Differences among the responses to

Differences among the responses to the tested treatments are evidenced in Fig. 4, showing the average concentration of potas- sium leached from the two soils. As S1 was characterized by a cation exchange capacity lower than S2 (Table 2), potassium in the leachate from S1 was always higher compared to the control.

Especially in treatments T1 and T4 its value was almost twice the control. On the contrary, for soil S2 potassium leached from the treatments was lower than the control, and particularly for T1 and T2. The outcoming average potassium concentration was, at the most, 0.2% for S1 and 0.06% for S2 of the incoming concentration when spreading OMW (either treated or untreated), whereas it was the lowest using composted pomace. The average potassium con- centration eventually reaching water table was always negligible regardless of the treatments for both soils.

3.4. Polyphenols

Total polyphenols were monitored in the leachate from lysim- eters as an index of groundwater contamination. The trend of polyphenols concentration (Fig. 3, lower left) may be interpreted following the same considerations previously made with regard to potassium.

The effect of the different treatments is better highlighted in Fig. 4, showing the average concentration of polyphenols collected throughout the entire test. For soil S1, the highest amounts were reached when either catalytically digested OMW (T1) or concen- trated OMW (T4) were introduced in lysimeters. For soil S2, the total amounts of polyphenols leached were generally of the same order of magnitude as the control (T5). This result may be explained by considering that polyphenols coming from natural, agricultural and urban pollution sources can also accumulate in soil and be transported by infiltrating water. Soil loading with polyphenols from OMW in the tested conditions did not lead to further increase of polyphenols in the leachate, except when pre-treated OMW (T1) was applied. However, for both soils, amendments involving diluted and concentrated OMW (treatments T3 and T4, respec- tively) always led to outcoming concentrations of polyphenols that were negligible if compared to the incoming concentration (i.e., less than 0.2% in S1 and less than 0.01% in S2). In all cases, the out- coming concentrations were of the same order of magnitude for all treatments. These results suggest that both OMW application and soil amendment with composted pomace did not lead to significant amounts of polyphenols eventually reaching groundwater, and the catalytical treatment of OMW was unnecessary in view of reducing polyphenols in the leachate.

3.5. Nitrate

Nitrate concentration in groundwater is generally restricted by law. The European laws pose limit with regard to the classification of the aquifer, in view of the specific use of water. In Italy

concentrations less than 25 mg L 1 are allowed for good chemical quality of groundwater. Although nitrogen contained in olive mill wastes was mainly in the organic form (Table 2), nitrate may accumulate in the soil after organic nitrogen mineralization by soil microorganisms (Gómez-Muñoz et al., 2011; Sierra et al., 2007), and may be potentially released to groundwater.

As already observed for the above discussed parameters, peaks of nitrate concentration were also detected for soil S1, especially for treatments T1, T3 and T4 (Fig. 3, lower right), whereas for soil S2 no significant changes were found throughout the test for all treat- ments. The sudden decrease of concentration near the end of the test may also be explained by the rain water input after five months. From data in Fig. 4 it is evident that the average concentration of nitrate in the leachate from the control lysimeters (i.e., those fed with freshwater) was not negligible, and it further increased in lysimeters fed with olive mill wastes. In soil S1 this effect was especially evident, as the outcoming nitrate was twice over the control in all treatments, except for T2. These results may be ascribed to the effect of slow mineralization of organic nitrogen, both originally present in the soils and supplied by treatments. It may be supposed that the degradation of organic nitrogen was promoted in soil S1, due to the slow leaching of water already discussed in previous sections, whereas in soil S2 the short time required by water to pass through the soil column did not allow complete biodegradation. Based on the above observations, the amount of nitrate potentially reaching groundwater was highly dependent on the hydraulic characteristics of the specific soil, and it was only slightly influenced by the amount and composition of OMW. On the contrary, the application of exhausted pomace compost resulted safe for both the investigated soils.

