Разработка приемов биоремедиации замазученных сточных вод тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат биологических наук Гальперина, Алина Равильевна

• Гальперина, Алина Равильевна
• кандидат биологических наук
• 2012

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Гальперина, Алина Равильевна

СОДЕРЖАНИЕ

ВВЕДЕНИЕ

ГЛАВА 1. ОСОБЕННОСТИ ПРОЦЕССОВ САМООЧИЩЕНИЯ ПРИРОДНЫХ И ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ ВОД ОТ НЕФТЯНЫХ УГЛЕВОДОРОДОВ

1.1. Пути попадания нефтяных углеводородов в водные объекты

1.2. Влияние нефтяных углеводородов на гидрохимический и гидробиологический режимы водоемов

1.3. Самоочищение водоемов от нефти и нефтепродуктов

1.4. Особенности очистки сточных вод от нефти и нефтепродуктов 32 ГЛАВА 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

2.1. Объекты исследований

2.2. Методы исследований

2.2.1. Экспериментальные исследования по изучению роли циано-бактериальных сообществ в процессах очистки замазученных 46 сточных вод

2.2.2. Моделирование комплексной очистки замазученных сточных вод

2.2.3. Химические методы исследований

2.2.4. Гидробиологические методы исследований

2.2.5. Микробиологические методы исследований

2.2.6. Токсикологические методы исследований

2.2.7. Статистические методы исследований 52 ГЛАВА 3. ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ОБЪЕКТА ИССЛЕДОВАНИЙ

3.1. Гидрохимические показатели замазученных сточных вод ре- 55 зервуара-накопителя

3.2. Токсикологические показатели замазученных сточных вод

3.3. Микробиологические показатели замазученных сточных вод

резервуара-накопителя

3.3.1. Гетеротрофная микробиота замазученных сточных вод

3.3.2. Циано-бактериальные сообщества замазученных сточных 66 вод

ГЛАВА 4. МОДЕЛИРОВАНИЕ ПРОЦЕССА ОЧИСТКИ ЗАМАЗУЧЕННЫХ СТОЧНЫХ ВОД

4.1. Иммобилизация культур циано-бактериальных сообществ

4.2. Экспериментальные исследования по изучению роли циано-бактериальных сообществ в процессах очистки замазученных 76 сточных вод

4.2.1. Химические показатели воды экспериментальных экосистем

4.2.2. Микробиологические показатели экспериментальных микроэкосистем

4.2.3. Биотестирование воды экспериментальных экосистем

4.3. Моделирование комплексной очистки замазученных сточных

вод

4.3.1. Характеристика циано-бактериальных сообществ и высших водных растений, используемых в эксперименте

4.3.2. Химические показатели экспериментальных экосистем

4.3.3. Микробиологические показатели экспериментальных экосистем

4.3.4. Биотестирование воды экспериментальных экосистем 135 ЗАКЛЮЧЕНИЕ 144 ВЫВОДЫ 146 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

СПИСОК СОКРАЩЕНИЙ

БПК - биологическое потребление кислорода

ВВР - высшая водная растительность

КОЕ - колониеобразующая единица

НУВ - нефтяные углеводороды

ПАУ - полиароматические нефтяные углеводороды

РОВ - растворенное органическое вещество

СВ - сточные воды

СНУ - суммарные нефтяные углеводороды УВ - углеводороды

ХПК - химическое потребление кислорода ЦБС — циано-бактериальные сообщества

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Разработка приемов биоремедиации замазученных сточных вод»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность работы. Одними из приоритетных загрязнителей природных и сточных вод являются нефтепродукты - неидентифицированная группа углеводородов нефти, мазута, бензина, керосина, масел и их различных примесей, которые по данным ЮНЕСКО относятся к числу десяти наиболее опасных загрязнителей окружающей природной среды вследствие своей высокой токсичности и широкой распространенности (Оспанова, Хантурин, 2010).

Развитие экономики Астраханской области в последние десятилетия связано с интенсификацией деятельности предприятий нефтедобывающей и нефтеперерабатывающей промышленности, для которых характерно образование значительного количества нефтесодержащих отходов - сточных вод, нефтешламов. В настоящее время на территории Астраханской области имеется более 10 резервуаров-накопителей, содержащих около 350 тыс. тонн высокотоксичных нефте- и мазутсодержащих сточных вод. В то же время, на территории области недостаточно предприятий, занимающихся очисткой и утилизацией высокотоксичных сточных вод и рекультивацией накопителей сточных вод.

В связи с этим, необходима разработка действенных мер по разрешению сложившейся ситуации в области экологически безопасного обезвреживания промышленных стоков предприятий хранения и распределения нефтепродуктов.

Продукты переработки нефти, такие как мазут, битум, асфальт, минеральные масла, получаемые из тяжелых нефтяных фракций, и являющиеся биологически «жесткими» нефтепродуктами (Поконова, 1992; Турковская, 2001), представляют особую проблему для биологического разрушения. Несмотря на то, что исследованиям данного вопроса в последнее время посвящено достаточно много работ (Поконова, 1992; Грищенков, 1997; Карпов, 1998; Сидоров, 1998 Турковская, 2001; Янкевич, 2002; Сопрунова, 2005; Ай-Ьо^отагто, 1991; ЯоЕГеу, 1991; РЬо1, 2002),

остаются мало изученными вопросы, связанные с разработкой методов детоксикации и очистки сточных вод, содержащих остатки мазута.

Целью диссертационной работы являлась разработка приемов биоремедиации замазученных сточных вод, образующихся при обезвоживании товарного мазута.

В соответствии с целью были поставлены следующие задачи:

1. Изучить гидрохимические показатели жидких замазученных сточных вод резервуара-накопителя.

2. Выявить гетеротрофные (органотрофные) и фототрофные микроорганизмы сточных вод.

3. Изучить роль циано-бактериальных сообществ (аборигенных, коллекционных) в процессах очистки сточных вод.

4. Смоделировать комплексную многоступенчатую очистку замазученных сточных вод.

Научная новизна. Впервые проведены комплексные (гидрохимические, гидробиологические и микробиологические) исследования резервуара-накопителя замазученных сточных вод, образующихся при обезвоживании мазута. Установлено, что в сточной воде резервуара-накопителя, представляющего собой экстремальную водную экосистему, характеризующуюся высоким содержанием органического вещества, нефтяных углеводородов и токсичностью, присутствуют представители различных физиологических групп микроорганизмов (протео-, углевод- и липолитические, автохтонные), осуществляющие процессы трансформации загрязняющих веществ сточных вод.

Из замазученных сточных вод резервуара-накопителя получена накопительная культура циано-бактериального сообщества, эдификаторами которой являются цианобактерии: нитчатые Oscillatoria Woronichinii и одноклеточные Synechocystis salina.

Для моделирования процессов очистки замазученных сточных вод использованы циано-бактериальные сообщества: коллекционное на основе

Oscillatoria amphibia и аборигенное на основе Oscillatoria Woronichinii и Sinechocystis salina.

Практическая значимость. Полученные результаты гидрохимических и микробиологических исследований замазученных сточных вод вошли в научно-технический отчет «Разработка концепции санации и рекультивации резевуара-накопителя замазученных сточных вод» (договор № 215-2007).

Полученные на основе проведенных комплексных исследований (гидрохимических, гидробиологических, микробиологических, токсикологических) замазученных сточных вод резервуара-накопителя результаты могут служить основой для последующих экологических исследований подобного рода сооружений.

Проведенные экспериментальные исследования по моделированию процессов очистки замазученных сточных вод с использованием альго-бактериальных биоценозов на основе цианобактерий Oscillatoria Woronichinii, Sinechocystis salina и на основе Oscillatoria amphibia и высших водных растений (валлиснерия спиральная Vallisneria spiralis; элодея канадская Elodea canadensis; ряска малая Lemna minor) являются основой для разработки технологии биоремедиации и рекультивации водоемов-накопителей нефтезагрязненных стоков Астраханской области. Выделенное циано-бактериальное сообщество на основе Oscillatoria Woronichinii, Sinechocystis salina помещено в коллекцию кафедры «Прикладная биология и микробиология» Астраханского государственного технического университета и используется в научно-исследовательских и учебных целях.

ГЛАВА 1. ОСОБЕННОСТИ ПРОЦЕССОВ САМООЧИЩЕНИЯ ПРИРОДНЫХ И ОЧИСТКИ СТОЧНЫХ ВОД ОТ НЕФТЯНЫХ УГЛЕВОДОРОДОВ

1.1. Пути попадания нефтяных углеводородов в водные объекты

В.И. Вернадский отмечал (1940), что нефтяные углеводороды (НУВ) являются частью глобальной системы круговорота углерода в земной коре. При этом, к основным источникам, синтезируемых УВ, относятся все растения, животные и микроорганизмы суши и океана. Благодаря специфике современного биосинтеза, происходит в основном образование алифатических УВ. По вопросу биосинтеза полициклических ароматических У В единого мнения нет, а их концентрации в природных объектах в среднем в тысячу раз ниже, чем алифатических УВ (Немировская, 2000).

Состав У В различается в зависимости от источников их поступления: алканы фитопланктона и фитобентоса характеризуются преобладанием н-Сп, Н-С18 и Н-С19, £18-3,6,9,12,15,18-генейкозанексана, гопана, среди изо-соединений - пристана и фитана; микробиальные - доминированием Н-С16 и Н-С20-С25, при этом отношение нечетных алканов к четным (индекс СР1) находится в пределах 1; терригенные - доминированием высокомолекулярных нечетных гомологов (СР1>1). В составе незамещенных биогенных ПАУ преобладают фенантрен и хризен (Немировская, 2000). Имеются данные, что живое вещество Земли генерирует ежегодно 100 млн. т. УВ. В Мировом океане путем фотосинтеза продуцируется 3-12 млн. т. УВ (Миронов, 1985; Немировская, 2000).

Общее поступление нефтяных УВ в водную среду оценивается от 1,7 до 8,6 млн. тонн в год. При этом отмечается тенденция к уменьшению поступления нефти в Мировой океан из антропогенных источников - с 6,1 до 2,35 млн. тонн в год - за счет снижения сбросов промывочных и балластовых вод (Немировская, 2000). Объем ежегодного поступления антропогенных УВ во многом зависит от количества аварийных разливов, хотя на их долю

приходится в среднем всего около 6 % от общего поступления этих поллютантов.

Имеются данные (Немировская, 2000), что синтез УВ водными организмами несколько превышает суммарный объем их ежегодного поступления в Мировой океан за счет антропогенной деятельности. При этом наблюдается не только количественные, но и качественные различия УВ, поступающих из этих источников. Кроме того, биосинтез УВ происходит достаточно медленно и скорость их образования соизмерима со скоростью их утилизации. Антропогенные УВ, напротив, поступают в короткий период времени и локально, что приводит к негативным последствиям, нарушающим естественный круговорот этих соединений в воде (Немировская, 2000).

Сырая нефть, являющаяся смесью химических веществ, и содержащая сотни компонентов, образовалась в результате длительного теплового, бактериологического и химического воздействия на органические остатки растительных и животных организмов, сложная химическая природа которых предопределяет различия компонентного состава нефтей различных месторождений. Среди остальных компонентов сырых нефтей доминируют нефтяные углеводороды (НУ), доля которых составляет 50-98%. В составе этих соединений преобладают алканы, нафтеновые и ароматические соединения, некоторые из них близки современным биосинтезированным УВ. Кроме этого в нефти в наибольших количествах содержатся сера (до 4 %), азот (1 %) и кислород (в несколько меньших количествах). Эти добавочные элементы обычно входят в состав молекул углеводорода (Пиковский, 1993).

Нефть попадает в водную среду из самых различных источников. Еще до широкого использования нефти человеком она в малых концентрациях постоянно присутствовала в водах Мирового океана. Подсчитано, что ежегодно в моря поступает до 12 млн. т. углеводородов при естественных выходах нефти и газа на морском дне или побережье (Квасников, Клюшникова, 1981). В проливе Санта-Барбара (Калифорния) на участке протяженностью

около 1,5 км ежедневно высачивается 10-15 т нефти. Здесь обнаружены полужидкие нефтяные комки и их прослойки в вертикальном разрезе донных осадков до 2 м (Немировская , 2008).

В будущем возможно увеличение поступления УВ за счет антропогенной деятельности в связи со стремительным увеличением добычи нефти на континентальном шельфе - части морского дна, примыкающей к суше. В частности, при бурении скважины глубиной до 4 км вырабатывается приблизи-

3 3

тельно 500 м шлама и около 6000 м жидких отходов (Давыдова, Талгасов, 2004). При разработке подводных месторождений всегда могут иметь место утечки нефти и иногда, особенно при авариях, - в больших размерах. Так, при аварии на платформе в Мексиканском заливе, с 20 апреля по 16 июля 2010 г. в воды залива вылилось 4,9 млн. баррелей нефти (более половины кубического километра). Нефтяное пятно составляло 965 км в окружности, загрязнено 260 км побережья.

Транспорт и переработка нефти также довольно часто сопровождаются значительными потерями. После катастрофы танкера «Торри Каньон» в 1967 г. в море вылилось 117 тыс. т. кувейтской сырой нефти, а авария танкера «Exxon Valdez» в море Бофорта в 1989 г. привела к выбросу 47 тыс. т. нефти. При крушении танкера «Erika» в 1999 г. в море вылилось 20 тыс. т. нефти. Авария танкера «Престиж» в декабре 2002 г. привела к выбросу в море около 77 тыс. т. мазута. В ноябре 2007 года произошла авария танкера в Керченском проливе. В море попало 2 тыс. т мазута. При мелких авариях, которые происходят ежедневно, в море выливаются тысячи и десятки тысяч тонн нефти (Квасников, Клюшникова, 1981; Немировская, 2008).

Причиной значительного загрязнения рек и озер нефтью часто является неправильная эксплуатация очистных сооружений, их конструктивные и строительные недостатки (Морозов и др., 1969). Нефть попадает в реки в результате аварий на различных сооружениях по добыче, транспортировке, хранению и переработке нефти (Квасников, Клюшникова, 1981).

Нефтяные углеводороды по токсичности можно распределить в таком порядке: к числу наиболее токсичных относятся ароматические УВ, менее токсичны циклопарафины, еще менее - олефины и последнее место в этом ряду занимают парафины (Квасников, Клюшникова, 1981)

Ароматические УВ - наиболее токсичные компоненты нефти. В концентрации всего 1 % в воде они убивают все водные растения. Бензол и его гомологи оказывают более быстрое токсическое воздействие на организмы чем полициклические ароматические УВ, которые медленнее проникают через мембраны клеток. Однако, в целом, полициклические ароматические УВ действуют более длительное время, являясь хроническими токсикантами.

Ароматические УВ трудно поддаются разрушению. Экспериментально показано, что главным фактором деградации полициклических ароматических УВ в окружающей среде, в особенности в воде, является фотолиз, инициированный ультрафиолетовым излучением. Ароматические углеводороды по свойствам сильно отличаются от циклопарафинов. Эти различия определяются характером связей. Бензол - простейший ароматический углеводород и его производные преобладают в легкокипящих нефтяных фракциях; в высококипящих фракциях содержатся полициклические ароматические углеводороды. Ароматические углеводороды менее распространены в нефти.

