Мембранные биореакторы (МБР) становятся признанным вариантом очистки сточных вод. Сочетание мембранной фильтрации с взвешенным ростом биомассы биореактора теперь широко используется для очистки бытовых и производственных сточных вод. Но, несмотря на то, что технология МБР предлагает такие преимущества перед традиционными способами очистки, как малые размеры сооружений и более высокий эффект очистки, мембранное загрязнение остается важнейшим недостатком. Загрязнение приводит к существенному увеличению гидравлического сопротивления, что проявляется в снижении проникающего потока и в увеличении трансмембранного давления (ТМД). Ключом к определению требуемых рабочих условий является определение так называемого критического потока . Установившаяся практика состоит в поэтапном увеличении потока с фиксированной длительностью каждого увеличения, что дает стабильное ТМД при низком потоке, но с возрастающей скоростью увеличения ТМД в потоках после критического  Должны учитываться множество факторов, включая продолжительность шага, высоту шага, исходное состояние мембраны (новое, после обратной промывки), характеристики подачи и системная гидравлика. Поэтому, цель работы состоит в достижении лучшего понимания воздействия этих различных параметров на итоговый результат, а также в сравнении данных этого метода с данными, полученными в ходе длительной эксплуатации.

1.1. Мембрана и биореактор. Оборудование пробного запуска (Рис.1) состоит из биореактора (базовый диаметр 0,275м на 1,7м смоченной высоты) с вертикально установленным погружным трубчатым мембранным модулем [18], работая при постоянном поперечном потоке воздуха (cross-flow).

Общая длина модуля, м	0,9
Рабочая длина мембран, м	0,6
Внутренний диаметр люмен, мм	8,5
Размер пор, мкм	0,2
Число люменов	12
Общая площадь мембраны, м2	0,19
Первичная проницаемость мембраны, л м-1час-1бар-1	1030
Площадь поперечного сечения, мм2	550
Воздушный поток биореактора, л мин-1	4
Воздушный поток модуля, л мин-1	6
Воздушная нагрузка модуля, м сек-1	0,2

Была выполнена фильтрация постоянного потока с использованием перистальтического насоса. Скорость проникновения постепенно увеличивалась, а изменение давление непрерывно контролировалось с помощью датчика давления (модель 68001-01, Cole Parmer), расположенные на линии пермеата, что позволило точные измерения записывать на компьютере (Pico Data Logging System, Pico technology). В условиях эксперимента, давление ретентата было постоянным, и ТМД могло варьироваться только с изменением давления пермеата из-за засорения.

Биологическая очистка была выполнена в аэробных условиях со сжатым воздухом, подаваемым к илу через пористый диффузор в основании резервуара. Дополнительный диффузор снабжал воздухом каждый отдельный мембранный люмен, позволяя автономно управлять аэрацией мембранной поверхности и непосредственно биореактора. Гидравлическое время задержания (HRT) воды в резервуаре колебалось от 16 до 24 часов. Концентрация MLSS стабилизировалась до 3 г л^-1 и для реальных и для синтетических сточных вод, этот уровень ограничивался низкой мощностью исходного сырья и относительно высоким HRT.

1.2. Жидкости для подачи и анализ. В биореактор были поданы синтетические сточные воды по формуле от Организации по Экономическому Сотрудничеству и Разработке (OECD), (табл.3), который использовался ранее [20,21], при котором среднее ХПК равно 460 мгл^-1, общий азот (TN) – 44 мгл^-1. Внеклеточные полимерные вещества протеинов и углеродов (EPS_p и EPS_с соответственно) были измерены в вырорках, извлеченных из ила методом нагревающей экстракции [22]. После периода акклиматизации в несколько недель, эксперименты были повторены с реальными сточными водами (Табл.4).

Таблица 4. Отобранные характеристики пищи и биомассы

1.3. Протокол очистки. Мембранный модуль систематически очищался перед каждым испытанием критического потока. Для экспериментов, о которых сообщается в разделе 2.2, была выполнена химическая чистка мембран впитыванием 0,5% раствора гипохлорита при 50 в течение 20 часов. Негативное ТМД в 50-75 мбар применялось в течение 5 минут. Оно было принято в качестве стандартного протокола обратной промывки для испытаний, представленных в разделе 2.3. В этих условиях объем растворенного вещества для обратной промывки мембраны составлял около 300 мл.

