CC BY
90
УДК 66.074.5
DOI: 10.17277/vestnik.2016.01.pp.084-093
МОДЕЛИРОВАНИЕ ПРОЦЕССА БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ ГАЗА
А. К. Митин1, Н. Е. Николайкина1, Н. А. Загустина2
Кафедра «Процессы и аппараты химических технологий», ФГБОУ ВПО «Московский государственный машиностроительный университет» (1); Институт биохимии им. А. Н. Баха РАН (2), г. Москва; mitin.rus@gmail.com
Ключевые слова: биодеструкция; биологическая очистка газа; биофильтр; дихлорметан; методика расчета; микроорганизмы; насадка.
Аннотация: Представлен механизм процесса биологической очистки газа, заключающийся в последовательном прохождении веществом пленок системы. На основании представленного механизма разработана математическая модель процесса биофильтрации на примере биодеструкции дихлорметана. По результатам численных экспериментов предложена обобщенная методика инженерного расчета, заключающаяся в сравнении количества вещества, прошедшего через насадочный слой с биопленкой и подвергшегося биодеструкции.
Введение
Биологическая очистка (биофильтрация) газа, содержащего низкие и средние концентрации загрязняющих веществ, в частности летучие органические соединения, до 5000 мг/м3, при сравнении с альтернативными газоочистными методами (абсорбция, адсорбция, термическое и каталитическое обезвреживания, озонирование) обладает меньшими на порядок капитальными и эксплуатационными затратами. При этом метод биологической очистки газа не продуцирует вторичные загрязнения и является экологически безопасным, поскольку микроорганизмы могут окислять органические загрязняющие вещества, используемые ими в качестве субстрата, вплоть до углекислого газа и паров воды [1].
Однако широкого распространения на предприятиях России в качестве газоочистной системы биофильтрация не получила. В основном это связано с тем, что имеющиеся научно-технические достижения в этой области используются в странах ЕС, отличающихся более мягким климатом, в виде насыпных биофильтров с загрузкой (насадкой) природного происхождения: торф, опилки, куски коры, компост и т.п. [2]. Использование таких биофильтров, отличающихся малой производительностью и устроенных чаще на улице в виде открытой площадки для возможности формирования активного микробного сообщества естественным путем, на предприятиях России трудноосуществимо. При этом насадки природного происхождения обладают рядом недостатков: слеживаются с течением времени, что приводит к повышению гидравлического сопротивления и проскокам неочищенного газа, а также в связи с собственной биоактивностью могут служить средой обитания для микроорганизмов, являющихся антагонистами к активной биомассе, что снижает эффективность процесса биофильтрации. Но в связи с раз-
витием способов и механизмов иммобилизации микроорганизмов на поверхность насадок из искусственных материалов, обладающих высокоразвитой поверхностью, например, пенополиуретан, полиамид, поддержание их жизнедеятельности способствовало развитию и появлению новых биофильтрационных насадочных аппаратов с орошаемым слоем и системой поддержания активности микроорганизмов [3].
Описание режимов работы, аппаратурного оформления таких биофильтров встречается достаточно редко, при этом отсутствуют инженерные методики расчета насадочных биофильтров. По анализу литературных данных [1, 4], представляющих математическое описание процесса биофильтрации, выявлено отсутствие в моделях общего коэффициента массопередачи, позволяющего рассчитать количество переданного через поверхность контакта вещества и далее геометрические размеры оборудования. В основном это связано со сложностью определения толщины и поверхности биопленки, которая в реальных условиях не соответствует поверхности насадки, а также трудностью использования понятия равновесной концентрации применительно к растущему слою биопленки. Таким образом, проведены серии опытов [5], и анализ общедоступных литературных данных, на основании которых предложены уточненный механизм процесса биофильтрации, структура математической модели и методика расчета насадочного биофильтра.
