Биологический мониторинг процессов очистки никель- и хромсодержащих сточных вод тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат технических наук Халилова, Альбина Айратовна

• Халилова, Альбина Айратовна
• кандидат технических наук
• 2013

Оглавление диссертации кандидат технических наук Халилова, Альбина Айратовна

Содержание

Введение

Глава 1 Аналитический обзор литературы

1.1 Металлы в окружающей среде

1.1.1 Металлы как микроэлементы и токсиканты

1.1.2 Биологическая роль и токсичность никеля и хрома

1.2 Общая характеристика методов биологического мониторинга металлов в окружающей среде

1.2.1 Тесты, используемые для определения токсичности сточных вод

1.2.2 Особенности использования микроорганизмов в качестве биоиндикаторов

1.2.3 Механизм адаптации микроорганизмов к тяжелым металлам

1.3 Биологическая очистка сточных вод и ингибирование деятельности микроорганизмов очистных сооружений

1.3.1 Изменения в биоценозе активного ила под действием

токсикантов

15

18

20

21

23

26

31

35

1.3.2 Влияние тяжелых металлов на развитие микроорганизмов активного ила и биопленки

1.3.3 Общая характеристика процессов микробиологического удаления соединений азота

1.3.3.1 Аммонификация

1.3.3.2 Нитрификация. Чувствительность нитрификаторов к неблагоприятным условиям среды

1.3.3.3 Денитрификация

1.3.4 Биологические превращения хрома в процессе очистки

39

хромсодержащих сточных вод

1.4 Постановка цели и задач диссертационных исследований

Глава 2 Описание экспериментальных этапов, исследованных объектов и использованных аналитических 43 методов

2.1 Биотестирование сточных вод, содержащих ионы Ni2+ и Сг6+, с использованием инфузорий Paramecium caudatum, а также 43 представителей зоопланктона Ceriodaphnia affinis и Daphnia magna

2.1.1 Биотестирование на инфузориях Paramecium caudatum

2.1.2 Биотестирование на ракообразных Daphnia magna и Ceriodaphnia affinis

Глава 3 Биотестирование сточных вод, содержащих ионы

44

• 2+ 6*ь

2.2 Определение токсичности ионов Ni и Cr для биоценоза активного ила по изменению дегидрогеназной 46 активности (ДАИ)

2.3 Анализ процесса очистки металлсодержащих сточных

49

вод машиностроительного предприятия

2.3.1 Биоиндикация промышленных биофильтров

2.3.2 Биомониторинг процесса биофильтрации сточных вод в условиях повышенного содержания органических веществ и ионов 52 никеля (II)

2.3.3 Методика проведения флуоресцентной in situ гибридизации (FISH) проб биопленки

54

Ni2+ и Сг6+

5.1.2 Идентификация бактериальных групп в микробном сообществе биопленки

62

3.1 Биотестирование хром- и никельсодержащих сточных вод на инфузориях Paramecium caudatum

3.2 Биотестирование хром- и никельсодержащих сточных вод на ветвиусых рачках Ceriodaphnia affinis и Daphnia magna

Глава 4 Биоиндикация влияния тяжелых металлов на процесс очистки металлсодержащих сточных вод в условиях отъемно- 68 доливного культивирования активного ила

Глава 5 Биоиндикация процесса очистки металлсодержащих сточных вод в условиях непрерывного культивирования биопленки

5.1 Результаты биомониторинга промышленных биофильтров

5.1.1 Биоиндикация процесса очистки с анализом состава индикаторных организмов биопленки

73

75

75

87

5.2 Результаты биомониторинга процесса биофильтрации сточных вод с высоким содержанием органических веществ и 91 ионов никеля

94

5.3 Расчет эколого-экономического ущерба от загрязнения поверхностного водного объекта

Заключение

Список использованных сокращений

Список использованных источников

Приложения

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Биологический мониторинг процессов очистки никель- и хромсодержащих сточных вод»

Введение

Загрязнение биосферы непрерывно возрастает с развитием промышленности. Технологии, реализованные во многих ее отраслях, сопряжены с образованием сточных вод, содержащих цинк, свинец, кадмий, никель, хром и другие металлы. Со сточными водами цветной металлургии, особенно гальванических цехов, в водоемы поступает значительное количество этих металлов. Мощным источником загрязнения окружающей среды также является автотранспорт.

Металлами загрязняются водные бассейны, почва и воздух. Содержание этих токсических элементов в ряде регионов Земного шара значительно превышает предельно допустимые концентрации (ПДК) [1]. В настоящее время тяжелые металлы считаются одной из наиболее опасных групп токсикантов, попадающих с бытовыми и промышленными отходами в окружающую среду [2].

В отличие от органических соединений тяжелые металлы не поддаются биологической деструкции и, таким образом, имеют практически «бесконечную» токсичность для животных и растений. Обладая высокой способностью к биоаккумуляции, тяжелые металлы быстро включаются в пищевые цепи и накапливаются в организмах видов, находящихся на высоких трофических уровнях, включая человека. По этой причине даже невысокое, по сравнению с другими поллютантами, содержание тяжелых металлов делает загрязненные водоемы непригодными для использования в различных хозяйственных и бытовых целях. На экосистемном уровне загрязнение тяжелыми металлами проявляется в деградации сообществ, изменении и сокращении числа видов и особей [3].

На организм человека и животных физиологическое действие металлов различно и зависит от природы металла, типа соединения, в котором он существует в природной среде, а также его концентрации. В ряду тяжелых металлов одни крайне необходимы для жизнеобеспечения человека и других

живых организмов и относятся к так называемым биогенным элементам. Другие вызывают противоположный эффект и, попадая в живой организм, приводят к его отравлению или гибели. Эти металлы относят к классу ксенобиотиков. Специалистами по охране окружающей среды среди металлов-токсикантов выделена приоритетная группа. В нее входят кадмий, медь, никель, ртуть, свинец, цинк и хром как наиболее опасные для здоровья человека и животных. Из них ртуть, свинец и кадмий наиболее токсичны [4].

В связи с вышеизложенным очевидна необходимость проведения постоянного мониторинга содержания тяжелых металлов в водоемах различного назначения. Возможности аналитической химии, даже при условии значительного усовершенствования существующих и создания комплекса новых методик, в проведении эффективного контроля загрязнения вод вредными веществами отнюдь не безграничны. Даже если бы было возможно определить содержание всех ксенобиотиков в объекте исследования, такая информация была бы недостаточна для каких-либо прогнозов, так как токсикометрические параметры установлены лишь для незначительной части этих веществ. Кроме того, результат комбинированного действия двух и более токсичных веществ, имеющихся в исследуемом образце в небольших количествах, предсказать достаточно сложно. Соединения, нетоксичные при изолированном действии, могут вызывать значительный патологический эффект при комбинированном влиянии. Поэтому наряду с физико-химическими методами необходимо использование методов биологического контроля и диагностики - биотестирование и биоиндикацию. Комплексный подход в проведении биологического мониторинга при систематическом наблюдении позволяет судить о перспективах изменения структуры сообществ, продуктивности популяций и устойчивости экосистем по отношению к антропогенным факторам [5]. Определение ряда биотических показателей, наряду с традиционными абиотическими, уже предусмотрено нормативными природоохранными документами [6, 7, 8].

Автор выражает благодарность профессору Сироткину Александру Семеновичу за научное руководство и поддержку в проведении исследований, профессору Йозефу Винтеру, профессору Клаудии Галлерт, а также аспиранту Монике Фельхнер-Цвирелло за научные консультации и создание комфортных условий работы в ходе 3-х-месячной научной стажировки в Институте технологий г. Карлсруэ, доктору Бирте Бауэрндистель и инженеру Ольге Эмих за содействие при выполнении экспериментальной работы на очистных сооружениях завода грузовых автомобилей Daimler AG-Woerth, а также коллективу кафедры промышленной биотехнологии Казанского национального исследовательского технологического университета за участие и оказание помощи на всех этапах выполнения диссертационной работы.

1 Аналитический обзор литературы

1.1 Металлы в окружающей среде

Термин «тяжелые металлы», характеризующий широкую группу загрязняющих веществ, получил в последнее время значительное распространение. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение этого понятия [2, 9]. В качестве критериев принадлежности используются многочисленные характеристики: атомная масса, плотность, токсичность, распространенность в природной среде, степень вовлеченности в природные и техногенные циклы. В работах, посвященных проблемам загрязнения окружающей природной среды и экологического мониторинга, на сегодняшний день к тяжелым металлам относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц: V, Сг, Мп, Бе, Со, N1, Си, Ъх\, Мо, Сё, Бп, Нё, РЬ, В\ и др [10].

Металлы широко встречаются окружающей среде, и в результате магнитной и гидротермальной активности, а также вулканичных извержений происходит постоянное обогащение биосферы ими. Антропогенная нагрузка вносит значительный вклад в распространение тяжелых металлов в окружающей среде [11]. К возможным источникам загрязнения биосферы тяжелыми металлами относят предприятия черной и цветной металлургии (аэрозольные выбросы, загрязняющие атмосферу, промышленные стоки, загрязняющие поверхностные воды), машиностроения (гальванические ванны меднения, никелирования, хромирования, кадмирования), заводы по переработке аккумуляторных батарей, автомобильный транспорт. Тяжелые металлы входят в состав удобрений и пестицидов и могут попадать в водоемы вместе со стоком с сельскохозяйственных угодий [2].

Тяжелые металлы в окружающей среде могут находиться в различных формах. В атмосферном воздухе они присутствуют в форме органических и неорганических соединений в виде пыли и аэрозолей, а также в газообразной

элементной форме (ртуть). В водных средах металлы присутствуют в трех формах: взвешенные частицы, коллоидные частицы и растворенные соединения. Последние представлены свободными ионами и растворимыми комплексными соединениями с органическими (гуминовые и фульвокислоты) и неорганическими (галогениды, сульфаты, фосфаты, карбонаты) лигандами [12]. Сорбция тяжелых металлов донными отложениями зависит от особенностей состава последних и содержания органических веществ. В конечном итоге тяжелые металлы в водных экосистемах концентрируются в донных отложениях и биоте [13]. В почвах тяжелые металлы содержатся в водорастворимой, ионообменной и непрочно адсорбированной формах [14]. Водорастворимые формы, как правило, представлены хлоридами, нитратами, сульфатами и органическим комплексными соединениями. Кроме того, ионы тяжелых металлов могут быть связаны с минералами как часть кристаллической решетки [15].

1.1.1 Металлы как микроэлементы и токсиканты

В ряду тяжелых металлов одни крайне необходимы для жизнеобеспечения человека и других живых организмов и относятся к так называемым биогенным элементам. Другие вызывают противоположный эффект и, попадая в живой организм, приводят к его отравлению или гибели. Эти металлы относят к классу ксенобиотиков, то есть чуждых живому. Специалистами по охране окружающей среды среди металлов-токсикантов выделена приоритетная группа [4].

Тяжелые металлы в живых организмах выполняют функцию микроэлементов. Функции металлов и их соединений многообразны: образование различных структур (костных и мягких тканей, клеточных стенок и т. д.), участие в биохимических процессах (окислительном фосфорилировании, гидролизе), регуляция деятельности мышц, передача нервных импульсов и многое другое. Выполняя каталитическую, структурную и регуляторную функции, они взаимодействуют с ферментами,

предшественниками гормонов, биологическими мембранами, участвуют во всех видах обмена веществ.

