Бесплатный автореферат и диссертация по географии на тему

Биоценотические изменения активного ила, функционирующего в условиях экстремального антропогенного воздействия

ВАК РФ 11.00.11, Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов

Автореферат диссертации по теме "Биоценотические изменения активного ила, функционирующего в условиях экстремального антропогенного воздействия"

МОСКОВСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ ОРДЕНА ЛЕНИНА ОРДЕНА ОКТЯБРЬСКОЙ РЕВОЛЮЦИИ И ОРДЕНА ТРУДОВОГО КРАСНОГО ЗНАМЕНИ УНИВЕРСИТЕТ им. М.В. ЛОМОНОСОВА

ОД

БИОЛОГИЧЕСКИИ ФАКУЛЬТЕТ ' 5 ^ ин

2 5 ДПР

На правах рукописи УДК 593.1:628.336.55

ЖМУР Наталья Сергеевна

БИОЦЕНОТИЧЕСКИЕ ИЗМЕНЕНИЯ АКТИВНОГО ИЛА,

ФУНКЦИОНИРУЮЩЕГО В УСЛОВИЯХ ЭКСТРЕМАЛЬНОГО АНТРОПОГЕННОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ

Специальность 11.00.11 — охрана окружающей среды и рациональное

использование природных ресурсов

Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

Москва 2000

Работа выполнена в Государственном комитете Российской Федеращ по охране окружающей среды.

Официальные оппоненты:

Доктор биологических наук, профессор

И.Ф. Шаталаев

Доктор биологических наук

О.Ф. Филенко

Доктор биологических наук, профессор

Ю.Г. Симаков

Ведущее учреждение

Казанский государственный университет

Защита состоится "22" апреля 2000 г. в 15 час. 30 мин. на заседаш Диссертационного Совета Д.053.05.91 МГУ им. М.В. Ломоносова по адрес 119899, Москва, Воробьевы горы, МГУ, биологический факультет, учень совет, аудитория 389.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке биологического ф культета МГУ.

Автореферат разослан " "_2000 г.

Ученый секретарь Диссертационного Совета кандидат биологических наук

Предмет и актуальность исследования

Роль, которую играет биологическая очистка сточных вод в трансформации антропогенного загрязнения, трудно переоценить. Биологическая очистка служит главным защитным механизмом, ограждающим природные водные системы от экстремально высокого загрязнения, которое можно быстро и эффективно переработать только в искусственно созданных условиях аэротенков, обеспечивающих окисление и минерализацию чрезвычайно высоких концентраций органических загрязняющих веществ всего за несколько часов.

В России через системы канализации населенных мест пропускается 19 млрд. м3 в год (52 млн. м3/сут), в том числе через очистные сооружения 15 млрд. м3 в год (41 млн. м3/сут), через сооружения биологической очистки 14 млрд. м3 в год (38 млн. м3/сут) (Гюнтер, Жмур, 1999). Таким образом, во-уютведение на сооружения биологической очистки составляет 92,7% от об-цего объема очищаемых вод, что позволяет определить решающую роль Зиологической очистки в формировании качества природных вод.

В настоящее время значительная часть сооружений биологической очистки работает мало эффективно, поскольку это сложнейшие, трудноуправляемые биологические системы, работающие в неблагоприятном ре-киме постоянно изменяющегося сложного состава сточных вод.

Система биологической оценки состояния активного ила и эффектив-юсти его функционирования в сравнении с системой биомониторинга при-юдных водных объектов более универсальна, потому что выполняет как :пецифические функции — слежение и управление биохимическим процес-:ом очистки сточных вод, так и природоохранные — раннего предупрежде-[ия и ограничения антропогенного воздействия на процессы самоочищения ; природных водоемах, определяя лимиты воздействия.

Вместе с тем система биологической оценки остается менее разрабо-анной, по сравнению с физико-химическими методами и системой санитар-го-гигиенического контроля сточных вод, на сооружениях биологической чистки.

На фоне широкого спектра различных научных и научно-практических разработок по биоиндикации процесса биологической очистки (Золотарева, 1966; Беляева, Гюнтер, 1968; Curds, Basin, 1970; Andrews, 1974; Банина, 1984, 1990) до настоящего времени не определены уровни происходящих флук-туаций в условиях удовлетворительного функционирования активного ила и не описаны особенности отклика биоценоза при воздействии стрессирующих факторов, не исследованы критерии и формы деградации биоценоза в условиях повышенных антропогенных нагрузок, а также не установлены информативные биологические параметры, наиболее пригодные для целей биомониторинга состояния и эффективности процесса биологической очистки. Последние научные обоснования характера динамики природных водных систем при нарастающем загрязнении (Реймерс, 1994) не рассматривались по отношению к искусственным биологическим экосистемам, не применялись в решении практических задач регулирования функционированием активного ила и не использовались в целях прогнозирования последствий при превышении допустимых уровней неблагоприятных воздействий при аварийных сбросах на сооружениях биологической очистки.

Наиболее распространенной в мире причиной загрязнения водоемов, в результате нарушения процесса биологической очистки, является вспухание активного ила (Wanner, 1997). Современное состояние гидробиологических исследований феномена вспухания находится на уровне накопления фактов, регистрирующих развитие нитчатых организмов в иле и связывающих это явление с разными параметрами и факторами воздействия.

Не описан механизм возникновения и развития вспухания с точки зрения законов экологии. Поэтому отсутствует методология, объединяющая накопленные данные и рассматривающая их в комплексе. Следствием этого являются имеющиеся противоречия в трактовке причин вспухания. Практически отсутствуют в научной литературе данные о связи вспухания с присутствием токсикантов.

Не определено с биологической точки зрения понятие основного действующего механизма развития вспухания, не исследованы последовательные структурные изменения в экосистеме активного ила и не рассматрива-

гась возможность обратного развития процесса при изменении экологиче-;ких условий в аэротенке.

В отличие от стран северной и центральной Европы, США, Австралии I Северной Африки, в России не описаны наиболее распространенные виды зспухания активного ила, не определены его вызывающие основные роды сламидобактерий и не проведен анализ основных причин возрастания их шсленности в активных илах очистных сооружений, очищающих сточные юды разного состава.

Существующие методики биоиндикации и биотестирования сточных юд не стандартизированы, представлены в виде многочисленных ведомст-1енных и межведомственных рекомендаций, как правило, не отвечающих :овременным метрологическим требованиям.

Сооружения биологической очистки эксплуатируются службами раз-[ичных министерств, ведомств и предприятий, которые имеют регламенты и разработки по контролю процесса биологической очистки, не оптимизиро-анные в приемлемую систему, пригодную для целей государственного эко-огического и производственного контроля, с соблюдением требований мак-имальной информативности при минимальных затратах на осуществление акого контроля.

Актуальностью этих вопросов определены цель и задачи настоящего сследования.

Целью настоящей работы является: на основе исследований характера инамики экосистемы активного ила в условиях антропогенного воздействия азной интенсивности и определения механизмов патологических изменений структуре биоценоза — предложить комплексную систему контроля по ценке состояния процесса биологической очистки методами биоиндикации токсикологического биотестирования, а также основные мероприятия по рофилактике и ликвидации последствий нарушений работы очистных со-ружений.

Задачи исследования:

- выяснить факторы абиотической и биотической природы, определяющие основные типы биоценозов формирующегося активного ила;

- определить тренды структурных изменений в процессе функционирования активного ила;

- выяснить характерные изменения в структуре биоценоза активного ила и функционировании экосистемы аэротенков при антропогенном стрессировании;

- разработать систему оценки дискретных состояний деградации биоценоза активного ила при антропогенном стрессировании;

- исследовать и описать биологические механизмы развития вспухания активного ила, установить наиболее распространенные его типы в России и разработать мероприятия по профилактике и подавлению чрезмерного развития хламидобактерий с учетом их биологических особенностей и экологических условий развития;

- оптимизировать, стандартизовать и ввести в практику государственного и производственного контроля комплексную систему биологического контроля процесса биологической очистки и его нарушений с использованием методов биоиндикации и биотестирования с целью совершенствования прогностического и диагностического мониторинга процесса биологической очистки.

Основные положения, выносимые на защиту

Выполненные автором исследования динамики, структуры и развития активного ила в различных условиях на действующих сооружениях биологической очистки позволяют утверждать, что:

1) стратегию развития биоценоза активного ила и его тип определяет окислительная мощность аэротенков, включающая нагрузки по органическим загрязняющим веществам на активный ил, потенциальную деструктивную активность ила (в значительной степени обусловленную интенсивностью токсического влияния загрязняющих веществ, присутствующих в сточных водах) и размер биотопа (обеспечивающего время контакта ила с загрязняющими веществами);

2) в условиях антропогенного стрессирования основную роль в сохранении целостности биоценоза играет закон динамического равновесия экологической системы активного ила, при нарушении которого возникает раз-

рушение главного звена, обеспечивающего интенсивность биохимической деструкции загрязняющих веществ, — звена гетеротрофных флокулообра-зующих бактерий, а степень его поражения определяет последующую структурную перестройку в биоценозе;

3) антропогенные стрессоры вызывают в биоценозе последовательные структурные изменения, завершающиеся определенным стационарным состоянием в виде новых модификаций активного ила, отражающих: состояние риска, когда пораженное звено флокулообразующих бактерий замещается более устойчивыми хрототрофными (осмотрофными) простейшими; кризисное состояние, когда флокулообразующие бактерии замещаются еще более устойчивыми и более примитивными формами гетеротрофных хламидобак-терий; состояние деградации, когда доминирование и появление определенных видов организмов носит случайный характер и биоценоз разрушается;

4) мероприятия, направленные на ликвидацию последствий стрессовых возмущений активного ила, должны предусматривать улучшение экологических условий в биологических реакторах с учетом, в первую очередь, удовлетворительного жизнеобеспечения флокулообразующей микрофлоры.

Научная новизна

Подавляющее большинство из сформулированных выше результатов и выводов обладают новизной содержания и формулировок. Однако наибольшее значение имеют выводы, сформулированные в пунктах 2 и 3 положений, выносимых на защиту.

Выделены основные типы биоценоза активного ила, формирующегося в зависимости от окислительной мощности аэротенков, включающей нагрузки по органическим загрязняющим веществам на активный ил, размер биотопа и метаболическую активность организмов ила. Показана ведущая роль антропогенных факторов в формировании деструкционного потенциала активного ила.

Впервые по данным эпифлюоресцентного анализа показано, что при экстремальном антропогенном воздействии на экосистему ила происходит нарушение целостности звена флокулообразующих бактерий, а также получены количественные характеристики происходящих нарушений.

Обнаружены, исследованы и описаны характеристики биоценозов активного ила в состоянии экологической нормы, риска, кризиса и деградации.

Впервые при характеристике видового разнообразия сообщества активного ила, функционирующего под влиянием стрессовых возмущений, предложено использовать индекс Cuba, модифицированный в процессе проведенных исследований, более адекватно отражающий видовое разнообразие в сообществе активного ила, чем индекс Шеннона, а также неравномерность распределения видов в нарушенных биоценозах, чем традиционный индекс Cuba.

Впервые описаны принципы биологического механизма кризисного состояния экосистемы в периоды вспухания активного ила за счет нарушения динамического равновесия и баланса в трофических уровнях экосистемы ила.

Дана уточненная классификация основных причин вспухания ила и сопутствующих его развитию факторов.

Предложенные меры по подавлению нитчатого хламидобактериально-го вспухания активного ила с учетом воздействия на экологические условия его местообитания и предусматривающие последующую активизацию ферментативных свойств флокулообразующих бактерий, не имеют аналогов в мировой литературе и практике эксплуатации сооружений биологической очистки (Европейский патент CSFR 2117-91.S, 1992, Российский патент № 2078738, 10.05.1997).

Практическая значимость работы

По результатам проведенных исследований подготовлено два методических руководства по гидробиологическому контролю организмов активного ила и регистрации нитчатого бактериального вспухания (задание Госкомэкологии России). Методические руководства прошли экспертизу органов Госстандарта, включены в Государственный реестр методов, допущенных для целей экоаналитического контроля, внедрены в практику работы лабораторий Госкомэкологии России, лабораторий "Водоканалов" и экологических служб Минобороны РФ. Разработанная система индикаторной оценки процесса биологической очистки используется при производственном контроле

за работой азротенков, при регулировании эксплуатационного режима, что позволяет без существенных затрат улучшить качество очищаемой воды и предотвратить загрязнение водоемов.

Стандартизованы, аттестованы и внедрены в практику государственного экологического контроля три метода биотестирования сточных вод, осадков очистных сооружений и донных осадков природных водоемов (задание Госкомэкологии России).

Предложенный метод подавления вспухания ила применен на действующих сооружениях биологической очистки.

Результаты исследований могут быть использованы для совершенствования отдельных аспектов экологического нормирования, применены в методиках расчета экологического ущерба, разработке мер по реабилитации подверженных антропогенному воздействию активных илов на сооружениях биологической очистки. Важным следствием работы может быть переход к экологическому нормированию и соответствующему расчету и прогнозу допустимых уровней сброса загрязняющих веществ на сооружениях биологической очистки, имеющих место в результате эпизодического (аварийного), а также хронического антропогенного влияния, что, в свою очередь, способствует развитию эффективного экологического мониторинга и контроля за состоянием процесса биологической очистки.

Две монографии, написанные по результатам исследований, используются в учебном процессе Казанского государственного университета, для слушателей специальности "Экология и охрана окружающей среды" в Московском институте нефтегазовой промышленности, а также на курсах повышения квалификации специалистов, работающих в области охраны окружающей среды.

Апробация работы

Основные результаты диссертационной работы докладывались на Всесоюзном симпозиуме "Обобщенные показатели качества вод - 83. Практические вопросы биотестирования и биоиндикации" (Черноголовка, февраль 1983 г.), Симпозиуме специалистов стран-членов СЭВ "Комплексные методы контроля качества природной среды" (Москва, ноябрь 1986), Междуна-

родной конференции "Биология в очистке воды" (Веспрем, Венгрия, май 1987), секции гидробиологии и ихтиологии Московского общества испытателей природы (Москва, март 1990 г.), Ill Международной школе по экологической химии (Алма-Ата, ноябрь 1990 г.), Университете сельского хозяйства (Брно, 1991 г.), семинаре "Опыт с применением специализированных микроорганизмов при декаментации почвы и биологической очистке сточных вод в Чехословакии" (Прага, октябрь 1992 г.), на кафедре гидробиологии биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова, 1992 г., Международной конференции "Экологическая безопасность регионов и рыночные отношения" (Москва, 1993 г.), на заседании рабочей группы Хельсинской комиссии по защите Балтийского моря от загрязнения сточными водами (ХЕЛКОМ, Хельсинки, 1995 г.), на Международном семинаре Госкомэкологии России для специалистов в области контроля качества сточных вод (Москва, 1996 г.), на заседании научно-технического совета Госкомэкологии России (1997 г.), на Международной научно-практической конференции (Санкт-Петербург, 1997 г.), на заседании научно-консультационного совета межведомственной ихтиологической комиссии в 1999 г., на заседании международной группы Consulting Engineers and Planners AS по вопросам очистки сточных вод, (Будапешт, 2000 г.).

Результаты работ автора представлялись на международных выставках ВВЦ и отмечены медалями ВВЦ (1993, 1995 гг.).

Публикации

По теме диссертации в отечественной и зарубежной печати опубликовано 28 научных работ, 2 монографии, ряд результатов работ изложены в нормативных документах Госкомэкологии России.

Объем и структура текста

Диссертация содержит 290 страниц машинописного текста, 45 рисунков и 39 таблиц. Список цитируемой литературы содержит 207 названий, из которых 110 работ на иностранных языках. Состоит из введения, пяти глав, обсуждения результатов, заключения и выводов.

Содержание работы

Глава 1. Анализ сложившейся системы биологической диагностики состояния активного ила

В первом разделе главы рассмотрены общие понятия и концепции, лежащие в основе современных представлений о структурной организации и процессах функционирования активного ила, а также основные методологические принципы сложившейся системы биологической диагностики его состояния. Особое внимание уделено рассмотрению существующих подходов классификации активных илов по уровням развития в зависимости от трофической нагрузки и дан критический анализ несостоятельности такого подхода при анализе очистных сооружений, очищающих сточные воды сложного промышленного состава.

Второй раздел посвящен вопросу функционирования активного ила в соответствии с общими биологическими и экологическими закономерностями, как сложной экосистемы, ограниченной пространственными рамками, в условиях доминирования антропогенных факторов и рассмотрена необходимость распространения фундаментальных законов экологии на биоценотиче-ские процессы и динамику структуры активного ила при мониторинге процесса биологической очистки.

Третий раздел включает вопросы воздействия токсикантов на организмы активного ила и формы исследованных и описанных реакций биоценоза. Проведен анализ результатов научных токсикологических исследований по определению пороговых концентраций тяжелых металлов и других поллю-тантов для простейших и различных представителей микрофлоры.

В четвертом разделе представлены современные взгляды, изложенные в научной литературе, на проблемы нарушения седиментационных характеристик активного ила под влиянием хламидобактериального вспухания. Дан :равнительный анализ причин, особенностей развития вспухания и применяемых мероприятий по его подавлению по результатам исследований в России, США, Голландии, Западной Германии, Австралии и Северной Африке.

Глава 2. Методы исследования

Основным объектом исследований является активный ил. Он рассматривается как целостная экосистема, все части которой тесно взаимосвязаны. Для исследования экосистемы активного ила применялся комплексный подход с использованием как обычно практикуемого гидрохимического контроля, так и методов биодиагностики: биоиндикаторного и токсикологического анализа.

В работе использовались стандартные микробиологические и гидробиологические методы исследования с помощью световой, фазово-контрастной, люминесцентной микроскопии, а также эпифлюоресцентные методы, применяемые в морской микробиологии, модифицированные в процессе работы с учетом особенностей активного ила.

Исследования проводились в течение 12 лет на лабораторных, промышленных установках и действующих очистных сооружениях России, Латвии, Чехии и Словакии. Было проанализировано около 20000 проб, выполнено 360 оригинальных микрофотографий.

