摘要

近年來，反滲透(RO)膜技術已成為廢水回用回用的可行替代工具。在這項研究中，我們調查了一種商用聚酰胺反滲透元件的適用性，以處理受亞硝酸鹽、硝酸鹽、鐵和錳汙染的城市汙水為基礎的合成廢水。結果表明，RO元素可實現對BOD、COD和總大腸菌群的完全去除。此外，鐵離子截留率為98%，錳離子截留率為97%，氯離子截留率為93%，亞硝酸鹽離子截留率為80%，硝酸鹽離子截留率為77%，氨離子截留率為45%。雖然，給水中的溶解物沒有引起任何明顯的汙染，但有機團聚體和鐵(Fe)膠體等無機顆粒降低了膜的滲透通量。用濃度為1000 mg-NaOH/L的氫氧化鈉溶液從濃縮口反衝洗，成功地將被有機團聚體汙染的膜的滲透通量恢複到初始通量的79%。NaOH在滲透通量回收中的效率是由於NaOH水解和增溶有機質。而在膜汙染後立即用去離子水反衝洗，被Fe膠體汙染的滲透通量得到了完全恢複，說明膜被Fe膠體汙染主要是由膜內物理堵塞引起的。

關鍵字

反滲透;廢水回收;亞硝酸鹽;硝酸;鐵;錳;BOD;鱈魚

簡介

在全球範圍內，水需求的增長速度超過了人口增長的速度。因此，可持續發展理念下的水回用和循環利用方法已成為子孫後代不可或缺的[1]。盡管活性汙泥法等常規處理工藝已廣泛應用於水處理，但在大多數情況下，這些工藝在去除部分親水有機化合物(如消毒副產物和藥物化合物[2])方麵效率低下。在這種情況下，反滲透(RO)係統可以作為一個潛在的候選係統，它可以通過電荷排斥和大小排除機製去除各種溶質。值得注意的是，反滲透膜在汙水處理領域的新興應用在過去的40年裏迅速增長。反滲透技術已廣泛應用於放射性廢水、市政廢水、汙染地下水以及電鍍、金屬整理、紙漿和造紙、采礦、石化、紡織和食品加工等行業的廢水的處理。此外，反滲透係統正與氧化、吸附、剝離或生物處理等其他處理工藝結合使用，以生產可重複使用或排放的高質量產品水。反滲透技術在國內市場越來越受歡迎，因為市民們越來越關心那些會影響他們飲用水的味道、氣味或顏色的有害汙染物和非有害化學物質。孟加拉國等許多發展中國家的地下水質量超過飲用水質量標準。因此，人們采用了不同類型的傳統水處理技術，但由於較高的汙染和技術效率低下，飲用水危機的加劇速度超過了人口增長。 The application of RO technology could be an alternative solution. However, in membrane technologies membrane fouling is the most significant factor that limiting their applications to the water and wastewater treatment. The deposition of unwanted materials on the membrane surface results in increasing filtration downtime and higher energy requirements for membrane operation [8]. The aim of this research work was to investigate the removal efficiency of physical, chemical, and biological indices of wastewater containing nitrite (NO2 - ), nitrate (NO_3.-)，鐵(Fe^{2 +})和錳(Mn^{2 +})，這是孟加拉國地下水汙染的一個模型₂-，不^3.-， Fe^{2 +}，和Mn^{2 +}在地下水中分別以10、20、10、2 mg/L的濃度檢測到[9-11]。討論了汙垢產生的主要原因和逐次滲透通量回收(PFR)技術的有效方法。