В соответствии с работами [1, 6] механизм процесса биофильтрации описывается переносом загрязняющего вещества (ЗВ) из газовой в жидкую фазу, затем процессом адсорбции в клетку и/или поверхность насадки. Отдельно рассматривается процесс биодеградации. В целом такой подход может быть описан рядом последовательных процессов, происходящих с ЗВ в фазах, присутствующих в системе. Однако при использовании инертной насадки, не обладающей хемо-сорбционными свойствами, стадия адсорбции может не учитываться в процессе биофильтрации. Проведенные серии экспериментов по выявлению гидродинамических и массообменных характеристик процесса биофильтрации [5] позволили выделить две основные фазы: подвижную газовую; неподвижную - влажную биопленку. Отметим, что наличие пленки жидкости на насадке с биопленкой уменьшает эффективность процесса биофильтрации, поскольку пленка жидкости представляет собой дополнительный барьер, который необходимо преодолеть диффундирующему ЗВ из газовой фазы через жидкую к биопленке. При этом жидкость необходима для поддержания жизнедеятельности микроорганизмов. В этой связи механизм переноса ЗВ может быть описан методами массопереноса. Внутри биопленки главную роль играет диффузия или скорость биодеградации. На рисунке 1 представлена схема механизмов процесса биофильтрации в соответ-
Механизм процесса биофильтрации
Насадка
тэ ™—„„ ^"опленка
□организмы си)
Газовая фаза
Толщина влажной биопленки
Рис. 1. Иерархическая модель механизмов процесса биофильтрации
ствии с предложенными уточнениями: I - фаза прикрепления микроорганизмов к поверхности насадки; II - образование и фаза роста биопленки; 1 - диффузия ЗВ в газовой фазе (не лимитирует процесс); 2 - переход ЗВ из газовой фазы во влажную биопленку (может лимитироваться 2.1 - 2.4): 2.1 - диффузия ЗВ во влажной биопленке к клеткам; 2.2 - биодеструкция ЗВ клетками; 2.3 - вывод продуктов жизнедеятельности клеток во влажную биопленку; 2.4 - выход продуктов жизнедеятельности микроорганизмов в окружающую среду; 3 - адсорбция ЗВ на поверхности инертных насадок отсутствует или пренебрежимо мала.
На основании изложенного выше механизма процесса биофильтрации запишем уравнения для расчета количества ЗВ, прошедшего через насадочный слой и подвергшегося биодеградации, используя основное уравнение массопередачи и уравнение Михаэлиса-Ментен, соответственно. Количество ЗВ M, кг/с, переносимого из газовой фазы во влажную биопленку (к микроорганизмам), можно записать уравнением
M = ^ FACсp, (1)
где Kг - коэффициент массопередачи, выраженный через концентрацию газовой фазы, м/с; F - поверхность контакта фаз, м2; ДСср - движущая сила процесса массопереноса, г/м3.
Количество ЗВ, подвергшегося деструкции в биопленке со скоростью биодеградации
R = ^т Wбио ^ (2)
C
Wбио = ^био „ би° F, (3)
АМ + ^ио
где Обио - коэффициент диффузии ЗВ в биопленке, м2/с; Wбио - скорость биодеградации ЗВ в биопленке, г/(м3-с); Шг - скорость газового потока, м/с; Сбио - концентрация ЗВ в биопленке, г/м3; КМ - константа Михаэлиса-Ментен, г/м3; k - константа скорости биодеградации, 1/с; Xби0 - концентрация биомассы, г/м3.
В уравнении (1) коэффициент массопередачи при использовании положения аддитивности фазовых сопротивлений в соответствии со стадийностью процесса биофильтрации может быть записан уравнением
^ 1 m 1
KT = — + — +-, (4)
Рг Рж Рб ио
1 m 1 „ где —, —,--сопротивление массоотдаче в газовой фазе (не лимитирует
Рг Рж Рб ио
процесс биофильтрации), в жидкой фазе (считаем, что пленка жидкости в модели процесса биофильтрации отсутствует, поскольку биопленка полностью смачивается) и во влажной биопленке соответственно, м/с; m - коэффициент распределения.
