ванные в форме заряженных частиц и ионов, транспортируются к электродам

впроцессах электромиграции и электрофореза. Электронейтральные или органические соединения, растворенные в почвенной поровой воде, мигрируют с электроосмотическим потоком воды (электроосмотический транспорт). Вблизи электродов загрязнения удаляются с помощью коллекторной системы сбора и в последующем обрабатываются на поверхности. Для нормального протекания процесса требуется периодическая коррекция pH в приэлектродных зонах.

Электрокинетический метод также может использоваться для замедления или предотвращения миграции загрязнений («электрокинетическая преграда»).

Для извлечения из почвы загрязнения, находящиеся в форме нерастворимых осадков, адсорбированные на почвенной матрице или в элементарной форме, должны быть десорбированы, солюбилизированы и переведены в растворимое

впоровой воде состояние для обеспечения миграции их к электродам. Растворение загрязнений, существующих в твердой форме в почвенной матрице, часто требует использования солюбилизирующих агентов, таких как комплексоны. Они могут доставляться в почву также за счет электрокинетических процессов. В зависимости от типа почвы их использование позволяет увеличить электроосмотический поток в почве в 3–12 раз и сократить время обработки в 3–10 раз.

Электрокинетическим методом могут быть удалены или уловлены тяжелые металлы, неметаллические токсичные элементы, радионуклиды, некоторые органические соединения (хлорированные летучие соединения, растворители, BTEX, фенолы и др.). Метод может использоваться при обработке песка, ила, мелкозернистых глин и осадков. В зависимости от условий контаминации продолжительность обработки участка составляет от нескольких суток до нескольких месяцев.

Впоследнее время наряду с электрокинетическим методом для повышения мобильности и доступности загрязнений в затвердевших (засохших) почвах, скалистых средах, тяжелых глинах появились эффективные средства пневматического дробления малодоступных зон.

4.4.Биологические и комбинированные методы

Биоремедиация загрязненной среды происходит под действием биологических процессов в мягких физико-химических условиях, при сохранении структуры почвы, ее функциональных свойств. Наиболее распространены биометоды и биотехнологии на основе использования бактерий, грибов и растений (фиторемедиация).

Среди способов биоремедиации выделяются:

природное истощение или внутренняя биоремедиация;

биостимулирование in situ;

биоаугментация, использование биопрепаратов;

методы биоконцентрирования: биоадсорбция, биоаккумуляция, биоиммобилизация, образование связанных остатков; биовыщелачивание;

530 Глава 4

реакционно-активные биобарьеры: искусственные биогеохимические барьеры и биоэкраны;

биоремедиация ex situ (обработка в буртах, насыпях; компостирование и вермикомпостирование; биорыхление; обработка в биореакторах);

фиторемедиация (см. разд. 5.4).

Биологическую очистку проводят при средних и малых уровнях загрязнения, когда другие способы недостаточно эффективны и высокозатратны.

4.4.1. Самоочищение (природное истощение)

Самоочищение (природное истощение, natural attenuation) или внутренняя ремедиация (intrinsic remediation) – стратегия пассивной очистки in situ, основанная на протекании естественных процессов, которые уменьшают мобильность загрязнения и его массу.

Использование природных биологических процессов самоочищения при наличии условий окружающей среды, необходимых для их протекания, позволяет обойтись без активных ремедиационных систем и резко снизить затраты на очистку. Этот подход к ремедиации получает в последние годы все большее распространение, в частности, в странах Западной Европы и Северной Америки. Он применяется при очистке почв и грунтовых вод от соединений, которые относительно биодоступны и биодеградируемы (нефтепродукты, хлорированные растворители, пестициды, загрязнения, выщелачиваемые со свалок), в тех случаях, когда естественное самоочищение протекает относительно интенсивно, например, в песчаных почвах, и имеется достаточно много времени и пространства для ликвидации загрязнения.

Самоочищение в природных средах – это комплексный процесс, включающий физические (механическое включение или захват почвенными агломератами), физико-химические (сорбция внутри или на поверхности почвенного вещества, образование и осаждение коллоидов), химические (реакции гидролиза, окисления, восстановления, деградации, полимеризации) и биологические (биотрансформация, биодеградация) механизмы превращения загрязнений.

К самоочищению не относятся процессы истощения загрязнений, обусловленные разбавлением вследствие их растворения, миграции с грунтовыми водами, улетучивания в атмосферу, т. е. не приводящие к уменьшению совокупной массы загрязнения и риска для окружающей среды.

При использовании процессов самоочищения не предусматриваются активные меры по устранению источника загрязнения, но при этом оценивается интенсивность самоочищения и определяются основные факторы, которые управляют природными процессами в конкретных почвенных условиях. В ходе мониторинга природного истощения проводится анализ направлений (трендов) миграции загрязнений и распределения их концентраций в контаминированной зоне; определяются потери загрязненных масс и микробная активность, оцениваются риски воздействия загрязнений на окружающую среду и человека.

Для исследования миграции грунтовых вод часто используют трейсеры – инертные химические вещества (обычно KBr), вводимые в грунтовые воды и позволяющие оценить направления предпочтительной миграции грунтовых вод с загрязнениями, привлекаются методы математического моделирования.

Уменьшение концентрации загрязнений в среде, определяемое по градиенту ниже и на разном удалении от источника загрязнения, не всегда свидетельствует о протекании процессов самоочищения, поскольку может быть обусловлено лишь разбавлением загрязнений. Для оценки самоочищения определяется суммарная масса ключевых контаминантов в потоках грунтовых вод (по результатам измерения концентраций загрязнений, объемов контаминированных зон, скорости движения грунтовых вод). Количественная характеристика идущих процессов часто бывает затруднена из-за медленной скорости самоочищения.

В природных почвенных средах естественная деградация органических поллютантов происходит в основном биологическим путем. Процессы самоочищения могут лимитироваться отсутствием или незначительным количеством почвенной микрофлоры, способной разлагать загрязнения, а также недостаточным количеством акцепторов электронов (кислорода, нитратов, сульфатов и др.), доступных питательных элементов (соединений азота и фосфора), физико-химическими условиями (температурой, pH, Eh, влажностью), механической структурой почв и условиями массопереноса. В зависимости от доступности кислорода, величины Eh в среде могут протекать аэробное окисление, денитрификация, восстановление соединений Fe(III), сульфатредукция, метанообразование – процессы, в которые загрязнения могут вовлекаться или не вовлекаться в зависимости от химических свойств. Например, углеводороды могут разлагаться только в присутствии кислорода, хлорорганические растворители – в аноксичных или анаэробных условиях, способствующих восстановительному дегалогенированию. Поэтому при использовании способа самоочищения большое внимание уделяется не только мониторингу загрязнений, но и мониторингу условий, способствующих протеканию биотрансформации

ибиодеградации, определению общей биомассы почвенных микроорганизмов

имикроорганизмов-деструкторов, субстратов, доноров и акцепторов электронов, биогенных элементов и продуктов реакций, по содержанию которых можно судить о протекании процессов биодеградации. Так, по численности почвенных микроорганизмов можно оценить способность почв к самоочищению. Количество микроорганизмов практически обратно пропорционально времени разложения загрязнений и может служить количественным критерием самоочищающей способности почв. Показателями самоочищающей способности в почвенной системе и уровня загрязненности могут служить:

уровень дыхания;

микробный метаболический коэффициент qCO2, представляющий собой отношение дыхания почвенных микроорганизмов к их биомассе;

величина опадно-подстилочного коэффициента — отношение запасов органического вещества в подстилке к растительному веществу в годичном опаде. Величина этого коэффициента отражает гидротермические

условия почв, а значит, и интенсивность протекания биологических процессов и связанных с ними процессов самоочищения почв от загрязнений.

