Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином

Бахаева, Людмила Петровна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином
ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином"

-■ти

БАХАЕВА Людмила Петровна

СОВМЕСТНОЕ ИСПОЛЬЗОВАНИЕ АКТИВИРОВАННОГО УГЛЯ И МИКРООРГАНИЗМОВ-ДЕСТРУКТОРОВ ДЛЯ ОЧИСТКИ ПОЧВЫ, ЗАГРЯЗНЕННОЙ 3,4-ДИХЛОРАНИЛИНОМ

Специальность 03.00.16 —- экология

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

\ )

На правах рукописи

Москва 2002

Работа выполнена в Учебном центре почвоведения, экологии и природопользования Путинского государственного университета

Научный руководитель: Научный консультант:

Официальные оппоненты:

Ведущая организация:

кандидат биологических наук Васильева Г К доктор биологических наук профессор Башкин В Н

доктор биологических наук профессор Яшин И М кандидат биологических наук Ананьева Н Д

Институт биохимии и физиологии микроорганизмов РАН

Защита состоится «У » ¿¿¿^c^o 2002 года в ч на заседании

диссертационного совета Д 220 043 03 в Московской сельскохозяйственной

академии им К А Тимирязева

Адрес 127550, Москва, И-550, ул Тимирязевская, 49

Ученый совет МСХА.

С диссертацией можно ознакомиться в ЦНБ МСХА

Автореферат разослан

і 11

Ученый секретарь диссертационного совета

В А Калинин

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ Актуальность. В настоящее время в России зарегистрированы сотни тысяч гектар земель, сильно загрязненных органическими химикатами. Наиболее экологичным методом очистки почв от органических химикатов является биоремедиация с использованием микроорганизмов, способных полностью утилизировать загрязнитель. Среди известных случаев успешного применения микроорганизмов для очистки почв, загрязненных органическими химикатами (Alexander, 1994) лишь единичные работы посвящены микробной очистке сильно загрязненных почв (Chatterjee, 1982).

В связи с этим изучение механизмов биодеградации органических загрязнителей в почве весьма актуально. Лимитирующим фактором применения микроорганизмов для очистки сильно загрязненных почв является токсичность для микрофлоры высоких концентраций ксенобиотика. Одним из наиболее эффективных методов инактивации органических загрязнителей в почве является применение углеродных сорбентов - активированных углей (АУ), которые, благодаря своей высокой сорбционной емкости по отношению к органическим соединениям способны снижать концентрацию органических ксенобиотиков в почвенном растворе. Хотя сорбционная технология полезна для предотвращения загрязнения растений и грунтовых вод, она не обеспечивает удаления химиката из почвы. Недавно был предложен сорбционно-биологический метод очистки сильно загрязненной почвы, который объединяет в себе технологию иммобилизации загрязнителя с помощью АУ с его биодеградацией in situ (Васильева и др., 1994). Однако критическим аспектом данного метода является доступность сорбированного • почвой и активированным , углем ксенобиотика микроорганизмам-деструкторам. Изучение микробной деградации органического химиката, сорбированного почвой и активированным углем, позволило бы оценить целесообразность применения сорбционно-биологического метода и выявить условия, позволяющие минимизировать накопление химиката в почве. , .

3,4-дихлоранилин (3,4-ДХА) является стойким и токсичным метаболитом большой группы ариламидных гербицидов (пропанид, линурон, свеп и др.) и накапливается в почве в местах их производства, хранения, применения и транспортировки.

Цель работы. Разработать принципы совместного использования сорбентов и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, сильно загрязненной органическим химикатом (в частности, 3,4-дихлоранилином) и установить параметры, обеспечивающие наиболее эффективную очистку. - - :

Для выполнения данной цели были поставлены следующие задачи: "

ЦЕНТРАЛЬНАЯ

науч! 'А;І t мтгнА

Моск. сольсч <• ачалгчи«

ИМ. К. A. 'i

Инв. №2

1. Изучить сорбцию 3,4-ДХА почвой и различными сорбентами цеолитом и активированными углями разных марок

2 Определить доступность микроорганизмам-деструкторам сорбированного 3,4-ДХА

3 Изучить влияние свойств и количества активированного угля на микробную деградацию 3,4-ДХА в почве

