تأثير A2O-MBBR + العملية المجمعة للأراضي الرطبة المنشأة لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية الريفية

تأثير التكنولوجيا المجمعة A2O-MBBR + CWs لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية الريفية

في السنوات الأخيرة، عززت الدولة بشكل عميق استراتيجية تنمية التنشيط الريفي، مع التركيز على تحسين البيئة المعيشية، ووضع متطلبات أعلى على معالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في الريف. حاليًا، تشمل العمليات الرئيسية لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية الطرق البيولوجية، والأساليب البيئية، والعمليات المشتركة، والتي ينشأ معظمها من معالجة مياه الصرف الصحي في المناطق الحضرية. ومع ذلك، تتميز المناطق الريفية بتشتت السكان، مما يؤدي إلى مشاكل عديدة مثل تشتت المياه العادمة بشكل كبير، وصعوبة تجميعها، وصغر نطاق المعالجة، وانخفاض معدلات استخدام الموارد، وعدم كفاية مرافق المعالجة. علاوة على ذلك، توجد اختلافات كبيرة في نوعية وكمية مياه الصرف الصحي، والموقع الجغرافي، والمناخ، والمستويات الاقتصادية عبر المناطق، مما يجعل من الصعب توحيد تقنيات المعالجة؛ إن التبني البسيط لتقنيات معالجة مياه الصرف الصحي في المناطق الحضرية ليس ممكنا. غالباً ما تكون البنية التحتية لجمع مياه الصرف الصحي، مثل شبكات الصرف الصحي، غير كافية في المناطق الريفية. يتأثر تجميع مياه الصرف الصحي بسهولة بفيضان المجاري وتسرب المياه الجوفية، مما يؤدي إلى انخفاض التركيز العضوي في مياه الصرف الصحي وزيادة صعوبة إزالة النيتروجين البيولوجي. إن التقلبات الكبيرة في نوعية وكمية مياه الصرف الصحي في المناطق الريفية تجعل من الصعب الحفاظ على تركيز ثابت للكتلة الحيوية في مرافق المعالجة. علاوة على ذلك، فإن درجات الحرارة المنخفضة في فصل الشتاء تحد من قدرة المعالجة البيولوجية، مما يؤدي إلى انخفاض الكفاءة وجودة النفايات السائلة غير المستقرة التي قد تؤدي إلى تجاوز المعايير في عمليات الحمأة المنشطة التقليدية. لذلك، هناك حاجة ملحة لتطوير تقنيات معالجة مياه الصرف الصحي المناسبة للظروف المحلية، مع مقاومة قوية لأحمال الصدمات، وتشغيل مستقر على المدى الطويل-، واستهلاك منخفض للطاقة، وكفاءة معالجة عالية.

تميل المناطق الريفية في الصين إلى تفضيل تقنيات معالجة مياه الصرف الصحي المحلية-منخفضة التكلفة وسهلة-إدارة-الصرف الصحي، حيث تمثل العمليات البيولوجية والبيئية المجمعة اتجاهًا بحثيًا رئيسيًا. في الوقت الحالي، تستخدم معدات معالجة مياه الصرف الصحي المعبأة المتكاملة المستخدمة على نطاق واسع في المناطق الريفية بشكل أساسي عمليات مثل اللاهوائية -Anoxic-Oxic (A2O) ومفاعل الأغشية الحيوية ذو الطبقة المتحركة (MBBR). تشير الدراسات إلى أن عملية MBBR تعتمد على تصميم المنشأة أكثر من اعتمادها على التحكم التشغيلي الدقيق، ولا تتطلب موظفين فنيين محترفين للتنظيم، مما يجعلها ملائمة للتشغيل والصيانة. وهذا أكثر ملاءمة للاحتياجات العملية لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية حيث يندر وجود الموظفين الفنيين. وتشمل مزاياها تركيزًا عاليًا للكتلة الحيوية، ومقاومة قوية لأحمال الصدمات، وكفاءة معالجة عالية، وبصمة صغيرة. البحث الذي أجراه لوه جياوين وآخرون. يشير إلى أن إضافة وسائط MBBR إلى عملية A2O يمكن أن يحسن بشكل كبير قدرتها على معالجة مياه الصرف الصحي. قام Zhou Zhengbing وآخرون، في مشروع حقيقي لمياه الصرف الصحي المنزلية في الريف، بتصميم عملية مجمعة لمرشح هوائي هوائي لاهوائي/أنوكسيك-من مرحلتين، مما أدى إلى تحقيق جودة ثابتة للتدفقات السائلة تفي بمعايير الدرجة الأولى GB 18918-2002 "معيار تصريف الملوثات لمحطات معالجة مياه الصرف الصحي البلدية". بالإضافة إلى ذلك، غالبًا ما تُستخدم الأراضي الرطبة المُنشأة (CWs) لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية. على سبيل المثال، تشانغ يانغ وآخرون. استخدم الفحم الحيوي كمادة حشو لتعديل الأراضي الرطبة المشيدة، حيث يمكن أن تصل معدلات إزالة TN وTP وCOD إلى 99.41% و91.40% و85.09% على التوالي. أظهرت الأبحاث السابقة التي أجرتها مجموعتنا أيضًا أن حشو الفحم الحيوي للحمأة يمكن أن يعزز أداء إزالة النيتروجين والفوسفور في الأراضي الرطبة المشيدة، مما يحسن كفاءة وفعالية معالجة النظام بشكل عام، ويجعل النظام أكثر مقاومة لأحمال الصدمات. بناءً على البحث المذكور أعلاه، لاستكشاف تقنية مشتركة مناسبة لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية ومواجهة التحديات مثل صعوبة الحفاظ على تركيز مستقر للكتلة الحيوية، وضعف المقاومة لأحمال الصدمات، وجودة النفايات السائلة المعرضة للتقلبات وتجاوز المعايير في مرافق معالجة مياه الصرف الصحي في المناطق الريفية، وضع المؤلف عملية A2O-MBBR مقدمًا، وملئها بحاملات الأغشية الحيوية المعلقة لإنشاء بيئة الحمأة المنشطة ذات الغشاء الثابت (IFAS) المتكاملة، مما يزيد من تركيز حمأة النظام وتعزيز كفاءة العلاج. بالنظر إلى الاستخدام البيئي للأراضي الخاملة المتاحة مثل البرك والمنخفضات في المناطق الريفية، والجمع بين الأراضي الرطبة المشيدة كعملية معالجة تلميع، تم استخدام طرق مثل استخدام حشو الفحم الحيوي للحمأة، وإعادة تدوير السائل النتروجيني، وزراعة النباتات المغمورة لتعزيز الاستقرار التشغيلي للأراضي الرطبة المركبة. وهكذا، تم إنشاء عملية مشتركة A2O-MBBR + CWs.

