
Кузнецов А.Е., Градова Н.Б., Лушников С.В. и др. Прикладная экобиотехнология. Учебное пособие. В 2-х томах
.pdf
Биологическое удаление тяжелых металлов и радионуклидов |
141 |
Окончание таблицы 8.1.
Ag |
0,05 |
санитарно-токсико- |
|
|
|
|
|
логич. |
|
|
|
Mn (Mn2+) |
0,1* |
органолептический |
0,01 |
токсикологический |
1500 |
Fe |
0,3 |
органолептический |
0,1 |
–– ll –– |
|
Al |
0,5 |
санитарно-токсико- |
|
|
|
|
|
логич. |
|
|
|
Sn |
2,0 |
санитарно-токсико- |
|
|
|
|
|
логич. |
|
|
|
Zn (Zn2+) |
5,0 |
органолептический |
0,01 |
токсикологический |
85 |
|
|
|
|
|
|
* По постановлению органов санэпиднадзора для конкретной системы водоснабжения содержание марганца может доходить до 0,5 мг/л, железа до 1,0 мг/л.
** Сверх фона.
Опасность тяжелых металлов обусловлена их способностью к биоаккумуляции и концентрированию при движении по трофической цепи. Тяжелые металлы нельзя разрушить или преобразовать в ходе химических процессов. Кроме того, удаление тяжелых металлов из организма затруднено, поскольку они прочно связываются с белками и другими компонентами клеточных структур. Металлы, поступающие в окружающую среду, концентрируются в гумусосодержащем слое почвы, в донных осадках водоемов, в кормах и продуктах. Высокие концентрации тяжелых металлов в природных средах оказывают токсичное действие на животных и растения, что приводит к подавлению развития биоты, снижению биологического разнообразия и продуктивности экосистем. Действие тяжелых металлов на организм человека не только токсическое, но может приводить и к онкологическим заболеваниям. В табл. 8.1 приведены российские нормативы ПДК некоторых металлов для воды и почвы.
Проблема загрязнения радионуклидами окружающей среды возникла при проведении ядерных испытаний и освоении атомной энергии. В настоящее время она стала одной из приоритетных в связи с эксплуатацией атомных электростанций, захоронением и переработкой топливно-ядерных отходов, а также с ликвидацией последствий аварий ядерных реакторов. Добыча, перереботка и использование ядерного топлива приводят к поступлению в окружающую среду урана и трансурановых элементов Pu, Am, Cm, Np, участвующих в ядерном топливном цикле, и радиоактивных продуктов их распада. Однако б'ольшая часть радионуклидов, привносимых в окружающую среду с техногенными потоками, не связана с производством и переработкой ядерного топлива. Наиболее существенная доля радионуклидов поступает в результате добычи и сжигания природного ископаемого топлива: угля, нефти, газа. В 1 т угля в среднем содержится 1,3 г природного 238U и 3,2 г 232Th, а также радиоактивный изотоп углерода 14С. Поэтому радиационное загрязнение в зоне тепловой станции, работающей на угле, значительно превышает фон естественной радиации. Эффективный дозовый эквивалент от угольных ТЭС в 100 раз больше, чем от АЭС. Зола ТЭС,
142 |
Глава 8 |
образующаяся в процессе сжигания угля, обогащена радионуклидами, которые поступают в приземный слой атмосферы, почву, водоемы вместе с летучей золой и другими продуктами сгорания.
Естественный радон, проникающий в природный газ еще под землей, и долгоживущие продукты его распада (210Pb, 210Bi, 210Po) при длительном сжигании попутного газа также являются источником опасности, особенно на нефтяных и газовых промыслах. В наиболее загрязненных местах мощность -излучения достигает 3000 мкР/ч, фоновое же значение у поверхности земли составляет 10–20 мкР/ч.
Из радионуклидов наиболее существенными загрязнениями являются долгоживущие изотопы 90Sr, 137Cs, 106Ru, 144Ce, особенно же 90Sr и 137Cs. Они имеют высокий выход при ядерном делении, большой период полураспада и по химическим свойствам близки к жизненно важным биогенным элементам Ca и K. 90Sr, имея химическое сродство с Ca, способен откладываться в костных тканях животных и человека. На 1000 атомов кальция, участвующих в биогеохимическом цикле в природе, приходится 2,4 атома стронция.
