CC BY
36
У результатi лабораторних експерименталь-них (дослиджень очищення газоподiбних викиЫв у бiореакторi в аеробних та анаеробних умовах показана можливить очищення забруднених формальдегидом газоподiбних викидiв. У результатi одержаних емтричних залежностей та теоре-тичних уявлень про процес бiохiмiчного очищення розроблена математична модель детоксикаци формальдегиду у газоподiбних викидах, яка вра-ховуе коливання концентрацш забруднювача та дю навколишнього середовища у нестащонарних умовах. Одержано залежностi, що дозволяють адекватно описати процес очищення та розраху-вати параметри бюреактора
Ключовi слова: математична модель, бюло-гiчна очистка викидiв, формальдегид, концентра-
щя, шкидлива речовина, бюреактор
□-□
В результате лабораторных экспериментальных исследований очистки газообразных выбросов в аэробных и анаэробных условиях показана возможность очистки загрязненных формальдегидом газообразных выбросов. В результате полученных эмпирических зависимостей и теоретических представлений о процессе биохимической очистки разработана математическая модель детоксикации формальдегида в газообразных выбросах, учитывающая колебания концентраций загрязняющего вещества и воздействие окружающей среды в нестационарных условиях. Получены зависимости, позволяющие адекватно описать процесс очистки и рассчитать параметры биореактора
Ключевые слова: математическая модель, биологическая очистка выбросов, формальдегид, концентрация, вредное вещество, биореактор
УДК 504.06+577.1
|DOI: 10.15587/1729-4061.2016.59508|
РОЗРОБКА МАТЕМАТИЧНОТ МОДЕЛ1 ПРОЦЕСУ БЮЛОПЧНОТ ОЧИСТКИ ГАЗОПОД1БНИХ ВИКИД1В В1Д ФОРМАЛЬДЕГ1ДУ
Г. Ю. Бахарева
Кандидат техшчних наук, доцент* E-mail: [email protected] О. В. Шестопалов Кандидат техшчних наук, доцент** E-mail: [email protected] О. М. Ф1ленко Кандидат техшчних наук, доцент** **Кафедра хiмiчноT техшки та промисловоТ екологи E-mail: [email protected] Т. С. Тихомирова Кандидат техшчних наук, старший викладач**
E-mail: [email protected] *Кафедра охорони прац та навколишнього середовища **Кафедра хiмiчноT техшки та промисловоТ екологи*** ***Нацюнальний техшчний ушверситет «Хармвський пол^ехшчний шститут» вул. Фрунзе, 21, м. Хармв, УкраТна, 61002
1. Вступ
Значне мкце у формуванш токсиколопчноТ небез-пеки в мегаполiсах багатьох краТн свггу займае фор-мальдепд. Перевищення гранично-дозволеноТ концен-трацii (ГДК) саме за формальдегвдом в мштах УкраТни е найвищим в порiвняннi з iншими забруднювачами повiтря i складае 2-10 ГДК.
Великi обсяги газоподiбних викидiв, забруднених формальдепдом, утворюються в процесах от-римання i переробки фенолформальдегiдних i се-човиноформальдегiдних смол. 1ншими джерелами формальдепду е пiдприемства хiмiчноi, харчовоТ i переробноТ промисловостi, виробництва бyдiвель-них матерiалiв (меблiв, толю, руберойду, лшоле-уму), тваринницькi ферми, каналiзацiйнi мережу автотранспорт.
Фiзико-хiмiчнi методи очищення викидiв вщ фор-мальдегiдy, якi використовуються на багатьох сучас-них пiдприемствах, не виршують задачу Тх еколо-пчного знешкодження, тому що не перетворюють цi з'еднання в екологiчно безпечш речовини, а перево-дять з газоподiбного середовища в рiдке (при абсор-бцп) або в тверду фазу (при адсорбцп), що вимагае додатковоТ регенерацii i yтилiзацii вщпрацьованих розчинiв та адсорбенту.
Сьогоднi як перспективний i вiдносно недорогий метод очищення газоподiбних викидiв вiд оргашчних сполук вважаеться Тх бiологiчна деструкщя мжроор-ганiзмами до простих нетоксичних речовин. На жаль, бюлопчш методи детоксикаци формальдепду i iнших оргашчних забрyднювачiв повiтря в нашiй краТш ще не застосовуються iз-за слабкоТ вивченоТ бiологiчних процесiв i вщсутносп методологii розрахунку i проек-
©
if!
