Contribution des nanoparticules de Fe3O4 à l'encrassement de l'ultrafiltration avec pré coagulation

Rapports scientifiques volume 5, Numéro d'article : 13067 (2015) Citer cet article

4374 accès

13 Citations

Détails des métriques

Un procédé de coagulation (FeCl3)-ultrafiltration a été utilisé pour traiter deux eaux brutes différentes avec/sans la présence de contaminants nanoparticulaires Fe3O4. L'existence de nanoparticules de Fe3O4 dans l'eau brute s'est avérée augmenter l'encrassement irréversible et réversible de la membrane. L'augmentation de la pression transmembranaire (TMP) était similaire dans les premiers stades des passages de membrane pour les deux eaux brutes, alors qu'elle augmentait rapidement après environ 15 jours dans l'eau brute avec des nanoparticules de Fe3O4, suggérant l'implication d'effets biologiques. L'activité microbienne accrue avec la présence de nanoparticules de Fe3O4 était évidente à partir des concentrations mesurées de substances polymères extracellulaires (EPS) et d'acide désoxyribonucléique (ADN) et des intensités de fluorescence. On suppose que les nanoparticules de Fe3O4 se sont accumulées dans la couche de gâteau et ont augmenté la croissance bactérienne. Associée à la croissance bactérienne, il y a la production d'EPS qui améliore la liaison avec et entre les flocs coagulants ; L'EPS, associé à des tailles plus petites de particules primaires à l'échelle nanométrique de la couche de gâteau Fe3O4-CUF, a conduit à la formation d'une couche de gâteau à plus faible porosité et plus résistante et à un blocage des pores de la membrane.

Les systèmes membranaires d'ultrafiltration (UF) sont de plus en plus appliqués dans le traitement des eaux souterraines et des eaux de surface en raison de leur capacité à produire économiquement une eau potable de haute qualité, en particulier pour l'élimination des bactéries et des virus. Cependant, la présence de matière organique naturelle (MON) dans ces eaux, comprenant généralement un mélange complexe d'acides humiques et fulviques, de protéines et de glucides, est considérée comme le principal encrassement membranaire1,2. Des corrélations raisonnablement bonnes ont été démontrées entre la présence de ces substances organiques et le taux d'encrassement irréversible pour les opérations UF à long terme, en particulier en ce qui concerne la teneur en biopolymères, tels que les substances de type protéines et polysaccharides3,4. Certains chercheurs ont conclu qu'après la matière organique, l'oxyde ferrique et la silice sont les salissures les plus courantes, suivis de l'alumine et du sulfate de calcium5.

Une tendance à l'utilisation croissante des nanoparticules commerciales est évidente ces dernières années et les problèmes environnementaux associés sont de plus en plus préoccupants car ils sont synthétisés et utilisés à grande échelle, entraînant la contamination des masses d'eau naturelles, par exemple par la libération de nanoparticules de Fe3O4 modifiées dispersives dans l'eau6. Par exemple, certaines nanoparticules incorporées dans des articles vestimentaires peuvent être rejetées dans l'eau et influencer par la suite le fonctionnement des stations d'épuration des eaux usées (STEP)7. Une préoccupation supplémentaire est que les nanoparticules peuvent sorber ou incorporer des métaux toxiques et transporter des toxines en aval8. Par conséquent, l'élimination de ces nanoparticules de l'eau contaminée est d'une grande importance et la filtration membranaire, en tant que processus de séparation des particules, est en principe une méthode efficace. Cependant, il est possible que les nanoparticules aggravent l'encrassement de la membrane car la taille des nanoparticules est proche de celle des pores de la membrane d'ultrafiltration.

Afin de contrôler l'encrassement de la membrane et d'éliminer les nanoparticules, de nombreuses méthodes ont été utilisées pour empêcher les matériaux d'encrassement organiques et les nanoparticules d'atteindre la membrane, telles que l'échange d'ions (IX)9 et le revêtement d'oxyde de fer10. La coagulation chimique « en ligne », ou coagulation-floculation hydraulique, s'est révélée être un moyen efficace non seulement d'améliorer la qualité générale de l'eau, mais aussi de contrôler l'encrassement des membranes11,12,13. L'ajout de polychlorure d'aluminium a eu un impact positif sur la réduction de l'encrassement hydrauliquement irréversible par ces constituants3. Cependant, le processus de coagulation produit une couche de gâteau et de nombreuses études expérimentales et opérations pratiques ont indiqué que la formation de la couche de gâteau est la principale cause de l'encrassement de la membrane14,15,16. Par conséquent, les caractéristiques de la couche de gâteau doivent être explorées et en particulier la présence de substances polymères extracellulaires (EPS) et de bactéries.

Il existe de nombreuses espèces de nanoparticules ayant une activité antibactérienne sur les bactéries, telles que les nanoparticules d'oxyde de cuivre/iodure de cuivre17,18, TiO219 et ZnO20. Si le nano oxyde ferrique peut tuer les bactéries pendant les processus de coagulation et d'ultrafiltration, il peut améliorer les performances de coagulation-ultrafiltration. Cependant, il a été constaté que les particules d'oxyde de fer améliorent la croissance des micro-organismes21. Des bactéries réductrices de fer avec une grande variété de morphologies ont été associées à des nano-agrégats, ce qui indique que l'accumulation de Fe(III) à la surface des cellules peut être un mécanisme général par lequel les bactéries réductrices de fer peuvent se développer22, en utilisant une large gamme de composés organiques comme donneurs d'électrons23. Les nanoparticules sphériques α-Fe2O3 (~ 50 nm) indiquent une transition de type Morin et il existe une traduction entre Fe2O3 et Fe3O4 dans certaines conditions24. Les phases solides de Fe(III) sont également les produits de l'oxydation de Fe(II) par des bactéries oxydantes de Fe(II), mais les phases de Fe(III) signalées au cours des expériences de croissance étaient de nature peu cristalline25.

Par conséquent, on peut conclure que l'existence de nanoparticules de Fe(II)-Fe(III) dans l'eau de surface coagulée, polluée par des nanoparticules de Fe3O4, peut influencer/améliorer la croissance des micro-organismes et ainsi affecter les performances de la membrane. Jusqu'à présent, aucune recherche publiée n'a établi si l'existence de nanoparticules de Fe3O4 atténue ou aggrave l'encrassement des membranes. Ainsi, dans cet article, nous décrivons les résultats d'essais à l'échelle mini-pilote qui ont été entrepris pour explorer la contribution des nanoparticules de Fe3O4 dans l'eau brute polluée à l'encrassement d'une membrane UF avec Fe(III) pré-coagulation ; l'étude impliquait la quantification des changements dans la nature des constituants organiques (par exemple EPS, NOM), les propriétés de la couche de gâteau et d'autres paramètres pertinents.

