محل تبلیغات شما

تصفیه آب و فاضلاب



ازنشهرنشینی ، توسعه صنعتی و تمدن همیشه در امتداد مسیرهای رودخانه ها ، نهرهای دریاچه ها و سایر منابع آب صورت گرفته است. تأمین آب به جوامع ، شهرها ، صنایع و ستگاه های فاضلاب بهداشتیکشاورزی برای مدت طولانی برای تلاش در جهت ایجاد یک محیط راحت برای انسان ضروری بوده است. در این راستا ، آب از منابع طبیعی برداشت و مهار می شود تا به این منظور برسد. منابعی که اکثراً ترجیح داده می شوند منابعی هستند که در چرخه آب آلودگی کمی داشته و یا هیچ آلودگی ندارند. انواع فعالیتهای انسان تمایل زیادی باسمزمعه آلودگی منابع آب دارد. با افزایش صنعتی سازی ، به نظر می رسد فاضلاب صنعتی یکی از بزرگترین منبع آلودگی برای آبهای سطحی در جهان است . تحقیقات فعلی نشان داد که آلودگی شدید اجسام آب و تخریب در کشورهای صنعتی اروپا ، ژاپن و آمریکای شمالی وجود دارد. این چالش بسیار نگران کننده است زیرا تحقیقات مختلف در آفریقا ، مناطقی از آسیا و آمریکای جنوبی به طور مساویلوله کاروگیت چالش های ویرانگر آلودگی آب مشابه چالش کشورهای صنعتی را گزارش کرده اند . چالش های آلودگی منابع آب خود را در مصارف مختلفی که آب تحت آن قرار دارد به نمایش می گذارد. این کاربردهای مختلف آلودگی های زیادی مانند Pb ، Cd ، Co ، Hg و غیره را در محیط به آب منتقل می کنند. به گفته  ، آب آبیاری آلوده به فات سنگین می تواند منجر به مرگ محصول شود ، از جذب مواد معدنی ضروری جلوگیری کند یا در میوه ها مسدود شود و در نتیجه آنها را برای انسان سمی کند و حیوانات را چرا دهد. این آلاینده ها در حیوانات دریایی نیز وجود دارد که منبع غذایی انسان نیز می باشد.سپتیک تانک


تصفیه آب و فاضلاب

فاضلاب کشاورزی آب شیرین کن ROاز امکانات کشاورزی ، آب مورد استفاده برای تمیز کردن در مزارع دام ، شستشوی محصولات برداشت شده و تجهیزات تمیز کردن تولید می شود. کود شیمیایی و سموم دفع آفات برای کشاورزی امروزی ضروری شده است. در نتیجه ، آنها به منبع بالقوه آلودگی آب تبدیل شده اند. این کودها حاوی مواد مغذی ، به طور عمده نیتروژن ، فسفر و پتاسیم هستند. برخی از مشخصات فاضلاب .رنگ فاضلاب .رنگ فاضلاب نشان دهنده فاضلاب است. فاضلاب تازه خاکستری است اما پس از مدتی سپتیک تانک، هنگامی که موادی که حمل می کند ، تیره و سیاه می شود

بوی فاضلاب. بوی فاضلاب نتیجه گازهایی است که با تجزیه مواد آلی پساب آزاد می شوند. بوی فاضلاب تازه را می توان بهتر از بوی فاضلاب کهنه تحمل کرد زیرا بوی فاضلاب قدیمی عمدتا ازازن ژنراتور سولفید هیدروژن حاصل از فعالیت باکتریهای بی هوازی است. اگر فاضلاب هوا و اکسیژن کافی دریافت کند ، باکتری های بی هوازی فعالیت آنها را متوقف می کنند و باکتری های هوازی تجزیه مواد آلی موجود در فاضلاب را به دست می گیرند. مهمترین گاز تولید شده توسط فعالیت باکتریهای هوازی ، دی اکسید کربن است. بنابراین ، اگر اکسیژن کافی در فاضلاب منفجر شود ، همان اتفاقی است که در تصفیه خانه های فاضلاب می افتد ، فاضلاب بدون بو می شود. 4.3 درجه اسیدیته فاضلاب فاضلاب خالص و تازه خانگی معمولاً دارای PH خنثی یا دارای PH قلیایی است. فقط پس از شروع پوسیدگی فاضلاب ، گازهای اسیدی تولید می شونددریچه منهول و مقدار pH فاضلاب کاهش می یابد ، اسیدی می شود. هرچه دمای محیط بیشتر باشد ، روند پوسیدگی زودتر شروع می شود. در شرایط نسبتاً طبیعی ، پوسیدگی 4 ساعت پس از تولید فاضلاب آغاز می شود . دمای فاضلاب به دلیل فعالیت های بیولوژیکی در فاضلاب ، درجه حرارت آن معمولاً بالاتر از آب در همان محیط است. در سردترین روزهای زمستان ، دمای فاضلاب معمولاً به زیر 10 ̊ نمی رسد. 4.5 ذرات خارجی در فاضلاب همیشه ذرات خارجی حل یا حل نشده و معلق در فاضلاب وجود دارد. ذرات خارجی حدود 1/0 درصد فاضلاب را تمخازن پلی اتیلنشکیل می دهند و بقیه آب است. حدود نیمی از ذرات خارجی موجود در فاضلاب مواد آلی و مواد معدنی است. ذرات خارجی موجود در فاضلاب به مواد آلی قابل ته نشینی و غیر قابل حل تقسیم می شوند. پس از حدود دو ساعت مواد جامد معلق در ته ظرف یا مخزن ته نشین می شوند.


تصفیه آب و فاضلاب

تصفیه آب متعارف شامل

ترکیبی از فرآیندهای فیزیکی ، شیمیایی و بیولوژیکی و عملیات حذف مواد جامد ،

مواد آلی و ، گاهی اوقات ، مواد مغذی از

فاضلاب بهداشتیاصطلاحات عمومی برای توصیف درجات مختلف درمان ، به ترتیب افزایش استفاده می شود

سطح تصفیه ، فاضلاب مقدماتی ، اولیه ، ثانویه و سوم و / یا پیشرفته است

رفتار.

2. I. درمان مقدماتی

هدف از درمان مقدماتی این است

حذف مواد جامد درشت و سایر مواد بزرگ

اغلب در فاضلاب خام یافت می شود. مقدماتی

درمان به حذف یا کاهش اندازه کمک می کند

مواد جامد بزرگ در لوله کاروگیت ، فرورفته ، معلق یا شناور درسپتیک تانک.