4 Выявить влияние агрохимических факторов (минеральных удобрений и извести) на остаточное загрязнение почвы 3,4-ДХА

5 Оценить остаточное загрязнение почвы 3,4-ДХА посте применения метода сорбционной биоремедиации т situ

Научная новизна Впервые исследовано совместное воздействие активированных углей и Paracoccus demtrificans на разложение высоких концентраций 3,4-ДХА в почве Доказана практически полная доступность микроорганизмам-деструкторам 3,4-ДХА, обратимо сорбированного почвой и активированными углями Показано, что активированный уголь является подходящим сорбентом, обеспечивающим снижение токсичного действия 3,4-ДХА на микроорганизмы-деструкторы и не приводящим к повторному загрязнению окружающей среды данным химикатом Оценка остаточного загрязнения почвы 3,4-ДХА и его производными на месте аварийной утечки пропанида через 2 года после применения сорбционно-биологического метода очистки показала высокую эффективность этого метода очистки почвы

Практическая значимость На примере 3,4-дихлоранилина разработаны принципы сорбционно-биологической очистки почв, сильно загрязненных органическими ксенобиотиками и предложен алгоритм выбора сорбента и расчета его оптимальной дозы Показано, что применение азотного (NH^NO^), фосфорного (КН2РО4) удобрений и извести после проведения сорбционно-биологической очистки не вызывает высвобождения связанного почвой и активированным углем 3,4-дихлоранилина,

Апробация работы. Основные положения диссертации были представлены на 8 научных конференциях и симпозиумах, проходивших в Новом Орлеане, США (1996), Копенгагене, Дания (1996, 2001), Пущино (1997, 1999), Оболенске (1999) и Москве (2001)

Публикации По материалам диссертации опубликовано 13 работ

Структура работы Диссертация изложена на 133 стр машинописного текста и состоит из введения, обзора татературы, экспериментальной части, заключения, выводов и списка литературы (150 источников, из которых 105 зарубежных авторов) Работа содержит 7 таблиц и 17 рисунков

Автор выражает глубокую признательность Фонду Хавемана, Германия ■ (Havemann Foundation) за финансовую поддержку исследований.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ .

Исследования проводились с 1994 по 2001 г. в Учебном центре почвоведения, экологии и природопользования Путинского государственного университета. Почва и активированные угли. Модельные эксперименты по изучению микробного разложения 3,4-ДХА проводили на серой лесной почве (рНмл 5,5; гумус 1,9%), которую отбирали на территории опытно-полевой станции ИФХиБПП РАН (г. Пущино Московской обл.). Эффективность применения метода сорбционной биоремедиации оценивали на лугово-черноземной пахотной почве Краснодарского края (рН,„д 6,2; гумус 2,9%).

В экспериментах использовали 3 марки активированных углей: гранулированный Агросорб АГ-3 (далее Агросорб) и порошковые СКТ-6А (далее СКТ) и PC, изготовленный из рисовой соломы. Анализ физико-химических и адсорбционных свойств углей выполнен д.б.н. В.М. Мухиным (ЭНПО "Неорганика", г. Электросталь). Характеристики углей приведены в таблице 1.

Таблица 1. Характеристики активированных углей, использованных в экспериментах_. _

Марка Условное название Исходное сырье (способ активации) Удельная площадь поверхности, м2/г Объем пор, см'/г (%)

Общий Мезопоры+ макропоры (2-500 нм) микропоры (<2 нм)

Агросорб АГ-3 Агросорб Каменный уголь (обработка паром) 1303 0,89 0,31 (35) 0,58 (65)

СКТ-6А СКТ Торф (химическая обработка) 1028 0,70 0,20(29) 0,50(71)

PC PC Рисовая солома (обработка паром) 610 0,68 0,37 (54) 0,31 (56)