في هذه الدراسة، باستخدام مياه الصرف الصحي الخام من محطة معالجة مياه الصرف الصحي بقرية في Hefei ككائن معالجة، تم إنشاء إعداد تجريبي -مقياس تجريبي للعملية المجمعة A2O-MBBR + CWs. تمت دراسة تأثير التغيرات الموسمية في درجة حرارة الماء على أداء المعالجة. تمت مراقبة مؤشرات الملوثات في المياه المتدفقة والنفايات السائلة أثناء التشغيل لاستكشاف كفاءات الإزالة والاستقرار التشغيلي. وفي الوقت نفسه، تم تحليل الجدوى الاقتصادية لهذه العملية. الهدف هو توفير مرجع البيانات وأساس لتطبيق تكنولوجيا الأراضي الرطبة المجمعة A2O + في مشاريع معالجة مياه الصرف الصحي المنزلية الريفية في الصين، وتقديم مراجع لتعزيز معالجة مياه الصرف الصحي المنزلية وبناء قرى جميلة وصالحة للعيش بيئيًا في المناطق الريفية.

1. الإعداد التجريبي وطرق البحث

1.1 تدفق العملية المشترك

اعتمدت تجربة العملية المجمعة A2O-MBBR + CWs عملية تشغيل متسلسلة لوحدة A2O، وأرض رطبة ذات تدفق تحت سطحي تعتمد على الكربون، وبركة بيئية. تتكون وحدة A2O من خزان تلامس عديم الأكسجين - لاهوائي محير وخزان غشائي هوائي (MBBR). تمت تعبئة كل من الخزان اللاهوائي المحير ومنطقة التهوية لخزان MBBR الهوائي بوسائط حاملة للأغشية الحيوية المعلقة لتوفير أسطح ملحقة للكائنات الحية الدقيقة لتشكيل الأغشية الحيوية. تتعايش الحمأة المنشطة والأغشية الحيوية في الخزانات، مما يشكل نظام IFAS، والذي يمكنه الحفاظ على الكتلة الحيوية للنظام بشكل ثابت. عزز خزان نقص الأكسجين المحير عملية إزالة النتروجين من خلال إعادة تدوير السائل النتري. يحتوي خزان MBBR الهوائي على نظام تهوية في الأسفل لتعزيز أداء النترجة. تم ضبط منفذ جرعات بولي ألومنيوم كلوريد (PAC) داخل الخزان لإزالة الفوسفور الكيميائي الإضافي، مما يتيح إزالة الفوسفور بكفاءة. تشتمل وحدة الأسلحة الكيميائية على أرض رطبة ذات تدفق تحت سطحي تعتمد على الكربون- وبركة بيئية نباتية مغمورة. اعتمدت الأراضي الرطبة التي تم إنشاؤها باستخدام التدفق تحت السطح والقائمة على الكربون- نظام ترشيح حشو ثلاثي المراحل. تم تركيب أقراص التهوية في الجزء السفلي من منطقة الحشو من أجل الغسيل العكسي للوسائط لتخفيف الانسداد. تحتوي البركة البيئية النباتية المغمورة على طبقة ركيزة من الحجر الجيري في الأسفل وتمت زراعتها بنباتات مغمورة تتحمل البرد-Vallisneria natans وPotamogeton Crispus. تم وضع الإعداد في الهواء الطلق. تم تركيب مقياس حرارة في البركة البيئية لرصد التغيرات الموسمية في درجة حرارة الماء. يتم عرض تدفق العملية التفصيلي للعملية المدمجة A2O-MBBR + CWs فيالشكل 1.

1.2 تصميم الإعداد والمعلمات التشغيلية

تم إنشاء الإعداد التجريبي باستخدام ألواح البولي بروبيلين بسمك 10 مم. كان الخزان اللاهوائي المحير مملوءًا بوسائط حاملة للأغشية الحيوية مربعة ويحتوي على ألواح حاجزة. كانت نسبة إعادة تدوير السائل المختلط لخزان الأكسجين المحير 50%~150%، كما أنه يحتوي على ألواح حاجزة. تم تقسيم خزان MBBR الهوائي بواسطة حاجز إلى منطقة تهوية هوائية ومنطقة ترسيب. تمت تعبئة منطقة التهوية بوسائط حاملة معلقة MBBR بنسبة هواء - إلى - ماء تبلغ 6: 1 ~ 10: 1. تحتوي منطقة الترسيب على منفذ جرعات PAC وألواح مائلة للمساعدة في الترسيب. الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح المعتمدة على الكربون-: تمت تعبئة منطقة الحشو الأولية بالحجر الجيري (قطرها ~ 5 سم)، ومنطقة الحشو الثانوية بالزيوليت (قطرها ~ 3 سم)، ومنطقة الحشو الثالثية بحشو الفحم الحيوي للحمأة (قطرها ~ 0.5 ~ 1.0 سم). وكان ارتفاع الحشو لكل منطقة 75 سم. تم تعيين منطقة فجوة بعرض 4 سم تقريبًا بين مناطق الحشو الأولية والثانوية لوظائف مثل إضافة مصادر الكربون الخارجية والمراقبة والصيانة/التفريغ (لم تتم إضافة أي مصدر للكربون خلال هذه التجربة). تمت تعبئة البركة البيئية النباتية المغمورة بحشو الحجر الجيري (قطره حوالي 3 سم) على ارتفاع 20 سم. تزرع النباتات المغمورة على مسافة 10 سم بين الصفوف ومسافة بين النباتات 10 سم. استخدمت التجربة مياه الصرف الصحي الخام من محطة معالجة مياه الصرف الصحي بقرية في خفي كمصدر مؤثر. وكانت الفترة التجريبية من 25 مايو 2022 إلى 17 يناير 2023 بمجموع 239 يومًا. تم حصاد النباتات المغمورة بالمياه مرة واحدة في الثاني من ديسمبر، بمعدل مرة واحدة كل 6 أشهر تقريبًا. كانت القدرة المصممة لمعالجة مياه الصرف الصحي 50 ~ 210 لتر / يوم. يتم عرض معلمات التصميم التفصيلية للإعداد فيالجدول 1.

1.3 الطرق التجريبية

1.3.1 التصميم التجريبي

1.3.1.1 الاختبار الأمثل لقدرة معالجة مياه الصرف الصحي

بعد التشغيل التجريبي الناجح للإعداد التجريبي (جودة النفايات السائلة المستقرة)، تم إجراء اختبار القدرة الأمثل لمعالجة مياه الصرف الصحي في الفترة من 25 مايو 2022 إلى 30 يونيو 2022. في ظل ظروف الحفاظ على نسبة هواء الخزان الهوائي - إلى - الماء تبلغ 6:1، ونسبة إعادة تدوير السائل الآزوتي 100%، واستخدام PAC (محتوى Al2O3 28%) حوالي 3.7 جم/يوم، تمت زيادة قدرة معالجة مياه الصرف الصحي تدريجياً (50، 60، 70، 80، 100، 120، 150، 180، 210 لتر/يوم). وتمت مراقبة التغيرات في جودة النفايات السائلة لاستكشاف القدرة المثلى لمعالجة مياه الصرف الصحي في المنشأة. خلال هذه الفترة، تراوحت درجة حرارة الماء بين 24.5 ~ 27.1 درجة. لضمان الامتثال المستقر للنفايات السائلة في الشتاء، كان معيار النفايات السائلة المعتمد هو معيار الدرجة الأولى GB 18918-2002 "معيار تصريف الملوثات لمحطات معالجة مياه الصرف الصحي البلدية".

