PAC的使用剂量在中试规模中的PAC-MBR处理微污染地表水中的影响外文翻译资料

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PAC的使用剂量在中试规模中的PAC-MBR处理微污染地表水中的影响

1. 介绍

由于过去几十年的工业发展迅速，越来越多的污染物被排放到接收地表水中而没有经过适当处理，因此对饮用水源的质量造成巨大威胁。这种受污染的地表水被称为微污染地表水（MPSW）。一般来说，它含有低于10 mg / L的化学需氧量COD锰 ，其中有机碳和氨是主要污染物（Sagbo等人，2008）。最近，膜生物反应器（MBR）作为一种先进的技术，在MPSW处理方面得到了广泛的应用（Ma等人，2012年，2013年;Tian 等人，2008年），基于以下几个方面：

（1）生物降解有利于去除MPSW中的主要污染物，如氨（Li等人，2006;Xu等人，2007年）;

（2）膜生物反应器系统中的膜截留提供了一种阻止微生物泄漏到产品水中的屏障（Oh等人，2007年; Tian等人，2009年），该屏障提供了具有理想质量的生物稳定水。

然而，由于与MPSW相关的寡营养条件，额外的物质被优先用于富集污染物并用作更好的微生物群落形成的载体。粉末状活性炭（PAC）是一种具有显着表面积的商业多孔吸附剂，它似乎是用于上述目的的最合适的材料。在经PAC修正的MBR（PAC-MBR）系统中，可通过PAC吸附去除生物难降解物质（Liu等人，2005年）。因此，同时吸附和生物降解而不是单一的生物过程反映了PAC-MBR系统的优势（Wu等人，2013年）。此外，通过改变散装混合物中的絮凝特性和降低污垢浓度，已经证明PAC的添加有利于提高膜的过滤性（Le-Clech等人，2006)。

虽然PAC-MBR混合技术已被充分研究用于MPSW治疗（Ma 等人，2012,2013;Tian 等人，2008），这些实验大多是在实验室规模上使用合成或模拟地表水设计的，这可能无法正确代表实际的PAC-MBR应用。在这项研究中，中试规模的MBR开始后，凝固处理一个现场的MPSW。这种做法旨在作为MBR（或PAC-MBR）在饮用水处理设施中替代传统介质过滤的示范。具体来说，MBR性能（例如有机物，氨去除和膜通量可持续性）对不同PAC用量下膜通量的可持续性进行了比较，以确定一种适合于大规模应用的综合最佳PAC用量。此外，为了更好地了解系统的运行性能，分析了最佳剂量PAC–MBR中的散装混合物。

2. 方法

2.1. MBR设置和操作

实施中试规模的MBR装置，其工作体积为4000L（长度，宽度和高度均分别为 1.8m*1.2m*2.4m）。如图1所示，膜生物反应器中安装了71片超滤（UF）平板聚偏二氟乙烯膜（中国江苏蓝天皮尔），每片UF膜的有效表面积为1m²。根据制造商的说法，这种超滤膜的孔径约为0.1mu;m。流入MBR的流量始终固定在200 L / h，相当于水力停留时间（HRT）在MBR中3.3小时。空气扩散器安装在MBR的底部，为微生物生长和PAC悬浮提供氧气。气流速率为6m³/ h，其设计用于冲洗沉积物污垢并在膜表面上形成一个相对动态的层。在由渗透泵（WILO，德国）提供的0.1MPa（1bar）的恒定压力下间歇地获得膜渗透物（废水）。该渗透泵采用开启/关闭时间比为8：2 分钟的抽吸模式，由可编程逻辑控制器（PLC）自动控制。在每个系统的整个运行期间，MBR中没有PAC或污泥被排出。

2.2. 实验材料和分析方法

首先将平均粒度为70mu;m的PAC以0g / L（无PAC），1,2和3g / L添加到MBR中。在连续运行的1个月内，对每个PAC给药系统进行了研究。为了开始下一个PAC-MBR，排出先前MBR中的大量混合物，并通过浸泡在稀释的NaCLO（0.1%）和HCl(0.5%)溶液中来清洁膜，直到获得90%以上的净水流量。所研究的MPSW使用合适的潜水泵直接从当地曹娥江（中国浙江省上虞市）的主干道采样。该MPSW经过凝固沉降后收集到的PAC-MBR流入物，通过重力流入MBR。必须指出的是，现场MPSW的质量根据降雨量，季节变化和上游排放活动而有所不同。因此，凝结剂（聚氯化铝）的剂量在每日基础上调整至MPSW，以保持PAC-MBR系统的相对稳定的进水质量。表1总结了每个研究的PAC-MBR进水的详细水质参数。