Циклопарафины (нафтены) составляют 30-60 % общего состава сырой нефти. Большинство из них являются моноциклическими. Однако во фракциях, кипящих при высоких температурах, обнаружены соединения, содержащие 6 и более колец. Наиболее часто можно обнаружить циклопентан и циклогексан, а некоторые из них имеют боковые цепи, состоящие из алканов. Углеводороды этой группы, содержащие более 13 атомов углерода, имеют би- и полициклические ядра.

Метановые УВ (парафины) оказывают наркотическое и токсическое действие на живые организмы. Особенно быстро действуют нормальные

алканы с короткой углеводородной цепью. Они лучше растворимы в воде, легко проникают в клетки организмов через мембраны, дезорганизуют цитоплазматические мембраны организма. Большинством микроорганизмов нормальные алканы, содержащие в цепочке менее 9 атомов углерода, не ассимилируются, хотя и могут быть окислены. Вследствие летучести и более высокой растворимости низкомолекулярных алканов их действие обычно не бывает долговременным.

Метановые УВ с температурой кипения выше 200 °С практически нерастворимы в воде. Их токсичность выражена гораздо слабее, чем у УВ с низкомолекулярной структурой. Содержание твердых метановых УВ (парафинов) в нефти - важная характеристика при изучении нефтяных разливов. Парафины не токсичны для живых организмов и в условиях земной поверхности переходят в твердое состояние, лишая нефть подвижности. Алканы ассимилируются многими микроорганизмами (дрожжи, грибы, бактерии). Твердый парафин очень трудно разрушается, с трудом окисляется на воздухе (Другов, 2000).

Гораздо опаснее сырой нефти, изготовленные из нее нефтепродукты -бензин, дизельное топливо, смазочные материалы, мазуты и т.д. В широком смысле понятие «нефтепродукты» относят обычно к нефтепродуктам в двух значениях - техническом и аналитическом. В техническом значении - это товарные сырые нефти, прошедшие первичную подготовку на промысле, и продукты переработки нефти, используемые в различных видах: авиационные и автомобильные бензины, реактивные, тракторные, осветительные керосины, дизельные и котельные топлива, мазуты, растворители, смазочные масла, гудроны, нефтяные битумы, а также парафин, нефтяной кокс, присадки, нефтяные кислоты др. В аналитическом понимании к нефтепродуктам относят неполярные и малополярные соединения, растворимые в гексане. Под аналитическое определение попадают практически все топлива, растворители и смазочные масла, кроме тяжелых смол и асфальтенов нефтей и битумов, а также веществ, образующихся из нефтепродуктов при длительном

нахождении их в грунтах или водах (в результате микробиологического и физико-химического разложения). Основные товарные виды жидких нефтепродуктов - углеводородные фракции, получаемые из нефти в процессе перегонки и вторичной переработки: бензины (С4-С12, т. кип. 40-200 °С), керосины (С12-С16; 200-300 °С), дизельные топлива (Ci6-C2o; 300-400 °С), котельные топлива, масла разнообразного назначения, мазуты. Основные компоненты этих нефтепродуктов - углеводороды. Наряду с углеводородами в нефтепродуктах, как и в нефтях, содержатся соединения с атомами Н, N и О. Помимо этого постоянными компонентами товарных нефтепродуктов являются различные добавки, улучшающие их эксплуатационные свойства (антидетонаторы, антиокислители, ингибиторы коррозии и др.), обычно вводимые в долях процента (Давыдова, Талгасов, 2004).

Разделение нефти на отдельные нефтепродукты осуществляют перегонкой: бензин, содержащий наиболее лёгкие углеводороды, кипящие от 40 до 200 °С, с числом атомов углерода в молекулах от 5 до И; лигроин, содержащий углеводороды с большим числом атомов углерода, с температурой кипения от 120 до 240 °С; керосин с температурой кипения от 150 до 310 °С и, далее, соляровое масло. После отгонки из нефти этих продуктов остаётся вязкая чёрная жидкость - мазут. Из некоторых сортов нефти выделяют твёрдые углеводороды - так называемый парафин и смесь жидких и твердых углеводородов - вазелин (Поконова, 1992).

Мазут (возможно, от арабского мазхулат - отбросы) - жидкий продукт темно-коричневого цвета, остаток после выделения из нефти или продуктов ее вторичной переработки бензиновых, керосиновых и газойлевых фракций, выкипающих до 350- 60 °С, представляющий собой смесь углеводородов (с молекулярной массой от 400 до 1000 г/моль), нефтяных смол (с молекулярной массой 500-3000 и более г/моль), асфальтенов, карбенов, карбоидов и органических соединений, содержащих металлы (V, Ni, Fe, Mg, Na, Ca). Физико-химические свойства мазута зависят от химического состава исходной нефти и степени отгона дистиллятных фракций и характеризуются

следующими данными: вязкость 8-80 мм2/с (при 100 °С), плотность 0,89-1,0 г/см3 (при 20 °С), температура застывания 10-40 °С, содержание серы 0,5-3,5 %, золы до 0,3 %, низшая теплота сгорания 39,4-40,7 Мдж/моль (Сергиенко, 1964).

Из мазута путём дополнительной перегонки получают смазочные масла для смазки различных механизмов. После перегонки мазута остаётся нелетучая тёмная масса - гудрон. Кроме переработки на смазочные масла, мазут применяется в качестве топлива для паровых котлов, котельных установок и промышленных печей, в заводских и паровозных топках, в которые он подаётся при помощи форсунок. Большие количества мазута подвергаются химической переработке в бензин и другие виды топлива (Сергиенко, 1964).

Воды, загрязненные мазутом, образуются повсеместно: при работе ТЭС, котельных, а также при удалении воды из обводнившегося мазута. Миграция мазута в водной среде осуществляется в пленочной, эмульгированной и растворенной формах. Наиболее сложными для удаления являются растворенная и эмульгированная формы. Кроме этого, часто образуется устойчивая грубодисперсная эмульсия типа «вода-масло», так как в нефтепродуктах имеется значительное количество природных эмульгаторов. Образование мелких частиц водной фазы, покрытых плотной нефтяной пленкой (оболочкой), в значительной степени затрудняет отделение мазута от воды (Булатов и др., 1997).

Продукты переработки нефти, широко используемые в качестве топлива, смазок, исходного сырья для нефтехимической промышленности и т.д., попадают в значительных количествах в промышленные и хозяйственно-бытовые сточные воды и вместе с ними поступают в открытые водоемы, подземные водоносные горизонты, нарушая ход биохимических процессов и вызывая гибель флоры и фауны озер, рек, морей (Кузубова, Морозов, 1992).

1.2. Влияние нефтяных углеводородов на гидрохимический и гидробиологический режимы водоемов

Нефть и нефтепродукты, присутствующие в водных экосистемах, пагубно действуют на все звенья биологической цепи. Нефтяная пленка, нарушая энерго-, тепло-, влаго-, газообмен между океаном и атмосферой, оказывает влияние на формирование климата, нарушает баланс кислорода в гидросфере, снижает биологическую продуктивность вод (Красильников и ДР-, 1973).

Судьба нефтяных УВ, попавших в водную экосистему, во многом зависит от абиотических факторов, влияющих на все процессы их трансформации и разрушения, включая микробное окисление. Именно эти факторы вызывают первоначальные изменения нефти в водной среде, а характер и глубина этих изменений определяют доступность УВ для биодеградации (Морозов, 1978).

После попадания нефти в водную экосистему ее состав подвергается постоянным изменениям под действием физико-химических и биологических факторов: растворения, испарения, адсорбции, фотоокисления, биодеградации и других. В водной среде нефть находится в различных миграционных формах: поверхностных пленках (сликах); эмульсиях (типа «нефть в воде» и «вода в нефти»); нефтяных агрегатах и комочках; в растворенной форме; сорбированной взвесями и донными осадками; аккумулированной водными организмами. Количественное соотношение этих форм нахождения нефти в воде определяется множеством факторов и зависит как от состава и свойств самой нефти, так и условий ее поступления в водоем и его гидрологических особенностей (Немировская, 2008).

Нефтяные слики - первоначальная форма, которая образуется при аварийных разливах и распаде нефтеводяных эмульсий. Разливы - наиболее сложные и динамичные явления распределения примесей в водоемах. Для их количественного описания разработаны многочисленные методы и математические модели, но все они весьма условны. В первые часы существования

пленок преобладают физико-химические процессы - испарение и растворение.

Агрегаты - одна из самых распространенных форм нефтяного загрязнения. При перевозке в танкерах и длительном испарении вязкость нефти увеличивается настолько, что формируются смоляные комки или агрегаты. Такие образования, сорбируя взвешенные минеральные и органические частицы, постепенно уплотняются до весьма твердых комочков и шаров. При балластировке и очистке танков они попадают в воду.

Растворенные углеводороды. В районах с постоянными нефтяными поступлениями или после аварийных разливов одновременно с образованием пленок происходит и растворение углеводородов. При этом, растворимость углеводородов снижается с увеличением их молекулярного веса: для алканов при 25°С она уменьшается от 1,3-10 мкг/л (для н-С,7) и до 7,57-10 мкг/л (для «-С35). Растворимость полиаренов уменьшается на шесть порядков от фенантрена (три бензольных кольца) до бенз[а]пирена (пять бензольных колец). Низкомолекулярные ароматические соединения (особенно такие, как бензол, нафталин) могут довольно легко переходить в водную фазу (или испаряться) и впоследствии образовывать коллоиды.

При попадании нефти в воду одним из начальных процессов самоочищения водоема является испарение. Оно касается, в основном, летучих фракций нефти. Наиболее интенсивно этот процесс идет в первые часы. Уже через 0,5 часа после попадания нефти на водной поверхности летучих ее соединений не остается (Петров, 1978). Скорость испарения зависит от плотности нефти или нефтепродукта, температуры среды и степени растекания на водной поверхности. Чем быстрее растекается нефть, тем быстрее она испаряется, ветер и течения увеличивают горизонтальные размеры нефтяного пятна и также способствуют испарению.

Большинство компонентов нефти плохо растворимо в воде, однако этого иногда достаточно для оказания токсического действия на гидробионтов. Растворимы в воде в небольших количествах главным

образом низшие ароматические соединения. Существенное влияние на растворимость нефти в воде оказывает интенсивность движения водных масс и концентрация растворенных органических веществ (Boehm, Quinn , 1973).

После потери летучих и растворимых компонентов возрастает вязкость нефти, в результате чего снижается тенденция остаточной нефти к растеканию. Возрастанию вязкости способствует образование эмульсий в результате перемешивания нефти и воды под действием волн и ветра. Возможно образование эмульсий как нефти в воде, так и воды в нефти. Эмульсии второго типа ("шоколадный мусс") наиболее устойчивы, при этом их устойчивость возрастает с увеличением в составе нефти количества асфальтенов (Berridge et all., 1968).

Под действием солнечного света многие нефтяные УВ, особенно ароматические, могут реагировать с кислородом, в результате чего образуются более полярные вещества (кислоты, спирты, фенолы, кетоны), которые благодаря их относительно высокой растворимости переходят в водную фазу. Этот процесс ускоряется в присутствии тяжелых металлов и замедляется в присутствии соединений серы.

Диспергированная нефть обычно адсорбируется на взвешенных в воде глинистых и других частицах, которые в конечном итоге опускаются на дно. Адсорбция на взвешенных частицах существенно влияет на превращения высокомолекулярных ароматических соединений, а также алифатических УВ, имеющих низкую растворимость в воде. Водорастворимые фракции нефти также частично оседают на дно вместе со взвешенными органическими веществами (Миронов, 1973; 1985).

Нефть может попадать в пищевые цепи, адсорбируясь на частицах взвеси, которые затем поглощаются фильтрующими животными, а также могут поступать в кишечник рыб с заглатываемой ими водой. Все позвоночные и некоторые беспозвоночные обладают системой детоксикации, которая облегчает вывод молекул УВ из организма путем добавления к ним полярных групп, что увеличивает их растворимость в воде. Деградацию

ароматических и алифатических УВ наблюдали у морских рыб, ракообразных, червей-полихет и моллюсков (Миронов, 1985).

Присутствие нефти и нефтепродуктов изменяет цвет воды, рН, придает ей специфический вкус и запах (Гольдберг и др., 2001). При этом, максимальное неблагоприятное воздействие оказывают нефтепродукты на водоемы, использующиеся в качестве источника питьевого водоснабжения, поскольку даже при относительно малых их концентрациях вода приобретает неприятный запах и вкус и становится непригодной для использования. Известно, что вода имеет запах керосина при содержании нефти 0,2-0,4 мг/л, который не устраняется даже при ее хлорировании и фильтровании. Присутствие обычных для нефти нафтеновых кислот придает воде ярко выраженный запах при концентрации всего 0,01 мг/л (Алекин, 1970).

Загрязнение нефтью и нефтепродуктами отрицательно влияет на кислородный режим водоемов, нарушая обе стороны кислородного баланса -пополнение и расход. При интенсивном загрязнении и образовании на поверхности нефтяной пленки диффузия кислорода из атмосферы уменьшается. Содержание растворенного в воде кислорода уменьшается тем больше, чем выше концентрация нефти. С увеличением концентрации возрастают содержание углекислого газа и окисляемость воды. Это связано с переходом нефтепродуктов в растворенное состояние и их последующим окислением (Мазманиди, 1973). Образующаяся на поверхности воды нефтяная пленка снижает интенсивность фотосинтетических процессов в водоемах, замедляет минерализацию органического вещества, изменяет солевой состав воды.

Установлено (Нельсон-Смит, 1977), что пленка нефти, находящаяся на поверхности, поглощает солнечный свет на 90-95%. В отсутствие света продукция кислорода прекращается, однако растения и животные продолжают потреблять его в процессе дыхания. Вследствие этого возможны заморные явления среди гидробионтов. Кроме того, слой темноокрашенной нефти приводит к повышению температуры воды в результате поглощения

им солнечной энергии. Особенно этот эффект выражен в закрытых водоемах и лагунах.

Средняя летальная доза (ЬС50) индивидуальных нефтяных углеводородов для гидробионтов возрастает в ряду нафталин - 1,2,4-три-метилбензол - о-крезол -о-толуидин. Причем токсичность смесей исследованных соединений, состоящих из 2-4 компонентов, определяется концентрацией наиболее токсичных летучих соединений (нафталина и 1,2,4-триметилбензола) и возрастает с увеличением числа компонентов в смеси. Нелетучие ароматические вещества типа крезолов и толуидина менее токсичны, но дольше остаются в воде и поэтому могут оказывать постоянное токсическое воздействие (Квасников, Клюшникова, 1981).

Несмотря на низкую, не превышающую сотые доли процента растворимость нефти и нефтепродуктов, установлено, что основу токсических компонентов составляют именно растворенные продукты -предельные углеводороды, нафтеновые кислоты, фенолы (Мазманиди, 1972; 1973).

