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.

Введение

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 NO₃^—N/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 NO₃^—N/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)]

Процессы	Регуляторы	Организмы
Ассимиляционным редукция нитрата (NO3— —> NO2— —> NH4+)	NH4+	Растения, грибы, водоросли, бактерии
Диссимиляционная редукция нитрата
Диссимиляционная редукция нитрата до аммония (NO3— —> NO2— —> NH4+)	O2, C/N	Анаэробные и факультативные анаэробные бактерии
Денитрификация (NO3— —> NO2— —> NO —> N2O —> N2)	O2, C/N	Факультативные 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/NO₃^—N (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 денитрификация 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 (NO₃^—N) 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 NO₃^—N)

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).

SO₄^2- + 10H⁺ + 8e- = H₂S + 4H₂O (4)
(рост щелочности = 2 миллиграмм-эквивалента щелочи на моль SO₄^2- или 100 мг CaCO₃ на моль SO₄^2-)
5H₂S + 8NO₃^— = 5SO₄^2- + 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 SO₄^2-, 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 NO₃^—N.

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 денитрификации	Культивируемый организм	Донор углерода/электронов	Ссылка
Пресноводные системы
Активный ил	Карп	Эндогенный	Meske (1976)
Активный ил	Тиляпия, угорь	Глюкоза/метанол	Otte and Rosenthal (1979)
Активный ил	Форель	Гидролизованный кукурузный крахмал	Kaiser and Schmitz (1988)
Бассейн для перегнивания и реактор с псевдоожиженным слоем	Тиляпия	Эндогенный	van Rijn and Rivera (1990), Arbiv and van Rijn (1995), Shnel et al. (2002)
Активный ил	Угорь	Эндогенный	Knosche (1994)
Реактор с неподвижным слоем	?	Метанол	Abeysinghe et al. (1996)
Реактор с неподвижным слоем	?	Эндогенный	Phillips and Love (1998)
Полимеры	Декоративный карп	Эндогенный	Nagadomi et al. (1999)
Полимеры	Декоративные рыбки	Биоразлагаемые полимеры	Boley et al. (2000)
Реактор с неподвижным слоем	Угорь	Метанол	Suzuki et al. (2003)
Морские системы
Реактор с неподвижным слоем	Атлантический лосось и Чавыча	Метанол	Balderston and Sieburth (1976)
Реактор с неподвижным слоем	Японская камбала	Глюкоза	Honda et al. (1993)
Реактор с неподвижным слоем	Головоногие моллюски	Метанол	Whitson et al. (1993)
Реактор с неподвижным слоем	?	Этанол	Sauthier et al. (1998)
Реактор с псевдоожиженным слоем	Декоративные рыбки	Метанол	Grguric and Coston (1998)
Полимеры	?	Глюкоза	Park et al. (2001)
Реактор с неподвижным слоем	Декоративные рыбки	Метанол	Grguric et al. (2000a,b)
Реактор с неподвижным слоем	Креветки	Этанол/метанол	Menasveta et al. (2001)
Полимеры	Декоративные рыбки	Крахмал	Tal et al. (2003a)
Бассейн для перегнивания и реактор с псевдоожиженным слоем	Золотистый спар	Эндогенный	Gelfand et al. (2003)
Биореактор с подвижным слоем	Золотистый спар	Крахмал	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

[user]
Удаление нитрата при посредничестве иммобилизованных денитрификаторов изучается с 1980-х годов (Nilson et al., 1980). Производится прикрепление бактерий к несинтетическим материалам (агару, хитозану, альгинату, k-каррагинану) или синтетическим (поливинилхлориду, полипропилену и полистиролу) с- или без- добавления разлагающегося источника углерода (Tal et al., 2001). Биоразлагаемые полимеры обеспечивают матрицу для обрастания и, одновременно, источник углерода (Biedermann et al., 1992). Удаление нитрата иммобилизованными комплексами изучалось лишь в экспериментальных аквариумных системах. Nagadomi с коллегами (1999) изучал удаление нитрата в аквариуме, заселенном декоративными карпами. Исследователь фиксировал фотосинтезирующие бактерии Rhodobacter spaeroides S на шарики с альгинатом и гелем поливинилового спирта (PVA). Гель PVA также использовался Park с коллегами (2001) для иммобилизации денитрификаторов, полученных из активного ила. Авторы занимались изучением удаления нитрата в морской рециркуляционной системе. Tal с коллегами (2003a,b), с целью очистки пресноводной и морской систем от нитрата, применяли иммобилизованных гетеротрофных денитрификаторов (Pseudomonas spp.). Фиксацию бактерии они проводили на замороженной и высушенной альгинат-крахмальной матрице. Иной подход использовали в своей работе Boley с коллегами (2000). В условиях пресноводной системы они фиксировали денитрификаторов эндемиков (родную флору) к различному типу биоразлагаемых полимеров.

