Денитрификация в рециркуляционных системах — теория и практика

В большинстве рециркуляционных систем аммоний (NH3 и NH4+) утилизируются в процессе нитрификации, механической фильтрации, удаления осадка в ходе осаждения или водных подмен (van Rijn, 1996). Это витальный процесс очистки воды. Часто для предотвращения накопления нитрата и растворенных органических загрязнений 5-10% объема воды в системе ежедневно обновляют (Masser et al., 1999). При сравнении различных биологических процессов, участвующих в сохранении высокого качества воды, в традиционных прудах и системах с рециркуляцией, последние проигрывают. Традиционные, земляные пруды имеют низкое содержание неорганического азота, хотя приток богатых белком кормов высок.

Биологическое удаление аммония в этих водоемах протекает несколькими путями: поглощение водорослями и бактериальное гниение водорослей, аммонификация, нитрификация и денитрификация (Shilo and Rimon, 1982; van Rijn et al., 1984; Diab and Shilo, 1986; Hargreaves, 1998). Денитрификация в таких прудах ограничивается осадками, где отсутствует кислород, как следствие распада органических веществ, и имеются низкомолекулярные углеродистые вещества, обеспечивающие условия для протекания данного процесса (Diab and Shilo, 1986; Avnimelech et al., 1992; Hopkins et al., 1994; Hargreaves, 1998; Gross et al., 2000). Создание условий и разобщение процессов трансформации азотсодержащих соединений в УЗВ позволяет снизить расход воды и давление системы на окружающую среду.

В рециркуляционной системе нитрат достигает максимальной концентрации, где для удаления аммония используются нитрифицирующие бактерии. Докладывалось о достижении в УЗВ концентраций 400-500 мг NO3N/л (Otte and Rosenthal, 1979; Honda et al., 1993). Эти значения различны среди систем и, главным образом, зависят от скорости обновления воды, нитрификации и удаления нитрата. В отличие от нитрита и аммония, нитрат относительно безопасен для гидробионтов. Однако его высокие концентрации могут повлиять на развитие коммерческих культивируемых организмов, например: угрей (Kamstra and van der Heul, 1998), осьминогов (Hyrayama, 1966), форель (Berka et al., 1981) и креветок (Muir et al., 1991). В настоящее время прикладываются усилия для обеспечения контроля уровня нитрата в УЗВ. Эта работа ведется не столько потому, что нитрат оказывает прямое токсическое влияние на рыб, сколько из-за: (1) строгих нормативов на выброс нитрата в среду – 11.3 мг NO3N/л (European Council Directive, 1998); (2) предотвращения резких подъемов концентрации нитрата, вследствие неполной «пассивной» утилизации; (3) стабилизации буферных свойств воды; (4) сопутствующих биологическому удалению нитрата утилизации органического углерода, ортофосфатов и сульфидов.

Данная статья посвящена обсуждению биологических путей удаления нитрата, а также связей денитрифицирующих организмов с круговоротом углерода, фосфата и серы в рециркуляционной системе. Рассмотрена практика удаления нитрата в УЗВ. Наконец, обсуждается ценность процесса Anammox, как альтернативного пути утилизации аммония и нитрата.

2. Биологическое удаление нитрата
Биологическое удаление нитрата проводится множеством организмов ассимиляционным и диссимиляционным путями (Таблица 1). Организмы способны усваивать нитрат ассимиляционным способом, используя нитрат, а не аммоний в качестве источника азота. У большинства организмов, этот процесс протекает в отсутствие или при низком уровне других неорганических азотсодержащих соединений (т.е. аммония). Ассимиляционное снижение нитрата имеет место в аэробных и анаэробных условиях. Этот механизм не ведет к полному удалению неорганического азота, а лишь переводит его в состав органических соединений.

Таблица 1. Биологическая редукция нитрата [van Rijn and Barak (1998), Tiedje (1990)]

ПроцессыРегуляторыОрганизмы
Ассимиляционным редукция нитрата (NO3 —> NO2 —> NH4+)NH4+Растения, грибы, водоросли, бактерии
Диссимиляционная редукция нитрата
Диссимиляционная редукция нитрата до аммония (NO3 —> NO2 —> NH4+)O2, C/NАнаэробные и факультативные анаэробные бактерии
Денитрификация (NO3 —> NO2 —> NO —> N2O —> N2)O2, C/NФакультативные анаэробные бактерии