тування очисного устаткування. Саме тому, проведен-ня експериментальних дослщжень методiв бюлопчтл деструкцii формальдегiду i розробка математично! моделi процесу, що дозволяе розраховувати очисне устаткування, е актуальним науковим завданням.
2. Аналiз лкературних даних та постановка проблеми
Бюлопчш методи очищення повiтря, якi зараз ефек-тивно розвиваються та вважаються перспектившшими за традицiйнi методи, базуються на здатност мжро-органiзмiв перетворювати у аеробних умовах широке коло речовин та сполук до кшцевих продукпв, СО2 та Н2О [1]. Одшею з переваг бiодеструкцii е проведення процесу без витрат реагенпв, утворення побiчних ввд-ходiв та ввдсутшсть потреби у пiдвищеннi температури та тиску. Широко ввдома здатнiсть мiкроорганiзмiв до метаболiзму алiфатичних, ароматичних, гетероциклiч-них, ациклiчних та рiзних сполук вуглецю [2].
Окрiм органiчних сполук, мжрооргашзми також здатнi утилiзовувати амiак, окиснюють сiрчистий газ, сiрководень, меплмеркаптан [3], дисульфiд вуглецю CS2 [4], диметшсульфщ [5], а також оргашчш сполуки, що мiстять хлор, наприклад, дихлорметан [6].
У даний час в свт для очищення повиря бюлопчни-ми методами широкого використання набули бюфшьтри
з природнiм (торф'яш, грунтовi, компостнi) та iнертним завантаженням, бюскубери та бiореактори iз шаром, що омиваеться [7]. Уа зазначеш апарати працюють за схожим принципом: газоподiбнi забруднюючi речовини, що тдлягають очищенню з повiтря, проходячи ^зь шар бiокаталiзатора, нанесеного на насадку у виглядi бiоплiв-ки або диспергованого у вод^ та затримуються водним середовищем (плiвковою вологою, змоченою насадкою, аерозолем). Потiм вiдбуваеться регенеращя - з рiдини забруднюючi речовини поглинаються мiкроорганiзмами та пiддаються мжробюлопчнш деструкцп завдяки бю-хiмiчним реакщям внутрiшньоклiтинного метаболiзмy Мiкроорганiзми використовують енерпю хiмiчних зв'яз-кiв забруднювачiв для задоволення сво!х енергетичних потреб та росту бюмаси [8].
Вiдомi закордонш джерела iнформацii, якi дово-дять високу ефектившсть бiотехнологiчних методiв очищення газiв. У [9] доповiдаеться, що у мембранних бюреакторах можливо здшснювати очищення вiд стш-ких оргашчних сполук на рiвнi 200 г/м3-год. Бюфшь-трацiя дозволяе зменшити викиди етанолу та здшснювати очищення на рiвнi 587 г-м-3-год.-1 [10]. Бюлопчш методи очищення, як зазначено у [11], використовують для знешкодження викидiв деревопереробних тдпри-емств з ефектившстю до 90 %. Високу ефектившсть вщ органiчних сполук змшного складу та концентрацii довела бюфшьтращя, яку використовують для очищення викидiв на меблевих пiдприемствах [12]. Використання бюф^к^в довело високу ефектившсть для очищення викидiв вщ стиролу [13].
Щодо детоксикацп формальдепду iснують данi ефективностi бiологiчних методiв його бiодеструкцii в умовах штрифжацп-дештрифжацп [14]. У [15] ввдзна-чаеться, що цей метод придатний для детоксикацп до-статньо високих концентрацш формальдегiду, проте, утворення продуктiв реакцп та зростання концентра-цii супутнього метанолу гальмуе процес детоксикацп
та призводить до зростання лаг-фази i потребуе адап-тацп денiтрифiкуючого бюценозу.