В таблице 1.1 показана взаимосвязь ионов металлов с металлоэнзимами. Кроме того, металлы служат связующим элементом между субстратом и ферментом, способствуя контакту субстрата с активным центром фермента. Ионы металлов, повышающие активность ферментов, называют активаторами.

Таблица 1.1 - Ферменты, активируемые металлами [16]

Металлоэнзим Металл

1 2

Ангокэльдегидраза гп

Карбоангидраза Ъъ

Дегидропептидаза

Неорганическая пирофосфотаза мё

Пироксидаза Бе

Фумариковая гидрогеназа Бе

Карбооксипептидаза Бе

Цитохром Бе

Полифенолоксидаза Си

Лактаза Си

Аскорбинооксидаза Си

Бутирил-СоА-дегидрогеназа Мп

Ксантиноксидаза Мо

Продолжение табл. 1.1

1 2

Трипсин Сг

Щелочная фосфотаза Ъп, Мо, Сг

Пирофосфотаза Mg, гп, Мп, Бе

Аденозидтрифосфотаза Мп, Са, Со

Аргиназа Со, Мп, Бе

Альдолаза Со, Си, Ре

Кариозиназа Мп, Ъа

Фосфоглюкомутаза Мп, Со

Металл, входящий в ферментную систему, может увеличить ее активность в тысячи раз. Например, известно, что ионы железа способны разлагать перекись водорода на воду и кислород [17]. Микроэлементы могут не только активизировать ферментный процесс, но и влиять на его направленность. Так, у карбооксипептидазы пептидазная активность под влиянием кобальта увеличивается.

Ионы-антагонисты иногда выступают в качестве активаторов одного и того же фермента. Например, кальций и магний, считающиеся антагонистами, активируют один и тот же фермент - пируватдекарбоксилазу [18].

Атомы металлов способны непосредственно соединяться с углеродом органических соединений, образуя при этом множество новых продуктов. При поступлении в организм они, кроме участия в ферментативных процессах, могут образовывать пока неизвестные продукты, играющие важную роль в жизнедеятельности организма.

Любой металл в достаточно высоких концентрациях может стать токсичным для микроорганизмов. Проявления этой токсичности могут быть различными: изменение морфологии клеток и клеточного метаболизма, бактериостаз или гибель клеток [1]. Например, в присутствии ионов меди подавляются многие биохимические процессы, особенно биологическое потребление кислорода [19]. Другие элементы, например проникают внутрь клетки, где связываются с определенными функциональными группами, в частности с 8Н - группами, инактивируя, таким образом, жизненно необходимые молекулы, такие, как молекулы ферментов, или откладываются в металлической форме. Катионы могут реагировать с ферментами с образованием устойчивых неактивных комплексных соединений. Внедрение иона тяжелого металла меняет геометрию металлосодержащего фермента, что уменьшает его активность. Таким образом, тормозятся или совсем останавливаются важные биохимические реакции [20, 21]. Существуют также дополнительные механизмы токсического действия тяжелых металлов, обусловленные тем, что последние могут:

1) играть роль антиметаболитов;

2) образовывать стабильные осадки или хелаты с важными метаболитами или катализировать распад таких метаболитов, в результате чего они становятся недоступными для клетки;

3) замещать структурно или электрохимически важные элементы, что приводит к нарушению ферментативной или клеточной функции;

4) вытеснять необходимые металлы из их активных центров связывания токсичным металлом;

5) связывать часть макромолекул, необходимых для нормальной жизнедеятельности организма;

6) образовывать биологические агрегаты, токсичные для организма;

7) обусловливать деполимеризацию биологических полимеров;

8) способствовать неправильному спариванию оснований нуклеотидов и являться причиной ошибок в белковом синтезе [22].

1.1.2 Биологическая роль и токсичность никеля и хрома

Никель - чрезвычайно распространённый элемент в земной коре и содержится в среднем количестве 75 частей на миллион, т.е. 0,0075% никеля. Сплавы из никельсодержащей нержавеющей стали получили повсеместное распространение [23].

Никель является существенным компонентом нескольких ферментов, участвующих в метаболизме энергии и азота, в процессах детоксикации и в патогенезе. К этим ферментам относятся уреаза, [№Ре]-гидрогеназа и супероксиддисмутаза [24, 25].

О специфическом молекулярном механизме токсического действия никеля известно пока немного. Как и все тяжелые металлы, этот металл чрезвычайно реакционноспособен и быстро реагирует с важными биологическими молекулами, включая белки и ДНК. Ионы никеля не связываются с металлотионинами, а легко образуют комплексы с аминокислотами. Никель способен образовывать комплексы с триэтелентетрамином и пеницилламином. Никель воздействует на многие органы, но аккумулируется преимущественно в почках. Респираторная система тоже может стать мишенью для токсического действия никеля. Кроме общего токсического механизма воздействия никеля связанного с денатурацией биомолекул, он, как и другие тяжелые металлы может вступать в конкурентные взаимоотношения с металлами, необходимыми для стабилизации биомолекул [26].

Работа с культурой клеток и биохимические исследования показали, что соединения № (II) вредно действуют на хромосомы, ДНК, синтез ДНК, на транскрипцию. Токсическая активность никелевых соединений по отношению к генам установлена точно, хотя ясно, что они являются слабыми мутагенами по сравнению с соединениями хрома (VI) [27].

Совершенно очевидно, что для оптимального функционирования любому организму нужны следовые количества никеля; напротив, большее количество или несоответствующие формы никеля токсичны [26].

Хром - металл глубинных зон Земли; каменные метеориты тоже обогащены хромом. Известно свыше 20 минералов хрома. Промышленное значение имеют только хромшпинелиды (до 54% Сг); кроме того, хром содержится в ряде других минералов, которые нередко сопровождают хромовые руды, но сами не представляют практической ценности (уваровит, волконскоит, кемерит, фуксит) [28]. Главное промышленное применение -производство сплавов с его участием, отделка металлов, коррозионный контроль, использование в качестве протравы для текстиля, добавки к красителям и многое другое [29].

Известно, что хром играет значительную роль в метаболизме липидов у млекопитающих, причем дефицит его вызывает симптомы, связанные с диабетом и сердечно-сосудистыми заболеваниями [24]. Хром является обязательным элементом питания, он включается в периферическое действие инсулина, утилизацию глюкозы, стимуляцию ферментных систем и, возможно, участвует в стабилизации нуклеиновых кислот [30, 31].

Хром оказывает токсическое действие на микрофлору активного ила установок биологической очистки сточных вод в концентрации 2-5 мг/дм3 [32]. Установлено, что 10 % Сг6+ в стоках снижают окислительную мощность установки до 5 %. Из хозяйственно-бытовых сточных вод, или хранилища жидких химических отходов выделены бактерии, устойчивые к Сг6+, и изучена его аккумуляция отдельными штаммами [33].

В водоемах и анаэробных условиях Сг6+ переходит в Сг3+, малотоксичные соединения которого выпадают в осадок. При щелочной реакции осаждение происходит быстрее, эта особенность используется при очистке сточных вод от хрома [1].

Трехвалентный и шестивалентный хром легко взаимно превращаются в окружающей среде, а обратной реакции редокс-потенциал не благоприятствует. В биологических системах Сг (VI) легко восстанавливается до Сг (III). В общем случае Сг (VI) легче абсорбируется. Можно предположить, что абсорбция анионных соединений

шестивалентного хрома аналогична абсорбции любых анионов. Важным фактором преимущественной абсорбции Сг (VI) над Сг (III) является более высокая растворимость шестивалентного хрома при физиологических значениях рН [26]. Соединения Сг вызывают местное раздражение кожи и слизистых, приводящее к их изъязвлению. Общетоксическое действие сказывается в поражении печени, почек, желудочно-кишечного тракта, сердечнососудистой системы. Независимо от пути попадания соединений хрома в организм в первую очередь поражаются почки. И Сг (III) и Сг (VI) изменяют активность ферментов и угнетают тканевое дыхание [34].

1.2 Общая характеристика методов биологического мониторинга металлов в окружающей среде

Биотестирование и биоиндикация являются основными элементами биологического мониторинга состояния окружающей среды. Возможен мониторинг, как состояния биологических объектов, так и компонентов окружающей среды (рис. 1.1) [35].

Биоиндикация - это индикация абиотических и биотических факторов биогеоценоза с помощью биологических систем качества наземных экосистем [36]. Биоиндикация возможна по различным видам и сообществам растений и животных. Для гидробиологического анализа качества вод могут быть использованы практически все группы организмов, населяющие водоемы: планктонные и бентосные беспозвоночные с особой ролью простейших, водоросли, макрофиты, бактерии и грибы. Каждая из них, выступая в роли биологического индикатора, имеет свои преимущества и недостатки, которые и определяют границы ее использования при решении задач биоиндикации [37]. Биологические индикаторы обладают признаками, свойственными системе или процессу, на основании которых производится качественная или количественная оценка тенденций изменений, определение или оценочная классификация состояния экологических систем, процессов и явлений. В настоящее время можно считать общепринятым, что основным

индикатором устойчивого развития в конечном итоге является качество среды обитания [38].

Рисунок 1.1- Биологические методы и индексы, применяемые в мониторинге экосистемы (тонировкой выделены приемы биотестирования, используемые в мониторинге)

Биотестирование - метод исследования, при котором о качестве среды и факторах, действующих на состояние окружающей среды, судят по выживаемости и/или продуктивности, физиолого-биохимическим или поведенческим показателям специально помещенных в эту среду организмов -тест-объектов (рис. 1.2) [36].

Методы биотестирования по определению токсичности сточных и природных пресных и морских вод, донных отложений, отработанных буровых растворов загрязняющих веществ применяются наряду с физико-химическими методами при установлении нормативных требований к

качеству вод, проведении экологического контроля, за соблюдением нормативов допустимых сбросов химических веществ в водные объекты и нормативов допустимых воздействий хозяйственной и иной деятельности на водные объекты; осуществлении государственного экологического мониторинга водных объектов, прежде всего, в районах расположения источников антропогенного воздействия; проведении оценки состояния водных экосистем [39].

Рисунок 1.2 - Схема методов биотестирования водных объектов

Хотя указанные методы очень близки по конечной цели исследований, надо помнить, что биотестирование осуществляется на уровне молекулы, клетки или организма и характеризует возможные последствия загрязнения окружающей среды для биоты, а «биоиндикация» - на уровне организма, популяции и сообщества и характеризует, как правило, результат загрязнения. Живые объекты - открытые системы, через которые идет поток энергии и круговорот веществ. Все они в той или иной мере пригодны для целей биомониторинга [38].

1.2.1 Тесты, используемые для определения токсичности сточных

вод

Для определения в водной среде токсичных агентов по показателям биологических реакций живых организмов используют метод биологических тестов, т.е. опыт, в ходе которого изучают реакцию «чистой культуры» какого-либо вида гидробионтов (объекта) на добавление токсиканта по изменениям какого-либо характерного, точно измеряемого показателя, который интегрально отражает нарушения важных жизненных функций. Такими показателями могут служить выделение или поглощение кислорода, ассимиляция и поглощение углекислоты, уменьшение или повышение интенсивности биологического свечения (люминесценция, флуоресценция, электромагнитное излучение), темп роста, плодовитость и другие проявления жизнедеятельности организма. Достоверное изменение этих показателей по сравнению с контрольным опытом (принимается за 100%) свидетельствует о токсичном действии вещества или указывает на присутствие его в окружающей среде, а также за глубину этого действия [40].

Биофизические тесты основаны на количественной оценке таких показателей, как биологическое свечение и электрическая активность органов и тканей [41].

