Einfluss organischer Beladungsraten auf die Leistung von Membranbioreaktoren hinsichtlich Abwasserbehandlungsverhalten, Verschmutzung und wirtschaftlichen Kosten

Wissenschaftliche Berichte Band 13, Artikelnummer: 15601 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Obwohl Tauchmembran-Bioreaktoren (MBR) bei der Behandlung von kommunalem Abwasser und der Rückgewinnung potenzieller Ressourcen weit verbreitet sind, bleiben die Betriebsparameter der Membran und die Kontrolle der Membranverschmutzung umstrittene Themen. In dieser Studie wurde die Behandlung von kommunalem Abwasser durch MBR bei Schlamm mit hoher Biomasse (MLSS (g/L) im Bereich von 5,4 g/L bis 16,1 g/L) bei organischen Belastungsraten (OLRs) im Bereich von 0,86 bis 3,7 bewertet kg CSB/m3d. In dieser Studie wurde der Zusammenhang zwischen dem Transmembrandruck und dem gesamten Fouling-Widerstand eingehend untersucht. Den Ergebnissen zufolge führten höhere OLRs von 0,86 bis 3,7 kg CSB/m3d zu einer Abnahme der CSB-, BSB- und NH4-N-Entfernungseffizienz, und höhere OLRs von 3,7 kg CSB/m3d führten zu einem stärkeren Anstieg der gesamten Fouling-Resistenz (Rt ). Die wirtschaftliche Studie zum Einsatz des MBR-Systems hat gezeigt, dass bei einer geplanten Durchflussrate von 20 m3/Tag die Amortisationszeit der Nutzung des gereinigten Abwassers 7,98 Jahre beträgt, was die wirtschaftlichen Vorteile des Einsatzes dieses MBR für die Behandlung von kommunalem Abwasser bestätigt. Im Allgemeinen würde das Verständnis der Herausforderungen, denen sich die Effizienz von MBR gegenübersieht, seine Leistung und damit die Nachhaltigkeit der Abwasserrückgewinnung verbessern.

Das Problem der Wasserknappheit in Ägypten hat eine große Anzahl von Wissenschaftlern dazu veranlasst, nach alternativen Lösungen zu suchen, um die katastrophalen Auswirkungen dieser Katastrophe auf das Leben der Menschen und die Wirtschaft des Landes zu verzögern1,2. Die Verwendung von aufbereitetem Abwasser ist eine mögliche Lösung. Allerdings gibt es dabei zahlreiche Probleme, darunter eine zunehmende Komplexität und schädliche Wirkung des von der Industrie erzeugten Abwassers, das ohne Vorbehandlung in die Kanalisation eingeleitet wird, was zu strengeren Wasserrichtlinien führte. Mit biologischen Abwasserbehandlungsmethoden, einschließlich der konventionellen Belebtschlammmethode (CAS), können die meisten dieser Herausforderungen bewältigt werden. Unabhängig davon zeichnen sich diese Prozesse durch eine geringe Selektivität für zahlreiche Schadstoffe wie Mikroben und einige organische Schadstoffe aus3,4. Viele Probleme mit CAS können mithilfe des Membranbioreaktors (MBR) gelöst werden, einem alternativen Behandlungsansatz mit geringerem Platzbedarf, höherer Abwasserqualität und geringerer Schlammbildung. Daher werden MBRs häufiger eingesetzt als CAS-Verfahren. Die Hauptfaktoren für die Produktion von hochwertigem Recyclingwasser durch MBRs sind die nahezu vollständige Rückhaltung hochmolekularer Substanzen, Bakterien und Schwebeteilchen durch Membranfiltration. Somit trennt es als letzte Stufe der Behandlung Feststoffe weitaus effektiver von Flüssigkeiten als der Nachklärer in einem CAS-Prozess5.

Allerdings kann die Membranfiltration bei der Entfernung von Phosphor und Stickstoff nicht so viel helfen, da biologische Prozesse in erster Linie für die Reduzierung von Nährstoffen (Phosphor und Stickstoff) verantwortlich sind. Tatsächlich können die intensive Belüftung und die verlängerten Feststoffretentionszeiten in einem herkömmlichen MBR-System dazu führen, dass die Nährstoffentfernung weniger effektiv ist6,7. Dennoch haben Schwierigkeiten mit der Membranverschmutzung während der Behandlung des Belebtschlamms die Entwicklung von MBRs verzögert. Daher haben sich aktuelle Studien zu MBR-basierten häuslichen Abwasserbehandlungssystemen auf Möglichkeiten zur Bewältigung von Membranverschmutzungen konzentriert8. Dazu gehören die Modifikation der Membranoberfläche, die Verwendung hoher Querstromgeschwindigkeiten, die Optimierung chemischer oder betrieblicher Bedingungen und die hydrodynamische Reinigung9,10.

Es ist jedoch erwähnenswert, dass die vorherrschende kommerzielle Nutzung von MBRs aufgrund von Membranverschmutzung begrenzt ist. Fouling-Phänomene auf der Membranoberfläche und im Inneren der Poren verringern die Langzeitstabilität des Flusses und erfordern eine Reinigung der Membran, was die Gesamtkosten erhöht. Wenn die Reinigung nicht ausreichend Flussmittel zurückgewinnt, ist außerdem ein Austausch der Membran eine Option11,12. Aufgrund der Komplexität des Phänomens des Membranfoulings ist es für Wissenschaftler, die auf diesem Gebiet arbeiten, immer noch schwierig, das Foulingverhalten vorherzusagen13. Folglich sind die steigenden Wartungskosten aufgrund des Betriebs aufgrund von Verschmutzung einer der größten Nachteile von MBR, was seine breite Akzeptanz einschränkt14.

Daher gab es zahlreiche Versuche, alle Parameter zu verwalten, die an der Konstruktion und dem Betrieb von MBRs beteiligt sind, einschließlich Betriebsbedingungen, Zufuhr- und Biomasseparameter sowie Membran- und Moduleigenschaften. Als Modell wurde bereits gezeigt, dass OLR und F/M einen erheblichen Einfluss auf mikrobenbezogene Merkmale wie Biomassewachstum und extrazelluläre Produktion haben, was wiederum zu einer Verringerung oder Zunahme der Membranverschmutzung führen kann15,16.