材料與方法

實驗裝置及成分

圖1a顯示了實驗室規模的實驗設置，它由增壓泵(CDP6800, Aquatec, USA)、壓力表(PG-35, Copal Electronics, Japan)、螺旋纏繞聚酰胺薄膜複合型反滲透膜(TW30-1812-36, Dow Filmtec, USA)、水調節器(R91W-2AK-NLN, Norgren, UK)、流量計(RK400, Kofloc, Japan)、混合器(SMT-102, AS ONE, Osaka, Japan)和一個50升容量的塑料桶作為蓄水池組成。圖1b顯示了反滲透膜元件的結構。橡膠型鹵水密封和兩個o形環分別安裝在進料和產品端口部分，以防止在操作時泄漏。圖1c顯示了安裝在膜裝置中的膜尺寸。膜寬25.4 cm，長115 cm，總表麵積0.29 m²．

表1顯示了用於製備合成廢水(SW)的化學物質清單，用於鹽排汙率(SRR)測量的測試溶液，以及用於汙染膜(FM)的反衝洗溶液。這些用於SW的化學物質以表1所示的最終濃度添加到五倍稀釋的Ryukoku大學城市廢水中，但用於測試溶液和反衝洗溶液的化學物質被添加到去離子水(DW)中。表2顯示了運行1的SW特性。表3顯示了運行2、3和4的SW特性和操作條件。表4顯示了運行5、6和7的實際廢水(AW)特征。表5顯示了運行8、9和10的SW特性。表2(運行1)和表3(運行2、3和4)中的總大腸菌叢(TC)位於含有5倍稀釋城市廢水的SW中，表4(運行5、6和7)中的TC位於未稀釋的AW中。因此，表2和表3測得的TC低於表4。

實驗的程序

通過Run 1實驗觀察了滲透通量(PF)和跨膜壓力(TMP)隨滲透水質的變化關係。實驗2、3、4分別觀察了懸浮固體(SS)、鐵(Fe)膠體和溶解物(DM)對膜汙染的影響。試驗5、6、7觀察反洗對以有機團聚體為主要汙垢的FM PFR的影響，試驗8、9、10觀察反洗對以鐵(Fe)膠體為主要汙垢的FM PFR的影響。在每次實驗運行之前，新的反滲透膜被插入膜殼。然後連接好滲透口(PP)和濃縮口(CP)。之後，用DW清洗新膜30分鍾，然後用於實驗。在運行1、5、6和7的情況下，滲透水(PW)被排出，但濃縮水(CW)被返回到儲罐中。然而，在運行2、3、4、8、9和10的情況下，PW和CW都返回到儲罐中，如圖1a所示。在實驗運行過程中，攪拌器以250轉/分的轉速連續運行，使給水混合均勻。運行1-10的TMP值為390±49千帕，而運行1的TMP值為354至480千帕。 After the experimental run was finished, the PFR experiment was conducted using the same configuration of Figure 1a but opposing the flow direction. Here, DW, sodium lauryl sulfate (SLS), sodium hydroxide (NaOH) and citric acid monohydrate (CAM) (C₆H₈O₇．H₂O)溶液作為原料水，以1175±50 mL/min的流速和17.50±2.89 kPa的TMP流，流入CP，但阻塞PP，用於FM的反衝洗。所有跑步都是在25°C的空調室溫下進行的。為了取樣和分析，使用實驗室級塑料瓶從PP中收集流出物。

