摘要

膜生物反應器(MBR)技術在中心城市汙水處理方麵進行了評價，包括去除營養物質、去除微汙染物(MP)和排放溫室氣體(GHG)。在瑞典斯德哥爾摩為世界上最大的MBR工藝準備的中試規模實驗表明

• 在不同負荷下可以達到目標出水質量，
• 觀察到，與傳統處理工藝相比，該處理產生的直接溫室氣體排放更低，
• 所研究的MBR工藝提供了一種有效的去除微塑料和細菌的方法
• 如果結合額外的補充處理，可有效去除藥物殘留和其他微汙染物。

關鍵字

膜生物反應器;汙水處理;營養物去除;超濾;溫室氣體排放;新興汙染物;微汙染物;藥物殘留;臭氧化;活性炭; Microplastics

簡介

瑞典斯德哥爾摩的幾個城市汙水處理廠在不久的將來將麵臨由於人口增長和更嚴格的汙水質量要求而增加的負荷。後者主要涉及營養，因為瑞典致力於《波羅的海行動計劃》並執行了《歐洲水框架指令》。此外，由於汙水處理廢水是環境負荷的最主要或最重要來源之一，因此對藥物殘留物、微塑料和抗生素耐藥性等新興物質的去除正受到越來越多的關注[1-4]。常規汙水處理廠[5]通常無法有效去除藥物殘留和其他新出現的物質。世界生物日確定了一份優先物質清單，包括農藥、殺菌劑、阻燃劑和金屬[6]，這些物質目前已經需要進行監測和處理。其他一些物質，包括一些藥品，也在可能被列入世界糧農組織優先清單的新出現汙染物的“觀察清單”上。因此，在較大的汙水處理廠中，預期也會要求進行額外的處理，以減少一些藥物殘留和其他微汙染物，在瑞士以外的其他國家也是如此，因為這些國家已經製定了這種條例。對水生生物、水生食物網和高等生物的潛在負麵影響，以及細菌中抗生素耐藥基因數量增加的風險，都對我們的環境、健康和社會構成威脅[7-9]。廢水處理的另一個日益引起關注的問題是溫室氣體的排放。在wwtp，特別注意的是一氧化二氮(N₂O)，是一種強效溫室氣體(比二氧化碳(CO₂)[10])。在不完全硝化和反硝化N₂O會被排放出來，這可能會對處理過程的整體環境造成顯著的負麵影響[11,12]。盡管法規最早可能在若幹年後出台，但許多汙水處理廠積極致力於減少廢水處理過程中的溫室氣體排放。除了提高處理能力、提高處理效率和減少溫室氣體排放的要求外，許多汙水處理廠還麵臨著無法在空間上擴展的問題，因為它們位於人口密集的地區或地下。

因此，需要空間高效、高容量和靈活的城市汙水處理工藝的新解決方案。斯德哥爾摩水和廢物公司(斯德哥爾摩Vatten och Avfall)是瑞典最大的水服務機構，該公司直接麵臨斯德哥爾摩亨裏克斯達爾汙水處理廠的空間限製、容量需求增加和更嚴格的排放要求等問題。因此，現有的常規活性汙泥工藝(CAS)將被轉化為膜生物反應器(MBR)，僅使用現有的工藝容量就能使容量翻倍。新工藝將成為世界上最大的MBR設施，容量為160萬PE(預計2040年負載年)。

mbr將生物活性汙泥工藝與膜分離相結合，相比CAS具有明顯的優勢。優點包括在顆粒方麵明顯更好的出水(滲透)質量，由於膜孔徑的大小，消毒能力，由於生物中較高的汙泥濃度，更高的容積負荷，減少占地麵積和處理進水變化的靈活性。即使是MP的治療，使用mbr也可能比傳統治療係統更有效。這在一定程度上是由於附著在顆粒上的MP可以通過過濾有效地去除，而溶解的MP可以更有效地降解，因為在MBR過程中具有較高的生物活性。此外，可以實現比CAS更高效的拋光處理[11,13-18]。該工藝的缺點是曝氣能耗高，在過濾步驟中使用清潔化學品以抑製膜表麵的汙垢和結垢，從而降低膜的通透性。

mbr已經使用了幾十年，但直到最近十年，mbr在處理城市和工業廢水方麵獲得了更多的關注。這主要是由於膜的成本顯著降低和工藝開發降低了能源需求[19-23]。

這項研究工作的目的是調查MBR技術在一些最核心的處理方麵的總體整體性和資源效率，包括營養去除、微汙染物去除和溫室氣體排放最小化。通過實際的中試試驗，本文描述了該係統在滿足瑞典斯德哥爾摩種植區當前和未來需求的不同測試周期下的性能。

