3. Results and discussions3.1. Char

3. Results and discussions
3.1. Characterization of influent wastewater
Analysis of 25 samples of influent wastewater to VFCW indicated that the organic loading rate varied during the period
of this study. The COD ranged between 185 mg/l and 335 mg/l,
while BOD values varied between 59 mg/l and 175 mg/l. The
average suspended solids concentration was 94 mg/l, while the
average concentration of ammonia, TKN and total phosphorus
were 16.7 mg/l, 30.7 mg/l and 3.15 mg/l, respectively. The average bacterial indicators counts were 2.8 × 10
7
MPN/100 ml for
total coliform and 2.3 ×10
6
MPN/100 ml for fecal coliforms and
2.4 × 10
6
MPN/100 ml for E. coli. Analysis of heavy metals such as
mercury, lead, cupper, cadmium, and chromium indicated that the
concentration each metal did not exceed 0.001 mg/l.
3.2. Efficiency of VFCW for the removal of pollutants
3.2.1. Removal of COD, BOD and TSS
The concentrations of COD, BOD and TSS in the treated effluent are shown in Fig. 2. The average removal values of both COD
and BOD were 88%, 90%, respectively with corresponding residual
values of 30.6 mg O2/l and 13.16 mg O2/l.
The high removal values of COD and BOD may be explained
as in wetland systems, settleable organics were rapidly removed
by deposition and filtration, while the organic compounds were
degraded both aerobically and anaerobically by the heterotrophic
microorganism depending on the oxygen concentration in the bed.
According to the wetland design, the oxygen required for aerobic
degradation can be supplied by diffusion, convection and oxygen
leakage from the macrophyte roots into the rhizosphere. Thus,
treatment efficiency of the constructed wetlands for the removal of
organics was, generally, highly dependent on the oxygen concentration in the bed, the wetland design, the treatment conditions
and the characteristics of the bed medium (Vymazal et al., 1998).
Moreover, the presence of several plant species provides a more
effective distribution of the roots and a more propitious habitat
which encourage the development of a great diversity of microbial communities. Furthermore, the diversity of roots delayed the
wastewater passage through the system which in turn increases
the retention time and as a consequence, the removal efficiencies
(Zuritaa and De Andab, 2009). The average TSS concentration was
8.5 mg/l with a percentage removal of 92%. In addition, complete
removal of TSS in some samples was recorded.
3.2.2. Behavior of various forms of nitrogen
The results depicted in Fig. 3 show that both nitrification and
denitrification occurred during the two years study period. The
average concentration of ammonia decreased from 18.3 mg/l to
7.9 mg/l. This also confirmed by the increase of nitrate concentration in the treated effluent from 0.12 mg/l to 0.52 mg/l. Also, it is
obvious from the results obtained in Fig. 3 that denitrification process took place. The nitrate concentration decreased from 1.3 mg/l
to 0.22 mg/l. it is well known that the sources of NH4
+–N in the
wetlands are ammonification and ammonia originally present in
S.I. Abou-Elela, M.S. Hellal / Ecological Engineering 47 (2012) 209– 213 211
Fig. 2. Concentrations of COD, BOD and TKN in treated effluent.
the wastewater. NH4
+–N may be removed by nitrification, adsorption, plant and bacteria uptakes, and volatilization. According to
Reddy and Patrick (1984), volatilization is not expected to have
contribution to this reduction. Brix (1994) also shows that removal
by plant uptake is low. This means that nitrification followed by
denitrification is most probably responsible for NH4
+–N reduction.
Nitrate–nitrogen (NO
−3
–N) in the treated effluent could be considered as indication for nitrification process. The main source of
(NO
−3
–N) in the wetlands, in addition to nitrate originally present
in the influent, was due to nitrification and denitrification. The pH
value of the effluent was just above 7, which indicated that the
conditions were suitable for nitrification within the wetland bed.
In an intermittently loaded vertical flow system, oxygenation in
the wetland matrix was increased several folds compared to other
wetland systems, which may result in efficient nitrification process. The nitrate produced can subsequently be reduced to nitrogen
gas by biological denitrification if there is readily available carbon
source (Vymazal et al., 1998). The higher nitrification capacities of
the vertical flow wetlands may be attributed to enhanced oxygen
transfer from the atmosphere to the beds (Brix, 1997). Vegetation
might have slightly increased nitrification through the oxygenation
of the substrate. Moreover, the root system might have facilitated
the establishment of a rich and productive community of attached
nitrifiers by providing higher surface area. Great variability in the
TKN removal was observed along the monitoring period. The TKN
concentration in the effluent ranged between 8.6 and 36.4 mg/l
with an average value of 17.8 mg/l. The TKN removal efficiencies
varied between 31% and 70% with an average percentage removal
of 53%. The average TKN removal efficiencies throughout this study
were within the removal range reported in other studies of constructed wetlands (Vymazal, 2002).