Наряду с потреблением О2 об активности самоочищения свидетельствуют и скорость удаления других акцепторов электронов из контаминированной зоны или изменение концентрации восстановленных акцепторов электронов (например, ионов Fe2+ в грунтовой воде, образовавшихся в результате восстановления Fe3+, нитритов, образовавшихся из нитратов в результате денитрификации), присутствие продуктов деградации (например, Cl–, образовавшегося в результате анаэробного дегалогенирования хлорированных растворителей).

Может быть использован и изотопный анализ отношения 13С/12С в оставшейся фракции загрязнения, который уменьшается в процессе биодеградации. Зная или замеряя исходное соотношение изотопов в наиболее контаминированной зоне, являющейся источником распространения загрязнения, и в точке отбора на удалении от источника, можно определить вклад биологических процессов в самоочищение независимо от процессов разбавления и рассеивания.

Недостаток метода природного истощения – медленное протекание процессов и соответственно длительность очистки. Так, например, при деградации высокохлорированных соединений (перхлорэтилена, трихлорэтилена, полихлорированных бифенилов, гексахлорциклогексана и др.) требуется последовательное протекание биологических процессов в анаэробных и аэробных условиях, что труднореализуемо в природных средах.

Получение обоснованной оценки риска, распределения контаминированных зон, степени и времени очистки может потребовать организации обширной мониторинговой сети с большим количеством анализируемых проб и мест их отбора.

Бурение большого числа мониторинговых колодцев может приводить к дальнейшему распространению загрязнения, что также надо учитывать при оценке потенциала природного истощения.

4.4.2. Биостимулирование in situ

Биостимулирование – активная in situ биоремедиация, предусматривает активизацию жизнедеятельности природного сообщества (аборигенной микрофлоры и/или растений) путем создания оптимальных условий окружающей среды (физико-химических условий, обеспечение донорами и акцепторами электронов, компонентами питания, дополнительными субстратами).

Биостимулирование может осуществляться in vitro. В этом случае из места загрязнения выделяется естественная (аборигенная) микрофлора почвы или воды. Выделенные микроорганизмы культивируются в биореакторах, в ферментерах, для увеличения их количества, повышения их биоремедиационных возможностей, а затем вносятся в место загрязнения.

Для удаления органических загрязнений из подпочвенных сред часто достаточно активизировать жизнедеятельность аборигенных микроорганизмовдеструкторов, разлагающих соединения в аэробных условиях непосредственно

Рис. 4.25. Биоремедиация с использованием метода промывки

в месте их обитания. Обычно активность биодеструкторов лимитируется дефицитом кислорода, и при доставке в зону загрязнения необходимого количества воздуха биологическое разложение загрязнений ускоряется. Это возможно при использовании методов интенсификации конвективного транспорта, рассмотренных ранее, когда в среду подают воду, насыщенную кислородом воздуха (метод промывки, рис. 4.25), или воздух путем нагнетания его или откачки газовой среды под вакуумом. В процессе миграции с промывной водой или почвенными газами происходит биологическое окисление загрязнений.

Рис. 4.26. Промывка почвы с дополнительной обработкой промывной воды на биофильтре

Для интенсификации микробиологических процессов промывная вода может не только насыщаться кислородом, но и обогащаться биогенными элементами. Интенсивная прокачка воды способствует и массопереносу загрязнений, десорбции и вымыванию с поверхности почвенных частиц, повышает их биодоступность. После удаления из отработанной промывной воды остатков неразложившихся и не полностью минерализованных загрязнений, вода вновь насыщается кислородом, обогащается питательными элементами и повторно используется в процессе (рис. 4.25, 4.26).

Для увеличения биодоступности малорастворимых в воде и сорбированных органических загрязнений могут быть использованы поверхностно-активные вещества («сурфактант-усиленная биоремедиация», см. рис. 4.13), которые либо вносятся в места загрязнения, либо продуцируются микроорганизмами in situ. Возможно также внесение в промывную воду комплексонов и других добавок, способствующих повышению подвижности загрязнений. При этом добавки не должны отрицательно влиять на биологические процессы почвы, почвенную микрофлору.

ПАВ могут повышать биодоступность соединения в результате солюбилизации и включения в мицеллы, облегчать транспорт веществ внутрь микробных клеток, но могут приводить и к десорбции гидрофобных загрязнений с поверхности клеток микроорганизмов, токсично действовать на микроорга- низмы-деструкторы, разрушать клеточные мембраны и в конечном результате приводить к снижению скорости биодеструкции. Клетки могут неодинаково взаимодействовать с растворенным, солюбилизированным в составе мицелл загрязнением или его неводной фазой. При умеренном воздействии ПАВ при содержании сурфактанта в промывной воде ниже ККМ повышенная проницаемость клеточной мембраны может увеличить скорость диффузии гидрофобного вещества в клетку. При концентрации ПАВ выше ККМ возможен лизис клеток. Возможно также ингибирование синтеза микробных сурфактантов, обеспечивающих потребление загрязнений клетками. Изменение адгезионных свойств микробных клеток к частицам почвы в результате действия ПАВ может приводить к изменению физико-химических характеристик среды обитания и видового соотношения микроорганизмов биоценоза. Практический опыт показал, что из различных сурфактантов более эффективны анионогенные и неионогенные при концентрации в промывных растворах ниже ККМ. Однако показана большая практическая сложность в подборе необходимой рецептуры ПАВ и режимов промывки, позволяющих существенно повысить скорость биодеструкции, контролировать мобильность загрязнения, не влияя отрицательно на почвенную биоту, и уменьшить риск миграции загрязнения за пределы зоны его локализации.

Для снижения риска вторичного загрязнения окружающей среды внесенными ПАВ все большее применение находят биосурфактанты или биоэмульсификаторы, продуцируемые микроорганизмами. Био-ПАВ уже используются в нефтедобыче для более полного извлечения нефти из пластов, ускорения темпов разработки нефтяных месторождений, процесса бурения скважин, защиты нефтяного оборудования от коррозии, уменьшения гидравлических потерь при

транспорте нефти и т. п. Значение био-ПАВ при биоремедиации почв, в частности загрязненных нефтью и нефтепродуктами, ПАУ, ПХБ, определяется их биодеградируемостью, нетоксичностью, совместимостью с микроорганизмами, которые продуцируют их непосредственно в зоне биоремедиации.

Микроорганизмы синтезируют различные био-ПАВ (гликолипиды, липопротеины, липопептиды, фосфолипиды, нейтральные липиды и жирные кислоты). К числу наиболее активных микробных продуцентов сурфактантов относятся углеводородокисляющие микроорганизмы почв, в частности бактерии Pseudomonas aeruginosa, синтезирующие рамнолипиды.

Для ускорения биодеструкции наряду с ПАВ могут использоваться и другие добавки. Удаление из почв таких хлорорганических растворителей, как ПХЭ и ТХЭ, можно ускорить (в десятки раз), используя добавки этанола (концентрация этанола в промывной воде около 10 г/л). Этанол не только способствует повышению растворимости и доступости этих загрязнений микроорганизмам, но и выступает в качестве донора электронов при микробиологическом восстановлении хлорорганических соединений.

При анаэробных условиях этанол метаболизируется до ацетата или CO2 с одновременным образованием водорода:

В почвенной среде на дехлорирование ПХЭ идет лишь незначительное количество добавленного этанола. Остальное вовлекается в сопутствующие процессы метаногенерации и рассеивания.