方法

飛行員的特點

IVL瑞典環境研究所和斯德哥爾摩水和廢物公司已共同建立並自2013年9月起運行了一條中試規模的處理線，處理量相當於Henriksdal汙水處理廠總處理量的0.015%(設計年2040年)。中試規模的處理線(圖1)是作為Henriksdal汙水處理廠未來處理線的副本建造的，位於Hammarby Sjöstadsverk (www.hammarbysjostadsverk.se，斯德哥爾摩瑞典水創新中心的一部分)的研發設施。

圖1:中試處理線工藝配置(RAS DeOx為回流活性汙泥脫氧)

從未經處理的流入到Henriksdal汙水處理廠的進水通過一個3毫米的過濾器過濾。進入先導裝置的流量與進入主汙水處理廠的流量成正比。該試驗裝置由一個曝氣預沉澱池、一個一級澄清池、一個生物反應器組成，總容積約為29m^3.它被分為缺氧區和好氧區，然後是一個13.2米高的超濾(UF)罐^3.．硝酸鹽從後反硝化區開始到預反硝化區開始循環，汙泥從UF池再循環到預反硝化區開始。進一步使用一個單獨的脫氧池，目的是通過硝化/呼吸降低回流汙泥中的氧氣濃度(RAS脫氧)。汙泥脫水產生的上清液不斷加入這一步。超濾由兩個模塊組成，其中包括來自Alfa Laval(丹麥)的平板膜型MFM 100。UF機組間歇運行，運行10分鍾後放鬆時間為2分鍾。名義孔徑為0.2微米，最小和最大孔徑分別為0.17微米和0.26微米。每個模塊的總膜麵積為79.64m²鋪在44張膜片上。

膜操作采用跨膜壓力(TMP)控製策略。當滲透性從初始值下降約30%時，根據供應商要求對膜進行清洗(就地清洗，CIP)。次氯酸鈉用於去除有機塗層，草酸用於去除無機塗層。

抽樣

在試點研究中，根據評估重點的不同，抽樣也有所不同。然而，每日和每周的複合樣品被收集在流入、初級澄清器後和流出。在生物反應器和UF槽中采集抓鬥樣品。標準參數分析包括總有機碳(TOC)、7 d後生物需氧量(BOD)₇)、總磷(TP)、磷磷(PO4-P)、懸浮固體(SS)、揮發性懸浮固體(VSS)、總溶解固體(TDS)、氨氮(NH₄- n)、錳浸種(沒有_3.- n),亞硝酸鹽(NO₂-N)、總氮(TN)、汙泥消化鐵(Fe)、消化磷(P)和溫度(T)_3.- n,在北半球₄-N、溶解氧(DO)、SS、pH、氧化還原、水和空氣流量、溫度、壓力和水位在試點的幾個地點進行了過程監測和控製。

測試時間

在運行的第一年(2013年10月- 2014年8月)，研究重點是在不同的加載和投加條件下，達到氮(6 mg TN/L)和磷(0.2 mg TP/L)的目標出水濃度，分為四個不同的測試階段(P1-P4，見表1)。在運行的第二年(2014年9月- 2015年11月)，更大的重點是優化係統的整體處理效率，特別是磷的去除。第二年(P5-P17)的試驗期基於不同的沉澱藥劑控製策略。P1-P9期間，采用醋酸鈉(NaOAc)作為外碳源進行後脫氮。從P10測試期開始，使用了專有的混合物Brenntaplus。下麵的表1和輔助資料中的表S1提供了有關測試周期的詳細信息。

