Эта статья посвящена самой дорогой ошибке, которую допускает рыбовод при проектировании биофильтра — выбору биологической загрузки исключительно по критерию удельной площади.
Сама логика подбора фильтрующего субстрата по квадратным метрам в кубе понятна и проста, но убыточна. Слабый биофильтр, который не вышел на проектную производительность, не сможет снизить токсичность воды, а это, в свою очередь, не позволит кормить стадо рыбы по полному рациону. В результате будет потерян оборот биомассы, либо придётся держать рыбу в хроническом токсикозе, купируя последствия бесконечным внесением соли. Ну и болезни с повышенным отходом потянутся следом.
Проблема решалась бы просто — достаточно производителю указать больше данных о своём изделии. Но рынок идёт на поводу у заблуждений конечного пользователя и продвигает удельную площадь как единственный значимый параметр. О других свойствах биозагрузки — окислительной способности, самоочистке, порозности слоя — производитель в лучшем случае не знает, в худшем — намеренно умалчивает.
Спрос на квадратные метры порождает ещё одну нездоровую тенденцию — гонку между производителями в виде декларирования всё больших удельных площадей у биозагрузок. При этом сами квадратные метры могут быть только на бумаге — у рыбовода в условиях УЗВ нет возможности провести эксперименты и вычислить, какая удельная площадь у него действительно есть.
Но допустим, все заявленные цифры — правда. Даже в этом случае удельная площадь мало что решает. Если бы эффективность работы биофильтра (далее БФ) была завязана исключительно на удельную площадь поверхности субстрата, самой востребованной загрузкой стал бы простой активированный уголь. Специальные сорта этого абсорбента имеют удельную площадь до 2200 м² в грамме. Сравните это с 750 м² в кубометре датской пластиковой гранулы RK Bioelements. Соответственно 1 кг активированного угля теоретически мог бы заменить БФ на ~3000 м³ биозагрузки. К сожалению, некоторые физические законы нашей Вселенной не позволяют этому произойти.
Площадь сама по себе ничего не окисляет. Работает то, что на ней живёт, и то, как устроена среда вокруг.
У квадратного метра удельной площади биологической загрузки есть ключевая характеристика, которую редко встретишь в каталогах. Это скорость окисления общего аммонийного азота (Total Ammonia Nitrogen) за сутки. В описании качественной биозагрузки её указывают через размерность гTAN/м²/сутки (gTAN/m²/day) или гTAN/м³/сутки (gTAN/m³/day). Если удельная площадь поверхности зависит только от объёма и количества внутренних полостей (коэффициента пустотности загрузки), окислительная способность зависит от целого ряда ограничивающих факторов.
Самоочистка загрузки
На первом месте — способность загрузки самоочищаться. Чем легче и быстрее удаляется старая биоплёнка, тем больше грамм TAN окислит квадратный метр площади в день. У пластиковых гранул в биофильтрах с псевдосжиженной постелью (подвижным слоем загрузки, Moving Bed Biofilm Reactor — MBBR) этот параметр зависит от доступности её полостей для промывки водой. Для сетчатых биоблоков и ёршей в орошаемых биофильтрах (триклинг-фильтрах, градирнях) он ограничивается гидравлической нагрузкой на фильтр и равномерным распределением потока воды по перфорированной пластине или через форсунки. Песок в псевдосжиженном (флюидизированном) слое самоочищается правильно сформированным потоком внутри сосуда БФ.
Пластиковая гранула работает в движущемся слое с аэрацией. Воздух создаёт турбулентность, гранулы постоянно соударяются с пузырьками воздуха и как известно любому инженеру, то, что может быть оторвано на границе двух сред — будет оторвано. Эти удары срывают избыток биоплёнки. Если полости гранулы слишком узкие или имеют сложную геометрию — промывка затрудняется, биоплёнка забивает эти каналы, и эффективная площадь падает.
Биоблоки и ёршики в орошаемых фильтрах очищаются через поток воды. Вода стекает по поверхности тонкой плёнкой, смывая старую биомассу. Минимальная гидравлическая нагрузка 2-5 м³/м²/час обычно достаточна. Если распределение воды по биозагрузке неравномерное — часть блоков зарастает, часть работает вхолостую. Производительность БФ падает, хотя объём загрузки тот же.
