Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков

Сафронов, Василий Владимирович

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков
ВАК РФ 03.00.23, Биотехнология

Автореферат диссертации по теме "Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков"

На правах рукописи

Сафронов Василий Владимирович

Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков

Специальность 03.00.23 - биотехнология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата технических наук

Москва-2004

Работа выполнена на кафедре биотехнологии инженерного экологического факультета Российского химико-технологического университета им. Д.И.Менделеева.

Научный руководитель

кандидат технических наук, доцент Кузнецов Александр Евгеньевич

Официальные оппоненты

доктор биологических наук, профессор Гоготов Иван Николаевич доктор технических наук, профессор Карпухин Вячеслав Федорович

Ведущая организация

ФГУП Государственный научно-исследовательский институт биосинтеза белковых веществ

Защита состоится "<¿¡5^' 2004 г. в на заседании

диссертационного совета по биотехнологии ДМ.212.204.13 в Российском химико-технологическом университете им. Д. И. Менделеева по адресу 125047 Москва, Миусская пл., д.9.

С диссертацией можно ознакомиться в научно-информационном центре РХТУ ИМ. Д.И. Менделеева.

Автореферат разослан

2004 г.

Ученый секретарь диссертационного совета . кандидат технических наук

И.В. Шакир

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность проблемы. Среди различных техногенных поллютантов немалую долю составляют стоки, содержащие органические загрязнения в высоких концентрациях: различные маточники при выделении целевых веществ в химической и микробиологической промышленности, концентраты после упаривания и отгонки растворов, стоки с ионообменных колонн, шламы с различных стадий технологических процессов и т.п.

Обезвреживание и минерализация органических загрязнений в таких стоках наиболее универсальными и обычно наиболее эффективными биологическими методами в аэробных условиях зачастую сопряжены с рядом трудностей. Это обусловлено токсичностью многих поллютантов в отношении микроорганизмов, осуществляющих биологическую очистку с невысокими скоростями биодеструкции.

Биологическая переработка высококонцентрированных стоков традиционными методами - в аэротенках или на биофильтрах имеет ряд недостатков и с экологической точки зрения (рис. 1):

- необходимость разбавления высококонцентрированных стоков для минимизации негативных воздействий присутствующих токсикантов, что ведет к увеличению объемов перерабатываемых стоков (иногда в десятки и сотни раз) и повышению затрат на их очистку;

- образование вторичных отходов: избытка биомассы (активного ила, биопленки), утилизация или захоронение которой также является экологической проблемой;

- необходимость введения дополнительных количеств биогенных элементов в случае их дефицита в перерабатываемом потоке; их несбалансированное добавление ведет к дополнительному загрязнению окружающей среды;

- неоптимальный тепловой баланс и снижение вследствие этого скорости биологического процесса.

Рис. 1. Вторичные отходы системы биологической очистки.

Эффект биологической системы обезвреживания токсичных стоков определяется ее интенсивностью и малоотходностью. Последнее означает, что для аэробных методов эффективность минерализации органических компонентов до и должна быть близка к 100%, а количество вторичных отходов и загрязнений близким к 0.

Цель и задачи исследований. Цель работы заключалась в разработке эффективных интенсивных систем биодеструкции органических загрязнений, содержащихся в стоках в высоких концентрациях, при од

дов, образующихся в ходе биологической очи

ГГКв.С. НАЦИОНАЛЬНАЯ БИБЛИОТЕКА I СПетербург/л/ч. I ОЭ ТОО|

В ходе исследований решались следующие задачи:

- разработка методологии и получение микробиоценозов для деструкции органических токсикантов, содержащихся в стоках в высоких концентрациях;

- исследование традиционных систем биодеструкции: при периодическом, непрерывном хемостатном режимах или режиме с рециклом биомассы (в частности, в мембранном биореакторе);

- разработка способов минимизации вторичных отходов при проведении интенсивных процессов биодеструкции, в частности, апробация режима периодического процесса с подпиткой высоконцентрированным субстратом-токсикантом;

- апробация гибридного процесса деструкции, при котором одновременно в одном и том же реакторе осуществляется и химическое и биологическое разложение токсиканта.

Научная новизна. Селекционированы консорциумы микроорганизмов, способные эффективно окислять органические загрязнения высококонцентрированных стоков производства антибиотиков - нистатина и бензилпенициллина, и стоков, содержащих повышенные концентрации фенола.

- Показано, что в случае использования классической системы биодеструкции загрязнений производства антибиотиков в системе аэротенк - вторичный отстойник процесс замедляется в результате резкого падения окислительной активности аэробного ила, вызванного аноксигенными условиями пребывания микроорганизмов во вторичном отстойнике.

- Найдены условия, обеспечивающие снижение ХПК в стоках производства антибиотиков на 70-88 % при использовании проточного хемостатного метода биодеструкции без рецикла биомассы с производительностью до 10 раз превосходившей величины, наблюдаемые в системе аэротенк - вторичный отстойник.

- Впервые исследованы процессы биодеструкции фенола в мембранном реакторе, в периодических условиях с подпиткой фенолом и в режиме биодеструкции фенола с внесением перекиси водорода (реактива Фентона) в среду биоокисления (гибридный биореактор).

- Впервые показано интенсифицирующее влияние Н2О2, вносимой непосредственно в зону биоокисления, на биодеструкцию фенола. В периодическом режиме с подпиткой действие сопровождается одновременным уменьшением вторичных отходов (избыточной биомассы) и остаточных концентраций загрязнений (фенола) без накопления токсичных продуктов метаболизма. Это влияние HjOj подтверждено в модельной системе высокоплотностного культивирования дрожжей Candida tropicalis на сахарозе. Обнаруженный эффект индуцируется и поддерживается при внесении количеств в десятки и сотни раз меньших, чем количества окисляемых субстратов и скорее всего не связан с прямым процессом химического окисления субстратов или метаболитов и/или образованием более биодоступных промежуточных продуктов окисления, а обусловлен непосредственным физиологическим действием на микробную популяцию. Причем, в данном случае окислительный стресс, индуцируемый действием

играет положительную роль в отношении поддержания физиологической активности микроорганизмов, что позволяет говорить о важности оптимальных воздействий факторов окислительного стресса (перекисей, радикалов, УФ-излучения) на популяции микроорганизмов.

- Установлена зависимость устойчивости микроорганизмов к перекиси водорода от фазы роста, при этом показано, что микроорганизмы, находящиеся в фазе экспоненциального роста (в активном физиологическом состоянии) более устойчивы к внесению высоких концентраций Н202, чем в лаг-фазе. Определены оптимальные дозы внесения Н2О2 - от 0,1 до 10 г/л (по 100% Н2О2) и концентрации клеток микроорганизмов в популяции - не ниже 0,3-0,5 г асб/л, не приводящие к приостановке их роста. В этих условиях в системе с подпиткой фенолом селекционированный консорциум в фазе активной биодеструкции устойчив к разовому внесению до 2% НгОг. Дрожжи С tropicalis в условиях высокоплотностной культуры при росте на сахарозе выдерживают многократное внесение до 3% Н2О2 без потери физиологической активности и сохраняют способность к возобновлению роста после их внесения в 16,5% Н2О2.

- Полученные результаты обосновывают перспективность использования для совершенствования процессов биосинтеза и биодеструкции мягкого ультрафиолетового излучения, физиологическое действие которого во многих отношениях сходно с действием и индуцируемым перекисью водорода окислительным стрессом.

Практическая значимость. Разработан лабораторный регламент на процесс биодеструкции органических загрязнений производства антибиотиков, который прошел апробацию в условиях Пензенского завода антибиотиков с положительными результатами.

На основе обнаруженных эффектов действия Н2О2 в процессах биологического окисления фенола и роста дрожжей на сахарозе разработаны следующие способы культивирования и биодеструкции:

- малосточный интенсивный способ биологического окисления высококонцентрированных стоков, в частности, содержащих фенолы и их производные;

- способ аэробного высокоплотностного глубинного культивирования с получением в качестве целевых продуктов клеток микроорганизмов;

- гибридный совмещенный процесс химического и биологического окисления.

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 12 работ, в том числе

статей 2, тезисов сообщений 8, получено 2 патента.

Основные результаты исследования были доложены на Международной конференции молодых ученых по химии и технологии "МКХТ 96" (Москва, 1996); на III и V Международных конгрессах "Окружающая среда для нас и будущих поколений: экология, бизнес и экологическое образование" (1998 и 2000 г.г., Самара - Астрахань - Самара), на Заочной научно-практической конференции "Биотехнология в ФЦП "Интеграция" (1999, Санкт-Петербург), на Международной конференции ISEB по биореме-диации (1997, Лейпциг, Германия), на 13 Международном конгрессе по процессам химической технологии - CHISA-98 (1998, Прага, Чехия), на VII Международной конференции по проблемам загрязнения почв "ConSoil 2000" (2000, Лейпциг, Германия), на 8-ом Конгрессе франкофонных стран по последним достижениям в области инженерии (2001, Нанси, Франция), на 1-ом Международном конгрессе "Биотехнология: состояние и перспективы развития" (2002, Москва).

Структура и объем диссертации.

Диссертация состоит из введения, обзора литературы, описания материалов и методов, результатов экспериментальных исследований и их обсуждения, выводов и списка литературы, включающего 193 источника. Работа изложена на 195 страницах машинописного текста, иллюстрирована 39 рисунками, 11 таблицами.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ Объекты. Основными объектами исследования служили стоки производства антибиотиков и модельная система с фенолом.

Выбор стоков производства антибиотиков определялся конкретным заказчиком. Изучалось биологическое окисление метанольного маточника производства нистатина (Пензенский завод антибиотиков) и отработанных нативных растворов (далее ОНР) производства бензилпенициллина (Саранский завод). Состав стоков приведен в табл. 1.

Таблица 1.

Состав основных загрязняющих агентов сточных вод._

наименование ОНР Цех №2 ОНР Цех №26 Метанольный маточник

ХПКиата1НЫЙ, мг02/л 8000 ±1500 15000 ±3000 80000 ± 5000

Бутилацетат, % 0,007 ± 0,001 0,006 ±0,001

Бутанол, % 0,001 б ±0,0003 0,4 ±0,05

Метанол, г/л 38 ±7

Биодеструкция фенола для исследований в диссертационной работе представляла интерес ввиду того, что по пути окисления фенола осуществляется биодеградация многих ароматических загрязнений - ксенобиотиков. Биоокисление фенола изучалось на стандартных средах, содержащих минеральные компоненты питания: макро- и микроэлементы.

Для получения биодеструкторов загрязнений стоков производства антибиотиков и фенола были использованы дрожжевые и бактериальные культуры микроорганизмов из музеев РХТУ им. Д. И. Менделеева и ГосНИИсинтезбелок, а также микробоценозы, спонтанно формировавшиеся в лабораторных условиях при получении изолятов из различных промышленных стоков или из мест локальных загрязнений. Консорциумы, активные в отношении загрязнений стоков производства антибиотиков и фенола, а также устойчивые к перекиси водорода, получали методом накопительных культур при постепенном повышении концентрации загрязнений в среде.

На заключительном этапе исследования обнаруженные в работе эффекты изучались при культивировании дрожжей Candida tropicalis на сахарозе при добавлении и без добавления Н2О2 в среду культивирования. Адаптация дрожжей Ctropicalis к Н2О2 проводилась путем ступенчатого повышения вносимых в среду культивирования количеств перекиси водорода.

