اثر فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + تالاب های ساخته شده برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی

تأثیر فناوری ترکیبی A2O-MBBR + CWs برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی

در سال‌های اخیر، دولت عمیقاً استراتژی توسعه احیای روستایی را ترویج می‌کند، بر بهبود محیط زندگی تمرکز می‌کند و تقاضاهای بالاتری را برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی ایجاد می‌کند. در حال حاضر فرآیندهای اصلی تصفیه فاضلاب خانگی روستایی شامل روش‌های بیولوژیکی، روش‌های اکولوژیکی و فرآیندهای ترکیبی است که بیشتر آنها از تصفیه فاضلاب شهری سرچشمه می‌گیرند. با این حال، مناطق روستایی با جمعیت پراکنده مشخص می‌شوند که منجر به مشکلات متعددی مانند پراکندگی بالای فاضلاب، مشکل در جمع‌آوری، مقیاس‌های کوچک تصفیه، نرخ پایین استفاده از منابع و امکانات تصفیه ناکافی می‌شود. علاوه بر این، تفاوت های قابل توجهی در کیفیت و کمیت فاضلاب، موقعیت جغرافیایی، آب و هوا و سطوح اقتصادی در مناطق مختلف وجود دارد که استانداردسازی فناوری های تصفیه را دشوار می کند. پذیرش ساده فناوری های تصفیه فاضلاب شهری امکان پذیر نیست. زیرساخت های جمع آوری فاضلاب، مانند شبکه های فاضلاب، اغلب در مناطق روستایی ناکافی است. جمع آوری فاضلاب به راحتی تحت تأثیر سرریزهای فاضلاب ترکیبی و نفوذ آب های زیرزمینی قرار می گیرد که منجر به غلظت آلی پایین در فاضلاب و افزایش دشواری حذف بیولوژیکی نیتروژن می شود. نوسانات زیاد در کیفیت و کمیت فاضلاب در مناطق روستایی، حفظ غلظت زیست توده پایدار در تاسیسات تصفیه را دشوار می کند. علاوه بر این، دمای پایین زمستان ظرفیت تصفیه بیولوژیکی را محدود می‌کند و منجر به راندمان پایین و کیفیت ناپایدار پساب می‌شود که مستعد فراتر رفتن از استانداردها در فرآیندهای لجن فعال سنتی است. بنابراین، نیاز مبرمی به توسعه فن‌آوری‌های تصفیه فاضلاب مناسب برای شرایط محلی، با مقاومت قوی در برابر بارهای ضربه‌ای، عملکرد طولانی‌مدت پایدار، مصرف انرژی کم و راندمان تصفیه بالا وجود دارد.

مناطق روستایی در چین تمایل دارند-کم هزینه،{1}}تکنولوژی‌های تصفیه فاضلاب خانگی را مدیریت کنند، که فرآیندهای ترکیبی زیست‌شناختی + زیست‌محیطی یک جهت تحقیقاتی اصلی است. در حال حاضر، تجهیزات تصفیه فاضلاب یکپارچه بسته بندی شده پرکاربرد در مناطق روستایی عمدتاً از فرآیندهایی مانند بی هوازی-Anoxic-Oxic (A2O) و راکتور بیوفیلم بستر متحرک (MBBR) استفاده می کنند. مطالعات نشان می‌دهد که فرآیند MBBR بیشتر بر طراحی تأسیسات متکی است تا کنترل عملیاتی دقیق، و نیازی به پرسنل فنی حرفه‌ای برای تنظیم مقررات ندارد، و آن را برای بهره‌برداری و نگهداری راحت می‌کند. این بیشتر برای نیازهای عملی تصفیه فاضلاب خانگی روستایی که پرسنل فنی کمیاب هستند مناسب است. از مزایای آن می توان به غلظت بالای زیست توده، مقاومت قوی در برابر بارهای ضربه ای، راندمان بالای تصفیه و ردپای کوچک اشاره کرد. تحقیق توسط Luo Jiawen و همکاران. نشان می دهد که افزودن رسانه MBBR به فرآیند A2O می تواند ظرفیت تصفیه فاضلاب آن را به طور قابل توجهی بهبود بخشد. ژو ژنگ‌بینگ و همکاران، در یک پروژه واقعی فاضلاب خانگی روستایی، یک فرآیند ترکیبی-بی‌هوازی/غیر اکسیژن{17}}بیولوژیکی{17} را طراحی کردند که کیفیت فاضلاب پایدار را مطابق با استاندارد درجه A GB 18918-2002 برای Municipation Standart Waatered از Dicipmentaltluts به دست آوردند. گیاهان". علاوه بر این، تالاب های ساخته شده (CWs) اغلب برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی استفاده می شوند. به عنوان مثال، ژانگ یانگ و همکاران. از بیوچار به عنوان پرکننده برای اصلاح تالاب ساخته شده استفاده کرد و نرخ حذف TN، TP و COD را به ترتیب به 99.41، 91.40 و 85.09 درصد رسید. تحقیقات قبلی توسط گروه ما همچنین نشان داد که پرکننده لجن بیوچار می‌تواند عملکرد حذف نیتروژن و فسفر تالاب‌های ساخته‌شده را افزایش دهد، کارایی و اثربخشی کلی سیستم را بهبود بخشد و سیستم را در برابر بارهای ضربه مقاوم‌تر کند. با تکیه بر تحقیقات فوق، برای کشف یک فناوری ترکیبی مناسب برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی و پرداختن به چالش‌هایی مانند دشواری در حفظ غلظت زیست توده پایدار، مقاومت ضعیف در برابر بارهای شوک، و کیفیت پساب مستعد نوسانات و فراتر از استانداردها در تاسیسات تصفیه فاضلاب روستایی، نویسنده یک A2O را قرار داد{29}}MBBR فرآیند پرکننده‌ای را به‌منظور پیش‌فرض، پرکننده‌های بی‌فیلم را ایجاد کرد. محیط لجن فعال ثابت فیلم (IFAS) یکپارچه، غلظت لجن سیستم را افزایش می دهد و کارایی تصفیه را افزایش می دهد. با توجه به بهره‌برداری اکولوژیکی از زمین‌های خالی موجود مانند برکه‌ها و فرورفتگی‌ها در مناطق روستایی و ترکیب تالاب‌های ساخته‌شده به‌عنوان فرآیند تصفیه صیقل‌کاری، روش‌هایی مانند استفاده از پرکننده بیوچار لجن، چرخش مایع نیتریفیک شده و کاشت گیاهان غوطه‌ور برای افزایش پایداری عملیاتی زمین مرطوب مرکب استفاده شد. بنابراین، یک فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs ساخته شد.