Микроорганизмы-деструкторы хлоранилинов В работе использовали бактериальный штамм Рагасоссш с1ет(гфсапя ЗХА, способный расти на среде с 3-хлоранилином (3-ХА), 4-хлоранилинном (4-ХА) или 3,4-ДХА в качестве единственных источников углерода, азота и энергии Эти микроорганизмы были выделены методом накопительных культур из почвенной суспензии, приготовленной на основе лугово-черноземной почвы рисовников Краснодарского края сотрудниками ИНМИ РАН (Суровцева и др, 1996) Выделенный Р <1егШгфсат штамм ЗХА после определенного периода адаптации способен к росту в присутствии до 700 мг 4-ХА (3-ХА) или до 150 мг 3,4-ДХА на литр среды. Концентрации субстрата, превышающие этот предельный уровень токсичности вызывают гибель клеток В процессе роста Р с1етйп]1са№ и других аэробных микроорганизмов-деструкторов происходит полная минерализация хлоранилинов по схеме, показанной на рис 1

Paracoccus denltrificans Alcaligenes sp Aquaspirillum mtersoma Pseudomonas dimmuta INNII KS

+o2

COOH

н2о, co2, er

Рис 1. Пути метаболизма 3,4-ДХА различными штаммами микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов

Лимитирующей стадией биодеградации хлоранилинов является дигидроксилирование с последующим расщеплением ароматического кольца. Дехлорирование субстрата происходит только после расщепления ароматического кольца одновременно с разложением продуктов расщепления (Суровцева и др., 1985, 1996). Эта особенность микробного метаболизма хлоранилинов, а также то, что хлор-ионы обладают низкой способностью сорбироваться почвой или активированным углем послужили основанием использовать высвобождение хлор-ионов в раствор для оценки. скорости минерализации 3,4-ДХА.

Для выращивания микроорганизмов-деструкторов использовали жидкую минеральную среду (рН 7) следующего состава (в г/л): К2НР04 - 7; КН2РО4 - 3; \^5С>4 - 0,1 и 4-ХА - 0,2; дистиллированная вода. >

Аналитические методы. Для определения 3,4-ДХА в жидких средах и суспензиях углей и почвы их центрифугировали и отдельно анализировали супернатант и твердую фазу. В твердых фазах последовательно определяли: »

- водоэкстрагируемый 3,4-ДХА (легко доступный химикат, находящийся в почвенном растворе и в виде фракции, легко десорбируемой из твердой фазы);

- ацетон-экстрагируемый 3,4-ДХА (потенциально доступный химикат, обратимо сорбированный твердой фазой);

- связанный гидролизуемый 3,4-ДХА (мало доступный растениям и биоте).

Для этого оставшийся после отделения супернатанта твердый остаток последовательно экстрагировали водой (2 раза по 100 мл) и ацетоном ( почву 3 раза по 50 мл; уголь 10 раз по 50 мл). Связанный гидролизуемый 3,4-ДХА определяли путем щелочного гидролиза почвы (Васильева и др., 1990). Содержание 3,4-ДХА в растворах и экстрактах определяли фотоколориметрическим методом или методом газожидкостной хроматографии (Кныр и др., 1976).

Содержание хлор-ионов в растворе . и почве определяли потенциометрическим методом с использованием хлорид-селективного электрода (Васильева, Киселев, 1984).

Сорбция и десорбция 3.4-ДХА. Изотермы сорбции 3,4-ДХА почвой, цеолитом и активированными углями получали в статическом режиме по общепринятой методике (Кинг, Бадер, 1984). Десорбцию изучали в ходе последовательного промывания (водой , и ацетоном) насыщенного химикатом сорбента с последующим анализом элюата. По окончании эксперимента в почве также определяли содержание связанного гидролизуемого 3,4-ДХА.

Доступность сорбированного 3.4-дихлоранилина для Р. ¿епИгШсат. Для оценки доступности микроорганизмам-деструкторам сорбированного 3,4-ДХА

предварительно насыщенный химикатом сорбент (5 г почвы или 0,! 2 г АУ) помещали в колбы со 100 мл минеральной среды (К2НРО4 - 7 г/л, КН2Р04 - 3 г/л, \IgSO4 - 0,1 г/л, рН 7) и инокулировали Р ¿етггфсат (105 кл/мл) Контрольные образцы оставляли неинокулированными Колбы инкубировали в статических условиях в темноте при 28иС В суспензии периодически определяли содержание хлор-ионов и разных фракций 3,4-ДХА