این جامدات از تکه های چوب ، پارچه ،

کاغذ ، پلاستیک ، زباله و غیره ، همراه با مقداری

مدفوع. مواد جامد معدنی سنگین حذف شده اند

مانند شن و ماسه و همچنین ف یا شیشه.

به این اشیا g شن و ماسه و بیش از حد گفته می شود

مقدار روغن یا گریس.

2.2. درمان اولیه

درمان اولیه برای از بین بردن آن طراحی شده است

مواد جامد آلی و معدنی توسط فیزیکی

فرآیندهای رسوبگذاری و شناور سازی.

تقریباً 25-50 of از نیاز اکسیژن بیوشیمیایی ورودی (BODs) ، 50-70 the از

مواد جامد معلق (SS) و 65٪ روغن

و چربی ها در طی درمان اولیه برداشته می شوند.

مقداری نیتروژن آلی ، فسفر آلی و

فات سنگین مرتبط با مواد جامد نیز هستند

در طول رسوب اولیه حذف می شود ، اما ترکیبات کلوئیدی و محلول تحت تأثیر قرار نمی گیرند.

پساب از واحدهای رسوب اولیه است

به عنوان پساب اولیه نامیده می شود. جدول 1 ارائه می دهد

اطلاعات مربوط به پساب اولیه از سه

تصفیه خانه های فاضلاب در کالیفرنیا همراه با

داده ها در مورد فاضلاب خام درمان برای حذف مواد آلی باقیمانده و

جامدات معلق. از نظر اندازه

مواد جامد ، توزیع تقریباً 30٪ است

معلق ، 6٪ کلوئیدی و حدود 65٪ محلول

مواد جامد. عملکرد درمان اولیه این است که

تا آنجا که ممکن است مواد جامد معلق را از بین ببرید. درمان اولیه با استفاده از روشن کننده ها یا

مخازن ته نشینی ، که مواد آلی قابل حل و مواد معدنی قابل حل را از آنها جدا می کند

فاضلاب پساب حاصل از تصفیه اولیه ،

بنابراین ، عمدتا شامل کلوئیدی و محلول است

جامدات آلی و معدنی. پساب اخیر

استانداردها و استانداردهای کیفیت آب نیاز به 

درجه بیشتری از مواد آلی از فاضلاب حذف می شود از آنچه می تواند توسط اولیه انجام شود

درمان به تنهایی حذف اضافی مواد آلی

با درمان ثانویه قابل دستیابی است.

روند درمان ثانویه شامل

تصفیه بیولوژیکی  فاضلاب صنعتیبا استفاده از انواع مختلف میکروارگانیسم ها در

یک محیط کنترل شده چندین فرآیند بیولوژیکی هوازی برای درمان ثانویه مورد استفاده قرار می گیرد که اساساً از نظر روشی متفاوت است

اکسیژن به میکروارگانیسم ها و

سرعت متابولیسم موجودات

مواد آلی


تصفیه آب و فاضلاب

طول (4 فوت) لولهخاکراازطریقپایهگسترشدهیدوسپسبهکاشیمتصلکنیدیالولهچدنرابهسپتیکمخدامهدهید. کاشیرادریکخطمستقیمقراردهید. حداقلسقوط: از 100 "1" به 2 ". (هرچهکاشیکوچکترباشد،شیبآنبیشتراست. برایکاشی 5 "یا 6" ،شیب Vs "درهرفوت؛ 4" کاشی، ~ "درهرپا.) 10 فوتبلافاصلهقبلازمخزننبایدبیشاز ~" درهرشیبداشتهباشدپا. همهاتصالاتراباملاتببندیدویامهرومومکنید (هنگاماستفادهازلولهچدنسربیاسایرموادقابلاثبات) بهطوریکههیچنشتیوجودنداشتهباشد


تصفیه آب و فاضلاب

آدم رو (منهول) نوعی از اتصالات است که برای متصل کردن شبکه و راه های سیستم  سپتیک تانک

 

 

انتقال فاضلاب, سیستم‌های مخابراتی و کابل‌کشی‌های زیر سطحی و غیره (آب و فاضلاب، تلفن، برق و…) مورد استفاده قرار می‌گیرد. برای نمونه در سیستم فاضلاب برای آنکه چندین خط لوله فاضلاب را به یکدیگر متصل کنند و به یک مسیر هدایت نمایند از آدم رو (منهول) استفاده می‌شود و یا در سیستم‌های مخابراتی در سختی گیر برای دسترسی به مسیرهای کابل‌ها در زیر زمین از آدم رو استفاده می‌شود.

لوله کاروگیت  در واقع برای دسترسی آسان انسان به داخل کانال و مخازن پروپیلن است . آدم رو را از جنس بتن، آجر , پلی اتیلن و پلاستیک می‌سازند که بنا به کاربری متفاوت خواهد بود و همچنین درپوشهای آنها نیز از جنس پلی اتیلن , فولاد , چدن و… است.

آدم رو ها (منهول) با توجه به محل کاربرد آن در ازن ژنراتور تقسیم بندی می شود:

  • آدم رو ها (منهول) با قطر کم ( جهت استفاده در خطوط فرعی)
  • آدم روها (منهول) با قطر بالا (جهت استفاده در خطوط اصلی)
  • منهول مماسی که از آن به عنوان منهول‌های جانبی نیز نام می‌برند اصولا برای دریچه‌های آب گیر یا دسترسی شبکه‌های مختلط (فاضلاب و آب‌های سطحی) کاربرد داشته و در صورت استفاده در شبکه فاضلاب مجزا ، تراز سکو باید بالاتر از 75 درصد پرشدگی لوله بوده و قطر خارجی بزرگتر یا مساوی 1200 میلیمتر باشد