در این مطالعه، با استفاده از فاضلاب خام از یک تصفیه خانه فاضلاب روستایی در Hefei به عنوان هدف تصفیه، یک راه‌اندازی آزمایشی آزمایشی در مقیاس آزمایشی فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs ساخته شد. تأثیر تغییرات دمای فصلی آب بر عملکرد تصفیه آن مورد بررسی قرار گرفت. شاخص‌های آلاینده در ورودی و پساب در طول عملیات برای بررسی راندمان حذف و پایداری عملیاتی پایش شدند. به طور همزمان، امکان سنجی اقتصادی این فرآیند مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت. هدف ارائه مرجع داده و مبنایی برای استفاده از فناوری ترکیبی تالاب ساخته شده A2O + در پروژه های تصفیه فاضلاب خانگی روستایی در چین و ارائه مراجعی برای ترویج تصفیه فاضلاب خانگی و ساخت دهکده های زیبا و زیست محیطی در مناطق روستایی است.

1. راه اندازی آزمایشی و روش های تحقیق

1.1 جریان فرآیند ترکیبی

آزمایش فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs یک عملیات سری از یک واحد A2O، یک تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن- و یک حوضچه زیست محیطی را اتخاذ کرد. واحد A2O متشکل از یک مخزن تماس بی‌هوازی بافل-و یک مخزن غشایی هوازی (MBBR) بود. هم مخزن بی‌هوازی گیج‌شده و هم ناحیه هوادهی مخزن هوازی MBBR با رسانه‌های حامل بیوفیلم معلق پر شدند تا سطوح اتصال میکروارگانیسم‌ها را برای تشکیل بیوفیلم فراهم کنند. لجن فعال و بیوفیلم در مخازن با هم وجود داشتند و یک سیستم IFAS را تشکیل دادند که می توانست زیست توده سیستم را به طور پایدار حفظ کند. مخزن آنوکسیک گیج‌شده فرآیند نیترات زدایی را از طریق گردش مجدد مایع نیتریف شده افزایش داد. مخزن هوازی MBBR دارای یک سیستم هوادهی در پایین بود تا عملکرد نیتریفیکاسیون خود را افزایش دهد. یک پورت دوز پلی آلومینیوم کلراید (PAC) در داخل مخزن برای حذف مکمل شیمیایی فسفر تنظیم شده بود که امکان حذف کارآمد فسفر را فراهم می کرد. واحد CWs شامل یک تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن- و یک حوضچه بوم‌شناختی گیاهی زیر آب بود. تالاب ساخته شده بر اساس جریان زیرسطحی{16}}مبتنی بر کربن، از یک سیستم تصفیه پرکننده سه مرحله‌ای استفاده کرد. دیسک‌های هوادهی در پایین ناحیه پرکننده برای شستشوی معکوس رسانه‌ها برای کاهش گرفتگی نصب شدند. حوضچه بوم‌شناختی گیاه غوطه‌ور دارای یک لایه زیرلایه آهکی در پایین بود و با گیاهان غوطه‌ور{20}متحمل به سرما Vallisneria natans و Potamogeton crispus کاشته شد. تنظیم در فضای باز قرار داده شد. یک دماسنج در حوضچه اکولوژیکی برای نظارت بر تغییرات دمای فصلی آب نصب شد. جریان فرآیند دقیق فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs در نشان داده شده استشکل 1.

1.2 راه اندازی طراحی و پارامترهای عملیاتی

مجموعه آزمایشی با استفاده از صفحات پلی پروپیلن به ضخامت 10 میلی متر ساخته شد. مخزن بی هوازی بافل شده با محیط حامل بیوفیلم مربعی پر شد و حاوی صفحات بافل بود. نسبت گردش مجدد مشروب مخلوط برای مخزن بدون اکسیژن بافل شده 50٪ تا 150٪ بود و همچنین حاوی صفحات بافل بود. مخزن هوازی MBBR توسط یک بافل به یک منطقه هوادهی هوازی و یک منطقه ته نشینی تقسیم شد. منطقه هوادهی با رسانه حامل معلق MBBR با نسبت هوا به آب 6:1 تا 10:1 پر شد. منطقه ته نشینی دارای یک پورت دوز PAC و صفحات شیبدار برای کمک به ته نشینی بود. تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن{14}: منطقه پرکننده اولیه با سنگ آهک (قطر ~ 5 سانتی متر)، ناحیه پرکننده ثانویه با زئولیت (قطر~ 3 سانتی متر) و ناحیه پرکننده سوم با پرکننده بیوچار لجن (قطر ~0.5~1.0 سانتی متر) پر شد. ارتفاع پرکننده برای هر زون 75 سانتی متر بود. یک ناحیه شکاف به عرض حدود 4 سانتی متر بین ناحیه پرکننده اولیه و ثانویه برای عملکردهایی مانند افزودن منابع کربن خارجی، مشاهده و نگهداری/تخلیه تنظیم شد (هیچ منبع کربنی در طول این آزمایش اضافه نشد). حوضچه اکولوژیکی گیاه غوطه ور با پرکننده سنگ آهکی (قطر 3 سانتی متر) در ارتفاع 20 سانتی متری پر شد. بوته های غوطه ور در فاصله ردیف 10 سانتی متر و فاصله بوته 10 سانتی متر کاشته شدند. در این آزمایش از فاضلاب خام حاصل از تصفیه خانه فاضلاب روستایی در Hefei به عنوان فاضلاب استفاده شد. دوره آزمایشی از 25 می 2022 تا 17 ژانویه 2023، در مجموع 239 روز بود. گیاهان غوطه ور یک بار در 2 دسامبر، با فراوانی تقریباً هر 6 ماه یک بار برداشت شدند. ظرفیت تصفیه فاضلاب طراحی شده 50 تا 210 لیتر در روز بود. پارامترهای طراحی دقیق راه اندازی در نشان داده شده استجدول 1.

1.3 روش های تجربی

1.3.1 طراحی تجربی

1.3.1.1 آزمون ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب

پس از عملیات آزمایشی موفقیت آمیز راه اندازی آزمایشی (کیفیت پساب پایدار)، آزمایش ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب از 25 مه 2022 تا 30 ژوئن 2022 انجام شد. تحت شرایط حفظ نسبت هوای مخزن هوازی -به-آب 6:1، %2 نیتریت شده مایع AC و محتوای AC 0 AC و 0/0 28٪ استفاده از حدود 3.7 گرم در روز، ظرفیت تصفیه فاضلاب راه اندازی به تدریج افزایش یافت (50، 60، 70، 80، 100، 120، 150، 180، 210 لیتر در روز). تغییرات در کیفیت پساب برای بررسی ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب در راه‌اندازی بررسی شد. در این مدت دمای آب بین 24.5 تا 27.1 درجه متغیر بود. برای اطمینان از انطباق پایدار پساب در زمستان، استاندارد پساب اتخاذ شده استاندارد درجه A GB 18918-2002 "استاندارد تخلیه آلاینده ها برای کارخانه های تصفیه فاضلاب شهری" بود.

