تصفیه آب و فاضلاب

مالزی پس از تایلند ، اندونزی و هند به عنوان چهارمین تولید کننده بزرگ لاستیک در جهان معرفی شده است [1،2].لوله پلی اتیلن کشاورزی صنعت لاستیک یکی از مهمترین صنایع در مالزی است و نقش مهمی در اقتصاد کشور دارد. در پردازش لاستیک خام طبیعی دو نوع فرآیند وجود دارد. تولید کنسانتره لاتکس لاستیک طبیعی (NRL) و لاستیک استاندارد مالزی (SMR) [3]. با این حال ، باید توجه داشت که در نتیجه تولید مقدار زیادی آب مورد نیاز در هنگام فرآوری ، فرآیند تولید صنعت لاستیک همیشه به مقدار زیادی فاضلاب آلوده تولید می شود. پساب های تصفیه نشده از صنایع لاستیک معمولاً با مشکل بوی بد همراه هستند و حاوی مقدار قابل توجهی از آلاینده ها و آلاینده ها هستند. جدول 1 مشخصات معمول پساب های حاصل از فرآوری لاستیک در مالزی را نشان می دهد. از آنجا که پساب از مخلوط پیچیده ای از مواد شیمیایی ،سپتیک تانک غلظت بالای مواد آلی (یونهای اصلی ، حلال های آلی ، مواد مغذی و غیره) ، مواد جامد معلق و ازت تشکیل شده است ، تصفیه این فاضلاب در شرایط کنترل شده برای جلوگیری از انتشار مواد زائد مضر ضروری است به محیط. مقررات دقیق محیطی برای کنترل پساب های لاستیکی در مالزی که در تصفیه خانه فاضلاب باید مطابق با مقررات 2009 کیفیت کیفیت محیط زیست (پساب های صنعتی) تحت استاندارد A و استاندارد B. اجرا شود ، هر دو استاندارد شامل دمای تخلیه ، pH ، اکسیژن بیولوژیکی مورد نیاز (BOD) است. ، نیاز به اکسیژن شیمیایی (COD) ، مواد جامد معلق (SS) و سایر فلزات سنگین ، ازن ژنراتور اما با محدودیت های مختلف پارامتر ، بسته به محل تخلیه پس از فرآیند درمان. با یک روند جهانی جدید به سمت توسعه پایدار ، صنعت لاستیک باید بر روی فناوری تولید پاک کننده ، به حداقل رساندن زباله ، استفاده از زباله ، بازیابی منابع و بازیافت آب تمرکز کند. در میان روشهای مختلف تصفیه ، از روشهای بیولوژیکی به ویژه استخرهای هوازی ، بی هوازی و غیرفعال به طور گسترده ای برای تصفیه فاضلاب لاستیک در مالزی استفاده می شود [2]. این سیستم ها ارزان هستند و راندمان بالایی برای کاهش بار آلی دارند ، اما برای اجرا به مناطق زیادی احتیاج دارند. اخیراً ، فرایندهای جداسازی مبتنی بر غشا gradually به تدریج به گزینه ای جذاب برای فرایندهای جداسازی متداول در تصفیه فاضلاب تبدیل شده اند. رویکردهای مختلفی برای پیاده سازی فناوری غشا در تصفیه فاضلاب صنایع لاستیک ارائه شده است. از بین آنها ، دریچه منهول اولترافیلتراسیون (UF) به عنوان رقیبی در برابر روشهای مرسوم در فرآیندهای بازیابی پساب آسیاب NRL و پردازش SMR در نظر گرفته می شود [4-7]. غشای UF نه تنها در فشار بسیار کم (مصرف انرژی کمتر) قادر به کار است بلکه نتایج امیدوار کننده ای را برای بازیابی و بازیافت ضایعات مواد اولیه نشان می دهد. در حال حاضر ، فرآیند تقطیر غشایی (MD) که از غشای ریز متخلخل مشابه UF استفاده می کند ، به دلیل خواص عالی آن برای حفظ املاح غیر فرار و تولید آب تصفیه شده با کیفیت بالا ، مورد توجه جوامع دانشگاهی و علمی قرار گرفته است. عملکرد عالی MD در فرآیندهای نمک زدایی و تصفیه فاضلاب در ادبیات به اثبات رسیده است [8-10]. به عنوان عضوی جدید از خانواده جداسازی غشا ، MD می تواند در فشار جو و دمای پایین تر از تبخیر سنتی کار کند. علاوه بر این ، از بین رفتن اجزای مryثر بسیار اندک است و فقط به انرژی گرمایی با درجه حرارت پایین یا گرمای اتلاف نیاز دارد [11]. تا به امروز ، هیچ گزارش فنی درباره استفاده احتمالی سیستم MD برای تصفیه پساب پردازش لاستیک وجود ندارد. با توجه به این ، هدف از این کار بررسی پتانسیل فرآیند MD در تصفیه پساب فرآوری لاستیک و چگونگی کمک این فناوری غشای نسبتاً جدید به صنعت لوله ، به ویژه در

