Кузнецов А.Е., Градова Н.Б., Лушников С.В. и др. Прикладная экобиотехнология. Учебное пособие. В 2-х томах

Большие количества радионуклидов накапливают микроскопические грибы рр. Penicillium, Rhizopus, Aspergillus. Грибы Penicillium chrysogenum, Rhizopus arrhizus Aspergillus niger имеют чрезвычайно высокое химическое сродство биохимических структур к 90Sr, 137Cs, 239Pu, благодаря чему сорбция происходит из ультраразбавленных растворов радионуклидов (при концентрации 90Sr порядка 10–8 г/л и менее, 137Cs – 10–6 г/л, 239Pu – 10–4 г/л). Из других представителей низших грибов к накоплению радионуклидов способны грибы рр. Alternaria, Fusarium, Mycelia, Cladosporium, Scopulariopsis, Verticillium, Trichoderma. Многие из них способны удалять радиоактивные элементы из кислых растворов при pH < 1,0. Такие условия характерны для промышленных сточных вод, и эта способность грибов может быть особенно полезна для промышленного применения.

Высокой способностью к накоплению металлов и радионуклидов обладают бактерии-актиномицеты рр. Actinomyces, Streptomyces. Уран эффективно накапливают Actinomyces levoris, Streptomyces viridochromogenes. Потребление урана этими двумя видами очень быстрое и зависит от таких факторов окружающей среды, как pH и концентрация карбоната (карбонат ингибирует потребление урана). Сорбенты на основе этих микроорганизмов предложено использовать для извлечения урана из морской воды. Бактерии Mуcobacterium smegmatis селективно поглощают Eu и Am, Pseudomonas aeruginosa – Pu, Ralstonia metallidurans – тритий, Escherichia coli, Bacillus subtilis, Bacillus cereus – редкоземельные элементы. Пурпурные несерные бактерии рр. Rhodobacter, Rhodopseudomonas способны аккумулировать Cu, Zn, Ni, Hg. Пурпурные серобактерии Ectothiorhodospira shaposhnikovii и синтезируемый ими внеклеточный биополимер аккумулируют более 99,7% Cu, Ni и Zn из разбавленных сточных вод при концентрации ионов металлов в среде 100 мг/л. Поглощение металлов биополимером достигает 25–30% по отношению к сухой массе бактерий с биополимером и 60–70% по отношению к биополимеру.

Водоросли также способны связывать значительные количества тяжелых металлов и радионуклидов. Клетки Chlorella regularis, иммобилизованные в полиакриламидном геле, эффективны в сорбции урана и свинца; биомасса

Chlorella vulgaris – золота, серебра, меди, ртути; Chlorella pyrenoidosa – свинца и золота. Кремниево-водорослевые композиты сорбентов с иммобилизованными клетками C. vulgaris последовательно извлекают из смеси Zn2+, Cu2+, Hg2+ сначала цинк, затем медь и ртуть. Водоросли рр. Chlorella, Scenedesmus acutus, цианобактерии Nostoc muscorum, способные избирательно улавливать Cd, Au, Ni, Zn, иммобилизованные на матрицах, служащих одновременно фильтрами, предложено использовать для извлечения металлов из отходов горнодобывающей промышленности и металлургического производства.

Для очистки водоемов и сточных вод очистных сооружений от тяжелых металлов перспективны разные виды растений: ряски Lemna spp., водного папоротника Azolla spp. и сальвинии Salvinia herzogii, а также водного гиацинта

Eichhornia crassipes. Водный папоротник Azolla caroliniana, представляющий собой симбиотическую ассоциацию с цианобактерией Nostoc azollae, поглощает из загрязненной среды до 120 мг Cu, 160 мг Zn, 8 мг Pb, 0,8 мг Cd на 1 кг сухой биомассы при содержании металлов в среде 1–20 мг/л. Общее содержание тяжелых металлов в золе азоллы может достигать 5%. При содержании металлов

Извлечь металлы из раствора можно растущими микроорганизмами или нерастущими: живой, мертвой или модифицированной биомассой (рис. 8.2).

Пример использования растущих организмов – поглощение металлов биоценозами очистных сооружений, повышающее эффективность очистки загрязненной воды. В аэрируемых биокоагуляторах, в качестве которых иногда используют первичный отстойник очистных сооружений или емкости-усреднители, тяжелые металлы адсорбируют избыточным активным илом. Активный ил контактирует с загрязненной водой в течение 0,5–1 ч, после чего обогащенную тяжелыми металлами биомассу извлекают после седиментации в первичных отстойниках и направляют на иловые площадки.