3.2.3. Removal of phosphorus
The phosphate concentration in the treated wastewater ranged
between 0.4 mg/l and 2 mg/l with an average percentage removal
of 62%. These results were much better than those recorded in
other studies carried out using VFCW (Brix and Arias, 2005). They
reported that only 20–30% removal of phosphate was achieved. The
high removal rate of phosphorus in our study may be attributed to
the long contact time within the wetland (7.7 days) and the use of
three different plants in the same basin which increase the uptake
of phosphorus (Klomjek and Nitisoravut, 2005).
3.2.4. Efficiency of VFCW for the removal of bacterial indicators of
pollution
The geometric mean of the bacterial indicators counts namely;
total coliform (TC), fecal coliform (FC) and E. coli in the treated
effluent were 2.60 × 10
3
, 1.25 × 10
3
and 1.11 × 10
3
MPN/100 ml.
The average removal efficiency of all bacterial indicators varied
between 94% and 99.99%. The removal efficiency of coliform bacteria was in good agreement with Soto et al. (1998) and Vymazal
et al. (2000). The high removal rate may be explained by the high
oxygen concentration in the VFCW, as well as the high temperature (25–30
◦
C) that causes aerobic environment. Different research
works have demonstrated that anaerobic conditions prolong the
survival of coliforms in constructed wetlands (Decamp and Warren,
Fig. 3. Concentrations of NH4, TKN and nitrate in treated effluent.
212 S.I. Abou-Elela, M.S. Hellal / Ecological Engineering 47 (2012) 209– 213
Table 1
Average concentrations of TKN, T.P, heavy metals and bacterial counts accumulated in the roots of the three plants.
Parameters Unit Canna Phragmites Cyprus Raw W.W mg/l
TKN g/kg 8.96 5.61 19.26 31.3
T.P g/kg 2.6 1.86 2.21 4.7
Heavy metals
Lead mg/kg 0.02 0.0 0.15

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3. ผลลัพธ์ และสนทนา3.1. สมบัติของน้ำเสีย influentวิเคราะห์ตัวอย่าง 25 influent เสีย VFCW ระบุว่า อัตราการโหลดอินทรีย์แตกต่างกันในระหว่างรอบระยะเวลาการศึกษานี้ COD ที่อยู่ในช่วงระหว่าง 185 mg/l และ 335 mg/lค่า BOD ที่แตกต่างกันระหว่าง 59 mg/l และ l. 175 มิลลิกรัมในขณะความเข้มข้นของของแข็งระงับเฉลี่ยถูก 94 mg/l ขณะความเข้มข้นเฉลี่ยของฟอสฟอรัสแอมโมเนีย TKN และรวมได้ 16.7 mg/l, 30.7 mg/l และ 3.15 mg/l ตามลำดับ จำนวนตัวบ่งชี้แบคทีเรียเฉลี่ย 2.8 × 107บริษัทเอ็มพี เอ็น/100 ml สำหรับรวมโคลิฟอร์ม และ 2.3 × 106บริษัทเอ็มพี เอ็น/100 ml สำหรับกำจัด fecal และ2.4 × 106บริษัทเอ็มพี เอ็น/100 ml สำหรับ E. coli การวิเคราะห์โลหะหนักเช่นปรอท ลูกค้าเป้าหมาย cupper แคดเมียม และโครเมียมที่ระบุในความเข้มข้นโลหะแต่ละไม่เกิน 0.001 mg/l3.2. ประสิทธิภาพของ VFCW ในการกำจัดสารมลพิษ3.2.1 การกำจัด COD, BOD และ TSSความเข้มข้นของ COD, BOD และ TSS ในน้ำบำบัดจะแสดงใน Fig. 2 ค่าเฉลี่ยกำจัด