1.3.1.2 اختبار أداء العلاج الشامل للعملية المشتركة

كانت فترة الاختبار من 1 يوليو 2022 إلى 17 يناير 2023. وتم تحديد القدرة المثلى لمعالجة مياه الصرف الصحي عند 120 لترًا في اليوم. كانت نسبة هواء الخزان الهوائي - إلى - الماء 6:1~10:1، وكانت نسبة إعادة تدوير السائل المختلط 50%~150%. مؤشرات جودة المياه المتدفقة والنفايات السائلة (TN، TP، NO₃^--شمال، نيو هامبشاير₄⁺تمت مراقبة -N وCOD) من كل وحدة معالجة. تم تسجيل التغيرات في درجات حرارة المياه خلال فترة الاختبار (المتأثرة بالمناخ الموسمي). تم تحليل أداء معالجة العملية المجمعة A2O-MBBR + CWs لمياه الصرف الصحي المنزلية الريفية، وتم دراسة تأثير التغيرات الموسمية في درجة حرارة الماء على أداء العملية المجمعة.

1.3.2 أخذ العينات

خلال فترة الاختبار، تم أخذ العينات بشكل غير منتظم (حوالي 1 ~ 2 مرات في الأسبوع) لاختبار جودة المياه. تم جمع العينات من مياه الإعداد المؤثرة، والنفايات السائلة في خزان الأكسجين اللاهوائية -، والنفايات السائلة في خزان MBBR الهوائي، والتدفق تحت السطحي القائم على الكربون -، والنفايات السائلة في الأراضي الرطبة، والنفايات السائلة في الأحواض البيئية النباتية المغمورة. تم أخذ العينات المؤثرة من أنبوب مدخل الإعداد، وعينات النفايات السائلة من مخرج كل وحدة. تم الانتهاء من اختبار مؤشر جودة المياه في نفس يوم أخذ العينات. وشملت المؤشرات التي تم اختبارها TN، TP، NO₃^--شمال، نيو هامبشاير₄⁺-N، وCOD. في كل مرة تم أخذ العينات، تم تسجيل قراءة درجة حرارة الماء من مقياس الحرارة في البركة البيئية (تتراوح بين 0 ~ 32 درجة). تغيرت درجة حرارة الماء في البركة البيئية بشكل طبيعي مع اختلاف درجات الحرارة الموسمية. اتبع معيار النفايات السائلة المصمم للإعداد التجريبي معيار الدرجة الأولى من DB 34/3527-2019 "معيار تصريف ملوثات المياه لمرافق معالجة مياه الصرف الصحي المنزلية الريفية". تم تفصيل التركيزات المؤثرة ومعايير النفايات السائلة فيالجدول 2.

1.3.3 طرق تحليل جودة المياه

تم تحديد تركيز TN في عينات المياه باستخدام HJ 636-2012 "جودة المياه - تحديد إجمالي النيتروجين - طريقة قياس الطيف الضوئي للأشعة فوق البنفسجية لهضم كبريتات البوتاسيوم القلوية". لا₃^--تم تحديد تركيز N باستخدام HJ/T 346-2007 "جودة المياه - تحديد نترات النيتروجين - القياس الطيفي للأشعة فوق البنفسجية (تجربة)". نيو هامبشاير₄⁺-تم تحديد تركيز N باستخدام HJ 535-2009 "جودة المياه - تحديد نيتروجين الأمونيا - القياس الطيفي لكاشف نيسلر". تم تحديد COD باستخدام HJ 828-2017 "جودة المياه - تحديد الطلب على الأكسجين الكيميائي - طريقة ثنائي كرومات". تم تحديد تركيز TP باستخدام GB 11893-1989 "جودة المياه - تقدير إجمالي الفوسفور - طريقة القياس الطيفي لموليبدات الأمونيوم".

2. النتائج والمناقشة

2.1 تأثير قدرة معالجة مياه الصرف الصحي على أداء العملية المجمعة

كما هو مبين فيالشكل 2 (أ)(ب)، مع زيادة قدرة معالجة مياه الصرف الصحي اليومية تدريجيًا من 50 لترًا في اليوم إلى 210 لترًا في اليوم، انخفضت كفاءة إزالة TN وNH₄⁺-أظهر N لكل وحدة من العملية المجمعة اتجاهًا تنازليًا. انخفض معدل إزالة TN من 91.55% (50 لتر/ي) إلى 52.17% (210 لتر/ي)، وNH₄⁺-انخفض معدل إزالة النيتروجين من 97.47% (70 لتر/يوم) إلى 80.68% (210 لتر/يوم). وذلك لأن الزيادة في قدرة معالجة مياه الصرف الصحي اليومية تقلل من وقت الاحتفاظ الهيدروليكي، مما يقلل من الوقت المتاح للكائنات الحية الدقيقة لتحليل الملوثات، مما يؤدي إلى ضعف أداء المعالجة. ومن بينها، ساهمت وحدة A2O بأكبر قدر في TN وNH₄⁺-إزالة N. كان متوسط ​​تركيز TN المؤثر لهذه الوحدة 38.68 مجم/لتر، وكان التدفق 16.87 مجم/لتر، بمعدل إزالة 56.29%. متوسط ​​التأثير NH₄⁺-كان تركيز النيتروجين 36.29 ملجم/لتر، وكان التدفق السائل 5.50 ملجم/لتر، مع معدل إزالة 84.85%. بالنسبة للأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطحي القائمة على الكربون، كان متوسط ​​تركيز TN المؤثر 16.87 مجم/لتر، وكان التدفق 11.96 مجم/لتر، مع معدل إزالة قدره 29.10%. بالنسبة للبركة البيئية النباتية المغمورة، كان متوسط ​​تركيز TN المؤثر 11.96 ملغم/لتر، وكانت النفايات السائلة 9.47 ملغم/لتر، مع معدل إزالة قدره 20.82%. كان أداء إزالة النيتروجين في الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح المستندة إلى الكربون- أفضل من أداء البركة البيئية لأن البيئة اللاهوائية- قليلة الأكسجين في الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح أكثر ملاءمة لإزالة النتروجين. ومع ذلك، فإن NH₄⁺-كان أداء إزالة N للبركة البيئية أفضل من أداء الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح. متوسط ​​التأثير NH₄⁺-كان تركيز النيتروجين للأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطحي القائمة على الكربون 5.50 مجم/لتر، وكان التدفق 4.04 مجم/لتر، مع معدل إزالة يبلغ 26.53% فقط. بالنسبة للبركة البيئية، متوسط ​​التأثير NH₄⁺-كان تركيز النيتروجين 4.04 ملجم/لتر، وكان التدفق السائل 2.38 ملجم/لتر، مع معدل إزالة 41.07%. وذلك لأن البيئة الهوائية للبركة البيئية أكثر ملاءمة للنترجة، وتحويل المزيد من NH₄⁺-N إلى NO₃^--N، مما يؤدي إلى ارتفاع NH₄⁺-معدل الإزالة N. عندما وصلت قدرة معالجة مياه الصرف الصحي إلى 150 لترًا في اليوم، كان تركيز TN المتدفق 15.11 ملجم / لتر، وهو ما يتجاوز معيار الدرجة A GB 18918-2002. ولذلك، لضمان الامتثال المستقر لـ TN، كانت القدرة القصوى لمعالجة مياه الصرف الصحي 120 لترًا في اليوم. عندما تصل قدرة معالجة مياه الصرف الصحي إلى 210 لتر / يوم، فإن النفايات السائلة NH₄⁺-كان تركيز N 7.07 ملجم/لتر، وهو ما يتجاوز معيار الدرجة A GB 18918-2002. ولذلك، فإن القدرة القصوى لمعالجة مياه الصرف الصحي لNH₄⁺-الامتثال N كان 180 لترًا في اليوم.

