УДК 628.29

АНАЛИЗ ОСНОВ МЕМБРАННОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ И ПОСЛЕДНИХ ДОСТИЖЕНИЙ В ОБЛАСТИ СТРАТЕГИИ СМЯГЧЕНИЯ ПОСЛЕДСТВИЙ ЗАГРЯЗНЕНИЙ В МБР

Нибусина Вероника Игоревна
Нижегородский государственный архитектурно-строительный университет
магистрант

Аннотация
Мембранный биореактор (MBR) является эффективной и компактной технологией для очистки -бытовых и промышленных сточных вод. Однако, существует важный недостаток, который препятствует широкому применению МБР – это мембранное загрязнение, которое значительно снижает производительность мембраны и продолжительность её жизни, что усложняет эксплуатацию и приводит к повышению затрат. Определение мембраны, устойчивой к загрязнениям в МБР является одной из основных проблем данной технологии в течение последних двух десятилетий. В данной статье представлен обзор мембранного загрязнения и исследований, проведенных для выявления факторов, снижающих загрязнение мембран в МБР. Также описаны классы загрязнений, включая биозагрязнения, органические и неорганические загрязнения, а также факторы загрязнения мембраны. Помимо этого, представлены недавние исследования в области контроля загрязнений, в том числе добавление коагулянтов и адсорбентов, сочетание аэробной грануляции с МБР и внедрение гранулированных материалов с воздушной очисткой в резервуар МБР. Добавление коагулянтов и адсорбентов показывает значительное снижение загрязнения мембраны, однако необходимы дальнейшие исследования для установления оптимальных доз различных коагулянтов/адсорбентов. Аналогичным образом, интеграция аэробной грануляции с МБР, которая ориентирована биозагрязнения и органические загрязнения, показывает отличную производительность инфильтрации и значительно уменьшает скорость обрастания мембран, а также превосходно удаляет питательные вещества. Тем не менее, необходимы дальнейшие исследования по повышению долгосрочности и целостности мембран.

Ключевые слова: аэробная грануляция, внеклеточные полимерные вещества, МБР, мембранное загрязнение, мембранный биореактор, определение загрязнения, очистка сточных вод, растворимые продукты жизнедеятельности микробов


ANALYSIS OF BASIS MEMBRANE POLLUTION AND RECENT ADVANCES IN THE FIELD OF POLLUTION MITIGATION STRATEGIES IN MBR

Nibusina Veronica Igorevna
Nizhny Novgorod State University of Architecture and Civil Engineering
master student

Abstract
The membrane bioreactor (MBR) has emerged as an efficient compact technology for municipal and industrial wastewater treatment. The major drawback impeding wider application of MBRs is membrane fouling, which significantly reduces membrane performance and lifespan, resulting in a significant increase in maintenance and operating costs. Finding sustainable membrane fouling mitigation strategies in MBRs has been one of the main concerns over the last two decades. This paper provides an overview of membrane fouling and studies conducted to identify mitigating strategies for fouling in MBRs. Classes of foulants, including biofoulants, organic foulants and inorganic foulants, as well as factors influencing membrane fouling are outlined. Recent research attempts on fouling control, including addition of coagulants and adsorbents, combination of aerobic granulation with MBRs, introduction of granular materials with air scouring in the MBR tank. The addition of coagulants and adsorbents shows a significant membrane fouling reduction, but further research is needed to establish optimum dosages of the various coagulants/adsorbents. Similarly, the integration of aerobic granulation with MBRs, which targets biofoulants and organic foulants, shows outstanding filtration performance and a significant reduction in fouling rate, as well as excellent nutrients removal. However, further research is needed on the enhancement of long-term granule integrity.

Keywords: aerobic granulation, EPS, extracellular polymeric substances, membrane bioreactor, membrane fouling, SMPS, soluble microbial products, wastewater treatment


Рубрика: 05.00.00 ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ

Библиографическая ссылка на статью:
Нибусина В.И. Анализ основ мембранного загрязнения и последних достижений в области стратегии смягчения последствий загрязнений в МБР // Современные научные исследования и инновации. 2017. № 1 [Электронный ресурс]. URL: http://web.snauka.ru/issues/2017/01/77164 (дата обращения: 13.01.2017).

1. Введение

Технология мембранного биореактора (МБР) является технологией очистки сточных вод как альтернативный вариант технологиям, использующим процессы активного ила (ASP) последнее столетие. Технология МБР является, по сути, одним из наиболее значимых нововведений в очистке сточных вод [1-4], так как она устраняет недостатки традиционной очистки, в том числе потребность в больших площадях очистных сооружений вторичной очистки и доочистки [5].

МБР используется для очистки коммунально-бытовых и промышленных сточных вод, а также мелиорации [6-10]. МБР представляет собой гибрид традиционной биологической системы очистки и физического разделения жидкости и взвешенных веществ с использованием мембранной фильтрации [11-13] в одной системе. Технология МБР обеспечивает следующие преимущества по сравнению с традиционной системой очистки: высокое качество очищенных сточных вод, более высокие нагрузки на сооружение, снижение времени гидравлического задержания сточных вод на очистном сооружении (HRT), более длительное время удержания твёрдых веществ в системе (SRT), уменьшение выработки избыточного активного ила, и возможность одновременной нитрификации и денитрификации при длительном SRT [2,5,13-16]. Внедрение мембран в систему очистки устраняет необходимость во вторичных отстойниках.

Отказ от вторичных отстойников и работа МБР при более коротком HRT в результате приводит к значительному снижению площади очистных сооружений. Тем не менее, использование технологии МБР имеет недостатки, в том числе повышение энергозатрат, необходимость контроля мембранного загрязнения, а также потенциально высокую стоимость периодической замены мембран [17].

Мембранное загрязнение остается основным недостатком технологии МБР [2,18,19], поскольку оно значительно ухудшает работу мембраны и снижает мембранный срок службы, что приводит к увеличению затрат на техническое обслуживание [12,20]. Причиной загрязнения мембран в МБР является наличие взвешенных частиц (микроорганизмов и клеточных остатков), коллоидов, растворенных веществ и хлопьев осадка в жидкости [2]. Эти материалы осаждаются на поверхности мембраны и в порах мембраны, закупоривая их, что приводит к снижению проницаемости мембраны [11]. Гетерогенный характер этих веществ в концентрации взвешенных органических веществ в активном иле (MLSS) делает загрязнение мембраны неизбежностью, которую трудно контролировать при длительной эксплуатации МБР [12]. Загрязнение мембран в МБР является одним из ключевых направлений обширных исследований в целях более широкого применения технологии МБР для очистки сточных вод.

В данной статье представлен обзор основных принципов мембранного загрязнения и достижения в области смягчения последствий загрязнения мембран в МБР, на основе последних и соответствующих публикаций по мембранному загрязнению. Обзор охватывает справочную информацию о загрязнении мембран, классы мембранного загрязнения в МБР, а также обсуждение факторов, влияющих на загрязнение мембран в МБР. После этого следует всеобъемлющий обзор текущих тенденций исследований для контроля мембранного загрязнения в МБР.

2. Мембранное загрязнение в МБР

По данным Международного Союза Теоретической и Прикладной Химии (IUPAC) рабочей группы по разработке терминологии по мембранам, мембранное загрязнение – это “процесс, приводящий к потере производительности мембраны за счет осаждения взвешенных или растворенных веществ на внешней поверхности мембраны, на поры мембраны, или в поры мембраны”[21]. Эти загрязнения могут образовываться в виде взвешенных частиц (микроорганизмы и клетки), коллоидов и растворенных веществ в MLSS [2,14,18]. Физико-химические взаимодействия, которые происходят между загрязнениями и материалом мембраны приводят в результате к мембранному загрязнению. Неспособность надлежащим образом контролировать загрязнение мембраны в МБР может в некоторых случаях привести к невозможности достижения требуемой степени очистки потока [13].

Загрязнение в МБР происходит в несколько этапов, а именно, – сужение пор, закупоривание пор, формирование корки. Сужение пор возникает при блокировки мембранных микропор загрязнителями. Закупоривание поры зависит, в значительной степени, от размера частиц и размера пор мембраны. Прикрепление веществ в порах облегчается с помощью клейких веществ в растворе. Формирование корки является результатом непрерывного накопления кластеров бактерий, биополимеров и неорганических веществ, которые образуют слой (биокорку) на мембране [22]. Слой осадка приводит к увеличению сопротивления мембранной фильтрации. Механизмы загрязнения мембраны в МБР схематически показаны на рисунке 1.


Рис. 1. Механизмы загрязнения мембраны в мембранном биореакторе (МБР)

С точки зрения эксплуатации, загрязнение мембраны снижает поток пермеата, когда МБР работает при постоянном трансмембранном давлении (ТМД), а также приводит к увеличению ТМД, когда МБР работает при постоянном потоке пермеата.
При постоянной работе потока, резкое увеличение TMД указывает на серьезное загрязнение мембраны. Это внезапное увеличение TMД называется “скачком TMД”. Скачок TMД описывается как трехступенчатый процесс [1,23]: 1-й этап – начальная “обработка” обрастаниями, которая вызвана исходной блокировкой поры и адсорбцией растворенных веществ; 2-й этап – линейное или слабо экспоненциальное постепенное повышение ТМД за счет образования биологической пленки и дальнейшей блокировки пор мембраны; и 3-й этап – внезапно быстрое увеличение скорости нарастания TMД (dTMP/dt) [3]. Последний 3 этап является следствием серьезного мембранного загрязнения. Вследствие последовательного закупоривания пор и появления локальных потоков, которые начинают превышать критическое значение, наступает ускорение осаждения частиц [24,25] и резкое изменение структуры слоя осадка [23].
Бактерии, содержащиеся внутри биологической пленки, как правило, умирают из-за недостатка кислорода, тем самым освобождая больше внеклеточных полимерных веществ EPS [26]. После последнего этапа скачка ТМД очистка мембраны необходима.
Из этого можно сделать вывод, что задержка 3-го этапа позволит обеспечить сокращение частоты очистки мембраны, что в конечном счете приведет к сокращению эксплуатационных расходов МБР.

2.1. Классификация загрязнений

Мембранные загрязнения в MBR могут быть сгруппированы в биозагрязнения, органические и неорганические загрязнения на основе их биологических и химических характеристик [27].

2.1.1. Биозагрязнения

К биозагрязнениям относятся бактерии или хлопья, которые осаждаются, растут и обмениваются веществами в результате мембранного загрязнения [2]. Для начала, одна клетка бактерии может прикрепиться к поверхности мембраны или внутри ее пор и, по прошествии некоторого времени, клетка размножается в кластер из клеток, что приводит к образованию биокорки, и, следовательно, снижению проницаемости мембраны. Бактерии (биозагрязнения) и продукты их жизнедеятельности способствуют загрязнению [28]. По существу, биозагрязнение мембраны представляет собой двухстадийный процесс, который заключается в прикреплении бактерии, а затем её размножение на поверхности мембраны [29].

2.1.2. Органические загрязнения

Органическими загрязнениями в МБР являются биополимеры, например, полисахариды и белки, осаждение которых на мембране приводит к снижению ее проницаемости. Эти загрязнения появляются из продуктов метаболизма бактерий, которые в совокупности называются внеклеточными полимерными веществами EPS. По сравнению с крупными частицами, такими как хлопья шлама, осаждение органических загрязнений на поверхности мембраны удалить значительно труднее [5]. В эксперименте исследования мембранного загрязнения при различных эксплуатационных условиях с использованием лабораторного погружного МБР модулем половолоконной мембраны, Ван и Ли [31] сообщили, что биополимеры являются важными загрязнителями и оказывают значительное влияние на мембранное обрастание.
Выводы из их эксперимента в дальнейшем показали, что скорость загрязнения мембраны в реакторе коррелирует с концентрацией биополимера в суспензии осадка при различных условиях.

В дополнение к EPS, как показало исследование, в осадке МБР также содержится объединение свободных органических растворенных веществ, называемых кластером биополимеров (BPC) [32].
BPC является результатом группирования свободных EPS и растворенных микробных продуктов (SMP) в активном иле [33]. BPC намного больше, чем SMP и состоят они в основном из биополимеров с небольшим количеством микроорганизмов [33,34]. Наличие нескольких микроорганизмов в кластере биополимеров делает его отличными от бактериальных хлопьев. Из-за своих больших размеров, BPC удерживается мембраной в МБР и, таким образом, не проникает в очищенные стоки. Большая площадь поверхности мембраны в МБР обеспечивает благоприятные условия для формирования кластера биополимеров и его роста. В то же время, образование и накопление BPC в МБР приводит к серьезному загрязнению мембраны [34]. В эксперименте исследования склонности обрастания ила МБР, Сун и др. [35] сообщили о том, что увеличение концентрации BPC на 20% и 60% в приблизительно 3,5 мг/л в иловой смеси заметно повысило скорость загрязнения на 120% и 300%, соответственно. Это указывает на то, что кластер биополимеров в суспензии МБР оказывает существенное влияние на загрязнение. Также проводились исследования для нахождения пути снижения мембранного загрязнения за счет BPC. Сообщалось, что озонирование BPC позволит уменьшить негативную роль BPC при загрязнении мембран [35]. В этом эксперименте при 0,03 мг О3/мг общего органического углерода (ТОС) BPC уменьшался средний размер BPC от 38 до 27 мкм а увеличение дозы до 0,3 мг О3/мг ТОС дополнительно уменьшается размер BPC до 12 мкм. Далее сообщалось, что озонирование также изменило свойства поверхности кластера биополимеров, что привело к увеличению фильтруемой доли и снижению вязкости смешанной жидкости.

2.1.3. Неорганические загрязнения

Неорганические загрязнения представляют собой группу неорганических веществ, которые осаждаются на поверхности мембраны или в ее порах, что приводит к мембранному загрязнению. Примеры таких веществ включают в себя катионы и анионы, такие как Ca2+, Mg2+, Fe3+, Al3+, SO42-, PO43, CO32-, OH- и т.д. [36,37]. Эти разновидности осаждаются на поверхности мембраны из-за гидролиза, что приводит к изменению рН и окислению [31].

В сущности, неорганические загрязнения образуются при химическом осаждении неорганических соединений и/или биологического осаждения неорганических-органических комплексов [36]. В то время как умеренное количество ионов металлов, таких как Са2+ (до 280 мг/л), может быть полезным при контроле и улучшении биообрастания ввиду привязки и преодоления EPS (следовательно, повышении биофлокуляции), его высокие концентрации (выше 800 мг/л) значительно увеличивают неорганическое загрязнение в связи с высоким содержанием неорганического осадка в иловой смеси МБР [38]. Неорганические загрязнения также называют “минеральные отложения”, чтобы отличать их от биозагрязнения и органического загрязнения [39]. Кристаллизация и обрастание частицами являются двумя основными механизмами, которые играют решающую роль в процессе неорганического загрязнения мембраны в МБР. В кристаллизации, осаждение ионов – это путь к осаждению на поверхности мембраны; в то время как обрастание частицами представляет собой последующую конвективную транспортировку коллоидных частиц в растворе к поверхности мембраны [40]. Для удаления неорганических осадков с поверхности мембраны как правило применяется химическая очистка, как более эффективная, чем механическая [2].