Песок внутри сосуда фильтра использует абразивное трение. В псевдосжиженном (флюидизированном) слое песчинки постоянно движутся и трутся друг о друга. Биоплёнка истирается механически. Скорость восходящего потока подбирается так, чтобы слой был подвижным, но песок не вымывался из фильтра. Чем тяжелее песок, тем большую восходящую скорость применяют в фильтрах.
Возвращаясь к рассмотрению активированного угля как биозагрузки. Он не будет работать в этом качестве из-за того, что не может быть выполнено главное условие — самоочистка загрузки. Полости угольных гранул забиваются мёртвыми бактериями и просто становятся недоступными для промывания. Если же гранулы активированного угля поместить в водовоздушную смесь — они просто разрушатся под действием кинетических ударов от пузырьков воздуха и соударений со стенками и дном сосуда БФ.
Снабжение кислородом
Второй важный фактор для быстрого окисления — снабжение биоплёнки кислородом. Оно (снабжение) так же зависит от доступности полостей для омывания и от гидравлической нагрузки на БФ. Не стоит забывать, что на входе БФ должно быть растворено 4 мг O₂ на литр воды или больше, а на выходе — не менее 2 мг/л.
Разные типы биофильтров могут разными путями добывать кислород. Пластиковые гранулы в MBBR получают кислород из двух источников — растворённый в воде плюс прямой контакт с пузырьками воздуха. Это их преимущество перед песочными биофильтрами, которые невозможно аэрировать — любая подача воздуха в песчаный слой вызывает массовый вынос песочной постели из сосуда биофильтра. Поэтому песчаные БФ требуют высокой концентрации O₂ на входе — минимум 5-6 мг/л. Орошаемые биофильтры работают иначе. Биоплёнка на блоках контактирует с воздухом напрямую, кислород берётся не только из воды, но и из атмосферы. Это позволяет окислять TAN на орошаемой загрузке даже при низкой концентрации O₂ в поступающей воде. Скорость окисления на орошаемых блоках выше — до 1.0-1.2 гtan/м²/сутки против 0.6-0.8 у погружных гранул.
Бактериям-нитрификаторам для окисления 1 грамма TAN нужно примерно 4.6 грамма кислорода. Если его недостаточно — скорость окисления падает. В глубине толстой биоплёнки (>100 мкм) кислород не успевает продиффундировать. Там бактерии либо переходят на анаэробный метаболизм, либо гибнут.
В биоплёнке O₂, аммоний и нитраты распределены неравномерно по глубине (рис.2). Для примера рассмотрим распределение метаболитов в полимерном межклеточном матриксе — пространстве между бактериальными клетками в биоплёнке. Кислород максимален у поверхности (~8 мг/л) и резко падает при продвижении вглубь — бактерии потребляют его быстрее, чем он диффундирует. У основания биоплёнки (глубже 200-300 мкм) кислорода почти нет. Аммоний поступает во внешнюю границу биоплёнки из проточной воды (~4,5 мг/л) и диффундирует в нижние слои. По мере проникновения вглубь его концентрация падает — окисляющие бактерии перерабатывают аммоний быстрее, чем он успевает продиффундировать. У основания остаётся ~0.5 мг/л. Нитрификация идёт в средней зоне биоплёнки (50-150 мкм от поверхности), где встречаются аммоний из воды и кислород. Образующиеся нитраты диффундируют в обе стороны: наружу в воду (там их уносит потоком, концентрация ~0.5 мг/л) и вглубь к субстрату. У субстрата нитраты накапливаются до ~2.7 мг/л — дальше диффундировать некуда. Активная зона окисления аммония — узкий слой 50-150 мкм от поверхности. Глубже начинается анаэробная зона, где при наличии органики возможна денитрификация. Для БФ это означает следующее: слишком толстая биоплёнка (>300 мкм) неэффективна — глубокие слои работают вхолостую, кислород туда не доходит. Оптимальной толщиной биоплёнки в примере на рисунке 2 можно принять 100 микрон, от значения -100 до 0.