Методы. Лабораторные эксперименты с микроорганизмами проводились в периодических условиях - в колбах (объем колб 250 мл, объем среды 30-100 мл) на тер-мостатируемой качалке с числом оборотов 160-220 об/мин при температуре 28-34 С, при значениях рН 3,0-6,0 - для дрожжей или консорциумов с доминированием дрожжей и рН 5,5-8,0 - для консорциумов на основе бактерий. Объем посевного материала составлял в зависимости от постановки опыта от 1 до 10 % объема среды.

В работе использовали лабораторные ферментеры "Фермус-3" (изготовитель НИЦ "Биоавтоматика", г. Н. Новгород) и ферментеры собственного изготовления объемом 0,1л. Процессы очистки проводили в периодических условиях - без подпитки и с подпиткой субстратом (загрязнителем) и в условиях проточного режима - хемостатно-

го и с применением мембранного биореактора с динамической мембраной для задержки клеток микроорганизмов в зоне культивирования.

За ходом процесса следили по изменению pH, рОг, Eh, оптической плотности суспензии, микроскопированием проб, измерением текущих концентраций субстратов (загрязнений), контролировали расход среды на входе и выходе из биореактора, а также измеряли дыхательную активность (по изменению показаний датчика рОг после отключения аэрации и перемешивания среды), каталазную активность (по скорости выделения Ог после внесения отобранных и разбавленных аликвот проб в 2,5% Н2О2), скорость сбраживания субстрата (по выделению СОг в аликвотах проб в опытах с выращиванием С. tropicalis на сахарозе). Кроме того, по показателю1 рОг определялись момент исчерпания субстрата и скорость распада Н2О2 в ферментационной среде.

Концентрацию фенола определяли спектрофотометрически при (Х=270нм) по калибровочной кривой.

Концентрацию сахарозы определяли методом Бертрана.

ХПК определяли бихроматным методом.

Концентрацию метанола, аммонийного азота и фосфора определяли стандартизированными методами в лаборатории ГосНИИсинтезбелок.

Статистическую обработку результатов проводили по общепринятым методам с использованием критерия Стьюдента при уровне значимости р 0,05.

РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЙ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

Биологическая очистка локальных стоков производства антибиотиков.

Исследования были инициированы задачей разработки локальных очистных сооружений (ЛОС) для удаления основной массы загрязнений из высококонцентрированных стоков производства антибиотиков, в частности, производства нистатина — загрязнения метанольного маточника и производства бензилпенициллина - загрязнения отработанного нативного раствора (далее ОНР) (табл.1). В целях интенсификации процесса и уменьшения площади, занимаемой ЛОС, было предложено заменить типичную схему аэробной биологической очистки, в которой используется система аэротенк с регенератором - вторичный отстойник, на процесс биологического окисления в закрытом реакторе (ферментере) с интенсивным массообменом при контроле рН и температуры.

На первом этапе были созданы консорциумы микроорганизмов, способные потреблять органические загрязнения метанольного маточника и ОНР. При создании активного биоценоза для окисления загрязнений метанольного маточника использовались бактерии p.p. Pseudomonas и Arthrobacter.

На рис. 2 и в табл. 2 приведены результаты, полученные при проведении процесса биологической очистки в проточных хемостатных условиях в реакторе с интенсивным перемешиванием (использовалась установка "Фермус-3") при скорости протока, поддерживаемой на уровне D = 0,07-0,08 ч"1.

Как следует из представленных экспериментальных данных, при очистке разбавленного в 4 раза стока селекционированным консорциумом микроорганизмов и времени пребывания 12-14 ч в ферментере достигается уменьшение ХПК в исследуемом стоке с 19500 до 6000 мгОг/л (на 70%), а концентрации метанола более чем на 99%. Более полное снижение ХПК (до 3000 мгОг/л на выходе из очистной системы) было получено в двухступенчатом проточном процессе при D = 0,04 ч"1 на второй ступени биологической очистки. Данные показатели по производительности (скорость снижения ХПК до

1000 мгО2/л.ч) в 10 и более раз превышают величины, наблюдаемые в классической системе аэротенк - вторичный отстойник.

Для очистки ОНР были созданы два консорциума микроорганизмов. Первый был получен методом накопительной культуры путем ступенчатой адаптации к окислению загрязнений ОНР при рН среды 4,0-5,5 - в нем преобладали дрожжи, второй при селекции при рН 6,0-8,0 - в нем преобладали бактерии.

Таблица 2.

Показатели процесса очистки метаноль-ного маточника.

время,

Рис. 2. Очистка метанольного маточника в проточных условиях.

1 - оптическая плотность, усл.ед.;

2 - ХПК, мгО2л;

3 — концентрация метанола, г/л.

Показатели Показатели, мг/л

до очистки после очистки

ХПК фугат 19500 6000 ± 800

Метанол 11300 58 ±25

Взвешенные вещества 11570 15700 ± 2200

Азот аммонийный 1600 1060 ±120

Фосфор 130 75 ±24

1- ----1-1-Г

300 600 900 1200 1500 время, ч

Рис. 3. Очистка ОНР в проточных условиях бактериальным консорциумом: 1 — оптическая плотность.; 2 - ХПК;

О-ббО ч - ХПК,ходи. = 6700 мл02/л; 660-1750 ч - ХПК„0дя. =13300 мл02/л

На рис. 3 приведены результаты, полученные при проведении процесса биологической очистки ОНР в проточных хемостатных условиях бактериальным консорциумом при скорости протока, поддерживаемой на уровне Б = 0,05-0,055 ч"'.

Как показали результаты экспериментов, полученные и бактериальный и дрожжевой консорциумы микроорганизмов обеспечивали снижение ХПК на 77-88% при обработке разбавленного в 2 раза отработанного нативного раствора производства бензил-пенициллина со скоростью снижения ХПК до 240 мг ч, что по производительности

также в несколько раз превышает величины, наблюдаемые в классической системе аэ-ротенк - вторичный отстойник. Изменение рН среды на входе в биореактор из нейтральной области в кислую приводило к смене доминирующей микрофлоры - с бактериальной на дрожжевую и наоборот, при этом менялась и степень снижения ХПК - с 800 мг/л до 1500 мг/л при переходе от дрожжевого консорциума к бактериальному. Полученные результаты иллюстрируют важность стартовых условий для селекции, адаптации и формирования структуры консорциумов микроорганизмов к одним и тем же условиям среды обитания: бактериальный ценоз, спонтанно сформированный в биореакторе из дрожжевого ценоза при переходе от среды с кислым значением рН к среде с нейтральным рН, хуже окислял загрязнения стока по сравнению с предварительно полученным бактериальным консорциумом.

Опыты показали, что возможная причина резкого повышения скорости окисления в биореакторах по сравнению с системой аэротенк-вторичный отстойник может быть обусловлена резким падением окислительной способности микроорганизмов активного ила уже после 4-6 мин пребывания в аноксигенных условиях, наблюдаемых во вторичном отстойнике (рис. 4), и как следствие, производительности всей системы в целом. Для восстановления дыхательной активности требуется 1-2 ч непрерывной аэрации активного ила (что на практике обычно осуществляется в регенераторе аэротенка).

а) падение дыхательной активности

восстановление дыхательной активности

Рис. 4. Изменение дыхательной активности в зависимости от времени пребывания микроорганизмов без аэрации. (У1 - дыхательная активность перед отключением аэрации; У2 - дыхательная активность после пребывания в аноксигенных условиях).

Таким образом, использование биореактора с интенсивным массообменом и адаптированных к загрязнениям локального стока консорциумов микроорганизмов позволяет резко интенсифицировать работу ЛОС и резко сократить площади и объемы локальных очистных сооружений. Возможность интенсификации биологического удаления загрязнений производства антибиотиков и обработки концентрированных стоков с использованием селекционированных консорциумов была подтверждена в последующем в ходе испытаний в производственных условиях.

Однако лабораторные исследования и результаты испытаний выявили ряд недостатков предложенного решения: в первую очередь, поскольку не наблюдалось снижение ХПК до требуемых нормативов, очевидна необходимость 2-х ступенчатого процес-

са - на первой ступени в биореакторе интенсивного типа, снимающего основную нагрузку, и затем доочисткой на общепроизводственных очистных сооружениях. Очевидно также, что замена аэротенка на интенсивный биореактор не решает проблему избыточного активного ила. Другая проблема, выявленная при обработке метанольного маточника, - образование в большом количестве плотного осадка фосфатов кальция, оседающего на стенках и внутренних конструкциях ферментера, что затрудняет его работу. Таким образом, для эффективной работы биореактора необходимо предварительно удалять фосфаты и кальций из стока.

В системах аэробной биологической очистки высокая производительность процесса обеспечивается высокой концентрацией биомассы в реакторе и высокой интенсивностью массообмена для переноса кислорода воздуха в объем очищаемой среды. Для достижения малоотходности систем ЛОС на основе биореакторов необходимо обеспечить два требования: 1) минимальное остаточное ХПК; 2) минимальный прирост биомассы. В опытах со стоками производства антибиотиков при высокой интенсивности процесса эти два требования не удалось обеспечить: при довольно высокой интенсивности процесса показатель остаточного ХПК оставался высоким.

Исследование модельной системы деструкции фенола.

Для поиска путей разработки интенсивных системы очистки высококонцентрированных стоков, лишенных недостатков, выявленных при обработке загрязнений производства антибиотиков, нами была взята модельная система биодеструкции фенола. Стоки, содержащие фенол и его производные, относятся к наиболее распространенным и типичным. Закономерности биологического окисления фенола ввиду того, что по пути окисления фенола осуществляется биодеградация большинства соединений ароматического класса, могут быть распространены на широкую группу ксенобиотиков.

Первоначально исследовались два возможных направления в повышении производительности системы биологической очистки:

1) Использование мембранного реактора (аналога фильтротенка) для повышения концентрации биомассы деструкторов в реакторе с интенсивным массообменом (реактор с мешалкой). Для задержки клеток в реакторе использовали крупнопористый полипропиленовый фильтр с внесением в среду окисления 1% твердой фазы - тонко помолотого лигнина, который формирует на поверхности фильтра динамическую мембрану, что, в свою очередь, позволяет задерживать клетки микроорганизмов в объеме биореактора и предохраняет фильтр от падения проницаемости из-за забивки пор клетками. Реактор с динамической мембраной более подходит для очистки сточных вод, содержащих большое количество различных взвесей и крупных частиц, чем мембранные реакторы с полимерными или керамическими мембранами.