3. Факторы, влияющие на мембранное загрязнение в МБР

На мембранное загрязнение в МБР влияют различные факторы. Они могут быть сгруппированы в три категории, а именно: характеристики мембраны, условия эксплуатации, а также характеристики подачи и биомассы (рис. 2).


Рис. 2. Факторы, влияющие на мембранное загрязнение в МБР

3.1. Характеристики Мембраны

3.1.1. Материал мембраны

Материал, из которого изготовлена мембрана оказывает влияние на ее предрасположенность к загрязнениям в МБР. Исходя из материала, мембраны могут быть подразделены на: керамические, полимерные и композитные. Керамические мембраны демонстрируют хорошие показатели фильтрации благодаря их высокой химической стойкости, целостности, инертности и легкости очистки, что приводит к низким эксплуатационным расходам [13,41,42]. Керамические мембраны являются также высокогидрофильными [5], что делает их более устойчивыми к загрязнениям. Тем не менее, их высокая стоимость изготовления и хрупкость [41] делает их применение экономически нецелесообразным для систем МБР. Полимерные мембраны являются наиболее распространенным и доступным типом мембран.

Полимерные мембраны имеют хорошую физическую и химическую стойкость, но в основном являются гидрофобными [5]. Примеры полимерных мембранных материалов включают в себя поливинилиденфторид (PVDF), полиэтилсульфон (PES), полиакрилонитрил (PAN), полисульфон (PS), полиэтилен (PE), поливинилбутираль (PVB), ацетилцеллюлоза (СА), полипропилен (РР), политетрафторэтилен (PTFE), и т.д. Из-за гидрофобности полимерные мембраны, как правило, легко загрязняются, но тем не менее, они широко используются в настоящее время из-за простоты установления размеров пор. Композиционные мембраны получают из двух или более материалов для объединения сильных сторон составных материалов в конечном продукте. Как правило, один материал образует активную поверхность, а другой – форму опорного слоя [13]. К примеру, гидрофобные мембраны покрываются гидрофильным полимером, для исключения недостатка обрастания.

В следствие этого, свойства мембран могут быть модифицированы с целью уменьшения их загрязнения. Таким образом были проведены исследования, сосредоточенные на модификации мембранных материалов для уменьшения загрязнения в МБР. Ю. и др. [43] представили работу, в которой была модифицирована поверхность РР мембраны с помощью плазменной обработки воздуха; также эта модифицированная мембрана была использована для исследования характеристик загрязнения в погруженном МБР. Полученные данные показали, что поток воды, восстановленный после очистки мембраны каустической содой, был на 35% выше, чем у мембраны без каких-либо модификаций [43]. Еще одно исследование было проведено PES ультрафильтрационной (UF) мембраной, модифицированной использованием различных видов наносеребра [44]. Результаты этого исследования показали, что модифицированная мембрана нуждается в меньшем контроле загрязнений. Другой новой модификацией для снижения загрязнения является производство мембраны с фотокаталитическими наночастицами. В связи с этим, Могадам и др. [45] оценили производительность потока и свойства обрастания PVDF-TiO2 нанокомпозитных мембран, с и без УФ-облучения. Авторы обнаружили, что композитные мембраны (по сравнению с PVDF мембранами без модификаций) очень быстро достигли стабилизации потока и без облучения и под действием УФ.
Кроме того, PVDF-TiO2 нанокомпозитные мембраны представили лучшее восстановление соотношения потока при сочетании фильтрации с УФ-облучением при 365 нм. Также сообщается о более низкой частоте очистки мембраны для PVDF-TiO2 нанокомпозитных мембран по сравнению PVDF мембран без модификаций.

Тем не менее, долгосрочные последствия применения модифицированных мембран требуют дальнейшего изучения, особенно для мембран, модифицированных наночастицами, поскольку эти наночастицы могут иметь влияние на здоровье человека и экотоксикологическое воздействие [46].

3.1.2. Сродство к воде

Сродство к воде (гидрофильность или гидрофобность) является свойством материала мембраны, влияющим на загрязнения в МБР. Признак сродства к воде для материала мембраны определяется путем измерения угла смачивания капли воды на его поверхности [47].
Меньшие углы смачивания указывают на гидрофильность, в то время как большие углы говорят о гидрофобности. Из-за гидрофобных взаимодействий, происходящих между материалом мембраны, микробной клеткой и растворенными веществами, загрязнение мембраны более серьезно с гидрофобными материалами по сравнению с гидрофильными [1].
Это происходит потому, что более гидрофильные материалы мембран в меньшей степени адсорбируют растворенные в сточных водах макровещества, таких как белки. Гидрофобные материалы, с другой стороны, имеют тенденцию адсорбировать гидрофобные вещества в сточных водах, что приводит к загрязнению. Для того, чтобы установить баланс, композитные мембраны получают путем покрытия гидрофобных мембран тонким слоем гидрофильного материала, сочетая тем самым в себе надежность первого и низкую склонность к загрязнениям второго материала [47].

3.1.3. Шероховатость поверхности мембраны

Шероховатость поверхности мембранного материала также имеет некоторое влияние на загрязнение мембран в МБР. Мембраны с однородными поверхностями менее подвержены загрязнениям чем те, которые имеют шероховатость [47]. Результаты исследований показали, что мембраны с более высокой шероховатостью поверхности загрязняются быстрее [48]. Это происходит потому, что грубая поверхность мембраны обеспечивает впадины для коллоидных частиц, содержащихся в сточных водах, которые накапливаются в них [49], что приводит к закупориванию впадин, таким образом, увеличивая серьезность загрязнения для более грубых поверхностей мембран [50].
Тем не менее, исследование, проведенное с целью изучения взаимосвязи между шероховатостью поверхности и загрязнением мембраны в МБР показали, что мембраны, имеющие более высокие выступы на их внешней поверхности, проявляют высокое сопротивление загрязнениям после восстановления проницаемости путем обратной промывки мембраны [51].
Это связано с накоплением загрязнений во впадинах между выступами. Поэтому, несмотря на то, что грубые поверхности увеличивают склонность загрязнений, шероховатая поверхность с выступами может улавливать загрязнения в своих впадинах и продолжать функционировать нормально.

3.1.4. Поверхностный заряд мембраны

Поверхностный заряд мембраны – еще одно важное свойство относительно мембранного загрязнения, особенно в случаях, когда в исходных стоках имеются заряженные частицы. Было показано, что большинство мембранных материалов отрицательно заряжены при нормальных условиях [47]. Отчасти это связано с коллоидными частицами, которые откладываются на поверхности мембраны [49]. Некоторые катионы в MLSS, такие как Ca2+ и Al3+, могут реагировать с отрицательно заряженной поверхностью мембраны, что приводит к неорганическому загрязнению.

3.1.5. Размер пор мембраны

Как правило, мембраны, используемые при очистке сточных вод, в широком смысле разделены на два вида: пористые и непористые. Пористые мембраны используют деформацию, просеивание, или размер исключения для отдельных частиц, например, микрофильтрацией (MF), ультрафильтрацией (UF), и нанофильтрацией (NF) [39]. Непористые мембраны используют различия в температуропроводности или растворимости между растворителем и растворенным веществом в мембранах для разделения [39,52]. Примером непористых мембран являются нанофильтрационные (NF) мембраны и мембраны обратного осмоса (RO). Поскольку механизмом разделения в МБР является отбор (с исключением по размеру), для этого в основном используются MF и UF мембраны [5], что обеспечивает полное физическое удерживание бактериальных хлопьев и практически всех взвешенных твердых частиц в биореакторе [1]. Размер пор мембран по отношению к размерам частиц в подаваемом потоке сточных вод в МБР может иметь влияние на загрязнение мембраны. Блокирующий поры механизм имеет тенденцию к увеличению с возрастанием размера пор мембраны [47]. Это происходит потому, что это проще для мелких частиц, которые входят в поры мембраны и попадают в ловушку, в результате чего поры закупориваются [53]. С меньшими порами, большие частицы быстро образуют верхний слой на мембране и собирают более мелкие частицы. Полученный слой, сформированный на поверхности мембраны может быть легко удален с помощью очистки воздухом или турбулентностью в результате фильтрации поперечного потока.
Это схематически показано на рисунке 3. В общем случае, воздействие размера пор мембраны на загрязнения в значительной степени зависит от состава сточной воды, в частности, распределения частиц по размерам.


Рис.3. Схемы блокировки пор мелкопористых и крупнопористых мембран

Миёси и др. [54] исследовали влияние различных полимерных мембранных материалов, взаимосвязи между размером пор мембраны и загрязнением в МБР с использованием CAB, PVB и PVDF мембран.
Их результат показал, что мембранное загрязнение уменьшается с увеличением размера пор мембраны для PVDF мембран; однако САВ мембраны проявляли противоположную тенденцию [54]. Это указывает на то, что лучший размер пор, снижающий мембранное загрязнение в МБР, отличается для различных полимерных материалов. Следовательно, рабочие параметры МБР должны быть тщательно подобраны для различных полимерных мембранных материалов.

3.2. Условия эксплуатации

3.2.1. Рабочий режим

У МБР в основном есть два режима работы, а именно – постоянное TMД с переменным потоком пермеата и постоянный поток пермеата (L/м2 ч) с переменным TMД. Последний является наиболее предпочтительным, так как он может легко справиться с флуктуациями гидравлической нагрузки [47].
При работе в постоянном потоке пермеата, загрязнение мембраны наблюдается при скачке ТМД [181]. Критический поток должен быть определен в постоянной работе потока, поскольку он является важным параметром работы MБР [5]. Определение критического потока представлено Diez и др. [55]. Критический поток представляет собой количественный параметр для фильтруемости различных мембран и/или различного раствора активного ила [56]. Критический поток является потоком, выше которого осаждение твердых частиц на поверхности мембраны становится очевидным (кек или гелеобразование) [55]. С практической точки зрения, однако, критический поток недостижим в МБР.

Устойчивый поток относится к потоку, выше которого скорость загрязнения мембраны экономически и экологически неустойчива [57], или поток, для которого происходит постепенное увеличение ТМД с приемлемой скоростью, таким образом, что химическая очистка не требуется [1]. В сущности, устойчивый поток, который меньше критического, обеспечивает приемлемый рост TMД. Этот рабочий поток играет ключевую роль в загрязнении MБР. Для системы МБР, работающей при потоке ниже критического, предотвращается избыточное отложение биомассы на поверхности мембраны [2,44,58].

3.2.2. Скорость аэрации

Аэрация играет двойную роль в аэробных МБР. Она поставляет кислород для биологических процессов и выступает в качестве способа очистки поверхности мембраны (воздушная очистка). Кислород, подаваемый путем аэрации, облегчает биодеградацию и клеточный синтез биомассы [12]. Исследования показали, что увеличение скорости аэрации в MБР приводит к уменьшению загрязнения мембраны [59,60]. В исследовании, для изучения влияние скорости аэрации на мембранное загрязнение в лабораторном погружном МБР, Yigit и др. [61] сообщили, что увеличение скорости аэрации положительно влияет на возможность контроля загрязнения. Тем не менее, степень такого положительного эффекта была существенно уменьшена, при увеличении MLSS. Это связано с повышенной вязкостью в результате высоких уровней MLSS. Скорость аэрации должна быть в пределах от 3л воздуха/мин м2 до 12л воздуха/мин м2 [17].

В то время как высокая скорость аэрации может свести к минимуму загрязнение мембраны под действием очистки, она также оказывает влияние на характеристики биомассы. Высокая интенсивность аэрации приводит к разрушению хлопьев осадка и последующему производству SMP [2]. Более высокая скорость аэрации также увеличивает потребление энергии, что приводит к увеличению эксплуатационных расходов [62,63]. Таким образом, необходимо найти оптимальную интенсивность аэрации, которая приводит к балансу между ними. Было установлено, что выход за пределы критической интенсивности аэрации увеличивает мембранное загрязнение, вследствие распада больших хлопьев [64]. В связи с этим, Nywening и Чжоу [63] изучали производительность мембранного загрязнения и очистку аэрацией в трех пилотных погружных МБР, работающих на серии потоков пермеата, с интенсивностью очищающей аэрации и циклической частотой аэрации как для обработки муниципальных сточных вод. Они разработали очень полезное эмпирическое соотношение, связывающее стабильное обратимое сопротивление загрязнению с устойчивым потоком пермеата и интенсивностью очищающей аэрации, которое показано в уравнении (1):


где
 сопротивление загрязнению при рабочих условиях 
сопротивление загрязнению на контрольной точке 
критический поток, 
поток пермеата на контрольной точке 
поток пермеата в рабочем состоянии 
интенсивность очищающей аэрации в рабочем состоянии 
интенсивность очищающей аэрации на контрольной точке 
показатель интенсивности очищающей аэрации, который приблизительно равен -2.

3.2.3. Время удержания твёрдых веществ в системе (SRT)

SRT является очень важным фактором, влияющим на мембранное загрязнение в МБР [13]. SRT влияет главным образом на образование внеклеточных полимерных веществ (EPS). Большинство исследований указывают на то, что с увеличением SRT в результате снижается концентрация EPS, так как биомасса дольше остается в системе; с понижением SRT увеличивается EPS [65-68]. Высокие показатели SRT приводят к условиям голодания в биореакторе, создавая благоприятные условия для снижения EPS, уменьшения производства осадка и нитрификации [5,69]. Тем не менее, чрезвычайно высокое SRT не желательно, так как оно увеличивает загрязнение мембраны вследствие накопления веществ (MLSS) и увеличения вязкости шлама [66]. Чрезмерно высокое SRT также может привести к увеличению концентрации биомассы что способствует снижению эффективности аэрации [53].
В эксперименте, где исследовалось влияние SRT на загрязнение мембраны МБР, Ван ден Брок и др. [53] сообщили о низкой скорости загрязнения мембраны за 30 дней и 50 дней по сравнению с SRT 10 дней. Было показано, что при работе в 50 дней имеется тенденция к увеличению загрязнения [13].

Аналогичным образом, работа при очень низком SRT (до двух дней) значительно увеличивает мембранное загрязнение [1]. Это было связано с увеличением концентрации EPS при таких низких SRT [2]. Чрезвычайно низкое SRT также приводит к снижению производительности МБР в результате низкой концентрации биомассы [70].