Микроорганизмы находятся на границе раздела фаз, при этом равновесие в системе не достигается в связи с постоянным поглощением ЗВ микроорганизмами. Тем самым движущая сила процесса массоотдачи может быть определена средней концентрацией ЗВ в газовой фазе и процесс биофильтрации может быть описан как поглощение ЗВ влажной биопленкой с микроорганизмами, лимитируемое стадией биодеградации, то есть значением коэффициента массоотдачи во влажной биопленке Рбио, м/с, которое может быть рассчитано следующим образом:
E, %
E, %
100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0
1 2 3 4 5 6 7 8
100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0
t, ч
а)
10 15 20
б)
25 30 t, мин
Рис. 2. Динамика потребления (1) и дегалогенирования (2) ДХМ при его деградации интактными клетками (а) и препаратом очищенной ДХМ-дегалогеназы (б) МЬ. МсНЬотот^кипкит БМ4
- при лимитировании биодеградации скоростью реакции нулевой степени
Рбио = $био ^0/Сбио, (5)
где к0 - константа скорости нулевой степени - максимальная скорость биодеградации, г/(м3-с); 5био - толщина биопленки, м;
- при лимитировании биодеградации скоростью реакции первой степени
Рбио = §био к1,
где к\- кажущаяся кинетическая константа, 1/с;
- при лимитировании биодеградации диффузией ЗВ в биопленке
Рб ио ^био /8б ио
(6)
(7)
Процесс лимитирован стадией биодеградации, поскольку коэффициенты массоотдачи в газовой и жидкой фазах на несколько порядков больше скорости биодеградации. Например, по работе [7] коэффициент абсорбции лежит в диапазоне 0,015...0,04 см/с, что соответствует времени сорбции 1...5 с. Проведенные в Институте биохимии им. А. Н. Баха опыты по потреблению микроорганизмами, находящимися в реакционной смеси в колбе, такого загрязнителя, как дихлорме-тан (ДХМ), показали время биодеградации от 5 минут. На рисунке 2 представлена динамика потребления и дегалогенирования ДХМ при его деградации интактными клетками и препаратом очищенной ДХМ-дегалогеназы МЬ. ЛсЫогошеМатсиш БМ4. При описании механизма биофильтрации через коэффициент массопередачи можно считать, что основное сопротивление массопередаче заключено в биопленке
± = (8) K г Рбио
5
Модель процесса биофильтрации газовоздушной смеси, содержащей дихлорметан
В соответствии с исследованиями, проведенными в Институте биохимии им. А. Н. Баха и др. [8], посредством моделирования в биопленке спроектирована внутриклеточная активность дегалогеназы для штаммов БМ4 и БМ11, биодеструкция и усвоение ДХМ, вывод продуктов биологической (ферментативной) реакции в окружающую среду.
На рисунке 3 представлена схема процессов модели.
Воздух / V Влажная \ Структура модели процесса
• * ' J \ биопленка \ биофильтрации представлена системой дифференциальных уравнений:
¿сдхм
у/ _/ _/ —возд_ _ щ _ изменение концентрации
Л
X. ¿3 _ ДХМ в очищаемом потоке воздуха;
^СДХМ
—био— = W2 - изменение концентрации
dt
ДХМ в клетках микроорганизмов-деструк-
dcфоPм
торов (МД); био = №2 -№3 -№4 - изме-Лг
нение концентрации формальдегида
лС НС1
в клетках МД; —^ = 2№2 - №5 - из-dt
Рис. 3. Схема модели процесса биофильтрации при обмене веществами между:
1 - газовой фазой и влажной биопленкой; 2 - влажной биопленкой и клетками микроорганизмов; 3 - клетками и окружающей средой; 4 - реакция биодеградации в клетках
менение концентрации соляной кислоты
Лсформиат
в клетках МД; —био-= №3 - №6 -
изменение
Лг
концентрации
формиата
в клетках МД;
dC,
НС1
среда
dt
= W7- изменение концентрации соляной кислоты во влаж-
ной биопленке.