Специфика действия радионуклидов обусловлена радиоактивным излучением. По химическим свойствам они не отличаются от аналогичных нерадиоактивных элементов, легко проникая в живые организмы, встраиваясь в пищевые цепи и концентрируясь, как и нерадиоактивные тяжелые металлы, в организмах при движении по пищевым цепям. При попадании радиоактивных элементов даже в очень ограниченном количестве вместе с пылью и аэрозолями в легкие человека повышается риск онкологических заболеваний.
8.2.Очистка водных сред
Водные среды и условия их формирования играют определяющую роль в миграции, распространении тяжелых металлов и радионуклидов в природе. Металлы мигрируют в виде ионов и растворимых комплексов металлов, их форм, связанных с растворенным органическим или взвешенным неорганическим и органическим веществом. Связывание металлов взвесями осуществляется в основном микропланктоном и отмершими остатками микроорганизмов, удельная поверхность которых выше и содержит больше разнообразных активных групп с высоким сродством к металлам. Поверхности взвешенных частиц могут связывать значительное количество металлов даже в присутствии органических хелатообразователей.
В гидросфере наибольшие концентрации металлов наблюдаются в поверхностной пленке, в пене, в придонном осадке и в биоте, в самой же воде концентрация их существенно ниже. Концентрация радиоизотопов в пене поверхностных вод может в тысячи раз превосходить их концентрацию в воде. В поверхностных водоемах вследствие отложения минеральных взвесей и отмершей биомассы живых организмов металлы накапливаются в донных осадках и иле. Так, при концентрации ртути в воде 0,1–3,6 мкг/л, концентрация ее в осадке достигает 80–800 мкг/л. Соотношения концентраций различ-

Биологическое удаление тяжелых металлов и радионуклидов |
143 |
ных металлов, содержащихся в морской воде и планктоне может достигать: для кадмия – 1 : 1000, кобальта – 1 : 5000, меди – 1 : 7000, железа – 1 : 90000, свинца – 1 : 40000, марганца – 1 : 10000, титана – 1 : 20000, цинка – 1 : 65000, редких металлов – 1 : 10000. В пресноводных водоемах наибольшие коэффициенты накопления, достигающие величин 100–40000, наблюдаются в бентосных организмах, раковинах моллюсков, хитиновых панцирях ракообразных и скелетах позвоночных. В большом количестве накапливаются радионуклиды 60Co, 65Zn, 90Sr, 91Y, 106Ru, 137Ca, редкоземельные элементы и их радиоактивные изотопы (144Ce, 147Pm). В микроорганизмах коэффициенты накопления таких тяжелых металлов, как Mn, Pb, Cd, могут составлять 10–5000, редких и редкоземельных металлов – 1000–10000, урана и трансурановых элементов – 500–40000, As, Te, Se – 10–500.
Наибольшее число методов разработано для удаления тяжелых металлов и радионуклидов из сточных вод. Из небиологических методов наиболее часто используют сорбцию (ионообменными смолами, неорганическими сорбентами: цеолитами, глинистыми минералами, магнетитом, гематитом и др.), реагентную обработку, осаждение, фильтрацию, флотацию и электрофлотацию, электролиз, электрокоагуляцию, электродиализ.
Биологические методы пригодны, в первую очередь, для очистки воды, содержащей низкие концентрации металлов. Очистка такой воды относительно проста в исполнении и менее затратна, особенно при большом объеме загрязненной воды. Радионуклиды также эффективно удаляются биологическими методами. Это обусловлено тем, что содержание радионуклидов в сточных водах, в различных жидких радиоактивных отходах с низкой и средней активностью обычно на несколько порядков ниже, чем тяжелых металлов. При использовании такого метода, как биосорбционный, не возникает сложностей с компактированием отработанных биологических сорбентов, т. е. максимальным снижением объемов радиоактивных отходов с целью их последующего захоронения. Затраты на биологическое удаление радионуклидов по сравнению с удалением химическим осаждением или ионным обменом ниже на 10–40%.