2) Проведение процесса в режиме одновременного химического и биологического окисления фенола. Как химический окислитель была использована перекись водорода (реактив Фентона - Н2О2 И Опыты с внесением Н2О2 проводили исходя из следующих соображений: попытаться интенсифицировать процесс окисления фенола за счет одновременного действия химического реагента (реактива Фентона) и биологического окисления; использовать как фактор "самоочищения" для устранения негативного действия накапливающихся в замкнутой системе (в частности, в системе с подпиткой субстратом) метаболитов (Синельников, 1980, Скурлатов, 1994). Однако для

исследования такого процесса необходимо было получить микробные популяции деструкторов, устойчивые к относительно высоким концентрациям

На первом этапе исследований биодеструкции фенола провели скрининг и адаптацию консорциумов микроорганизмов к потреблению фенола без внесения и с внесением Н2О2 с постепенным увеличением их содержания в среде культивирования. Процесс проводили на средах с фенолом при рН=5,0 и рН=7,0. В результате, были получены ценозы микроорганизмов, способные расти на средах с концентрацией фенола до 3,0 г/л при двух значениях рН = 5,0 и рН = 7,0. Результаты морфологического анализа колоний при высеве на твердые питательные среды показали, что в первом ценозе доминировали дрожжи одного вида с минорными компонентами 2-х - 3-х видов бактерий (далее обозначен как "дрожжевой" ценоз). Во втором ценозе доминировали 3-4 вида бактерий, а дрожжи практически отутствовали (далее обозначен как "бактериальный" ценоз). Видовая идентификация дрожжей и бактерий полученных ценозов не проводилась. В условиях культивирования в колбах на качалке бактериальный ценоз выдерживал внесение 0,3 г/л Н2О2, а дрожжевой 0,1 г/л Н2О2. Биоценозы в периодическом режиме были способны утилизировать большую часть фенола в первые сутки при содержании фенола в среде 1,8-2,5 г/л.

Полученные консорциумы микроорганизмов были использованы в дальнейшем при исследовании процессов окисления фенола в биореакторах при различных режимах культивирования.

Результаты исследований окисления фенола в проточном хемостатном режиме культивирования показали, что и бактериальный и дрожжевой ценоз способны окислять фенол при его исходной концентрации в подаваемой среде до 3 г/л. Окислительная мощность ферментера по потреблению фенола в этих условиях составляла до 0,12 г/л.ч при скорости разбавления D до 0,04 ч"1. Концентрация фенола на выходе при этом не превышала 0,1 г/л. При более высоких показателях D в хемостатных условиях происходило возрастание остаточной концентрации фенола.

На рис. 5 представлены результаты процесса биоокисления фенола дрожжевым ценозом при рН 5 в проточных условиях в реакторе с динамической микрофильтрацией клеток. При содержании фенола в подаваемой среде 1,8 г/л после накопления биомассы в реакторе концентрация фенола на выходе (в фильтрате) поддерживалась на низком уровне, даже при увеличении скорости протока в 3 раза по сравнению с хемостатом (с 780 по 1005 ч от начала процесса), при этом окислительная мощность биореакгора по фенолу к концу эксперимента достигла 0,27 г/л*Ч. Существенного падения проницаемости фильтров на протяжении всего опыта не наблюдалось.

Таким образом, этот эксперимент показал принципиальную возможность длительной эксплуатации (более 40 суток) биореактора с микрофильтрацией без регенерации фильтров и замены мембранообразующего агента (лигнина) с повышением окислительной мощности биореактора более чем в 2 раза по сравнению с хемостатом.

В экспериментах с хемостатным культивированием с добавлением Н2О2 в подаваемую среду при постепенном повышении ее концентрации к концу процесса (после 2 мес. культивирования бактериального ценоза и 3 мес. культивирования дрожжевого ценоза) удалось получить ценозы, выдерживающие присутствие в концентрации до 3,0 г/л в подаваемой среде с фенолом - с бактериальным ценозом, и до 0,4 г/л -с дрожжевым ценозом. При концентрации фенола на входе 1,8 г/л окислительная мощность по фенолу для обоих ценозов составляла 0,18-0,22 г/л.ч, что на 50-80% выше, чем

в тех же условиях без добавления Н2О2. Также было отмечено снижение остаточных концентраций фенола на выходе из биореактора при внесении перекиси водорода.

О 200 400 600 800 1000

время, ч

Рис. 5. Показатели процесса биологического окисления фенола дрожжевым ценозом в биореакторе с динамической микрофильтрацией клеток.

1- оптическая плотность фильтрата, усл. ед; 2 - концентрация фенола в фильтрате, г/л; 3 - скорость разбавления, ч"'.

Учитывая, что внесение Н2О2 в ряде случаев приводило к уменьшению остаточных концентраций фенола в ферментационной среде, а также отмеченную выше ее роль в процессах самоочищения в природных средах, возникла идея апробировать процесс биоокисления фенола с внесением перекиси водорода в режиме с подпиткой субстратом (фенолом). Такой процесс известен в практике биосинтеза (fed-batch culture) и применяется в технологии высокоплотностного культивирования. Подпитка субстратом позволяет достигать в конце процесса концентраций биомассы 60-100 г асб/л, и концентраций внеклеточных продуктов первичного метаболизма 100-400 г/л. Высоко-плотностное культивирование применительно к деструкции загрязнений концентрированных стоков представляет собой малосточный периодический процесс с накоплением биомассы деструкторов без отвода ферментационной среды из биореактора.

В опытах с деструкцией фенола использовался дрожжевой ценоз, как неадаптированный, так и адаптированный к внесению

В контрольных экспериментах с неадаптированным к перекиси водорода консорциумом с дробным внесением фенола порциями по 0,5-1 г/л и без внесения в среду культивирования процесс разложения фенола останавливался уже после суммарного внесения 7-8 г фенола на л среды. Однако в аналогичных экспериментах с внесением Н2О2 и консорциумом, адаптированным к Н2О2, не наблюдалось замедления процесса биологического окисления по мере внесения фенола.

На рис. 6 представлены данные эксперимента, целью которого было выяснение максимального количества фенола, которое может быть минерализовано в такой замкнутой системе с внесением а также изучение поведения микробной популяции и устойчивости процесса к режимам подпитки.

время, ч

Рис. 6. Показатели процесса окисления фенола консорциумом микроорганизмов, преадаптированных к перекиси водорода в режиме культивирования с подпиткой. 1 - оптическая плотность, усл. ед.; 2 - суммарное количество внесенного фенола, г/л; 3 - концентрация фенола, остаточная, г/л; 4 - количество суммарно внесенной перекиси водорода, г/л.

В ходе процесса фенол добавлялся порциями по 0,5-5,0 г/л. Одновременно в течение 1000 ч от начала процесса в реактор периодически вносились порции Н;02 (как правило, 1-2 раза в сутки в виде 50% р-ра) непосредственно после внесения фенола. Оказалось, что в условиях, когда фенол активно разлагался, популяция микроорганизмов выдерживала внесение до 2 %об. Н2О2 (40 мл 50% р-ра Н2О2 на 1 л среды), при этом остаточная концентрация фенола в ферментационной среде определялась на достаточно низком уровне. Скорость окисления достигла 1 г/л ч при максимальной текущей концентрации фенола 5 г/л. Окисление фенола без появления тенденции к замедлению процесса наблюдалось и после прекращения подачи Н2О2 (начиная с 1001 ч от начала опыта). Окисление прекратилось лишь тогда, когда в среду разово внесли фенол в количестве б г/л - величина, оказавшаяся критической для микроорганизмов биоценоза. К этому моменту количество суммарно внесенного фенола составило 100 г/л (ХПК более 250000 мгОг/л). В среде наблюдалась высокая каталазная активность и по мере протекания процесса происходило последовательное изменение окраски среды: бесцветная - светло-коричневая - бурая - черная, что говорит, возможно, о протекании процессов полимеризации промежуточных продуктов, образующихся при окислении фенола. Однако содержание этих веществ в конце процесса оказалось относительно невысоким - общее содержание твердых веществ в среде, включая клетки микроорганизмов, к концу процесса составило 17 г асв/л. Внесение перекиси водорода несколько увеличивало скорость потребления фенола в системе. Увеличение длительности голодания (после исчерпания фенола в среде) в пределах до 12 ч не приводило к существенному замедлению скорости окисления фенола при его последующем добавлении.

Таким образом, биоценоз микроорганизмов, преадаптированный к внесению Н2О2 (к окислительному стрессу) оказался способным окислять фенол, вносимый в среду

дробно, с высокой скоростью (1 г/л ч), без накопления ингибиторов метаболизма. Микроорганизмы длительно поддерживали свою физиологическую активность, были активны после длительного голодания (12 ч и более) и продолжали окислять дробно добавляемый фенол и без внесения Н2О2. В этом процессе остаточная концентрация фенола была намного ниже, чем в опыте без использования перекиси водорода.

Такая система интенсивного биологического окисления (рис. 7) может послужить прототипом для разработки малоотходных интенсивных систем биологической переработки стоков с высокой концентрацией веществ, подобных по своим свойствам фенолу. При этом количество Н2О2, вносимое в среду, относительно невелико, что важно с точки зрения технико-экономических показателей процесса.

Рис. 7. Замкнутая интенсивная система биологической очистки высококонцентрированных стоков.

Эффект безингибиторного потребления фенола в присутствии Н2О2 является довольно неожиданным, особенно если учитывать, что перекись водорода вызывает окислительный стресс у микроорганизмов. Поскольку сведения о таком эффекте в литературе найти не удалось, возникает вопрос о его природе и роли перекиси водорода. Для объяснения роли перекиси водорода в данном эффекте могут быть сделаны следующие предположения:

1) непосредственно окисляет фенол с образованием более доступных для микроорганизмов продуктов;

2) под действием фенол трансформируется с образованием нерастворимых полимеров;

3) перекись водорода окисляет внеклеточные метаболиты - ингибиторы роста и биосинтеза;

4) вследствие окислительного стресса, индуцируемого Н2О2, происходит общая перестройка метаболизма микроорганизмов;

5) повышение индукции ферментов окисления фенола, что приводит к более полному окислению фенола и интермедиатов;

6) Н2О2 выступает как регулятор физиологического состояния популяции и внутриклеточных процессов.

Предположения 1) и 3) о роли Н2О2 как химического агента, способного разлагать фенол и/или ингибиторы метаболизма фенола и участвовать, таким образом, в процессе "самоочищения" среды культивирования, представляются маловероятными, поскольку,

Н^г, малыми порциями пе-риодимескйП

Н,0, N. Р

Полная минерализация до НгО, С02, минеральных солей

сг

как уже отмечалось, наблюдается безингибиторное разложение фенола и без добавления перекиси водорода (в интервале его суммарного внесения от 40 до 100 г/л, (рис. 6).

Образование из избыточных количеств фенола нерастворимых полимерных производных (предположение 2) также представляется неосновной причиной наблюдаемого эффекта, поскольку их количество по данным определения может быть не более 1015 г на 100 г внесенного фенола.

Остальные предположения могут бьпь объединены в общую группу: "изменение метаболизма популяции при окислении фенола в присутствии Н2О2". Для проверки этого предположения было исследовано действие Н2О2 на другие системы культивирования микроорганизмов, в частности, в процессе культивирования дрожжей Candida tropicalis на сахарозе.

Исследование воздействия перекиси водорода на рост дрожжей Candida tropicalis в модельной системе.

Проверка эффектов перекиси водорода с использованием дрожжей С. tropicalis, выращиваемых на среде с сахарозой, представлялась целесообразной ввиду того, что сахароза принадлежит к числу субстратов, наиболее доступных для потребления и не нуждающихся в каком-либо действии дополнительных агентов, таких, как НгОг, для разложения и усвоения микроорганизмами.

На первом этапе этих исследований, как и в опытах с модельной системой с фенолом, была проведена адаптация дрожжей к при росте на сахарозе с постепенным внесением перекиси водорода в возрастающих количествах.