Для контроля состояния важнейших функциональных систем организмов наибольшее распространение получили люминесцентные и флуориметрические методы [5]. Тест основан на измерении интенсивности биологического свечения некоторых бактерий. Биологическое свечение фотобактерий обусловлено взаимодействием двух ферментов: люциферина и люциферазы. Под действием токсических факторов свечение угасает, интенсивность его соответственно снижается и может быть замерена фотометрически.

Электрическую активность органов и тканей гидробионтов, а также ее изменения под влиянием токсикантов учитывают с помощью электродов -накладных и вводимых внутрь соответствующих органов [41].

Микробиологические тесты основаны на способности микроорганизмов усиленно расти (или прекращать рост) на средах, содержащих те или иные концентрации токсикантов. Перспективы микробиологического тестирования очень велики, поскольку микроорганизмы могут проявлять специфическую чувствительность к отдельным веществам сточных вод и могут быть качественными и количественными индикаторами их присутствия [42, 43].

Эколого-физиологические тесты связаны с определением выживаемости гидробионтов, интенсивности газообмена, сердечного ритма у дафний, моллюсков, рыб; темпа роста рыб.

Эти тесты могут быть дополнены эмбриологическими наблюдениями над развивающимися икрой и эмбрионами рыб, лягушек и водных беспозвоночных, в частности моллюсков, высокочувствительных к воздействию токсичных веществ [41].

Биохимические тесты включают оценку эффективности биохимических реакций, уровню ферментативной активности и накоплению определенных продуктов обмена [5]. Любой надежно измеримый биохимический показатель может иметь индикаторное значение, если его количественное значение закономерно изменяется при воздействии токсических агентов [41]. Это могут быть изменения содержания в организме определенных биохимических соединений (например, терпеноидов), показателей базовых биохимических процессов (например, концентрации хлорофилла у фотосинтезирующих растений) и структуры ДНК в результате биохимических реакций (например, при оксидантном стрессе) [5].

В настоящее время накоплен довольно значительный объем информации о применении биохимических и биологических методов для оценки экологического состояния, об изменении состава микробного сообщества и связанной с ним активности ферментов, сравнительной оценке их чувствительности [44, 45]. Показано существенное влияние высоких доз металлов на видовой состав и численность микробиоты [46, 47], ингибирование процессов минерализации и синтеза различных веществ в

почвах [48], подавление дыхания почвенных микроорганизмов, выявление микробостатического эффекта [49]. Большинство тяжелых металлов в повышенных концентрациях ингибирует активность ферментов: каталазы, инвертазы, амилазы и др. [47, 50]. Среди показателей биологической активности, таких как общая микробная численность (ОМЧ), дыхательная активность, ферментативная активность - наиболее стабильный показатель [51].

Контроль качества окружающей среды с использованием биологических объектов в последние десятилетия оформился как актуальное научно-прикладное направление. Например, известно, что исследование элементного состава почв не может дать необходимой информации о влиянии неблагоприятных факторов, связанных с хозяйственной деятельностью человека на почвы и произрастающую на них растительность. Только использование живых организмов: растений и микроорганизмов, а также показателей их активности, может дать необходимые оперативные данные о воздействии комплекса неблагоприятных факторов, которые включают в себя токсичные элементы, содержащиеся в почве [38].

1.2.2 Особенности использования микроорганизмов в качестве биоиндикаторов

Микроорганизмы - наиболее быстро реагирующие на изменение окружающей среды биоиндикаторы. Их развитие и активность находятся в прямой связи с составом органических и неорганических веществ в среде, так как микроорганизмы способны разрушать соединения естественного и антропогенного происхождений. На этом основаны принципы биоиндикации с использованием микроорганизмов. Необходимо иметь сведения о составе, количестве и функциональной активности последних.

Развитие бактериальных моделей для изучения токсикологических явлений, касающихся человека, невозможно без признания того, факта, что все биологические системы, от бактерий до человека, используют ДНК в

качестве генетического материала и имеют одинаковый молекулярный механизм синтеза и потребления жизненно важных биологических макромолекул. Микробиологические системы используются наиболее широко при исследованиях in vitro в области токсикологии.

Существует довольно существенная корреляция между мутагенной активностью в бактериях и канцерогенной активностью в экспериментах на животных и в эпидемиологических данных о человеке для многих классов химических веществ, предлагаемых для использования в быстрых и недорогих методах in vitro. Это позволяет более эффективно использовать ограниченные средства, отведенные для долгосрочных опытов на животных [26].

Ряд металлов (As, Be, Cd, Ni) с потенциальной или подтвержденной канцерогенной активностью in vivo оказались либо неактивными, либо непостоянно активными в бактериальном мутагенезе [52].

Только хромат-ион постоянно отмечается как мутаген для бактерий, один среди многих неорганических соединений.

Стали известными и новые улучшенные бактериальные тесты, оказавшиеся более успешными в некоторых случаях для определения токсичности иона металла; появляется надежда, что специальные тесты этого класса станут легкодоступными в будущем [53, 54].

Преимущества модели бактериальной клетки заключены в простоте и широчайшей информативности в генетическом и ферментативном аспектах, понимание которых может сильно облегчить исследование взаимодействий металл-ДНК и вызываемых металлом повреждений ДНК [26].

1.2.3 Механизм адаптации микроорганизмов к тяжелым металлам

Способность микроорганизмов адаптироваться к неблагоприятным условиям широко известна [55, 56]. Эта способность связана с тем, что микроорганизмы по-разному реагируют на неблагоприятные факторы,

например, присутствие токсикантов - тяжелых металлов в окружающей среде.

Основные механизмы резистентности микроорганизмов можно разделить на группы [57]:

1. Генетически обусловленная резистентность штаммов. Ряд микроорганизмов способны осуществлять активный транспорт тяжелых металлов внутрь клеток [58]. В случаях мутации возникают более толерантные к тяжелым металлам резистентные штаммы, т.е. для воздействия на которые необходима более высокая концентрация токсического вещества, чем для воздействия на родительские штаммы. Часто эта резистентность определяется образованием белковых или ферментативных систем в клетке, что обусловлено генетическими изменениями, связанными с хромосомами и внехромосомными элементами генетического аппарата - плазмидами и транспозонами. Плазмиды клеток микроорганизмов несут гены, которые определяют резистентность к различным тяжелым металлам. Иногда устойчивость обусловлена специфическим связыванием металла смежными остатками цистеина в молекуле металлотионинов, синтез которых может индуцироваться тяжелыми металлами либо стрессовыми факторами [19].

2. Осаждение ионов металлов в форме сульфидов и фосфатов. В результате деятельности сульфатвосстанавливающих бактерий из сточных вод осаждаются сульфиды кобальта, никеля, кадмия, железа, свинца, цинка и другие [59]. Осаждать сульфиды металлов способны не только облигатные сульфатредукторы, но и микроорганизмы, использующие менее окисленные соединения серы в дыхательной цепи, селекционированные штаммы бактерий рода Pseudomonas, обладающие способностью к сульфат-редукции. В результате их деятельности хорошо растворимые токсичные сульфаты восстанавливаются до практически нерастворимых, выпадающих в осадок форм.

3. Специфические, ферментативные окислительно-восстановительные превращения металлов. Так, например, хром можно извлекать из раствора

путем его восстановления Cr (VI) —► Cr (III), сопряженного с окислением органических субстратов, с помощью хромвосстанавливающих микроорганизмов родов Aeromonas, Escherichia, Pseudomonas., Enterobacter, Thiobaciilus и других микроорганизмов [60].

4. Некоторые ионы металлов иммобилизируются клеточной оболочкой или связываются слоем слизи, покрывающим клетку [60, 61, 62]. Сорбция клеточными стенками и накопление внутри клеток микроорганизмов (бактерий, мицелиальных грибов, дрожжей, водорослей) позволяет удалить из разбавленных растворов до 100% Pb, Hg, Си, Ni, Со, Mn, Cr, V; до 96-98% Аи и Ag и до 93% Se.

Накопление металлов клетками микроорганизмов носит двухфазный характер:

а) начальная фаза не зависит от энергетического состояния клетки и обусловлена сорбцией металлов компонентами клеточной стенки, среди которых особенно активны как сорбенты хитин и хитозан.

б) последующая, более медленная фаза - энергозависимое внутриклеточное накопление, происходящее с участием мембранных переносчиков ионов [60].

1.3 Биологическая очистка сточных вод и ингибирование деятельности микроорганизмов очистных сооружений

Биологическая очистка сточных вод основана на способности микроорганизмов метаболизировать органические и неорганические загрязнения в аэробных или анаэробных условиях, в результате чего происходит разложение исходных соединений с образованием более простых низкомолекулярных продуктов, используемых в качестве источников энергии и пластического материала в биосинтетических процессах [63].

Биологическим путем с участием микроорганизмов перерабатываются загрязнения, находящиеся в воде в растворенном, коллоидном и нерастворенном состоянии. Помимо органических веществ переработке

подвергаются некоторые неокисленные неорганические соединения, такие, как сероводород, аммиак, нитриты [64].

Основные процессы, протекающие в сооружениях биологической очистки сточных вод, заключаются в том, что активный ил адсорбирует вещества стока и одновременно начинается процесс окисления органических веществ. Адсорбированный субстрат гидролитически расщепляется под действием внеклеточных ферментов микроорганизмов активного ила.

Преимуществами биологического метода очистки являются возможность удалять из сточных вод разнообразные органические и минеральные соединения, в том числе токсичные, простота конструкции аппаратуры, относительно невысокая эксплуатационная стоимость. К недостаткам следует отнести высокие капитальные затраты, необходимость строгого соблюдения технологического режима очистки, токсичное действие на микроорганизмы некоторых органических и неорганических соединений, необходимость разбавления сточных вод в случае высокой концентрации примесей [65].

В широком наборе сооружений биологической очистки использованы, по существу, все известные метаболические особенности микроорганизмов. Имеются сооружения с ценозами (активный ил или биопленка), развивающимися в аэробных и анаэробных условиях, в условиях мезофильных и термофильных температур, с гетеротрофным и автотрофным типами питания, сочетающими симбиотические, метабиотические и антагонистические отношения [64].

В аэрационных сооружениях микробная масса пребывает во взвешенном в жидкости состоянии в виде отдельных хлопьев, представляющих собой зооглейные скопления микроорганизмов, простейших и более высокоорганизованных представителей фауны. Этот биоценоз организмов, развивающихся в аэробных условиях на органических загрязнениях, содержащихся в сточной воде, получил название активного ила [66].

Активный ил имеет ряд отличительных физико-химических особенностей. Как правило, хлопья ила легко взмучиваются и очень быстро оседают при спокойном стоянии жидкости; запах ила - землистый. Активный ил - это аморфный коллоид, имеющий в интервале рН=4-9 отрицательный заряд, причем 1 г сухого ила занимает поверхность, равную 100 м . Обычно размер хлопьев активного ила составляет 0,1-0,5 мм, но бывают случаи, когда размер хлопьев достигает 3 мм и более [64, 67, 68].

Биопленка - это различные микробные агрегаты, общим для которых является то, что микроорганизмы заключены в матрице из внеклеточных полимерных веществ (ВПВ), удерживающих микроорганизмы друг с другом и связывающих их на внешней поверхности носителя [69].

Микрофлора биопленки более устойчива к воздействию неблагоприятных факторов физической, химической и биологической природы по сравнению со свободно плавающими бактериями [70, 71].