Une eau brute synthétique polluée avec/sans nanoparticules de Fe3O4 (2 mg/L) a été utilisée pour les tests. L'eau brute était basée sur l'eau du robinet complétée par des eaux usées domestiques décantées et de l'acide humique afin de simuler une alimentation en eau de surface légèrement polluée par les rejets d'eaux usées et contenant des produits microbiens solubles. Ainsi, les eaux usées domestiques décantées ont été ajoutées à l'eau du robinet locale (Pékin, Chine) avec un rapport volumétrique de 1:50, ainsi que 5 mg/L (environ 2 mg/L de COT) d'acide humique de la rivière Suwannee (Standard II, International Humic Substances Society, St. Paul, MN, USA)26, qui était de nature similaire à la NOM27 de la rivière Suwannee. Avant le mélange avec les eaux usées domestiques et la solution d'acide humique, l'eau du robinet a été laissée pendant une nuit pour assurer la décomposition complète du chlore résiduel. Les caractéristiques de l'eau brute synthétique sont répertoriées dans le tableau 1. Le chlorure ferrique a été utilisé comme coagulant dans cette étude et des solutions mères de FeCl3 ont été préparées à une concentration de 0,05 M dans de l'eau déminéralisée (DI).

L'étude expérimentale était basée sur deux systèmes UF parallèles incorporant une coagulation et une floculation conventionnelles par FeCl3 avant ultrafiltration, traitant l'eau brute synthétique sans (CUF) et avec des nanoparticules de Fe3O4 (FeNP-CUF). Pour ce dernier, l'eau brute a été mélangée à 2 mg/L de nanoparticules de Fe3O4 (d'une taille d'environ 20 nm), qui ont été préparées selon la même méthode de nos collègues28. Une illustration schématique des arrangements CUF et FeNP-CUF est illustrée à la Fig. 1. Les deux eaux brutes synthétiques ont été introduites dans des réservoirs à niveau constant pour maintenir la charge d'eau des réservoirs à membrane. Une dose constante de FeCl3 (0,1 mM) a été ajoutée en continu dans les réservoirs de mélange rapide. La vitesse de mélange rapide était de 200 tr/min (G = 184 s-1) dans la cuve de mélange avec un temps de rétention hydraulique (HRT) de 1 min, qui a ensuite été réduit à 50 tr/min (23 s-1) dans les trois cuves de floculation suivantes, chacune ayant un HRT de 5 min. Pour les deux systèmes, l'eau après floculation est passée directement dans le réservoir à membrane. Chaque réservoir contenait un module de membrane UF à fibres creuses en polyfluorure de vinylidène (PVDF) immergé (Tianjin Motimo Membrane Technology Co., Ltd, Chine) avec une taille de pore nominale de 0,03 μm et une surface de 0,025 m2 (diamètre intérieur = 0,7 mm et diamètre extérieur = 1,1 mm). Le perméat à travers le module membranaire immergé a été soutiré en continu à l'aide d'une pompe péristaltique à un flux constant de 20 Lm-2.h-1, fonctionnant selon un cycle de 30 min de filtration et 1 min de rétrolavage (40 Lm-2.h-1). De l'air a été fourni à chaque réacteur à 100 L/h (air : eau = 200 : 1) uniquement à chaque lavage à contre-courant. La pression transmembranaire (TMP) a été contrôlée en continu à l'aide de manomètres. Le HRT des réservoirs à membrane a été maintenu à 0,5 h et les boues accumulées ont été rejetées chaque jour. La durée des tests d'ultrafiltration était de 30 jours et le module membranaire a été retiré et lavé à l'éponge au jour 25. Les tests de filtration membranaire ont été effectués tout au long à une température relativement stable (environ 27 oC).

Schéma de principe du dispositif expérimental (1—réservoir d'eau brute (sans nanoparticules de Fe3O4) 2—réservoir d'eau brute (avec nanoparticules de Fe3O4) ; 3—réservoir d'eau à niveau constant ; 4—réservoir FeCl3 ; 5—pompe mini-péristaltique ; 6—système de mélange ; 7– système de floculation ; 8—agitateur magnétique avec affichage de la vitesse d'agitation ; 9—réservoir CUF ; 10—réservoir FeNP-CUF ; 11—membrane ne module ; 12—manomètre ; 13—pompe péristaltique d'aspiration/détassage ; 14—ventilateur d'air ; 15— débitmètre d'air ; 16—diffuseur d'air ; 17—évacuation des boues.

De plus amples informations concernant les expériences de pré-coagulation avant la filtration sur membrane et la distribution granulométrique des particules dans les réservoirs à membrane peuvent être trouvées dans un article précédent29.

A la fin de la période de test UF, les modules à membranes encrassés ont été retirés des réservoirs à membranes. Les salissures externes sur la surface de la membrane ont été soigneusement grattées avec une feuille de plastique (Deli, Chine) et simultanément rincées avec leurs eaux entrantes des réservoirs à membrane. Ensuite, la couche de gâteau et la boue ont été centrifugées à 3000 tr/min pendant 10 min.

Certains des échantillons humides collectés (0,5 g) après centrifugation ont été entièrement mélangés dans une solution saline de tampon phosphate (PBS) et la liqueur mixte a ensuite été chauffée à 80 oC pendant 1 h. La liqueur chauffée a été refroidie à température ambiante et centrifugée à 10 000 g pendant 20 min et le surnageant a été filtré par une membrane de 0,45 μm et utilisé comme fraction EPS liée pour les analyses chimiques, selon Wang et al.30 et Yu et al.31. L'EPS a été extrait en double pour chaque échantillon.

Après avoir essuyé la surface de la membrane avec une éponge, 0,01 mol/L de NaOH a été utilisé pour l'extraction des salissures internes et les fibres ont été trempées pendant 24 h à 20 oC dans la solution alcaline selon la méthode décrite par Kimura et al.32. La matière organique qui a été extraite comme décrit ci-dessus a fait l'objet des analyses chimiques suivantes.

Les analyses de concentration d'EPS et d'acide désoxyribonucléique (ADN) ont été décrites dans un article précédent33, ainsi que l'utilisation de la spectroscopie de fluorescence à matrice d'excitation-émission (EEM) tridimensionnelle (FP-6500, Jasco, Japon) pour certains des échantillons.

