Процессы биотрансформации азота в технологиях очистки сточных вод

УДК 628.35

Е. Н. Семенова, А. С. Сироткин

ПРОЦЕССЫ БИОТРАНСФОРМАЦИИ АЗОТА В ТЕХНОЛОГИЯХ ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ ВОД

Проблема ухудшения состояния природных водоемов обусловлена сбросом большого объема сточных вод, содержащих высокие концентрации аммонийного азота и продуктов его окисления. Приоритетной задачей экологической биотехнологии является исследование возможных путей биологической трансформации соединений азота и разработка на их основе эффективных технологий очистки сточных вод. В обзоре рассмотрены как традиционные, так и новые, перспективные представления о процессах биотрансформации соединений азота и технологии эффективной очистки сточных вод.

Введение

Ухудшение качества поверхностных вод вследствие сброса в водоемы недостаточно очищенных сточных вод - серьезная экологическая проблема. Бытовые сточные воды формируются в индивидуальной застройке, в поселках и городах. Состав формируемых бытовых сточных вод зависит от района строительства, качества питьевой воды, количества воды, потребляемой населением, загрязненности стоков, которые поступают от промышленных объектов, притока грунтовых и дождевых вод в сеть водоотведения. Традиционными примесями большинства потоков сточных вод являются соединения азота, причем в составе сточной воды присутствуют неорганические и органические азотсодержащие соединения, которые вместе с фосфатами являются основными источниками эвтрофикации поверхностных вод. По этой причине они должны быть удалены вместе с органическим углеродом из сточных вод в процессе их очистки. В то время как фосфаты образуют со многими тяжелыми металлами нерастворимые соли, легко отделяемые от сточной воды, все соединения азота, за исключением аммонийфосфата магния, являются хорошо растворимыми в воде и поэтому не могут быть удалены в результате химического взаимодействия.

В составе хозяйственно-бытовых сточных вод основное количество азота находится в форме его восстановленных соединений, таких как аммиак, мочевина, аминокислоты и белки. Окисленные соединения азота, как правило, практически отсутствуют в сточной воде городских хозяйств.

В хозяйственно-бытовых сточных водах аммиак образуется уже в канализационных трубах в результате биоразложения мочевины, катализируемого ферментами уреазами:

ЫН2С01\1Н2 + Н20 ^ С02 + 2ЫН3.

Образование аммиака из белков в результате дезаминирования аминокислот в системах канализования городов не столь значительно из-за недостаточно длительного пребывания стоков в этих системах.

1 Традиционные процессы биотрансформации азота в процессах очистки сточных вод

Большинство азотсодержащих веществ в хозяйственно-бытовых сточных водах представляют собой гетероциклические соединения (например, нуклеиновые кислоты) и

белки. Первой стадией в процессе биологического удаления аминного азота и гетероциклических соединений азота является их биотрансформация в аммонийный азот в аэробных или анаэробных условиях. Далее аммонийный азот может быть нитрифицирован, а образующиеся нитрат-ионы денитрифицированы с образованием молекулярного азота.

Таким образом, с учетом присутствия различных соединений азота в составе сточных вод для его удаления требуется осуществление трех последовательных биологических процессов: аммонификации, нитрификации и денитрификации [1].

Аммонификация

Аммонификация органических азотсодержащих веществ сточных вод является дополнительным источником аммонийного азота. Протеолиз и деградация аминокислот приводят к освобождению аммиака по различным механизмам [1], в частности по механизмам гидролитического, окислительного, восстановительного дезаминирования, а также с образованием ненасыщенных органических соединений (ур. 2-5):

К^Н2 + Н20 ^ К 2 0Н + NH3;

R-CHNH2 - С00Н + Н20 ^ К - С0 - С000Н + 2

R-CHNH2 - С00Н + 2

К-СН2 -CHNH2 - С00Н ^ К - СН = СН - С000Н + NH3.