حوضچه های اکسیداسیون که به آن حوضچه های تثبیت کننده زباله نیز گفته می شود ، مزایای بیشتری نسبت به واحدهای مکانیکی دارند. اول ، حوضچه ها را می توان به عنوان واحدهای درمانی خودکفا توصیف کرد ، زیرا اثربخشی درمان به دلیل حفظ کلیه جوامع میکروبی کلی باکتریها ، ویروس ها ، قارچ ها و پروتوزوآها (Hosetti and Frost1995) ازن و تعادل مناسب مواد معدنی ، نور ، محلول اکسیژن است. ، مواد مغذی ، وجود جلبک (Amengual-Morro و همکاران 2012) و دما. از آنجا که استخرها خودکفا هستند ، کاهش مسئولیت های بهره بردار برای مدیریت درمان ، کاهش هزینه های نیروی کار و افزایش بازده مالی بالقوه از محصولات ملموس تولید شده توسط واحد درمان (Hosetti and Frost1998) وجود دارد. دوم ، استخرها می توانند استفاده شوند به منظور "پرداخت" ، یا ارائه درمان اضافی به آنچه در روشهای درمانی معمول یافته شده است (Veeresh و همکاران 2010). نویسندگان مختلف با استفاده از حوضچه های اکسیداسیون و سایر روش های درمانی مانند هضم بیهوشی (Gumisiriza و همکاران 2009) ،فاضلاب بهداشتی پتوی لجن (Mungraya and Kumar2008) ، غشاها (Craggs و همکاران 2004) و اسمز معکوس (لادو و بن) مطالعاتی را انجام داده اند. -Hur2010). سوم ، استخرها فرآیند درمان را با نیاز مجدد به واحدهای درمانی متعدد ساده می کنند. سرانجام ، حوضچه های اکسیداسیون یک فرآیند تصفیه است که می تواند در مواردی که تصفیه فاضلاب با استفاده از روش های تصفیه معمولی بسیار گران است ، استفاده شود. در واقع ، استخرهای اکسیداسیون معمولاً در بسیاری از مناطق جهان ، به ویژه در مکانهایی با آب و هوای گرم و گرم در طول سال ، مورد استفاده قرار می گیرند. در بسیاری از کشورهای در حال توسعه ، پساب استخرهای استابی لیز زباله در برنامه های آبزی پروری و آبیاری مورد استفاده مجدد قرار گرفته است. ملبورن ، استرالیا ، از اواخر دهه 1890 با استفاده از فاضلاب آبیاری را اجرا می کند. کشورهای آمریکای لاتین در دهه 1960 پروژه های خود را آغاز کردند ، در حالی که پروژه توسعه منابع متحده (UNDP) پروژه بازیابی منابع و سازمان بهداشت پان آمریكا (PAHO) در تحقیق با توجه به استخرهای پرورش ماهی همکاری كرده اند (شووال و همكاران. 1986) بسیاری از كشورهای اروپای مدیترانه ای نیز استفاده از حوضچه های اکسیداسیون برای تصفیه فاضلاب شهری. چهل و چهار حوضچه بین 500 تا 40000 نفر به جمعیت اروپا خدمت کرده است. به طور خاص در فرانسه ، 77٪ از استخرها برای خدمت به جمعیت زیر 1000 نفر استفاده شده است ، اگرچه بیشترین جمعیت مورد استفاده در مجموع 14000 نفر از شهرهای Meze و Louipan ، با استفاده از یک حوضچه احتمالی و یک سیستم استخر بلوغ است. همچنین از استخرهایی مانند یونان ، مصر ، الجزایر ، مراکش و تونس (مارا و پیرسون 1998) استفاده می شود. مزایا و معایب اضافی در جدول 1 خلاصه شده است.