L'absorbance UV à 254 nm, UV254, de solutions filtrées à 0,45 μm a été déterminée par un spectrophotomètre ultraviolet/visible (U-3010, Hitachi High Technologies Co., Japon). Le carbone organique dissous (DOC) a été déterminé avec un analyseur de carbone organique total (TOC) (TOC-VCPH, Shimadzu, Japon). Le Fe résiduel et le P total après une membrane de 0, 45 μm ont été mesurés par un spectromètre d'émission optique à plasma couplé à l'inductance (ICP-OES, 710, Agilent Technologies, USA). Des mesures de la turbidité résiduelle (Hach 2100, USA) et de la taille des flocs (Mastersizer 2000, Malvern, UK) ont été effectuées pour les échantillons dans les deux réservoirs à membrane. La concentration de NH4+-N a été déterminée par la méthode colorimétrique à l'aide d'un spectromètre et les concentrations de NO3- ont été mesurées par chromatographie ionique (ICS-2000, Dionex, USA).

Des sous-échantillons de couche de gâteau et de nouvelle boue après lyophilisation ont été montés dans des porte-échantillons en verre de 1 mm d'épaisseur pour l'analyse par diffraction des rayons X (XRD, X-Pert PRO MPD, Philips, Pays-Bas) et les modèles de diffraction ont été enregistrés par un rayonnement Cu-Κα non résolu à 40 kV et 40 mA. Les propriétés magnétiques des flocs et de la couche de gâteau ont été étudiées à l'aide d'un magnétomètre à échantillon vibrant (LakeShore 7307, USA) à température ambiante en cyclant le champ de -10000 à 10000 kOe.

Les fibres de membrane encrassées ont été coupées des deux modules de membrane et la couche d'encrassement fixée sur la surface de la membrane a été retenue sur la surface de la membrane. Les échantillons de membrane neufs et encrassés ont ensuite été recouverts de platine par un pulvérisateur et observés au microscope électronique à balayage (SEM ; JSM7401F, JEDL, Japon).

La structure de la couche de gâteau sur la surface de la membrane peut influencer l'encrassement de la membrane externe et elle est déterminée par la taille et la structure du floc. D'après les observations du processus de coagulation et de la cinétique (par exemple Fig. 2a), il était évident que la formation de flocs, en termes de taille et de structure, était similaire pour les deux eaux brutes (avec et sans nanoparticules de Fe3O4). Ce résultat signifiait que la présence des nanoparticules de Fe3O4 ne modifiait pas significativement les propriétés des flocs, ce qui était cohérent avec nos travaux précédents34. Cependant, la plus grande densité de nanoparticules de Fe3O4 dans les flocs améliore leur sédimentation/séparation dans le réservoir à membrane et il en résulte une plus grande quantité de petites particules présentes dans le réservoir FeNP-CUF (Fig. 2b). En conséquence, il semble probable que moins de flocs se fixeraient à la surface de la membrane FeNP-CUF, par rapport à la membrane CUF. Cependant, la couche de gâteau de la membrane FeNP-CUF contenait encore des nanoparticules de Fe3O4, qui se sont accumulées pendant le fonctionnement de la membrane et ont pu influencer la présence et l'activité des bactéries, comme discuté ultérieurement.

Performances de coagulation (par FeCl3) pour le traitement de deux eaux brutes en fonction de la taille médiane des flocs (d50) (a) et de la distribution granulométrique des flocs dans les deux systèmes membranaires (b).

Afin de confirmer l'existence d'EPS dans la couche de gâteau et les boues, en particulier dans le système FeNP-CUF, les résultats de l'analyse EEM et la concentration d'EPS ont été pris en compte. Les spectres de fluorescence EEM des encrassements extraits de la couche de gâteau et des couches supérieures de la boue dans les systèmes FeNP-CUF et CUF sont présentés à la Fig. 3 et comparés aux spectres de l'eau brute. Cinq pics de fluorescence étaient évidents dans l'eau brute, comme on peut le voir sur la figure 3a et parmi ceux-ci, les pics A et C sont liés à des substances de type humique dérivées de la dégradation de la matière végétale. De plus, les fluorophores de type protéine, y compris les matériaux de type tryptophane (Peak T) et de type tyrosine (Peak B), sont généralement détectés à des niveaux accrus dans l'eau impactée par les eaux usées domestiques35.

Spectres EEM de la matière organique de l'eau brute (a) et des boues de surface dans le réservoir FeNP-CUF (b) et le réservoir CUF (c) et des couches de gâteau dans le réservoir FeNP-CUF (d) et le réservoir CUF (e).

Les caractéristiques des spectres de fluorescence EEM des boues de surface des deux systèmes différaient significativement de l'eau brute. Pour les boues du réservoir FeNP-CUF, il y avait également cinq pics évidents, similaires à l'eau brute, mais la force du pic C était beaucoup plus grande, ce qui peut être lié à la rétention de matière organique ou à l'action des bactéries. Pour le réservoir CUF, en comparaison, il n'y avait que deux pics significatifs, ce qui suggérait qu'il y avait un niveau inférieur d'activité bactérienne, car il y avait peu d'indication de pics de type protéine (pic T1 et T2). Les résultats ont indiqué que les substances ressemblant à des protéines dans les boues de FeNP-CUF étaient renforcées par l'existence de nanoparticules de Fe3O4, très probablement produites par les bactéries ou adsorbées par la couche de gâteau de l'eau brute.

En comparant les spectres de fluorescence EEM des couches de gâteau des deux systèmes membranaires (Fig. 3d, e), les cinq pics principaux étaient situés de la même manière avec une différence maximale de 5 nm le long des deux axes, mais les intensités de fluorescence des pics EEM dans le système FeNP-CUF étaient bien supérieures à celles du système CUF, ce qui a montré que de plus grandes quantités de matériaux ressemblant à des protéines étaient présentes dans la couche de gâteau de l'ancien système. Les intensités de fluorescence de tous les principaux pics EEM associés à la couche de gâteau et aux boues du FeNP-CUF étaient bien supérieures à celles du CUF (en particulier pour les pics T1 et T2). En comparant les pics EEM du matériau de la couche de gâteau avec celui de la boue dans les deux systèmes de membrane, l'intensité relative des pics A et C était moindre pour les couches de gâteau. On s'attend à ce que les substances de type humique soient facilement séparées dans le floc coagulant et s'accumulent donc dans les boues décantées et sont probablement utilisées par les bactéries dans la couche de gâteau. En revanche, les intensités relatives des pics T et B, liés aux substances ressemblant à des protéines produites par des bactéries, étaient plus élevées dans les matériaux de la couche de gâteau, en particulier dans le système FeNP-CUF. L'encrassement membranaire plus important observé dans le système FeNP-CUF est cohérent avec les conclusions de Hong et al.36 et Drews et al.37, qui ont rapporté que les protéines pouvaient induire un encrassement membranaire grave comme l'un des principaux composants des encrassements membranaires.