[/user]

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 мгNO₃^—N/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	Субстрат	Источник углерода	Скорость удаления нитрата (мг NO3-N/л/час)	Ссылка
Пресноводная система
Псевдоожиженный слой	Песок	Эндогенный	35.8	Arbiv and van Rijn (1995)
Неподвижный слой	Биоразлагаемые полимеры	PHB (C4H6O2)n	7-41	Boley et al. (2000)
Неподвижный слой	Биоразлагаемые полимеры	PCL (C6H10O2)n	21-166	Boley et al. (2000)
Неподвижный слой	Биоразлагаемые полимеры	Bionolle (C6H8O4)n	1.5-77	Boley et al. (2000)
Неподвижный слой	Полиэтилен	Метанол	1.8	Suzuki et al. (2003)
Бассейн для перегнивания	Ил	Эндогенный	5.9	Shnel et al. (2002)
Псевдоожиженный слой	Песок	Эндогенный	55.4	Shnel et al. (2002)
Неподвижный слой	Замороженные-высушенные шарики альгината	Крахмал	26.0	Tal et al. (2003)
Бассейн для перегнивания	Ил	Эндогенный	1.5	Gelfand et al. (2003)
Псевдоожиженный слой	Песок	Эндогенный	43.3	Gelfand et al. (2003)
Морские системы
Неподвижный слой	Пластиковый субстрат	Глюкоза	1.7	Honda et al. (1993)
Неподвижный слой	Гранулы из кирпича	Этанол	100	Sauthier et al. (1998)
Неподвижный слой	Пористый субстрат	Метанол	7.3-8.4 (экстраполированы, скорость не указана авторами)	Grguric et al. (2000a, b)
Неподвижный слой	Поливиниловый спирт	Глюкоза	1.4	Park et al. (2001)
Неподвижный слой	Пластиковые шарики/измельченные раковины устриц	Этанол/метанол	6.6	Menasveta et al. (2001)
Неподвижный слой	Замороженные-высушенные шарики альгината	Крахмал	2.6	Tal et al. (2003)
Бассейн для перегнивания	Ил	Эндогенный	2.5	Gelfand et al. (2003)
Псевдоожиженный слой	Песок	Эндогенный	72.6	Gelfand et al. (2003)
Реактор с подвижным слоем	Пластиковый субстрат	Эндогенный	24.0	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

[user]Abeysinghe, D.H., Shanableh, A., Rigden, B., 1996. Biofilters for water reuse in aquaculture. Water Sci. Tech. 34, 253– 260.
Aboutboul, Y., Arbiv, R., van Rijn, J., 1995. Anaerobic treatment of intensive fish culture effluents: volatile fatty acid mediated denitrification. Aquaculture 133, 21–32.
Almeida, J.S., Reis, M.A.M., Carrondo, M.J.T., 1995. Competition between nitrate and nitrite reduction in denitrification by Pseudomonas fluorescens. Biotech. Bioeng. 46, 476–484.
Arbiv, R., van Rijn, J., 1995. Performance of a treatment system for inorganic nitrogen removal from intensive aquaculture systems. Aquacult. Eng. 14, 189–203.
Avnimelech, Y., Mozes, N., Weber, B., 1992. Effects of aeration and mixing on nitrogen and organic matter transformations in simulated fish ponds. Aquacult. Eng. 11, 157–169.