Aufgrund des entwickelten Kuchenschichtwiderstands an der Membranoberfläche haben Wu et al. und Xia et al. berichteten über erhebliche Membranverschmutzung bei einem höheren OLR14,17. Obwohl bei verschiedenen Gelegenheiten zahlreiche Studien zur Untersuchung von Membranverschmutzungen durchgeführt wurden, wobei der Schwerpunkt auf Membrantypen, Anlagenkonfiguration, Permeatqualität usw. lag18,19, konzentrierten sich nur wenige von ihnen auf den biologischen Vorgang, der in Membranfiltrationsprozessen verwendet wird. Darüber hinaus haben zahlreiche Studien gezeigt, dass die Kontrolle der Schwankungen der Variablen der einströmenden organischen Fracht wahrscheinlich dazu beiträgt, die Biomassekonzentration aufrechtzuerhalten20,21.

Darüber hinaus entwickelten Rosenberger et al.20 zur Behandlung von kommunalem Abwasser einen Hohlfaser-MBR. In diesem System waren die OLRs abhängig von den Betriebsbedingungen unterschiedlich und sanken auf 0,07 kg CSB/kg MLSS/Tag, die Konzentration der suspendierten Feststoffe in gemischten Flüssigkeiten (MLSS) wurde zwischen 18 und 20 g/L eingestellt und die volumetrischen Beladungsraten wurden zwischen 1,1 eingestellt und 1,7 kg CSB/m3d. Insgesamt verlief der Prozess völlig konsistent, mit einer starken Fähigkeit zur Entfernung organischer Materialien und des Gesamtstickstoffs. Wagner und Rosenwinkel21 stellten fest, dass nach einem Jahr Betrieb beim Vergleich der Schlammproduktion in einer MBR-Pilotanlage mit der CAS die MLSS-Konzentrationen anstiegen, indem die Beladungsraten zwischen 0,04 und 0,2 kg CSB/kg MLSS/Tag variierten, ohne dass Schlamm entfernt wurde von 2 auf 18 g L−1, und der Schlammauswuchs war geringer als im CAS, blieb aber gleich.

Frühere Studien haben gezeigt, dass Schlammalter von 50 bis 100 Tagen die Schlammproduktion erheblich reduzieren können. MBRs haben diesen Vorteil gegenüber anderen Abwasserreinigungssystemen, da sie bei hohen Schlammaltern am besten funktionieren22,23. Es gibt jedoch keinen absoluten Wert für das Schlammalter, da dieser von einer Kombination von Faktoren abhängt, darunter der Konstruktion des Systems, den Zufuhreigenschaften und den Betriebsbedingungen. Im Gegensatz zu den meisten in der Literatur beschriebenen Systemen, in denen Membranfouling-Experimente durchgeführt wurden, wurden die jüngsten Forschungsarbeiten bei einem hohen Schlammalter (> 200 Tage) abgeschlossen. Andernfalls können tatsächliche Systeme nicht mit stabilen OLRs arbeiten, da sie von den Zulaufeigenschaften (Durchflussmenge und Konzentration der Kläranlage) abhängen. Vo et al.24 fanden heraus, dass hochkonzentriertes Gerbereiabwasser, das 280 Tage lang in einem MBR im Labormaßstab mit einem OLR von 1,3 und 2,6 kg CSB/m3d und einer Schlammretentionszeit (SRT) von 30 Tagen behandelt wurde, einen CSB erreichte Entfernungskapazitäten von 78 ± 19 % bzw. 89 ± 2 %. Pollice et al.25 entdeckten, dass das System eines 6-L-MBR im Labormaßstab mit Hohlfasermembranen perfekt mit der Einstellung verschiedener volumetrischer Belastungen (0,8 und 1,7 g CSB/L d) zusammenarbeitete und mehr als 100 Tage ohne Schlammaustrag funktionierte . Bei einem niedrigen OLR von 0,12 g CSB/g TSS/d war das Gleichgewicht auch bei beiden Belastungen beherrschbar. Das System war letztendlich einfach zu implementieren und konnte schnell in Betrieb genommen werden, wobei nur wenig Schlamm produziert wurde. Somit werden im Betrieb niedrige OLR-Werte erreicht, während mit hohen oder vollen Schlammretentionszeiten gearbeitet wird, was die Biomassebedingungen definitiv verändert25,26.

Daher konzentriert sich die aktuelle Arbeit auf die Funktionalität eines Flachmembran-Bioreaktors (MBR) im Labormaßstab zur Mikrofiltration von synthetischem Abwasser, gemischt mit kommunalem Abwasser. Darüber hinaus soll ermittelt werden, wie sich die Variation der aufgebrachten organischen Belastung auf die Entwicklung, Leistung und Verschmutzung der Biomasse im MBR-System auswirkt, um eine technisch-ökonomische Strategie für den Einsatz dieser Technologie zur Behandlung von kommunalem Abwasser in Ägypten zu entwickeln.

Abbildung 1 zeigt eine schematische Darstellung des MBR-Systems. Bei einem Betrieb mit einer HRT von 7 Stunden wurde der Permeatfluss konstant bei 11,4 L/h m2 gehalten. Die unterschiedlichen OLR-Werte von 0,86, 1,8 und 3,7 kg CSB/m3d wurden mit synthetischem Abwasser angepasst. TMP wurde kontinuierlich mit einem elektronischen Manometer auf Verschmutzungsneigung überwacht, wobei eine peristaltische Pumpe im 10-Minuten-An/2-Minuten-Aus-Modus betrieben wurde. Während des gesamten Betriebs wurden täglich Messungen der Permeatdurchflussrate durchgeführt, um einen kontinuierlichen Fluss zu gewährleisten, und TMP wurde auch auf Membranverschmutzung überwacht.

Schematische Darstellung eines MBR-Behandlungssystems im Labormaßstab.

Das MBR-System umfasste einen Perspex-Tank mit einer Breite von 23 cm, einer Länge von 40 cm und einer Höhe von 10 cm und einem effektiven Volumen von 8 l. Der Perspex-Tank enthielt eine einzelne flache Mikrofiltrationsmembran (Membranmodul – SINAP, Shanghai). aus Polyvinylidendifluorid (PVDF) mit einer Porengröße von 0,1 m, einer effektiven Membranfläche von 0,1 m2, einer Breite von 22 cm, einer Länge von 32 cm und einer Dicke von 0,6 cm. Am Boden des MBR-Tanks wurde ein Luftverteiler angebracht, der Sauerstoff lieferte. In diesem Reaktor wurde die Konzentration an gelöstem Sauerstoff (DO) auf einem Niveau von mehr als 4 mg/L gehalten. Um die Betriebskapazität von 8 L aufrechtzuerhalten, wurde im MBR-Tank ein elektrisches Schwimmventil mit Förderpumpenanschluss installiert. Durch die tägliche kontinuierliche Schlammentwässerung wurde die SRT während des gesamten Prozesses 30 Tage lang konstant gehalten.