3.2.4. Гидравлическое время удерживания (HRT)

HRT имеет косвенное влияние на мембранное загрязнение, оно определятся рабочими параметрами, характеристиками ила. Большинство исследователей сходятся во мнении, что при уменьшении HRT, скорость мембранного загрязнения в МБР возрастает [71,72] в связи с увеличением вязкости ила и концентрации EPS [2]. Снижение HRT стимулирует высвобождение EPS из бактериальных клеток, вызывает разрастание нитчатых бактерий, а также образование иррегулярных больших хлопьев. Кроме того, снижение HRT вызывает увеличение концентрации MLSS и вязкости ила, которые являются доминирующими факторами, влияющими на гидродинамические условия системы МБР [30,70]. Isma и др. [73] исследовали влияние HRT и SRT на мембранное загрязнение с использованием синтетических сточных вод. В результате при SRT 4, 15 и 30 дней и HRTS 4, 8 и 12 ч, соответственно, было обнаружено, что низкое загрязнение мембраны и медленный рост TMД наблюдался на самом длинном SRT (30 дней) и самым длинном HRT (12 ч). Аналогичным образом, исследование влияния микробной активности на потенциал загрязнения в погружном анаэробном МБР, работающим на HRT 14, 16 и 20 дней показало, что уменьшение HRT от 20 до 14 дней приводит к увеличению EPS и, следовательно, серьезным загрязнениям [74].

3.2.5. Соотношение Пища-Микроорганизмы (M/F)

Отношение F/M является важным рабочим параметром в биологических системах очистки сточных вод. Для того чтобы определить влияние отношения F/M на мембранное загрязнение, Кимура и др. [19] исследовали загрязнения в трех идентичных пилотных МБР с использованием реальных городских сточных вод в различных условиях эксплуатации. Их результаты показали, что отношение F/M влияет и на характер загрязнений, так высокое F/M связано с положительными изменениями белковых загрязнений [19]. Точно так же, Трассела и др. [75] сообщили, что скорость загрязнения мембраны в МБР возрастает с увеличением отношения F/M. Высокие значения отношения F/M могут также поднять уровень EPS из-за высокой загрузки пищевых продуктов за счет биомассы [70]. В другом исследовании также сообщалось, что снижение отношения F/M приводит к снижению концентрации EPS [76]. Поэтому желательно работать при наиболее низких значениях отношения F/M.

3.2.6. Коэффициент органической загрузки (OLR)

OLR является одним из наиболее важных параметров, влияющих на функционирование биологических систем очистки сточных вод [77]. В МБР, Чжан и др. [78] исследовали влияние постоянного и переменного OLR на загрязнение мембраны с использованием двух идентичных лабораторных погружных МБР, работающих в течение 162 дней при SRT 30 дней; OLR поддерживался постоянным в одном МБР и менялся в другом.

Они сообщили, что мембранное загрязнение в течение начального периода в МБР, питаемом переменным OLR было более значительным, чем в МБР питаемым постоянным OLR. Тем не менее, при устойчивом состоянии МБР (когда системы МБР постепенно стабилизируется с точки зрения концентрации биомассы и удаления ТОС), тенденция загрязнения наблюдается при переменном OLR. В другом исследовании, Johir и др. [79] искали влияние OLR на мембранное загрязнение в МБР, работающим в шести различных OLR в пределах от 0,5 до 3,0 кгХПК/м3 сут (ХПК – химическая потребность в кислороде) при постоянном HRT и SRT 8 ч и 40 сут, соответственно. Выводы из их исследования показали, что более высокие скорости загрязнений наблюдались при более высоких OLR (2.75-3.0 кгХПК/м3 в сутки) с большим количеством гидрофильных веществ при более высоких OLR.

3.2.7. Коэффициент ХПК/Азот

Соотношение ХПК/N является одним из наиболее важных параметров для роста микроорганизмов. Он также играет ключевую роль в удалении питательных веществ (в частности, нитрификации и денитрификации) [80]. Этот рабочий параметр также хорошо коррелирует с мембранным загрязнением в МБР.
Feng и др. [81] изучали влияние соотношения ХПК/N на мембранное загрязнение в двух идентичных погруженных МБР, работающих параллельно при соотношениях ХПК/N 10:1 и 5:1, соответственно. Они сообщили, что работа при соотношении ХПК/N от 10:1 значительно уменьшила загрязнение мембраны путем замедления роста ТМД по сравнению с МБР, работающим при соотношении ХПК/N 5:1. Кроме того, они обнаружили, что продолжительность 2-й стадии скачка TMД была в два раза дольше (в течение 30 дней) в соотношении ХПК/N от 10:1 по сравнению с 5:1. Точно так же, Хао и др. [82] исследовали влияние соотношения ХПК/N на загрязнение мембраны в МБР, работающих при трех различных соотношениях (100:5, 100:2,5, и 100:1,8) в течение года. Результаты показали, что увеличение ХПК/N от 100:5 до 100:1,8 привело к улучшению производительности мембраны и более длительном периоде эксплуатации до очистки мембраны. Тем не менее, существует несоответствие влияния соотношения ХПК/N на мембранное загрязнение в других исследованиях. Хан и др. [83] сравнивали производительность мембранной фильтрации в аноксидном МБР и в МБР с аэрацией, с соотношением ХПК/N 9,9 и 5,5. Они обнаружили более высокое загрязнение мембраны с высоким отношением ХПК/N, поскольку увеличение соотношения ХПК/N привело к возрастанию производства гуминовых кислот в SMP, а также углеводов, белков и гуминовых кислот в LB-EPS. Точно так же, Гасми и др. [84] обнаружили более низкое специфичное сопротивление фильтрации и скорости загрязнения мембран при низких соотношениях ХПК/N (2.3 и 1.5). Ян и др. [85] также сообщили, что низкое отношение ХПК/N 3.5 значительно облегчило контроля мембранного загрязнения с помощью простой аэрации и оперативной обратной промывки.

3.2.8. Температура

Температура, как известно, влияет на скорость биодеградации. В МБР температура воздействует на загрязнение мембранного обрастания из-за изменения характеристик MLSS. Сообщалось, что снижение рабочей температуры приводит к тому, что бактерии выпускают больше EPS [86]. Очень низкие температуры связаны с повышением частоты возникновения нитевидных бактерий, которые производят больше SMP в MLSS [30], следовательно, оказывают большую склонность к мембранному загрязнению. Дефлокуляция, коэффициент диффузии, биодеградация, и адсорбция в МБР также зависит от температуры [3].

Были выдвинуты четыре гипотезы для объяснения увеличения мембранного загрязнения при более низких температурах в МБР: (а) повышенная вязкость уменьшает касательное напряжение, порожденное аэрацией; (Б) усиливается дефлокуляция, которая уменьшает размер хлопьев биомассы и высвобождает EPS и виде субмикронных частиц в MLSS; (С) уменьшается скорость обратной транспортировки; и (d) снижается биодеградация органических веществ (ХПК) [87]. Ма и др. [86] исследовали влияние температуры на мембранное загрязнение в пилотном погружном МБР и сообщили о значительно более высокой концентрации EPS (EPS связанных и SMP) при низкой температуре, с SMP убывающей от 28,1 мг/гMLSS на 8.70C, до 2,2 мг/гMLSS в 19.70C с разницей в 25,9 мг/гMLSS.

Кроме того, резкие изменения температуры вызвали спонтанное высвобождение SMP и повысили скорость загрязнения [88]. Дефлокуляция хлопьев ила происходит после повышения температуры от 30°С до 45°, что способствует увеличению мутности и увеличению концентрации SMP [89]. Внезапное повышение температуры также ухудшает состояние биомассы и уменьшает количество белков в EPS [30]. Для преодоления этих проблем, предлагается работать МБР при температуре окружающей среды и избегать резких изменений температуры. Если низкие температуры неизбежны, необходимо активизировать аэрацию, чтобы избежать повышенную вязкость.

3.3. Характеристики подачи и биомасса

Подача (сточные воды) и биомасса играют ключевую роль в мембранном загрязнении в МБР. Сложные взаимодействия среди компонентов биомассы и мембранного материала влияют на загрязнение мембраны.

3.3.1. Концентрация взвешенных органических веществ в активном иле (MLSS)

MLSS содержит хлопья бактерий, EPS, коллоиды, растворенные микро и макровещества. Мембранные биореакторы работают при концентрациях MLSS гораздо более высоких, чем сооружения традиционной очистки сточных вод. Однако, с повышением концентрации MLSS в МБР ускоряется загрязнение мембраны в результате увеличения концентрации взвешенных веществ [90]. Результаты исследований показали, что проницаемость мембраны уменьшается с увеличением концентрации MLSS [60]. Ву и Хуанг [91] сообщили, что работа при концентрациях MLSS выше 10000 мг/л значительно увеличивает вязкость, которая, в свою очередь, сказывается на фильтруемости. Yigit и др. [61] изучали влияние условий эксплуатации и характеристик биомассы на мембранное загрязнение в погружном МБР. Было сообщено, что концентрации полисахаридов и белков увеличивают долю EPS с увеличением концентрации MLSS. Исследование показало, что дальнейшее увеличение MLSS привело к значительному уменьшению проницаемости мембран и увеличению скорости обрастания на каждый поток испытания. Эти результаты показывают, что загрязнение мембраны возрастает с увеличением концентрации MLSS. Аналогично, если существует доминирование нитчатых бактерий в MLSS, наблюдается тенденция к возникновению нитчатого набухания. Нитчатое набухание может значительно увеличить производство SMP, которое в свою очередь, существенно увеличивает засорение мембран [68].

Тем не менее, отчеты о влиянии MLSS на мембранное загрязнение в МБР неоднозначны. Например, Розенбергер и др. [92] сообщили о снижении мембранного загрязнения при увеличении концентрации MLSS до 15 г/л; тенденция изменяется и скорость загрязнения увеличивается при концентрациях, превышающих 15 г/л. Это может быть объяснено значительными изменениями реологических свойств ила. Другие исследования сообщают об отсутствии или малом влиянии концентрации MLSS на загрязнение мембраны в МБР, включая Розенбергера и др [93] (MLSS=9-14г/л: отсутствие эффекта), Лe-Клеш и др [94] (MLSS=4.4-11.6 г/л: нет воздействия от 4 до 8 г/л, небольшие загрязнения при 12 г/л), и Брукса и др. [95] (MLSS = 6-18: эквивалент скорости загрязнения для потока ниже 10 л/м2ч и чуть ниже загрязнения для более быстрых потоков). Таким образом, нет четкой корреляции между концентрацией MLSS и мембранным загрязнением.

3.3.2. Кажущаяся вязкость ила

Вязкость является мерой сопротивления жидкости к постепенной деформации сдвига или растягивающего напряжения. Поскольку МБР работают при высокой MLSS, содержание взвешенных веществ также очень высоко, и это приводит к более высоким значениям вязкости [96]. Высокая вязкость в МБР может ограничить транспортировку кислорода, что приводит к более высокому потреблению энергии для аэрации. Трассела и др. [60] сообщают, что увеличение вязкости в результате приводит к снижению проницаемости мембраны.
Существует критическая концентрация MLSS, ниже которой вязкость ила остается низкой и увеличивается медленно с увеличением концентрации [1]. При работе МБР с критическими концентрации MLSS, вязкость растет в геометрической прогрессии с концентрацией MLSS [97]. В зависимости от условий эксплуатации, критическое значение MLSS наблюдается в диапазоне от 10000 до 17000 мг/л MLSS [1]. При более высокой MLSS, наблюдается повышенная скорость загрязнения мембраны в МБР.

3.3.3. Внеклеточных полимерные вещества (EPS)

Внеклеточные полимерные вещества (EPS) являются продуктами жизнедеятельности бактерий, происходящих вследствие микробных метаболитов, лизис клеток или неметаболизированных компонентов сточных вод [3]. EPS, как известно, оказывают существенное влияние на физико-химические свойства микробных скоплений, такие как поверхностный заряд, структура, свойства осаждения, флокуляция, адсорбционная способность и т.д. [98]. Они включают в себя в основном белки, полисахариды (углеводы), гуминовые кислоты, нуклеиновые кислоты, липиды и уроновую кислоту [68,99,100]. Белки и полисахариды являются основными компонентами EPS, влияющими на его количество [98]. С точки зрения биологического обрастания, белки проявляют гидрофобные свойства в то время как полисахариды являются гидрофильными по своей природе, и это означает, что фракции полисахаридов в EPS имеют более высокую склонность к загрязнению, чем белковые фракции [61,101], при условии, что используются гидрофильные мембраны. EPS разделены на две группы, а именно связанные EPS и растворимые EPS (называемые также SMP) [100]. Связанные EPS дополнительно разбиты на слабо связанные EPS (LB-EPS) и сильно связанные EPS (ТБ-EPS) [102]. SMP и связанные EPS рассматриваются как основные загрязнители в МБР [2,36,103,104], поскольку они имеют многочисленные взаимодействия со всеми другими загрязнителями [100]. Агрегирование биомассы может происходить путем участия связанных EPS и SMP, которые обеспечивают высоко гидратированную гелевую матрицу [12,104]. Эти вещества действуют как “клей”, чтобы держать микробные скопления вместе.

Связанные EPS характеризуются адгезией к иловым хлопьям [99,100]. Они расположены на или за пределами поверхности клетки. Связанные EPS способствуют агрегации биомассы для образования микробных скоплений, которые изменяют способность флокуляции, поверхностный заряд, гидрофобность, и вязкость ила [13]. Эти изменения влияют на мембранное загрязнение. TB-EPS обеспечивают внутренний слой, в то время как LB-EPS распределены на внешней поверхности микробных скоплений. Связанные EPS являются строительным материалом для микробных скоплений, таких как хлопья ила и биопленка. В этих микробных скоплениях, EPS имеют много заряженных групп, таких как гидроксильные, карбоксильные, сульфгидрильные, фосфорные и фенольные группы; а также полярные группы, такие как гидрофобные участки углеводов, алифатические углеводороды в белках и ароматических соединениях [30]. Наличие и гидрофобных и гидрофильных групп в EPS подразумевает, что они являются амфотерными по своей природе. Так как гидрофильная доля, как известно, загрязняет мембраны (гидрофильные мембраны) больше, чем гидрофобная доля, процент гидрофобной органики к гидрофильной играет важную роль в формировании загрязнения [105]. Таким образом, соотношение белков (гидрофобные) к полисахаридам (гидрофильные) в EPS регулирует мембранное загрязнение в МБР, особенно формирования слоя осадка [12].