Из биометодов для удаления тяжелых металлов и радиоактивных продуктов из загрязненной воды используются:
микробиологическое осаждение в виде сульфидов при протекании сульфатредукции;
осаждение в виде карбонатов;
осаждение гидроксидов и оксидов железа и марганца в присутствии железо- и марганецокисляющих бактерий;
микробиологическое осаждение мышьяка;
микробиологическое восстановление металлов (хрома и др.);
перевод металлов в летучую форму;
сорбция металлов клетками микроорганизмов (бактерий, дрожжей, мицелиальных грибов), одноклеточными водорослями, биосорбентами различного происхождения; ризофильтрация (см. разд. 5.4.7).
144 |
Глава 8 |
Микробиологическая сульфатредукция протекает в анаэробных условиях и приводит к образованию сероводорода из сульфат-ионов и осаждению тяжелых металлов в виде сульфидов. Осаждение сульфидов может происходить вне клеток микроорганизмов, в клетках или на поверхности клеток при pH от 3,0 до 9,0, предпочтительно при pH 7,0–8,0. Сульфатредукция может быть проведена в отстойниках, лагунах, биопрудах, анаэробных реакторах.
Анаэробные биореакторы позволяют проводить сульфатредукцию в контролируемых условиях с большой интенсивностью – до 0,4–0,6 м3 сточной воды в час на 1 м3 объема реактора. Реализация процесса возможна по одностадийной
идвухстадийной схеме (рис. 8.1). В двухстадийном процессе сероводород нарабатывается в отдельном биореакторе сульфатредуцирующей микрофлорой при наличии в среде сульфатов и органоминерального субстрата, в качестве которого используются, например, органические отходы. Для интенсификации процесса в реактор могут быть добавлены сульфатредуцирующие бактерии (рр.
Desulfolobus, Desulfomonas, Desulfotomaculum, смешанные культуры сульфатредукторов с бактериями Citrobacter freundii и др.). Образовавшийся сероводород направляется в реактор второй ступени для осаждения металлов, где контактирует со сточной водой. Непрореагировавший сероводород циркулирует по замкнутому газовому контуру. Очищенная вода отделяется от нерастворимых сульфидов
иактивного ила, например, фильтрацией через фильтр с подходящим размером пор. Для удаления из очищенной воды остаточного сероводорода проводится кратковременная биологическая доочистка стока с 0,5–2,0 мг/л до следовых
концентраций H2S. Отработанные газы направляются в адсорбер, заполненный щелочным раствором, или на биофильтр для поглощения остаточного сероводорода и далее в атмосферу. Активный ил, обогащенный сульфидами тяжелых металлов, можно сжечь, а остаток после сжигания передать на захоронение.
Осаждение в виде карбонатов может использоваться для удаления 90Sr. Sr CO3 осаждается совместно с CaCO3 в процессе жизнедеятельности водорослей при потреблении ими CO2 из воды в ходе фотосинтеза.
Для аэробной очистки воды от железа и марганца в реактор чаще всего с фильтрующей загрузкой высевают колонии бактерий (например, рр. Galionella, Clonothrix, Leptothrix, Metallogenium), окисляющих железо и марганец. Отмирающие бактерии образуют на зернах пористую массу, содержащую гидроксиды
иоксиды железа и марганца. В качестве зернистой загрузки может быть использован обычный или кварцевый песок, а также активированный уголь. Воду перед подачей на фильтр насыщают кислородом воздуха или смешивают с насыщенной кислородом водой. Установки этого метода очистки отличаются эффективностью и длительностью эксплуатации. При содержании Mn в исходной воде до 0,7 мг/л его остаточное количество после очистки не превышает 0,02 мг/л.
Микробиологическое осаждение мышьяка основано на окислении As(III) в As(V). Этот процесс протекает в аэробных условиях с участием бактерий Pseudomonas putida, Aeromonas dechromatica и др.
