Treatment efficiency of treatment w

Treatment efficiency of treatment wetlands exhibit a wide range of
variation, depending first on the ‘contaminant’ that needs to be removed
(target substance), and second on the bio-physical conditions
prevailing in the system over its period of operation. For example —
treatment efficiencies for total suspended solids (TSS), biochemical oxygen
demand (BOD), and pathogens (bacteria and viruses) have been
reported as high as 70% (Kadlec and Wallace, 2009) and from 40 to
50% and 40–90% for nutrients such as nitrogen (N) and phosphorus
(P) respectively (Andersson et al., 2005; Chen, 2011; Germain and
Pietro, 2011; Vymazal, 2007). The reduction in pollutant is a combined
outcome of complex biogeochemical processes occurring simultaneously
in the water column, within soil profile, wetland vegetation and
micro-organisms, and soil–water–vegetation interface. The factors that
impacts or influences these biogeochemical processes in turn affect
the treatment efficiency of constructed wetlands.
Recently accreted soil function as a long-term integrator of prevailing
conditions and soil accretion rates in wetlands reflects nutrient
and sediment loading (Inglett and Reddy, 2006; Reddy and DeLaune,
2008; Smol, 1992), hydrologic regimes and periodic cycles of vegetation
growth and senescence (Callaway et al., 1996a, 1997; Craft and
Richardson, 1993b; Reddy et al., 1993). Although RAS provides longterm
sink for retained substances (such as phosphorus), excessive
buildup of accreted soils can reduce hydraulic flow volume and shorten
hydraulic retention times causing adverse impacts to the treatment ef-
ficiency of wetland system. Interaction of RAS with the overlying
water column is known to regulate outflow nutrient concentrations
(Kadlec and Wallace, 2009). Therefore, measurement of soil accretion
rates and quantification of soil elevation changes in wetlands is important
for continued treatment efficiency and maintaining long-term
nutrient storages in treatment wetlands.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

รักษาประสิทธิภาพของพื้นที่ชุ่มน้ำรักษาจัดแสดงหลากหลายเปลี่ยนแปลง ขึ้นอยู่กับ 'สารปนเปื้อน' ที่จะต้องลบออกก่อน(เป้าหมายสาร), และสองเงื่อนไขทางกายภาพชีวภาพเกิดขึ้นในระบบระยะเวลาของการดำเนินงาน ตัวอย่างเช่น —รักษาประสิทธิภาพสำหรับรวมปริมาณสารแขวนลอย (TSS), ออกซิเจนทางชีวเคมีความต้องการ (BOD), และเชื้อโรค (แบคทีเรียและไวรัส)สูงเป็น 70% (Kadlec และ Wallace, 2009) และ จาก 40 ไปรายงาน50% และสารอาหารเช่นไนโตรเจน (N) และฟอสฟอรัส 40 – 90%(P) ตามลำดับ (นายเกียรติคุณชาติประเสริฐ et al. 2005 เฉิน 2011 Germain และPietro, 2011 Vymazal, 2007) การลดมลพิษเป็นการรวมผลของกระบวนการ biogeochemical ที่ซับซ้อนเกิดขึ้นพร้อมกันในคอลัมน์น้ำ ภายในโปรไฟล์ดิน พรรณไม้ในพื้นที่ชุ่มน้ำ และจุลินทรีย์ และอินเตอร์เฟซดิน – น้ำ – พืช ปัจจัยที่ผลกระทบหรืออิทธิพลเหล่านี้ biogeochemical กระบวนการจะมีผลต่อประสิทธิภาพการรักษาของพื้นที่ชุ่มน้ำสร้างเมื่อเร็ว ๆ นี้นั้นดินฟังก์ชันเป็นตัวรวมในระยะยาวของการแลกเปลี่ยนเงื่อนไขและดินสะท้อนอัตรา accretion ที่จดจำในพื้นที่ชุ่มน้ำสารอาหารและตะกอน (Inglett และ Reddy, 2006 Reddy และ DeLaune2008 Smol, 1992) ระบอบอุทกวิทยาและวงจรประจำงวดของพืชเจริญเติบโตและชราภาพ (คัล et al. 1996a, 1997 งานฝีมือ และริชาร์ดสัน 1993b Reddy et al. 1993) แม้ว่าราให้ระยะยาวสำหรับสารสะสม (เช่นฟอสฟอรัส), มากเกินไปสะสมของดินนั้นสามารถลดปริมาณการไหลไฮดรอลิก และย่นการเก็บรักษาไฮดรอลิกครั้งก่อให้เกิดผลกระทบการรักษา ef-ficiency ของระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ การโต้ตอบของ RAS กับการเหล่านั้นคอลัมน์น้ำเป็นที่รู้จักกันในการควบคุมความเข้มข้นสารอาหารไหลออก(Kadlec และ Wallace, 2009) ดังนั้น การวัดดิน accretion ที่จดจำราคาและการนับจำนวนการเปลี่ยนแปลงยกระดับดินในพื้นที่ชุ่มน้ำเป็นสิ่งสำคัญสำหรับการรักษาอย่างต่อเนื่องประสิทธิภาพและการรักษาระยะยาวเก็บธาตุอาหารในพื้นที่ชุ่มน้ำรักษา

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ประสิทธิภาพในการบำบัดรักษาของพื้นที่ชุ่มน้ำแสดงความหลากหลายของ
รูปแบบขึ้นอยู่กับครั้งแรกใน 'ปนเปื้อน' ที่จะต้องออก
(สารเป้าหมาย) และครั้งที่สองกับสภาพทางกายภาพชีวภาพ
ที่เกิดขึ้นในระบบในช่วงระยะเวลาของการดำเนินงาน ยกตัวอย่างเช่น -
ประสิทธิภาพในการรักษาสำหรับของแข็งแขวนลอย (TSS) ออกซิเจนทางชีวเคมี
Demand (BOD) และเชื้อโรค (แบคทีเรียและไวรัส) ได้รับ
รายงานว่าสูงถึง 70% (มิชาลคาดเล็กและวอลเลซ 2009) และจากที่ 40 ที่จะ
50% และ 40 -90% สำหรับสารอาหารเช่นไนโตรเจน (N) ฟอสฟอรัส
(P) ตามลำดับ (แอนเดอ et al, 2005;. เฉิน 2011; ต์แชร์กแมงและ
Pietro 2011; Vymazal 2007) ในการลดมลพิษเป็นรวม
ผลของกระบวนการ biogeochemical ซับซ้อนที่เกิดขึ้นพร้อมกัน
ในคอลัมน์น้ำภายในโปรไฟล์ดินพืชและพื้นที่ชุ่มน้ำ
จุลินทรีย์และอินเตอร์เฟซในดินน้ำพืช ปัจจัยที่มี
ผลกระทบหรือมีอิทธิพลต่อกระบวนการ biogeochemical เหล่านี้ในทางกลับกันส่งผลกระทบต่อ
. ประสิทธิภาพการรักษาของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้าง
รับรู้เมื่อเร็ว ๆ นี้ฟังก์ชั่นของดินเป็นผู้รวบรวมในระยะยาวของการแลกเปลี่ยน
เงื่อนไขและอัตราการเพิ่มของดินในพื้นที่ชุ่มน้ำที่สะท้อนให้เห็นถึงสารอาหาร
และการโหลดตะกอน (Inglett และเรดดี้ 2006 เรดดี้และ Delaune,
2008 Smol, 1992) ระบอบการปกครองอุทกวิทยาและรอบระยะของพืช