Наибольшие количества водорастворимой фракции нефтяных углеводородов накапливают дафнии, затем гаммарусы, рыбы и моллюски. Подвержены неблагоприятному воздействию и микроорганизмы, в частности углеводородокисляющие. Такие ароматические углеводороды, как ксилол, толуол, нафталин, метилнафталин и фенантрен оказывают на них неблагоприятное действие даже в относительно небольших концентрациях -свыше 10 мкг/л (Платпира, 1988).

На фитопланктон нефть и нефтепродукты могут воздействовать как прямо, так и косвенно, изменяя условия среды обитания этих организмов. Толстый слой нефти на водной поверхности, поглощающий до 95% солнечной радиации, приводит к уменьшению фотосинтеза и скорости деления клеток фитопланктонных организмов. При концентрации нефтяных углеводородов в воде, равной 0,1 мг/л, интенсивность фиксации углерода фитопланктоном снижается на 10%. Под влиянием токсических веществ

число видов водорослей в водоемах уменьшается, особенно чувствительны при этом диатомовые водоросли. Фотосинтетическая активность этих организмов подавляется уже при достижении ПДК нефтепродуктов воде (0,05 мг/л). Что касается планктонных животных, то нефтяное загрязнение ускоряет их гибель в концентрации 0,001 мг/л (Нефтяные загрязнения..., 2003).

Нефтяное загрязнение губительно действует и на донных обитателей водоемов - бентос. Так, отмечено токсическое действие нефти на бентосные организмы при ее концентрации 0,01 мг/л (Квасников, Клюшникова, 1981). Особенно чувствительны к воздействию нефтепродуктов икра и личинки рыб. Личинки многих рыб должны соприкоснуться с атмосферным воздухом для заполнения плавательного пузыря, а нефть лишает их такой возможности, т.к. 1 кг нефти способен образовать пленку площадью до 1 га и погубить свыше 100 млн. личинок рыб.

Таким образом, углеводороды нефти отрицательно воздействуют как на воду, ухудшая ее органолептические показатели, так и на все группы гидробионтов, населяющих водоем.

1.3. Самоочищение водоемов от нефти и нефтепродуктов

Под самоочищением природных вод принято рассматривать совокупность природных процессов, направленных на восстановление экологического благополучия водного объекта (ГОСТ 27065-86). При этом, для очищения водных экосистем являются важными многие физические, химические и биотические процессы. При этом многие физические и химические процессы самоочищения воды регулируются биологическими факторами, или существенно зависят от них. Так, масштабы сорбции загрязняющих веществ на оседающих частицах взвесей зависят от концентрации клеток фитопланктона. Фотохимические процессы зависят от прозрачности воды, а прозрачность -от фильтрационной активности гидробионтов. Свободно-радикальные процессы разрушения поллютантов зависят от связывания ионов металлов с растворенными в воде лигандами, представляющими собой органические моле-

кулы биологического происхождения. Таким образом, биотические факторы находятся в центре всей системы самоочищения воды. Все группы организмов (бактерии, грибы, водоросли, высшие водные растения, беспозвоночные животные, рыбы и др.) существенным образом вовлечены в самоочищение водных экосистем, причем каждая из этих групп организмов участвует более чем в одном или двух процессах, и все эти группы равным образом важны для нормального протекания процессов самоочищения (Остроумов, 2004). И именно гидробиоценоз представляет собой систему, противостоящую загрязнению водоемов, систему биологического самоочищения, направление и мощность работы которой в значительной мере определяют качество воды (Константинов, 1986). Скорость и направление данного процесса зависит от взаимодействия гидрохимических, химических, биохимических, физических, физико-химических и биологических факторов, обуславливающих разрушение и трансформацию веществ органического и минерального происхождения по трофическим цепям гидробионтов.

Общепризнано, что ведущая роль в процессах самоочищения принадлежит микроорганизмам (Мессинцева, 1962; Телитченко, 1966). В то же время, рассматривать эти процессы как чисто бактериальные не правомочно, т.к. известно (Жадин, 1956), что процесс естественного биологического самоочищения водоема протекает в 2 фазы: 1 - фаза абсорбции (поглощения) загрязняющих веществ биологическими агентами (организмами, нуждающимися в органическом питании - бактериями, грибами, миксотрофами); 2 - фаза минерализации (разрушения) загрязняющих компонентов в процессе метаболизма тех же биологических агентов за счет окислительных процессов. Таким образом, в процессе самоочищения природных водоемов принимают участие как бактерии, дрожжи и микромицеты, так и микроводоросли, простейшие, ракообразные, высшие водные растения.

Микробиальные процессы самоочищения обычно ассоциируют в основном с гетеротрофными аэробными бактериями, но роль бактерий в процессах деградации загрязнений далеко не ограничивается лишь этой группой

организмов. Представители практически всех основных групп бактерий участвуют в процессах, важных для деструкции органического вещества и самоочищения водоемов (Заварзин, 2003). Микроорганизмы, усваивающие нефтяные углеводороды, широко распространены в природе. Они принадлежат ко многим таксономическим группам бактерий, дрожжей и мицелиальных грибов, играя ведущую роль в процессах самоочищения поверхностных водоемов от загрязнения (Коронелли, 1996).

Таксономический состав углеводородокисляющих бактерий весьма разнообразен, и наиболее активными являются представители родов: Pseudomonas, Mycobacterium, Bacillus, Micrococcus, Rhodococcus, Arthrobacter, Sarcina, Actinomyces, Xantomonas, Pseudoalteromonas, Oceanisphaera, Phyllo-bacterium, среди актиномицетов - Streptomyces, Nocardia; мицелиальных грибов - Aspergillus, Acremonium, Pénicillium, Mucor, Fusarium, Trichoderma, Gunninghamella, Cladosporium; дрожжей - Candida, Endomyces, Rhodotorula (Коронелли, 1976; Квасников и др., 1985; Дзержинская, 1993; Коронелли, 1996; Ильинский, 2000; Плешакова, 2005; Джусупова, 2010).

Деструкционные процессы, осуществляемые микроорганизмами, в водной среде проходят в два этапа: вначале сложные органические вещества подвергаются действию экзоферментов, отщепляя карбоксильный или аминный конец цепи, а затем эндоферментов, находящихся внутри клетки и расщепляющих молекулы субстрата на более мелкие фрагменты. К числу этих процессов относится: уменьшение длины углеводородной цепи, окисление парафинов, алифатических кислот, нафтенов при разрушении нефти. В зависимости от ряда условий процессы разложения органического вещества либо доходят до полной минерализации (образования «простых соединений») либо останавливаются на стадии образования промежуточных продуктов, которые могут быть более токсичными для биоты, чем сама нефть. При этом, состав промежуточных продуктов деградации нефти, соотношение между углеводородами в нефтях различных месторождений

оказывает значительное влияние на скорость самоочищения водных экосистем от нефтяного загрязнения (Миронов, 2002).

Как правило, большинство органических ксенобиотиков в водных экосистемах способно деградировать посредством кометаболизма автотрофных и гетеротрофных организмов (Atlas, 1983). При этом автотрофам принадлежит основная роль по снабжению экосистемы кислородом. В связи с этим существенную роль в деградации нефтяных углеводородов играют автотроф-ные организмы, а также водные растительно-микробные ассоциации.

Цианобактерии, водоросли и высшие водные растения, являющиеся ок-сигенными фототрофами и первичными продуцентами водных экосистем, обладают удивительной способностью противостоять различного рода стрессовым условиям - природным или созданным человеком (Ипатова, 2005). Цианобактерии в природе не встречаются как монокультура, а образуют ассоциации (биоценозы), в составе которых обнаружены бактерии, микромице-ты, микроводоросли, простейшие, ракообразные. Способность цианобакте-рий вступать в прочные связи с разнообразной микрофлорой, позволяет циа-но-бактериальным сообществам заселять экстремальные экологические ниши, где эукариоты не выдерживают сложившихся условий окружающей среды (Гусев и др., 1964; Заварзин, Крылов, 1983).

Известно, что концентрации нефтепродуктов в водной экосистеме, имеющие место в случае критических ситуаций, приводит к массовому развитию нефтеокисляющих бактерий и отрицательно сказываются на организмах первого трофического уровня. Чувствительность различных типов водорослей к действию нефти и ее производных заметно различается (Артюхова, Гапочка, 1978; Тапочка, 1981). Экосистема, обладающая высоким потенциалом самоочищения, способна противостоять отрицательному воздействию нефтяного загрязнения, но это возможно в пределах концентраций, которые могут быть окислены нефтеокисляющими бактериями в предельно короткие сроки (Гусев и др., 1982). Наряду с отрицательными воздействиями нефтепродуктов и отдельных углеводородов на представителей водных экосистем

в литературе имеются данные, указывающие на возможность стимулирующего воздействия этих токсикантов. Низкие концентрации нефтепродуктов (до 1мг/л) могут вызвать усиление интенсивности фотосинтеза, что, в свою очередь может привести к нарушению структуры сообщества и изменению трофических взаимодействий в нем (Сухорук, Шуляковский, 1977).

Имеющиеся данные (Гусев и др., 1981) свидетельствуют о том, что угнетение роста цианобактерий наблюдалось при содержании нефтепродукта в среде 1,0 об.% (процент по объему) и выше. Однако содержание нефтепродукта в среде 0,5 об.% вызывало увеличение общего числа клеток цианобактерий. Изучение интенсивности фотосинтеза показало, что присутствие нефтепродукта в той же концентрации также вызывает усиление фотосинтетической активности на 61,5%, 1,0 об.% ингибирует фотосинтез на 23,9%, а количество нефтепродукта в концентрации 2,0 об.% - на 65,4%. Показано, что ин-гибирующее действие нефтепродукта на рост цианобактерий заметно снижается при совместном культивировании с нефтеокисляющими бактериями Mycobacterium brevicale. Окисляя нефтяную пленку, нефтеокисляющие бактерии создают благоприятные условия для развития фототрофных организмов.

Существование ассоциаций нефтеокисляющих бактерий и цианобактерий в условиях нефтяного загрязнения не только возможно, но и необходимо (Гусев и др., 1982): присутствие двух организмов, относящихся к разным трофическим уровням, в замкнутой экосистеме показало, что они не только не мешают взаимному существованию, но и положительно влияют на него.

Подобные выводы подтвердились при изучении циано-бактериальных сообществ загрязненных вод Персидского залива (AI-Hasan et al., 1992). В результате военных действий в воды Красного моря и Персидского залива было сброшено около 240 миллионов галлонов нефти. Спустя некоторое время обнаружено, что на нефтяной пленке, покрывающей поверхность воды, развились циано-бактериальные маты. В их состав, помимо цианобактерий, входили гетеротрофные бактерии, использующие нефть в качестве единственного источника углерода и энергии.

Установлено (Raeid et al, 2002), что микробные сообщества на основе цианобактерий могут активно вовлекаться в деградацию нефти и ее производных. Так, наблюдения, сделанные вблизи нефтяных пятен в Аравийском заливе, показали присутствие интенсивной колонизации загрязненных участков циано-бактериальными матами, что соотносилось с убылью нефтяных углеводородов.

При исследовании циано-бактериальных матов, развивающихся в загрязненном районе Суэцкого канала вдоль Африканского побережья (Cohen, 2002), установлена способность эффективного разложения сырой нефти на свету. При этом наблюдалось интенсивное развитие цианобактерий родов Phormidium, Oscillatoria. Аксенические культуры цианобактерий не разрушали нефтяные углеводороды. Из состава сообщества выделены культуры сульфатредуцирующих бактерий, а также аэробных гетеротрофных бактерий, способных к разрушению алифатических и ароматических углеводородов. Результаты показали, что деградация нефти осуществляется, прежде всего, аэробными гетеротрофными бактериями. Оксигенный фотосинтез резистентных к нефтяным углеводородам цианобактерий снабжает молекулярным кислородом бактерии для эффективного аэробного метаболизма. Условия в поверхностных слоях мата изменялись от высоко оксигенных на свету до анаэробных сероводородных в темноте. Следовательно, возможно объединение аэробной и анаэробной деградации нефти в пределах циано-бактериального мата (Cohen, 2002).

Пикоцианобактерии, обнаруженные на поверхности воды в Персидском заливе (Radwan, 2005), включают в состав образуемого сообщества гетеротрофные бактерии - деструкторы нефтяных углеводородов. При исследовании процессов деградации сырой нефти установлено, что пикоцианобактерии Synechococcus, Synechocystis, Pleurocapsa и Dermocarpella способствуют повышению деградационного потенциала бактерий Pseudomonas, Bacillus, Acinetobacter и нокардиоформных видов. При этом установлено, что клетки пикоцианобактерий могут аккумулировать углеводороды из среды, и впо-

следствии превращать их в соединения, более доступные для использования бактериями. Предполагается, что этот консорциум может быть активным в борьбе с нефтяным загрязнением морских экосистем.

При исследовании роли циано-бактериальных сообществ, выделенных из вод Северного Каспия, эдификаторами которых являются Ose. pseu-dogeminata и Ose. tambi, установлена способность активизации процессов биодеградации нефтяных углеводородов в солоноватоводных экосистемах на 81,2-86,7% (Сопрунова, 2005).

Альгобактериальные соообщества, обнаруженные вдоль побережья Восточной провинции Саудовской Аравии, испытывающего влияние нефтяного загрязнения после нефтяного разлива в 1991 г., представлены доминирующими родами цианобактерий Phormidium, Microcoleus, Schizothrix, и в меньшей степени Oscillatoria, Halothece, а также различными виды диатомовых (Al-Thukair et all, 2007).

Установлено (Lliros et all, 2008), что микробные маты на основе нитчатых (Microcoleus chthonoplastes, Phormidium и Oscillatoria) и одноклеточных (Synechoccocus, Synechocystis и Gloeocapsa) цианобактерий повышают потенциал деградации сырой нефти. При этом, нитчатые цианобактерии Microcoleus chthonoplastes оказались наиболее устойчивыми к внесению сырой нефти.

Исследования нефтяных пятен в Персидском заливе выявили ряд процессов, связанных с интенсивным развитием циано-бактериальных матов. Во-первых, расщепление и расслоение матов способствует удалению верхнего слоя осадившейся нефти; во-вторых, интенсивное развитие бентосных организмов (крабов, гастропод и др.) вытесняет цианобактерии; в-третьих, последующий интенсивный рост цианобактерий образует тонкие слоистые маты, способствующие полному покрытию поверхности пятен, создавая анаэробные условия деградации нефти. Установлено, что наличие циано-бактериальных сообществ способствует деградации нефтяных углеводородов и восстановлению экосистемы побережья (Barth, 2003).

При исследовании микробных матов из экосистем дельты Эбро (Llirôs, 2008) с внесением 2-х видов сырой нефти (Касабланка с преобладанием алифатических фракций с низкой вязкостью и Майя с преобладанием ароматических фракций) установлено, что в незагрязненных микрокосмах доминировали нитчатые {Microcoleus chthonoplastes, Phormidium и Oscillatoria) и одноклеточные цианобактерии (Synechoccocus, Synechocystis и Gloeocapsa). Среди нитчатых цианобактерий M. chthonoplastes оказались наиболее устойчивыми при внесении нефти Касабланки. Среди одноклеточных цианобактерий все оказались устойчивыми за исключением Gloeocapsa, чувствительным к обоим используемым нефтям. Установлено, что значительный потенциал деградации нефтяных углеводородов наблюдается при метаболическом сотрудничестве фототрофных и гетеротрофных ассоциантов.