تصفیه آب و فاضلاب

مقاومت انتقال جرم غشایی در لوله کاروگیت بسیار شبیه به آنچه توسط ولادیساولژویچ یافت شده است ، با پلی اتیل سولفومنمبران های آب دوست در ازن ژنراتور از ابعادی مشابه با آنچه در این مطالعه استفاده می شود ، و از این ادعا که آب پلی سولفون ممبران های استفاده شده در سختی گیر در این مطالعه هستند ، حمایت می کند. با استفاده از اطلاعات طرح ویلسون و مقادیر تجربی K به دست آمده ، ضریب انتقال جرم طرف مایع ، KL از معادله 4-7 بدست آمد ،نمایانگر عدد رینولدز تقریباً برابر است با 0.00 برای ماژول های لاستیک سیلی و ماژول های پلی اترسولفونمبرن - توضیح ماهیت شبه متناسب شکل 4-11. در این مطالعه ، اثر تعداد اشمیت ، Sc ارزیابی نشده است. وابستگی به قدرت 0.33 به طور گسترده ای در ادبیات پذیرفته شده است (ولادیساولژویچ ، 1999 ، یانگ و کاسلر ، 1986 ، احمد و سمنس ، 1996 ، کوته همکاران ، 1989) ، و تعیین قدرت برای این مقدار امکان توسعه روابط زیر را با Sc فراهم می کند: SR: 33.007.1Re99.1ScShEquation 4-12PES: 33.005.1Re96.0ScShEquation 4-13 بیان کننده عدد رینولدز در هر دو حالت مشابه است و نشان دهنده شباهت هندسی دو ماژول است. تغییر در نماها در سپتیک تانک

 

 ممکن است به تفاوت جزئی در کسر تخلیه ناشی از تفاوت در قطر فیبر مربوط باشد. جدول 4-7 روابط بدست آمده در مخازن پروپیلن را با روابط موجود در ادبیات مقایسه می کند.نمایانگر عدد رینولدز تقریباً برابر است با 0.00 برای ماژول های لاستیک سیلی و ماژول های پلی اترسولفونمبرن - توضیحات ماهیت شبه متناسب 4-11 در این مطالعه ، اثر تعداد اشمیت ، Sc هنوز موجود نیست. وابستگی به قدرت 0.33 به طور گسترده ای در ادبیات پذیرفته شده است (ولادیساولژویچ ، 1999 ، یانگ و کاسلر ، 1986 ، احمد و سمنس ، 1996 ، کوته همکاران ، 1989) ، کند کنید: SR: 33.007.1Re99.1ScShEquation 4-12PES: 33.005.1Re96.0ScShEquation 4-13 بیانگر عدد رینولدز در هر دو حالت مشابه است و نشان دهنده شباهت هندوستان دو ماژول است. تغییر در نماها ممکن است به اختلاف جزئی در کسر تخلیه تغییر در قطر فیبر مربوط باشد. جدول 4-7 روابط بدست آمده را با روابط موجود در ادبیات مقایسه می کند.نتیجه این ، ادبیات شامل چندین روش برای توسعه رابطه شامل محاسبات مختلف تعداد رینولدز (یعنی طول مشخصه مختلف) ، دامنه های مختلف تعداد رینولدز ، استفاده از گروه های مختلف بدون بعد ، ترکیب طول الیاف غشا (یانگ و کاسلر ، 1986) ، ترکیب تخلخل غشایی (Zhenget al. ، 2005) و اختلاط فشار (Ahmedet al. ، 2004). با این حال ، مقایسه روابط به دست آمده در این مطالعه با روابط موجود در منابع دیگر جریان موازی ، ماژول های غشای الیاف توخالی هدف ایجاد اطمینان از داده های به دست آمده را دارد. اگرچه روابط متفاوتی پیدا شد ، تفاوتها را می توان با تفاوت هندسه مواد غشا and و مدولهای مورد استفاده در تحقیقات مختلف توضیح داد.


تصفیه آب و فاضلاب

هر دو ماژول غشایی افزایش ضریب کلی انتقال جرم در لوله کاروگیت با افزایش دبی سمت آب را نشان دادند. بازهم این مربوط به کاهش اندازه لایه مرزی در ازن ژنراتور در طرف پوسته مبدل جرمی پوسته و لوله است. ج) بدست آوردن ضرایب انتقال جرم غشا فرد (1989) ، و معادله 4-6 برای پلی اترسولفون ریز متخلخل آب دوست (ولادیساولژویچ ، 1999).برای محاسبه مقاومت غشای غشاهای آبگریز ، اصطلاح Dwis با Da ، نفوذ اکسیژن در هوا جایگزین شد. متناوباً ، با محاسبه ضرایب انتقال توده اکسیژن کلی از داده های تجربی ، می توان یک طرح ویلسون به منظور بدست آوردن مقاومت انتقال جرم غشا ساخت. طرح ویلسون ، که در اصل به صورت ضریب انتقال ضریب انتقال حرارت در مبدل های حرارتی ساخته شده است (Fernandez-Searaet al.، 2005) ، شامل رسم مع جریان سمت آب در مقابل مع ضریب کلی انتقال جرم در سختی گیر است. این قبلاً توسط Vladisavljevic (1999) در کار برای تعیین مقاومتهای فردی در سیستمهای کنتاکتور غشای الیاف توخالی استفاده شده است. y- رهگیری نمودار نشان دهنده یک نقطه نظری از جریان بی نهایت آب است که در آن مقاومت فیلم مایع ، 1 / ​​KL ، برابر صفر است. بنابراین مقدار y- رهگیری برابر است با مقدار مقاومت غشا ، 1 / ​​KM.SR33950610PES2703032540 مقدار 1 / KM برای لاستیک سیلی که به طور آزمایشی در سپتیک تانک

 

 پیدا شده است از همان نظم است که مقدار محاسبه شده دارد و بسیار نزدیک به مقدار 52.6 x10-6m-1s محاسبه شده توسط Côté و همکاران (1989) ، برای ضریب انتقال جرم برای لاستیک سیلی است. غشایی با ضخامت و نفوذپذیری اکسیژن مشابه با آنچه در این مطالعه استفاده شده است. مقدار بدست آمده برای پلی اتیل سولفونی بسیار بالاتر از مقادیر به دست آمده در مخازن پروپیلن در غشا mic ریز متخلخل آبگریز است ؛ در واقع یانگ و کاسلر (1986) بیان می کنند که مقاومت غشای یک ماده آبگریز ناچیز است. این نشان می دهد R² = 0.91R² = 0.95051015202530354045500100000200000300000400000500000K-1x103 (s / m) Q-1 (s / m3) PESSR

90 غشا used مورد استفاده در این مطالعه آب دوست بود ، و تأیید توضیحات پیشنهادی برای نتایج مشاهده شده با تغییرات فشار ورودی به دست آمده با ماژول پلی اتیل سولفومنمبران. جدول 4-5 مقادیر بدست آمده را با مقادیر به دست آمده در ادبیات مقایسه می کند.