Аналiз лiтературних джерел iнформацii свщчить, що наразi методи бiологiчноi детоксикацп оргашчних забруднювачiв повiтря хоча i активно розвиваються, проте ще не достатньо дослвджеш. Так, наприклад, не мае шформацп щодо найкращих умов детоксикацп формальдепду та проведення процесу, ввдсутш даш кшети-ки деструкцп в аеробних та анаеробних умовах. Тому представляеться дощльним порiвняти ефективнiсть ае-робного методу бютехнолопчного очищення середовища вiд формальдегiду iз ефективнiстю видалення цього за-бруднювача в анаеробному мжробюлопчному процесi -дисимшяцшнш денiтрифiкацii, в якiй кшцевим акцептором протонов, що зшмаються з формальдегiду, е нiтрат.
Крiм того, бiохiмiчний процес у заповнюванш ем-ностi завжди нестацiонарний [16], осюльки включае комбiнацiю з можливих зовшшшх дiй [17]:
- зб^ьшення об'ему простору, у якому ввдбува-еться бiохiмiчна реакцiя за рахунок надходження iз певною iнтенсивнiстю об'ему газоповiтряноi сумiшi або водного розчину;
- надходження iз певною штенсившстю кiлькостi маси у об'емi простору, у якому вщбуваеться бiохiмiч-на реакщя.
Визначення основних закономiрностей неста-цiонарного процесу вимагае уточнення кшетичних характеристик процесу бiологiчного окиснення формальдепду в аеробних умовах та його деструкцп у анаеробних.
У зв'язку з тим, що iснуючi математичш моделi стацюнарного процесу описують процес бiохiмiчноi деструкцii у чистому вигляд^ без зовнiшнiх впливiв та потребують доповнень при розглядi конкретного процесу бiохiмiчноi очистки, необхiднi подальшi дослiдження та розробка математичноi модел^ яку можливо використовувати для проектування газо-очисного обладнання.
3. Мета та задачi дослiдження
Мета роботи полягае у розробщ математичноi мо-делi процесу 6юлопчно! очистки газоподiбних ви-кидiв, що мiстять добре розчиннi у водi речовини на прикладi формальдепду, у нестацюнарних умовах.
Для досягнення встановленоi мети треба вирiшити наступш задачi:
- визначити в лабораторних умовах кшетичш по-казники бюлопчтл детоксикацii газоподiбних вики-дiв, що мктять формальдегiд;
- розробити математичну модель 6юлопчно! де-токсикацii формальдепду iз урахуванням нестацю-нарних процеив, що вiдбуваються у реальних умовах.
4. Матерiали та методи дослщження кiнетичних характеристик бiохiмiчного очищення викидiв, що мiстять формальдегiд
4. 1. Дослщжуваш матерiали та обладнання, що було використано в експериментах
Проведен в лабораторних умовах експерименталь-нi дослiдження моделювали окиснення формальдепду
на етат регенерацп промивно! води тсля абсорбцii забрудненого повiтря у бюскрубер^ який складаеться з двох апараив - абсорбера для поглинання формальде-гiду з газово! сумiшi та аеротенка для регенерацп вщ-працьованого абсорбенту.
В лабораторий установцi (рис. 1) об'емом 2 дм3 в аеробних та анаеробних умовах визначали показники бiохiмiчноi деградацп формальдепду.
Формування дештрифжуючого мiкробiоценозу виконали шляхом автоселекцп з активного мулу в середовишд, що мiстить формальдегiд та бюгент елементи у складi солей середовища Ворошилово! та Дiановоi, рекомендованого для штенсифжацп мiкробiологiчноi деструкцii формальдегiду. Додат-ково у середовище вводили NaNO3 для створення спiввiдношень ХПК: N-NO3 рiвного 6:1. Концентра-цiя бюмаси при анаеробному окисненнi складала 2,2 г/дм3. Мжробюлопчт характеристики мжробь оценозу мула, сформованого шляхом автоселекцп, надано у табл. 1.
