยน้ำWWTP มันเป็นสิ่งสำคัญที่จะกำหนดปรับเปลี่ยนการดำเนินงานสำหรับเงื่อนไขเพื่อลดการปล่อยน้ำ ในกรณีนี้การประยุกต์ใช้ FeCl3 เพื่อให้บรรลุฟอสฟอรัสรวมมากขึ้นประสิทธิภาพในการกำจัดผลในการลดมากขึ้นในน้ำสีเทารอย นอกเหนือจากการประหยัดพลังงาน, การรักษากากตะกอนการปฏิบัติที่ควรได้รับการปรับปรุงให้ดีขึ้นต่อไปโดยการเพิ่มประสิทธิภาพการดำเนินงานค่าใช้จ่ายและยังโดยการลดการปล่อยน้ำทะเลสีฟ้า

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

สถานการณ์การรักษา อย่างไรก็ตาม โดยภาพรวมแล้ว ผลของการลด 60 %
WF ทั้งหมด สอดคล้องกับการศึกษาก่อนหน้านี้ (
ercin et al . , 2010 ; เจฟ et al . , 2012 ) , การใช้น้ำจืด ที่เกี่ยวข้องกับกิจกรรมสนับสนุน

และวัสดุที่ใช้ในธุรกิจ เช่น เคมีภัณฑ์ ขนส่ง ) ซึ่งไม่ได้เกี่ยวข้อง
กับการผลิตของผลิตภัณฑ์ที่เฉพาะเจาะจงพิจารณา เช่น
ค่าใช้จ่ายน้ำรอยพระพุทธบาท ถือเป็นเศษเสี้ยวเล็กๆของ
ห่วงโซ่อุปทานน้ำรอยพระพุทธบาท ( 0.2e0.3 % )
WF ได้รับการศึกษาสำหรับการบำบัดน้ำเสีย
ปัจจุบัน ( 3628295 M3
$ เดือน
1
) มีขนาดใหญ่กว่า WF
ที่ได้รับในการศึกษา โดย เชา และ เฉิน ( 2013 ) ซึ่ง
รวม wfblue . ยังเปรียบเทียบค่า
wfblue จากทั้งการศึกษาแสดงให้เห็นว่าค่ามีขนาดใหญ่มาก )
2 ( 180180 M3
$ เดือน
1
, 1.45 M3 น้ำจืดเป็น wfblue M
3 ถือว่า
น้ำเสีย ) ความแตกต่างคือ เนื่องจากน้ำจืดทรัพยากร
การบริโภคที่เกี่ยวข้องกับการผลิตไฟฟ้า ในกรณีนี้ ,
การคำนวณใช้น้ำบริโภคจาก ecoinvent 3.0
กระบวนการสารเคมี ตกค้าง และการขนส่งและข้อมูล
จากโรงงาน แตกต่างกัน การศึกษา โดย เชา และ เฉิน ( 2013 ) ,
การคำนวณใช้วิธีไฮบริดที่ถือเป็นปฏิบัติการ
ค่าใช้จ่ายจาก wwtp แห่งชาติและน้ำจืดการบริโภค
ทุกภาคการผลิตในประเทศจีนในปี 2007 ซึ่งเกี่ยวข้องกับการบริโภค
น้ำจืดเศรษฐกิจ พิจารณาวิธีการของพวกเขาในการศึกษา
,
การบริโภคน้ำจืดจะ 4.78 $ 10
M3
3$ kWh
1
, ในขณะที่เมื่อพิจารณา
ecoinvent 3.0 กระบวนการสื่อไฟฟ้าในประเทศสเปน ,
น้ำจืดการบริโภคประมาณ 2.88 M3
$ kWh
1