SMP являются органическими соединениями, выбрасываемыми в жидкость от метаболизма субстрата и разложения биомассы [5,106]. SMP, освобожденные от метаболизма субстрата, называются как утилизированный субстрат объединенных продуктов (UAP), а SMP, освобожденные в результате распада биомассы, называются биомассой объединенных продуктов (BAP) [107]. В составе SMP преобладают полисахариды, белки и гуминовые кислоты [68]. Было сообщено, что вклад SMP в мембранное загрязнение больше, чем у коллоидов в МБР [91]. Другое исследование показало, что MLSS и связанные EPS не являются основными факторами, способствующими загрязнению, по сравнению с SMP [99]. Влияние SMP на мембранное загрязнение в МБР зависит от их концентрации, материала мембраны, а также от режима работы МБР [13]. Это означает, что контроль концентрации SMP в МБР является ключевым фактором в борьбе с загрязнениями. Исследования показывают, что концентрация SMP уменьшается с увеличением SRT, и более высокие концентрации SMP наблюдаются при низких концентрациях растворенного кислорода (DO) [2]. В отличие от связанных EPS, SMP более легко проникают в свободное пространство иловых хлопьев и в поры мембраны и, следовательно, являются более серьезным загрязнителем.

3.3.4. Размер хлопьев

Микроорганизмы имеют тенденцию объединяться и образовывать хлопья в биологических системах очистки сточных вод. Размер образующихся хлопьев способствует разделению обрабатываемой воды и MLSS. В МБР размер хлопьев имеет широкий диапазон от 5 до 240 мкм [1,108]. В недавнем исследовании, Shen и др. [109] исследовали влияние размера хлопьев на мембранное загрязнение в погружном МБР, обрабатывающем синтетические сточные воды. Выводы из их исследования показало, что уменьшение размера хлопьев незначительно увеличивает удельный энергетический барьер, а также сильно увеличивает удельную энергию взаимодействия [109]. Это подразумевает увеличение способности адгезии мелких хлопьев к поверхности мембраны, следовательно, способствует большему загрязнению. Практическим следствием этого является то, что чем больше размер хлопьев, тем лучше это для сокращения загрязнения. Современные исследования, таким образом, сосредоточены на увеличении размера хлопьев с помощью аэробной грануляции [11,110-113], добавлением активированного угля [114], или добавлением цеолита [115]. Увеличение размера хлопьев улучшает фильтрацию за счет уменьшения загрязнения.

3.3.5. Щелочность и рН

Щелочность и рН являются важными параметрами в биодеградации. В отношении МБР, эти два фактора влияют на скорость мембранного загрязнения. Сообщалось, что низкие значения рН приводят к увеличению адсорбции EPS на мембрану [116]. Другое исследование показало, что самая высокая флокуляция EPS возникает при рН 4,8 [117]. Чжан и др. [118] также сообщили, что между хлопьями ила и поверхностью мембраны существует отталкивающий энергетический барьер, и он снижается с уменьшением рН, который в свою очередь способствует прикреплению загрязнителей к мембране. Точно так же, Sanguanpak и др. [119] сообщили о более серьезном загрязнении при низких значениях рН (5,5) за счет большего формирования EPS в МБР. Все эти исследования соглашаются с тем, что снижение рН смешанной жидкости увеличивает скорость к мембранному загрязнению. В биореакторе процесс нитрификации генерирует кислоту, которая приводит к снижению рН [120]. Чтобы поддерживать биореактор в оптимальном диапазоне рН, требуется повысить щелочность в подаваемых стоках, генерируемую в процессе нитрификации. Если щелочность низка в подаче, дефицит будет необходимо восполнить за счет добавления дополнительной щелочности.

Следует отметить, что неорганические загрязнения возникают в виде химического и биологического осаждения. Значение рН может воздействовать на процесс химического осаждения. Было показано, что высокий уровень рН (8-9) увеличивает осаждение [2] CaCO3. Тем не менее, умеренное количество осадка кальция может быть полезным в борьбе с биообрастаниями за счет связывания EPS (следовательно, усиленной биофлокуляции). Араби и Накла [38] сообщили, что концентрация кальция 280 мг/л улучшает проницаемость мембраны, в то время как более высокие концентрации в 830 мг/л приводят к значительным неорганическим мембранным загрязнениям.

3.3.6. Минерализация

Минерализация, как известно, оказывает неблагоприятное воздействие на биологические системы. Было доказано, что наличие солей в MLSS вызывает химическое осаждение и электростатическое притяжение к поверхности мембраны [48]. Высокая соленость также изменяет характеристики биомассы в системе. Reid и др. [121] исследовали влияние высокой минерализации (до 5000 мг/л) на характеристики активного ила и проницаемости мембран в погружном МБР. Результаты исследований показали, что высокая минерализация сильно влияет на физические и биохимические свойства активного ила за счет увеличения связанных EPS и концентрации SMP, что приводит к ухудшению проницаемости мембраны (увеличению мембранного загрязнения) [121]. Точно так же, Jang и др. [122] исследовали влияние минерализации на мембранную фильтрацию в МБР и сообщили, что высокие концентрации солей ускоряют мембранное загрязнение за счет увеличения блокировки пор. Это предполагает, что высокая минерализация изменяет характеристики биомассы, такие как EPS, размер хлопьев и дзета-потенциал, что в конечном итоге приводит к увеличению мембранного загрязнения. В другом исследовании Ди Белла и др. [123] было сообщено, что установка МБР показывает высокую эффективность удаления высоких концентраций биомассы при нормальном содержании солей. Однако, при повышенной минерализации, наблюдалось снижение темпов дыхания биомассы наряду с увеличением загрязнений (отложений).

Кроме того, ионный состав сточных вод также играет определенную роль в образовании хлопьев. Было доказано, что структура хлопьев и прочность существенно зависят от ионного состава и концентрации [124]. Высокие концентрации многовалентных катионов, например, Mg2+ и Ca2+, как известно, образуют прочные и компактные хлопья [125,126]. Это можно объяснить двухвалентностью соединяющейся модели, где Са2+ и другие двухвалентные ионы соединяют EPS на отрицательно заряженных участках, образуя таким образом объединения EPS и отдельных клеток. Одновалентные катионы, с другой стороны, способствуют худшей прочности хлопьев [127]. Следовательно, присутствие многовалентных катионов по отношению к одновалентным катионам, несмотря на высокую минерализацию, может способствовать образованию сильных хлопьев, которые содействовали бы мембранной фильтрации.

Краткая информация о различных факторах, влияющих на мембранное загрязнение в МБР и их соответствующие воздействия представлены в таблице 1.

Таблица 1. Факторы, влияющие на мембранное загрязнение в МБР

Фактор

Эффект на загрязнение мембраны

Ссылка

Характеристики мембраны
Материал мембраны

Керамические мембраны являются гидрофильными, следовательно, они загрязняются меньше. Полимерные мембраны являются в основном гидрофобными и обладают большей степенью загрязнения

[5,13,41,42]

Сродство воде

Увеличение гидрофильности обозначает меньшую склонность к мембранному загрязнению, в то время как гидрофобность хорошо коррелирует с увеличением склонности к загрязнению

[47]

Шероховатость поверхности мембраны

Мембранное загрязнение имеет тенденцию к усилению с увеличением шероховатости поверхности, так как шероховатая поверхность обеспечивает впадины, на которых скапливаются коллоидные частицы, содержащиеся в сточных водах. Тем не менее, более высокие выступы на поверхности мембраны обладают более высоким сопротивлением к загрязнению и лучшего восстановления проницаемости после обратной промывки

[48-51]

Поверхностный заряд мембраны

Коллоидные частицы, оседающие на мембране, делают их отрицательно заряженными, следовательно, они могут привлекать катионы от MLSS, такие как Ca2+ и Al3+, что приводит к неорганическим загрязнениям

[49]

Размер пор мембран

Увеличение размера пор мембраны увеличивает тенденцию к процессу блокировки пор

[47,53]

Условия эксплуатации
Режим работы

Работа в cross-flow режиме фильтрации уменьшает образование слоя осадка на поверхности мембраны

[69]

Аэрация

Повышение темпов аэрации приводит к снижению мембранное загрязнения

[59-61]

Время удержания твёрдых веществ в системе (SRT)

Работая на высоких SRT сокращает производство EPS, следовательно, снижается загрязнение. Тем не менее, чрезвычайно высокие SRT весьма увеличивают мембранное загрязнение за счет накопления MLSS и повышенной вязкостью ила

[65-68]

Гидравлическое время удерживания (HRT))

Снижение HRT увеличивает скорость мембранного загрязнения. Тем не менее, чрезвычайно высокое HRT приводит к накоплению загрязнителей

[30,71-74]

Соотношение Пища/Микроорганизмы (F / M)

Скорость мембранного загрязнения в МБР возрастает с увеличением отношения F/M из-за высокой нагрузки продуктов питания к биомассе, что приводит к увеличению производства EPS

[70,75,76]

Органическая скорость загрузки (OLR)

Мембраны засоряются сильнее с увеличением OLR

[79]

Соотношение ХПК/N

Работа при более высоком соотношении ХПК/N снижает скорость мембранного загрязнения, улучшает производительность мембраны и увеличивает срок эксплуатации до очистки мембраны

[81,82]

Напротив, другие исследования показали, что низкое соотношение ХПК/N приводит к более низкой концентрации MLSS, снижению производства SMP, низших углеводов, белков и гуминовых кислот в LB-EPS; следовательно, способствует низкому загрязнению мембран

[83-85]

Температура

Низкая температура увеличивает склонность к мембранному загрязнению, так как высвобождается все больше EPS и увеличивается и количество нитчатых бактерий. Резкие перепады температуры также увеличивают скорость загрязнений из-за спонтанного высвобождения SMP

[30,86,88,89]

Характеристики подачи/биомассы
Концентрация взвешенных органических веществ в активном иле (MLSS)

Увеличение MLSS коррелирует с увеличением скорости мембранного загрязнения

[60,61,90,91]

Другие исследования сообщают об отсутствии (или малом) воздействии MLSS на мембранное загрязнение

[93-95]

Кажущаяся вязкость ила

Повышение вязкости увеличивает мембранное загрязнение

[60,97]

Внеклеточные полимерные вещества (EPS)

Увеличение концентрации EPS (связанных EPS и SMP) приводит к загрязнению мембраны

[2,36,103,104]

Размер хлопьев

Уменьшение размера хлопьев увеличивает мембранное загрязнение

[109]

рН

Снижение рН приводит к увеличению скорости мембранного загрязнения

[116,118,119]

Минерализация

Увеличение минерализации ухудшает мембранное загрязнение за счет изменения характеристики биомассы, что выражается в большем высвобождении связанных EPS и SMP, размере и хлопьев и дзета-потенциале

[121-123]

4. Современные исследовательские тенденции в борьбе с мембранным загрязнением в МБР

4.1. Добавление коагулянта

Добавление коагулянтов в системы водоснабжения и водоотведения способствует образованию крупных хлопьев, образующих тонкодисперсные частицы в растворе. В МБР коагулянты помогают образованию крупных хлопьев ила, которые способствуют улучшению мембранной фильтрации. Сульфат алюминия Al2(SO4)3 и хлорид железа FeCl3 повышают фильтруемость иловой смеси в МБР и, в конечном счете, способствуют контролю мембранного загрязнения [128, 129]. Ву и др. [130] изучали влияние полимерных коагулянтов на мембранное загрязнение в МБР с использованием трех коагулянтов: полимерный сульфат железа (PFS), полимерный хлорид алюминия (PACL), и полимерный алюминиевый хлорид железа (PAFC). Стало известно, что добавление этих коагулянтов улучшает контроль мембранного загрязнения за счет уменьшения первоначального TMД и сдерживания скорости TMД. Это объясняется способностью коагулянтов сдерживать образование слоя геля, замедлять развитие загрязнений и удалять устойчивые загрязнения с поверхности мембраны. Было обнаружено, что наиболее эффективным в борьбе с мембранным загрязнением является PFS с оптимальной дозой 1,05 ммоль Fe. Снижение начального TMД и его замедленные темпы могут быть объяснены с точки зрения нейтрализации заряда и объединения SMP коагулянтом. Коагуляция может также свести к минимуму мембранное загрязнение за счет флокуляции частиц (коллоидов) в реакторе МБР. Ву и др. [131] дополнительно исследовали влияние PFS на характеристики мембранного загрязнения и производительность МБР в долгосрочной перспективе (60 дней) работы. Выводы из их исследований показали, что добавление PFS эффективно препятствует мембранному загрязнению в длительной эксплуатации МБР; оптимальная дозировка PFS 1,0 ммоль Fe, интервал дозирования от 15 до 30 дней при MLSS 7-10 г/л.

В другом исследовании, Чжан и др. [132] обнаружили способность FeCl3 уменьшать мембранное загрязнение в МБР. Они сообщили, что оптимальная доза 1,2 ммоль Fe (III) заметно улучшает фильтруемость иловой смеси МБР; которую они связывают с тем, что Fe (III), подавая положительные заряды к растворимым макромолекулярным веществам и хлопьям ила, усиливает нейтрализацию заряда. Добавленный Fe (III), взаимодействовал с группами отрицательно заряженных EPS и усиливал биофлокуляцию мелких частиц.

Кроме того, Мисима и Накадзима [133] исследовали смягчение мембранного загрязнения в МБР с помощью добавления коагулянта в партии лабораторных экспериментов МБР. Они сообщили, что хлорид железа демонстрирует большую эффективность, чем сульфат алюминия. Таким образом, с использованием хлорида трехвалентного железа в процессах МБР в течение 40-дневного эксперимента, резервуар (без добавления коагулянта) подвергался очистке 18 раз; резервуар с добавлением 2,26 г/л коагулянта был очищен девять раз; и резервуар МБР с добавлением 4,52 г/л очищался только пять раз [133]. Это указывает на то, что с коагулянтом скорость загрязнения значительно снижается. Кроме того, было обнаружено, что добавление очень низких доз зеленого биофлокулянта может обеспечить значительное сокращение загрязнения мембраны после 70 дней работы (ТМД развилось только до 2,5 кПа) с меньшей частотой обратной промывки [134].

Тем не менее, добавление коагулянтов в иловую смесь МБР может уменьшить рН. Снижение рН способно повлиять на биоактивность иловой смеси в МБР. Кроме того, слишком большая доза коагулянта может привести к отложению избытка коагулянта на поверхности мембраны. Таким образом, необходимо искать устойчивые дозировки, которые снижают мембранное загрязнение без уменьшения рН.

4.2. Добавление адсорбента

Адсорбенты обеспечивают большую площадь поверхности для адсорбции веществ в воде и сточных водах. В МБР адсорбенты обладают потенциалом адсорбировать растворенные органические полимеры, в частности SMP, следовательно, снижать склонность к мембранному загрязнению. Порошкообразный активированный уголь (ПАУ), как правило, применяется в МБР с целью сокращения органического загрязнения и биообрастания. ПАУ также служит в качестве среды для прикрепления бактерий и последующего их роста [5], что снижает их прикрепление к поверхности мембраны и ее порам.