Der MBR hatte eine Penetrations- und Entspannungsdauer von 10 bzw. 2 Minuten. Ein Füllstandsregler an der Oberseite des Reaktors regelte das intermittierende Einpumpen von 1,14 l/h Abwasser. Der vom Vakuummeter aufgezeichnete TMP-Wert wurde zur Bestimmung der Membranverschmutzung des MBR verwendet. Nach jedem Zyklus oder immer dann, wenn der Index des Vakuummeters den Wert von 0,4 bar erreichte, wurde das Membranmodul mithilfe physikalischer und chemischer Techniken gereinigt. Zur chemischen Reinigung wurden Lösungen aus 0,2 % Natriumhypochlorit und 1 % Zitronensäure verwendet. Jeder MBR hatte einen DO-Konzentrationsgrenzwert von 4 mg/L oder höher. Die Temperatur des Experiments wurde zwischen 23 und 28 °C gehalten.

Um die MBRs mit einer konstanten hydraulischen Belastung des Zulaufs und unterschiedlichen organischen Belastungen zu betreiben, wurde die Konzentration des Zulaufs mithilfe von synthetischem Abwasser kontrolliert. Tabelle 1 zeigt die Zusammensetzung des Abwassers. Drei unterschiedliche organische Belastungen wurden untersucht, um das Verhalten verschiedener Betriebsfaktoren zu charakterisieren. Zur Aufbereitung des synthetischen Abwassers wurden Durchschnittswerte des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) von etwa 250, 500 und 950 mg/L für die niedrigste, mittlere bzw. maximale Zusammensetzung erhalten. Als Kohlenstoffquelle wurde Melasse und als Phosphor- bzw. Stickstoffquelle K2HPO4 und NHCl4 im synthetischen Wasser verwendet.

Durch Beobachtung von Veränderungen der mikrobiologischen, chemischen und physikalischen Eigenschaften des Zuflusses und der Infiltrate (Abflüsse), der Schlammqualität und der Membranverschmutzung wurde die Leistung der drei MBRs beurteilt.

Flüchtige suspendierte Feststoffe in gemischten Flüssigkeiten (MLVSS), suspendierte Feststoffe in gemischten Flüssigkeiten (MLSS), gesamte suspendierte Feststoffe (TSS), gesamter Phosphor (TP), gesamter Stickstoff (TN), Ammoniumstickstoff (NH4–N), biologischer Sauerstoffbedarf (BSB) und der chemische Sauerstoffbedarf (CSB) wurden gemäß den Standardmethoden für die Untersuchung von Wasser und Abwasser27 bestimmt.

Es wurden Proben von gemischter Flüssigkeit (ML), die lösliche mikrobielle Produkte (SMP) enthielt, entnommen, sofort auf 4 °C abgekühlt und dann innerhalb von zwei Stunden analysiert. Obwohl SMP sehr komplexe chemische Verbindungen enthält, wurden Proteine ​​und Polysaccharide verwendet, um es zu quantifizieren und besser zu charakterisieren, da sie einen erheblichen Teil davon ausmachen, wie in der Literatur beschrieben28. Das unbehandelte ML wurde 15 Minuten lang bei 12.000 g zentrifugiert, um die lösliche Fraktion (SMP) darzustellen. Im Überstand wurden die Protein- und Kohlenhydratmengen gemessen. Die Methoden von Lowry et al.29 und Dubois et al.30 wurden verwendet, um die kalorimetrischen Konzentrationen von überstehendem Protein bzw. Kohlenhydraten zu messen.

Der Permeatfluss (J) in L/h.m2 wurde unter Verwendung von Gl. quantitativ bestimmt. (1),

Dabei ist Q die Permeatdurchflussrate (l/h), die durch Messung des gesammelten Abwasservolumens im Verhältnis zur Zeit ermittelt wird, und Am ist die Membranoberfläche (m2).

Der Gesamtmembranwiderstand wurde nach Gl. berechnet. (2)31,

hier ist ΔP der Transmembrandruck (N/m2), μ ist die Ausflussviskosität (Ns/m2),

Dabei ist Rm der anfängliche Membranwiderstand, (Rf) der Gesamtwiderstand gegen organische und anorganische Verschmutzung, (Rc) der Schlammschichtwiderstand, der die Membranoberfläche während der Filtration überzieht. Rm wurde durch Filtrieren von entionisiertem Wasser unter Verwendung der neuen Membran bestimmt. In diesem Fall ist die Summe von Rf und Rc gleich Null und folglich ist Rt = Rm. Der Rf-Wert wurde am Ende jedes Laufs nach Entfernung der Schlammschicht1 bestimmt.

Oberflächliche Mikroaufnahmen wurden mittels Rasterelektronenmikroskopie (Quanta FEG-250) aufgenommen, um die Oberflächenmorphologie von Belebtschlamm zu bewerten. Nach jedem Abwasserbehandlungszyklus wurde der Belebtschlamm aus dem Batch-Reaktor entnommen und dreimal hintereinander mit 0,1 M Phosphatpuffer (pH 7,4) gewaschen, bevor er 4 Stunden lang bei 4 °C gehalten wurde. Anschließend wurden die Schlammflocken schrittweise unter Verwendung der Ethanolreihe (50 %, 70 %, 80 %, 90 % und 100 %) entwässert, zweimal mit 0,1 M Phosphatpuffer (pH 7,4) gespült und dann an der Luft trocknen gelassen bevor es mit dem Mikroskop bei 20 kV betrachtet wird.

Die wirtschaftlichen Kosten des MBR-Systems, das mit kommunalem Abwasser gespeist wird, wurden für eine Aufbereitungskapazität von 20 m3/d32 ermittelt, während die Energie der Pumpen aus Gl. berechnet wurde. (4) Bewertung der Betriebskosten gemäß Nguyen und Yoshikawa33.

Dabei ist C-Energie der jährliche Energieaufwand (USD/Jahr), Epumps die Stromversorgung durch Pumpen und η der Pumpenwirkungsgrad (0,7). Die Kosten für chemische Reinigung und Strom wurden wie in Tawfik et al.34 angegeben berechnet.