Уравнения скоростей процессов составлены в соответствии с законом действующих масс: Щ = КС^^1 - скорость перехода количества ДХМ из воздуха во
влажную биопленку; №2 = (Щ^ТсД^ )/Км + СД^ УрН - скорость работы фермента в соответствии с уравнением Михаэлиса-Ментен с учетом влияния рН-фактора; №3 = £3Сфиош - скорость получения формиата из формальдегида;
Щ = £4Сби°рм - скорость ассимиляции формальдегида; Щ = £5СбиС1- скорость
; W6 = ¿6сф.оРмиат -
^HCl
формиата; №7 = №5 - £7Ссреда - скорость выводы соляной кислоты в окружающую
_рК1 -рН_
10(1+10(РК1-РН) +10<РК1+РК2 - 2РН)) и .
10 - расчет рН-фактора, где
сРеду; ^рн =
100
W
г
W
'' I
тах рНп
max рнтах 0,5(pK1-pK2)
= 10(2+100'5(PK1- PK2))
- максимально возможная скорость получения
формальдегида при оптимальном значении рН по данным [9, 10], где рК1, рК2 - отрицательные десятичные логарифмы константы диссоциации протона от дегало-геназы; К1 - константа скорости перехода ДХМ из воздуха во влажную биопленку, 1/с; - коэффициент получения формиата из формальдегида, 1/с; - коэффициент ассимиляции формальдегида, 1/с; - коэффициент вывода соляной кислоты из клетки во влажную биопленку, 1/с; - коэффициент ассимиляции формиата, 1/с; - коэффициент вывода соляной кислоты из влажной биопленки в окружающую среду, 1/с.
Количество переносимого вещества во влажную биопленку
М = №УвозЯгя;
E, % 40 35 30 25 20 15 10 5 0
♦
/
/ ■__+
г
1 ♦
1
10
20
30 40
50
60
70 80 i6„о- сут.
Рис. 4. Сравнение экспериментальных значений эффективности очистки с модельными при изменении скорости газового потока с 0,005 до 0,15 м/с:
О - экспериментальные точки; □ - моделирование
количество вещества, подвергшегося биодеструкции
R = W2Vбиоtр,
где Квозд - объем газовой фазы, м3; Убио - объем биопленки, м3; ¿р - расчетное время биодеградации, с; tA - необходимое время перехода вещества из газовой фазы к клеткам в биопленке (время диффузии), с.
В соответствии с [7] и экспериментами по динамике потребления ДХМ (см. рис. 2) можно заключить, что при tv > tA скорость биофильтрации будет ограничена константой скорости ферментативной реакции в клетке, при tM > tF скорость биофильтрации будет ограничена константой скорости перехода ЗВ из воздуха к клетке. Решение предлагаемой системы уравнений осуществлялось c помощью пакета компьютерных программ DB Solve Optium и Model Creator. Результаты численных экспериментов представлены на рис. 4 в виде зависимости эффективности очистки газовоздушной смеси от ДХМ от времени работы биофильтра, а также при изменении скорости газового потока.
Методика расчета
Предлагаемая в данной работе по результатам анализа литературы и моделирования методика инженерного расчета (рис. 5) основана на сравнении количества вещества M, г/(м3-с), прошедшего через насадочный слой биофильтра, и количества вещества R, г/(м3-с), подвергшегося биодеструкции. Количество ЗВ, которое пройдет через насадочный слой при заданной эффективности очистки и производительности биофильтра M. Количество ЗВ из потока M, которое будет усвоено микроорганизмами посредством ферментативной реакции в клетках R. В таком случае, при M = R производительность биофильтра при заданном времени пребывания загрязняющего вещества в насадочном слое соответствует биодеструкци-онной способности микроорганизмов, находящихся на поверхности насадки. При M < R биодеструкционная способность микроорганизмов позволяет увеличивать количество загрязняющих веществ в газовом потоке без уменьшения эффективности очистки. Это означает, что можно уменьшить объем насадочного слоя и/или уменьшить время пребывания загрязняющих веществ в насадочном слое, тем самым уменьшить габариты биофильтра или увеличить производительность биофильтра. При M > R количества микроорганизмов (фермента) не хватает для очистки газа при заданной эффективности. В этом случае необходимо увеличить удельнуюповерхность насадочного слоя, что в свою очередь увеличит количество образовавшейся биомассы и потенциально увеличит количество фермента, необхо-
Технологические параметры:
ОС
Ж , V
Параметры насадки и микроорганизмов:
[1|пнх. УК>. К|. ^Р'.м- -^ тах- (Уто
Расчет габаритов: К = 5Н (для аппарата квадратного сечения) V = лР2/4 (для аппарата круглого сечения)
Расчет гидравлического сопротивления биофильтра: ^о = 0/5, или W0 = 0/(пБ2/4) < 1 м/с; ДРсух/# = Л/32рг%л2/83^ W = W0/s; АРбио = (Л'/1 + В'е(-ц<6ио)) + АРсух_
Проверка 5био: " ">|5био=^е/2(1-ДРсух/АРбио)
de = 4s/a
Рис. 5. Алгоритм инженерного расчета биофильтра
димого для осуществления реакции окисления ЗВ. Также возможно увеличить время пребывания. что приведет к снижению производительности. или увеличить габариты биофильтра.