تصفیه آب و فاضلاب

در طول آزمایش هوادهی FVHD لوله کاروگیت، لایه ای از حباب ها در سطح غشا membrane تشکیل شده است ، همانطور که توسط Côté و همکاران نیز مشاهده شده است. (1988) و Caseyet al. (1999) ، و همانطور که در شکل 4-4 نشان داده شده است. این حبابها با پیشرفت آزمایش به تدریج اندازه آنها بزرگتر شد ، تا اینکه به 0123456701020304040506070809090 اکسیژن محلول رسیدند. (میلی گرم در لیتر) زمان (دقیقه)

اندازه بحرانی 78 که در آن حباب برای غلبه بر نیروهای کششی سطح به اندازه کافی NV ازن ژنراتور شناور بود و به جریان عمده ای فرار کرد. شکل 4-4: تشکیل حباب در سطح غشا (لاستیک سیلی ، فشار ورودی 0.5 بار ، جریان سمت گاز 2 دور در دقیقه ، 550 میلی لیتر در دقیقه 1 آب جریان جانبی) دو توضیح ممکن برای ترکیب این حباب ها وجود دارد: 1. به عنوان بخشی از روش تجربی ، ابتدا اکسیژن با عبور جریان حباب های ازت از لایه آب سلب شد. این یک محلول اشباع شده ازت را تشکیل می دهد و بنابراین هر نیتروژن عبور از غشا would قادر به ورود به فاز فله نیست و در عوض حباب هایی در سطح غشا ایجاد می کند. 2. حباب ها از اکسیژن تشکیل شده و در واسط آب غشایی شکل می گیرند که غلظت اکسیژن بیش از مقدار اشباع باشد - غلظت اکسیژن سطح تا 100 میلی گرم در لیتر با استفاده از غشاهای لاستیکی سیلی حاصل شده است (Caseyet al.، 1999). احتمالاً ترکیبی از این دو توضیح معتبر است و حبابها از مخلوطی از گازهای اکسیژن و ازت تشکیل شده اند. Côté و همکاران (1989) این حباب های نیتروژن را به کاهش مشاهده شده در ضریب انتقال توده اکسیژن نسبت می دهد که هوا از آن به عنوان گاز هوادهی در سختی گیر استفاده می شود. محققان پیشنهاد کردند

79 این که این حباب ها وظیفه سلب اکسیژن در سطح غشا را دارند و از ورود اکسیژن پراکنده به مایع فله در سپتیک تانک

 

جلوگیری می کنند.میانگین شار گزارش شده در این مطالعه بین غلظت اکسیژن محلول 1 میلی گرم در لیتر و 5 میلی گرم در لیتر برای مخازن پروپیلن محاسبه شده است ، انتخاب شده برای جلوگیری از هرگونه بی ثباتی در مراحل اولیه آزمایش های آزمایشی و اثر غلظت اولیه اکسیژن ، که از آزمایش به به دلایل عملی آزمایش کنید