При микробиологическом восстановлении металлы переводятся из более окисленной формы в восстановленную, менее растворимую. В присутствии водорода в анаэробных условиях ионы металлов Ni2+, Pb2+, Pd2+, Pt2+, Ru3+ могут

Биологическое удаление тяжелых металлов и радионуклидов |
145 |
||||||||||||||||||||||||||||||||
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
|
Рис. 8.1. Варианты удаления тяжелых металлов из загрязненной воды с помощью сульфатредукции
восстанавливаться до металлического состояния. Процесс катализирует фермент гидрогеназа. Гидрогеназа может катализировать протекание окислительновосстановительной реакции и в обратном направлении с окислением металлов и образованием водорода. Фототрофная бактерия Rhodospirillaceae sphaeroides в анаэробных фотогетеротрофных условиях роста восстанавливает теллурит TeO32– с образованием теллура. В восстановлении принимает участие связанная с мембранами ФАД-зависимая металлоксианионредуктаза, при этом происходит внутриклеточное осаждение элементарного теллура и значительное выделение водорода.
В хроматах и биохроматах Cr(VI) может быть восстановлен до Cr(III) сероводородом или органическими соединениями. Промышленное применение нашел биологический метод очистки сточных хромсодержащих вод, основанный на восстановлении Cr(VI) органическими веществами сточных вод с участием бактерий рр. Pseudomonas, Aeromonas и других, входящих в состав специфичной микрофлоры активного ила очистных сооружений. Восстановление протекает при pH 8–9 в отсутствие кислорода воздуха:
146 |
Глава 8 |
Cr(VI) Cr(III) Cr(OH)3/ |
01 2 |
При этом весь химически связанный кислород хроматов и бихроматов идет на окисление органических веществ, а шестивалентный хром переходит в трехвалентный. Для реализации процесса хромсодержащие сточные воды смешиваются с бытовыми стоками в соотношении, определяемом стехиометрией реакции восстановления Cr(VI). При концентрации шестивалентного хрома от 25 до 100 мг/л в отсутствие кислорода и при pH 8–9 содержание коллоидной Cr(OH)3 после биологического восстановления и отстаивания не превышает 22 мг/л по хрому. Полное восстановление Cr(VI) до Cr(III) наблюдается при избытке БПК над количеством связанного кислорода хроматов на 20–30 мг/л. Для снижения остаточного количества Cr(OH)3 в водной фазе вместо избытка органических веществ может использоваться химическое осаждение гашеной известью, что позволяет снизить концентрацию Cr(OH)3 в воде до 0,5 мг/л и ниже по хрому. Биологический процесс обеспечивает очистку сточных вод, содержащих Cr(VI) 20–200 мг/л, отработанных концентрированных электролитов и растворов, содержащих Cr(VI) до 250 мг/л. Снижается расход химических реагентов. При этом объем образующегося влажного осадка в 60 раз меньше, содержание гидроксида хрома в осадке в 50 раз больше, чем после реагентной очистки; эксплуатационные затраты снижаются в 5 раз.
Перевод элементов в летучую метилированную форму может быть использован для удаления и утилизации Hg, As, Te, Se из сточных вод. Например, микроскопические грибы способны эффективно восстанавливать As и Te, переводя их из раствора в газовую фазу. Низший гриб Penicillium chrysogenum способен адаптироваться к повышенным концентрациям теллура (0,5–7 г/л) и катионам, сопутствующим теллуру в промстоках переработки руд. Получены мутанты гриба, позволяющие в течение 9 сут перевести в летучую форму 93% теллура при концентрации Te 7,5 г/л. Метилированный теллур может быть затем извлечен из газовой фазы сорбентами.
В биосорбционных методах тяжелые металлы и радионуклиды адсорбируются на поверхности клеток микроорганизмов, а также включаются в отдельных случаях внутрь клеток. Сорбенты, полученные на основе клеток микроорганизмов, по эффективности сравнимы с техническими адсорбентами: ионообменными смолами, активными углями, традиционно использующимися для извлечения тяжелых металлов и радионуклидов. Селективность же первых может быть выше.