Микробную доступность связанного гидролизуемого 3,4-ДХА изучали в эксперименте с серой лесной почвой, предварительно насыщенной 3,4-ДХА Образец промывали 3 раза ацетоном до полного удаления экстрагируемого химиката Затем почву с оставшимся связанным гидролизуемым 3,4-ДХА инкубировали в водной суспензии (1 20) с инокулированными клетками Р йепигфсапя (103 кл/мл) и без них (контроль) В образцах периодически определяли количество связанного гидролизуемого 3,4-ДХА

Микробное разложение 3.4-ДХА в почве в присутствии активированного угля Модельные эксперименты по влиянию активированного угля на микробную деградацию 3,4-ДХА проводили в лабораторных условиях на серой лесной почве В почву, содержащую 5, 6,25 или 10 г/кг 3,4-ДХА вносили разные количества активированного угля (Агросорб, СКТ или РС), почву увлажняли (60% ПВ) и инокулировали Р с1епигфсапз (105 кл/г) Контрольные образцы оставляли без инокуляции. Образцы инкубировали при 28°С в темноте Повторность опытов трехкратная Почву периодически анализировали, на содержание хлор-ионов и разных фракций 3,4 ДХА

Оценка остаточного загрязнения почвы на месте аварийной утечки пропанида после применения сорбционно-биологического метода ее очистки Была обследована почва с места аварии по утечке 17 тонн гербицида пропанида (3,4-дихлор-пропиоанилид), которая пороизошла в январе 1992 года в Краснодарском крае Отбирали почву в июле 1994 года, те через 2 года после проведения мероприятий по очистке территории методом сорбционной биоремедиации Почву отбирали в эпицентре бывшей аварии из верхнего 20-ти см слоя В почве определяли содержание экстрагируемого 3,4-ДХА и его анилидов, содержание связанного гидролизуемого 3,4-ДХА, численность гетеротрофных микроорганизмов методом высева на мясопептонный агар, а также численность микроорганизмов-деструкторов хюранилинов (МДХА) кинетическим методом (Васильева и др, 1995) Фиотоксичность оценивали по прорастанию семян редиса и фитомассе проростков

Влияние минеральных удобрений и извести на остаточное загрязнение почвы 3.4-ДХА. Почвенные образцы, загрязненные 3,4-ДХА (С0~5 г/кг) инкубировали в течение 120 суток с активированным углем РС (0,6%) и биомассой Р

denitrificans (105 кл/r). После чего образцы обрабатывали либо азотным (NH4NO3), либо фосфорным (КН2Р04) удобрением, либо известью (СаСОз), Дозы азотных удобрений составили- 16; 32; 64 мг N/100 г почвы; фосфорных -8; 16; 32 мг Р/100 г почвы; дозы извести составили 150; 300 и 1200 мг/100 г. Образцы инкубировали при 28°С в темноте и через 1,5 месяца проанализировали почву на содержание экстрагируемого и связанного гидролизуемого 3,4-ДХА.

ВЛИЯНИЕ СОРБЦИИ НА МИКРОБНУЮ ДЕГРАДАЦИЮ 3,4-ДХА

Сорбция 3,4-ДХА серой лесной почвой, цеолитом и активированными углями

Эксперименты показали, что серая лесная почва способна сорбировать 3,4-ДХА, незначительно снижая его концентрацию в растворе, причем изотерма сорбции линейна в интервале концентраций 10-240 мг/л (рис.2) и может быть описана уравнением Фрейндлиха:

- а= к*Сш, где а - удельная сорбция, С -равновесная концентрация; к и п -константы, причем п=1, а к является коэффициентом распределения (KF) почва/раствор. Рассчитанный по экспериментальным данным Кр равен 24. Способность цеолита сорбировать 3,4-ДХА оказалась очень низкой (рис.2), что исключило его использование в дальнейших экспериментах.