تصفیه آب و فاضلاب

 از سال 1942 هوا به عنوان یک روش موثر برای کنترل سولفیدها در شبکه های فشار استفاده شده است (Pomeroy، 1959). هنگام تزریق هوا برای کنترل سولفید ، کاهش قابل توجه BOD5 گزارش شده است (بخش 2.2.2). در بخشهای زیر شرح مختصری از روشهای مختلف درون زهکی مورد استفاده برای شبکه های فشار آورده شده است. (i) تزریق مستقیم هوای فشرده ، 1964 ؛ ویوونا ، 1979 ، 1980 ؛ رودولوف ، 1981 ؛ ویوونا و والن ، 1982 ؛ كامدا و اوداوچی ، 1984 ؛ باكت و همكاران ، 1992 ؛ تاناكا و تاكناك ، 1995). این روش (شکل 2.2) شامل تزریق هوای فشرده مستقیم در اصلی در یک نقطه کم است. در یک لوله شیب دار به طور مداوم به سمت بالا 
Force MainFlect I Gauge ControlICheCkI ValveCoupling! Valve PressureIReliefValveControlsI PressureAirCompress ° REVIEW تلاطم تولید شده توسط حباب هایی که از لوله عبور می کنند منجر به انحلال کارآمد اکسیژن می شود تزریق هوا همیشه خصوصاً برای یک مجرای تقریباً هم سطح و یا محل نامنظم فاضلاب امکان پذیر نیست (US EPA ، 1974 ؛ Pomeroy ، 1992). در یک شبکه مسطح هوا به راحتی حرکت می کند و تلاطم تولید شده برای دستیابی به انحلال اکسیژن کافی نیست. در محل اصلی فرورفتگی با مشخصات نامنظم ، تزریق هوا منجر به مشکلات قفل شدن بیش از حد گاز می شود (بخش 2.7.1). (ii) هوادهی لوله U- هوادهی لوله U (شکل 2.3) به عنوان یک روش کارآمد برای کنترل شبکه فشار سولفیدین استفاده شده است ( میچل ، 1973 ؛ USEPA ، 1974). همانطور که در شکل 2.3 نشان داده شده است ، هوا از طریق مایع تنفسی که در لوله ای منتهی می شود به لوله U منتقل می شود ، یا با تزریق هوای فشرده از طریق یک حلقه انتشار در مایعات در پای پایین لوله U قرار می گیرد. تزریق هوا تحت فشار برای شرایطی که سطح اصلی نیرو بسیار کم است و فشار تخلیه کم است ضروری است (USEPA ، 1974). انحلال کافی اکسیژن در لوله U به دلیل زمان تماس نسبتاً طولانی گاز با آب و افزایش فشار هیدرواستاتیک در قسمت پایین لوله U به دلیل وجود ستون آب ، باعث پارامترهای مختلف می شود. پارامترهای مختلف لوله U شامل هوا / نسبت آب ، غلظت DO در ورودی ، عمق لوله U ، سرعت آب از طریق لوله U ومخازن اسید عمق پراکندگی ، و به طور کامل توسط Speece و همکاران بحث شده است. (1969) ، Speece and Orosco (1970) ، Mitchell ، (1973) ، Speece eta !. (1981) و USEPA (1985). اگرچه استفاده از هوادهی لوله U برای کنترل سولفیدها در شبکه های فشار موفقیت آمیز بوده است ، بعید به نظر می رسد که بتوان از لوله های U برای افزایش فزاینده DO استفاده کرد که نیاز به درمان بیولوژیکی دارد (Pomeroy and Lofy، 1977). شکل 2.3 هوادهی -U-tube (USEPA ، 1985).آسانسور هوا مانند لوله U است با این تفاوت که هوا به قسمت بالایی تزریق می شود. مشخص شده است که آسانسورهای هوا ، اگر برای پمپاژ فاضلاب در جایی که نسبتاً کم است ، استفاده شود ، به دلیل اتلاف انرژی ناشی از افزایش بیش از حد فاضلاب ، به اکسیژن محلول اضافه می شود (Pomeroy and Lofy، 1977). اگرچه ، بازده پمپاژ بالابر هوا کم است ، اما به نظر می رسد اگر به آسانسور هوا به عنوان یک دستگاه حل کننده آندوکسیژن پمپاژ هوا نگاه شود ، بهبود می یابد. در فاضلاب های نسبتاً مسطح ، مجموعه ای از ایستگاه های آسانسور کم که از آسانسورهای هوا استفاده می کنند ، می توانند غلظت DO کافی برای کنترل سولفیدها و انجام تصفیه فاضلاب مهم را بدست آورند. همچنین چنین سیستمی ممکن است در مقایسه با ایستگاه های پمپاژ معمولی مقرون به صرفه باشد (Pomeroy and Lofy، 1977). (iv) aspirators Venturi یک آسپیراتور ونتوری (شکل 2.4) شامل یک نازل همگرا ورودی ، گلو و بشکه adivergent است. مایعی که از طریق یک نازل با سرعت بالا عبور می کند ، مکش را در سمت تخلیه ایجاد می کندمخازن پروپیلن ، بنابراین اجازه می دهد هوا از لوله حفره هوا خارج شود. در گلو ، جایی که سرعت حداکثر و فشار کمترین است ، هوای روده ای با مایع ترکیب شده و توسط حرکت حاصل از جت پمپ شده به فشار تخلیه فشرده می شود. مخلوط صمیمی هوا و مایع از طریق بشکه واگرا به بزرگ مایع خارج می شود که در آن تلاطم زیاد باعث مخلوط شدن صحیح هوا و آب می شود. از اسپریتور ونتوری برای کنترل سولفید در نیروگاه ها و ایستگاه های بالابر در ایالات متحده استفاده شده است (USEPA ، 1985) ) به نظر می رسد در انگلستان هیچ مدرک مستندی در مورد استفاده از اسپریاتورهای ونتوری برای کنترل سولفید در شبکه های نیروگاهی وجود ندارد. با این وجود سیستم ونتوری که توسط Tom Maguire و Company Ltd.سپتیک تانک با نام V02 بازاریابی می شود ، می تواند برای این منظور استفاده شود. از V02 برای تصفیه لجن و مواد زائد خانگی و صنعتی استفاده شده است. بازده انتقال اکسیژن تا 30٪ ادعا شده است (ERC ، 1985 ؛ تام مگوایر ، 1986)Pomeroy and Lofy (1977) و با شرح زیر به شرح زیر می باشد: شامل هوادهی سطح نرمال و افزایش هوادهی سطح در نقاط تلاطم زیاد. مقدار اکسیژن محلول در جریان آب از طریق هوادهی سطح متناسب با (su) mb است ، جایی که s شیب خط انرژی جریان (m / m) است ، u سرعت است (m / sec) و ، b عرض سطح جریان (متر). در فاضلاب های بسیار کوچک با جریان سریع ، مقدار اکسیژن محلول ممکن است برای حفظ شرایط هوازی کافی باشد. با این حال ، برای فاضلاب بیش از چند سانتی متر عمق در آب و هوای گرم یا بیش از 1 متر عمق که دمای فاضلاب کم است ، اکسیژن رسانی از هوادهی سطح ناچیز خواهد بود. با توجه به این واقعیت که ، در سیستم های بزرگ ، فاضلاب در فاضلاب های تنه بزرگتر با صفحه های فلت جمع می شود. و جریان های عمیق تر ، نویسندگان نتیجه گرفتند که هوادهی سطح طبیعی انجام نخواهد شد تصفیه فاضلاب", "پکیج تصفیه فاضلاب", "تصفیه فاضلاب بهداشتی", "تصفیه فاضلاب صنعتی"," سپتیک تانک