Многие бактерии (особенно актиномицеты), дрожжи, мицелиальные грибы, одноклеточные водоросли способны аккумулировать тяжелые металлы и радионуклиды в количестве, в тысячи и миллионы раз превышающем их физиологические потребности. Содержание тяжелых металлов может достигать 10–20% и более на единицу сухой массы микроорганизмов (см. табл. 8.2, 8.3). Коэффициенты накопления радиоизотопов клетками микроорганизмов могут составлять десятки тысяч.

Биологическое удаление тяжелых металлов и радионуклидов |
147 |
Уровень накопления металлов микроорганизмами возрастает с повышением их содержания в окружающей среде. Металлы накапливаются в клетках до насыщающей концентрации, после чего при дальнейшем повышении их содержания в среде поглощение металлов клетками не увеличивается. Аккумуляция элементов может длиться от нескольких секунд до нескольких часов.
Металлы и радионуклиды сорбируются и живыми, и мертвыми клетками, при этом мертвая биомасса, как правило, обладает большей сорбционной способностью. Тяжелые металлы могут концентрироваться и внутри клеток, и на их поверхности.
Уровень накопления металлов и радионуклидов зависит от вида микроорганизмов, свойств металла и от механизма их поглощения. Возможно:
внеклеточное накопление металлов, как участвующих, так и не участвующих в метаболизме, в результате активного или пассивного связывания, либо осаждения на клеточной стенке или мембранах. Это процессы пассивной адсорбции на поверхности, ионный обмен, комплексообразование и хелатирование, осаждение. Последнее встречается при гидролизе сорбированных форм металлов, окислении или восстановлении металлов;
внутриклеточное накопление как необходимых для метаболизма металлов (Fe, Mg, Mo, Cu, Ni и др.), так и менее существенных (Co, Cd, Ag и др.) в результате активного транспорта ионов через мембрану, захвата частиц внеклеточными органеллами или экссудатами, поглощения частиц путем, подобным пиноцитозу, микропреципитации при гидролизе сорбированных форм металлов.
Простейшие и многоклеточные организмы могут поглощать твердые частицы соединений металлов (фагоцитоз) и вовлекать их в метаболические процессы.
Активный транспорт и поглощение частиц осуществляются только живыми клетками, адсорбция же и ионный обмен – в результате физико-химических процессов при взаимодействии как с живой, так и с мертвой клеткой либо клеточными компонентами. Активный транспорт подавляется при низких температурах, отсутствии источника энергии, ингибиторами метаболизма и разобщителями электрон-транспортной системы. Напротив, при взаимодействии с мертвой клеткой ингибиторы метаболизма не влияют на аккумуляцию металлов и радионуклидов, поглощаемых в этом случае пассивно.
Накопление Hg, Ag, U, Th, актинидов происходит в основном в результате адсорбции их на поверхности клеток.
Металлы Mn, Cu, Zn, Ni, Co, Sr, Pb, Cd, U, Pu транспортируются внутрь клеток микроорганизмов и адсорбируются на их поверхности.
Ионы Zn2+, Ni2+, Co2+, Sr2+, Cd2+, как правило, поступают в клетку с помощью системы активного транспорта Mg2+, а иногда систем транспорта Mn2+ и Ca2+. Поглощение Rb+ происходит при участии системы транспорта K+, Cs+ – посредством систем K+ и H+ – транспорта. У дрожжей CrO42– может поступать в клетки через пермеазные системы, переносящие сульфат и фосфат. Некоторые устойчивые к хромату мутанты Neurospora crassa, транспортируя сульфат, проявляют сильные восстановительные свойства по отношению
148 |
Глава 8 |
к хромату. Системы активного транспорта ионов металлов из внешней среды в клетки имеются у ряда цианобактерий. Поглощение металлов зависит от мембранного потенциала и снижается в темноте или в присутствии ингибиторов метаболизма. Цианобактерия Anabaena cylindrica имеет активную транспортную систему поглощения с высоким сродством к ионам Ni2+, что позволяет накапливать никель в клетках до содержания, в 2700 раз превышающего фоновое. Клетки Anacystis nidulans активно аккумулируют Cd2+, поглощение которого полностью ингибируется Сa2+ и Zn2+.