Для очистки сред, загрязненных тяжелыми металлами, радионуклидами, некоторыми ксенобиотиками гидрофобной природы, в частности ПАУ, эффективным может быть добавление хелатирующих агентов: синтетических (ЭДТА и др.) и природных.

Например, природный комплексообразователь – -циклодекстрин, может использоваться для очистки почвы, загрязненной тяжелыми углеводородами. Циклодекстрин образует комплексы с углеводородами и десорбирует их из почвенной матрицы, повышая их биодоступность и уменьшая токсичность. При применении циклодекстринов время очистки почвы сокращается в 2 раза.

Подвижность тяжелых металлов и радионуклидов в почве может быть повышена при добавлении водорастворимых высокомолекулярных носителей, аналогичных по свойствам природным фульвокислотам, которые могут связывать металлы. Для использования в ремедиации такие носители должны иметь высокое сродство к веществу-загрязнителю, не адсорбироваться на поверхности почвенных частиц, диспергироваться и быть подвижными в почвенной среде, не агрегировать и не задерживаться на их пути через пористую среду, иметь вы-

ные почвенные горизонты, инжекционные или экстракционные скважины, инфильтрационные штольни или траншеи. Движение воздуха (кислорода) стимулирует жизнедеятельность почвенных микроорганизмов-деструкторов и обеспечивает миграцию летучих загрязнений вверх в зону дерна и корней, в зону наибольшей активности микроорганизмов. Обеспечение микробиологической активности в зоне дерна и корневой ризосферы является главным в технике биовентилирования.

При слишком сильном потоке воздуха может наблюдаться повышенный унос летучих загрязнений в атмосферу, поэтому способ биовентилирования наиболее приемлем для удаления умеренно летучих загрязнений, таких как дизельное или реактивное топливо и остатки застарелой нефти, хлорорганические растворители.

Отработанный воздух может дополнительно очищаться на каталитических инсинераторах, фильтрах или биофильтрах.

Для стимулирования активности микробиологических процессов деградации загрязнений in situ необходимым является контроль влажности почвы в вадозной зоне. Нагнетаемый в подпочву воздух может увлажняться, обогащаться кислородом, газообразным аммиаком (как источником азота для микроорганизмов). Повышению биологической активности способствует и умеренный нагрев нагнетаемого воздуха.

Для некоторых непроницаемых почв, в частности глинистых и заиленных, разработаны методы, позволяющие повысить пористость почвы для обеспечения большей их воздухопроницаемости. Для этих целей можно использовать напорный гидравлический поток под давлением или напорный поток воздуха под давлением с последующим биовентилированием.

Кпреимуществам методов биовентилирования и близких им методов биобарботирования и откачки жидкой фазы под вакуумом с биодеструкцией можно отнести:

использование легкоустанавливаемого доступного оборудования;

возможность использования в труднодоступных местах (например, под зданиями);

конкурентоспособность по затратам (45–140 долл. за 1 т загрязненной почвы);

относительно небольшие сроки очистки, обычно от 6 мес до 2 лет при оптимальных условиях;

легкая комбинируемость с другими методами;

возможность не обрабатывать отдуваемые газы, что ведет к существенной экономии затрат.

Кнедостаткам относятся:

возможность присутствия высоких концентраций загрязнений в экстрагируемом потоке, токсичных для микроорганизмов; способ не эффективен на участках с низкой проницаемостью почвы, высоким содержанием глины;

не всегда могут быть достигнуты требования к остаточному содержанию загрязнений в почве и грунтовых водах;

при большом избытке кислорода возможно биообрастание, биозагрязнение инжекционных колодцев, что приводит к ухудшению проницаемости колодцев и закупорке обводненных горизонтов для дальнейшей аэрации. Дополнительные проблемы вызывает закупоривание подповерхностных геологических формаций железосодержащими осадками в результате окисления Fe2+ до Fe3+ и последующего образования оксигидроксидов железа (III) или других нерастворимых минералов железа.

Интенсивность биологического окисления поллютантов в ряде случаев может лимитироваться недостаточным нагнетанием воды, насыщенной кислородом воздуха, или воздуха в подпочвенные слои. Скорость поступления кислорода к загрязненным участкам может быть повышена при использовании чистого кислорода или воздуха, обогащенного кислородом, озона, пероксидов или других веществ – переносчиков кислорода. При использовании растворенного в воде кислорода, равновесное содержание которого относительно воздуха при нормальных условиях составляет около 8 мг/л, для окисления в почве 1 кг углеводородов потребовалось бы 400 м3 воды; при аэрации чистым кислородом – 80 м3. Пероксиды высвобождают чистый кислород и увеличивают содержание его в воде до 40 мг/л. Расход растворов при использовании кислорода пероксидов (пероксидов водорода или металлов) – наименьший (при концентрации 500 мг/л в пересчете на H2O2 – 13 м3).

Полевые испытания ремедиации с добавлением в нагнетаемую воду пероксида водорода показали сохранение активности почвенной микрофлоры при биодеградации таких веществ, как бензин, хлорированные углеводороды и ароматические соединения. Для снабжения кислородом в качестве стартовых условий в почвенных средах используют H2O2 в концентрации 100–1000 мг/л.

Применение реагентов с повышенной окислительной способностью сдерживается высокой стоимостью и быстрым их распадом, сложностью технологии применения, возможностью побочных процессов окисления органических веществ среды и токсичностью для микрофлоры растворов с высокой концентрацией оксидантов. С целью повышения эффективности доставки кислорода были разработаны кислородгенерирующие соединения на основе материалов, содержащих пероксид магния или кальция, которые позволяют обеспечивать контролируемую пролонгированную подачу кислорода в результате разложения пероксида при помещении в скважину в виде пастообразной массы.

Пероксид магния освобождает кислород при гидратации в соответствии со следующей реакцией:

Оба соединения магния, участвующие в реакции, безопасны для человека и окружающей среды. В медицине они используются как нейтрализаторы кислотности (гидроксид магния известен как магнезиальное молочко).

Кислородгенерирующий материал на основе пероксида магния включает кристаллы собственно пероксида магния, интеркалированного с фосфатами пищевой чистоты. Последние обеспечивают необходимую замедленную ско-

рость реакции для высвобождения кислорода в природной среде, ингибируя проникновение воды в кристаллическую структуру пероксида магния. Скорости проникновения воды и образования кислорода зависят, главным образом, от концентрации фосфата и способа интеркалирования фосфатов в кристаллы пероксида магния при формировании материала. Одновременно фосфаты предотвращают образование низкопроницаемого покрытия из гидроксида магния, ограничивающего проникновение воды в глубь кристалла и освобождение доступного кислорода по мере того как вода реагирует с неинтеркалированным MgO2. Кислород высвобождается в течение 4–12 мес.

Такой кислородгенерирующий материал выпускается в виде порошка и может храниться в холодных сухих условиях в специальной таре от 9 до 24 мес без риска существенного разложения. При использовании он смешивается с водой и образует суспензию, которая инжектируется с помощью нагнетательных устройств. Порошок или суспензия могут быть также внесены через пробуренные скважины в виде «фильтрующего чулка», цепочки сцепленных мешочков из специальной фильтрующей ткани, загруженных в скважины или штольни на всю длину загрязненной зоны. При контакте с грунтовыми водами происходит высвобождение кислорода. При полном разложении порошка такой «чулок» может быть легко заменен.