Значительное количество образующегося аммония ассимилируется с образованием

микробной биомассы в аэробных процессах. Содержание белков в бактериальных клетках составляет в среднем 50 %; при этом содержание азота в белках - около 16 %. Таким образом, для синтеза 1 г бактериальной биомассы требуется около 0,08 г аммонийного азота.

Аммиак, не использованный для клеточного роста в процессе очистки сточных вод, используется в первую очередь в процессах нитрификации.

Нитрификация

Под нитрификацией понимается биологическое окисление аммонийного азота до азота нитритов и нитратов автотрофными аэробными аммоний- и нитритокисляющими бактериями соответственно [1, 2, 3]. Нитрификация является единственным в цикле азота процессом, ведущим к образованию окисленных форм соединений азота, и состоит из двух последовательных фаз.

Первая фаза нитрификации осуществляется бактериями р.p. Nitrosomonas, Nitroso-ш^т, Nitrosolobus, Nitrosospira, Nitrosovibrio:

55ЫН+ + 5С02 + 7б02 ^ С5Н7Ы02 + 52Н20 + 54Ы02 + 10Н+ .

Во второй фазе нитрификации участвуют бактерии р.р. Nitrobacter, Nitrococcus и Ш-trospira:

400Ы0- + 5С02 + 49502 + ЫН+ + 2Н2 0 ^ С5Н7Ы02 + 52Н20 + 400Ы0- + Н+ .

Субстратом для первой фазы нитрификации являются не ионы аммония, а аммиак, который на первом этапе ферментативно окисляется до гидроксиламина с помощью соответствующей монооксигеназы, локализованной на цитоплазматической и внутриплазмати-ческой мембранах [2]:

ЫН3 ^ ЫН20Н ^[Ы0Н]^ N0 ^ Ы0-^ Ы0-.

При этом для микробного окисления 1 мг аммонийного азота до нитритов требуется 3,42 мг О2; для окисления 1 мг азота нитритов до нитратов используется 1,14 мг О2.

Процессы биоокисления аммиака до нитритов или окисления нитритов до нитратов являются энергодающими для обеспечения автотрофного роста нитрифицирующих бактерий, для которых характерен невысокий прирост биомассы. Например, для биосинтеза 1 г сухого вещества биомассы Nitrosomonas sp. должно быть биоокислено 30 г аммиака.

Кроме автотрофных бактерий микроорганизмы р.р. Arthrobacter, Flavobacterium и Thiosphera способны к гетеротрофной нитрификации азотсодержащих органических соединений [1]:

К^Н2 ^ К - NH0H ^ К - N0 ^ N0-3.

Гетеротрофные нитрификанты окисляют такие восстановленные соединения азота, как гидроксиламин и алифатические и ароматические азотсодержащие вещества, но, в отличие от автотрофной нитрификации, этот процесс не является энергодающим. Поэтому органический субстрат должен потребляться в процессе дыхания для поддержания энергетического обмена в микробных клетках [3]. Некоторые гетеротрофные нитрификанты могут участвовать в денитрификации нитрат- или нитрит-ионов в аэробных условиях.

Наиболее полно изучена нитрификация хозяйственно-бытовых сточных вод, а активный ил городских сооружений признан одним из богатых сообществ, содержащих нитрифицирующие бактерии. В то же время широкое применение нитрификации для очистки промышленных сточных вод ограничено биологическими особенностями нитрифицирующих бактерий. Использование нитрифицирующих бактерий для очистки промышленных сточных вод ограничено их высокой чувствительностью к органическим соединениям и низкой скоростью роста. Так, биоокисление аммиака начинается только в том случае, если содержание органических соединений по БПК5 составляет менее 110 мг/л [1]. В числе ингибиторов процесса нитрификации изучены и соединения, постоянно присутствующие в промышленных сточных водах: фенол, формальдегид, соли уксусной и других органических кислот [4].

Типичное время генерации нитрифицирующих бактерий составляет 10-20 часов. При функционировании нитрификаторов Nitrosomonas и Nitrobacter в системах биологической очистки время генерации увеличивается до 1-3 суток, поэтому в системах биологического удаления азота очистка лимитируется процессом нитрификации [5].