Диссимиляционное удаление нитрата связано с превращением нитрата в более простые формы неорганического азота, что сопровождается выделением энергии. Этот механизм характерен преимущественно для двух групп организмов прокариот. Одна из них переводит нитрат в нитрит или аммоний, а другая – нитрат в нитрит, а затем в газообразный азот (N2). Диссимиляционное восстановление нитрата до аммония (DNRA) осуществляют ферментативные бактерии, которые используют нитрат в качестве конечного акцептора электронов. К этому их подталкивают биоэнергитические причины, когда невозможно трансформировать органическую материю (Tiedje, 1990). Денитрификаторы составляют вторую группу прокариот, участвующих в диссимиляционном удалении нитрата. Большинство из них является факультативными анаэробами и использует нитрат как конечный акцептор электронов в отсутствие кислорода. В результате, они продуцируют молекулярный азот, хотя в определенных условиях этот процесс также сопровождается накоплением нитрита (NO2), окиси азота (NO) и оксида азота (N2O). Гетеротрофные денитрифицирующие бактерии, использующие в качестве источника углерода и электронов органические углеродсодержащие соединения, преобладают в природе среди других денитрификаторов. Если в среде мало растворенного углерода, начинают преобладать автотрофные денитрификаторы, которые утилизируют Mn2+, Fe2+, серу и H2 как источник электронов, и неорганический углерод как материал для биосинтеза (Korom, 1992).

Присутствие организмов диссимиляционного восстановления обусловлено, по большей части, факторами окружающей среды, в частности, доступности и типа органического углерода, и её окислительно-восстановительным (редокс) потенциалом. Высокое соотношение C/N (Tiedje, 1990) и высокая концентрация сульфида (Brunet and Garcia-Gil, 1996) в среде приводит к преобладанию DNRA-организмов над денитрификаторами. Среди денитрификаторов, тип и количество органических углеродистых соединений влияют на накопление промежуточных продуктов, таких как нитрит и азотсодержащие газы (Nishimura et al., 1979; Nishimura et al., 1980; van Rijn and Sich, 1992; Blaszczyk, 1993; van Rijn et al., 1996). Кислород является важным регулятором денитрификации. Хотя процесс аэробной денитрификации известен (Robertson and Kuenen, 1984), большинство денитрификаторов являются факультативными анаэробами и утилизируют нитрат в отсутствие кислорода. В условиях низкой концентрации кислорода происходит ингибирование ферментов, вовлеченных в процесс трансформации нитрата, поэтому данное соединение подвергается неполному восстановлению до промежуточных продуктов (Betlach and Tiedje, 1981). Кислородное ингибирование часто сопровождается накоплением нитрита в воде (van Rijn and Rivera, 1990). Среди других факторов, подавляющих денитрификацию и вызывающих накопление нитрита, можно назвать: неоптимальное значение pH (Beccari et al., 1983; Thomsen et al., 1994; Almeida et al., 1995) и сильное освещение (Barak et al., 1998).

3. Гетеротрофная против автотрофной денитрификации
3.1. Гетеротрофная денитрификация

Гетеротрофные организмы денитрификаторы получают электроны и протоны, необходимые для трансформации нитрата, из органических углеродистых соединений. К этим веществам относятся углеводы, органические спирты, аминокислоты и жирные кислоты. Например, утилизация ацетата, в качестве источника углерода, протекает следующим образом:
5CH3COO + 8NO3 + 3H+ -> 10HCO3 + 4N2(г) + 4H2O (1)

Для полного удаления нитрата, денитрификаторам, в зависимости от источника углерода и вида бактерии, требуется определенное соотношение C/N (Payne, 1973). На большинстве доступных источников углерода полное превращение нитрата в газообразный азот происходит при соотношении COD/NO3N (по массе) – от 3.0 до 6.0 (Montieth et al., 1979; Narcis et al., 1979; Skinde and Bhagat, 1982), где COD это химическое потребление кислорода, выражаемое в мгO2/л. Как отмечалось ранее, недостаток углерода приводит к накоплению промежуточных продуктов, таких как NO2 и N2O, тогда как его избыток способствует протеканию диссимиляционного восстановления нитрата до аммония. Кроме того, скорость денитрификации зависит от типа источника углерода. В анаэробных реакторах, например, денитрификация протекает быстрее в присутствие ацетата, чем глюкозы или этанола (Tam et al., 1992). При изучении изолятов бактерий из реактора с псевдоожиженным слоем, которых инкубировали с короткоцепочечными жирными кислотами (летучими кислотами), были отмечены различия скоростей денитрификации (Aboutboul et al., 1995). На очистных сооружениях и рыбоводческих фермах для ускорения денитрификации часто применяются внешние источники углерода, например, метанол (Payne, 1973). Однако в рециркуляционной системе для этих целей можно использовать эндогенные углеродистые соединения, выделяемые при гниении осадка (Aboutboul et al., 1995).