COD ทั้งBOD 88%, 90% ตามลำดับกับส่วนที่เหลือจากที่สอดคล้องกันค่ามิลลิกรัม 30.6 O2/l และ 13.16 mg O2/lสามารถอธิบายค่าสูงกำจัด COD และ BODในระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ อินทรีย์ settleable อย่างรวดเร็วออกโดยสะสมและกรอง ในขณะที่สารอินทรีย์เสื่อมโทรมทั้ง aerobically และ anaerobically โดยที่ heterotrophicยังขึ้นอยู่กับความเข้มข้นออกซิเจนในนอนตามการออกแบบพื้นที่ชุ่มน้ำ ออกซิเจนจำเป็นสำหรับการเต้นแอโรบิกสามารถจัดส่ง ทางแพร่ การพาออกซิเจนย่อยสลายรั่วไหลจากราก macrophyte ในไรโซสเฟียร์ ดังนั้นประสิทธิภาพในการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้นสำหรับการลบอินทรีย์ ทั่วไป มีสูงขึ้นอยู่กับความเข้มข้นออกซิเจนในนอน การออกแบบพื้นที่ชุ่มน้ำ เงื่อนไขการรักษาและลักษณะของสื่อที่เตียง (Vymazal et al., 1998)นอกจากนี้ อยู่หลายชนิดพืชให้มากขึ้นกระจายผลรากและอยู่อาศัยมากขึ้น propitiousการส่งเสริมการพัฒนาความหลากหลายของจุลินทรีย์ชุมชน นอกจากนี้ การล่าช้าของความหลากหลายของรากเส้นทางน้ำผ่านระบบที่จะเพิ่มรักษาเวลา และ เป็น สัจจะ ประสิทธิภาพการกำจัด(Zuritaa กเดอ Andab, 2009) มีความเข้มข้นเฉลี่ยของ TSS8.5 mg/l โดยเอาเปอร์เซ็นต์ของ 92% นอกจากนี้ สมบูรณ์เอาของ TSS ในบางตัวอย่างมีการบันทึก3.2.2 การทำงานของไนโตรเจนในรูปแบบต่าง ๆผลที่แสดงใน Fig. 3 แสดงว่าการอนาม็อกซ์ทั้งสอง และเกิด denitrification ในระหว่างรอบระยะเวลาการศึกษา 2 ปี ที่ค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของแอมโมเนียลดลงจาก 18.3 mg/l การ7.9 มิลลิกรัม/ลิตร นี้ยัง ได้รับการยืนยันจากการเพิ่มขึ้นของความเข้มข้นการใช้ไนเตรทในน้ำทิ้งที่บำบัดจาก 0.12 mg/l ใน 0.52 มิลลิกรัม/l เป็นชัดเจนจากผลได้รับใน Fig. 3 กระบวนการ denitrification ที่เกิดขึ้น ใช้ไนเตรทความเข้มข้นลดลงจาก 1.3 mg/lไป 0.22 mg/l จึงเป็นที่รู้จักที่แหล่งมาของ NH4+ -N ในการพื้นที่ชุ่มน้ำเป็น ammonification และแอมโมเนียที่อยู่เดิมในS.I. Abou Elela เด้นกวานระบบนิเวศวิศวกรรม 47 / Hellal 209– 213 211 (2012)Fig. 2 ความเข้มข้นของ BOD, COD และ TKN ในน้ำทิ้งที่บำบัดน้ำเสีย NH4+ – N อาจถูกเอาออก โดยการอนาม็อกซ์ ดูดซับ พืช และแบคทีเรีย uptakes, volatilization ตามที่เรดดีและ Patrick (1984), volatilization ไม่คาดว่าจะมีส่วนการลดลงนี้ Brix (1994) แสดงว่าเอาโดยพืช ดูดธาตุอาหารได้ต่ำ หมายความ ว่า การอนาม็อกซ์ตามด้วยdenitrification เป็นส่วนใหญ่อาจชอบ NH4+ – N ลดลงไนเตรตไนโตรเจน (NO−3– N) ในน้ำบำบัดอาจจะพิจารณาเป็นข้อบ่งชี้สำหรับกระบวนการอนาม็อกซ์ แหล่งที่มาหลักของ(ไม่มี−3– N) ในพื้นที่ชุ่มน้ำ นอกจากไนเตรตเดิมอยู่ใน influent ถูกการอนาม็อกซ์และ denitrification PHค่าของน้ำที่เหนือ 7 การแสดงที่เงื่อนไขเหมาะสมกับการอนาม็อกซ์ภายในเตียงพื้นที่ชุ่มน้ำในระบบการไหลเป็นระยะ ๆ โหลดแนวตั้ง oxygenation ในเมตริกซ์พื้นที่ชุ่มน้ำขึ้นพับหลายที่เปรียบเทียบกันระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ ซึ่งอาจส่งผลให้กระบวนการอนาม็อกซ์มีประสิทธิภาพ ไนเตรตที่ผลิตในเวลาต่อมาจะลดลงเป็นไนโตรเจนก๊าซ โดย denitrification ชีวภาพถ้ามีคาร์บอนพร้อมต้น (Vymazal