كما هو مبين فيالشكل 2 (ج)، كان متوسط ​​COD المؤثر أقل من 100 ملغم / لتر، مما يشير إلى انخفاض المحتوى العضوي. لم تؤثر الزيادة في قدرة معالجة مياه الصرف الصحي بشكل كبير على إزالة COD، حيث تتراوح معدلات إزالة COD بين 75% إلى 90%. نظرًا لزيادة قدرة معالجة مياه الصرف الصحي من 50 لترًا في اليوم إلى 210 لترًا في اليوم، كان متوسط COD للنفايات السائلة 19.16 ملجم / لتر، مع الحد الأقصى للتدفق COD بمقدار 26.07 ملجم / لتر، ولا يزال أقل بكثير من معيار 50 ملجم / لتر في GB 18918-2002 Grade A. ساهمت وحدة A2O بأكبر قدر في إزالة COD لأن جهاز التهوية في MBBR الهوائية خلق الخزان بيئة هوائية، مما يعزز القدرة البيوكيميائية للكائنات الحية الدقيقة الهوائية ويعزز إزالة COD. بالإضافة إلى ذلك، سمحت إعادة تدوير السائل النتروجيني في وحدة A2O لخزان الأكسجين المحير بالاستفادة بشكل أكبر من المواد العضوية في مياه الصرف الصحي كمصدر للكربون، وإزالة جزء من COD مع تعزيز عملية إزالة النتروجين. ساهمت الأراضي الرطبة التي تعتمد على التدفق تحت السطح والكربون- في المرتبة الثانية في إزالة COD. تساعد بيئتها اللاهوائية ونقص الأكسجين على استخدام المواد العضوية في مياه الصرف الصحي كمصدر للكربون، مما يؤدي إلى تدهور جزء من المواد العضوية مع تعزيز عملية إزالة النتروجين، وهذا هو السبب أيضًا في إزالة TN بشكل أفضل. علاوة على ذلك، يمكن للطبقة التحتية للأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح أن تمتص بعض المواد العضوية. كان للبركة البيئية تأثير محدود على تدهور COD. كان متوسط ​​COD المؤثر للبركة البيئية 22.21 ملغم / لتر، وكانت المواد العضوية القابلة للتحلل بسهولة قد تحللت بالفعل، مما يترك المواد العضوية أكثر صعوبة في التحلل.

كما هو مبين فيالشكل 2 (د)ومع زيادة قدرة معالجة مياه الصرف الصحي، ظل تركيز TP السائل المتدفق مستقرًا. لم تؤثر الزيادة في قدرة معالجة مياه الصرف الصحي بشكل كبير على إزالة TP. كان متوسط ​​تركيز TP المؤثر 3.7 مجم/لتر، وكان متوسط ​​تركيز النفايات السائلة 0.18 مجم/لتر، مع معدل إزالة متوسط ​​قدره 95.14%، مما يشير إلى إزالة TP جيدة. تمت إزالة TP بشكل أساسي في وحدة A2O. كان تركيز TP المؤثر لوحدة A2O 3.7 مجم / لتر، وكان التدفق السائل 0.29 مجم / لتر فقط، وهو أفضل من معيار 0.5 مجم / لتر الخاص بـ GB 18918 - 2002 Grade A. وذلك لأن وحدة A2O لم تكن تحتوي فقط على إزالة الفسفور البيولوجي عن طريق الكائنات المتراكمة للفوسفور (PAOs) ولكن تم استكمالها أيضًا بإزالة الفسفور الكيميائي عن طريق الجرعات 3.7 ز / د من PAC. أدى الجمع بين إزالة الفسفور البيولوجي والكيميائي إلى إزالة أكثر من 90% من الفسفور في وحدة A2O. تعتمد الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح والبركة البيئية بشكل أساسي على آليات مثل امتزاز الركيزة، والترسيب، وامتصاص النبات، والتحلل الميكروبي لإزالة الفوسفور. علاوة على ذلك، كان تركيز TP الذي يدخل الأراضي الرطبة منخفضًا بالفعل ليصل إلى 0.29 ملغم/لتر، مما يجعل عملية الإزالة أكثر صعوبة. أدت هذه الأسباب مجتمعة إلى الأداء العام لإزالة TP للأراضي الرطبة والبركة البيئية.

ولذلك، لضمان الامتثال المستقر لجميع مؤشرات النفايات السائلة مع معيار GB 18918-2002 من الدرجة A، تم تحديد القدرة المثلى لمعالجة مياه الصرف الصحي لهذه العملية لتكون 120 لترًا في اليوم.