Обнаружены цианобактерии, широко распространенные в тропических нефтезагрязненных объектах окружающей среды, способные образовывать консорциумы с высоким уровнем биоразнообразия микроорганизмов, содержащих эффективных деструкторов углеводородов. Так, циано-бактериальные маты, собранные в нефтезагрязненных средах Индонезии (Chaillan et all,

2006), способствовали эффективной деградации сырой нефти, присутствующей в окружающей среде. Природный циано-бактериальный мат показал также высокую активность деградации сырой нефти в лабораторных условиях. В бактериально чистой культуре, где цианобактерии Phormidium animale составляют основную часть биомассы, не обнаружено какого-либо деграда-ционного потенциала углеводородов с числом атомов углерода С13-С35, как в автотрофных, так и в гетеротрофных условиях. Таким образом, установлено, что цианобактерии, встречающиеся на загрязненных участках способствуют деятельности других микроорганизмов, присутствующих в микробном консорциуме цианобактериального мата. Кроме этого, установлено (Raeid et all,

2007), что аэробные гетеротрофные бактерии, входящие в состав циано-бактериальных матов, представляют разнообразные сообщества, которые играют важную роль в цикле углерода в микробных матах, обнаруживаемых в

нефтезагрязненных экосистемах Саудовской Арабии. В последующем в экспериментальных условиях по совместному культивированию гетеротрофных бактерий Pseudomonas и цианобактерий Synechocystis РСС6803 (Raeid, 2010) установлено 8-кратное увеличение биомассы цианобактерий при добавлении к культуральной среде гексадекана. Консорциумы аэробных гетеротрофных бактерий и цианобактерий возможно применять для биоремедиации нефтезагрязненных участков вместо дорогостоящего применения органических и неорганических удобрений.

Нефтяные углеводороды являются комплексным неспецифическим токсикантом, действующим на все стороны жизнедеятельности и эукариоти-ческих водорослей, начиная с субклеточного и клеточного уровня и заканчивая популяционными и межвидовыми взаимодействиями организмов (Сте-паньян, Воскобойников, 2006). Ответная реакция фитопланктона на высокие концентрации нефти и нефтепродуктов может выражаться в уменьшении видового разнообразия и проективного покрытия, в снижении продолжительности жизни, скорости роста, фотосинтеза у взрослых особей, а также в подавлении спор, гаметофитов и проростков. Влияние нефти в малых концентрациях может быть положительным для одних водорослей и отрицательным для других. В целом, несмотря на неоднозначное влияние нефти и нефтепродуктов на фитопланктон, сообщество эукариотических водорослей может быть устойчиво к действию данного фактора, что достигается путем определенных перестроек как на микроуровнях отдельной особи, так и на макроуровнях водной экосистемы (Степаньян, Воскобойников, 2006). Установлено, что эукариотические водоросли обладают способностью абсорбировать загрязняющие вещества из водной среды и трансформировать органические загрязнения, снижая их токсичность. Кроме этого ранее выявлено, что появление в экосистеме небольших количеств нефтяных углеводородов (0,01-0,1%) стимулирует их развитие (Goutx et al., 1986).

Высшая растительность, являясь основным компонентом биоценозов мелководий, играет важную роль в биологическом режиме, биотическом ба-

лансе и в процессах формирования качества воды. Способность высших водных растений к накоплению, утилизации, трансформации многих веществ сточных вод делает их незаменимыми в общем процессе самоочищения водоемов (Морозов, Телитченко, 1977; Кравец и др., 1999; Морозов, 2001; Крот, 2006).

Роль ВВР в формировании качества воды предопределяется следующими основными функциями (Тимофеева, 1995):

- фильтрационной (способствует оседанию взвешенных веществ);

- поглотительной (поглощение биогенных элементов и некоторых органических веществ);

- накопительной (способность накапливать некоторые металлы и органические вещества, которые трудно разлагаются);

- окислительной (в процессе фотосинтеза вода обогащается кислородом);

- детоксикационной (растения способны накапливать токсичные вещества и преобразовывать их в нетоксичные).

Доказано (Кузнецов, 1970), что водная растительность, выделяя при фотосинтезе кислород, оказывает благотворное влияние на кислородный режим водоема. Обитающие на поверхности растений организмы: автотрофные организмы-продуценты (водоросли), гетеротрофные организмы-консументы (простейшие, коловратки и др.) и организмы-редуценты (зооглейные, нитчатые, палочковидные, кокковидные и др. бактерии и грибы), выполняют активную роль в очистке воды. При чем основу биопленок обрастаний (пери-фитона), образующихся на поверхности растений составляют в основном микроскопические формы, для которых характерны высокий уровень метаболизма, короткие жизненные циклы и способность быстро реагировать на изменения внешней среды (Абакумов, Тальских, 1985).

В зарослях макрофитов нефть с помощью микроорганизмов подвергается биологическому окислению и вовлекается в обменные процессы не только бактерий, но и других гидробионтов, в том числе и растений (Корот-

кевич, 1982). В присутствии ВВР нефть разлагается в 3-5 раз быстрее, т.к. жизнедеятельность макрофитов способствует всплыванию нефтепродуктов, осевших на дно, и их разрушению. При этом, велика роль прижизненных выделений высших водных растений (аминокислот, углеводов, органических кислот, летучих аминов, витаминов, органического углерода и др.), которые являются стимулятором и питательной средой для нефтеокисляющих и гетеротрофных микроорганизмов (Ратушняк, Андреева, 1998).

Имеются данные, что биоремедиация водных экосистем от нефтяных загрязнений ускоряется в ценозах высших растений (Kvitko, Iankevich et al, 1997, 1998). Изучение влияния нефтяного загрязнения на экосистему болот выявило устойчивость таких растений как Phragmites australis, Sagittaria lan-cifolia к нефтяному загрязнению (Dowty, Shaffer et al, 2001). Возможность сорбирования нефтяных углеводородов, включение их в метаболизм, создание симбиотической ассоциации «водоросли - нефтеокисляющие бактерии», вследствие чего происходит значительное ускорение разложения нефтепродуктов описано в ряде исследований (Белоус и др., 1999; Wrabel, Peckol, 2000; Перетрухина, 2006).

В ряде работ (Перетрухина и др., 2007; Ильинский, 2010) приводятся данные о том что, в процессе разрушения нефти часть окисленных соединений включается в метаболизм бактерий и растений, а оставшаяся - перерабатывается с образованием нетоксичных и малотоксичных соединений. Таким образом, разложение нефти - результат совместной деятельности гетеротрофных микроорганизмов и прибрежно-водных растений. Первые выступают, как основные деструкторы и минерализаторы загрязняющих веществ, а вторые - как индукторы, поглотители и потребители окисленных соединений. Отмечается, что различные виды нефти (сырая, товарная, эмульгированная, а также нефтепродукты) при концентрации 1 г/л в присутствии растений исчезают через 5-10 дней, а без растений - на 28-32-й день опыта. Так что ВВР ускоряют бактериальное разложение нефти и нефтепродуктов в 3-5 раз.

Исследование загрязненного нефтяными углеводородами озера Hongqi-lake (Китай) (Yu Dan et al., 1994) показало наличие в нем водных растений: Phragmites communis, Typha angustifolia, Echinochloa crysgalli. Интенсивное развитие данных видов (более 50% поверхности озера) привело к деградации нефти и снижению токсичности воды. Дальнейшее восстановление экосистемы озера выразилось в увеличении численности рыб.

Имеются данные (Ndimel, 2008), что водный гиацинт Eichornia cras-sipes способен накапливать нефтяные углеводороды. Это плавающее растение, обладающее мочковатой корневой системой, активно сорбирует и оки-сялет нефтяные углеводороды.

Для очистки поверхностных вод широко используется ряска малая (Lemna minor) (Reed, 1988), преимуществом которой является высокая скорость ее размножения: каждые четыре дня происходит удвоение числа растений при благоприятных условиях. Нижний предел температуры для размножения ряски малой +7°С. На поверхности воды ряска образует «ковер», что способствует снижению БПК и концентраций взвешенных веществ, активизирует работу и аэробных и анаэробных сообществ (Reed, 1988, Янкевич, 2002).

В природе процесс биодеградации нефти зависит от сложных взаимодействий между живыми организмами. Водные макрофиты являются субстратом для своеобразного микроперифитонного сообщества, ведущую роль в котором играют водоросли и микроорганизмы. Нефтеокисляющая способность этого сообщества значительно выше, чем каждого его члена в отдельности.

Таким образом, водные экосистемы обладают механизмом самоочищения от нефтяных углеводородов, в реализацию которого вовлечены все группы водных организмов (микроорганизмы, фитопланктон, высшие растения, беспозвоночные животные, рыбы и др.). При этом, максимальной эффективностью в деградации ксенобиотиков обладает сообщество автотрофных и гетеротрофных организмов.

1.4. Особенности очистки сточных вод от нефти и нефтепродуктов

Предотвращение сброса нефтепродуктов со сточными водами является сложной инженерной и научной задачей. Это обусловлено большим многообразием химических соединений, объединенных общим понятием «нефтепродукты», а также наличием в стоках массы сопутствующих загрязнений. Кроме того, многочисленные предприятия хранения и транспортировки нефтепродуктов располагают, как правило, примитивными очистными сооружениями, а порой вообще их не имеют. Таким образом, очистка сточных вод, особенно мелких и средних предприятий, дающих в сумме огромное количество стоков, трудно поддающихся обработке обычными способами, достаточно актуальная задача.

Состав загрязнений в сточных водах конкретных предприятий определяется главным образом товарными нефтепродуктами: автомобильное (бензины, лигроины, керосин), дизельное (смесь керосиновых и соляровых фракций) и котельное (мазуты) топливо, смазочные материалы. Кроме того, моторное топливо содержат антидетонационные присадки (до 2%) - тетраэтил-свинец или тетракарбонилжелезо. Основная особенность нефтесодержащих

•з

стоков - меньшая плотность по сравнению с водой (бензин 0,7-0,76 г/см , ди-

3 3

зельное топливо 0,8-0,9 г/см , мазут - 0,94-1 г/см ) и низкая растворимость в воде (Кузубова, Морозов, 1992).

По степени биологической деградации сырая нефть и продукты ее переработки располагаются в следующем порядке: сырая нефть>керосин>горючие масла>мазут. Это связано с тем, что содержание в мазуте тяжелых фракций нефти и, в частности, смолисто-асфальтеновых соединений, метаболизирующихся в природе достаточно медленно (иногда в течение десятков лет), в несколько раз выше, чем в сырой нефти (Грищенков и др, 1997; АвваШ, Майшг, 1991).

В сточных водах нефтепродукты по дисперсному состоянию могут быть в свободном, эмульгированном и растворенном состоянии. В основной массе нефтепродукты в стоках находятся в свободном (грубодисперсном) со-

стоянии, образуя плавающую пленку или слой. Меньшая часть может оказываться в тонкодисперсном состоянии, образуя эмульсии типа «нефть в воде» и «вода в нефти». Устойчивость эмульсий обусловлена поверхностным натяжением, кинетической устойчивостью частиц, небольшой их концентрацией. Стабилизаторами эмульсий могут быть механические примеси, покрывающие капельки углеводородов, а также ПАВ, которые широко используются для обезвоживания нефтепродуктов и при зачистке резервуаров (Кузубова, Морозов,1992).

Известно, что базы хранения, перевалочные, распределительные нефтебазы представляют собой комплекс технологических, производственных, энергетических и вспомогательных сооружений, предназначенных для приема, хранения и выдачи потребителям различных нефтепродуктов. В силу специфики технологического процесса нефтебазы, а также нефтеперекачивающие станции являются энерго- и водоемкими предприятиями. Сточные воды на нефтебазах и нефтеперекачивающих станциях подразделяются на отстойные (подтоварные), производственные, промывочные, балластные воды нефтеналивных судов, хозяйственно-фекальные стоки и атмосферные воды (Стахов, 1983).

Подтоварные воды, образующиеся за счет обводненности нефти и нефтепродуктов, а также за счет влаги, поступающей из воздуха в процессе дыхания резервуара, содержат до 8000 мг/л нефтепродуктов, взвешенных частиц до 20 мг/л. При зачистке резервуара от нефти и нефтепродуктов

о

образуются высококонцентрированные сточные воды, объемом 0,4-0,6 м на 1000 т грузооборота. Они должны сначала отводиться сборно-разборными трубопроводами в шламонакопители, из которых отстоянная вода может быть сброшена в производственную канализацию. Производственные сточные воды поступают от производственных зданий (насосных станций, лабораторий, котельных гаражей, разливочных), камер пуска и приема скребка, технологических площадок, установок пропарки бочек, загрязненный конденсат от паронагревательных устройств для темных

нефтепродуктов; а также различные утечки загрязненной воды и нефтепродуктов из технологического оборудования. Загрязненность нефтепродуктами, в основном мазутом, колеблется от 0-20 мг/л до 50-100 тыс. мг/л (Стахов, 1983). Таким образом, сточные воды предприятий хранения и распределения нефтепродуктов характеризуются высоким содержанием нефтяных углеводородов, сложным многокомпонентным составом и токсичностью.

При очистке нефтезагрязненных сточных вод наряду с индустриальными методами следует использовать и биологические способы, т.к. процессы самоочищения загрязненных водоемов и очистка стоков имеют преимущественно биологическую основу (Винберг, 1966 и др.; Кравец, 1974; 1976). Биологическая очистка промышленных сточных вод может осуществляться в естественных и искусственных природно-техногенных объектах - биологических прудах, полях фильтрации, полях орошения с техническими сельскохозяйственными культурами, мелководных биологических прудах с ВВР, биофильтрах и аэротенках.

Нефтезагрязненные сточные воды характеризуются

многокомпонентностью, и для их биодеградации, согласно принципу Гаузе, требуются ассоциации, состоящие из эквивалентного числа видов или штаммов, способных заполнить это множество экологических ниш (Стадницкий, Родионов, 1997).

Экспериментально доказано (]У^е1е1;, 1969), что природные ассоциации бактерий эффективнее разрушают различные нефти, чем изолированные из них отдельные штаммы. Указанное наблюдение хорошо согласуется с заключением некоторых авторов (Реггу, 1979; Коронелли, 1996; Ильинский, 2003), что сложность сырых нефтей и нефтепродуктов требует разнообразия микроорганизмов, способных «атаковать» различные углеводороды. Кроме этого, природные ассоциации обладают способностью выполнять более сложный набор биогеохимических функций, так как всегда включают

фотосинтетиков: цианобактерий, эукариотических водорослей, высших растений (Дзержинская, 1993; Янкевич, 2002; Сопрунова, 2005).