et al., 1998) กำลังการผลิตการอนาม็อกซ์สูงของพื้นที่ชุ่มน้ำไหลแนวตั้งอาจเกิดจากออกซิเจนที่เพิ่มขึ้นโอนย้ายจากบรรยากาศไปเตียง (Brix, 1997) พืชพรรณอาจมีเล็กน้อยเพิ่มการอนาม็อกซ์ผ่าน oxygenation ที่ของพื้นผิว นอกจากนี้ ระบบรากอาจมีอำนวยความสะดวกแนบการจัดตั้งชุมชนอุดมสมบูรณ์ และมีประสิทธิผลnitrifiers โดยให้พื้นที่ผิวที่สูงขึ้น ความแปรผันมากในการกำจัด TKN ถูกตรวจสอบตามระยะเวลาตรวจสอบ TKNความเข้มข้นในน้ำอยู่ในช่วงระหว่าง 8.6 และ 36.4 mg/lมีค่าเฉลี่ยของ 17.8 mg/l ประสิทธิภาพการกำจัด TKNแตกต่างกันระหว่าง 31% และ 70% ด้วยการเอาเปอร์เซ็นต์เฉลี่ย53% ประสิทธิภาพการกำจัด TKN เฉลี่ยตลอดการศึกษานี้ได้ภายในช่วงเอารายงานในการศึกษาอื่น ๆ ของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น (Vymazal, 2002)3.2.3 การกำจัดฟอสฟอรัสความเข้มข้นของฟอสเฟตในน้ำเสียที่บำบัดที่อยู่ในช่วงระหว่าง 0.4 mg/l และ 2 mg/l ด้วยการเอาเปอร์เซ็นต์เฉลี่ย62% ผลลัพธ์เหล่านี้ได้ดีกว่าที่บันทึกไว้ในการศึกษาอื่น ๆ ดำเนินการโดยใช้ VFCW (Brix และ Arias, 2005) พวกเขารายงานว่า เพียง 20-30% การกำจัดฟอสเฟตสำเร็จ ที่อาจเกิดจากอัตราการกำจัดสูงฟอสฟอรัสในการศึกษาของเราเวลาติดต่อนานภายในพื้นที่ชุ่มน้ำ (7.7 วัน) และการใช้3 ต้นไม้ในอ่างเดียวกันซึ่งเพิ่มการดูดซับของฟอสฟอรัส (Klomjek และ Nitisoravut, 2005)3.2.4. ประสิทธิภาพของ VFCW ในการกำจัดแบคทีเรียตัวบ่งชี้ของมลภาวะค่าเฉลี่ยเรขาคณิตของตัวบ่งชี้แบคทีเรียนับได้แก่รวมโคลิฟอร์ม (TC), fecal โคลิฟอร์ม (FC) และ E. coli ในการบำบัดน้ำทิ้ง 2.60 × 103, 1.25 × 103และ 1.11 × 103บริษัทเอ็มพี เอ็น/100 mlประสิทธิภาพเอาค่าเฉลี่ยของตัวบ่งชี้แบคทีเรียทั้งหมดที่แตกต่างกันระหว่าง 94% และ 99.99% ประสิทธิภาพการกำจัดโคลิฟอร์มแบคทีเรียอยู่ในข้อตกลงที่ดีกับโซโตและ al. (1998) และ Vymazalและ al. (2000) อัตราสูงเอาอาจจะอธิบายความสูงความเข้มข้นของออกซิเจนในการ VFCW อุณหภูมิสูง (25-30◦C) ที่ทำให้สภาพแวดล้อมเต้นแอโรบิก งานวิจัยต่าง ๆทำงานได้แสดงว่า เงื่อนไขไม่ใช้ออกซิเจนช่วยยืดอายุการอยู่รอดของกำจัดในพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น (Decamp และวอร์เรนFig. 3 ความเข้มข้นของ NH4, TKN และไนเตรตในน้ำทิ้งที่บำบัด212 S.I. Abou Elela เด้นกวานระบบนิเวศวิศวกรรม 47 / Hellal 209– 213 (2012)ตารางที่ 1ความเข้มข้นเฉลี่ย TKN, T.P โลหะหนัก และการตรวจนับแบคทีเรียสะสมในรากของพืช 3พารามิเตอร์หน่วยคันนา Phragmites ไซปรัส W.W ดิบ mg/lTKN g/kg 8.96 5.61 19.26 31.3T.P g/kg 2.6 1.86 2.21 4.7โลหะหนักนำมก./กก. 0.02 0.0 0.15 < 0.01Cupper 2.70 1.7 5.64 < 0.01แคดเมียม 0.38 0.0 0.26 < 0.01นิกเกิล 0.06 0.1 0.12 < 0.01โครเมียม 0.08 0.0 0.29 < 0.01วิเคราะห์ทางชีวภาพรวมโคลิฟอร์มบริษัทเอ็มพี เอ็น/100 ml 4.3 × 1043.6 × 1041 × 1042.86 × 107Fecal โคลิฟอร์ม 2 × 10245 × 10 2 × 1022.49 × 106E. coli 1.6 × 1045.1 × 1032.8 ×1022.32 × 1062000) and in contrast, aerobic conditions, such as those predominant in VFCW enhance the removal rate.3.2.5. Plants uptake and biomass productionHill and Payton (1998) reported that during the cold