Накапливая металлы, микроорганизмы могут использовать их в качестве источников энергии или акцепторов электронов в процессе дыхания. В результате протекающей при этом активной адсорбции металлов (например, через специфическое комплексообразование или осаждение вследствие окислительновосстановительных процессов) повышается накопление тяжелых металлов на поверхности клеток.
Внутриклеточное накопление металлов протекает в две стадии. После введения в среду металл в течение 2–3 минут связывается с клеточной поверхностью в результате физико-химических процессов (стадия 1), а затем медленно переносится в цитоплазму клетки (стадия 2). Этот процесс часто энергозависим и протекает лишь при активном дыхании организма. Металлы легко отделяются с поверхности клетки хелатирующими агентами (ЭДТА и др.) или разбавленными кислотами. На внутриклеточное содержание металлов ЭДТА не влияет.
Емкость и селективность биомассы к сорбции тяжелых металлов и радионуклидов частично определяются свойствами поверхностных структур клеток – природой полярных групп и распределением заряда в макромолекулах клеточной стенки. Как правило, клеточные стенки бактерий заряжены отрицательно. В сорбции металлов грибами участвует хитин, входящий в состав клеточной стенки. Клеточные стенки водорослей содержат карбонильные, гидроксильные, сульфгидрильные, фосфатные, уроновые группы макромолекул, которые определяют заряд клеточной стенки. На свойства клеточных стенок, их заряд и на биосорбцию металлов влияют условия окружающей среды: pH, Eh, ионная сила внеклеточного раствора.
Связывание тяжелых металлов с поверхностью клеток бактерий происходит интенсивнее, чем у дрожжей, но энергозависимое поглощение металлов у дрожжей эффективнее, чем у бактерий, поэтому для удаления металлов, быстро адсорбирующихся на поверхности клеток, предпочтительны бактериальные системы, а для удаления металлов, аккумулируемых клетками посредством активного транспорта, – дрожжевые.
В целом на накопление металлов и радионуклидов микроорганизмами влияют возраст и физиологическое состояние их клеток, состав среды, pH, условия снабжения кислородом, температура, присутствие ингибирующих ионов, количество клеток в единице объема среды и другие параметры.
Накопление клетками металлов увеличивается при большей растворимости их неорганических соединений. Например, в нейтральной среде со смесью сульфидов тяжелых металлов наблюдается высокое накопление никеля, поскольку
Биологическое удаление тяжелых металлов и радионуклидов |
149 |
при нейтральном pH растворимость его сульфида наибольшая. Накопление свинца в этих условиях минимальное, так как растворимость его сульфида наименьшая. Растворимость большинства неорганических веществ увеличивается с повышением температуры, что также приводит к увеличению поглощения металлов биомассой микроорганизмов.
рН влияет на емкость биосорбента и скорость процессов биосорбции. Совокупные изменения определяются свойствами поверхности клеток и форм, в которых металлы находятся в растворе: в виде катионов, анионов, гидроксокомплексов, коллоидных гидроксидов. Соотношение этих форм зависит как от свойств элемента, так и от рН раствора.
Изменение температуры влияет на скорость связывания элементов и на емкость живых и мертвых клеток микроорганизмов в меньшей степени, чем рH раствора. Емкость биомассы микроорганизмов при адсорбции металлов, как правило, возрастает при изменении температуры от 4 до 50 °С.
В анаэробных условиях в отсутствие сульфатов и сульфатредукции в среде могут накапливаться низкомолекулярные органические кислоты, спирты, эфиры и другие промежуточные продукты обмена, которые с ионами тяжелых металлов образуют водорастворимые комплексы. Это ведет к уменьшению поглощения металлов клетками микроорганизмов, в отличие от аэробных условий, при которых количество внеклеточных продуктов обмена обычно ниже.
На поглощение металлов влияет конкуренция за извлекаемый из среды металл между организмом и комплексующими агентами (органическими и неорганическими), а также между металлами. Так, ионы Na+, Mg2+ уменьшают сорбционную способность зеленых водорослей Chlorella vulgaris по отношению к цинку, но не влияют на степень концентрирования ими Pb и Cu. Присутствие ионов Ca, Mg, Al уменьшает степень удаления 90Sr активным илом из радиоактивных стоков; присутствие ионов Fе3+ снижает накопление 90Sr, 137Cs, 239Pu, U.