1.3.1.2 آزمون عملکرد کلی درمان فرآیند ترکیبی

دوره آزمایش از 1 جولای 2022 تا 17 ژانویه 2023 بود. ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب 120 لیتر در روز تعیین شد. نسبت هوای مخزن هوازی-به-آب 6:1 ~ 10:1، و نسبت گردش مجدد مشروب مخلوط 50٪ تا 150٪ بود. شاخص های کیفیت آب ورودی و خروجی (TN، TP، NO₃^--N، NH₄⁺-N و COD) از هر واحد فرآیند نظارت شد. تغییرات دمای آب در طول دوره آزمایش (متأثر از اقلیم فصلی) ثبت شد. عملکرد تصفیه فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs برای فاضلاب خانگی روستایی مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت و تأثیر تغییرات دمای فصلی آب بر عملکرد فرآیند ترکیبی مورد بررسی قرار گرفت.

1.3.2 نمونه برداری

در طول دوره آزمایش، نمونه‌ها به طور نامنظم (تقریباً 1 تا 2 بار در هفته) برای آزمایش کیفیت آب برداشت شدند. نمونه‌ها از پساب راه‌اندازی، پساب مخزن بی‌هوازی بافل شده، پساب مخزن هوازی MBBR، پساب تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن، و پساب استخر اکولوژیکی گیاه غوطه‌ور جمع‌آوری شد. نمونه های ورودی از لوله ورودی راه اندازی و نمونه های پساب از خروجی هر واحد گرفته شد. آزمایش شاخص کیفیت آب در همان روز نمونه برداری تکمیل شد. نشانگرهای آزمایش شده شامل TN، TP، NO بودند₃^--N، NH₄⁺-N و COD. هر بار که نمونه برداری شد، دمای آب از دماسنج در حوضچه اکولوژیکی ثبت شد (متغیر بین 0 تا 32 درجه). دمای آب در حوضچه اکولوژیکی به طور طبیعی با اختلاف دمای فصلی تغییر کرد. استاندارد پساب طراحی شده برای راه اندازی آزمایشی از استاندارد درجه A DB 34/3527-2019 "استاندارد تخلیه آلاینده های آب برای تاسیسات تصفیه فاضلاب خانگی روستایی" پیروی می کند. غلظت های پساب طراحی شده و استانداردهای پساب به طور مفصل درجدول 2.

1.3.3 روش های تجزیه و تحلیل کیفیت آب

غلظت TN در نمونه های آب با استفاده از روش اسپکتروفتومتری UV هضم قلیایی پرسولفات پتاسیم HJ 636 -2012 "Water quality - تعیین نیتروژن کل - قلیایی پرسولفات پتاسیم" 2012 تعیین شد. نه₃^--غلظت N با استفاده از HJ/T 346 تعیین شد-2007 "Water quality - تعیین نیتروژن نیترات - اسپکتروفتومتری فرابنفش (آزمایشی)". NH₄⁺-غلظت N با استفاده از HJ 535 تعیین شد-2009 "کیفیت آب - تعیین نیتروژن آمونیاکی - اسپکتروفتومتری معرف نسلر". COD با استفاده از HJ 828-2017 "Water quality - تعیین نیاز شیمیایی اکسیژن - روش دی کرومات" تعیین شد. غلظت TP با استفاده از GB 11893-1989 "کیفیت آب - تعیین فسفر کل - روش اسپکتروفتومتری مولیبدات آمونیوم" تعیین شد.

2. نتایج و بحث

2.1 تأثیر ظرفیت تصفیه فاضلاب بر عملکرد فرآیند ترکیبی

همانطور که در نشان داده شده استشکل 2 (الف) (ب)با افزایش تدریجی ظرفیت تصفیه روزانه فاضلاب از 50 لیتر در روز به 210 لیتر در روز، راندمان حذف TN و NH₄⁺-N توسط هر واحد از فرآیند ترکیبی روند کاهشی را نشان داد. نرخ حذف TN از 91.55٪ (50 L/d) به 52.17٪ (210 L/d) کاهش یافت و NH₄⁺-نرخ حذف N از 97.47٪ (70 L/d) به 80.68٪ (210 L/d) کاهش یافت. این به این دلیل است که افزایش ظرفیت تصفیه روزانه فاضلاب، زمان ماند هیدرولیکی را کاهش می‌دهد و زمان موجود برای میکروارگانیسم‌ها را برای تخریب آلاینده‌ها کوتاه می‌کند و در نتیجه عملکرد تصفیه ضعیف‌تر را به همراه دارد. در میان آنها، واحد A2O بیشترین سهم را در TN و NH داشت₄⁺-N حذف. میانگین غلظت TN ورودی برای این واحد 38.68 میلی گرم در لیتر، پساب خروجی 16.87 میلی گرم در لیتر، با میزان حذف 56.29 درصد بود. متوسط ​​NH نفوذی₄⁺-غلظت نیتروژن 29/36 میلی‌گرم در لیتر، پساب خروجی 50/5 میلی‌گرم در لیتر، با میزان حذف 85/84 درصد بود. برای تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن، میانگین غلظت TN ورودی 16.87 میلی‌گرم در لیتر، پساب خروجی 11.96 میلی‌گرم در لیتر، با نرخ حذف 29.10 درصد بود. برای استخر اکولوژیکی گیاه غوطه‌ور، میانگین غلظت TN ورودی 11.96 میلی‌گرم در لیتر، پساب خروجی 9.47 میلی‌گرم در لیتر، با میزان حذف 20.82 درصد بود. عملکرد حذف نیتروژن تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن{14} بهتر از حوضچه زیست محیطی بود زیرا محیط بی هوازی{15}}بی هوازی تالاب جریان زیرسطحی برای نیترات زدایی مناسب تر است. با این حال، NH₄⁺-عملکرد حذف N حوضچه زیست محیطی بهتر از تالاب جریان زیرسطحی بود. متوسط ​​NH نفوذی₄⁺-غلظت نیتروژن برای تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن{{1} 5.50 میلی‌گرم در لیتر، پساب خروجی 4.04 میلی‌گرم در لیتر، با سرعت حذف تنها 26.53 درصد بود. برای حوضچه زیست محیطی، میانگین NH پساب₄⁺-غلظت نیتروژن 4.04 میلی‌گرم در لیتر، پساب خروجی 2.38 میلی‌گرم در لیتر، با سرعت حذف 41.07 درصد بود. این به این دلیل است که محیط هوازی حوضچه زیست محیطی برای نیتریفیکاسیون مناسب تر است و NH بیشتری را تبدیل می کند.₄⁺-N به NO₃^--N، که منجر به NH بالاتر می‌شود₄⁺-N نرخ حذف. هنگامی که ظرفیت تصفیه فاضلاب به 150 لیتر در روز رسید، غلظت TN پساب 15.11 میلی گرم در لیتر بود که از استاندارد درجه A GB 18918-2002 فراتر می رفت. بنابراین، برای اطمینان از انطباق پایدار TN، حداکثر ظرفیت تصفیه فاضلاب 120 لیتر در روز بود. هنگامی که ظرفیت تصفیه فاضلاب به 210 لیتر در روز رسید، پساب NH₄⁺-غلظت N 7.07 میلی گرم در لیتر بود که از استاندارد درجه A GB 18918-2002 فراتر بود. بنابراین، حداکثر ظرفیت تصفیه فاضلاب برای NH₄⁺-تطابق N 180 لیتر در روز بود.