Гидрохимические параметры
Окислительная способность также зависит от гидрохимических параметров воды. На первом месте стоит концентрация TAN на литр воды. Дело в том, что чем выше концентрация общего аммонийного азота в воде, тем он доступнее для усвоения микроорганизмами — нитрификаторами, гетеротрофами и археями. Например, при концентрации TAN 2 мг/л (предел для содержания некоторых лососёвых), скорость окисления гранулы при 20°C будет около 0.8-1 гTAN /м²/сутки. Если же повысить TAN до 8 мг/л (предел для клариевого сома), скорость окисления может возрасти на ~200% — до 2.5-3 гTAN /м²/сутки.
Зависимость скорости окисления от концентрации азотных загрязнений нелинейная. При TAN ниже 0.5 мг/л скорость резко падает — бактериям не хватает субстрата. При TAN выше 5 мг/л скорость выходит на плато. Дальнейшее повышение концентрации почти не даёт прироста производительности. Для расчётов БФ под конкретный вид рыбы это означает разные объёмы фильтра. Система для форели (целевая концентрация TAN ~1.5 мг/л) будет работать вдвое медленнее при той же загрузке, чем система для клариевого сома (целевая концентрация TAN ~6 мг/л).
График (рис. 3) показывает три характерные зоны работы биофильтра в зависимости от концентрации TAN. В линейной зоне от 0 до 2 мг/л скорость окисления прямо пропорциональна концентрации общего аммонийного азота. При удвоении концентрации TAN скорость удваивается. Это рабочий диапазон большинства коммерческих УЗВ для лососёвых и осетровых. В переходной зоне от 2 до 3.5 мг/л скорость роста замедляется. Система приближается к максимальной производительности, но ещё не достигла плато. Здесь работают системы для клариевого сома и некоторых карповых. Зона насыщения начинается выше 3.5 мг/л. Дальнейшее повышение концентрации TAN не увеличивает скорость окисления. Биофильтр достиг своего физиологического предела — либо не хватает кислорода для бактерий, либо диффузия субстратов в биоплёнку стала лимитирующим фактором.
В коммерческих УЗВ для лососевых или осетровых концентрация TAN обычно поддерживается ниже 2 мг/л. В этом диапазоне скорость нитрификации линейно зависит от концентрации TAN. При проектировании БФ учитывайте, что повышение TAN до 3-4 мг/л даёт прирост производительности всего на 20-30%, а не в 2 раза, как можно было бы ожидать из линейной экстраполяции.
Другие гидрохимические параметры, влияющие на окисление — это pH и щёлочность. Постоянное продуцирование CO₂ в УЗВ (дыхание рыбы и работа биофильтра) подкисляет воду и поэтому pH в системе стремится в кислую сторону. Это может быть скомпенсировано, если вода подсвежки является щелочной либо добавлением в систему щёлочи. Оптимальный уровень кислотности для развития биоплёнки находится в довольно широком диапазоне от 5,5 до 9 pH. Нитрификаторы предпочитают pH 7.5-8.5, но работают и при 6.0-9.0. При pH ниже 6.0 активность резко падает, ниже 5.5 — нитрификация почти останавливается. При pH выше 9.0 начинается подавление бактерий. Плюс возрастает доля токсичного неионизированного аммиака NH₃, что опасно для рыбы.
Величина, связанная с pH — щёлочность. Щёлочность — это свойство воды связывать кислоты или же, другими словами, подразумевается сумма содержащихся в воде гидроксильных ионов (OH⁻) и анионов слабых кислот (карбонатов, гидрокарбонатов, силикатов, боратов, сульфитов, гидросульфитов, сульфидов, гидросульфидов, анионов гуминовых кислот, фосфатов), которые в свою очередь, гидролизуясь, образуют гидроксильные ионы. Окисление 1 грамма TAN потребляет 7.14 грамма щёлочности (в пересчёте на CaCO₃). На практике это выглядит так — 355 грамм щелочности в эквиваленте CaCO₃ потребляется БФ при окислении 1 кг корма с протеином 35%. При этом на образование клеточной массы из 355 грамм уходит только 6%. Остальная щёлочность конвертируется в углерод и становится углекислым газом, который закисляет воду и угнетает работу БФ.