Balderston, W.L., Sieburth, J.McN., 1976. Nitrate removal in a closed-system aquaculture by column denitrification. Appl. Environ. Microbiol. 32, 808–818.
Barak, Y., Tal, Y., van Rijn, J., 1998. Light-mediated nitrite accumulation during denitrification by Pseudomonas sp. strain JR12. Appl. Environ. Microbiol. 64 (3), 813–817.
Barak, Y., van Rijn, J., 2000a. Atypical polyphosphate accumulation by the denitrifying bacterium Paracoccus denitrificans. Appl. Environ. Microbiol. 66, 1209–1212.
Barak, Y., van Rijn, J., 2000b. Biological phosphate removal in a prototype recirculating aquaculture treatment system. Aquacult. Eng. 22, 121–136.
Barak, Y., Cytryn, E., Gelfand, I., Krom, M., van Rijn, J., 2003. Phosphate removal in a marine prototype recirculating aquaculture system. Aquaculture 220, 313–326.
Barker, P.S., Dold, P.L., 1996. Denitrification behaviour in biological excess phosphorus removal activated sludge systems. Water Res. 30, 769–780.
Beccari, M., Passino, R., Ramadori, R., Tandoi, V., 1983. Kinetics of dissimilatory nitrate and nitrite reductase in suspended growth culture. J.W.P.C.F. 55, 58–63.
Berka, R., Kujal, B., Lavicky, J., 1981.In: Recirculating systems in Eastern European Proceeding World Symposium on Aquaculture in Heated Effluents and Recirculation Systems vol. 2., Stavanger, 28–30 May 1980. Berlin.
Betlach, M.R., Tiedje, J.M., 1981. Kinetic explanation for accumulation of nitrite, nitric oxide and nitrous oxide during bacterial denitrification. Appl. Environ. Microbiol. 42, 1074–1084.
Biedermann, J., Staniszeweski, M., Wais, S., Sussmuth, R., 1992. Poly- b-hydroxybutyrate/b-hydroxyvalerate-copolymers as a substrate and a matrix for microorganisms in denitrification of drinking water. FEMS Microbiol. Rev. 103, 473–474.
Blaszczyk, M., 1993. Effect of medium composition on the denitrification of nitrate by Paracoccus denitrificans. Appl. Environ. Microbiol. 59, 3951–3953.
Boley, A., Muller, W.R., Haider, G., 2000. Biodegradable polymers as solid substrate and biofilm carrier for denitrification in recirculated aquaculture systems. Aquacult. Eng. 22, 75–85.
Brunet, R.C., Garcia-Gil, L.J., 1996. Sulfide-induced dissimilatory nitrate reduction to ammonia in anaerobic freshwater sediments. FEMS Microbiol. Ecol. 21, 131–138.

Cytryn, E., Gelfand, I., Barak, Y., van Rijn, J., Mintz, D., 2003. Diversity of microbial communities correlated to physiochemical parameters in a digestion basin of a zero-discharge mariculture system. Environ. Microbiol. 5, 55–63.

Dalsgaard, T., Revsbech, N.P., 1992. Regulating factors of denitrification in trickling filter biofilms as measured with the oxygen/ nitrous oxide microsensor. FEMS Microbiol. Ecol. 101, 151– 164.
Diab, S., Shilo, M., 1986. Transformation of nitrogen in sediments of fish ponds in Israel. Bamidgeh 38, 67–88. European Council Directive, 1998. Directive no. 98/83/EC on the quality of water intented for human consumption. Adopted by the Council, on November 3, 1998.
Flere, J.M., Zhang, T.C., 1998. Sulfur based autotrophic denitrification pond systems for in situ remediation of nitrate-contaminated surface water. Water Science Technol. 38, 15–22.
Gabel, D.D., 1984. An integrated fixed film-activated sludge treatment system. In: Second International Conference on Fixed-Film Biological Processes, Arlington, Virginia, July 12, 1984.
Gelfand, I., Barak, Y., Even-Chen, Z., Cytryn, E., Krom, M., Neori, A., van Rijn, J., 2003. A novel zero-discharge intensive seawater recirculating system for culture of marine fish. J. World Aquacult. Soc. 34, 344–358.
Gross, A., Boyd, C.E., Wood, C.W., 2000. Nitrogen budget and transformations in channel catfish ponds. Aquacult. Eng. 24, 113–132.
Grguric, G., Coston, C.J., 1998. Modeling of nitrate and bromate in a seawater aquarium. Water. Res. 32, 1759–1768.
Grguric, G., Wetmore, S.S., Fournier, R.W., 2000a. Biological denitrification in a closed seawater system. Chemosphere 40, 549–555.
Grguric, G., Sondey, C.J., DuVall, B.M., 2000b. Carbon and nitrogen fluxes in a closed seawater facility. Sci. Total Environ. 247, 57– 69.