. Активированные угли

показали высокую сорбционную способность по отношению к 3,4-ДХА, которая была в среднем на два порядка выше, чем у почвы. Изотермы сорбции 3,4-ДХА углями ., принадлежат к L-типу (рис.2) согласно классификации Джилса (Кинг, Бадер, 1984) и удовлетворительно описываются уравнением Лэнгмюра: • ' •

t_ 2 1 0 ч

к 0

ю п 600 -

о 500 -

400 -

300 -

200 -

юо 4

0 I

О 20 40 60 80 100 120 140 Равновесная концентрация, мг/л -

Рис.2. Изотермы сорбции 3,4-ДХА серой лесной почвой, цеолитом и активированными углями разных марок.

а„Ь а

где Ср - равновесная концентрация сорбата в растворе, а - удечьная сорбция, а„ -максимальная сорбция, Ь - константа В координатах данного уравнения (Ся/о=А[Ср)) изотермы представляют собой прямые линии, по углу наклона которых были расчитаны значения максимальной сорбции 3,4-ДХА АУ Агросорб, СКТ и РС, которые составили соответственно 583 + 25, 472 ±21 и 364±17 мг/г. Максимальная сорбция 3,4-ДХА углями тесно коррелирует с удельной площадью поверхности углей (1303, 1028 и 610 мг/г соответственно, г=0,99), и объемом микропор (0,58, 0,50 и 0,31 см3/г соответственно, г=0,97)

Десорбционные эксперименты показали, что большая часть 3,4-ДХА (96,2 %. от исходного), обнаруженного в насыщенной почве, сорбированна обратимо и может довольно легко десорбироваться водой (95,2% от исходного) Еще 1% можно десорбировать ацетоном, а остальная часть химиката (3,8% или 80 мг/кг) - связанный гидролизуемый 3,4-ДХА образует с

Основная часть 3,4-ДХА, сорбированного

активированными углями, также находилась _ в обратимо сорбированном состоянии и экстрагировалась органическим растворителем Однако, только около половины обратимо сорбированного химиката (42, 44 и 66% для Агросорба, СКТ и РС соответственно) вымываюсь водой, после чего процесс десорбции сильно замедлялся (рис 3)

Оставшаяся часть химиката легко извлекалась ацетоном Доля вымываемого водой химиката лишь немного превышала относительное гидролизом 3,4-ДХА, сорбированного серой лес- количество суммы макро- и ной почвой и активированными углями 3-х марок

почвой неэкстрагируемые остатки (рис 3)

Почва

х о

вода

ацетон гидролиз

1 и/ 2.3 2.« 2.« '

Угли

1 _ «вода

ацетон

—•— Агросорб 1 ____ г>-Г

----- СКТ г

1 — РС 1.

1 2 3

Объем элюента л

Рис 3 Десорбция водой, ацетоном и щелочным

мезопор в данных углях (35, 29 и 54% для Агросорба, СКТ и РС соответственно). Этот факт косвенно свидетельствует о локализации водоэкстрагируемой фракции сорбированных молекул 3,4-ДХА преимущественно в макро- и мезопорах, а ацетон-экстрагируемой фракции - в . микропорах активированных углей.

Таким образом, сорбционно-десорбционные эксперименты показали, что сорбционная емкость углей более чем на 2 порядка выше сорбционной емкости серой лесной почвы и зависит от площади поверхности АУ и объема его микропор. Уголь с меньшим объемом микропор (РС) обладает более низкой сорбционной емкостью по сравнению с другими углями (СКТ и Агросорбом), но обеспечивает возможность более легкой десорбции 3,4-ДХА, что делает его более предпочтительным для целей сорбционной биоремедиации почвы:'' ^ '

Доступность сорбированного почвой и углями 3,4-ДХА для Р. ¿епЫг'фсапь

Установлено, что сорбция активированным углем может существенно замедлять биодеградацию 3,4-ДХА в культуральной среде Р. ЫепкпАсапз. Однако, несмотря на это, сорбированный углем ксенобиотик также постепенно минерализуется. Для выяснения полноты утилизации 3,4-ДХА, сорбированного почвой и активированными углями были проведены эксперименты с суспензиями сорбентов, предварительно насыщенных химикатом.