มัน
ควรที่จะกล่าวว่า น้ำจืดที่ใช้ผลิตไฟฟ้าเป็นอย่างมากขึ้นอยู่กับประเทศ

และ เทคโนโลยีที่ใช้ในการผลิตนั้น
วิธีการต่าง ๆที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้ และ โช และ เฉิน
( 2013 )อธิบายถึงความแตกต่างในการใช้น้ำ เป็น processbased
สินค้าคงคลังช่วยให้ได้รับที่เฉพาะเจาะจงมากและรายละเอียดสินค้าคงเหลือ
แต่ก็มีข้อจำกัด เช่น มันมาก timeconsuming
และต้องจำนวนมากของข้อมูล ( Zhang et al . , 2010 ) .
บนมืออื่น ๆ , การวิเคราะห์ปัจจัยการผลิตและผลผลิตจะขึ้นอยู่กับเศรษฐกิจ
inputeoutput ตารางกับข้อมูลการไหลของอุตสาหกรรม
รายการของ สินค้าและบริการ แต่ข้อมูลที่ไม่ถูกต้อง และเฉพาะในกระบวนการ
ตามพัสดุ การขยายวิธีการรวมทั้งแนวทาง

, LCA ไฮบริด ซึ่งเป็นหนึ่งที่ใช้ใน เชา และ เฉิน , 2013 , ช่วยให้เอาชนะข้อ จำกัด เหล่านี้
, เพื่อเพิ่มความสมบูรณ์ของขอบเขตระบบ
และลดความไม่แน่นอน ( Zhang et al . , 2013 ) อย่างไรก็ตาม ในการศึกษาครั้งนี้
กระบวนการที่ใช้สินค้าคงคลังถือว่าเพียงพอมากที่สุดเนื่องจาก
เพื่อความพร้อมของข้อมูล .
นอกจากนี้ การศึกษา เชา และ เฉิน ( 2013 ) ไม่ได้พิจารณาการรักษา

กาก พิจารณาปล่อยน้ำทั้งหมดสำหรับการบำบัดน้ำเสีย
ปัจจุบัน เข้มสำหรับกรณีศึกษานี้จะ 171.7 M3
$
น้ำกก 1 ของ TOC ออก 718.7 M3 น้ำ $ กก
1 N เอาออก
กําจัด .9 M3 ต้อง $ 1 กิโลกรัม
P ออกและ 146.4 M3 น้ำ -
$ V
1

สีฟ้าน้ำรอยพระพุทธบาท 1 กก. ของสารอินทรีย์กำจัด
เป็น 8.53 M3 น้ำ ( เอา 96.5% ) ในการศึกษาเมื่อเทียบกับซีโอดี
0.01 กิโลกรัม
M3 น้ำ $ 1 ( 86 % การกำจัด ) ในการศึกษาโดยนักเรียนและ
เฉิน ( 2013 ) เพราะ มัน เป็น ที่กล่าวถึงข้างต้น ปริมาณ
การบริโภค น้ำสำหรับการผลิตกระแสไฟฟ้าแตกต่างกันมากเนื่องจาก
วิธีการที่ใช้ในการคำนวณหาปริมาณการใช้น้ำ . แม้
ในทั้งสองกรณี , โช และ เฉิน ( 2013 ) และงานนี้ น้ำ
ถอนการพิจารณาในกรณีของเรา โดยใช้กระบวนการตามแนวทางและข้อมูลจาก ecoinvent

เราพิจารณาไม่เพียง แต่น้ำที่ใช้ในกระบวนการผลิตไฟฟ้าโดยตรง แต่ยังใช้น้ำ
ทางอ้อม ( เช่นถ่านหินผลิต

)เมื่อเปรียบเทียบผลความแตกต่างระหว่างปริมาณการใช้น้ำและน้ำถอน
ต้องได้รับการพิจารณา อย่างไรก็ตาม ในบางกรณีการใช้
ข้อมูลไม่สามารถใช้ได้ ดังนั้น ความพยายามมากขึ้น
น่าจะใส่เพื่อให้ได้ดีกว่าการใช้น้ำสินค้าคงเหลือ .
4.1.3 . ซึ่งผลการประเมินความยั่งยืน
เนื่องจากขาดข้อมูลที่เฉพาะเจาะจง มีน้ำสีฟ้าใน
ศึกษาภูมิภาค ( 249100 M3
$

1 เดือน