1.4. Обработка данных. Для каждого шага потока сообщают о двух величинах ТМД: начальное ТМД (TMPi), определяется как ТМД, полученное после первоначального резкого увеличения сопротивления фильтрации, после стадии увеличения потока; и конечное ТМД (TMPf), определяемое как ТМД в конце шага (рис.2.). Фактически, TMPi принято произвольно, поскольку ТМД оценивают 30 секунд с начала шага потока. От этих двух значение ТМД можно определить параметры, имеющие отношение к загрязнению – начальное увеличение ТМД (, коэффициент увеличения ТМД ( и среднее ТМД (

2.1. Обратимое загрязнение. Для оценки устойчивости и обратимости загрязнений в ходе определения критического потока  с МБР, питаемым синтетическими сточными водами, был выполнен эксперимент «Flux-Step». Высота шага в 2 л м^-2час^-1 и 15-минутная продолжительность шага были выбраны произвольно (Рис.3).

Согласно Рис.3, для потоков до 10 л м^-2час^-1, ТМД кажется постоянным, в то время как коэффициент его увеличения становится значительным при более высоких потоках из-за загрязнения. Тем не менее, при внимательном наблюдении на начальными ступенями потока (Рис.2) видно, что ТМД увеличивается даже при самых низких значения потока в 2 л м^-2час^-1 – от 2.2 до 2.6 мбар за 15-минутный период шага потока.

В ходе испытания цикла было отмечено, что значения ТМД, полученные во время нисходящей фазы были больше, чем соответствующие значения, отмеченные во время восходящей фазы. Например, в начальном шаге потока в 2 л м^-2час^-1, среднее ТМД  были 2,4 и 8 мбар для восходящей и нисходящей фазы соответственно (Рис.3). Когда последовательные циклы были выполнены без промежуточной промывки (т.е. без обратной промывки и химической очистки), критические гидравлические характеристики, казалось бы, изменились немного после первого цикла с велифинами ТМД, остающимися приблизительно 8 мбар для самой низкой величины потока в 2 л м^-2час^-1 и для второго, и для третьего последовательных циклов. Эти наблюдения указывают на формирование начального необратимого слоя загрязнения после первого цикла Flux-Step, на котором формируются некоторые обратимые загрязнения.

Четкое различие наблюдается в коэффициенте увеличения ТМД  между чистыми и нечистыми мембранами (Рис.4).

Хотя , полученное для трех состояний мембраны (после обратной промывки, после химической очистки и новая), следовало одной и той же экспоненциальной тенденции, при чистой мембране его значение оказалось приблизительно в 10 раз ниже, чем с мембранами после обратной промывки или химической очистки. В течение исследования синтетических сточных вод  никогда не был нулевым, даже при чистой мембране. Несмотря на то, что химическая очистка удаляет больше загрязнений, чем обратная промывка, при обеих процедур были получены схожие результаты.

2.2. Длина и высота шага. Для МБР с синтетическими сточными водами, коэффициенты увеличения ТМД  в сравнении с кривыми потока, полученных для 5, 30 и 120-минутных продолжительностей шага были подобны записанным для 15-минутной длины шага для потоков ниже 15 л м^-2час^-1. Однако, увеличение длины шага до 120 минут приводило к существенному увеличению  при значениях потока выше 15 л м^-2час^-1. (Рис.5).

Например, при 24 л м^-2час^-1,  увеличивается до 51 мбар при 120-минутной продолжительности шага, а при 15-минутном шаге  вырастает только до 15 мбар.

Также определялось воздействие высоты шага, проводя определение при высоте шага в 3, 6 и 9 л м^-2час^-1в последовательных экспериментах. Результаты показали, что с увеличением высоты шага растет коэффициент увеличения ТМД . При завершающем потоке в 25 л м^-2час^-1, коэффициент загрязнений был 2,0, 3,5 и 4,1 мбар мин^-1 для высоты шага в 3, 6 и 9 л м^-2час^-1 соответственно. При шаге потока в 3 л м^-2час^-1 или меньше, воздействие на коэффициент загрязнения было незначительным.

2.3. Сравнение синтетических и реальных сточных вод. Во второй серии экспериментов загрязняющая склонность биомассы, питаемой синтетическими сточными водами, была сравнена с тем же значением, но для реальной сточной жидкости, с продолжительностью шага потока в 15 минут и высотой шага в 2 и 3 л м^-2час^-1 для синтетических и реальных сточных вод соответственно. Мембрана была очищена обратной промывкой пермеата перед каждым опытом, а каждый опыт повторялся по 5 раз.