Если щёлочность воды низкая (меньше 50 мг CaCO₃/л) — буферная ёмкость отсутствует. pH будет колебаться, биофильтр работать нестабильно. Оптимум для интенсивных УЗВ — 150-250 мг/л в пересчете CaCO₃. При такой щёлочности система держит pH без ежедневных корректировок. Но кроме гидрохимии на работу биофильтра влияет ещё один физический параметр — температура воды.
Температура воды
Температура влияет на скорость окисления двумя путями.
Первый — чем ниже температура, тем больше кислорода растворяется в воде и тем он доступнее для микроорганизмов. При 5°C 100% насыщения в пресной воде составляет ~12.8 мг O₂/л, при 25°C — ~8.3 мг/л, при 35°C — ~7.0 мг/л. Снижение концентрации кислорода при высоких температурах может стать лимитирующим фактором для скорости окисления, особенно в песчаных БФ без прямой аэрации.
Второй — чем выше температура, тем быстрее происходит метаболизм у бактерий, скорость окисления от этого возрастает, но здесь существует предел. При достижении 40-42°C белки микроорганизмов начинают денатурировать (сворачиваться) и БФ просто прекращает работать. Некоторые источники утверждают, что 28°C являются наиболее комфортной температурой для организмов, осуществляющих биофильтрацию (рис. 5). Другие же декларируют 36°C как оптимальный параметр. Возможно, микробиом БФ через какое-то время может приспособиться к любой температуре в пределах 0-40°C.
В биофильтрации можно выделить три температурные зоны. При 0-5°C нитрификация почти останавливается — скорость окисления падает до 0.1-0.2 г N/м²·сутки (и аммония и нитритов). При 5-15°C активность нитрификаторов растёт медленно. Выше 15°C система выходит на рабочий режим. Максимум производительности достигается БФ при 28°C — 1.5 г NH₄-N/м²·сутки для аммония и 1.0 г NO₂-N/м²·сутки для нитритов. Сплошные линии на графике — скорость окисления в пересчёте на азот (NH₄-N и NO₂-N). Пунктирные — в пересчёте на молекулярные формы аммония и нитрита (NH₄⁺ и NO₂⁻).
Окисление аммония идёт быстрее окисления нитритов при любой температуре. При 28°C разница достигает 50% — аммоний окисляется до 1.5 г N/м²·сутки, нитриты только до 1.0 г N/м²·сутки, однако сама молекула нитрита в несколько раз тяжелее молекулы аммония, поэтому при расчета на молекулярные формы создаётся впечатление, что нитриты окисляются быстрее.
На практике температурный коэффициент для нитрификации составляет 1.7-2.2. Повышение температуры на 10°C ускоряет окисление в 1.7-2.2 раза. Но это работает только в диапазоне 10-30°C. Выше 30°C рост замедляется, после 37°C начинается угнетение. При 40°C и выше денатурация белков убивает большинство штаммов нитрификаторов. Для холодноводных видов (форель, лосось, гольцы при 10-16°C) объём БФ нужно увеличивать в 2-3 раза по сравнению с расчётом на 20°C. Для теплолюбивых (осётр, клариевый сом, тиляпия при 22-30°C) объём можно немного уменьшить, но нужно следить за концентрацией кислорода — его растворимость падает по сравнению с холодноводными установками.
Органический углерод и солёность
Органический углерод в УЗВ — это продукт разложения фекалий и корма. Гетеротрофные бактерии разлагают и метаболизируют растворённую и твёрдую органику. Нитрификаторы и гетеротрофы конкурируют за место на биофильтре. При формировании биоплёнки они делят территорию. Конкуренция за питательные вещества и кислород между этими двумя типами бактерий создаёт слоистую структуру (стратификацию) биоплёнки. Быстрорастущие гетеротрофы занимают внешний слой, где концентрация субстрата и скорость отрыва биоплёнки выше. Медленнорастущие нитрификаторы оказываются во внутреннем слое.
Гетеротрофные бактерии растут в пять раз быстрее нитрификаторов. Покрывая нитрификаторов, гетеротрофы снижают диффузию аммонийного азота и растворённого кислорода к внутреннему слою биоплёнки, что негативно влияет на скорость нитрификации. При соотношении C:N 1:1 падение производительности биофильтра может достигать 70%. Поэтому несъеденный корм и фекалии должны удаляться из потока до того, как вода попадёт в биофильтр — механический фильтр перед биологическим обязателен для поддержания высокой скорости окисления.