3.2. Автотрофная денитрификация
Помимо органического углерода, некоторые денитрифицирующие бактерии могут использовать неорганические вещества, такие как водород и серу, марганец и железо в качестве донора электронов. Немногочисленные исследования показали применимость этого процесса для удаления нитрата из загрязненной воды, а серо-известняковый реактор использовался для автотрофной денитрификации сточных вод (Flere and Zhang, 1998; Zhang and Lampe, 1999). Возможность денитрификации в условиях низкого соотношения COD/N продемонстрирована в реакторе, где устанавливается симбиотическое равновесие между денитрифицирующими серу бактериями и бактериями сульфатредукторами (Kim and Son, 2000). Некоторые преимущества автотрофной в отличие от гетеротрофной денитрификации следующие: 1. Слабый рост биомассы (биообрастание) и снижение загрязнения реактора; 2. Обработанная вода не загрязнена органическим углеродом.

4. Денитрифицирующие бактерии и удаление фосфата
Эффективное биологическое удаление фосфора (EBPR) из бытовых сточных вод на сооружениях, использующих активный ил, осуществляется поочередно в несколько этапов, когда ил находится в анаэробных и аэробных условиях. Фосфор выделяется бактериальной биомассой в анаэробных условиях и усваивается ими в виде полифосфата (поли-P) в аэробных условиях. Фосфор удаляется из потока путем сбора фракции обогащенной фосфором бактериальной биомассы (Toerien et al., 1990). Некоторые из этих накапливающих полифосфат организмов (PAO) также способны накапливать поли-P в условиях денитрификации, т.е. когда в качестве конечного акцептора электронов выступает не кислород, а нитрат (Barker and Dold, 1996; Mino et al., 1998). Исследования накапливающих поли-P организмов раскрыли вовлечение специфических метаболических механизмов в анаэробных, аэробных и аноксических (мало кслорода) условиях (Mino et al., 1998). В анаэробных условиях ацетат или другие низкомолекулярные органические вещества превращаются в полигидроксиалканоаты (PHA), тогда как поли-P и гликоген разлагаются, и выделяется фосфат. В аэробных и аноксических условиях PHA преобразуется в гликоген, фосфаты захватываются бактериями, и поли-P синтезируется внутри клеток. В последнем случае, рост и захват фосфатов регулируются энергией, выделяемой при распаде PHA.

Некоторые гетеротрофные денитрифицирующие бактерии содержат в избытке запасы фосфора и синтезируют поли-P в аэробных или анаэробных условиях, без необходимости переключения метаболизма с анаэробного на аэробный (Barak and van Rijn, 2000a). Иначе обстоят дела с накапливающими полифосфат организмами (PAO). Они не способны использовать PHA для синтеза поли-P, поэтому получают энергию через окисление внешнего источника углерода. Пригодность данного пути удаления фосфора продемонстрирована в пресноводной и морской рециркуляционных системах (Barak and van Rijn, 2000b; Shnel et al., 2002; Barak et al., 2003; Gelfand et al., 2003). Культуральная вода этих систем весь период культивирования сохраняла стабильную концентрацию ортофосфата. Захват фосфора происходит в аноксических условиях, когда уровень его накопления достигает до 19% от сухой массы ила.

5. Контроль щелочности в ходе денитрификации
В рециркуляционных системах интенсивная нитрификация ведет к утрате щелочности и снижению pH воды. Кислые условия пагубно отражаются на возможностях биофильтра и эффективности внесения щелочных соединений. Для стабилизации pH и щелочности обычно используется бикарбонат натрия. Гетеротрофная денетрификация приводит к возрастанию щелочности, поэтому внедрение этого процесса может снизить или исключить необходимость введения соды (van Rijn, 1996).
Значение щелочности измеряется по количеству кислоты, затраченной на титрование оснований в воде. Химические реакции с образованием кислот снижают щелочность воды, тогда как противоположные процессы опосредуют реакции, в которых расходуется кислота или образуются гидроксильные ионы. В ходе нитрификации щелочность снижается примерно на 7 мг CaCO3 на каждые 1 мг окисленного до нитрата аммония (NH4-N):

NH4+ + 2O2 = NO3 + 2H+ + H2O (2)
(потери щелочности = 2 миллиграмм-эквивалента щелочи на моль NH4+ или 7.14 мг CaCO3/1 мг NH4-N)

Некоторая доля этой щелочности восстанавливается, когда совместно с этапом нитрификации в системе проходит денитрификация. Гетеротрофная денитрификация ведет к выделению гидроксильных ионов и подъему щелочности. Каждый 1 мг восстановленного до N2 нитрата (NO3N) приводит к возрастанию щелочности на 3.57 мг CaCO3:

2NO3 + 12H+ + 10e- = N2 + 6 H2O (3)
(рост щелочности = 1 миллиграмм-эквивалента щелочи на моль NO3 или 3.57 мг CaCO3 на 1 мг NO3N)

Автотрофная денитрификация на восстановленных соединениях серы в качестве расходуемого субстрата, может снижать или повышать щелочность, в зависимости от вида восстановленных соединениях серы, подвергшихся окислению (Oh et al., 2001; Kleerebezem and Mendez, 2002). В морских системах, субстратом для повышения щелочности часто является сульфат (уравнение 4). Сульфатредукция в совокупности с окислением восстановленных соединений серы ведет к возрастанию щелочности (уравнение 4 и 5).