تصفیه آب و فاضلاب

طول عمر سیستم تالاب باید به حداکثر برسد تا این نوع سیستم از منظر هزینه سرمایه بی اثر بماند. بخش اصلی مدل به وضوح نشان داد که تالاب ها دارای هزینه NPV بسیار کمتری نسبت به سیستم های فیلتر شن و ماسه هستند که در طول یک زندگی 20 ساله تجزیه و تحلیل می شود. هزینه های NPV برای تالاب ها در صورت استفاده از برآورد اخیر 7000 دلار برای نصب سیستم های 2 سلولی در اوهایو ، هزار دلار کمتر از سیستم فیلتر شنی باقی مانده است سپتیک تانک  (J. Boddy، وزارت بهداشت، Lorain، ارتباطات شخصی). در موارد جداگانه ، نشان داده شده است که این سیستم های تالابی طی 3/2 سال پس از نصب از کار افتاده اند (مان ، 1990 ؛ اشتاینر و کمبس ، 1993). همانطور که در شکل نشان داده شده است. 2 ، با تخفیف 10 درصدی ، گزینه تالاب باید عمر مفید / 8 سال یا بیشتر داشته باشد تا هزینه آن برابر با گزینه فیلتر شن و ماسه باشد. نرخ تخفیف بالاتر برای خرابی سیستم زودتر مجاز است ، نرخ تخفیف پایین تر به طول عمر بیشتری نیاز دارد.دریچه منهول  تالاب جایگزین باید برای ماندگاری 20 سال عمر مفید باشد تا گزینه اثر هزینه باقی بماند (نمی توان یک بار بیشتر از آن جایگزین کرد). هزینه های سالانه نقش عمده ای در مقایسه هزینه های سیستم NPV داشتند. هزینه های واقعی نظارت از منطقه ای به منطقه دیگر. تعداد واقعی نمونه های مورد نیاز برای پیوستن به مجوزهای NPDES مستقیماً به عملکرد سیستم بستگی دارد. اگر سیستم نتواند یک یا چند بار نظارت شده را برآورده کند ، نمونه برداری اضافی بالاتر از آنها و فرکانس 1 ساله مورد نیاز است تا سیستم جداگانه از استانداردهای پساب برخوردار باشد. نمونه برداری اضافی شامل هزینه های اضافی اما خاص زمین های مرطوب است که در نهایت هزینه های کل سیستم را به صاحب خانه افزایش می دهد در این مطالعه می توان سیستم های تصفیه جایگزین (به استثنای اراضی مرطوب و فیلترهای شن و ماسه) را بر اساس حداکثر هزینه نصب مجاز انتخاب کرد. حداکثر هزینه ایموم مدل شده در اینجا صرفاً تابعی از کل هزینه تالاب با عمر مفید 20 سال بود. اگر سیستم تصفیه جایگزین هزینه نصب 6675 دلار و بدون هزینه سالانه را داشت ، كل هزینه NPV پس از 20 سال برابر با تالاب تصفیه بود. با این حال ، شناخته نشده است که چنین سیستم های کم هزینه ای وجود داشته باشد یا تالاب ها به احتمال زیاد گزینه جذابی نیستند. در مقایسه با سیستم های فیلتر شن و ماسه ، هر گزینه دیگری با NPVof 8860 دلار از نظر سرمایه مقرون به صرفه بود. سیستم های معمول تپه بسته به شرایط خاک از 9000/15000 دلار در هزینه های سرمایه است (Henneck و همکاران ، 2001). غشای بسیار کارآمد D استیر و همکاران / اقتصاد اکولوژیک 44 (2003) 359/369366 سیستم های فیلتر شن و ماسه سالانه بارهای پاتوژن کمتری را نسبت به سیستم های مرطوب بدون توجه به عمر موثر سیستم به محیط تحویل می دهند (شکل 3 ؛ منحنی های a و b در مقایسه با سایر سیستم ها). اگر تخریب سیستم در راندمان تصفیه اتفاق نیفتد ، سیستم های فیلتر شنی / 25٪ از بار (از نظر غلظت نرمال پاتوژن ها) از کسانی که توسط سیستم های متوسط ​​تالاب تحویل می شوند ، آزاد می شوند (شکل 3 ؛ منحنی a در مقایسه با منحنی f). اگر کارایی سیستم با گذشت زمان کاهش یابد ، مجموع بارهای سالانه تحویل داده شده به محیط زیست B / 30٪ از سیستم های متوسط ​​تالاب بودند (شکل 3 ؛ منحنی های مقایسه شده با h). اگرچه این نتایج نسبت به خروجی آمونیاک بسیار حساس بودند ، اما در صورت حذف آمونیاک ، سیستم های فیلتر شنی هنوز فقط 40٪ از کلی فرم مدفوع ، BOD5andPloads از تالاب ها را تحویل می دهند. غلظت های تولید تالاب ها در طول عمر 10 ساله کمتر بود ، اما در طول 20 سال مدل سازی شده از سیستم های فیلتر شن و ماسه بیشتر بود لوله کاروگیت (شکل 3 ؛ منحنی گرم در مقایسه با ب). این نتایج تابعی از کارایی سیستم تالاب است. بازرسی ساده از تغییرات غلظت های نرمال (شکل 3) نشان داد که این دو سیستم تالابی دو سلول به سطح خروجی موجود در سیستم های فیلتر شن و ماسه دست نیافته اند (حتی اگر هیچ تخریب در کارایی سیستم با گذشت زمان وجود نداشته باشد). با این حال ، تالاب های درمانی شناخته شده اند که با طیف وسیعی از کارایی کار می کنند. سپتیک تانک  Neralla و همکاران (2000) 90/99٪ كلی فرم مدفوع و 80/90٪ BOD5 اثربخشی درمان را در مطالعه هفت تالاب درمانی داخلی ثبت كرد. انتهای فوقانی این محدوده با داده های فیلتر شن و ماسه گزارش شده توسط هریسون و دیگران مطابقت نداشت. (2000) و گلر (1997). كاهش فسفر در اين مدل با دامنه 80/97٪ كه براي ساير مناطق ذکر شده كاهش يافت (Maeh-lum et al.، 1995؛ Urbanc-Bercic and Bulc، 1995). سطح آمونياك فقط كمتر بود بیش از کارایی / 70٪ که به طور معمول در ادبیات گزارش می شود (گرسبرگ و دیگران ، 1983 ؛ هامر و نایت ، 1994 ؛ کوتوتاتپ و پولپرسرت ، 1997). مدلسازی بارهای خروجی با استفاده از خوش بینانه ترین (بالاترین گزارش) کارایی درمان تالاب ها (Ta-ble 2: High Efficiency Wetland) نشان داد که فیلترهای شن و ماسه هنوز هم تنها 50٪ از عوامل بیماری زا را به محیط زیست و همچنین سیستم های تالاب عملکردی ارائه می دهند (شکل 3 ؛ منحنی های a و b به ترتیب با c و e مقایسه شد). هر سیستم دیگری باید قبل از مقایسه مستقیم عوامل بیماریزایی با اثربخشی بیشتر از فیلترهای شن و ماسه.