Das Hauptziel dieses Experiments bestand darin, festzustellen, ob ein eingetauchter Flachmembran-Bioreaktor (MBR) zur Behandlung von hochkonzentriertem Abwasser eingesetzt werden kann, das das Abwasser simuliert, das in Kläranlagen mit hohem OLR eingeleitet wird. Basierend auf den Ergebnissen früherer Experimente1,4 ist der Permeatfluss; HRT und SRT wurden konstant bei 11,4 l/h.m2, 7 Stunden bzw. 30 Tage gehalten. Es wurden drei verschiedene OLRs untersucht: 0,86, 1,8 und 3,7 kg CSB/m3d. Der CSB-Wert des Abwassers wurde auf die erforderliche Konzentration (ca. 250, 500 und 950 mgO2/L) eingestellt, indem dem echten kommunalen Abwasser hochkonzentrierte synthetische Abfälle zugesetzt wurden. Tabelle 2 zeigt die durchschnittliche Wasserqualität des Zulauf- und behandelten Abwassers und fasst die durchschnittliche Effizienz des Aufbereitungssystems zusammen. Bei einem OLR von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d entfernte der MBR 93,2 bis 95 % des gesamten CSB und 99 % des gesamten BSB. Die CSB-Entfernung wurde von 95 auf 92 % reduziert, wenn die OLR auf 3,7 kg CSB/m3d erhöht wurde (Abb. 2). Außerdem wurde die BSB-Entfernung um zwei Prozentpunkte reduziert (Abb. 3). Die CSB-Entfernungseffizienz unterschied sich zwischen den beiden OLRs von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d nicht wesentlich, war jedoch bei einem OLR von 3,7 kg CSB/m3d deutlich beeinträchtigt.

Variation des Gesamt-CSB im MBR-Zufluss und -Abfluss bei verschiedenen OLR.

Variation des Gesamt-BSB im MBR-Zulauf und -Ablauf bei verschiedenen OLR.

Der Nitrifikationsprozess, bei dem Ammoniak in Nitrit und Nitrat umgewandelt wird, ist einer der Hauptwege, mit dem NH4–N typischerweise im MBR entfernt wird. Den Leistungsergebnissen des MBR zufolge kam es zu einer hohen (100–78 %) Umwandlung von NH4–N in NO3 bei OLRs von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d.

Bei einer Erhöhung des OLR auf 3,7 kg CSB/m3d (Tabelle 2) sank die Umwandlung von NH4–N in NO3 von 78 % auf weniger als 50 %. Das Verhältnis der NO3-Produktion zum NH4-N-Eintrag, wie in Abb. 4 dargestellt, kann zur Beschreibung der Umwandlung von NH4-N in NO3 verwendet werden. Das NO3/NH4-N-Verhältnis nahm mit steigendem OLR ab (Abb. 4). Eine höhere Nitrifikation (höhere Umwandlung von NH4–N in NO3) wird durch ein höheres NO3/NH4–N-Verhältnis angezeigt. Da bei höheren OLRs mehr organischer Kohlenstoff im Reaktor vorhanden ist, ist eine Konkurrenz zwischen heterotrophen und autotrophen (nitrifizierenden) Organismen zu erwarten. Es zeigte sich auch, dass die Eliminierung anorganischer Nährstoffe weniger effizient war, wenn OLRs und F/M höher waren35,36. Es ist erwähnenswert, dass die NO2-Konzentration im Wesentlichen im gleichen Bereich von 0,01–0,03 mg/L lag und durch die Änderung der OLRs nicht beeinflusst wurde. Dies ist zu erwarten, da der geschwindigkeitsbestimmende Schritt im Nitrifikationsprozess die Bildung von Nitrit ist.

Einfluss von OLRs auf die Umwandlung von NH4–N in NO3.

Ein Anstieg des OLR von 0,86 auf 3,7 kg CSB/m3d zeigte einen Rückgang der TKN-Entfernungseffizienz von 86 auf 53 % (Abb. 5). Der Restammoniak stieg von 6,1 auf 16 mg N/L. Bei höheren OLR-Werten wurde keine Nitrifikation gemeldet. Bei der höheren organischen Belastung betrug der durchschnittliche TKN-Wert im Abwasser 22 mg/L. Diese Ansicht wurde auch von37,38 unterstützt. Laut He et al.39 sowie Kanimozhi und Vasudevan40 führen hohe OLRs zu einer geringeren Nitrifikationseffizienz aufgrund des Verlusts von Ammonium durch Assimilation durch Heterotrophie. Die Veränderung der nitrifizierenden Bakterienpopulation, die mit der Veränderung der Stickstoffentfernungsleistung durch OLR korreliert, wurde von Xu et al.41 diskutiert. In der vorliegenden Studie betrug die Nitratkonzentration des Abwassers bei einem OLR von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3Tag 29 bis 22 mg/L, während bei der höheren Belastungsrate (3,7 kg CSB/m3Tag) keine Nitrifikation beobachtet wurde. Dies könnte auf den Verlust nitrifizierender Bakterien bei hohem OLR zurückzuführen sein. Es wurde berichtet, dass höhere organische Belastungen die nitrifizierenden Bakterien hemmen und den Nitrifikationsprozess negativ beeinflussen. Erwartungsgemäß gelang es dem MBR nicht, Phosphor effektiv zu entfernen. Laut Tabelle 2 betrug die Wirksamkeit der Phosphorentfernung 26–36 %, wobei die Eliminierung durch Adsorption an Membranoberflächen und einen gewissen Verbrauch durch Mikroorganismen bei der Entwicklung neuer Zellen erfolgen könnte.

Variation der TKN im MBR-Zufluss und -Abfluss bei verschiedenen OLR.

In der Startphase des MBR, der mit einem OLR von 0,86 kg CSB/m3d betrieben wurde, betrug der MLSS 5,4 g/L. Sie stieg allmählich an, bis sie einen stabilen Zustand (13,4 g/l) erreichte. Die Konzentration blieb bis zum Ende des zweiten Durchgangs konstant. Eine Erhöhung des OLR auf bis zu 3,7 kg CSB/m3d führte zu einer plötzlichen Verschlechterung der Schlammmenge und -qualität (Abb. 6). Daraufhin kam es zu einem Anstieg des MLSS auf bis zu 16,1 g/L. Die mikroskopische Untersuchung der Biomasse ergab, dass diese von filamentösen Organismen dominiert wird (Abb. 7e und f). Die Vermehrung filamentöser Bakterien führt zu einer Erhöhung der Viskosität und Hydrophobie des Schlamms. Darüber hinaus können filamentöse Bakterien die Verunreinigungen auf der Membranoberfläche verbessern und fixieren4,42.

Schlammwachstum (g/L) bei verschiedenen OLR.