Как показали предварительные эксперименты, наибольшей чувствительностью к внесению обладают дрожжи в лаг-фазе роста (в момент засева инокулята) и по мере развития популяции их чувствительность уменьшается. Преадаптированная популяция намного менее чувствительна к внесению чем непреадаптированная. При концентрациях биомассы 0,5-0,8 г асв/л популяция активно растущих преадаптирован-ных к Н2О2 дрожжей С. tropicalis становится практически нечувствительна к внесению Н2О2 в концентрациях от 1 до 5 г/л.

Рост полученной преадаптированной к действию Н2О2 культуры дрожжей С. tropicalis на сахарозе был исследован в режиме периодического культивирования с подпиткой при внесении перекиси водорода. В ходе эксперимента сахароза добавлялась порциями от 2 до 50 г/л. Момент внесения очередной порции сахарозы определялся по резкому возрастанию концентрации растворенного кислорода, фиксируемого датчиком Перекись водорода также вносилась порциями от 5 до 90 мл 30% на 1 л среды после внесения углеродного субстрата. Сравнение результатов эксперимента с внесением и без внесения Н2О2 представлено на рис. 8.

К концу контрольного эксперимента без внесения Н2О2 в ферментационной среде было суммарно окислено около 0,5 кг/л сахарозы при конечной концентрации биомассы дрожжей 130 г асв/л (рис. 8, вариант П). Процесс был прекращен из-за ухудшения реологических свойств суспензии, при этом доля мертвых клеток в конце процесса достигла 10-30%. В эксперименте с внесением Н2О2 сначала было использовано 0,5 кг/л сахарозы, при этом доля мертвых клеток составляла не более 2-5% при концентрации биомассы в среде 140 г асв/л (рис. 8, вариант П). При последующем добавлении сахарозы до суммарного количества 1 кг/л, но уже при прекращении внесения не наблюдалось угасания окислительной активности дрожжей, концентрация биомассы при этом

составила 160 г асв/л. Доля мертвых клеток по-прежнему не превышала 2-5%. Культура в этом состоянии без каких-либо неблагоприятных последствий выдерживала разовое внесение 3% Н2О2, а клетки с концентрацией 50 г асв/л даже выдерживали внесение в 16,5% Н202, (пергидроль, разбавленный в 2 раза и вызывающий ожог кожи человека!) в соотношении: дрожжи : 16,5% Н_)2 ~ 1:4.

Рис. 8. Рост преадаптированных к Н2О2 дрожжей С. tropicalis на сахарозе с подпиткой субстратом и с внесением Н2О2 в ходе культивирования (I) в сравнении с ростом непреадаптированных к Н2О2 дрожжей без внесения Н202 в среду культивирования (П).

1 - концентрация биомассы, г/л, I; 2 - концентрация биомассы, г/л, II; 3 - суммарное количество внесенной сахаразы, г/л, I, II; 4 - концентрация сахарозы, остаточная, г/л, I; 5 - концентрация сахарозы, остаточная, г/л, II.

Другим явным отличием результатов опыта с внесением Н2О2 были существенно меньшие текущие остаточные концентрации сахарозы в среде культивирования. После субстратного голодания (в течение ночи 10-14 ч) в опыте с внесением Н2О2 клетки быстрее "откликались" на внесение сахарозы, что приводило к увеличению скорости ее окисления.

Бродильная активность преадаптированных к Н2О2 дрожжей по ходу эксперимента в целом была ниже, чем в контроле с непреадаптированными дрожжами и без внесения Н2О2 (рис. 9).

Популяция дрожжей контроля была более чувствительной к внесению больших доз сахарозы (до 50 г/л), по сравнению с преадаптированной к популяцией дрожжей (рис. 10). Последующие эксперименты показали, что такая преадаптированная к популяция дрожжей способна активно развиваться на среде с содержанием сахарозы до 50-60%, т.е. приобретает повышенную осмоустойчивость.

О 10 20 30 40 50 60 70 время, ч

Рис. 9. Изменение бродильной активности по ходу накопления биомассы при высокоплотностном культивировании.

1-е преадаптированными дрожжами и внесением Н2О2

2-е непреадаптированными дрожжами без внесения

25"

М (4 О U

51 I I-1 I I

10 20 30 40 50 60

Ссахарозы, г/л

Рис. 10. Зависимость скорости потребления сахарозы от количества ее одномоментного внесения.

1 - дрожжи, преадаптированные к внесению Н2О2

2 - дрожжи, непреадаптированные к внесению

Таким образом, внесение Нг©г I среду, вероятно, способствует поддержанию и восстановлению активного состояния клеток дрожжей. При этом исчерпание субстрата из среды происходит более полно, что, по-видимому, способствует и некоторому повышению выхода биомассы от заданного субстрата.

Эти обстоятельства, с учетом результатов, полученных в опытах с фенолдеструк-торами, могут свидетельствовать в пользу предположения о сдвиге метаболизма микроорганизмов под действием что приводит к возможности более полного усвоения субстрата микроорганизмами с уменьшением количеств остаточных концентраций субстратов и/или побочных метаболитов, накапливаемых в среде культивирования и ингибирующих рост популяции в периодическом режиме культивирования.

Результаты, полученные при росте дрожжей С. tropicalis в присутствии Н2О2 в среде, могут представлять интерес для разработки более эффективных технологий культивирования при высокой плотности популяции дрожжей и других микроорганизмов - продуцентов биологически активных веществ.

ВЫВОДЫ

1. Изучены режимы аэробной биологической очистки высококонцентрированных стоков производства антибиотиков и модельных фенолсодержащих сред в периодических и в проточных условиях биоокисления. С использованием селекционированных консорциумов микроорганизмов на основе бактерий и дрожжей показана возможность в 5-10 раз интенсификации процесса с минимальным разбавлением стоков и уменьшением количества образующихся вторичных отходов - избыточной биомассы и остаточных количеств загрязнений на выходе из биореакторов.

2. Для интенсификации процесса биоокисления загрязнений разработаны новые технологические процессы на основе реактора с динамической мембраной, системы высокоплотностного культивирования с подпиткой и гибридного реактора с одновременным химическим (реактив Фентона) и биологическим окислением.

3. На примере процесса биоокисления фенола впервые обнаружен эффект безин-гибиторного роста в результате изменения физиологических свойств микроорганизмов под действием оптимальных доз перекиси водорода, что приводит к уменьшению остаточных количеств субстратов и накапливаемых в среде побочных продуктов. Эффект подтвержен при культивировании дрожжей Candida tropicalis на сахарозе.

4. Обнаруженная возможность безингибиторного роста в режиме с подпиткой концентрированным субстратом позволяет повысить плотность популяции клеток микроорганизмов в биореакторах вплоть до плотности упаковки клеток (150-170 г асв/л), а с этим и интенсифицировать процесс биосинтеза и биодеструкции. В режиме высоко-плотностного культивирования клетки, преадаптированные к способны минерализовать - 100 г/л дробно внесенного фенола при окислительной мощности реактора не менее 1 г/л*ч, а также не менее 1кг/л дробно внесенной сахарозы при окислительной мощности, ограниченной только массообменными характеристиками биореактора, без оттока среды и избытка биомассы из биореактора, без снижения физиологической активности клеток. При этом минерализация загрязнений-субстратов близка к 100%.

5. Показано, что клетки, преадаптированные к перекиси водорода, способны переносить высокие концентрации Н2О2 - 2-3% и более, более устойчивы к токсичному субстрату (фенолдеструкторы), осмотическому стрессу (дрожжи С. tropicalis по отношению к сахарозе), субстратному голоданию.

6. Окислительный стресс, индуцируемый Н2О2, может играть положительную роль в отношении поддержания физиологической активности микроорганизмов, что позволяет делать вывод о важности воздействий факторов окислительного стресса (перекисей, радикалов, УФ-излучения) на физиологическую активность популяции микроорганизмов.

7. Полученные результаты являются основой для создания компактных высокопроизводительных установок для биологического окисления высококонцентрированных стоков или других субстратов с минимальным образованием побочных веществ, а также для систем высокоплотностного культивирования микроорганизмов.

Список работ, опубликованных по теме диссертации

1. Сафронов В.В., Кузнецов А.Е., Миркин М.Г., Градова Н.Б. Разработка и исследование методов локальной биологической очистки сточных вод производства антибиотиков. - В сб.: Труды Международной конференции по химии и химической технологии МКХТ-96, Москва, с. 261.

2. Kouznetsov A., Safronov V., Mirkin M. Exploitation and in vestigation ofmethods of local biological sewage treatment in antibiotic production. - In: Materials of the ISEB Meeting on Bioremediation, Leipzig, September 24-27,1997, p. 46.

3. Safronov V.V., Kouznetsov A.E., Mirkin M., Gradova N. Local biological sewage treatment in antibiotic production. - In: Proceedings of the 13-th International Congress of Chemical and Process Engineering, CHISA-98, Praha, p. 110.

4. Кузнецов А.Е., Сафронов В.В., Дмитриева ИЛ., Михайлкж А.И., Манаков М.Н. Интенсивная система микробиологической деструкции фенола. - В сб.: Тезисы докладов III Международного конгресса "Окружающая среда для нас и будущих поколений: экология, бизнес и экологическое образование", Самара - Астрахань - Самара, 1998, с. 40.

5. Кузнецов А.Е., Сафронов В.В., Фу Йиганг, Градова Н.Б., Горнова И.Б. Экологически чистые системы локальной биологической очистки потоков и сред с высоким содержанием загрязнений. — В сб.: Биотехнология в ФЦП "Интеграция", С.-Петербург, 1999, с. 79.

6. Кузнецов А.Е., Сафронов В.В. Высокоинтенсивная малосточная система биосинтеза и биологической ОЧИСТКИ. - В сб.: Тезисы докладов V Международного конгресса "Окружающая среда для нас и будущих поколений: экология, бизнес и экологическое образование", Самара-Астрахань-Самара, 2000, с. 53-54.

7. Safronov V., Bagrova С, Kouznetsov A. High intensive low-waste and low-discharge microbiological system of phenol destruction. - In: Proceedings of the Seventh International FZK/TNO Conference on Contaminated Soil. 18-22 September 2000, Leipzig, Germany. V.2, pp. 1483 -1484.

8. Kouznetsov A., Safronov V. High intensive closed microbiological system of phenol. destruction. - In: Recents Progres en Genie des Precedes. - Proceedings of the 8th Congress of Francophone Countries "8eme Congres Francophone de Genie des Precedes", Nancy. 1719 October 2001, Vol. 15-2001, No 86, pp. 115-122.

9. Кузнецов А.Е., Сафронов В.В. Разработка высокоинтенсивной замкнутой гибридной системы биодеструкции с использованием биологически агрессивного химического реагента. — В сборнике: Научные исследования высшей школы в области химии и химических продуктов: Межвузовский сборник научных трудов. Вып. 179. - М.: РХТУ им. Д.И. Менделеева, 2001, с. 227-241.

10. Патент на изобретение № 2188164 (от 27.08.02). Способ биологической очистки сточных вод от фенола (Сафронов В.В., Кузнецов А.Е.). Приоритет от 03.11.2000 г.