Симбиотические взаимоотношения водорослей и бактерий являются основой доочистки вод в биологических прудах, где роль первичного окислителя загрязняющих веществ выполняет микрофлора водоемов, а кислород для этого процесса доставляют планктонные фотосинтезирующие водоросли. Гетеротрофные микроорганизмы окисляют растворимые органические соединения, тем самым, способствуя их минерализации. За счет этого процесса они получают необходимую для жизнедеятельности энергию. Другую часть растворимых органических веществ гетеротрофы используют как пластический материал для увеличения биомассы. Кроме окислительных процессов идет гидролитическое расщепление. В результате этих процессов окисляются легкодоступные органические соединения (углеродсодержащие), снижается количество таких трудно окисляемых веществ как клетчатка, циклические органические соединения, например фенол (Vieira, Klavenes, 1986).

Одним из простейших способов очистки сточных вод является отстаивание, в процессе которого происходит осаждение взвешенных веществ и улучшение качества воды (Драчев, 1964). Для этой цели стоки пропускают через систему биологических прудов или лагун (Строганов, 1914; Базякина и др. 1919; Захаров, Константинова, 1929; Kisskalt, Ilzhofer, 1937; Fitzgerald, Kolhlish, 1958).

Исследованиями (Винберг, 1956) установлено, что самоочищение сточной жидкости в биологических прудах проходит 2 основные фазы: бактериальную и водорослевую. Во время первой фазы происходит окисление остаточных органических загрязнений в результате жизнедеятельности бактерий, имеющих аэробный тип дыхания. В течение 2-ой фазы первостепенное значение принадлежит водорослям, осуществляющим непосредственное удаление биогенных элементов. Отмечено также, что обе эти фазы протекают одновременно в одном и том же бассейне. Установлено, что в результате роста водоросли выделяют большое количество кислорода и, тем самым, содей-

ствуют окислению органических веществ; участвуют в усвоении биогенных элементов, интенсифицируя этим процесс очистки сточных вод от различных загрязнений.

Позднее (Hanisch, 1966) показано, что, во-первых, разлагаемые органические вещества сточных вод биохимически окисляются аэробными бактериями с образованием угольной кислоты, воды, нитратов, сульфатов, фосфатов и других продуктов обмена; во-вторых, хлорофилсодержащие организмы (преимущественно водоросли) используют окисленные бактериями продукты для синтеза углеводов, протеинов и других органических соединений. Углерод, необходимый для осуществления данного процесса, водоросли получают в результате разложения угольной кислоты с выделением СОг и 02 за счет солнечной энергии. Таким образом, в основе процесса самоочищения лежит деятельность бактерий и водорослей.

Все вышеописанные представления легли в основу теории и практики очистки и доочистки сточных вод, где современная биотехнология реализует принцип пространственной микробной сукцессии. В результате такой сукцессии происходит постепенная деструкция органических соединений иммобилизованными культурами селекционированных микроорганизмов или сообществ (Ротмистров, 1975, 1978).

Для более полной утилизации загрязнений микробиологическая сукцессия должна переходить в трофическую цепь водных организмов (Гвоздяк, 1985; Ставская и др., 1988; Дзержинская, 1987, 1993). Окислительный уровень системы регулируется входящими в состав биоценоза микроводорослями и искусственной аэрацией.

Технология искусственной биологической очистки основана на тех же принципах, что и процесс естественного самоочищения природных водоемов и водотоков. Теоретические основы очистки сточных вод заложены в работах Е.Е. Успенского (1932), Г.Г. Винберга (Винберг, Сивко, 1956), С.Н. Скадов-ского (1961), Н.В. и Е.А. Тимофеевых-Ресовских (Тимофеева-Рессовская и др., 1961). Искусственные способы очистки воды и почвы базируются на

процессах минерализации и концентрировании загрязнителей, имитируя природные объекты (стоячие и проточные водоемы, болота, пойменные земли и т.п.). Отличие искусственной очистки состоит в увеличении биомассы деструкторов, механической аэрации и перемешивании для более полного контакта микроорганизмов с загрязняющими веществами (Судо, 1984).

Ряд данных в литературе свидетельствуют об интенсивном участии водорослей в деградации нефтяных углеводородов.

При исследовании роли циано-бактериальных сообществ на основе Os-cillatoria в биодеградации нефтяных углеводородов в водных средах (Сопру-нова, 1998) выявлено, что циано-бактериальные сообщества очистных сооружений Астраханского газо-химического комплекса способствуют снижению содержания нефтепродуктов в сточных водах на 62,8-77,7%.

Г.Ю. Райской (2003) показано, что в емкостях сезонного регулирования (ЕСР) Астраханского газо-химического комплекса (АГХК) за счет деятельности альгобактериального сообщества на основе Oscillatoria происходит самоочищение сточных вод от нефтепродуктов на 24,7 %.

Chavan, Mukherji (2008) исследовали способность циано-бактериального консорциума к деградации дизельного топлива. Очистку промышленных сточных вод, содержащих углеводороды, проводили в биореакторах с использованием гетеротрофных и фототрофных микроорганизмов. Образование биопленки, в которой преобладали В. cepacia и цианобак-терии (Phormidium, Oscillatoria и Chroococcus) способствовало снижению содержания дизельного топлива в стоках в 200 раз в течение 21 часа.

При выявлении в экспериментальных исследованиях влияния световой и темновой фазы на степень биодеградации нефтяных углеводородов с использованием циано-бактериального консорциума, выделенного из воды оз. Повай (Мумбаи, Индия), обнаружено, что наиболее благоприятным является соотношение световой и темновой фазы 18:4 (час), когда деградация дизельного топлива составляет 37,6% (Chavan et al., 2010).

При создании искусственного альго-бактериального консорциума с использованием 4-х штаммов нефтеокисляющих бактерий (Sphingomonas GY2B, Burkholderia cepacia GS3C, Pseudomonas GP3A и Pandoraea pnomenusa GP3B) и устойчивых в нефтяным углеводородам микроводорослей Scenedesmus obliquus GH2 установлено (Tang et all, 2010), что в сочетании с данными штаммами нефтеокисляющих бактерий наиболее оптимальный консорциум, способствующий повышению эффективности деградации алифатических и ароматических углеводородов сырой нефти, формирует бактериологически чистая культура S. obliquus.

В экспериментах по исследованию нефтеокисляющей активности отдельных штаммов цианобактерий (Raghukumar et al., 2001), установлено, что морские цианобактерии Oscilatoria salina Biswas, Plectonema terebrans Bornet et Flahaut, Aphanocapsa sp. разрушали нефть марки Bombay High как на искусственных питательных средах, так и в естественной среде. В присутствии культур цианобактерий в течение 10 дней было удалено около 45-55% сырой нефти, содержащей 50% алифатических углеводородов, 31% восков и битумных веществ, 14% ароматических и 5% полициклических соединений. Кроме этого, 50-60% чистого гексадекана и от 20% до 90% ароматических соединений также разрушались в течение 10 суток. Смешанная культура данных штаммов разрушала более 40% нефти. При этом, штаммы цианобактерий сформировали смешанные жизнеспособные маты, которые можно использовать в процессах активизации самоочищения от нефтяных углеводородов в прибрежной зоне как индивидуально, так и в смешанной культуре (Raghukumar et al., 2001).

При оценке деструкционной способности по отношении к нефтяным углеводородам двух изолированных цианобактериальных штаммов: Oscilatoria agardhii (не образующая гетероцист) и Anabaena spharica (образующая гетероцисты) (АН Gamila et al., 2003) установлено, что оба штамма наращивают значительную биомассу по сравнению с контролем. При этом отмечено, что эффективнее происходит разрушение N-алканов (Сю - С24) в сравне-

нии с полициклическими ароматическими углеводородами. В то же время установлено, что как N-алканы, так и полициклические углеводороды, более эффективно разрушались штаммом Anabaena spharica (Ali Gamila et al., 2003).

При исследовании способности к росту и фотосинтезу в присутствии компонентов дизельного топлива зеленой водоросли Chlamydomonas rein-hardtii (Liebe, Fock, 1992) выявлено, что увеличение концентрации дизельного топлива от 0 до 0,125% по объему ведет к замедлению роста, а более высокие концентрации вызывают гибель клеток. После удлинения лаг-фазы водоросли культивировали в присутствии дизельного топлива в количестве 0,12% по объёму в течение 3-х суток. При этом отмечалась устойчивость клеток к дальнейшему увеличению концентраций дизельного топлива. По окончании инкубирования определение содержания некоторых ПАУ в среде показало снижение концентраций флюорена - на 95,2%; диметилфенантрена - на 85,2% и 1-метилантрацена на 54,3% (Liebe, Fock, 1992).

В экспериментальных работах по разрушению углеводородов Луизиан-ской нефти бесхлорофильнми водорослями Prototheca zopfii (Semple, 1999) показано, что степень деградации различных фракций углеводородов неодинакова: в сырой нефти разрушалось 38-60% насыщенных алифатических и 12-41% ароматических углеводородов, в моторном масле - 10-23% и 10-26% соответственно.

Имеются данные о способности кокковой одноклеточной водоросли Prototheca zopfii разлагать бензин и некоторые другие углеводороды (Cos-mina et al., 2006). Выявлено, что водоросль Р. zopfii способна разрушать различные углеводороды в количестве до 10% по объему. Максимальной деградации подвергаются алифатические углеводороды. Культивирование на твердых средах, содержащих изопентан, гексан и октан, не ингибировало роста и развития водоросли, тогда как культивирование на среде, покрытой бензиновой пленкой приводило к изменению морфологии колоний: в начале формировались небольшие белые колонии, которые в последующем увели-

чивались в диаметре и приобретали цветкообразиую форму с однородной серединой и треснувшими краями.

При исследовании влияния различных токсикантов на культуры водорослей и цианобактерий (Янкевич, 2002) установлено, что Stichococcus, Nostoc, Microcystis, Chlorella, Phormidium проявляют устойчивость к мазуту. В присутствии алканотрофных бактерий уровень устойчивости водорослей к мазуту увеличивается. При этом, наибольшая резистентность к мазуту отмечена для чистых культур цианобактерий Phormidium, Nostoc, в ассоциации с Rhodococcus sp. - Phormidium, Nostoc, Lyngbya, Anabaena. Экспериментально созданные альго-бактериальные ценозы показали способность к разрушению мазута: ассоциация Scenedesmus и Rhodococcus erithrophpolis, способствовала разрушению мазута на 56,23%, а ассоциация Scenedesmus, Phormidium и Rhodococcus erithrophpolis - на 60,8%.

Некоторые штаммы водорослей способны к деградации ароматических веществ, входящих в состав нефти. Установлено, что аскеничные культуры водорослей Chlorella vulgaris, Chroococcum vacuolatum, Klebsormidium flac-cidium, Stichococcus sp., Tetracystis fissurata способны к разрушению фенола; a Scenedesmus sp., Scenedesmus obliquus - к разрушению фенантрена (Сафонова, 2004).

В экспериментальных исследованиях доказана возможность использования Scenedesmus obliquus для биоремедиации нефтесодержащих сточных вод (Rajasulochana et al., 2009), где убыль нефти в сточных водах с внесенной суспензией Scenedesmus obliquus составила 99,85%. Кроме этого, наблюдалось уменьшение содержания ионов железа - на 39,72%; хлоридов - на 47,96%; сульфатов - на 26,02%, химического потребления кислорода - на 82,8%.

Для очистки сточных вод от токсичных ингредиентов, в том числе нефти и нефтепродуктов, широко применяются и высшие водные растения (Ка-расева, 1970; Пономарев и др., 1985). При этом сам процесс очистки состоит

из ряда подпроцессов, в которых принимает участие весь комплекс перифи-тонных организмов (Морозов и др., 1982; Тумайкина, 2005).

Для очистки сточных вод промышленных предприятий, фильтрационных вод свалок от тяжелых металлов, нефтепродуктов, минеральных и органических веществ используют (Артамонов, 1986) ВВР (тростник обыкновенный, рогоз узколистный и широколистный, камыш озерный и лесной, рдест гребенчатый, водный гиацинт (эйхорния), хара и др.), которые выполняют функцию биофильтра на границе раздела суша/вода, задерживая и поглощая взвешенные и растворенные минеральные и органические вещества, попадающие с площади водосбора), проводя предварительно принудительную аэрацию и дополнительную обработку сточных вод путем пропускания их через сорбент в виде природных отбеливающих земель, применяемого также в качестве основы донного грунта для лучшего укоренения высших водных растений (Патент РФ №2219138).

Имеются данные о способности наяды мелкозубчатой (Najas microdon) к поглощению из водных растворов некоторых органических веществ рядя фенолов (фенол, окрезол, пирокатехин, гидрохинон), ряда ароматических аминов (анилин, сульфаниловая кислота) и ПАВ (лаурилсульфат натрия). При этом максимальное поглощение токсикантов наблюдается при плотности биомассы растения 5г/л (Быкова, Шаталаев и др., 2009).

В ряде исследований показано, что экзометаболиты водных растений играют важную роль в образовании симбиотических связей с перифитонны-ми микроорганизмами и стимулируют процессы самоочищения от нефтяных углеводородов. При исследовании водного растительно-микробного сообщества, образованного элодеей канадской (Elodea canadensis Michx.) выявлен его высокий деструкционный потенциал в отношении сырой нефти, всех ее фракции, а также тестовых углеводородов (фенол, толуол, бензол, нафталин и декалин). Отмечена антибактериальная активность элодеи в отношении ряда водных микроорганизмов. При этом, наблюдается стимуляция роста пе-рифитонных штаммов (Тумайкина, 2005). Позднее (Тумайкина и др., 2008)

установлено, что в отношении фенола, толуола, бензола, декалина и нафталина обладаю активностью экссудаты элодеи и буферные системы клеток. При изучении пресноводных трав (Фучеджи, 2008): рдеста пронзённолистно-го (Potamogeton perfoliatus L.), элодеи канадской (Elodea canadensis Michx.) и тростника обыкновенного {Phragmites communis Trin.), обитающих в условиях антропогенного загрязнения воды, было обнаружено участие полисахаридов высших водных растений в формировании бактериоценоза (Фучеджи, 2008).

При культивировании нефтеокисляющего штамма Pseudomonas те-lochlora в присутствии экскретов водных растений, было выявлено увеличение биодеградационной активности микроорганизма. Экскреты элодеи канадской и рогоза узколистного усиливали процесс деградации нефтяных углеводородов на 22% и 39%) соответственно (Ratushnyak et al., 2008).

Эйхорния (Eichornia crassipes или Eichornia speciosa) эффективно очищает водоемы, занесенные в список мертвых или находящихся на грани этого, малые реки, стоки, отстойники промышленного, хозяйственно-бытового, животноводческого и т.п. происхождения; заметно снижает в стоках содержание большинства элементов: азота, фосфора, калия, кальция, магния, серы, марганца, аммиака; значительно падает активность компонентов тяжелых металлов. Кроме этого, эйхорнию используют для деградации нефтепродуктов, технических масел, навоза, фенолов, сульфатов, фосфатов, хлоридов, нитратов, СПАВ, патогенных микроорганизмов. Эйхорния ускоряет процесс бактериального разложения нефтепродуктов и детоксикации органических ядов (фенолов, хитонов и др.) за счет выделения корневой системой стимуляторов и ингибиторов роста углеводородокисляющих бактерий (Крот, 2006).