На эффективность нитрификации влияет множество факторов: степень аэрации, содержание СО2, температура, концентрация NH+ и нитратного азота и т.д.

Показано, что окисление аммония значительно ингибируется при содержании неорганического углерода в среде ниже 3 ммоль/л, а окисление нитрита - при содержании неорганического углерода ниже 0,1 ммоль/л [6]. В системах биологической очистки содержание СО2, в силу высокой растворимости в воде процесс нитрификации не лимитирует [5].

Для нитрифицирующих бактерий также важно наличие кислорода. Нитрификация резко ингибируется при концентрации растворенного кислорода менее 0,5-1 мг/л и полностью прекращается при 0,2 мг/л [4].

Рост и метаболизм автотрофных нитрифицирующих бактерий протекают оптимально в достаточно узкой области рН - от 7 до 8, поскольку и свободный аммиак (при высоких значениях рН), и азотная кислота (при низких значениях рН ) оказывают токсическое действие на бактерии р. Nitrobacter. Известно, что концентрации свободного NHз и свободной HN02 также зависят от рН среды [2]. Однако, по литературным данным, воз-

можным является существенная интенсификация нитрификации при значениях рН намного ниже оптимальных - в диапазоне 3,8-4,3 [7].

Образующиеся в ходе нитрификации нитрит- и нитрат-ионы также являются, хотя и в меньшей степени, ингибиторами процесса нитрификации (в особенности нитрит-ионы), и их накопление в среде нежелательно. В связи с этим процесс нитрификации проводят в комбинации с денитрификацией, исходным субстратом для которой являются продукты окисления аммония.

Денитрификация

Денитрификация - процесс ферментативного восстановления нитратов до нитритов и далее до какой-либо из газообразных форм азота (окиси азота, закиси азота и молекулярного азота):

N0.3+ 10Н+ + 10еN2 + 20Н-+ 4Н20 ;

2N02 + 6Н+ + 6е- ^ N2 + 20Н- + 2Н20.

К денитрифицирующим микроорганизмам относятся факультативные анаэробы, способные восстанавливать азот из его окисленных форм только в отсутствие молекулярного кислорода. Следует также отметить, что многие аэробные бактерии могут осуществлять нитратное дыхание [1]. Нитриты и нитраты используются как акцепторы электронов

при окислении органических субстратов для получения энергии. В процессах очистки

сточных вод требуется более чем 2,85 г органических веществ по ХПК для восстановления 1 г азота нитратов [1].

Восстановление нитратов может происходить и в реакциях конструктивного метаболизма, не приводящих к получению энергии, так называемой ассимиляционной нитрат-редукции [2]:

N0.3 ^ N02 ^ HN0 ^ NH20H ^ NH4 .

Аммонийный и нитратный азот, потребленный микроорганизмами, включается в азотсодержащие биополимеры клеточных компонентов и временно выводится из круговорота азота в живых системах. В этом случае говорят об иммобилизации азота.

Как было показано, протекание процесса денитрификации обусловлено наличием значительного количества органического углерода (чаще всего в составе метанола или ацетата) в качестве донора электронов, что осложняет использование комбинированного процесса нитрификации и денитрификации для очистки сточных вод, содержащих высокие концентрации аммиака и малые концентрации органических веществ. Кроме того, так как оба процесса протекают в различных условиях, их последовательная и тем более одновременная реализация требует дорогостоящих и трудоемких технологических решений [8].

Комбинированный процесс нитрификации и денитрификации

Прежде всего, нужно акцентировать внимание на том, что, как показали эксперименты с ^5-маркером, не следует проводить строгой границы между процессами авто-трофной нитрификации в аэробных условиях и гетеротрофной денитрификации в анаэробных (аноксических1) условиях [1]. Автотрофное окисление аммиака может сопровождаться

і

Под аноксическими условиями в литературе понимается отсутствие в среде молекулярного кислорода; акцептором электронов при этом является связанный кислород в составе нитратов, нитритов, сульфатов и др. соединениях. В отечественной литературе для описания процессов, протекающих в аноксических условиях, чаще пользуются термином «анаэробное дыхание».