对于分析方案，遵循中国国家环境保护局标准方法（中国环保局，2002年）。通过高锰酸钾KMnO₄氧化法定量测定COD_Mn。采用分光光度计（中国北京新世纪T6）比色法测定NH₄ -N(NO₂^--N和NO₃^--N)并将其用于254 nm（UV 254）处的紫外吸收。所有水样分析前均用0.45-mu;m注射器过滤器过滤（Whatman，美国）。采用聚醚砜超滤膜过滤分离MBR混合液中的散装液体，以描述有机分子量分布（MWD）。在搅拌槽装置（Amicon 8050，Millipore，USA）中串联使用可变分子量截止值为1、3、10和30kDa的膜盘。基于其CODMn 值的质量平衡计算每个部分相对于整个体积的百分比。根据先前的程序，对散装混合物中的可溶性EPS和结合EPS进行了鉴别和提取（Chang和Lee，1998）。采用Louy法和苯酚-硫酸法分别测定可溶性EPS和结合EPS中的蛋白质和多糖（杜布瓦等人，1956；LoRy等人，1951）；以牛血清白蛋白和葡萄糖为标准，在蛋白质分析中考虑了腐殖质的干扰。

3. 结果和讨论

3.1. 不同PAC剂量下MBR的操作性能

3.1.1. PAC用量对有机物去除的影响

COD锰 是一种可以被KMnO4氧化的还原性物质的量度，并且它被广泛接受作为饮用水领域中总有机物质的替代参数（Tian等人，2010）。

图1.中试规模PAC-MBR系统的示意图。(1) MPSW;（2）给水泵;（3）凝固剂加药点;（4）沉淀池;（5）水流量计;（6）PAC给药点;（7）PAC-MBR;（8）平板膜;（9）空气扩散器;（10）放电点;（11）水位传感器;（12）气流计;（13）鼓风机;（14）渗透泵; (15) PLC;（16）渗透罐。

四个研究系统的COD_锰去除率有显著差异（图2（a））。在0 g / L的 PAC-MBR中，COD_锰去除率从0％稳步上升到30％，而在PAC投加系统（1,2和3 g / L PAC-MBR）中，去除率为在开始时高达50％，随后显着下降。这主要是由于投加的PAC接近有机物质的吸附平衡。与1 g / L PAC-MBR在整个操作中COD_锰 从50％持续降低到20％相比，在2和3 g / L PAC-MBR中操作约6天后，去除效率提高。这种不同的COD_锰去除行为，意味着在较高PAC的剂量下对有机物质吸附动力学的优势。此外，这些系统中COD_锰去除的反弹表明异养微生物的出现和逐渐适应，其倾向于作为PAC表面上的微生物群落附着并且有助于消除可生物降解的COD_锰（郭等人，2008;Tian 等人，2009）。这种生物降解效果也可能在0和1 g / L PAC-MBR中发生，但与2和3g / L PAC-MBR相比，更可能以滞后和低效的方式出现。

鉴于出水水质，0 g / L的 PAC-MBR能够使出水COD_锰在前10天连续下降。然而，在1g / L PAC-MBR中观察到出水中的COD_锰的稳定增加。在30天结束时，1 g / L PAC-MBR出水中的COD_锰 （1.8 mg / L）略高于0 g / L PAC-MBR（1.3 mg / L）。1 g / L PAC-MBR的出水水质较差，可能是由于调查期间发生的温度下降（从22到12° C）。这将对微生物活性产生不利影响并因此削弱COD_锰 的生物降解效率。考虑到在低温条件下1g / L PAC-MBR不足以增强COD_锰 的去除，因此使用2和3g / L PAC剂量，以抵消这种负温度影响。

在2和3g / L PAC-MBR操作期间，遇到平均温度为10℃的更低温度。

然而，从第12天到第30天结束，在2 g/L PAC–MBR中，出水COD_锰仍能稳定在1.1 mg/L以下。在3g/L的PAC-MBR中，尽管前20天的出水COD_锰始终低于2g

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