Сопротивление насадочного биофильтра изменяется со временем. что связано с развитием биомассы и зарастанием свободных каналов насадочного слоя. Расчет гидравлического сопротивления биофильтра можно проводить по уравнениям. предложенным в алгоритме (см. рис. 5).
Обозначения к алгоритму расчета (см. рис. 5): 0 - расход очищаемых выбросов. м3/ч; Свх - концентрация загрязнителя на входе в биофильтр. г/м3; Свых - концентрация загрязнителя на выходе из биофильтра. г/м3; цтах - максимальная удельная скорость роста . ч-1; У - выход биомассы по субстрату. г/г; К, - константа субстратного ингибирования. г/м3; К - константа полунасыщения. г/м3; /рм - время роста микроорганизмов. ч; Хтах - максимальная концентрация активной биомассы. кг/м3; Е - эффективность очистки. %; а - удельная поверхность насадки. м2/м3; 8 - порозность насадочного слоя. м3/м3; 4е - эквивалентный диаметр насадки. м; т - время пребывания очищаемого воздуха в слое насадки биофильтра. с; -объем биофильтра (насадочного слоя). м3; М - количество переданного вещества через слой насадки. г/(ч-м3); Кбио - объем биопленки. м3; ф - коэффициент обрастания насадки; 5био - толщина биопленки. м; Я - количество вещества подвергшееся биодеструкции. г/(ч-м3); X - концентрация биомассы. кг/м3; ц - удельная скорость роста микроорганизмов. ч-1; 5 - сечение корпуса биофильтра. м2; Б -диаметр биофильтра. м; Н - высота насадочного слоя. м; ДРсух - гидравлическое сопротивление сухого насадочного слоя. Па; ДРбио - гидравлическое сопротивление насадки. обросшей биопленкой. Па; уг - кинематическая вязкость газа. Па-с; рг -плотность газа. кг/м3; W0 - фиктивная скорость газа. м/с; А. В - коэффициенты; /био -время работы биофильтра. сут.
Заключение
Отметим, что на сегодняшний день ни одна математическая модель процесса биофильтрации не является универсальной и общепринятой. Микроорганизмы разных родов обладают различными свойствами и поведением, что затрудняет обобщение. В этой связи инженерные методики расчета биофильтра для очистки газов в литературе отсутствуют. Биофильтры рассчитываются эмпирически на базе проведения серии предпромышленных экспериментов, что удорожает проектирование. Поэтому моделирование процесса биофильтрации в целях получения достоверных методик расчета аппаратов является актуальной задачей, требующей внимания.
Список литературы
1. Devinny, J. S. Biofiltration for air pollution control / J. S. Devinny, M. A. Deshusses, T. S. Webster. - Boca Raton, FL : Lewis Publishers, 1999. - 318 p.
2. Zagorskis, A. Air Treatment Efficiency of Biofilter with Adsorbing Zeolite Layer / A. Zagorskis, P. Baltrenas // Ekologija. - 2010. - Vol. 56, No. 1-2. - P. 72 - 78.