圖1:(a)反滲透和反濃縮流動的實驗裝置，(b)螺旋纏繞的TW30-1812-36反滲透膜元件的結構，(c)帶尺寸的膜有效表麵積。

表1:實驗中使用的化學物質清單。

表2:運行一的合成廢水特性。

表3:運行2、3、4的合成廢水特性和運行條件。
N. M:未測量，N. A:未添加。
⃰尖刺鐵濃度。

表4:運行5、6和7的實際廢水特征。N. D:未發現。

表5:運行8、9和10的合成廢水特征。
N. D:沒有檢測到，N. M:沒有測量到。
摻加鐵濃度為150mg /L。

分析性程序

所有分析均按標準方法[12]進行。用pH計(B- 212，堀橋，日本)、DO計(LDO, HQ10, Hach，美國)和電導率計(Twin cond, B-173，堀橋，日本)測量pH值、溶解氧(DO)和電導率(EC)。濁度和顏色用數字濁度/色度計測量(Aqua Doctor, WA-PT-4DG，共立化驗室，日本)。Cl-， NO₂-和NO_3.-用離子色譜法(PIA-1000，島津，日本)和NH測定₄用吲哚酚法測定+。的鐵^{2 +}采用鄰菲羅啉法和Mn²+采用電感耦合等離子體光譜法(ICP, Optima 5300DV, PerkinElmer, USA)測定。總大腸菌群(TC)測定采用菌落計數，最可能數(MPN)法。測定5 d生化需氧量(BOD)₅)法，化學需氧量(COD)用重鉻酸鹽(COD)測定_Cr)方法。EC的DW小於1 μS/cm用於稀釋和製備標準溶液，標準溶液來自水淨化係統(Autostill, WA5000，大和，日本)。

結果與討論

反滲透膜滲透水質評價及通量對TMP的影響

采用表2(運行1)所示的SW對反滲透膜的滲透水質進行了檢測。在本實驗研究中，使用膜對反滲透係統進行了三期周期操作。在第一階段，在初始滲透通量(IPF)為6.21 L m的條件下運行4小時^－2h^－1跨膜壓力(TMP)為354 kPa(圖2a)。用公式1計算通量:

$ $通量\ \ (L m ^ {{- 2}} {h ^ {- 1 }})\, = \,{{\ rm {Q}} \在 }............... 1 $ $

式中Q為過濾流速(L/h)， A為膜的有效表麵積(m²)．進水SS為100 mg/L。在第二階段，在9.31 L m的IPF下運行1小時^－2h^－1TMP為407 kPa(圖2b)。進水SS為16 mg/L。在第三階段，它也在12.41 L m的IPF下運行了一個小時^－2h^－1TMP為480 kPa(圖2c)。進水SS為42 mg/L。雖然三個階段的SW都有不同的SS濃度，但沒有觀察到TMP和PF隨時間的變化。膜過程中通常觀察到TMP增加和PF降低。但在本實驗中，TMP和PF在初始和結束階段幾乎不變。實驗操作時間較短可能導致這種結果。圖2d顯示了TMP與PF的關係，在R處TMP隨PF的增加線性增加²0.99的值。Vrijenhoek等[13]報道了無垢RO過濾係統中TMP和PF之間的線性關係，這與我們目前的實驗研究是一致的。圖2e顯示了運行1的出水特性。對SS、TC、BOD和COD的去除率達到100%，對渾濁度和色度的去除率為99%，對電導率的去除率為84%。由於對NO2 -和NO的去除效率較低_3.-(圖2e)和相對高濃度的NO₂-和NO_3.-在SW(表2)中，電導率去除率低於RO膜規範中的鹽截除率，這是使用氯化鈉(NaCl)溶液測量的。此外，Fe的陽離子^{2 +}和錳^{2 +}氯的陰離子(Cl-)， NO₂-和NO_3.的去除率分別為98%、97%、93%、80%和77%。Chianese等[14]、Fakhru’l- razi等[15]和Comerton等[16]在其RO過濾係統中也經曆了類似的去除這些指標的現象。然而，氨(NH_3.)去除效率低於其他指標，計算為45%。RO對NH3的去除率較低，可能是由於RO的分子量較其他溶質小，導致RO的去除率較低。Funston等人[17]在他們的研究中也解釋了相關的實驗結果。

有機團聚體和鐵膠體對膜汙染的影響

在接下來的實驗研究中，RO係統使用20 L的SW作為進水(表3)。運行周期為7天，運行2為3和4天。圖3a顯示了運行2中SS對膜汙染的影響。實驗在IPF為17.17 L m時開始^－2h^－1TMP為450 kPa, SW的初始SS為32 mg/L，主要由城市廢水中的有機團聚體組成。操作2天後，進水SS為0 mg/L, PF降至13.66 L m^－2h^－1．到4 d時，PF逐漸降低，在13.24 L m時達到恒定值^－2h^－1．由於本實驗中滲透液和濃縮液都返回到儲液槽中，SS的下降說明了膜裝置中SS的積累。