образованием NO, N2O или N2 из нитритов (продуктов первой фазы нитрификации), если процессы биотрансформации лимитированы кислородом. При этом показано, что нитрит-окисляющие бактерии могут быть изолированы из анаэробных биореакторов [1].

Нитрифицирующая бактерия Nitrosomonas europaea может использовать нитрит-ионы в качестве акцептора электронов и пируват в качестве источника энергии в аноксиче-ских условиях, способствующих росту денитрификантов. Кроме того, некоторые штаммы нитритокисляющих бактерий Nitrobacter sp. способны к гетеротрофному росту и денитрификации в аноксических условиях [1].

С другой стороны, описана аэробная денитрификация с участием гетеротрофных нитрификантов Thiosphaera pantotropha, которые одновременно используют для дыхания молекулярный кислород и нитрат-ионы в качестве акцептора электронов. При этом скорость потребления ацетата как донора электронов была вдвое выше в среде с концентрацией молекулярного кислорода менее 30 % от насыщения в сравнении с условиями насыщения среды кислородом от 30 до 80 %.

Таким образом, гетеротрофные нитрификанты, наряду с их нитрифицирующей активностью, при накоплении нитрат-ионов в среде способны их денитрифицировать. Процессы дыхания, нитрификации и денитрификации могут протекать одновременно в присутствии кислорода и аммиака. В процессе гетеротрофной денитрификации с участием Thi-osphaera pantotropha аммиак первоначально окисляется до гидроксиламина в ходе ферментативной реакции с аммониймонооксигеназой; в качестве донора электронов выступает убихинон. Гидроксиламин последовательно каталитически окисляется до нитрит-ионов ферментом гидроксиламиноксидоредуктазой. В ходе комбинированного процесса нитрификации-денитрификации 3 или 4 электрона при окислении гидроксиламина используются на восстановление нитритов до молекулярного азота и не участвуют в электронтранспорт-ной цепи дыхания, катализируемой цитохромоксидазой. Регенерация убихинона обусловлена электронами, образующимися при окислении органического субстрата (гетеротрофная нитрификация).

2 Новые биотехнологические процессы удаления аммонийного азота из сточных вод

Анаэробное окисление аммония

Начиная с конца 1990-х годов в процессах обработки сточных вод экспериментально исследуется анаэробное окисление аммонийного азота (анаэробная нитрификация). Факты снижения концентрации аммонийного азота в морской воде в анаэробных условиях были отмечены еще в 40-е годы XX века [9]. Этот процесс получил наименование ANAMMOX-процесса (АКАММОХ-АКаегоЫе AMMonium OXidation), а бактерии, осуществляющие его, названы ANAMMOX-бактериями. Собственно, к ним относят два анаэробных автотрофных аммонийокисляющих вида бактерий, предварительно классифицированные в порядок Planctomycetales под наименованиями Brocadia anammoxidans и Kue-nenia stuttgartiensis [10].

Суммарно ANAMMOX-процесс можно представить в следующем виде:

NH+ + NO2+ H2O ^ N2 + 2H2O.

Привлекательность ANAMMOX-процесса в практике очистке сточных вод заключается в совместном удалении как ионов аммония, так и нитрит-ионов в виде газообразного азота. Однако следует отметить, что анаэробная нитрификация протекает как минимум

на порядок медленнее аэробного процесса. В таблице 1 представлены некоторые параметры анаэробного окисления аммония в сравнении с аэробной нитрификацией. Оптимальными условиями для роста ANAMMOX-бактерий являются значения рН в диапазоне от 6,4 до 8,3 и температуры - от 20 до 43 оС. При этом максимальная активность К. stuttgartiensis наблюдалась при рН 8 и 37 оС, В. anammoxidans - при рН 8 и 40 оС.