Аналогичными свойствами обладает пероксид кальция. Композиции на основе CaO2 обычно содержат 30–70% по массе основного вещества, а также CaCO3 и/или Ca(OH)2 в смеси с натуральными связующими и наполнителями. В промышленности CaO2 получают обработкой Ca(OH)2 50% пероксидом водорода или из октагидрата CaO2 · 8H2O, который, в свою очередь, образуется обработкой CaCl2 3% раствором H2O2 в присутствии аммиака.

Обработка с кислородгенерирующими материалами пролонгированного действия позволяет существенно снизить затраты на очистку почв и грунтовых вод методами биостимулирования in situ, загрязненных, в частности, нефтью и нефтепродуктами, BTEX-соединениями, метилтретбутиловым эфиром, спиртами, кетонами, и устранить основную массу загрязнений в течение одного года. Пероксиды могут быть использованы и при ex situ биоочистке почвы. Однако они не должны использоваться в средах, обладающих высокой каталитической или восстановительной активностью по отношению к пероксидам. Смешивание таких сред с пероксидами может привести к быстрому распаду последних, увеличению давления, что небезопасно. Стоимость материала на основе MgO2 — около 20 долл. за 1 кг.

Недостатком метода является повышенный расход кислорода и соответственно кислородгенерирующего материала при взаимодействии с неорганическими восстановленными соединениями, присутствующими в матрице почвы.

Другой способ доставки кислорода может быть реализован с помощью специальных веществ – переносчиков кислорода. В биотехнологии, в частности в процессах культивирования микроорганизмов, для этих целей апробированы эмульсии фторированных углеводородов (перфторанов), а также некоторые комплексные соединения. Для деконтаминации почв предложены переносчики кислорода на основе неионогенных ПАВ – блоксополимеров окисей этилена

и пропилена, а также ионогенных ПАВ, содержащих аминогруппы. Показано, что применение таких переносчиков позволяет очищать почву от нефти и нефтепродуктов при их концентрации, превышающей предельную в 2,5–4 раза, а также сокращать продолжительность процесса биодеградации в 1,5–2 раза.

Ускорить разложение ряда загрязнений возможно также, вводя в подаваемый воздух дополнительные органические источники углерода или используя загрязнение в качестве акцептора электронов (в реакциях дегалогенирования, восстановления нитрогрупп).

В аэробной среде многие низкомолекулярные алканы, алкены и их замещенные производные окисляются в условиях кометаболизма. Этот процесс протекает особенно эффективно при участии метанокисляющих микроорганизмов. Окисление метана осуществляется при участии ферментной системы – метанмонооксигеназы, которая синтезируется метанокисляющими бактериями. Метанмонооксигеназа катализирует превращение метана в метанол:

Метанол под действием метанолдегидрогеназы окисляется в формальдегид, который вовлекается как в анаболические, так и катаболические процессы. Формиат окисляется до CO2:

В зависимости от вида микроорганизмов и условий их роста у метанотрофов могут функционировать две метанмонооксигеназы: растворимая цитоплазматическая и нерастворимая, связанная с мембраной. Растворимая метанмонооксигеназа не обладает субстратной специфичностью и одновременно с метаном соокисляет его гомологи (этан, пропан, бутан и др.), алкены, ароматические соединения и их хлорированные аналоги, а также окисляет NH3 до NH2OH.

Из хлорзамещенных производных этилена активно соокисляются метанотрофами дихлорэтилен и трихлорэтилен. Перхлорэтилен и винилхлорид также соокисляются, но со значительно меньшей скоростью. Аэробная кометаболическая биодеградация ТХЭ метанотрофами протекает через образование эпоксида с последующей спонтанной деградацией эпоксида до легкоутилизируемых интермедиатов, которые могут быстро метаболизироваться другими гетеротрофными микроорганизмами.

ТХЭ, ДХЭ, винилхлорид, 1,1,1-трихлорэтан способны аэробно кометаболизироваться и при окислении таких органических субстратов, как фенол, толуол, пропан, этилен, а также ионов аммония.

При ремедиации вадозной зоны методом вентилирования можно вводить в нагнетаемый воздух наряду с кислородом дополнительные ростовые субстраты, такие как метан, пропан, бутан, этилен. Наиболее эффективным является циклический режим подачи субстратов – с перерывами, во время которых микроорганизмы переключаются на потребление хлорированных соединений без существенного снижения своей активности. Длительность цикла составляет

1–2 сут. Введение метана в таком циклическом режиме позволяет в 2 раза повысить скорость удаления ТХЭ при ремедиации загрязненного участка. Введение пропана обеспечивает скорость деградации 1,1,1-трихлорэтана около 400 мг/кг почвы в год и ТХЭ около 10 мг/кг почвы в год при относительно умеренном расходе пропана (около 27 моль пропана/моль деградированного ТХЭ).

Вместо дополнительных субстратов или кислорода для окисления загрязнений в очищаемую среду могут вводиться такие акцепторы электронов, как нитраты. Так, добавки нитратов в количестве 100–200 мг/л вместе с фосфатами (5–10 мг/л) в инфильтруемую через напорные скважины воду позволяют в несколько раз увеличить скорость разложения BTEX-соединений. При отсутствии кислорода, но в присутствии нитрат- и нитрит-ионов CCl4 может вовлекаться в кометаболизм с ацетатом. В процессе кометболизма CCl4 и ацетата, в котором донором электронов является ацетат, а акцепторами электронов – нитрат и нитрит, CCl4 удаляется.

Напротив, для удаления из почвы нитратов в нагнетаемую воду вносится источник углерода, необходимый для развития денитрификаторов. При этом требуется контроль загрязненности воды, которая может возникнуть в результате процесса денитрификации.

Активность аноксигенной деградации ксенобиотиков при дефиците кислорода с участием таких акцепторов электронов, как Fe3+ или Mn4+, повышается при добавлении хелатирующих агентов. Нерастворимые оксиды Fe(III) и Mn(IV), распространенные в природной среде, труднодоступны для микроорганизмов. Органические лиганды связывают Fe(III) или Mn(IV), увеличивают их биодоступность, при этом скорость микробной деградации в аноксигенных условиях становится сопоставимой с таковой в аэробных средах. Скорость окисления таких ароматических углеводородов, как бензол и толуол, трехвалентным железом может быть повышена при добавлении комплексообразователя ЭДТА. Винилхлорид – промежуточный продукт восстановительного дегалогенирования полихлорированных этиленов – может быть минерализован в течение 84 ч на 34%. В лабораторных экспериментах при добавлении хелатов наиболее устойчивые ПАУ (5–6 колец) разлагались в присутствии Fe(III) в течение трех месяцев.

Обезвреживание загрязняющего вещества в результате протекания химических и/или биологических процессов восстановления, например под действием водорода, используется в методах восстановления, биовосстановления.

Соединения с увеличением степени хлорирования или числа нитрогрупп труднее окисляются и легче восстанавливаются. Такие соединения могут эффективно трансформироваться в анаэробных или аноксигенных условиях. Так, перхлорэтилен и трихлорэтилен устойчивы в аэробных условиях к микробному окислению. Однако в восстановительных условиях метанообразования эти соединения восстанавливаются через винилхлорид до этилена и этана. В менее восстановительных условиях при протекании сульфатредукции или восстановлении Fe3+ до Fe2+ ПХЭ и ТХЭ трансформируются до дихлорэтилена (ДХЭ), но не трансформируются до винилхлорида или этилена. В зоне нитратредукции и в аэробной зоне восстановительное дехлорирование не происходит. Инсек-

тицид линдан ( -гексахлорциклогексан) и его изомеры могут биодеградироваться в анаэробных условиях с образованием в качестве промежуточных продуктов мета-хлорфенола, монохлорбензола и бензола с последующей частичной минерализацией последних с образованием CH4 и CO2. Биодеструкция гексахлорциклогексана и образующихся продуктов может протекать и в условиях сульфатредукции. Пентахлорфенол разлагается эффективнее в анаэробных условиях, чем в аэробных. Полихлорированные ароматические соединения последовательно дегалогенируются до восстановления кольца. В условиях анаэробиоза в донных отложениях замещенные ди- и трихлорфенолы разлагаются в течение 5–7 сут.