سپتیک تانک به همین دلایل ، استخر اکسیداسیون یک روش کششی برای تصفیه فاضلاب پایدار را با توجه به هشدارهای زیر فراهم می کند: اپراتورها باید اطمینان حاصل کنند که مواد شیمیایی و بیولوژیکی موجود در سیستم را کنترل کنند. پارامترهای طراحی مناسب برای مطابقت با استانداردهای بهره وری درمان نظارتی (Hosetti و Frost1998) برآورده می شوند ،لوله کاروگیت به خصوص اگر پساب مجدداً مورد استفاده قرار گیرد. در حالی که تحقیقات نویسندگان از استفاده از استخرهای اکسیداسیون پشتیبانی می کند ، اما ادعا نمی کند که تالاب استخرهای تثبیت کننده و اکسیداسیون پسوند ناشناس هستند ، اما استخرهای اکسیداسیون با لا-گون متفاوت هستند. تالاب ها مخازن تصفیه فاضلاب طبیعی تک یا چند سلولی هستند که کود رقیق شده را برای حذف مواد آلی و سایر مواد تشکیل دهنده از طریق میکروارگانیسم ها یا سایر فرآیندهای بیولوژیکی در خود جای داده اند. مشابه استخرهای تثبیت کننده زباله ، تالاب ها بسته به نوع میکروارگانیسم ها می توانند تحت شرایط مختلف اکسیژن محلول کار کنند. که حضور دارند با این حال ، la-goons بیشتر به کشاورزی وابسته است

داونینگ و نرنبرگ (2008a) میزان نیتریفیکاسیون یک بیوفیلم هوادهی غشایی را در آب شیرین کن(RO) در حضور و عدم وجود BOD بررسی کردند. محققان در غیاب BOD در مایع فله ، میزان نیتریفیکاسیون 1.5 gN m-2day-1 را به دست آوردند. این مقدار به 1.3 gN m-2day-1 در حضور 1 gBOD m-3 در فله کاهش یافته و به 0.4 gN m-2day-1 هنگامی که غلظت BOD فله 10 گرم m-3 بود. کاهش مشاهده شده در میزان نیتریفیکاسیونسپتیک تانک به افزایش رقابت برای اکسیژن از باکتری های هتروتروف نسبت داده شد. محققان همچنین اشاره کردند که نیتریفیکاسیون در MABfR کمتر از بیوفیلم های معمولی توسط BOD مهار می شود. Satoh و همکاران (2004) مطالعه میکروپروب را در مورد نیتریفیکاسیون در MABfR انجام دادند. محققان میزان نیتریفیکاسیون تقریباً 5/5 گرمNm-2day-1 را بدست آوردند ، در حالی که با استفاده از میکروب ها تأیید کردند که بیشتر نیتریفیکاسیون در نزدیکی سطح غشا انجام شده است. محل نیتریفایرها در سطح غشا در ازن ژنراتور ، جایی که غلظت اکسیژن بیشترین و غلظت BOD کمترین است ، کاهش مهار مشاهده شده توسط داونینگ و نرنبرگ (2008a) را توضیح می دهد. نرخ حذف نیتروژن آمونیوم و آمونیاک بدست آمده در بیشترین مطالعات MABfR مربوط به این کار خلاصه می شود در جدول 2-4. دنریفیکاسیون به همان اندازه فرآیندهای هوازی مورد مطالعه قرار نگرفته است. از دو فرآیند حذف کل نیتروژن قابل اطمینان تر در نظر گرفته می شود - به طور مداوم در دریچه منهول نرخ بالای نیتروژن زدایی در تصفیه خانه های فاضلاب تحت COD بالا به دست می آید
44 بارگیری نیتریفیکاسیون از دو فرآیند اطمینان کمتری دارد و بنابراین برای حذف م effectiveثر نیتروژن به بهینه سازی بیشتری نیاز دارد. به همین ترتیب ، این فرآیند بیشتر مورد مطالعه قرار می گیرد (Yamagiwa & Ohkawa ، 1994). چندین مطالعه نرخ نیتروژن زدایی در MABfR ها را گزارش کرده اند که در آن denitrification در کار نبوده است. نرخ حذف بدست آمده در جدول 2-5 خلاصه شده است

هنگام طراحی یک کنتاکتور غشای الیاف توخالی برای انتقال گاز ، دو عنصر وجود دارد که باید برای به حداکثر رساندن انتقال جرم در نظر گرفته شود: (i) حفظ اختلاف غلظت حداکثر ممکن فاکتورهایی که باید در ازن ژنراتور در طراحی کنتاکتورهای الیاف توخالی در نظر گرفته شود ، مشابه کسانی است که در طراحی مبدل های حرارتی نقش دارند (Coulsonet al.، 1999b). ضرایب انتقال جرم ، مانند ضرایب انتقال حرارت ، از نظر نظری به طور دقیق قابل محاسبه نیستند.