Впроцессе накопления металла важную роль играют устойчивость микроорганизмов к металлу и адаптация их к химическому составу среды обитания. Микроорганизмы, выделенные из биогеохимических провинций с высоким содержанием металлов, больше накапливают эти металлы и более устойчивы к их высоким концентрациям в среде.
Современные генно-инженерные методы, белковая инженерия позволяют создавать штаммы микроорганизмов, обладающие повышенной способностью аккумулирования и удаления металлов из природных сред. Так, при клонировании и экспрессии генов, ответственных за синтез белков-металлотионеинов, можно повысить уровень специфического связывания металла организмом и толерантность его к тяжелым металлам. Методами белковой инженерии может быть повышено сродство белков к тяжелым металлам и радионуклидам.
Втабл. 8.2, 8.3 приведены максимальные значения величин накопления металлов некоторыми микроорганизмами и сорбентами, полученными на их основе.

150 |
Глава 8 |
Таблица 8.2.
Сорбция металлов микроорганизмами и биополимерами из растворов
Микроорганизмы |
Содержание металлов, |
|
мг на 1 г массы сухих клеток |
|
|
Денитрифицирующие бактерии |
|
Rhizopus arrhizus (г) |
140 U и Th |
Saccharomyces cerevisiae (д) |
180 U и Th |
Pseudomonas aeruginosa (б) |
100–150 U |
Сообщество бактерий (p. Maltophila, |
100–150 U |
Staphylococcus aureus) и неидентифициро- |
до 300 Ag |
ванные формы |
|
Escherichia coli (б) |
80–100 Cd |
Azotobacter sp. (б) |
до 300 Pb |
Micrococcus luteus (б) |
до 500 Pb |
Candida valida (д) |
до 240 Zn |
Chlamydomonas sp. (в) |
30 As(III), 130 As(V) |
Micrococcus luteus (б) |
25 Sr |
Cyanidium sp. (цб) |
70 Cu, 4 Zn, 0,4 Pb |
Биосорбент M на основе Penicillium |
80–120 U, 400 Ra |
chrysogenum (г) |
|
Биосорбент MRA (AMT-BIOCLAIM) |
до 600, сумма металлов |
Хитозан |
150 Au, 100 Ag, 50 Pt, 440 Pd |
Хитин клеточных стенок грибов |
6 U |
Эмульсанзоль (биосорбент на основе образу- |
до 800 U |
емого Acinetobacter calcoaceticus полисахари- |
|
да эмульсана) |
|
|
|
б – бактерии, цб – цианобактерии, в – водоросли, г – плесневые грибы, д – дрожжи
Таблица 8.3.
Сравнительная оценка извлечения урана микробными клетками или клеточными продуктами (по N. V. Ashley, D. J. W. Roach, 1990)
Организм |
Механизм |
Накопление |
|
извлечения |
урана, мг/г |
|
|
сух. массы |
|
|
|
Rhizopus arrhizus (г) |
Адсорбция на клеточной стенке |
180 |
Acinetobacter RAG (б) |
Связывание внеклеточным полимером |
800 |
Penicillium digitatum (г) |
Адсорбция на клеточной стенке |
5–7 |
Pseudomonas aeruginosa (б) |
Внутриклеточный |
150 |
Saccharomyces cerevisiae (д) |
Адсорбция на стенке |
150 |
Zoogloea ramigera (б) |
Связывание внеклеточным полисахаридом |
500–2500 |
Streptomyces viride |
Адсорбция на клеточной стенке |
312 |
chromogenes (б) |
|
|
Chlorella regularis (в) |
Адсорбция на клеточной стенке |
159 |
Citrobacter sp. (б) |
Осаждение на клеточной поверхности в виде |
9000 |
|
фосфатов уранил-иона при действии |
|
|
ферментов |
|
б – бактерии, в – водоросли, г – плесневые грибы, д – дрожжи