Простейшие изучались в "живой" капле, без предварительного концентрирования, комбинированным методом люминесцентной, эпифлюоресцент-ной и фазовоконтрастной микроскопии с использованием микроскопов "Микрофот-Цейс", "Люмам И-1" и устройства для наблюдения методом фазового контраста КФ-4. При работе с иммерсионным объективом (90х) использовалось нефлюоресцирующее масло. Для обездвиживания организмов активного ила применялся 10%-ный раствор тизерцина (синоним левоме-промазин), приготовленного на дистиллированной воде. Для окрашивания ядер цилиат, цитоплазмы жгутиконосцев, хроматофоров водорослей применялся акридин оранжевый в качестве витального красителя.

Определение простейших активного ила до различных таксономических уровней проводилось по атласу "Фауна аэротенков" (Кутикова, 1984), цилиаты и суктории определялись до вида по "Определителю ресничных в активном иле" (Курде, 1969). Зоо- и фитофлагелляты определялись до подкласса, раковинные амебы — до вида, голые амебы — до подкласса, коловратки — до рода по определителю "Фауна СССР" (Кутикова, 1970), олиго-хеты и нематоды — до вида. Водоросли определялись по "Краткому опреде-

лителю пресноводных водорослей" (Таскаева, 1972). Нитчатые бактерии определялись до рода, видовая диагностика осуществлялась по определителю нитчатых организмов (Е1ке1Ьоот, 1975) с предварительным окрашиванием препаратов активного ила.

Изучение биоценотических структурных изменений активного ила потребовало разработки специальных подходов по диагностике происходящих изменений. По сравнению с естественными природными условиями, экологические условия в аэротенке чрезвычайно изменчивы (причем бессистемно), регистрация отклика биоценоза, правильная интерпретация данных играют значительную роль в принятии водоохранных решений.

Природные биоценозы благодаря своей инертности способны сохранять (помнить) информацию о прошлых воздействиях на них и могут служить долгосрочными биоиндикаторами. Для характеристики долгосрочных структурных изменений наиболее широко применяется индекс Шеннона, однако он малоинформативен в случае загрязнения (Бурдин, 1985) и инертен при краткосрочных стрессирующих возмущениях.

В процессе исследования было показано, что биоценозы активного ила, имеющие явно разные структурные качественные и количественные характеристики имеют одинаковые значения индекса Шеннона, поэтому этот индекс является довольно грубой биологической характеристикой системы и надежно фиксирует только сильно неравновесное распределение особей по видам. Кроме этого, сформулированы дополнительные проблемы, которые возникают при использовании индекса Шеннона для характеристики экосистемы активного ила:

- заметная с биологической точки зрения неравномерность численного распределения видов практически не сказывается на изменении индекса Шеннона. Это изменение становится заметным только тогда, когда наблюдается максимальное доминирование одного-двух видов в биоценозе;

- различные распределения числа особей по видам и даже различное количество самих видов не гарантирует ощутимое отличие индексов Шеннона этих биологических систем;

- структурный отклик биоценоза на возрастающие нагрузки по органическим загрязняющим веществам на активный ил и антропогенное стрессирование в аэротенках весьма специфичен как по характеристикам видового богатства, так и по выравненное™ обилия видов, поэтому для уточнения выводов о специфике воздействия желательно рассматривать порознь видовое богатство и относительное обилие видов.

Полученные предварительные данные о неэффективности использования индекса Шеннона для регистрации изменений в биоценозах активного ила, позволили при проведении исследований отдать предпочтение индексу Cuba, лишенному всех перечисленных недостатков.

Индекс Cuba (Cuba, 1981) рассчитывается по формуле:

D = n+Y

где п — количество видов, а величина Y связана с равномерностью распределения организмов по видам:

1 " г

У" 1-fS--*,

2xi=xn

где ;с, — количество организмов z'-oro вида,

п

x = — общее количество организмов всех видов, присутствующих в ;=1

биоценозе.

Таким образом, индекс Cuba изменяется в диапазоне:

n+l/n < D < и+1. При этом его целая часть [D] совпадает с численностью видов

Р] = я.

Его дробная часть {D}, заключена в диапазоне:

1<{D}<1 п

и ответственна за равномерность распределения численности организмов по видам.

Однако в процессе дальнейшей работы было отмечено некоторое неудобство практического использования индекса Cuba, связанное с диапазоном изменения его дробной части {£>}, левый предел которой зависит от ко-

личества видов п. При сравнении двух популяций с разным количеством видов л, и п2 следует помнить, что при численном преобладании одного вида в биоценозе дробные части соответствующих индексов Cuba будут различными

щ пг

хотя оба указывают на одно и то же: предельную неравномерность распределения численности организмов по видам. Чтобы избежать этого недостатка, мы использовали указанный индекс в нашей модификации по измененной формуле:

Dm = п + Гт,

где Тт =—), величина 7относится к традиционному индексу 1-1 и п

Cuba.

Диапазон возможного изменения модифицированного индекса Cuba:

n<Dm<(n + l)

практически тот же. Его целая часть [£>м] по-прежнему совпадает с количеством видов в популяции:

Ш = п.

Однако дробная часть {Dm}, ответственная за равномерность распределения численности организмов по видам, уже не зависит от количества видов и заключена в диапазоне:

0<{АЛ<1

Чем ближе {Dm} к нулю, тем более вероятно максимальное доминирование численности одного вида над всеми другими, представленными в биоценозе. Если же {Dm} близко к единице, то как и для обычного индекса Cuba, выровненность обилия видов стремится к максимуму.

Преимущества использования модифицированного индекса Cuba, в основном, связаны с одинаковой чувствительностью его дробной части {£>„} к равномерности распределения численности особей по видам во всем диапазоне возможных изменений. В отличие от индекса Шеннона модифицированный индекс Cuba меняется одинаково как в окрестности равномерного

распределения численности организмов по видам, так и в окрестности крайне неравномерного распределения. Это свойство позволяет сравнивать структурную динамику биоценоза при краткосрочных и предельно сильных изменениях в условиях промышленных аварийных сбросов. При этом модифицированный индекс Cuba Dm оказывается предпочтительным в сравнении с обычным индексом Cuba D, поскольку его дробная часть {Drn} меняется в фиксированном диапазоне (от 0 до 1) независимо от количества присутствующих видов как по характеристике видового богатства, так и по показателю равномерности распределения обилия видов. Благодаря этому свойству можно предложить и критерии благополучия в биологическом сообществе, независимо от количества видов в нем.

При большом количестве видов и>30 в биоценозе ила индексы Cuba и модернизированного Cuba практически совпадают. Кроме того, при равномерном или близком к равномерному распределению особей по видам D и Dm тоже близки независимо от количества видов. Однако, как показали результаты экспериментальных исследований биоценозов активного ила с разными значениями индекса Cuba на сооружениях биологической очистки, работающих в различных условиях, модернизированный индекс Cuba Dm более удобен для использования при неравномерном распределении особей по видам, когда {Dm} близко к нулю, т.е. в нарушенных биоценозах в результате антропогенного стрессирования. Результаты многолетних наблюдений за работой различных городских сооружений биологической очистки позволили охарактеризовать и предложить следующие критерии благополучия в биологических сообществах, основанные на дробной части модифицированного индекса Cuba, а следовательно, на показателе выравненное™ распределения численности видов в биоценозе:

- если {Dm} находится в диапазоне 0 < {Dm} < 0,2, то можно судить о минимальной выравненности и максимальном доминировании одного или двух видов в биоценозе;

- в диапазоне от 0,2 < {Dm} < 0,4 происходит последовательное выравнивание обилия видов и основная численность особей распределяется на достаточно большой доле видов (порядка половины всех видов);

- диапазон 0,4 < {Вт} < 1 соответствует практически равномерному распределению количества особей по видам или максимальной их выравненное™ и характеризует благополучие условий функционирования биоценоза.

Что касается видового богатства, то подобных диапазонов, характеризующих благополучие биоценоза для активного ила различных сооружений, установить не удалось, т.к. индивидуальная норма устойчивости биоценоза к возмущениям не всегда непосредственно была связана в наших исследованиях с максимальным видовым богатством, что более подробно рассмотрено в следующих главах.

Для обработки данных гидробиологических и бактериологических анализов использовался стандартный метод корреляционного анализа, конечной целью которого является вычисление коэффициента корреляции и определение уравнения линейной регрессии.

Глава 3. Условия формирования активного ила. Характеристика и сравнительная оценка воздействующих факторов и основных параметров процесса биологической очистки, определяющих уровень структурной организации биоценоза

Для уточнения индикаторной роли различных групп бактерий в процессе исследования впервые в отечественной практике применялись современные эпифлюоресцентные методы анализа активного ила.

При использовании прямого счета с акридин оранжевым и флюорескамином было показано, что роль бактерий, установленная методом посева в более ранних исследованиях (Золотарева, 1966), была существенно недооценена.

Полученные данные о численности бактерий в активном иле на 17 очистных сооружениях, позволили сделать выводы о том, что аэротенк представляет собой чрезвычайно сложную динамическую систему, открывающую возможность для развития разнообразных микроорганизмов, концентрация которых достигает Ю10—10" клеток в 1 см3, что позволяет получать довольно существенную "биологическую мощность" окисления растворенных органических соединений. При очистке сточных вод

смешанного состава (поступающих на городские сооружения биологической очистки) численность бактерий в неочищенной сточной воде не так велика и не превышает 106 клеток в 1 см3. Сточная вода содержит смесь разнообразных кишечных, патогенных бактерий, попадающих из бытовой воды, почвы, воздуха в виде живых бактериальных клеток и их спор; часть их погибает в системе очистки, часть пополняется за счет возвратного ила, а основная часть сообщества формируется непосредственно в аэротенке.

В осветленной воде, после гравитационного отстаивания минеральных частиц сточных вод, численность бактерий значительно увеличивается за счет интенсивного их размножения в условиях первичных отстойников и составляет (0,4—1,0)-108 экз./см3, а их биомасса колеблется в пределах 15— 45 мг/дм3.

В активном иле аэротенков численность бактерий составляет (2,1— 2,4)-109 экз./см3, а биомасса — 900—1033 мг/дм3 и значительно превышает обычно встречающуюся в природных средах биомассу. Именно такая значительная масса живых клеток обеспечивает высокие скорости окисления загрязняющих веществ. В возвратном иле масса бактерий достигает критической плотности за счет концентрирования во вторичных отстойниках, их численность составляет (3,6—7,2)-109 экз./см3, а биомасса — 1549—3099 мг/дм3. В результате экспериментальных исследований было установлено, что приведенные количественные характеристики микрофлоры активного ила справедливы для нормально протекающего процесса очистки, а при его нарушениях возможны значительные отклонения от нормы (рассмотрим далее).

Люминесцентное контрастирование активного ила позволило оценить и описать особенности флокуляции хлопьев ила (рис. 1, 2) и получить численные характеристики структурных изменений микрофлоры, непосредственно связанной с хлопьями. Независимо от родового и видового состава, микрофлора, участвующая в процессе хлопьеобразования, синтезируя экзо-целлюлярный полисахаридный гель, рассматривалась в процессе исследования в целом, как гетеротрофная, флокулообразующая, играющая основную роль в обеспечении эффективного процесса биохимического окисления загрязняющих веществ, присутствующих в сточных водах.

Рис. I. Морфологическое разнообразие микрофлоры и диспергирование хлопьев ила при воздействии токсикантов хЮОО

Рис. 2. Восстановление компактности хлопьев ила х 1000

Экспериментальные данные многочисленных наблюдений за особенностями функционирования активного ила в различных условиях эксплуатации сооружений биологической очистки позволили проанализировать полный комплекс абиотических и биотических факторов, определяющих структуру биоценоза и функциональную активность ила (табл. 1).

Таблица 1

Экологические факторы, определяющие структурные характеристики и

функциональную активность ила

Абиотические (антропогенные) факторы Биотические факторы

Тип сооружения, определяющий размер биотопа и изначальные условия уровня формирующегося биоценоза (окислительная мощность аэротенков, удельная нагрузка на ил, возраст) Автохтонная микрофлора и фауна

Комбинация химического состава очищаемых сточных вод Аллохтонная микрофлора и фауна

Сбалансированность питательных веществ в составе сточных вод, поступающих на очистку Скорость репродукции

Токсиканты, присутствующие в сточных водах Взаимоотношения хищник <-» жертва

Кислородный режим и интенсивность перемешивания иловой смеси в аэротенке

Температура, рН очищаемых сточных вод

В определенных условиях абиотические факторы, имеющие большое значение для функционирования природных экосистем (рН, температура), могут играть существенную роль и в формировании облика активного ила. Не иллюстрируя все полученные результаты воздействия рассматриваемых в работе исследований разнообразных факторов, воздействующих на активный ил, приведем проведенные нами эксперименты в лабораторных условиях по выявлению влияния температуры на усиление стрессирующего действия токсиканта (нитрозометилмочевины) на биоценоз активного ила лабораторной установки (рис. 3). В контрольном режиме лабораторной установки видовое разнообразие активного ила по индексу Cuba (Dm) было стабильно за весь период наблюдений (20 суток). Обработка нитрозометилмочевиной активного ила в условиях температурного шока (29 °С) привела к значительному падению видового разнообразия по индексу Cuba с 26,5 до 7,1, после чего

активный ил в течение 20 суток не восстановился. Обработка активного ила тем же токсикантом при комнатной температуре также повлекла снижение индекса Cuba с 26,5 до 14,3, однако, видовое разнообразие быстро восстановилось и к 20 суткам достигло индекса 23,5.

Рис. 3. Влияние температурного фактора на усиление стрессирующего действия токсиканта (нитрозометилмочевины в концентрации 8 мг/дм3) на видовое разнообразие активного ила

Анализ проведенных исследований позволяет заключить, что в условиях доминирования абиотических факторов, например, таких как температура и рН (отклонение от оптимальных значений) биоценоз активного ила не может приобрести стандартный облик и определенный уровень развития, при котором обеспечивается удовлетворительное качество очистки. Однако на практике доминирование этих факторов на сооружениях городской канализации встречается достаточно редко. Поэтому структура биоценоза активного ила, формирующаяся под воздействием комплекса факторов, в наибольшей степени подвержена антропогенному влиянию (состав сточных вод а условия технологической эксплуатации). Как будет показано в следующей главе, наиболее значительные изменения биоценоза наблюдаются при ан-гропогенном стрессировании.

В подавляющем большинстве исследований при характеристике экосистемы активного ила в первую очередь отмечается связь между особенностями популяционных динамических изменений и нагрузками по органическим загрязняющим веществам на активный ил (Беляева, Гюнтер, 1971; Curds, Cockburn, 1970; Липеровская, Исаева, Логунова, 1980; Банина, Суханова и др., 1983).

Исходя из данного подхода, проводились исследования по влиянию нагрузки на активный ил в разные периоды работы сооружений биологической очистки. Как показано на рис. 4, нагрузка на активный ил городских сооружений г. Троицка колеблется в узких пределах от 118 до 254 мг БПК5/г сухого ила, что позволяет отнести данные сооружения к средненагружае-мым, однако на фоне этой стабильной нагрузки видовое разнообразие ила колеблется значительно от 7,10 до 29,63 по индексу Cuba (Z)m), что характерно для сооружений как низконагружаемых, так и высоконагружаемых (Беляева, Гюнтер, 1971) и свидетельствует о широкой вариабельности экологических условий в аэротенках по причине периодического поступления повышенных содержаний токсических веществ в результате аварийных выбросов промышленных предприятий. На таких сооружениях нагрузка по органическим загрязняющим веществам не оказывает доминирующего влияния на облик формирующегося биоценоза ила в периоды антропогенного стрес-сирования.

На рис. 5 представлены данные соотношений трофической нагрузки и видового разнообразия ила для очистных сооружений г. Ивановиче (очищающих сточные воды пивного завода), которые демонстрируют наличие прямо пропорциональной зависимости между этими параметрами и заметное снижение видового разнообразия при повышении нагрузки от 400 до 550 мг БПК5/г сухого ила. Подобные сооружения очищают сточные воды с высоким содержанием органических веществ, оцениваемых показателем БПК5 (более 1000 мг/дм3), однако промышленные токсиканты в них отсутствуют или присутствуют в незначительных количествах и для таких сооружений характерна прямая взаимосвязь между трофической нагрузкой, эффективностью очистки сточных вод и уровнем видового разнообразия функционирующего ила.

Рис. 4. Соотношение нагрузки на активный ил и видового разнообразия биоценоза на средненагружаемых очистных сооружениях г. Троицка

Рис. 5. Соотношение нагрузки и видового разнообразия биоценоза активного ила на высо-конагружаемых очистных сооружениях г. Ивановице

Подробный анализ факторов, определяющих формирование и развитие биоценоза активного ила, позволил нам при обработке данных гидробиологического, гидрохимического контроля и технологических расчетов охарактеризовать основные условия происходящего процесса биологической очистки, обосновать принципы, положенные в основу предложенной классификации активного ила и сформулировать понятие о потенциальной деструк-ционной мощности экосистемы активного ила в зависимости от окислительной мощности аэротенков. Обработка данных гидрохимических измерений, гидробиологического контроля и особенностей технологической эксплуатации 27 сооружений биологической очистки позволила выделить и описать три основных характерных типа биоценоза разного уровня развития в зависимости от деструкционного потенциала активного ила (рис. 6). Деструкци-онный потенциал характеризуется определенным уровнем видового разнообразия и адаптационными свойствами активного ила, обеспечивающими ему специфическую устойчивость, что гарантирует определенное качество биохимической очистки сточных вод. Деструкционный потенциал формируется в результате функционирования активного ила в рамках антропогенно-модифицируемых условий жизнеобеспечения.

Каждый тип охарактеризованного в процессе исследования биоценоза в удовлетворительных условиях обладает детерминированным характером сукцессии и стационарным состоянием узлового сообщества. Под влиянием многочисленных разнообразных факторов, влияющих на его функционирование (за исключением стрессирующих), биоценоз претерпевает флуктуирующие изменения без потери своих основных структурных признаков развития. При этом биоценоз может усложняться или упрощаться в масштабе незначительных изменений в зависимости от экологических условий его развития.