41 در غیاب معادلات طراحی از نظر تئوری ، از روابط تجربی شکل معادله 2-17 استفاده می شود. از طریق آزمایش های مقیاس آزمایشگاهی مشخص شده است ، می توان آنها را برای افزایش مقیاس به شرط حفظ شباهت هندسی استفاده کرد. بسیاری از محققان استفاده از هوادهی غشایی را برای تصفیه فاضلاب بررسی کرده اند. تیمبرلیک و همکاران (1988) یکی از اولین مطالعات از این دست را انجام داد و به نیتریفیکاسیون قابل توجه فاضلاب دست یافت. مطالعات بعدی توسط Brindle & Stephenson (1996) و Yamagiwa و همکاران (1994) ، که از "یک تکیه گاه بافته شده الیافی" در مجاورت غشا به منظور افزایش سطح موجود برای اتصال بیوفیلم استفاده کرد ، حذف عالی BOD ، نیتریفیکاسیون و denitrification را به دست آورد. این مطالعات
42 نشان داد که در صورت حفظ شرایط صحیح فرآیند ، می توان با موفقیت همزمان این سه فرایند اصلی تصفیه فاضلاب را در ازن ژنراتورانجام داد. 2.4.1 حذف آلاینده ها راکتورهای بیوفیلم هوادهی غشایی در سپتیک تانک برای تصفیه انواع فاضلاب از جمله فاضلاب خانگی (به عنوان مثال Pankhaniaet al. ، 1999) ، فاضلاب مصنوعی خوکی (Teradaet al. ، 2003) ، پساب حاوی استونیتریل (Liet al. ، 2008) و پساب حاوی داروها (Penget al.، 2015). مطالعاتی که بیشترین ارتباط را با این کار دارند ، مواردی است که استفاده از MABfR ها را در شرایطی که فرآیندهای هتروتروفی هوازی و نیتریفیکاسیون هوازی به طور همزمان اتفاق افتاده است ، بررسی می کند ، با یا بدون ضد عفونی کننده نیز در آن انجام می شود. انتخاب این مطالعات در بخشهای 2.4.1.1 و 2.4.1.2 بحث شده است. تیمبرلیک و همکاران (1988) نویسنده یک مطالعه اولیه در مورد استفاده از MABfR ها برای تصفیه فاضلاب بودند. با استفاده از غشای Gore-Tex و فشارهای متوسط لومن ، تا 55٪ حذف کربن آلی با نرخ حداکثر 4.2 gTOC m-2day-1 حاصل شد. نیتریفیکاسیون نیز به طور همزمان در نرخ تا 0.6 gN m-2day-1 به دست آمد ، با denitrification همزمان با همان سرعت ادامه دارد. یاماگیوا و همکاران (1994) ، با استفاده از "پشتیبانی بافته شده الیافی" خود ، به طور همزمان در لوله کاروگیت کربن آلی و نیتریفیکاسیون را از یک فاضلاب با ترکیبی مشابه پساب ثانویه (20 میلی گرم در لیتر ، 4 میلی گرم در لیتر 1 به عنوان آمونیاک) به دست آورد. نرخ مکالمه 6.3 gTOC m-2day-1 و 2.2 gN m-2day-1 با استفاده از فشارهای لومن بین 19.6 تا 29.4 kPa (سنج) بدست آمد. محققان همچنین از تأثیر محدود فشار هوا بر میزان واکنش خبر دادند.

وجود بیوفیلم بر روی سطح غشای هوادهی از طریق روشهای مختلف انتقال جرم از طریق غشا را تحت تأثیر قرار می دهد. نتایج حاصل از مطالعات تجربی (به عنوان مثال دوس سانتوس و لیوینگستون ، 1995) و مطالعات مدل سازی سختی گیر (Essilaet al. ، 2000) نشان می دهد که تنفس زیست توده در نزدیکی سطح غشا منجر به افزایش میزان انتقال اکسیژن سپتیک تانک از طریق غشا می شود. این می تواند به حفظ اختلاف غلظت حداکثر حداکثر در غشا ، دادن شارهای بالاتر همانطور که توسط معادله 2-15 پیشنهاد شده است ، نسبت داده شود. مطالعات اضافی توسط کیسی و همکاران (2000a ، 2000b) نشان می دهد که این "اثر تنفس" فقط قابل استفاده است به بیوفیلم های جوان و نازک. در بیوفیلم های ضخیم تر ، تجمع زیست توده منجر به افزایش مقاومت در انتقال جرم ، و کاهش سرعت انتقال اکسیژن می شود. این عواقب مربوط به حذف آلاینده ها است زیرا مقاومت به انتقال جرم بیوفیلم باعث کاهش سرعت انتشار بستر به مناطق غنی از اکسیژن از بیوفیلم و اکسیژن به مناطق غنی از بیوفیلم می شود.