Вгрунтовых водах восстановительное дехлорирование растворителей возможно при наличии доступных субстратов, источников углерода и доноров электронов, которые могут быть либо природного происхождения, либо вводиться в почву. Они, наряду с окислительно-восстановительным потенциалом среды, лимитируют восстановительное дехлорирование. Оптимальными условиями для протекания восстановительного дехлорирования являются: редокспотенциал не выше –200 мВ, содержание растворенных органических веществ (РОВ) >10 мг/л. Если РОВ <10 мг/л, то необходим дополнительный органический субстрат.

Вкачестве добавок органических субстратов апробированы лактат, вещества, выщелачиваемые со свалок, из компоста, жидкость из силосных ям и другие субстраты. Эти вещества метаболизируются почвенной микрофлорой с образованием водорода, который является донором электронов при трансформации микрорганизмами широкого круга хлорированных соединений и некоторых неорганических соединений, таких как перхлораты.

Перхлораты могут быть использованы в качестве акцепторов электронов некоторыми видами бактерий. При этом в качестве субстратов и доноров электронов могут использоваться ацетат, лактат и др. Восстановление протекает последовательно:

На последнем этапе с участием фермента хлориддисмутазы образуется кислород. Он ингибирует перхлоратное бактериальное дыхание. Внесение органического субстрата способствует не только росту бактерий и восстановлению перхлоратов, но и созданию аноксичных условий.

В качестве доноров электронов в процессах очистки методом биовосстановления могут быть использованы водородобразующие соединения пролонгированного действия, например полилактатные эфиры. Они вводятся в почву или подпочвенные горизонты, где медленно гидролизуются (в течение месяцев) с образованием молочной кислоты, которая затем метаболизируется почвенной микрофлорой с образованием водорода. Медленное высвобождение водорода способствует поддержанию его оптимальной концентрации, необходимой для восстановления загрязнений, и в то же время не приводит к развитию конкурентного процесса – метанообразования, при котором водород может потребляться без вовлечения ксенобиотика в биодеградацию.

Полиэфиры молочной кислоты представляют собой экологически безопасные материалы, которые вводятся в пробуренные скважины в подпочвенную зону или в растворенном состоянии инжектируются с промывной водой. Скважины для инжектирования водорода с использованием полилактата обычно располагаются на расстоянии несколько метров в шахматном порядке.

Внесение таких материалов при очистке почв, загрязненных хлорорганическими растворителями, увеличивает на порядок скорость восстановительного дехлорирования. В одном из демонстрационных экспериментов концентрация хлорированных углеводородов при использовании полилактатных эфиров за полгода упала на 95–97% – для ПХЭ и ТХЭ, 42% – для цис-1,2-ДХЭ, 92% – для винилхлорида.

При восстановительной биодеградации полихлорированных бифенилов их полная минерализация не происходит, при этом могут образовываться токсичные промежуточные продукты разложения.

При восстановительном дехлорировании ПХЭ и ТХЭ могут накапливаться ДХЭ и винилхлорид. Последние легче подвержены биодеградации в аэробных условиях, чем в анаэробных. В этих условиях минерализация перхлорэтилена может осуществляться в несколько стадий, сначала в анаэробных условиях, а затем в аэробных:

Анаэробная и аэробная деградация могут быть разделены или пространственно, или во времени. При сочетании анаэробной и аэробной стадий обработки возможна полная деградация устойчивых хлорированных органических растворителей в контаминированных ими средах.

На первой стадии создаются анаэробные условия. Для этого ограничивают доступ кислорода воздуха или добавляют органические субстраты. При их окислении почвенной микрофлорой потребляется кислород и создаются условия для развития анаэробов. Эта фаза может длиться от 3–5 мес до 1–2 лет.

На второй стадии (аэробной) подпочвенную среду аэрируют одним из ранее рассмотренных способов. При необходимости могут вводить дополнительные субстраты, нитраты или кислородгенерирующие соединения. Эта фаза может длиться 2–6 мес.

Если биодеградация загрязнений в почве лимитируется отсутствием подходящих физико-химических условий: температуры, pH, низкой проницаемостью, то в таких случаях эффективно сочетание биоремедиации с термическими, электрокинетическими и другими методами, позволяющими повысить биодоступность субстратов и улучшить условия для развития микроорганизмов.

Для повышения температуры в подпочвенной среде при проведении биоремедиации in situ может быть использован радиочастотный нагрев до умеренных температур (35–40 °С), не вызывающих гибели почвенных микроорганизмов. Такой прием эффективен и при проведении биоремедиации методами ex situ (в буртах, насыпях и т. п.).

При обработке глинистых почв для доставки акцепторов электронов к микроорганизмам и для извлечения побочных продуктов биодеструкции загрязнений может быть использован электрокинетический метод.

Метод биостимулирования in situ нашел широкое практическое применение в России для очистки от нефти и нефтепродуктов поверхности почвы ввиду распространенности такого рода загрязнений, больших площадей загрязненных территорий в районах нефте- и газодобычи и транспортировки нефти. Для очистки почвы от загрязнений используют агротехнические приемы. Почву периодически перепахивают и рыхлят для более равномерного распределения масс контаминанта в поверхностном слое, для увеличения поверхности контакта загрязнений, почвенных агрегатов с микроорганизмами, для лучшей аэрации загрязненного материала, для улетучивания наиболее легких и биотоксичных фракций нефти, увлажняют, мульчируют, вносят мелиоранты и структураторы, минеральные и органические удобрения, т. е. создают условия, благоприятные для развития природной микрофлоры загрязненной почвы, в том числе и углеводородокисляющих микроорганизмов (подробнее см. разд. 7.5).

В качестве мелиорантов и структураторов используют различные доступные материалы: минеральные (известняки, гипс, песок, цеолиты и другие алюмосиликатные материалы) – из близрасположенных месторождений; органические отходы сельскохозяйственных полей и животноводческих ферм, промышленных производств. Эффект от использования таких материалов может не только обусловливаться их способностью улучшать структуру почвы, обеспечивать физико-химические условия, благоприятные для биологических процессов, но и оказывать прямое стимулирующее действие на активность микроорганизмов. Органические материалы могут содержать микроорганизмы-деструкторы, служить дополнительными источниками углерода и энергии, донорами электронов, необходимыми для трансформации труднобиодеградируемых фракций нефти. Положительный опыт имеется при использовании цеолитов. Высокопористая структура цеолитов, вносимых в нефтезагрязненную почву, большая площадь активной поверхности обеспечивают одновременно сорбцию углеводородов нефти (1,5–2,0 г нефти на 1 г минерала) и адгезию клеток нефтеусваивающих микроорганизмов (адгезионная способность по отношению к микрофлоре до 5 · 1010 клеток на см2), способствуя тем самым формированию в загрязненном грунте центров активной деструкции веществ-загрязнителей. При внесении цеолитов улучшаются механическая структура почвы, ее водо- и воздухопроницаемость, соотношение подвижных ионов в почвенном комплексе. Почва обогащается микроэлементами, стимулируется растворение фосфатов, несимбиотическая азотфиксация, синтез азотфиксаторами биологически активных ростовых веществ, что способствует накоплению биологически связанного азота, восстановлению биохимических функций почв, обеспечивает очистку без

необходимости внесения больших количеств азотсодержащих минеральных удобрений. Биологически фиксированный азот обеспечивает активность углеводородокисляющих микроорганизмов и в отличие от азота минеральных удобрений полностью усваивается почвенной биотой.