2.2 أداء إزالة الملوثات للعملية المجمعة

2.2.1 أداء إزالة COD

كما هو مبين فيالشكل 3، خلال فترة اختبار أداء المعالجة الشاملة (1 يوليو 2022، إلى 17 يناير 2023، قدرة معالجة مياه الصرف الصحي 120 لتر / يوم)، أظهرت درجة حرارة الماء اتجاهًا تنازليًا متقلبًا، حيث انخفضت من 32 درجة إلى 0 درجة. تقلب معدل إزالة COD، ولم يكن للانخفاض في درجة حرارة الماء أي تأثير واضح على إزالة COD. جنبا إلى جنب معالشكل 4، تراوح معدل إزالة COD بين 66.16٪ ~ 82.51٪، ويتأثر بشكل أساسي بتركيز COD المؤثر. تشير الدراسات إلى أنه في ظل الظروف اللاهوائية/نقص الأكسجين، تعتمد إزالة COD بشكل أساسي على العمل الميكروبي. تتناوب عملية A2O-MBBR+CWs بين ظروف الأكسجين اللاهوائية-نقص الأكسجين-أكسدة-نقص الأكسجين-، مما يعزز إزالة COD. أثناء التشغيل، مع انخفاض درجة حرارة الماء، على الرغم من أن COD المؤثر يتراوح بين 80 ~ 136 مجم / لتر، ظل COD المتدفق مستقرًا أقل من 50 مجم / لتر، مما يلبي معيار الدرجة A الخاص بـ DB 34/3527-2019، مما يشير إلى تدهور عضوي جيد. ساهم قسم A2O بشكل أكبر في إزالة COD. كان لخزان التلامس اللاهوائي المحير عديم الأكسجين - معدل إزالة COD متوسطًا يبلغ 43.38%، وهو ما يمثل 65.43% من إجمالي إزالة COD. كان لخزان MBBR الهوائي معدل إزالة متوسط ​​قدره 14.69%، وهو ما يمثل 19.87% من الإجمالي. ساهم قسم A2O بأكثر من 85% في إزالة COD، مستفيدًا من المساحة السطحية الكبيرة المحددة للوسائط في الخزان اللاهوائي المحير وخزان MBBR الهوائي، وتركيز الحمأة العالي، وتشكيل سلسلة غذائية من البكتيريا ← الأوليات ← الميتازوا، مما يؤدي إلى تحلل المادة العضوية في الماء بشكل فعال. يضمن التنوع البيولوجي العالي لنظام IFAS إزالة عضوية جيدة حتى مع تغيرات درجات الحرارة. بالإضافة إلى ذلك، سيتم استخدام جزء من المادة العضوية القابلة للذوبان في مياه الصرف الصحي في خزان الاتصال اللاهوائي ونقص الأكسجين كمصدر للكربون عن طريق إزالة النتروجين من البكتيريا. وفي الوقت نفسه، زادت الخمور المختلطة المعاد تدويرها NO₃^--تركيز N في خزان نقص الأكسجين المحير، مما يعزز استخدام مصادر الكربون عن طريق إزالة النتروجين من البكتيريا لتحويل NO₃^--لا يوجد₂^--N إلى غاز النيتروجين. إن معدل إزالة COD المرتفع في خزان التلامس اللاهوائي المحير - الذي يعاني من نقص الأكسجين يؤكد أيضًا أن هذه العملية يمكنها استخدام المواد العضوية في مياه الصرف الصحي بكفاءة كمصدر كربون لإزالة النتروجين. كان للأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطحي المعتمدة على الكربون- معدل إزالة COD متوسطًا يبلغ 7.18%، وهو ما يمثل 9.18% من إجمالي إزالة COD. تعد البيئة اللاهوائية/نقص الأكسجين في الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح ملائمة للكائنات الحية الدقيقة التي تستخدم المواد العضوية كمصدر للكربون، مما يحقق إزالة COD مع تعزيز إزالة النتروجين. تشير الأبحاث ذات الصلة أيضًا إلى أن حشو الفحم الحيوي يمكنه امتصاص المواد العضوية من خلال الجذب الكهروستاتيكي والترابط الهيدروجيني بين الجزيئات. لذلك، فإن حشو الفحم الحيوي للحمأة في الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح سوف يمتص أيضًا بعض المواد العضوية. كان معدل إزالة COD في البركة البيئية النباتية المغمورة يبلغ 3.68% فقط لأن COD الذي يدخل إلى البركة كان منخفضًا بالفعل عند 30.59 مجم/لتر في المتوسط، وكان يتكون في الغالب من مواد عضوية حرارية، تمت إزالتها بشكل رئيسي عن طريق الامتزاز واستيعاب النبات، مع تأثير محدود.

2.2.2 أداء إزالة النيتروجين

كما هو مبين فيالشكل 3اذ انخفضت درجة حرارة الماء تدريجيا من 32 درجة الى 12 درجة في TN وNH₄⁺-تتقلب معدلات الإزالة N. بلغ متوسط ​​معدل إزالة TN 75.61%، ومتوسط ​​NH₄⁺-بلغ معدل الإزالة N 95.70%. عندما انخفضت درجة حرارة الماء أقل من 12 درجة، TN وNH₄⁺-أظهرت معدلات الإزالة N اتجاهًا سريعًا للتناقص، لكن متوسط ​​معدلات الإزالة لا يزال يصل إلى 58.56% و80.40% على التوالي. وذلك لأن انخفاض درجة حرارة الماء الموسمية يثبط النشاط الميكروبي، مما يضعف أداء إزالة النتروجين. وفقًا للنتائج الإحصائية لتركيزات الملوثات السائلة والنفايات السائلة خلال فترة تشغيل العملية المجمعة (1 يوليو 2022 إلى 17 يناير 2023) المبينة فيالجدول 3، متوسط ​​التأثير TN وNH₄⁺-كانت تركيزات N 36.56 مجم/لتر و32.47 مجم/لتر على التوالي. نيو هامبشاير₄⁺-N يمثل 88.81% من TN. التأثير رقم₃^--N (0.01 مجم/لتر) كان ضئيلًا تقريبًا. متوسط ​​​​النفايات السائلة TN وNH₄⁺-كانت تركيزات N 11.69 ملجم/لتر و3.5 ملجم/لتر، على التوالي، وكلاهما يلبي معيار الدرجة "أ" DB 34/3527-2019. متوسط ​​​​النفايات السائلة NO₃^--كان تركيز N 6.03 مجم/لتر، مما يشير إلى قدرة نترجة جيدة لهذه العملية، وتحويل NH₄⁺-ن إلى لا₃^--ن. ومع ذلك، تراكم NO₃^--يشير عدد N في التدفق السائل إلى أنه لا يزال هناك مجال لمزيد من عملية إزالة النتروجين. كما هو مبين فيالشكل 5 (أ)، كانت إزالة TN هي الأعلى في قسم A2O. كان لخزان التلامس اللاهوائي المحير - معدل إزالة TN يبلغ متوسطه 44.25%، وكان خزان MBBR الهوائي معدل إزالة TN متوسطًا يبلغ 9.55%. وهذا نتيجة للعمل المشترك للبكتيريا النتروجينية في المنطقة الهوائية وبكتيريا إزالة النتروجين في منطقة نقص الأكسجين. تتميز الأراضي الرطبة المشيدة القائمة على الكربون- بمعدل إزالة TN متوسط ​​يبلغ 11.07%، لأن قدرتها على إطلاق مصادر الكربون وبيئتها اللاهوائية/نقص الأكسجين تؤدي إلى إزالة النتروجين، والحفاظ على قدرة معينة لإزالة النيتروجين. كان للبركة البيئية النباتية المغمورة معدل إزالة TN متوسط ​​يبلغ 3.54% فقط، مع أداء إزالة عام، لأن بيئتها الهوائية لا تساعد على إزالة النتروجين. كما هو مبين فيالشكل 5 (ب)، نيو هامبشاير₄⁺-تم إكمال إزالة N بشكل أساسي في قسم A2O. يحتوي خزان الاتصال اللاهوائي المحير - عديم الأكسجين على NH₄⁺-معدل إزالة N يبلغ 59.46%، وكان خزان MBBR الهوائي يحتوي على NH₄⁺-معدل إزالة N يبلغ 24.24%. يمثل قسم A2O 93.57٪ من إجمالي NH₄⁺-إزالة N. ارتفاع NH₄⁺-ترجع إزالة النيتروجين في قسم A2O إلى التهوية المستمرة في خزان MBBR الهوائي، مما يسمح للبكتيريا الآزوتية بالاستفادة الكاملة من D2O لتحويل NH₄⁺-ن إلى لا₃^--ن. يتم بعد ذلك إعادة تدويره إلى خزان نقص الأكسجين، حيث تقوم البكتيريا النازعة للنتروجين بتحويل NO₃^--من N إلى N2 للإزالة. خلال فترة الاختبار، كان متوسط ​​معدل إزالة TN 68.40%، ومتوسط ​​NH₄⁺-بلغ معدل إزالة النيتروجين 89.45%، مما يشير إلى الأداء الجيد لإزالة النيتروجين.