40Côté و همکاران (1989) ، پیشنهاد می کنند که وجود یک بیوفیلم در سطح غشا membrane تأثیر منفی بر میزان انتقال اکسیژن در ازن ژنراتور خواهد داشت. محققان تحقیقاتی را با زیست توده فعال انجام ندادند ، اما فرض بر این است که جذب در غشا CO CO2 و سایر محصولات تنفسی باعث کاهش ضریب انتشار اکسیژن در مواد غشایی می شود و سرعت انتقال اکسیژن را کند می کند.Shanahan & Semmens (2006) یکی از معدود تحقیقات را انجام داد که در آن مشخصات انتقال جرم غشا clean تمیز در MABfR قبل از ایجاد بیوفیلم ایجاد شد. با استفاده از یک غشای ورق تخت ، شارهای اکسیژن محلی غشای ورق مسطح تمیز از یک رابطه مشابه شکل در معادله 2-15 محاسبه شد ، که در کار با غشای تمیز ایجاد شده است و در مقایسه با شارهای محاسبه شده از تبدیل نیتروژن آمونیاک به نیترات محققان کاهش شار را در بخشهای بالادست غشا مشاهده کردند ، جایی که وجود یک بیوفیلم تلاطم را کاهش می دهد و در مناطق پایین دست که بیوفیلم لایه مرزی در لوله کاروگیت را کاهش می دهد ، افزایش می یابد. مفهوم این کار برای غشای لوله ای ، جایی که مشخص می شود مرز از اهمیت کمتری برخوردار است ، این است که انتقال اکسیژن با حضور بیوفیلم کاهش می یابد.

اگرچه استفاده از این روش مشکلات مربوط به محاسبه غلظت سطحی مورد نیاز روش ASCE درلوله کاروگیت را برطرف می کند ، به دلیل عدم اطمینان غلظت فاز گاز ناشی از افت فشار و تغییر در ترکیب گاز در طول غشا در ازن ژنراتور در نتیجه انتشار و انتشار پشت از طریق مواد غشایی. یک روش جایگزین ، صرفاً براساس غلظت های مایع فله ، توسط Cussler (1997) ارائه شده است. این روش به دانش غلظت اشباع در شرایط آزمایشی نیاز دارد و طبق معادله 2-14 مقدار متوسط ضریب انتقال جرم کلی را بدست می آورد:
38) 1 (* KatteCCEquation 2-14Where: C * = غلظت اکسیژن اشباع در مایع فله در شرایط آزمایش 2.3.5 محاسبه شار اکسیژن شار اکسیژن متوسط را می توان با محاسبه ضریب انتقال جرم بدست آمده که توسط C byté معرفی شده بدست آورد (1989) همانطور که در معادله 2-15 نشان داده شده است .CKJ معادله 2-15 کجا: J = متوسط شار اکسیژن K = ضریب انتقال جرم کلی ΔC = اختلاف غلظت در غشاThe استفاده از معادله 2-15 نیاز به دانش غلظت اکسیژن در سمت هوا از غشایی که بدست آوردن آن به دلایل ذکر شده در بخش 2.3.2 دشوار است. روش جایگزین محاسبه شار اکسیژن مستقیماً از داده های تجربی با استفاده از معادله 2-16 است:) () (00ttaCCJttEquation 2-162.3 تشکیل 6 حباب معادله 2-15 فقط در زیر مقدار بحرانی فشار غشایی معتبر است که تابعی از هندسه های غشا است (Cotéet al.، 1989). بالاتر از این مقدار حیاتی ، چندین محقق تشکیل یک لایه از حباب ها را گزارش کرده اند که به عنوان یک مقاومت انتقال جرم اضافی در ارتباط با سختی گیر عمل می کنند و شار اکسیژن را کاهش می دهند (Caseyet al.، 1999، Cotéet al.، 1989، Ahmed & Semmens، 1996). برای جلوگیری از این امر در حین کار ، هرگونه افزایش فشار گاز باید با افزایش فشار مایع در سپتیک تانک در سمت مایع همراه باشد.ادبیات شامل جزئیاتی از دو علت احتمالی ایجاد حباب است. در تحقیقاتی که از طریق اکسیژن زدایی با استفاده از گاز نیتروژن حاصل شد ، آب با نیتروژن اشباع می شود ، به این معنی که هر نیتروژن در ابتدای دوره هوادهی از طریق غشا پخش می شود (جایی که هوا از طرف گاز استفاده می شود) قادر به ورود به مایع فله ، منجر به تشکیل حباب (Cotéet al. ، 1989). همچنین ، تشکیل حباب نیز به مقادیر بالاتر از اشباع غلظت گاز در رابط غشا / گاز نسبت داده شده است ، با غلظت اکسیژن تا 100 میلی لیتر - 1being گزارش شده است (Caseyet al.، 1999). با این حال ، در یک MABfR ، اگرچه حباب در هنگام راه اندازی با فشار بیش از 0.5 بار مشاهده شد ، اما هنگامی که بیوفیلم به ضخامت 100μm رسیده باشد ، اجازه استفاده از فشارهای بالاتر دیده نمی شود.