Таблиця 1
Концентращя мiкроорганiзмiв рiзних еколого-трофiчних груп у мiкробiоценозi, селекцiонованому для окиснення формальдепду
Еколого-трофiчша група Кошцештрацiя, кл/г сухо'1 речовини
Сапроф™ 109
Метилотрофшi бактерй 1010
Нiтрифiкуючi бактерй першо!' фази н^рифшацп 103
Рис. 1. Принципова схема лабораторноТ установки для бютехнолопчного очищення води вiд формальдегiду в аеробних та анаеробних умовах: 1 — мехашчна мшалка;
2 — рщина активного мулу; 3 — диспергатор;
4 — компресор
Експерименти з бюлопчного очищення водного середовища вщ формальдепду проводили iз в^ь-ноплаваючою мiкрофлорою (активним мулом). При дослщженш аеробного окиснення формальдегiду в установку через диспергуючий пристрiй подавали повиря. Умови дисимiляцiйноi денiтрифiкацii - ана-еробного окиснення формальдегiду - забезпечували за рахунок зниження концентрацп кисню. Для цього при анаеробному очищент води вiд формальдегiду використовували мехашчне перемiшування сумiшi, мула, що запобтло утворенню газоподiбних про-дукив, якi б заважали процесу бiохiмiчного окис-нення.
Цiлий ряд видiв мiкроорганiзмiв здатний окис-нювати органiчнi сполуки, не використовуючи ки-сень у якост кiнцевого акцептору протонiв, у проце-сах так званого «анаеробного дихання». Найпоши-ренiшим процесом «анаеробного дихання» е дешт-рифiкацiя.
До дештрифжацп спроможнi до 75 % видiв мь кроорганiзмiв, що здшснюють дихальний метаболiзм органiчних субстратiв. Для проведення дослщжень активний мул протягом одного мшяця адаптували до формальдепду у водному середовищд, починаю-чи з концентрацп 20 мг/дм3 та поступово доводячи и до 200 мг/дм3. У водне середовище (водопровщну воду) вводили бiогеннi елементи - азот та фосфор (^Н4^04 i КН2Р04 - по 200 мг/дм3). Концентращя бiомаси при дослiдженнi кшетичних характеристик аеробного окиснення складала 2,3 г/дм3.
Концентращя формальдепду у водному середови-щд дорiвнювала 1 г/дм3 та вщповщала 50 г/дм3 формальдепду у газоповггряному середовишi.
4. 2. Припущення моделi нестацiонарного процесу бюхiмiчно¡ очистки викидiв вiд формальдепду
Бюокиснення забруднення у емностi в загальному випадку проходить через наступш стадп: початковий стан, нестацiонарний та стащонарний процеси. У по-чатковому сташ забруднення не надходить i емнiсть частково заповнена водою iз певною кiлькiстю бюма-си. Нестащонарний процес характеризуеться заповне-нням емност водним розчином шкiдливоi речовини. При стащонарному процесi емнiсть заповнена i забруднення в неi не надходить.
Для забезпечення технологiчноi безперервноси, установка бiохiмiчного очищення вiд забруднення, розчиненого у вод^ що надходить з одного джерела, повинна складатися з двох емностей, в яких по черзi ввд-буваеться процес бюдеградацп шквдливо! речовини. При цьому сумарний час, що включае тривалкть ста-цiонарного процесу бюдеструктурування до заданого ступеня очищення i час, необхiдний для видалення регенеровашл води i технiчного обслуговування однiеi емностi, не може бути бшьше тривалостi нестащонар-ного процесу заповнення емность
Основним вхiдним параметром установки бюхь мiчноi регенерацii води, як об'екту проектування, е штенсившсть надходження об'ему водного розчину шюдливо! речовини i iнтенсивнiсть надходження маси забруднення у заповнювану емнiсть. Для емноси ос-новним параметром прийнята середня за об'емом кон-центрацiя забруднення. Основнi вихщш параметри -загальна тривалiсть процесу бюочищення i досягнута в результат середня за об'емом концентрацiя шюдли-во! речовини у емностi.
2
5. Результати дослщжень кшетичних характеристик бiохiмiчного окиснення формальдепду
Результати експериментального дослщження ае-робного мiкробiологiчного окиснення формальдепду надано на рис. 2, 3. Даш експерименту сввдчать про те, що концентрацiя формальдегiду протягом восьми годин знижувалася за практично лшшним законом з 1000 до приблизно 250 мг/дм3 (рис. 3).