В биоценозах активного ила и биопленки присутствуют представители разных систематических групп:

- бактерии, грибы, диатомовые, зеленые, сине-зеленые, эвгленовые микроводоросли, жгутиконосцы, саркодовые, инфузории,

первичнополостные и вторичнополостные черви, брюхоресничные черви, коловратки, тихоходки, паукообразные [69].

Бактериальный ценоз илов обычно представлен p.p. Pseudomonas, Bacterium, Bacillus, Sarcina, Micrococcus, Corenebacterium, Mycobacterium, Actinomyces, Nocardia. Также кроме гетеротрофных бактерий в активных илах всегда присутствуют автотрофные бактерии [64].

В биологических очистных сооружениях встречаются в основном плесневые многоклеточные грибы, такие как Fisarium, Nematosporangium и другие, но иногда развиваются грибы с одноклеточным мицелием (Мисог) и дрожжи. Присутствие грибов следует оценивать положительно в процессах очистки, поскольку, обладая гетеротрофным типом питания, многие из них относятся к активным минерализаторам [72].

Положительная роль наличия водорослей, основного агента очистки сточных вод в биологических прудах, в освобождении сточных вод от соединений азота и фосфора, вызывающих эвтрофикацию водоемов, обогащении окружающей среды кислородом [73, 74].

Простейшие в активном иле и биопленках представлены классами: жгутиковыми, саркодовыми, инфузориями. Функции простейших в активном иле многообразны: регулируют численность бактерий, потребляют патогенные микроорганизмы, фильтруют взвешенные вещества, способствуют рыхлению биопленки, выполняют функцию биоиндикаторов [75].

В условиях биологических очистных сооружений могут развиваться разнообразные многоклеточные животные организмы - коловратки, черви, водные клещи, личинки насекомых, которые наряду с микроорганизмами участвуют в деструкции загрязнений в природных водоемах и на очистных сооружениях.

Способность отдельных групп микрофауны развиваться при определенных условиях используется для проведения гидробиологического анализа. При микроскопировании активного ила или биопленки дается характеристика видового и количественного состава микроорганизмов, определяется их жизнеспособность. В сочетании с анализом технологических параметров и режимов это позволяет сделать вывод о работе сооружения [76].

1.3.1 Изменения в биоценозе активного ила под действием токсикантов

Реакция со стороны биоценоза активного ила на стрессовые воздействия чрезвычайно разнообразна и зависит от их интенсивности, повторяемости, а также от адаптационных и флокуляционных свойств активного ила [76].

Определение допустимого порога антропогенного воздействия и оценка состояния биоценоза ила - необходимое условие оперативного управления процессом очистки и обеспечения качества биологической

очистки иа условно оптимальном уровне. Относительно допустимой нагрузки по содержанию в сточных водах, например, токсикантов можно утверждать определенно лишь одно: «чем меньше, тем лучше». Чем меньше колебания в составе сточных вод, поступающих на очистку, тем лучше для обеспечения стабильного, эффективного процесса биологической очистки [77].

Неравные исходные функциональные возможности разных типов экосистемы активного ила, а также интенсивность и продолжительность токсического действия определяют неодинаковые формы реагирования и характер изменений при воздействии на ил токсикантов. Можно выделить три основные группы происходящих изменений:

1) структура и основные функциональные возможности биоценоза сохраняются или изменяются незначительно;

2) коренным образом меняется структура и функционирование экосистемы;

3) происходит полная деградация биоценоза:

а) с сохранением возможности самовосстановления,

б) с потерей способности к самовосстановлению после прекращения стрессирующего воздействия.

Главный признак существенных изменений в биоценозе активного ила под влиянием антропогенных стрессоров — нарушение продукционно-деструкционных процессов, которое возникает и развивается за счет снижения активности и разрушения звена флокулообразующих бактериальных популяций, сопровождается ухудшением седиментационных и флокуляционных свойств активного ила и снижением его прироста. Эти изменения сопровождаются ухудшением качества очистки.

Последовательная смена популяций при сукцессионной перестройке биоценоза активного ила представлена на рис. 1.3 [76].

I î

i_î

i_I

Рисунок 1.3 - Последовательная смена таксонов в формирующихся биоценозах (при численном преобладании усиливается индикаторная роль) 'Дальнейшее развитие биоценоза сопровождается накоплением видов, связанных с развитием, формированием хорошо флокулирующих хлопьев активного ила. Виды, указанные далее, последовательно включающиеся в биоценоз, непосредственно связаны с хлопьями, они опираются, прикрепляются, ползают по ним и питаются бактериями или простейшими, живущими в хлопьях. При появлении брюхоресничных инфузорий можно говорить об обеспечении биологической очистки, когда прозрачность надиловой воды составляет не менее 12-15 см.

1.3.2 Влияние тяжелых металлов на развитие микроорганизмов активного ила и биопленки

Активный ил в зависимости от электрохимического потенциала и ионного состава водной среды обладает способностью выдерживать колебания концентраций тяжелых металлов в течение нескольких часов. Это связано с

тем, что тяжелые металлы, адсорбируясь на поверхности зооглейных скоплений, не сразу проникают в клетку. Исследования показали, что при проникновении тяжелых металлов внутрь клетки в первые часы происходит практически 98% - й выброс этих веществ обратно в водную среду [78]. Накопление активным илом тяжелых металлов и ингибирование процессов биохимического окисления наблюдается через 4-20 ч, что зависит от присутствия катионов кальция, магния, анионов карбонатов и бикарбонатов, а также рН среды. Содержание металлов в сточных водах, поступающих на биологическую очистку, нормируется (табл. 1.2).

Таблица 1.2 - Допустимые концентрации металлов, поступающих на сооружения биологической очистки (по данным Госстроя России, 2001 г.)

Вещество Максимальные концентрации металлов, мг/дм3 Эффективность удаления, %

Железо Бе34" 5,0 65,0

Марганец Мп2+ 30,0 -

Медь Си2+ 0,5 65,0

Свинец РЬ2+ 0,1 40,0

Хром Сг3+ 2,5 65,0

Хром Сг6+ 0,1 50,0

Цинк Zn2+ 1,0 60,0

Олово 8п 10,0 -

Поэтому извлечение тяжелых металлов на локальных очистных сооружениях промышленных предприятий необходимо осуществлять с учетом разбавления в канализационных сетях до концентраций, указанных в рекомендациях. Однако следует иметь в виду, что часть тяжелых металлов образует комплексные соединения с органическими веществами, всегда

присутствующими в сточных водах, и те методы, которые используются контролирующими организациями, часто дают заниженные значения [3].

Бытовые и промышленные сточные воды являются одним из источников поступления тяжелых металлов в природные водоемы. Все промышленные примеси, присутствующие в сточных водах, в той или иной мере неблагоприятно воздействуют на нормальное функционирование и жизнеспособность активного ила. Особую проблему представляют токсичные (ядовитые) сточные воды, убивающие активный ил. Сточные воды содержат большое количество разнообразных токсикантов, из которых можно выделить два основных типа: ксенобиотики (органические токсины) и тяжелые металлы.

Тяжелые металлы извлекаются из сточных вод при биологической очистке путем их активной сорбции илом. Данные по содержанию тяжелых металлов в сточных водах, поступающих на очистные сооружения, приведены в таблице 1.3 [79].

Таблица 1.3 - Данные по содержанию некоторых тяжелых металлов в сточных водах

Показатель Сезон года ПДК

Зима Весна Лето Осень

Железо общее, мг/дм3 0,120±0,020 0,190±0, 010 0,350±0,010 0,270±0,010 0,100

Никель, мг/дм3 0,017±0,001 0,018±0,001 0,018±0,001 0,017±0,001 0,010

Хром, мг/дм3 0,08±0,001 0,09±0,002 0,09±0,001 0,08±0,001 0,070

Соединения тяжелых металлов отрицательно влияют на процесс самоочищения водной среды, вызывая угнетение жизнедеятельности аэробных микроорганизмов. Многие водные организмы (гидробионты) обладают способностью аккумулировать соединения тяжелых металлов. Концентрация таких соединений в водных организмах может быть в сотни и даже тысячи раз большей, чем в воде водоема [79]. Токсичное влияние ионов

тяжелых металлов на микроорганизмы «активного ила» в конечном итоге снижает эффективность биохимической очистки бытовых сточных вод. При этом происходит нарушение режима работы очистных сооружений.

В неочищенных сточных водах металлы представлены разнообразными химическими соединениями во взвешенной, коллоидной, растворенной и нерастворенной формах. Некоторые из солей тяжелых металлов, например, меди, цинка, трехвалентного хрома в щелочной среде выпадают в осадок. Другие, гидролизуясь, значительно подкисляют сточные воды. Как правило, тяжелые металлы и их соли действуют на активный ил как токсиканты, угнетая его окислительную способность. Они вызывают денатурацию ферментов активного ила, это ингибирует их активность и нарушает проницаемость мембран у организмов ила, что приводит к его гибели.

Степень удаления тяжелых металлов в процессе биологической очистки на очистных сооружениях зависит от природы металла, его начальной концентрации в неочищенных сточных водах, дозы ила, времени контакта сточных вод с илом и эффективности сорбции соединений металлов, в которой активно участвует все тот же полисахаридный гель активного ила.

Таким образом, для предотвращения неудовлетворительной работы очистных сооружений и сохранения качества водоемов, принимающих сточные воды, требуется на первом этапе в лабораториях очистных сооружений выполнять необходимые анализы по оценке поступающих сточных вод. Результаты этих анализов служат оперативной информацией для обеспечения стабильного и удовлетворительного качества очистки в условиях непрерывно изменяющегося состава поступающих сточных вод [76].

Одной из представительных групп микробных процессов, являющихся индикаторами общего процесса очистки сточных вод и подвергающихся ингибированию металлами в их составе, являются превращения азота.

1.3.3 Общая характеристика процессов микробиологического удаления соединений азота

В сточных водах азот представлен в основном в виде органических -органические соединения, аминокислоты, белок тканей организмов, и минеральных - NH4+, NO2, NO3 компонентов. В связи с тем, что в составе сточных вод присутствуют различные соединения азота, для его удаления требуется осуществление трех последовательных биологических процессов: аммонификации, нитрификации и денитрификации [80].

1.3.3.1 Аммонификация

Первой стадией биотрансформации соединений азота на очистных сооружениях является минерализация органических азотсодержащих веществ в процессе аммонификации. При этом значительная часть (до 100 %) органического азота переводится в аммонийный [81].

Эффективность аммонификации зависит от температуры, pH, соотношения биогенных элементов, времени нахождения сточных вод в системе канализации. Оптимальными условиями для процесса аммонификации являются температура - 40-60 °С и pH в диапазоне от 6,5 до 8,5 [82, 83, 84].

Аммонифицирующие бактерии являются гетеротрофными организмами. В аэробных условиях в процессах окисления белков и продуктов их протеолиза принимают активное участие многочисленные виды бактерий, в том числе псевдомонады (Pseudomonas putida, P. putresfaciens и др.), бациллы (Bacillus subtilis, В. mycoides и др.,), Proteus vulgaris, Е. coli. В анаэробных условиях процессы разложения белков в сточных водах могут осуществлять клостридии, энтеробактерии, протей, водные мицелиальные грибы [85].

1.3.3.2 Нитрификация. Чувствительность нитрификаторов к неблагоприятным условиям среды

Процесс нитрификации в практике очистки сточных вод играет важную роль, так как является конечной стадией окислительных процессов, происходящих в аэротенках и биофильтрах. Кроме того, нитрификация лимитирует процесс очистки сточных вод, поскольку протекает медленно вследствие физиологических особенностей нитрифицирующих микроорганизмов, прежде всего, невысоких ростовых показателей и их требовательности к условиям среды [76, 79, 80].