От исходных данных ТМД, величина критического потока  может быть определена визуальным наблюдением – в 10 л м^-2час^-1, хотя более тщательная экспертиза начальных шагов потока показывает, что ТМД никогда не является постоянной величиной в любой точке исследования. Подобные наблюдения были сделаны и для реальных сточных вод, где критический поток в его слабой форме приблизительно равен 10 л м^-2час^-1.

На рис.6. показана подробная зависимость между и низким потоком (до 12 10 л м^-2час^-1), полученная для обоих типов исследуемых сточных вод.

По причине больших экспериментальных погрешностей, полученных при измерении низких потоков, можно предположить, что  является константой, тем не менее, отличной от нуля, до определенной величины потока – 10 и 19 л м^-2час^-1 для синтетический и реальных сточных вод соответственно. При более высоких потоках, можно было различить экспоненциальную зависимость между  и потоком, а также сравнить показатели загрязнений, т.е. значения  при одинаковом потоке. Показатели для реальных сточных вод были ниже, чем измеренные для синтетических стоков.

Тенденции в мгновенном увеличении ТМД (Рис.7) показывают, что для стабильности  при более низких потоках, необходим диапазон от 1,6 до 3 мбар для синтетических сточных вод (с экспериментальной погрешностью около 20%).

Однако, для синтетических сточных вод при потоках выше 12 л м^-2час^-1,  увеличивается с возрастанием потока, достигая 21,5 мбар в потоке 22 л м^-2час^-1. Для реальных сточных вод  неизменен в 1,7±0,4 мбар для потоков в 19 л м^-2час^-1, а затем экспоненциально увеличивается, достигая 40 мбар для самого высокого исследуемого потока (41 л м^-2час^-1). Поток по сравнению с  является таким же линейным (а проницаемость К так же постоянна), для значений потока вплоть до 12 л м^-2час^-1 для синтетических сточных вод, а затем быстро уменьшается, достигая 132 л м^-2час^-1 бар^-1 для самого высокого исследуемого потока (Рис.8). С реальными сточными водами линейная зависимость наблюдается до потока в 19 л м^-2час^-1, после которого К уменьшается точно также, как и с синтетическими сточными водами. Также можно отметить, что чистая водопроницаемость мембраны была более высокой, чес проницаемость, наблюдаемая для обоих типов сточных вод, что указывает на неосуществимость строгого определения критического потока в условиях эксплуатации.

2.4. Долговременные эксперименты. Долговременные эксперименты были проведены для синтетических и реальных сточных вод в 7 и 9-18 л м^-2час^-1 соответственно (Рис.9).

В случае синтетических сточных вод, первые 4 дня ТМД увеличивается очень медленно (от 11 до 17 мбар, соответствие , а затем экспоненциально растет до 176 мбар к 8-му дню. Высокая проницаемость мембраны, показанная в этом испытании по сравнению с предыдущими опытами, может быть показателем как плохих характеристик мембранного отклонения, так и изменчивости в склонности к загрязнениям биомассы или просто разнообразия эффектов очистки. Для реальных сточных вод, работающих при более низком потоке в 9 л м^-2час^-1, ТМД незначительно увеличивается первые 10 дней – от 14 до 22 мбар (. После этого, скорость загрязнения увеличивается до значения ТМД в 54 мбар на 12 день. Когда поток был изменен до 18 л м^-2час^-1, без задержек проявился экспоненциальный рост: в течение первых двух дней эксперимента ТМД увеличилось с 40 до 90 мбар, и поднялось до 540 мбар на 4-й день). Очевидно, синтетические сточные воды умеют значительную склонность к загрязнению даже в низком, предположительно субкритическом потоке и, конечно же, эта склонность выше, чем у реальных сточных вод. Наконец, можно заметить, что на ранних стадиях долговременных экспериментов были получены более низкие значения , чем зафиксированные в краткосрочных исследованиях (Рис.6). Например, во время определения  для реальных сточных вод при потоке в 9 л м^-2час^-1, , в то время как при долговременном эксперименте  в течение первых 10 дней, МБР работал с той же самой подачей при той же величине потока.