Results (Thai) 1:

แตกต่างระหว่างการตอบสนองการรักษาที่ผ่านการทดสอบเป็นหลักฐานในรูป 4 แสดงความเข้มข้นเฉลี่ยของ potas sium leached จากดินสอง เป็นลักษณะพิเศษ โดยมีความจุแลกเปลี่ยนต่ำกว่า S2 S1 (ตาราง 2), โพแทสเซียมใน leachate จาก S1 ถูกเสมอสูงกว่าเมื่อเทียบกับตัวควบคุมโดยเฉพาะอย่างยิ่งใน T1 และ T4 ค่าเป็นเกือบสองเท่าตัวควบคุม กลับกัน สำหรับดิน S2 โพแทสเซียม leached จากการรักษาคือต่ำ กว่าตัวควบคุม และโดยเฉพาะอย่างยิ่ง T1 และ T2 ความเข้มข้นของโพแทสเซียมเฉลี่ย outcoming ถูก ที่สุด 0.2% สำหรับ S1 และ S2 ความเข้มข้นขาเข้าเมื่อแพร่กระจาย OMW (หรือรักษาไม่ถูกรักษา), 0.06% ในขณะที่มันถูกใช้ต่ำสุดกากองุ่นที่หมัก คอน-centration โพแทสเซียมเฉลี่ยที่สุดถึงตารางน้ำมาตลอดเล็กน้อยโดยไม่คำนึงถึงการรักษาสำหรับดินทั้งสอง3.4. โพลีฟีนโพลีฟีนทั้งหมดถูกตรวจสอบใน leachate จาก lysim eters เป็นดัชนีของการปนเปื้อนของน้ำบาดาล แนวโน้มของความเข้มข้นของโพลีฟีน (รูป 3 ล่างซ้าย) อาจแปลผลต่อการพิจารณาเดียวกันที่ทำไว้ก่อนหน้านี้ เกี่ยวกับโพแทสเซียมยิ่งมีเน้นผลของการรักษาแตกต่างกันในรูป 4 แสดงความเข้มข้นเฉลี่ยของโพลีฟีนรวบรวมตลอดการทดสอบทั้งหมด สำหรับดินที่ S1 ยอดเงินสูงสุดได้ถึงเมื่อใด catalytically ย่อย OMW (T1) หรือ concen trated OMW (T4) ถูกนำมาใช้ใน lysimeters สำหรับดินที่ S2 ยอดเงินรวมของโพลีฟีน leached ได้โดยทั่วไปของขนาดของใบสั่งเดียวกันเป็นตัวควบคุม (T5) ผลลัพธ์นี้อาจอธิบายได้ โดยพิจารณาว่า โพลีที่มาจากธรรมชาติ แหล่งมลพิษทางการเกษตร และเมืองยังสามารถสะสมในดิน และการขนส่ง โดยการแทรกซึมทางน้ำ ดินที่โหลด ด้วยโพลีฟีนจาก OMW ในเงื่อนไขการทดสอบไม่ได้นำการเพิ่มขึ้นของโพลีฟีนใน leachate ยกเว้นเมื่อใช้ผ่าน OMW (T1) อย่างไรก็ตาม สำหรับดินทั้งสอง เกี่ยวข้องกับเจือจาง และเข้มข้น OMW (T3 และ T4, respec tively) มักจะนำไป outcoming ความเข้มข้นของโพลีฟีนที่เล็กน้อยถ้าเทียบกับความเข้มข้นขาเข้า (เช่น น้อยกว่า 0.2% ใน S1 และ S2 น้อยกว่า 0.01%) ในทุกกรณี ความเข้มข้นออกมาได้ของขนาดของใบสั่งเดียวกันสำหรับทั้งหมด