Hargreaves, J.A., 1998. Nitrogen biogeochemistry of aquaculture ponds. Aquaculture 166, 181–212.
Honda, H., Watanaba, Y., Kikuchi, K., Iwata, N., Takeda, S., Uemoto, H., Furata, T., Kiyono, M., 1993. High density rearing of Japanese Flounder, Paralichthys olivaceus with a closed seawater recirculation system equipped with a denitrification unit. Suisanzoshoku 41, 19–26.
Hopkins, S.J., Sandifer, P.A., Browdy, C.L., 1994. Sludge management in intensive pond culture of shrimp: effect of management regime on water quality, sludgecharacteristics, nitrogen extinction, and shrimp production. Aquacult. Eng. 13, 11–30.
Hyrayama, K., 1966. Influences of nitrate accumulated in culturing water on Octopus vulgaris. Bull. Jpn. Soc. Sci. Fish 32, 105–111.

Kaiser,H., Schmitz,O.,1988.Water qualityin a closed recirculating fish culture system influenced by the addition of a carbon source in relation to the feed uptake by fish. Aquacult. Fish. Manag. 19, 265–273.
Kamstra, A., van der Heul, J.W., 1998. The effect of denitrification on feed intake and feed conversion of European eel Anguilla anguilla L. In: Grizel, H., Kestermont, P. (Eds.), Aquaculture and Water: Fish Culture, Shellfish Culture and Water Usage. European Aquaculture Society Special Publication no. 26, Oostende, Belgium, pp. 128–129.
Kim, I.S., Son, J.H., 2000. Impact of COD/N/S ratio on denitrification by the mixed cultures of sulfate reducing bacteria and sulfur denitrifying bacteria. Water Sci. Technol. 42, 69–76.
Kleerebezem, R., Mendez, R., 2002. Autotrophic denitrification for combined hydrogen sulfide removal from biogas and postdenitrification. Water Sci. Technol. 45, 349–356.
Knosche, R., 1994. An effective biofilter type for eel culture in recirculating systems. Aquacult. Eng. 13, 71–82.
Korom, S.F., 1992. Natural denitrification in the saturated zone: a review. Water Resour. Res. 28, 1657–1668.
Krom, M.D., Porter, C., Gordin, H., 1985. Nutrient budget of a marine fish pond in Eilat, Israel. Aquaculture 51, 65–80.
Krom, M.D., Ellner, S., van Rijn, J., Neori, A., 1995. Nitrogen and phosphorus cycling and transformations in a prototype ‘‘nonpolluting’’ integrated mariculture system, Eilat, Israel. Mar. Ecol. Prog. Ser. 118, 25–36.
Krom, M.D., Neori, A., van Rijn, J., Poulton, S., Davies, I.M., 2001. Working towards environmentally friendly marine farming. Ocean Challenge 11, 22–27.