3. Composition of Air Emission from Tobacco Factories and Development of the Biocatalyst for Odor Control / N. A. Zagustina [et al.] // J. of Chemical Technology & Biotechnology. - 2010. - Vol. 85, No. 3. - P. 320 - 327.
4. Mathematical Model for Gas-Liquid Two-Phase Flow and Biodegradation of a Low Concentration Volatile Organic (VOC) in a Trickling Biofilter / Q. Liao [et al.] // International Journal of Heat and Mass Transfer. - 2008. - Vol. 51, No. 7/8. -P. 1780 - 1792.
5. Эффективность очистки газов от дихлорметана методом биофильтрации на различных насадках / А. К. Митин [и др.] // Экология и пром-сть России. -2015. - № 5. - С. 20 - 25.
6. Govind, R. Bishop. Biofiltration for Treatment of Volatile Organic Compounds (VOCs) in Air. Chapter in Biodegradation Technology Developments, Volume II / R. Govind, F. Dolloff; eds. K. Sikdar Subhas and L. Irvine Robert. - Lancaster, PA. : Techonomic Publishing Company, 1998.
7. Астарита, Дж. Массопередача с химической реакцией / Дж. Астарита, пер. с англ. М. И. Балашова; под ред. Л. А. Серафимова. - Л. : Химия, 1971. - 224 с.
8. Торгонская, М. Л. Биодеградация дихлорметана аэробными метилобакте-риями : дис. ... канд. биол. наук : 03.00.07 / Мария Леонидовна Торгонская. - Пу-щино, 2009. - 130 с.
9. Ian, R. Booth. Regulation of Cytoplasmic pH in Bacteria. Microbiological Reviews. American Society for Microbiology / R. Ian. - 1985. - Vol. 49, No. 4. -P. - 359 - 378.
10. Sequence Variation in Dichloromethane Dehalogenases / Glutathione S-Trans-ferases / S. Vuilleumier [et al.] // Microbiology. - 2001. - Vol. 147. - P. 611 - 619.
Modeling of Biological Gas Purification
A K Mitin1, N. Е. Nikolaikina1, N. A Zagustina2
Department "Processes and Devices of Chemical Technologies", Moscow University of Mechanical Engineering (1); The A. N. Bach Institute of Biochemistry (2), Moscow; mitin.rus@gmail.com
Keywords: biodegradation; biofilter; biological gas purification; dichloromethane; method of calculation; microorganisms; packing.
Abstract: The paper describes the process of biological gas purification, which consists in successively passing the pollutant across the films (phases) of the system.
Biofiltration process is the ability of microorganisms to oxidize organic compounds by enzymatic apparatus of microorganisms. During biofiltration pollutant from the gas phase passes into the wet biofilm by sorption. Biodegradation of the pollutants occurs in the biofilm. Biodegradation is the rate-limiting step of the biofiltration process.
In the paper, we propose to use the mass transfer coefficient, as well as the principle of additivity phase resistances. On the basis of the above mechanism we developed a mathematical model of the biofiltration process using the example biodegradation of dichloromethane. The system of differential equations describes the model, which consists of a series of chemical processes: absorption of dichloromethane by wet biofilm, diffusion of DCM to the cells, decomposition of DCM to formaldehyde, oxidation to carbon dioxide with the withdrawal of reaction products. According to the results of numerical experiments, we proposed a generalized method of engineering calculation.
The generalized method of engineering calculation is based on comparing the amount of a pollutant passing through a packed layer of biofilm and the amount of a pollutant subjected to biodegradation. Algorithm calculation methods consist of input parameters, definable parameters and equations linking these parameters. Also, in the method of calculation we used equations for the calculation of pressure drop of the packed bed and the time of its clogging.
References
1. Devinny J.S., Deshusses M.A., Webster T.S. Biofiltration for air pollution control, Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1999, 318 p.
2. Zagorskis A., Baltrenas P. Air treatment efficiency of biofilter with adsorbing zeolite layer, Ekologija, 2010, vol. 56, no. 1-2, pp. 72-78.