مکانیزم های بسیار پیچیده تری برای انتقال گاز از طریق غشای متخلخل درلوله کاروگیت وجود دارد. اگر فشار گاز کل زیر نقطه حباب غشای متخلخل حفظ شود ، اساساً نباید اختلاف فشار کلی در ازن ژنراتور در غشا and وجود داشته باشد و حمل و نقل باید از طریق انتشار از طریق منافذ غشا انجام شود - به ویژه برای گازهای کم حلالیت مانند اکسیژن ، نیتروژن و دی اکسید کربن (یانگ و کاسلر ، 1986). اگر غشا از ماده آبگریز ساخته شده باشد ، منافذ گاز پر می شوند و انتقال اکسیژن از طریق انتشار گاز-گاز یا مکانیسم جریان Knudsen ، بسته به پارامترهایی مانند مورفولوژی غشا ، ماهیت مخلوط گاز و کل ، انجام می شود. فشار گاز مقاومت انتقال جرم غشا ((1 / KM) در این شرایط به طور معمول بسیار ناچیز در مقایسه با مقاومت فیلم مایع (1 / KL) در نظر گرفته می شود ، همانطور که برای اولین بار توسط Yasuda & Lamaze (1972) پیشنهاد شد. 2.3.3. نحوه عملکرد ادبیات حاوی جزئیات است از دو حالت مختلف عملکرد غشایی - یا به صورت یک صفحه صاف یا لوله الیاف توخالی. غشای لوله ای از نظر میزان مساحتی که می توانند برای انتقال جرم فراهم کنند ، خصوصاً در صورت ترکیب دارای مزیت هستند
36 با دیگران به صورت بسته نرم افزاری الیاف. علاوه بر این ، غشاهای الیاف توخالی را می توان در حالت بن بست درسختی گیر ، جایی که هر فیبر جداگانه مهر و موم شده است ، و یا در جریان از طریق حالت کار می کند (Fanget al. ، 2004). عملکرد جریان از طریق دو معایب عمده ای در بر دارد: بازده انتقال اکسیژن 100٪ می تواند هرگز حاصل نشود و ترکیبات آلی در سپتیک تانک فرار (VOC) به جو منتقل شوند. عملیات بن بست می تواند از این موارد جلوگیری کند ، اما Côté و همکاران (1989) توصیه می کنند که از استفاده از آن اجتناب کنید زیرا با تراکم آب در سمت گاز فیبر غشا به خطر می افتد. این با حالت جریان یافت نشد ، زیرا بخار آب وارد الیاف به جای اجازه تجمع ، از بین می رود.کار جدیدتر توسط Fang و همکاران (2004) ، گزارش داد که تراکم بدون در نظر گرفتن استفاده از عملیات عبور جریان یا بن بست اجتناب ناپذیر است. با توجه به ضرایب انتقال جرم بالاتر برای آب در مقایسه با گاز ، جریان گاز به سرعت با بخار آب اشباع می شود و متراکم اتفاق می افتد. چندین راه حل برای غلبه بر این مشکل پیشنهاد شده است ، از جمله اختلاط بخشهایی از ماده ریز متخلخل آب دوست در پساب الیاف. این اجازه می دهد تا میعانات به محلول خارجی برگردد ، به شرط آنکه فشار گاز داخلی بیش از فشار آب خارجی باشد. 2.3.4 ارزیابی ضریب انتقال جرم اکسیژن یک روش پذیرفته شده برای تعیین ضریب کلی انتقال اکسیژن توسط انجمن مهندسان عمران آمریکا ارائه شده است (ASCE ، 1992) این روش شامل حذف اکسیژن محلول (DO) از حجم شناخته شده آب و تولید مجدد اکسیژن به مقداری نزدیک به اشباع است. اندازه گیری غلظت DO در زمانهای مختلف ، t ، در طول دوره تکرار اجازه می دهد تا ضریب انتقال اکسیژن را با استفاده از معادله 2-12 پیدا کنید ، که می تواند برای پیدا کردن مقدار KLat هر نقطه تعیین خطی شود

هوادهی بدون حباب یا حباب با قرار دادن یک فیلم نازک از غشا مصنوعی بین فازهای گاز و مایع حاصل می شود. اکسیژن از طریق انتقال می یابد
مواد غشایی 33 به دلیل یک شیب غلظت ، و مستقیماً از سطح غشا در فاز مایع حل می شود (Côté و همکاران ، 1989) .2.3.1 زمینه تاریخی یکی از اولین نمونه های تحقیقات منتشر شده مربوطه ، تحقیق توسط راب است (1968) ) ، که در آن انتقال اکسیژن به آب ، از طریق غشاهای مختلف پلیمری ، مورد بررسی قرار گرفت. در مطالعه 27 ماده پلیمری از جمله پلی استایرن ، پلی اتیلن ، پلی وینیل کلراید و پلی آمید -6 ، لاستیک سیلیکون بهترین عملکرد را داشت. این مطالعه همچنین استفاده های احتمالی از غشای لاستیکی سیلیکون را بر اساس نفوذ پذیری پیشنهاد می کند: به عنوان غنی سازی اکسیژن غشا membrane ، به عنوان بازسازی کننده هوا برای استفاده احتمالی در شرایط ریزش هسته ای و استخراج اکسیژن از آب تازه. اما استفاده از غشاهای سیلیکونی در ازن ژنراتور که معمولاً مورد استفاده قرار گرفته اند را پیشنهاد نکرده است. مطالعه بعدی توسط Yasuda & Lamaze (1972) نشان داد که با غشاهای متخلخل آبگریز ، میزان انتقال اکسیژن به آب توسط لایه مرزی مایع کنترل می شود - مقاومت آن در سختی گیر می تواند با استفاده از رژیم آشفته بسیار کاهش یابد. کارهای اخیر از انواع مواد برای انتقال گاز به محلول ها / مخلوط های پایه آب ، برای اهداف مختلف استفاده کرده است. به طور معمول ، این مواد از پلی اتیلن (PE) (Brindleet al. ، 1998) ، پلی پروپیلن (PP) (Ahmedet al. ، 1996) و پلی تترا فلورواتیلن (PTFE) (Schneideret al. ، 1995) بوده اند ، اما مواد کمتر شایع مانند سیلیکون لاستیک (Cotéet al.