Суммарный эффект воздействия разнообразных факторов, основным из которых следует считать окислительную мощность аэротенков, формирует специфический для каждого очистного сооружения активный ил, который был подразделен на три основных типа: с низким деструкционным потенциалом; со средним деструкционным потенциалом; с высоким деструкционным потенциалом.

0,2 0,1 0 з

окислительная мощность, кг/м сут

экосистемы с низким деструкционным потенциалом

экосистемы с высоким деструкционным потенциалом

Рис. 6. Соотношение видового разнообразия активного ила, окислительной мощности аэротенков, интенсивности нитрификации и эффективности удаления органических загрязняющих веществ, оцениваемых показателем БПК5

В пределах каждого типа существуют разнообразные модификации, связанные с особенностью очищаемых сточных вод и режимом эксплуатации сооружений. Из-за многофакторности условий развития экосистемы кроме основных типов биоценозов активного ила имеется непрерывный ряд переходных типов с характерными структурными и физиологическими особенностями. Каждый из выделенных типов подробно описан.

Глава 4. Механизмы и формы реакции биоценоза активного ила на стрес-сирующее антропогенное воздействие

Активный ил находится в условиях постоянного непосредственного контакта с многочисленными антропогенными стрессорами, вызывающими разного характера нарушения в экосистеме. Реакция со стороны биоценоза на стрессовые воздействия чрезвычайно разнообразна и зависит от их интенсивности, повторяемости, а также от адаптационных и флокуляционных свойств активного ила. В процессе исследований регистрировался структурный биоценотический отклик активного ила при воздействии на него наиболее распространенных токсикантов, поступающих со сточными водами на городские сооружения биологической очистки: нефтепродуктов и металлов.

В сточных водах городских очистных сооружений металлы постоянно присутствуют и не полностью удаляются в процессе биологической очистки (табл. 2), поскольку их трансформация в значительной мере связана не с биохимическим окислением, а с процессом биофлокуляции активным илом. Сорбция на активном иле металлов может достигать 99% (БЫтр, Уошщ, 1988).

Учитывая такую эффективную сорбционную способность активного ила, в процессе исследования он был выбран в качестве нетрадиционного объекта контроля по содержанию и накоплению металлов. В таблице 2 представлены данные по содержанию металлов в очищаемых сточных водах и их накоплению в активном иле, который неоднократно возвращается и повторно используется в системе очистки сточных вод. Из полученных данных видно, что содержание металлов, сорбированных активным илом в десятки и сотни тысяч раз, превышает их содержание в поступающей на очистку сточной воде.

Таблица 2

Содержание основных токсических веществ (мг/дм3) в очищаемой сточной воде и в активном иле на очистных сооружениях нескольких городов

Определяемые Челябинск Нижний Новгород Эш^уаП (Швеция)

ингредиенты

Сточные Содержание в Сточные во- Содержа- Сточные во- Содержат«

воды, по- возвратном ды, поступа- ние в воз- ды в возврат-

ступающие lise, мг/кг ющие на очи- вратном ном иле,

на очистку, сухого ила стку, мг/дм5 иле, мг/кг мг/кг сухого

мг/дм' . сухого ила веса

рН 7,6-7,7 6,8 7,2-7,5 в сточных 7,7

Цинк 0.6-2.21 31020 0.09-0.2 2284,6 водах содер- 590

1,34 0,129 жание метал-

лов не опре-

Медь 0.03-0.11 3350 0.012-0.03 528,0 деляется 550

0,057 0,02

Хром 0.09-0.35 2259 0.014-0.03 36

0,15 0,018

Никель 1317 396,3 18

Свинец 0.01-0.04 2398 - 85,8 44

0,012 -

Кадмий - следы 13,5 0,97

Ртуть - 0,25 - 0,96

Алюминий - 15017 - 50000

Марганец - 1751 - 640

Олово - 215 -

Стронций - 374 -

Титан - 160 -

Кобальт - 14,6 - 3,1

Серебро - 52,0

Железо (общ) 1.2-2,8 14000 1.81-2.79 32,0

2,0 2,19

Нефтепродук- 1.7-6.3 53 0,4-1,68

ты 2,5

Аналогичные данные, но по загрязнению воды рек и донных осадков

были получены в Германии. Так, было установлено, что содержание тяжелых металлов в донных осадках рек и морей в 1000 и 10000 раз превышает их содержание в воде (Фелленберг, 1997).

Накопление металлов в активном иле приводит к повышению токсичности сточных вод, что связано, по-видимому, с процессом десорбции токсикантов при превышении сорбционной способности активного ила. На рис. 7 демонстрируется увеличение индекса токсичности сточных вод после их

' В числителе - диапазон значений, и знаменателе - среднее значение за 1999 г. 2 (-) показатель не определяется

биологической очистки в аэротенках и системы доочистки в биологических прудах г. Н. Новгорода.

"I I I 1

I

«июля ^лМаач^

2 и юля

30 июня

23 мая

18 марта

1

■^взшттйвжгж

Г 1 I

норма

□ сточная вода после доочистки в прудах

□ сточная вода после биологической очистки Веточная вода, поступающая в аэротенки

- - - • - ~ Ы^-ЬЛ

J_I.

ш

- * д», • г-1»4<-г«"-^'.>1

]

О 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1

индекс токсичности

Рис. 7. Повышение индекса токсичности сточных вод в процессе биологической очистки о/с г. Н. Новгорода (1999 г.)

Полученные данные позволили сделать вывод о том, что при риске стрессирования активного ила на сооружениях биологической очистки необходимо увеличить программу контроля и проводить дополнительный гидрохимический контроль накопления токсикантов непосредственно в активном иле и контроль токсичности вод по всем основным этапам очистки.

Активный ил чутко реагирует на накопление токсикантов: - на организменном уровне: морфологическими изменениями у простейших и многоклеточных организмов ила, изменением их поведенческих реакций;

- на популяционном уровне: сокращением продуктивности микрофлоры;

- на биоценотическом уровне: изменением устойчивости и нарушением структурной целостности биоценоза.

Регистрация происходящих изменений на биоценотическом уровне возможна при условии определения индивидуальной нормы. Для сооружений биологической очистки исходная экологическая норма различна как для разных условий в аэротенках и разных функционирующих ютов, так и значительно варьирует для одного и того же ила. Это объясняется постоянными флуктуациями в составе сточных вод и условиях жизнеобеспечения активного ила, что сопровождается кратковременными и долгосрочными изменениями функционального состояния активного ила, его чувствительностью, устойчивостью к нарушающим воздействиям.

Наш метод биологической оценки исходной условной нормы был основан на первоначальном прагматическом выборе "нормального" наиболее характерного состояния экосистемы в условиях средней антропогенной нагрузки, наименьших флуктуаций поступающих на очистку загрязняющих веществ, при обязательном условии удовлетворительного технического состояния очистных сооружений и удовлетворительного функционирования активного ила. При этом устанавливались наиболее важные параметры экосистемы и далее, в процессе функционирования, регистрировались положительные и отрицательные отклонения от квази-естественных условий, и оценивалась степень этих отклонений от установленной условной нормы. Таким образом, определялась степень нарушенности.

Было отмечено, что состояние нормы у активного ила не всегда сопровождалось максимальным богатством видов. Так, например, на очистных сооружениях г. Владимира за норму был принят диапазон видового разнообразия по целой части индекса Cuba от 21 до 29, поскольку происходящее возрастание богатства видов до 35 в определенные периоды работы очистных сооружений было кратковременным, нехарактерным состоянием процесса биологической очистки, а активный ил при незначительном воздействии неблагоприятных антропогенных факторов быстро возвращался к принятым за норму значениям видового богатства по индексу Cuba.

Для подробного рассмотрения последовательного отклика экосистемы активного ила на стрессирующее антропогенное воздействие разной интенсивности на действующих сооружениях биологической очистки был проведен анализ многочисленных табличных данных, графиков и гистограмм распределения значений индекса видового разнообразия, а также сопоставление полученных гидробиологических оценок с результатами гидрохимических анализов и данными технологических расчетов. В качестве характерного объекта, очищающего сточные воды сложного промышленного состава, на котором активный ил подвергается периодическому стрессированию были выбраны очистные сооружения г. Троицка, на которых в течение 12 лет в период с марта 1987 г. по июль 1999 г. проводились наблюдения за изменениями, происходящими в экосистеме активного ила при ухудшении режима эксплуатации и ухудшении качества сточных вод, поступающих на очистку.

Наблюдаемые сооружения функционировали в стабильном и удовлетворительном режиме эксплуатации и при чрезвычайно неустойчивом качестве очищаемых сточных вод. Широкий диапазон колебаний как объема сточных вод, поступающих на очистку, так и их гидрохимического качества, определялся тем, что 80% очищаемых сточных вод г. Троицка — это сточные воды промышленных предприятий.

Основные токсические вещества, присутствующие в этих сточных водах и вызывающие регулярное стрессирование активного ила, как и на большинстве из обследованных нами сооружений, — СПАВ, нефтепродукты, металлы, содержание которых в обычных условиях на очистных сооружениях г. Троицка составляет: СПАВ 0,7—1,0 мг/дм3, нефтепродуктов от 0,03 до 1,5 мг/дм3, меди от 0,01 до 0,05 мг/дм3, железа до 2,0 мг/дм3, никеля до 0,01 мг/дм3. При таком содержании загрязняющих веществ в сточных водах поступающих на очистные сооружения, — отрицательного влияния на процесс биологической очистки и функционирование активного ила не выявляется, активный ил поддерживается в условно "нормальном" состоянии. По индексу Cuba (Dm) индивидуальная норма для очистных сооружений г. Троицка была установлена за 12-летний период наблюдений по целой части индекса от 22 до 29, по дробной части индекса от 0,4 до 0,7.

В апреле 1988 года был зарегистрирован наиболее существенный аварийный сброс нефтепродуктов. Нефтепродукты в поступающей на очистку сточной воде присутствуют практически постоянно, поэтому активный ил хорошо адаптирован к этому загрязняющему веществу. Неоднократно регистрируемое содержание нефтепродуктов в очищаемой воде до 13,6 мг/дм3 не вызывало заметного угнетения активного ила.

В результате аварийного сброса 27.04.88 г. в поступающей на биологическую очистку воде было обнаружено нефтепродуктов 31,6 мг/дм3, что сопровождалось ухудшением гидрохимического качества очищенных сточных вод, частичной гибелью активного ила, ухудшением его седиментационных характеристик (рис. 8, гистограмма а, б) и структурной перестройкой в биоценозе активного ила. Индекс Cuba (Dm) упал с 26,49 до 19,32 на следующие сутки после зарегистрированного аварийного сброса нефтепродуктов. Структурные изменения биоценоза характеризовались сокращением видового богатства (рис. 9) и увеличением неравномерности распределения видов (рис. 10) в биоценозе. Общая биомасса флокулообразующих бактерий сократилась с 2060 до 600 мг/дм3, а численность бесцветных жгутиконосцев и мелких раковинах амеб возросла почти в три раза.

Рис. 8. Осаждаемость активного ила г. Троицка: а — в нормальных условиях, б — при нарушении седиментационных характеристик, в — в период развития хламидобактериаль-ного вспухания

Почти полное восстановление активного ила произошло через 6 суток, индекс Cuba (Dm) возрос до 22,61. Аварийный сброс нефтепродуктов повторился в ноябре 1988 года, зарегистрированное их содержание в поступающей на очистку воде составило 24,7 мг/дм3. Произошедшие при этом изменения в численности мелких жгутиконосцев и флокулообразующих бактерий представлены на рис. 11. Эффективность биологической очистки по основным гидрохимическим общесанитарным показателям снизилась на 15—30%, прирост ила не соответствовал расчетному и снизился. На восстановление биоценоза активного ила потребовалось 9 суток.

Учитывая характер и степень поражения биоценоза, возникшее ухудшение качества биологической очистки и краткие сроки, потребовавшиеся на восстановление активного ила, его состояние, в эти два описанных периода антропогенного стрессирования, было определено как состояние риска, под которым понимаются структурные изменения в биоценозе при превышении предельно допустимой нормы антропогенного воздействия, сопровождающиеся изменением функционального состояния ила, ухудшением оса-ждаемости и биоценотическими изменениями, характеризующимися нарушением целостности флокулообразующих гетеротрофных бактерий и накоплением численности простейших с хрототрофным типом питания, а также исчезновением из биоценоза представителей высших трофических уровней. После прекращения поступления токсикантов в поступающую на биологическую очистку сточную воду период регенерации активного ила непродолжителен и занимает по нашим наблюдениям не более двух недель.

Более значительные структурные изменения в биоценозе были зарегистрированы с февраля по июль 1999 г. на тех же очистных сооружениях в результате стрессирования активного ила по причине аварийных сбросов сточных вод, содержащих высокие концентрации тяжелых металлов, что в первую очередь отразилось на седиментационных характеристиках активного ила. Иловой индекс увеличился в среднем в два раза по сравнению с обычно наблюдаемым в процессе эксплуатации этих очистных сооружений (рис. 8, гистограмма в). В поступающей на биологическую очистку воде содержание меди составляло не более 0,5 мг/дм3 и цинка не более 0,01 мг/дм3 за весь период наблюдения, что не превышало допустимые нормы для сооружений

кризис

02.03.88 21.04.88 28.04.88 03.05.88 11.05.88 29.01.99 08.02.99 16.02.99 10.03.99 20.04.99

Рис. 9. Изменение видового разнообразия по индексу Cuba (целой части) в биоценозе ила в состоянии нормы, риска, кризиса (о/с г. Троицка)

| °'7 т

В" 1 а

«í

X)

3 0,5 -■

8

* 0,4 0,3 0,2 0,1

риск

кризис

о -(—L——I-Í—J—1-—I—t_J-(—t-—I—--1—--1—-1—UU—J—.U-J—I

02.03.88 21.04.88 28.04.88 03.05,88 11.05.88 29.01.99 08.02.99 16.02.99 10.03.99 20.04.99

дата

Рис. 10. Динамика равномерности распределения видов по индексу Cuba в биоценозе ила в состоянии нормы, риска, кризиса (о/с г. Троицка)

биологической очистки (Правила..., 1984). Однако содержание никеля в промышленной воде, поступающей в канализацию, от одного из городских предприятий по результатам ежедневного контроля превышало ПДК для систем канализации в 6,4 раза и составляло 3,2 мг/дм3.

дата отбора проб

Рис. 11. Возрастание численности бесцветных жгутиконосцев и сокращение биомассы флокулообразующих бактерий в результате воздействия на активный ил аварийного выброса нефтепродуктов (БОС г. Троицк)

Внутренняя нагрузка (накопление металлов в возвратном иле) максимально повысилась по меди до 554, по никелю — до 78, по цинку — до 1568, по свинцу — до 133,6 мг/кг сухого веса ила.

Влияние металлов на биологическую очистку в аэротенках Троицких очистных сооружений в первую очередь проявилось в торможении процессов нитрификации, существенном ухудшении качества биологической очистки (содержание взвешенных веществ в очищенной воде превысило установленную норму в 2 раза, БПК5 в 3 раза).

Реакция на "металлический стресс" у активного ила выражалась в изменении его функционального состояния, в структурных биоценотических изменениях, сопровождалась последовательным ухудшением осаждаемости

ила (индекс возрос с 90 до 224 см3/г) и сокращением его прироста вплоть до полной потери продуктивности.

На биоценотическом уровне зарегистрированные структурные изменения на стрессирующее нарастающее воздействие были охарактеризованы как последовательно ухудшающееся состояние ила. Видовое богатство значительно снизилось по сравнению с установленной нормой (рис. 9), а динамика равномерности распределения видов выразилась в максимальном доминировании хламидобактерий (рис. 10). Обнаруженная ответная реакция биоценоза, отражающая глубокие изменения в нем, была охарактеризована как критическое состояние биоценоза активного ила.

Состояние кризиса сопровождалось глубокими структурными биоце-нотическими изменениями, которые результировались разрушением звена флокулообразующих бактерий и замещением его хламидобактериями, что привело к последующему развитию вспухания ила.

Состояние кризиса развивалось в несколько стадий:

- на первой стадии из биоценоза исчезли представители высшего трофического уровня и чувствительные к токсическому действию организмы (хищники, коловратки, прикрепленные инфузории);

- на второй стадии толерантные формы (нитчатые хламидобактерии, раковинные планктонные амебы) накапливали численность и занимали освободившиеся экологические ниши, в результате структура биоценоза упрощалась;

- на третьей стадии прирост активного ила сокращался из-за увеличения потерь плохо осаждающегося активного ила и уменьшения его продуктивности.

Поскольку накопление металлов в активном иле Троицких очистных хюружений в период с марта по июль 1999 г. не прекращалось, стрессирова-ше ила продолжалось, и стадия кризиса завершилась полным разрушением ша, его деградацией. В стадии деградации в активном иле отсутствовали {омшшрующие виды, все встречаемые в иле виды были случайными, хлопья ша диспергированы, нитчатые организмы разрушались, разрываясь на куски штей, вынос ила из вторичных отстойников увеличился в 4 раза и составил Ю мг/дм3 взвешенных веществ. Концентрация активного ила по массе (ха-

рактеристика, отражающая продуктивность) составляла не более 1 г/дм3 при норме 2—3 г/дм3, биологическая очистка не обеспечивалась. После прекращения поступления токсикантов восстановительный период активного ила занял 1 месяц и проходил в виде первичной сукцессии.

Таким образом, общая биоценотическая реакция активного ила на превышение порога неблагоприятного антропогенного воздействия выражалась в последовательных структурных регрессивных изменениях. Переход из состояния нормы к риску и далее в более патологические состояния — кризиса и деградации, обусловлен, главным образом, интенсивностью поражения звена флокулообразующих бактерий активного ила и его заменой наиболее устойчивой группой организмов ила, занимающих освободившуюся экологическую нишу. Развитие той или иной доминирующей группы организмов определяется интенсивностью поражения биоценоза ила.

Глава 5. Вспухание активного ила как наиболее распространенная форма кризисного состояния экосистемы аэротенков. Стратегия улучшения седиментационных характеристик активного ила

Доминирующее развитие нитчатых хламидобактерий в активном иле получило название: "вспухания активного ила", которое в настоящее время является наиболее распространенной патологией в мировой практике биологической очистки сточных вод.