В аэротенках металлы поглощаются активным илом, непосредственно свободно растущим в объеме жидкости. В биофильтрах, биосорберах – биопленкой, иммобилизованной на поверхности загрузки. В проточных аэробных лагунах, биопрудах, отстойниках, используемых на стадиях доочистки сточных вод, металлы и радионуклиды поглощаются микроорганизмами, водорослями, растениями, другими обитающими в них организмами. Вытекающая из таких сооружений вода в той или иной степени очищена от содержавшихся в ней загрязнений. В них могут создаваться условия для развития видов, обладающих наиболее высокими коэффициентами накопления загрязнений и способных активно расти на погруженных в воду поверхностях. Такие перифитонные виды можно вносить и изымать через определенные промежутки времени по мере достижения динамического равновесия в содержании загрязнений в живых организмах и воде. Серия специальных проточных водоемов-отстойников с этими видами может использоваться для биологической очистки низкорадиоактивных вод перед спуском их в открытые водоемы.

Большое количество избыточной биомассы, образующейся при работе очистных сооружений, и необходимость ее утилизации представляют собой самостоятельную сложную проблему, особенно при удалении радионуклидов из загрязненной воды. Необходимость безопасного концентрирования объемистых радиоактивных шламов и захоронения полученных концентратов сильно ограничивает возможности применения таких сооружений, как аэротенки, для масштабной очистки сточных вод от радионуклидов. В этих случаях необходимо комбинирование аэротенков с другими методами доочистки.

Вариантом биосорбционного метода является использование не нативной, а инактивированной или модифицированной биомассы, а также выделенных из нее или других материалов биополимеров, обладающих повышенным сродством к металлам и радионуклидам.

При использовании биосорбентов на основе мертвых клеток нет необходимости поддерживать оптимальные для живых клеток параметры среды и вносить питательные вещества. Кроме того, мертвую биомассу можно подвергать различным видам предварительной обработки с целью повышения ее емкости и селективности. Эти биосорбенты могут работать при условиях, ингибирующих жизнедеятельность живых клеток.

Сорбционные свойства микробной биомассы можно изменить обработкой при повышенных температурах, действием щелочей или кислот, органических

растворителей, детергентов. Так, сорбенты на основе метанокисляющих бактерий Methanococcus capsulatus, иммобилизованной биомассы бактерий Bacillus subtilis, мицелия микроскопических грибов Mucor mucedo, Rhizomucor michei, мицелиальных отходов продуцентов антибиотиков, обработанных растворами NaOH или KOH при температуре 50–100 оС, способны связывать катионы тяжелых металлов в количестве до 100–200 мг/г. Гранулированные сорбенты, полученные на основе бурой морской водоросли ламинарии путем ее высокотемпературной обработки щелочью и альгиновой кислотой, эффективны для изъятия большинства металлов.

Уменьшение или увеличение сорбционной способности модифицированной биомассы определяется механизмом поглощения металла и изменением свойств центров связывания на поверхности клеток. Например, обработка биомассы микроводоросли Chlorella regularis горячей водой, органическими растворителями, щелочью снижает поглощение уранил-иона. Аккумуляция его нативными клетками происходит в основном за счет связывания активными центрами внутри клеток, поэтому на этот процесс отрицательно влияют все отмеченные способы обработки. Напротив, связывание тяжелых металлов клетками дрожжей S. cerevisiae и гриба R. arrhizus происходит на поверхности, и их обработка детергентами или органическими растворителями, снижающая содержание липидов, приводит к увеличению сорбирующей способности. Биомасса бактерий Micrococcus luteus перестает сорбировать стронций после обработки ее НCl. Обработка биомассы ферментом лизоцимом, гидролизующим связи полимера клеточной стенки пептидогликана, снижает в 2 раза связывание стронция. После действия реагентов, экстрагирующих липиды и тейхоевые кислоты, сорбционная емкость снижается мало. Обработка щелочью и простое кипячение приводят к повышению сорбции на 30%. Обработка детергентами также увеличивает концентрацию стронция, связанного биомассой.

При однократном использовании биомассы с целью извлечения металла или компактизации отходов ее можно сконцентрировать, переработать в анаэробном реакторе и вновь сконцентрировать, а затем либо сжечь (озолить), либо разрушить концентрированной щелочью или кислотой. Однократное использование требует переработки и обезвоживания суспензий с невысоким содержанием микроорганизмов, высоких дополнительных затрат и приводит к существенным потерям сорбированных биомассой металлов с возможностью повторного попадания части их в окружающую среду.