Lee, P.G., Lea, R.N., Dohmann, E., Prebilsky, W., Turk, P.E., Ying, H., Whitson, J.L., 2000. Denitrification in aquaculture systems: an example of fuzzy logic control problem. Aquacult. Eng. 23, 37–59.
Masser, M. P., Rackocy, J., Losordo, T.M., 1999. Recirculating aquaculture tank production systems: management of recirculating systems. Southern Regional Aquaculture Center, Publication no. 452, 12 pp.
Meade, T.L., 1973. Salmonid culture in closed systems. Proc. Annu. Workshop, World Mariculture Soc. 4, 115–122.
Meade, T.L., 1974. The technology of closed system culture of salmonids. Marine Tech. Rep. No. 30. Marine Advisory Service, University of Rhode Island, Kingston.
Meade, T.L., Kenworthy, B.R., 1974. Denitrification in water reuse systems.Proc.Annu.Workshop,WorldMariculture Soc.5,333–342.
McCarthy, M.J., Gardner, W.S., 2003. An application of membrane inlet mass spectrometry to measure denitrification in a recirculating mariculture system. Aquaculture 218, 341–355.
Menasveta, P., Panritdam, T., Sihanonth, P., Powtongsook, S., Chuntapa, B., Lee, P., 2001. Design and function of a closed, recirculating seawater system with denitrification for the culture of black tiger shrimp broodstock. Aquacult. Eng. 25, 35–39.
Meske, C., 1976. Fish culture in a recirculating system with water treatment by activated sludge. In: Pillay, T.V.R., Dill, W.A. (Eds.), Advances in Aquaculture. Fishing News Ltd, Farnham, U.K, pp. 527–531.
Mino, T., van Loosdrecht, M.C.M., Heijnen, J.J., 1998. Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal processes. Water. Res. 32 (11), 3193–3207.
Montieth, H.D., Bridle, T.R., Sutton, P.M., 1979. Evaluation of industrial waste carbon sources for biological denitrification. Environment Canada Wastewater Technology Centre Report, No. EPS 4-WP-79-9.
Morrison, M.M., Tal, Y., Schreier, H.J., 2004. Granular starch as a carbon source for enhancing denitrification in biofilters connected to marine recirculating aquaculture systems.. In: Proceedings of the 5th International Conference on Recirculating Aquaculture, Cooperative Extension/Sea Grant, Virginia Tech, Blacksburg, Virginia, pp. 481–488.
Muir, P.R., Sutton, D.C., Owens, L., 1991. Nitrate toxicity to Penaeus monodon protozoea. Mar. Biol. 108, 67–71.
Mulder, A., van de Graaf, A.A., Robertson, L.A., Kuenen, J.G., 1995. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor. FEMS Microbiol. Ecol. 16, 177– 184.

Narcis, N., Rebhun, M., Scheindorf, C., 1979. Denitrification at various carbon to nitrogen ratios. Water Res. 13, 93–98.
Nagadomi, H., Hiromitsu, T., Takeno, K., Watanabe, M., Sasaki, K., 1999. Treatment of aquarium water by denitrifying photosynthetic bacteria using immobilized polyvinyl alcohol beads. J. Biosci. Bioeng. 87, 189–193.
Nilson, I., Ohlson, S., Haggstrom,L., Molin,N., Mosbach,K., 1980. Denitrification of water using immobilized Pseudomonas denitrificans cells. Eur. J. Appl. Microbiol. 10, 261–274.
Nishimura, Y., Kamihara, T., Fukui, S., 1979. Nitrite reduction with formate in Pseudomonas denitrificans ATCC 13867. Biochem. Biophys. Res. Commun. 87, 140–145.
Nishimura, Y., Kamihara, T., Fukui, S., 1980. Diverse effect of formate on the dissimilatory metabolism of nitrate in Pseudomonas denitrificans ATCC 13867: growth, nitrite accumulation in culture, cellular activities of nitrite and nitrate reductases. Arch. Microbiol. 124, 191–195.
Oh, S.E., Yoo, Y.B., Young, J.C., Kim, I.S., 2001. Effect of organics on sulfur-utilizing autotrophic denitrification under mixotrophic conditions. J. Biotechnol. 92, 1–8.
Otte, G.,Rosenthal,H.,1979.Management ofclosed brackish-water system for high density fish culture by biological and chemical water treatment. Aquaculture 18, 169–181.
Park, E.J., Seo, J.K., Kim, M.R., Jung, I.H., Kim, J.Y., Kim, S.K., 2001. Salinity acclimation of immobilized freshwater denitrifiers. Aquacult. Eng. 24, 169–180.
Payne, W.J., 1970. Energy yields and growth of heterotrophs. Annu. Rev. Microbiol. 24, 17–52.
Payne, W.J., 1973. Reduction of nitrogenous oxides by microorganisms. Bact. Rev. 37, 409–452.
Phillips, J.B., Love, N.G., 1998. Biological denitrification using upflow biofiltration in recircualting aquaculture systems:pilotscale experience and implications for full-scale. In: The Second International Conference on Recirculating Aquaculture, Cooperative Extension/Sea Grant, Virginia Tech, Blacksburg, Virginia, pp. 171–178.