Солёность воды также влияет на скорость нитрификации. В морской воде работают другие штаммы нитрифицирующих бактерий с иными температурными оптимумами и скоростями роста. Скорость нитрификации в солёной воде на 40% ниже, чем в пресной при прочих равных условиях. При этом морские виды рыб более чувствительны к повышенным концентрациям TAN, чем пресноводные. Поэтому при проектировании морских УЗВ необходимо учитывать как сниженную производительность биофильтра, так и более жёсткие требования к концентрации TAN в системе — биофильтры для морской воды должны быть крупнее, чем для пресной при той же биомассе и кормовой нагрузке.
Органика и солёность — дополнительные факторы, которые нужно учитывать при проектировании БФ.
Объёмная окислительная способность
Мы разобрали основные факторы, определяющие окислительную способность — самоочистку, снабжение кислородом, гидрохимию и температуру. Теперь вопрос: как использовать эти знания при выборе и расчёте биофильтра?
Рядовой рыбовод не может сосчитать квадратные метры удельной площади в кубометре биозагрузки. Для этого необходимы навыки и специализированное оборудование, которое вряд ли найдётся на рыбном хозяйстве. Поэтому даже если производитель указывает окислительную способность квадратного метра своего изделия, всегда неизвестно точное количество этих метров в кубометре загрузки.
В начале 2000-х Майкл Тиммонс предложил простой подход. Вместо окислительной способности квадратного метра использовать окислительную способность единицы объёма биозагрузки — литра или кубометра. Тогда размерность гTAN/м²/сутки (gTAN/m²/day) меняется на гTAN/м³/сутки (gTAN/m³/day). Объём биозагрузки легко находится любой мерной ёмкостью и отпадает необходимость при расчёте БФ каждый раз перемножать скорость окисления на квадраты и потом полученное значение перемножать на кубы биозагрузки. Расчёт упрощается до предела — знаете суточную продукцию TAN в системе, делите на объёмную окислительную способность загрузки, получаете объём БФ. Добавляете коэффициент запаса 1.5-2.0 на неравномерность распределения потоков, рост биомассы, температурные колебания — готово.
Единственный способ проверить заявления производителя — эксперимент на реальной установке. Методика доступна любому рыбоводу с тест-набором на аммоний.
1 — Измерьте расход воды через биофильтр. Заполните мерную ёмкость известного объёма водой с выхода БФ, засеките время. Расход в м³/час вычисляется как объём, делённый на время в секундах и умноженный на 3.6.
2 — Отберите пробы воды на входе и выходе БФ одновременно, определите концентрацию TAN в обеих пробах, запишите температуру и pH.
3 — Массу окисленного TAN за сутки рассчитайте по формуле: дельта TAN в мг/л умножается на расход в м³/час и на 24 часа.
4 — Разделите эту величину на объём загрузки в реакторе — получите окислительную способность в гTAN/м³/сутки.
Возьмём конкретный пример. Биофильтр с гранулой RK, объём загрузки 5 м³, расход воды 30 м³/час. TAN на входе 3.2 мг/л, на выходе 0.8 мг/л. Температура 22°C, pH 7.6. TAN окисленный за сутки: (3.2 — 0.8) × 30 × 24 = 2.4 × 720 = 1728 г/сутки. Окислительная способность: 1728 / 5 = 345.6 гTAN/м³/сутки.
Производитель заявляет 600 гTAN/м³/сутки при TAN 2 мг/л и температуре 20°C. Средний TAN (3.2 + 0.8) / 2 = 2.0 мг/л, температура 22°C — на 2°C выше, что должно увеличить скорость примерно на 10%. Ожидаемая производительность около 660 гTAN/м³/сутки. Реальная 346 — это 52% от заявленной.
Возможные причины отклонения: недостаточная аэрация, неравномерное распределение потока воды по загрузке, низкая концентрация O₂ на входе в БФ, завышенные заявления производителя или биоплёнка ещё не полностью сформирована. Если фильтр работает меньше трёх месяцев, микробиом может быть недостаточно развит — в этом случае производительность будет расти со временем. Если фильтру больше полугода, а производительность вдвое ниже заявленной — проблема либо в конструкции системы, либо в качестве загрузки.