Нитрификация - сложный многоступенчатый процесс, который осуществляется в результате жизнедеятельности нитрифицирующих бактерий. Нитрификаторы выделены в семейство Nitrobacteriaceae и разделены на две группы в зависимости от того, какую стадию процесса они осуществляют.

Первая стадия нитрификации, окисление солей аммония в нитриты, осуществляемая аммонийокисляющими бактериями (p.p. Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrosolobus и др.) протекает по уравнению [86] 55NH4+ + 5С02 + 7602 C5H702N + 54N02~ +52Н20 + 109Н+ (1.1)

Ферментом для первой реакции служит аммиакмонооксигеназа, фермент с очень низкой субстратной специфичностью, окисляющая также метан, оксид углерода, циклогексан, фенол, бензиловый спирт, однако со скоростью на порядки ниже.

Вторую фазу - окисление нитритов до нитратов, осуществляют нитритокисляющие бактерии, относящиеся к p.p. Nitrobacter, Nitrococcus и др. [74, 75, 76]. Стехиометрическое уравнение для второй стадии нитрификации можно представить следующим образом [86]:

400N02~ + 5СО? + NH/ + 19502 + 2Н20 -> C5H702N + 400N03" + Н+ (1.2)

Катализирует данный процесс фермент нитрат-оксидоредуктаза, локализованная в цитоплазматической мембране. Далее электроны передаются на цитохромы дыхательной цепи, в которой единственным пунктом транслокации протонов является цитохромоксидаза.

Общее суммарное уравнение нитрификации выглядит следующим образом [87]:

Ш4++ 1,8602 + 1,98НСОЗ"->0,02С5Н7Ш2 + 0,98Ж)З"+ 1,04Н20 + 1,88Н2С03 (1.3)

Процесс нитрификации осуществляется в результате деятельности нитрифицирующих бактерий, которые относятся к хемосинтезирующим автотрофам. Присутствие в среде органических соединений пагубно отражается на их развитии, поэтому нитрификация аммонийного азота начинается в аэротенках (и биофильтрах) только после практически полного окисления углеродсодержащих соединений, характеризуемых показателем Б ПК [88].

К факторам, определяющим протекание процесса нитрификации на действующих сооружениях биологической очистки, относятся:

• температура очищаемой воды;

• содержание водорастворимой легкоокисляемой органики в очищаемых сточных водах и эффективность ее окисления;

• степень аэробности в аэротенках, вторичных отстойниках;

• состав сточных вод, присутствие в них токсических веществ;

• величина нагрузки на активный ил, возраст ила и численность нитрифицирующих бактерий;

• период аэрации в аэротенке и процент регенерации активного ила.

Для удовлетворительной нитрификации необходимы низкие нагрузки на

активный ил и достаточный возраст ила (не менее 4-5 сут), компенсирующий потери нитрификаторов при удалении избыточного активного ила, так как нитрификаторы медленнее восстанавливают свою численность, чем гетеротрофные бактерии. Продолжительность нитрификации прямо пропорциональна численности нитрифицирующих бактерий. Поэтому избыточное удаление ила из системы, прежде всего, отрицательно повлияет на стадию образования нитритов, а поскольку данная стадия - основная для образования нитратов, то разрушается весь процесс нитрификации.

При нагрузках на ил 400-500 мг БПК5 на 1 г активного ила нитрификация не обеспечивается. При нагрузках 200-250 мг/г нитраты появляются, особенно летом. При низких нагрузках 100-150 мг/г большая часть азота переходит в нитраты [76].

Наличие окисленных форм азота в очищенной воде свидетельствует о нитрификации аммонийного азота, а увеличение содержания нитратов -о глубине и завершенности прошедшего процесса нитрификации. Присутствие аммиака и нитритов в очищенной воде говорит о недостаточной глубине окисления и нитрификации. На биологических очистных сооружениях, обеспечивающих глубокую нитрификацию, в очищенной воде весь азот представлен в основном в форме нитратов и его содержание составляет не менее 5-6 мг/дм3.

Нитрифицирующие микроорганизмы очень чувствительны к цианидам (0,65 мг/дм3), фенолу, анилину, окиси углерода, метану, цинку, меди, никелю, ртути, хрому. Практически все тяжелые металлы являются токсикантами, угнетающими нитрификаторов, в концентрациях превышающих 5 мг/дм3 [76, 86, 88, 89].

1.3.3.3 Денитрификация

При денитрификации происходит последовательное ферментативное восстановление нитратов до нитритов и далее, до какой-либо из газообразных форм азота [80]:

Ш3" -> N02" N0 Ы20 -> N2! (1.4)

Денитрификаторы обнаружены среди Р^еоЬас1ег1а, Пгт1сШе8 и Вааего1с1е1е5 [58]. К ним относятся анаэробные и факультативно аэробные бактерии [90].

Исследования биоценоза промышленных очистных сооружений [91, 92] показало, что денитрифицирующие бактерии представлены /?-протеобактериями р. Агоагст семейства Я1юс1осус1асеае, в то время как в

системах очистки коммунально-бытового - /?-протеобактериями семейств Comamonadaceae (p.Curvibacter) и Rhodocyclaceae (рр. Zoogloea, Azoarcus, Thauera ) [90].

Большинство денитрификаторов являются хемоорганотрофами, т.е. используют в качестве доноров электронов различные органические вещества: этанол, метанол, ацетат [93, 94], а в качестве конечного акцептора электронов -ионы нитратов и нитритов.

1.3.4 Биологические превращения хрома в процессе очистки хромсодержащих сточных вод

Хром можно извлекать из раствора путем его восстановления Cr (VI) —■» Cr (III), сопряженного с окислением органических субстратов, с помощью хромвосстанавливающих микроорганизмов рода Aeromonas, Escherichia, Pseudomonas, Enterobacter, Thiobacillus и других микроорганизмов. Практически для осаждения хрома из сточных вод применяют микробную ассоциацию, содержащуюся в активном иле канализационных отстойников. В составе ассоциации имеются факультативно анаэробные бактерии, восстанавливающие Pseudomonas dechromaticans, Ps. chromatophila, Aeromonas dechromaticans. Промышленные и бытовые воды, подлежащие дехромированию, часто сами служат источниками органических субстратов.

Хром в шестивалентной форме имеет наибольшее промышленное использование вследствие кислотных и окислительных свойств и способности образовывать интенсивное окрашивание и нерастворимые соли.

Ранее в России был разработан уникальный способ биологического восстановления хромосодержащих сточных вод микроорганизмами: Pseudomonas dechromaticans Rom с выделением в осадок образовавшейся гидроокиси хрома. Способ запатентован в США, Англии, Франции, Германии, Италии.

С целью исследования влияния высоких концентраций хрома на биохимическую очистку сточных вод и механизма удаления ионов хрома (VI)

с использованием сульфатредуцирующих бактерий донных отложений сульфатного пруда-накопителя, проводили в стеклянных реакторах, строго сохраняя анаэробные условия протекания процесса.

Характерной особенностью исследуемого биохимического процесса является существенная зависимость скорости снижения концентрации ионов хрома (VI) от их начального содержания в воде. Так, весьма быстро (в течение 3 часов) и полное извлечение хрома из воды наблюдается в опытах, когда его начальная концентрация не превышает 100 мг/дм . Однако при более высоких концентрациях хрома скорость его удаления существенно замедляется.

Известен способ биохимической очистки сточных вод от соединений Cr (VI) до Cr (III) с помощью штамма Bact. dechromaticans [95]. Этот способ наиболее известен и позволяет восстановить хроматы и биохроматы до гидроксида хрома в анаэробных условиях до 1 г хромата на 1 г сухого вещества за 3 суток.

Практически для осаждения хрома из сточных вод применяют микробную ассоциацию, содержащуюся в активном иле, в составе ассоциации имеются факультативно-анаэробные бактерии,

восстанавливающие хром (VI): Ps. aeromonas dechromaticans, Ps. chromatophila, Aeromonas dechromatica sp.nova.

Квасниковым E.M. и др. (1993) исследовано 650 штаммов 9 видов Pseudomonas. Штаммы, наиболее устойчивые к высоким концентрациям Cr (VI) (от 75 мг до 250 мг) транспортировали его в Cr (III) со скоростью 0,8-1,0 мг на 1 г бактериальной биомассы. Наиболее активные штаммы были обнаружены в сточных водах и иле очистных сооружений промышленных предприятий. Их не удалось выявить в пробах почвы и воды, незагрязненных соединениями хрома [1].

Анаэробная бактерия Pseudomonas chromatophyla восстанавливает Сг6+ в составе минерала крокоита РЬСЮ4 до трехвалентного [96]. Из среды обогащенной К2Сг207 донных осадков р. Гудзон выделен штамм Pseudomonas ßuorescens УВ 300, который восстанавливает Сг6+ до Сг3+ при росте в

анаэробных условиях на средах с различными источниками углерода [97]. Отобраны штаммы флуоресцирующих бактерий, активно осуществляющих процесс восстановлении хрома. Они были выделены из сточных вод, илов, донных отложений водоемов и обладали способностью восстанавливать Сг6+ со скоростью 0,8 - 1,0 мг/г на 1 г бактериальной массы.

На основании имеющихся литературных данных способы очистки сточных вод от Cr (VI) при помощи микробиологического метода являются перспективными, простыми и дешевыми, так как в качестве питательной среды для микроорганизмов используется бытовая сточная вода (бесплатный питательный субстрат), обычное, химически незащищенное оборудование, уменьшение объемов осадка в 60 раз по сравнению с осадками при химическом обезвреживании [60].

1.4 Постановка цели и задач диссертационных исследований

С учетом вышеизложенного цель диссертационных исследований

состояла в получении новых экспериментальных данных по биотестированию водных сред и оценке процессов биоиндикации сточных вод, содержащих ионы никеля (II) и хрома (VI), с характеристикой микробного сообщества активного ила и биопленки в системах биологической очистки металлсодержащих сточных вод промышленных предприятий.

Для достижения поставленной цели необходимо было решить следующие задачи:

• 2+

• оценить токсическое воздействие ионов Ni и Сг на биотест-объекты Paramecium caudatum, Daphnia magna и Ceriodaphnia affinis;

• исследовать влияние различных концентраций ионов никеля (II) и хрома (VI) индивидуально, а также в условиях их совместного присутствия в среде на окислительно-восстановительные процессы микробиоценоза активного ила;

• по результатам микроскопического контроля оценить биоразнообразие микрофлоры биопленки методом биоиндикации в процессе очистки сточных вод;

• охарактеризовать распределение микроорганизмов биопленки, участвующих в процессах биотрансформации соединений азота в процессе биофильтрации, с их идентификацией методом флуоресцентной in situ гибридизации (FISH);

• на основании данных биологического контроля процесса очистки сточных вод выработать рекомендации по проведению процесса биообезвреживания металлсодержащих стоков промышленных предприятий;

• провести эколого-экономическую оценку вклада биологических очистных сооружений в снижение загрязнения окружающей среды химически загрязненными сточными водами.

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Халилова, Альбина Айратовна

Заключение

Исходя из результатов проведенных исследований, можно сделать следующие выводы:

1. Выявлено, что в системах биотестирования модельных растворов металлов ионы никеля (И) проявляли большую токсичность для исследованных биотест-объектов, чем ионы хрома (VI).

2. По результатам оценки дегидрогеназной активности микроорганизмов активного ила очистных сооружений сточных вод выявлено, что хром оказывал более выраженное токсическое действие, чем никель при концентрации токсиканта в среде до 1 мг/дм3.