winter months a translocation of nutrients from stems to rhizomesoccurred which results in an increase of nutrient content in thewastewater. For that purpose, plant harvesting must be practicedin order to remove organic matters and nutrients from the system.Since the aim of this study is to achieve the highest removal ofpollutants, biomass was harvested after 12 months operation forCanna and P. australis, while Cyprus was not harvested as it was soshort. The dry biomass of P. australis was 3.26 kg/m2. This biomassyield was slightly greater than that reported for the same plantby Hofmann (1986) and Ennabili et al. (1998). They reported maximum dry biomass of 2–3 kg/m2. In addition, the Canna yield inthis study reached 4.83 kg/m2compared to 3.125 kg/m2obtainedby Dennis Konnerupa et al. (2009) for the same plant. The plantsnitrogen and phosphorus uptake were 68.1 g/m2and 32.55 g/m2,for Canna and 48.6 g N/m2and 28.91 g P/m2for Phragmites. Thisindicated that Canna was better than Phragmites for nitrogen andphosphorus uptake. This may be attributed to the fact that Cannaroots were distributed more widely in the bed. The average concentrations of TKN, P and heavy met

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

3. ผลและการอภิปราย
3.1 ลักษณะของน้ำเสียอิทธิพลวิเคราะห์ 25 ตัวอย่างน้ำเสียที่มีอิทธิพลในการ VFCW ชี้ให้เห็นว่าอัตราการบรรทุกสารอินทรีย์ต่าง ๆ ในช่วงระยะเวลาของการศึกษานี้ ปลาอยู่ระหว่าง 185 มิลลิกรัม / ลิตรและ 335 มก. / ลิตรในขณะที่คณะกรรมการค่าต่างๆ ระหว่าง 59 มิลลิกรัม / ลิตรและ 175 มิลลิกรัม / ลิตร เฉลี่ยระงับความเข้มข้นของแข็งเป็น 94 มิลลิกรัม / ลิตรในขณะที่ค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของแอมโมเนีย, TKN และฟอสฟอรัสรวมเป็น16.7 มิลลิกรัม / ลิตร, 30.7 มิลลิกรัม / ลิตรและ 3.15 มิลลิกรัม / ลิตรตามลำดับ แบคทีเรียตัวชี้วัดเฉลี่ยนับเป็น 2.8 × 10 7 MPN / 100 มล. สำหรับโคลิฟอร์มทั้งหมด 2.3 × 10 6 MPN / 100 มล. สำหรับโคลิฟอร์มและอุจจาระ2.4 × 10 6 MPN / 100 ml สำหรับเชื้อ E. coli การวิเคราะห์โลหะหนักเช่นปรอท, ตะกั่ว, ทองแดงแคดเมียมและโครเมียมชี้ให้เห็นว่าความเข้มข้นของโลหะแต่ละไม่เกิน0.001 มิลลิกรัม / ลิตร. 3.2 ประสิทธิภาพของ VFCW สำหรับการกำจัดมลพิษ3.2.1 การกำจัด COD, BOD และ TSS ความเข้มข้นของ COD, BOD และ TSS ในน้ำทิ้งได้รับการรักษาที่มีการแสดงในรูป 2. กำจัดค่าเฉลี่ยของทั้งซีโอดีและมีคณะกรรมการ88%, 90% ตามลำดับสอดคล้องกับที่เหลือค่า30.6 มิลลิกรัม O2 / ลิตรและ 13.16 มิลลิกรัม O2 / ล. ค่าสูงของการกำจัดซีโอดีและบีโอดีอาจจะอธิบายได้เช่นเดียวกับในพื้นที่ชุ่มน้ำระบบอินทรีย์ตกตะกอนถูกถอดออกอย่างรวดเร็วจากการทับถมและการกรองในขณะที่สารอินทรีย์ที่ถูกย่อยสลายทั้งออกซิเจนและแบบไม่ใช้อากาศโดยheterotrophic จุลินทรีย์ขึ้นอยู่กับความเข้มข้นของออกซิเจนในเตียง. ตามการออกแบบพื้นที่ชุ่มน้ำออกซิเจนที่จำเป็นสำหรับแอโรบิกการย่อยสลายสามารถจัดจำหน่ายโดยการแพร่หมุนเวียนและออกซิเจนรั่วไหลจากราก