ผลลัพธ์เหล่านี้แนะนำว่า OMW ประยุกต์และแก้ไขดินกับกากองุ่นที่หมักไม่ได้นำไปจำนวนมากจนถึงน้ำบาดาลโพลีฟีน และการรักษา OMW catalytical เกิดเหตุลดโพลีฟีนใน leachate ไม่จำเป็น3.5. ไนเตรทกฎหมายโดยทั่วไปจำกัดความเข้มข้นของไนเตรทในน้ำบาดาล กฎหมายยุโรปก่อให้เกิดข้อจำกัดเกี่ยวกับการจัดประเภทของ aquifer มุมมองการใช้เฉพาะน้ำ ในอิตาลีความเข้มข้นต่ำกว่า 25 มก. L 1 ได้สำหรับคุณภาพทางเคมีของน้ำบาดาล แม้ว่าไนโตรเจนที่อยู่ในโรงสีมะกอกเสีย เป็นส่วนใหญ่ในแบบอินทรีย์ (ตาราง 2) ไนเตรทอาจสะสมในดินหลังการ mineralization ไนโตรเจนอินทรีย์ โดยจุลินทรีย์ดิน (Gómez Muñoz ร้อยเอ็ด 2011 เซียร์รา et al. 2007), และอาจอาจออกการน้ำบาดาลแล้วเป็นสังเกตสำหรับพารามิเตอร์ที่กล่าวข้างต้น ระดับความเข้มข้นของไนเตรทยังพบดินที่ S1 โดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับ T1, T3 และ T4 (รูป 3 ล่างขวา), ในขณะที่ดิน S2 ไม่เปลี่ยนแปลงที่สำคัญพบตลอดการทดสอบทั้งหมดรักษายืน ลดลงอย่างฉับพลันของความเข้มข้นใกล้สิ้นสุดของการทดสอบอาจยังสามารถอธิบายได้ ด้วยน้ำฝนที่ป้อนหลังจากเดือนห้า จากข้อมูลในรูปที่ 4 จะเห็นได้ว่า ความเข้มข้นเฉลี่ยของไนเตรทใน leachate จาก lysimeters ควบคุม (เช่น ที่เลี้ยง ด้วยน้ำจืด) ไม่เล็กน้อย และการเพิ่มขึ้นใน lysimeters เลี้ยง ด้วยของเสียโรงสีมะกอก ในดิน S1 ผลกระทบนี้ก็เห็นได้ชัดโดยเฉพาะ เป็นไนเตรท outcoming สองควบคุมในทั้งหมด ยกเว้น T2 ผลลัพธ์เหล่านี้อาจจากนี้ไปผลของช้า mineralization ของอินทรีย์ไนโตรเจน ทั้งที่มีอยู่ในดินเดิม และโดยการรักษา อาจควรที่ ย่อยสลายของอินทรีย์ไนโตรเจนถูกเลื่อนขั้นในดินที่ S1 เนื่องจากช้าที่ละลายน้ำแล้วได้กล่าวถึงในส่วนก่อนหน้านี้ ในขณะที่ในดิน S2 ในเวลาสั้น ๆ ต้องตามน้ำผ่านคอลัมน์ดินไม่อนุญาตย่อยสลายทางชีวภาพที่สมบูรณ์ จากข้อสังเกตข้างต้น ปริมาณของไนเตรทที่อาจเข้าถึงน้ำบาดาลเป็นสูงขึ้นอยู่กับลักษณะของดินเฉพาะไฮดรอลิก และมันได้รับอิทธิพลจากจำนวนและองค์ประกอบของ OMW เพียงเล็กน้อย กลับกัน การใช้ปุ๋ยหมักหมดกากองุ่นผลปลอดภัยสำหรับดิน investigated