Через змши концентрацп, близьких до лшшних, питома швидкiсть аеробного окиснення формальде-гiду слабо змiнювалася у дослщжуваному дiапазонi концентрацiй (рис. 2). Разом з тим, результати ста-тистичноТ обробки вказують на наявнiсть залежносп iз максимумом. Середня питома швидюсть аеробного окиснення формальдегiду складала в експерименталь-них дослiдженнях 40 мг/г за годину.
Рис. 2. Вплив концентрацп формальдепду у водi на швидюсть аеробного бiосорбцiйного окиснення ^=-0.00006794р2+0.1114р-0.5435, коефiцieнт детермшаци R2=0.9333, вiдношення розрахункового F-критерiя до табличного 1.51)
Рис. 3. Вплив тривалосп обробки на концентращю формальдегiду у водi (p=1.7857t2-109.29t+1004.3, коефiцieнт детермшаци R2=0.9992, вiдношення розрахункового F-критерiя до табличного 195.5)
Результати експериментального дослвдження ана-еробного мжробюлопчного окиснення формальдегiду наведено на рис. 4 та 5.
Мiнiмальна питома швидюсть анаеробного окиснення формальдепду спостертлася при малих концен-трацiях та складала 50 мг/г на годину. 1з збшьшенням концентрацп питома швидюсть окиснення зростала до максимальних значень, що перевищують 270 мг/г на годину (рис. 4). Значна змша питомоТ швидкост анаеробного окиснення формальдепду сввдчить про наявнiсть залежностi вигляду «питома швидюсть -концентращя» у даному процесь Використання ста-тистичних ощнок у даному випадку некоректно через рiвнiсть кiлькостi експериментальних крапок числу коефвденпв у рiвняннi регресп. Проте, одержана на основi рiвняння регресп розрахункова крива (рис. 4) мае максимум у дiапазонi експериментальних даних.
Рис. 4. Вплив концентрацп формальдепду у водi на швидюсть анаеробного бюсорбцшного окиснення (V=-0.0002950p2+0.6680p-84.234, коефщieнт детермшаци R2=0.99999, вiдношення розрахункового F-критерiя до табличного >1000)
Одержанi даш (рис. 5) свiдчать про те, що протягом чотирьох годин вщбулося повне окиснення почат-ково1 концентрацп формальдепду, яка дорiвнювала 1400 мг/дм3. При цьому дослщжувана залежнiсть характеризуемся iстотною нелiнiйнiстю наприкiнцi процесу, що тдтверджуеться порiвнянням даних ста-тистичнот обробки.
Рис. 5. Вплив тривалосп обробки на концентрацп формальдепду у водi (p=109,09t2-794,09t+1423.2, коефiцieнт детермшаци R2=0.9944, вiдношення розрахункового F-критерiя до табличного 19.1)
Порiвняння отриманих результапв для двох бю-хiмiчних процесiв дозволяе зробити висновок про значно бшьшу ефективнiсть анаеробного окиснення формальдепду у порiвняннi з аеробним. Максимальна питома швидюсть мжробюлопчного анаеробного окиснення формальдепду б^ьш шж у шiсть разiв перевищуе значення цього параметру в аеробному процесь
В цiлому, проведений комплекс експерименпв дозволяе зробити деяю узагальнення про характер змiни параметрiв в процесi бiотехнологiчного очищення.
За результатами попередшх експериментальних дослiджень [18] отримано ушверсальну формулу макрокiнетичноï математичноТ моделi, яка адекватно описуе процес деструкцп мiкроорганiзмами:
Vp = a-рь е-cP,
(1)
де a, Ь, c - емтричш коефвденти; Vp - залежнiсть пи-томоТ швидкостi окиснення вiд концентрацп забруд-нення, мл/г . год.; р - концентрацiя забруднення, г/м3.
Залежнiсть вигляду «концентращя - тривалкть обробки» на значнiй частинi дiапазону може бути описана прямою лжею. В областi малих концентрацш, бiльшою чи меншою мiрою, з'являеться викривлення, надаючи кривiй вигляду гшерболи i, тим самим, збшь-шуючи тривалiсть обробки, необхiдну для повного видалення забруднення. При цьому простота зовшш-нього вигляду залежносп не е тдтвердженням про-стоти ïï дiйсноï структури. Полiном другого ступеня i, тим б^ьше, лiнiйна залежшсть, не можуть моделювати складний внутршнш змiст процесiв бiохiмiчноï очистки i тому не придатш для Тх опису.