Mikroaufnahmen bei 20-facher Vergrößerung durch optische Mikroskopie von Belebtschlammbiomasse nach OLRs von 0,86 (a und b), 1,8 (c und d) und 3,7 kg CSB/m3d (e und f).

Die verfügbaren Ergebnisse bestätigen, dass OLR bei konstanter HRT und SRT die Biomassekonzentration des Bioreaktors beeinflusst. Domínguez et al.43 stellten fest, dass die Biomassekonzentrationen und Beladungsraten während des Prozesses zwar zunahmen, die Reinigungsrate jedoch abnahm. Darüber hinaus war die Wachstumsrate der Biomasse bei der höchsten Belastungsrate fast doppelt so hoch wie im Experiment mit der mittleren Belastung und fünfmal höher als die Wachstumsrate bei der niedrigsten Belastung. Folglich wurden mit mittleren und höheren volumetrischen Belastungsraten bei OLRs von 0,15 kg CSB/MLVSS d stationäre Bedingungen für den MBR erreicht, wenn auch schneller mit der höchsten Belastungsrate. Daher empfahlen sie, MBRs mit hohen Beladungsraten zu betreiben, bis stationäre Bedingungen erreicht sind, um das Erreichen des erforderlichen Biomassegehalts zu beschleunigen und Membranverschmutzung zu minimieren.

Auch wenn die Viskosität nicht quantifiziert wurde, wurde festgestellt, dass der Schlamm bei einem OLR von 3,7 kg CSB/m3d in einer dichten Gelschicht eingeschlossen zu sein schien. Dieser Befund wurde durch die optischen und REM-Aufnahmen bestätigt, die winzige, leuchtende, miteinander verbundene Kügelchen im Belebtschlammklumpen zeigten (Abb. 7e, f und 8). Die Mikroaufnahmen in Abb. 7 ermöglichen es uns, die Diskrepanz zwischen den drei Betriebssystemen zu erkennen. Die Abbildungen 7a–d, die OLR-Werte von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d zeigen, zeigen eine feuchte Ansammlung großer, kompakter, fester, sich gut absetzender Flocken. Andererseits zeigen Mikroaufnahmen aus dem OLR-System mit 3,7 kg CSB/m3d offene Flocken und lose Flocken mit Filamentbrücken zwischen den Flocken. Filamentöse Bakterien, die als strukturelle Grundlage für eine starke Flockenproduktion dienen, wirken sich positiv auf die Absetzfähigkeit von Belebtschlamm in Klärbecken aus, wenn sie in angemessener Konzentration vorhanden sind44,45. Daher sollte für ein ideal funktionierendes MBR-System das Wachstum von flockenbildenden Bakterien und filamentösen Bakterien in Harmonie koexistieren46. Allerdings stimuliert das Vorhandensein mehrerer physikalisch-chemischer Parameter und/oder Änderungen der Prozessbedingungen, die sich indirekt auf den chemischen Zustand des Belebtschlamms auswirken, das übermäßige Wachstum filamentöser Bakterien47,48. Abhängig von der Art der vorhandenen filamentösen Bakterien kann ein filamentöses Überwachsen entweder zu Brücken zwischen den Flocken oder zu offenen Flocken führen. Der erste Typ entsteht, wenn Filamente aus den Flocken in die Hauptflüssigkeit austreten, wodurch Brücken zwischen ihnen entstehen und verhindert wird, dass isolierte Flocken verdichtet werden (durch die roten Pfeile in Abb. 7e und f gekennzeichnet). Während sich die zweite Art entwickelt, wenn viele Filamente in schwach verfestigten Flocken wachsen und dadurch Wasser in den Flocken eingeschlossen wird (angezeigt durch die grünen Pfeile in Abb. 7e und f)47. Vor diesem Hintergrund kann die Vermehrung filamentöser Bakterien zu einem Anstieg der Viskosität und Hydrophobie des Schlamms führen, was zur Bildung verschiedener Verschmutzungen und Membranverschmutzungen führen kann, wie im MBR-System mit einem OLR von 3,7 kg CSB/ m3d. Im Gegensatz dazu wurden keine Filamente gefunden, als MBR mit OLR 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d betrieben wurde, was einen noch deutlicheren Beweis für die Ursache der Leistungsunterschiede zwischen den drei Betriebssystemen und den Einfluss von OLR auf die Membranverschmutzung darstellt.

Mikroskopische Aufnahmen in verschiedenen Vergrößerungen durch SEM-Aufnahmen von Belebtschlamm, der ursprünglich in MBR (a und b) inkubiert wurde, und nach OLR 3,7 kg CSB/m3d (c und d).

Mittels SEM-Analyse wurden die morphologischen Aspekte des Belebtschlamms aus dem OLR bei 3,7 kg CSB/m3d untersucht. Die Bakterien im Belebtschlamm entwickelten im Betriebssystem Klumpen von Biofilmen mit unterschiedlichen Oberflächenmustern, wie in den REM-Aufnahmen verschiedener Abschnitte des Belebtschlamms in Abb. 8 mit unterschiedlicher Vergrößerung zu sehen ist. Das MBR-System erzeugte einen Biofilm mit einem Glatte Oberfläche und wenige Löcher beim Laufen mit einem OLR von 3,7 kg CSB/m3d. Diese Öffnungen bilden Wasserkanäle, durch die Nährstoffe und Sauerstoff zu den meisten Zellen des Biofilms gelangen. Diese Variation und Veränderung der durch den Biofilm erzeugten Formen bei einem OLR von 3,7 kg CSB/m3d kann durch eine Erhöhung des OLR hervorgerufen werden, was den Stofftransport von Nährstoffen zum Biofilm verbessert und Variationen in der Dicke und Textur des Biofilms verursacht . De Kiewit entdeckte, dass sich im Zuge der Entwicklung des Biofilms von Pseudomonas aeruginosa Mikrokolonien vermehrten und Strukturen bildeten, die Pilzen und Stielen ähnelten, und zwar unter Bedingungen, die die Bakterienmigration einschränkten (z. B. Glukose). Wenn jedoch die Bewegung gefördert wurde (durch Glutamat und Succinat), wuchsen die Zellen überwiegend und bildeten eine flache, regelmäßige Matte49. Diese Ergebnisse stimmen mit dem überein, was in Abb. 8c und d zu sehen ist. Dies steht auch im Einklang mit früheren Erkenntnissen, die die Abnahmeleistung von Belebtschlamm unter Arbeitsbedingungen von 3,7 kg CSB/m3d OLR zeigten.