3. Экспериментально показано, что совместное присутствие в среде ионов Ni (II) и Cr (VI) обусловило более значительное ингибирование микробных окислительно-восстановительных ферментов (дегидрогеназ), чем присутствие ионов Ni (II) и Cr (VI) в индивидуальных растворах в диапазоне исследованных концентраций от 1 до 8 мг/дм .

4. По результатам качественного и количественного анализа индикаторных организмов биопленки двух промышленных биофильтров в каскаде оценено лимитирование по органическим веществам процесса биологической очистки сточных вод. Отмечено, что второй биофильтр в каскаде обнаружил низкую эффективность очистки сточных вод и выполнял роль дополнительной ступени очистки в случае возрастания нагрузки по органическим веществам с поступающей сточной водой.

5. С использованием метода флуоресцентной in situ гибридизации в составе образцов биопленки из промышленных биофильтров идентифицированы группы микроорганизмов, принимающие участие в процессах трансформации органических веществ, а также соединений азота в аэробных и анаэробных условиях. Отмечено доминирование нитрифицирующих, нитритокисляющих автотрофных бактерий, а также гетеротрофов-денитрификаторов.

6. Рекомендовано проведение промышленного процесса биофильтрации с оптимальной концентрацией органических веществ в сточной воде по ХПК

3 2+ от 150 до 350 мг02/дм . Выявлено, что в указанном диапазоне ХПК ионы Ni в концентрации до 1 мг/дм не оказывают негативного воздействия на микрофлору и микрофауну биопленки, что связано с отсутствием лимитирования микроорганизмов биопленки по органическому субстрату, их удовлетворительным развитием и успешной адаптацией к присутствию токсикантов.

Список использованных сокращений

ПДК - предельно-допустимая концентрация ДАИ - дегидрогеназная активность ила АСБ - абсолютно сухая биомасса ХПК - химическое потребление кислорода БПК - биологическое потребление кислорода

FISH - флуоресцентная in situ гибридизация (Fluorescence in situ Hybridization)

DAPI - 4',6' - диамидино-2-фенилиндолдигидрохлорид ОАО «КОМЗ» - Открытое акционерное общество «Казанский оптико-механический завод»

Список литературы диссертационного исследования кандидат технических наук Халилова, Альбина Айратовна, 2013 год

Список использованных источников

1. Биологическая очистка хромсодержащих промышленных сточных вод / Под ред. Квасникова К.И., Серпокрылова Н.С. - Киев: Наук, думка, 1990. - 112 с.

2. Мур, Дж.В. Тяжелые металлы в природных водах / Дж.В. Мур, С. Рамамурти. - М.: Мир, 1987. - 286 с.

3. Никаноров, A.M. Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах / A.M. Никаноров, A.B. Жулидов. - СПб.: Гидрометиоиздат, 1991. - 312 с.

4. Будников, Т.К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге водных систем / Г.К. Будников // Соросовский образовательный журнал. -1998. - №5. - с 23-29.

5. Биологический контроль окружающей среды: Биоиндикация и биотестирование: учеб. пособие. / Под ред. Мелеховой О.П. - 2-е изд., испр. -М.: Академия, 2008. - 288 с.

6. ГОСТ 17.1.3.07-82 Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водотоков. - М., 1983. - 8 с

7. ГОСТ 17.1.2.04-77. Охрана природы. Гидросфера. Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных объектов. - М.: 1978. -12 с.

8. Временные методические указания по комплексной оценке качества поверхностных вод по гидрохимическим показателям. Указание Госкомгидромета №250-1163. - М., 1986. - 5 с.

9. Агрохимия / Под ред Б.А. Ягодина. - 2-е изд., перераб. и доп. -М.: Агропромиздат, 1989. -639 с.

10. Ведерников, К.Е. Динамика содержания тяжелых металлов в ассмиляционном препарате древесных растений в условиях техногенной среды / К.Е. Ведерников, И.Л. Бухарина, М.А. Шумилова // Химическая физика и мезоскопия. - Том 11, №4. - с. 483 -489.

11. Duruibe, J. О. Heavy metal pollution and human biotoxic effects/ J. O. Duruibe, M.O. C.Ogwuegbu, J.N. Egwurugwu // International Journal of Physical Sciences.- 2007. - Vol. 2, № 5. - p. 112-118.

12. Справочник по гидрохимии [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http.V/biology.krc.karelia.ru/misc/hydro

13. Общественный экологический Internet-npoeKT EcoLife. Методические материалы [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.eclife.ru/data/tdata/td2-19.php

14. Aydinalp, С. Distribution and Forms of Heavy Metals in Some Agricultural Soils / C. Aydinalp, S.Marinova // Polish Journal of Environmental Studies. - 2003. - Vol. 12, No. 5 - p. 629-633.

15. Майстренко, B.H. Эколого-аналитический мониторинг супертоксикантов // B.H. Майстренко, Р.З. Хамитов, Г.К. Будников -М: Химия, 1996. -319 с.

16. Кисличенко, B.C. Минеральные вещества в организме человека и в растениях / B.C. Кисличенко // Патологии и профзаболевания.-1999.-№ 11.

17. Rosenfeld, I. Selenium: Geobotany, biochemistry, toxicity and nutrition /1. Rosenfeld, O.A. Beath - N. Y., L.: Acad, press., 1964. - 411 p.

18. Pikard, H. Utilisation terapeutique des oligoelements / H. Pikard -P.: Libr. Malaine, 1965.- 176 p.

19. Илялетдинов, A.H. Микробиология превращения металлов / A.H. Илялетдинов. - А-Ата.: Наука, 1982. - 268 с.

20. Куценко, С.А.. Экологические проблемы функционирования городских станций биохимической очистки канализационных стоков / С.А. Куценко, Ж.В. Хрулева // Научно-техническая Интернет конференция «Промышленная экология». [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.ecology.gu-unpk.ru/index.php/konferentsiya-2010/43-ochistka-stochnykh-vod

21. Помогайло, А. Д. Катализ гетерогенизированными металлополимерными комплексами: достижения и перспективы / А.Д. Помогайло // Кинетика и катализ. - 2004. - том 45, №1. - с. 67-114.

22. Eichhorn, G.L. In Ecological Toxicity Research / G.L. Eichhorn. -N. Y.: PlenumPress, 1974. - p. 123.

23. Роль никеля в жизни общества. [Электронный ресурс]. -Режим доступа: www.nornik.ru/_upload/editor_files/file 1316.pdf

24. Пермяков, Е.А. Металлсвязывающие белки: Структура, свойства, функции / Е.А. Пермяков. - М.: Научный мир, 2012. - 544с.

25. Федонкин, М.А. Роль водорода и металлов в становлении и эволюции метаболических систем / М.А. Федонкин. - М.: Либроком, 2008. -437 с.

26. Зигель, X. Некоторые вопросы токсичности тяжелых металлов / X. Зигель. - М.: Мир, 1993.-368 с.

27. Nieboer, Е. Chromium in the Natural and Human Environments / E. Nieboer, S. L. Shaw // Advences in Environmental Science and Technology. -1988.-p. 571.

28. Большая советская энциклопедия: в 30-ти т. / под ред. А. М. Прохорова. - 3-е изд. - М.: Советская энциклопедия, 1978. - 615 с. - т. 28

29. Букреева, Н.Е. Действие ванадия, титана и хрома на нитрифицирующую и аммонифицирующую способность почвы / Н.Е. Букреева // Науч. тр. Свердл. пед. ин-та. - 1972. - с. 31.

30. Бессонова, В.П. Хром в окружающей среде / В.П. Бессонова, О.Е. Иванченко // Питания бюшдикацп та екологп. - 2011. - Вип. 16, № 1. -с. 13-29.

31. Выделение и исследование культуры микроорганизмов, способной восстанавливать ионы хрома (VI) [Электронный ресурс]. -Режим доступа: http://tt.pstu.ru/mnp 10/mnp 10/s7/korshunova.htm

32. Грушко, Я.М. Вредные неорганические соединения в промышленных сточных водах / Я.М. Грушко - Л.: Химия, 1979. - 161 с.

33. Coleman, R. Accumulation of hexavalent chromium by selected bacteria / R. Coleman, I. Raran // Environ. Technol. Sell. - 1983. - Vol. 4, № 4. -p. 149- 156.

34. Вредные вещества в промышленности. Справочник для химиков, инженеров и врачей: в 3-х т. / Под ред. Н. В. Лазарева, И. Д. Гадаскиной. -изд. 7-е, пер. и доп. - Л.: Химия, 1977. - 608 с. - т.З.

35. Филенко, О.Ф. Биологические методы в контроле качества окружающей среды /О.Ф. Филенко // Экологические системы и приборы. -2007.-№6.-с. 18-20.

36. Кузнецов, А.Е. Научные основы экобиотехнологии: учеб. пособие: в 2 т. / А.Е. Кузнецов, Н.Б. Градова. - М.: БИНОМ. Лаборатория знаний, 2010. - 629 с. - т.2.

37. Биотестовый анализ - интегральные метод оценки качества окружающей среды: учебно-методическое пособие / под ред. В.И. Гриневича. - Иваново: ГОУ ВПО Иван. гос. хим.-технол. ун-т, 2007. - 112 с.

38. Hemida, S.K. Microbial populations and enzyme activity in soil treated with heavy metals / S.K. Hemida, S.A. Omar, A.Y. Abdel-Mallek // Water, Air and Soil Pollution. - 1997. - V. 95, N 1-4. - p. 13-22.

39. Временное методическое руководство по нормированию уровней содержания химических веществ в донных отложениях поверхностных водных объектов (на примере нефти). - М.: РЭФИА, НИА - Природа, 2002.

40. Брагинский Л.П. Методы анализа природных и сточных вод / Л.П. Брагинский. - М.: Наука, 1977. - 363 с.

41. Неверова, O.A. Опыт использования биоиндикаторов в оценке загрязнения окружающей среды / O.A. Неверова, Н.И. Еремеева // Экология. Серия аналитических обзоров мировой литературы. - 2006. - т. 80. - 87 с.

42. Александрова, А.П. Методики определения токсического влияния промышленных сточных вод и их отдельных компонентов на микроорганизмы, ведущие биохимическую очистку / А.П. Александрова,

A.B. Каныгина // Методики биологических исследований по водной токсикологии. - М.: Наука, 1971.-е. 61-69.

43. Кривицкая, J1.C. Ускоренная методика определения токсичности промышленных сточных вод или отдельных компонентов, направляемых на биологическую очистку / JI.C. Кривицкая, Т.М. Савранская // Методики биологических исследований по водной токсикологии. - М.: Наука, 1971. - с. 71-73.

44. Галиулин, Р.В. Анализ активности ферментов почв и речных донных отложений как способ диагностики хронического и аварийного загрязнения экосистем тяжелыми металлами / Р.В. Галиулин, P.A. Галиулина // Агрохимия. - 2010, №5. - с. 72-77.

45. Van Straalen, N.M. Bioindicator Systems for Soil Pollution / N.M. Van Straalen, D.A Krivolutsky.. - Springer, 1996. - 272 p.

46. Левин, C.B. Тяжелые металлы как фактор антропогенного воздействия на почвенную микробиоту /C.B. Левин // Микроорганизмы и охрана почв. - М.: МГУ, 1989. - с. 5 - 46.

47. Стефурак, В.П. Влияние техногенного загрязнения на численность и состав микробных сообществ почв / В.П. Стефурак. - Киев: Наукова думка, 1982. - с. 230-231.