همانطور که در نشان داده شده استشکل 2 (ج)میانگین COD ورودی زیر 100 میلی گرم در لیتر بود که نشان دهنده محتوای آلی کم است. افزایش ظرفیت تصفیه فاضلاب به طور قابل توجهی بر حذف COD تأثیر نمی گذارد، با نرخ حذف COD بین 75٪ تا 90٪. همانطور که ظرفیت تصفیه فاضلاب از 50 لیتر در روز به 210 لیتر در روز افزایش یافت، میانگین COD پساب خروجی 19.16 میلی گرم در لیتر بود، با حداکثر COD پساب خروجی 26.07 میلی گرم در لیتر، که هنوز بسیار کمتر از استاندارد 50 میلی گرم در لیتر GB 18918{16}}زیرا دستگاه A2O در سال 2002 بیشترین میزان حذف COD را انجام داد. در مخزن هوازی MBBR یک محیط هوازی ایجاد کرد که ظرفیت بیوشیمیایی میکروارگانیسم های هوازی را افزایش داد و حذف COD را تقویت کرد. علاوه بر این، چرخش مایع نیتریفیک شده در واحد A2O به مخزن بی اکسیژن اجازه می دهد تا از مواد آلی موجود در فاضلاب به عنوان منبع کربن بیشتر استفاده کند و بخشی از COD را حذف کند و در عین حال نیترات زدایی را افزایش دهد. تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن{18}در رتبه دوم در حذف COD نقش داشته است. محیط بی هوازی-آناکسی آن برای استفاده از مواد آلی در فاضلاب به عنوان منبع کربن مساعد است و بخشی از مواد آلی را تجزیه می کند و در عین حال نیترات زدایی را افزایش می دهد، به همین دلیل است که حذف TN بهتری دارد. علاوه بر این، لایه زیرلایه تالاب جریان زیرسطحی می تواند مقداری ماده آلی را جذب کند. حوضچه اکولوژیکی اثر محدودی بر تخریب COD داشت. میانگین COD ورودی برای حوضچه اکولوژیکی 22.21 میلی گرم در لیتر بود و مواد آلی که به راحتی قابل تجزیه زیستی بودند قبلاً تخریب شده بودند و مواد آلی را که تجزیه آنها دشوارتر است باقی می گذاشت.

همانطور که در نشان داده شده استشکل 2 (د)با افزایش ظرفیت تصفیه فاضلاب، غلظت TP پساب ثابت باقی ماند. افزایش ظرفیت تصفیه فاضلاب تاثیر قابل توجهی بر حذف TP نداشت. میانگین غلظت TP ورودی 3.7 میلی گرم در لیتر و میانگین غلظت پساب 0.18 میلی گرم در لیتر با میانگین میزان حذف 95.14 درصد بود که نشان دهنده حذف خوب TP است. TP عمدتا در واحد A2O حذف شد. غلظت TP ورودی برای واحد A2O 3.7 میلی گرم در لیتر بود، و پساب تنها 0.29 میلی گرم در لیتر بود، که بهتر از استاندارد 0.5 میلی گرم در لیتر GB 18918-2002 Grade A بود. این به این دلیل است که واحد A2O نه تنها دارای حذف بیولوژیکی فسفر با فسفر ارگانیسم (فسفر PA) بود، بلکه با فسفر کردن فسفر از ارگانیسم نیز استفاده می کرد. حذف شیمیایی فسفر با دوز 3.7 گرم در روز PAC. ترکیبی از حذف بیولوژیکی و شیمیایی فسفر منجر به حذف بیش از 90 درصد از فسفر در واحد A2O شد. تالاب جریان زیرسطحی و حوضچه اکولوژیکی عمدتاً بر مکانیسم هایی مانند جذب بستر، رسوب گذاری، جذب گیاه و تخریب میکروبی برای حذف فسفر متکی است. علاوه بر این، غلظت TP ورودی به تالاب قبلاً 0.29 میلی گرم در لیتر بود که حذف بیشتر را دشوارتر می کرد. این دلایل ترکیبی منجر به عملکرد کلی حذف TP از تالاب و حوضچه زیست محیطی شد.

بنابراین، برای اطمینان از انطباق پایدار همه شاخص‌های پساب با استاندارد GB 18918-2002 Grade A، ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب برای این فرآیند 120 لیتر در روز تعیین شد.