Um den Einfluss einer Erhöhung des OLR auf die Membranfiltrationseigenschaften zu beurteilen, wurden die gesamten hydraulischen Widerstandswerte berechnet. Die erhaltenen Ergebnisse zeigten, dass eine Erhöhung des OLR von 0,86 auf 3,7 kg CSB/m3d den gesamten Fouling-Widerstand (Rt) von 1,56 × 1012 auf 7,23 × 1012 erhöhte. Johir et al.50 untersuchten den Einfluss des OLR auf Membranfouling unter Verwendung von MBRs, die bei betrieben wurden sechs verschiedene OLRs im Bereich von 0,5 bis 3,0 kg CSB/m3d, bei konstanter HRT und SRT von 8 Stunden und 40 Tagen. Die Schlussfolgerungen ihrer Forschung zeigten, dass größere OLRs (2,75–3 kg CSB/m3d) die Fouling-Raten erhöhten. Zhang et al.51 verwendeten zwei identische, untergetauchte MBRs im Labormaßstab, die 162 Tage lang bei einer SRT von 30 Tagen betrieben wurden, und untersuchten den Einfluss konstanter und sich ändernder einströmender OLRs auf die Membranverschmutzung. Berichten zufolge wies der MBR mit variabler Beladung während der Startphase eine stärkere Membranverschmutzung auf als der MBR, der mit einem konstanten OLR beschickt wurde. Der unter den verschiedenen OLRs durchgeführte MBR zeigte jedoch nach Erreichen eines stationären Zustands weniger Membranverschmutzung als der MBR-Lauf mit dem konstanten OLR. Veränderungen der extrazellulären Polymersubstanz (EPS) und der Bioflocken-Partikelgröße über den gesamten Betriebszeitraum könnten eine ausreichende Erklärung für die beobachteten Vorkommnisse liefern. Die variable Belastung scheint eine potenzielle alternative Betriebsmethode zur Verhinderung von Membranverschmutzung in MBRs während der Dauer eines längeren Betriebs zu sein.

In der aktuellen Untersuchung wurde die Überwachung des Transmembrandrucks (TMP) verwendet, um Fouling zu charakterisieren, das während des MBR-Betriebs auftrat. Abbildung 9 zeigt die TMP-Variation während des MBR-Betriebs über mehr als 90 Tage. Phase 1 (Tage 1 bis 35), Phase 2 (Tage 35 bis 66) und Phase 3 (Tage 66 bis 100) entsprechen im Allgemeinen den drei Phasen. Der TMP stieg mit der Zeit in diesem Zeitraum relativ moderat an und betrug 0,86 kg CSB/m3d. Ein OLR von 3,7 kg CSB/m3d war der einzige OLR, der während der dritten Phase des MBR-Betriebs verwendet wurde. Während dieser Phase war ein rascher Anstieg des TMP zu beobachten. Die Ergebnisse deuten darauf hin, dass ein Anstieg des OLR von 0,86 auf 3,7 kg CSB/m3d zu einem erheblichen Anstieg der Membranverschmutzungsrate geführt hat, bis zu dem Punkt, an dem der Luftreinigungsansatz die Membran nicht mehr effektiv sauber hält. Diese allgemeine Schlussfolgerung steht im Einklang mit früheren MBR-Untersuchungen zum Einfluss von OLR auf Membranverschmutzung42,52,53,54. Allerdings besteht in diesen Untersuchungen wenig Einigkeit über die Ursache für die Auswirkung der OLR-Verschiebung auf die Membranverschmutzung. Dennoch könnte in der aktuellen Studie der schnelle Anstieg des TMP, der bei der höheren OLR beobachtet wurde, auf den Anstieg des MLSS auf bis zu 14,5 g/L am Tag 18 zurückzuführen sein. Ähnliche Ergebnisse wurden von Çiçek et al.55 und Chang und berichtet Kim56, der die höhere Entwicklung von TMP auf das höhere OLR zurückführte. Laut Ng und Hermanowicz57 führt die Bildung nicht ausgeflockter Mikroorganismen, die sich mit zunehmendem F/M-Verhältnis kontinuierlich an der Membranoberfläche anlagern, zu einem Anstieg des TMP. Darüber hinaus wurde festgestellt, dass die Ansammlung hydrophiler Chemikalien auf der Membranoberfläche zu einer erhöhten Membranverschmutzung führte58. In der vorliegenden Studie erhöhte eine Erhöhung der OLR von 0,86 auf 1,8 kg CSB/m3Tag und von 1,8 auf 3,7 kg CSB/m3Tag die MLSS-Konzentrationen von 5,4 auf 8,8 bzw. von 8,8 auf 13,4 bzw. 13,4 auf 16,1 g/L (Abb. 9). ). Dies bestätigt die Ergebnisse früherer Studien.

TMP- und Flussvariation bei verschiedenen OLR (0,86, 1,8, 3,7 kg CSB/m3d).

Einer der Schlüsselfaktoren, die zur Membranverschmutzung in MBRs beitragen, wurde als SMP identifiziert. Es gibt jedoch widersprüchliche Berichte über die Auswirkungen von SMP auf die Membranverschmutzung. Bei den Verbindungen, die im Überstand vorhanden sind, im Permeat jedoch fehlen oder nur geringfügig vorhanden sind, handelt es sich wahrscheinlich um Foulingstoffe. Im Überstand werden durch die Einwirkung der Biomasse lösliche Stoffe freigesetzt. Die SMP bestehen aus einer Reihe verschiedener Chemikalien, die meisten davon umfassen jedoch Huminsäuren, Nukleinsäuren, Proteine ​​und Polysaccharide, wobei die ersten beiden in viel geringeren Mengen vorhanden sind. Um die Wahrscheinlichkeit einer Verschmutzung einzuschätzen, wurde daher die Aufmerksamkeit auf die vorherrschenden Spezies gerichtet, insbesondere auf die Polysaccharide und Proteine ​​im Überstand59. Die Polysaccharidbefunde im Überstand sind in Abb. 10 dargestellt. Dies lässt darauf schließen, dass die Retention dieser Moleküle, wie zuvor beschrieben60,61, durch die Bildung einer Gelschicht verursacht wurde. Da eine Erhöhung der Polysaccharidkonzentration dazu führt, dass der Schlamm weniger filtrierbar ist, wurde anerkannt, dass der Gehalt an löslichen Polysacchariden als Indikator für den Verschmutzungsgrad dienen kann60,62,63. Im Überstand waren die Proteinkonzentrationen fast immer weitaus niedriger als die Polysaccharidkonzentrationen (Abb. 10), was zeigt, dass Polysaccharide einen größeren Einfluss auf die Membranverschmutzung haben als Proteine, wie in der Literatur beschrieben64,65,66. Darüber hinaus wurde kein Zusammenhang zwischen Futterschwankungen und der Notwendigkeit einer mechanischen Reinigung festgestellt, was bestätigt, dass Proteinkonzentrationen die Verschmutzung nur geringfügig beeinflussen.