Сооружения типа «биоплато» (в англоязычных странах - Constructed Westland) для очистки вначале хозяйственно-бытовых сточных вод получили развитие в Европе в середине 1980-х г.г. С течением времени их использование стало не только широко применяться, но и значительно расширилась область их применения (Cooper et all., 1996; Коцарь, 1999;

Стольберг и др., 2003). В основе данной технологии лежит использование процессов естественного самоочищения водных объектов, в частности, способности ВВР и связанных с ними в составе биоценоза водной микрофлоры осуществлять деструкцию, трансформацию и аккумуляцию растворенных в воде органических веществ, минеральных солей, нефтепродуктов и других загрязняющих веществ.

Во многих странах Америки широко используются системы очистки шахтных вод на плантациях камыша и тростника (БипЬаЫп, Волупег, 1992). Возможно использование подобного рода сооружения для очистки ливневых стоков с урбанизированных территорий, промышленных площадок, автомагистралей (Диренко и др., 2006).

Таким образом, сложность состава сточных вод предприятий хранения и распределения нефтепродуктов; наличие в них токсичных трудноразлагае-мых соединений обуславливает необходимость применения для их очистки не только физико-химические, но и биологические приемы очистки и деток-сикации.

Заключение по главе 1. Нефтяные углеводороды могут иметь как природное, так и антропогенное происхождение. Наибольшую опасность для водных экосистем представляют последние, т.к. их поступление происходит локально и в короткий промежуток времени, при этом, большая часть из них составляют нефтепродукты - неидентифицированная группа углеводородов нефти, мазута, бензина, керосина, масел и их различных примесей, которые относятся к числу десяти наиболее опасных загрязнителей окружающей природной среды вследствие своей высокой токсичности.

В процессах самоочищения водных экосистем от нефтяных углеводородов принимают участие все группы водных организмов (микроорганизмы, фитопланктон, высшая водная растительность, беспозвоночные животные, рыбы и др.). При этом, максимальной эффективностью в деградации нефтяного загрязнения обладает сообщество гетеротрофов и автотрофов, где последние снабжают экосистему кислородом. Практический интерес представ-

ляет изучение вопроса использования циано-бактериальных сообществ и высшей водной растительности для активизации процессов деградации углеводородов в нефтезагрязненных сточных водах.

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Гальперина, Алина Равильевна

146 ВЫВОДЫ

1. Определение гидрохимических параметров замазученных сточных вод резервуара-накопителя, содержащих остаточные фракции мазута, показало присутствие в них высокого содержания тяжелоокисляемых органических веществ: содержание нефтяных углеводородов - 76,4-82,9 мг/дм3, ПАУ - 1610,9 нг/д3; ХПК - 276-1440 мг 02/дм3; высокая оптическая плотность - 2,08 и токсичность (II класс опасности отходов).

2. В составе замазученных сточных вод превалируют аборигенные гетеротрофные микроорганизмы (КОЕ/мл): липолитики (1,5*103), амилолитики

5 5 5

1,7*10), протеолитики (2,2*10 ), сахарозолитики (2,4*10 ), сульфатредукто-ры (1,4*105), глюкозолитики (1,5*105), бродилыцики (4,6*104), целлюлолити-ки (5,0* 103), сапротрофы (3,0* 103), олиготрофы (2,0* 103).

3. Фототрофные организмы замазученных сточных вод представлены единичными клетками Oscillatoria, Sinechocystis, Phormidium. Методом накопительной культуры из замазученных сточных вод выделено альго-бактериальное сообщество, эдификаторами которого являются цианобакте-рии родов Oscillatoria, Sinechocystis.

4. При изучении роли циано-бактериальных сообществ в очистке замазученных сточных вод установлено, что наибольшей эффективностью обладает коллекционное циано-бактериальное сообщество на основе Oscillatoria amphibia, что выражается в снижении СНУ в целом на 95,7%; окисляемости перманганатной - 69% и бихроматной - 85%; содержании РОВ - 74%.

5. При моделировании многоступенчатой очистки замазученных сточных вод (фильтрация—»принудительное аэрирование—»внесение циано-бактериальных сообществ, иммобилизованных на инертном носителе—»внесение высшей водной растительности), выявлено, что наиболее эффективным является использование коллекционного циано-бактериального сообщества на основе Oscillatoria amphibia и высших водных растений (вал-лиснерии спиральной Vallisneria spiralis; элодеи канадской Elodea canadensis; ряски малой Lemna minor), способствующее снижению содержания СНУ в целом на 91,3%, ПАУ - 94% и РОВ - 66%; перманганатной окисляемости -77%; оптической плотности сточных вод - 71%, класса опасности отходов со II (высокоопасные) до IV (малоопасные).

6. Установлено, что внесение циано-бактериальных сообществ и высшей водной растительности в замазученные сточные воды способствует увеличению численности автохтонных (аборигенных) микроорганизмов, имеющих большее сродство к субстрату сточных вод, в гликокаликсе цианобактерий и в перифитоне ВВР в сравнении с водной средой на 2 порядка, что создает зоны повышенной активности деградации загрязняющих соединений замазу-ченных сточных вод.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В условиях современного развития промышленности деятельность многочисленных предприятий по хранению и распределению нефтепродуктов приводит к образованию большого количества сточных вод и нефтезагряз-ненных жидких отходов, характеризующихся разнообразием и сложностью состава. При их очистке наряду с индустриальными методами следует использовать и биологические способы, т.к. процессы самоочищения загрязненных водоемов и очистка стоков имеют преимущественно биологическую основу (Винберг, 1966 и др.; Кравец, 1974; 1976) и способствуют биологическому оздоровлению окружающей среды.

При изучении эффективности двухступенчатой (фильтрация —> внесение ЦБС, иммобилизованных на инертном носителе) и комплексной (фильтрация —> принудительное аэрирование —> внесение ЦБС, иммобилизованных на инертном носителе —> внесение ВВР) очистки замазученных сточных вод в модельных экспериментальных исследованиях установлено интенсивное снижение содержания суммарных нефтяных углеводородов, полиароматических углеводородов, растворенного органического вещества, химического потребления кислорода, как при внесении биологических агентов очистки (ЦБС и ВВР), так и при участии аборигенного микробиоценоза сточных вод. При этом, отмечено, что в процессе фильтрации происходит снижение содержания нефтяных углеводородов на 49,4-60%, что связано с удалением из сточных вод нерастворимой фракции нефтяных углеводородов. В процессе аэрации сточных вод, сопровождающейся насыщением воды кислородом, отмечено снижение содержания нефтяных углеводородов на 20-25%. Дальнейшее снижение концентрации нефтяных углеводородов в экспериментальных микроэкосистемах за счет деятельности аборигенного микробиоценоза составило 8,5-43,3%. Несмотря на то, что внесение ЦБС и ВВР активизирует деградацию нефтяных углеводородов лишь на 3,0-4,1% и 3,5% соответственно, основным преимуществом как ЦБС, так и ВВР является интенсивное обесцвечивание сточных вод (снижение оптической плотности на 50-63% по сравнению с контролем) и уменьшение токсичности (снижение класса опасности отходов со второго до четвертого).

Отмечено, что сточные воды, очищенные двухступенчатым методом способны стимулировать рост растений, и могут быть сброшены на поля фильтрации. Очистка комплексным методом приводит к уменьшению острой токсичности сточных вод и снижению класса опасности сточных вод, но при этом очищенные воды угнетают рост растений. Таким образом, очищенные многоступенчатым методом стоки могут быть сброшены в водоем при соответствующем (1:7,4) разбавлении.

В целом, использование в качестве агентов очистки представителей фо-тотрофных организмов (цианобактерий, высших водных растений) способствует повышению эффективности детоксикации и биоремедиации (биологическому оздоровлению) очищаемых стоков, и в зависимости от способа дальнейшего размещения очищенных стоков (сброс на рельеф или в водоем) можно рекомендовать как двухступенчатую, так и комплексную очистку в качестве основы для разработки методов биологической очистки замазучен-ных сточных вод.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Гальперина, Алина Равильевна, 2012 год

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Алекин O.A. Основы гидрохимии. - Л.: Гидрометеоиздат, 1970. -

444с.

2. Артамонов В.И. Растения и чистота природной среды. — М.: Наука, 1986.-242с.

3. Аушева Х.А. Разработка новой формы биопрепарата для очистки

водных объектов от тонких нефтяных пленок. - Автореферат дисс.....к.б.н. -

Москва, 2007.-21с.

4. Артюхова В.И., Тапочка Л.Д. Об адаптации синезеленых водорослей Synechocystis aquatilus к нефти и нефтепродуктам. - Вестн. МГУ. Биол. серия, 1978. -тЛ. с.13.

5. Базякина A.A., Востоков, Строганов Н.С. Опыты с самоочищением сточной жидкости в непроточных прудах. Отчет по очистке сточных вод, ч. 1, 1919.

6. Бактыбаева З.Б. Использование водной и прибрежно-водной растительности р. Таналык для создания биологических очистных прудов на

горнорудных объектах Зауралья - Автореферат дисс.......к.б.н. - Уфа, 2009. -

23с.

7. Белоус В.К.; Белоус A.B.; Токарев И.А. Способ биологической очистки морской среды. Заявка на патент РФ № 2186035 от 23.09.1999 Регистр. N 99120621/13.

8. Биологический энциклопедический словарь // Под ред. М.С. Ги-ларова - 2-е изд., исправл. - М.: Сов. Энциклопедия, 1986. - 864 с.

9. Булатов А.И., Макаренко П.П., Шеметов В.Ю. Охрана окружающей среды в нефтегазовой промышленности. М.: Недра, 1997. - 483с.

10. Вельков В.В. Биоремедиация: принципы, проблемы, подходы // Биотехнология. - 1995. - №3-4. - с.20-27.

11. Вернадский В.И. Биогеохимические очерки. - М.: Изд-во АН СССР, 1940.-250с.

12. Винберг Г.Г., Сивко Т.М. Фитопланктон как агент самоочищения загрязненных вод. - Тр. Всес. Гидробиол. об-ва - 1956.- т. 7. - с. 20-31.

13. Винберг Г.Г. Взаимодействие популяций микроводорослей и бактерий в модельной системе: Дисс.... канд. биол. наук. - М.: 1988.- 162 с.

14. Тапочка Л.Д. Об адаптации водорослей. - М.: Изд-во МГУ, 1981. -

81с.

15. Гвоздяк П.И. Основные тенденции биологии очистки воды /Тез. докл. Uli съезд ВМО. Экология, геохимическая деятельность микроорганизмов и охрана окружающей среды. - Алма-Ата. Наука, т. 6, 1985. - 38 с.

16. Государственные нормативы ГН 2.1.5.1315-03 «Предельно-допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования» (электронный ресурс). - Введ. 2003-06-15. - 77 с.

17. Голлербах М.М., Косинская Е.К., Полянский В.И. Определитель пресноводных водорослей СССР. Сине-зеленые водоросли, вып. 2. М.: Сов. наука, 1953. - 651 с.

18. Гольдберг В.М., Зверев В.П., Арбузов А.И., Казеннов С.М. и др. Техногенное загрязнение природных вод углеводородами и его экологические последствия. - М: Недра, 2001. - 150с.

19. ГОСТ 27065-86 (CT СЭВ 5184-85) Качество вод. Термины и определения. - М.: ИПК Из-во стандартов, 2011. - 11 с.

20. ГОСТ 26424-85. Почвы. Метод определения ионов карбоната и бикарбоната в водной вытяжке. - Введ. 08.02.1985. - М.: Изд-во стандартов, 1985.-3 с.

21. ГОСТ 26425-85. Почвы. Методы определения иона хлорида в водной вытяжке. - Введ. 08.02.1985. - М. : Изд-во стандартов, сор. 1985. - 3 с.

22. ГОСТ 26426-85. Почвы. Методы определения иона сульфата в водной вытяжке в модификации ЦИНАО. - Введ. 08.02.1985. - М. : Изд-во стандартов, 1985. - 7 с

23. ГОСТ Р 51592-2000: Вода. Общие требования к отбору проб. -Введ. 01.07.2001. -М.: Изд-во стандартов, 2001. - 117 с.

24. Грищенков В.Г., Гаязов P.P., Токарев В.Г. и др. Бактериальные штаммы - деструкторы топочного мазута: характер деградации в лабораторных условиях // Прикладная биохимия и микробиология. - 1997 . т.ЗЗ, №4. С.423-427.

25. Гусев М.В., Телитченко М.М., Федоров В.М. Принципы выделения, очистки и культивирования синезеленых водорослей // Биология синезе-леных водорослей. - М.: Из-во МГУ, 1964.- с. 55-65.

26. Гусев М.В., Коронелли Т.В., Линькова М.А., Ильинский В.В. Изучение ассоциации цианобактерий и нефтеокисляющих бактерий в условиях нефтяного загрязнения методом полного факторного эксперимента // Микробиология. 1981. - т.50, вып.6. - с. 1097-1103.

27. Гусев М.В., Коронелли Т.В., Линькова М.А., Ильинский В.В. Влияние выделений биомассы цианобактерий на углеводородокисляющие микобактерии //Микробиология, 1982, т.51, вып.1. - с.152-155.

28. Гусев М.В., Линькова М.А., Коронелли Т.В. Влияние нефтяных углеводородов на жизнеспособность цианобактерий в ассоциации с нефтео-кисляющими бактериями //Микробиология, 1982. Т.51, вып.6. - с. 932-936.

29. Давыдова С.Л., Талгасов В.И. Нефть и нефтепродукты в окружающей среде: Учеб. пособие. - М.: Изд-во РУДН, 2004. - 163 с.

30. Дзержинская И.С. Интенсификация процессов редукции в специфических экосистемах. Автореф. дис.... на соиск. ученой степени канд. биол. наук. 03.00.18.- М.: 1987. - 24 с.

31. Дзержинская И.С. Альго-бактериальные аспекты интенсификации биогидрохимического круговорота в техногенных экосистемах. - Автореф. дис... на соиск. ученой степени докт. биолог, наук. - 03.00.18 - Гидробиология.- М.: 1993. - 51 с.

32. Дзержинская И.С., Киселева Л.А., Амину P.A., Воробьева В.А. Способ осветления серосодержащих сточных вод. - A.c. N 2064455. - 1995.

33. Дзержинская И.С.. Амину P.A., Воробьева В.А., Сопрунова О.Б. Способ очистки сточных вод рыбообрабатывающих предприятий. - A.c. № 2064454. - 1995.

34. Диренко A.A., Кнус А., Коцарь Е.М. Использование высших водных растений в практике очистки сточных вод и поверхностного стока // Санитарная техника и водоснабжение. - 2006. - №5. - с.15-18.

35. Джусупова Д.Б. Биоремедиация объектов окружающей среды уг-леводородокисляющими микроорганизмами р. Pseudomonas. — Автореф. дисс.....д.б.н. - Алматы, 2010. - 38с.

36. Доклад о состоянии и охране окружающей природной среды Астраханской области в 2007 году / Под общей редакцией A.A. Сандрикова и Ю.С. Чуйкова / Правительство Астраханской области, Служба природопользования и охраны окружающей среды Астраханской области. - г. Астрахань, 2008. - 248 с.