Нитчатое вспухание представляет существенную проблему при эксплуатации сооружений биологической очистки, поскольку не существует удовлетворительных конструкций отстойников, позволяющих отделить вспухший ил от очищенной воды.

Нитчатые бактерии не являются флокулообразующими, их чрезмерное накопление приводит к ухудшению седиментационных свойств активного ила и нарушается одна из его важнейших функций — удовлетворительного отделения от очищенной воды. В результате активный ил не сохраняется в системе вторичных отстойников, а непрерывно выносится с очищенной водой, загрязняя тем самым природный водоем, принимающий очищенные сточные воды. В результате на очистных сооружениях увеличиваются потери активного ила, тем самым сокращается необходимый прирост, что в свою

очередь приводит к снижению окислительной мощности аэротенков и ухудшению качества биологической очистки.

Таблица 3

Доминирующие роды хламидобактерий и установленная основная причина,

Очистные сооружения Основная технологическая характеристика процесса очистки Доминирующие хлам идо-бактерии Установленная причина вспухания

г. Пере-мышль смесители без регенерации; нагрузки 0,14—0,18 кг/кг в сут, возраст - 3 сут, растворенный кислород — 2,10 мг/дм3 ТЫоЛггх Тип 1701 накопление в активном иле (мг/кг сухого веса ила): меди—115, цинка—1055, железа—21500

г. Троицк вытеснители с регенерацией; нагрузки 0,11—0,26 кг/кг в сут; возраст —10 сут; растворенный кислород — 3 мг/дм3 ТЫоЖга Beggiatoa ЫосагсНа накопление в активном иле (мг/кг сухого веса ила): меди — 554, цинка — 75

г. Владимир вытеснители с регенерацией; нагрузки 0,16—0,25 кг/кг в сут, возраст — 5—7 сут, растворенный кислород — до 4 мг/дм3 ТкШЬгхх тип 0041 металлы в сточных водах, поступающих в канализацию (мг/дм3): цинка — 68,4, меди — 3,7, железа — 94,0, кадмия — 0,156, никеля — 0,58

г. Ивановице смесители без регенерации, нагрузки 0,5—0,8 кг/кг в сут, возрастила —2,5 сут, растворенный кислород — 1,4— 0,5 мг/дм3 ЗрИаегоШи.ч паТапя высокое содержание легко-окисляемой органики, оцениваемой по БПК5 (до 1000 мг/дм3)

Злокский ДБК вытеснители с регенерацией, нагрузки 0,1—0,2 кг/кг в сут, возраст ила — 8—10 сут; растворенный кислород — 0,9— 1,5 мг/дм3 ТкШНпх 5рНаегоШш серосодержащие сточные воды, поступающие на очистку

ДЖ Юрма- !ы вытеснители с регенерацией, нагрузки 0,1—0,15 кг/кг в сут, возраст ила — 7 сут; растворенный кислород — 2,0— 3,0 мг/дм3 БищХ кислые сточные воды с рН 5,0 и менее

На основании проведенных исследований, зарегистрированных случа-:в вспухания, на действующих сооружениях биологической очистки в России впервые были получены данные (табл. 3), характеризующие процесс

очистки, доминирующие роды хламидобактерий, развивающиеся в активном иле и причины вспухания.

Наиболее распространенные причины вспухания разделены на три группы:

- превышение содержания в очищаемых сточных водах тяжелых металлов, вызывающих токсический стресс у активного ила;

- превышение содержания органических загрязняющих веществ в сточных водах пищевой, пивоваренной и других подобных промышленных производств;

- дисбаланс содержания биогенных веществ в сточных водах.

Концентрация металлов в активном иле в периоды интенсивного вспухания на различных сооружениях биологической очистки регистрировалась в диапазоне: цинка от 75 до 31020, меди от 115 до 3350, никеля от 33 до 1317, алюминия от 15017 до 50000 мг/кг сухого веса ила. За счет такого значительного накопления металлов в активном иле возникал эффект внутренней нагрузки по содержанию токсических веществ, что сопровождалось возрастанием токсичности сточных вод после биологической очистки по сравнению с токсичностью воды, поступающей на очистку. Это происходило в периоды, когда биосорбционная емкость ила достигала предела и наблюдался процесс десорбции накопленных поллютантов в воду из ила.

Различные роды хламидобактерий были ранжированы по частоте встречаемости в активном иле в периоды развития вспухания (табл. 4).

Таблица 4

Нитчатые микроорганизмы, наиболее часто вызывающие вспухание ила (в

порядке убывания распространенности)

№ гг/п Наименование таксонов

1 Tiiiothrix sp.

2 Тип 02 IN

3 Sphaerotilus natans

4 Beggiatoa

5 Тип 1701

6 Тип 0041

7 Microthrix parvicella

8 Fungi

9 Nocardia sp.

Полученные данные позволили рекомендовать в качестве оптимального варианта поиска токсического вещества, обуславливающего развитие вспухания, не традиционное аналитическое определение в сточных водах токсикантов, поступающих на очистку, а дополнительное определение содержания загрязняющих веществ, непосредственно сорбированных активным илом. Активизация возникновения и развития вспухания происходит, по нашим наблюдениям, за счет присутствия синергистов: меди, цинка и никеля. Повышенное накопление меди и никеля или меди и цинка в возвратном активном иле сопровождается вспуханием ила в аэротенках.

Основные причины нитчатого вспухания, а также сопутствующие его развитию факторы приведены в табл. 5.

Таблица 5

Причины, вызывающие нитчатое вспухание активного ила

Основные факторы Сопутствующие факторы

1. Высокие нагрузки на активный ил 2. Недостаток питательных веществ в сточных водах (азот, фосфор) 3. Токсичные сточные воды 4. Сточные воды с рН менее 5,0 5. Серосодержащие сточные воды 1. Недостаток аэробности в аэротенках 2. Отсутствие или недостаточная регенерация ила 3. Недостаточный возраст активного ила 4. Отсутствие режима вытеснения сточных вод в аэротенках-смесителжх

Несмотря на различие причин, вызывающих чрезмерный рост нитчатых бактерий, симптоматика развития и протекание вспухания активного ила была одинакова на всех сооружениях, где удалось зарегистрировать это яв-иение. На рис. 12 представлена характерная картина последовательного раз-зития нитчатого вспухания на очистных сооружениях г. Перемышля, что сопровождалось увеличением численности хламидобактерий в активном иле (с 2545 в апреле до 136455 шт/г сухого веса ила в августе 1999 г.), значитель-шм ухудшением седиментационных свойств ила (иловой индекс с 239 в апреле поднялся до 722 см3/г в августе) и резким падением качества очистки. В сказанный период в очищаемой воде возросли значения ХПК с 142 до 666, >звешенных веществ с 61,0 до 376,4 и БПК5 с 40,5 до 252 мг/дм3.

В возвратном активном иле было обнаружено: меди 115, цинка 1055, шкеля 33 и железа 21500 мг/кг сухого веса ила. Последовательное ухудшение седиментационных свойств активного ила — наиболее характерная осо-¡снность развития хламидобактериального вспухания. Анализ всех наблю-

даемых случаев вспухания показал, что иловой индекс в период вспухания на разных сооружениях изменялся в диапазоне 150-960 см3/дм3, что сопровождалось ухудшением качества биологической очистки по взвешенным веществам в зависимости от конструктивных особенностей вторичных отстойников от 30 до 600%. Так, на очистных сооружениях г. Владимира в период вспухания активного ила содержание взвешенных веществ увеличилось по сравнению с периодом нормального функционирования в 2 раза, а на очистных сооружениях г. Волгограда — в 6 раз и достигло 36 мг/дм3. В тех случаях, когда токсикант, вызывающий вспухание, продолжал поступать со сточными водами в аэротенки, интенсивность вспухания нарастала.

а х

800

700

600

500 --

8 400 - -

ЕИЗ ХПК, мг/дмЗ

иловой индекс, смЗ/г

-А— численность хламидобактерий, шт./г сух. веса

апрель

август 1999 г.

160000

140000 в

40000

20000

Р» В

Рис. 12. Численность хламидобактерий в иле, иловой индекс и содержание загрязнений по ХПК в поступающей на очистку воде (о/с г. Перемышля)

Наиболее характерным примером регулярного возобновления вспухания активного ила (не реже 1—2 раз в год) являются очистные сооружения г. Владимира. По данным гидрохимического контроля была установлена основная причина чрезмерного накопления хламидобактерий рода ТЪШкпх и типа 0041 в активном иле: поступающие в канализацию сточные воды одного из заводов с содержанием в них цинка — 68, меди — 3,7, кадмия — 0,16 и

никеля — 0,58 мг/дм3. При интенсивном вспухании численность хламидо-бактерий на этих сооружениях достигла несколько десятков тысяч.

Видовое разнообразие активного ила очистных сооружений г. Владимира составляет в среднем 25 видов простейших и многоклеточных организмов в условно благоприятных для данных сооружений условиях. Вспухание активного ила на первых этапах своего развития сопровождалось нарастанием численности, не связанных с хлопьями мелких парящих раковинных амеб, численность которых возрастала наряду с численностью хламидобак-терий и характеризовала вытеснение флокулообразующих бактерий. Биомасса гетеротрофных бактерий, связанных с хлопьями, сократилась (по результатам подсчета на ядерных фильтрах с флюоресцирующим красителем) и достигла минимальных значений менее 100 мг/дм3. Количество бактерий, связанных с хлопьями ила обычно на данных сооружениях не менее чем в 5,2 раза превышало количество живущих вне хлопьев. В период вспухания это соотношение изменилось, и биомасса живущих вне хлопьев ила бактерий в 30 раз превысила их биомассу внутри хлопьев.

У хламидобактерий отсутствуют консументы, поэтому при их доминировании происходит нарушение баланса в трофических уровнях экосистемы ила. Процентное распределение наиболее чувствительных к антропогенному стрессированию таксономических групп организмов активного ила в периоды вспухания и в состоянии условной нормы (рис. 13) наглядно отражает происходящие процессы. В периоды стрессирования (27.01.98 г.) пораженное звено флокулообразующих бактерий замещается хламидобактериями и планктонными раковинными амебами, при этом численность прикрепленных инфузорий (бактериофагов) сводится к минимуму, а в восстановительном периоде численность прикрепленных инфузорий значительно возрастает [13.07.98 г.), раковинные корненожки вытесняются полностью (02.03.99 г.). Минимальная для данного активного ила численность хламидобактерий сохраняется и в восстановительном периоде, поскольку провоцирующий фактор вспухания ила (присутствие металлов в очищаемой воде) постоянно со-фаняется.

На рис. 14 и 15 приведены значения индекса Cuba по его целой и дробной части в периоды развития хламидобактериального вспухания на семи сооружениях биологической очистки.

Рис. 13. Распределение основных таксономических групп организмов в период вспухания активного ила (а) и в условной норме (б)

Значительное сокращение видового богатства (рис. 14) и равномерности распределения видов (рис. 15) по индексу Cuba произошли на сооружениях, где вспухание возникло по причине воздействия токсикантов на активный ил (Слокский ЦБК, Волгоград, Перемышль, Владимир). Напротив, на сооружениях, где причиной вспухания послужили сточные воды с высоким содержанием легкоокисляемой органики, при отсутствии токсических веществ (гг. Златоуст, Ивановиче, Седлец), видовое разнообразие осталось в пределах нормы, а равномерность распределения видов значительно снизилась.

Разработка мероприятий по профилактике и борьбе с нитчатым вспуханием имеет большое значение, поскольку это связано с проблемами предупреждения интенсивного загрязнения природных водоемов, принимающих сточные воды.

2 20 -

15 -

10

5

I индекс Cuba (целая часть) - минимальная норма для индекса Cuba

Златоуст Слокский Ивановиче Волгоград Седлец Перемышль Владимир ЦБК

Рис. 14. Значения индекса Cuba (целая часть) в периоды развития вспухания активного ила на различных сооружениях биологической очистки

7 0,45 т g

X

§ OA

v5

0 &

S 0,35 я

1 0,3

а

i> s

£ 0,25 -0,2 -0,15 0,1 0,05 0

СЭ индекс Cuba (дробная часть) минимальная норма

Златоуст Слокский Ивановице Волгоград Седлец Перемышль Владимир ЦБК

5ис. 15. Значения индекса Cuba (дробная часть) в периоды развития вспухания активного ша на различных сооружениях биологической очистки

Проведенные исследования особенностей биоценотической реакции на разнообразные неблагоприятные условия, которая выражается в чрезмерном накоплении хламидобактерий, стали основой теоретического обоснования и практического применения на действующих сооружениях (гг. Камышин, Ивановице и др.) мероприятий по ликвидации вспухания активного ила.

Поскольку вспухание является откликом биоценоза на неблагоприятные экологические условия для флокулообразующей микрофлоры (которая замещается более устойчивыми нитчатыми организмами), комплекс мер, разрабатываемых по борьбе с ним, предполагает, с одной стороны, стабильное улучшение экологических условий в аэротенках (использование более совершенной системы аэрации, носителей биомассы и т.д.), а с другой, — активизацию ферментативных свойств гетеротрофной флокулообразующей микрофлоры (методами мутагенеза), позволяющее ей антагонистически вытеснять хламидобактерий. Разработанная комплексная методика подавления вспухания ила, учитывающая воздействие на активность флокулообразующей микрофлоры и улучшение экологических условий в аэротенках запатентована в Европе и России.

Для выявления предприятий, сточные воды которых в наибольшей степени воздействуют неблагоприятно на процесс биологической очистки, необходимо проведение контроля сточных вод, сбрасываемых в канализацию с определением токсичности сточных вод и оценкой их общего объема, для выявления степени их опасности. Для оценки вносимой нагрузки от каждого предприятия, сбрасывающего сточные воды в городскую канализацию, предложен метод расчета токсикогенной нагрузки с учетом объема сбрасываемых сточных вод и степени их токсичности. В настоящее время предложенная схема контроля и расчета внедрена на очистных сооружениях гг. Казани, Тюмени и внедряется на очистных сооружениях г. Саратова.

Выводы

1. Структурно-функциональная организация экосистемы активного ила формируется при доминирующем влиянии антропогенных факторов, из которых основным является окислительная мощность аэротенков, а следовательно, в значительной степени зависит от нагрузки по органическим загряз-

няющим веществам, пресса сточных вод промышленного состава (определяющего метаболическую активность ила) и размера биотопа (обеспечивающего время контакта ила с загрязняющими веществами).

2. В условиях удовлетворительной работы очистных сооружений структурно-функциональные свойства биоценоза выражаются в масштабе флуктуаций, связанных с нестабильностью среды обитания и периодическим антропогенным стрессированием незначительной интенсивности, что сопровождается сохранением целостности звена гетеротрофных флокулообра-зующих бактерий, стабильными седиментационными характеристиками ила и процессом удовлетворительного биохимического окисления загрязняющих веществ.

3. Структурные биоценотические изменения активного ила происходят в соответствии с закономерностями, управляющими развитием природных экосистем, в частности, в сохранении целостности биоценоза основную роль играет закон сохранения динамического равновесия в экосистеме активного ила. При нарушении динамического равновесия (в результате антропогенного стрессирования) возникает разрушение звена гетеротрофных флокулооб-разующих бактерий и происходит возрастание численности устойчивых к антропогенным нагрузкам популяций. Обеспечение эффективной биологической очистки — есть поддержание динамического равновесия в экосистеме и сохранение целостности звена гетеротрофных флокулообразующих бактерий.

4. Для экосистемы активного ила характерны три последовательные стадии отклика на антропогенное стрессирование:

- стадия риска, но обратимых изменений;

- стадия кризиса (система переходит на более примитивный уровень развития) с сохранением устойчивости к стрессирующим факторам;

- стадия разрушения, которое может быть обратимо и завершается вторичной сукцессией, или необратимого разрушения, когда восстановление происходит через реализацию механизма первичной сукцессии.

5. Антропогенные стрессоры (аварийные выбросы) вызывают последовательные регрессивные структурные изменения в биоценозе, завершающиеся определенным стационарным состоянием в виде новых модификаций ак-

тивного ила, отражающих: состояние риска (пораженное звено гетеротрофных флокулообразующих бактерий замещается более устойчивыми хрото-трофными простейшими), кризисное состояние (пораженное звено замещается наиболее устойчивыми и более примитивными формами хламидобакте-рий), состояние деградации (биоценоз разрушается, а доминирование и появление отдельных видов организмов носит случайный характер).

6. Экстремальные антропогенные воздействия на активный ил приводят структурной перестройке в биоценозе, глубина которой определяется изменением долевого участия доминирующих форм и степенью нарушения всех компонентов видового разнообразия.

7. Экологическая ситуация при доминировании хламидобактерий усугубляется отсутствием у них консументов. Увеличение численности хламидобактерий ведет к нарушению баланса в трофических уровнях экосистемы ила, значительному выносу активного ила из очистных сооружений и загрязнению природных водоемов, принимающих сточные воды.

8. При избыточном поступлении и накоплении в активном иле токсикантов для целей оперативной диагностики и предотвращения разрушения ила обоснован алгоритм комплексной оценки происходящих нарушений в процессе очистки (химический анализ активного ила из аэротенков, биотестирование сточных вод по основным этапам очистки и локальных стоков от промышленных предприятий, мониторинг видового состава сообщества активного ила).

9. Описание специфических популяционных изменений в биоценозе позволяет прогнозировать возможные варианты отклика на неблагоприятные воздействия и скорости самовосстановления активного ила при разработке мероприятий по ликвидации возможных последствий.

10. Мероприятия, направленные на ликвидацию последствий стрессовых возмущений активного ила, должны предусматривать: выявление основных причин, повлекших шоковые состояния ила и их устранение; улучшение экологических условий в биологических реакторах, в первую очередь, обеспечивающих удовлетворительные условия для функционирования флокуло-образующей микрофлоры.

Список основных работ, опубликованных по теме диссертации

Монографии

1. Жмур Н.С. Государственный и производственный контроль токсичности вод методами биотестирования в России. М.: Международный Дом Сотрудничества, 1997. —117 с.

2. Жмур Н.С. Управление процессом и контроль результата очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками. М.: Луч, 1997. — 172 с.

Статьи

3. Никитина О.Г., Жмур Н.С., Горбань Н.С. Гидробиологический контроль работы городских очистных сооружений // Контроль качества природных и сточных вод. — Харьков, 1982. — С. 44—51.

4. Жмур Н.С., Джикия М.Г., Золотарева Л.С., Серебрякова С.А. Использование биологических индикаторов активного ила при технологическом контроле процесса биологической очистки сточных вод в различных условиях // Организация контроля качества природных и сточных вод. — М., 1982. —С. 102—110.

5. Флеров Б.А., Лапкина Л.Н., Жмур Н.С. Методические указания по биотестированию сточных и природных вод с использованием медицинской пиявки. — М.: Минводхоз РСФСР, 1986. — 22 с.

6. Жмур Н.С., Серебрякова С.А., Никитина О.Г. Рекомендации по проведению оперативного гидробиологического контроля на сооружениях биологической очистки с аэротенками. — М.: ЦБНТИ Минводхоза СССР, 1987.

— 26 с.

7. Флеров Б.А., Жмур Н.С., Очирова М.Н. Рекомендации по экспрессному установлению хронической токсичности сточных и природных вод с использованием рачка Ceriodaphnia Dubia. — М.: Минводхоз РСФСР, 1987.

— 18 с.

8. Жмур Н.С., Очирова М.Н. Рекомендации по проведению технологического и гидробиологического контроля на биологических фильтрах. — М.: Минводхоз РСФСР, 1987. — 40 с.

9. Флеров Б.А., Жмур Н.С., Очирова М.Н., Чалова И.В. Метод биотестирования природных и сточных вод с использованием рачка Ceriodaphnia dubia II Методы биотестирования вод. Сборник научных трудов. — Черноголовка: Ин—т химфизики АН СССР. — С. 111—114.

10. Флеров Б.А., Лапкина Л.Н., Жмур Н.С., Яковлева И.И. Метод биотестирования токсичности сточных вод, содержащих ионы металлов (CuJ+, Hg24", СсР, А13+ и др.), по смене статического состояния на динамическое у

медицинской пиявки // Методы биотестирования вод. Сборник научных трудов. — Черноголовка: Ин-т химфизики АН СССР. — С. 114—117.

11. Жмур Н.С. Применение флуорохромов при контроле за работой биологических очистных сооружений // Передовой производственный и научно-технический опыт в мелиорации и водном хозяйстве, рекомендуемый для внедрения. Информ. сборник ЦБНТИ. —М., 1990. — С. 45—52.

12. Zhmur N.S. Aplikace chemickych mutatoru pro intenzifikaci provozu biologickych cistiren odpadnich vod // Papers of Agrie. Univer. — Brno, 1991.

— P. 11—14.

13. Zhmur N.S., Kostjanovskíj R.G., Nastjukov A.B., Lapshin O.M. Zpusob biologickeho cisteni odpadnich vod a zarizeni k provadeni tohoto zpusobu // Patent CSFR 2417—91.S, 1992.

14. Жмур H.C. Методическое руководство по гидробиологическому и бактериологическому контролю процесса биологической очистки на сооружениях с аэротенками. ПНД Ф СБ 14.1.77-96. М., 1996. — 97 с.

15. Жмур Н.С. Методическое руководство по гидробиологическому контролю нитчатых микроорганизмов активного ила. ПНД Ф СБ 14.1.92-96. М., 1996. — 42 с.

16. Жмур Н.С. Методика определения токсичности вод, почв и донных отложений по ферментативной активности бактерий (колориметрическая реакция). ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.1-96,16.2:2.2.1-96. М., 1996. — 12 с.

17. Пожаров A.B., Жмур Н.С. Нормирование токсикологических показателей на основе приборного биотестового контроля // Инфузории в биотестировании. Материалы международной заочной научно-практической конференции. — С.-П., 1997. — С. 33.

18. Жмур Н.С., Лапшин О.М. Способ подавления бактериального нитчатого вспухания активного ила / Патент № 2078738. Государственный реестр изобретений 10 мая 1997 г.

19. Жмур Н.С. Вопросы мониторинга источников загрязнения природных вод: состояние, условия принятия решений, перспективы // Экологическая химия. — 1998. —том 7, вып. 3. — С. 191—199.

20. Жмур Н.С. Методика определения токсичности воды по смертности дафний. ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.3-99. М., 1999 — 31 с.

21. Жмур Н.С. Метода определения токсичности воды по смертности и изменению плодовитости цериодафний. ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.4-99. М., 1999

— 37 с.

22. Жмур Н.С. Токсикологический мониторинг источников загрязнения водных объектов // Токсикологический вестник. — 1999. — № 3. — С. 7—13.

23. Гюнтер Л.И., Жмур Н.С. К вопросу об эффективности водного законодательства // Водоснабжение и санитарная техника. — 1999. — № 12. — С.

24. Жмур Н.С., Джикия М.Г. Особенности бионаселения активного ила при биологической очистке сточных вод путем сочетания процессов нитрификации и денитрификации // Симпозиум стран СЭВ по комплексным методам контроля качества природной среды: Тез. докладов. — М., 1986. — С. 50.

25. Zhmur N.S. The using of biological indicators in technological control of biological water purification // Biology in Water Management: Abstracts of the International Conference. —Budapest, 1987. —P. 78.

26. Zhmur N.S. The causes and measures of counteraction to excessive wastage of activated sludge from secondary tanks // Biology in Water Management: Abstracts of the International Conference. — Budapest, 1987. — P. 81.

27. Жмур H.C. Пути совершенствования водного законодательства в аспекте улучшения экологической ситуации в зонах сброса сточных вод // Материалы Международной конференции "Экологическая безопасность регионов и рыночные отношения" (Москва, 1993 г., Минприроды России, Центр международных проектов ЮНЕП — Программа ООН по окружающей среде). — М.: МГУ, 1994.

28. Жмур Н.С., Лапшин О.М. Особенности использования новых биотехнологий в условиях действующего водного законодательства России // Материалы Международной конференции "Экологическая безопасность регионов и рыночные отношения" (Москва, 1993 г., Минприроды России, Центр международных проектов ЮНЕП — Программа ООН по окружающей среде). — М.: МГУ, 1994.

29. Лапшин О.М., Жмур Н.С. Повышение экологического разнообразия в районах подводных разработок нефти // Экосистемы морей России в условиях антропогенного пресса (включая промысел). Тезисы Всероссийской конференции. — Астрахань, 1994. — С. 136—140.

30. Лапшин О., Жмур Н.С. Смягчение антропогенной нагрузки в прибрежных районах северо-восточной части Черного моря // Международный симпозиум. Тезисы докладов. — М.: ВНИРО, 1995. — С. 30—33.

5—9.

Тезисы докладов

Содержание диссертации, доктора биологических наук, Жмур, Наталья Сергеевна

ВВЕДЕНИЕ

СОДЕРЖАНИЕ

ГЛАВА 1. АНАЛИЗ СЛОЖИВШЕЙСЯ СИСТЕМЫ БИОЛОГИЧЕСКОЙ ДИАГНОСТИКИ СОСТОЯНИЯ АКТИВНОГО ИЛА.

1.1. Индикаторная роль организмов активного ила. Классификации биоценозов ила.

1.2. Фундаментальные законы экологии и их распространение на процессы, происходящие в экосистеме активного ила.

1.2.1. Теория видового разнообразия.

1.2.2. Теория устойчивости и стабильности экологических систем.

1.2.3. Закон внутреннего динамического равновесия экосистем.

1.3. Реакция биоценоза активного ила на воздействие токсикантов.

1.4. Нарушение седиментационных характеристик активного ила под влиянием чрезмерного развития нитчатых хламидобактерий.

ГЛАВА 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ.

2.1. Методы предварительной подготовки проб и количественного учета бактерий активного ила.

2.1.1. Методы гомогенизации проб.

2.1.2. Метод прямого счета флюорохромированных бактерий на ядерных фильтрах с окрашиванием флюорескамином.

2.1.3. Окрашивание бактериальных клеток раствором флюорескамина.

2.1.4. Метод прямого счета флюорохромированных бактерий на мембранных фильтрах с окрашиванием акридин оранжевым.

2.1.5. Метод прямого счета бактерий с окрашиванием эритрозином.

2.1.6. Метод окрашивания нитчатых бактерий по методу Грама.

2.1.7. Метод окрашивания нитчатых бактерий по методу Нейссера.

2.1.8. Измерение размеров нитчатых микроорганизмов.

2.2. Методы учета простейших активного ила.

2.2.1. Качественный учет простейших.

2.2.2. Методы количественного учета организмов активного ила.

2.3. Оценка состояния биоценоза по видовой структуре.

2.3.1. Индекс Шеннона.

2.3.2. Индекс Cuba.

2.3.3. Модифицированный индекс Cuba.

2.4. Оценка функционального состояния активного ила.

2.5. Лабораторные модельные установки для очистки сточных вод.

2.6. Статистическая обработка данных.

ГЛАВА 3. УСЛОВИЯ ФОРМИРОВАНИЯ АКТИВНОГО ИЛА. ХАРАКТЕРИСТИКА И СРАВНИТЕЛЬНАЯ ОЦЕНКА ВОЗДЕЙСТВУЮЩИХ ФАКТОРОВ И ОСНОВНЫХ ПАРАМЕТРОВ ПРОЦЕССА БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ, ОПРЕДЕЛЯЮЩИХ УРОВЕНЬ СТРУКТУРНОЙ ОРГАНИЗАЦИИ БИОЦЕНОЗА.

3.1. Систематические признаки организмов активного ила и некоторые уточнения индикаторного значения отдельных групп.

3.2. Условия формирования и функционирования экосистемы активного ила.

3.2.1. Экологические факторы, определяющие развитие и популяционную динамику активного ила.

3.2.1.1. Биотические факторы.

3.2.1.2. Абиотические факторы.

3.2.2. Технологический режим эксплуатации сооружений с аэротенками.

3.3. Основные типы экосистемы аэротенков и уровни организации биоценозов активного ила.

ГЛАВА 4. МЕХАНИЗМЫ И ФОРМЫ РЕАКЦИИ БИОЦЕНОЗА АКТИВНОГО ИЛА НА СТРЕССИРУЮЩЕЕ АНТРОПОГЕННОЕ ВОЗДЕЙСТВИЕ.

4.1. Поступление, фракционирование и трансформация наиболее распространенных токсикантов в процессе биологической очистки.

4.1.1. Нефтепродукты.

4.1.2. Тяжелые металлы.

4.2. Выбор и обоснование параметров, характеризующих состояние активного ила в норме и при его стрессировании.

4.3. состояния биоценоза активного ила, характеризующие условную норму, риск и кризис. Разрушение биоценоза и формы регенерации.

ГЛАВА 5. ВСПУХАНИЕ АКТИВНОГО ИЛА КАК НАИБОЛЕЕ РАСПРОСТРАНЕННАЯ ФОРМА КРИЗИСНОГО СОСТОЯНИЯ ЭКОСИСТЕМЫ АЭРОТЕНКОВ. СТРАТЕГИЯ УЛУЧШЕНИЯ СЕДИМЕНТАЦИОННЫХ ХАРАКТЕРИСТИК АКТИВНОГО ИЛА.

5.1. Причины, вызывающие вспухание активного ила.

5.2. Особенности развития хламидобактериального вспухания активного ила на действующих сооружениях биологической очистки.

5.3. Индикаторная оценка процесса биологической очистки в условиях вспухания активного ила.

5.4. Специфические мероприятия по подавлению доминирования хламидобактерий. Профилактика нитчатого вспухания.

5.5. Обоснование алгоритма комплексной оценки воздействия токсикантов на процесс биологической очистки с целью выявления причин его нарушений и, в частности, причин хламидобактериального вспухания ила.

Введение Диссертация по географии, на тему "Биоценотические изменения активного ила, функционирующего в условиях экстремального антропогенного воздействия"

Роль, которую играет биологическая очистка сточных вод в трансформации антропогенного загрязнения, трудно переоценить. Биологическая очистка служит главным защитным механизмом, ограждающим природные водные системы от экстремально высокого загрязнения, которое можно быстро и эффективно переработать только в искусственно созданных условиях аэротенков, обеспечивающих окисление и минерализацию чрезвычайно высоких концентраций органических загрязняющих веществ всего за несколько часов.

В России через системы канализации населенных мест пропускается 19 млрд. м3 в год (52 млн. м3/сут), в том числе через очистные сооружения 15 млрд. м3 в год (41 млн. м3/сут), через сооружения биологической очистки 14 млрд. м3 в год (38 млн. м3/сут) (Гюнтер, Жмур, 1999). Таким образом, во-доотведение на сооружения биологической очистки составляет 92,7% от общего объема очищаемых вод, что позволяет определить решающую роль биологической очистки в формировании качества природных вод.

В настоящее время значительная часть сооружений биологической очистки работает мало эффективно, поскольку это сложнейшие, трудноуправляемые биологические системы, работающие в неблагоприятном режиме постоянно изменяющегося сложного состава сточных вод.

Система биологической оценки состояния активного ила и эффективности его функционирования в сравнении с системой биомониторинга природных водных объектов более универсальна, потому что выполняет как специфические функции — слежение и управление биохимическим процессом очистки сточных вод, так и природоохранные — раннего предупреждения и ограничения антропогенного воздействия на процессы самоочищения в природных водоемах, определяя лимиты воздействия.

Вместе с тем система биологической оценки остается менее разработанной, по сравнению с физико-химическими методами и системой санитарно-гигиенического контроля сточных вод, на сооружениях биологической очистки.

На фоне широкого спектра различных научных и научно-практических разработок по биоиндикации процесса биологической очистки (Золотарева, 1966; Беляева, Гюнтер, 1968; Curds, Basin, 1970; Andrews, 1974; Банина, 1984, 1990) до настоящего времени не определены уровни происходящих флук-туаций в условиях удовлетворительного функционирования активного ила и не описаны особенности отклика биоценоза при воздействии стрессирующих факторов, не исследованы критерии и формы деградации биоценоза в условиях повышенных антропогенных нагрузок, а также не установлены информативные биологические параметры, наиболее пригодные для целей биомониторинга состояния и эффективности процесса биологической очистки. Последние научные обоснования характера динамики природных водных систем при нарастающем загрязнении (Реймерс, 1994) не рассматривались по отношению к искусственным биологическим экосистемам, не применялись в решении практических задач регулирования функционированием активного ила и не использовались в целях прогнозирования последствий при превышении допустимых уровней неблагоприятных воздействий при аварийных сбросах на сооружениях биологической очистки.

Наиболее распространенной в мире причиной загрязнения водоемов, в результате нарушения процесса биологической очистки, является вспухание активного ила (Wanner, 1997). Современное состояние гидробиологических исследований феномена вспухания находится на уровне накопления фактов, регистрирующих развитие нитчатых организмов в иле и связывающих это явление с разными параметрами и факторами воздействия.

Не описан механизм возникновения и развития вспухания с точки зрения законов экологии. Поэтому отсутствует методология, объединяющая накопленные данные и рассматривающая их в комплексе. Следствием этого являются имеющиеся противоречия в трактовке причин вспухания. Практически отсутствуют в научной литературе данные о связи вспухания с присутствием токсикантов.

Не определено с биологической точки зрения понятие основного действующего механизма развития вспухания, не исследованы последовательные структурные изменения в экосистеме активного ила и не рассматривалась возможность обратного развития процесса при изменении экологических условий в аэротенке.

В отличие от стран северной и центральной Европы, США, Австралии и Северной Африки, в России не описаны наиболее распространенные виды вспухания активного ила, не определены его вызывающие основные роды хламидобактерий и не проведен анализ основных причин возрастания их численности в активных илах очистных сооружений, очищающих сточные воды разного состава.

Существующие методики биоиндикации и биотестирования сточных вод не стандартизированы, представлены в виде многочисленных ведомственных и межведомственных рекомендаций, как правило, не отвечающих современным метрологическим требованиям.

Сооружения биологической очистки эксплуатируются службами различных министерств, ведомств и предприятий, которые имеют регламенты и разработки по контролю процесса биологической очистки, не оптимизированные в приемлемую систему, пригодную для целей государственного экологического и производственного контроля, с соблюдением требований максимальной информативности при минимальных затратах на осуществление такого контроля.

Актуальностью этих вопросов определены цель и задачи настоящего исследования.

Целью настоящей работы является: на основе исследований характера динамики экосистемы активного ила в условиях антропогенного воздействия разной интенсивности и определения механизмов патологических изменений в структуре биоценоза — предложить комплексную систему контроля по оценке состояния процесса биологической очистки методами биоиндикации и токсикологического биотестирования, а также основные мероприятия по профилактике и ликвидации последствий нарушений работы очистных сооружений.

Задачи исследования:

- выяснить факторы абиотической и биотической природы, определяющие основные типы биоценозов формирующегося активного ила; определить тренды структурных изменений в процессе функционирования активного ила;

- выяснить характерные изменения в структуре биоценоза активного ила и функционировании экосистемы аэротенков при антропогенном стрессировании;

- разработать систему оценки дискретных состояний деградации биоценоза активного ила при антропогенном стрессировании;

- исследовать и описать биологические механизмы развития вспухания активного ила, установить наиболее распространенные его типы в России и разработать мероприятия по профилактике и подавлению чрезмерного развития хламидобактерий с учетом их биологических особенностей и экологических условий развития;

- оптимизировать, стандартизовать и ввести в практику государственного и производственного контроля комплексную систему биологического контроля процесса биологической очистки и его нарушений с использованием методов биоиндикации и биотестирования с целью совершенствования прогностического и диагностического мониторинга процесса биологической очистки.

Основные положения, выносимые на защиту

Выполненные автором исследования динамики, структуры и развития активного ила в различных условиях на действующих сооружениях биологической очистки позволяют утверждать, что:

1) стратегию развития биоценоза активного ила и его тип определяет окислительная мощность аэротенков, включающая нагрузки по органическим загрязняющим веществам на активный ил, потенциальную деструктивную активность ила (в значительной степени обусловленную интенсивностью токсического влияния загрязняющих веществ, присутствующих в сточных водах) и размер биотопа (обеспечивающего время контакта ила с загрязняющими веществами);

2) в условиях антропогенного стрессирования основную роль в сохранении целостности биоценоза играет закон динамического равновесия экологической системы активного ила, при нарушении которого возникает разрушение главного звена, обеспечивающего интенсивность биохимической деструкции загрязняющих веществ, — звена гетеротрофных флокуло-образующих бактерий, а степень его поражения определяет последующую структурную перестройку в биоценозе;

3) антропогенные стрессоры вызывают в биоценозе последовательные структурные изменения, завершающиеся определенным стационарным состоянием в виде новых модификаций активного ила, отражающих: состояние риска, когда пораженное звено флокулообразующих бактерий замещается более устойчивыми хрототрофными (осмотрофными) простейшими; кризисное состояние, когда флокулообразующие бактерии замещаются еще более устойчивыми и более примитивными формами гетеротрофных хламидобак-терий; состояние деградации, когда доминирование и появление определенных видов организмов носит случайный характер и биоценоз разрушается;

4) мероприятия, направленные на ликвидацию последствий стрессовых возмущений активного ила, должны предусматривать улучшение экологических условий в биологических реакторах с учетом, в первую очередь, удовлетворительного жизнеобеспечения флокулообразующей микрофлоры.

Научная новизна

Подавляющее большинство из сформулированных выше результатов и выводов обладают новизной содержания и формулировок. Однако наибольшее значение имеют выводы, сформулированные в пунктах 2 и 3 положений, выносимых на защиту.

Выделены основные типы биоценоза активного ила, формирующегося в зависимости от окислительной мощности аэротенков, включающей нагрузки по органическим загрязняющим веществам на активный ил, размер биотопа и метаболическую активность организмов ила. Показана ведущая роль антропогенных факторов в формировании деструкционного потенциала активного ила.

Впервые по данным эпифлюоресцентного анализа показано, что при экстремальном антропогенном воздействии на экосистему ила происходит нарушение целостности звена флокулообразующих бактерий, а также получены количественные характеристики происходящих нарушений.

Обнаружены, исследованы и описаны характеристики биоценозов активного ила в состоянии экологической нормы, риска, кризиса и деградации.

Впервые при характеристике видового разнообразия сообщества активного ила, функционирующего под влиянием стрессовых возмущений, предложено использовать индекс Cuba, модифицированный в процессе проведенных исследований, более адекватно отражающий видовое разнообразие в сообществе активного ила, чем индекс Шеннона, а также неравномерность распределения видов в нарушенных биоценозах, чем традиционный индекс Cuba.

Впервые описаны принципы биологического механизма кризисного состояния экосистемы в периоды вспухания активного ила за счет нарушения динамического равновесия и баланса в трофических уровнях экосистемы ила.

Дана уточненная классификация основных причин вспухания ила и сопутствующих его развитию факторов.

Предложенные меры по подавлению нитчатого хламидобактериально-го вспухания активного ила с учетом воздействия на экологические условия его местообитания и предусматривающие последующую активизацию ферментативных свойств флокулообразующих бактерий, не имеют аналогов в мировой литературе и практике эксплуатации сооружений биологической очистки (Европейский патент CSFR 2117-91.S, 1992, Российский патент №2078738, 10.05.1997).

Практическая значимость работы

По результатам проведенных исследований подготовлено два методических руководства по гидробиологическому контролю организмов активного ила и регистрации нитчатого бактериального вспухания (задание Госкомэкологии России). Методические руководства прошли экспертизу органов Госстандарта, включены в Государственный реестр методов, допущенных для целей экоаналитического контроля, внедрены в практику работы лабораторий Госкомэкологии России, лабораторий "Водоканалов" и экологических служб Минобороны РФ. Разработанная система индикаторной оценки процесса биологической очистки используется при производственном контроле за работой аэротенков, при регулировании эксплуатационного режима, что позволяет без существенных затрат улучшить качество очищаемой воды и предотвратить загрязнение водоемов.

Стандартизованы, аттестованы и внедрены в практику государственного экологического контроля три метода биотестирования сточных вод, осадков очистных сооружений и донных осадков природных водоемов (задание Госкомэкологии России).

Предложенный метод подавления вспухания ила применен на действующих сооружениях биологической очистки.

Результаты исследований могут быть использованы для совершенствования отдельных аспектов экологического нормирования, применены в методиках расчета экологического ущерба, разработке мер по реабилитации подверженных антропогенному воздействию активных илов на сооружениях биологической очистки. Важным следствием работы может быть переход к экологическому нормированию и соответствующему расчету и прогнозу допустимых уровней сброса загрязняющих веществ на сооружениях биологической очистки, имеющих место в результате эпизодического (аварийного), а также хронического антропогенного влияния, что, в свою очередь, способствует развитию эффективного экологического мониторинга и контроля за состоянием процесса биологической очистки.

Две монографии, написанные по результатам исследований, используются в учебном процессе Казанского государственного университета, для слушателей специальности "Экология и охрана окружающей среды" в Московском институте нефтегазовой промышленности, а также на курсах повышения квалификации специалистов, работающих в области охраны окружающей среды.

Апробация работы

Основные результаты диссертационной работы докладывались на Всесоюзном симпозиуме "Обобщенные показатели качества вод - 83. Практические вопросы биотестирования и биоиндикации" (Черноголовка, февраль 1983 г.), Симпозиуме специалистов стран-членов СЭВ "Комплексные методы контроля качества природной среды" (Москва, ноябрь 1986), Междунаи родной конференции "Биология в очистке воды" (Веспрем, Венгрия, май 1987), секции гидробиологии и ихтиологии Московского общества испытателей природы (Москва, март 1990 г.), III Международной школе по экологической химии (Алма-Ата, ноябрь 1990 г.), Университете сельского хозяйства (Брно, 1991 г.), семинаре "Опыт с применением специализированных микроорганизмов при декаментации почвы и биологической очистке сточных вод в Чехословакии" (Прага, октябрь 1992 г.), на кафедре гидробиологии биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова, 1992 г., Международной конференции "Экологическая безопасность регионов и рыночные отношения" (Москва, 1993 г.), на заседании рабочей группы Хельсинской комиссии по защите Балтийского моря от загрязнения сточными водами (ХЕЛКОМ, Хельсинки, 1995 г.), на Международном семинаре Госкомэкологии России для специалистов в области контроля качества сточных вод (Москва, 1996 г.), на заседании научно-технического совета Госкомэкологии России (1997 г.), на Международной научно-практической конференции (Санкт-Петербург, 1997 г.), на заседании научно-консультационного совета межведомственной ихтиологической комиссии в 1999 г., на заседании международной группы Consulting Engineers and Planners AS по вопросам очистки сточных вод, (Будапешт, 2000 г.).

Результаты работ автора представлялись на международных выставках ВВЦ и отмечены медалями ВВЦ (1993, 1995 гг.).

Публикации

По теме диссертации в отечественной и зарубежной печати опубликовано 28 научных работ, 2 монографии, ряд результатов работ изложены в нормативных документах Госкомэкологии России.

Заключение Диссертация по теме "Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов", Жмур, Наталья Сергеевна

Общие выводы

1. Структурно-функциональная организация экосистемы активного ила формируется при доминирующем влиянии антропогенных факторов, из которых основным является окислительная мощность аэротенков, а следовательно, в значительной степени зависит от нагрузки по органическим загрязняющим веществам, пресса сточных вод промышленного состава (определяющего метаболическую активность ила) и размера биотопа (обеспечивающего время контакта ила с загрязняющими веществами).

2. В условиях удовлетворительной работы очистных сооружений структурно-функциональные свойства биоценоза выражаются в масштабе флуктуаций, связанных с нестабильностью среды обитания и периодическим антропогенным стрессированием незначительной интенсивности, что сопровождается сохранением целостности звена гетеротрофных флокулообра-зующих бактерий, стабильными седиментационными характеристиками ила и процессом удовлетворительного биохимического окисления загрязняющих веществ.

3. Структурные биоценотические изменения активного ила происходят в соответствии с закономерностями, управляющими развитием природных экосистем, в частности, в сохранении целостности биоценоза основную роль играет закон сохранения динамического равновесия в экосистеме активного ила. При нарушении динамического равновесия (в результате антропогенного стрессирования) возникает разрушение звена гетеротрофных флокулооб-разующих бактерий и происходит возрастание численности устойчивых к антропогенным нагрузкам популяций. Обеспечение эффективной биологической очистки — есть поддержание динамического равновесия в экосистеме и сохранение целостности звена гетеротрофных флокулообразующих бактерий.

4. Для экосистемы активного ила характерны три последовательные стадии отклика на антропогенное стрессирование:

- стадия риска, но обратимых изменений;

- стадия кризиса (система переходит на более примитивный уровень развития) с сохранением устойчивости к стрессирующим факторам;

- стадия разрушения, которое может быть обратимо и завершается вторичной сукцессией, или необратимого разрушения, когда восстановление происходит через реализацию механизма первичной сукцессии.

5. Антропогенные стрессоры (аварийные выбросы) вызывают последовательные регрессивные структурные изменения в биоценозе, завершающиеся определенным стационарным состоянием в виде новых модификаций активного ила, отражающих: состояние риска (пораженное звено гетеротрофных флокулообразующих бактерий замещается более устойчивыми хрото-трофными простейшими), кризисное состояние (пораженное звено замещается наиболее устойчивыми и более примитивными формами хламидобакте-рий), состояние деградации (биоценоз разрушается, а доминирование и появление отдельных видов организмов носит случайный характер).

6. Экстремальные антропогенные воздействия на активный ил приводят структурной перестройке в биоценозе, глубина которой определяется изменением долевого участия доминирующих форм и степенью нарушения всех компонентов видового разнообразия.

7. Экологическая ситуация при доминировании хламидобактерий усугубляется отсутствием у них консументов. Увеличение численности хламидобактерий ведет к нарушению баланса в трофических уровнях экосистемы ила, значительному выносу активного ила из очистных сооружений и загрязнению природных водоемов, принимающих сточные воды.

8. При избыточном поступлении и накоплении в активном иле токсикантов для целей оперативной диагностики и предотвращения разрушения ила обоснован алгоритм комплексной оценки происходящих нарушений в процессе очистки (химический анализ активного ила из аэротенков, биотестирование сточных вод по основным этапам очистки и локальных стоков от промышленных предприятий, мониторинг видового состава сообщества активного ила).

9. Описание специфических популяционных изменений в биоценозе позволяет прогнозировать возможные варианты отклика на неблагоприятные воздействия и скорости самовосстановления активного ила при разработке мероприятий по ликвидации возможных последствий.

10. Мероприятия, направленные на ликвидацию последствий стрессовых возмущений активного ила, должны предусматривать: выявление основных причин, повлекших шоковые состояния ила и их устранение; улучшение экологических условий в биологических реакторах, в первую очередь, обеспечивающих удовлетворительные условия для функционирования флокуло-образующей микрофлоры.

Заключение

В целях получения точных структурно-функциональных характеристик различных родов бактерий активного ила были модифицированы методы эпифлюоресцентных исследований, используемые в морской микробиологии. Применение флюорохромирования позволило исследовать процессы флокулообразования в нормальных условиях функционирования активного ила и при разрушении хлопьев и сокращения численности флокулообразую-щих бактерий в результате антропогенного стрессирования. Таким образом, был установлен основной механизм происходящих изменений при разрушении активного ила и сопутствующая ему структурная перестройка биоценоза.

Хлопьеобразование, компактность и целостность хлопьев активного ила является основным защитным средством, позволяющим функционировать организмам в условиях чрезвычайно высокого уровня антропогенного пресса. Формирование хлопьев ила сопровождается структурной перестройкой биоценоза в целом, что происходит под воздействием комплекса разнообразных факторов состава сточных вод их трофности и токсичности, технических характеристик очистных сооружений, определяющих размер биотопа И т.д.

Полученные впервые в процессе исследования данные о численности флокулообразующих бактерий внутри хлопьев активного ила (при помощи флюоресцентного контрастирования клеток бактерий) позволяют объяснить существенную мощность биохимического окисления загрязняющих веществ в условиях искусственного биологического реактора.

Описание закономерностей, происходящих динамических биоценоти-ческих изменений, возможно при условии предварительной оценки исходного уровня биоценоза, повергаемого воздействию. Исходный уровень биоценоза определяется рядом жестко детерминированных экологических условий аэротенков.

Подробный анализ факторов, определяющих формирование и развитие биоценоза активного ила, позволил нам при обработке данных гидробиологического, гидрохимического контроля и технологических расчетов охарактеризовать основные условия происходящего процесса биологической очистки и обосновать принципы, положенные в основу разработанной классификации основных типов активного ила и сформулировать понятие о потенциальной деструкционной мощности экосистемы активного ила.

Биоценозы нормально функционирующего активного ила, очищающие сточные воды разного состава (бытовые, сбросы промышленных предприятий), разнообразны по видам, динамичны, подвижны и чутко реагируют на внешнее воздействие. При нормально протекающем процессе очистки в них отсутствуют численно доминирующие виды или такое доминирование минимально. Зависимость биоценоза от любой отдельной популяции минимальна, и он стабилен за счет возможности замены одних ее представителей другими.

Наиболее хрупкими, неустойчивыми оказываются биоценозы активного ила с наименьшим числом составляющих их видов. Потери отдельных видов под влиянием стрессирующих факторов приводят к нарушению функционирования системы, снижению деструктивной способности, понижению качества очистки. В результате такие сообщества больше зависимы от среды, функционируют неслаженно, неустойчиво, формируя низкое качество очищенной воды.

В процессе исследования были проанализированы факторы, в наибольшей степени определяющие уровень развития биоценоза и его структуру. Среди антропогенных факторов, определяющих в основном условия функционирования активного ила в биологических реакторах, первостепенных по интенсивности влияния является антропогенное стрессирование, которое вызывает наиболее глубокое поражение структуры биоценоза ила. Интенсивность неблагоприятного воздействия вызывает специфический отклик, характеризующий степень поражения.

Постоянно длящееся хроническое антропогенное стрессирование активного ила, незначительной интенсивности в условиях непрерывно работающих предприятий, вызывает структурные изменения сообщества в виде флуктуаций, не выходящих за пределы нормы. Состояние нормы активного ила характеризуется сохранением целостности звена флокулообразующих бактерий в биоценозе активного ила и процесса гелеобразования, что сопровождается удовлетворительными окислительными и седиментационными характеристиками активного ила.

В ответ на интенсивное антропогенное стрессирование развивается трех стадийный биоценотический отклик в активном иле: а) исчезновение чувствительных видов; б) развитие устойчивых, занимающих освободившиеся экологические ниши и нарушение выровненности популяций; в) в восстановительном периоде происходит реконструкция структуры биоценоза со скоростью определяемой глубиной поражения, типом изначального биоценоза подвергнутого воздействию и его адаптационными свойствами.

Происходящие структурно-функциональные нарушения в экосистеме активного ила создают угрозу разрушения барьерной функции активного ила и загрязнения природных водоемов — принимающих недостаточно очищенные сточные воды. В случае ослабления устойчивости активного ила и его разрушении при превышении допустимой антропогенной нагрузки, вся ее тяжесть падает непосредственно на природные биоценозы, у которых в настоящее время, в большинстве случаев, она уже превышена. Кроме того, в сравнении с активным илом природные биоценозы более неустойчивы и менее совершенны в своих адаптационных свойствах, поэтому последствия от воздействия на них загрязнения значительно более пагубны. Отсюда понятна прогностическая важность полученных результатов в процессе исследований и необходимость постоянного мониторинга за уровнем антропогенного воздействия.

В то же время, в отличие от природных экосистем, относительно стабильных во времени и в меньшей степени подвергаемых антропогенному стрессированию, в экосистеме ила, как было доказано результатами проведенных исследований: множество вариантов пусковых механизмов стрессирующего влияния, создающих условия как для существенных, так и для незначительных, но постоянных структурных изменений в биоценозе; - высокая динамичность антропогенных провокаций и значительная изменчивость структуры биоценоза; многочисленность и краткосрочность происходящих изменений.

Описаны формы реакции активного ила на разнообразные антропогенные воздействия на разных уровнях: организменном, популяционном и био-ценотическом. Происходящие структурные изменения на биоценотическом уровне охарактеризованы в виде последовательных стадий качественных и количественных структурных изменений в биоценозе ила в ответ на нарастающее стрессирующее воздействие: условная норма, состояние риска или превышение предельно допустимой нормы, кризис, депрессия или разрушение биоценоза.

Главный признак, выявляющий произошедшие нарушения и значительные изменения в эффективности деструкционного процесса - снижение численности и нарушение активности флокулообразующих гетеротрофных бактерий. Наиболее значительные структурные изменения были определены как критическое состояние и разрушение биоценоза активного ила.

Состояние кризиса охарактеризовано глубокими структурными биоце-нотическими изменениями, которые результировались разрушением наиболее устойчивого звена активного ила флокулообразующих бактерий и замещением его хладмидобактериями.

На уровне определенных стадий биоценотических изменений также отмечена последовательность развития отклика активного ила, так, например, состояние кризиса, как правило, проходит несколько стадий: на первой стадии из биоценоза исчезают представители высшего трофического уровня и чувствительные к токсическому действию организмы (хищники, коловратки, прикрепленные инфузории);

270 на второй стадии толерантные формы (нитчатые хламидобактерии, раковинные планктонные амебы) накапливают численность и занимают освободившиеся экологические ниши, в результате структура биоценоза упрощается; на третьей стадии прирост плохо осаждающегося активного ила сокращается из-за увеличения его потерь и уменьшения продуктивности флокулообразующих бактерий.

Полученные данные о значительном накоплении загрязняющих веществ в активном иле в результате процесса биосорбции позволили автору разработать новую схему комплексного аналитического контроля для обеспечения надежного поиска и выявления токсических веществ в наибольшей степени определяющих интенсивность токсического воздействия на активный ил. Данная методика применена на очистных сооружениях г.г. Нижнего Новгорода, Перемышля, Троицка.

По результатам выполненных исследований был теоретически обоснован, успешно опробован на действующих очистных сооружениях и запатентован метод в Европе и в России конкурентного вытеснения хламидобакте-рий флокулообразующей микрофлорой активного ила, что позволит предупредить загрязнение водоемов чрезмерным выносом ила из вторичных отстойников по причине нитчатого бактериального вспухания.

По материалам исследований существенно расширена методическая база органов государственного и ведомственного контроля.

Библиография Диссертация по географии, доктора биологических наук, Жмур, Наталья Сергеевна, Москва

1. Абросов Н.С. К теории сосуществования и коэволюции видов в искусственных экосистемах // Биоценоз в природе и промышленных условиях. — Пущино, 1987. — С.20—32.

2. Аверинцев C.B. Rhizopoda пресных вод 1906. ч. I, ч. II // Тр. СПб общества естествоиспытателей, Т. 36.

3. Базякина H.A. Очистка концентрированных сточных вод. — М.: Гос-стройиздат, 1958.

4. Банина H.H. Оценка технологического процесса очистки воды по состоянию активного ила // Фауна аэротенков (Атлас). — Л.: Наука, 1984. — С. 24—31.

5. Банина H.H., Суханова K.M., Колесников С.Г., Таразанов В.В. Самоочищение водоемов и биологическая очистка сточных вод // Простейшие активного ила. — Л.: Наука, 1983. — С. 5—26.

6. Банина H.H., Суханова K.M. Саркодовые активного ила // Простейшие активного ила. — Л.: Наука, 1983. С. 55—76.

7. Бараусова О.М. Адаптивная изменчивость инфузорий рода Vorticella (Peritricha Sessilina) // Экология морских и пресноводных свободноживущих простейших: Сб. науч. трудов. — Л.: Наука, 1990. — С. 93—97.

8. Беляева М.А., Гюнтер Л.И. Биоценозы активных илов высоконагру-жаемых аэротенков с длительным периодом аэрации // Докл. Моск. о-ва испытателей природы 1967-1968. — М., 1971. — С. 88—90.

9. Бест Д., Джонс Дж., Стаффорд Д. Окружающая среда и биотехнология // Биотехнология. Принципы и применение / Под ред. И.Хиггинса, Д.Беста и Дж.Джонса. — М.: Мир, 1988. — С. 246—295.

10. Бигон М., Харпер Дж, Таунсенд К. Экология. Особи, популяции и сообщества. Перевод с англ. — М.: Мир, 1989 — 477 с.

11. Бур дин К.С. Основы биологического мониторинга. — М.: Издательство МГУ, 1985, — 158 с.

12. Бутовский P.O., Кочетова Н.И. Зооценоз // Оценка состояния и устойчивости экосистем. — М.: ВНИИ Природа, 1992. — С. 31—37.

13. Ведерников В.И., Микаэлян Н.С. Количественный учет морского фитопланктона с использованием ядерных фильтров // Океанология. — 1981. — Т. XXI. № 5. — С. 927—933.

14. Гвоздяк П.И., Дмитриенко Т.М., Куликов Н.И. Очистка промышленных сточных вод прикрепленными микроорганизмами // Химия и технология воды. 1985. - Т. 7, № 1. - С. 64—68.

15. Гельцер Ю.Г., Корганова Т.А., Алексеев Д.А. Почвенные раковинные амебы и методы их изучения. — М.: МГУ, 1985.

16. Гмурман В.Е. Теория вероятностей и математическая статистика. — М.: Высшая школа, 1972. — 368 с.

17. Глазовская М.А. Ландшафтно-геохимические системы и их устойчивость к техногенезу // Биогеохимические циклы в биосфере. — М.: Наука, 1976. —С. 99—118.

18. Грин Н., Стаут У., Тейлор Д. Биология. В 3-х т.: пер. с англ. / Под ред. Р.Сопера. — М.: Мир, 1990.

19. Голубовская Э.К. Биологические основы очистки воды. — М.: Высшая школа, 1978. — 268 с.

20. Гродзинский М.Д. Устойчивость геосистем: теоретический подход к анализу и методы количественной оценки // Изв. АН СССР, сер. геогр. — 1987. —№6. —С. 5—15.

21. Гроздов А.О. Токсикологическая характеристика некоторых видов зоопланктона в связи с биотестированием сточных вод и загрязняющих веществ // Дисс. на соиск. учен, степени к.б.н., 1987.

22. Гроздов А.О., Соколова С.А. Простейшие как тест-объекты в прикладных токсикологических исследованиях // В сб.: Биотестирование природных и сточных вод.— М.: Легкая и пищевая промышленность, 1981.

23. Гюнтер Л.И. Закономерности развития активного ила и основные направления интенсификации работы аэротенков. Диссертация на соискание степени доктора технических наук. — М., 1973.

24. Гюнтер Л.И., Беляева М.А., Юдина Л.Ф., Зенкова Н.В. Влияние технологических параметров работы аэротенков на формирование биоценозов и биохимические характеристики активного ила // В кн.: Очистка сточных вод, вып. 105.—М., 1976.—С. 25—32.

25. Захаров Н.Г. Немикробиальное население и некоторые внешние свойства активного ила // Аэротенк с механической аэрацией. — ОНТИ, 1938.

26. Гюнтер Л.И., Жмур Н.С. К вопросу об эффективности водного законодательства // Водоснабжение и санитарная техника. — 1999. — № 12. — С. 5—9.

27. Евдокимова Г.А. Экологически допустимые промышленные воздействия на почвенную биоту и возможность восстановления биологических свойств почвы // Экол.—геогр. пробл. Кол. Севера. —Кол. науч. центр РАН: Апатиты, 1992. — С. 47—50.

28. Ершов Ю.А., Плетнева Г.В. Механизмы токсического действия неорганических соединений. — М.: Медицина, 1989.

29. Жмур Н.С. Управление процессом и контроль результата очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками. — М.: Луч, 1997. — 172 с.

30. Жмур Н.С., Лапшин О.М. Способ подавления бактериального нитчатого вспухания активного ила / Патент № 2078738. Государственный реестр изобретений, 10 мая 1997 г.

31. Звягинцев Д.Г. Почва и микроорганизмы. — М.: МГУ, 1987. — 255 с.

32. Золотарева Н.С. Роль простейших в снижении бактериальных загрязнений в процессе биологической очистки городских сточных вод. Автореф. дис. канд. биол. наук, М., 1966. — 24 с.

33. Золотарев В.А. Использование микроперифитона для количественной оценки органических и токсических загрязнений водоемов // Современные проблемы протозоологии. — Л.: Наука, 1987. — С. 65.

34. Калабина М.М. Применение биологического метода для оценки работы очистных сооружений // Материалы по очистке сточных вод кожевенной промышленности / Труды Института сооружений, вып. 3 (ИНТУ ВСНХ № 337). — М.: Гостехизд., 1930. — С. 65—100.

35. Карелин Я.А., Жуков Д.Д., Журов В.Н., Репин Б.Н. Очистка производственных сточных вод в аэротенках. — М.: Стройиздат, 1973. — 223 с.

36. Керне Дж., Ланца Дж.Р. Изменения в сообществах водорослей и простейших, вызываемые загрязнением // Микробиология загрязненных вод / Под ред. Р.Митчелла. — М.: Медицина, 1979. — С. 206—226.

37. Конобеева В.Н. Критические ситуации в сукцессионных процессах в водных экосистемах. Автореф. дис. докт. биол. наук, М., 1996. — 36 с.

38. Куликов Н.И. Интенсификация процессов очистки сточных вод от ксенобиотиков пространственной сукцессией закрепленных микроорганизмов // I Всесоюзная конф. по микробиологии очистки воды: Тез. докл. Киев: Нау-кова думка, 1982. - С. 29—31.

39. Курде Ц.Р. Определитель простейших, найденных в активном иле. — М.: ВНИИПКНефтехим, 1969.

40. Кутикова Л.А. Коловратки фауны СССР. — М.: Наука, 1970.

41. Лапшин О.М. Комплексные искусственные рифы для рыбохозяйствен-ных целей: Автореф. дис. канд. биол. наук, М., 1990. 21 с.

42. Левина Э.Н. Общая токсикология металлов. — Л.: Медицина, 1972.

43. Леонова Л.И., Ступина В.В. Водоросли в доочистке сточных вод. — Киев: Наукова думка, 1990. — 183 с.

44. Липеровская Е.С. Гидробиологические индикаторы состояния активного ила и их роль в биологической очистке сточных вод// В кн.: Общая экология. Биоценология. Гидробиология, т. 4. Итоги науки и техники. — М.: ВИНИТИ АН СССР, 1977. —С. 169—208.

45. Липеровская Е.С., Исаева Л.А., Логунова O.E. Индикаторные организмы активного ила на сооружениях биологической очистки // Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. — М., 1980. — С. 149—154.

46. Макеева E.H., Горемыкина Л.Ф., Шлыгина Т.С. A.c. 1242478 СССР, МКИ3 С02 F3/34. Способ подавления вспухания активного ила. — № 3852317/23—26; Бюл. № 25.

47. Метелев В.В., Канаев А.И., Дзасохова Н.Г. Водная токсикология. — М., 1971. —247 с.

48. Методика технологического контроля работы очистных сооружений городской канализации — М.: Стройиздат, 1977. — 299 с.

49. Митчелл Р. Экологический контроль нарушений микробного равновесия // Микробиология загрязненных вод. — М.: Медицина, 1976. — С.226— 239.

50. Никитина Л.И. Особенности циклов индивидуального развития инфузорий рода Colpoda из почв разных географических зон // В кн: Индивидуальное развитие и трофические связи животных. — Л.: 1981. — С. 78—83.

51. Никитина О.Г. Индикаторное значение корненожек активного ила // Простейшие активного ила. — Л.: Наука, 1983. — С. 130—133.

52. Никитина О.Г., Семенова Г.А., Чибисова О.И. Новый вид раковинных амеб и его использование в биоиндикации процесса очистки сточных вод // Биологические науки. — 1981. -— № 5. — С. 28—32.

53. Никовская Г.Н., Гордиенко A.C., Глоба Л.И. Сорбция микроорганизмов волокнистыми материалами в зависимости от заряда клеток и волокон // Микробиология. 1986. - Вып. 55, № 4. - С. 691—694.

54. Николюк В.Ф., Тапильская Н.В. Роль простейших в почвенных процессах. — Ташкент, 1976. — 88 с.

55. Носов В.Н., Никитина О.Г., Максимов В.Н. Опыт построения системы биоиндикации процесса очистки сточных вод. — М.: ВНИИТИ, деп.5434-80, 1980,-31 с.

56. Носов В.Н., Никитина О.Г., Максимов В.Н. Некоторые особенности изменения биологической структуры активного ила // Биологические науки. — 1981.—№6, —С. 84—87.

57. Одум Ю. Основы экологии. М.: Мир, 1975. 740 с.

58. Одум Ю. Экология. В 2-х ч. Т.1. пер. с англ. — М.: Мир, 1986. — 328 с.

59. Печуркин Н.С., Брильков A.B., Марченкова Т.В. Популяционные аспекты биотехнологии. — Новосибирск: Наука, Сибирское отд., 1990. — 173 с.

60. Правила приема производственных сточных вод в системы канализации населенных пунктов. М., 1984 — 106 с.

61. Разумов A.C. Прямой метод учета бактерий в воде: сравнение его с методом Коха // Микробиология. — 1932. — T. I, вып. 2. — С. 131—136.

62. Разумов A.C. К вопросу о хемосинтезе у железобактерий // Микробиология. — 1957. — T. XXVI. вып. 3. — С. 392—396.

63. Разумов A.C., Корш JI.E. Применение фазовоконтрастной микроскопии для подсчета бактерий прямым методом при изучении качества воды // Микробиология. — 1962. — Том XXXI, вып. 2. — С. 357—361.

64. Рапопорт И.А., Васильева C.B. Применение химического мутагенеза в биологическом разрушении промышленных химических отходов // Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. М.: Наука, 1980. - С. 38—48.

65. Реймерс Н.Ф. Эколого-социально-экономические основы системной теории преобразования природы// Методологические теории преобразования биосферы. Тез. Всесоюзн. совещания. — Свердловск, 1975. — С. 88—90.

66. Реймерс Н.Ф. Экология (теории, законы, правила, принципы и гипотезы). — М.: Россия Молодая, 1994. — 367 с.

67. Ривьер Дж. В.М. Критический обзор методов обработки сточных вод // Микробиология загрязненных вод / Под ред. Р.Митчелла. М.: Медицина, 1976, —С. 288—303.

68. Рифлекс Р. Основы общей экологии. — М.: Мир, 1979.

69. Роговская Ц.И. Биохимический метод очистки производственных сточных вод. — М., 1967.

70. Роговская Ц.И., Лазарева М.Р., Харитонова Г.П. и др. Влияние температуры от 20 °С до 6 °С на биоценоз активного ила и интенсивность биохимических процессов // Труды ВНИИВОДГЕО. — М., 1974. — Вып. 43. — С. 35-—42.

71. Савранская-Мирецкая Т.М. Исследование процессов удаления тяжелых металлов в технологии очистки сточных вод на городских станциях аэрации. Автореф. дис. канд. техн. наук, 1997. — 21 с.

72. Светлосанов В.А. Устойчивость и стабильность природных экосистем // Итоги науки и техники. Теорет. и общ.вопр.географии, Т. 8. — М.: ВИНИТИ, 1990, —С. 185—206.

73. Сиренко П.А. Диагностика физиологического состояния клеток водорослей // Методы физиологобиохимического исследования водорослей в гидробиологической практике. — Киев: Наукова думка, 1975. — С. 51—74.

74. Сладечек В.К. К экологии инфузорий активного ила // В кн.: Очистка промышленных сточных вод.— М.: Госстройиздат, 1960.

75. СНиП П-32-74 Канализация. Наружные сети и сооружения. — М., 1974.

76. СНиП 2.04.03-85 Строительные нормы и правила. Канализация. Наружные сети и сооружения. — М., 1986.

77. Тарадин Я.И., Горемыкина Л.Ф., Сухаренок Б.Л., Суворова В.И., Писа-ренко Г.И. A.c. 513014 СССР, МКИ3 С02 С5/10. Способ биологической очистки сточных вод. — № 1874167/23—26; Бюл. № 17.

78. Таскаева Н.Я. Краткий определитель пресноводных водорослей. — М., 1972.— 52 с.

79. Ткаченко Н.И., Дублянец Э.Э. Sphaerotilus dichotomus — возбудитель вспухания активного ила аэротенков // Микробиология. — 1959. — Т. XXVIII, вып. 5.

80. Трунова О.Н. Химическое загрязнение и воздействие на биологические факторы самоочищения. Биодеградация химических загрязнителей в водной среде // Биологические факторы самоочищения водоемов и сточных вод — Л.: Наука, 1979.

81. Туманов A.A., Постнов Е.А., Осипова H.H., Филимонова H.A. Микроорганизмы — индикаторы токсичности природных и сточных вод // Гидробиологический журнал. — 1981. — т. 17, № 5.

82. Тырыгина Г.И., Винников А.И., Бабенко Ю.С., A.c. 1058900 СССР, МКИ3 С02 F3/34. Способ биологической очистки сточных вод. — № 3472205/23—26; Бюл. № 45.

83. Унифицированные методы исследования качества вод. Совещание руководителей водохозяйственных органов стран-членов СЭВ. Ч. IV. Микробиологические методы. М., 1985. — 269 с.

84. Усманова Л.П., Вороненко В.В., Наумова Р.П., Воронин A.M., Асадул-лина Г.П., Зарипова С.К., Гусев Ю.В., Асадуллин А.З. (СССР). A.c. 1231010 СССР, МКИ3 С02 F3/34. Способ биологической очистки концентрированных сточных вод от органических загрязнений.

85. Фауна аэротенков / Под ред. Л.А.Кутиковой. — Л.: Наука, 1984. — 242с.

86. Федоров В.Д. Загрязнение водных экосистем (принципы изучения и оценка действия) // В кн.: Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. — М.: Наука, 1980. — С. 21—38.

87. Фелленберг Г. Загрязнение природной среды. Введение в экологическую химию: пер. с нем. — М.: Мир, 1997. — 232 с.

88. Хаммер М. Технология обработки природных и сточных вод. — М.: Стройиздат, 1979. — 400 с.

89. Чухлебова Н.А. Водоросли искусственных сооружений биологической очистки. Автореф. дис. канд. биол. наук, Харьков, 1975. — 25 с.

90. Эдмонсон Т. Практика экологии. Об озере Вашингтон и не только о нем: пер. с англ. — М.: Мир, 1998 — 299 с.

91. Эйхенбергер Э. Взаимосвязь между необходимостью и токсичностью металлов в водных экосистемах // Некоторые вопросы токсичности ионов металлов (под ред. Х.Зигель и А.Зигель). — М.: Мир, 1993. — С. 366.

92. Экологический мониторинг. Часть III. Учебное пособие / Под ред. проф. Гелашвили Д.Б. — Н. Новгород: Изд-во ННГУ, 1998, — 272 с.

93. Яковлев С.В., Карелин Я.А., Ласков Ю.М., Калицун В.И. Водоотведе-ние и очистка сточных вод. — М.: Стройиздат, 1996. — 591 с.

94. Allen Н.Е., Hall R.H. and Brisbin T.D. Metal speciation. effects on aquatic toxicity // Envir. Sci. Technol. — 1980. — 14. — P. 441—443.

95. A1 — Shahwani S.M and Horan N.J The use of protozoa to indicate changes in the performance of activated sludge plants // Water Research. — 1991. -— Vol. 25, N6, —P. 633—638.

96. Andrews J.F. Dynamic models and control strategies for wastewater treatment process // Water Research. — 1974. — Vol. 8. — P. 261—289.

97. Ardern E. and Lokett W.T. Ann. Report Manchester Riv. Dep., 1922/23. — P. 38—39.

98. Ardern E. and Lockett W.T. Laboratory tests for ascertaining the conditions of activated sludge // Surv. — 1936. — № 2305. — P. 475—476.

99. Baines S, Hawkes H., Hewitt C., Jenkins S. Protozoa as indicators in activated sewage treatment // Sew. and Ind. Wastes. — 1953. — 25 (9), P. 1023.