Результаты экспериментов по изучению доступности сорбированного почвой 3,4-ДХА для Р. ¿¡епИг'фсапз приведены на рис.4. При инкубировании суспензии серой лесной почвы, содержащей 3,4-ДХА (2400 мг/кг), его исходная концентрация в растворе (50 мг/л) не превышала предельный уровень токсичности для Р. ¿епИпАсаю (150 мг/л), что обеспечивало возможность его биодеградации. Кинетика снижения концентрации химиката и высвобождения хлор-ионов показывает, что минерализация растворенного и обратимо сорбированного почвой 3,4-ДХА протекает с близкими скоростями при небольшом отставании минерализации сорбированного химиката по сравнению с растворенным. Почти полное исчезновение растворенного 3,4-ДХА произошло через 4, а обратимо сорбированного - через 12 суток. К концу инкубирования (72 сут.) в инокулированной почвенной. суспензии. оставалось , незначительное количество экстрагируемого (4 мг/кг или 0,2%) и связанного; гидролизуемого 3,4-ДХА (40 мг/кг или 1,6%). В контрольных неинокулированных образцах дехлорирования химиката не отмечено. Балансовые расчеты, учитывающие

] связанный гидролизуемый 3 4 ДХа]

I | еяггг. экстрагируемый ацетоном 3 4 ДХА1 экстрагируемый водой 3 4 ДХА

Твердая фаза

10 20 30 70

Время инкубирования сутки

сорбированный и минера-чизованный 3,4-ДХА, позволили обнаружить в опытных и контрольных образцах около 85% исходного химиката

В специальном

эксперименте с почвой, отмытой от обратимо сорбированного 3,4-ДХА экстракцией ацетоном была продемонстрирована частичная доступность для Р с!етггфсаю связанного гидролизуемого ксенобиотика Через 24 дня инкубирования содержание в серой лесной почве связанного гидролизуемого 3,4-ДХА снижалось примерно вдвое и далее стабилизировалось на этом уровне

Рис 4 Динамика содержания 3,4-ДХА и высвобождения хлор-ионов в супернатанте и твердой фазе суспензии серой лесной почвы (100 мл) инокулиро-ванной Р бвтШ/сапэ (сплошная линия) в сравнении со стерильным контролем (пунктир)

При инкубировании

суспензии активированного угля (Агросорба), насыщенного 3,4-ДХА с клетками Р ЫетшАсат наблюдалось снижение концентрации 3,4-ДХА в растворе, которая достигала 0,03 мг/л через 3,5 суток после начала эксперимента (рис 5) Почти одновременно со снижением концентрации растворенного химиката происходило исчезновение 3,4-ДХА, экстрагируемого из твердой фазы водой Причем разложение растворенного и водоэкстрагируемого 3,4-ДХА происходило почти с той же скоростью, что и разложение химиката в жидкой культуральной среде Р с1епигфсапз

На следующей стадии начиналось разложение ацетон-экстрагируемого 3,4-ДХА, но протекало оно значительно медленнее по сравнению с растворенным и водоэкстрагируемым ксенобиотиком Через 200 суток в опытных образцах оставалось 1,7% исходного 3,4-ДХА в виде обратимо сорбированной фракции, что соответствует 9,6 мг 3,4-ДХА на 1 г АУ

Супернатант

Твердая фаза

3 I I 4

200

В контрольных не-инокулированных образцах минерализации 3,4-ДХА не наблюдалось

Таким образом, можно заключить, что 3,4-ДХА, обратимо сорбированный почвой и активированными углями в основном доступен микробному разложению Показано, что практически весь обратимо сорбированный и часть связанного гидролизуемого 3,4-ДХА, присутствующего в почве, могут сравнительно быстро утилизироваться микроорганизмами при условии, что исходная концентрация растворенного химиката не превышает предельный уровень токсичности для микроорганизмов-деструкторов Вследствие низкой микробной доступности связанного гидролизуемого 3,4-ДХА его присутствие в небольших концентрациях по окончании биологической очистки почвы, по-видимому, неизбежно

Размеры клеток Р ¿епигфсапь (0,5-1 мкм) позволяют им проникать только в макро- и, возможно, в некоторые мезопоры (>500 нм) активированных углей. Следовательно, утилизация 3,4-ДХА микроорганизмами возможна лишь по мере его десорбции из порового пространства к внешней поверхности угольных частиц, которая происходит вследствие диффузии, обусловленной градиентом концентрации химиката Из-за более высокой энергии сорбции органических молекул внутри микропор активированных углей диффузия этой части химиката, а, счедоиатетьно, и ее разчожение должны быть затруднены Отсюда следует, что скорость микробной утилизации 3,4-ДХА, сорбированного