2.2 عملکرد حذف آلاینده از فرآیند ترکیبی

2.2.1 عملکرد حذف COD

همانطور که در نشان داده شده استشکل 3، در طول دوره آزمایش عملکرد کلی تصفیه (1 ژوئیه 2022 تا 17 ژانویه 2023، ظرفیت تصفیه فاضلاب 120 لیتر در روز)، دمای آب یک روند نزولی نوسانی را نشان داد و از 32 درجه به 0 درجه کاهش یافت. نرخ حذف COD نوسان داشت و کاهش دمای آب هیچ تاثیر آشکاری بر حذف COD نداشت. ترکیب شده باشکل 4نرخ حذف COD بین 66.16٪ تا 82.51٪، عمدتاً تحت تأثیر غلظت COD نفوذی متغیر بود. مطالعات نشان می‌دهد که در شرایط بی‌هوازی/آنوکسیک، حذف COD عمدتاً به عملکرد میکروبی بستگی دارد. فرآیند A2O-MBBR+CWs بین شرایط بی‌هوازی-بی‌هوازی-آناکسیک-آناکسیک-بی‌هوازی، حذف COD را افزایش می‌دهد. در حین کار، با کاهش دمای آب، اگرچه COD ورودی از 80 تا 136 میلی‌گرم در لیتر متغیر بود، COD پساب زیر 50 میلی‌گرم در لیتر ثابت ماند، که مطابق با استاندارد درجه A DB 34/3527{20}}2019 بود که نشان‌دهنده تخریب آلی خوب است. بخش A2O بیشترین سهم را در حذف COD داشت. مخزن تماس بی هوازی گیج‌شده{31}}میانگین میزان حذف COD 43.38 درصد بود که 65.43 درصد از کل حذف COD را تشکیل می‌داد. تانک هوازی MBBR دارای میانگین نرخ حذف 14.69 درصد بود که 19.87 درصد از کل را تشکیل می داد. بخش A2O بیش از 85 درصد به حذف COD کمک کرد و از سطح ویژه بزرگ محیط در مخزن بی‌هوازی بافل و مخزن هوازی MBBR، غلظت لجن بالا و تشکیل زنجیره غذایی از باکتری‌ها → تک یاخته → متازوآو بهره برد که به طور موثر مواد آلی موجود در آب را تجزیه می‌کند. تنوع زیستی بالای سیستم IFAS حذف ارگانیک خوبی را حتی با تغییرات دما تضمین می کند. علاوه بر این، بخشی از مواد آلی محلول در فاضلاب در مخزن تماس بی‌هوازی-آنوکسیک بافل به عنوان منبع کربن با نیترات زدایی باکتری‌ها استفاده می‌شود. در همین حال، مشروب مخلوط در گردش مجدد NO را افزایش داد₃^--غلظت نیتروژن در مخزن بدون اکسیژن حفاری، ترویج استفاده از منابع کربن با نیترات زدایی باکتری ها برای تبدیل NO₃^--نه/خیر₂^--N به گاز نیتروژن. نرخ بالای حذف COD در مخزن تماس بی‌هوازی{2}}بی‌هوازی بی‌هوازی، بیشتر تأیید می‌کند که این فرآیند می‌تواند به طور مؤثر از مواد آلی در فاضلاب به عنوان منبع کربن نیترات زدایی استفاده کند. تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن دارای میانگین نرخ حذف COD 7.18٪ است که 9.18٪ از کل حذف COD را تشکیل می دهد. محیط بی‌هوازی/بی‌هوازی تالاب جریان زیرسطحی برای میکروارگانیسم‌هایی که از مواد آلی به عنوان منبع کربن استفاده می‌کنند، مساعد است و باعث حذف COD می‌شود و در عین حال نیترات زدایی را افزایش می‌دهد. تحقیقات مرتبط همچنین نشان می دهد که پرکننده بیوچار می تواند مواد آلی را از طریق جاذبه الکترواستاتیک و پیوند هیدروژنی بین مولکولی جذب کند. بنابراین، پرکننده لجن بیوچار در تالاب جریان زیرسطحی نیز مقداری ماده آلی را جذب می‌کند. استخر بوم‌شناختی گیاهی غوطه‌ور، میانگین میزان حذف COD تنها 3.68 درصد داشت، زیرا COD ورودی به حوضچه قبلاً به طور متوسط ​​30.59 میلی‌گرم در لیتر پایین بود و بیشتر شامل مواد آلی نسوز بود که عمدتاً با جذب و جذب گیاه حذف می‌شدند، با اثر محدود.

2.2.2 عملکرد حذف نیتروژن

همانطور که در نشان داده شده استشکل 3با کاهش تدریجی دمای آب از 32 درجه به 12 درجه، TN و NH₄⁺-N نرخ حذف نوسان داشت. میانگین نرخ حذف TN به 75.61٪ و میانگین NH رسید₄⁺-نرخ حذف N به 95.70% رسید. هنگامی که دمای آب به زیر 12 درجه کاهش یافت، TN و NH₄⁺-نرخ حذف N روند کاهشی سریعی را نشان داد، اما میانگین نرخ حذف همچنان به ترتیب به 58.56% و 80.40% رسید. این به این دلیل است که کاهش دمای فصلی آب، فعالیت میکروبی را مهار می کند و عملکرد نیترات زدایی را ضعیف می کند. با توجه به نتایج آماری غلظت آلاینده ورودی و پساب در طول دوره عملیات ترکیبی فرآیند (1 ژوئیه 2022 تا 17 ژانویه 2023) نشان داده شده درجدول 3، میانگین TN و NH نفوذی₄⁺- غلظت N به ترتیب 36.56 میلی گرم در لیتر و 32.47 میلی گرم در لیتر بود. NH₄⁺-N 88.81٪ از TN را به خود اختصاص داده است. تأثیرگذار NO₃^--N (0.01 میلی گرم در لیتر) تقریباً ناچیز بود. میانگین TN و NH پساب₄⁺-غلظت N به ترتیب 11.69 میلی‌گرم در لیتر و 3.5 میلی‌گرم در لیتر بود که هر دو با استاندارد درجه A DB 34/3527-2019 مطابقت دارند. میانگین پساب NO₃^--غلظت نیتروژن 03/6 میلی‌گرم در لیتر بود که نشان‌دهنده ظرفیت نیتریفیکاسیون خوب این فرآیند و تبدیل NH است.₄⁺-N به NO₃^--ن. با این حال، تجمع NO₃^--N در پساب نشان می‌دهد که هنوز فضا برای نیترات زدایی بیشتر وجود دارد. همانطور که در نشان داده شده استشکل 5 (الف)حذف TN در بخش A2O بالاترین میزان بود. مخزن تماس بی هوازی{2}}آنوکسیک گیج‌شده دارای میانگین نرخ حذف TN 44.25٪ و مخزن هوازی MBBR دارای میانگین نرخ حذف TN 9.55٪ بود. این نتیجه عملکرد ترکیبی باکتری های نیتریفیک کننده در ناحیه هوازی و نیترات زدایی کننده در ناحیه بدون اکسیژن است. تالاب ساخته‌شده مبتنی بر کربن دارای میانگین نرخ حذف TN 11.07 درصد است، زیرا توانایی آن در آزادسازی منابع کربن و محیط بی‌هوازی/بی‌هوازی آن برای نیتروژن‌زدایی، حفظ ظرفیت حذف نیتروژن مشخصی مساعد است. حوضچه بوم‌شناختی گیاهی غوطه‌ور، میانگین نرخ حذف TN تنها 3.54 درصد با عملکرد حذف کلی داشت، زیرا محیط هوازی آن برای نیترات زدایی مساعد نیست. همانطور که در نشان داده شده استشکل 5 (ب)، NH₄⁺-حذف N در ابتدا در بخش A2O تکمیل شد. مخزن تماس بی هوازی{3}}آنوکسیک دارای NH بود₄⁺-نرخ حذف N 59.46% و مخزن هوازی MBBR دارای NH بود₄⁺-نرخ حذف 24.24%. بخش A2O 93.57٪ از کل NH را تشکیل می دهد₄⁺-N حذف. NH بالا₄⁺-حذف N در بخش A2O به دلیل هوادهی مداوم در مخزن هوازی MBBR است که به باکتری های نیتریفیک کننده اجازه می دهد تا به طور کامل از DO برای تبدیل NH استفاده کنند.₄⁺-N به NO₃^--ن. سپس مجدداً به مخزن آنوکسیک منتقل می‌شود، جایی که باکتری‌های نیتروژن‌کننده NO را تبدیل می‌کنند₃^--N تا N2 برای حذف. در طول دوره آزمایش، میانگین میزان حذف TN 68.40٪ و میانگین NH بود₄⁺-نرخ حذف N 89.45% بود که نشان دهنده عملکرد خوب حذف نیتروژن است.