ANAMMOX-бактерии обратимо ингибируются кислородом, поэтому этот процесс протекает только в строго анаэробных (аноксических) условиях [11, 12, 13]. Кроме того, этот процесс чувствителен к высоким концентрациям азота нитритов, который является токсичным для различных ANAMMOX-бактерий при его содержании от 70 до 180 мг Ы-Ы02/л (в зависимости от типа биомассы).

Таблица - 1 Параметры аэробного и анаэробного окисления аммония

Параметр Нитрификация ЫН+ + 02 ^ Ы02 Л^ММОХ ЫН+ + Ы0- ^ Ы2 + 2Н20

Изменение свободной энергии ДО, кДж/моль Прирост биомассы, моль С/моль ЫН4 Время генерации, суток К3

Возможный путь анаэробного окисления аммонийного азота представлен на рис. 1.

Рис. 1 - Возможный метаболический путь анаэробного окисления аммонийного азота

ANAMMOX-процесс имеет преимущества перед денитрификацией не только благодаря тому, что не требуется внесения дополнительного источника углерода (метанола или ацетата). Для его осуществления необходимым является присутствие в среде нитрит-ионов, и в процессе нитрификации следует поддерживать условия для протекания лишь первой фазы с окислением части аммонийного азота до азота нитритов, что существенно снижает расход воздуха на процесс нитрификации.

Среди недостатков ANAMMOX-процесса следует отметить низкую скорость роста бактерий, и следовательно, длительный период накопления необходимого количества биомассы [10, 14].

БЕЛМОХ-процесс

Для решения проблем, связанных с высокой токсичностью и реакционной способностью нитрит-ионов, была предложена концепция, названная DEAMOX ^ЕшШГут§ AMmonium ОХ1ёа1;юп) [15]. Она является разновидностью АNAMMOX-процесса и был успешно испытан для обработки сточных вод, содержащих значительные концентрации соединений азота и органических соединений, таких как сточные воды производства хлебопекарных дрожжей. Сущность этого процесса заключается в обеспечении ANAMMOX-процесса нитрит-ионами при их восстановлении из нитрат-ионов сульфид-ионами в качестве донора электронов в результате деятельности автотрофных денитрификантов в составе анаэробной биопленки [16]. Схема реализации DEAMOX-процесса для очистки высококонцентрированных сточных вод приведена на рис. 2.

Рис. 2 - Схема реализации БЕЛМОХ-процесса для очистки высококонцентрированных сточных вод: НР - нитрифицирующий реактор; АР - анаэробный реактор

Основные процессы биоконверсии соединений азота согласно этой концепции: Анаэробное разложение:

Ыорганический + 304 ^ ЫН4 + НС0з + Н3 + СН4 .

Нитрификация:

ЫН4 + 02 ^ Ы02 + Ы03 .

DEAMOX:

4Ы03 + нз 4Ы02 + 3042.

ЫН+ + Ы02 + Н20 ^ Ы2 + 2Н20

При этом рассчитанное соотношение H2S/NO3" в DEAMOX-процессе 1:4 (см.уравнение 16) или 0,57 мг S-H2S/ мг N-NO3.

В сравнении с ANAMMOX-процессом DEAMOX-процесс имеет следующие преимущества:

- не требуется комплексного контроля за образованием нитрит-ионов;

- условия для денитрификации в DEAMOX-процессе способствуют образованию гранулированных микробных форм, стимулирующих развитие ANAMMOX-процесса [15];

- поддержание невысоких концентраций токсичных, реакционноспособных нитрит-ионов и снижение нежелательной эмиссии парниковых NOx -газов.