Results (Thai) 2:

ความแตกต่างระหว่างการตอบสนองต่อการรักษาได้รับการทดสอบที่มีหลักฐานในรูป 4 แสดงค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของ potas- Sium ชะล้างจากทั้งสองดิน ในฐานะที่เป็น S1 โดดเด่นด้วยความจุแลกเปลี่ยนไอออนต่ำกว่า S2 (ตารางที่ 2) โพแทสเซียมในน้ำชะขยะจาก S1 ก็มักจะสูงกว่าเมื่อเทียบกับการควบคุม. โดยเฉพาะอย่างยิ่งในการรักษา T1 และ T4 ค่าของมันเป็นเกือบสองเท่าของการควบคุม ในทางตรงกันข้ามดิน S2 โพแทสเซียมชะล้างจากการรักษาต่ำกว่าควบคุมและโดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับ T1 และ T2 outcoming เข้มข้นโพแทสเซียมเฉลี่ยที่มากที่สุด 0.2% สำหรับ S1 และ 0.06% สำหรับ S2 ของความเข้มข้นของการแพร่กระจายเข้าเมื่อ OMW (อย่างใดอย่างหนึ่งได้รับการรักษาหรือได้รับการรักษา) ในขณะที่มันเป็นที่ต่ำที่สุดโดยใช้กากหมัก โพแทสเซียมง centration เฉลี่ยในที่สุดก็ถึงตารางน้ำเล็กน้อยก็มักจะไม่คำนึงถึงการรักษาสำหรับทั้งดิน. 3.4 โพลีฟีนโพลีฟีนทั้งหมดถูกตรวจสอบในน้ำชะขยะจากพารา lysim- เป็นดัชนีของการปนเปื้อนน้ำใต้ดิน แนวโน้มของความเข้มข้นของโพลีฟีน (รูปที่ 3. ลดลงจากซ้าย) อาจตีความได้ดังต่อไปนี้การพิจารณาเดียวกันที่ทำไว้ก่อนหน้านี้เกี่ยวกับการโพแทสเซียมมี. ผลของการรักษาที่แตกต่างกันเป็นไฮไลท์ที่ดีกว่าในรูป 4 แสดงค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของโพลีฟีเก็บรวบรวมตลอดทดสอบทั้งหมด ดิน S1, จำนวนเงินที่สูงที่สุดก็มาถึงเมื่อทั้งแบบเร่งปฏิกิริยาย่อย OMW (T1) หรือความเข้มข้น trated OMW (T4) ถูกนำมาใช้ใน lysimeters สำหรับ S2 ดินจากยอดเงินของโพลีฟีชะล้างโดยทั่วไปของการสั่งซื้อของขนาดเดียวกันเป็นควบคุม (T5) ผลที่ได้นี้อาจจะอธิบายได้โดยพิจารณาว่าโพลีฟีนที่มาจากธรรมชาติทางการเกษตรและในเมืองมลพิษนอกจากนี้ยังสามารถสะสมในดินและถูกขนส่งโดยการแทรกซึมเข้าไปในน้ำ โหลดดินที่มีโพลีฟีนจาก OMW ในสภาวะการทดสอบไม่ได้นำไปสู่การเพิ่มขึ้นต่อไปของโพลีฟีนในน้ำชะขยะยกเว้นเมื่อก่อนรับการรักษา OMW (T1) ถูกนำมาใช้ อย่างไรก็ตามสำหรับทั้งดินที่เกี่ยวข้องกับการแก้ไขเจือจางและเข้มข้น OMW (การรักษา T3 และ T4, ตามลำดับ) มักจะนำไปสู่การ outcoming ความเข้มข้นของโพลีฟีนที่มีเล็กน้อยถ้าเทียบกับความเข้มข้นที่เข้ามา (เช่นน้อยกว่า 0.2% ใน S1 และน้อยกว่า 0.01% ใน S2) ในทุกกรณีความเข้มข้นมาออกมาจากคำสั่งเดียวกันของขนาดสำหรับการรักษาทั้งหมด ผลการศึกษานี้ชี้ให้เห็นว่าทั้งแอปพลิเค OMW และปรับปรุงดินด้วยกากหมักไม่ได้นำไปสู่การเป็นจำนวนมากของโพลีฟีในที่สุดก็ถึงน้ำบาดาลและการรักษา catalytical ของ OMW ไม่จำเป็นในมุมมองของการลดโพลีฟีนในน้ำชะขยะ. 