macrophyte เข้าไปในบริเวณราก ดังนั้นประสิทธิภาพในการบำบัดของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้นสำหรับการกำจัดของสารอินทรีย์ที่เป็นโดยทั่วไปสูงขึ้นอยู่กับความเข้มข้นของออกซิเจนในเตียงการออกแบบพื้นที่ชุ่มน้ำเงื่อนไขการรักษาและลักษณะของสื่อเตียง(Vymazal et al., 1998) นอกจากนี้ยังมีการปรากฏตัวของพันธุ์พืชหลายให้มากขึ้นการจัดจำหน่ายที่มีประสิทธิภาพของรากและที่อยู่อาศัยเป็นมงคลอื่น ๆ ที่สนับสนุนการพัฒนาความหลากหลายของชุมชนจุลินทรีย์ นอกจากนี้ความหลากหลายของรากล่าช้าที่ผ่านน้ำเสียผ่านระบบซึ่งจะเพิ่มเวลาในการเก็บรักษาและเป็นผลให้มีประสิทธิภาพการกำจัด(Zuritaa และเด Andab 2009) ความเข้มข้นของ TSS เฉลี่ย8.5 มิลลิกรัม / ลิตรมีอัตราร้อยละของการกำจัด 92% นอกจากนี้ที่สมบูรณ์แบบการกำจัดของ TSS ในตัวอย่างบางส่วนได้รับการบันทึก. 3.2.2 ลักษณะการทำงานของรูปแบบต่างๆของไนโตรเจนผลที่ปรากฎในรูป 3 แสดงให้เห็นว่าทั้งสองและไนตริฟิเคdenitrification เกิดขึ้นในช่วงระยะเวลาการศึกษาเป็นเวลาสองปี ค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของแอมโมเนียลดลงจาก 18.3 มิลลิกรัม / ลิตรไป7.9 มิลลิกรัม / ลิตร นี้ยังได้รับการยืนยันจากการเพิ่มขึ้นของความเข้มข้นของไนเตรตในน้ำเสียได้รับการรักษาจาก 0.12 mg / l 0.52 mg / l นอกจากนี้ก็เป็นที่เห็นได้ชัดจากผลที่ได้รับในรูป 3 ขั้นตอน denitrification ที่เกิดขึ้น ความเข้มข้นของไนเตรตลดลงจาก 1.3 mg / l เป็น 0.22 mg / l เป็นที่รู้จักกันดีว่าแหล่งที่มาของ NH4 + -N ในพื้นที่ชุ่มน้ำที่มีความammonification และแอมโมเนียเดิมอยู่ในSI Abou-Elela, MS Hellal / วิศวกรรมระบบนิเวศ 47 (2012) 209- 213 211 รูป 2. ความเข้มข้นของ COD, BOD และ TKN ในน้ำทิ้งได้รับการรักษา. น้ำเสีย NH4 + -N อาจถูกลบออกจากไนตริฟิเคดูดซับอาคารและ uptakes แบคทีเรียและการระเหย ตามที่เรดดี้และแพทริค (1984) การระเหยไม่คาดว่าจะมีส่วนร่วมในการลดนี้ บริกซ์ (1994) นอกจากนี้ยังแสดงให้เห็นว่าการกำจัดโดยการดูดซึมของพืชอยู่ในระดับต่ำ ซึ่งหมายความว่าตามด้วยไนตริฟิเคเซลเซียสเป็นส่วนใหญ่อาจรับผิดชอบในการ NH4 + -N ลด. ไนเตรตไนโตรเจน (NO -3 -N) ในน้ำทิ้งได้รับการรักษาอาจจะถือว่าเป็นตัวบ่งชี้กระบวนการไนตริฟิเคสำหรับ แหล่งที่มาหลักของ(NO -3 -N) ในพื้นที่ชุ่มน้ำที่นอกเหนือไปจากเดิมไนเตรตในปัจจุบันในอิทธิพลที่เป็นผลมาจากไนตริฟิเคและdenitrification ค่า pH ค่าของน้ำทิ้งเป็นเพียงข้างต้น 7 ซึ่งชี้ให้เห็นว่าเงื่อนไขที่เหมาะสำหรับไนตริฟิเคภายในเตียงบึง. ในระบบการไหลโหลดเป็นระยะ ๆ แนวตั้งออกซิเจนในเมทริกซ์ในพื้นที่ชุ่มน้ำที่เพิ่มขึ้นเท่าหลายเมื่อเทียบกับระบบพื้นที่ชุ่มน้ำซึ่งอาจผลในกระบวนการไนตริฟิเคที่มีประสิทธิภาพ ไนเตรตที่ผลิตต่อมาสามารถลดไนโตรเจนก๊าซชีวภาพ denitrification ถ้ามีพร้อมคาร์บอนที่มีอยู่แหล่งที่มา(Vymazal et al., 1998) ความจุที่สูงขึ้นของไนตริฟิเคพื้นที่ชุ่มน้ำที่ไหลในแนวตั้งอาจจะประกอบกับออกซิเจนที่เพิ่มขึ้นการถ่ายโอนจากบรรยากาศเพื่อเตียง(Brix, 1997) พืชอาจจะมีการเพิ่มขึ้นเล็กน้อยไนตริฟิเคผ่านออกซิเจนของพื้นผิว นอกจากนี้ยังมีระบบรากอาจจะมีการอำนวยความสะดวกในสถานประกอบการของชุมชนที่อุดมสมบูรณ์และการผลิตของที่แนบมาnitrifiers