При многократном использовании биомассы или биосорбента сорбированные на биомассе металлы могут быть переведены в раствор под действием различных элюентов. В процессе десорбции получают растворы с концентрацией тяжелых металлов, намного превышающей содержание их в растворах, использовавшихся для биосорбции. Это позволяет в дальнейшем выделять металлы из растворов традиционными методами. Так, при десорбции урана с биомассы R. arrhizus при емкости биомассы 180–230 мг U/г cухой биомассы и соотношении биомассы к объему элюента 120 : 1 концентрация урана в растворе после десорбции достигает 39 г/л.

Десорбирующие реагенты не должны снижать сорбционную активность биомассы, должны быть достаточно активными, чтобы элюирование металлов происходило малыми объемами элюента, иметь невысокую стоимость. Предпочтение отдают десорбирующим реагентам, образующим хорошо растворимые соли или комплексы с металлами.

Эффективными десорбирущими реагентами являются минеральные кислоты: 0,1 н. H2SO4 или 1 н. HCl, а также комплексообразователи: ЭДТА, тиомочевина и др. Однако эти реагенты необратимо изменяют свойства биомассы и снижают ее емкость. Для многократного использования и регенерации биомассы в качестве элюентов часто применяются бикарбонаты и карбонаты натрия или аммония. Десорбция металлов бикарбонатом происходит при рН 7,5–8,5, поэтому биомасса деструктурируется в меньшей степени, чем при использовании кислот.

Для широкого применения биосорбентов необходима недорогая биомасса, обладающая высокой емкостью, селективностью и обеспечивающая поглощение по меньшей мере 90% металла из раствора. Биосорбенты должны быть компактными, механически прочными, не подвергаться вымыванию, сжатию, заиливанию, не налипать на рабочих поверхностях аппаратов, выдерживать значительные нагрузки без постоянной смены сорбента, действие химических реагентов, таких как кислоты и щелочи. Связанный металл должен легко удаляться, а поглотитель повторно использоваться. Такие сорбенты могут быть получены на основе иммобилизованных клеток. Среди преимуществ иммобилизованных клеток:

Возможность проведения процесса извлечения металлов в непрерывном режиме при любом желаемом потоке жидкости без риска вымывания клеток. Иммобилизованные клетки остаются в реакторе при непрерывном прохождении жидкой фазы, что позволяет контролировать скорость роста клеток вне зависимости от расхода. Можно легко проводить непрерывный процесс даже с нерастущими и нежизнеспособными клетками, что невозможно в случае свободно взвешенных клеток. Работа проточного реактора в режиме вытеснения позволяет более полно извлечь металлы из жидкости.

Легкость разделения клеток и жидкости фильтрованием или седиментацией, что позволяет удалить жидкость из реактора, не удаляя клетки.

Возможность многократного использования одних и тех же клеток.

Иммобилизация разрешает проблему вязкости, часто обусловленную высокими концентрациями взвешенных клеток. Это позволяет улучшить массообмен в жидкой фазе.

Системы иммобилизованных клеток могут противостоять большим перепадам в гидравлической нагрузке без ощутимых изменений концентраций клеток.

Посторонняя неиммобилизованная микрофлора вымывается из реактора, поэтому удаление загрязнений используемыми микроорганизмами можно проводить в неасептических условиях.

Можно иммобилизовать клетки нескольких видов (если необходимо – независимо) и использовать совместно в одном реакторе в виде управ-

торах, реакторах кипящего слоя и т. п. Вариант непрерывного реактора с восходящим потоком для удаления радионуклидов представлен на рис. 8.3. В данном случае загрязненный поток подается в нижнюю часть реактора и выходит через верх. Он либо вновь возвращается в биореактор, либо подается на доочистку. Среднее время пребывания жидкости в реакторе 8 мин. Биосорбент с поглощенными радионуклидами может быть удален из системы автоматически, а радионуклиды десорбированы из него в отдельном цикле. Полученный концентрированный элюат с радионуклидами направляют в емкость для длительного хранения. Свежий биосорбент добавляют в систему для компенсации отработанного сорбента.

8.3.Очистка почвенных сред и твердых отходов

Удаление тяжелых металлов и радионуклидов из сред с твердой фазой – почв и твердых отходов – более сложная задача, чем из водных.

Большое значение для удаления металлов из почв, других сред с твердой фазой играет способность их образовывать подвижные формы, в которых они вовлекаются в процессы абиогенной и биогенной трансформации.