Les spectres EEM d'EPS ne peuvent mesurer que la concentration relative et, par conséquent, les concentrations absolues d'EPS dans les couches de gâteau et les boues ont également été étudiées (Fig. 4), pour expliquer davantage leur effet sur l'encrassement de la membrane. Les PSE liés sont composés d'une variété de substances organiques38, dont les principales sont le polysaccharide et la protéine. De plus, la concentration de bactéries a été mesurée ici, exprimée en termes d'ADN, car les EPS liés ont été produits par les bactéries.

La concentration de polysaccharide (a), de protéine (b) et d'ADN (c) dans les couches de gâteau et les boues des unités membranaires.

En comparant la teneur en EPS extraite des boues et des couches de gâteau dans les deux systèmes, il est clair qu'une plus grande concentration d'EPS a été trouvée dans les couches de gâteau pour les deux systèmes (Fig. 4). Yu et al. ont obtenu des résultats similaires dans leurs expériences de traitement des eaux usées31. Pour le système CUF, la quantité de polysaccharide lié dans la couche de gâteau (55 μg/gSS) était nettement supérieure à celle de la boue (24 μg/gSS), tandis que dans le système Fe3O4-CUF, les quantités correspondantes étaient de 98 μg/gSS et 42 μg/gSS. Ces résultats ont indiqué que les concentrations de polysaccharides dans le système FeNP-CUF étaient beaucoup plus élevées que celles du système CUF. La variation des protéines extraites des couches de gâteau et des boues dans les deux systèmes membranaires était très similaire à celle du polysaccharide. En comparant les modèles EEM de la matière organique naturelle extraite de la couche de gâteau et des boues avec celle de la concentration d'EPS, il y avait un bon accord en termes de présence de substances ressemblant à des protéines. Selon les résultats présentés sur les figures 3 et 4a, b, une forte augmentation des concentrations d'EPS (polysaccharides et protéines) pendant la période de fonctionnement induirait probablement la forte augmentation de TMP dans FeNP-CUF.

Les résultats de l'analyse de l'ADN ont montré que, bien que la boue FeNP-CUF n'ait qu'une concentration d'ADN légèrement supérieure à celle de la boue CUF, la quantité d'ADN dans la couche de gâteau FeNP-CUF était environ le double de celle de la couche de gâteau CUF (Fig. 4c). On suppose que la présence de nanoparticules de Fe3O4 a amélioré la croissance des bactéries utilisant la matière organique comme nutrition. La présence de nanoparticules de Fe3O4, s'accumulant dans la couche de gâteau de Fe(OH)3, peut fournir un accepteur d'électrons facilement disponible pour la respiration bactérienne, conduisant ainsi à une croissance bactérienne accrue. Une association entre la présence de nanoparticules de Fe3O4 et des niveaux accrus de bactéries a été rapportée par de nombreux chercheurs (par exemple Hanzlik et al.39 ; Jing et al.40). Banfield et al.41 ont découvert que les micro-organismes catalysent l'oxydation du fer (Fe3O4) dans des solutions acides et presque neutres, entraînant des accumulations d'oxyhydroxydes de fer. Certaines bactéries peuvent séparer les nanoparticules magnétiques et les répartir également entre les cellules filles, contenant des cristaux de magnétite (Fe3O4) et/ou de greigete (Fe3S4) et d'autres minéraux magnétiques42. Par conséquent, il est probable que dans nos tests, les nanoparticules de Fe3O4 aient contribué à une croissance et une activité bactériennes accrues et donc à des concentrations d'EPS plus élevées, ce qui a conduit à l'augmentation observée de l'encrassement de la membrane.

On pense que l'activité bactérienne accrue dans le système FeNP-CUF a changé la nature des nanoparticules de Fe3O4 en d'autres matériaux pendant le fonctionnement de la membrane. La figure 5a montre le comportement dépendant du champ magnétique des nanoparticules de Fe3O4 pures et des couches de gâteau et des boues respectives dans les systèmes FeNP-CUF et CUF après lyophilisation. La couche de boues et de gâteaux dans le réservoir CUF n'a montré aucun comportement magnétique, tandis que celles du réservoir FeNP-CUF avaient un comportement ferromagnétique avec une boucle d'hystérésis magnétique relativement large. L'aimantation à saturation, Ms, pourrait être obtenue en extrapolant le graphique de M vs. 1/H à 1/H → 0 (pour H > 2000 kOe). Bien que la force magnétique des boues de Fe3O4 soit bien inférieure à celle des nanoparticules de Fe3O4 brutes, le comportement magnétique des boues de Fe3O4 (valeur Ms ∼ 13,8 emu/g) a clairement montré que les nanoparticules de Fe3O4 étaient dans le floc. Le comportement magnétique beaucoup plus faible de la couche de gâteau FeNP-CUF (∼2, 02 emu / g) indiquait que ces flocs étaient non seulement adsorbés à la surface de la couche de gâteau, mais également transformés en d'autres matériaux contenant peu de magnétisation, conséquence de l'activité bactérienne.

Comportement dépendant du champ magnétique (a) et modèle XRD (b) des couches de gâteau et des boues dans les réservoirs à membrane.

Les modèles XRD des couches de gâteau et des boues ont été utilisés pour confirmer davantage les résultats (Fig. 4b). Il n'y avait pas de pics pour la couche de boue et de gâteau CUF, ce qui signifiait que la couche de gâteau et les matériaux de boue avaient une structure amorphe. En revanche, pour la couche de boue et de gâteau FeNP-CUF, il y avait des pics clairs évidents à partir des modèles XRD et en particulier pour l'échantillon de boue FeNP-CUF. En comparant ces pics avec le modèle XRD de nanoparticules de Fe3O4 pur (Figure S1), il existe des similitudes claires qui indiquent que la couche de gâteau et la boue contenaient des nanoparticules de Fe3O4. La diminution de la densité maximale dans la couche de gâteau par rapport à la boue dans le système FeNP-CUF suggère la transformation des nanoparticules de Fe3O4 en d'autres matériaux. Ces résultats ont en outre confirmé qu'un encrassement accru de la membrane était causé par la croissance de bactéries associées à la présence d'espèces de Fe à valence mixte coexistant dans les agrégats précipités22.

En plus des méthodes analytiques décrites ci-dessus, des images SEM ont également été utilisées pour caractériser la membrane après opération. Les figures 6 et 7 présentent des images de membranes UF encrassées et lavées et leurs sections transversales. Pour la membrane propre, il y avait un grand nombre de gros pores à la surface de la membrane et la distribution des pores semblait relativement uniforme, ce qui a été rapporté dans nos recherches précédentes29. En revanche, les membranes utilisées présentaient une épaisse couche de dépôt sur la surface des membranes et les différences d'apparence des couches de gâteau déposées sur les deux surfaces de la membrane étaient apparentes (Fig. 6). On pense que certaines preuves de nanoparticules de Fe3O4 à la surface de la couche de gâteau FeNP-CUF sont indiquées par l'image SEM, ainsi que du PSE ou d'autres matières organiques. Les deux systèmes contenaient des milliers de dépôts colloïdaux, dont la plupart étaient considérés comme des particules primaires précipitées à l'échelle nanométrique. Pour la membrane du système CUF, la taille des précipités de nanoparticules semblait plus grande et la couche de gâteau semblait relativement plus poreuse, par rapport au système FeNP-CUF. On suppose que la matière organique adsorbée sur les nanoparticules (système FeNP-CUF) est utilisée comme nourriture pour les micro-organismes, ce qui entraîne une taille apparemment plus petite des nanoparticules.

Images MEB et état des pores pour les surfaces membranaires avec différents prétraitements : FeNP-CUF (a) et CUF (b) sans lavage, FeNP-CUF (c) et CUF (d) avec lavage ; distribution des pores « ouverts » pour les membranes lavées (e).

Images MEB de la coupe transversale des couches de gâteau à la surface de la membrane avec différents prétraitements : FeNP-CUF (a, b) et CUF (c, d).

Après lavage des membranes pour éliminer la couche de gâteau, des images de la surface de la membrane ont été prises pour explorer l'encrassement interne de la membrane. Comme le montre la Fig. 6c, d, le nombre de pores sur la surface des deux membranes encrassées semblait être significativement différent. On peut voir que les gros pores existaient à peine sur la surface de la membrane FeNP-CUF et que le nombre de pores avait considérablement diminué, alors que de nombreux gros pores étaient clairement visibles sur la surface de la membrane CUF et que le nombre statistique de pores semblait être beaucoup plus que la membrane FeNP-CUF (Fig. 6e). Les résultats de ces observations microscopiques ont démontré que l'encrassement interne induit par le dépôt ou le blocage des pores de la membrane FeNP-CUF était beaucoup plus grave que la membrane CUF et cela était cohérent avec les résultats des résistances à l'encrassement interne comme indiqué par le TMP des deux systèmes (après lavage à l'eau haute pression au jour 25) (Fig. 8).

Variation temporelle de TMP pour l'eau brute coagulée avec et sans nanoparticules de Fe3O4 (FeNP-CUF et CUF, respectivement) (20 Lm−2.h−1).

En comparant l'épaisseur de la couche de gâteau formée dans les deux systèmes, il est évident qu'elle était presque la même dans les deux systèmes à membrane (Fig. 7a, c). Ceci était inattendu car pour le système FeNP-CUF, plus de flocs se sont déposés et ont été éliminés dans le réservoir à membrane en raison de la densité plus élevée de nanoparticules de Fe3O4 dans les flocs et le moins de flocs restants aurait dû entraîner une réduction de l'épaisseur de la couche de gâteau dans le système FeNP-CUF par rapport à celle du système CUF. La similitude inattendue dans l'épaisseur du gâteau peut être en partie due au fait que la capacité d'adhérence des flocs sur la couche de gâteau a augmenté par la présence combinée de nanoparticules de Fe3O4 et de plus de matière organique (telle que l'EPS).

En comparant la Fig. 7b à la Fig. 7d, qui montrent les coupes transversales de la couche de gâteau avec une plus grande résolution, il est apparu des preuves de plus d'EPS ou d'autres matières organiques adsorbées à partir de l'eau brute ou produites par des bactéries associées aux nanoparticules de Fe3O4 dans la couche de gâteau FeNP-CUF. On pense que la matière organique provient directement des bactéries, qui ont produit des matrices de polysaccharides extracellulaires sur les précipités de Fe43,44,45. De plus, les nanoparticules de Fe3O4 peuvent montrer une capacité d'adsorption élevée des protéines d'albumine sérique bovine (BSA) en solution aqueuse6, ce qui a entraîné une concentration plus élevée d'EPS dans la couche de gâteau. Il est suggéré qu'une plus grande concentration d'EPS dans la couche de gâteau FeNP-CUF améliorait la capacité d'adhérence de la couche de gâteau, qui avait été précédemment observée dans le traitement des eaux usées46, entraînant l'élimination de moins de particules lors du lavage à contre-courant. Cela peut être la raison pour laquelle l'épaisseur de la couche de gâteau dans les deux systèmes était presque la même, même si plus de flocs se sont déposés dans le réservoir à membrane FeNP-CUF en raison de la densité plus élevée due à l'inclusion de nanoparticules de Fe3O4. Les images SEM ont également suggéré que certains EPS existaient sur la surface de la membrane (Fig. 7b), ce qui peut aggraver l'encrassement de la membrane.

Comme discuté précédemment, l'activité bactérienne différente dans les deux systèmes a entraîné une différence marquée dans l'encrassement de la membrane. Comme le flux membranaire des flux FeNP-CUF et CUF était tous deux fixé à une valeur constante, l'encrassement de la membrane pouvait être quantifié par l'augmentation temporelle du TMP. L'augmentation comparative de TMP pour les flux FeNP-CUF et CUF est illustrée à la Fig. 8, qui couvre une période de fonctionnement de plus de 30 jours. On peut voir que le TMP a augmenté avec le temps à partir d'une valeur initiale d'environ 5 kPa pour les deux flux de traitement.

Il est clairement montré que l'existence de nanoparticules de Fe3O4 dans l'eau brute a produit un taux d'encrassement membranaire initial seulement un peu supérieur à celui sans Fe3O4 (Fig. 8), mais par la suite la TMP a augmenté rapidement à partir de 15 jours de fonctionnement pour atteindre une TMP de 22 kPa après 25 jours, bien supérieure à celle du système CUF sans nanoparticules (11,5 kPa). L'importance de l'EPS dans l'encrassement des bioréacteurs à membrane a été confirmée par Cho et Fane qui ont déterminé que l'encrassement se produisait en deux étapes ; un dépôt graduel et une phase d'augmentation soudaine de la croissance de la biomasse nécessitant un nettoyage de la membrane47. On pense que cette différence majeure est causée par des effets biologiques qui ont été discutés ci-dessus en référence à divers paramètres qui ont révélé le comportement de la membrane en détail. En particulier, la présence de nanoparticules de Fe3O4 a très probablement amélioré l'activité bactérienne.

Après 25 jours de fonctionnement, les modules membranaires ont été retirés des réservoirs et nettoyés à l'eau du robinet à haute pression et à l'éponge. Au redémarrage du traitement, il a été constaté que le TMP initial des membranes FeNP-CUF et CUF était de 8 kPa et 5,5 kPa, respectivement. Étant donné que la valeur CUF n'était que légèrement supérieure à celle d'une nouvelle membrane (5 kPa), nous pouvons conclure que l'encrassement de la membrane CUF pendant le fonctionnement était principalement déterminé par la couche de gâteau à la surface de la membrane, mais pour la membrane FeNP-CUF, il y avait aussi un encrassement physique irréversible de la membrane (~ 3 kPa). Par conséquent, la présence de nanoparticules de Fe3O4 semble provoquer un encrassement irréversible et réversible de la membrane et l'association entre les nanoparticules de Fe3O4 et l'activité bactérienne accrue devrait en être la principale raison, sur la base des résultats de cette enquête.

En général, les avantages de l'application de la coagulation comme prétraitement pour l'ultrafiltration sont largement acceptés. Cependant, la présence de nanoparticules de Fe3O4 dans l'eau brute semble nuire aux performances de l'UF en augmentant le taux d'encrassement des membranes. Les raisons de ce comportement et les conclusions spécifiques de cette étude sont résumées comme suit :

Alors que la présence de nanoparticules de Fe3O4 n'a eu aucun impact négatif sur les performances de coagulation, leur présence dans les flocs de coagulant résiduel a conduit à leur accumulation dans la couche de gâteau à la surface de la membrane et à une augmentation des effets d'encrassement. Il a été observé que la nature des solides de Fe accumulés changeait avec le temps et était liée à une activité bactérienne accrue.

Le taux d'encrassement de la membrane (augmentation de TMP) était similaire dans les premiers stades des analyses UF pour les deux eaux brutes, mais il a augmenté rapidement après environ 15 jours pour l'eau brute contenant des nanoparticules de Fe3O4, suggérant l'implication d'effets biologiques. Une augmentation de l'activité microbienne peut augmenter à la fois l'encrassement réversible (modification des propriétés de la couche de gâteau) et l'encrassement irréversible (blocage des pores de la membrane).

Pour le système FeNP-CUF, les tailles des nanoparticules précipitées étaient plus petites et la couche de gâteau semblait avoir une porosité relativement plus faible, par rapport au système CUF. L'encrassement interne induit par le dépôt ou le blocage des pores de la membrane FeNP-CUF était beaucoup plus grave que la membrane CUF, comme indiqué visuellement par SEM et par le taux plus élevé d'augmentation du TMP.

La présence d'une activité microbienne accrue dans le système FeNP-CUF était évidente à partir des concentrations mesurées d'EPS et d'ADN et des intensités de fluorescence. On suppose que les micro-organismes catalysent les nanoparticules de Fe3O4 en oxyhydroxydes de fer, entraînant ainsi une croissance bactérienne accrue. Associée à la croissance bactérienne, il y a la production d'EPS qui améliore la liaison avec et entre les flocs coagulants, donnant lieu à une porosité plus faible, une couche de gâteau plus résistante.

Comment citer cet article : Yu, W. et al. Contribution des nanoparticules de Fe3O4 à l'encrassement de l'ultrafiltration avec prétraitement de coagulation. Sci. Rep. 5, 13067; doi : 10.1038/srep13067 (2015).

Laabs, CN, Amy, GL & Jekel, M. Comprendre la taille et le caractère des substances encrassantes provenant de la matière organique des effluents (EfOM) dans la filtration membranaire à basse pression. Environ Sci Technol 40, 4495–4499 (2006).

Article CAS ADS Google Scholar

Hashino, M. et al. Effets de trois types de matières organiques naturelles sur l'encrassement des membranes de microfiltration d'acétate de butyrate de cellulose. J Membrane Sci 379, 233-238 (2011).

Article CAS Google Scholar

Peiris, RH, Jaklewicz, M., Budman, H., Legge, RL et Moresoli, C. Évaluation du rôle des constituants de l'eau d'alimentation dans l'encrassement irréversible des membranes des systèmes de traitement de l'eau potable par ultrafiltration à l'échelle pilote. Water Res 47, 3364–3374 (2013).

Article CAS Google Scholar

Tian, JY, Ernst, M., Cui, FY et Jekel, M. Corrélations des encrassements de membrane pertinents avec l'encrassement de la membrane UF dans différentes eaux. Water Res 47, 1218-1228 (2013).

Article CAS Google Scholar

van Hoof, SCJM, Minnery, JG & Mack, B. Réalisation d'une autopsie membranaire. Dessalement et réutilisation de l'eau 11, 40–46 (2002).

CAS Google Scholar

Chen, ZM et al. Synthèse sans matrice en un seul pot de nanoparticules de Fe3O4@C dispersives dans l'eau pour l'adsorption de l'albumine sérique bovine. Nouveau J Chem 37, 3731–3736 (2013).

Article CAS Google Scholar

Benn, TM & Westerhoff, P. Nanoparticules d'argent libérées dans l'eau à partir de tissus de chaussettes disponibles dans le commerce. Environ Sci Technol 42, 7025–7026 (2008).

Article CAS ADS Google Scholar

Grolimund, D., Borkovec, M., Barmettler, K. & Sticher, H. Transport facilité par les colloïdes de contaminants fortement absorbants dans des milieux poreux naturels : une étude de colonne en laboratoire. Environ Sci Technol 30, 3118–3123 (1996).

Article CAS ADS Google Scholar

Myat, DT et al. Effet du dosage IX sur le contrôle de l'encrassement des membranes polypropylène et PVDF. Water Res 47, 3827–3834 (2013).

Article CAS Google Scholar

Cui, X. & Choo, KH Adsorbants d'oxyde de fer granulaire pour contrôler la matière organique naturelle et l'encrassement des membranes dans le traitement de l'eau par ultrafiltration. Water Res 47, 4227–4237 (2013).

Article CAS Google Scholar

Yuan, W. & Zydney, AL Encrassement par les acides humiques pendant l'ultrafiltration. Environ Sci Technol 34, 5043–5050 (2000).

Article CAS ADS Google Scholar

Park, PK, Lee, CH & Lee, S. Perméabilité des gâteaux effondrés formés par dépôt d'agrégats fractals lors de la filtration sur membrane. Environ Sci Technol 40, 2699–2705 (2006).

Article CAS ADS Google Scholar

Listiarini, K., Sun, DD & Leckie, JO Encrassement organique des membranes de nanofiltration : évaluation des effets de l'acide humique, du calcium, du coagulant d'alun et de leurs combinaisons sur la résistance spécifique du gâteau. J Membrane Sci 332, 56–62 (2009).

Article CAS Google Scholar

Lin, HJ et al. Propriétés des boues et leurs effets sur l'encrassement des membranes dans les bioréacteurs à membrane anaérobie immergés (SAnMBR). Water Res 43, 3827–3837 (2009).

Article CAS Google Scholar

Dizge, N., Koseoglu-Imer, DY, Karagunduz, A. & Keskinler, B. Effets du polyélectrolyte cationique sur la filtrabilité et la réduction de l'encrassement du bioréacteur à membrane immergée (MBR). J Membrane Sci 377, 175-181 (2011).

Article CAS Google Scholar

Zhang, MJ et al. Un nouvel aperçu du mécanisme d'encrassement des membranes dans les bioréacteurs à membrane immergée : la pression osmotique lors de la filtration sur couche de gâteau. Water Res 47, 2777–2786 (2013).

Article CAS ADS Google Scholar

Laha, D. et al. Activité bactéricide dépendante de la forme des nanoparticules d'oxyde de cuivre médiée par les dommages à l'ADN et à la membrane. Mater Res Bull 59, 185-191 (2014).

Article CAS Google Scholar

Pramanik, A., Laha, D., Bhattacharya, D., Pramanik, P. & Karmakar, P. Une nouvelle étude de l'activité antibactérienne de la nanoparticule d'iodure de cuivre médiée par l'ADN et les dommages membranaires. Surface colloïdale B 96, 50–55 (2012).

Article CAS Google Scholar

Kwak, SY, Kim, SH & Kim, SS Membrane d'osmose inverse (OI) organique/inorganique hybride pour anti-encrassement bactéricide. 1. Préparation et caractérisation d'une membrane composite à couche mince de polyamide aromatique auto-assemblée de nanoparticules de TiO2 (TFC). Environ Sci Technol 35, 2388–2394 (2001).

Article CAS ADS Google Scholar

Liang, S., Xiao, K., Mo, YH et Huang, X. Une nouvelle membrane de fluorure de polyvinylidène mélangée à des nanoparticules de ZnO pour un encrassement anti-irréversible. J Membrane Sci 394, 184-192 (2012).

Article Google Scholar

Antoniea, P., Dorina, C., Claudia, N. & Mihai, TF Exposition électromagnétique et impact des nanoparticules magnétiques sur certaines bactéries. Afr J Microbiol Res 6, 1054–1060 (2012).

Google Scholar

Luef, B. et al. Les bactéries réductrices de fer accumulent des agrégats de nanoparticules d'oxyhydroxyde ferrique qui peuvent favoriser la croissance planctonique. Isme J 7, 338–350 (2013).

Article CAS Google Scholar

Ehrlich, HL & Newman, DK Geomicrobiology (cinquième édition). CRC Press, Groupe Taylor & Francis, 304–315 (2009).

Ganguli, AK & Ahmad, T. Nanotiges d'oxalate de fer synthétisées à l'aide de micelles inverses : voie facile pour les nanoparticules α-Fe2O3 et Fe3O4. J Nanosci Nanotechno 7, 2029-2035 (2007).

Article CAS Google Scholar

Larese-Casanova, P., Haderlein, SB & Kappler, A. Biominéralisation de la lépidocrocite et de la goethite par des bactéries oxydantes Fe(II) réduisant les nitrates : effet du pH, du bicarbonate, du phosphate et des acides humiques. Geochim Cosmochim Ac 74, 3721–3734 (2010).

Article CAS ADS Google Scholar

Tian, JY et al. Bioréacteur à coagulation membranaire (MCBR) pour le traitement de l'eau potable. Water Res 42, 3910–3920 (2008).

Article CAS Google Scholar

Kim, HC & Dempsey, BA Encrassement des membranes dû à l'alginate, SMP, EfOM, acide humique et NOM. J Membrane Sci 428, 190-197 (2013).

Article CAS Google Scholar

Liu, JF, Zhao, ZS & Jiang, GB Revêtement de nanoparticules magnétiques Fe3O4 avec de l'acide humique pour une élimination très efficace des métaux lourds dans l'eau. Environ Sci Technol 42, 6949–6954 (2008).

Article CAS ADS Google Scholar

Yu, WZ, Graham, N., Liu, HJ, Li, H. & Qu, JH Encrassement de la membrane par des couches de gâteau Fe-Humic à l'échelle nanométrique : effet du coagulant Fe (III) formé in situ. J Membrane Sci 431, 47–54 (2013).

Article CAS Google Scholar

Wang, ZW, Wu, ZC & Tang, SJ Caractérisation de la matière organique dissoute dans un bioréacteur à membrane immergée à l'aide de la spectroscopie tridimensionnelle de fluorescence matricielle d'excitation et d'émission. Water Res 43, 1533–1540 (2009).

Article CAS Google Scholar

Yu, ZY, Wen, XH, Xu, ML et Huang, X. Caractéristiques des substances polymères extracellulaires et des communautés bactériennes dans un bioréacteur à membrane anaérobie couplé à un équipement à ultrasons en ligne. Bioresource Technol 117, 333–340 (2012).

Article CAS Google Scholar

Kimura, K., Naruse, T. & Watanabe, Y. Modifications des caractéristiques des produits microbiens solubles dans les bioréacteurs à membrane associés à différents temps de rétention des solides : relation avec l'encrassement de la membrane. Water Res 43, 1033-1039 (2009).

Article CAS Google Scholar

Yu, WZ, Xu, L., Qu, JH & Graham, N. Enquête sur la pré-coagulation et l'adsorption de charbon actif en poudre sur l'encrassement de la membrane d'ultrafiltration. J Membrane Sci 459, 157-168 (2014).

Article CAS Google Scholar

Yu, W., Gregory, J., Campos, LC et Graham, N. Dépendance des propriétés du floc sur le type de coagulant, le mode de dosage et la nature des particules. Water Res 68, 119–126 (2015).

Article CAS Google Scholar

Baker, A. Caractérisation de la matrice d'excitation-émission de fluorescence de certaines rivières touchées par les eaux usées. Environ Sci Technol 35, 948–953 (2001).

Article CAS ADS Google Scholar

Hong, SH et al. Les effets de l'aération intermittente sur les caractéristiques des couches de bio-gâteau dans un bioréacteur à membrane. Environ Sci Technol 41, 6270–6276 (2007).

Article CAS ADS Google Scholar

Drews, A. et al. Impact des conditions ambiantes sur l'élimination et le rejet de SMP dans les MBR. Water Res 41, 3850–3858 (2007).

Article CAS Google Scholar

Al-Halbouni, D. et al. Corrélation de la teneur en EPS dans les boues activées à différents temps de rétention des boues avec les phénomènes d'encrassement des membranes. Water Res 42, 1475–1488 (2008).

Article CAS Google Scholar

Hanzlik, M., Petersen, N., Keller, R. & Schmidbauer, E. Microscopie électronique et spectres Fe-57 Mossbauer de particules de 10 nm, de composition intermédiaire entre Fe3O4 et γ-Fe2O3, produits par des bactéries. Geophys Res Lett 23, 479–482 (1996).

Article CAS ADS Google Scholar

Jing, GH, Zhou, J., Zhou, ZM & Lin, TM Réduction de Fe (III) EDTA (-) dans une solution d'épuration des NOx par des microsphères magnétiques Fe3O4-chitosan immobilisées en culture mixte de bactéries réductrices de fer. Bioresource Technol 108, 169–175 (2012).

Article CAS Google Scholar

Banfield, JF, Welch, SA, Zhang, HZ, Ebert, TT & Penn, RL Croissance cristalline basée sur l'agrégation et développement de la microstructure dans les produits de biominéralisation à base d'oxyhydroxyde de fer naturel. Sciences 289, 751–754 (2000).

Article CAS ADS Google Scholar

Katzmann, E. et al. Les chaînes de magnétosomes sont recrutées sur les sites de division cellulaire et divisées par cloisonnement asymétrique. Mol Microbiol 82, 1316–1329 (2011).

Article Google Scholar

Suzuki, T., et al. Visualisation à l'échelle nanométrique et analyse structurale de la structure hybride inorganique/organique des tiges torsadées de Gallionella ferruginea. Appl Environ Microb 77, 2877–2881 (2011).

Article CAS Google Scholar

Chan, CS et al. Assemblage de matrices de polysaccharides microbiens de fibres nanocristallines. Sciences 303, 1656–1658 (2004).

Article CAS ADS Google Scholar

Bennett, SA, Toner, BM, Barco, R. & Edwards, KJ Adsorption de carbone sur des tiges d'oxyhydroxyde de Fe produites par une bactérie lithotrophique oxydant le fer. Géobiologie 12, 146–156 (2014).

Article CAS Google Scholar

Tsuneda, S., Aikawa, H., Hayashi, H., Yuasa, A. & Hirata, A. Substances polymères extracellulaires responsables de l'adhésion bactérienne sur une surface solide. Fems Microbiol Lett 223, 287–292 (2003).

Article CAS Google Scholar

Cho, BD & Fane, AG Transitoires d'encrassement dans le fonctionnement de flux nominalement sous-critique d'un bioréacteur à membrane. J Membrane Sci 209, 391–403 (2002).

Article CAS Google Scholar

Télécharger les références

Ce travail a été soutenu par la Fondation nationale des sciences naturelles de Chine (subventions 51138008 et 51108444). Cette recherche a également été soutenue par une bourse internationale Marie Curie dans le cadre du 7e programme-cadre de la Communauté européenne (FP7-PEOPLE-2012-IIF-328867) pour le Dr Wenzheng Yu.

Yu Wenzheng et Xu Lei ont contribué à parts égales à ce travail.

Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing, 100085, Chine

Wenzheng Yu, Lei Xu et Jiuhui Qu

Département de génie civil et environnemental, Imperial College London, South Kensington Campus, Londres, SW7 2AZ, Royaume-Uni

Wenzheng Yu et Nigel Graham

Centre de recherche sur les ressources en eau (CWRR), School of Civil, Structural and Environmental Engineering, University College Dublin, Newstead Building, Belfield, Dublin, 4, Irlande

Lei Xu

Vous pouvez également rechercher cet auteur dans PubMed Google Scholar

WY, NG et JQ ont contribué à la conception de l'étude et à la révision critique de l'article. WY et XL ont fait les expériences, analysé les données, préparé les figures et rédigé l'article.

Les auteurs déclarent une absence d'intérêts financiers en compétition.

Ce travail est sous licence internationale Creative Commons Attribution 4.0. Les images ou tout autre matériel tiers dans cet article sont inclus dans la licence Creative Commons de l'article, sauf indication contraire dans la ligne de crédit ; si le matériel n'est pas inclus dans la licence Creative Commons, les utilisateurs devront obtenir l'autorisation du titulaire de la licence pour reproduire le matériel. Pour voir une copie de cette licence, visitez http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

Réimpressions et autorisations

Yu, W., Xu, L., Graham, N. et al. Contribution des nanoparticules de Fe3O4 à l'encrassement de l'ultrafiltration avec prétraitement de coagulation. Sci Rep 5, 13067 (2015). https://doi.org/10.1038/srep13067

Télécharger la citation

Reçu : 10 avril 2015

Accepté : 14 juillet 2015

Publié: 13 août 2015

DOI : https://doi.org/10.1038/srep13067

Toute personne avec qui vous partagez le lien suivant pourra lire ce contenu :

Désolé, aucun lien partageable n'est actuellement disponible pour cet article.

Fourni par l'initiative de partage de contenu Springer Nature SharedIt

Revue internationale des sciences et technologies de l'environnement (2022)

Sciences de l'environnement et recherche sur la pollution (2022)

Revue internationale des sciences et technologies de l'environnement (2021)

Rapports scientifiques (2017)

En soumettant un commentaire, vous acceptez de respecter nos conditions d'utilisation et nos directives communautaires. Si vous trouvez quelque chose d'abusif ou qui ne respecte pas nos conditions ou directives, veuillez le signaler comme inapproprié.