SO42- + 10H+ + 8e- = H2S + 4H2O (4)
(рост щелочности = 2 миллиграмм-эквивалента щелочи на моль SO42- или 100 мг CaCO3 на моль SO42-)
5H2S + 8NO3 = 5SO42- + 4N2 + 4H2O + 2H+ (5)
(снижение щелочности = 2 миллиграмм-эквивалента щелочи на 5 моль H2S или 20 мг CaCO3 на моль H2S)
Редукция сульфата до сульфида порождает щелочность 100 мг CaCO3 на 1 моль SO42-, а опосредуемая сульфидом редукция нитрата до N2 расходует 20 мг CaCO3 на 1 моль H2S. Подобно гетеротрофной денитрификации, весь процесс редукции сульфата, окисления сульфида и редукции нитрата в итоге повышает щелочность на 400 мг CaCO3 на 8 моль редуцированного нитрата или 3.57 мг CaCO3 на 1 мг редуцированного NO3N.

6. Технология денитрификации в УЗВ системах
Далее в статье проведено различие между пассивной и активной денитрификацией. Пресноводные и морские системы с рециркуляцией обсуждаются отдельно. Отдельно обсуждается денитрификация на основе полимеров и в реакторах, используемая в аквариумах. Сводная информация по типам реакторов для денитрификации приведена в таблице 2, а скорость денитрификации некоторых из этих реакторов – в таблице 3.

Таблица 2. Реакторы денитрификации

Реактор денитрификацииКультивируемый организм Донор углерода/электроновСсылка
Пресноводные системы
Активный илКарпЭндогенный Meske (1976)
Активный илТиляпия, угорьГлюкоза/метанол Otte and Rosenthal (1979)
Активный илФорельГидролизованный кукурузный крахмал Kaiser and Schmitz (1988)
Бассейн для перегнивания и реактор с псевдоожиженным слоемТиляпияЭндогенный van Rijn and Rivera (1990),
Arbiv and van Rijn (1995),
Shnel et al. (2002)
Активный илУгорьЭндогенный Knosche (1994)
Реактор с неподвижным слоем?Метанол Abeysinghe et al. (1996)
Реактор с неподвижным слоем?Эндогенный Phillips and Love (1998)
ПолимерыДекоративный карпЭндогенный Nagadomi et al. (1999)
ПолимерыДекоративные рыбкиБиоразлагаемые полимеры Boley et al. (2000)
Реактор с неподвижным слоемУгорьМетанол Suzuki et al. (2003)
Морские системы
Реактор с неподвижным слоемАтлантический лосось и ЧавычаМетанол Balderston and Sieburth (1976)
Реактор с неподвижным слоемЯпонская камбалаГлюкоза Honda et al. (1993)
Реактор с неподвижным слоемГоловоногие моллюскиМетанол Whitson et al. (1993)
Реактор с неподвижным слоем?Этанол Sauthier et al. (1998)
Реактор с псевдоожиженным слоемДекоративные рыбкиМетанол Grguric and Coston (1998)
Полимеры?Глюкоза Park et al. (2001)
Реактор с неподвижным слоемДекоративные рыбкиМетанол Grguric et al. (2000a,b)
Реактор с неподвижным слоемКреветкиЭтанол/метанол Menasveta et al. (2001)
ПолимерыДекоративные рыбкиКрахмал Tal et al. (2003a)
Бассейн для перегнивания и реактор с псевдоожиженным слоемЗолотистый спарЭндогенный Gelfand et al. (2003)
Биореактор с подвижным слоемЗолотистый спарКрахмал Morrison et al. (2004)

6.1. Пассивная денитрификация в УЗВ
Денитрификация, протекающая в бедной кислородом среде в присутствии окисляемого углерода и неорганических азотсодержащих веществ. На основе этих данных можно предположить, что такие условия ограничиваются специфическими микроситами, которые существуют в большинстве УЗВ. В исследовательской работе с использованием капельного биофильтра денитрификация отмечена в отдельных зонах биопленки (Dalsgaard and Revsbech, 1992). По данным микродатчиков эта активность наблюдается на глубине 0.2-0.3 мм над поверхностью биопленки. Глубина зоны денитрификации диктуется концентрацией растворенного кислорода и доступностью органической материи. Аммоний снижает скорость усвоения нитрата и повышает его доступность для денитрификации. Количественному расчету протекания пассивной денитрификации в рециркуляционных системах посвящено мало исследовательских работ. Этот процесс оценивался на основе баланса масс и изотопов основного пула азотсодержащих соединений (Thoman et al., 2001), и для культуры Красного горбыля (Sciaenops ocellatus) в УЗВ снижал содержание азота на 9-21%. Находка подкрепилась исследованиями морской системы по выращиванию креветок (McCarthy and Gardner, 2003), где, используя масс-спектрометр с мембранным вводом пробы, было отмечено существенное снижение нитрата в субстрате нитрифицирующего фильтра и осадке на выходе из системы. Дополнительные свидетельства того, что субстрат нитрифицирующего фильтра обладает денитрификационным потенциалом получены при изучении биореактора с подвижным слоем в УЗВ, где выращивался Золотистый спар (Sparus aurata) (Tal et al., 2003).