همانطور که در نشان داده شده استشکل 3با کاهش دمای آب از 32 درجه به 0 درجه، میزان حذف TN از حداکثر 79.19 درصد به 51.38 درصد کاهش یافت. ترکیب شده باشکل 5 (الف), when water temperature was >در دمای 20 درجه، میانگین میزان حذف TN از 75 درصد با میانگین غلظت پساب خروجی 8.41 میلی گرم در لیتر فراتر رفت، زیرا فعالیت میکروبی در محدوده 20 تا 32 درجه بالاتر است که منجر به نیترات زدایی بهتر می شود، مطابق با تحقیقات Zhang Na و همکاران. هنگامی که دمای آب از 20 درجه به 5 درجه کاهش یافت، میانگین میزان حذف TN به 65.44 درصد کاهش یافت و میانگین غلظت پساب به 12.70 میلی گرم در لیتر افزایش یافت. هنگامی که دمای آب 0 تا 5 درجه بود، میانگین میزان حذف TN به 52.75٪ کاهش یافت و میانگین غلظت پساب به 17.62 میلی گرم در لیتر افزایش یافت که نشان دهنده تأثیر خاصی بر حذف TN است. مطالعات نشان می دهد که با کاهش دمای آب، فعالیت میکروبی مهار می شود. وقتی دمای آب<5.6°C, microorganisms are basically dormant, and population numbers sharply decrease, limiting pollutant degradation. When water temperature <4°C, microorganisms begin to die. However, in this process, even when water temperature dropped to 0°C, the TN removal rate still reached 51.52%, and effluent always met the Grade A standard of DB 34/3527-2019. This is because the IFAS system in the A2O section maintained high biomass concentration. During the test period, MLSS concentration in the baffled anaerobic-anoxic contact tank and aerobic MBBR tank reached 6,000~8,000 mg/L. Additionally, recirculation of nitrified liquid further enhanced denitrification. Furthermore, wastewater passed sequentially through the limestone, zeolite, and sludge biochar filler zones of the subsurface flow wetland, where anaerobic and aerobic reactions occurred simultaneously. Various organics adsorbed on filler surfaces and the slow-release of carbon sources from biochar filler promoted denitrification, further enhancing nitrogen removal. Research indicates that biochar can increase the abundance and diversity of denitrifying microorganisms in wetlands. Also, due to its structure, subsurface flow wetlands have some thermal insulation effect, helping maintain internal microbial activity. Under the influence of multiple factors, the combined process exhibited strong resistance to low-temperature shock, maintaining over 50% TN removal even at 0°C. In summary, when water temperature is >5 درجه، عملکرد حذف TN خوب است، با پساب پایین تر از 15 میلی گرم در لیتر. در این مرحله با توجه به حذف سایر آلاینده ها می توان ظرفیت تصفیه فاضلاب را به طور مناسب افزایش داد.

همانطور که در نشان داده شده استشکل 3با کاهش تدریجی دمای آب، NH₄⁺-نرخ حذف N از حداکثر 99.52% به حداقل 74.77% کاهش یافت و NH پساب₄⁺-غلظت نیتروژن از حداقل 0.17 میلی گرم در لیتر به 8.40 میلی گرم در لیتر افزایش یافت. کاهش دمای آب، فعالیت باکتری های نیتریف کننده و نیتریت کننده را مهار می کند و NH را کاهش می دهد.₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 درجه، میانگین NH پساب₄⁺-غلظت N 1.58 میلی گرم در لیتر بود. هنگامی که دمای آب کمتر یا مساوی 12 درجه باشد، میانگین NH پساب₄⁺-غلظت N به 6.58 میلی گرم در لیتر افزایش یافت، اما NH پساب₄⁺-N همیشه با استاندارد درجه A DB 34/3527-2019 مطابقت داشت. هنگامی که دمای آب 20 تا 32 درجه بود، میانگین NH₄⁺-نرخ حذف N از 96% فراتر رفت. ترکیب شده باشکل 5 (ب)، پساب NH₄⁺-غلظت نیتروژن در این محدوده کمتر از 2 میلی‌گرم در لیتر بود، که نشان‌دهنده فعالیت باکتری‌های نیتریف کننده بالا و NH کلی عالی است.₄⁺-N حذف. هنگامی که دمای آب به تدریج از 20 درجه به 12 درجه کاهش یافت، میانگین NH₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 درجه برای نیتریفیکاسیون رشد باکتری ها، ترویج نیتریفیکاسیون مناسب است. بنابراین، NH₄⁺-N نرخ حذف بالایی را در محدوده 12 تا 20 درجه حفظ کرد. هنگامی که دمای آب به تدریج از 12 درجه به 0 درجه کاهش یافت، میانگین NH₄⁺-نرخ حذف N همچنان به ۸۰٪ رسیده است. تحقیقات موجود نشان می دهد که باکتری های نیتریفیکاسیون تقریباً ظرفیت نیتریفیکاسیون را در صفر درجه از دست می دهند. با این حال، نتایج این مطالعه نشان می دهد که حتی در 0 درجه، NH₄⁺-نرخ حذف N از 75% فراتر رفت که نشان دهنده عملکرد خوب نیتریفیکاسیون این فرآیند در دماهای پایین است. این به این دلیل است که سیستم IFAS در بخش A2O-MBBR این مطالعه دارای عمر لجن بیوفیلم طولانی تا حدود 1 ماه است، که باعث می‌شود نرخ نیتریفیکاسیون در مخزن بیوشیمیایی بسیار کمتر از فرآیندهای لجن فعال سنتی تحت تأثیر دما قرار گیرد و عملکرد نیتریفیکاسیون در دماهای پایین زمستان به طور قابل‌توجهی بهبود یابد. تحقیق توسط Wei Xiaohan و همکاران. همچنین نشان می‌دهد که دلیل اصلی NH ناسازگار است₄⁺-N پساب در شرایط دمای پایین آب، سن لجن فعال کافی را ندارد و تأثیر دما بر فعالیت نیتریفایر ثانویه است. بنابراین، اگرچه کاهش دمای آب تا حدی بر فعالیت نیتریفایر تأثیر گذاشت، سن لجن کافی در این فرآیند NH را تضمین کرد.₄⁺-حذف N در دماهای پایین. در طول دوره آزمایش، میانگین NH پساب₄⁺-غلظت نیتروژن 3.50 میلی گرم در لیتر بود و فرآیند ترکیبی عملکرد نیتریفیکاسیون خوب و پایداری را نشان داد.