測試周期(P)	周/年	流1	有機負荷	通量	汙泥的內容	劑量Carbon2	劑量P-removal
							量	Location3
		[m3./小時)	[m3./小時)	L / (m2·h)]	(毫克/升)	鱈魚(毫克/升)	(毫克/升)	[,]
啟動(S)	40-49/13	◄────────播種和生物學建立────────►
P1	50/13-13/14	2.5 (C)	3.2	15.7	3500 - 6000	5 - 15	6 - 12 FeSO4	1問
P2	14-21/14	2.5 (D)	3.2	15.7	4500 - 6000	15	12 FeSO4	1問
P3	22-27/14	4.3 (D)	5.5	27.0	8000	30.	20 FeSO4	1問
P4	28-36/14	2.75 (D)	3．5	17.2	6000	-	15 FeSO45 fecl3.	1 f 1問
P5	39-44/14	2.8 (D)	3.6	18.1	5000	-	20 FeCl3.	1問
P6	45-50/14	2.8 (D)	3.6	16.0	5000	50	30 FeSO4	1 f
P7	51/14-03/15	2.8 (D)	3.6	16.2	5000	45	20 FeSO4	4問
P8	04-09/15	2.8 (D)	3.6	17.8	5500	55	12 FeSO4	1 & 3問
票數	10-13/15	2.8 (D)	3.6	15.1	5500	65	10 FeSO4 18 FeCl3.	1問3問
P10	14-15/15	2.8 (D)	3.6	16.5	5500	80	10 FeSO4 5 FeCl4	2問3問
賽	16-18/15	2.8 (D)	3.6	12.3	5000	-	9 FeSO4 11 FeCl3.	1問3 p
P12	19-23/15	2.8 (D)	3.6	17.5	5500	55	15 FeSO4	2 f
P13	24-30/15	2.8 (D)	3.6	15.4	6500	30.	11 FeSO4 4 FeCl3.	2 f 3 p
好	31-33/15	2.8 (D)	3.6	12.5	5500	8	14 FeSO4	2 f & 3 p
任何	34-36/15	3.2 (D)	4.0	13.7	5500	55	10 FeSO4	1 f
P16	37-38/15	3.2 (D)	4.0	18.4	5500	60	8 FeSO4	1 f & 2 p
P17	39-45/15	3.2 (D)	4.0	18.0	5500	-	18 FeSO4 1 FeCl3.	1f和2p 3p
1 - C -恒流，D -動態流，由流量信號控製到全尺寸的Henriksdal汙水處理廠 2 - S - P9之間使用NaOAc, P10 - P17之間使用Brenntaplus 3 -位置見圖1,F =固定劑量，Q =流量正比，P =出水磷濃度正比 4 - RAS/DeOx的坦克改裝允許更高的負載

Offgas排放

研究N₂對MBR工藝的O排放進行了兩次篩選，包括一次澄清器、生物反應器和UF槽;第一組沒有，第二組加入汙泥脫水後的廢水。飛行員在兩個戰役的相同條件下操作(測試期P13)。用Teledyne分析儀器(GFC-7002E型)對每個反應器進行覆蓋，並對所有過程排放氣體進行測量和分析。輔助資料中的圖S1提供了篩選設置的一般示意圖。總氮(TN)，銨(NH)₄-N)和硝酸鹽(NO_3.-N)在每個反應器的測量周期開始和結束時進行現場分析。通過測量氣流和廢氣濃度計算總排放量。

治療微汙染物

該中試研究包括調查在MBR工藝中使用或不使用以下補充拋光步驟(i)臭氧化和(ii) BAF(GAC)，一種含有顆粒活性炭的生物活性過濾器，去除各種微汙染物的效率。臭氧化測試在一係列的測試天中進行，在每次配置變化時進行三次保留後采樣。BAF(GAC)測試進行了20個月，每周複合抽樣。在一年內的不同時期收集了一些用於試驗過程操作的日常複合樣品，用於微塑料分析。調查的微汙染物包括廣泛的相關藥物和其他新興物質、雌激素效應、細菌和微塑料(調查物質詳情見表S1)。除了根據Magnusson等人描述的方法分析的微塑料外，所有的分析都采用了標準分析方法。輔助信息提供了更多的細節，包括臭氧化和BAF(GAC)試驗試點設置的示意圖布局。

其他測試

該試驗研究包括與MBR工藝的整體處理性能有關的其他一些活動。這包括對UF池中的汙泥菌群進行繪製，並使用MiDAS協議與全規模Henriksdal汙水處理廠的常規活性汙泥工藝進行比較[26,27]。進一步，基於1號活性汙泥模型ASM1[28]建立了mbr試驗的仿真模型，並用於測試和評估實施前的各種操作變化。

結果和討論

結果表明，該工藝配置能夠滿足氮和磷的目標去除要求(圖2和圖3)。由於各種測試計劃、負載情況以及運行中偶爾出現的中斷，圖中所示的減少率在100%的情況下都沒有低於預期目標水平。2013年的平均出水濃度為4.2 mg TN/L和1.42 mg TP/L, 2014年為4.1 mg TN/L和0.24 mg TP/L, 2015年為4.6 mg TN/L和0.26 mg TP/L。

圖2:整個項目期間進水和出水的磷濃度

圖3:整個項目期間進水和出水的氮濃度

在44-49/2013周期間，沒有添加沉澱化學品，導致tp出水濃度升高。沉澱化學品的添加從低劑量開始，劑量不斷增加，直到達到滿意的出水濃度。在03-09/2013周期間tpefffluent濃度的增加是由於低化學劑量的試驗。

從2014年第46周開始向處理管線添加廢水，導致總氮負荷增加約10%，出水濃度暫時增加。在拒絕側流添加前收集進水樣品。在第49/2014周之後，考慮到汙水引起的氮負荷增加，對碳投加控製進行了調整，出水濃度再次降低。2015年第15- 21周期間出水濃度增加是由於沒有添加碳源的試驗。

圖4顯示，整個項目期間共進行了14次膜清洗(CIP)，這比標準MBR工藝操作的時間間隔明顯縮短，標準MBR工藝操作根據生產者建議(AlfaLaval)，通常每年進行2次CIP。這主要是由於試點MBR的運行經曆了比全麵市政MBR更惡劣的條件。例如，這包括高劑量的沉澱化學品和直接在UF槽中加藥的時期。此外，為了評估不同的測試周期，在開始新的測試周期之前，每次都使用CIPs盡可能地恢複膜的通透性。

圖4:整個項目期間的膜透性。膜的清洗(CIP)用灰線標記。由於CIP程序的變化，在整個項目期間，滲透率在所有CIP事件中都沒有達到預期水平。

Offgas排放

N₂O排放篩選顯示，第一個曝氣區排放最高，這與高氮負荷和溶解氮的剝離有關₂O.第二個曝氣區和曝氣UF儲罐的排放也很高，但由於這些反應堆的氮負荷比第一個曝氣區低，總排放也較低。除第一個生物處理區和一級澄清器外，缺氧區沒有顯示出任何顯著的排放。然而,N₂O可能仍然在這些區域產生，但如果是這樣的話，它主要是在充氣區域被剝離出來。在處理過程中加入汙泥脫水的廢水時，排放總量和每個單獨區域的排放量都顯著高於不添加廢水時。

總的來說，約0.02%和0.09%的氮素以氮的形式排放到引種試驗中₂O分別不加和加廢水。這明顯低於位於研發中心的一個規模相似的CAS試驗管線和斯德哥爾摩地區的幾個全規模脫氮汙水處理廠的排放，後者排放的氮占進水氮的0.13-1.2%₂O[29]。這也低於國際報告的氮含量₂O排放量變化在0.8% - 6.5%之間[30-32]。與傳統工藝配置相比，這些低排放的原因仍有待確定，因此，計劃進行新的測量活動。然而，與其他研究係統相比，MBR過程中增加的生物活性可能是較低排放的部分原因。

治療微汙染物

與傳統活性汙泥工藝相比，MBR工藝提供了高質量、無顆粒的出水。細菌，包括多種耐藥細菌，所有尺寸大於膜孔徑的細菌都可以通過MBR工藝從廢水中有效去除。然而，在MBR出水中仍檢測到極低濃度(<65 cfu/100 mL)的細菌，但無法確定這些細菌是來自樣品汙染還是來自滲透液與大氣的接觸。這兩個方麵在汙水處理環境中幾乎是無法避免的。在MBR廢水中沒有檢測到一個微塑料顆粒(去除率100%)，而完整CAS工藝(包括最終砂濾)的出水同時含有塑料纖維和塑料碎片(去除率90.7%)。在MBR和CAS廢水中都發現了非合成纖維。

對MBR廢水中的藥物殘留物進行的分析顯示，其水平與全規模CAS廢水相似(氨氯地平和舍曲林除外，它們在MBR工藝中減少了稍高的程度)。這表明，與其他研究[14,16]相比，MBR工藝對藥物的去除效果沒有增加。

對用臭氧或生物活性過濾器對MBR出水進行補充處理的效果和雌激素效果進行了評估(見輔助資料中的表S1)。僅在補充處理步驟中，所有被研究的物質可以被去除90%以上。此外，研究的酚類化合物三氯生和雙酚A均被兩種技術降低到檢出限以下。臭氧氧化和BAF(GAC)都能去除大部分壬基酚，而隻有BAF(GAC)對辛基酚有效。臭氧處理可使MBR廢水中的總大腸菌群減少約80%，BAF(GAC)可使>減少85%。有趣的是，在手術的頭幾周，BAF(GAC)中沒有糞便大腸菌群清除，而在手術3個月後，糞便大腸菌群清除達到了90%以上。這可能是由於在過濾器中建立了一種比糞便大腸菌群更有競爭力的生物。臭氧氧化隻能在較高臭氧劑量的>9氧化石墨烯下減少糞便大腸菌群_3./ m_3.．

與CAS出水的類似補充處理(即相同的進水，見Baresel等人[33]和Ek等人[34])相比，臭氧處理過程中需要更低的臭氧劑量來實現持久性物質的大幅減少，在處理MBR出水時，BAF(GAC)中實現了堵塞和反衝洗頻率的顯著減少。這兩個方麵都直接影響到廢水高級處理的操作成本。這兩個方麵也與MBR出水比傳統CAS出水質量更高有關，即使是砂濾。生物過濾器的長期評估(2年)仍在進行中，最終評估仍有待完成。然而，在不需要更換GAC的情況下，即使在20,000個空床容積後，過濾器的容量仍然保持不變。臭氧氧化和BAF(GAC)的去除效率也與反滲透(RO)在研發設施中進行的平行實驗進行了比較。更多細節由Baresel等人提供。[13]。

其他相關測試

在Henriksdal汙水處理廠[35]，與全規模CAS工藝相比，MBR工藝活性汙泥中的微生物種群組成和動態明顯不同。映射表明，它可能是一個有用的工具，以了解過程的變化和在未來的操作控製。

模型模擬表明，如果將硝酸鹽再循環移到反硝化後的較早位置(在外部碳的加藥點之前)，則碳源消耗減少，氮去除的總體改善。根據仿真結果，對先導操作進行了調整。

結論

對MBR工藝的評價表明，在不同負荷下，可達到<0.2 mg TP/L和<6 mg TN/L的目標出水質量。然而，這可能需要在最大負荷條件下相對較高的沉澱化學和外部碳劑量。

在整個測試期間，被測試的膜顯示出較高的平均滲透性和完全去除顆粒。超濾膜在高劑量的沉澱化學物質下顯示出增加的汙染，特別是當加藥點靠近超濾槽或在超濾槽內時。基於出水磷酸鹽濃度的沉澱化學劑量控製策略被認為有利於在出水中實現穩定的低磷濃度，而不會造成膜的過度汙染。

結果進一步表明，研究的MBR工藝比其他傳統處理工藝具有更低的直接溫室氣體影響，因為觀察到的一氧化二氮排放量低於CAS工藝報道的排放量。

由於集成了UF, MBR工藝可以有效去除微塑料和細菌。通過臭氧氧化或以活性炭為過濾材料的生物活性過濾器對MBR出水進行補充處理，可以有效去除藥物殘留物和其他微汙染物，而且比CAS出水的類似處理更省力。

總的來說，項目結果表明，MBR工藝提供了一種靈活性，以滿足高效汙水處理的各種需求，以降低有機物、營養物、懸浮物和微汙染物的出水濃度。先進的生物工藝配置與有效的膜分離作為主要處理工藝相結合，產生高質量的出水，可通過額外的拋光步驟有效升級。

前景

該項目仍在進行中，研究了一些問題，包括提高處理和資源效率，減少化學品和能源的使用，以及本研究中使用的平板膜和中空纖維膜之間的比較。氯化有機汙染物(以AOX(可吸附有機鹵化物)和EOX(可提取有機鹵化物)的形成和潛在問題以及膜操作和清洗的其他環境影響將被研究。

計劃進行一項更長的一氧化二氮排放測量運動，以進一步調查這裏提出的積極結果。這個活動還包括N₂用一種新型在線探針[36]對水相中的O進行定量分析₂O生產和消費動態。

此外，還將對資源高效去除微汙染物和將各種補充處理步驟全麵集成到MBR過程中的更多試驗進行研究。這包括，例如，用於拋光MBR廢水的定製酶過濾器。

微生物種群圖譜的研究結果表明，MBR汙泥的性質與CAS汙泥不同，這可能會影響汙泥的處理，即稠化、脫水和消化。為了確定是否可以得出這樣的結論，將對汙泥處理進行中試規模的調查，並在進一步的研究中與微生物種群組成聯係起來。

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支持信息

微汙染物

不。	物質	製藥/特征	不。	物質	製藥/特征
1	氨氯地平	抗高血壓	22	甲氧萘丙酸	抗炎藥
2	阿替洛爾	抗高血壓	23	Norethindron	激素
3.	比索洛爾	抗高血壓	24	諾氟沙星	抗生素
4	咖啡因	刺激	25	去甲羥基安定	鎮靜劑
5	卡馬西平	鎮靜劑	26	對乙酰氨基酚	抗炎藥
6	環丙沙星	抗生素	27	孕酮	激素
7	西酞普蘭	抗抑鬱藥	28	普萘洛爾	抗高血壓
8	雙氯芬酸	抗炎藥	29	雷米普利	抗高血壓
9	強力黴素	抗生素	30.	雷尼替丁	Histamine-2攔截器
10	卡托普利	Diuretica	31	舍曲林	抗抑鬱藥
11	雌二醇	激素	32	辛伐他汀	降膽固醇
12	雌三醇	激素	33	磺胺甲惡唑	抗生素
13	雌激素酮	激素	34	特布他林	哮喘藥物
14	Etinylestradiol	激素	35	四環素	抗生素
15	非那雄胺	前列腺癌	36	甲氧苄氨嘧啶	抗生素
16	呋喃苯胺酸	Diuretica	37	華法令阻凝劑	抗凝劑
17	氫氯噻嗪	抗高血壓	38	塑料微粒	尺寸:20 - 300 μm;> 300μm
18	布洛芬	抗炎藥	39	雌激素效應	酵母雌激素屏幕(是的)
19	酮康唑	抗真菌	40	酚類化合物	雙芳醇A、三氯生、壬基芳醇、丁基芳醇等。
20.	Ketoprofen	抗炎藥	41	細菌、病原體	總計和糞大腸杆菌群
21	美托洛爾	抗高血壓

表S1:調查了微汙染物及其影響。

BAF(GAC)在一個直徑為62 cm的中試過濾器中進行測試，當濾床開始堵塞時(控製水平設置為煤層上方45 cm)，該過濾器會自動反衝洗。該過濾器由底部10厘米厚的礫石/砂層和1米厚的商用顆粒碳層(Filtrasorb 400, Chemviron carbon，密度~ 0.5 kg/L)組成。在床上的接觸時間(EBCT)約為14分鍾，這是基於早期對各種出水的測試[1,2]。通過過濾器的水被收集在一個平衡池中進行反衝洗。反衝洗由一係列加壓空氣脈衝組成，終止任何壓層和反衝洗與來自平衡罐的水。

Offgas排放
圖S1:各反應堆廢氣測量的一般設置

圖S2:臭氧化和BAF(GAC) -以活性炭為過濾材料的生物活性過濾器試驗中試裝置示意圖。臭氧化試驗的劑量在3至13克O之間_3./ m^3.在DOC為10 mg/L的條件下，使用Wedeco單元(模塊化HC8)從空氣中製氧(壓力波動法)，一個臭氧發生器，一個反應器和一個脫氣室。臭氧發生器的容量為8克臭氧/小時(16克臭氧/米^3.或1.2 g臭氧/g TOC，平均停留時間為20分鍾)。反應容器由兩個串聯的柱組成，上遊流動，臭氧通過底部的擴散器添加。每根柱子的容積為115升，高度為4.2米。脫氣是通過簡單的溢流與空氣抽取器完成的。在一些實驗中，隻使用第二柱，流速為700 L/h，在柱中停留時間(HRT)約為10分鍾。在最高劑量下，臭氧為13克/米^3.，流量減少到550升/小時，通過臭氧發生器產生臭氧就足夠了。接觸時間變成了13.6分鍾。

參考文獻

1. [1] Ek M, Bergström R, Magnér J, Harding H, Baresel C(2014)活性炭去除處理廢水中的藥物殘留。水科學技術69:2372-2380。［Ref。］
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條信息

文章類型:研究文章

引用:Baresel C, Westling K, Samuelsson O, Andersson S, Royen H，等(2017)膜生物反應器過程滿足今天和未來的城市汙水處理要求?國際J水廢水處理3(2):doi http://dx.doi。org/10.16966/2381 - 5299.140

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出版的曆史:

收到日期:2017年3月30

接受日期:2017年4月24日

發表日期:2017年4月28日