Kohlenhydrat- und Proteingehalte bei verschiedenen OLR (0,86, 1,8, 3,7 kg CSB/m3d).

Während des gesamten Prozesses sind die Konzentrationen von Polysacchariden und Proteinen im Permeat in Abb. 10 dargestellt. Im Verlauf der OLR-Operationen mit 0,86 bis 3,7 kg CSB/m3d lagen die Polysaccharid- und Proteinkonzentrationen im Bereich von 2,5–7,3 mg/L und 2 –4 mg/L. Die Ergebnisse zeigten, dass im Vergleich zu Betrieben mit hohem OLR die SMP-Konzentrationen bei Betrieben mit niedrigem OLR reduziert wurden. Es ist bekannt, dass SMP-Konzentrationen einen erheblichen Einfluss auf die Membranverschmutzung haben, insbesondere auf die interne Verschmutzung. Was die Mechanismen des Membranfoulings anbelangt, führen SMP durch Adsorption ihrer Porenwände zu einer Verstopfung der Membranporen. Darüber hinaus weist die gemischte Flüssigkeit eine schlechte Filtrierbarkeit auf, da sich das SMP aufgrund der Membranabstoßung schnell im MBR ansammelt. Darüber hinaus trägt das Polysaccharid in SMP stärker zur Membranverschmutzung bei als Protein67. Fu et al.68 sagten auch, dass die verringerte EPS-Konzentration, insbesondere niedrigere Polysaccharidkonzentrationen, die Hauptursache für die verbesserte Filtrationsleistung sein könnte, die beim MB-MBR-Verfahren im Vergleich zum herkömmlichen MBR erreicht wurde. Der schnellere TMP-Anstieg des OLR von 3,7 kg CSB/m3d ermöglichte aufgrund einer höheren Widerstandskraft die Ablagerung von mehr SMP auf der Membranoberfläche. Dies trug zur Bildung der Kuchenschicht bei, was wiederum dazu führte, dass durch erhöhte mikrobielle Aktivität oder endogenen Zerfall und Zelllyse im Schlammkuchen mehr SMP erzeugt wurde8,69. Darüber hinaus trug die auf der Membranoberfläche erzeugte Kuchenschicht dazu bei, dass organische Materialien anhaften und adsorbierend werden. Andererseits verringerte der Einschluss von Bioträgern das Wachstum von SMP und EPS auf der Membranoberfläche erheblich, was die Membranverschmutzung milderte8.

Die wirtschaftliche Bewertung wurde für die Rückgewinnung von kommunalem Abwasser durchgeführt, wie in Tabelle 3 dargestellt. Die Gesamtinvestitionskosten betragen 50.140 USD, da der Behandlungsprozess mit MBRs jedoch als Entwicklungsprozess geplant ist, um die herkömmlichen Methoden in einer bestehenden Abwasserbehandlung zu ersetzen Die Anlage, die Grundstücksmiete und der Bau darauf sind nicht in den Kapitalaufwendungen enthalten. Andererseits machen die Kosten für die Membraneinheit, die Rahmen und Membranmodul umfasst und eine Lebensdauer von 20 bzw. 10 Jahren hat, etwa 35 % der gesamten Investitionskosten aus. Während Pumpen für Ausgleich, Schlamm, Vakuum, Heben usw. mit bis zu 30 % den zweithöchsten Kapitalaufwand verursachen. Die Preise für alle Investitionsausgaben wurden entweder vom Verkäufer oder vom Hersteller bezogen.

Die Betriebskosten setzen sich aus Chemikalien- und Energieverbrauch, Schlammentsorgung, Arbeitskosten und anderen Kosten zusammen, wobei der Stromverbrauch mit 0,16 USD/kWh etwa 99 % der Betriebskosten ausmacht, was im Einklang mit den vorherigen Betriebskosten der größte aller Betriebskosten ist Erkenntnisse von Hashemi et al.70,71. Was den Chemikalienverbrauch betrifft, wird der Betrieb des MBR unter optimalen Bedingungen von 0,86 kg CSB/m3d die Membranverschmutzung hinauszögern. Darüber hinaus wird die Membran jedes Mal, wenn TMP 0,4 bar erreicht, einer automatischen physikalischen Reinigung unterzogen, um die Kuchenschicht von der Membranoberfläche zu entfernen. Daher kann das Membranmodul nach vollständiger Verschmutzung mit Desinfektionsmitteln wie Natriumhypochlorit und Zitronensäure zu relativ geringen Kosten im Vergleich zu anderen Reinigungsmitteln wie Ozon gereinigt werden. Diese effiziente chemische Methode zur Reinigung der Membran mit 0,2 %iger Natriumhypochloritlösung kann zweimal im Jahr zu Gesamtkosten von 2,7 USD/Jahr durchgeführt werden. Darüber hinaus wird die Schlammentsorgung alle vier Monate zum Preis von 1,2 USD durchgeführt.

Da das MBR-System automatisiert ist, ist keine strenge Überwachung erforderlich. Infolgedessen ist der MBR kostengünstiger, da die Arbeitskosten oder ein Teil davon durch Rechenanlagen ersetzt werden könnten, was die Tür für die Anwendung des MBR in größeren und umfassenderen Maßstäben öffnet. Aus diesem Grund können die Arbeitskosten für den für die Nachverfolgung und Wartung zuständigen Techniker vernachlässigt werden. Basierend auf den geschätzten Kapital- und Betriebskosten belaufen sich die Gesamtkosten der MBR-Behandlung für kommunales Abwasser im Pilotmaßstab bei einer Durchflussrate von 20 m3/Tag auf 54.818,3 USD.