2.2.3 عملکرد حذف فسفر

همانطور که در نشان داده شده استشکل 3، نرخ حذف TP با تغییرات دمای آب کمی متفاوت بود و بالای 94٪ ثابت می ماند. ترکیب شده باشکل 6، غلظت TP ورودی از 3.03 تا 4.14 میلی گرم در لیتر و غلظت TP پساب از 0.14 تا 0.28 میلی گرم در لیتر متغیر بود که با استاندارد درجه A DB 34/3527{12}}2019 مطابقت دارد. این فرآیند بر عملکرد ترکیبی حذف بیولوژیکی فسفر (توسط PAOs) و حذف شیمیایی فسفر (توسط PAC) متکی است. هنگامی که دمای آب کاهش می یابد، فعالیت PAO مهار می شود و بر حذف بیولوژیکی فسفر تأثیر می گذارد. با این حال، این فرآیند با دوز 7/3 گرم در روز PAC، حذف شیمیایی فسفر را تکمیل می‌کند، نرخ حذف TP را ثابت نگه می‌دارد و تأثیر تغییرات دمای آب را بر حذف فسفر در فرآیند ترکیبی کاهش می‌دهد. واحد A2O بهترین عملکرد حذف TP را داشت. میانگین غلظت TP پساب واحد بی هوازی 2.48 میلی‌گرم در لیتر، با نرخ حذف 32.61 درصد بود. میانگین غلظت TP پساب واحد هوازی 0.29 میلی گرم در لیتر، با میزان حذف 59.51 درصد بود. میزان حذف کلی TP برای واحد A2O 92.12٪ بود. طراحی گیج‌شده بخش A2O{28}}MBBR می‌تواند تا حد زیادی نیتروژن نیترات موجود در مشروب مخلوط در گردش را حذف کند، و به PAOهای بی‌هوازی اجازه می‌دهد تا فسفر را کاملاً در بخش بی‌هوازی آزاد کنند و فسفر را به طور کامل در بخش هوازی جذب کنند و حذف بیولوژیکی فسفر را افزایش دهند. علاوه بر این، حذف شیمیایی فسفر با دوز کردن در یک طرف مخزن هوازی MBBR، نرخ حذف TP را ثابت نگه داشت، با کیفیت پساب به طور پایدار بهتر از استاندارد درجه A DB 34/3527-2019. حذف بیولوژیکی فسفر در بخش A2O-MBBR عمدتاً زمانی اتفاق می‌افتد که PAOها در مخزن بی‌هوازی بافل از منابع کربن برای تبدیل بخشی از مواد آلی و اسیدهای چرب فرار به پلی‌هیدروکسی آلکانوات‌ها (PHAs) استفاده می‌کنند. هنگامی که فاضلاب از مخزن بی هوازی بافل شده به مخزن هوازی MBBR جریان می یابد، PAOs سپس از PHA ها به عنوان دهنده الکترون برای تکمیل جذب فسفر استفاده می کنند. با این حال، عملکرد حذف بیولوژیکی فسفر به راحتی تحت تأثیر فعالیت PAO قرار می گیرد و دمای پایین آب فعالیت PAO را محدود می کند. بنابراین، برای دستیابی به حذف پایدار فسفر، حذف شیمیایی فسفر در طراحی فرآیند گنجانده شد. علاوه بر این، جذب توسط لایه بستر در تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن و رشد گیاهان غوطه ور در حوضچه اکولوژیکی نیز مقداری فسفر را جذب می کند.

به طور خلاصه، راه اندازی در طول دوره آزمایش، با عملکرد کلی خوب حذف آلاینده، به طور پایدار عمل کرد. فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs به میانگین نرخ حذف 68.40٪، 89.45٪، 73.94٪، و 94.04٪ برای TN، NH دست یافت.₄⁺-N، COD، و TP، به ترتیب. میانگین غلظت پساب به ترتیب 11.69 mg/L، 3.50 mg/L، 26.9 mg/L و 0.22 mg/L بود که همگی با استاندارد درجه A DB 34/3527-2019 مطابقت دارند. تحقیق توسط Wu Qiong و همکاران. نشان می‌دهد که A2O{12}}MBBR یک فرآیند ترکیبی از لجن فعال و بیوفیلم است که دارای مقدار میکروبی زیاد، عمر طولانی لجن، بارگذاری حجمی بالا، حجم و ردپای کوچک، مقاومت قوی در برابر بارهای ضربه‌ای، کیفیت پساب خوب و عملکرد پایدار است. علاوه بر این، عملکرد نیترات زدایی فرآیندهای بیوفیلم در زمستان بهتر از فرآیندهای لجن فعال است و آن را برای تصفیه فاضلاب با دمای پایین در زمستان مناسب تر می کند. این همچنین دلیل اصلی عملکرد خوب حذف آلاینده بخش A2O{18}}MBBR در این مطالعه است. فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs در این مطالعه یک منطقه تصفیه CWs را بر اساس فرآیند A2O-MBBR اضافه می‌کند و عملکرد کلی تصفیه و پایداری عملیاتی فرآیند را بیشتر می‌کند. حذف TN و NH₄⁺-N کمتر تحت تأثیر تغییرات دمای فصلی آب قرار گرفت، در حالی که حذف COD و TP تقریباً تحت تأثیر دمای آب فصلی قرار نگرفت. در طول دوره آزمایش، مقاومت بالایی در برابر بارهای ضربه ای از خود نشان داد و برای استفاده در مناطق روستایی با نوسانات زیاد در کیفیت و کمیت فاضلاب خانگی مناسب است.