48. Евдокимова, Г.А. Биологическая активность почв в условиях аэротехногенного загрязнения на Крайнем Севере / Г.А. Евдокимова, Е.Е. Кислых, Н.П. Мозгова. - Л.: Наука, 1984. - 120 с.

49. Скворцова, И.Н. Зависимость некоторых показателей биологической активности почв от уровня концентрации тяжелых металлов / И.Н. Скворцова, С.К. Ли, И.П. Ворожейкина // Тяжелые металлы в окружающей среде. - М.: 1980. - 121 с.

50. Григорян К.В. Влияние загрязненных оросительных вод на биологическую активность почвы / К.В. Григорян. - Минск, 1997. - 259 с.

51. Методы почвенной микробиологии и биохимии / ред. Д.Г. Звягинцева-М.: МГУ, 1991.-304 с.

52. Гарипова, Р.Ф. Цитогенетический анализ в мониторинге почв при техногенном загрязнении микроэлементами / Р.Ф. Гарипова, А.Ж. Калиев // Вестник ОГУ. - 2009. - №4. - 94-97 с.

53. Zakour, R.A. Metal-induced mutagenesis in the lacl gene of Escherichia coli / R.A Zakour, B.W. Glickman // Mutat Res. - 1984. -126(1). -p. 9-18.

54. Rossman, T.G. The genetic toxicology of metal compounds: I. Induction of lambda prophage in E coli WP2s(lambda) / T.G. Rossman, M. Molina, L.W. Meyer //Environ Mutagen. - 1984. - 6(1). - p. 59-69.

55. Жизнь микробов в экстремальных условиях / Под ред. Д. Кашнера. - М.: Мир, 1981.- 520 с.

56. Николаев, Ю.А. Внеклеточные факторы адаптации бактерий к неблагоприятным условиям среды / Ю.А. Николаев // Прикладная биохимия и микробиология. - 2004. - том 40, № 4. - с. 387-397.

57. Зыкова И.В. Обезвреживание избыточных активных илов и осадков сточных вод от тяжелых металлов: Автореферат дис. д. хим. наук. -СПб, 2008.-32 с.

58. Эрлих X. Жизнь микробов в экстремальных условиях / X. Эрлих.-М.: Мир, 1981.-469 с.

59. Зайнуллин, Х.Н. Применение сульфатвосстанавливающих бактерий для биохимической очистки сточных вод машиностроительных предприятий / Х.Н. Зайнуллин, Г.Ф. Смирнова // Химия и технология воды.-1980.-т.2,№3.-с. 272-275.

60. Буракаева А.Д. Роль микроорганизмов в очистке сточных вод от тяжёлых металлов: метод. Пособие / А.Д. Буракаева. - Оренбург: Оренбургский гос. ун-т, 1999. - 53 с.

61. Onga, S. Adsorption and toxicity of heavy metals on activated Sludge / S. Onga, E. Toorisakaa, M. Hirataa, T. Hanoa // ScienceAsia. - 2010. - №36. -p. 204-209.

62. Henriques, I.D.S. The role of extracellular polymeric substances in the toxicity response of activated sludge bacteria to chemical toxins / I.D.S. Henriques, N.G. Love // Water Res. - vol. 41, № 18.- p. 4177-4185.

63. Лещинская, И.Б. Микробная биотехнология / И.Б. Лещинская. -Казань: Унипресс: ДАС, 2000. - 368 с.

64. Карюхина, Т. А. Химия воды и микробиология / Т. А. Карюхина, И. Н. Чурбанова. - М.: Стройиздат, 1983. - 168 с.

65. Роев, Г.А. Очистные сооружения газонефтеперекачивающих станций и нефтебаз / Г.А. Роев. - М.: Недра, 1981. - 240 с.

66. Яковлев, С.В. Водоотведение и очистка сточных вод / С.В. Яковлев, Ю.В. Воронов. - М.: АСВ, 2002. - 704 с.

67. Чурбанова, И.Н. Микробиология / И.Н. Чурбанова. - М.: Высшая школа, 1987.-239 с.

68. Евстратов, В.Н. Сооружения биологической очистки сточных вод и обезвреживание осадков: пособие / В.Н. Евстратов, В.Д. Семенюк, А.Д. Терещук. - М: Химия, 1982. - 82 с.

69. Сироткин, А.С. Агрегация микроорганизмов: флоккулы, биопленки, микробные гранулы / А.С. Сироткин, Г.И. Шагинурова, К.Г. Ипполитов. - Казань: КГТУ, 2006. - 176 с.

70. Watnick, P. Biofilm, city of microbes / P. Watnick, R. Kolter // Bacteriol. - 2000. - Vol. 182. - p. 2675 - 2679.

71. Costerton, J.W. Bacterial biofilms: a common cause of persistent infections / J.W. Costerton, P.S. Stewart, E.P. Greenberg // Science. - 1999. - Vol. 284.-p. 1318-1322.

72. Голубовская, Э.К. Биологические основы очистки воды / Э.К. Голубовская. - М.: Высш. школа, 1978. - 271 с.

73. Доливо-Добровольский, Л. Б. Химия и микробиология воды / Л. Б. Доливо-Добровольский, Л. А. Кульский, В. Ф. Накорчевская. - Киев: Вища школа, 1971. - 306 с.

74. Победимский, Д.Г. Экологическая биотехнология / Д.Г. Победимский, Ф.Ю. Ахмадуллина, С.А. Александровский. - Казань: Казан. Хим.- технол. ин.-т, 1992. - 76 с.

75. Таубе, П.Р. Химия и микробиология воды / П.Р. Таубе, А.Г. Баранова. - М.: Высшая школа, 1983. - 280 с.

76. Жмур, Н.С. Технологические и биохимические процессы очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками / Н.С. Жмур. - М.: Акварос, 2003.-512 с.

77. Проскуряков, В. А. Очистка сточных вод в химической промышленности / В.А. Проскуряков, Л.И. Шмидт. - Л.: Химия, 1977. -464 с.

78. Комментарий к водному кодексу Российской федерациию - М.: Юридический дом Юрисцинформ, 1992. - 336 с.

79. Кузнецов, А.Е. Научные основы биотехнологии / А.Е. Кузнецов, Н.Б. Градова. - М.: Мир, 2006. - 504 с.

80. Семенова, Е.Н. Процессы биотрансформации азота в технологиях очистки сточных вод / Е.Н. Семенова, А.С. Сироткин // Вестник Казанского государственного технологического университета. - 2008. - №1 - С. 42-51.

81. Kadlec, R.H. Treatment wetlands / R.H. Kadlec, R.L. Knight. -Florida, 1996.-893 p.

82. Vymazal, J. Removal of nutrients in various types of constructed wetlands. Algae and element cycling in wetlands / J. Vymazal // Science of the Total Environment. - Chelsea, Michigan: Lewis Publishers. - 1995. - 698 p.

83. Reddy, K.R. Biogeochemical indicators to evaluate pollution removal efficiency in constructed wetlands / K.R. Reddy, E.M. D'Angelo // Water Science and Technology - 1997,-Vol. 35. - №. 5.-p. 1-10.

84. Tanner, C.C. Nitrogen processing gradients in subsurface-flow treatment wetlands / C.C. Tanner, R.H. Kadlec, M.M. Gibbs, J.P.S. Sukias, L.M. Nguyen // Ecological Engineering. - 2002. -Vol. 18. -p. 499-520.

85. Терентьев, В.И. Биотехнология очистки воды. В 2-х ч. / В.И. Терентьев, Н.М. Павловец. - СПб.: Гуманистика, 2003. - 272 с. - ч. 1.

86. Емцев, В.Т. Микробиология / В.Т. Емцев, Е.Н. Мишустин. - М.: Дрофа, 2005. - 445 с.

87. Хенце М. Очистка сточных вод / М. Хенце. - М.: Мир, 2004. -

480 с.

88. Алексеев, JI. С. Контроль качества воды / Л. С. Алексеев. -М.:ИНФРА.-2004. - 154 с.

89. Гусев, М.В. Микробиология / М.В. Гусев, Л.А. Минеева. - М.: Академия, 2006. - 464 с.

90. Nielsen, Р.Н. FISH Handbook for Biological Wastewater Treatment. Identification and quantification of microorganisms in activated sludge and biofilms by FISH / P.H. Nielsen, H. Daims, H. Lemmer. - London: IWA Publishing, 2009. - 123 p.

91. Juretschko, S. / S. Juretschko, A. Loy, A. Lehner, M. Wagner // Systematic and Applied Microbiology. - 2002. - Vol. 25. - №. 1. - p. 84-99.

92. Wagner, M. Bacterial community composition and function in sewage treatment systems / M. Wagner, A. Loy // Current Opinion Biotechnology. - 2002. -Vol. 13.-p. 218-227.

93. Akunna, J.C. Nitrate and nitrite reductions with anaerobic sludge using various carbon sources: glucose, glycerol, acetic acid, lactic acid and methanol / J.C. Akunna, C. Bizeau, R. Moletta // Water Research. - 1993. - № 27. -p. 1303-1312.

94. Tam, N.F.Y. Effect of exogenous carbon sources on removal of inorganic nutrients by the nitrification denitrification process / N.F.Y. Tam, Y.S. Wong, G. Leung // Water Research. - 1992. - №. 26. - p. 1229-1236.

95. Сидоренко, О.Д. Микробиология: учебник для студентов / О.Д. Сидоренко, Е.Г. Борисенко, А.А. Ванькова, Л.И. Войно. - М.: ИНФРА-М, 2005.- 287 с.

96. Рода, И.Г. Биохимия и очистка хромсодержащих сточных вод // Химия и технология воды / И.Г. Рода, Г.Ф. Смирнова. - 1989. - т.11,№ 2, -с. 169- 172.

97. Рыльский, А.Ф. Восстановление шестивалентного хрома термофильными микроорганизмами: Авторефер. дис. канд. биол. наук. -Киев, 1986. - 39 с.

98. Рахлеева, A.A. Методика определения токсичности отходов, почв, осадков сточных, поверхностных и грунтовых вод методом биотестирования с использованием равноресничных инфузорий Paramecium caudatum Ehrenberg. ФР. 1.39.2006.02506 / A.A. Рахлеева, В.А. Терехова. - М.: МГУ, 2006. - 30 с.

99. Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов. - М.: РЭФИА, НИА-Природа, 2002. - 118с.

100. Huber, S.G. Einflüß der Prozeßführung auf Menge und Zusammensetzung von Protein und Polysacchariden im Ablauf von Sequencing-Batch Reactoren / S.G. Huber // Berichte aus Wassergüte und Abfallwirtschaft. -Techn. Univer. München. - 1999. - No. 159. - 129p.

101. Кирилина, T.B. Биоконверсия соединений азота и фосфора в процессе биофильтрации сточных вод и их доочистки погруженными макрофитами: дис. канд. техн. наук. - Казань, 2011. - 126 с.

102. Роговская, Ц.И. Рекомендации по методам производства анализов на сооружениях биохимической очистки промышленных сточных вод / Ц.И. Роговская, JI.M. Костина-М.: Стройиздат, 1970. - 102 с.

103. ПНД Ф 14.1.1-95. Количественный химический анализ вод: методика выполнения измерений массовой концентрации ионов аммония в очищенных сточных водах фотометрическим методом с реактивом Несслера / ГУАК Минприроды РФ. - М., 1995. - 13с.