6.2. Индуцированная (вызванная) денитрификация в пресноводной УЗВ
Изучение реакторов данного типа стартовало в Германии. Meske (1976) включил резервуар с активным илом в экспериментальную УЗВ для выращивания Обыкновенного карпа (Cyprinus carpio). Позднее, ряд исследователей создавали подобные системы с- или без- добавления внешних источников углерода (Otte and Rosenthal, 1979; Gabel, 1984; Kaiser and Schmitz, 1988; Schmitz-Schlang and Moskwa, 1992; Knosche, 1994). Активность денитрификации в колоннах с неподвижным слоем наполнителя изучалась в работах Abeysinghe с коллегами (1996) и Suzuki с коллегами (2003). В качестве источника углерода они вносили метанол. Денитрификация с вовлечением только эндогенных источников углерода рассматривалась в пресноводной УЗВ с тиляпиями (Arbiv and van Rijn, 1995; van Rijn and Barak, 1998; Shnel et al., 2002). В этих работах углеродистые вещества выделялись при распаде эндогенных углеродсодержащих соединений и выступали «топливом» на этапе денитрификации в аноксических условиях в бассейне для перегнивания и реакторе с псевдоожиженным слоем. Возможность использования эндогенной ферментации с образованием источников углерода для денитрификации в УЗВ также рассматривалась Phillips и Love (1998).

6.3. Индуцированная денитрификация в морских рециркуляционных системах
Пионерские работы с морскими замкнутыми системами, предназначенными для культивирования лосося, проводились Meade с коллегами (Meade, 1973; Meade, 1974; Meade and Kenworthy, 1974). Удаление нитрата в этих системах изучалось Balderston и Sieburth (1976). Авторы использовали экспериментальные колонны с неподвижным наполнителем, питаемым метанолом. Спин-офф системы успено использовались в морских УЗВ для выращивания Головоногих моллюсков (Whitson et al., 1993; Lee et al., 2000). Реакторы с неподвижным наполнителем, питаемые различными внешними источниками углерода, изучались многими исследователями с вовлечением многих морских организмов (Honda et al., 1993; Sauthier et al., 1998; Menasveta et al., 2001). Питаемые крахмалом биореакторы для денитрификации с подвижным наполнителем применялись в культивировании Золотистого спара (Sparus aurata) (Morrison et al., 2004). Крупные узлы для денитрификации в течение нескольких лет успешно обрабатывают воду общественных аквариумов в штате Нью-Джерси (New Jersey State Aquarium) (общий объем: 2.9 млн.л) и Living Seas в центре EPCOT во Флориде (общий объем: 23 млн.л). Денитрификация в этих системах осуществляется подводным реактором и реактором с псевдоожиженным слоем, и индуцируется внесением метанола (Grguric and Coston, 1998; Grguric et al., 2000a,b).

Целесообразность внедрения денитрификации в морскую УЗВ продемонстрирована на культуре Золотистого спара. Она протекала в бассейне для перегнивания и реакторе с псевдоожиженным слоем только на эндогенных источниках углерода (Gelfand et al., 2003). Удаление нитрата при этом происходило гетеротрофными и автотрофными денитрифицирующими бактериями. Химический анализ превращения серы и микробиологический анализ бактериальных популяций показали, что сульфид, образующийся при редукции сульфата в анаэробных частях бассейна для перегнивания, вновь окисляется автотрофными денитрифицирующими бактериями (Cytryn et al., 2003). Интересно, что потери щелочности на этапе нитрификации полностью восполнялись на этапе анокисческой обработки (Gelfand et al., 2003). Сравнительно недавно, Tal и Schreier (2004) доложили об удалении нитрата автотрофными денитрификаторами на восстановленных соединениях серы. При этом, экспериментальная УЗВ предназначалась для культивирования Золотистого спара.

6.4. Денитрификация с помощью иммобилизованных систем

Здесь находится скрытый текст. Для его просмотра необходимо зарегистрироваться.