3. Zagustina N.A., Krikunova N.I., Kulikova A.K., Misharina T.A., Romanov M.E., Ruzhitsky A.O., Terenina M.V., Veprizky A.A., Zukov V.G., Popov V.O. Composition of air emission from tobacco factories and development of the biocatalyst for odor control. J. of Chemical Technology & Biotechnology, 2010, vol. 85, no. 3, pp. 320-327.
4. Liao Q., Tian X., Chen R., Zhu X. Mathematical model for gas-liquid two-phase flow and biodegradation of a low concentration volatile organic (VOC) in a trickling biofilter, International Journal of Heat and Mass Transfer, 2008, vol. 51, no. 7/8, pp. 1780-1792.
5. Mitin A.K., Nikolaikina N.E., Zagustina N.A., Pushnov A.S. [The effectiveness of cleaning gases from dichloroethane by nanofiltration at different nozzles], Ekologiya i promyshlennost' Rossii [Ecology and Industry of Russia], 2015, no. 5, pp. 20-25. (In Russ.)
6. Govind R., Dolloff F. Bishop. Biofiltration for Treatment of Volatile Organic Compounds (VOCs) in Air. Chapter in Biodegradation Technology Developments, VolumeII, Lancaster, PA.: Techonomic Publishing Company, 1998.
7. Astarita Dzh., Balashova M.I. Massoperedacha s khimicheskoi reaktsiei [Mass transfer with chemical reaction], Leningrad: Khimiya, 1971, 224 p. (In Russ.)
8. Torgonskaya M.L. PhD Dissertation (Biological), Pushchino, 2009, 130 p. (In Russ.)
9. Ian R. Booth. Regulation of Cytoplasmic pH in Bacteria. Microbiological Reviews. American Society for Microbiology, 1985, vol. 49, no. 4, pp. 359-378.
10. Vuilleumier S., Ivos N., Dean M. Leisinger T. Sequence variation in dichloromethane dehalogenases/glutathione S-transferases, Microbiology, 2oo1, vol. 147, pp. 611-619.
Modellierung des Prozesses der biologischen Reinigung des Gases
Zusammenfassung: Es ist der Mechanismus des Prozesses der biologischen Reinigung des Gases, der im konsequenten Durchgang vom Stoff der Folien des Systems besteht, angeführt. Aufgrund des dargelegten Mechanismus ist das mathematische Modell des Prozesses der Biofiltrierung am Beispiel der Biodestruktion des Dichlormethans entwickelt. Nach den Ergebnissen der zahlenmäßigen Experimente ist die verallgemeinerte Methodik der Ingenieurberechnung angeboten, die im Vergleich der Zahl des Stoffes besteht, der durch die Ansatzschicht mit der Biofolie durchgigangen ist und von der Biodestruktion untergezogen ist.
Modélage du processus de l'épuration biologique du gaz
Résumé: Est présenté le mécanisme du procédé de l'épuration biologique du gaz qui consiste dans le passage séquentiel par la substance des films du système. A la base du mécanisme présenté est élaboré un modèle mathématique du processus de bio-filtre à l'exemple de la biodéstruction de dichlorométhane. Selon les résultats des expériments numériques est proposée la méthodologie généralisée du calcul d'ingénierie qui consiste dans la comparaison de la quantité de la substance qui a traversé la couche d'emmenchement avec bio-film et qui est soumise à la biodéstruction.
Авторы: Митин Александр Константинович - аспирант кафедры «Процессы и аппараты химических технологий»; Николайкина Наталья Евгеньевна -кандидат технических наук. доцент кафедры «Процессы и аппараты химических технологий». ФГБОУ ВПО «Московский государственный машиностроительный университет»; Загустина Наталья Алексеевна - кандидат биологических наук. старший научный сотрудник Института биохимии им. А. Н. Баха РАН. г. Москва.
Рецензент: Елисов Лев Николаевич - доктор технических наук. профессор кафедры «Безопасность полетов и жизнедеятельности». ФГБОУ ВПО «Московский государственный технический университет гражданской авиации». г. Москва.