SHARON-процесс

SHARON (single reactor system for high ammonia removal over nitrite) - процесс преобразования части аммония в нитрит в условиях высокой температуры (35 оС) и рН 7. Является оптимальным для быстрой очистки сточных вод, содержащих значительные количества ионов аммония (>500 мг/л) без накопления избыточной биомассы. Установлено, что аммоний-окисляющие бактерии растут быстрее, чем нитрит-окисляющие бактерии и менее чувствительны к изменению концентрации растворенного кислорода, в то время как низкие концентрации растворенного кислорода сдерживают рост нитрит-окисляющих бактерий. Это позволяет снизить затраты на аэрацию на 25 % [10]. При этом следует поддерживать рН среды в диапазоне 6,5-7,5, так как аммоний при высоких значениях рН и азотистая кислота при накоплении нитритов оказывают ингибирующее действие на аммоний-окисляющие бактерии.

Комбинирование SHARON и ANAMMOX-процессов

Принцип комбинирования SHARON и ANAMMOX заключается в том, что содержащийся в сточных водах аммоний окисляется до нитритов в SHARON-реакторе только на 50 %:

NH+ + HCO3 + 0,75O2 ^ 0,5NH4 + 0,5NO2 + CO2 + 1,5H2O .

Сточные воды, содержащие смесь аммония и нитрита, подвергаются дальнейшей обработке в ANAMMOX-реакторе (рис. 3).

Рис. 3 - Схематичное изображение SHARON/ANAMMOX

SHARON/ANAMMOX может успешно применяться для обработки сточных вод, содержащих высокие концентрации аммония и низкое содержание органического углерода. Потребление кислорода снижается с 4,6 до 1,9 кг О2/кг N. Затраты на аэрацию снижаются на 25%. В отличие от комбинации нитрификация/денитрификация SHARON/ANAMMOX не требует дополнительных источников органического углерода [17].

CANON-процесс

CANON-процесс (CANON - completely autotrophic nitrogen removal over nitrite)-полностью автотрофное удаление азота в пределах одного реактора при лимитированных по кислороду условиях в сточных водах, содержащих высокие концентрации аммонийного азота и имеющих низкое содержание органического углерода [10,18].

В некоторых источниках он называется OLAND-процессом или аэробной деаммонификацией. Суть процесса в том, что в условиях низкого содержания растворенного кислорода (порядка 0,5 мг/л) в одном реакторе одновременно протекают первая стадия нитрификации (как уже отмечалось, аммоний-окисляющие бактерии менее чувствительны к снижению концентрации растворенного кислорода) и ANAMMOX-процесс. Так как в сточных водах содержится мало органического углерода, денитрификация практически не происходит [18].

Заключение

Несмотря на многообразие путей биологической трансформации соединений азота, ключевыми этапами в области очистки сточных вод от ионов аммония являются обе фазы аэробной нитрификации (рис. 4).

Рис. 4 - Совокупность процессов биотрансформации соединений азота

Очевидно, что для полного удаления аммонийного азота необходимо окислить его до нитрит- и нитрат-ионов, а затем перевести в газообразное состояние в анаэробных условиях. Однако биологическое окисление аммонийного азота протекает медленно вследствие невысоких ростовых показателей нитрифицирующих микроорганизмов и их требовательности к условиям среды. Кроме того, эксплуатационный контроль аэробных и ана-

эробных условий, необходимых для нитрификации и денитрификации соответственно, может быть существенно затруднен. Поскольку нитрификация и денитрификация протекают при различных условиях и осуществляются различными микроорганизмами, чтобы функционировать эффективно, они должны быть разделены в пространстве и во времени.

Анализ литературных данных показал, что изучению и совершенствованию процессов биологического удаления азота уделяется пристальное внимание, причем предпочтительно в применении к биофильтрационным процессам [18], так как в реакторах с биопленкой процессы нитрификации и денитрификации могут протекать одновременно, благодаря пространственной сукцессии и формированию анаэробных зон. Важным преимуществом биофильтрационных методов является и то, что иммобилизация на поверхности фильтрующего материала медленно растущих нитрифицирующих бактерий, и тем более ANAMMOX-бактерий, позволяет поддерживать высокую концентрацию и активность биомассы.

Литература

1. Environmental Biotechnology: Concepts and Applications / Ed. by H.-J. Joerdening and J. Winter. -Weinheim: Wiley-VCH VErlag GmbH & Co. KGaA, 2005. - 463 р.