3.1. Определение критического потока методом «Flux-Step». Три параметра, вычисленных из исходных данных ТМД (, представленные в настоящем исследовании, являются хорошими показателями мембранного загрязнения. Как показывают результаты, эти три параметра на основе ТМД свидетельствуют о значении потока, при котором загрязнения начинают становиться значительными (Табл.5), это значение вполне можно назвать слабой формой критического потока.

	Синтетические стоки	Реальные стоки
Визуальное наблюдение исходных данных	10	10
*
	10	15
(Рис.6)	10	19
(Рис.7)	12	19
(Рис.8)	12	19
(Рис.10)	10	19

*В соответствии со строгой формой критического потока

Постоянная величина , наблюдаемая при низких потоках, включает эквивалентное увеличение, которое происходит при условиях чистой воды, и это значение (т.е. ) непосредственно связано с сопротивлением мембраны. Быстрое загрязнение благодаря быстрому (и в основном обратимому) накоплению на поверхности мембраны в начале шага потока, отраженное в значении , происходит только при более высоких потоках, приводящих к экспоненциальной взаимосвязи между  и и потоком, который выше критического  Несмотря на то, что , некоторые загрязнения возникают и при постоянном , что приводит в мысли рассматривать поток, при котором  растет в качестве критического потока, в соответствии с определением слабой формы.

Согласно строгому определению критического потока, субкритическая работа характеризуется , что ни разу не было достигнуто в ходе испытаний. Это противоречит ряду публикаций [23,24], в которых сообщалось о стабильной работе (или постоянной К). Хотя значения , наблюдаемые при малых потоках, можно считать незначительными, они показывают, как и параметр , что предельные загрязнения наступают при так называемых субкритических условиях [14]. Значение  может быть определено из произвольного предела  (например, 0,1 , как указано в табл.5), или из расчета  (момент инерции ТМД относительно потока, или скорость изменения коэффициента сопротивления загрязнению), где можно наблюдать явный разрыв (Рис.10).

Графики отношений потока к ТМД часто используются для определения проницаемости мембраны в частных случаях. Тем не менее, в настоящее время непросто найти точное определение потока и ТМД, а также верный метод их определения. Например, данные могут относиться к устойчивым или неустойчивым состояниям. Используя метод «Flux-Step» как стандартный можно получить значение  и достаточно точно определить проницаемость системы для конкретного неустойчивого состояния. Также можно определить значение  из графика зависимости потока и , как переход от ТМД-зависимого потока к ТМД-независимому.

Было установлено, что основным параметром, воздействующим на , является высота шага. Обнаруженное явление можно объяснить характером сточной жидкости и это можно исправить, варьируя увеличение потока. Предыдущие исследования коллоидной двуокиси кремния дали информацию о шаге потока [15]. Постепенно увеличивая поток, можно позволять загрязняющему слою медленно развиваться, что приводит к меньшей величине . С другой стороны, слой загрязнений, образованный более быстро с увеличением потока, имеет менее упорядоченную структуру и большое гидравлическое сопротивление. Эти результаты подчеркивают важность начала фильтрации, особенно способ, которым поток поступает в биореактор, чтобы система «мембраны-биомасса» приспособилась к гидравлическим условиям. Важность стратегии запуска показало и воздействие выполнения шага на . Из-за более высоких , наблюдаемых при большей длительности шага, требовалось сократить увеличение ТМД.

3.2. Долговременные эксперименты. Поскольку каждый шаг потока поддерживался в течение максимального периода в 120 минут, метод «Flux-Step», используемый для определения критического потока в настоящем исследовании, не может быть задействован для прогнозирования абсолютных значений скорости загрязнения при долгосрочной эксплуатации. Было ясно показано, что система МБР с реальными сточными водами и  18 л м^-2час^-1 не может поддерживать устойчивую работу в этом потоке в периоде более двух дней. Даже с низким проникающим потоком коэффициенты загрязнения, как представлено , имеют тенденцию уменьшаться при долгосрочных испытаниях, и могут быть в 10-100 раз ниже, чем измерения при краткосрочных испытаний шага потока. Кроме того, в течение эксперимента преобладали те компоненты, которые быстро и очевидно обратимо загрязняют мембрану, и они объясняют увеличение ТМД. Можно предположить, что необратимые загрязнения, присутствующие при низких концентрациях, мало способствуют увеличению ТМД в краткосрочном периоде [25].