، 1989) و Gore-Tex® (Timberlakeet al.، 1988) نیز استفاده شده است. در برخی مطالعات ، از غشاهای کامپوزیتی استفاده شده است (به عنوان مثال Ahmedet al. ، 2004) - ترکیبی از ویژگی های انتقال گاز یک ماده با مقاومت ماده دیگر - اجازه می دهد فشارهای بیشتری برای استفاده وجود داشته باشد و بنابراین شارهای گاز بیشتری حاصل می شود. با غشاهای ریز متخلخل ، یعنی آنهایی که از موادی مانند PP و PE ساخته شده اند ، تشکیل حباب ها درسپتیک تانک عملکرد را به فشارهای پایین محدود می کند. به عنوان غشایی
اختلاف 34 غلظت (تابعی از فشار غشایی) نیروی محرکه انتقال جرم از طریق غشا است ، بنابراین سرعت انتقال جرم محدود است. غشاهای متراکم ، ساخته شده از موادی مانند لاستیک سیلیکون ، می توانند در فشارهای بالاتر بدون ایجاد حباب کار کنند ، که منجر به شار اکسیژن بیشتر می شود.مواد غشایی بر اساس مکانیسم انتقال گاز به غشاهای ریز متخلخل و متراکم دسته بندی می شوند. در غشاهای متراکم ، اکسیژن از طریق گاز به طرف آب از طریق یک مکانیزم انتشار محلول منتقل می شود ؛ اکسیژن به داخل پلیمر موجود در گاز جذب شده و با انتشار از طریق دیواره غشا به سطح مشترک با مایع منتقل می شود. سپس در آنجا به فاز مایع حل می شود و از طریق انتشار از سطح غشا دور می شود در ارتباط با لوله کاروگیت

دنیتریفیکاسیون توسط طیف وسیعی از میکروارگانیسم ها از جمله اشرشیا کلیاند Pseudomonas sp انجام می شود. این میکروارگانیسم ها درمخازن پروپیلن هوازهای اختیاری هستند. آنها وقتی اکسیژن به عنوان اهدا کننده الکترون وجود دارد ، تنفس هوازی را انجام می دهند و در صورت نبودن از سایر گونه های شیمیایی (مانند نیترات) استفاده می کنند. استفاده از اکسیژن به عنوان دهنده الکترون ترجیح داده می شود ، زیرا در این روش میکروارگانیسم ها بیشترین انرژی را کسب می کنند (Madigan & Martinko، 2006). پتانسیل کاهش سختی گیر (پتانسیل اکسایش اکسیداسیون) پارامتر مفیدی برای پیش بینی گونه های شیمیایی به عنوان اهدا کننده الکترون در فرآیندهای بیولوژیکی است. بیشترین پتانسیل های کاهش اکسیداسیون
31 متناسب با فرآیندهای مختلف بیولوژیکی در شکل 2-9 نشان داده شده است. فرآیندهای آنوکسیک ، مانند denitrification ، در یک پتانسیل اکسایش تقریباً 400+ میلی ولت انجام می شود. فرآیندهای هوازی در سپتیک تانک در پتانسیل های اکسیداسیون ردوکس بالاتر انجام می شوند ، با فرآیندهای بی هوازی در پتانسیل های کاهش اکسیداسیون منفی. شکل 2-9: نمونه هایی از تنفس میکروبی و پتانسیل های کاهش اکسایش مرتبط (اقتباس شده از Madigan & Martinko ، 2006) این روش شامل ترکیبی از سه واکنش نیمه است: یکی برای اکسیداسیون دهنده الکترون (Rd). یکی برای کاهش گیرنده الکترون (Ra) ؛ یکی برای جذب سلولهای جدید باکتریایی (Rc). مقدار R كلی به شرح توضیحات 2-7 بدست می آید.این روش همچنین معادلات نیمه متنوعی را برای انواع مختلف نیتروژن ، گیرنده های الکترون و دهنده های الکترون ارائه می دهد که می تواند در صورت نیاز ترکیب شود. مقادیر aefor برای انتخاب یک جفت مشترک دهنده دهنده / گیرنده الکترون نیز گزارش شده است. ساخت چنین معادلات استوکیومتری برای واکنشهای مختلف میکروبی که در فاضلاب اتفاق می افتد بسیار مفید است زیرا امکان ایجاد تعادل جرمی از ورودیهای مختلف به سیستم را فراهم می کند. به همین ترتیب ، این روش در بسیاری از مطالعات مدل سازی ازن ژنراتور ، از جمله مواردی که حذف آلاینده ها را با بیوفیلم های متصل به غشا بررسی کرده اند ، مورد استفاده قرار گرفته است.