Время инкубирования сутки

Рис 5 Разложение сорбированного Агросорбом 3 4-ДХАлод действием Р бегчЫюапз (1,3 4) в сравнении с разложением 3 4-ДХА в культураль-нои среде без утя (2) 3,4-ДХА а супернатанте (1 2) и в твердой фазе последовательно экстрагируемый водой (3) и ацетоном (4)

активированным углем сильно зависит от локализации химиката в макро-, мезо-или микропорах и от соотношения объема этих пор в углях.

Результаты экспериментов, проведенные с разными марками углей подтвердили эти предположения. Разложение 3,4-ДХА, сорбированного АУ РС, обладающим относительно небольшим объемом микропор, происходило в несколько раз быстрее, чем разложение 3,4-ДХА, сорбированного СКТ и Агросорбом. Тем не менее, к концу инкубирования (через 200 суток) минерализации подверглось примерно одинаковое количество ксенобиотика, сорбированного углями (81-87% от исходного). Количество оставшегося экстрагируемого 3,4-ДХА во всех этих углях было незначительным: 9,6; 9,0 и 2,8 мг 3,4-ДХА на г сорбента (или 1,7; 1,9 и 0,8% от исходного количества), соответственно для Агросорба, СКТ и РС. Однако, со временем, вероятно, возможна практически полная утилизация ксенобиотика, обратимо сорбированного активированными углями.

г-.-.-- Важно отметить, что утилизация ацетон-экстрагируемой фракции 3,4-ДХА в углях происходит на фоне очень низких концентраций химиката в растворе (0,03 мг/л). То есть микроорганизмы-деструкторы, по-видимому, утилизируют высвобождающийся ксенобиотик у. самой поверхности частиц сорбента, предотвращая таким образом повторное загрязнение среды химикатом.

Практически во всех экспериментах наблюдалось некоторое недооткрывание 3,4-ДХА, соответствующее концентрации 3,4-ДХА в почве - 15 мг/кг, а в угле 12-19 мг/г. Недооткрывание химиката наблюдалось как в инокулированных Р. с1етЫ/1сап$, так и в нейнокулированных суспензиях почвы и углей. По-видимому, недооткрывание 3,4-ДХА можно отнести за счет образования негидролизуемых связей между молекулами химиката и почвенным органическим веществом (Ней, ВаПЪа, 1976), а также каталитического окисления ксенобиотика и полимеризации на поверхности частиц почвы и активированных углей (\ЧсНс е/ о/., 1993; Теявтег ег а1., 1997; УавИуеуа е1 а1., 2001).

МИКРОБНАЯ ТРАНСФОРМАЦИЯ 3,4-ДИХЛОРАНИЛИНА В ПОЧВЕ В ПРИСУТСТВИИ АКТИВИРОВАННОГО УГЛЯ

Влияние активированного угля и Р. ёепИгфсапз на содержание в почве 3,4-ДХА

Для оценки роли активированного угля при микробной ремедиации почвы, сильно загрязненной органическим химикатом, в лабораторных условиях изучено влияние АУ Агросорб на микробное разложение 3,4-дихлоранилина в серой лесной почве (исходная'концентрация 10 г/кг). В трех параллельных экспериментах изучалось разложение 3,4-ДХА при внесении активированного

100

с ю

А Б

С1 • г-

'в

г;'.