Robertson, L.A., Kuenen, J.G., 1984. Aerobic denitrification: a controversy revived. Arch. Microbiol. 139, 351–354.
Sauthier, N., Grasmick, A., Blancheton, J.P., 1998. Biological denitrification applied to a marine closed aquaculture system. Water Res. 32, 1932–1938.
Schmidt, I., Sliekers, O., Schmid, M., Bock, E., Fuerst, J., Kuenen, J.G., Jetten, M.S.M., Strous, M., 2003. New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen removal in wastewater. FEMS Microbiol. Rev. 27, 481–492.
Schmitz — Schlang, O., Moskwa, G., 1992. Design characteristics and production capacity of a closed recirculating fish culture system with continuous denitrification. In: Moav, B., Hilge, V., Rosenthal, H. (Eds.), Progress in Aquaculture Research.
Publ.no.17, Europ. Aquacult. Soc., Bredene, Belgium, pp. 79–90.
Schroeder, G.L., 1987. Carbon and nitrogen budgets in manured fish ponds on Israel’s coastal plain. Aquaculture 62, 259–279.
Shilo, M., Rimon, A., 1982. Factors which affect the intensification of fish breeding in Israel. 2. Ammonia transformation in intensive fishponds. Bamidgeh 34, 101–114.
Shnel, N., Barak, Y., Ezer, T., Dafni, Z., van Rijn, J., 2002. Design and performance of a zero-discharge tilapia recirculating system. Aquacult. Eng. 26, 191–203.
Skinde, J.R., Bhagat, S.K., 1982. Industrial wastes as carbon sources in biological denitrification. J. WPCF 54, 370–377.
Strous, M., Heijnen, J.J., Kuenen, J.G., Jetten, M.S.M., 1998. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms. Appl. Microbiol. Biotechnol. 50, 589–596.
Strous, M., Kuenen, J.G., Jetten, M.S.M., 1999a. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation. Appl. Environ. Microbiol. 65, 3248–3250.
Strous, M., Fuerst, J.A., Kramer, E.H., Logemann, S., Muyzer, G., van de Pas-Schoonen, K.T., Webb, R., Kuenen, J.G., Jetten, M.S.M., 1999b. Missing lithotroph identified as new planctomycete. Nature 400, 446–449.
Suzuki, Y., Maruyama, T., Numata, H., Sato, H., Asakawa, M., 2003. Performance of a closed recirculating system with foam separation, nitrification and denitrification units for intensive culture of eel: toward zero emission. Aquacult. Eng. 29, 165–182.