Впочве (рис. 8.4) тяжелые металлы и радионуклиды могут находиться в подвижном состоянии (в виде ионов металлов и растворимых комплексов металлов, металлов, связанных с растворенным органическим веществом или взвесями в свободной почвенной воде) или входить в состав устойчивых образований (ионы металлов, связанные с ионообменными группами почвенной матрицы и специфически адсорбированные на неорганических почвенных составляющих, связанные

снеподвижным органическим веществом почвы или донных осадков, осажденные или нерастворимые соединения, особенно оксиды, карбонаты и гидроксиды, сульфиды, фосфаты, металлы в структуре силикатных минералов).

Вприродной почвенной среде подвижность металлов и способность их вовлекаться в процессы трансформации в значительной степени определяются уровнем атмосферных осадков, геологическими и гидрогеологическими условиями, минералогическимсоставомпород,ихфильтрационнымисвойствами,глубинойдо водоносного горизонта, наличием «быстрых» путей миграции (трещины, крупные поры, корнеходы, кротовины и другие естественные нарушения), характером миграции элементов в толще пород, лежащих выше водоносного горизонта, сорбционными свойствами элементов, содержанием органического вещества в пахотном слое и в подпочве и т. д. Миграция интенсивнее в более легких по механическому составу, а также содержащих меньшее количество органического вещества почвах. Высокое содержание пылеватых и глинистых частиц приводит к накоплению тяжелых металлов и радионуклидов в почве и замедляет миграцию их даже в почвах

схорошей водопроницаемостью. Важное значение имеет содержание в почве гуминовых веществ, в частности гуминовых кислот. Тяжелые металлы связываются

сгуминовыми кислотами, которые, в отличие от фульвокислот, нерастворимы. Из тяжелых металлов наиболее прочно с гуминовыми кислотами связываются ртуть и свинец, менее прочно медь, еще менее цинк и кадмий. Сорбция радиоизотопов гуминовыми кислотами в большинстве случаев прочная. В нейтральных природных

Рис. 8.4. Трансформация и миграция соединений тяжелых металлов в почвах

водах десорбируется лишь небольшая доля сорбированных веществ. Чем выше содержание гумуса и гуминовых кислот в почве, тем, как правило, прочнее металлы фиксируются почвой (табл. 8.4).

Существенна роль растительного покрова. Густой растительный покров и мощная подстилка сорбируют большую часть металлов и радионуклидов и замедляют вертикальную миграцию их.

Таблица 8.4.

Сорбционные свойства почв по отношению к радионуклидам 90Sr и 137Сs (по А. П. Белоусовой, 2001)

Подвижность металлов-загрязнителей зависит от их химических свойств, возраста загрязнения, pH воды, окислительно-восстановительных условий, концентрации растворенных органических веществ и компонентов, содержащих соединения серы (сульфатов, сульфидов и др.), а также от форм, в которых металлы мигрируют: взвешенной, коллоидно-дисперсной или растворенной и их физико-химических свойств (степень дисперсности коллоидов, знак и величина заряда, площадь реактивной поверхности и т. п.). В типичных условиях среди радионуклидов металлов миграционная способность и скорость поступления их в грунтовые и поверхностные воды возрастают в ряду: 144Се, 95Nb, 95Zr, 106Ru, 134Сs, 137Сs, 90Sr. Наиболее интенсивно мигрирует 90Sr, который проявляет наименьшую склонность к адсорбции почвенными частицами по сравнению,

вчастности с 137Сs. В отношении сорбции 90Sr и 137Сs наибольшими сорбционными способностями обладает чернозем, а наименьшей – торфяники (табл. 8.4).

Всоставе загрязнений с небольшим сроком давности подвижность водорастворимых форм тяжелых металлов наибольшая. Напротив, подвижность металлов в составе окклюдированных, инкапсулированных, кристаллических загрязняющих материалов повышается с увеличением возраста загрязнения по мере развития процессов выщелачивания.