11. Кузнецов А.Е., Неручев Ф.А., Карпов А.В, Каленов СВ., Сафронов В.В., Серегин А.М. Исследование совмещенных гибридных процессов биодеструкции и биосинтеза на примере модельной системы роста дрожжей Candida tropicalis. - В сб. Биотехнология: состояние и перспективы развития: Материалы 1-го Международного конгресса (Москва, 14-18 октября 2002г.). - М.: ЗАО "ПИК "Максима", РХТУ им. Д.И. Менделеева, 2002, с. 207 - 208.

12. Патент на изобретение № 2209186 (от 27.07.03). Способ биологической очистки сточных вод от органических соединений (Кузнецов А.Е., Сафронов В.В.). Приоритет от 26.12.00.

ИМ 1640

Издательство ЦПИ при механико-математическом факультете МГУ им. М.К Ломоносова. Подписано в печать /С. ОЦ. ¿ООЧч. Формат 60x90 1/16. Усл. печ. л.

Тираж 100 экз. Заказ Л

Лицензия на издательскую деятельность ИД В 04059, от 20.02.2001 г.

Отпечатано с оригинал-макета на типографском оборудовании механико-математического факультета и Франко-русского центра им. А.М. Ляпунова.

Содержание диссертации, кандидата технических наук, Сафронов, Василий Владимирович

ВВЕДЕНИЕ

1. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР 11 1.1. Высококонцентрированные стоки с органическими загрязнениями как объекты природоохранных мероприятий.

1.1.1. Производственные сточные воды.

1.1.1.1. Сточные воды, образующиеся при переработке угля и сланцев.

1.1.1.2. Сточные воды нефтеперерабатывающей и нефтехимической промышленности

1.1.1.3. Стоки химико-фармацевтических производств.

1.1.1.4. Сточные воды пищевой и биотехнологической промышленности.

1.1.2. Накопленные запасы токсичных ксенобиотиков.

1.1.2.1. Пестициды, запрещенные к использованию.

1.1.2.2. Хлорорганические отходы.

1.1.2.3. Запасы химического оружия. 27 1.2.0сновные особенности и недостатки современных методов биологической очистки применительно к очистке концентрированных сточных вод.

1.2.1. Системы с активным илом.

1.2.1.1. Аэротенки

1.2.1.2. Окситенки

1.2.1.3. Шахтные аэротенки.

1.2.1.4. Фильтротенки и мембранные биореакторы.

1.2.1.5. Аэротенки, совмещенные с вторичными отстойниками.

1.2.2. Системы с биопленкой.

1.2.2.1. Биофильтры.

1.2.2.2. Погружные биофильтры.

1.2.3. Системы с подпиткой.

1.2.4. Многоступенчатые процессы.

1.2.5. Очистка стоков с помощью специально селекционированных культур бактерий.

1.2.6. Другие методы интенсификации биологической очистки.

1.3.Гибридные биокаталитические системы для минерализации органических загрязнений.

1.3.1. Абиотические процессы в самоочищении природных сред.

1.3.1.1. Гидролитические абиотические процессы.

1.3.1.2. Окислительные процессы абиотической трансформации и каталитическое разложение.

1.3.1.3. Фотохимические и фотокаталитические процессы трансформации.

1.3.2. Гибридные каталитические системы с активированием химических процессов деструкции загрязнений.

1.3.3. Перекись водорода в биохимических процессах деструкции.

1.3.3.1. Перекись водорода как активатор биохимических окислительных процессов.

1.3.3.2. Механизмы устойчивости микроорганизмов к Н2О2.

1.3.3.3. Система биологического окисления с внесением Н2О2 как пример гибридного процесса.

1.4.Техногенные фенолы как объекты биологической деструкции.

1.4.1. Биохимические пути метаболизма фенолов.

1.4.2. Микробиологические аспекты деструкции фенола.

1.4.3. Биохимический метод очистки фенолсодержащих сточных вод в промышленности.

2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

3. РЕЗУЛЬТАТЫ ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ

И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

3.1. Очистка локальных стоков производства антибиотиков.

3.1.1. Биологическое окисление метанольного маточника производства нистатина.

3.1.2. Биологическое окисление отработанного нативного раствора производства бензилпенициллина.

3.2.Исследование модельной системы деструкции фенола.

3.2.1. Адаптация к фенолу.

3.2.2. Биодеструкция фенола в периодическом режиме.

3.2.3. Биодеструкция фенола в проточных условиях.

3.3.Исследование процесса биодеструкции фенола консорциумами микроорганизмов с физиологическими изменениями, индуцированными действием Н2О2.

3.3.1. Адаптация консорциумами микроорганизмов к Н2О2.

3.3.2. Микробиологическая деструкция фенола в присутствии Н2О2 в условиях непрерывного культивирования.

3.3.3. Биодеструкция в периодическом режиме биоокисления с подпиткой субстратом при внесении перекиси водорода.

3.4.Исследование воздействия перекиси водорода на рост дрожжей Candida tropicalis на сахарозе.

3.4.1. Адаптация дрожжей Candida tropicalis к росту на сахарозе при внесении перекиси водорода.

3.4.2. Рост дрожжей Candida tropicalis в периодическом режиме культивирования с подпиткой субстратом.

ВЫВОДЫ

Введение Диссертация по биологии, на тему "Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков"

Среди различных техногенных поллютантов немалую долю составляют стоки, содержащие органические загрязнения в высоких концентрациях: различные маточники при выделении целевых веществ в химической и микробиологической промышленности, концентраты после упаривания и отгонки растворов, стоки с ионообменных колонн, шламы с различных стадий технологических процессов и т.п. К этой группе стоков также можно отнести накопленные запасы синтетических органических соединений, в свое время произведенных в больших количествах, но впоследствии запрещенных к использованию (некоторых пестицидов, полихлорированных бифенилов и др.), загрязнения в замкнутых системах водопотребления, в системах очистки газов и др.

- низкая интенсивность процесса и, как следствие, потребность в больших площадях под очистные сооружения;

- неоптимальный тепловой баланс и снижение вследствие этого скорости биологического процесса;

- трудности адаптации активного ила к широкому спектру ксенобиотиков при их разложении в составе общих промстоков.

Вода

Высоко-концентриров X анные стоки ~

Иь» Р,„ П \ Л;

СИСТЕМА БИОЛОГИЧЕСКОЙ ОЧИСТКИ А V

Очищенный сток

К«*, Р оиЬ г ои1

Избыточная биомасса

Рис. 1. Вторичные отходы системы биологической очистки

Во многом эти недостатки могут быть устранены при использовании локальных установок биологической очистки стоков, имеющих достаточно узкий набор специфических загрязнений. Такие стоки можно очищать благодаря использованию культур микроорганизмов-деструкторов, селекционированных для каждого конкретного случая. Однако следуя общепризнанным в настоящее время приоритетам в решения вопросов охраны окружающей среды, а именно "Предотвращение образования отходов и загрязнений" и "Уменьшение образования отходов и загрязнений" [ 1 ], повышенные экологические требования должны предъявляться и к самим локальным процессам очистки. Это означает, что эффект биологической системы обезвреживания токсичных стоков определяется ее низкозатратностью, интенсивностью и малоотходностью, т.е. для аэробных методов эффективность минерализации органических компонентов до СО2 и Н20 должна быть близка к 100%, а количество вторичных отходов и загрязнений близким к 0.

Цель данной работы заключалась в разработке эффективных интенсивных систем биодеструкции органических загрязнений, содержащихся в стоках в высоких концентрациях, при одновременной минимизации вторичных отходов, образующихся в ходе биологической очистки.

Основными объектами исследования в работе являлись высококонцентрированные стоки производства антибиотиков и модельные стоки с фенолом. Выбор объектов исследования определялся как конкретным заказчиком (стоки производства антибиотиков - Пензенский и Саранский заводы антибиотиков), так и научным и практическим интересом - применительно к фенолсодержа-щим модельным средам, поскольку фенол является распространенным поллю-тантом и, кроме того, соединением, по биохимическому пути деструкции которого окисляются многие ксенобиотики с ароматическими группами.

В России большие количества фенолсодержащих отходов и потоков поступают в виде сточных вод и шламов коксохимических производств, нефтеперерабатывающих и нефтехимических предприятий, заводов по производству ацетона и фенола фенол-кумольным методом, заводов по производству фенол-формальдегидных смол и др. Комплексная очистка таких стоков от органических загрязнений требует использования метода сжигания (для токсичных шламов) или сложных технологических схем очистных сооружений, в которых биологическая очистка от загрязнений проводится в несколько последовательных стадий с удалением органических поллютантов, поскольку процесс очистки затруднен из-за их токсического действия на биоценозы очистных сооружений.

В ходе исследований решались следующие задачи:

- разработка методологии и получение микробоценозов для деструкции органических токсикантов, содержащихся в стоках в высоких концентрациях;

Научная новизна. Селекционированы консорциумы микроорганизмов, способные эффективно окислять органические загрязнения высококонцентрированных стоков производства антибиотиков - нистатина и бензилпеницилли-на, и стоков, содержащих повышенные концентрации фенола.

- Показано, что в случае использования классической системы биодеструкции загрязнений производства антибиотиков в системе аэротенк — вторичный отстойник процесс замедляется в результате резкого падения окислительной активности аэробного ила, вызванного аноксигенными условиями пребывания микроорганизмов во вторичном отстойнике.

- Впервые показано интенсифицирующее влияние Н202, вносимой непосредственно в зону биоокисления, на биодеструкцию фенола. В периодическом режиме с подпиткой действие Н202 сопровождается одновременным уменьшением вторичных отходов (избыточной биомассы) и остаточных концентраций загрязнений (фенола) без накопления токсичных продуктов метаболизма. Это влияние Н202 подтверждено в модельной системе высокоплотностного культивирования дрожжей Candida tropicalis на сахарозе. Обнаруженный эффект индуцируется и поддерживается при внесении количеств Н202 в десятки и сотни раз меньших, чем количества окисляемых субстратов и скорее всего не связан с прямым процессом химического окисления субстратов или метаболитов и/или образованием более биодоступных промежуточных продуктов окисления, а обусловлен непосредственным физиологическим действием Н202 на микробную популяцию. Причем, в данном случае окислительный стресс, индуцируемый действием Н202, играет положительную роль в отношении поддержания физиологической активности микроорганизмов, что позволяет говорить о важности оптимальных воздействий факторов окислительного стресса (перекисей, радикалов, УФ-излучения) на популяции микроорганизмов.

- Установлена зависимость устойчивости микроорганизмов к перекиси водорода от фазы роста, при этом показано, что микроорганизмы, находящиеся в фазе экспоненциального роста (в активном физиологическом состоянии) более устойчивы к внесению высоких концентраций Н2О2, чем в лаг-фазе. Определены оптимальные дозы внесения Н2О2- от 0,1 до 10 г/л (по 100% Н2О2) и концентрации клеток микроорганизмов в популяции — не ниже 0,3-0,5 г асб/л, не приводящие к приостановке их роста. В этих условиях в системе с подпиткой фенолом селекционированный консорциум в фазе активной биодеструкции устойчив к разовому внесению до 2% Н2О2. Дрожжи С. tropicalis в условиях вы-сокоплотностной культуры при росте на сахарозе выдерживают многократное внесение до 3% Н2С>2 без потери физиологической активности и сохраняют способность к возобновлению роста после их внесения в 16,5% Н2О2.