Ин и Пин [135] изучали влияние дозы ПАУ на мембранное загрязнение с использованием дозировок ПАУ 0, 0,75 и 1,5 г/л сточных вод, соответственно. Они сообщили, что применение ПАУ было эффективным в снижении количества EPS в пределах микробных хлопьев при дозе ПАУ 0,75 г/л; также добавление ПАУ снижал EPS, осажденные на мембраны. Сопротивление осадка уменьшается по мере увеличения дозы ПАУ. Оптимальная доза ПАУ для удаления органики и фильтрации потока была установлено в 0,75 г/л.

В другом исследовании, Remy и др. [114] изучали влияние ПАУ на мембранное загрязнение на двух лабораторных МБР, обрабатывающих городские сточные воды. Результаты исследований показали, что низкая доза ПАУ (500 мг/л ила) в сочетании с относительно длинным SRT (50 дней) приводит к улучшению критического потока и периода приращения фильтрации около 10% без значимых загрязнений при сильных потоках (50-70 л/м2ч). Другие положительные стороны включают в себя: легкое удаление гелей, осажденных на мембране при больших потоках; уменьшение осаждения геля на поверхности мембраны после длительного периода фильтрации; повышение качества пермеата.
Торетта и др. [137] исследовали оптимальную дозу ПАУ в пилотной установке МБР при использовании низких доз ПАУ: 0, 2, 5, 10 и 20 мг/л. Результаты этого исследования показали, что добавления ПАУ было эффективно в низких дозах (2 и 5 мг/л) за счет снижения потока пермеата (потери от 16% до 27%, соответственно). Резаи и Mehrnia [116] обнаружили, что добавление цеолита (клиноптилолита) приводит к значительному улучшению свойств осадка, увеличению на 22,5% MLSS, большему накоплению крупных частиц (7%), снижению SMP на 50%, а также снижению ТMД на 66%. Увеличение размера хлопьев, уменьшение SMP и TMД говорят о эффективной борьбе с мембранным загрязнением. Точно так же, еще одно исследование показало, что с добавлением ПАУ в иловую смесь способствует снижению тенденции загрязнения и длительной фильтрации по сравнению с обычными МБР [138]. Авторы далее показали, что ПАУ в виде биологического активированного угля, стабилизирует биомассу, предоставляя длительную фильтрацию с пористой структурой осадка.

Было установлено, что более высокая концентрация свежего ПАУ в погружном МБР будет усиливать одновременно адсорбцию и биодеградацию, сокращая EPS, мелкие коллоиды и планктонные клетки в МБР [139]. Борьбы с загрязнением МБР путем добавления ПАУ обусловлена совместным действием флокуляции и адсорбции [138]. Возможность адсорбции обеспечивается ПАУ в МБР, для улучшения удаления органики. В целом, добавление ПАУ в МБР действует в качестве оператора для активной биомассы, уменьшает образование осадка на мембране и удерживает микроорганизмы [140]. Дополнительное преимущество за счет адсорбентов в МБР (в частности, ПАК) является устранением сложно удаляемых загрязняющих веществ из сточных вод [141].

Кроме того, Дэн и др. [142] сообщили, что добавление адсорбента в виде губки к МБР привело к снижению роста биомассы, уменьшению нитчатых бактерий, снижению вязкости ила, укрупнению хлопьев ила, а также более низкой концентрации EPS и SMP, что приводит к устойчивости пор мембран против слипания и формированию более низкого осадка по сравнению с обычным МБР [142]. Это ясно показывает, что добавление губки может значительно облегчить борьбу с мембранным загрязнением в МБР.

Несмотря на то , что добавление адсорбентов уменьшает мембранное загрязнение в МБР, необходимы дальнейшие исследования, чтобы установить оптимальные дозировки различных адсорбентов. Неправильный выбор дозировки адсорбента может весьма увеличить кажущуюся вязкость ила, усугубить загрязнение за счет дефлокуляции, уменьшить массообмен и спровоцировать обезвоживание ила [141]. Кроме того, слишком большое количество адсорбента (особенно ПАУ) может увеличить мембранное загрязнение; излишки адсорбента могут стать загрязнителями посредством формирования слоя осадка на мембране и/или путем блокирования пор мембраны [135,143]. Необходимо определить оптимальную дозу в нескольких экспериментах для любых сточных вод. Низкие дозы ПАУ (в окрестности 0,5 г/л) в сочетании с коротким SRT были рекомендованы для смягчения мембранного загрязнения в МБР [144]. Оптимальная дозировка адсорбентов также позволит обеспечить баланс между экономией, вытекающей из сокращения загрязнителей мембран, стоимости добавок и обработки избыточного активного ила.

4.3. Применение гранулированной биомассы (Аэробное гранулирование)

Как указано в пункте 3.3.3, EPS являются строительным материалом для микробных скоплений. Таким образом, недавние исследования были направлены на введение биотехнологических процессов, которые могут использовать эти загрязнители. Основным новшеством в этой связи является интеграция аэробной грануляционной биотехнологии с МБР в разработке аэробной грануляции мембранного биореактора (AGMBR) как новом подходе к контролю мембранного загрязнения. Аэробные грануляции относится к процессам микроб-к-микробу само-иммобилизации без каких-либо бионосителей [145-148]. Полученная гранулированная биомасса представляют собой плотные микробные консорциумы, упакованные с другими микробными видами, которые могут коллективно разлагать загрязняющие вещества сточных вод [77,149]. По сравнению с традиционными методами очистки, технология аэробной грануляции предлагает следующие преимущества: отличные свойства оседания, компактность, сильная микробная структура, высокое удержание биомассы, меньшее производство ила, высокая устойчивость к токсичным химикатам, а также хорошая способность выдерживать высокие органические нагрузки и ударные скорости [77,111,149-152]. AGMBR предлагает отличительные преимущества использования EPS для формирования гранул, а также большой размер и жесткую структуру гранул для бактерий, прикрепляющихся к поверхности мембраны. Большой размер и жесткая структура гранул, как ожидается, уменьшит образование корки слоя, блокировку пор и осаждения на поверхность мембраны.

О возможности интеграции аэробной грануляции и МБР было впервые сообщено Ли и др. [112]. Выводы из исследований показали, что проницаемость мембран в системе AGMBR была более чем на 50% выше по сравнению с обычным МБР. После четырех месяцев исследований Tay и др. [11], которые сравнивали процессы AGMBR и погружного МБР, было обнаружено, что несмотря на аналогичный эффект очистки, AGMBR показал гораздо лучшие характеристики фильтрации с потерей проницаемости мембраны (34,5%). То есть в AGMBR эти потери были в два раза ниже, чем у погружного МБР в исследовании при постоянном давлении. Постоянное тестирование потока также показало, что, увеличение потока втрое привело к потере проницаемости мембраны в AGMBR на 2,4% (т.е. в 21 раз ниже, чем у МБР). В непрерывном режиме работы, приращение TMД в AGMBR было незначительным (3-6 кПа), и мембрана не нуждалась физической очистке; в то время как, приращение TMД в погруженном МБР было значительным (50-60 кПа) и проводилась регулярная физическая очистка мембранного модуля. Аналогичным образом, в долгосрочном исследовании (10 месяцев), Ту и др. [18] сообщили о более высокой эффективности удаления загрязняющих веществ, а также улучшенные характеристики мембраны (скорость загрязнения поддерживалась ниже 0,1 кПа/сут при MLSS> 18 000 мг/л), когда в МБР были сформированы аэробные гранулы. Они указали, что изменение размера гранул и улучшение способности оседания поддерживали проницаемость мембран.

Другое исследование, проведенное Juang и соавт. [105] заключалось в наблюдении мембранного загрязнения в AGMBR. Было сообщено, что большинство клеток бактерий удерживались в гранулах, таким образом, предотвращая их проникновение через поры мембраны и нанесение загрязнения внутреннему слою. Сочетание аэробной грануляции и МБР также повышает производительность фильтрации и снижаетсклонность к мембранному загрязнению [115]. Другие представленные данные по AGMBR включают в себя: стабильную работу на частоте 20 л/м2ч в течение 61 дней со значительным улучшением фильтрации [153]; продление срока фильтрации на 78 дней без физической очистки [111]; и превосходный контроль загрязнений [154].

Относительно производительности очистки, аэробная грануляция предлагает разнообразие микробных скоплений, которые демонстрируют превосходный эффект очистки по сравнению с флокуляцией ила.
Это связано с сильной микробной структурой аэробных гранул, а также их способность к высокому удержанию биомассы и высокой устойчивостью к токсичными химикатами. Ту и др. [18] сообщили о более высокой эффективности удаления загрязняющих веществ, когда аэробные гранулы были сформированы в МБР. Аэробные гранулы обладают многоуровневой структурой с кислородной зоной вблизи поверхности гранул, бескислородной зоной в среднем слое, и анаэробной в центре ядра гранул [155,156]. Эта слоистая структура подходит для одновременного удаления органики, азота и фосфора. Исследование, проведенное для определения удаления азота в AGMBR показали около 60% от удаления общего азота в AGMBR [111]. Другое исследование, для определения эффективности AGMBR показали удаление ХПК, общего фосфора, нитратов азота и общего содержания азота в качестве 93.17%, 90.42%, 95% и 95% соответственно [157].

Тем не менее, основная техническая проблема AGMBR заключается в том, что при долгосрочной работе системы наблюдается неустойчивость аэробной грануляции и распад гранул [151,158]. Аэробные гранулы распадаются после длительной работы [149,159-161]. Ухудшение стабильности гранул с течением времени воздействуют на эффективность очистки сточных вод и является одной из основных проблем, влияющим на эффективность аэробной грануляции в полномасштабных внедрениях технологии. Применительно к AGMBR, распад гранул повышает концентрацию растворимых EPS, следовательно, увеличивает предрасположенность к мембранным загрязнениям [154]. Таким образом, производство гранул с устойчивой долгосрочной структурной целостностью является одним из ключевых задач, требующих проведения дальнейших исследований.

4.4. Использование гранулированных материалов с аэрацией

Для усиления отсоединения загрязнений от мембраны в МБР, исследование было сосредоточено на использовании гранулированных материалов с воздушным размывом, чтобы обеспечить непрерывную механическую очистку. В связи с этим, Siembida и др. [162] сообщали, что вводимых в резервуар МБР гранулированных материалов, значительно снижает формирование слоя осадка на мембранах. В ходе исследования также обнаружили, что этот метод привел к успешной длительной эксплуатации (более 600 дней) для потока пермеата 40 л/м2ч без химической очистки мембран. Введение гранулированных материалов также позволило МБР работать на более высоком проникшем потоке (более чем на 20% выше) по сравнению с обычным МБР. Точно так же, Курита и др. [163] обнаружили, что введение гранулированных материалов (из полиэтиленгликоля) в погружном МБР увеличивает критический поток более чем на 40%; это способствует стабильной работе МБР, несмотря на уменьшение аэрации на 50%. Снижение аэрации может заметно снизить производственные и эксплуатационные расходы на техническое обслуживание МБР. Johir и др. [164] изучали влияние различных размеров частиц гранулированного активированного угля (GAC) в погружном МБР, работающем при фильтрации потока 20 л/м2ч. Три диапазона размера из GAC были использованы в исследовании: 150-300, 300-600 и 600-1200 мкм. Авторы сообщают, что размер GAC сыграл значительную роль в области борьбы с мембранным загрязнением, так как общее мембранное сопротивление снижается на 60% с GAC размером частиц 300-600 мкм. Кроме того, с добавлением GAC удаление органики стало до 95%.

Кроме того, Прадхан и др. [165] обнаружили, что добавление гранулированных сред в МБР привело к снижению TMД и удвоению интенсивности аэрации (от 600 до 1200 л/ч/м2). Недавнее исследование также показало, что скорость аэрации в МБР может быть уменьшена более чем на 50% с введением гранулированных материалов [166]. В том же отношении, Krause и др. [167] исследовали удаление мембранное слоя загрязнений при непрерывном физическом истирании путем добавления гранулированного материала в активный ил. Они сообщили об отсутствии снижения проницаемости мембран на протяжении более восьми месяцев работы при потоке до 40 л/м2ч.

Эффективность использования гранулированного материала в качестве механизма управления загрязнением в анаэробном псевдоожиженном мембранном биореакторе (AFMBR) также отмечается в литературе. Ким и соавт. [168] исследовали влияние размещения GAC непосредственно в контакте с мембранами в AFMBR, в эксперименте с непрерывной загрузкой в течение 120 дней с использованием двухступенчатой системы анаэробной обработки: первый этап, состоящий из псевдоожиженного слоя биореактора без мембран, за которыми следует сам AFMBR. Псевдоожиженный GAC произвел действие размыва на поверхности мембраны, что понизило мембранное загрязнение. Очистки мембраны совершалась только два раза в течение 120 дней работы. Авторы сообщили о потребности в энергии 0,028 кВт·ч/м3, что является очень низким показателем по сравнению со значениями для анаэробного мембранного биореактора с использованием барботирующегося газа для контроля мембранного загрязнения. Точно так же, Аслам и др. [169] изучали эффективность использования GAC и неадсорбирующим диоксидом кремния и шарики полиэтилентерефталата (ПЭТ) в качестве псевдоожиженных сред в AFMBR в снижении мембранного загрязнения и потребности в энергии для псевдоожижения. Результаты их исследования показали, что GAC может уменьшить мембранное загрязнение как за счет адсорбции загрязнителя и размыва действием вдоль поверхности мембраны. Более мелкие частицы продемонстрировали более высокую сорбционную емкость и меньшую потребность в энергии для псевдоожижения пока сорбционная емкость не была исчерпана. Затем мембранный размыв стал доминирующим механизмом; и, сокращение загрязнения стало функцией расхода энергии, с более крупными частицами GAC, которые требуют больше энергии для обеспечения псевдоожижения и наилучшего снижения загрязнения.
Кроме того, увеличение соотношения упаковки количества частиц GAC от 10% до 50% привело к увеличению количества энергии, необходимого для псевдоожижения, а также понизили скорость загрязнения мембраны. Неадсорбирующие частицы диоксида кремния и шарики PET продемонстрировали сходные результаты с предварительно адсорбированным GAC, более низкое загрязнение было достигнуто у более крупных сред, которые имели более высокую потребность в энергии для псевдоожижения. Снижение загрязнения было также в следствие того, что некоторые лучше в данный расход энергии с более низкой удельной тяжестью шариков PET, чем с более плотным и более мелких предварительно адсорбированных частиц GAC. Кроме того, в последнее время, Ким и др. [170] использовали GAC в качестве псевдоожиженного частиц для соскабливания мембранного загрязнения и в качестве опоры для роста бактерий. Они обнаружили, что мембранное загрязнение успешно контролируется псевдоожижения GAC при низком TMД, которое можно было бы поддерживать на уровне ниже 0,12 бар при ежедневном удалении избыточных твердых частиц. С действием размыва GAC и ежедневным выводом твердых веществ, очистка мембран не требуется. Эти результаты открывают новую возможность использования этого метода, чтобы сделать химическую очистку мембрану редкой в работе МБР. Тем не менее, гранулированные материалы могут повредить материал мембраны. Необходимы дальнейшие исследования для нахождения оптимальной интенсивности аэрации и правильному выбору гранулированного материала, который не приведет к повреждению мембран.