طول عمر سیستم تالاب باید به حداکثر برسد تا این نوع سیستم از منظر هزینه سرمایه بی اثر بماند. بخش اصلی مدل به وضوح نشان داد که تالاب ها دارای هزینه NPV بسیار کمتری نسبت به سیستم های فیلتر شن و ماسه هستند که در طول یک زندگی 20 ساله تجزیه و تحلیل می شود. هزینه های NPV برای تالاب ها در صورت استفاده از برآورد اخیر 7000 دلار برای نصب سیستم های 2 سلولی در اوهایو ، هزار دلار کمتر از سیستم فیلتر شنی باقی مانده است (J. Boddy، وزارت بهداشت، Lorain، ارتباطات شخصی). در موارد جداگانه ، نشان داده شده است که این سیستم های تالابی طی 3/2 سال پس از نصب از کار افتاده اند (مان ، 1990 ؛ اشتاینر و کمبس ، 1993). همانطور که در شکل نشان داده شده است. 2 ، با تخفیف 10 درصدی ، گزینه تالاب باید عمر مفید / 8 سال یا بیشتر داشته باشد تا هزینه آن برابر با گزینه فیلتر شن و ماسه باشد. نرخ تخفیف بالاتر برای خرابی سیستم زودتر مجاز است ، نرخ تخفیف پایین تر به طول عمر بیشتری نیاز دارد. تالاب جایگزینی باید برای آن زمان از عمر 20 ساله کاربردی باشد تا همچنان گزینه اثر هزینه باشد (نمی توان یک بار بیشتر از آن جایگزین کرد).هزینه های سالانه نقش عمده ای در مقایسه هزینه های سیستم NPV داشتند. هزینه های واقعی نظارت از منطقه ای به منطقه دیگر. تعداد واقعی نمونه های مورد نیاز برای پیوستن به مجوزهای NPDES مستقیماً به عملکرد سیستم بستگی دارد. اگر سیستم نتواند یک یا چند بار نظارت شده را برآورده کند ، نمونه برداری اضافی بالاتر از آنها و فرکانس 1 ساله مورد نیاز است تا سیستم جداگانه از استانداردهای پساب برخوردار باشد. نمونه برداری اضافی شامل هزینه های اضافی اما خاص زمین های مرطوب است که در نهایت هزینه های کل سیستم را به صاحب خانه افزایش می دهد در این مطالعه می توان سیستم های تصفیه جایگزین (به استثنای اراضی مرطوب و فیلترهای شن و ماسه) را بر اساس حداکثر هزینه نصب مجاز انتخاب کرد. حداکثر هزینه ایموم مدل شده در اینجا صرفاً تابعی از کل هزینه تالاب با عمر مفید 20 سال بود. اگر سیستم تصفیه جایگزین هزینه نصب 6675 دلار و بدون هزینه سالانه را داشت ، كل هزینه NPV پس از 20 سال برابر با تالاب تصفیه بود. با این حال ، شناخته نشده است که چنین سیستم های کم هزینه ای وجود داشته باشد یا تالاب ها به احتمال زیاد گزینه جذابی نیستند. در مقایسه با سیستم های فیلتر شن و ماسه ، هر گزینه دیگری با NPVof 8860 دلار از نظر سرمایه مقرون به صرفه بود. سیستم های معمول تپه بسته به شرایط خاک از 9000/15000 دلار در هزینه های سرمایه است (Henneck و همکاران ، 2001). غشای بسیار کارآمد D استیر و همکاران / سیستم های اکولوژیک 44 (2003) 359/369366 یا گزینه های درمان شیمیایی ممکن است هزینه های اولیه به میزان قابل توجهی بالاتر باشد. این هزینه های سرمایه شامل هیچگونه نگهداری سالانه ای نیست که ثابت شده است عامل محدود کننده سرمایه برای هر سیستم است سیستم های تصفیه تالاب به وضوح بیشتر از سیستم های فیلتر شن و ماسه بر اساس مدل سازی ارائه شده در اینجا بیشتر به محیط زیست وارد می شدند. بسیاری از سیستم های تصفیه تالاب نشان داده اند که پساب فاضلاب را برای بیش از 20 سال به طور مثر کاهش می دهند (Mitsch and Gosselink، 2000). با این حال ، مشخص نشد که طول عمر تالاب در هنگام تجزیه و تحلیل کل هزینه ها (بارها) به محیط زیست در مقایسه با سیستم های فیلتر شن و ماسه عامل مهمی است. تابع). Thatresult مستقیماً تابعی از تفاوت بین غلظت پاتوژن خروجی سیستم های تالاب در مقایسه با سیستم های فیلتر شن و ماسه بود. تحت محدودیت های جدید پساب NPDES (جدول 2) ، برخی از تالاب های تصفیه که قبلاً برای چندین سال به طور م functioningثر کار می کردند حداقل در یک طبقه بندی پساب (مان ، 1990 ؛ باهمیدیماری و دیگران ، 1991 ؛ اشتاینر و كمبس ، 1993 ؛ تری ، 1993 ؛ جنسن و غیره ، 1993). نیتروژن (همانطور که در اینجا در آمونیااداتا یافت می شود) و فسفر بیشترین مایعاتی هستند که نمی توانند استانداردهای تخلیه را برآورده کنند. سپس تصفیه آمونیاک (NH3) با شرایط غیر هوازی موجود در تالاب ها محدود می شود (USEPA ، 1999). واحدهای هوادهی اضافه شده به سیستم تالاب ممکن است اکسیژن موجود مورد نیاز برای واکنشهای کاهنده آمونیاک را افزایش داده و بنابراین بیش از حد بارهای نیتروژن را به محیط کاهش دهد. تولید فسفر را می توان با برداشت و حذف گیاهان بوته کمتر از اجازه دادن به تخریب طبیعی تالاب در آنها کاهش داد (در نتیجه باعث بهبود کارایی می شود) (دیویس و کوتینگام ، 1993 ، Ka-dlec و نایت ، 1996). این تغییرات در طراحی ، بهره برداری و نگهداری سیستم تصفیه تالاب ممکن است باعث کاهش هزینه های زیست محیطی تالاب های نزدیک به سیستم های فیلتر شن و ماسه شود.دریچه منهول