كما هو مبين فيالشكل 3ومع انخفاض درجة حرارة الماء من 32 درجة إلى 0 درجة، انخفض معدل إزالة TN من الحد الأقصى 79.19% إلى 51.38%. جنبا إلى جنب معالشكل 5 (أ), when water temperature was >20 درجة، تجاوز متوسط ​​معدل إزالة TN 75٪، بمتوسط ​​تركيز للنفايات السائلة يبلغ 8.41 مجم / لتر، لأن النشاط الميكروبي أعلى في نطاق 20 ~ 32 درجة، مما يؤدي إلى إزالة النتروجين بشكل أفضل، بما يتوافق مع البحث الذي أجراه Zhang Na et al. عندما انخفضت درجة حرارة الماء من 20 درجة إلى 5 درجات، انخفض متوسط ​​معدل إزالة TN إلى 65.44%، وارتفع متوسط ​​تركيز النفايات السائلة إلى 12.70 ملجم/لتر. عندما كانت درجة حرارة الماء 0 ~ 5 درجة، انخفض متوسط ​​معدل إزالة TN إلى 52.75%، وزاد متوسط ​​تركيز النفايات السائلة إلى 17.62 ملجم/لتر، مما يشير إلى تأثير معين على إزالة TN. تشير الدراسات إلى أنه مع انخفاض درجة حرارة الماء، يتم تثبيط النشاط الميكروبي. عندما درجة حرارة الماء<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 درجة، أداء إزالة TN جيد، مع استقرار النفايات السائلة أقل من 15 ملغم / لتر. عند هذه النقطة، وبالنظر إلى إزالة الملوثات الأخرى، يمكن زيادة قدرة معالجة مياه الصرف الصحي بشكل مناسب.

كما هو مبين فيالشكل 3، مع انخفاض درجة حرارة الماء تدريجيا، NH₄⁺-انخفض معدل إزالة N من الحد الأقصى 99.52% إلى الحد الأدنى 74.77%، والتدفق السائل NH₄⁺-زاد تركيز N من الحد الأدنى 0.17 مجم/لتر إلى 8.40 مجم/لتر. انخفاض درجة حرارة الماء يمنع نشاط البكتيريا الآزوتية والنترجية، مما يقلل من NH₄⁺-N removal. However, when water temperature >12 درجة، متوسط ​​التدفق السائل NH₄⁺-كان تركيز N 1.58 مجم/لتر. عندما تكون درجة حرارة الماء أقل من أو تساوي 12 درجة، يكون متوسط ​​التدفق السائل NH₄⁺-ازداد تركيز N إلى 6.58 مجم/لتر، لكن التدفق السائل NH₄⁺-N دائمًا يفي بمعايير الدرجة الأولى في DB 34/3527-2019. عندما كانت درجة حرارة الماء 20 ~ 32 درجة، متوسط ​​NH₄⁺-تجاوز معدل الإزالة N 96%. جنبا إلى جنب معالشكل 5 (ب)، النفايات السائلة NH₄⁺-كان تركيز N أقل من 2 ملجم/لتر في هذا النطاق، مما يشير إلى نشاط البكتيريا الآزوتية العالية وNH3 ممتاز بشكل عام₄⁺-إزالة N. وعندما تنخفض درجة حرارة الماء تدريجياً من 20 درجة إلى 12 درجة يكون متوسط ​​NH₄⁺-N removal rate still exceeded 90%, showing good removal, as research indicates water temperature >12 درجة مناسبة لنمو البكتيريا النترجة، وتعزيز النترجة. ولذلك، نه₄⁺-حافظ N على معدلات إزالة عالية في نطاق 12 إلى 20 درجة. عندما انخفضت درجة حرارة الماء تدريجيا من 12 درجة إلى 0 درجة، كان متوسط ​​NH₄⁺-ما زال معدل الإزالة N يصل إلى 80%. تظهر الأبحاث الحالية أن البكتيريا الآزوتية تفقد تقريبًا قدرتها على النترجة عند 0 درجة. ومع ذلك، تظهر نتائج هذه الدراسة أنه حتى عند درجة 0، فإن NH₄⁺-تجاوز معدل إزالة N 75%، مما يشير إلى أداء النترجة الجيد لهذه العملية في درجات حرارة منخفضة. وذلك لأن نظام IFAS في قسم A2O-MBBR من هذه الدراسة له عمر طويل لحمأة الأغشية الحيوية يصل إلى حوالي شهر واحد، مما يجعل معدل النترجة في خزان الكيمياء الحيوية أقل تأثرًا بدرجة الحرارة بكثير من عمليات الحمأة المنشطة التقليدية، مما يحسن بشكل كبير أداء النترجة في درجات حرارة الشتاء المنخفضة. البحث الذي أجراه وي شياوهان وآخرون. يشير أيضًا إلى أن السبب الرئيسي لعدم توافق -NH₄⁺-إن التدفق السائل في ظل ظروف درجة حرارة الماء المنخفضة لا يعد عمرًا كافيًا للحمأة المنشطة، حيث يكون تأثير درجة الحرارة على نشاط النترجة ثانويًا. لذلك، على الرغم من أن انخفاض درجة حرارة الماء أثر على نشاط النتريه إلى حد ما، إلا أن عمر الحمأة الكافي في هذه العملية يضمن NH₄⁺-إزالة N في درجات حرارة منخفضة. خلال فترة الاختبار، كان متوسط ​​​​النفايات السائلة NH₄⁺-كان تركيز N 3.50 مجم/لتر، وأظهرت العملية المجمعة أداء نترجة جيد ومستقر.