在Run 3中，使用1µm顆粒排斥的玻璃纖維過濾器(GF/B, Whatman，日本)將SW中的SS完全去除。然後,沒有₂-，不_3.-， Fe^{2 +}，和Mn^{2 +}向過濾後的SW中添加離子(表3)。圖3b顯示了Fe膠體在膜汙染中的行為。實驗開始時IPF為16.14 L m^－2h^－1TMP為358 kPa。在操作時間0、1、2、3天Fe^{2 +}分別以10、20、40和80 mg/L的終濃度添加到SW中，但PF保持初始不變(16.14 L m^－2h^－1)最多可操作2天。的時候,菲^{2 +}在操作3 d時，以80 mg/L的終濃度添加到SW中，PF降至14.48 L m^－2h^－1．在不添加鐵的情況下，連續運行6天^{2 +}．PF保持在14.48 L m不變^－2h^－1運行3 ~ 5天，但略有下降至14.07 L m^－2h^－1手術時間為6天。由於滲透液和濃縮液都返回到儲液槽，所以鐵濃度的下降表明膜單元中鐵膠體的積累與運行2中SS的積累類似。

圖2:不同TMP (Run 1)下RO處理的實驗結果。(a)， (b)和(c) PF和TMP隨時間的變化，(d) TMP和PF之間的關係，(e)從Run 1中每個指標的去除效率(a)， (b)和(c)。誤差條描述無偏標準差。

圖3:(a)正常SW(運行2)RO處理的實驗結果，(b) NO SW₂,,沒有_3.-， Fe^{2 +}，和Mn^{2 +}去除SS後添加(運行3)和(c) SW與NO₂-，不_3.-， Fe^{2 +}，和Mn^{2 +}在刪除SS之前添加(運行4)。

在運行4的情況下，SS在NO後使用1µm顆粒排斥的玻璃纖維過濾器(GF/B, Whatman，日本)完全去除₂-，不_3.-， Fe^{2 +}，和Mn^{2 +}離子被注入西南地區。結果，初始的Fe^{2 +}Run 4在SW中的濃度為0.94 mg/L(表3)^{2 +}根據SW中公式2和3，可迅速轉化為鐵膠體，大部分鐵被微濾去除。

$ $ {\ rm{4菲}}_{}^{2 +}+{成分}+ 4 h_ {} ^ + \ 4 fe_ {} ^ {3 +} + 2 {H_2} O ...................... 2 $ $

$ $ {\ rm{菲}}_ {}^ {3 +}+ 3 oh_{} ^——鐵{(OH) _3} \ \ downarrow ...................... 3 $ $

圖3c為溶解物(DM)對膜汙染的影響。實驗開始時IPF為14.07 L m^－2h^－1TMP為459 kPa，進水EC=640µS/cm。PF保持在初始值(14.07 L m)不變^－2h^－1)在連續4天的運作期內。這一結果有力地支持了DM沒有參與膜汙染。

原位反衝洗對汙染膜滲透通量回收的影響

通過Run 2-4實驗證明，主要的汙染物是由有機團聚體和Fe膠體組成的SS。為了恢複FM的PF，在Run 5、6、7、8、9和10上進行了PFR實驗，其中Run 5、6和7被有機團聚體汙染，Run 8、9和10被Fe膠體汙染。用公式4計算FM的PFR率:

$ $ P f{{率 }}\,(\% )\, = \,{{{\ rm{滲透}}\,rm{通量}}{\ \,rm{後}}{\ \,rm{清潔}}{\ \,rm在}{}{\ \,{\ rm {DW}}} \ /{初始\ {\ mathop {\ rm滲透}\長成具}\,通量\ \,DW}} \ \, 100 ............... 4 $ $