سیستم های استخر تصفیه فاضلاب به طور کلی از برق کمتری استفاده می کنند و پیچیدگی کمتری نسبت به سیستم های تصفیه مکانیکی فاضلاب رایج مانند لجن فعال دارند (داونینگ و همکاران ، 2002 ؛ میدل بروکس و همکاران ، 1981). لوله کاروگیت مصرف کم برق تا حدی از طریق تولید فتوسنتز اکسیژن توسط جلبک ها حاصل می شود که می تواند نیاز به هوادهی مکانیکی را جبران کند. با این حال ، مقداری از این مزیت در صرفه جویی در مصرف انرژی برای سیستم های استخر فاضلاب که باید از فرایندهای انعقاد و جداسازی برای حذف ریز جلبک های معلق از پساب خود استفاده کنند تا مطابق با مقررات مربوط به مواد جامد معلق (TSS) و اکسیژن بیولوژیکی پنج روزه باشد ، از بین می رود. تقاضا (BOD5). به عنوان مثال ، حد تخلیه تعیین شده توسط آژانس حفاظت از محیط زیست ایالات متحده (USEPA) برای استخرهای تصفیه 45 میلی گرم در لیتر برای هر دو BOD5 و TSS ، به طور متوسط 30 روز است (EPA ، 2007). پس از جداسازی ، دوغاب زیست توده جلبکی برداشت شده معمولاً برای دفع به حوضچه های تصفیه برگردانده می شود (شکل 1). این عمل منجر به نیاز به مكرر لایروبی استخرهای احتمالی می شود. سختی گیر آزاد سازی مواد و عناصر غذایی خواستار اکسیژن از زیست توده در حال تجزیه. به طور بالقوه افزایش انتشار گاز متان گاز گلخانه ای. و از بین رفتن زیست توده جلبکی ، ماده اولیه بالقوه سوخت های زیستی. این روش مرسوم می تواند شامل هضم بی هوازی جلبک ها باشد (شکل 2) ، به تصفیه خانه های فاضلاب اجازه می دهد تولید سوخت تجدیدپذیر را افزایش دهند (Oswald & Golueke، 1960). انرژی خورشیدی ذخیره شده در سلولهای جلبکی در نتیجه فتوسنتز می تواند از طریق هضم بی هوازی به سوخت متان تبدیل شود (Golueke و همکاران ، 1957). سپس می توان متان را برای تولید الکتریسیته ، با گرمای ضایعاتی که برای گرم کردن هضم کننده های بی هوازی استفاده می شود ، سوزاند. ازن ژنراتور به عنوان نمونه ای از کاربردهای مقیاس کامل این مفهوم ، کارخانه کنترل آلودگی آب (WPCP) شهر سانیوال ، کالیفرنیا در حال بررسی هضم زیست توده میکرو جلبکی است که در حال حاضر از پساب 440 جریب استخرهای احتمالی برداشت می شود. مخازن پروپیلن با استفاده از انعقاد پلیمر و شناور سازی هوا محلول. دوغاب یا شناور برداشت شده در حوضچه ها دفع می شود. تلاش های قبلی برای هضم این زیست توده جلبکی در مقیاس کامل در Sunnyvale پس از مدت کوتاهی به دلیل تشکیل یک لایه شناور جلبکی ضخیم و پایدار در هضم کننده آزمایش و کاهش احتمالی pH متوقف شده است (EAO، Inc & Bracewell Engineering، Inc.) ، 1988 ؛ De Sa ، pers. comm. ، 2009)). برای بهبود اختلاط هضم کننده و به حداقل رساندن تشکیل لایه شناور در طی آزمایشات هضم جلبک های آینده ، مخلوط کردن گاز هضم کننده ها با مخلوط کردن پمپ خارجی موثرتر جایگزین می شود