5. Выводы

В данной работе рассматриваются основы мембранного загрязнения и достижения в области стратегии смягчения последствий загрязнений в МБР. Загрязнение мембраны в МБР может быть разделено на биозагрязнения, органические и неорганические загрязнения на основе их биологических и химических характеристик. Из них биозагрязнения и органические загрязнители вносят основной вклад в мембранное загрязнение в МБР. Большинство исследований по мембранному загрязнению направлено на эти загрязнения. Существуют различные факторы, влияющие на мембранное загрязнение в МБР. Эти факторы включают в себя: характеристики мембраны (тип материала, сродство воде, шероховатость поверхности, поверхностный заряд, размер пор), условия работы (режим работы, темпы аэрации, SRT, HRT, отношение F/M, OLR, отношение ХПК/N, температура), а также характеристики подачи и биомассы (MLSS, кажущуюся вязкость ила, EPS, размер хлопьев, щелочность, рН и минерализация). EPS, в частности, являются основным фактором для мембранного загрязнения.

Были представлены текущие направления исследований смягчения мембранного загрязнения в МБР; а именно, добавление коагулянтов и адсорбентов, использование гранулированной биомассы, использование гранулированных материалов с воздушным размывом и кворум тушение. Добавление коагулянтов и адсорбентов показывает значительное сокращение мембранного загрязнения, но необходимы дальнейшие исследования, чтобы установить оптимальные дозировки различных коагулянтов и адсорбентов для того, чтобы определить баланс между экономией расходов в результате загрязнение сокращения выбросов, стоимость добавок и обработку активного ила. Аэробные грануляции является перспективной биотехнологией, которая направлена на удаление биообрастаний и органических загрязнений. Ранние результаты интеграции аэробной грануляции с МБР показывают значительное снижение мембранного загрязнения, а также усовершенствованное удаление органики и питательных веществ. Тем не менее, AGMBR все еще находится в стадии разработки. Необходимы дальнейшие исследования для установления оптимальные параметров для работы на реальных сооружениях по очистке сточных вод. Нарушение стабильности гранул и их дезинтеграция в длительной эксплуатации является одним из основных недостатков технологии грануляции, который создает область для дальнейших исследований. Внедрение гранулированных материалов с аэрацией в резервуаре МБР для обеспечения непрерывной механической очистки значительно снижает образование слоя осадка, что приводит к успешной длительной эксплуатации.