تصفیه آب و فاضلاب

تصفیه فاضلاب با استخرهای تثبیت کننده (استخرهای تثبیت کننده پسماند) استخرهای تثبیت کننده به صورت استخرهای کم عمق و ساخته دست بشر تعریف می شوند که از فرایندهای فیزیکی و بیولوژیکی برای کاهش میزان آلودگی فاضلاب استفاده می کنند. این فرایندها شامل رسوب ذرات جامد ، تجزیه مواد آلی ، کاهش عناصر غذایی (P و N) و کاهش ارگانیسم های بیماریزا مانند باکتری ها ، تخم های کرم و ویروس ها است (Polprasert ، 1996 ؛ Pena-Varon و Mara ، 2004). این حوضچه تثبیت کاملاً به طور گسترده توسط کشورهای در حال توسعه مورد سپتیک تانک  استفاده قرار می گیرد زیرا هزینه های ساخت و نگهداری ارزان بوده و زمین موجود نیز هنوز بسیار زیاد است. اصول اساسی حوضچه تثبیت کننده (Veenstra، 2000): منبع اصلی اکسیژن ، - روند تجزیه بیولوژیکی مواد آلی انجام شده توسط میکروارگانیسم ها (هوازی و بی هوازی) و کاهش ارگانیسم های بیماریزا از طریق چندین فرآیند تعاملی بین جلبک ها و باکتری ها.
حوضچه های تثبیت را می توان با توجه به فرآیند اصلی بیولوژیکی در حوضچه ، الگوی بارگذاری هیدرولیکی یا سطح تصفیه مورد نظر طبقه بندی کرد. بر این اساس ، استخرهای تثبیت کننده را می توان به موارد زیر طبقه بندی کرد: استخرهای بی هوازی ، استخرهای احتمالی و استخرهای بلوغ (Polprasert، 1996). -برکه های بی هوازی (استخرهای بی هوازی). حوضچه های بی هوازی به گونه ای طراحی شده اند که ذرات جامد زیست تخریب پذیر بیولوژیکی می توانند از طریق فرآیندهای بی هوازی ته نشین شده و تجزیه شوند. عمق این استخر معمولاً 3 تا 5 متر با زمان ماندگاری هیدرولیکی 1 تا 20 روز است. -برکه های فاکتوری. برکه های عادی معمولاً دارای عمق 1 تا 2 متر با یک فرآیند هضم هوازی در بالا و هضم بی هوازی در لایه پایین هستند. مدت زمان اقامت هیدرولیکی این نوع استخرها از 5 تا 30 روز است. استفاده از حوضچه های اختیاری با هدف ایجاد تعادل در اکسیژن ورودی از فرآیند فتوسنتز جلبک ها با استفاده از اکسیژن مورد استفاده برای تجزیه مواد آلی صورت می گیرد. -برکه های بلوغ. حوضچه رسیدن یک حوض کم عمق است که فقط 1 تا 1.5 متر عمق دارد. این هدف در نظر گرفته شده است تا کل حوضچه بتواند توسط جلبکها بیش از حد رشد کند تا اکسیژن تولید شده در طی فرآیند فتوسنتز برای فرآیند هضم هوازی استفاده شود. این حوضچه ها برای بهبود کیفیت آب تولید شده توسط تصفیه در استخرهای احتمالی و کاهش تعداد ارگانیسم های بیماریزا استفاده می شود تصفیه فاضلاب با حوضچه های گیاهان آب (حوضچه های ماکروفییت) حوضچه های گیاهان آب (ماکروفیتا = یعنی گیاهان آبزی که اندازه نسبتاً زیادی از جلبک ها دارند) نوعی استخر بالغ هستند لوله کاروگیت  که از گیاهان آبزی استفاده می کنند که یا شناور هستند و یا در آب شناور هستند. گیاهان آبزی مورد استفاده در این سیستم فرآوری قادر به جذب مقادیر نسبتاً زیادی مواد مغذی غیر آلی (به ویژه P و N) هستند (Pescod، 1992؛ Körner et al.، 2003). علاوه بر این ، این سیستم همچنین می تواند محتوای فات سنگین در فاضلاب را کاهش دهد (Polprasert، 1996؛ Espinosa-Quinones et al.، 2005). عملکرد استخرهای گیاهان آبزی اساساً بر اساس همزیستی متقابل بین گیاهان آبزی و باکتری های تجزیه کننده آلاینده های موجود در آب است. باکتری های هوازی و عاملی که با استفاده از اکسیژن تولید شده توسط فرآیند فتوسنتز گیاهان آبزی ، محتوای آلاینده های آلی را تجزیه می کنند. در همین حال ، محصولات جانبی فرآیند هضم توسط باکتری ها ، یعنی دی اکسید کربن و آمونیوم ، توسط گیاهان آبزی در فرآیند فتوسنتز استفاده می شود. شماتیک فرآیند تصفیه فاضلاب در استخرهای گیاهان آبزی در شکل 4 مشاهده می شود از طیف گسترده ای از گیاهان آبزی می توان برای حوضچه های گیاهان آبزی استفاده کرد و می توان آنها را برای اهداف مختلف مانند خوراک دام یا پایه صنایع دستی برداشت کرد. با این حال ، اگر قرار است از محصولات زراعی به عنوان غذای حیوانات استفاده شود ، باید توجه داشت که فاضلاب تصفیه شده حاوی فات سنگین خطرناک نیست.دریچه منهول  برخی از انواع گیاهان که غالباً مورد استفاده قرار می گیرند و بطور فشرده مورد مطالعه قرار گرفته اند ، گیاه اردک است (Lemna sp.). در اندونزی گیاهی که قابلیت استفاده دارد ، سنبل آبی است (سنبل آب = Eichhornia crassipes). Hasim (2003) به تحقیق توسط Widyanto و Susilo (1977) استناد می کند که گزارش می دهد در 24 ساعت سنبل آب قادر به جذب کادمیوم (Cd) ، جیوه (Hg) و نیکل (Ni) ، هر یک از 1.35 میلی گرم در گرم ، 1.77 میلی گرم بود. در گرم و در صورت عدم اختلاط فات ، 16/1 میلی گرم در گرم. سنبل آبی همچنین هنگامی که این فات با فات دیگر مخلوط می شوند ، Cd 1.23 میلی گرم در گرم ، Hg 1.88 میلی گرم در گرم و Ni 0.35 میلی گرم در گرم وزن خشک را جذب می کند. Lubis و Sofyan (1986 در Hasim ، 2003) نتیجه گرفتند که ف کروم (Cr) حداکثر با pH 7 می تواند توسط سنبل آب جذب شده و محتوای آن به 51.85 درصد کاهش یابد. همانطور که قبلاً بیان شد ، استخرهای گیاهان آبزی با استفاده از گیاهان شناور با سیستم ریشه ای نسبتاً بزرگ ، در کاهش محتوای مواد مغذی فاضلاب بسیار کارآمد خواهند بود. این امر باعث می شود که استخرهای گیاهان آبزی در سیستم های تصفیه فاضلاب بزرگتر برای تصفیه سوم قابل استفاده باشند. در مناطق گرمسیری ، برخی از گیاهان آبزی به سرعت رشد می کنند (دو برابر جرم آنها در 6 روز) به طوری که یک برکه می تواند تقریباً 250 کیلوگرم در هکتار در روز (وزن خشک) تولید کند. لوله کاروگیت توانایی این سیستم در شکستن BOD تا 95٪ است در حالی که کاهش نیتروژن و فسفر تا 80٪ و 50٪ است. مزایا و محدودیت های تصفیه فاضلاب با استفاده از حوضچه های گیاهان آبزی را می توان در جدول 3 خلاصه کرد.سپتیک تانک  لجن اکسیژن


تصفیه آب و فاضلاب

تبلیغات

محل تبلیغات شما

آخرین ارسال ها

محل تبلیغات شما محل تبلیغات شما

آخرین جستجو ها