Aus Tabelle 3 geht hervor, dass die Amortisationszeit im Rentabilitätsszenario, das auf der Wiederverwendung des behandelten kommunalen Abwassers in den kommunalen Kläranlagen basiert, 7,98 Jahre betragen sollte. Nicolaidis und Vyrides32 schätzten die Einsparungskosten für wiederverwendetes Abwasser auf 1,13 Euro/1,0 m3, was höher ist als unsere Schätzung, und sie berichteten, dass die Amortisationszeit für MBR im Pilotmaßstab zur Abwasserbehandlung nur 6,0 Jahre betragen könnte. In ähnlicher Weise berichteten Tawfik et al.34, als sie einen MBR für eine Behandlungskapazität von 30 m3/Tag Abwasser mit gefährlichen Verbindungen, nämlich Dioxan, verwendeten, dass die Amortisationszeit in ihrer Studie 6,6 Jahre betragen würde. Dieses Ergebnis ist möglicherweise mit der aktuellen Untersuchung vergleichbar, da beide Studien eine ähnliche Schätzung der Kosteneinsparungen durch die Verwendung von aufbereitetem Abwasser verwendeten, die bei Tawfik et al.34 0,96 USD/m3 und in dieser Studie 0,86 USD/m3 erreichten. Die Zuflusseigenschaften in der oben genannten Studie wären denen von kommunalem Abwasser ähnlich, da Bakterien für kurze Zeit an eine bescheidene Menge Dioxan angepasst waren. Daher waren die Ergebnisse der beiden Studien vergleichbar und die Amortisationszeit veränderte sich nicht wesentlich.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass biologische Abwasserbehandlungen mit Belebtschlamm zwar kostengünstiger sind als andere Behandlungen, der Zusatz von MBR ihre Effizienz und Kosteneffizienz jedoch noch weiter steigern würde72. Die Wirtschaftlichkeit des gesamten Behandlungsprozesses wird durch eine solche Kombination deutlich verbessert. Das MBR-System ist eine gute Wahl für Länder, von denen erwartet wird, dass sie in naher Zukunft mit Wasserknappheit konfrontiert werden, wie beispielsweise Ägypten. Diese Technologie bietet eine hervorragende Lösung für die Wirtschaftlichkeit des Sektors und kommt der Umwelt zugute, da sie den Betrieben die Möglichkeit bietet, den Wasserkreislauf zu schließen.

In der vorliegenden Untersuchung wurde der Einfluss von OLR auf die MBR-Leistung bei einer bestimmten HRT von 7 Stunden und einer SRT von 30 Tagen bewertet. Die erhaltenen Informationen führten zu folgenden Schlussfolgerungen:

Eine Erhöhung des OLR führte zu einem entsprechend umgekehrten Anstieg der Biomassekonzentration im MBR. Die CSB-, NH4-N- und BSB-Entfernungseffizienz des MBR war bei niedrigem OLR am höchsten. Die Effizienz der Stickstoffentfernung nahm erheblich ab, als der OLR von 1,8 auf 3,7 kgCOD/m3d anstieg, und auch die Anzahl der nitrifizierenden Bakterien nahm zu. Als die OLR weiter auf 3,7 kgCOD/m3d erhöht wurde, sank die Stickstoffentfernung. Darüber hinaus zeigten die optischen und REM-Aufnahmen die Diskrepanz zwischen den drei Betriebssystemen. Während OLR-Werte von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d eine feuchte Ansammlung großer, kompakter, fester, sich gut absetzender Flocken anzeigen, zeigt das OLR-System mit 3,7 kg CSB/m3d offene Flocken und lose Flocken mit Filamentbrücken zwischen den Flocken. Dementsprechend lieferte das Verschwinden filamentöser Bakterien bei einem MBR-Betrieb mit einem OLR von 0,86 und 1,8 kg CSB/m3d einen deutlicheren Beweis für die Ursache der Leistungsunterschiede zwischen den drei Betriebssystemen. Laut der wirtschaftlichen Analyse des MBR-Systems beträgt die Amortisationszeit für die Nutzung des gereinigten Abwassers 7,98 Jahre bei einer geplanten Durchflussrate von 20 m3/Tag, was die wirtschaftlichen Vorteile des MBR bei der Behandlung von kommunalem Abwasser bestätigt. Die Ergebnisse dieser Studie stützen die Idee, dass der Einsatz der MBR-Technologie zur Abwasserbehandlung die Systemnachhaltigkeit verbessern und gleichzeitig weniger Chemikalien verbrauchen und Umweltprobleme schützen kann. Daher könnten Behandlungssysteme in Ägypten in Zukunft auf einen größeren MBR-Maßstab angewiesen sein.

Es sollten eingehendere Studien durchgeführt werden, um die Nachteile wie Energieverbrauch und Membranverschmutzung anzugehen, um Kosten zu senken und die Leistung zu maximieren, da die MBR-Nachfrage in verschiedenen Sektoren in Zukunft voraussichtlich steigen wird. Um effizientere MBR-Technologien zu entwickeln, sollte außerdem auf die Entwicklung kostengünstiger, leistungsstarker Membranmaterialien geachtet werden.

Alle während dieser Studie generierten oder analysierten Daten sind in diesem veröffentlichten Artikel enthalten.

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Alle Autoren danken dem National Research Centre (NRC) – Ägypten für seine finanzielle Unterstützung.

Open-Access-Finanzierung durch die Science, Technology & Innovation Funding Authority (STDF) in Zusammenarbeit mit der Egyptian Knowledge Bank (EKB).

Abteilung für Wasserverschmutzungsforschung, Nationales Forschungszentrum, 33El-Bohouth St. (ehemals El-Tahrir St.), Dokki, PO 12622, Gizeh, Ägypten

Aly Al-Sayed, Gamal K. Hassan und Fatma A. El-gohary

Abteilung für Zellulose und Papier, Nationales Forschungszentrum, 33El-Bohouth St. (ehemals El-Tahrir St.), Dokki, PO 12622, Gizeh, Ägypten

Mona T. Al-Shemy

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AA-S.: Visualisierung, Methodik, formale Analyse, Konzeptualisierung, Validierung, Untersuchung, Datenkuration, Schreiben – Originalentwurf, Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung; GKH: Methodik, formale Analyse, Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung. MTA-S.: Schreiben – Rezension und Bearbeitung; FAE.: Visualisierung, Untersuchung, Überwachung, Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung.

Korrespondenz mit Aly Al-Sayed.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Al-Sayed, A., Hassan, GK, Al-Shemy, MT et al. Einfluss organischer Beladungsraten auf die Leistung von Membranbioreaktoren hinsichtlich Abwasserbehandlungsverhalten, Verschmutzung und wirtschaftlichen Kosten. Sci Rep 13, 15601 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-42876-7

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Eingegangen: 26. Juli 2023

Angenommen: 15. September 2023

Veröffentlicht: 20. September 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-42876-7

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