Библиографический список
  1. Le-Clech, P.; Chen, V.; Fane, T.A.G. Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment. J. Membr. Sci. 2006, 284, 17–53.
  2. Meng, F.; Chae, S.-R.; Drews, A.; Kraume, M.; Shin, H.-S.; Yang, F. Recent advances in membrane bioreactors (MBRs): Membrane fouling and membrane material. Water Res. 2009, 43, 1489–1512.
  3. Drews, A. Membrane fouling in membrane bioreactors—Characterisation, contradictions, cause and cures. J. Membr. Sci. 2010, 363, 1–28.
  4. Lin, H.; Gao, W.; Meng, F.; Liao, B.Q.; Leung, K.T.; Zhao, L.; Chen, J.; Hong, H. Membrane bioreactors for industrial wastewater treatment: A critical review. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 2012, 42, 677–740.
  5. Mutamim, N.S.A.; Noor, Z.Z.; Hassan, M.A.A.; Yuniarto, A.; Olsson, G. Membrane bioreactor: Applications and limitations in treating high strength industrial wastewater. Chem. Eng. J. 2013, 225, 109–119.
  6. Brindle,K.; Stephenson, T.The application of membrane biological reactors for the treatment of wastewaters. Biotechnol. Bioeng. 1996, 49, 601–610.
  7. van Dijk, L.; Roncken, G.C.G. Membrane bioreactors for wastewater treatment: The state of the art and new developments. Water Sci. Technol. 1997, 35, 35–41.
  8. Friha, I.; Karray, F.; Feki, F.; Jlaiel, L.; Sayadi, S. Treatment of cosmetic industry wastewater by submerged MBR with consideration of microbial community dynamics. Int. Biodeterior. Biodegrad. 2014, 88, 125–133.
  9. Chu, L.; Zhang, X.; Yang, F.; Li, X. Treatment of domestic wastewater by using a microaerobic membrane bioreactor. Desalination 2006, 189, 181–192.
  10. Ueda, T.; Hata, K. Domestic wastewater treatment by a submerged membrane bioreactor with gravitational filtration. Water Res. 1999, 33, 2888–2892.
  11. Tay, J.H.; Yang, P.; Zhuang, W.Q.; Tay, S.T.L.; Pan, Z.H. Reactor performance and membrane filtration in aerobic granular sludge MBR. J. Membr. Sci. 2007, 304, 24–32.
  12. Chang, I.; Le Clech, P.; Jefferson, B.; Judd, S. Membrane fouling in membrane bioreactors for wastewater treatment. J. Environ. Eng. 2002, 128, 1018–1029.
  13. Water Environment Federation. Membrane Bioreactors: Water Environment Federation (WEF) Manual of Practice No. 36; McGraw-Hill: New York, NY, USA, 2011.
  14. Vargas, A.; Moreno-Andrade, I.; Buitrón, G. Controlled backwashing in a membrane sequencing batch reactor used for toxic wastewater treatment. J. Membr. Sci. 2008, 320, 185–190.
  15. Wang, Z.; Wu, Z.; Mai, S.; Yang, C.; Wang, X.; An, Y.; Zhou, Z. Research and applications of membrane bioreactors in China: Progress and prospect. Sep. Purif. Technol. 2008, 62, 249–263.
  16. Judd, S. The status of membrane bioreactor technology. Trends Biotechnol. 2008, 26, 109–116.
  17. Metcalf&EddyInc.; Tchobanoglous,G.;Stensel,H.D.;Tsuchihashi,R.;Burton,F.L.;Abu-Orf,M.;Bowden,G.; Pfrang, W. Wastewater Engineering: Treatment & Resource Recovery, 5th ed.; McGraw Hill: New York, NY, USA, 2014.
  18. Tu, X.; Zhang, S.; Xu, L.; Zhang, M.; Zhu, J. Performance and fouling characteristics in a membrane sequence batch reactor (MSBR) system coupled with aerobic granular sludge. Desalination2010,261,191–196.
  19. Kimura,K.;Yamato,N.;Yamamura,H.;Watanabe,Y. Membrane Fouling in pilot-scale Membrane Bioreactors (MBRs) treating municipal wastewater. Environ. Sci. Tech. 2005, 39, 6293–6299.
  20. Wei, Y.; Li, G.; Wang, B. Application of granular sludge MBR in the treatment of wastewater. Proced. Environ. Sci. 2011, 10, 108–111.
  21. Koros, W.J.; Ma, Y.H.; Shimidzu, T. Terminology for membranes and membrane processes (IUPAC Recommendations 1996). Pure Appl. Chem. 1996, 68, 1479–1489.
  22. Meng, F.; Zhang, H.; Yang, F.; Liu, L. Characterization of cake layer in submerged membrane bioreactor. Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 4065–4070.
  23. Zhang, J.; Chua, H.C.; Zhou, J.; Fane, A.G. Factors affecting the membrane performance in submerged membrane bioreactors. J. Membr. Sci. 2006, 284, 54–66.
  24. Ye,Y.; Clech,P.L.; Chen,V.; Fane,A.G. Evolution of fouling during crossflow filtration of model EPS solutions. J. Membr. Sci. 2005, 264, 190–199.
  25. Ognier, S.; Wisniewski, C.; Grasmick, A. Membrane bioreactor fouling in sub-critical filtration conditions: A local critical flux concept. J. Membr. Sci. 2004, 229, 171–177.
  26. Hwang,B.-K.; Lee,W.-N.; Yeon,K.-M.; Park,P.-K.; Lee,C.-H.; Chang,I.-S.; Drews,A.; Kraume,M. Correlating TMP increases with microbial characteristics in the bio-cake on the membrane surface in a membrane bioreactor. Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 3963–3968.
  27. Spettmann, D.; Eppmann, S.; Flemming, H.-C.; Wingender, J. Simultaneous visualisation of biofouling, organic and inorganic particle fouling on separation membranes. Water Sci. Technol. 2007, 55, 207–210.
  28. Malaeb, L.; Le-Clech, P.; Vrouwenvelder, J.S.; Ayoub, G.M.; Saikaly, P.E. Do biological-based strategies hold promise to biofouling control in MBRs? Water Res. 2013, 47, 5447–5463.
  29. Vanysacker,L.; Declerck,P.; Bilad,M.R.; Vankelecom,I.F.J. Biofouling on microfiltration membranes in MBRs: Role of membrane type and microbial community. J. Membr. Sci. 2014, 453, 394–401.
  30. Guo, W.; Ngo, H.-H.; Li, J. A mini-review on membrane fouling. Bioresour. Technol. 2012, 122, 27–34.
  31. Wang, X.-M.; Li, X.-Y. Accumulation of biopolymer clusters in a submerged membrane bioreactor and its effect on membrane fouling. Water Res. 2008, 42, 855–862.
  32. Lin, H.J.; Xie, K.; Mahendran, B.; Bagley, D.M.; Leung, K.T.; Liss, S.N.; Liao, B.Q. Sludge properties and their effects on membrane fouling in submerged anaerobic membrane bioreactors (SAnMBRs). Water Res. 2009, 43, 3827–3837.
  33. Wang, X.-M.; Sun, F.-Y.; Li, X.-Y. Investigation of the role of biopolymer clusters in MBR membrane fouling using flash freezing and environmental scanning electron microscopy. Chemosphere 2011, 85, 1154–1159.
  34. Sun, F.-Y.; Wang, X.-M.; Li, X.-Y. Change in the fouling propensity of sludge in membrane bioreactors (MBR) in relation to the accumulation of biopolymer clusters. Bioresour. Technol. 2011, 102, 4718–4725.
  35. Sun, F.-Y.; Wang, X.-M.; Li, X.-Y. Effect of biopolymer clusters on the fouling property of sludge from a membrane bioreactor (MBR) and its control by ozonation. Process Biochem. 2011, 46, 162–167.
  36. Wang, Z.; Ma, J.; Tang, C.Y.; Kimura, K.; Wang, Q.; Han, X. Membrane cleaning in membrane bioreactors: A review. J. Membr. Sci. 2014, 468, 276–307.
  37. Wang, Z.; Wu, Z.; Yin, X.; Tian, L. Membrane fouling in a submerged membrane bioreactor (MBR) under sub-critical flux operation: Membrane foulant and gellayer characterization. J.Membr. Sci. 2008,325,238–244.
  38. Arabi, S.; Nakhla, G. Impact of calcium on the membrane fouling in membrane bioreactors. J.Membr. Sci. 2008, 314, 134–142.
  39. Shirazi, S.; Lin, C.-J.; Chen, D. Inorganic fouling of pressure-driven membrane processes—A critical review. Desalination 2010, 250, 236–248.
  40. Lee, S.; Lee, C.-H. Effect of operating conditions on CaSO4 scale formation mechanism in nanofiltration for water softening. Water Res. 2000, 34, 3854–3866.
  41. Hofs, B.; Ogier, J.; Vries, D.; Beerendonk, E.F.; Cornelissen, E.R. Comparison of ceramic and polymeric membrane permeability and fouling using surface water. Sep. Purif. Technol. 2011, 79, 365–374.
  42. Jin, L.; Ong, S.L.; Ng, H.Y. Comparison of fouling characteristics in different pore-sized submerged ceramic membrane bioreactors. Water Res. 2010, 44, 5907–5918.
  43. Yu, H.-Y.; Liu, L.-Q.; Tang, Z.-Q.; Yan, M.-G.; Gu, J.-S.; Wei, X.-W. Surface modification of polypropylene microporous membrane to improve its antifouling characteristics in an SMBR: Air plasma treatment. J. Membr. Sci. 2008, 311, 216–224.
  44. Dolina,J.; Dlask,O.; Lederer,T.; Dvorˇák,L. Mitigation of membrane biofouling through surface modification with different forms of nanosilver. Chem. Eng. J. 2015, 275, 125–133.
  45. Moghadam, M.T.; Lesage, G.; Mohammadi, T.; Mericq, J.-P.; Mendret, J.; Heran, M.; Faur, C.; Brosillon, S.; Hemmati, M.; Naeimpoor, F. Improved antifouling properties of TiO2/PVDF nanocomposite membranes in UV-coupled ultrafiltration. J. Appl. Polym. Sci. 2015, 132.
  46. Hamza, R.A.; Iorhemen, O.T.; Tay, J.H. Occurrence, impacts and removal of emerging substances of concern from wastewater. Environ. Technol. Innov. 2016, 5, 161–175.
  47. Guglielmi, G.; Andreottola, G. Selection and Design of Membrane Bior, Handbook of Environmental Engineeringeactors in Environmental Bioengineering, in Environmental Biotechnology; Wang, L.K., Ivanov, V., Tay, J.-H., Hung, Y.-T., Eds.; Humana Press: New York, NY, USA, 2010; Volume 10, pp. 439–514.
  48. Elimelech, M.; Xiaohua, Z.; Childress, A.E.; Seungkwan, H. Role of membrane surface morphology in colloidal fouling of cellulose acetate and composite aromatic polyamide reverse osmosis membranes. J. Membr. Sci. 1997, 127, 101–109.
  49. Rana, D.; Matsuura, T. Surface modifications for antifouling membranes. Chem. Rev. 2010, 110, 2448–2471.
  50. Vrijenhoek,E.M.; Hong,S.; Elimelech,M. Influence of membrane surface properties on initial rate of colloidal fouling of reverse osmosis and nanofiltration membranes. J. Membr. Sci. 2001, 188, 115–128.
  51. Hashino, M.; Katagiri, T.; Kubota, N.; Ohmukai, Y.; Maruyama, T.; Matsuyama, H. Effect of surface roughness of hollow fiber membranes with gear-shaped structure on membrane fouling by sodium alginate. J. Membr. Sci. 2011, 366, 389–397.
  52. Crittenden, J.C.; Trussell, R.R.; Hand, D.W.; Howe, K.J.; Tchobanoglous, G. Water Treatment: Principles and Design, MWH, 2nd ed.; John Wiley and Sons: Hoboken, NJ, USA, 2005.
  53. Van den Broeck, R.; van Dierdonck, J.; Nijskens, P.; Dotremont, C.; Krzeminski, P.; van der Graaf, J.H.J.M.; van Lier, J.B.; van Impe, J.F.M.; Smets, I.Y. The influence of solids retention time on activated sludge bioflocculation and membrane fouling in a membrane bioreactor (MBR). J. Membr. Sci. 2012, 401, 48–55.
  54. Miyoshi, T.; Yuasa, K.; Ishigami, T.; Rajabzadeh, S.; Kamio, E.; Ohmukai, Y.; Saeki, D.; Ni, J.; Matsuyama, H. Effect of membrane polymeric materials on relationship between surface pore size and membrane fouling in membrane bioreactors. Appl. Surf. Sci. 2015, 330, 351–357.
  55. Diez, V.; Ezquerra, D.; Cabezas, J.L.; García, A.; Ramos, C. A modified method for evaluation of critical flux, fouling rate and in situ determination of resistance and compressibility in MBR under different fouling conditions. J. Membr. Sci. 2014, 453, 1–11.
  56. Van der Marel, P.; Zwijnenburg, A.; Kemperman, A.; Wessling, M.; Temmink, H.; van der Meer, W. An improved flux-step method to determine the critical flux and the critical flux for irreversibility in a membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2009, 332, 24–29.
  57. Bacchin, P.; Aimar, P.; Field, R.W. Critical and sustainable fluxes: theory, experiments and applications. J. Membr. Sci. 2006, 281, 42–69.
  58. Kimura, K.; Ogyu, R.; Miyoshi, T.; Watanabe, Y. Transition of major components in irreversible fouling of MBRs treating municipal wastewater. Sep. Purif. Technol. 2015, 142, 326–331.
  59. Ji, L.; Zhou, J. Influence of aeration on microbial polymers and membrane fouling in submerged MBRs. J. Membr. Sci. 2006, 276, 168–177.
  60. Trussell, R.S.; Merlo, R.P.; Hermanowicz, S.W.; Jenkins, D. Influence of mixed liquor properties and aeration intensity on membrane fouling in a submerged MBR at high mixed liquor suspended solids concentrations. Water Res. 2007, 41, 947–958.
  61. Yigit, N.O.; Harman, I.; Civelekoglu, G.; Koseoglu, H.; Cicek, N.; Kitis, M. Membrane fouling in a pilot-scale submerged membrane bioreactor operated under various conditions. Desalination 2008, 231, 124–132.
  62. Verrecht, B.; Judd, S.; Guglielmi, G.; Brepols, C.; Mulder, J.W. An aeration energy model for an immersed membrane bioreactor. Water Res. 2008, 42, 4761–4770.
  63. Nywening, J.-P.; Zhou, H. Influence of filtration conditions on membrane fouling and scouring aeration effectiveness in submerged membrane bioreactors to treat municipal wastewater. Water Res. 2009, 43, 3548–3558.
  64. Chua, H.; Arnot, T.; Howell, J. Controlling fouling in membrane bioreactors operated with a variable throughput. Desalination 2002, 149, 225–229.
  65. Ahmed, Z.; Cho, J.; Lim, B.-R.; Song, K.-G.; Ahn, K.-H. Effects of sludge retention time on membrane fouling and microbial community structure in a membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2007, 287, 211–218.
  66. Jiang,T.; Myngheer,S.; DePauw,D.J.W.; Spanjers,H.; Nopens,I.; Kennedy,M.D.; Amy,G.;Vanrolleghem,P.A. Modelling the production and degradation of soluble microbial products (SMP) in membrane bioreactors (MBR). Water Res. 2008, 42, 4955–4964.
  67. Liang, S.; Liu, C.; Song, L. Soluble microbial products in membrane bioreactor operation: Behaviors, characteristics; fouling potential. Water Res. 2007, 41, 95–101.
  68. Pan, J.R.; Su, Y.; Huang, C. Characteristics of soluble microbial products in membrane bioreactor and its effect on membrane fouling. Desalination 2010, 250, 778–780.
  69. Judd, S.; Judd, C. The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water and Wastewater Treatment; Elsevier: Amsterdam, The Netherlands, 2006.
  70. Meng, F.; Yang, F. Fouling mechanisms of deflocculated sludge, normal sludge; bulking sludge in membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2007, 305, 48–56.
  71. Fallah, N.; Bonakdarpour, B.; Nasernejad, B.; Alavi Moghadam, M.R. Long-term operation of submerged MBR for the treatment of synthetic wastewater containing styrene as volatile organic compound (VOC): Effect of HRT. J. Hazard. Mater. 2010, 178, 718–724.
  72. Shariati, S.R.; Bonakdarpour, B.; Zare, N.; Ashtiani, F.Z. The effect of HRT on the performance and fouling characteristics of membranes equencing batch reactor sused for the treatment of synthetic petroleumrefinery wastewater. Bioresour. Technol. 2011, 102, 7692–7699.
  73. Isma, M.I.A.; Idris, A.; Omar, R.; Razreena, A.R.P. Effects of SRT and HRT on treatment performance of MBR and membrane fouling. Int. J. Chem. Mol. Nucl. Mater. Metall. Eng. 2014, 8, 485–489.
  74. Jeong, E.; Kim, H.-W.; Nam, J.-Y.; Ahn, Y.-T.; Shin, H.-S. Effects of the hydraulic retention time on the fouling characteristics of an anaerobic membrane bioreactor for treating acidified wastewater. Desalin. Water Treat. 2010, 18, 251–256.
  75. Trussell, R.S.; Merlo, R.P.; Hermanowicz, S.W.; Jenkins, D. The effect of organic loading on process performance and membrane fouling in a submerged MBR treating municipal wastewater. Water Res. 2006, 40, 2675–2683.
  76. Dvorˇák,L.; Gómez,M.; Dvorˇáková,M.; R˚ užicˇková,I.; Wanner,J. The impact of different operating conditions on membrane fouling and EPS production. Bioresour. Technol. 2011, 102, 6870–6875.
  77. Tay, J.-H.; Liu, Y.; Tay, S.-L.; Hung, Y.-T. Aerobic granulation technology. In Advanced Biological Treatment Processes; Wang, L.K., Shammas, N.K., Hung, Y.-T., Eds.; Humana Press: New York, NY, USA, 2009; pp. 109–128.
  78. Zhang, J.; Zhou, J.; Liu, Y.; Fane, A.G. A comparison of membrane fouling under constant and variable organic loadings in submerge membrane bioreactors. Water Res. 2010, 44, 5407–5413.
  79. Johir, M.A.H.; Vigneswaran, S.; Sathasivan, A.; Kandasamy, J.; Chang, C.Y. Effect of organic loading rate on organic matter and foulant characteristics in membrane bio-reactor. Bioresour. Technol. 2012, 113, 154–160.
  80. Meng, Q.; Yang, F.; Liu, L.; Meng, F. Effects of COD/N ratio and DO concentration on simultaneous nitrification and denitrification in an airlift internal circulation membrane bioreactor. J. Environ. Sci. 2008, 20, 933–939.
  81. Feng, S.; Zhang, N.; Liu, H.; Du, X.; Liu, Y.; Lin, H. The effect of COD/N ratio on process performance and membrane fouling in a submerged bioreactor. Desalination 2012, 285, 232–238.
  82. Hao, L.; Liss, S.N.; Liao, B.Q. Influence of COD:N ratio on sludge properties and their role in membrane fouling of a submerged membrane bioreactor. Water Res. 2016, 89, 132–141.
  83. Han, X.; Wang, Z.; Ma, J.; Zhu, C.; Li, Y.; Wu, Z. Membrane bioreactors fed with different COD/N ratio wastewater: impacts on microbial community, microbial products; membrane fouling. Environ.Sci.Pollut.Res. 2015, 22, 11436–11445.
  84. Gasmi,A.; Heran,M.; Hannachi,A.; Grasmick,A. Fouling analysis and biomass distribution on a membrane bioreactor under low ratio COD/N. Membr. Water Treat. 2015, 6, 263–276.
  85. Yang, Y.; Lesage, G.; Barret, M.; Bernet, N.; Grasmick, A.; Hamelin, J.; Heran, M. New urban wastewater treatment with autotrophic membrane bioreactor at low chemical oxygen demand/N substrate ratio. Water Sci. Technol. 2014, 69, 960–965.
  86. Ma, Z.; Wen, X.; Zhao, F.; Xia, Y.; Huang, X.; Waite, D.; Guan, J. Effect of temperature variation on membrane fouling and microbial community structure in membrane bioreactor. Bioresour. Technol. 2013, 133, 462–468.
