Влияние нарастания биопленки на процесс псевдоожижения

Микроорганизмы, метаболизирующие аммоний и другие растворенные отходы, образуют биопленку, которая покрывает песчинки. В своих работах, Cooper и Atkinson (1981), Shieh с коллегами (1981) и Chang с коллегами (1991) детально смоделировали нарастание биопленки и захват ими наполнителя. Толщина биопленки зависит от сложного баланса между двумя конкурирующими процессами:

1. скорость нарастания биопленки и 2. её физическое стирание. Скорость нарастания зависит от конструкции фильтра, возраста микроорганизмов, а также типа, концентрации и загрузки наполнителя. Физическое стирание биопленки зависит от интенсивности водного потока, столкновения между частицами, столкновения частиц со стенкой емкости. Эти процессы запутаны, потому что механизмы нарастания и стирания биопленки взаимосвязаны.

Нарастание микроорганизмов увеличивается с возрастанием объема песка и ведет к снижению эффективной плотности покрытых биопленкой песчинок. В свою очередь, это вызывает увеличение объема песочного слоя и степени псевдоожижения. Усиление псевдоожижения в условиях нарастания биопленки принимает особую важность, когда в FSB фильтре используется тонкодисперсный песок (D₁₀ = 0.15 – 0.3 мм). Это связано с тем, что толщина биопленки может стать больше диаметра самой песчинки. Следовательно, степень псевдоожижения достигнет 200% и более. Кроме того, удержание твердых веществ биологического происхождения особенно велико в FSB, где используется тонкодисперсный песок. Оно достигает более 35000 мг/л для летучей части взвешенных веществ (Tsukuda et al., 1997). Такие высокие значения обусловлены тем, что в FSB фильтре с тонкодисперсным наполнителем относительно слабая скорость поверхностного водного потока, поэтому стирание и вымывание биопленки незначительно по сравнению со слоем крупного наполнителя. Некоторая часть биопленки, тем не менее, отлетает от песчинок и уносится кверху FSB фильтра. Тем не менее, в аппаратах, где используется тонкая фракция песка, скорость водного потока недостаточна для подъема крупных кусков несвязанной биопленки над слоем наполнителя. Поэтому с течением времени нарастание усиливается. При необходимости, излишки твердых веществ биологического происхождения можно отсосать из сверху песочного слоя и, тем самым, предотвратить достижение и вымывание наполнителя из верхней части фильтра.

Использование крупной фракции песка (D₁₀ > 0.4 мм), с другой стороны, требует в 2-4 раза большей скорости водного потока для поддержания псевдоожиженного слоя (Tsukuda et al., 1997). Более высокая скорость потока и более крупные частицы песка повышают стирание биопленки и затраты на поддержание чрезвычайно тонкого биологического покрытия песчинок. Соответственно, удержание летучей части взвешенных веществ слабое и составляет 1600-3000 мг/л (Tsukuda et al., 1997). Удержание твердых частиц биологического происхождения в FSB фильтрах с крупнодисперсным наполнителем ослаблено, потому что высокая скорость водного потока вымывает значительную часть загрязнений кверху биофильтра.

Так как различные фракции песка подвергаются вертикальной стратификации в FSB фильтре (крупные – на дне, мелкие — сверху), характер нарастания биопленки имеет схожую тенденцию. В нижней части биофильтра биопленка сталкивается с максимальной загрузкой субстратом, самой крупной фракцией песка, низким расширением слоя и, вследствие сильной турбуленции между песчинками, наиболее сильным взаимодействием «частица-частица» и «частица-стенка». Верхняя часть FSB аппарата имеет самую низкую загрузку субстратом, самую тонкодисперсную фракцию песка, мощное псевдоожижение и слабое взаимодействие «частица-частица» и «частица-стенка». В итоге, вертикальная стратификация, по крайней мере, в биофильтрах с тонкой фракцией субстрата, управляется физическими механизмами на дне песочного слоя и механизмами нарастания в его верхней части. Придонная часть фильтра состоит из относительно крупного песка, который покрыт настолько тонким слоем биопленки, что она не видна невооруженным глазом. В свою очередь, верхняя часть слоя состоит из фракции тонкодисперсного песка с толстым бактериальным наростом и конгломератов, включающих крупные твердые частицы биологического происхождения, в которых песок может отсутствовать. Срединная область фильтра, в зависимости от условий, содержит биопленки обоих типов. В фильтрах с псевдоожиженным субстратом, используемых в аквакультуре, может наблюдаться резкая граница, разделяющая слой с сильным механическим стиранием нароста и слой с высоким биологическим обрастанием. В системах культивирования личинок, характеризующихся низкой биологической нагрузкой, слой из конгломератов твердых органических частиц отсутствует даже в тонкодисперсном песке.

Конструкция биофильтра с псевдоожиженным наполнителем и его функциональность

FSB фильтры, используемые в аквакультуре, должны ежедневно удалять 100% общего аммонийного азота (TAN). Баланс масс, который вовлечен в расчет образования и удаления TAN, также должен использоваться для определения степени, с которой происходит водообмен через биофильтр, для поддержания концентрации TAN в емкости культивирования ниже обозначенной нормы. В большинстве случаев, баланс масс указывает на то, что биофильтр должен обрабатывать от 50 до 100% всего потока, проходящего через емкость культивирования. Циркулирующая вода, которая не была обработана биофильтром, обычно требует дополнительного введения кислорода или обеспечения более эффективного удаления углекислого газа.

Размер биофильтра (т.е. поперечная площадь и высота песочного слоя) и размер частиц песка обуславливают производительность аппарата. Выбор песка и желаемого подъема ложа также определяется скорость поверхностного потока υ₀. Как только величина водного потока (Q_biof, л/мин) через фильтр и υ₀ для данного песка определены, можно рассчитать площадь поперечного сечения (A_b), необходимую для псевдоожижения:

Если необходимо, диаметр емкости и диаметр песочного слоя подбирается так, чтобы можно было использовать определенный песок, доступный в данной местности.