Несмотря на утверждения, что при работе МБР с низкими потоками, можно не беспокоиться об очистке мембран [24], поведение ТМД во время длительных экспериментов свидетельствуют о том, что такое устойчивое функционирование не может продолжаться бесконечно. О этом наблюдении уже есть работы команд Ahn [2] и Ognier [26]. Последняя группа попыталась смоделировать явление, предполагая, что поток уменьшается пропорционально откладываемым загрязнениям. Такая модель прогнозирует увеличение ТМД при длительных промежутках времени, но не учитывает период псевдо-устойчивого режима работы. До сих пор не было методов, позволяющих прогнозировать этот установившийся критический период. Однако, если для целей текущего изучения, это критическое время определяется как точка на кривой ТМД, где коэффициент корреляции для экспоненциального роста составляет более 95%, критическое время составляет 2,5 дня для синтетических сточных вод в 7 л м^-2час^-1, и 0 и 8,5 дней для реальных сточных вод в 18 и 9 л м^-2час^-1 соответственно (Рис.9). Эти результаты можно сравнить с критическим периодом в 23 дня, полученным Ognier [26], работающим с МБР с боковым потоком синтетических вод в 10 л м^-2час^-1 (2 г MLSS^-1).

3.3. Склонность к загрязнению от биомассы, питающейся различными типами сточных вод. Непосредственное сравнение МБР, питаемых двумя типами сточных вод, показало важность характеристик подачи в определении склонности к загрязнению. Как наблюдалось в испытании, более высокое ХПК и концентрация азота TN, измеренные в синтетических стоках, способствуют предрасположенности больших загрязнений. Более конкретно, уровень внеклеточных полимерных веществ EPS в первую очередь ответственен за загрязнения в МБР [20], поскольку он составляет дот 90% сопротивления фильтрации [27], в то время как растворенные вещества обеспечивают от 5 до 52% загрязнений мембран в МБР [28]. Значительно более низкий уровень EPS, измеренные в реальных сточных водах объясняет более низкий коэффициент загрязнения, зафиксированный для этого опыта (Табл.4), но чтобы убедиться в этом, требуется проводить больше исследований с учетом влияния различных физических и химических факторов.

Из представленных в данной работе результатов видно, что загрязнение мембраны в МБР происходит даже при низких скоростях потока, но особенно резко возрастают после преодоления так называемого критического потока (в слабой форме). Визуальное определение критического потока как потока, для которого ТМД остается стабильным по методу «Flux-Step», является недостаточно строгим. Для более точного определения критического потока требуется более внимательное изучение поведения ТМД. Конкретные гидравлические параметры, полученные данным методом (, показывают приблизительно одинаковые значения критического потока (Табл.5). Анализ критического потока на основании конкретных значений каждого шага потока и продолжительности, а также анализ зависимости этих значений с параметрами давления позволили сравнить поведение загрязнения для разных типов сточных вод.

Значение , измеренное в долговременном эксперименте всегда ниже эквивалентного значения, измеренного в краткосрочном эксперименте. Определение критического потока методом «Flux-Step», таким образом, показывает точку, в которой загрязнения становятся серьезными, но не позволяет прогнозировать данные проницаемости для продолжительной эксплуатации.

И, наконец, была продемонстрирована польза постепенного увеличения потока во время начальной стадии работы. Во время запуска процесса, небольшой шаг по высоте в сочетании с непродолжительностью стадии (15-30 минут), оказались наилучшим вариантом. Тем не менее, сложно точно определить скорость и продолжительность потока, поскольку это безусловно зависит от матрицы подачи: синтетические сточные воды, используемые в данном исследовании, способствуют большей склонностью к загрязнению, чем реальные стоки (Табл.5).