Tal, Y., Schreier, H.J., 2004. Dissimilatory sulfate reduction as a process to promote denitrification in marine recirculated aquaculture systems. In: Proceedings 5th International Conference on Recirculating Aquaculture, Cooperative Extension/Sea Grant, Virginia Tech, Blacksburg, Virginia, pp. 379–384.
Tal, Y., Schwartsburd, B., Nussinovitch, A., van Rijn, J., 2001. Enumeration and factors influencing the relative abundance of a denitrifier Pseudomonas sp. JR12, entrapped in alginate beads. Environ. Pollut. 112, 99–106.
Tal, Y., Nussinovitch, A., van Rijn, J., 2003a. Nitrate removal in aquariums by immobilized denitrifiers. Biotechnol. Prog. 19, 1019–1021.
Tal, Y., Watts, J.E.M., Schreier, S.B., Sowers, K.R., Schreier, H.J., 2003b. Characterization of the microbial community and nitrogen transformation processes associated with moving bed bioreactors in a closed recirculated mariculture system. Aquaculture 215, 187–202.
Tal, Y., Yechezkel, E., van Rijn, J., Schreier, H.J., 2004. Characterization and abundance of anaerobic ammonia oxidizing (anammox) bacteria in biofilters of recirculated aquaculture systems. In: Proceedings of the 5th International Conference on Recirculating Aquaculture, Cooperative Extension/ Sea Grant, Virginia Tech, Blacksburg, Virginia, pp. 332– 338.
Tam, N.F.T., Wong, Y.S., Leung, G., 1992. Effect of exogenous carbon sources on removal of inorganic nutrient by the nitrification-denitrification process. Water Res. 26, 1229–1236.
Thoman, E.S., Ingall, E.D., Davis, D.A., Arnold, C.R., 2001. A nitrogen budget for a closed, recirculating mariculture system. Aquacult. Eng. 24, 195–211.
Thomsen, J.K., Geest, T., Cox, R.P., 1994. Mass spectrometric studies of the effect of pH on the accumulation of intermediates in denitrification by Paracoccus denitrificans. Appl. Environ. Microbiol. 60, 536–541.
Tiedje, J.M., 1990. Ecology of denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonia.. In: Zehnder, A.J.B. (Ed.), Biology of Anaerobic Microorganisms. Wiley, N.Y., pp. 179– 244.
Timmons, M.B, Ebeling, J.M., Wheaton, F.W, Summerfelt, S.T, Vinci, B.J., 2001. Recirculating Aquaculture Systems. NRAC Publication no. 01-002, Cayuga Aqua Ventures, Ithaca, NY, 650 pp.
Toerien, D.F., Gerber, A., Lotter, L.H., Cloete, T.E., 1990. Enhanced biological phosphorus removal in activated sludge systems. In: Marshall, K.C. (Ed.), Advances in Microbial Ecology, vol. 11. Plenum Press, New York, London, pp. 173–219.

van de Graaf, A.A., Mulder, A., de Bruijn, P., Jetten, M.S.M., Robertson, L.A., Kuenen, J.G., 1995. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process. Appl. Environ. Microbiol. 61, 1246–1251.
van Rijn, J., 1996. The potential for integrated biological treatment systems in recirculating fish culture—a review. Aquaculture 139, 181–201.
van Rijn, J., Rivera, G., 1990. Aerobic and anaerobic biofiltration in an aquaculture unit: nitrite accumulation as a result of nitrification and denitrification. Aquacult. Eng. 9, 1–18.
van Rijn, J., Sich, H., 1992. Nitrite accumulation by denitrifying bacteria isolated from fluidized bed reactors operated in an aquaculture unit. In: Moav, B., Hilge, V., Rosenthal, H. (Eds.), Progress in Aquaculture Research. Special Publication no. 17. European Aquaculture Society, Bredene, Belgium, pp. 39–54.
van Rijn, J., Barak, Y., 1998. Denitrification in recirculating aquaculture systems: from biochemistry to biofilter. In: The Second International Conference on Recirculating Aquaculture, Cooperative Extension/Sea Grant, Virginia Tech, Blacksburg, Virginia, pp. 179–187.
van Rijn , J., Diab,S., Shilo, M., 1984. Mechanisms of ammonia transformations in fish ponds. In: Rosenthal, H., Sarig, S. (Eds.), Research on Aquaculture. Special Publication no.8, European Maricult. Society, Bredene, Belgium, pp. 17– 40.
van Rijn, J., Tal, Y., Barak, Y., 1996. Influence of volatile fatty acids on nitrite accumulation by a Pseudomonas stutzeri strain isolated from a denitrifying fluidized bed reactor. Appl. Environ. Microbiol. 62, 2615–2620.
Whitson, J., Turk, P., Lee, P., 1993. Biological denitrification in a closed recirculating marine culture system. In: Wang, J.-K. (Ed.), Techniques for Modern Aquaculture. ASAE, St. Joseph, MI, pp. 458–466.
Zhang, T.C., Lampe, D.G., 1999. Sulfur: limestone autotrophic denitrification processes for treatment of nitrate-contaminated water: batch experiments. Water Res. 33, 599–608.

[/user]

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%.