Статистична значущiсть опису кривих вигляду «питома швидюсть - концентращя» полшомом другого ступеня доводить ильки наявшсть функщо-нальноТ залежностi iз максимумом. Рiвняння регресп у виглядi полiнома другого ступеня у загальному випадку не вщповвдае очевиднш умовi проходжен-ню кривоТ через початок координат. При нульовш концентрацп питома швидкiсть окиснення дорiвнюе нулю, оскiльки окиснювана речовина вщсутня. Структура емпiричноï залежностi «питома швидюсть -концентращя» повинна не ильки адекватно описувати експериментальш даш, але i у компактнш формi на макрорiвнi вiдображати змiст юнетики бiохiмiчного процесу.
6. Обговорення результапв дослщження та математичне моделювання процесу 6ioxiMi4Horo очищення викидiв
Розглянемо закономiрностi нестацiонарного процесу в умовах заповнення емносп. Для цього представи-мо дискретну змiну балансу мас забруднення у емносп за юнцевий промiжок часу 5ti та змт концентрацп при цьому рiвнiй 5pi. Тодi, визначивши подальшi значення часу ti+i, концентрацiï pi+1 та об'ему заповнення емностi Ri+1 за Тх попереднiх значень як:
ti+1 = t + Stj, Pi+i = Pi + SPi,
(2) (3)
Ri+1 = Ri + r■Sti, баланс мас можна записати: Gi+1 = Gi + SGri -SGvi, Gi+1 = pi+1- Ri+1, Gi =Pi■Ri, 8Gri = g ■Sti,
8GVi = тб ■ VGi8ti
(5)
(6)
(7)
(8) (9)
де Gi - маса забруднення у емносп на момент ti, г; SGvi - змiна маси забруднення у емносп на момент ti, за рахунок бюдеструкцп, г; SGri - зб^ьшення маси забруднення у емносп на момент ti, за рахунок надхо-дження, г; тб - юльюсть бiомаси, г; Vci - питома швид-кiсть бюокиснення, розрахована за концентрацiею pi, що змшюеться, для нестацiонарного процесу г/гб годину; r - штенсившсть надходження водного розчину забруднення, м3/год.; g - iнтенсивнiсть надходження шюдливоТ речовини, г/год.
У виразi (9) використовуеться усереднена питома швидюсть бюокиснення:
V = Vi+1 + Vi
2
(10)
де Vi+1 та Vi - питомi швидкосп бiоокиснення, визначе-нi за концентрацiями pi+1 та pi вiдповiдно, г/гб годину.
Шсля перетворень одержимо наближену рекурент-ну формулу для розрахунку вiдрiзка часу 5ti, необхвд-ного для змши концентрацп у емносп на величину 5pi:
St =-
Spi ■ (to + ti)
V
pg(1 -vcL)-Pi-SPi g
Vg =
g тб
Pg =-
(11)
(12)
(13)
Як показали результати розрахунюв, наведеш на рис. 6, 7, залежшсть (11) добре описуе змшу концентрацп за перюд часу до стану дуже близького до дина-мiчноi рiвноваги.
Практично достатня для шженерних розрахункiв точнiсть досягнута при розд^енш на вiсiм штерва-лiв можливоТ змiни концентрацii вiд ТТ початкового значення ро (рiвного нулю, за ввдсутносп повторного використання води) до значення меншого, нiж рiвно-важне рр на дуже малу величину. При цьому для отри-мання рiвномiрного розподiлу розрахункових крапок, останш три iнтервали повиннi складати в сумi близько одного вщсотка вказаного максимального дiапазону змiни концентрацп.
Таким чином, у разi недостатньоТ для досягнення рiв-новажного стану тривалосп j-тоi стадп нестацiонарного процесу ] шуканий параметр - концентращя забруднення у емносп по завершенш даноТ стадii р - може бути визначена iз використанням рекурентноТ наближеноТ
формули (11). Практично для п'яти - семи iнтервалiв задаються такi рiвнi значення 5рь для яких при послвдов-ному розрахyнкy за формулою (10), виконyeться yмова:
ti =£8t¡
i тодi шуканий параметр дорiвнюe:
pj=zspi.
(14)
(15)
Рис. 6. Вплив тривалосп нестацiонарного процесу на концентращю формальдегiду у заповнюванiй емносп (початкова концентрацiя формальдегiду ро=2000 г/м3, умовний час початкового заповнення ^=1 год., початкова концентрацiя бiомаси у заповнюванш eмностi ^о=7,5 г/дм3, концентращя формальдегiду у водi, що надходить, рд=1000 г/м3); крива — розрахунки iз великим числом iнтервалiв
Значення концентрацп забруднення при завершенш j-тоi стадii е початковою умовою, необхщною для роз-рахунку або подальшоi нестацiонарноi стадii з iншими параметрами, або завершуючого стацiонарного процесу.
Викладений вище тдхщ, заснований на наближе-нiй рекурентнiй формулi (11), може бути рекомендова-ний для шженерних розрахункiв, що поеднуе достат-ню точнiсть та простоту методики.
12 3 4
t - триватстъ нестацюнарного процесу, год.
Рис. 7. Вплив тривалосп нестацюнарного процесу на концентрацiю формальдепду у заповнюванш емносп (початкова концентращя формальдепду ро=0 г/м3, умовний час початкового заповнення ^=1 год., початкова концентращя бюмаси у заповнюванш емносп ^о=7,5 г/дм3, концентращя формальдепду у вод^ що надходить, рд=1000 г/м3); крива — розрахунки iз великим числом iнтервалiв
7. Висновки
1. Експериментальна залежшсть питомоï швид-кост окиснення формальдегiду вiд його концентрацп мае максимум i досягае 45 та 275 мг/г бюмаси на годину для аеробного та анаеробного процеив вщ-повiдно. Характер залежноси та ïï якiснi i юлькюш параметри обгрунтовують технологiчну можливють бiохiмiчноï очистки формальдегiду у заповнюваних емностях.
2. Розроблено математичну модель бiологiчноï де-токсикацп формальдегiду i3 урахуванням нестацю-нарностi процесу при заповненш емностi. Вона являе собою алгоритм, заснований на балана мас та емт-ричнiй залежностi питомоï швидкост окиснення вiд концентрацiï формальдегiду. Його особливютю е мож-ливiсть розрахунку середньоï концентрацiï забруднення при його безперервному надходженнь
^ÍTepaTypa
1. Kennes, C. Bioprocesses for air pollution control [Text] / C. Kennes, E. R. Rene, M. C. Veiga // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2009. - Vol. 84, Issue 10. - P. 1419-1436. doi: 10.1002/jctb.2216
2. Estrada, J. M. Biocatalytic coatings for air pollution control: A proof of concept study on VOC biodegradation [Text] / J. M. Estrada, O. I. Bernal, M. C. Flickinger, R. Muñoz, M. A. Deshusses // Biotechnology and Bioengineering. - 2014. -Vol. 112, Issue 2. - P. 263-271 doi: 10.1002/bit.25353
3. Liu, D. Modeling removal of volatile sulfur compounds in a full-scale biological air filter [Text] / D. Liu, A. Feilberg, M. J. Hansen, C. L. Pedersen, A. M. // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2015. doi: 10.1002/jctb.4696
4. Rojo, N. Carbon disulfide biofiltration: Influence of the accumulation of biodegradation products on biomass development [Text] / N. Rojo, R. Muñoz, G. Gallastegui, A. Barona, L. Gurtubay, F. X. Prenafeta-Boldú, A. Elias // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. - Vol. 87, Issue 6. - P. 764-771. doi: 10.1002/jctb.3743
5. Malhautier, L. Treatment of complex gaseous emissions emitted by a rendering facility using a semi-industrial biofilter [Text] / L. Malhautier, S. Cariou, P. Legrand, E. Touraud, P. Geiger, J. L. Fanlo // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2014. - Vol. 91, Issue 2. - P. 426-430. doi: 10.1002/jctb.4593
6. Engesser, K.-H. Microbiological Aspects of Biological Waste Gas Purification [Text] / K.-H. Engesser, T. Plaggemeier // Biotechnology: Environmental Processes III. - 2008. -Vol. 11c. - P. 275-302. doi: 10.1002/9783527620968.ch12
7. Chan, W.-C. Biodegradation of Methyl Ethyl Ketone and Methyl Isopropyl Ketone in a Composite Bead Biofilter [Text] / W-C. Chan, K.-H. Peng // Engineering in Life Sciences. - 2008. - Vol. 8, Issue 2. - Р. 167-174. doi: 10.1002/elsc.200720231
8. Шестопалов, О. В. Аналiз юнуючих процеав та апара^в бюлопчно! очистки газових виквддв [Текст] / О. В. Шестопалов, I. В. Штак // Технологический аудит и резервы производства. - 2014. - Т. 3, № 5 (17). - С. 49-52. doi: 10.15587/23128372.2014.25373
9. Álvarez-Hornos, F. J. Removal of ethyl acetate, n-hexane and toluene from waste air in a membrane bioreactor under continuous and intermittent feeding conditions [Text] / F. J. Álvarez-Hornos, D. Volckaert, P. M. Heynderickx, H. V. Langenhove // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. - Vol. 87, Issue 6. - Р. 739-745. doi: 10.1002/jctb.3734
10. Rizzolo, J. A. Biofiltration of increasing concentration gasoline vapors with different ethanol proportions [Text] / J. A. Rizzolo, A. L.Woiciechowski, V. C. Castro dos Santos, M. Soares, J. Páca, C. R. Soccol // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. - Vol. 87, Issue 6. - Р. 791-796. doi: 10.1002/jctb.3780
11. Karre1, A. Evaluation of VOC emissions control and opacity removal using a biological sequential treatment system for forest products applications [Text] / A. Karre1, K. Jones1, J. Boswell, J. Paca // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. - Vol. 87, Issue 6. - Р. 797-805. doi: 10.1002/jctb.3779
12. Lafita, C. Full-scale biotrickling filtration of volatile organic compounds from air emission in wood-coating activities [Text] / C. Lafita, J.-M. Penya-Roja, C. Gabaldón, V. Martínez-Soria // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. -Vol. 87, Issue 6. - Р. 732-738. doi: 10.1002/jctb.3716
13. Song, T. Effect of surfactant on styrene removal from waste gas streams in biotrickling filters [Text] / T. Song, C. Yang, G. Zeng, G. Yu, C. Xu // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2012. - Vol. 87, Issue 6. - Р. 785-790. doi: 10.1002/jctb.3717
14. Eiroa, M. Formaldehyde biodegradation in the presence of methanol under denitrifying conditions [Text] / M. Eiroa, A. Vilar, C. Kennes, M. C Veiga // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2006. - Vol. 81, Issue 3. - Р. 312-317. doi: 10.1002/jctb.1395
15. Eiroa, M. Formaldehyde biodegradation and its inhibitory effect on nitrification [Text] / M. Eiroa, C. Kennes, M. C Veiga // Journal of Chemical Technology and Biotechnology. - 2004. - Vol. 79, Issue 5. - Р. 499-504. doi: 10.1002/jctb.1011
16. Кричковська, Л. В. Процеси та апарати бюлопчно! очистки та дезодорацп газопов^ряних виквддв [Текст]: монографiя / Л. В. Кричковська, О. В. Шестопалов, Г. Ю. Бахарева, К. В. Сшсь. - Харюв: НТУ «ХП1», 2013. - 200 с.
17. Кричковська, Л. В. Проектш ршення у розробщ апара^в бюлопчно! очистки газоподiбних виквддв [Текст]: моногра-фiя / Л. В. Кричковська, Л. А. Васьковець, I. В. Гуренко та íh.; за ред. Л. В. Кричковсько!. - Харюв: НТУ «ХП1», 2014. - 208 с.
18. Бахарева Г. Ю. Розробка макрокшетично! моделi процесу бюлопчно! очистки газопов^ряних сумшей [Текст] / Г. Ю. Бахарева, О. В. Шестопалов, 6. О. Семенов, Н. О. Букатенко // ScienceRise. - 2015. - Т. 2, № 2 (7) - С. 12-15. doi: 10.15587/2313-8416.2015.37057