2. Гусев, М.В. Микробиология: учебник для студ. биол. специальностей вузов / М.В. Гусев, Л.А. Минеева. - М.: Изд. центр «Академия», 2003 - 464 с.

3. Шлегель, Г. Общая микробиология / Г. Шлегель, пер. с нем.- М.: Мир, 1987. - 567 с.

4. Bedard, C. Physiology, Biochemistry and Specyfic Inhibitors of СН4, NH4and СО Oxidation by Methanotrophs and Nitrifiers / C. Bedard, R. Knowles // Microbiological Reviews. - 1989. - Vol. 53. -№1. - P. 68-84.

5. Кузнецов, А.Е. Научные основы экобиотехнологии: учебное пособие для студентов / А.Е. Кузнецов, Н.Б. Градова. - М.: Мир, 2006. - 504 с.

6. Guisasola, A. Inorganic carbon limitations on nitrification: Experimental assessment and modeling /

A. Guisasola et. al. // Water research. - 2007. - V.412. - P. 77 - 286.

7. Tarre, S. High-Rate Nitrification at Low pH in Suspended- and Attached-Biomass Reactors / S. Tarre, M. Green // Applied and Environmental Microbiology. - 2004. - Vol. 70. - №11. - P. 6481-6487.

8. Khin, T. Novel microbial nitrogen removal processes / T. Khin, P. Ajit // Biotechnology Advances. -2004. - V.22. - P. 519-532

9. Dalsgaard, T. Anaerobic ammonium oxidation (anammox) in the marine environment / T. Dalsgaard,

B. Thamdrup, D.E. Canfield // Research in Microbiology - January. - 2005. - V. 156. - PP. 457-464.

10. Jetten, M.S.M. Microbiology and application of the anaerobic ammonium oxidation (‘anammox’) process / M.S.M. Jetten et. al. // Environmental biotechnology. - 2001. - V.12. - P. 283-288

11. Jetten, M.S.M. The anaerobic oxidation of ammonium / M.S.M. Jetten, M. Strous, K.T. van de Pas-Schoonen et. al. // FEMS Microbiology Reviews. - 1999. - V.22. - P. 421-437

12. Reginatto, V. Anaerobic ammonium oxidation In a bioreactor treating Slaughterhouse wastewater / V. Reginatto et. al. // Brazilian Journal of Chemical Engineering. - 2005.- Vol. 22. - N. 4. - P. 593 - 600.

13. Dapena-Mora, A. Stability of the ANAMMOX process in a gas-lift reactor and a SBR / A. Dapena-Mora, J.L. Campos, A. Mosquera-Corral et. al. // Journal of Biotechnology. - 2004. - V. 110. - P. 159-170.

14. Mulder, A. Process for the biological denitrification of ammonium containing wastewater / International Patent Application, WO 2006/022539.

15. Kalyuzhnyi, S. DEAMOX - New biological nitrogen removal process based on anaerobic ammonia oxidation coupled to sulphide-driven conversion of nitrate into nitrite / S. Kalyuzhnyi et. al. // Water Research. - 2006. - V.40. - P. 3637 - 3645.

16.Mulder, A. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor / A. Mulder et. al. // FEMS Microbiol. Ecol. - 1995. - 16. - P. 177-183.

17.Mulder, J. W. Full Scale Operation of the SHARON Process for the Treatment of Rejection Water of Digested Sludge Dewatering / J.W. Mulder et. al. // Water Science and Technology. - 1999. - V. 43. - №

11. - P.127-134.

18. Hao, X. Model-based evaluation of temperature and inflow variations on a partial nitrification-ANAMMOX biofilm process / X. Hao, J.J. Heijnen, M.C.M. van Loosdrecht // Water Research. - 2002.

- V.36. - P. 4839-4849.

© Е. Н. Семенова - асп. каф. промышленной биотехнологии КГТУ; А. С. Сироткин - д-р техн. наук, проф., зав. каф. промышленной биотехнологии КГТУ.