臭氧化和生物活性炭过滤对陶瓷膜结垢的影响外文翻译资料

 2022-08-09 20:06:55

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臭氧化和生物活性炭过滤对陶瓷膜结垢的影响

关键字：

臭氧层BAC过滤

陶瓷膜二次废水生物聚合物

腐殖质

摘 要 :

研究了臭氧预处理（臭氧化，臭氧化）和生物活性炭（BAC）过滤预处理，用于陶瓷微滤（CMF）处理二次废水（SE）。臭氧预处理比BAC预处理或臭氧与BAC的组合使用（O3 BAC）预处理具有更高的总紫外线吸收率（UVA254）和色度以及更高的渗透性。通过陶瓷过滤对臭氧预处理水的去除总色和UVA254分别为97％和63％，而BAC预处理分别为86％和48％，未处理水分别为29％和6％ 。然而，臭氧预处理不能有效去除溶解的有机碳（DOC）。发现臭氧预处理水在200分钟运行后透过陶瓷膜的渗透性降低到原始值的50％。而BAC预处理，O3 BAC预处理的渗透率约为原始值的10％水和未经处理的水。臭氧预处理水的较高渗透性归因于生物聚合物颗粒的优异去除（100％）和腐殖质的高度去除（84％）。在臭氧预处理和陶瓷过滤之间包含BAC阶段是有害的。发现O3 BAC（CMF工艺在运行200分钟后比O3 CMF工艺具有更高的生物聚合物去除率（96％），较低的腐殖质（HS）成分去除率（66％）和较低的归一化渗透率（0.1）（86％，84％）和0.5）。暂时将其归因于臭氧对BAC生物膜和吸附成分的化学氧化作用，导致产生了O3thorn;CMF过程中未产生的污垢。这项研究表明，与O3 BAC预处理相比，臭氧预处理具有减少有机污垢并因此提高SE的CMF流量的潜力。

1. 介绍

微滤（MF）膜用于处理废水处理厂的SE的应用集中于由聚合材料制成的膜（雷曼和刘，2009年）。然而，近来，由陶瓷材料制成的膜在废水处理中的应用正在增长。尽管陶瓷的活性过滤层每平方米的价格通常更高。膜比聚合物膜（Ciora和Liu，2003年），陶瓷膜可有效配合不同的预处理选项的能力使其成为废水处理技术中的新兴概念，以抵消这种较高的材料成本（陶氏等，2013）。一个众所周知的例子是混凝预处理，它在膜过滤之前聚集颗粒，防止颗粒进入膜孔并沉积在膜表面（高林格（Gaulinger），2007年； 亨德里克斯，2006年）。因此，通过混凝预处理，MF系统中的渗透物质量得以提高（Carroll et al., 1999;平井市 1992;Mo and Huang, 2003;Vickers et al。，1995； Williams等，1995。Xia等，2004）。

混凝和膜过滤的结合不仅可以提高膜的渗透性，而且可以提高采出水的质量（Jang等，2006）。观察到混凝预处理与陶瓷MF结合可减少清洁操作的速度（Mallevialle等，1996）。但是，在一项研究中观察到，低分子量多糖化合物的不可逆结垢不能通过凝结来减少（Lahoussine-Turcaud等，1990）。当在聚合物MF膜之前进行凝结时可能会产生不利的结果（Mallevialle等，1996）。通过添加凝结剂化学物质部分去除天然有机物（NOM）可以抑制MF膜的结垢。由于需要将化学残留物最小化以确保安全的水质，因此引入臭氧处理可以作为减少膜污染的替代解决方案。

当用作MF陶瓷膜的预处理时，臭氧可以提供更高的渗透通量，而不会损坏陶瓷膜（雷曼和刘，2009年）。较高的通量导致较低的投资成本，因此是用于水处理的陶瓷膜价格适中的关键部分。通过臭氧预处理获得的更高的渗透通量可以归因于膜结垢的显著减少，这在很大程度上取决于臭氧浓度和流体动力学条件（Kim等， 2008;Yu等，2016b）。在结合臭氧-陶瓷膜过程中表征NOM的过程中，观察到臭氧预处理水的通量增加（25％）归因于NOM的分解（Park等人，2012年）。关于SE的臭氧化和CMF效果的另一项研究（加利福尼亚州奇诺的中试工厂）表明，臭氧预处理可以有效地降解胶体NOM，这可能是造成大部分膜污染的原因（雷曼和刘，2009年）。还发现臭氧可以改善从兰辛湖（密歇根州哈斯莱特）采集的样品通过涂有二氧化钛的陶瓷膜的渗透通量，这归因于膜表面形成OH或其他自由基以及氧化膜的氧化降解。膜表面的污垢（Karnik等，2005）。