6.5. Скорость денитрификации
Окисление органического углерода и донора электронов, и последующая редукция нитрата до молекулярного азота потребляет около 70% всей энергии, полученной от кислорода как конечного акцептора электронов (Payne, 1970). Высокая скорость удаления нитрата обеспечивается этими энергетически эффективными процессами в благоприятных условиях. Как отмечалось ранее, информация о денитрификации в УЗВ крайне скудна, а скорости удаления нитрата в реакторах изучались лишь в нескольких исследованиях. Некоторые работы предоставили достаточно информации для расчета этой скорости, другие, напротив, недостаточно. Объемные показатели удаления нитрата в различных реакторах и системах обобщены в таблице 3. Высокий разброс (1-166 мгNO3N/л/час) значений, вероятно, вызван различиями операционных параметров, конфигурацией системы, типом донора электронов, степенью восстановления соединений реакторов, концентрация нитрата в поступающей воде. Между системами, где для питания денитрификации вносились внешние источники углерода, и системами, где использовались только эндогенные источники, не было обнаружено различий скорости протекания данного процесса. Кроме того, нет существенных различий работы реакторов в пресноводной и морской системах. Важно отметить, однако, что, из-за различий операционных параметров этих систем, такие сравнения сложно реализуемы.

Представленные сведения об объемных показателях удаления нитрата помогут подобрать размер реакторов денитрификации в соответствии с размером реакторов нитрификации. Объемные значения редукции аммония в традиционных реакторах нитрификации — шариковых или капельных фильтрах, составляет 1.4–15 мг TAN/л/час и 3–4 мг TAN/л/час, соответственно (Timmons et al., 2001). Эти значения часто ниже, чем данные об удалении нитрата (таблица 1), подразумевая, что редукция NO3 может происходить в более мелких реакторах, чем редукция NH4+. Эта особенность обусловлена специфическими запросами каждого процесса. Нитрифицирующие фильтры имеют относительно большой объем пустот для предотвращения накопления органической материи и оптимальной оксигенации биопленки. Иначе обстоят дела с реактором денитрификации, который может быть более компактным, потому что работает в анаэробных условиях. Помимо размеров, существенно отличаются ежедневный водообмен через реакторы. Это вызвано различиями концентраций аммония и нитрата в системе. Необходимость низкого концентрации аммония в окружающей среде требует быстрого водообмена между культуральным бассейном и реактором нитрификации. За единичный цикл прохождения воды через биофильтр происходит удаление относительно небольшого количества аммония. С другой стороны, работа УЗВ в условиях относительно высокой концентрации нитрата опосредует относительно высокую скорость его удаления за единичный цикл прохождения реактора и позволяет поддерживать низкий водообмен между культуральным бассейном и реактором денитрификации.

7. Anammox — как альтернатива денитрификации
Анаэробное окисление аммония (Anammox) это процесс, опосредуемый бактериями (Mulder et al., 1995). Эти микроорганизмы обнаружены в инженерных системах и природе, и применяются на очистных сооружениях (Schmidt et al., 2003). Проводимый бактериями рода Planctomycetales, anammox удаляет азот путем соединения молекул аммония и нитрита, и образования молекулярного азота (van de Graaf et al., 1995). Прикладное значение этого метода потенциально велико, потому что из-за окисления только половины всего образующегося в системе аммония он позволяет сэкономить кислород и энергию (уравнения 6-8). Более того, anammox проводит редукцию аммония автотрофным путем, без каких-либо источников углерода.

Частичная нитрификация: 2NH4+ + 1.5O2 = NH4+ + NO2 + H2O + 2H+ (6)
Anammox : NH4+ + NO2 = N2 + 2H2O (7)
Итого: 2NH4+ + 1.5O2 = N2 + 3H2O + 2H+ (8)

Исследование микробного сообщества аэробного и анаэробного участков биофильтра позволили Tal с коллегами (2003b, 2004) обнаружить присутствие в УЗВ микроорганизмов, ответственных за протекание процесса anammox. Используя методы молекулярной идентификации, основанные на последовательности гена 16S-рРНК, из микробного сообщества фильтров морской и пресноводной УЗВ были амплифицированы последовательности 16S-рРНК бактерий anammox (Tal et al., 2004). Активность anammox продемонстрирована в лабораторных экспериментах, когда микробное сообщество инкубировали в анаэробных условиях в присутствии аммония и нитрита. Хотя оценить реальную долю азота, выделенного в ходе этого процесса сложно, важно заметить, что некоторая «пассивная денитрификация» или редукция азота, происходящая в большинстве рециркуляционных систем, может объясняться протеканием anammox. Станет ли anammox технологией денитрификации в УЗВ, либо традиционные процессы денитрификации, остается загадкой. Основным ограничением на использование данного метода является медленная скорость роста бактерий. Время их удвоения составляет около 11 дней (Strous et al., 1999a,b). Маловероятно, что при такой скорости роста они станут преобладать в биофильтре. Тем не менее, последнее успешное приложение метода для очистки сточных вод (Strous et al., 1998; Schmidt et al., 2003) обнадеживает и обосновывает подобные исследования в области аквакультуры.