37. Драчев С.М. Борьба с загрязнением рек, озер и водохранилищ промышленными и бытовыми стоками. - M.-JL: Наука, 1964.

38. Другов Ю.С., Родин A.A. Экологические анализы при разливах нефти и нефтепродуктов. - С-Пб, 2000. - 250с.

39. Елыиина Т.А., Шилова И.И. Реакция почвенных водорослей на нефть (в полевом эксперименте) - В кн.: Биологические проблемы Севера. IX симпозиум. Ч. 1. Сыктывкар, 1981. - с.60.

40. Жадин В.И. Жизнь пресных вод СССР - т.4, ч. 1 -M.-JL: Из-во АН СССР, 1956.-470 с.

41. Жмур Н.С. Методика определения токсичности воды и водных вытяжек почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний. - М.: АКВАРОС, 2001. - 48с. Федеральный реестр (РФ) ФР. 1.39.2001.00283.

42. Жмур Н.С., Орлова T.JI. Методика определения токсичности вод, водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению

уровня флуоресценции хлорофилла и численности клеток водорослей. - М.: АКВАРОС, 2011. - 44с. Федеральный реестр (РФ). ФР. 1.39.2001.00284.

43. Заварзин Г.А., Бонч-Осмоловская Е.А. Синтрофные взаимодействия в сообществе микроорганизмов. Изв. АН СССР. Сер.биол., 1981, №2.

44. Заварзин Г.А., Крылов И.Н. Цианобактериальные сообщества -колодец в прошлое // Природа - 1983, №3.- с.59-68.

45. Заварзин Г.А. Лекции по природоведческой микробиологии -М.: Наука, 2003.-348 с.

46. Захаров А.Г., Константинова Е.Ф. Очистительные пруды на Люблинских полях фильтрации в 1919-1920 г.г. // Тр. совещ. по очистке сточных вод.- М.: 1929.- Вып. 2.- с. 1-34.

47. Ильинский В.В. Гетеротрофный бактериопланктон: экология и роль в процессах естественного самоочищения среды от нефтяных загрязнений. - Автореф. дисс.....д.б.н. - Москва, 2000. - 53с.

48. Ильинский В.В Микробиологический мониторинг нефтяного загрязнения водных экосистем: теория и практика. Нефтяные загрязнения: контроль и реабилитация экосистем // Под ред. Котелевцева С. В., Садчикова А. П. -М.: МГУ, 2003. - 194 с.

49. Ильинский В.В., Воскобойников Г.М., Пуговкин Д.В., Комарова Т.И., Адейкина A.A. Влияние нефтяного загрязнения среды на состав и численность гетеротрофных эпифитных бактерий бурой водоросли Fucus vesicilosus II Вестник ЮНЦ РАН, т.6, №2, 2010. - с.98-100.

50. Ипатова В.И. Адаптация водных растений к стрессовым абиотическим факторам среды. - М.: «Графикон-принт», 2005. - 224 с.

51. Карасева H.H. Пути повышения эффективности очистки нефтяных стоков путем введения в схему очистных станций прудов с высшей водной растительностью // Республ. научно-техн. Конф. по гидравлике и санитарной технике: Тез.докл. - Казань: Изд-во Казанск. гос.ун-та, 1970. — с.ЗО -32.

52. Карпов A.B., Селезнев С.Г., Аринбасаров М.У. и др. Микробиологическая деструкция мазута: оценка изменений фракционного состава путем анализа ИК-Фурье-спектров // Прикладная биохимия и микробиология. -1998.- т.34. №6. - с.609-616.

53. Квасников Е.И., Клюшникова Т.М. Микроорганизмы - деструкторы нефти в водных бассейнах. - Киев.: Наук, думка, 1981.- 131с.

54. Квасников Е.И., Клюшникова Т.М., Куберская C.JI. Использование ассоциаций бактерий при очистке подсланцевых вод от нефтепродуктов // Микробиол. журн. - 1985. - т.47, №2. - с.12-15.

55. Кокин К.А. К вопросу о роли фитопланктона и высшей водной растительности в процессах самоочищения загрязненных водоемов // Бюл. Моск. О-ва испытателей природы. Отд. биол.- 1959.- 64, вып. 6 - с. 160.

56. Константинов A.C. Общая гидробиология / А. С. Константинов. -М.: Высшая школа, 1986. - 245 с.

57. Коронелли Т.В. Микробиологическая деградация углеводородов и ее экологические последствия // Биологические науки. - 1982. - №3. - с.5-13.

58. Коронелли Т.В. Принципы и методы интенсификации биологического разрушения углеводородов в окружающей среде // Прикл. биохим. и микробиолог. - 1996. -т.32, №6. - с.579-585.

59. Короткевич Л.Г. К вопросу использования водоохранно-очистных свойств тростника обыкновенного // Вод. рес. - 1976. - № 5. - С. 198-204.

60. Короткевич Л.Г. Роль растений в охране водоемов. - М.: Знание Сер. Биология, 1982. - № 3.

61. Коцарь Е.М. Инженерные сооружения типа «биоплато» как блок доочистки и водоотведения с неканализованных территорий // Тез. докл. ме-ждунар. конф. «AQUATERRA», Санкт-Петербург, 1999. - С. 72-73.

62. Красненко М.Е., Тапочка Л.Д. Влияние нефти и нефтепродукты на некоторые синезеленые водоросли. - Изв. АН ТуркмССР, сер. биол. наук, 1977,т. 2.-с. 52.

63.Кравец В.В. Интенсификация процессов самоочищения воды в биологических прудах // Биологическое самоочищение и формирование качества воды. - М., 1975. - С. 147—150.

64. Кравец В.В., Бухгалтер Л.Б., Акользин А.П., Бухгалтер Б.Л. Высшая водная растительность как элемент очистки промышленных сточных вод // Экология и промышленность России. - 1999, № 8. - с. 20-24.

65. Красильников Н.А. и др. Усвоение нормальных алканов и сырой нефти морскими бактериями // Океанология. - 1973. - т. 13, №5. - с.877-882.

66. Криворучко А.В. Адсорбционная иммобилизация клеток алкано-трофных родококков. - Автореф. дисс.....к.б.н. - Пермь, 2008. - 24 с.

67. Крот Ю. Г. Использование высших водных растений в биотехнологиях очистки поверхностных и сточных вод // Гидробиолог, журнал. -2006.-Т. 42, №1.- С. 76-91.

68. Кузнецов С.И., Дубинина Г.А. Методы изучения водных микроорганизмов. - М.: Наука, 1989. - 188с.

69. Кузубова Л.И., Морозов C.B. Очистка нефтесодержащих сточных вод: аналит. обзор / СО РАН, ГПНТБ, НИОХ. - Новосибирск, 1992. - 72 с.

70. Лурье Ю.Ю., Рыбникова А.Н. Химический внвлиз производственных сточных вод. Изд. 4-е перераб. и доп. М.: «Химия»,1974. - 336 с.

71. Лысяк Т.И. Биологические основы культивирования водных организмов. - Кишинев: ШТИНЦА. 1985. - 120 с.

72. Мазманиди М.Н. К вопросу об определении ПДК нефти / В кН.: Научные основы установления ПДК в водной среде и самоочищении / VI, 1972.-с. 35-37.

73. Мазманиди Н.Д. Исследования действия растворенных нефтепродуктов на некоторых гидробионтов Черного моря // Рыбное хоз-во, 1973, №2.-с. 7-10.

74. Мессинцева М.А. Роль микроорганизмов в самоочищении водоемов. - Тр. ВГБО, 1962, 12.- с. 73-75.

75. Методы физиолого-биохимического исследования водорослей в гидробиологической практике / Отв. ред. А.В.Топачевский. - Киев: Наукова думка. - 1975. - 247 с.

76. Миронов О.Г. Нефтяное загрязнение и жизнь моря. - Киев: Наукова думка, 1973. - 87 с.

77. Миронов О.Г. Взаимодействие морских организмов с нефтяными углеводородами. - Л.: Гидрометеоиздат, 1985. -127с.

78. Миронов О.Г. Бактериальная трансформация нефтяных углеводородов в прибрежной зоне моря // Морской экологический журнал, 2002. -1, вып. 1. - с.56-66.

79. Митыпова, Т. Н. Разнообразие аэробных и факультативно-анаэробных органотрофных бактерий содово-соленых озер Забайкалья и Монголии: дис. ... канд. биол. наук: - Улан-Удэ, 2007. - 115 с.

80. .Морозов Н.В., Телитченко М.М. Ускорение очищения поверхностных вод от нефти и нефтепродуктов вселением в них макрофитов // Водные ресурсы, 1977, №6.

81. Морозов Н.В., Николаев В.Н. Влияние условий среды на развитие нефтеразлагающих микроорганизмов // Гидробиол. журн.-1978.-Т.14.-№4.

82. Морозов Н.В., Николаев В.Н., Петров Р.П., Ахмадиев А.Ф., Пу-пынин И.А., Подольский В.А. Способ очистки сточных вод в биологических прудах / Авт. свид. №918277 СССР МКИЗ С 02Р/32. Бюлл. изобр., 1982, №13.

83. Морозов Н.В. Экологическая биотехнология: очистка природных и сточных вод макрофитами - Казань: Изд-во Казанского государственного педагогического университета, 2001. - 394 с.

84. Нельсон-Смит А. Нефть и экология моря. - М.: Прогресс, 1977. -

301с.

85. Немировская, И.А. Углеводороды в океане: автореф. дисс...докт. биол. наук : - Москва, 2000. - 40 с.

86. Немировская И.А. Нефтяные углеводороды в океане // Природа, №3, 2008. - с.17-27.

87. Нетрусов, А.И. Практикум по микробиологии / А.И. Нетрусов, М.А. Егорова, JI.M. Захарчук. - М.: Academia, 2005. - 608 с.

88. Нефтяные загрязнения: контроль и реабилитация экосистем: учебно-метод. пособие (под ред. Котелевцева C.B., Садчикова А.П.) - М.: Изд-во ФИАН, 2003. - 194 с.

89. Одум Ю. Экология /под ред. акад. Соколова В.Е./ - М.: Мир: в 2-х т, 1986.

90. Оспанова Ж.Х., Хантурин М.Р. Фиторемедиация нефтезагрязнен-ной сточной воды // Вестник ОГУ, №12 (118), 2010. - с.74-77.

91. Остроумов С.А. Биологический механизм самоочищения в природных водоемах и водотоках: теория и приложения // Успехи современной биологии. 2004. т. 124. №5. - с.429-442.

92. Паников Н.С. Кинетика роста микроорганизмов: общие закономерности и экологические положения. М.: Наука, 1992. - 311с.

93. Патент РФ №2179953 от 24.11.2002 г. Ягафарова Г.Г., Сафронов В.П., Барахнина В.Б. и др. Способ очистки сточных вод от нефти и нефтепродуктов, 2001, Бюл. № 6(46), - с. 211-229.

94. Патент РФ №2268934 от 28.10.2003 Дзержинская И.С., Куликова И.Ю., Сопрунова О.Б. Штамм Phylobacterium myrsinacearum DKS-1 для деструкции нефтяных углеводородов солоноватоводных экосистем, 2003.

95. Патент РФ №2219138 от 22.05.2002 г. Хмыз О.Н.; Еремочкина Н.М.; Дмитриева Т.В.; Коротких Н.В.; Лыков И.Н. Способ очистки сточных вод с использованием элементов естественной биологической системы, 2002, Опубл. 20.12.2003.

96. Перетрухина И.В. Гетеротрофный бактериопланктон литорали Кольского залива и его роль в процессах естественного очищения вод от нефтяных углеводородов // Автореф. на соис. ... канд. биол. наук. М. 2006. -18 с.

97. Перетрухина И.В., Ильинский В.В., Литвинова М.Ю. Влияние макрофитов на численность и активность эпифитных углеводородокисляю-щих бактерий // Междун. научно-практ. конф. «Наука и образование - 2007» (Электронный ресурс) / МГТУ, Мурманск, 2007. - с.722-727.

98. Петров Г.Н. Некоторые физиологические процессы самоочищения воды от нефти / Г. Н. Петров // Гидробиол. ж-л, 1978. — Т. 14. -№4. - с.52.

99. Петушкова Т.П., Дементьева С.М., Хижняк С.Д., Пахомов П.М. Исследование влияния экотоксикантов на высшие водные растения методом Фурье-ИК спектроскопии // Вестник ТвГУ. Серия «Биология и экология». Вып. 8, 2008.-с. 165-169.а

100. Пиковский Ю.И., Солнцева Н.П. Геохимическая трансформация дерново-подзолистых почв под влиянием потоков нефти // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. - М.: Наука, 1981. -с.141-154.

101. Пикуленко С.О. Применение биологического тестирования природных и сточных вод в экологических исследованиях // Ученые записки Общества геоэкологов. - Симферополь: Таврический национальный университет им. В.И. Вернадского. - №1. - 2000. - 1. 34-38.

102. Платпира В. Биологические последствия нефтяного загрязнения. - Ф.Я. Ровинского. - Л.: Гидромтеоиздат, 1988.-е. 210-219.

103. ПНД Ф 14.1:2:4.128-98 Количественный химический анализ вод. Методика выполнения измерений массовой концентрации нефтепродуктов в пробах природных, питьевых, сточных вод флуориметрическим методом на анализаторе жидкости "Флюорат-02". - Введ. 01.01.1998

104. Плешакова Е.В. Эколого-функциональные аспекты микробной ремедиации нефтезагрязненных почв. Автореф. дисс....докт. биол. наук. -Саратов, 2010. - 53 с.

105. Поконова, Ю. В. Использование нефтяных остатков / Ю. В. Поконова, Дж. Г. Спейт. - СПб. : ИК СИНТЕЗ, 1992. - 250 с.

106. Пономарев В.Г., Иоакимис Э.Г., Монгайт И.Л. Очистка сточных вод нефтеперерабатывающих заводов. - М.: Химия, 1985. - 256 с.

107. Практикум по микробиологии: учеб. пособие для вузов / Е. 3. Теппер, В. К. Шильникова, Г. И. Переверзева; под ред. В. К. Шильниковой. -5-е изд., перераб. и доп. - М. : Дрофа, 2004. - 254 с.

108. Приказ МПР РФ от 15 июня 2001 г. № 511 «Об утверждении Критериев отнесения опасных отходов к классу опасности для окружающей природной среды.

109. Райская Г.Ю. Особенности процесса самоочищения от нефтяного

загрязнения в специфических искусственных водоемах - Дис.....канд. биол.

наук. -М., 2003. -141 с.

110. Ратушняк A.A., Андреева М.Г. Механизмы симбиотической связи высших водных растений с сопутствующей углеводородокисляющей микрофлорой // Гидробиол. журн. 1998. № 4. - с.49-56.

111. Рокосов Ю.В., Рокосова H.H., Бодоев Н.В. Лебедев К.С. Новые данные о составе нафтоидов экспериментального разложения сапропелевых углеродитых пород//Геохимия, 1998. № 10. С. 1059-1064.