但是，臭氧预处理也会使膜污染加剧（朱等人，2009）。臭氧的负面影响已归因于臭氧化后有机大分子的数量增加。臭氧预处理可以杀死给水中的微生物，从而释放细胞碎片，从而污染膜。此外，臭氧预处理可以将高分子量（MW）的溶解有机物（DOM）分解为低分子量的成分（阮，2012），可以促进细菌的再生，从而加速膜生物污染（Miettinen et al., 1998;van Der Kooij等，1989）。以前的研究中观察到的臭氧对超滤膜结垢的矛盾和不确定性可以用臭氧对原水性质和臭氧剂量的依赖性来解释（Yu等，2017）。

臭氧化后包含BAC阶段有可能克服由于细菌再生长而造成的结垢，而臭氧化可由臭氧化促进。在BAC过滤系统中去除污染物时，涉及两个主要的并行机制。吸附是由于活性炭上存在吸附位（沃克和韦德利，1999年）和由于微生物活性在培养基间隙中产生的生物降解（Lu等，2013; 拉蒂尔（Rattier），2012年；Servais等，1992）。吸附和生物降解的协同作用可能导致去除有机物，包括微污染物，卤代烃以及味觉和气味化合物（Velten等，2007）。此外，BAC色谱柱中的活性炭可以在多个再活化周期内使用，而不必更换为新鲜的碳。这样可以减少与处理废碳有关的环境负担（Van Der Hoek等，1999）。因此，BAC过滤系统需要较低的能源需求和运营成本（沃克和韦德利，1999年）。

关于臭氧化和BAC联合处理对水质的影响，已有大量研究。臭氧化与与单独的臭氧化相比，BAC工艺已显示出更高的生物再生潜力降低能力和消毒副产物（DBP）前体的去除效果更好（Cipparone et al。，1997。范德库伊 等，1989）。臭氧在SE上的应用将较大的DOM分子转化为较小的DOM，从而提高了有机物的生物降解能力（艾米（Amy）等人，1987；Volk等，1993）。可以通过生物降解去除的DOC被称为可生物降解的溶解有机碳（BDOC）。臭氧化过程中产生的BDOC可通过随后的BAC处理去除（Siddiqui等，1997）。许多研究建议将臭氧处理和BAC联合用于饮用水处理（Geismar等，2012；Huck et al。，1992； Hack等，1992。Kong et al., 2006;， 1993;Toor和Mohseni，2007年；Van Der Hoek等，1999；许 et al., 2007;Yapsakli和Ccedil;eccedil;en，2010年）。臭氧处理和BAC联合使用也已用于废水处理。在处理废水中的SE时，发现臭氧和BAC的组合可实现化学氧的58、90、25、75和90％的去除效率。

需求量（COD），NH3eN，总有机碳（TOC），UVA254和颜色分别（Wang等，2008）和溶解有机碳（DOC），微量有机化学物质，非特异性毒性和雌激素的去除率分别为50％，90％，70％和95％（Reungoat等，2012）。

还研究了臭氧化和BAC联合处理在涉及膜的水处理过程中的作用。臭氧处理和BAC预处理的共同作用被发现可以提高PVDF膜的渗透通量，以处理活性污泥废水（阮和罗迪克，2010年）。但是，尚未对将臭氧和/或BAC用作陶瓷膜过滤的预处理方法进行SE（Li等，2005）。了解臭氧-BAC组合预处理对有机物去除效率和减少膜污染的影响，可以设计出最佳的经济处理条件。这项研究的目的是探讨这些预处理方法对废水质量和陶瓷膜渗透性的影响。

  1. 材料和方法

2.1. 生水

原始SE是从墨尔本水务公司的西部处理厂收集的，在该澳大利亚城市中，有50％以上的污水通过活性污泥-泻湖工艺进行处理。在紫外线消毒和氯化之前，从成熟的泻湖溢流中收集样品水，这相当于将其送入膜厂重复使用的水。将样品水储存在直至需要。在进行所有测试之前，将存储的样品加热到室温（22plusmn;1），并使用10毫米纸过滤器（Advantec 5A）进行预过滤。

2.2. 实验设备

实验设备的示意图显示在图.1。使用A2Z臭氧发生器产生臭氧。以2 L（NTP）.min—1的流速将纯氧供应至发生器。通过石扩散器以1.4 L（NTP）.min—1的流速将臭氧注入饲料样品中。BAC颗粒（Acticarb BAC GA1000N）是从澳大利亚Castlemaine Castlemaine水处理厂的运行中的臭氧-BAC系统获得的（Zhang等，2016）。此测试中使用了高度为180 mm，直径为50 mm的BAC柱。商业咨询委员会进料泵以15 mL min—1的流速泵送。柱的空床接触时间（EBCT）为20分钟。

具有标称值的管状陶瓷膜（颇尔公司）使用100 nm的孔径（内径7 mm，长度25 cm）。由内向外的膜具有氧化铝支撑层，其上具有氧化锆涂层。不锈钢的Schumasiv膜组件用于容纳膜。不锈钢配件（世伟洛克）和高压管用于连接膜工艺组件。使用低速活塞泵（Fluid Metering，Inc，QG 150）以15 mL min—1的流速泵送膜进料。使用数字压力计（TPI 665）监控压力。所有实验的温度为22plusmn;1○C。臭氧的规格