- Полученные результаты обосновывают перспективность использования для совершенствования процессов биосинтеза и биодеструкции мягкого ультрафиолетового излучения, физиологическое действие которого во многих отношениях сходно с действием Н202 и индуцируемым перекисью водорода окислительным стрессом.

- гибридный совмещенный процесс химического и биологического окисления.

1. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР

1.1. Высококонцентрированные стоки с органическими загрязнениями как объекты природоохранных мероприятий.

Наиболее многочисленным классом загрязнений являются органические соединения, и в первую очередь органические ксенобиотики. Многие из этих соединений попадают в окружающую среду в составе концентрированных стоков.

К высококонцентрированным можно отнести стоки, содержащие свыше 0,5-5% веществ, растворенных в жидкой фазе. К таким стокам прежде всего относятся производственные сточные воды ряда отраслей промышленности (химической, коксо- и нефтехимической, легкой, пищевой, микробиологической и др.). К этим стокам можно также отнести органические жидкости, плохорас-творимые в воде, и являющиеся объектами обезвреживания или переработки. Из них особенно опасны токсичные отходы, которых только в США по некоторым оценкам образуется около 150 млн. т в год [ 2 ].

Концентрированными стоками являются жидкие потоки, содержащие большое количество взвешенной органики, например, активные илы очистных сооружений, стоки животноводческих комплексов и др. Большинство из этих загрязнений многокомпонентны.

Как правило, очистка концентрированных стоков обходится дешевле, чем очистка разбавленных стоков с тем же суммарным количеством загрязнений. Однако высокое содержание в стоках токсичных для микроорганизмов веществ затрудняет их разложение в наиболее эффективных и универсальных сооружениях биологической очистки. Часто высококонцентрированные стоки приходится перерабатывать химическими методами, сжиганием, что повышает капиталовложения, трудоемкость очистки, снижает ее эффективность, приводит к попаданию в окружающую среду вторичных отходов, образующихся при обработке стоков.

Удаление из концентрированных стоков специфических загрязнителей на крупных предприятиях происходит на локальных очистных сооружениях (J10C). Использование JIOC позволяет избежать смешения различных по агрессивности стоков. В зависимости от принимаемых схем очистки локальные сооружения могут быть как последней стадией очистки для промышленных стоков, так и промежуточной - перед направлением стоков на биологическую очистку. На ЛОС происходит удаление основной массы загрязнений, что позволяет затем направить стоки на общепроизводственные очистные сооружения, представляющие обычно сооружения биологической очистки.

Раздельная обработка потоков на ЛОС биологическими методами позволяет использовать так называемые "системы интенсивной очистки" [ 3 ], основную роль в которых играют ассоциации микроорганизмов, способные утилизировать спектр загрязнителей локального стока. При этом степень и интенсивность очистки заметно возрастает, если используются специально отселекцио-нированные и адаптированные к загрязнению локального стока биоценозы [ 4 ]. Таким образом, пространственное разделение биологической обработки потоков с различным составом загрязнений имеет преимущества, поскольку позволяет лучше использовать потенциал микроорганизмов, ниши которых узкоспециализированы к потреблению загрязнений локального стока.

Ниже приводится краткая характеристика некоторых из локальных концентрированных стоков, образующихся в различных производствах.

Заключение Диссертация по теме "Биотехнология", Сафронов, Василий Владимирович

выводы

3. На примере процесса биоокисления фенола впервые обнаружен эффект безингибиторного роста в результате изменения физиологических свойств микроорганизмов под действием оптимальных доз перекиси водорода, что приводит к уменьшению остаточных количеств субстратов и накапливаемых в среде побочных продуктов. Эффект подтвержен при культивировании дрожжей Candida tropicalis на сахарозе.

4. Обнаруженная возможность безингибиторного роста в режиме с подпиткой концентрированным субстратом позволяет повысить плотность популяции клеток микроорганизмов в биореакторах вплоть до плотности упаковки клеток (150-170 г асв/л), а с этим и интенсифицировать процесс биосинтеза и биодеструкции. В режиме высокоплотностного культивирования клетки, пре-адаптированные к Н2О2, способны минерализовать ~ 100 г/л дробно внесенного фенола при окислительной мощности реактора не менее 1 г/л*ч, а также не менее 1 кг/л дробно внесенной сахарозы при окислительной мощности, ограниченной только массообменными характеристиками биореактора, без оттока среды и избытка биомассы из биореактора, без снижения физиологической активности клеток. При этом минерализация загрязнений-субстратов близка к 100%.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата технических наук, Сафронов, Василий Владимирович, Москва

1. Экологически чистое производство.// Учебный курс ЮНИДО. ЮНИДО, 1996, ч. 1-10 (электронная версия).

2. Доусон Г., Мерсер Б. Обезвреживание токсичных отходов. М.: Стройиздат, 1996.-288с.

3. Сомова JI.A., Коломейцева В.М., Печуркин Н.С. Автоселекционные процессы и индуцированный мутагенез в очистке сточных вод. В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 59

4. Гвоздяк П.И. Иммобилизованные клетки в биотехнологии. Сб. научн. Трудов АН СССР. Пущино, 1987, с. 56-62.

5. Гринберг A.M. Обесфеноливание сточных вод коксохимических производств. М.: Металлургия, 1968. - 211 с.

6. Справочник коксохимика. М.: Металлургия, 1966. - 391с.

7. Харлампович Г.Д., Чуркин Ю.В. Фенолы. М.: Химия, 1974.

8. Делягин Н.Е. Очистка фенольных сточных вод. — М.: Стройиздат, 1965—96с.

9. Каламбрина М.М. и др. Очистка промышленных сточных вод. — М.: Гос-стройиздат, 1960. с. 131-133.

10. Ю.Корте Ф., Бахадир М., Клайн В. и др. Экологическая химия./Под ред. Ф. Корте. М.: Мир, 1996. - 396 с.

11. Кружалов Б.Д. Совместное получение фенола и ацетона. М.: Госхимиздат, 1963.-200с.

12. Березкина Н. Е., Григорьева С. П., Андреевская А. Е. и др. Выделение комплексов бактерий деструкторов фенола. - Прикладная биохимия и микробиология, 1992, т. 28, № 4, с. 565-580.

13. Слизень З.М., Самсонова A.C. Деструкция диметилтерефталата Rhodococcus erythropolis. — В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 57.

14. Селивановская С.Ю., Сорокина Т.Д., Суганова О.Б. и др. Оценка биоразла-гаемости и токсичности сточных вод производства фотореактивов. — В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 163.

15. Яковлев C.B., Карюхина Т.А., Рыбаков С.А. Очистка сточных вод химико-фармацевтических предприятий. (Обзор литературы). Химико-фармацевтический журнал, 1978, т. 12, №8, с. 107-116.

16. Карпухин В.Ф. Проблема очистки сточных вод производства антибиотиков. Водные ресурсы, 1975, № 3, с. 151-156.

17. Карпухин В.Ф., Мосийчук C.B. Опыт очистки высококонцентрированного отработанного нативного раствора бензилпенициллина. — Химико-фармацевтический журнал, 1974, 8, № 12, с. 46-48.

18. Карпухин В.Ф., Файнгольд З.Л. Очистка высококонцентрированных сточных вод методом анаэробного сбраживания. Химико-фармацевтический журнал, 1974, 8, №2, 50-52.

19. Карпухин В.Ф., Балабанова Т.С. Очистка сточных вод производства некоторых антибиотиков. Химико-фармацевтический журнал, 1972, 6, т. 11, с. 4751.

20. Храмцов А.Г., Павлов В.А., Нестеренко П.Г. и др. Переработка и использование молочной сыворотки. Технологическая тетрадь. M.: Росагропромиз-дат, 1989.-271с.

21. Богдановский Г.А. Химическая экология. М.: Изд-во МГУ, 1994. - 273с.

22. Скурлатов Ю.И., Дука Г.Г., Мизити А. Введение в экологическую химию — М.: Высш. шк., 1994. 400 с.

23. Небел Б. Наука об окружающей среде: Как устроен мир. В 2-х т. — М.: Мир, 1993. т.1-424 е., т.2-336 с.

24. Токсикологическая оценка галогенсодержащих ароматических соединений в связи с загрязнением подземных вод. Доклад Рабочей группы ВОЗ. — Всемирная организация здравоохранения. Европейское региональное бюро, 1981.-68 с.

25. Topping В. The biodegradability of para-dichlorobenzene and its behavior in model activated sludge plants. Water Res., 1987, 21, N 3, 295-300.

26. ЗЗ.Зденек Ф. Микроорганизмы в загрязненных природных средах. Автореф. дисс. на соискание ученой степени д.б.н. М., 1996,48 с.

27. Тарасов B.B. Загрязнение окружающей среды полихлорированными бифе-нилами и некоторые пути минимизации их воздействия. — Труды РХТУ им. Д.И. Менделеева: РХТУ LXXV лет. М., 1995.

28. Жданов В.А., Кошелев В.М., Новиков В.К., Шувалов A.A. Методы уничтожения фосфорорганических отравляющих веществ. Журнал РХО им. Д.И. Менделеева, 1993, т.37, № 3, с.22-25.

29. Умяров И.А., Кузнецов Б.А., Кротович И.Н. и др. Методы уничтожения и утилизации запасов люизита и иприта. Журн. РХО им. Д.И. Менделеева, 1993 т. XXXVII, № 3, с. 25-29.

30. Бекер С., Дерре Р., Штельт Е. Безопасное уничтожение высокотоксичных веществ. Журн. РХО им. Д.И. Менделеева, 1993 т. XXXVII, № 3, с. 29-33.

31. Харечко А.Т., Мягких В.И., Остроумов Ю.И. и др. Применение микроорганизмов для деструкции опасных веществ, загрязняющих окружающую среду. Журнал РХО им. Д.И. Менделеева, 1993, т.37, № 3, с.40-43.

32. Справочник по очистке природных и сточных вод / JI.JI. Пааль , Я.Я. Кару , Х.А. Мельдер, Б.Н. Репин. -М.: Высш. шк., 1994. 336 с.

33. Жуков А.И., Монгайт И.Л., Родзилпер И.Д. Методы очистки производственных сточных вод. (Справ, пособие.)/ Под. Ред. А.И. Жукова. М.: Стройиз-дат, 1977.

34. Бертокс П., Радд Д. Стратегия защиты окружающей среды от загрязнений. — М.: Мир, 1980-606 с.

35. Экологическая биотехнология./ Под ред. К.Ф.Форстера, Д.А.Дж. Вейза. JL: Химия, 1990.-384 с.

36. Яковлев С.В., Карюхина Т.А. Биохимические процессы в очистке сточных вод. М.: Стройиздат, 1980. - 200 с.

37. Технологические инструкции фирмы AGA (Швеция) (Раздел 2.1., с. 14).

38. Последние достижения в области биохимической очистки сточных вод. (обзор). -М.: ЦИНИС Госстроя СССР, 1975. 75 с.

39. Ксенофонтов Б.С. Очистка сточных вод: флотация и сгущение осадков. — М.: Химия, 1992.- 144 с.

40. Манаков М.Н., Кузнецов А.Е., Марквичев Н.С., Свитцов А.А. Мембранные реакторы в биотехнологии. Биотехнология, 1988, т.4, №2, с. 162-175.