試驗5、6和7的膜使用表4所示的AW汙染，試驗8、9和10的膜使用表5所示的SW汙染。每一步PFR實驗結束後，用2000mg /L NaCl溶液(pH 6.2)，等效電導率(EC)為3300 μ S/cm的NaCl溶液(pH 6.2)檢查鹽射率(SRR)(表1)。SRR由式5計算為百分比:

$ $ SRR \,(\% )\, = \,{{ 提要\ \水,EC - \ {\ mathop {\ rm滲透}\長成具}\,水\,EC} \ /{飼料\ \水,EC}} \ \, 100 ............... 5 $ $

圖4a顯示了用DW (pH值7.1)反衝洗Run 5的PF恢複現象膜的IPF記錄為19.03 L m^－2h^－1關於DW。然後，使用SS濃度為300 mg/L、TMP為320 kPa的AW進行汙染實驗(表4)。操作16小時後，膜被汙染，最終滲透通量(FPF)為2.07 L m_－2h_－1關於DW。然後，利用FM進行PFR實驗。這裏是1^聖步驟用DW反洗FM 30分鍾。結果PF恢複到5.38 L m^－2h^－1這相當於28.3%的PFR率。下一個，在2^nd步驟再次用DW在相同條件下反洗2小時。進一步改進後的PF為6.62 L m^－2h-1，相當於PFR率為34.8%。第三步用DW反洗2小時，PF進一步略有改善，達到7.03 L m^－2h^－1這相當於37.0%的PFR率。然而，附加反衝洗與DW在4^th步驟2小時對PFR無效。最終SRR為92.7%。

圖4b顯示了用DW和十二烷基硫酸鈉(SLS)溶液(pH為6.2)反衝洗Run 6的PF回收現象。膜的IPF記錄為14.07 L m^－2h-1 / DW。之後，使用SS濃度為136 mg/L、TMP為370 kPa的AW進行汙染實驗(表4)。操作18小時後，膜被汙染，PF下降到5.79 L m^－2h^－1．然後，利用FM進行PFR實驗。這裏，第一步用DW反洗FM 30分鍾。結果，PF增加到6.62 L m^－2h^－1相當於47.1%的PFR率。在2^nd步驟再次用DW在相同條件下反洗30分鍾。然後，PF進一步提高到7.86 L m^－2h^－1這相當於55.9%的PFR率。然而，當用濃度為1000 mg/L的SLS溶液在3^{理查德·道金斯}步驟5分鍾和4分鍾^th步驟處理20 min後，PF分別降至7.03和4.55 L m^－2h^－1,分別。因此，SLS溶液被認為是FM PFR中無效的化學物質，盡管它是一種有效的防汙塗層材料[18]。

然後用pH為12.4的NaOH溶液(濃度為1000 mg/L)反洗30分鍾，PF恢複到8.28 L m^－2h^－1SRR為97.6%。然後，在Run 7中第二次應用了這種回收的膜。圖4c顯示了用DW和NaOH溶液反衝洗的Run 7 PF恢複現象。認為該膜的IPF與Run 6相同，即14.07 L m^－2h^－1關於DW。之後，使用SS濃度為46 mg/L、TMP為390 kPa的AW進行汙染實驗(表4)。操作16小時後，膜被汙染，PF下降到5.17 L m^－2h^－1關於DW。然後，利用FM進行PFR實驗。這裏，第一步用DW反洗FM 30分鍾。結果表明，該PF為6.21 L m^－2h^－1這相當於44.1%的PFR率。在2^nd步驟用濃度為1000 mg/L的NaOH溶液反洗2 h, PF為10.34 L m^－2h^－1相當於73.5%的PFR率。3 .用NaOH溶液進行後續反衝洗^{理查德·道金斯}步驟2小時進一步提高PF至11.17 L m^－2h^－1這相當於79.4%的PFR率。然而，用NaOH溶液在4^th步驟2 h對PFR無效，最終SRR為98.0%。