8. Будущие направления развития денитрификации в рециркуляционных системах
Исследования денитрификации в условиях рециркуляционных систем проводятся достаточно давно. Обычно они включают лабораторную симуляцию систем или мелкие, экспериментальные проекты. Эти масштабируемые копии лишь частично воспроизводят условия коммерческих УЗВ, поэтому необходима информация о реальной работе реакторов денитрификации в коммерческом секторе. Даже перед внедрением этой технологии, необходимо провести основные исследования с рационами кормления, например, работы Thoman et al. (2001) и McCarthy and Gardner (2003) в условиях УЗВ, либо, более дорогостоящие, в условиях прудовой культуры (Krom et al., 1985; Schroeder, 1987; Krom et al., 1995). Конструкция реактора должна основываться на всеобъемлющем понимании динамики азота, углерода и других неорганических нутриентов в условиях УЗВ. Выбор между внешними или эндогенными источниками углерода и донорами электронов, индуцированной, гетеротрофной или автотрофной денитрификацией должен определяться рациональным подходом, а не случайным образом. Денитрификация, в совокупности с процессом перегнивания органической материи, позволяют фактически замкнуть петлю рециркуляции морских и пресноводных УЗВ. Разрешение этой проблемы откроет возможность культивировать морских гидробионтов вдали от океана (Krom et al., 2001).

На сегодняшний момент, внедрение технологии денитрификации в коммерческий сектор ограничено. Освещенные в данной статье экспериментальные данные указывают на возможность её приложения. Однако недостаток исследований на рабочих рециркуляционных системах, как упоминалось выше, не дают технологии попасть в практику. Более того, отсутствуют серьезные стимулы к внедрению. Экономические стимулы, связанные с сохранением воды, контролем pH и нормативами на сброс загрязнений, по-прежнему слабы по сравнению с операционными затратами на удаление нитратов. В доказательство этому можно привести денитрификацию крупных общественных аквариумов (Grguric and Coston, 1998; Grguric et al., 2000a,b), внедрение которой было мотивировано не столько финансовыми расчетами, сколько характеристиками системы и её влиянием на экологическую обстановку. Фактически, информации о характеристиках реакторов денитрификации в коммерческих системах мало или она вовсе отсутствует. Наконец, подобно любой новой технологии, информация экстраполируется от экспериментальных проектов на коммерческие системы в течение длительного времени. Для этого требуется кооперация и обмен знаниями.

Таблица 3. Объемные показатели денитрификации в некоторых реакторах

Реактор денитрификации СубстратИсточник углеродаСкорость удаления нитрата (мг NO3-N/л/час)Ссылка
Пресноводная система
Псевдоожиженный слойПесокЭндогенный35.8 Arbiv and van Rijn (1995)
Неподвижный слойБиоразлагаемые полимерыPHB (C4H6O2)n7-41 Boley et al. (2000)
Неподвижный слойБиоразлагаемые полимерыPCL (C6H10O2)n21-166 Boley et al. (2000)
Неподвижный слойБиоразлагаемые полимерыBionolle (C6H8O4)n1.5-77 Boley et al. (2000)
Неподвижный слойПолиэтиленМетанол1.8 Suzuki et al. (2003)
Бассейн для перегниванияИлЭндогенный5.9 Shnel et al. (2002)
Псевдоожиженный слойПесокЭндогенный55.4 Shnel et al. (2002)
Неподвижный слойЗамороженные-высушенные шарики альгинатаКрахмал26.0 Tal et al. (2003)
Бассейн для перегниванияИлЭндогенный1.5 Gelfand et al. (2003)
Псевдоожиженный слойПесокЭндогенный43.3 Gelfand et al. (2003)
Морские системы
Неподвижный слойПластиковый субстратГлюкоза1.7 Honda et al. (1993)
Неподвижный слойГранулы из кирпичаЭтанол100 Sauthier et al. (1998)
Неподвижный слойПористый субстратМетанол7.3-8.4 (экстраполированы, скорость не указана авторами) Grguric et al. (2000a, b)
Неподвижный слойПоливиниловый спиртГлюкоза1.4 Park et al. (2001)
Неподвижный слойПластиковые шарики/измельченные раковины устрицЭтанол/метанол6.6 Menasveta et al. (2001)
Неподвижный слойЗамороженные-высушенные шарики альгинатаКрахмал2.6 Tal et al. (2003)
Бассейн для перегниванияИлЭндогенный2.5 Gelfand et al. (2003)
Псевдоожиженный слойПесокЭндогенный72.6 Gelfand et al. (2003)
Реактор с подвижным слоемПластиковый субстратЭндогенный24.0 Tal and Schreier (2004)

——
Jaap van Rijn, Yossi Tal, Harold J. Schreier. Denitrification in recirculating systems: Theory and applications. Aquacultural Engineering 34 (2006) 364–376

Здесь находится скрытый текст. Для его просмотра необходимо зарегистрироваться.