2.3 تحلیل اقتصادی فرآیند ترکیبی

هزینه های این فرآیند ترکیبی عمدتاً شامل هزینه های ساخت و ساز و هزینه های عملیات تصفیه فاضلاب می باشد. هزینه‌های ساخت برای راه‌اندازی راه‌اندازی آزمایشی، از جمله خرید بدنه مخزن، تجهیزات الکتریکی جانبی، رسانه‌ها، نیروگاه‌های غوطه‌ور، و اتصالات لوله، در مجموع حدود 3000 یوان یوان بود. بر اساس حداکثر ظرفیت تصفیه فاضلاب در طول آزمایش 0.18 m³ / روز، هزینه ساخت به ازای هر متر مکعب فاضلاب تصفیه شده تقریباً 16700 CNY است. هزینه های عملیاتی عمدتاً از عملیات راه اندازی ناشی می شود، از جمله مصرف انرژی تجهیزات، هزینه های شیمیایی، هزینه های دفع لجن و هزینه های نیروی کار. تجهیزات الکتریکی عبارتند از: پمپ تغذیه (قدرت 2 وات، Q{10}} m³/d)، پمپ گردش خون (قدرت 2 وات، Q=2.8 m³/d)، هواکش (قدرت 5 وات، سرعت هوادهی=5 L/min) و دوز پمپ پریستالتیک (قدرت 2 W). محاسبه شده بر اساس حداکثر توان مصرفی واقعی: پمپ تغذیه 0.13 وات، پمپ چرخش 0.19 وات، هواکش 1.25 وات، پمپ دوز 2 وات. مجموع قدرت مصرف واقعی 0.00357 کیلو وات، مصرف برق روزانه 0.086 کیلووات ساعت است. مصرف برق به ازای هر متر مکعب فاضلاب تصفیه شده 0.48 کیلووات ساعت است. با استفاده از قیمت برق صنعتی 0.7 CNY/kWh، هزینه برق 0.33 CNY/m³ است. هزینه شیمیایی PAC حدود 2.4 یوان / کیلوگرم، مصرف 3.7 گرم در روز است. PAC مورد نیاز در هر متر مکعب فاضلاب 20.56 گرم، هزینه 0.05 CNY/m³ است. هزینه دفع لجن=مقدار لجن × حجم واحد هزینه دفع لجن. تولید لجن خشک در هر تن آب 0.09 کیلوگرم است. بر اساس قیمت واحد حمل و نقل و دفع لجن WWTP شهری 60 CNY/تن، هزینه دفع لجن به ازای هر تن آب=0.09 کیلوگرم × 0.06 یوان/کیلوگرم=0.054 CNY. از آنجایی که راه اندازی پایلوت تنها به بازرسی دوره ای پس از بهره برداری نیاز داشت، هزینه نیروی کار بر اساس تجربه مهندسی واقعی برآورد شد. یک کارخانه 10000 تنی در روز توسط 1 تا 2 نفر اداره می شود. با فرض اینکه حقوق یک فرد مجرد 3000 یوان در ماه باشد، برای 2 نفر، شاخص هزینه نیروی کار حدود 0.02 یوان یوان / تن آب است. جزئیات هزینه در نشان داده شده استجدول 4. به طور خلاصه، هزینه درمان عمل تقریباً 0.46 CNY/m³ است. با این حال، با افزایش ظرفیت تصفیه فاضلاب، هزینه های ساخت و بهره برداری به ازای هر تن آب کاهش می یابد. هزینه های ساخت و بهره برداری در طول آزمایش آزمایشی فقط برای مرجع است.

3. نتیجه گیری

فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs عملکرد خوبی را برای تصفیه فاضلاب خانگی روستایی نشان داد. حذف TP و COD تا حد زیادی تحت تأثیر تغییرات دمای آب قرار نگرفت. میانگین نرخ حذف برای TN، NH₄⁺-N, TP, and COD reached 68.4%, 89.45%, 94.02%, and 73.94%, respectively. When water temperature ≤5°C, effluent quality stably met the Grade A standard of DB 34/3527-2019. When water temperature >5 درجه، کیفیت پساب می تواند استاندارد درجه A GB 18918-2002 "استاندارد تخلیه آلاینده ها برای کارخانه های تصفیه فاضلاب شهری" را برآورده کند. این فرآیند می تواند به طور موثر از مواد آلی درون سیستم به عنوان منبع کربن برای افزایش نیترات زدایی استفاده کند و حذف بیش از 50 درصد TN را حتی در دمای آب تا 0 درجه حفظ کند.

ظرفیت بهینه تصفیه فاضلاب برای فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs در زمستان 120 لیتر در روز و در فصول غیرزمستانی 180 لیتر در روز بود. تغییرات دمای فصلی آب (به تدریج از 32 درجه به 0 درجه کاهش می یابد) تنها تأثیر خاصی بر حذف نیتروژن با فرآیند ترکیبی داشت. نرخ حذف TN از 79.19٪ به 51.38٪ کاهش یافته است و NH₄⁺-نرخ حذف N از %99.52 به %74.77 کاهش یافت. حتی در 0 درجه، کیفیت پساب به طور پایدار با استاندارد درجه A DB 34/3527-2019 مطابقت دارد و NH₄⁺-نرخ حذف N همچنان به 74.77% رسیده است. این از سیستم IFAS سود می‌برد، جایی که سن لجن تا 1 ماه نیتریفیکاسیون را در دماهای پایین تضمین می‌کند. این فرآیند در طول دوره آزمایش به طور پایدار عمل کرد و مقاومت زیادی در برابر تغییرات دمای آب از خود نشان داد.

فرآیند A2O{1}}MBBR از دو نوع حامل بیوفیلم معلق برای اتصال میکروبی استفاده کرد که یک سیستم IFAS را تشکیل می‌داد. تالاب جریان زیرسطحی مبتنی بر کربن{3}}از پرکننده‌های چند رسانه‌ای از جمله بیوچار لجن، سنگ آهک و زئولیت استفاده کرد که عملکرد فیلتراسیون آن را افزایش داد و در عین حال سطح اتصال کافی برای میکروارگانیسم‌ها را فراهم کرد و ظرفیت تصفیه بیولوژیکی آن را بهبود بخشید. فرآیند اولیه A2O-MBBR با IFAS دارای غلظت زیست توده بالایی است. تالاب کامپوزیت CWs عقب به عنوان یک مرحله تصفیه عمل می کند و فاضلاب را تصفیه می کند و سیستم کلی را در برابر بارهای ضربه مقاوم تر می کند.

فرآیند ترکیبی A2O-MBBR + CWs برای تصفیه فاضلاب خانگی در مناطق روستایی با نوسانات زیاد در کیفیت و کمیت مناسب است. با هزینه درمان تقریباً 0.46 CNY/m³، پایدار و کارآمد عمل می کند. علاوه بر این، بخش‌های فرآیند A2O-MBBR+CWs را می‌توان مطابق با استانداردها، سناریوها و اهداف مختلف پساب به‌طور انعطاف‌پذیر تنظیم کرد. این فرآیند ترکیبی می‌تواند مرجع داده و مبنایی برای پروژه‌های تصفیه فاضلاب خانگی روستایی در چین باشد، مسیر استفاده از منابع را برای زمین‌های بایر در مناطق روستایی ارائه دهد، و پتانسیل کاربرد گسترده‌ای در بازار تحت روند ملی (با تاکید بسیار بر بهبود کیفیت محیطی روستایی) دارد.