Проводите контрольные измерения каждые 2-3 месяца. Снижение производительности более чем на 20% от стабильных значений — сигнал о проблемах. Засорение загрузки, недостаток кислорода, падение pH, подавление микробиома антибиотиками или дезинфектантами. Найдите причину и устраните.
Расчёт упрощается до предела. Знаете суточную продукцию TAN в системе — делите на объёмную окислительную способность загрузки, получаете объём БФ. Добавляете коэффициент запаса 0,15-0,5 на неравномерность распределения потоков, рост биомассы, температурные колебания — готово.
Важное замечание: необходимо учитывать ту гидрохимию, на которой проводились эксперименты с биозагрузкой. Часто вода на разных водоисточниках и скважинах отличается по pH, щёлочности, жёсткости и содержанию растворённых веществ, что может менять скорость окисления. Если производитель тестировал загрузку на воде с pH 7.5 и щёлочностью 200 мг/л CaCO₃, а у вас pH 6.5 и щёлочность 50 мг/л — не удивляйтесь, что цифры не сойдутся. Солёность воды также влияет на метаболизм нитрификаторов. В пресной воде и при солёности 5-10‰ скорость окисления может различаться на 15-25%. В морской воде работают другие штаммы бактерий с иными температурными оптимумами и скоростями роста.
Сравнение загрузок
Посмотрим, как это выглядит на практике. Сравним данные по квадратным метрам разных биозагрузок:
| Тип биозагрузки | Удельная площадь поверхности м²/м³ |
|---|---|
| Гравий 5 мм | 100 |
| Керамзит 5 мм | 250 |
| Биоблок Bio-Net | 260 |
| Гранула RK Bioelements | 750 |
| K1 Kaldnes | 800 |
| Mutag BioChip 30 | 5 500 |
| Песок крупный (D10=0.5-0.7 мм) | >5 000 |
| Песок мелкий (D10=0.18-0.24 мм) | ~11 000 |
Цифры удельных площадей биочипов и песка впечатляют по сравнению с консервативными пластиковыми гранулами, но без скорости окисления они не стоят ничего. Вот здесь и начинается самое интересное:
Почему большая площадь не даёт большую скорость
Таблица показывает, что у субстратов с большой площадью скорость окисления не возрастает пропорционально квадратным метрам. Сравните Mutag BioChip с площадью 5500 м²/м³ и крупный песок с площадью 5000 м²/м³ — при практически одинаковой удельной площади песок даёт 1000 гTAN /м³/сутки, а BioChip всего 220 гTAN /м³/сутки. Разница в 4.5 раза при одинаковой площади. Ещё показательнее мелкий песок с площадью 11500 м²/м³ — он выдаёт 690 гTAN /м³/сутки, проигрывая крупному песку на 30%, хотя площадь у него вдвое больше.
У этого феномена несколько причин.
Первая — эффективность самоочистки. Песок в режиме флюидизации постоянно очищается абразивным трением частиц друг о друга, что не даёт биоплёнке зарастать толстым слоем мёртвых бактерий. Пластиковые гранулы и биочипы лишены этого механизма — их полости забиваются органикой и старой биоплёнкой, несмотря на промывку водой. Поэтому из заявленной площади реально работает только внешняя поверхность, а внутренние поры становятся недоступными для TAN и кислорода.
Вторая — доступность кислорода. В песчаных фильтрах вода проходит через плотную постель частиц, где кислород может поступать к бактериям только через диффузию из водной фазы. Аэрировать песок нельзя — будет вынос частиц из фильтра. В БФ типа MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor — биореактор с подвижной биоплёнкой) гранулы постоянно перемешиваются воздухом, бактерии могут брать кислород напрямую из пузырьков. Но эта аэрация же и создаёт проблему — турбулентность препятствует диффузии TAN в глубокие поры биочипов и гранул, где теоретически должна сидеть основная масса бактерий на всей этой гигантской площади.