Эффективность применения цеолитов в ремедиационных целях лишь незначительно зависит от конкретного типа используемого минерала и месторождения. Применение природных цеолитов в дозе 2–3 т/га повышает скорость биодеструкции при увеличении степени очистки почвы от нефтепродуктов на 15–20% даже при очень высоком исходном уровне загрязнения (содержание в почве нефтепродуктов 25–30%). При применении цеолитов наблюдается быстрое снижение токсичности почвы. Использование цеолитов в биоремедиации позволяет проводить рекультивацию почвы при содержании нефти или нефтепродуктов до 45% без выемки загрязненного грунта.

4.4.3. Биоаугментация

Биоаугментация – внесение экзогенного биологического материала в природную среду. В загрязненные среды вносятся выделенные из естественных источников специально отобранные, селекционированные микроорганизмы (в виде биопрепаратов), обладающие необходимой биодеградирующей активностью, устойчивые к высоким концентрациям поллютанта и не обладающие нежелательными побочными эффектами (экологическими, санитарно-гигиеническими). Внесенные микроорганизмы разлагают основную массу загрязнений, снижают негативное их воздействие на биоту и тем самым стимулируют процессы самоочищения.

Биоаугментация используется, если содержание загрязнений не превышает величин, угнетающих развитие внесенных микроорганизмов.

Биоразнообразие и соотношение определенных групп микроорганизмов в биоценозах определяются многими физико-химическими факторами и прежде всего характером и количеством источников углерода и энергии, поступающих в систему. Попадание загрязнения создает условия для развития микроорганизмов, характеризующихся определенными экологическими нишами, способных усваивать поллютанты в определенных условиях, сменяющие друг друга в процессе сукцессии.

Появление аллохтонной микрофлоры (т. е. специально внедренной извне с биопрепаратом) сдвигает плавный ход сукцессии в ту или иную сторону в зависимости от стадии сукцессии, доминирующих видов и численности аборигенных микроорганизмов, характера взаимоотношений (конкурентных, симбиотических и др.) между ними и интродуцированными микроорганизмами. На ранних стадиях сукцессии (загрязнение незастарелое) к ускорению биодеградации может привести резкое увеличение численности биодеструкторов за счет привнесенных микроорганизмов, способных расти с высокой скоростью (r-стратегов) на субстрате-загрязнении при подходящих физико-химических условиях окружения. На поздних стадиях сукцессии (загрязнение застарелое) эффективно внесение микроорганизмов, способных более полно усваивать за-

546 Глава 4

грязнение-субстрат (K-стратегов, олиготрофов), его наиболее устойчивую составляющую или промежуточные продукты метаболизма и уменьшать, таким образом, их остаточные количества в контаминированной среде. Добавляя специфические субстраты для кометаболизма, корректируя pH, механическую структуру почвы, ее проницаемость, влажность или вводя различные акцепторы электронов, можно изменить условия обитания, создать возможность для функционирования внедряемого организма. Учитывая различные ситуации, в целом внесение специализированных микроорганизмов целесообразно в случаях, если:

концентрация загрязнения в почве относительно высока, скорость и/ или остаточные концентрации поллютанта при разложении его аборигенной микрофлорой неудовлетворительны;

загрязнение свежее, незастарелое;

физико-химические условия места загрязнения неблагоприятны для роста природной микрофлоры (например, в холодных климатических зонах);

загрязнение трудно поддается разложению естественной микрофлорой даже в том случае, если для нее созданы оптимальные условия (биостимуляция неэффективна);

интродуцируемые микроорганизмы обладают физиолого-биохимически- ми свойствами, отличными от аборигенных популяций (например, созданы генетически модифицированные организмы, способные расти на ПХБ, а не просто кометаболизировать их, микроорганизмы с повышенной активностью oрто-расщепления фенолов, а не мета-расщепления, что позволяет избежать накопления промежуточных продуктов катаболизма этих соединений, найдены природные организмы, гидролизующие четыреххлористый углерод без образования хлороформа в отличие от большинства организмов, трансформирующих CCl4 и т. п.);

имеется реальная возможность уменьшить время биоремедиации и/или улучшить качество очистки (т. е. достигнуть более низких значений остаточных концентраций загрязнения);

необходимо гарантировать надежность достижения конечного результата. На практике биоаугментация чаще всего применяется при ликвидации незастарелых поверхностных загрязнений нефтью и нефтепродуктами, при очистке почв при возможности обеспечить хорошую аэрацию, оптимальную влажность (в песчаных обводненных почвах или на участках, где возможно механическое

перемешивание почвы).

Внастоящее время выделено из природных сред, отобрано, селекционировано в лабораторных условиях большое число штаммов микроорганизмов – деструкторов органических ксенобиотиков, ассоциативных и смешанных культур, развивающихся при разных условиях окружающей среды. Многие из этих микроорганизмов практически используются для очистки почвы от нефти и нефтепродуктов, ароматических и полиароматических соединений, хлорированных производных, пестицидов и других групп ксенобиотиков.

Восновном отобранные микроорганизмы для получения биопрепаратов для биоремедиации относятся к бактериям (псевдомонады, родококки,

бациллы, артробактерии, флавобактерии, коринебактерии, актиномицеты, сфингомонады, нокардии, бактерии рр. Acinetobacter, Achromobacter, Alcaligenes

и др.), использующим углеводороды и органические ксенобиотики в качестве субстрата или косубстрата. Активные биодеструкторы выделены также и среди грибов, в частности среди грибов белой гнили Phanerochaete chrysosporium, обладающих лигниназной, пероксидазной, лакказной активностями, среди дрожжей рр. Candida, Yarrowia, Rhodotorula и среди цианобактерий. Препараты на основе грибов и дрожжей часто оказываются более эффективными в экстремальных условиях среды: при кислом pH, в сухих почвах или почвах, содержащих питательные вещества в виде локальных микроагрегатов, в условиях повышенного солесодержания. Плесневые грибы секретируют внеклеточные ферменты, которые расщепляют связи в сложных ароматических молекулах. Ферменты неспецифичны и способны разлагать широкий спектр соединений.

Многие ксенобиотики быстрее и полнее разрушаются при использовании биопрепаратов, полученных на основе смешанных популяций и ассоциаций микроорганизмов. Это характерно для таких ситуаций, когда отдельный вид организмов трансформирует одно соединение в другое, но не имеет ферментативной системы для его дальнейшей деградации. Смешанные культуры могут состоять из микроорганизмов, утилизирующих различные части многокомпонентного загрязнения, их анаэробных и аэробных, термофильных, мезофильных и психрофильных форм, включать осмотолерантные виды, виды, синтезирующие ростовые вещества, биосурфактанты и биоэмульгаторы или поддерживающие необходимый pH, генерирующие восстановительные эквиваленты, используемые другими видами сообщества, что также способствует полной минерализации ксенобиотиков в изменчивых условиях окружающей среды. Накапливаемые метаболиты могут быть токсичны для одного из видов в сообществе, но усваиваться другими микроорганизмами, что также ускоряет в совокупности процесс их разложения.