3.5 ไนเตรตไนเตรทในน้ำบาดาลถูก จำกัด โดยกฎหมายทั่วไป กฎหมายยุโรปก่อให้เกิดขีด ​​จำกัด ในเรื่องเกี่ยวกับการจำแนกประเภทของน้ำแข็งที่มีในมุมมองของการใช้งานที่เฉพาะเจาะจงของน้ำ ในอิตาลีมีความเข้มข้นน้อยกว่า 25 มิลลิกรัมต่อ 1 ลิตรจะได้รับอนุญาตให้มีคุณภาพทางเคมีที่ดีของน้ำใต้ดิน แม้ว่าไนโตรเจนที่มีอยู่ในมะกอกเสียโรงงานส่วนใหญ่เป็นในรูปแบบอินทรีย์ (ตารางที่ 2), ไนเตรตอาจสะสมในดินแร่ธาตุไนโตรเจนอินทรีย์โดยจุลินทรีย์ดิน (Gómez-Muñoz et al, 2011;. เซียร์รา et al, 2007.) และ อาจได้รับการปล่อยตัวอาจน้ำใต้ดิน. ในฐานะที่เป็นข้อสังเกตไว้แล้วสำหรับพารามิเตอร์ที่กล่าวข้างต้นที่ยอดของความเข้มข้นของไนเตรตยังถูกตรวจพบดิน S1 โดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับการรักษา T1, T3 และ T4 (รูปที่ 3. ลดลงจากขวา) ในขณะที่สำหรับดิน S2 อย่างไม่มีนัยสำคัญ พบการเปลี่ยนแปลงตลอดการทดสอบสำหรับ ments ลูออไรด์ทั้งหมด การลดลงอย่างฉับพลันของความเข้มข้นใกล้ถึงจุดสิ้นสุดของการทดสอบอาจจะอธิบายได้ด้วยการป้อนข้อมูลน้ำฝนหลังจากห้าเดือน จากข้อมูลในรูป 4 จะเห็นว่าค่าเฉลี่ยความเข้มข้นของไนเตรตในน้ำชะขยะจาก lysimeters ควบคุม (เช่นผู้ที่เลี้ยงด้วยน้ำจืด) ไม่ได้เล็กน้อยและจะเพิ่มขึ้นอีกใน lysimeters เลี้ยงด้วยมะกอกเสียโรงงาน ในดิน S1 ผลกระทบนี้ก็เห็นได้ชัดโดยเฉพาะอย่างยิ่งเป็นไนเตรต outcoming เป็นครั้งที่สองอยู่เหนือการควบคุมในการรักษาทั้งหมดยกเว้น T2 ผลการเหล่านี้อาจจะกำหนดผลของแร่ช้าของไนโตรเจนอินทรีย์ทั้ง แต่เดิมอยู่ในดินและจัดทำโดยการรักษา มันอาจจะคิดว่าการย่อยสลายของไนโตรเจนอินทรีย์ได้รับการเลื่อนในดิน S1 เนื่องจากการชะล้างช้าของน้ำที่กล่าวไว้แล้วในส่วนก่อนหน้าในขณะที่ในดิน S2 ช่วงเวลาสั้น ๆ ที่จำเป็นโดยน้ำจะผ่านคอลัมน์ดินไม่อนุญาตให้มีการย่อยสลายสมบูรณ์ . ตามข้อสังเกตข้างต้นปริมาณของไนเตรตอาจถึงน้ำใต้ดินก็สูงขึ้นอยู่กับลักษณะของไฮดรอลิดินที่เฉพาะเจาะจงและจะได้รับอิทธิพลมาเพียงเล็กน้อยเท่านั้นโดยปริมาณและองค์ประกอบของ OMW ในทางตรงกันข้ามการใช้ปุ๋ยหมักกากหมดส่งผลให้มีความปลอดภัยสำหรับทั้งดินสอบสวน