Третья причина — диффузионные ограничения. При высокой плотности упаковки субстрата толщина ламинарного подслоя жидкости у поверхности возрастает, что увеличивает сопротивление для транспорта TAN к биоплёнке и кислорода от воды к бактериям. Эффективность использования площади падает. Мелкий песок D10 0.18-0.24 мм с площадью 11500 м²/м³ работает медленнее крупного песка 5000 м²/м³ именно из-за этого. При 15°C он даёт 690 гTAN /м³/сутки, а крупный при 25°C выдаёт 1000 гTAN /м³/сутки — даже с поправкой на температуру разница остаётся значительной. Скорость флюидизации мелкого песка ниже, время контакта воды с биоплёнкой меньше, степень конверсии TAN за один проход падает.
У орошаемых биоблоков ещё один парадокс. В таблице их производительность разбросана от 30 до 146 гTAN /м³/сутки при площади 200-260 м²/м³. Казалось бы, можно просто увеличить площадь биоблоков, уплотнив материал субстрата. Но это не работает. Скорость окисления в орошаемых БФ достигается за счёт прямого контакта биоплёнки с воздухом и тонкой плёнки стекающей воды, которая эффективно удаляет старую биоплёнку и продукты окисления. Если увеличить плотность материала, редуцируя долю пустот — снизится газообмен, вода начнёт застаиваться в толще блоков, самоочистка ухудшится. Производительность не вырастет, а скорее упадёт.
Ещё показательнее данные по сточным водам с концентрацией TAN 62 мг/л — это в 20-30 раз выше, чем в типичной УЗВ. При такой запредельной концентрации скорость окисления должна вырасти пропорционально. Но AnoxKaldnes-K5 при 62 мг/л TAN даёт 896 гTAN /м³/сутки — практически столько же, сколько крупный песок при 1 мг/л TAN. Даже увеличение концентрации субстрата в 62 раза не пробивает потолок в 1000 гTAN /м³/сутки. Это не случайность — это физический предел диффузии кислорода и субстратов через биоплёнку. Нитрификаторы окисляют TAN со скоростью, которую им позволяет доступ к кислороду и скорость ферментативных реакций, а не концентрация аммония в воде.
Понимание этих ограничений помогает не переплачивать за гигантскую удельную площадь, которая не даст пропорционального прироста производительности. BioChip с площадью 5500 м²/м³ даёт 220 гTAN /м³/сутки, а K1 Kaldnes с площадью всего 800 м²/м³ — 240 гTAN /м³/сутки. Семикратная разница в площади не дала никакого прироста производительности. Крупный песок с площадью 5000 м²/м³ выдаёт 1000 гTAN /м³/сутки — в четыре раза больше, чем дорогие пластиковые гранулы, и стоит копейки. Однако, песочный фильтр потребляет больше электричества на флюидизацию, чем MBBR на аэрацию, но разница в капитальных затратах перекрывает этот недостаток с лихвой. Квадратные метры без учёта реальной окислительной способности — это просто красивые цифры в презентации продавца.
Практический расчет биофильтра
Возьмём реальный пример. УЗВ для форели, биомасса 10 тонн, суточный корм 1.5% = 150 кг. Протеин в корме 42%. Суточная продукция TAN рассчитывается по формуле: кг корма × % протеина × 0.092 = 150 × 0.42 × 0.092 = 5.8 кг или 5800 грамм TAN в сутки. Эта формула работает при кормовом коэффициенте 1.0 — если FCR выше, нагрузка по TAN будет больше за счёт несъеденного корма и фекалий. Температура воды 14-16°C, целевая концентрация TAN в системе — не выше 1.5 мг/л.
Таблица характеристик биозагрузок для форелевой УЗВ (14-16°C)
Таблица расчёта требуемого объёма и стоимости БФ:
Стоимость загрузки различается в разы. Песок обходится в 200 € при требуемом объёме фильтра 10 м³, но требует мощную прокачку для флюидизации. Helix за 15 400 € даёт объём 22 м³ и работает в MBBR с аэрацией. K1 Kaldnes стоит 26 100 € при объёме 29 м³. Биоблоки требуют наибольший объём — 174 м³, загрузка обходится в 8 700 €, однако корпус орошаемого фильтра на такой объём существенно увеличивает капитальные затраты.