Внесение биопрепаратов может оказывать положительное влияние на процессы очистки и вследствие косвенных эффектов: влиять на гумификацию органического вещества, трансформацию и разложение гуминовых кислот, образование более биодоступных форм углерода и азота, полифенолов, стимулирующих развитие растений, выделение различных веществ в прикорневой зоне растений и тем самым развитие микроорганизмов различных физиологических групп; минерализовать азотсодержащие ксенобиотики с выделением аммонийного или нитратного азота, что способствует развитию бактерий-нитрификаторов и денитрификаторов; обеспечивать источниками питания и энергии бактерии, образующие гидрофильные слизистые капсулы, удерживающие влагу в условиях ее дефицита; предотвращать полимеризацию и аккумуляцию в почве токсичных ксенобиотиков (например, полихлорированных дибензодиоксинов и дибензофуранов).

Преимущества метода биоаугментации могут быть реализованы с учетом ряда условий:

если установлены факторы, лимитирующие биодеградацию, и целесообразность активизации биологической составляющей в процессе очистки;

показано в лабораторных или тестовых экспериментах, что внедряемые микроорганизмы, биопрепараты обеспечивают лучшие результаты очистки по сравнению с аборигенными организмами; получены доказательства, что в природной среде организмы биопрепа-

ратов будут иметь конкурентные преимущества перед аборигенными микроорганизмами; если разработана технология получения биомассы микроорганизмов –

основы препарата, готовой формы препарата с учетом необходимых добавок; контаминированная зона подготовлена для обработки: проведены необ-

ходимые мелиоративные мероприятия, вспашка почвы и т. п.; решены технические, технологические вопросы применения микроор-

ганизмов биопрепаратов, обеспечения необходимой физиологической активности внедряемых микроорганизмов, разработаны способы и нормы их внесения, обеспечивающие приведение их в контакт с большей массой контаминанта в загрязненной зоне; получены разрешения органов экологического контроля, санитарно-

эпидемиологических служб на использование внедряемых микроорганизмов; разработаны методы контроля за динамикой развития интродуциро-

ванных микроорганизмов. Методы контроля численности интродуцированных микроорганизмов недостаточно специфичны, что затрудняет оценку эффективности применения биопрепаратов, оценку вклада аборигенных микроорганизмов и микроорганизмов биопрепарата в очистку среды от загрязнения; использование биопрепарата эколого-экономически эффективно.

Вотличие от методов природного истощения, стимулирования аборигенной микрофлоры при использовании специализированных биопрепаратов требуется получение разрешений органов санитарно-гигиенического надзора на применение микроорганизмов-биодеструкторов.

Вразд. 4.5 более подробно рассмотрены вопросы получения и применения специализированных биопрепаратов для биологической очистки.

4.4.4. Биоконцентрирование и локализация

Биоконцентрирование (биоадсорбция, биоаккумуляция, обогащение) – это накопление вещества-загрязнителя в локальной зоне в результате жизнедеятельности организмов путем адсобции, иммобилизации, связывания в твердой фазе органических и неорганических веществ или в биогенном материале. Биомасса с накопленным загрязнением может быть извлечена и переработана отдельно.

Методы биоконцентрирования чаще используются при очистке почвенных и водных сред, загрязненных тяжелыми металлами и радионуклидами. Многие бактерии, дрожжи, грибы, водоросли, лишайники, растения способны аккумулировать тяжелые металлы, радиоизотопы и трансурановые элементы в ко-

личествах, в тысячи и миллионы раз превышающих их физиологические потребности. Содержание тяжелых металлов в микроорганизмах может достигать 10–20% и более на единицу сухой биомассы. Ионы металлов и органические вещества могут сорбироваться и концентрироваться различными коллоидами, например гидроксидами железа (III), и осадками, образующимися в результате жизнедеятельности микроорганизмов.

При локализации загрязнения не всегда концентрируются, но связываются в малоподвижные формы в результате иммобилизации их на поверхности организмов, связывания с почвенным веществом под действием организмов или осаждения в зоне их активной жизнедеятельности.

Микроорганизмы могут осаждать тяжелые металлы в результате их окисления или восстановления и взаимодействия с микробными метаболитами. Один из наиболее важных процессов внеклеточного осаждения тяжелых металлов – перевод их сульфатредуцирующими бактериями в сульфиды в результате образования сероводорода.

Есть несколько возможных вариантов очистки природных сред при использовании способов биоконцентрирования и локализации.

Загрязнения (металлы, ПАУ) аккумулируются микроорганизмами и извлекаются из почвы с их биомассой. Отделение микроорганизмов от частиц почвы теоретически может быть осуществлено, например, фракционированием почвы ex situ (седиментацией или другими способами), электрокинетической обработкой почвы in situ. Однако практическая реализуемость этих методов не очевидна.

Металлы и другие загрязнения адсорбируются микроорганизмами и водорослями из водных сред (природных водоемов, сточных вод, промывных вод, грунтовых вод). Могут использоваться суспензии микроорганизмов или их иммобилизованные формы. Существует достаточно много примеров успешного применения на практике такого способа очистки для удаления тяжелых металлов, радионуклидов и некоторых органических токсикантов.

Загрязнения аккумулируются почвенной микрофлорой и остаются локализованными в контаминированной среде. Этот способ требует большого количества биомассы в почве, чего можно достичь методами биостимулирования или биоаугментации. Его недостаток – возможность повторного высвобождения контаминантов в среду, возрастания их мобильности при отмирании организмов и разложении биогенного материала.

Почвенная микрофлора или внесенные в почву микроорганизмы или ферменты катализируют процессы связывания органических остатков ксенобиотиков, их иммобилизации, что приводит к потере активности этих загрязнений.

В процессы ковалентного связывания и образования связанных остатков может вовлекаться лишь ограниченная группа органических ксенобиотиков. Фенолы и их производные (хлорфенолы, катехолы, таннины), ароматические амины и нитроароматические соединения, полиароматические углеводороды,

пестициды определенных групп связываются и/или сополимеризуются с почвенными гуминовыми кислотами в аэробных условиях. Нитроароматические соединения с большим числом нитрогрупп, такие как тринитротолуол, связываются при анаэробно-аэробной обработке почвы: в анаэробных условиях ТНТ восстанавливается до аминотолуола, который затем ковалентно связывается с гуминовыми веществами в аэробных условиях. Скорость деградации связанных остатков сопоставима со скоростью деградации гумуса (десятки и сотни лет), поэтому повторное высвобождение ксенобиотика несущественно и не влияет на токсичность почвы.

Для связывания контаминантов почвенным материалом в среду наряду с микроорганизмами или ферментами эффективно добавлять сополимеризующие агенты, такие как фенольные соединения. Можно использовать и добавки химических реагентов, таких как феруловая кислота и H2O2, участвующих в процессах ферментативного связывания соединений. Целесообразность тех или иных добавок обусловлена их стоимостью и коммерческой доступностью. Следует при этом учитывать, что результат детоксикации ксенобиотиков может зависеть от многих факторов, поэтому в каждом конкретном случае требуется тщательный контроль содержания несвязанных остатков ксенобиотика.

Под действием почвенной микрофлоры в контаминированной среде развиваются процессы, ведущие к осаждению загрязнений. Примеры успешной реализации этого метода – создание реакционно-активных биобарьеров, искусственных геохимических барьеров (см. разд. 4.4.6). Есть пример использования флавобактерий, выделенных из почв чайных плантаций и устойчивых к алюминию (могут выдерживать концентрации алюминия и марганца до 2 г/л при рН 3,5), для борьбы с закислением почв и природных вод. В процессе их жизнедеятельности pH среды повышается, Al адсорбируется на поверхности клеток, связывается выделяемыми хелаторами или белками, что снижает миграцию ионов алюминия и марганца в закисленных водах и токсическое действие их на наземные экосистемы.