圖4d顯示了Run 8的PF恢複現象，在汙垢剛剛結束後用DW反衝洗。膜的IPF記錄為17.38 L m^－2h^－1關於DW。然後進行了SW與Fe的汙染試驗^{2 +}濃度為144 mg/L, TMP為326 kPa(表5)。操作16小時後，膜被汙染，觀察到PF為15.52 L m^－2h^－1關於DW。然後，利用FM進行PFR實驗。在1中^聖步驟用DW反洗30min，測得PF為16.14 L m^－2h^－1這相當於92.8%的PFR率。下一個，在2^nd步驟再次用DW反洗30min, PF恢複到17.38 L m^－2h^－1PFR為100%，SRR為93.0%。

圖4e顯示了Run 9用NaOH溶液反衝洗PF的恢複現象。膜的IPF為22.76 L m^－2h^－1關於DW。然後，將其用於SW與Fe的汙染實驗^{2 +}濃度為125 mg/L, TMP為400 kPa(表5)。操作16小時後，停止過濾，膜在實驗裝置上保持7天，使Fe膠體使汙垢成熟。成熟後觀察到PF為16.55 L m^－2h^－1關於DW。然後，利用FM進行PFR實驗。在1中^聖步驟用NaOH溶液反洗30分鍾，測得PF為20.28 L m^－2h^－1這相當於89.1%的PFR率。下一個，在2^nd用NaOH額外反衝洗30分鍾對PFR無效。最終SRR為87.6%。

圖4f顯示了用CAM (pH值1.5)反洗Run 10的PF恢複現象。膜的IPF記錄為18.62 L m^－2h^－1關於DW。然後，將其用於SW與Fe的汙染實驗^{2 +}濃度為129 mg/L, TMP為372 kPa(表5)。操作21小時後，停止過濾，膜在實驗裝置上保持7天，使Fe膠體使汙垢成熟。成熟後觀察到PF為14.90 L m^－2h^－1關於DW。然後，利用FM進行PFR實驗。膜用CAM溶液反衝洗2次，每30分鍾，但PFR無效。因此，CAM溶液被認為是FM PFR中無效的化學物質。最終SRR為70.0%。

SRR通常受膠體汙染[19]、施加壓力、橫流速率和離子濃度[20]的影響。在本研究中，運行9和10的SRR小於其他運行，因為反洗後的RO膜在運行9和10中仍然被Fe膠體所汙染。

圖5為膜進水SS濃度與膜汙染特性的關係。在這裏，運行5、6和7的汙染運行時間分別為16、18和16小時，進水SS濃度分別為300、136和46 mg/L。在R處，隨著SS濃度的增加，膜呈線性汙染²0.99的值。圖6總結了使用不同反洗成分的PFR速率。在一係列PFR實驗中，考察了DW、SLS、NaOH和CAM溶液對PFR的效果，其中run5、run6和run7主要被有機團聚體汙染，run8、run9和run10主要被Fe膠體汙染。研究結果表明，單次使用DW對主要由有機團聚體汙染的FM的PFR達到37.0%，而SLS溶液對FM的PFR表現出了抑製作用。DW溶液的PFR性能優於NaOH溶液，PFR率為79.4%。同時，在汙垢剛剛進行反洗時，DW反洗可以完全恢複Fe膠體對FM的PF。

圖4:PF因每次PFR操作而變化。(a) DW反洗(運行5)，(b) DW反洗後SLS反洗(運行6)，(c) DW反洗後NaOH反洗(運行7)，(d)汙垢後DW反洗(運行8)，(e) NaOH反洗7天後(運行9)，(f) CAM反洗7天後(運行10)。5 ~ 7批次反滲透膜主要被AW中的有機團聚體汙染，8 ~ 10批次反滲透膜主要被Fe膠體汙染。