本研究中使用的发生器，BAC色谱柱和膜如下表格1

2.3. 实验程序

SE用作O3和/或BAC和/或CMF处理的进料。在传统方法中，由于活性层位于陶瓷管的内部，因此该膜以从内向外的方式运行其中，PTfrac14;20是20○C（Pa）时的压力，P腹肌是绝对压力（Pa），mTfrac14;20是20℃时水的粘度，mT）是温度T下水的粘度。液压（液体）反冲洗定期通过加压去离子水和一系列阀门进行操作。将反洗设定为在每过滤30分钟后以4bar的反洗压力进行。在每个过滤步骤之前和之后收集样品，以研究不同的水质参数。O3BAC CMF实验期间，在BAC色谱柱之前，测得的残留臭氧量为0.3至0.5mg.L—1。在O3 CMF实验中，测得的残留量。陶瓷膜之前的臭氧为2-3 mg.L—1。O3 CMF实验中残留臭氧的浓度是为了使陶瓷膜促进与残留臭氧的任何潜在催化反应。为了除去累积的有机和无机材料，首先用热水清洗膜10分钟。之后，使用2％（w/v）NaOH在75-80○C的温度下清洁膜20-30分钟，然后进行热水清洁。最终膜被在75-80○C的温度下用2％硝酸清洗20-30分钟，然后进行热水清洗（颇尔，2006年）。的通过在180L m—2.h—1上进行至少一小时的清洁水测试并达15kPaplusmn;2 kPa的TMP来确认清洁程序的有效性。使用归一化渗透率和统一的膜污染指数（UMFI）来量化陶瓷膜上的污染潜力。使用公式已对温度进行校正的所有TMP数据点（1）和（2）用于计算渗透率或比通量（Lm—2.h—1.kPa—1）方程(3).然后计算归一化磁导率J0s通过将J / DP除以初始或清洁膜条件为等式中所示(4).
使用直接过滤（死角）恒定通量模式的加压配置，以复制水行业的实际工厂操作。每次过滤至少进行200分钟。连续监测跨膜压（TMP）。

2.4. 分析方法

在不同处理之前和之后确定SE UVA254，DOC，颜色和组成分子量分布。使用具有1 cm石英池的HACH分光光度计（DR 5000）测量UVA254。使用配备自动采样器的Shimadzu总有机碳分析仪（TOC-VCSH）测量DOC。通过减去两个直接测量的参数间接获得DOC浓度：总碳（TC）和无机碳（IC）。在进行DOC分析之前，所有样品均通过0.45 mm醋酸纤维素膜滤器过滤。使用具有10 cm石英池的HACH分光光度计（DR 5000）以Pt-Co单位测量颜色。使用Perkin-Elmer LS-55荧光光谱仪测量激发发射光谱，该光谱仪使用氙激发源。扫描以5 nm的增量从200到550 nm进行。光谱仪中每个样品的扫描总数为70。

废水成分的分子量分布是通过液相色谱（LC）分析，使用PDA和荧光检测器串联得到的。LC方法是在室温下使用TSK凝胶柱（G3000 SW，C-SW3600482）和磷酸盐缓冲液（10 mM KH2PO410 mM Na2HPO4）进行的流动相。该色谱柱以0.5 mL / min—1的流速和50 mL的进样量运行。加上顺序的在线检测器，安装一个紫外线可见光电二极管阵列（l 200e800 nm）和一个荧光检测器（RF-10AXL）。280 nm / 352 nm（Ex / Em）的荧光激发（Ex）和发射（Em）波长用于检测蛋白样化合物，330 nm / 425 nm（Ex / Em）的波长用于检测腐殖质。使用3420、4600、6200、15,650和39,000 Da的聚苯乙烯磺酸盐（PSS）分子量标准品校准LC色谱柱。

用靛蓝法测定实验反应液中溶解的臭氧浓度（er和 豪恩, 1981）。该方法基于靛蓝试剂被臭氧脱色，其中颜色的损失与臭氧浓度成正比。使用高纯度靛蓝三磺酸盐（gt; 80％，Sigma Aldrich）作为靛蓝试剂，其在600 nm处的摩尔吸收率约为20,000 M-1cm-1。为了测量残留的臭氧，从无臭氧的空白样品中减去与样品反应后靛蓝三磺酸盐的吸光度。使用DR 5000分光光度计（HACH）测量600 nm处的吸光度。

  1. 结果和讨论

3.1. 原水表征

将这些实验中使用的原始SE的特性与文献中的SE进行了比较。表2.发现样品的pH，UVA254，电导率和COD值非常高与文学价值观相似。发现样品的颜色，浊度和总溶解固体（TDS）低于文献值。但是，发现样品的DOC高于文献值。之所以不同，是由于不同处理厂中二级处理的类型不同。

SE的荧光激发-发射矩阵（EEM）光谱显示在图2。在基质中发现了两个主要的峰位置（280 nm / 352 nm，330 nm / 425 nm，Ex / Em）。Em lt;380 nm的荧光峰代表蛋白样物质（酪氨酸和色氨酸），E

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