100. Banks C.J., Walker I. Sanitation of activated sludge floes and recovery of their bacteria on solid media // Jour. Gen. Microbiol. — 1976. — N. 98. — P. 363—368.

101. Bisogni J.J., Lawrence A.W. Relationships between biological solids retention time and settling characteristics of activated sludge // Water Research. — 1971. — Vol. 5 — P. 753—763.

102. Bitton. G. Wastewater microbiolodgy. — Wiley Liss, Jns., 1994. — 478 p.

103. Bitton G and Freihofer V. Influence of extracellular polysaccharides on the toxicity of copper and cadmium toward Klebsiella aerogenes // Microb. Ecol. — 1978, — Vol. 4, —P. 119—125.

104. Blackall, L.L. Molecular identification of activated sludge foaming bacteria // Wat. Sci. Technol. — 1994. — 29 (7). — P. 35—42.

105. Blackbeard J.R., Gabb D.M.D., Ekama G.A. and Marais G.V.R. Identification of filamentous organisms in nutrient removal activated sludge plants in South Africa//Wat. SA — 1988. — 14 (1). — P. 29—33.

106. Brown M.J., Lester J.N. Metal removal in activated sludge: The role of bacterial extralar polymers // Water Research. — 1979. — 13. — P.817—837.

107. Busby Y.B., Andrews Y.E. Dynamic modelling and control strategies for activated sludge process // Water Pollution Control Fed. — 1975. — Vol. 47, N. 5 — P. 1055—1080.

108. Buswell A.M., Long H.L. Microbiology and Theory of Activated Sludge // J.Am. W. W. Ass. — 1923.—10, —P. 303—321.

109. Cashion B.S., Keinath T.M. Influence of three factors on clarification in the activated sludge process // Journal WPCF. — 1983. — Vol. 55, N 11. — P. 1331—1337.

110. Chao A.C., Keinath T.M. Influence of process loading intensity of sludge clarification and thickening characteristics // Water Research. — 1979. — Vol. 13. — P. 1213—1223.

111. Chiesa S.C., Irvine R.L. Growth and control of filamentous microbes in activated sludge: an integrated hypothesis // Water Research. — 1985. — Vol. 19, N 4. —P. 471—479.

112. Chudoba J. Control of activated sludge filamentous bulking // Water Research. — 1985. — Vol. 19, N. 8. — P. 1017—1022.

113. Chudoba J. et al. Control of activated sludge filamentous bulking. II. Selection of microorganism by means of a selector // Water Research. — 1973. — Vol. 7. —P. 1389—1400.

114. Cloete T.E. Muyima N.Y.O. Microbial Community analysis. Scientific and Technical Report N 5. — International association on Water Quality, 1997. — P. 98.

115. Cloete T.E., Stlyn P.L. A combined membrane filter—immunofluorescent technique for the in situ identification and enumeration of acinetobacter in activated sludge // Water Research. — 1988. — Vol. 22, N. 8. — P. 961—969.

116. Chudoba J. et al. Control of activated sludge filamentous bulking. IV. Effect of sludge regeneration // Water Sci. Technol. — 1982. — N. 14. — P. 73—93.

117. Crabtrec R., Boyle W.C., Rohlich G.A. Mechanism of flocculation Zoo-gloea ramigera // Journ. Water. Poll. — 1966. — 38 (9).

118. Cuba T.R. Diversity: two—level appoach. // Ecolody. —1981. — 62. — p. 278—279.

119. Curds C.R. The flocculation of suspended matter by Paramecium caudatum // J. Gen. Microbiol. — 1963. — 33. — P. 357.

120. Curds C.R. An ecological study of the Cilliated Protozoa in activated sludge. Oikos, Acta Occol., Scandinavica, 15, 282, 1966.

121. Curds C.R. The role of the Protozoa in the activated sludge process // Amer. Zool. J. — 1973. —N. 13. —P. 161—169.

122. Curds C.R. Theoretical study of factors influencing the microbial population dynamics of the activated—sludge process // Water Research. — 1973. — N. 7.1. P. 1269—1284.

123. Curds C.R. Protozoa // in: Ecologocal Aspects of Used — Water Treatment.

124. Vol. 1, C.R. Curds and H.A. Hawkes, Eds. Academic, London. 1975. — P. 203—268.

125. Curds C.R., Cockburn D.A., Vandyke J.M. An Experimental Study of the Role of the Ciliated Protozoa in the Activated sludge Process // Water. Pollut. Control. — 1968, —67 (3).

126. Curds C.R., Cockburn D.A. Protozoa in biological sewage treatment processes // Water Research. — 1970. — Vol. 4, N. 3. — P. 225—249.

127. Da-Hongli, Ganczarcryk J. Flow through activated sludge floes // Water Research. — 1988. — Vol. 22, № 6. — P. 789—792.

128. Deflandre G. Ordre des Thecamoebiens // In: Grasse P.P., Traite de Zoollogie. — Paris: Masson edit., № 1, fasc. 2, 1953. — 97—148.

129. Dias F.F. and Bhat J.V. Microbial ecology of activated sludge I. Dominant bacteria // Appl. Microbiol. — 1964 —12. — P. 412—417.

130. Dold P.L., Ekama G.A., Marais G.R. A general model for the activated sludge process // Progr. Water Technol. 1980. - Vol. 12. N. 6. - P. 47—77.

131. Downing A.L., Whetland A.B. Fundamental Considerations in biological treatment of effluents // Trans. Inst. Chem. Bngrs. — 1962. — 40. -— P. 91.

132. Duddridge J.E., Kent C.A., Laws J.E. Effect of surface shear stress on the attachment of Pseudomonas fluorescent to stainless steel under defined flow conditions//Biotechnol. & Bioeng. 1982. - Vol. 24. N. l.-P. 153—154.

133. Eikelboom D.H. Filamentous organisms observed in activated sludge // Wat. Res. — 1975. —9,—P. 365—388.

134. Eikelboom D.H., Buijsen H.J.J. Microscopic Sludge Investigation. Delfts, IMG-TNO Report A94a, The Netherlands, 1981.

135. Ekama G.A., Barnard J.L., Gunthert F.W.; Krebs P., McCorquodale J.A., Parker D.S. and Wahlberg E.J. Secondary settling tanks: Theory, modelling, design and operation. — International association on Water Quality, England, 1997. — 216 p.

136. Foissner W. Soil Protozoa: Fundamental Problems, Ecological Significance, Adaptations in Ciliates and Testaceans, Bioindicators and Guide to the Literature // Progress in Protistology. — 1987. — V. 2. — P. 69—212.

137. Foot R.J. Effects of process control parameters on the composition and stability of activated siudge // J. Inst. Wat. Envir.Mgmt. — 1992. — 6 (2). — P. 215—228.

138. Foot. R.J., Robinson. M.S. and Forster. C.F. Systematic activated sludge bulking and foam control // Wat. Sci. Technol. — 1994. — 29 (7). — P. 213— 220.

139. Forster C.F. Waste water treatment as a fermentation process // J. Appl. Chem. Biotechnol. — 1976. — Vol. 26, №. 4. — P. 288—294.

140. Fowler G.J. The Activated sludge process in India and the East // Transact, of the Int. Con. on San. Eng. London. — 1924. — P. 122—125.

141. Gaudy A.F., Jr and Gaudy E.T. Elements of Bioenvironmental Engineering. — Engineering Press, San Jose, CA., 1988.

142. Grasia M.P., Salvado H., Rius M., Amigo I.M., Cortadellas N. Effects of cadmium on Euplotes aediculatus (Pierson, 1948) (Ciliata, Hypotriohida) at ultrastructural level // J. Eukaryot. Microbiol. — 1995. — v. 42, № 3. P. 13.

143. Hamburg—Fisenberg E., Biologische Beobachtungen beim Schlammbelebungsverfahren // Zbl. f. Bact., Abi 2. — 1933.— 88 (8—12). — S. 200—208.

144. Hammer M.J. Water and Wastewater Technology. — Wiley, New York, 1986.

145. Hawkes H. A. The Ecology of Waste Water Treatment. — Oxford: Per-gamon Press, New York, 1963.

146. Haseltine T.R. The activated sludge process at Salinas, California, with particular reference to causes and control of bulking // Sew. Works Journ. — IV. No 3 (May 1932). — P. 461—489.

147. Hiroki M. Populations of Cd—tolerant microorganisms in soils polluted with heavy metals // Soil Sci. and Plant Nutr. — 1994. — v. 40, № 3. — P. 515— 524.

148. Hobbie J., Daley R. Jasper J. Use of Nucleopore filters for counting bacteria by fluorescence microscopy // Appl. Environ. Microbiol. — 1977. Vol. 33. — P. 1225—1228.

149. Hoffman R.L. and Atlas R.M. Measurement of the effect of cadmium stress on protozoan grazing of bacteria in activated sludge by fluorescence microscopy // Appl. Environ. Microbiol. — 1977. — 53. — P. 2440—2444.

150. Hollo J., Toth J., Tengerdy K.P., Johnson J.E. Denitrification and removal of heavy metals from waste water by immobilized microorganisms // Immobilized microbial cells. Washington, 1979. - P. 73—86.

151. Houtmeyers J. Relation between substrate feeding pattern and development of filamentous bacteria in activated sludge process // Agricultura (Belg.). 1978. -Vol. 26, N. l.-P. 135.

152. Ingols R, Heukelekian H. Studies of activated sludge bulking. Bulking of sludge by means of carbohydrates // Sewage Works Journ. — 1939. — XI, № 6.

153. Janssen M.P.M., Oosterhoff C., Heijmans G.I.S.M. The toxity of metal and population growth of the ciliate Colpoda cucculus // Bull. Environ. Contam. and Toxicol. — 1995. — v. 54, № 4. — p. 597—605.

154. Jenkins D. et al. Causes and control of activated sludge bulking // Water Pollution Control. 1984. - P. 455—472.

155. Jones I.R Journ. Exp. Biol. — 1939. — 16.

156. Kay L. Shuttleworth and Richard F Unz Influence of metals and metal spe-ciation on the growth of filamentous bacteria // Wat. Res. — 1991. — Vol. 25, N 10. —P. 1177—1186.

157. Kolkwitz R. Zur Biologie des aktivierten Schlammes, Anlage zu Reichle und Weldert, Der gegenwärtige Stand des neuen biologischen Abwasserreinigungsverfahrens mit belebtem Schlamm "Kleine Mitt" // Beiheft. — 1926 — 3.—S. 70—74.

158. Kolkwitz R., Marsson M. Grundzüge die biologische Beurteilung des Wasser nach seiner Flora und Fauna // Mittl. Prüfungsanstalt Wasserversorg, und Abwasserbeseit. — 1902. — H. 1. — S. 3—72.

159. Kolkwitz R., Marsson M. Oekologie der pflanzlichen Saprobien // Ber. Bot. Ges. — 1908. — Bd. 26. — S. 505—519.

160. Kolkwitz R., Marsson M. Oekologie der tierischen Saprobien // Intern. Rev. Ges. Hydrobiol. Hydrogr. — 1909. — Bd 2. — S. 126—152.

161. Kolkwitz. Zur Kenntnis der biologischen Selbstreinigung der Gewässer // Ber. D. Bot. Ges. — 1928. —46. — S. 35—39.

162. Lau A.O., Strom P.F. and Jenkins D. Growth kinetics of Sphaerotilus natans and a floe former in pure and dual continuous culture // J. Wat. Pollut. Control Fed. — 1984a. — 56 (1). — P. 41—51.

163. Lau A.O., Strom P.F. and Jenkins D. The competitive growth of floe— forming and filamentous bacteria. A model for activated sludge bulking. J. Wat. Pollut. Control Fed. — 1984b. — 56 (1). — P. 52—61.

164. Lenhard G. Dehydrogenase activity as criterion on the determination of toxic effects on biological purification systems // Hydrobioligie. — 1965. — 25 (1).

165. Liebmann H. Handbuch der Frischwasser und Abwasserbiologie. — Jena, 1958.

166. Lockett W.J. Ann. Rep. Manchester Riv. Dep. — 1928.

167. Lonn W.V.G.M. and Hermens J.L.M. Monitoring water quality in the future. Volume 2: Mixture toxicity parameters. — Research Institute of Toxicology (RITOX), Utrecht, The Netherlands., 1995.

168. Morgan E.H. and Beck A.J. Carbohydrate wastes stimulite growth of undesirable filamentous organism in activated sludge // Sew. Works Journ. I. — 1929. —No 1. —P. 46—51.

169. Narjari N.K., Khilar—Kartack C., Mahajan S.P. Biological denitrification in a fluidized bed // Biotechnol. & Bioeng. 1984. - Vol. 26, N. 12. - P. 1445— 1448.

170. Naumann E. 1st Cladothrix dichotoma (Cohn) mit Sphaerotilus natans (Kutz) identisch Ztrbl. Bact. — abt, II, 88, H 1/4, 1933.

171. Paerl H.W. Transfer of N2 and C02 fixation products from Anabaena oscil-latorioides to associated bacteria during inorganic carbon sufficiency and deficiency // Journal of Phycologe — 1984. — N 20 — P. 600—608.

172. Pale E.R., Colwell R.R. Application of a direct microscopic method for enumeration of a substrate — responsivie marine bacteria // Can. J. Microbiol. — 1981, —Vol. 27, —P. 1071—1075.

173. Pike E.B. Aerobic bacteria // Ecological aspekts of used — water treatment. Vol. I. The organisms and their ecology / Eds: C.R. Curds, H.A. Hawkes. — London: Academic Press, 1975. — P. 1—63.

174. Pike E.B., Curds C.R. Microbiological aspects of pollutions. — London-New York, 1971. — 123 p.

175. Pipes W.O. Bulking deflocculation and pinpoint floe // Journal WPCF. — 1979. — Vol. 51, N. 1. — P. 62—70.

176. Pyne C.K., Iftode F., Ceergy J.J. The effects of cadmium on the growth pattern and ultrastructure of the ciliate Tetrahymena pyriformis and the anthago-nistic effect of calcium //Biol. Cell. — 1983. — V. 48, №2-3. —P. 121—131.

177. Rensink J.H. Cure and prevention of bulking sludge in practice // La Tribune du CEBEDEAU. — 1979. — № 432. — P. 445—450.

178. Ruchoft C.C. and Watkins J.H. Bacteriogical isolation and study of the filamentous organisms in the activated sludge // Sew. Works Journ. I. — 1928. — No. 1. —P. 52—58

179. Ruchhoff C. Kachmar J. Studies of sewage purification. XIV. The role of Sphaerotilus natans in activated sludge bulking // Sewage Works Journ. — 1941. —V. 3.

180. Sawyer CN Problem of phosphorus in water // Supplies Journal of the American Water Works Association. — 1965. — November. — P. 1431—1439.

181. Sezgin M. The role of filamentous microorganisms in activated sludge settling // Prog. Water Technology. 1980. - Vol. 12. - P. 97—107.

182. Sezgin M. et al. A unified theory of filamentous activated sludge bulking // Journal WPCF. — 1978, — Vol. 50. —P. 362—381.

183. Sezgin M. et al. Floe size, filament length and settling properties of prototype activated sludge plants // Prog. Water Technology. 1980. - Vol. 12, N. 3. -P.171—182.

184. Schonborn W. Beschalte amoben (Testacea) // A. Ziemsenverlag, Wittenberg Lutherstadt die neue Brehm Bucherei, 1966. — 1125.

185. Shutfleworth Kay L. and Richard F. Influence of metals and metal specia-tion on the growth of filamentous bacteria // Wat. Res. — 1991. — Vol. 25, N 10. — P. 1177—1186.

186. Sladecek V. System of water quality from biological point of view // Ergebnisse der Limnologie. Archiv Hydrobiologie. — Bd. 7, 1973. — 218 S.

187. Stevenson L.H. A case for bacterial dormancy in aquatic systems // Microbiological Ecology. — 1978. — N. 4. — P. 127—133.

188. Switzenbaum M.S., Plante T.R., Woodworth B.K. Filamentous bulking in Massachusetts: extent of the problem and case studies // Water Sci. Tech. — 1992. — Vol. 25, № 4-5. — P. 265—271.

189. Taylor H. Some biological notes on sewage disposal process // Surveyor. — 1930, —73.

190. Thienemann A. Grundzuge einer allgemeinen Oekologie // Arch. Hydrobiol. — 1939. — 35. — S. 267—285.

191. Verni F., Erra F. Soil ciliates in soil pollution monitoring // Bull. Mus. 1st. biol.Univ. Geneva. — 1992. — V. 58-59. — 57—67.

192. Volz P. Untersushungen uder die Mikrofauna des Waldhodens //Zool. Jahrb. Abt.f.Syst. — 1951. — Bd 79, № 5-6. — 514—566.

193. Wanner, J. Activated sludge bulking and foaming control. — Technomic Pudlishing Co., Lancaster, PA., 1994.

194. Wanner J. Microbial population dynamics in biological waste water treatment plants // In: Microbial Community analysis (eds.: T.E.Cloete and N.O.Muyima). — 1997. — P. 35—59.

195. Wanner J., Kucman K., Grau P. Activated sludge process combined with biofilm cultivation // Water Research. — 1988. — Vol. 22, № 2. — P. 207—215.

196. Weber W.J., Jones B. Toxic substance removal in activated sludge and PAC treatment systems. — U.S. ERA NTIS No. PB-86-18242 J/AS, 1983.

197. Wesley W. Eckenfelder Strategies for toxicity reduction in industrial wastewaters // Wat. Sci. Tech. — 1991. — Vol. 24, No 7. — P. 185—193.

198. Zevenhuizen L. P.T.M., Dolfing J., Eshuis E.J. and Scholten—Koerselman I.J. Inhibitory effects of copper on bacteria related to the free ion concentration // Microb. Ecol. — 1979. — 5. — P. 139—146.

199. Ziegler M., Lange, M., Kampfer P., Hoffmeister D., Weltin D., Winkler B. and Dott. W. Occurrence of filamentous bacteria in activated sludge (bulking sludge), isolation and characterization // Wat. Sci. Technol. — 1988. — 20 (11/12). —P. 497—499.