2.2.3 أداء إزالة الفوسفور

كما هو مبين فيالشكل 3، يختلف معدل إزالة TP قليلاً مع تغيرات درجة حرارة الماء، ويظل ثابتًا فوق 94٪. جنبا إلى جنب معالشكل 6، تراوح تركيز TP المؤثر من 3.03 ~ 4.14 مجم / لتر، وتراوح تركيز TP السائل من 0.14 إلى 0.28 مجم / لتر، مما يلبي معيار الدرجة A لـ DB 34/3527 - 2019. تعتمد هذه العملية على العمل المشترك لإزالة الفوسفور البيولوجي (بواسطة PAOs) وإزالة الفسفور الكيميائي (بواسطة PAC). عندما تنخفض درجة حرارة الماء، يتم تثبيط نشاط PAO، مما يؤثر على إزالة الفسفور البيولوجي. ومع ذلك، فإن هذه العملية تكمل إزالة الفسفور الكيميائي عن طريق جرعة 3.7 جم/يوم من PAC، مما يحافظ على معدل إزالة TP ثابت ويقلل تأثير تغيرات درجة حرارة الماء على إزالة الفوسفور في العملية المجمعة. تتمتع وحدة A2O بأفضل أداء لإزالة TP. كان متوسط ​​تركيز TP للوحدة اللاهوائية لوحدة نقص الأكسجين 2.48 مجم/لتر، مع معدل إزالة قدره 32.61%. كان متوسط ​​تركيز TP للوحدة الهوائية هو 0.29 ملغم/لتر، مع معدل إزالة قدره 59.51%. كان معدل إزالة TP الإجمالي لوحدة A2O هو 92.12%. يمكن للتصميم المحير لقسم A2O-MBBR أن يزيل إلى حد كبير نيتروجين النترات الموجود في السائل المختلط المعاد تدويره، مما يسمح لـ PAOs اللاهوائية بإطلاق الفوسفور بشكل أكثر شمولاً في القسم اللاهوائي وامتصاص الفوسفور بشكل كامل في القسم الهوائي، مما يعزز إزالة الفسفور البيولوجي. بالإضافة إلى ذلك، حافظت إزالة الفسفور الكيميائي عن طريق الجرعات على جانب واحد من خزان MBBR الهوائي على معدل إزالة TP ثابت، مع جودة مياه الصرف الصحي أفضل بشكل ثابت من معيار الدرجة A الخاص بـ DB 34/3527-2019. تحدث إزالة الفسفور البيولوجي في قسم A2O-MBBR بشكل رئيسي عندما تستخدم PAOs الموجودة في الخزان اللاهوائي المحير مصادر الكربون لتحويل جزء من المادة العضوية والأحماض الدهنية المتطايرة إلى polyhydroxyalkanoates (PHAs). عندما تتدفق مياه الصرف الصحي من الخزان اللاهوائي المحير إلى خزان MBBR الهوائي، تستخدم PAOs بعد ذلك PHAs كمانحين للإلكترونات لإكمال امتصاص الفسفور. ومع ذلك، يتأثر أداء إزالة الفسفور البيولوجي بسهولة بنشاط PAO، كما أن انخفاض درجة حرارة الماء يحد من نشاط PAO. لذلك، لتحقيق إزالة مستقرة للفوسفور، تم دمج إزالة الفسفور الكيميائي في تصميم العملية. بالإضافة إلى ذلك، فإن امتصاص الطبقة السفلية في الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطحي المعتمد على الكربون ونمو النباتات المغمورة في البركة البيئية يمتص أيضًا بعض الفسفور.

باختصار، عمل الإعداد بشكل مستقر خلال فترة الاختبار، مع أداء جيد بشكل عام لإزالة الملوثات. حققت العملية المجمعة A2O-MBBR + CWs معدلات إزالة متوسطة تبلغ 68.40% و89.45% و73.94% و94.04% لـ TN وNH₄⁺-N وCOD وTP، على التوالي. كان متوسط ​​تركيزات النفايات السائلة 11.69 ملجم/لتر، و3.50 ملجم/لتر، و26.9 ملجم/لتر، و0.22 ملجم/لتر، على التوالي، وكلها تلبي معيار الدرجة "أ" الخاص بـ DB 34/3527-} لعام 2019. البحث الذي أجراه وو تشيونغ وآخرون. يشير إلى أن A2O-MBBR هي عملية مركبة من الحمأة المنشطة والأغشية الحيوية، وتتميز بكمية ميكروبية كبيرة، وعمر الحمأة الطويل، والتحميل الحجمي العالي، والحجم الصغير والبصمة، ومقاومة قوية لأحمال الصدمات، وجودة جيدة للنفايات السائلة، وتشغيل مستقر. علاوة على ذلك، فإن أداء إزالة النتروجين لعمليات الأغشية الحيوية في الشتاء أفضل من عمليات الحمأة المنشطة، مما يجعلها أكثر ملاءمة لمعالجة مياه الصرف الصحي ذات درجات الحرارة المنخفضة في الشتاء. وهذا أيضًا هو السبب الرئيسي للأداء الجيد في إزالة الملوثات لقسم A2O-MBBR في هذه الدراسة. تضيف عملية A2O-MBBR + CWs المدمجة في هذه الدراسة منطقة معالجة تلميع CWs على أساس عملية A2O-MBBR، مما يزيد من تعزيز أداء التنقية الشامل والاستقرار التشغيلي للعملية. إزالة TN وNH₄⁺-كان N أقل تأثرًا بتغيرات درجة حرارة الماء الموسمية، في حين أن إزالة COD وTP لم يتأثر تقريبًا بدرجة حرارة الماء الموسمية. خلال فترة الاختبار، أظهر مقاومة قوية لأحمال الصدمات، مما يجعله مناسبًا للاستخدام في المناطق الريفية مع تقلبات كبيرة في جودة وكمية مياه الصرف الصحي المنزلية.