เจริญเติบโตและการชราภาพ (คัลลาเวย์, et al, 1996a, 1997;. หัตถกรรมและของ
ริชาร์ด 1993b. เรดดี้, et al, 1993) แม้ว่า RAS ให้ระยะยาว
อ่างสารสะสม (เช่นฟอสฟอรัส) มากเกินไป
สะสมของดินรับรู้นี้สามารถลดปริมาณการไหลของไฮดรอลิและลดระยะ
เวลาการกักเก็บน้ำที่ก่อให้เกิดผลกระทบต่อการรักษาประสิทธิผล
ดำรงอยู่ของระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ ปฏิสัมพันธ์ของ RAS กับวาง
คอลัมน์น้ำเป็นที่รู้จักกันในการควบคุมความเข้มข้นของสารอาหารที่ไหลออก
(ชาลคาดเล็กและวอลเลซ 2009) ดังนั้นการวัดการขยายดิน
ราคาและปริมาณของการเปลี่ยนแปลงระดับความสูงของดินในพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีความสำคัญ
ให้มีประสิทธิภาพการรักษาอย่างต่อเนื่องและการบำรุงรักษาในระยะยาว
การเก็บรักษาสารอาหารในพื้นที่ชุ่มน้ำการรักษา

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ประสิทธิภาพการบำบัดของพื้นที่ชุ่มน้ำ การจัดแสดงที่หลากหลายการเปลี่ยนแปลงขึ้นอยู่กับครั้งแรกที่ ' ปนเปื้อน ' ที่ต้องลบออก( สารเป้าหมาย ) และครั้งที่สองในเงื่อนไขทางกายภาพชีวภาพแพร่หลายในระบบตลอดระยะเวลาของการดำเนินงาน ตัวอย่างเช่น --การรักษาประสิทธิภาพของแข็งแขวนลอยทั้งหมด ( TSS ) ออกซิเจนทางชีวเคมีความต้องการ ( BOD ) และเชื้อโรค ( แบคทีเรียและไวรัส ) ได้รับรายงานสูงเป็น 70% ( kadlec และวอลเลซ , 2009 ) และจาก 4050 และ 40 – 90 % ธาตุอาหาร เช่น ไนโตรเจน ( N ) และฟอสฟอรัส( P ) ตามลำดับ แอนเดอร์ น et al . , 2005 ; 2554 ; เจอร์เมน และ เฉินปี 2011 ; vymazal , 2007 ) ลดมลพิษ เป็น รวมผลของกระบวนการชีวธรณีเคมีซับซ้อนที่เกิดขึ้นพร้อมกันในคอลัมน์น้ำภายในโปรไฟล์ดิน พืช และพื้นที่ชุ่มน้ำจุลินทรีย์ดินและพืช และน้ำ–อินเตอร์เฟซ ปัจจัยที่ว่าผลกระทบหรืออิทธิพลเหล่านี้จะส่งผลกระทบต่อกระบวนการชีวธรณีเคมีการรักษาประสิทธิภาพของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น .เมื่อเร็วๆ นี้ accreted หน้าที่ดินเป็นประเทศระยะยาวของธุรกิจเงื่อนไขและอัตราที่ใช้ดินในพื้นที่ชุ่มน้ำให้สารอาหารและตะกอนดินและโหลด งค์เล็ทท์ Reddy , 2006 ; เรดดี้ delaune และ ,2008 ; smol , 1992 ) , ระบบอุทกวิทยาวัฏจักรของพืช และเป็นระยะ ๆการเจริญเติบโตและการชราภาพ ( Callaway et al . , 1996a , 1997 ; ทักษะริชาร์ดสัน , 1993b ; เรดดี้ et al . , 1993 ) แม้ว่าราสให้ระยะยาวอ่างสำหรับสะสมสาร ( เช่นฟอสฟอรัส ) มากเกินไปการสะสมของ accreted ดินสามารถลดปริมาณการไหลของน้ำและ ย่อไฮโดรลิกความคงทนครั้งก่อให้เกิดผลกระทบกับ EF - รักษาficiency ระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ . ปฏิสัมพันธ์ของราสกับวางคอลัมน์น้ำเป็นที่รู้จักกันเพื่อควบคุมการไหลของสารอาหารเข้มข้น( kadlec และวอลเลซ , 2009 ) ดังนั้น การวัดการเกิดดินอัตราและปริมาณของดินการเปลี่ยนแปลงในพื้นที่เป็นสำคัญสำหรับต่อประสิทธิภาพการบำบัดและการรักษาระยะยาวสะสมธาตุอาหารในพื้นที่การรักษา