Из факторов абиогенной природы, влияющих на миграцию и трансформацию тяжелых металлов, важнейшим является pH поверхностных и грунтовых вод. В сильнокислых средах (pH < 3) падает способность твердой фазы почвы адсорбировать катионогенные металлы (Fe, Cu, Ni, Co, Pb, Ag, лантаноиды и др.), подвижность их высока. Высокая подвижность и токсичность ионов Al3+

взакисленных почвах во многом обусловливает негативное действие кислотных дождей. В сильнощелочных средах (pH > 8,5) подвижны анионогенные элементы (Zn, Al, U, Se, Mo). В слабокислых средах (pH от 3 до 6,5) металлы мигрируют в виде бикарбонатов и комплексных соединений с органическими кислотами. В нейтральных и слабощелочных средах (pH 6,5–8,5) алюминий, многие тяжелые металлы осаждаются в форме нерастворимых гидроксидов, карбонатов, других солей. Подвижные формы тяжелых металлов и радионуклидов легче проникают в растения и оказывают токсическое действие на них. Известкование кислых почв приводит к снижению поступления этих загрязнений

врастения.

Важное значение имеют окислительно-восстановительные условия, в формировании которых участвуют газообразные вещества – углекислый газ, кислород, сероводород, образующиеся в процессе жизнедеятельности организмов и растворяющиеся в природных водах. В восстановительной среде при наличии сероводорода металлы образуют нерастворимые сульфиды. В бескислородной среде, не содержащей сероводорода, но богатой углекислотой, большая часть металлов активно мигрирует. Железо присутствует чаще всего в виде растворимых закисных солей карбонатов Fe(HCO3)2 и FeCO3. Марганец мигрирует в виде Mn2+.

В кислородсодержащей окислительной среде металлы переходят в предельно окисленные формы. Карбонаты железа, в частности, переходят в гидроксиды. Образовавшиеся гидроксиды железа нерастворимы в воде и выпадают в оса-

док в виде бурых хлопьев. Марганец присутствует в виде MnO2 и малоподвижен в этой форме. В окислительных условиях наиболее подвижны Ca, Mg, Ba, B, Be, малоподвижны Zn, Cr, инертны Fe, Mn, Co, Al, Ti, Zr.

Органические вещества природных вод и почвенных растворов, как правило, способствуют увеличению подвижности химических элементов. Перенос, обусловленный взаимодействием металлов с органическим веществом, доминирует в кислой глеевой обстановке, встречающейся в районах влажного климата, равнинного рельефа и бескарбонатных пород – таежно-болотистых равнин и др. В таких условиях вода рек и озер черная и коричневая. Интенсивность миграции металлов (Fe2+, Mn2+, Ni, Co, Zn, Pb и др.) повышается также при высоком содержании органического вещества в нейтральных или слабощелочных условиях (в карбонатных глеевых), характерных для болот тундры, тайги, широколиственных лесов, болот лесостепи и степей, при дефиците кислорода. Водорастворимые органоминеральные соединения являются основной формой миграции металлов в подзолистых, болотно-подзолистых и дерново-подзолистых почвах.

Подвижность металлов может повышаться вследствие нейтрализации положительно заряженных золей минеральных коллоидов отрицательно заряженными золями органического вещества и уменьшения доли металлов, задерживаемых минеральной составляющей почвенных сред и донных осадков. Органические соединения могут выступать в роли поверхностно-активных веществ, способствующих растворимости и солюбилизации металлов, образовывать с ними простые и комплексные или внутрикомплексные соединения, повышать кислотность среды, влиять на поступление и передвижение макро- и микроэлементов по органам растений.

Особенно большая роль в повышении подвижности металлов принадлежит фульвокислотам. Металлы образуют с фульвокислотами комплексные соединения, растворимость которых в 10–104 раз выше растворимости гидроксидов этих элементов. Комплексы образуются благодаря наличию в составе фульвокислот фенольных и карбоксильных групп. В связывании металлов могут участвовать также аминогруппы, входящие в состав фульвокислот. В результате образуются смешанные комплексы, содержащие разные лиганды. Как правило, они устойчивее, чем комплексы с одним лигандом. С фульвокислотами наиболее прочно связываются ионы Fe(III), Hg(II), Sb(III), металлы платиновой группы. С уменьшением pH содержание фульвокислот в воде увеличивается, растет цветность природных вод. При этом ионы некоторых металлов могут восстанавливаться, например Fe3+ до Fe2+, и в восстановленной форме входить в состав комплексов. В этих условиях подвижность тяжелых металлов высокая; высокое

ипоступление их в растения.

Вкомплексообразовании и миграции металлов важная роль принадлежит также низкомолекулярным органическим кислотам, фенолам, полифенолам, аминокислотам, алифатическим кислотам, полисахаридам, белковым веществам с молекулярной массой <10000 и другим продуктам метаболизма микроорганизмов, растений и животных. На поверхности почвы эти соединения образуются при разложении растительного опада. Они активно участвуют в раз-