41. Мембраны и сорбенты в биотехнологии / А.Н. Черкасов, В.А. Пасечник. -Д.: Химия, 1991.49а. Anderson G.K., Saw С.В., Fernandes М.Т. Applications of porous membrane for biomass retention in biological wastewater treatment processes, 1989, p. 2-20.

42. Яковлев C.B., Воронов Ю.В. Биологические фильтры. -М.: Стройиздат, 1982.-120 с.

43. АС СССР 1428713 Способ биологической очистки сточных вод от органических соединений. (П. И. Гвоздяк и др.)

44. Акименко В.К., Лауринавичус К.С. Проблемы и перспективы интенсификации анаэробной очистки стоков. В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 5.

45. Sahasrabudhe S.R., Modi V.V. Microbial destruction of chlorinated aromatic xenobiotics. Microbial Sciences, 1987, v.4, No 10.

46. Marek J. Microbial degradation of phenol in packed bed reactors. Proceedings of the conference ISEB-97, Leipzig, Germany, 1997, p. 47.

47. Cho Y.-H., Knorr D. Development of a gel and foam matrix as immobilization system for cells for microbial denitrification of water. Food Biotechnol., 1993, 7, No 2, p. 115-126.

48. Плешакова Е.В., Турковская О.В. Создание и использование биокатализаторов для деструкции минеральных масел. Биотехнология, 1993, № 11-12, с.46.49.

49. Kakuchi Norihide, Shibuya Shin-ichi, Akita Kazufumi et al. Immobilization of denitrifying bacteria using polyvinyl alcohol and denitrification by immobilized cells. Нихон тикусан гаккаихо - Anim. Sci. and Technol., 1992, 63, No 1, p.47.53.

50. Кравец B.B., Березовская И.В. Современное состояние использования биодисков в практике очистки сточных вод. Химия и технол. воды, 1994, 16, №2, с. 209-216.

51. Синеев О.П. Интенсификация биологической очистки сточных вод. — Киев.: Техника, 1983.

52. Голубовская Э.К. Биологические основы очистки воды.-М.: Высш. шк., 1978.-272 с.

53. Евилевич М.А., Брагинский JI.H. Оптимизация биологической очистки сточных вод. Л.: Стройиздат, 1979. - 157 с.

54. Швецов В.Н. и др. Глубокая очистка сточных вод от трудноокисляемых органических веществ биосорбционным методом. В сб.: Исследование процессов механической и биологической очистки промышленных сточных вод. Тр. Ин-та ВОДГЕО. М.: 1980, с. 57-73.

55. Абрамов А. В., Драчикова Е. С., Клячко И. JL, Эль Ю. Ф. Модифицированный способ доочистки сточных вод. Водоснабжение и санитарная техника. №6,1996, с. 21,22.

56. Удод В.М. Биоадсорбционная очистка сточных вод. Химия и технология воды, 1986. т.8, вып.З, с. 66-68.

57. Добрынский О. А. Биосорбционная доочистка сточных вод лесохимических заводов./ Современные проблемы лесохимии. Н.Новгород, 1992, с. 115-123.

58. Куманова Б. К., Назарова В. 3. Биосорбционный метод очистки сточных вод.- Химия и технология воды. 1988, т. 10, № 1, с. 40-46.

59. Сироткин A.C. Интенсификация процесса очистки промышленных сточных вод биосорбционным методом. Автореф. дисс. на соискание учен. степ, к.т.н., Казань, 1995.

60. Сироткин A.C., Понкратова С.А., Шулаев М.В. Современные технологические концепции аэробной биологической очистки сточных вод.- Казань, Казанский ГТУ, 2002. 164 с.

61. Шулаев М.В. Разработка и исследование биосорбционной технологии очистки хромсодержащих сточных вод. Автореф. дисс. на соискание учен, степ, к.т.н. Казань, 1996.

62. Адсорбционный биореактор для очистки загрязненных сточных вод. — Рекламный материал ГНЦ прикладной микробиологии, 1995.

63. Перт С.Дж. Основы культивирования микроорганизмов и клеток. М.: Мир, 1978.-332 с.

64. Галынкин В.А., Комаров Е.В., Федоров B.C. Основы регуляции роста дрожжей на гидрофобном субстрате. СПб.: СПХФА, 1997. - 46с.

65. Strandberg L., Andersson L., Enfors S-0. The use of fed batch cultivation for achieving high cell densities in the production of a recombinant protein in Escherichia coli. -FEMS Microbiol. Rev., 1994, 14, No 1, p. 53-56.

66. Биоценоз в природе и промышленных условиях. Сб. научн. Трудов. Пу-щино, 1987.

67. Гвоздяк П.И. Иммобилизованные микроорганизмы в очистке сточных вод от ксенобиотиков. / Сб. научн. трудов АН СССР "Иммобилизованные клетки в биотехнологии". Пущино, 1987. - 174 с.

68. Фу Йиганг. Биотрансформация неорганических форм азота в системах биологической очистки фенолзагрязненных сред. /Диссертация на соискание степени кандидата технических наук. М:, РХТУ им. Д.И.Менделеева, 2000г.

69. Роговская Ц.И., Лазарева М.Ф. Очистка промышленных сточных вод. М.: Госстройиздат, 1960, с. 38-40.

70. Авт. св-во СССР №1557161. Способ очистки сточных вод от фенольных соединений.

71. Гафаров А.Б., Наумов А.В., Воронин А.М. Использование штамма Acetobac-ter sp. для очистки сточных вод производства фталевого ангидрида. — Биотехнол. защиты окруж. среды: Тез. докл. конф., Пущино, 18-19 окт., 1994. -Пущино, 1994, с. 38-39.

72. Treating sugarmill effluents /Silvatici Cesare // Eco. 1991, N7, p.69-72.86a. Illman D. L. Hazardous waste treatment using fungus enters marketplace. 1993.

73. Универсальная "Микробная Био Каталитическая Технология" (МБК —технология). Рекламный проспект научно-производственной фирмы "Биоланта", г. Киев.

74. Use of ultrasound for intensification of biological sewage purification. Применение ультразвука для интенсификации биологической очистки сточных вод. — Водоснабж. и сан. техн. Haustechn. - 1994, N 7, с. 31.

75. Карасевич Ю.Н. Основы селекции микроорганизмов утилизирующих синтетические органические соединения М.: Наука, 1982-144

76. Головлева JI.A., Головлев Е.Г. Микробиологическая деградация пестицидов. -Успехи микробиологии, 1980, т.15, с. 137-179.

77. Вольф И.В., Ткаченко Н.И. Химия и микробиология природных и сточных вод. Л.: Изд-во ЛГУ, 1973. - 234 с.

78. Синельников В.Е. Проблемы чистой воды. М.: Знание, 1978. - 64 с.

79. Синельников В.Е. Механизм самоочищения водоемов.-М.: Стройиздат, 1980.-112с.

80. Разложение гербицидов.// Под ред. П. Керни и Д. Кауфмана. -М.: Мир, 1971 -358с.

81. Fenton H.J.H. Oxidation of tartaric acid in presence of iron. J. Chem. Soc., 1894,65, p. 899-910.

82. Scott J.P., Ollis D.F. Integration of chemical and biological oxidation processes for water treatment: review and recommendations. Environ. Prog. 1995, 14, p., 88-103.

83. Walling C. Fenton's reagent revised. Acta Chem. Res. 1975, 8,125-131.

84. Leung S.W., Watts R.J., Miller G.C. Degradation of perchlorethylene by Fenton's reagent: speciation and pathway. J. Environ. Qual. 1992,21, p.377-381.

85. Watts R.J., Kong S., Dipre M., Barnes W.T. Oxidation of sorbed hexachlorobenzene in soils using catalyzed hydrogen peroxide. J. Hazard. Mater., 1994, 39,33-47.

86. Tyre B.W., Watts R.J., Miller G.C. Treatment of four biorefractory contaminants in soils using catalyzed hydrogen peroxide. J. Environ. Qual. 1991, 20, p.832-838

87. Cohen G. The Fenton reaction. In: CRC handbook of methods for oxygen radical research. / R.A.Greenwald (ed.). CRC Press, Inc., Boca Raton, Fla., 1987, p.55-64.

88. Otten A., Alphenaar A., Pijls Ch., Spuij F., De Wit H. In situ soil remediation. Soil and Environment. - Kluwer Academic Publishers, the Netherlands, 1997, v.6,-107 p.

89. SITE Program Case Studies. NAPL Projects. Рекламный проспект.

90. Water Treatment. Chemicalweek, May 16, 1990, p. 18-29

91. Miller R.M., Singer G.M., Rosen J.D., Bartha R. Photolysis primes biodégradation of benzoa.pyrene. Appl. and Environmental Microbiology, 1988, v.54, No7, p.1724-1730.

92. Stephenson F.A. Chemical oxidixers treat wastewater. Environment protection. 1992, v.3,No 10,p.23-27.

93. Allen S.J., Khader Kayed Y.H., Bino M. Electrooxidation of dyestuffs in waste waters J. Chem. Technol. and Biotechnol. - 1995,62, No 2, p. 111-117.

94. Mellor R.B., Ronnenberg J., Campbell W.H., Diekmann S. Reduction of nitrate and nitrite in water by immobilized enzymes. - Nature (Gr.Brit.), 1992, 355, No 6362, p.717-719.

95. Bjôrn T. Fe(III)-ligands as oxidants to enhance bioremediation. In: Proceedings of the ISEB' 97-Meeting bioremediation. 24-27 September, Leipzig, 1997, p. 139.

96. Anagiotou C., Papadopoulus A., Loizidou M. Leachate treatment by chemical and biological oxidation. J.Environ.Sci.Health. Part A, 1993,28, p.21-35.

97. Bowers A.R., Gaddipati P., Eckenfelder W.W., Monsen R.M. Treatment of toxic or refractory wastewaters with hydrogen peroxide. Water Sci. Technol., 1989,21,477-486.

98. Carberry J.B., Benzing T.M. Peroxide pre-oxidation of recalcitrant toxic waste to enchance biodégradation. Water Sci. Technol., 1991, 23, p.367-376.

99. Koyama O., Kamagata Y., Nakamura K. Degradation of chlorinated aromatics by Fenton oxidation and methanogenic digester sludge. Water Res., 1994, 28, p.885-899.

100. Lee S.H., Carberry J.B. Biodégradation of PCP enchanced by chemical oxidation pretreatment. Water Environ. Res. 1992, 64, p. 682-690.

101. Barton D.A., Drake E.P. Biodegradability of blow heat condensates with and without hydrogen peroxide. Water Sci. Technol., 1994, 29, p.229-238.

102. Ruiz-Duenas F.J., Guillen F., Camarero S. et al. Regulation of peroxidase transcript levels in liquid cultures of the ligninolytic fungus Pleurotus eryngii. Applied and Environmental Microbiology, 1999, Vol. 65, No. 10, p. 4458-4463.

103. Wood J.M. Clorinated hydrocarbons: oxidation in the biosphere. Environ. Sci. Technol., 1982, v. 16, No 5, p.291A-297A.

104. Лобанок А.Г., Бабицкая В.Г., Богдановская Ж.Н. Микробный синтез на основе целлюлозы: Белок и другие ценные продукты. Минск: Наука и техника, 1988. - 261 с.