2.3 التحليل الاقتصادي للعملية المشتركة

تشمل تكاليف هذه العملية المجمعة بشكل أساسي تكاليف البناء وتكاليف تشغيل معالجة مياه الصرف الصحي. كانت تكاليف البناء لإعداد الإعداد التجريبي، بما في ذلك شراء أجسام الخزانات، والمعدات الكهربائية المساعدة، والوسائط، والمحطات المغمورة، وتجهيزات الأنابيب، بإجمالي حوالي 3000 يوان صيني. استنادًا إلى الحد الأقصى لسعة معالجة مياه الصرف الصحي خلال التجربة البالغة 0.18 متر مكعب/يوم، تبلغ تكلفة البناء لكل متر مكعب من مياه الصرف الصحي المعالجة حوالي 16,700 يوان صيني. تنشأ تكاليف التشغيل بشكل أساسي من عملية الإعداد، بما في ذلك استهلاك طاقة المعدات، وتكاليف المواد الكيميائية، وتكاليف التخلص من الحمأة، وتكاليف العمالة. تشتمل المعدات الكهربائية على: مضخة تغذية (قدرة 2 وات، Q=2.8 م³/ي)، ومضخة إعادة تدوير (قدرة 2 وات، Q=2.8 م³/ي)، جهاز تهوية (قدرة 5 وات، معدل تهوية =5 لتر/دقيقة)، ومضخة جرعات تمعجية (طاقة 2 وات). تم حسابه على أساس الحد الأقصى الفعلي لطاقة الاستخدام: مضخة التغذية 0.13 وات، مضخة إعادة التدوير 0.19 وات، جهاز التهوية 1.25 وات، مضخة الجرعات 2 وات. إجمالي طاقة الاستخدام الفعلي هو 0.00357 كيلووات، استهلاك الطاقة اليومي 0.086 كيلووات ساعة. يبلغ استهلاك الكهرباء لكل متر مكعب من مياه الصرف الصحي المعالجة 0.48 كيلووات في الساعة. باستخدام سعر الكهرباء الصناعية الذي يبلغ 0.7 يوان صيني/كيلوواط ساعة، تبلغ تكلفة الكهرباء 0.33 يوان صيني/متر مكعب. تبلغ تكلفة المواد الكيميائية PAC حوالي 2.4 يوان صيني/كجم، والاستخدام 3.7 جم/يوم. تبلغ كمية PAC المطلوبة لكل متر مكعب من مياه الصرف الصحي 20.56 جم، بتكلفة 0.05 يوان صيني/م3. تكلفة التخلص من الحمأة=كمية الحمأة × وحدة حجم تكلفة التخلص من الحمأة. يبلغ إنتاج الحمأة الجافة لكل طن من الماء 0.09 كجم. استنادًا إلى سعر وحدة نقل والتخلص من حمأة محطة معالجة مياه الصرف الصحي البلدية البالغة 60 يوان صيني/طن، تكلفة التخلص من الحمأة لكل طن من الماء=0.09 كجم × 0.06 يوان صيني/كجم=0.054 يوان صيني. نظرًا لأن الإعداد التجريبي يتطلب فقط فحصًا دوريًا بعد التشغيل، فقد تم تقدير تكلفة العمالة بناءً على الخبرة الهندسية الفعلية. يتم تشغيل مصنع بقدرة 10,000 طن يوميًا بواسطة شخص إلى شخصين. بافتراض أن راتب الشخص الواحد هو 3000 يوان صيني/الشهر، لشخصين، فإن مؤشر تكلفة العمالة يبلغ حوالي 0.02 يوان صيني/طن من الماء. تفاصيل التكلفة موضحة فيالجدول 4. باختصار، تكلفة المعالجة التشغيلية تبلغ حوالي 0.46 CNY/m³. ومع ذلك، مع زيادة القدرة على معالجة مياه الصرف الصحي، ستنخفض تكاليف البناء والتشغيل لكل طن من المياه. تكاليف البناء والتشغيل خلال الاختبار التجريبي هي للإشارة فقط.

3. الاستنتاجات

أظهرت العملية المجمعة A2O-MBBR + CWs أداءً جيدًا لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية. لم تتأثر إزالة TP و COD إلى حد كبير بتغيرات درجة حرارة الماء. متوسط ​​معدلات الإزالة لـ 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 درجة، جودة النفايات السائلة يمكن أن تلبي معيار الدرجة الأولى GB 18918-2002 "معيار تصريف الملوثات لمحطات معالجة مياه الصرف الصحي البلدية". يمكن لهذه العملية استخدام المواد العضوية داخل النظام بكفاءة كمصدر للكربون لتعزيز عملية إزالة النتروجين، والحفاظ على إزالة أكثر من 50% من TN حتى عند درجات حرارة الماء المنخفضة التي تصل إلى 0 درجة.

تبلغ القدرة المثلى لمعالجة مياه الصرف الصحي للعملية المجمعة A2O-MBBR + CWs في الشتاء 120 لترًا في اليوم، و180 لترًا في اليوم في غير -مواسم الشتاء. كان للتغيرات الموسمية في درجة حرارة الماء (التي تتناقص تدريجياً من 32 درجة إلى 0 درجة) تأثير معين فقط على إزالة النيتروجين من خلال العملية المشتركة. انخفض معدل إزالة TN من 79.19% إلى 51.38%، وNH₄⁺-انخفض معدل إزالة N من 99.52% إلى 74.77%. حتى عند درجة 0، استوفت جودة النفايات السائلة بشكل ثابت معيار الدرجة A الخاص بـ DB 34/3527-2019، وNH₄⁺-ما زال معدل الإزالة N يصل إلى 74.77%. ويستفيد هذا من نظام IFAS، حيث يضمن عمر الحمأة الذي يصل إلى شهر واحد النترجة عند درجات حرارة منخفضة. عملت العملية بثبات خلال فترة الاختبار، وأظهرت مقاومة قوية للتغيرات في درجة حرارة الماء.

استخدمت عملية A2O-MBBR الأولية نوعين من حاملات الأغشية الحيوية المعلقة للارتباط الميكروبي، مما يشكل نظام IFAS. استخدمت الأراضي الرطبة ذات التدفق تحت السطح المعتمدة على الكربون- مواد حشو متعددة الوسائط بما في ذلك الفحم الحيوي والحجر الجيري والزيوليت، مما أدى إلى تحسين أداء الترشيح مع توفير سطح ربط واسع للكائنات الحية الدقيقة، مما أدى إلى تحسين قدرتها على المعالجة البيولوجية. تتميز عملية A2O-MBBR الأولية مع IFAS بتركيز عالي للكتلة الحيوية. تعمل الأراضي الرطبة المركبة الخلفية من CWs كمرحلة معالجة تلميع، مما يؤدي إلى معالجة مياه الصرف الصحي بشكل أكبر، مما يجعل النظام العام أكثر مقاومة لأحمال الصدمات.

تعتبر العملية المجمعة A2O-MBBR + CWs مناسبة لمعالجة مياه الصرف الصحي المنزلية في المناطق الريفية مع تقلبات كبيرة في الجودة والكمية. إنه يعمل بشكل مستقر وفعال، مع تكلفة معالجة تبلغ حوالي 0.46 CNY/m³. علاوة على ذلك، يمكن تعديل أقسام عملية A2O-MBBR+CWs بمرونة وفقًا لمعايير وسيناريوهات وأغراض التدفق المختلفة. يمكن لهذه العملية المجمعة أن توفر مرجعًا للبيانات وأساسًا لمشاريع معالجة مياه الصرف الصحي المحلية الريفية في الصين، وتوفر مسارًا لاستخدام الموارد للأراضي القاحلة الخاملة في المناطق الريفية، ولها إمكانات تطبيق واسعة في السوق في ظل الاتجاه الوطني المتمثل في (التأكيد بشدة على تحسين جودة البيئة الريفية.