โดยการให้พื้นที่ผิวสูง ความแปรปรวนมากในการกำจัดทีเคเอ็นพบว่าตามระยะเวลาการตรวจสอบ TKN ความเข้มข้นในน้ำทิ้งอยู่ระหว่าง 8.6 และ 36.4 มิลลิกรัม / ลิตรมีค่าเฉลี่ย17.8 มิลลิกรัม / ลิตร ประสิทธิภาพการกำจัด TKN แตกต่างกันระหว่าง 31% และ 70% ด้วยการกำจัดร้อยละเฉลี่ย53% ประสิทธิภาพการกำจัด TKN เฉลี่ยตลอดการศึกษาครั้งนี้ก็อยู่ในช่วงการกำจัดที่มีการรายงานในการศึกษาอื่นๆ ของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น (Vymazal, 2002). 3.2.3 การกำจัดของฟอสฟอรัสความเข้มข้นฟอสเฟตในน้ำเสียได้รับการรักษาอยู่ในช่วงระหว่าง0.4 mg / l และ 2 มิลลิกรัม / ลิตรมีการกำจัดที่ร้อยละเฉลี่ย62% เหล่านี้เป็นผลดีกว่าที่บันทึกไว้ในการศึกษาอื่น ๆ ดำเนินการโดยใช้ VFCW (Brix และเรียส, 2005) พวกเขารายงานว่ามีเพียง 20-30% การกำจัดของฟอสเฟตก็ประสบความสำเร็จ อัตราการกำจัดสูงของฟอสฟอรัสในการศึกษาของเราอาจจะประกอบกับเวลาติดต่อนานในพื้นที่ชุ่มน้ำ (7.7 วัน) และการใช้งานของสามพืชที่แตกต่างกันในอ่างเดียวกันซึ่งเพิ่มการดูดซึมของฟอสฟอรัส(Klomjek และ Nitisoravut 2005). 3.2 0.4 ประสิทธิภาพของ VFCW สำหรับการกำจัดของตัวชี้วัดของแบคทีเรียมลพิษเฉลี่ยเรขาคณิตของตัวชี้วัดแบคทีเรียนับได้แก่รวมโคลิฟอร์ม (TC), โคลิฟอร์มในอุจจาระ (FC) และเชื้อ E. coli ในการรักษาน้ำทิ้งเป็น 2.60 × 10 3, 1.25 × 10 3 และ 1.11 × 10 3 MPN / 100 มล. ประสิทธิภาพการกำจัดเฉลี่ยของตัวชี้วัดของแบคทีเรียทั้งหมดที่แตกต่างกันระหว่าง 94% และ 99.99% ประสิทธิภาพในการกำจัดของโคลิฟอร์มแบคทีเรียที่อยู่ในข้อตกลงที่ดีกับ Soto et al, (1998) และ Vymazal et al, (2000) อัตราการกำจัดสูงอาจจะอธิบายโดยสูงความเข้มข้นของออกซิเจนใน VFCW เช่นเดียวกับอุณหภูมิสูง (25-30 ◦ C) ที่ทำให้เกิดสภาพแวดล้อมแอโรบิก การวิจัยที่แตกต่างกันผลงานที่ได้แสดงให้เห็นว่าสภาพไร้อากาศยืดความอยู่รอดของโคลิฟอร์มในพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น(ถอนกำลังและวอร์เรนรูป. 3. ความเข้มข้นของ NH4, TKN และไนเตรทในน้ำทิ้งได้รับการรักษา. 212 SI-Abou Elela, MS Hellal / วิศวกรรมระบบนิเวศ 47 (2012 ) 209- 213 ตารางที่ 1 ความเข้มข้นเฉลี่ยของ TKN, TP, โลหะหนักและแบคทีเรียสะสมในรากของสามพืช. พารามิเตอร์หน่วยพุทธรักษา Phragmites ไซปรัสดิบ WW mg / l TKN กรัม / กิโลกรัม 8.96 5.61 19.26 31.3 TP กรัม / กิโลกรัม 2.6 1.86 2.21 4.7 โลหะหนักตะกั่ว mg / kg 0.02 0.0 0.15 <0.01 Cupper 2.70 1.7 5.64 <0.01 แคดเมียม 0.38 0.0 0.26 <0.01 นิกเกิล 0.06 0.1 0.12 <0.01 โครเมียม 0.08 0.0 0.29 <0.01 การวิเคราะห์ทางชีวภาพMPN รวมโคลิฟอร์ม / 100 มล. 4.3 × 10 4 3.6 × 10 4 1 × 10 4 2.86 × 10 7 อุจจาระโคลิฟอร์ม 2 × 10 2 45 2 × 10 × 10 2 2.49 × 10 6 อีโคไล 1.6 × 10 4 5.1 × 10 3 2.8 × 10 2 2.32 × 10 6 2000) และในทางตรงกันข้ามเงื่อนไขแอโรบิกเช่นที่เด่นใน VFCW เสริมสร้างอัตราการกำจัด. 3.2.5 การดูดซึมและการผลิตพืชชีวมวลฮิลล์และเพย์ตัน (1998) รายงานว่าในช่วงฤดูหนาวเย็นโยกย้ายของสารอาหารจากเหง้าลำต้นที่จะเกิดขึ้นซึ่งจะส่งผลในการเพิ่มขึ้นของปริมาณสารอาหารที่อยู่ในน้ำเสีย