  87. Van den Brink, P.; Satpradit, O.-A.; van Bentem, A.; Zwijnenburg, A.; Temmink, H.; van Loosdrecht, M. Effect of temperature shocks on membrane fouling in membrane bioreactors. WaterRes. 2011, 45, 4491–4500.
  88. Drews, A.; Mante, J.; Iversen, V.; Vocks, M.; Lesjean, B.; Kraume, M. Impact of ambient conditions on SMP elimination and rejection in MBRs. Water Res. 2007, 41, 3850–3858.
  89. Morgan-Sagastume, F.; Grant Allen, D. Activated sludge deflocculation under temperature upshifts from 30 to 45˝C. Water Res. 2005, 39, 1061–1074.
  90. Bottino, A.; Capannelli, G.; Comite, A.; Mangano, R. Critical flux in submerged membrane bioreactors for municipal wastewater treatment. Desalination 2009, 245, 748–753.
  91. Wu, J.; Huang, X. Effect of mixed liquor properties on fouling propensity in membrane bioreactors. J. Membr. Sci. 2009, 342, 88–96.
  92. Rosenberger, S.; Evenblij, H.; Te Poele, S.; Wintgens, T.; Laabs, C. The importance of liquid phase analyses to understandfoulinginmembraneassistedactivatedsludgeprocesses—SixcasestudiesofdifferentEuropean research groups. J. Membr. Sci. 2005, 263, 113–126.
  93. Rosenberger, S.; Laabs, C.; Lesjean, B.; Gnirss, R.; Amy, G.; Jekel, M.; Schrotter, J.C. Impact of colloidal and soluble organic material on membrane performance in membrane bioreactors for municipal wastewater treatment. Water Res. 2006, 40, 710–720.
  94. Le-Clech, P.; Jefferson, B.; Judd, S.J. Impact of aeration, solids concentration and membrane characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2003, 218, 117–129.
  95. Brookes, A.; Jefferson, B.; Guglielmi, G.; Judd, S.J. Sustainable Flux Fouling in a Membrane Bioreactor: Impact of Flux and MLSS. Sep. Sci. Technol. 2006, 41, 1279–1291.
  96. Moreau, A.A.; Ratkovich, N.; Nopens, I.; van der Graaf, J.H.J.M. The (in)significance of apparent viscosity in full-scale municipal membrane bioreactors. J. Membr. Sci. 2009, 340, 249–256.
  97. Itonaga,T.; Kimura,K.; Watanabe,Y. Influence of suspension viscosity and colloidal particles on permeability of membrane used in membrane bioreactor (MBR). Water Sci. Technol. 2004, 50, 301–309.
  98. Sheng,G.-P.; Yu,H.-Q.; Li,X.-Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: A review. Biotechnol. Adv. 2010, 28, 882–894.
  99. Ng, K.-K.; Lin, C.-F.; Lateef, S.K.; Panchangam, S.C.; Hong, P.-K.A.; Yang, P.-Y. The effect of soluble microbial products on membrane fouling in a fixed carrier biological system. Sep. Purif. Technol. 2010, 72, 98–104.
  100. Lin, H.; Zhang, M.; Wang, F.; Meng, F.; Liao, B.-Q.; Hong, H.; Chen, J.; Gao, W. A critical review of EPSs in MBRs: Characteristics, roles in membrane fouling & control strategies. J. Memb. Sci. 2014, 460, 110–125.
  101. Li,J.; Yang,F.; Liu,Y.; Song,H.; Li,D.; Cheng,F. Microbial community and biomass characteristics associated severe membrane fouling during start-up of a hybrid anoxic–oxic membrane bioreactor. Bioresour. Technol. 2012, 103, 43–47.
  102. Liu,X.-M.; Sheng,G.-P.; Luo,H.-W.; Zhang,F.; Yuan,S.-J.; Xu,J.; Zeng,R.J.; Wu,J.-G.; Yu,H.-Q.Contribution of Extracellular Polymeric Substances (EPS) to the sludge AGGREGATION. Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 4355–4360.
  103. Chang, I.-S.; Lee, C.-H. Membrane filtration characteristics in membrane-coupled activated sludge system —The effect of physiological states of activated sludge on membrane fouling. Desalination 1998, 120, 221–233.
  104. Jang, N.; Shon, H.; Ren, X.; Vigneswaran, S.; Kim, I.S. Characteristics of bio-foulants in the membrane bioreactor. Desalination 2006, 200, 201–202.
  105. Juang, Y.-C.; Su, A.; Fang, L.-H.; Lee, D.-J.; Lai, J.-Y. Fouling with aerobic granule membrane bioreactor. Water Sci. Technol. 2011, 64, 1870–1875.
  106. Barker, D.J.; Stuckey, D.C. A review of soluble microbial products (SMP) in wastewater treatment systems. Water Res. 1999, 33, 3063–3082.
  107. Laspidou, C.S.; Rittmann, B.E. A unified theory for extracellular polymeric substances, soluble microbial products; active and inert biomass. Water Res. 2002, 36, 2711–2720.
  108. Lee, W.; Kang, S.; Shin, H. Sludge characteristics and their contribution to microfiltration in submerged membrane bioreactors. J. Membr. Sci. 2003, 216, 217–227.
  109. Shen, L.-G.; Lei, Q.; Chen, J.-R.; Hong, H.-C.; He, Y.-M.; Lin, H.-J. Membrane fouling in a submerged membrane bioreactor: Impacts of floc size. Chem. Eng. J. 2015, 269, 328–334.
  110. Zhao, X.; Chen, Z.-L.; Wang, X.-C.; Shen, J.-M.; Xu, H. PPCPs removal by aerobic granular sludge membrane bioreactor. Appl. Microbiol. Biotechnol. 2014, 98, 9843–9848.
  111. Thanh, B.X.; Visvanathan, C.; Ben Aim, R. Fouling characterization and nitrogen removal in a batch granulation membrane bioreactor. Int. Biodeterior. Biodegrad. 2013, 85, 491–498.
  112. Li, X.; Gao, F.; Hua, Z.; Du, G.; Chen, J. Treatment of synthetic wastewater by a novel MBR with granular sludge developed for controlling membrane fouling. Sep. Purif. Tech. 2005, 46, 19–25.
  113. Li, W.-W.; Wang, Y.-K.; Sheng, G.-P.; Gui, Y.-X.; Yu, L.; Xie, T.-Q.; Yu, H.-Q. Integration of aerobic granular sludge and mesh filter MBR for cost-effective wastewater treatment. Bioresour. Technol. 2012, 122, 22–26.
  114. Remy, M.; van der Marel, P.; Zwijnenburg, A.; Rulkens, W.; Temmink, H. Low dose powdered activated carbon addition at high sludge retention times to reduce fouling in membrane bioreactors. Water Res. 2009, 43, 345–350.
  115. Rezaei, M.; Mehrnia, M.R. The influence of zeolite (clinoptilolite) on the performance of a hybrid membrane bioreactor. Bioresour. Technol. 2014, 158, 25–31.
  116. Sweity, A.; Ying, W.; Belfer, S.; Oron, G.; Herzberg, M. pH effects on the adherence and fouling propensity of extracellular polymeric substances in a membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2011, 378, 186–193.
  117. Wang, L.-L.; Wang, L.-F.; Ren, X.-M.; Ye, X.-D.; Li, W.-W.; Yuan, S.-J.; Sun, M.; Sheng, G.-P.; Yu, H.-Q.; Wang,X.-K. pH Dependence of Structure and Surface Properties of Microbial EPS .Environ. Sci. Technol. 2012, 46, 737–744.
  118. Zhang, Y.; Zhang, M.; Wang, F.; Hong, H.; Wang, A.; Wang, J.; Weng, X.; Lin, H. Membrane fouling in a submerged membrane bioreactor: Effect of pH and its implications. Bioresour. Technol. 2014, 152, 7–14.
  119. Sanguanpak, S.; Chiemchaisri, C.; Chiemchaisri, W.; Yamamoto, K. Influence of operating pH on biodegradation performance and fouling propensity in membrane bioreactors for landfill leachate treatment. Int. Biodeterior. Biodegrad. 2015, 102, 64–72.
  120. Hu,D.; Zhou,Z.; Shen,X.; Wei,H.; Jiang,L.-M.; Lv,Y. Effects of alkalinity on membrane bioreactors for reject water treatment: Performance improvement, fouling mitigation and microbial structures. Bioresour. Technol. 2015, 197, 217–226.
  121. Reid, E.; Liu, X.; Judd, S.J. Effect of high salinity on activated sludge characteristics and membrane permeability in an immersed membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2006, 283, 164–171.
  122. Jang, D.; Hwang, Y.; Shin, H.; Lee, W. Effects of salinity on the characteristics of biomass and membrane fouling in membrane bioreactors. Bioresour. Technol. 2013, 141, 50–56.
  123. Di Bella, G.; Di Trapani, D.; Torregrossa, M.; Viviani, G. Performance of a MBR pilot plant treating high strength wastewater subject to salinity increase: Analysis of biomass activity and fouling behaviour. Bioresour. Technol. 2013, 147, 614–618.
  124. Christensen,M.L.; Keiding,K.; Nielsen,P.H.; Jørgensen,M.K. Dewatering in biological wastewater treatment: A review. Water Res. 2015, 82, 14–24.
  125. Larsen, P.; Nielsen, J.L.; Svendsen, T.C.; Nielsen, P.H. Adhesion characteristics of nitrifying bacteria in activated sludge. Water Res. 2008, 42, 2814–2826.
  126. Higgins, M.J.; Tom, L.A.; Sobeck, D.C. Case study I: Application of the divalent cation bridging theory to improve biofloc properties and industrial activated sludge system performance—Direct addition of divalent cations. Water Environ. Res. 2004, 76, 344–352.
  127. Biggs, C.; Ford, A.; Lant, P. Activated sludge flocculation: direct determination of the effect of calcium ions. Water Sci. Technol. 2001, 43, 75–82.
  128. Zhang, Y.; Bu, D.; Liu, C.; Luo, X.; Gu, P. Study on retarding membrane fouling by ferric salts dosing in membrane bioreactors. In Proceedings of the IWA Specialty Conference on Water Environment Membrane Technology WEMT2004, Seoul, Korea, 7–10 June 2004.
  129. Lee, J.; Kim, J.; Kang, I.; Cho, M.; Park, P.; Lee, C. Potential and limitations of alum or zeolite addition to improve the performance of a submerged membrane bioreactor. Water Sci. Technol. 2001, 43, 59–66.
  130. Wu, J.; Chen, F.; Huang, X.; Geng, W.; Wen, X. Using inorganic coagulants to control membrane fouling in a submerged membrane bioreactor. Desalination 2006, 197, 124–136.
  131. Wu, J.; Huang, X. Effect of dosing polymeric ferric sulfate on fouling characteristics, mixed liquor properties andperformanceinalong-termrunningmembranebioreactor. Sep. Purif. Technol. 2008,63,45–52.
  132. Zhang, H.-F.; Sun, B.-S.; Zhao, X.-H.; Gao, Z.-H. Effect of ferric chloride on fouling in membrane bioreactor. Sep. Purif. Technol. 2008, 63, 341–347.
  133. Mishima, I.; Nakajima, J. Control of membrane fouling in membrane bioreactor process by coagulant addition. Water Sci. Technol. 2009, 57, 1255–1262.
  134. Ngo,H.-H.;Guo, W. Membrane fouling control and enhanced phosphorus removal in anaerated submerged membrane bioreactor using modifie dgreen bioflocculant. Bioresour. Technol. 2009,100,4289–4291.
  135. Ying, Z.; Ping, G. Effect of powdered activated carbon dosage on retarding membrane fouling in MBR. Sep. Purif. Technol. 2006, 52, 154–160.
  136. Satyawali,Y.; Balakrishnan,M. Effect of PAC addition on sludge propertiesin an MBR treating high strength wastewater. Water Res. 2009, 43, 1577–1588.
  137. Torretta,V.; Urbini,G.; Raboni,M.; Copelli,S.; Viotti,P.; Luciano,A.; Mancini,G. Effect of powdered activated carbon to reduce fouling in membrane bioreactors: A sustainable solution. case study. Sustainability2013, 5, 1501–1509.
  138. Jamal Khan, S.; Visvanathan, C.; Jegatheesan, V. Effect of powdered activated carbon (PAC) and cationic polymer on biofouling mitigation in hybrid MBRs. Bioresour. Technol. 2012, 113, 165–168.
  139. Ng, C.A.; Sun, D.; Bashir, M.J.K.; Wai, S.H.; Wong, L.Y.; Nisar, H.; Wu, B.; Fane, A.G. Optimization of membrane bioreactors by the addition of powdered activated carbon. Bioresour. Technol. 2013, 138, 38–47.
  140. Ngo, H.-H.; Guo, W.; Xing, W. Evaluation of a novel sponge-submerged membrane bioreactor (SSMBR) for sustainable water reclamation. Bioresour. Technol. 2008, 99, 2429–2435.
  141. Skouteris, G.; Saroj, D.; Melidis, P.; Hai, F.I.; Ouki, S. The effect of activated carbon addition on membrane bioreactor processes for wastewater treatment and reclamation—A critical review. Bioresour. Technol. 2015, 185, 399–410.
  142. Deng, L.; Guo, W.; Ngo, H.H.; Zhang, J.; Liang, S.; Xia, S.; Zhang, Z.; Li, J. A comparison study on membrane fouling in a sponge-submerged membrane bioreactor and a conventional membrane bioreactor. Bioresour. Technol. 2014, 165, 69–74.
  143. Yang, J.; Spanjers, H.; van Lier, J.B. Non-feasibility of magnetic adsorbents for fouling control in anaerobic membrane bioreactors. Desalination 2012, 292, 124–128.
  144. Remy, M.; Potier, V.; Temmink, H.; Rulkens, W. Why low powdered activated carbon addition reduces membrane fouling in MBRs. Water Res. 2010, 44, 861–867.
  145. Beun, J.J.; Hendriks, A.; van Loosdrecht, M.C.M.; Morgenroth, E.; Wilderer, P.A.; Heijnen, J.J. Aerobic granulation in a sequencing batch reactor. Water Res. 1999, 33, 2283–2290.
  146. Tay, J.-H.; Liu, Q.-S.; Liu, Y. Microscopic observation of aerobic granulationin sequential aerobic sludge blanket reactor. J. Appl. Microbiol. 2001, 91, 168–175.
  147. Adav, S.S.; Lee, D.-J.; Show, K.-Y.; Tay, J.-H. Aerobic granular sludge: Recent advances. Biotechnol. Adv. 2008, 26, 411–423.
  148. Wang, Z.-W.; Liu, Y.; Tay, J.-H. Biodegradability of extracellular polymeric substances produced by aerobic granules. Appl. Microbiol. Biotechnol. 2007, 74, 462–466.
  149. Liu, Y.; Tay, J.-H. State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment. Biotechnol. Adv. 2004, 22, 533–563.
  150. Thanh, B.X.; Visvanathan, C.; Spérandio, M.; Aim, R.B. Fouling characterization in aerobic granulation coupled baffled membrane separation unit. J. Membr. Sci. 2008, 318, 334
  151. Show, K.-Y.; Lee, D.-J.; Tay, J.-H. Aerobic Granulation: Advances and Challenges. Appl. Biochem. Biotechnol. 2012, 167, 1622–1640.
  152. Kong, Y.; Liu, Y.-Q.; Tay, J.-H.; Wong, F.-S.; Zhu, J. Aerobic granulation in sequencing batch reactors with different reactor height/diameter ratios. Enzyme Microb. Technol. 2009, 45, 379–383.
  153. Wang, Y.; Zhong, C.; Huang, D.; Wang, Y.; Zhu, J. The membrane fouling characteristics of MBRs with different aerobic granular sludges at high flux. Bioresour. Technol. 2013, 136, 488–495.
  154. Vijayalayan,P.; Thanh,B.X.; Visvanathan,C. Simultaneous nitrification denitrification in a Batch Granulation Membrane Airlift Bioreactor. Int. Biodeterior. Biodegrad. 2014, 95, 139–143.
  155. Yilmaz, G.; Lemaire, R.; Keller, J.; Yuan, Z. Simultaneous nitrification, denitrification; phosphorus removal from nutrient-rich industrial wastewater using granular sludge. Biotechnol. Bioeng. 2008, 100, 529–541.
  156. Wang, J.; Wang, X.; Zhao, Z.; Li, J. Organics and nitrogen removal and sludge stability in aerobic granular sludge membrane bioreactor. Appl. Microbiol. Biotechnol. 2008, 79, 679–685.
  157. Zhao, X.; Chen, Z.; Shen, J.; Wang, X. Performance of aerobic granular sludge in different bioreactors. Environ. Technol. 2013, 35, 938–944.
  158. Khan, M.Z.; Mondal, P.K.; Sabir, S. Aerobic granulation for wastewater bioremediation: A review. Can. J. Chem. Eng. 2013, 91, 1045–1058.
  159. Moy,B.Y.P.; Tay,J.H.; Toh,S.K.; Liu,Y.; Tay,S.T.L. High organic loading influences the physical haracteristics of aerobic sludge granules. Lett. Appl. Microbiol. 2002, 34, 407–412.
  160. Tay,S.T.L.; Ivanov,V.; Yi,S.; Zhuang,W.Q.; Tay,J.H. Presence of Anaerobic Bacteroides in Aerobically Grown Microbial Granules. Microb. Ecol. 2002, 44, 278–285.
  161. Adav, S.S.; Lee, D.-J.; Tay, J.-H. Extracellular polymeric substances and structural stability of aerobic granule. Water Res. 2008, 42, 1644–1650. [CrossRef] [PubMed]
  162. Siembida,B.; Cornel,P.; Krause,S.; Zimmermann,B. Effect of mechanical cleaning with granular material on the permeability of submerged membranes in the MBR process. WaterRes. 2010, 44, 4037–4046.
  163. Kurita, T.; Kimura, K.; Watanabe, Y. The influence of granular materials on the operation and membrane fouling characteristics of submerged MBRs. J. Membr. Sci. 2014, 469
  164. Johir, M.A.; Shanmuganathan, S.; Vigneswaran, S.; Kandasamy, J. Performance of submerged membrane bioreactor (SMBR) with and without the addition of the different particle sizes of GAC as suspended medium. Bioresour. Technol. 2013, 141, 13–18.
  165. Pradhan, M.; Vigneswaran, S.; Kandasamy, J.; Aim, R.B. Combined effect of air and mechanical scouring of membranes for fouling reduction in submerged membrane reactor. Desalination 2012, 288, 58–65.
  166. Kurita, T.; Kimura, K.; Watanabe, Y. Energy saving in the operation of submerged MBRs by the insertion of baffles and the introduction of granular materials. Sep. Purif. Technol. 2015, 141, 207–213.
  167. Krause, S.; Zimmermann, B.; Meyer-Blumenroth, U.; Lamparter, W.; Siembida, B.; Cornel, P. Enhanced membrane bioreactor process without chemical cleaning. WaterSci. Technol. 2010, 61, 2575–2580.
  168. Kim, J.; Kim, K.; Ye, H.; Lee, E.; Shin, C.; McCarty, P.L.; Bae, J. Anaerobic fluidized bed membrane bioreactor for wastewater treatment. Environ. Sci. Technol. 2011, 45, 576–581.
  169. Aslam, M.; McCarty, P.L.; Bae, J.; Kim, J. The effect of fluidized media characteristics on membrane fouling and energy consumption in anaerobic fluidized membrane bioreactors. Sep. Purif. Technol. 2014, 132, 10–15.
  170. Kim, K.-Y.; Yang, W.; Ye, Y.; LaBarge, N.; Logan, B.E. Performance of anaerobic fluidized membrane bioreactors using effluents of microbial fuel cells treating domestic wastewater. Bioresour. Technol. 2016, 208, 58–63.
  171. Нибусина В.И. Определение критического потока методом «Flux-Step» в погружном мембранном биореакторе // Современные научные исследования и инновации. 2016. № 11 [Электронный ресурс]. URL: http://web.snauka.ru/issues/2016/11/74353 (дата обращения: 25.12.2016).


Все статьи автора «Нибусина Вероника Игоревна»


© Если вы обнаружили нарушение авторских или смежных прав, пожалуйста, незамедлительно сообщите нам об этом по электронной почте или через форму обратной связи.

Связь с автором (комментарии/рецензии к статье)

Оставить комментарий

Вы должны авторизоваться, чтобы оставить комментарий.

Если Вы еще не зарегистрированы на сайте, то Вам необходимо зарегистрироваться:
  • Регистрация