Как правило, в FSB фильтр помещается от 1 до 2.5 метра песка. Высота слоя зависит от общей высоты аппарата, ограничений геометрии емкости, общего падения напора воды и расхода кислорода на работы биофильтра. В зависимости от ситуации, общий подъем псевдоожиженного слоя составляет 2-5 метров. Однако высота песочного слоя должна обеспечивать общий объем (под которым подразумевается объем экспандированного ложа) или общую площадь поверхности субстрата, достаточную для ежедневной утилизации 100% общего аммонийного азота.

Как резюмировали Timmons et al. (2002) и Summerfelt с Vinci (2004), самыми важными факторами в конструкции биофильтров являются (1) масса TAN, которая удаляется в день, т.е. поток веществ через фильтр и разница концентрации аммония перед и после попадания воды в аппарат; (2) эффективность удаления TAN (f_rem). Массу TAN, удаляемую в день, часто можно повысить, увеличив гидравлическую нагрузку (т.е. υ₀) в фильтре. Однако это приведет к падению эффективности удаления TAN, потому что сократится время удержания воды и возрастет масса поступающего TAN.

Концентрация TAN, выходящая из емкости культивирования (TAN_out, мг/л), контролируется f_rem TAN через биофильтр, средним ежедневным уровнем произведенного TAN, т.е. r_TAN (кг загрязнений в день), долей вторично используемой воды, т.е. R (безразмерна), и потоком проходящей через фильтр воды, т.е. Q_biof (л/мин) (Liao и Mayo, 1972):

Это уравнение выведено из баланса масс. Согласно ему, никакие загрязнения не должны накапливаться в емкости культивирования, обработанная вода не должна содержать TAN, а рециркуляционная система работает стабильно, т.е. поток воды, образование загрязнений и эффективность фильтрации относительно постоянны.

Большинство систем с рециркуляцией воды в районах с умеренным климатом вторично используют значительную долю водного потока (для сохранения воды нагретой) и ежедневно обновляют лишь 5 из 100% всего потока, что эквивалентно доле вторичного использования R ≥ 0,96. В таких системах накопление загрязнений преимущественно зависит от f_rem через узел фильтрации и уравнение имеет вид:

Приведенные уравнения должны использоваться для оценки потока воды, необходимого для достижения желаемого уровня TAN_out, когда возможна точная оценка f_rem биофильтра. Эффективность работы аппарата, полученная путем этих расчетов, основана на измерениях TAN на входе и выходе фильтра. При этом, измерения должны проводится в условиях, аналогичных тем, которые заложены в расчетах. Следующая часть статьи освещает f_rem через FSB фильтр, который находится в двух диапазонах, менее 0.1 и более 0.9, в зависимости от размера частиц песка. Результаты многочисленных исследований и практика коммерческого использования тонкой фракции песка в FSB говорят о том, что мелкий песок стабильно привносит высокую эффективность удаления TAN >80-90%. Другие типы биофильтров имеют свой специфический f_rem, который зависит от их конструкции и условий работы. Однако, обычно f_rem этих типов аппаратов в коммерческом секторе варьирует от 0.1 до 0.5. Когда концентрация TAN в емкости культивирования постоянна, f_rem оказывается низким в условиях высокой гидравлической нагрузки, чем даже в условиях относительно низкой. Повышение напора воды скорее приведет к возрастанию затрат энергии на перемещение количества воды, достаточного для достижения допустимых значений TAN. Переоценка f_rem биофильтра приведет к проектированию такой рециркуляционной системы, которая не способна поддерживать концентрацию TAN в емкости культивирования в пределах, заданных проектом.

Скорость нитрификации и эффективность удаления аммония

Общая площадь поверхности, доступна для прикрепления бактерий, является главным параметров, который используется для определения массы удаляемого биофильтром TAN. Однако FSB фильтры ставят интересную задачу, связанную с эффективным использованием площади поверхности, потому что специфическая площадь поверхности варьирует от 4000 до 20000 м²/м³. В статичном слое рыхлого песка (S_b) она относительно большая, так как обратно пропорциональна среднему диаметру песчинок (D₅₀):

S_b = [6*(1 — ε)]/ΨD₅₀                              (15)

, где ε – в статичном рыхлом слое составляет около 0.45, Ψ – 0.75, D₅₀ – рассчитывается по формуле:

D₅₀ = D₁₀*10^{0.83log10(UC)}                      (16)

В данном случае неясно, как точнее рассчитать нитрификацию в песке: основываясь на объеме экспандированного слоя или общей площади поверхности песка. Специфическая площадь поверхности песочного слоя настолько высока, что присутствие агрегатов частиц биологического происхождения изменит взаимосвязь между способностью обрабатывать TAN и площадью поверхности. Поэтому общий объем экспандированного песочного слоя, вероятно, лучше отражает способность утилизации TAN биофильтра, чем общая площадь поверхности песка.

Размер песчинок влияет на специфическую площадь поверхности слоя, скорость воды, необходимую для псевдоожижения, время гидравлического удержания в фильтре, силы стачивания между покрытых биопленкой песчинками, а также нагрузку аммонием, кислородом и органикой, которые повременно приносятся в фильтр. Поэтому, в FSB аппарате размер частиц влияет на степень и эффективность удаления аммония, нитрита и расход кислорода, а также на толщину биопленки и накопление биологических загрязнений в песочном слое.

Таблица 4. Средняя концентрация (± ошибка средней) растворенного кислорода, общего аммонийного азота, нитрита в притоке и оттоке тестовой колонны (Tsukuda et al.,1997)

Параметры	Концентрация в притоке (мг/л)	Концентрация в оттоке (мг/л) и эффективный размер песчинок
		0.23 мм	0.45 мм	0.60 мм	0.80 мм
Растворенный кислород	10.05±0.16	5.69±0.19	9.08±0.24	9.54±0.21	9.61±0.15
Общий аммонийный азот	0.62±0.04	0.07±0.02	0.55±0.04	0.57±0.04	0.57±0.05
Нитрит	0.038±0.002	0.067±0.005	0.061±0.004	0.051±0.004	0.045±0.006

Эффективность нитрификации на единицу площади поверхности зависит от доступной площади субстрата, концентрации субстрата, нагрузки, перехода массы песка в покрытую биопленкой и наоборот, фазы развития биопленки (lag, log, стационарный период и отмирание), конкуренции гетеротрофных бактерий за пространство и кислород. Эффективное использование площади поверхности песка обусловлено псевдоожижением слоя, путем взмучивания и вращения всех песчинок. Т.е. весь субстрат должен перейти во взвешенное состояние.

Эффективность перехода массы в покрытую биопленкой возрастает в псевдоожиженном слое, потому что турбуленция и высокие скорости, необходимые для подъема ложа, снижают толщину застойных зон, окружающих биопленку. Возраст пленки можно контролировать путем удаления старого песка сверху фильтра и внесением чистого песка, либо выбором песка такого диаметра, который обеспечивал относительно тонкий, прочный слой биопленки без прогрессивных колебаний роста и гниения. Пробковый режим течения (жесткое течение) через FSB фильтр также увеличивает эффективность удаления TAN по сравнению с проточным реактором полного смешения (Watten and Sibrell, 2005).

Далее в статье приводятся несколько работ, посвященных изучению нитрификации в FSB аппаратах в тепловодных рециркуляционных системах для выращивания лососевых.

Пилотный проект оценки четырех образцов песка различного размера (Tsukuda et al.,1997)

Tsukuda с коллегами в 1997 году докладывал об экспериментах с модельным FSB фильтром, который работал параллельно с установленным FSB фильтром в холодноводной рециркуляционной системе, где выращивалась радужная форель. В течение 8 недель проводились испытания с использованием двенадцати колон диаметром 10 см, в которых определялся уровень нитрификации и её эффективность четырех образцов песка: D₁₀ = 0.23, 0.45, 0.60 и 0.80 мм. Каждый опыт повторялся три раза при неизменных скоростях 0.82, 1.8, 2.8 и 3.8 см/сек, соответственно. Двенадцать FSB фильтров оставляли работать в течение 15 недель для развития нитрифицирующих биопленок. В ходе эксперимента регистрировали уровень TAN, нитрита-N, растворенного кислорода в каждой колоне. Средняя эффективность и степень удаления для каждого параметра представлены в таблицах 5 и 6. Концентрация TAN на выходе фильтра с тонкой фракцией песка составила 0.06 мг/л, тогда как аппараты с крупной фракцией – достигали – 0.55-0.57 мг/л. Эти данные четко указывают на то, что мелкий размер песчинок (D₁₀ = 0.23 мм) позволяет удалить бо’льший процент TAN, т.е. удаляется 89%, тогда как более крупные песчинки способны удалить лишь 8-11% TAN на каждый цикл прохождения воды через FSB фильтр. Однако результаты ничего не говорят от том, от чего больше зависит удаление TAN – от объема экспандированного ложа или площади поверхности субстрата. Удаление TAN на единицу экспандированного песочного слоя варьирует от 0.19 до 0.41 кг NH₄/м³/день через все четыре образца песка.

Таблица 5. Средняя эффективность удаления (±ошибка средней) растворенного кислорода и общего аммонийного азота при посредничестве четырех различных типов песка (Tsukuda et al.,1997)

Параметр	Эффективность удаления (%) и эффективный размер частиц
	0.23 мм	0.45 мм	0.60 мм	0.80 мм
Растворенный кислород	43±1	10±1	5±1	4±1
Общий аммонийный азот	89±2	11±2	8±2	8±3

Таблица 6. Средняя величина удаления аммония (±ошибка средней) при посредничестве четырех различных типов песка (Tsukuda et al., 1997)

Удаление общего аммонийного азота	Эффективный размер песчинок
	0.23 мм	0.45 мм	0.60 мм	0.80 мм
г/день	8.0±0.5	2.2±0.3	2.5±0.5	3.2±1.2
кг/м3, экспандированной биопленкой в день	0.41±0.03	0.19±0.03	0.31±0.06	0.39±0.15
кг/м3, чистым статичным слоем в день	1.5±0.09	0.48±0.07	0.45±0.09	0.56±0.21
г/м2, чистым песком в день	0.13±0.01	0.06±0.01	0.08±0.02	0.13±0.05

Полномасштабное исследование нитрификации в FSB фильтре в присутствии или отсутствии внутреннего механизма очистки биопленки

На коммерческих очистных сооружениях устройство очистки биопленок используется для соскребания толстой пленки с песка с начала 1970-х годов. Однако в системах с рециркуляцией воды контроль подъема песочного слоя обычно осуществляется путем простого отсасывания излишек псевдоожиженного слоя, когда он достигает 0.3-0.6 метра от выхода из фильтра. В ходе 360 дней исследования, проведенного в TCFFI, авторы S. Summerfelt, M. Durant и D. Bullock оценили механизм очистки толстых биопленок в FSB фильтре с целью управления подъема песочного слоя и снижения размера твердых частиц биологического происхождения.

Экспериментальная горизонтальная сеть труб имела диаметр 1.52 и длину 2.44 метра. Система работала в рециркуляционной установке по выращиванию лососевых. В ходе работы средняя биомасса форели составила 814 кг (вследствие посадки и вылова рыбы, масса варьировала от 684 до 981 кг), а еженедельная масса вносимого корма – 174 кг. Насос использовался для проталкивания твердых органических частиц, которые скапливались от верхней части слоя и вплоть до дна, где жидкость приводила к очень сильному стачиванию. Мелкая погружная помпа использовалась для перемещения относительно крупных био-частиц от верхней части песочного слоя к его основанию, где силы стачивания были максимальными. В течение 230 дней работы и действия абразивного воздействия песка помпа не изнашивалась. Концентрации аммония, нитрита и кислорода в биофильтре измерялись на входе и на выходе биофильтра примерно три раза в неделю. Образцы песка собирались еженедельно с трех различных глубин. Анализировалась степень их чистоты и общий диаметр крупных частиц биологического происхождения. Эти частицы были похожи на крупные коричневые куски творога. Данные собирались в период, когда механизм очистки биопленок ещё не был подключен и после его подключения.

Полученные результаты сравнивались. Исследование показало, что FSB фильтр имеет вертикальную стратификацию песка по размеру, био-частиц по диаметру и степени расширения песочного слоя. Кроме того, диаметр крупных твердых частиц биологического происхождения можно уменьшить за счет механизма очистки биопленок. Прокачка биочастиц сверху до основания песочного слоя должна повысить возможность стачивания пленок, потому что на дне протекают более тесные механические взаимодействия. Они порождаются движением импеллера насоса, самим дном фильтра и более крупным размером песчинок, локализованных в нижней части слоя. Условия турбулентности и струи воды в месте её поступления на дне песочного ложа также способствуют стачиванию биопленок. В контрольных экспериментах и опытах с включенным механизмом очистки пленок общая высота песка и твердых частиц биологического происхождения составляла в среднем 1.93±0.01 и 1.76±0.03 метра, соответственно. Однако этот механизм также способен поддерживать стабильную высоту слоя без необходимости отсасывания биологических загрязнений из его верхней части.

Концентрация TAN и нитрита в покидающем FSB фильтре потоке составили 0.08 и 0.12 (в отсутствии механизма очистки пленок), и 0.04 и 0.07 мг/л (в присутствии механизма очистки пленок), соответственно. Кроме того, эффективность и степень удаления TAN для контрольных экспериментов и опытных были сопоставимы, т.е. эффективность – 88 и 82%, а степень удаления – 164 и 146 г TAN в день на кубический метр экспандированного слоя, соотвественно.

Таблица 7. Диаметр (среднее ± ошибка средней) чистого песка и агрегатов биологического происхождения, скапливающихся в верхнем, среднем и нижнем слое FSB фильтра
Примерное расширение песочного слоя показано для колонны диаметром 10.2 см при скорости поверхностного потока 0.63 см/сек.

	Средний размер песчинок (мм)	Диаметр агрегатов биологического происхождения (мм)	Уровень подъема псевдоожиженного слоя
Система очистки включена
Верхний слой	0.289±0.004	1.096±0.077	257±18
Средний слой	0.319±0.005	1.706±0.114	203±13
Нижний слой	0.420±0.004	отсутствуют	59±7
Система очистки отключена
Верхний слой	0.305±0.004	0.887±0.044	231±20
Средний слой	0.330±0.003	0.936±0.031	207±11
Нижний слой	0.430±0.004	отсутствуют	68±4

Авторы работы заключили, что, не смотря на эффективность механизма очистки пленок с точки в контроле высоты песочного слоя и сохранение характеристик биофильтра, он нежелателен, потому что повышает стачивание биопленок и вымывание тонкодисперсных биочастиц из аппарата. Эти частицы контактируют с жабрами и нарушают их работу. С другой стороны, некоторые виды рыб толерантны к высокой концентрации взвешенных частиц в воде.

Полевое полномасштабное исследование нитрификации фильтра CycloBio Summerfelt et al., 2004b)

В течение двух лет в стенах Института Пресных вод в Шепердстауне изучалась нитрификация в аппарате CycloBio (диаметр 2.74 метра, высота 6.0 метров). Фильтр устанавливался в рециркуляционной системе, где выращивались лососевые. В качестве субстрата наполнителя использовался кварцевый песок Parry Company 35/42 Richmond Dale диаметром D₁₀ ≈ 0.23 мм. Позднее, в течение следующих 8 месяцев наполнителем служил кварцевый песок #1 Mapleton с D₁₀ = 0.18 мм. В первой части исследования нитрификации, аппарат CycloBio включал грубую фракцию из двух образцов песка (т.е. 35/42 Richmond Dale), а весь водный поток (примерно 4500-4800 л/мин) прокачивался от основания и к верхней части фильтра. Во второй части работы в него засыпался тонкодисперсный кварцевый песок (#1 Mapleton) и лишь поддерживался водный поток на уровне 60% от максимального, т.е. примерно 2700 л/мин. Остальные 40% обходили CycloBio и направлялись прямиком вверх каскада аэрационных колон. Изначально, подъем «чистого» песка составил примерно 40% в первом исследовании и 60% во втором. Однако после формирования биопленки общая высота псевдоожижения возрастала до 4.37 метров (190%) и 5.27 метров (216%), соответственно. Путем постоянного отсасывания биопленок сверху песочного слоя его высота поддерживалась на уровне, который был ниже этих значений. Скорость υ₀ через аппарат CycloBio составлял примерно 1.36 см/сек и 0.77 см/сек, соответственно.

Таблица 8. Концентрация поступающего и уходящего из биофильтра общего аммонийного азота (TAN), нитрит-азота, кислорода. Эффективность и степень удаления озвученных веществ с включенной и отключенной системой очистки биопленок

	Поступление в биофильтр (мг/л)	На выходе из биофильтра (мг/л)	Эффективность удаления (%)	Степень удаления (г/день/м3 экспандированного слоя)
Система очистки включена
TAN	0.63±0.02	0.12±0.02	82±2	146±8
Нитрит	0.10±0.02	0.07±0.02	90±2	157±9
Кислород	10.0±0.2	6.2±0.2	38±2	1070±80
Система очистки отключена
TAN	0.66±0.01	0.08±0.01	88±1	164±5
Нитрит	0.06±0.00	0.04±0.00	94±0	169±5
Кислород	9.4±0.3	4.5±0.2	50±3	1380±140

Таблица 9. Показатели нитрификации при использовани двух типов песка в фильтре CycloBio 1 FSB (Summerfelt et al.,2004b)

Параметр	Песок #1 Mapleton		Песок 35/42 Richmond Dale
	1.1% обновление воды	6.4% обновление воды	3.4% обновление воды	8.4% обновление воды
Общий аммонийный азот
поступление в биофильтр, мг/л	1.49±0.04	1.18±0.04	1.68±0.02	1.07±0.11
отток из биофильтра, мг/л	0.22±0.01	0.09±0.01	1.02±0.05	0.38±0.01
ΔTAN, мг/л	1.24±0.03	1.09±0.03	0.660±0.066	0.69±0.10
эффективность удаления TAN, %	83.1±0.2	92.2±0.7	39.3±3.5	64.2±2.9
степень удаления TAN, г/день/м3 экспандированного слоя	160	140	170	170
Нитрит
поступление в биофильтр, мг/л	0.28±0.03	0.06±0.00	0.72±0.02	0.27±0.02
отток из биофильтра, мг/л	0.25±0.07	0.02±0.00	0.74±0.01	0.31±0.01
Растворенный углекислый газ
поступление в биофильтр, мг/л	25±0	20±2	—	—
отток из биофильтра, мг/л	28.5±2	28±2	—	—
ΔCO2, мг/л	4±2	8±1	—	—
Растворенный кислород
поступление в биофильтр, мг/л	9.4±0.1	10.9±0.4	—	—
отток из биофильтра, мг/л	2.5±0.0	4.6±0.1	—	—
ΔO2, мг/л	6.9±0.2	6.4±0.3	—	—
Растворенный органический углерод
отток из биофильтра, мг/л	7.4±0.1	2.7	8.1±0.1	4.1±0.7
обновление воды, % от общего потока	1.1±0.0	6.4±0.1	3.4±0.1	8.4±0.3
кормление, кг/день	126.4±3.1	136.7±11.7	143.2±4.6	152.7±0
водный поток через фильтр, л/мин	2696±17	2716±6	4497±11.5	4447±0
высота песочного слоя, м	5.27±0.01	5.27±0.01	4.37±0.01	4.37±0.01

Фильтр, наполненный кварцевым песком #1 Mapleton, имел эффективность удаления TAN >80-90% при каждом прохождении воды через него. Обычно восполнение циркулирующей воды составляло 4-8% от всего водного потока, и в этих условиях эффективность удаления TAN достигала 92.2±0.7%, а нитрита – 0.06±0.00 мг/л. Когда поток восполняемой воды снижался до 1% от общего потока, концентрация растворенного органического углерода возрастала примерно до 7.4±0.05 мг/л, эффективность удаления TAN падает до 83.1±0.2%, концентрация нитрита возрастала до 0.28±0.03 мг/л. Концентрация растворенного кислорода в фильтре никогда не была лимитирующим фактором, потому что его расход для аппарата с тонкодисперсным песком составлял 6.4-6.9 мг/л при кормлении рационом в количестве 137 кг/день.

С грубой фракцией песка (35/42 Richmond Dale, D₁₀ ≈ 0.23 мм) фильтр CycloBio обычно поддерживал эффективность удаления TAN на уровне 64.2±2.9% и концентрацию нитрита 0.31±0.01 мг/л при высокой кормой нагрузке (152.8 кг/день). Когда поток восполняемой воды снижался до 3.4% от всего потока, концентрация растворенного органического углерода возрастала до 8.1±0.1 мг/л, эффективность удаления TAN падала до 39.3±3.5%, а концентрация нитрита поднималась до 0.74±0.01 мг/л.

Эти данные указывают на то, что ограничение поступления свежей воды приводит к накоплению органического углерода, снижению эффективности удаления TAN и устойчивому возрастанию нитрита и TAN. Особенно это заметно при использовании менее эффективного субстрата (крупнозернистого песка). Однако удаление TAN варьировало от 140 до 170 г/день/м³ экспандированного ложа во всех экспериментальных условиях.

Обобщение результатов по изучению нитрификации

Данные, полученные в ходе двух полевых полномасштабных исследований, освещенных выше, указывают на то, что эффективность удаления TAN зависит от размера песчинок (Tsukuda et al., 1997; Summerfelt et al., 2004b). Эти работы подтверждают возможность увеличения эффективности удаления TAN до >80-90% при использовании мелкого песка (т.е. υ₀ ≈ 0.63-0.77 см/сек). Замена субстрата на более крупнозернистый приводит к резкому снижению эффективности удаления TAN. Данные двух исследований также свидетельствуют о том, что удаление TAN в количестве 140-170 граммов в день на м³ экспандированного песочного слоя обеспечивается в широком диапазоне условий холодноводных рециркуляционных систем. В экспериментах с тестовыми колонами достигались значения удаления TAN — 400 г/день/м³ экспандированного слоя.

В своих работах, Thomasson (1991), Monaghan et al. (1996), и Shea et al. (1997) изучили нитрификацию в условиях тепловодных систем при использовании в FSB фильтрах крупно-зернистого песка. Было показано, что в теплой воде удаление TAN варьирует от 0.6 до 1.0 кг/день/м³ экспандированного слоя (Timmons and Summerfelt, 1998). Оптимальный размер песчинок для использования в тепловодных системах (температура 25-30 °C) составил 0.5-0.7 мм, т.е. песка на 20-40 меш (меш – число отверстий сита на линейный дюйм) до 16-30 меш. Псевдоожижение песка составило примерно 50% при скоростях (υ₀) 2.0 и 3.2 см/сек, соответственно.

Образование углекислого газа и расход кислорода

[user]

Нитрифицирующие бактерии и гетеротрофные микроорганизмы фильтра дышат, соответственно, продуцируют углекислый газ и расходуют кислород. Образование растворенного углекислого газа в биофильтре может быть оценено посредством измерения концентрации растворенного кислорода и TAN, удаляемого из воды. На каждые 1 мг/л TAN, удаленные погруженным биофильтром, требуется 4.6 мг/л кислорода и образуется 5.9 мг/л углекислого газа. Кроме того, из 1мг/л потребляемого кислорода образуется 1.38 мг/л углекислого газа.

В ходе исследования в Шеппертауне (Summerfelt, Sharrer, 2004), FSB фильтр продуцировал 4.1±0.2 мг/л углекислого газа и удалял 0.51±0.02 мг/л TAN и 3.8±0.2 мг/л растворенного кислорода. В тоже время, рыба выделяла 6.9±0.4 мг/л углекислого газа в систему. Таким образом, FSB аппарат продуцирует примерно 37% всего углекислого газа в рециркуляционной системе, где выращиваются лососевые. В более загруженном фильтре, описанном Summerfelt et al. (2004b), продукция растворенного углекислого газа достигала 8 мг/л. Кроме того, согласно результатам работ, освещенным выше, концентрация растворенного кислорода, покидающего биофильтр, очень низкая и варьирует от 2.5 до 6.2 мг/л. В холодноводной системе приблизительно 60% растворенного кислорода расходуется на протекание нитрификации в FSB биофильтре. Поэтому, исходя из того, что на удаление TAN пошло 60% растворенного кислорода, заключаем, что на каждые 1 мг/л удаляемого TAN фильтр расходует примерно 7.7 мг/л (= 4.6 мг/л DO/0.6) кислорода. Следовательно, недостаток кислорода в FSB фильтре может стать проблемой, когда желаемая степень удаления TAN высока, т.е. более 0.8-1.2 мг/л. Эта величина зависит от поступления кислорода в фильтр, поэтому, как в холодноводной, так и в тепловодной системе концентрация кислорода в поступающей воде должна достигать уровня насыщения. Согласно более традиционных технологий обработки воды в биофильтре (Zhu and Chen, 2002), растворенный кислород становится лимитирующим фактором удаления TAN из погруженного биофильтра, когда соотношение растворенного кислорода и TAN становится менее 1.5-2.0. Поэтому, если концентрация TAN, покидающая FSB биофильтр, была 1.0 мг/л, в отходящем потоке концентрация кислорода должна составлять 1.5-2.0 мг/л. В описанной выше системе, где в качестве субстрата выступала тонкая фракция песка, TAN на выходе из фильтра составлял менее 0.3 мг/л, поэтому концентрация растворенного кислорода должна быть не менее 0.6 мг/л.

Непосредственно после биофильтра обычно ставятся каскад аэрационных колоны для снижения концентрации растворенного углекислого газа и доведения концентрации растворенного кислорода до насыщения. Это позволяет измерить расход кислорода и продукцию углекислоты при прохождении воды через емкости культивирования и фильтр.

[/user]

Эксплуатация биофильтра с псевдоожиженным песочным слоем

Контроль роста пленок

Биологическое обрастание субстрата приводит к росту песочного слоя. При этом равновесие между ростом и отмиранием никогда не наступает, поэтому, во избежание вымывания обросшего пленкой песка, приходится контролировать этот процесс. Свободная зона между верхом псевдоожиженного слоя и выходом из фильтра имеет высоту 0.3-1.0 метра и служит для контроля утечки биочастиц. Биологическое обрастание особенно актуально в случае тонкодисперсного песка (т.е. D₁₀ менее 0.3 мм), потому что биофильтры работают на скоростях υ₀, недостаточных для подъема крупных частиц с наросшими биопленами. Поэтому, со времнем, псевдоожиженный слой становится больше. Когда D₁₀ песчинок превышает 0.6 мм, биологические загрязнения не накапливаются в экспандированном песочном слое, однако отходящие биопленки иногда скапливаются отдельно над песочным слоем.

Покрытый биопленками песок находится в псевдоожиженном состоянии, поэтому его легко можно отсосать сифоном и снять верхний загрязненный слой. Таким образом, подъемом уровня ложа можно управлять за счет отсасывания загрязнений, либо очисткой пленок путем усиления физических сил стачивания (механизм очистки пленок).

Отсасывание сифоном легкий и часто используемый способ контроля высоты слоя. Оно особенно легко проходит в случае крупного песка (D₁₀ ≥0.6 мм), потому что высота подъема слоя остается постоянной, и при отсасывании твердые частицы биологического происхождения практически свободны от песка. С другой стороны, сифонирование мелкого песка приводит к тому, что часть песчинок увлекается в сифон. Обычно каждые 1-2 года утрата песочного ложа восполняется. Тем не менее, обновление песка относительно малозатратная операция. Например, в Институте Пресных вод, Шепердстауне, биофильтр CycloBio потерял за 2 года работы примерно 50% песка крупной фракции. Его замена обошлась в 500-750$. Стоит отметить, что фильтр рассчитан на удаление TAN, образующегося при высокой кормовой нагрузке (200 кг в день).

Для предотвращения попадания мелкого песка в емкость с рыбами, рекомендуется добавлять новый песок, когда рыба отсутствует, либо предварительно взболтать новый песок для того, чтобы удалить тонкую фракцию.

Исследователи Института Пресных вод также изучили контроль обрастания с помощью внутреннего насоса, который направлял агрегаты частиц сверху к основанию песочного слоя, где силы стачивания максимальны. Механизм очистки биопленок эффективно поддерживал высоту слоя и снижал толщину пленок. Однако повышенное стирание пленок и вымывание тонких биочастиц из фильтр нежелательно, потому что они контактируют с жабрами рыб.

Контроль потока и избегание пузырей

Для сохранения постоянной высоты песочного слоя FSB фильтр должен работать в чрезвычайно узком диапазоне величин водного потока, т.е. ±10-30% от проектной. Кроме того, водный поток через аппарат не должен прекращаться на более чем 6-24 часа, в зависимости от условий. В противном случае возникают анаэробные условия, которые ведут к прекращению нитрификации. Когда, после 12 часов отключения, вода возобновляла движение, на выходе из биофильтра наблюдалось повышение концентрации TAN и взвешенных частиц. Поэтому, в данном случае, правильнее будет сливать весь поток воды, проходящий через FSB фильтр, либо некоторое время направлять его в обход бассейнов с рыбой.

Нежелательно попадание пузырьков воздуха в фильтр через негерметичные контакты труб или через увлечение их из сампа. Они нарушают работу аппарата, потому что направляются вверх и увлекают за собой песок и загрязнения.

Определение эффективности псевдоожижения песочного слоя

С первым запуском фильтра и псевдоожижением субстрата и затем регулярно 1 раз в месяц или, реже, 2 раза в год необходимо определять эффективность подъема и псевдоожижения песка. Для этого производится прощупывание основания аппарата шестом с целью определения высоты и расположения песочных насыпей, если они присутствуют. Оценка однородности псевдоожижения нужна для своевременного устранения неисправностей фильтра и загрязнения механизма распределения водного потока. Если песочные насыпи выше 0.3 метров, требуется прочистка механизма распределения водного потока.

Высота «беспленочного» песка также измеряется для установления его запасов в фильтре.

Механизмы прочистки сети распределения водного потока

Прочистка сети распределения водного потока требуется редко. Однако она абсолютно необходима, когда сеть забивается песком и дебрисом. Велика вероятность, что загрязнение труб возникает из-за неисправности клапана, препятствующего обратному току воды. Выше описано три из пяти возможных механизмов распределения потока и механизмов препятствующих загрязнению труб. К их числу относятся вертикальная сеть труб, горизонтальная сеть труб и CycloBio фильтр.

Например, в случае забития CycloBio, песок можно легко вычистить, открыв глухой бортик, прикрывающий доступ в кольцевую камеру и включив насос, питающий фильтр. Важно, чтобы этот бортик не убирался с входа в кольцевую камеру до момента полного слива воды емкости.

Боковые трубы горизонтальной распределительной сети легко очищаются от загрязнений. Сверху каждой боковой трубы снимается заглушка и вставляется шланг для промывки. Трубы можно прочистить отдельно, перекрыв каждую из них фентилем.
——
первая часть — продолжение: https://aquavitro.org/pesochnye-biofiltry-s-psevdoozhizhennym-sloem-1-chast/

[user]Литература
American Society for Testing and Materials (ASTM), 1985. Annual Book of ASTM Standards, vol. 04.02, Concrete and Mineral Aggregates ASTM, Philadelphia, PA.
American Water Works Association (AWWA), 1971. Water Quality and Treatment, 3rd ed. McGraw-Hill, New York, NY.
American Water Works Association (AWWA), 1990. Water Treatment Plant Design, 2nd ed. McGraw-Hill, New York, NY.
American Water Works Association (AWWA), 2004. Filter Media – Sand. AWWA Sourcebook AWWA, Denver, CO, p. 151.
Brazil, B.L., 2005. Performance and operation of a rotating biological contactor in a tilapia recirculating aquaculture system. Aquacult. Eng. 34 (3), 261–274.
Bullock, G., Hankins, J., Heinen, J., Starlipper, C., Teska, J., 1993. Quantitative and qualitative bacteriological studies on a fluidized sand biofilter used in a semi-closed trout culture system. Biological Report 17 U.S. Fish and Wildlife Service, Washington, D.C., 15 pp.
Chang, H.T., Rittman, B.E., Amar, D., Heim, R., Ehlinger, O., Lesty, Y., 1991. Biofilm detachment mechanisms in a liquid-fluidized bed. Biotech. Bioeng. 38, 499–506.
Cleasby, J.L., 1990. Filtration. In: Pontius, F.W. (Ed.), Water Quality and Treatment. 4th ed. American Water Works Association/ McGraw-Hill, New York, pp. 455–560.
Cooper, P.F., Atkinson, B., 1981. Biological Fluidized Bed Treatment of Water and Wastewater. Water Research Centre EllisHorwood, Chichester, UK.
Denn, M.M., 1980. Process Fluid Mechanics. Prentice-Hall, Englewood Cliffs, NJ.
Dharmarajah, A.H., Cleasby, J.L., 1986. Predicting the expansion of filter media. J. Am. Water Works Assoc. 78 (12), 66–76.
Ergun, S., 1952. Fluid flow through packed columns. Chem. Eng. Prog. 48 (2), 89.
Fan, K.-S., 1981. Sphericity and fluidization of granular filter media. Master’s Thesis, Iowa State University, Ames, IA.
Forsythe, A., Hosler, K.C., 2002. Experiences in constructing and operating cold water recirculating aquaculture facilities for salmon smolt production. In: Rakestraw, T.T., Douglas, L.S.,
Flick, G.J. (Eds.), Proceedings of the Fourth International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 325–334.
Goldman, J.N., Rosenau, J.R., 2000. Reissue of US Patent 5,330,652 (RE36,660). Fluidized bed reactor and distribution system. United States Patent and Trademark Office, Alexandria, Virginia.
Geldart, D., 1990. Estimation of the basic particle properties for use in fluid-particle process calculations. Powder Technol. 60, 1–13.
Greiner, A.D., Timmons, M.B., 1998. Evaluation of the nitrification rates of microbead and trickling filters in an intensive recirculating tilapia production facility. Aquacult. Eng. 18, 189–200.
Heinen, J.M., Hankins, J.A., Weber, A.L., Watten, B.J., 1996. A semi-closed recirculating water system for high density culture of rainbow trout. Prog. Fish Culturist 58, 11–22.
Holder, J., 2002. Retrofits of flow through to reuse/recirculation technology. In: Rakestraw, T.T., Douglas, L.S., Flick, G.J. (Eds.), Proceedings of the Fourth International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 335–345.
Jewell, W.J., 1990. Fundamentals and advances in expanded bed reactors for wastewater treatment. In: Tyagi, R.D., Vembu, K. (Eds.), Wastewater Treatment by Immobilized Cells. CRC Press, Boca Raton, FL, pp. 223–252.
Liao, P.B., Mayo, R.D., 1972. Salmonid hatchery water reuse systems. Aquaculture 1, 317–335.
Malone, R.F., Burden, D.G., 1988. Design of Recirculating Soft Crawfish Shedding Systems. Louisiana Sea Grant College Program, Center for Wetland Resources, Louisian State University,
Baton Rouge, LA. Manem, J.A., Rittman, B.E., 1992. The effects of fluctuations in biodegradable organic matter on nitrification filters. J. Am. Water Works Assoc. 84 (4), 147–151.
Monaghan, T.J., Delos Reyes, A.A., Jeansonne, T.M., Malone, R.F., 1996. Effects of media size on nitrification in fluidized sand filters. In: Aquaculture America’96 Book of Abstracts, World Aquaculture Society, Baton Rouge, LA, p. 110.
Montagne, M., 2004. The evolution of two warm water recirculating hatcheries used for propogation of endangered species in the upper Colorado River Drainage System. In: Rakestraw, T.T.,
Douglas, L.S., Correa, A., Flick, G.J. (Eds.), Proceedings of the Fifth International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 273–279.
Montgomery, J.M., Consulting Engineers, Inc., 1985. Water Treatment Principles and Design. John Wiley and Sons, New York.
Nam, T.K., Timmons, M.B., Montemagno, C.D., Tsukuda, S.M., 2000. Biofilm characteristics as affected by sand size and location in fluidized bed vessels. Aquacult. Eng. 22, 213–224.
Nijhof, M., 1995. Bacterial stratification and hydraulic loading effects in a plug-flow model for nitrifying trickling filters applied in recirculating fish culture systems. Aquaculture 134, 49– 64.
Shea, G.O., Timmons, M.B., Summerfelt, S.T., Tsukuda, S., 1997. Characterization of fluidized sand beds for warm water systems. In: World Aquaculture’97 Book of Abstracts, World Aquaculture Society, Baton Rouge, LA, p. 421.
Shieh, W.K., Sutton, P.M., Kos, P., 1981. Predicting reactor biomass concentration in a fluidized-bed system. J. Water Pollut. Control Federation 53, 1574–1584.
Summerfelt, S.T., 1996. Engineering design of a water reuse system. In: Summerfelt, R.C. (Ed.), Walleye Culture Manual, NRAC Culture Series 101. Central Regional Aquaculture Center Publication Center, Iowa State University, Ames, IA, pp. 277–309.
Summerfelt, S.T., Cleasby, J.L., 1996. A review of hydraulics in fluidized-bed biological filters. Trans. Am. Soc. Agric. Eng. 39 (3), 1161–1173.
Summerfelt, S.T., Sharrer, M.J., 2004. Design implication of biofilter carbon dioxide production withi recirculating salmonid culture systems. Aquacult. Eng. 32, 171–182.
Summerfelt, S.T., Vinci, B.J., 2004. Avoiding water quality failures. Part 2. Recirculating systems. World Aquacult. 35 (4) 9–11, 71.
Summerfelt, S.T., Wade, E.M., 1998. Fluidized-sand biofilters installed at two farms. Recirc Today 1 (1), 18–21.
Summerfelt, S.T., Hankins, J.A., Durant, M.D., Goldman, J.N., 1996. Removing obstructions: modified pipe-lateral flow distribution mechanism reduces backflow in fluidized-sand biofilters. Water Environ. Technol. 8 (11), 39–49.
Summerfelt, S.T., Bebak-Williams, J., Tsukuda, S., 2001. Controlled systems: water reuse and recirculation. In: Wedemeyer, G. (Ed.), Fish Hatchery Management. 2nd ed. American Fisheries Society, Bethesda, MD, pp. 285–395.
Summerfelt, S.T., Davidson, J.T., Waldrop, T., Vinci, B.J., 2003. Evaluation of full-scale carbon dioxide stripping columns in a coldwater recirculating system. Aquacult. Eng. 28, 155–169.
Summerfelt, S.T., Wilton, G., Roberts, D., Savage, T., Fonkalsrud, K., 2004a. Developments in recirculating systems for arctic char culture in North America. Aquacult. Eng. 30, 31–71.
Summerfelt, S.T., Davidson, J., Helwig, N., 2004b. Evaluation of a full-scale CycloBio fluidized-sand biofilter in a coldwater recirculating system. In: Rakestraw, T.T., Douglas, L.S., Correa, A., Flick, G.J. (Eds.), Proceedings of the Fifth International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 227–237.
Sutton, P.M., Mishra, P.N., 1991. Biological fluidized beds for wastewater treatment: a state-of-the-art review. Water Environ. Technol. 3 (8), 52–56.
Thomasson, M.P., 1991. Nitrification in fluidized-bed sand filters for use in recirculating aquaculture systems. Master’s Thesis. Louisiana State University, Baton Rouge, LA.
Timmons, M.B., Summerfelt, S.T., 1998. Application of fluidizedsand biofilters. In: Libey, G.S., Timmons, M.B. (Eds.), Proceedings of the Second International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 342–354.
Timmons, M.B., Helwig, N., Summerfelt, S.T., 2000. The Cyclone sand biofilter: a new design concept and field evaluation. In:
Libey, G.S., Timmons, M.B. (Eds.), Proceedings of the Third International Conference on Recirculating Aquaculture. Virginia Polytechnic Institute and State University, Roanoke, VA, pp. 222–226.
Timmons, M.B., Ebeling, J.M., Wheaton, F.W., Summerfelt, S.T., Vinci, B.J., 2002. Recirculating Aquaculture Systems, 2nd ed. Cayuga Aquaculture Ventures, LLC, Ithaca, NY.
Tsukuda, S.M., Hankins, J.A., Marshall, C.P., Summerfelt, S.T., Bullock, G.L., Sawyer, T.K., 1997. Effects of sand size on fluidized-bed biofilter performance in cold water systems. In: Timmons, M.B., Losordo, T. (Eds.), Advances in Aquacultural Engineering, NRAES-105. Northeast Regional Agricultural Engineering Service, Ithaca, NY, pp. 368– 380.
Watten, B.J., Sibrell, P.L., 2005. Comparative performance of fixedfilm biological filters: application of reactor theory. Aquacult. Eng. 34 (3), 198–213.
Weaver, D.E., 1991. Performance of fine sand fluidized bed. In: Proceedings of the Design of High-density Recirculating Aquaculture Systems. Louisiana Sea Grant College Program Publication, Louisiana State University, Baton Rouge, LA, pp. 18– 23.
Weaver, D.E., 2005. Design and operations of fine media fluidized bed biofilters for meeting oligotrophic water requirements. Aquacult. Eng. 34 (3), 303–310.
Weber, W.J., 1972. Physicochemical Processes for Water Quality Control. John Wiley and Sons, New York.
Wen, C.Y., Yu, Y.H., 1966. Mechanics of fluidization. In: Chemical Engineering Progress Symposium Series 62, American Institute of Chemical Engineers, New York.
Wilton, S.J., 2002. Design of a 50 T Salmon Smolt Operation. In: Rakestraw, T.T., Douglas, L.S., Flick, G.J. (Eds.), Proceeding of the Fourth International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia Polytechnic Institute an State University, Roanoke, VA, pp. 325–334.
Zhu, S., Chen, S., 2002. The impact of temperature on nitrification rate in fixed film biofilters. Aquacult. Eng. 26, 221–237.[/user]