Дополнение

Чтобы слегка возбудить интерес читателя к проблематике статьи, приведу пример одной из многообещающих технологий с Anammox бактериями в составе иммобилизованных комплексов.

О перспективах использования Anammox бактериии в аквакультуре подробно написано выше. Лимитирующим фактором в данном случае является длительный срок удвоения популяции бактерий (11 дней). Исследователи Guanghui Chen, Jun Li, Salma Tabassum, Zhenjia Zhang из Пекинского Университета Технологии в 2015 году опубликовали работу — «Anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) sludge immobilized by waterborne polyurethane and its nitrogen removal performance-a lab scale study. RSC Adv. 5: 25372–25381. 2015». Они предложили фиксировать концентрат бактерий на гель полиуретана на водной основе (WPU). Затем полиуретан затвердевал, его разрезали на кубики и использовали в качестве готового наполнителя в реакторе. Таким образом, нет необходимости ждать роста популяции.

Бактерии Anammox собирались авторами вместе с илом, со дна лабораторного реактора. Преобладающим видом являлась Candidatus Brocadia fulgida (60.47%). Статусом «Candidatus» обозначают бактерии, которые охарактеризованы, но из-за специфичеких требований к среде обитания, не могут быть выделены в чистой культуре и сохранены в коллекции культур. Другие виды включали — некультурные анаэробные оксисляющие аммоний бактерии (16.28%), некультурные Planctomycetales bacterium (11.63%), некультурные Brocadia sp. (11.63%).

Ил отмывался три раза солевым фосфатным буфером (PBS, pH 7.4, 0.1 M) для очистки поверхности раствора от остатков субстрата. Затем ил центрифугировался в течение 10 минут на скорости 4000 оборотов в минуту.

Иммобилизация
10% раствор водного полиуретана и концентрат Anammox бактерий смешивались в эквивалентных объемах. Для полимеризации в раствор вносились тетраметилендиамин (TMEDA) и сульфат калия (KPS), и емкость быстро перемешивалась. Гель образовывался в течение 30 минут. Полученную массу разрезали на мелкие кубики (3х3х3мм).

Активация бактерий после фиксации
Гранулы ополаскивали деионизированной водой, пока промывочная вода не становилась чистой. Затем их помещали в искусственно загрязненный раствор (pH 7.1-7.84)

Состав искусственно загрязненного раствора:

KH2PO4 — 25 г/л
CaCl2 — 120 г/л
MgSO4*7H2O 260 г/л
KHCO3 — 753 г/л
NH4Cl — 382 г/л
NaNO2 — 493 г/л

EDTA — 15 г/л
FeSO4 — 5 г/л
MnCl2*4H2O — 0.99 г/л
ZnSO4*7H2O — 0.43 г/л
CuSO4*5H2O — 0.25 г/л
CoCl2*6H2O — 0.24 г/л
NaMoO4*2H2O — 0.22 г/л
NiCl2*6H2O — 0.19 г/л
H3BO3 — 0.014 г/л
NaSeO4 — 0.11 г/л

Один цикл активации заканчивался, как только концентрация аммонийного азота на выходе была на 20% ниже, чем на входе. Новый цикл начинался с обновления раствора. Активация продолжалась 1 неделю.

Результаты
Полученные гранулы с иммобилизованными Anammox бактериями служила наполнителем в реакторе (10% от эффективного объема реактора). Полиуретановая матрица обеспечивала механическую износостойкость субстрата и, следовательно, долговечность работы бионаполнителя. В течение 100 дней исследователи снижали время гидравлического удержания в реакторе (эффективный объем 2 литра) с 8 до 1.5 часов, нагрузка общим азотом (NO2-N + NH4-N) составляла 1.697 кг/м3/день. На 100 день концентрация общего азота на выходе стабилизировалась на уровне 20.17 мг/л. Степень его утилизации дрстигла 80.98%.

Кривые эффективности удаления общего азота (TN) бактериями anammox, фиксированными на полиуретановом геле. Время исследования 100 дней (Guanghui Chen et al., 2015)
Кривые эффективности удаления общего азота (TN) бактериями anammox, фиксированными на полиуретановом геле. Время исследования 100 дней (Guanghui Chen et al., 2015)

Реакция постоянных читателей:

Заметил ошибку, тык*:

 Orphus

Комментарии Вконтакте:

Добавить комментарий

Войти с помощью: 

Ваш e-mail не будет опубликован. Обязательные поля помечены *