Использование растений для концентрирования и извлечения загрязнений. Метод нашел широкое практическое применение и подробно описан в разд. 5.4.

Создание трофической пищевой цепи для извлечения загрязнений, их концентрирование в биологических организмах с последующей переработкой. Метод основан на свойствах тяжелых металлов, радионуклидов, устойчивых органических ксенобиотиков аккумулироваться в организмах по мере движения по трофической цепи питания (метод экологического обогащения).

Так, для извлечения загрязнений (радионуклидов, полихлорированных бифенилов, полиароматических углеводородов и др.) из почвы могут быть использованы специально селекционированные линии дождевых червей (см. разд. 3.3.2). Дождевые черви, питаясь отмершим почвенным биогенным материалом, дебрисом, остатками растений и т. п., многократно пропускают

через пищеварительный канал контаминированную почву, сорбируют в организме загрязнения. При использовании этого способа загрязненную почву сначала обрабатывают сорбентами или микроорганизмами-деструкторами для уменьшения вермитоксичности, а затем заселяют дождевыми червями. Дождевых червей собирают (для этого разработан ряд методов) и собранную биомассу перерабатывают. При использовании червей одновременно происходит восстановление нормальной почвенной микрофлоры и структуры почвы.

4.4.5. Биомобилизация и биовыщелачивание

Биомобилизация предусматривает перевод загрязнений в подвижную форму.

Втой или иной степени биомобилизация загрязнений может наблюдаться: при использовании метода промывки почв; при солюбилизации гидрофобных соединений, металлов в результате образования продуктов жизнедеятельности организмов, био-ПАВ с хелатирующими свойствами (ди- и трикарбоновых кислот, гидрокси- и кетокислот, ароматических кислот, аминокислот, многоатомных спиртов, белков и др.); при разрушении организмами почвенного вещества, деполимеризации и расщеплении ковалентных связей ксенобиотиков с молекулами почвенного вещества и т. п. В результате десорбции органических загрязнений может повыситься их биодоступность, ускориться деградация.

Из процессов, увеличивающих подвижность металлов и других химических элементов в природных средах, наиболее значимым является выщелачивание.

Врезультате биовыщелачивания тяжелые металлы из малоподвижной инертной формы переходят в более подвижную водорастворимую форму непосредственно под действием микроорганизмов или в результате изменения условий среды (например, pH). В природе этот процесс протекает наиболее интенсивно при биовыщелачивании сульфидных минералов железа. Сера сульфидов окисляется растворенным молекулярным кислородом или ионами Fe3+ при участии сероокисляющих микроорганизмов (Thiobacillus ferrooxidans, T. thiooxidans и др.), которые наиболее активны в среде с pH 1,0–3,5 и устойчивы к высокой концентрации тяжелых металлов. Железо высвобождается и переходит в растворимые формы в виде ионов Fe2+. В свою очередь, железоокисляющие микроорганизмы катализируют окисление Fe(II) в Fe(III) кислородом.

Наряду с биовыщелачиванием сульфидных руд возможно растворение карбонатов, выщелачивание силикатов и алюмосиликатов под действием низкомолекулярных продуктов метаболизма, обладающих хелатирующими свойствами, автотрофных и гетеротрофных микроорганизмов. При выщелачивании окисленные минералы, в частности Mn(IV), восстанавливаются с переводом выщелоченных металлов в растворимые формы.

Бактериальное выщелачивание используется в горнодобывающей промышленности для извлечения металлов из руд, особенно сульфидных, находящихся в горных породах, либо в виде минеральных концентратов обогатительных фабрик. Растворы металлов собираются и далее перерабатываются.

Рис. 4.28. Вариант организации биовыщелачивания тяжелых металлов

При биоремедиации процессы биовыщелачивания используют для удаления металлов и радионуклидов из загрязненных почв или других твердых материалов методами in situ, on site и ex situ.

Типичный вариант организации in situ биовыщелачивания тяжелых металлов представлен на рис. 4.28.

Участок территории, загрязненный тяжелыми металлами, орошается раствором, содержащим органические вещества, комплексообразователи, ПАВ, с низким рН. В результате активизации жизнедеятельности почвенных микроорганизмов, реакций комплексообразования и других процессов металлы выщелачиваются из твердой фазы почвы, растворяются в жидкой и становятся более подвижными. Дренируемые растворы собираются в коллектор и далее биологически обрабатываются.

4.4.6. Реакционно-активные биобарьеры

Реакционно-активные биобарьеры – это варианты барьеров, сооружаемых in situ на пути миграции загрязнений для их локализации и обезвреживания. В биобарьерах протекают биологические процессы, благодаря которым в основном и реализуются защитные функции.

Типичный реакционно-активный биобарьер содержит водо- и воздухопроницаемую загрузку или сорбент (минеральные материалы, активный уголь и др.), на поверхности которых естественным образом или в результате внесения в загрузку специализированных биопрепаратов развивается биопленка микроорганизмов-деструкторов. Показаны и другие способы формирования биопленки, например, на обводненных субстратах в результате миграции бактерий под действием электрического поля. При движении грунтовых вод через биобарьер загрязнения окисляются микроорганизмами, подобно тому как это происходит при очистке сточных вод на биофильтрах, биосорберах, в биотенках. При миграции органических загрязнений барьер может быть сооружен на

основе пористого, хорошо дренируемого и аэрируемого материала с железными опилками, на поверхности которых развиваются железобактерии. Образующиеся ионы Fe3+ окисляют органические загрязнения в потоках, движущихся через барьер. При использовании сорбента присутствие микроорганизмов позволяет повысить его адсорбционную емкость и срок действия. Для снабжения микроорганизмов акцепторами электронов наряду с воздухом могут использоваться и другие источники кислорода, в частности пероксиды, нитраты и др.

Недостаток in situ биобарьеров c перколяцией заключается в постепенном засорении загрузки вследствие процессов химического осаждения (например, отложения оксидов железа) и биологического обрастания.

Вариантами активных биобарьеров, в которых биологическое обрастание

изасорение не играют существенной роли, являются искусственные биогеохимические барьеры и биоэкраны. Пример искусственного биогеохимического барьера представлен на рис. 4.29.

Для предотвращения миграции тяжелых металлов сооружается анаэробный барьер. Для этого в траншею по периметру участка, загрязненного тяжелыми металлами, загружают материалы, содержащие большое количество сульфатов (например, гипс) и органический субстрат (например, опилки, солому и т. п.). Сверху траншею изолируют для ограничения поступления воздуха. В траншее со временем развивается процесс анаэробной сульфатредукции. Ионы металлов, мигрирующие через такой барьер, образуют нерастворимые сульфиды в результате реакции с выделяющимся сероводородом и обездвиживаются. Такой искусственный геохимический барьер может быть сооружен вблизи свалок, иловых площадок, районов локального загрязнения радионуклидами и т. п.

ипредотвращает миграцию загрязнений.

Рис. 4.29. Искусственный биогеохимический барьер

Аэробные биогеохимические барьеры могут сооружаться на пути миграции грунтовых вод с повышенным содержанием Sr2+, Ba2+, Fe2+, Mn2+. Вследствие образования углекислоты при окислении микроорганизмами органических субстратов, вносимых в зону контакта, происходит осаждение карбонатов.