Анализ основ мембранного загрязнения и последних достижений в области стратегии смягчения последствий загрязнений в мембранный биореактор

[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]

Современные исследовательские тенденции в борьбе с мембранным загрязнением в МБР

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.

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.

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.

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.



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 ?ltration. 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 ?ltration 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.; Buitrуn, 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 cross?ow ?ltration of model EPS solutions. J. Membr. Sci. 2005, 264, 190-199.

25. Ognier, S.; Wisniewski, C.; Grasmick, A. Membrane bioreactor fouling in sub-critical ?ltration conditions: A local critical ?ux 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 micro?ltration 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 ?ash 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 ?ux 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 nano?ltration 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 modi?cation 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.; DvorЎбk,L. Mitigation of membrane biofouling through surface modi?cation 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 ultra?ltration. 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 modi?cations for antifouling membranes. Chem. Rev. 2010, 110, 2448-2471.

50. Vrijenhoek,E.M.; Hong,S.; Elimelech,M. In?uence of membrane surface properties on initial rate of colloidal fouling of reverse osmosis and nano?ltration 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 ?ber 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 in?uence of solids retention time on activated sludge bio?occulation 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.; Garcнa, A.; Ramos, C. A modi?ed method for evaluation of critical ?ux, 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 ?ux-step method to determine the critical ?ux and the critical ?ux for irreversibility in a membrane bioreactor. J. Membr. Sci. 2009, 332, 24-29.

57. Bacchin, P.; Aimar, P.; Field, R.W. Critical and sustainable ?uxes: 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. In?uence 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. In?uence 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. In?uence of ?ltration 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 de?occulated 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 petroleumre?nery 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 acidi?ed 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. DvorЎбk,L.; Gуmez,M.; DvorЎбkovб,M.; R? uћicЎkovб,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 nitri?cation and denitri?cation 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. In?uence 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 de?occulation under temperature upshifts from 30 to 45ЅC. Water Res. 2005, 39, 1061-1074.

90. Bottino, A.; Capannelli, G.; Comite, A.; Mangano, R. Critical ?ux 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)signi?cance of apparent viscosity in full-scale municipal membrane bioreactors. J. Membr. Sci. 2009, 340, 249-256.

97. Itonaga,T.; Kimura,K.; Watanabe,Y. In?uence 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 ?xed 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 ?ltration 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 uni?ed 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 micro?ltration 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 ?oc 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 ?lter 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 in?uence 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. In?uence of operating pH on biodegradation performance and fouling propensity in membrane bioreactors for land?ll 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.; Jшrgensen,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 bio?oc properties and industrial activated sludge system performance--Direct addition of divalent cations. Water Environ. Res. 2004, 76, 344-352.

...