112. Ротмистров М.Н., Гвоздяк П.И., Ставская С.С. Микробиология очистки воды. - Киев: Наук, думка, 1978.- 268 с.

113. Ротмистров М.Н., Гвоздяк П.И., Ставская С.С. Микробиология очистки воды. - Киев: Наук, думка, 1978.- 268 с.

114. Садчиков А.П. Гидроботаника: Прибрежно-водная растительность: Учебное пособие для студ. высш. учеб. заведений / А.П. Садчиков, М.А. Кудряшов. - М.: Издательский центр "Академия", 2005. - 240 с.

115. Саинов Д.И. Особенности формирования цианобактериального сообщества в техногенных экосистемах (на примере Spirulina platensis). - Ав-тореф. дисс........канд биол. наук. -М., 2000. - 24 с.

116. Сайфутдинова (Гальперина) А.Р. Некоторые аспекты получения чистых культур цианобактерий //Материалы международной конференции,

посвященной 75-летию Биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова «Грибы и водоросли в биоценозах», Москва, 2006. - с. 131-132.

117. Самков A.A. Адсорбционно иммобилизованные нокардиоморф-ные актиномицеты в биодеградации нефтезагрязненных объектов. - Автореф. дисс........канд биол. наук. - Краснодар, 2009. - 23 с.

118. Санитарные правила и нормы СанПиН СанПиН 2.1.7.573-96 Гигиенические требования к использованию сточных вод и их осадков для орошения и удобрения. - Введ. 31.10.1996 (электронный ресурс) - 33 с.

119. Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.5.980-00 Гигиениче-сакие требования к охране поверхностных вод 2.1.5. Водоотведение населенных мест, санитарная охрана водных объектов. - Введ. 01.01.2001 (электронный ресурс) - 11 с.

120. Сафонова Е.Ф. Биодеградация компонентов нефтяного загрязнения с участием микроводорослей и цианобактерий - Автореф. дисс........канд

биол. наук. - СанкПетербург, 2004. - 22 с.

121. Сергиенко С. Р., Высокомолекулярные соединения нефти - М.: Химия, 1964 - 542 с.

122. Сидоров Д.Г., Борзенков И.А., Милехина Е.И. и др. Микробиологическая деструкция мазута в почве при использовании биопрепарата дево-ройл // Прикладная биохимия и микробиология. - 1998. - т.34, №3. С.281-286.

123. Скадовский С.Н., Телитченко М.М. О возможности использования самоочищения водоемов в практике водоснабжения. - Научн. докд. высшей школы, Биол. науки. - 1965. - № 2.

124. Сопрунова О.Б. Особенности функционирования альго-бактериальных сообществ техногенных экосистем: Дисс....д-ра биол. наук. -М., 2005.-432 с.

125. Ставская С.С., Удод В.М., Таранова Л.А., Кривец И.А. Микробиологическая очистка воды от поверхностно-активных веществ. - Киев: Наук. думка, 1988. - 184 с.

126. Строганов С.Н. Об опытах с прудами для очистки сточных вод на Московских полях орошения / Изв. Пост, бюро Всеросс. водопр. и сан.-техн. Съездов. Год 1-й, N 4, 1914.

127. Стахов Е.А Очистка нефтесодержащих сточных вод предприятий хранения и транспорта нефтепродуктов, Ленинград: Недра, 1983. - 263с.

128. Степаньян О.В., Воскобойников Г.М. Влияние нефти и нефтепродуктов на морфофункциональные особенности морских макроводорослей // Биология моря, 2006, т.2, №4. -с. 241-248.

129. Стольберг В.Ф., Ладыженский В.Н., Спирин А.И. Биоплато - эффективная малозатратная экотехнология очистки сточных вод // Еколопя довкшля та безпека життед1яльност1. - 2003.- № 3. - с. 32-34.

130. Сухорук В.И., Шуляковский Ю.А. Экспериментальное определение влияния нефтепродуктов на интенсивность фотосинтеза фитопланктона. В кн.: I съезд сов. Океанологов, Тезисы докл., М.: Наука, 1977. - с. 165.

131. Телитченко М.М. Самоочищение водоемов и вопросы водоснабжения. - Гидробиол. журнал, 1966, 11, № 2. - с. 37-40.

132. Тимофеева-Рессовская Е.А., Агафонов Б.М., Тимофеев-Ресовский Н.В. О почвенно-биологической дезактивации воды// Труды ин-та Биологии Уральского фил. АН СССР. - Свердловск. -1961. - вып.13. - с. 35-38.

133. Тимофеева С.С. Биотехнология обезвреживания сточных вод // Хим. и технол. воды. - 1995. - 17, № 5. - с. 525-532.

134. Тумайкина Ю.А. Биодеструкция ароматических углеводородов элодеей канадской // Вестник Саратовского ГСУ им. Н.И. Вавилова, 2005, №1. - с. 21-23.

135. Тумайкина Ю.А., Турковская О.В., Игнатов В.В. Деструкция углеводородов и их производных растительно-микробной ассоциацией на основе элодеи канадской // Прикладная биохимия и микробиология, 2008, т.44, №4. - с. 422-429.

136. Турковская O.B. Биологические и технологические аспекты микробной очистки сточных вод и природных объектов от поверхностно-активных веществ и нефтепродуктов: Дис.......д.б.н.. - Саратов, 2000. - 360с.

137. Унифицированные методы анализа воды. Под общей ред. Ю.Ю. Лурье.-М.: 1973.-375 с.

138. Успенский Е.Е. К вопросу о задачах и путях микробиологии в связи с развитием городского водоснабжения и в особенности при строительстве водохранилищ // Микробиология. - 1932. - т.З, вып. 1.-е. 107.

139. Фучеджи O.A. Биоценотическая активность гликополимеров и состав основных метаболитов пресноводных высших растений в условиях загрязнения водоема - Автореф. дисс......канд. биол.наук. - Саратов, 2008. - 19

с.

140. Храмцова Т.Г., Стом Д.И., Выгода В.А. Использование макрофи-тов для доочистки городских сточных вод // Материалы V международной конференции «Проблемы экологии. Чтения памяти профессора М.М. Кожо-ва». - Новосибирск, 1995. - с. 260-261.

141. Шадрина О.И. Циано-бактериальные сообщества в практике рекультивации техногенных экосистем Дисс....канд биол. наук. - Астрахань, 2004. - 134с.

142. Эйнор Л. О. Ботаническая площадка - биоинженерное сооружение для доочистки сточных вод. - Водные ресурсы, 1990, N4. - с . 149-161.

143. Экология микроорганизмов: Учеб. для студ. вузов / Под ред. А.И. Нетрусова. - М.: Изд. центр «Академия», 2004. - 272 с.

144. Янкевич М.И. Формирование ремедиационных биоценозов для снижения антропогенной нагрузки на водные и почвенные микроэкосистемы. - Автореф. дисс.........докт. биол. наук. - Щелково, 2002. - 48 с.

145. Ait-Longomazino N., Sellier R., Jouquet G., Trescinsci M. Microbial degradation of bitumen // Experientia. - 1991. - vol. 47, №6. - p. 533-539.

146. Al-Hasan, R., Sorkhoh, N., Radwan S.S. Self-cleaning the Gulf// Nature, 1992.- p. 359:109.

147. Ali Gamila H., Ibrahim M.B.M., Abd El-Ghafar H.H. The role cyano-bacterial isolated in the biodegragation of crude oil // Int. Journ. of Environ. Studies. - 2003. - vol.60, №5. -p. 435-444

148. Al-Thukair A.A., Abed R.M.M., Mohamed L. Microbial community of cyanobacteria mats in the intertidal zone of oil-polluted coast of Saudi Arabia // Marine Pollution Bulletin, Vol. 54, Iss. 2, 2007. - p. 173-179.

149. Atlas R.M. Microbial degradation of organic compounds within complex effluents // Environ. Hazard Asses. Effluents Proc. Pellston Environ. Workshop, Cody, Wyo, 22-27 Aug., 1983. - 1983. -№5. - p. 163-171.

150. Berridge S.A., Thew M.T., Loriston-Clarke A.G. The Formation and stability of emulsion of water in crude petroleum and similar stock // Scientific aspects of pollution of the sea by oil. Inst, of Petroleum, London, 1968. - 35p.

151. Barth H.-J. The influence of cyanobacteria n oil polluted intertidal soils at the Saudi Arabian Gulf shores // Marine Pollution Bulletin, Vol. 46, Iss. 10, 2003.-P. 1245-1252.

152. Boehm P.D., Quinn J.G. Solubilization of hydrocarbons by the dissolved organic matter in sea water // Geochim. Cosmochim. Acta. - 1973. - V. 37. - 2459 p.

153. Chavan A., Mukherji S. Treatment of hydrocarbon-rich wastewater using oil degrading bacteria and phototrophic microorganisms in rotating biological contactor: Effect of N:P ratio // Journal of Hazardous Materials, Vol. 154, Iss. 1-3, 2008.-p. 63-72.

154. Chaillan F., Gugger M., Saliot A., Coûté A., Oudot J. Role of cyanobacteria in the biodégradation of crude oil by a tropical cyanobacterial mat // Chemosphere, Vol. 62, Iss. 10, 2006. - p. 1574-1582.

155. Cohen Y. Bioremediation of oil by marine microbial mats // Int. Microbiol. - 2002. - vol. 5. - p. 189-193.

156. Cooper P., Job G., Green M., Shutes R. Reed Beds and Constracted Westlands for Wastewater Treatment. WRc, UK.

157. Dowty R, Shaffer G., Hester M., Childers G., Campo F., Greene M. Phytoremediation of small-scare oil spills in fresh marsh environments: a meso-cosm simulation // Mar Environ Res. 2001 Sep; 52 (3). - p. 195-211.

158. Dunbabin J.S., Bowner K.H. Potential use of construction wetlands for treatment of industrial wastewaters containing metals. - Sci. Total. Envir. -1992. Ill, №2/3.

159. Fitzgerald G.P. Kohlish G.A. Anevaluation of stabilization pond literature. Sewage and Industr. Wastes. - 1958. - v. 30, N 10.

160. Hanisch B. Die Abswasserreinigung in Oxydationsteich und ihre Anwendung smoglichkeit bei mabiger Besonung //J. Stuttgarter Berichte fur Siedlungswasserwirtschaft.- 1966.- 18„N2.-p. 255-264.

161. Ibraheem I. B. M. Biodegradability of hydrocarbons by cyanbacteria // Journal of Phycology. - 2010. 46. - p. 818-824.

162. Kisskalt K., Ilzhofer H. Die Reinigung von Abwasser in Fisheteichen. Acch. Hygeiene U.Bacter. - 1937. - p. 118.

163. Kvitko K.V., Iankevitch M.I., Khadeeva V., Lizunov A., Safonova E., Dmitrieva I. Functions of associations of phototrphic and heterotrophic microorganisms in processes of soil and water remedoation after oil spills. Sustainable development: system analysis in ecology, materials of 2-nd international conference. Sevasopol, 1996. - 55p.

164. Kvitko K., Dmitrieva I., Iankevich M., Khadeeva V., Avsukevich A. Photosyntetic organisms as novel biotechnology agents in the phytoremediation of surface waters and soils ater oil spills. Abstracts of ISEB 97-meeting, bioremedia-tion. Leipzig, 1997. - 103p.

165. Llirós M., Gaju N., Oteyza T.G., Grimalt J., Esteve I., Martínez-Alonso M. Microcosm experiments of oil degradation by microbial mats. II. The changes in microbial species // Science of The Total Environment, vol. 393, №1, 2008. - p.39-49.

166. Perry J.J. Microbial cooxidation involving hydrocarbons // Microbiol. Rev. - 1979.-V. 43.- 59 p.

167. Potapova M.G., Kvitko K.V., Dmitrieva L.A. Algal components of the oil-polluted water ecosystem. UZF-Bericcht. Microbiology of Polluted Aquatic Ecosistems. ISSNNrlO. 1998. - p. 182-187.

168. Pohl K., Leskovsek H., Bricelj M. Biological degradation of motor oil in water // Acta Chim.Slov, 2002, 49. - p. 279-289.

169. Radwan S.S., Al-Hasan R.H., Ali N., Salamah S., Khanafer M. Oil-consuming microbial consortia floating in the Arabian Gulf // International Biode-terioration & Biodégradation, Vol. 56, Iss. 1, 2005. - p. 28-33.

170. Raeid M.M. Abed, Nimer M.D. Safi, Koster Y., Dirk de Beer, El-Nahhal Y., Rullkotter Y., Garcia-Pichel F. Microbial diversity of a heavily polluted microbial mat and its community changes following degradation of petroleum compounds // Appl. and Environ. Microbiol. - 2002. - vol.68, №4. - p. 1674-1683.

171. Raeid M.M. Abed, B. Zein, A. Al-Thukair, Dirk de Beer Phylogenetic diversity and activity of aerobic heterotrophic bacteria from a hypersaline oil-polluted microbial mat // Systematic and Applied Microbiology, Vol. 30, Iss. 4, 15, 2007.-p.319-330.

172. Raeid M.M. Abed Interaction between cyanobacteria and aerobic heterotrophic bacteria in the degradation of hydrocarbons // International Biodeterio-ration & Biodégradation, Vol. 64, Iss. 1, 2010. - p.58-64.

173. Raghukumar C., Vipparty V., David J.J., Chandramohan D. Degradation of crude iol by marine cyanobacteria// Appl. Microbiol. Biotechnol. - 2001. -vol.57, №3.-p.433-436.

174. Roffey R., Norqvist A. Biodégradation of bitumen used for nuclear waste disposal // Experienta. - 1991. - vol. 47, №6. - p. 539-542.

175. Rosenberg J., Oyler G., Wilkinson L., Betenbaugh M. A green light for ingeneered algae: redirecting metabolism to fuel a bioptechnology revolution // Current Options in Bioptechnology, 2008, 19. - p. 430-436.

176. Sudo Ryuichi. Обзор новых микробиологических технологий очистки сточных вод ..Сангё Когай - 1984, № 20. - с. 324-331.

177. Tang X., He L.Y., Tao X.Q., Dang Z., Guo C.L., Lu G.N., Yi X.Y. Construction of an artificial microalgal-bacterial consortium that efficiently degrades crude oil // Journal of Hazardous Materials, Vol. 181, Iss. 1-3, 2010. - p. 1158-1162.

178. Tornaben T. Formations of hydrocarbons by bacteria and algae // Presented at the Symposium on Trends in the Byology of Fermentations for Fuels and Chemicals Brookhaven National Laboratory Uption, New-York 7-11 December, 1980.- 16 p.

179. Viera A.A.H., Klavenes D. The utilization of organic nitrogen compound as sole nitrogen sourse by some freshwater phytoplants Nord.J/Bot. Section of phycology. - Vol. 6, Iss. 1, 1986. - p. 93-97.

180. Wrabel M.L., Peckol P. Effects of Bioremediation on Toxicity and Chemical Composition of No. 2 Fuel Oil: Growth Responses of the Brown Alga Fucus vesiculosus // Mar. Pollut. Bull. 2000. Vol.40, № 2. - p.135-139.