總的來說，膜汙染的因素非常複雜，膜與汙染物之間的靜電、疏水和親水相互作用對膜汙染的影響是公認的。大多數膜被天然有機物(NOM)和生物聚合物的吸附所汙染。因此，以腐殖質物質為主的NOM被認為是膜汙染[21]的關鍵因素。本研究也支持上述觀察結果，即有機團聚體是造成膜汙染的主要原因。但在PFR實驗中，我們觀察到DW像餅層一樣去除了沉積在膜表麵的汙垢，而NaOH對DW反洗後殘留的汙垢有增強去除效果，這可能是由於水解增溶機製，其中有機物通過皂化過程被水解生成水溶性皂膠束，有機分子上的負電荷大幅度增加[21]。此外，水解部分有機質無疑削弱了與膜的結合。此外，由於帶負電荷官能團與膜之間的排斥作用，有機質分子呈線性構型拉伸。這種結構創建了一個鬆散的汙垢層，使分子更容易穿透汙垢層的內部部分。結果表明，NaOH可以促進FM的傳質，提高PFR[22-24]。與有機團聚體的汙染相反，被無機顆粒特別是鐵膠體汙染的膜，如果在DW汙染後立即進行反衝洗(Run 8)，其PF可以完全恢複。這表明，鐵膠體汙染膜主要是由膜裝置的物理堵塞引起的。 On the other hand, the backwashing after 7-days maturation could not recover the PF completely, even if the NaOH or CAM solution was used (Runs 9, 10). The maturation was expected to transform Fe colloids into Fe oxides. When membrane is fouled by Fe oxides, CAM is expected to be very effective in PFR, because the Fe colloids were transformed into Fe oxides by maturation, which could be dissolved by CAM solution [25]. However, when divalent cations are coexistent with natural organic matters, a denser and more adhesive fouling layer may be formed on the membrane surface. In such CAM may not function at all and alternatively alkaline solution could be effective in removing the inorganic particles of a FM [22]. The present experimental results also support this discussion.

圖5:膜汙染特性與進水SS濃度的關係。

圖6:用不同的反衝洗溶液反衝洗的PFR速率。

結論

如今，反滲透膜被認為是一種廣泛應用於水處理領域的技術。然而，反滲透等膜技術總是伴隨著汙染問題。因此，我們研究了一種商用聚酰胺反滲透元件在處理被亞硝酸鹽、硝酸鹽、鐵、錳和城市汙水衍生汙染物汙染的合成廢水中的適用性，並為被汙染的膜尋找一種有效的滲透通量回收方法。反滲透膜能完全去除SS、BOD、COD和TC。此外，鐵、錳、氯、亞硝酸鹽和硝酸鹽的離子排斥率分別為98%、97%、94%、80%和77%。NH₄+排斥率較低，僅為45%，可能與分子量小有關。總的來說，反滲透處理的滲透水質除NH外均在孟加拉國允許的飲用水質量標準內₄+[26]。因此，需要進行像斷點氯化這樣的預處理或後處理來去除nhh₄最終消費前+。含有有機團聚體和無機顆粒如Fe膠體的進水是膜汙染的主要原因，而DM (EC=640µS/cm)不參與膜汙染。經精料口反洗可使有機團聚物汙染的反滲透膜的PFR率提高到DW時的37.0%，DW加濃度為1000 mg-NaOH/L的NaOH溶液後的79.4%。NaOH對有機物的水解和增溶作用是NaOH在PFR中的作用機理。反滲透膜被鐵膠體等無機顆粒汙染後，采用DW反衝洗可使膜的PF完全恢複。說明鐵膠體對膜的汙染主要是由於膜元件的物理堵塞造成的。

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Aritcle類型:研究文章

引用:Ashadullah A.K.M, Kishimoto N(2016)反滲透(RO)膜在處理亞硝酸鹽、硝酸鹽、鐵和錳汙染廢水中的適用性。國際水廢水處理2 (1):doi http://dx.doi.org/10.16966/2381- 5299.115

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出版的曆史:

收到日期:12月18日

接受日期:2016年1月09日

發表日期:2016年1月14日