Выбор зависит от приоритетов. Песок даёт минимальный объём фильтра (10 м³) при копеечной стоимости загрузки, но требует мощную прокачку для флюидизации — 3-4 кВт постоянно. Helix и K1 Kaldnes дают средние объёмы при средней стоимости, работают в MBBR с аэрацией, что упрощает обслуживание. Биоблоки имеют низкую стоимость загрузки — 8 700 €. Но огромный объём 174 м³ требует либо высокой вертикальной башни, либо значительной площади под горизонтальный орошаемый БФ, что делает этот вариант неприменимым при ограниченных площадях.
Расчёты основаны на данных из таблиц производительности при температуре 15°C и конкретных концентрациях TAN. В реальной системе скорость окисления может отличаться в зависимости от гидрохимии воды, органической нагрузки и качества обслуживания фильтра. Единственный способ проверить соответствие расчётных значений действительности — провести измерения TAN на входе и выходе действующего биофильтра при известном расходе воды, как описано в разделе выше.
Заключение
Запрашивайте у производителя данные об окислительной способности в зависимости от гидрохимии воды. Если продавец не предоставляет такие данные — его изделие не является биозагрузкой. Квадратные метры без окислительной способности — это просто маркетинг, который позволяет продавать дороже то, что работает хуже. Проверить удельную площадь в кубометре загрузки рыбовод не может, в отличие от окислительной способности самого кубометра — достаточно измерить концентрацию TAN на входе и выходе из БФ за сутки при известном расходе воды. Математика простая, обмануть её невозможно.
Источники.
- Ashkanani, A., Almomani, F., Khraisheh, M., Bhosale, R.R., Kumar, A., Campos, L.C. (2019) Bio-carrier and operating temperature effect on ammonia removal from secondary wastewater effluents using moving bed biofilm reactor (MBBR). Science of the Total Environment 693: 133425 DOI: 10.1016/j.scitotenv.2019.07.359
- Chen, S., Ling, J., Blancheton, J.-P. (2006) Nitrification kinetics of biofilm as affected by water quality factors. Aquacultural Engineering 34(3): 179-197 (Источник данных по плавающим бусинам и флюидизированному песку из коммерческих систем)
- Lekang, O.-I. (2013) Aquaculture Engineering, 2nd Edition. Wiley-Blackwell, Oxford, UK. 344 pp.
- Losordo, T.M. (Pentair Aquatic Eco-Systems) Global Seafood Advocate, «Estimating biofilter size for RAS systems» (2015) https://www.globalseafood.org/advocate/estimating-biofilter-size-for-ras-systems/
- Pedersen, L.-F., Oosterveld, R., Pedersen, P.B. (2014) Nitrification performance and robustness of fixed and moving bed biofilters having identical carrier elements. Aquacultural Engineering 65: 37-45 DOI: 10.1016/j.aquaeng.2014.10.005
- Rasmussen, K., Jørgensen, N.O.G. (1999) Efficiency of nitrification in trickling filters using different filter media. Aquacultural Engineering 20(3): 181-194 DOI: 10.1016/S0144-8609(99)00032-1
- Rusten, B., Eikebrokk, B., Ulgenes, Y., Lygren, E. (2006) Design and operations of the Kaldnes moving bed biofilm reactors. Aquacultural Engineering 34(3): 322-331
- Suhr, K.I., Pedersen, P.B. (2010) Nitrification in moving bed and fixed bed biofilters treating effluent water from a large commercial outdoor rainbow trout RAS. Aquacultural Engineering 42(1): 31-37 DOI: 10.1016/j.aquaeng.2009.09.001
- Summerfelt, S.T. (2006) Design and management of conventional fluidized-sand biofilters. Aquacultural Engineering 34(3): 275-302 DOI: 10.1016/j.aquaeng.2006.05.001
- Summerfelt, S.T., Cleasby, J.L. (1996) A review of hydraulics in fluidized-bed biological filters. Aquacultural Engineering 15(6): 411-430 DOI: 10.1016/0144-8609(96)01000-9
- Timmons, M.B., Guerdat, T., Vinci, B.J. (2018) Recirculating Aquaculture, 4th Edition. Ithaca Publishing Company, Ithaca, NY.
- При подготовке статьи использовались материалы и публикации The Conservation Fund Freshwater Institute (Shepherdstown, WV, USA) и Cornell University Department of Biological and Environmental Engineering (Ithaca, NY, USA).