เพื่อที่เก็บเกี่ยวพืชต้องได้รับการฝึกฝนเพื่อที่จะเอาสารอินทรีย์และสารอาหารจากระบบ. ตั้งแต่จุดมุ่งหมายของการศึกษาครั้งนี้คือเพื่อให้บรรลุการกำจัดสูงสุดของสารมลพิษชีวมวลเก็บเกี่ยว 12 เดือนหลังจากที่การดำเนินงานพุทธรักษาพีAustralis, ในขณะที่ประเทศไซปรัสไม่ได้เก็บเกี่ยวก็เป็นดังนั้นสั้น ชีวมวลแห้งของ Australis พี 3.26 กิโลกรัม/ เมตร2 ชีวมวลนี้ผลผลิตเล็กน้อยมากกว่าที่รายงานโรงงานเดียวกันโดยHofmann (1986) และ Ennabili et al, (1998) พวกเขาได้รายงานชีวมวลแห้งสูงสุด 2-3 กิโลกรัม/ เมตร2 นอกจากนี้อัตราผลตอบแทนพุทธรักษาในการศึกษาครั้งนี้ถึง 4.83 กิโลกรัม / เมตร 2 เมื่อเทียบกับ 3.125 กิโลกรัม / เมตร2 ได้โดยเดนนิส Konnerupa et al, (2009) สำหรับโรงงานเดียวกัน พืชไนโตรเจนและการดูดซึมฟอสฟอรัส 68.1 g / m 2 และ 32.55 g / m 2, สำหรับพุทธรักษาและ 48.6 กรัม N / m2 และ 28.91 กรัม P / ม. 2 สำหรับ Phragmites นี้แสดงให้เห็นว่าพุทธรักษาก็ยังดีกว่า Phragmites สำหรับไนโตรเจนและการดูดซึมฟอสฟอรัส ซึ่งอาจนำมาประกอบกับความจริงที่ว่าพุทธรักษารากมีการกระจายอย่างกว้างขวางมากขึ้นในเตียง ความเข้มข้นเฉลี่ยของ TKN, P และหนักพบ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

3 . ผลและการอภิปราย
3.1 . ลักษณะสมบัติของน้ำเสียเข้าระบบการวิเคราะห์
25 ตัวอย่างน้ำเสียก่อน เข้าระบบเพื่อ vfcw พบว่าอัตราภาระอินทรีย์ที่หลากหลายในช่วงระยะเวลา
ของการศึกษานี้ the cod ranged between 185 mg / l ( 335 mg / l ,
while bod สองสาม varied between 59 mg / l ( 175 mg / Steve และ
average suspended solids แอดเขา 94 mg / l , while the
ความเข้มข้นเฉลี่ยของแอมโมเนียไนโตรเจนฟอสฟอรัสและ
รวมเท่ากับ 16.7 มิลลิกรัม / ลิตร 50 มก. / ล. และ 3.15 มก. / ล. ตามลำดับ the average bacterial indicators counts สำหรับ 2.8 × 10
พิษณุโลก
mpn / 100 ml for
แผงวงจรหลัก total ( 2.3 × 10
6
mpn / 100 ml for coliforms fecal (
เท่านั้นเอง × 10
6
mpn / 100 ml for e. Zine ใน การวิเคราะห์ปริมาณโลหะหนัก เช่น
ปรอท , ตะกั่ว , ทองแดง แคดเมียม โครเมียม พบว่า
ความเข้มข้นของโลหะแต่ละที่ไม่เกิน 0.05 mg / L .
2 . ประสิทธิภาพของ vfcw เพื่อกำจัดมลพิษ
ดำเนินงาน . การกำจัด COD , BOD และ TSS
ความเข้มข้น COD , BOD และ TSS ในการรักษาน้ำที่แสดงในรูปที่ 2 การเฉลี่ยค่าซีโอดีและบีโอดี เป็นทั้ง
ร้อยละ 88 , 90 เปอร์เซ็นต์ ตามลำดับ ด้วยค่า
ตกค้างที่ 30.6 มก. / ล. และ O2 O2 / L .
13.16 มก.เอาค่า COD และ BOD สูง อาจอธิบายได้ว่า ในระบบพื้นที่ชุ่มน้ำ

ใช้สารอินทรีย์ได้อย่างรวดเร็วโดยการเอาออกและการกรอง ในขณะที่สารประกอบ อินทรีย์ทั้ง aerobically เสื่อมโทรมและถูก

พโดยจุลินทรีย์แบบขึ้นอยู่กับความเข้มข้นของออกซิเจนในเตียง .
ตามพื้นที่ชุ่มน้ำ ออกซิเจนที่จำเป็นสำหรับการออกแบบ แอโรบิก
การย่อยสลายสามารถจัดหาโดยการแพร่ การพา และการรั่วไหลของออกซิเจน
จากมาโครไฟต์รากเป็นราก . ดังนั้น การรักษาประสิทธิภาพของพื้นที่ชุ่มน้ำที่สร้างขึ้น

สำหรับการกำจัดของสารอินทรีย์คือ โดยทั่วไปสูง ขึ้นอยู่กับความเข้มข้นของออกซิเจนในเตียง , ออกแบบระบบ , การรักษาสภาพ
และลักษณะของเตียงขนาดกลาง ( vymazal et al . , 1998 ) .
นอกจากนี้