104. ПНД Ф 14.1:2.3-95. Количественный химический анализ вод: методика выполнения измерений массовой концентрации нитрит-ионов в

природных и сточных водах фотометрическим методом с реактивом Грисса / ГУАК Минприроды РФ. - М., 1995. - Юс.

105. ПНД Ф 14.1:2.4-95. Количественный химический анализ вод: методика выполнения измерений массовой концентрации нитрат-ионов в природных и сточных водах фотометрическим методом с салициловой кислотой / ГУАК Минприроды РФ. - М., 1995. - Юс.

106. Кутикова JI.A. Фауна аэротенков (Атлас) / JI.A. Кутикова. - JL: Наука, 1984.-264 с.

107. Pernthaler, J. Fluorescence in situ hubridization. Method in microbiology: marine microbiology / J. Pernthaler, F.O. Glöckner, W. Schönhuber, R. Amann. - London, 2002. - 127 p.

108. Standard fixation of samples for FISH [Электронный ресурс]. -Режим доступа: http://www.environmental-microbiology.de/pdf_files/Fixation_for_fish_2march2013 .pdf

109. Standard protocol for FISH [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.microbial-systems-ecology.de/pdf files/StandardFISH 17aug2012.pdf

110. Семенова E.H. Микробная трансформация соединений азота в процессе биофильтрации сточных вод: дис. канд. техн. наук. - Казань, 2008. -136 с.

111. Нетрусов, А.И. Практикум по микробиологии: учеб. пособие для студ. высш. учеб. Заведений / А.И. Нетрусов, М.А. Егорова, JIM. Захарчук. -М.: Академия, 2005. - 608 с.

112. Wagner, М. Microbial community composition and function in wastewater treatment plants / M. Wagner, A. Loy, R. Nogueira, U. Purkhold, N. Lee, H. Daims // Antonie van Leeuwenhoek. - 2002. - №81. - p.665 - 680.

113. Probebase an online resource for rRNA-targeted oligonucleotide probes [Электронный ресурс]. — Режим доступа: http://www, microbial-ecology.net/probebase/default.asp?mode=search

114. Нахшина, Е.П. Тяжёлые металлы в системе «вода-донные отложения» водоёмов / Е.П. Нахшина // Гидробиологический журнал. - 1985. -№21.-80-90 с.

115. Черкашин, С.А. Влияние тяжелых металлов на выживаемость ракообразных (обзор) / С.А. Черкашин, Н.К. Блинова // Гидробиологический журнал. - 2010. - Т.4., № 21. - 84-96 с.

116. Филенко, О.Ф. Загрязнение металлами / О.Ф. Филенко, В.Г. Хоботьев // Общая экология, биоценология, гидробиология. - 1986. - №3. -110-145 с.

117. Брагинский, Л.П. Пресноводный планктон в токсической среде / Л.П. Брагинский, И.М. Величко, Э.П. Щербань. - Киев: Наукова думка, 1987. - 179 с.

118. Платонов, А.Г. Дозовая зависимость постлучевой гибели. Расчет полулетальной дозы ЛД50 методом пробит-анализа / А.Г. Платонов, М.Я. Ахалая. - М.: НИЯУМИФИ, 2010. - 36 с.

119. Энциклопедия кругосвет. Универсальная научно-популярная онлайн энциклопедия [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.krugosvet.ru/enc/nauka_i tehnika/himiya.html

120. ЗАО «Россибнефть». Справочник химические вещества и соединения. Сульфат никеля [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.rossibneft.ru/showpage/sprav/chem/s_dyn40.html

121. Васин, А.Е. Токсичность солей некоторых тяжелых металлов для инфузорий Paramecium caudatum в краткосрочном эксперименте / А.Е. Васин // Известия Самарского научного центра Российской академии наук. - 2009. -Т. 11., № 1(4).-с. 804-807.

122. Madoni, P. Acute Toxicity of Lead, Chromium, and Other Heavy Metals to Ciliates from Activated Sludge Plants / P. Madoni // Bull. Environ. Contam. Toxicol. - 1994. - V. 53. - p. 420-425.

123. Ботяжкова, O.A. Выживаемость цериодафний в условиях совместного влияния температурного и токсического факторов / O.A.

Ботяжкова, E.B. Рябухина // Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов: Материалы III Международной конференции с элементами школы для молодых ученых, аспирантов и студентов (22 июня -26 июня 2010 года). - Петрозаводск: Карельский науч. центр РАН, 2010. -с. 14.

124. Мамырбаев, A.A. Токсикология хрома и его соединений /

A.A. Мамырбаев. - Актобе, 2012. - 284 с.

125. Дятлова, Е.С. Сравнительная чувствительность ветвистоусых ракообразных к бихромату калия / Е.С. Дятлова //Экология моря. - 2001. -№ 58.-с. 79-83.

126. [Электронный ресурс]. - Режим доступа:

http://rapidtests.ru/view_text inf/?t=l&id=Waste plants

127. Закиров, P.K. Ферментативная диагностика промышленных илов в процессах продленной аэрации сточных вод / Р.К. Закиров, Ф.Ю. Ахмадуллина, И.В. Вербенко, A.C. Сироткин // Вестник Казанского государственного технологического университета. - 2009. - №2. - с. 33 - 40.

128. Гарипова, Р.Ф. Реакция микробиальных и растительных систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами / Р.Ф. Гарипова // Известия ОГАУ. - 2009. - №3. - с. 192-195.

129. Aktualisierte Umwelterklärung 2012 - Wörth [Электронный ресурс]. - Режим доступа: http://www.daimler.com/Projects/c2c/channel/documents/2223762 Werk W rth

Aktualisierte Umwelterkl rung 2012.pdf

130. Тарасова, Н.П. Оценка воздействия промышленных предприятий на окружающую среду: учебное пособие / Н.П. Тарасова, Б.В. Ермоленко,

B.А. Зайцев, C.B. Морозов. -М.: БИНОМ. Лаборатория знаний, 2012.- 230 с.

DAIMLER

Wörth, 12 April 2012

Zeugnis

Frau Albma Khali leva,

geboren am 26,11.1966 in Naberezhrie Chelny,

wdr УШИ 15 09 2011 1>IS 14 12 2011 in unseieni Urte/nebmen <>ni Standort Wörth ¿h Praktikantin im "eam ,tJmwpltmanajcmcnt und ¿crtnzicrung' innerhalb des Bcraiches Teohnisrifv Service Werk Wörth' beschäftig

Djb ArliusUigtibiei ми Trau khalilova fui diesen Zeitraum umfasblt? diu Untersuchung der Aus wir<'jng тол Metallen auf die Aktivität der Trcpfkärper der werksegenen Abvvasserremigunigaan Id^e mit lobenden hirueäurte'suclHJtigFn

- BPKirnmiHig npf üjsnmmcnsetzing der Fajna ocs Biofilms irs drei Trofvfksrfvprn,

- PfSH-Analysen (Fiuorewmz-In-Situ-Hvbridisienjngj zum Usch weis einzelner Bakierienarteri щ rifi I roptlfft'ppm

- Analyse der organischen und погнал ia«ier- BübtaiidUäile im untersjc ite,n Abwasser mittels Kuvetteniösta,

-/tulbdu einer Mocfel-6lofil (ei anläge «in LdburriidßbUb irnl ¿u^ab« ifuri Me allen in verschiedenen Kon^entratwnpn,

- Auswertung der Ergebrasse und Ableitung von Нэп jlungsempfehlungen

Dit1 /uhpirserg^bnhse von Гыи Khahlovw w<trrai hucIi Ьи wenhselnderi /vnfnrderunger s'er? von gute' Qualität. Sie beherrschte ihren Arbcitrbcre ch umfassend urd sicher frau Kbalilo^a arbeitete stets zuverlässig und zugig Sie "erfugt« irt jeder Hinsicht stets (Iber eine gute Arbertsberat-sAhdlt Wir «пк и w.itiü nc ebi Beaüialtigüugaiüit mit dcc, Lmlumgu« vusi Fi su KtutLUw.i iiit'lv voll ¿ufneden

Ihr Verhalten gegenüber Vorgesetzten und Kallegen war jederzeit vorbildlich.

Mir danken Frau khalikiva für ihre sehr guten Leistungen und wünschen ihr für ihr? hmrflmhe und эе sonliche Zukunft viel Erfolg und alles Gute

tLJi\.f Ttetimw-hor Serie, e Werk WdrfllJ

¡Leier Media «„ "echrnsi ю Madien Energiei

ьл M1.- У: i^.it c^!

iifiiin * «'мытаte s J < ,iif'-v««i< Чщ & (-ef^i ■">» in ei »4 S« i (»> и f-^il

u il'!t X fAlji. 1Ы.1* umt.ii tl»h*..*jf<i7 5< -UM 6 'КГЬЬАД.!' .3 г o- ^j-co-ma-l t liii^: /t'li^: " liis^i Jtfutha у

AW^fj PciwUir hrtsiii, H * I ilfrviMMI t )MS-1 3-Ч1 - ¿CTI'V, Ни

i •>-'■■ lälvlIH* ' -

Li III Vi Ii

Kl-tor > \ ! ^а^глй infct 3T

Daimler

12 апреля 2012 года

Свидетельство

Г-жа Альбина Халилова стажировалась с 15.09.2011 по 14.12.2011 в нашей компании, расположенной в городе Верг. б области экологического менеджмента и сертификации в подразделении компании «Техническая служба» зав-ода грузовых автомобилей.

Область исследований г-жи Халштовш во время стажировки охватывало изучение воедейстшя металлов на акта еность капельных биофильтров очистных сооружений предприятия с выполнением следующих экспериментальных этапов:

- Определение состава фауны биоплен ей б кап ельных биофильтрах. -Обнаружение отдельных гр^пп. родов и видов микроорганизмов в биофышграх методом флуоресцентной in situ гибридизации (FISH),

- Анализ органических и неорганических компонентов в исследуемых сточных водах с помощью экспрессного метода.

- Создание модельной биофилырационной усганожи в лабораторном масштабе с внесением металлов в сточные воды в различных количествах,

- Оценка результатов ж формулирование рекомендаций по принятию управленческих решений.

Результаты исследований г-жи Хаянлшой отличаются хорошим качеством. даже в случае принятия оперативных вменений по ходу работы. В хще работы она полностью овладела областью исследований. Г-жа Халилова работала прилежно и с высокой степенью ответственности. Ока всегда проявляла готовность к взаимодействию и демонстрировала хорошую коммуникабельность. В результате взаимодействия с ней мы были полностыо удовлетворены полученными результатами.

Ее поведение на рабочем месте и отношения с кураторами и коллегами всегда были обравдошдми.

Мы благодарим г-жу Халшхову за ее труд и полученные результаты и желаем ей успехов и всего самого наилучшего в профессиональной деятельности.

'Ä <ЛгУл > ,

J/iplCÖji^',-: ^Ж-Уст /О АХ/ *

Д-р a cp;i (рукоиолк^ели те: сл^жчТы)

Daimler Äff

4

/

Акт о намерении внедрения результатов диссертациоппой работы

Результаты, полученные в ходе научно-исследовательской рабош «Биоиндикация и биотестирование процесса биологической очистки металлсодержащих сточных вод» Халиловой Альбины Айратовны, могут быть использованы для мониторинга состояния биологических систем в процессах очистки сточных вод предприятия ОАО «Казанский оптико-механический завод» и оперативного обнаружения и предотвращения сбоев в их работе.

11а основании проведенных экспериментальных исследований выработаны рекомендации по пределам содержания металлов N1 (II) и Сг (VI) в сточной воде, подаваемой на биологические очистные сооружения.

Хузяшева Д.Г.