105. Janshekar H., Fiechter A. On the bacterial degradation of lignin. Appl. Microbiol. Biotechnol., 1982, v. 14, p. 147-150.

106. Kirk K. Microbial degradation of lignin in soil. Arch. Microbiol., 1972.

107. Akin С., Smith J. Gas, oil, coal, and environmental biotechnology. Institute of gas technology, 1990, 594, p. 37-57

108. Teunissen P.J.M., Field J.A. 2-Chloro-l,4-Dimethoxybenzene as a novel catalytic cofactor for oxidation of anisyl alcohol by lignin peroxidase. Appl. and Environ. Microbiol., 1998, v. 64, No 3, p.830-835

109. Sack U., Hofrichter M., Fritsche W. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by manganese peroxidase of Nematoloma frowardii. FEMS Microbiology Letters, 1997, 152, p. 227-234.

110. Кулинский В.И. Активные формы кислорода и оксидативная модификация макромолекул: польза, вред и защита. Соросовский образовательный журнал, 1999, №1, с.2-7.

111. Сойфер В.Н. Репарация генетических повреждений. Соросовский образовательный журнал, 1997, №8, с.4-13.

112. Elkins G.J., Hassett D.J., Stewart P.S., Schweizer H.P., McDermott T.R. Protective role of catalase in Pseudomonas aeruginosa biofilm resistance to hydrogen peroxide. Appl. and Environ. Microbiol., 1999, 65, No. 10, p.4594-4600.

113. Izawa S., Inoue Y., Kimura A. Importance of catalase in the adaptive response to hydrogen peroxide: analysis of acatalasaemic Saccharamyces cerevisiae. J. Biochem. 1996,320, p.61-67

114. Jamieson D.J., Rivers S.L., Stephen D.W.S. Analysis of Saccharamyces cerevisiae proteins induced by peroxide and superoxide stress. Microbiology, 1994,140, p.3277-3283.

115. Fiorenza S., Ward C.H. Microbial adaptation to hydrogen peroxide and biodégradation of aromatic hydrocarbons. J. of Ind. Microbiol, and Biotechnol., 1997,18, No 2/3, p.140-151.

116. Hassan H.M., Fridovich I. Regulation of the synthesis of catalase and peroxidase in Escherichia coli.- J.Biol.Chem., 1978,253, p.6445-6450.

117. Winquist L., Rannug U., Rannug A., Ramel C. Protection from toxic and mutagenic effects of H202 by catalase induction in Salmonella typhimurium. Mutat.Res., 1984, 141, p.145-147.

118. Романовская B.A., Рокитко П.В., Малашенко Ю.Р. и др. Чувствительность к стрессовым факторам почвенных бактерий, изолированных из зоны отчуждения Чернобыльской АЭС. Микробиология, 1999, т.68, №4, с.534-539.

119. Buyuksonmez F., Hess T.F., Crawfold R.L., Watts R.J. Toxic effects of modified Fenton reactions on Xanthobacter flavus FB71. Appl. and Env. Microbiol., 1998, v 64, No 10, p. 3759-3764.

120. Lewis J.C., Learmonth R.P., Attfield P.V., Watson K. Stress co-tolerance and trehalose content in baking strains of Saccharomyce cerevisiae. J. of Ind. Microbiol, and Biotechnol., 1997,18, No 1, p.30-36.

121. Li Z.M., Comfort S.D., Shea P.J. Destruction of 2,4,6-Trinitrotoluene by Fenton Oxidation. J. Environ. Qual. 1997, 26, p. 480-487.

122. Murphy A.P., Boegli W.J., Price M.K., Moody C.D. A Fenton-like reaction to neutralize formaldehyde waste solutions. Environ. Sci. Technol., 1989, 23, p.166-169.

123. Watts R.J., Dilly S.E. Evaluation of iron catalysts for the Fenton-like remediation of diesel-contaminated soils. J. Hazard. Mater. 1996, 51, p.209-224.

124. Кузнецов A.E., Князев O.B., Мареев И.Ю., Манаков М.Н. Биотехнологическая деструкция ионообменных смол. Биотехнология, 2000, № 1, с. 6677.

125. Князев О.В., Кузнецов А.Е. Изучение условий микробной деструкции ка-тионита КУ-2-8. Биотехнология, 2000, № 1, с. 78-84.

126. Pardieck D.L., Bouwer E.J., Stone A.T. Hydrogen peroxide use to increase oxidant capacity for in-situ bioremediation of contaminated soils and aquifers: a review.-J. Contam. Hydrol., 1992, 9, 221-242.

127. Watts R.J., Udell M.D., Monsen R.M. Use of iron minerals in optimizing the peroxide treatment of contaminated soils. Water Environ.Res. 1993, 65, p.839-844.

128. Andrews T., Zervas D., Greenberg R.S. Oxidizing agent can finish cleanup where other systems taper off. Soil Groundwater Cleanup, 1997 (July), p.39-42.

129. Chem. Eng. News 1991, v.69, N34, p. 44.

130. Rise J. Proceedings of the conference ISEB-97, Leipzig, Germany, 1997, p.125.

131. Fiorenza S., Ward C.H. Microbial adaptation to hydrogen peroxide and biodégradation of aromatic hydrocarbons. J. of Ind. Microbiol, and Biotechnol., 1997,18, No 2/3, p.140-151.

132. Sonich C.J., Muldoon M.T., Keyrney P.C. On-site treatment of pesticide waste and rinsate using ozone and biologically active soil.

133. Steinle P., Stucki G., Stettler R., Hanselmann K.W. Aerobic mineralization of 2,6-dichlorophenol by Ralstonia sp. strain RK1. Appl. and Environ. Microbiol., 1998, vol. 64, No 7, p.2566-2571.

134. Buyiiksonmez F., Hess T.F., Crawfold R.L., Paszczynski A., Watts R.J. Optimization of simultanous chemical and biological mineralization of perchlorethylene. Appl. And Env. Microbiol., 1999, v. 65, No 6, p. 2784-2788.

135. Uytingco M.S., Parida S., Wiencek J.M. Waste stream cleanup by enzymatically-catalyzed reaction in an organic solvent. Sci. Conf. Chem. Def. Res., Aberdeen, Md, 16-19 Nov., 1993: Abstr. Dig. / US Army Edgewood Res., Dev. and Eng. Cent., 1993, p. 61.

136. Arseguel D., Baboulne Michel. Removal of phenol from coupling of talc and peroxidase. Application for depollution of waste water containing phenolic compounds J. Chem. Technol. and Biotechnol., 1994, v. 61, No 4, p. 331-335.

137. Запрометов M.H. Основы биохимии фенольных соединений. М.: Высш. шк., 1974.-214 с.

138. Фонкен Г. Джонсон Р. Микробиологическое окисление. М.: Мир, 1976.

139. Ротмистров М.Н. Микробная деструкция синтетических органических веществ. Киев: Наукова думка, 1975.

140. Розанова Е.П. Использование углеводородов микроорганизмами. — Успехи микробиологии, 1967, т.4, с. 61-96.

141. Sahasrabudhe S.R., Modi V.V. Microbial destruction of chlorinated aromatic xenobotics. Microbial Sciences, 1987, v.4, No 10.

142. Брильков A.B. Биофизические критерии развития популяций микроорганизмов и их ассоциаций в управляемых условиях. Автореф. дисс. на соискание учен, степени д.б.н. 1996.

143. Shashirekha S., Uma L., Subramanian G. Phenol degradation by marine cyano-bacterium Phormidium valderianum BDU 30501. J. of Industrial Microbiol, and Biotechnology, 1997, v. 19, No 2, p. 130-133.

144. Авт. св-во СССР №1597384. Способ очистки сточных вод от фенольных соединений.

145. Никоненко В.У., Чеховская Т.П., Загорная Н.Б. Утилизация Micrococcus varians 133 фенола из смеси с метанолом и формальдегидом. — В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 45.

146. Винаров А.Ю., Смирнов В.Н., Касымов Р.П. и др. Биотехнологическая утилизация органических загрязнений. — В сб. Микробиологические методы защиты окружающей среды. Пущино, 1988, с. 75.

147. Загорная Н.Б. и др. Микробиологическая очистка надсмольных сточных вод. Биотехнология, 1993, № 2, с. 45-50.

148. Алимджанова М.И., Кутлиев Дж. Деструкция нефтепродуктов и фенола сточных вод ФНПЗ. — В сб. Микробиология охраны биосферы в регионах Урала и Северного Прикаспия. Оренбург, 1996, с.6,7.

149. Головлева Л.А., Финкельштейн З.И. Микробная детоксикация сточных вод коксохимического производства. Микробиология, 1995, т. 64, № 2, с. 197-200.

150. Федоров А.Ю., Волченко Е.В., Корженевич В.И. и др. Полисубстратный штамм деструктор компонентов сточных вод производства фенола. - Прикладная биохимия и микробиология, 1993, т. 29, №5, с. 716-722.

151. Петров A.M., Якушева О.И., Наумова Р.П. Биологическая очистка сточных вод нефтехимического производства. Химия и технология воды, 1992, том 14, №3, с.221-225.

152. Корженевич В.И., Игнатов О.В., Миронов А.Д. и др. Активность штаммов-деструкторов ароматических соединений, иммобилизованных в гранулах агарового геля. Прикладная биохимия и микробиология, 1991, т. 27, вып. 3, с.365-369.

153. Димитриева Г.Ю., Христофорова Н.К., Дроздовская O.A. и др. Детоксикация фенола микроорганизмами прибрежной зоны моря. Микробиология, 1999, т. 68, №1, с. 107-113.

154. Моисеева О.В., Линько Е.В., Баскунов Б.П., Головлева JI.A. Деградация 2-хлорфенола и 3-хлорбензоата Rhodococcus opacus lcp. — Микробиология, 1999, т. 68, №4, с.461-466.

155. Загорная Н.Б., Никоненко В.У., Чеховская Т.П., Гвоздяк П.И. Биоразрушение ксенобиотиков в сточных водах производства фенолформальдегид-ных смол. Химия и технология воды, 1987, т.9, №4, с.255-256.

156. Березкина Н.Е., Григорьева С.П., Андреевская А.Е., Рудченко О.Н., Луш-ников A.A. Выделение комплексов бактерий деструкторов фенола. - Прикладная биохимия и микробиология, 1992. т. 28. № 4, с. 565-580.

157. Сахарнов A.B. Очистка сточных вод и газовых выбросов в лакокрасочной промышленности. М.: Химия, 1971.- 144с.

158. Трейбал Р. Жидкостная экстракция. М.: Химия, 1977 - 724с.

159. Милованов Л.В., Краснов Б.П. Методы химической очистки сточных вод. -М.: Недра, 1967.- 148с.

160. Привалов В.Е., Лазорин С.Н. Кокс и химия, 1969г., №5, с.33-39.

161. Книбель Ф., Седлак М.В. В кн. Труды совместной конференции института ВОДГЕО АСиА СССР. М.: Госстройиздат, 1962, с.38-42.

162. Путилина Н.Т. и др. Микробный метод обесфеноливания сточных вод. -Киев: Здоровье, 1964 120 с.

Информация о работе

Сафронов, Василий Владимирович
кандидата технических наук
Москва, 2004
ВАК 03.00.23

Диссертация

Интенсивная малоотходная система биодеструкции загрязнений высококонцентрированных стоков - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы