достигают такой толщины, что становятся лишь частично прони­ цаемыми для субстрата. В нижних слоях аэробных фильтров (в которых скорость процесса контролируется кислородом) создаются анаэробные условия, что приводит к распаду в них бактерий и нарушению адгезии. Существенно ослабленная в результате этого биопленка полностью сбрасывается на небольших участках под действием гидравлической эрозии.

Перенасыщение и образование пузырей в нижних слоях био­ пленки может нарушать адгезию, что и наблюдается, например, при образовании метана в анаэробных условиях и при образовании чистого азота в результате денитрификации.

В двух последних случаях пленка сбрасывается полностью, загрузка фильтра оголяется и на ней вновь начинается рост. Таким образом, сброс биомассы и ее рост происходят постоянно, поэтому на практике биопленка никогда не имеет строго определенной толщины по всей протяженности фильтра.

Одной из специфических особенностей является заселение слоя биомассы высшими организмами. О таком заселении известно совсем немного, но, тем не менее, оно играет немаловажную роль: с ним, в частности, связаны сезонные колебания биомассы в капельных фильтрах и внезапные изменения биопленки, напри­ мер, в нитрифицирующих реакторах [17]. Наибольшее содержание биомассы в обычном капельном биофильтре наблюдается ранней весной, что, соответственно, повышает вероятность кольматации фильтра.

5.11. Удаление взвешенных органических веществ

Как уже говорилось ранее, в настоящее время мы не распола­ гаем сколько-нибудь надежной теорией, которая позволяла бы описать процесс удаления органического вещества, не способного диффундировать в биопленку. Пока такая теория не разработана, мы вынуждены полагаться на эмпирические нормы нагрузки на реактор, но сейчас активно идет процесс накопления новых знаний в этой области.

Субстраты, с которыми приходится иметь дело при очистке сточных вод, подразделяют на способные и не способные диффун­ дировать в биопленку.

Способность субстрата диффундировать означает, что он под действием молекулярной диффузии может попадать внутрь био-

тельное количество веществ обнаружено во фракции 0 ,01- 0,1 мкм. Однако значительную фракцию, отвечающую интервалу 0 ,1 -1 мкм,

относят не к взвешенным, а к «растворенным» компонентам, которые, тем не менее, безусловно не способны диффундировать в биопленку.

Условием удаления недиффундирующих веществ является их внеклеточное разложение до веществ, способных далее диффун­ дировать внутрь биопленки, где они будут претерпевать мине­ рализацию при окислении кислородом. Внеклеточное разложение называют общим термином «гидролиз» (см. гл. 3, разд. 3.2.2).

Существует две теории гидролиза в реакторах с биопленками.

А дсорбция частиц. В соответствии с этой теорией части­

цы адсорбируются на поверхности биопленки в результате их диффузии из толщи воды к поверхности, осаждения и захвата шероховатой или ворсистой поверхностью биопленки [20]. Такой подход позволяет дать лишь качественное описание адсорбции, но ни методами проверки его обоснованности, ни каким-либо кинетическим описанием процесса мы не располагаем.

Внеш ний гидролиз. Внеклеточные ферменты бактерий диф­ фундируют из биопленки в толщу воды, где и происходит гидролиз. Продукты гидролиза затем диффундируют в биопленку и там разлагаются. Этот механизм был экспериментально продемонстри­ рован на примере крахмала, не способного диффундировать внутрь биопленки. Кинетические уравнения, описывающие этот механизм, в упрощенном виде рассматриваются ниже.

Уравнение баланса для недиф ф ундирую щ его вещ ества (например, крахмала) в реакторе идеального перемешивания:

где X R — недиффундирующее вещество, VV,XR — объемная скорость гидролиза. Считаем, что процесс гидролиза описывается реакцией первого порядка по отношению и к Xs и к SE (концентрация ферментов в толще воды).

где кв — это константа гидролиза.

Ферменты образуются в биопленке с удельной скоростью на единицу площади поверхности г а ,е - Предполагается, что они не попадают в реактор в сколько-нибудь заметном количестве вместе с подаваемым стоком и не выводятся из реактора после завершения

процесса очистки. Это приводит к следующему уравнению баланса для ферментов:

диффундирующую форму.

Следует отметить, что время удерживания V 2/Q I и гидрав­

лическая нагрузка биопленки QI /A 2* не могут в данном случае использоваться раздельно для описания нагрузки. Для этого вводится обобщенный параметр нагрузки Q iA A jV ^). На рис. 5.23 показана зависимость степени гидролиза от этого параметра.

Теперь можно записать уравнение баланса ди ф ф ун ди рую ­

Кроме нагрузки по диффундирующему веществу, поступающе­ му в реактор с обрабатываемым стоком, при гидролизе вещества в реакторе образуется дополнительная нагрузка. Принимается, что биопленка имеет достаточно большую толщину и что диффундиру­

ющее вещество удаляется в результате реакции, порядок которой

1/2.

Кинетические уравнения, приведенные в разд. 5.5 для реакций на биофильтре, можно непосредственно применить и в этом случае,

если записать концентрацию вещества на входе в систему как

Степень гидролиза

гидролиза 1,0 .

В реакторе с биопленкой удаление веществ определяется только доступной площадью поверхности биопленки и не зависит от объема реактора. При гидролизе объем рассматривается как пере­ менный параметр, поскольку ферменты вымываются из реактора. Если объем сокращается, то соответственно уменьшаются степень гидролиза, SD ,3 и скорость удаления вещества в расчете на единицу

площади поверхности.

Этот эффект усиливается в связи с тем, что образование ферментов зависит от скорости удаления вещества в биопленке:

га ,е ос /?Ь.

Суменьшением объема степень гидролиза падает еще сильнее из-за уменьшения величины гд.е .

реактора была бы больше (1000 м2/м3), то общий объем реактора снизился бы до 0,5 м3.

В данном случае лимитирующей стадией процесса является гидролиз.

5.12. Д етальное м оделирование

До сих пор описывая происходящие в биопленке процессы, мы пользовались такими упрощенными приближениями, что могли решать все уравнения в аналитическом виде, просто пренебрегая отношениями между многими параметрами. Такой подход имеет определенные преимущества: он облегчает понимание и позволяет получить общее представление о проблеме. Но чем сложнее процесс, тем сложнее найти приемлемые упрощения и аналитические реше­ ния. Рассматривая сложный процесс, можно воспользоваться де­ тальным детерминистским моделированием, открывающим двери еще не вполне привычному миру усложненных дифференциальных уравнений, усложненных функциональных выражений и таких решений, которые трудно понять и которые получить можно лишь компьютерными расчетами. Однако необходимость в приближении к реальной ситуации, а следовательно, и необходимость в таких моделях для научных исследований, а в ближайшем будущем и для проектирования несомненна.

Последующее изложение в основном соответствует материа­ лу, приведенному в работе [22]. На рис. 5.25 показан фрагмент

биопленки и введены соответствующие обозначения. Биопленка представлена несколькими фазами — это вода, твердое вещество и, возможно, воздух. Под концентрацией вещества Cki понимают количество вещества в единичном объеме соответствующей фазы. Объемная фракция твердого вещества £Гк — это объем твердого вещества к, находящегося в единичном объеме биопленки во всех фазах:

Это соответственно означает, что концентрация, распределенная по всему единичному объему, равна Cfi = £kCki, где Cfi— опреде­ ление модельной концентрации, которым мы пользовались до сих пор. Такое разграничение необходимо, если в системе сосуществуют несколько фаз, например, несколько твердых фаз и различные типы бактерий.

Дифференциальное уравнение для единичного объема биоплен­ ки можно записать как:

вещества i в фазе к в единице объема, ек — объемная фракция фазы k, Cki — концентрация вещества i в фазе к.

Первый член в данном уравнении (слева от первого знака равенства) — это частная производная средней концентрации по времени, которая складывается из производной концентрации и производной объемной фракции фазы. Первый член справа от вто­ рого знака равенства — это частная производная потока вещества через единичную поверхность, последний член уравнения выражает скорость удаления вещества в биопленке.

соответствующему уравнению, выведенному в разд. 5.1. Таким образом, хорошо известные уравнения обобщены для фазы и компонента, а также для пространства и времени.

Процесс описывается известной матрицей параметров (см.,

(например, в результате роста бактерий), индекс 1 отвечает пара­ метрам соответствующим одной стороне поверхности, индекс 2 —

параметрам, соответствующим другой ее стороне.

Рис. 5.25. Расчет массового баланса на участке границы водной фазы и биопленки [22].

Первый член в правой части уравнения описывает транспорт вещества при движении поверхности раздела, второй член — поток к поверхности и от нее, третий член — скорость реакции на поверхности (например, адсорбция частиц (знак плюс) или эрозия поверхности (знак минус)). Рассмотрим граничные условия на следующем простом примере.

Профиль концентрации, как описывалось ранее, имеет горизон­ тальную касательную.

Стационарная поверхность в отсутствие реакции:

ui = 0 , rA,ki = 0

jkil = jki2

Диффузия вещества в пленке с обеих сторон должна быть одинаковой, поскольку в принятых приближениях накопления вещества в биопленке не происходит.

Если известны кинетические закономерности процессов, с по­ мощью этих уравнений можно описать изменение параметров во времени и пространстве, различный состав фазы (например, типы бактерий) и конкретные граничные условия. Однако решать эти дифференциальные уравнения для конкретных практических условий непросто. Сегодня в этих целях используются компью­ терные программы, специально разработанные для решения таких уравнений применительно к биопленкам [23]. Применение подобных программ для анализа, определения функциональных характери­ стик и проектирования, несомненно, будет расширяться.

В следующей главе будет рассмотрен пример использования подобной программы.

Ли тер а тур а

1.Harremois Р., The Significance of Роге Diffusion to Filter Denitrification: WPCF, 48, 377-388 (1976).

2.Наггетоёв P.} Riemer M., Pilot-Scale Experiments on Down-Flow Filter Denitrification. Prog. Wafer Technol.j 8, (4/5), 557-576 (1977).

3.Harremoes P., Riemer M., Report on Pilot Studies of Denitrification in Down-flow Filters. Department of Environmental Engineering, Technical University of Denmark, Lyngby, Denmark (1975).

4.Harremoes P., Biofilm kinetics. Chapter 4 in: Mitchell, R. (ed.): Water Pollution Microbiology, 2, pp. 71-109. John Wiley & Sons, New York, N.Y. (1978).

5.Perry J., Chemical Engineers Handbook, McGraw-Hill, New York, N.Y. (1963).

6.Siegrist H., Gujer W., Mass transfer Mechanisms in a Heterotrophic Biofilm. Water Res.f 19, 1369-1378 (1985).

7.Jansen J. la Cour, Kristensen С.Я., Fixed Film Kinetics —dentrification in fixed films. Department of Environmental Engineering, Technical University of Denmark, Lyngby. (Report 80-59) (1980).

8.Onuma M., Omura, T., Mass-transfer Characteristics with Microbial Systems. Water Sci. Technoi, 14 (6/7), 553-568 (1982).

9.Steels I. Я., Design Basis for the Rotating Disc Proces. Effluent Water Treatment J., 14, 431-445 (1974).

10.Murphy K. L.} Wilson R. W., Pilot Plant Studies of Rotating Biological Contactors Treating Municipal Wastewater, Prepared for the Central Mortgage and Housing Corporation. International Environmental Consultans Ltd., Toronto, Ontario (1978).

11.Autotrol Corporation. Wastewater Treatment Systems. Manufacturers Design Manual, Autotrol Corp., Section C. South Lake Tahoe, NV, USA (1976).

12.Envirodisc Corporation. Rotating Disc Wastewater Treatment. Manufacturers Design Manual. USA (1977).

13.Ahlberg R. N., Kwong T. S., Process Evaluation of a Rotating Biological

14.Abwassertechnische Vereinigung. Biologische und weitergehende Abwasserreinigung (Biological and advanced wastewater treatment). 4th ed. Ernst & Sohn, Berlin (1997).

15.Harremoes P., Henze M., Arvin E., Dahi E., Teoretisk vandhygiejne. (Water Chemistry) 4th ed. Polyteknisk Forlag, Lyngby, Denmark (1994).

16.Gonenc E., Nitrification on Rotating Biological Contactors. Department of Environmental Engineering, Technical University of Denmark, Lyngby, Denmark (1982).

17.Iwai S., Oshino Y., Tsukada T., Design and Operation of Small Wastewater Treatment Plants by the Microbial Film Process. Water Set. TechnoL, 22, (3/4), 139-144 (1990).

18. Levine A. D., Tchobanoglous G., Asano, T., Characterization of the Size Distribution of Contaminants in Wastewater Treatment and Reuse Implications. J. WPCF, 57, 805-816 (1985).

19.Jansen J. la Cour, Fixed Film Kinetics —kinetics of soluble substrates. Ph. D. Thesis. Department of Environmental Engineering, Technical University of Denmark, Lyngby. (Report 81-35) (1982).

20.Bouwer E. J., Theoretical Investigation of Particle Deposition in Biofilm Systems. Water Res., 21, 1489-1498 (1987).

21.Larsen T. A., Degradation of Colloidal Organic Matter in Biofilm Reactors. Ph. D. Thesis. Department of Environmental Engineering, Technical University of Denmark, Lyngby, Denmark (1991).

22.Characklis W. G. et al, Modelling of Biofilm Systems. IAWPRC Task Group on Modelling of Biofilm Systems, Institute of Process Analysis, Montana State University, Bozeman, MT (1989).

23.Reichert P., Ruchti J., Wanner О., Biosim Interactive Program for the Simulation of Dynamics of Mixed Culture Biofilm systems. Swiss Fed. Inst. Wat. Resources and Wat. Poll. Control., Duebendorf, Switzerland (1980).

24.Watanabe Y., Ishiguro M., Denitrification Kinetics in a Submerged Rotating Biological Disk Unit. Prog. Water Technol., 10, (5), 187-195 (1978).

25.Ekama G. A. et al., Secondary settling tanks: Theory, Modelling, Design and Operation. IAWQ London. (IAWQ Scientific and Technical Report No.6) (1997).