Библиографический список

1. G.T. Seo, T.S. Lee, B.H. Moon, K.S. Choi, H.D. Lee, Membrane separation activated sludge for residual organic removal in oil wastewater, Water Sci. Technol. 36 (1997) 275–282.
2. K.H. Ahn, H.Y. Cha, K.G. Song, Retrofitting municipal sewage treatment plants using an innovative membrane- bioreactor system, Desalination 124 (1999) 279–286.
3. T. Stephenson, S.J. Judd, B. Jefferson, K. Brindle, Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment, IWA Publishing, London, 2000.
4. G. Belfort, R.H. Davis, A.L. Zydney, The behavior of suspensions and macromolecular solutions in cross-flow microfiltration, J. Membr. Sci. 96 (1994) 1–58.
5. E.S. Tarleton, R.J. Wakeman, Understanding flux decline in cross-flow microfiltration. 1. Effects of particle and pore-size, Chem. Eng. Res. Des. 71 (1993) 399–410.
6. E.S. Tarleton, R.J. Wakeman, Understanding flux decline in cross-flow microfiltration. 2. Effects of process parameters, Chem. Eng. Res. Des. 72 (1994) 431–440.
7. R.W. Field, D. Wu, J.A. Howell, B.B. Gupta, Critical flux concept for microfiltration fouling, J. Membr. Sci. 100 (1995) 259–272.
8. J.A. Howell, Subcritical flux operation of microfiltration, J. Membr. Sci. 107 (1995) 165–171.
9. D.Y. Kwon, S. Vigneswaran, Influence of particle size and surface charge on critical flux of crossflow microfiltration, Water Sci. Technol. 38 (1998) 481–488.
10. G. Green, G. Belfort, Fouling of ultrafiltration membranes: lateral migration and the particle trajectory model, Desalination 35 (1980) 129–147.
11. D.Y. Kwon, S. Vigneswaran, A.G. Fane, R. Ben Aım, Experimental determination of critical flux in cross-flow microfiltration, Sep. Purif. Technol. 19 (2000) 169–181.
12. M. Shirato, M. Sambuichi, T. Murase, T. Aragaki, K. Kobayashi, E. Irtani, Theoretical and Experimental Studies in Cake Filtration, vol. 37, Memoirs of the Faculty of Engineering, Nagoya University, 1985, pp. 38–91.
13. E.H. Bouhabila, R. Ben Aım, H. Buisson, Microfiltration of activated sludge using submerged membrane with air bubbling (application to wastewater treatment), Desalination 118 (1998) 315–322.
14. B.D. Cho, A.G. Fane, Fouling transients in nominally sub-critical flux operation of a membrane bioreactor, J. Membr. Sci. 209 (2002) 391–403.
15. V. Chen, A.G. Fane, S.S. Madaeni, I.G. Wenten, Particle deposition during membrane filtration of colloids: transition between concentration polarization and cake formation, J. Membr. Sci. 125 (1997) 109–122.
16. L. Defrance, M.Y. Jaffrin, Comparison between filtrations at fixed transmembrane pressure and fixed permeate flux: application to a membrane bioreactor used for wastewater treatment, J. Membr. Sci. 152 (1999) 203–210.
17. L. Defrance, M.Y. Jaffrin, Reversibility of fouling formed in activated sludge filtration, J. Membr. Sci. 157 (1999) 73–84.
18. S. Wilkes, K. Brindle, S. Rosenberger, The preliminary evaluation of a submerged membrane bioreactor based on large diameter hollow fibre membranes for treatment of sewage, in: Proceedings of Second MBR Conference on Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment, Cranfield University, UK, 1999.
19. P. Le Clech, Process configuration and fouling in membrane bioreactors, Ph.D. thesis, Cranfield University, UK, 2002.
20. K. Yamamoto, M. Hiasa, T. Mahmood, T. Matsuo, Direct solid–liquid separation using hollow fiber membrane in an activated-sludge aeration tank, Water Sci. Technol. 21 (1989) 43–54.
21. I.S. Chang, C.H. Lee, Membrane filtration characteristics in membrane-coupled activated sludge system—the effect of physiological states of activated sludge on membrane fouling, Desalination 120 (1998) 221–233.
22. X. Zhang, P.L. Bishop, B.K. Kinkle, Comparison of extraction methods in quantifying extracellular polymers in biofilms, Water Sci. Technol. 39 (1999) 211–218.
23. S.S. Madaeni, A.G. Fane, D.E. Wiley, Factors influencing critical flux in membrane filtration of activated sludge, J.Chem. Technol. Biotechnol. 74 (1999) 539–543.
24. E. Tardieu, A. Grasmick, V. Geaugey, J. Manem, Hydrodynamic control of bioparticle deposition in a MBR applied to wastewater treatment, J. Membr. Sci. 147 (1998) 1–12.
25. D. Cho, A.G. Fane, S.B. Ghayeni, K.J. Kim, K. Parameshwaran, Biological waste water treatment and membranes, in: Proceedings of Membrane Technology in Environmental Management, vol. 3, Tokyo, Japan, 1999, pp. 263–269.

---

Количество просмотров публикации: Please wait

Все статьи автора «Нибусина Вероника Игоревна»