Время инкубирования сутки

угля (1,3%) (вариант А), биомассы Р ЛепНгфсат (10 кл/г) (вариант Б) и их комбинации (вариант В) В ходе эксперимента обнаружено, что минерализации подвергается только 3,4-ДЧА в варианте В, о чем свидетельствует высвобождение в почву хлор-ионов (рис 6) В вариантах А и Б хлорида не

обнаружено, а численность Р ¿епПгфсаю в варианте Б через 2 недели эксперимента значительно снизилась, что свидетельствует об ингибировании микроорганизмов высокими концентрациями 3,4-ДХА К концу эксперимента (через 21 сут ) уровень 3,4-ДХА в вариантах А и Б снизился на 15 и 14% соответственно по

сравнению с исходным загрязнением (рис 6) Отсутствие хлор-ионов в этих вариантах исключает минерализацию химиката, а снижение уровня

загрязнения может быть обусловленно каталитическим окислением и полимеризацией 3,4-ДХА в почве В варианте В через 3 недели содержание 3,4-ДХА снизилось на 63%, причем 55% исходного химиката было полностью минерализованно, а 37% оставалось в почве в виде водоэкстрагируемого (1,2%), ацетон-экстрагируемого (33%) и связанного гидролизуемого (2,8%) 3,4-ДХА

Экспериментально показано, что ни микроорганизмы-деструкторы, ни активированный уголь по отдельности не обеспечили очистку почвы от 3,4-ДХА, в то время как комбинированное внесение АУ и Р Лепигфсаю позволило быстро снизить загрязнение почвы, причем, в основном за счет полной минерализации химиката

Рис 6 Содержание 3 4 ДХА в почве (Со=10 г/кг) обработанной АУ Агросорб'О 3%) - (А) Р (ЗеМпПсапз (105 кл/г) -(Б) и АУ Агросорб вместе с Р с¡етМсапз - (В) а также высвобождение хлор-ионов в варианте В

экстрагируемый водой 3 4 ДХА ! экстрагируемый ацетоном 3 4 ДХА «и«м связанный гидролизуемыи 3 4-ДХА

Оценка остаточного загрязнения почвы на месте аварийной утечки пропанида после применения сорбционно-биологического метода очистки

• Для оценки 'длительности сохранения остаточного загрязнения 3,4-ДХА была обследована почва с места аварии по утечке пропанида в Краснодарском крае через 2 года после проведения мероприятий по ее очистке сорбционно-биологическим методом. Результаты обследования представлены в таблице 2. Для полноты картины они даны вместе с предыдущими результатами, получеными Васильевой с соавт. (1994).

Таблица 2. Динамика изменения содержания пропанида и 3,4-ДХА в почве и уровня фитотоксичности после проведения работ по ликвидации последствий аварийной утечки гербицида пропанида в Краснодарском крае _

Время после обработки, мес. Содержание полютантов в почве Суммарная фитомасса, %от контроля

Экстрагируемые ацетоном, мг/кг Сумма' пропанида и 3,4-ДХА, мг/кг Связанный гидролизуемый 3,4-ДХА, мг/кг

3,4-ДХА Анилиды

0 1822±91 8889 ±442 10711 ±533 190 ±9 0

1 350± 18 61 ±4 385 ±22 180± 5

4 200± 11 10±2 210± 13 180±7 15±3

25 • 21 ± I 16 ± 4 37 + 5 184± 2 78 ±4

(25)" (0,8 ±0,1) (0,2 ±0,1) (1,0 ±0,2) (5,5 ±0,2) (100)

*-в эквивалентном пересчете на 3,4-ДХА;

" - в скобках приведены данные для незагрязненного контрольного участка.

' Оказалось, что, несмотря на быстрое разложение основной части пропанида и 3,4-ДХА в течение первых месяцев после обработки, небольшие остатки ксенобиотиков еще долгое время сохранялись в почве. Через 2 года в эпицентре аварии еще обнаруживалось до 21 мг/кг экстрагируемого 3,4-ДХА, 16 мг/кг анилидов 3,4-ДХА и 184 мг/кг связанного гидролизуемого 3,4-ДХА. За это время в почве практически полностью восстановилась суммарная биомасса гетеротрофных микрооганизмов и снизилась фитотоксичность почвы почти до контрольного уровня. В то же время численность микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве сохранялась на уровне 104-105 кл/г, что указывает на продолжающиеся процессы самоочищения почвы на месте аварии. *

Таким образом, применение сорбцнонно-бяологического метода очистки позволило быстро снизить содержание ксенобиотиков в почве, сильно загрязненной пропанидом и его метабоштом 3,4-ДХА. Небольшие остатки химиката, обнаруженого в почве через 2 года после очистки, находились преимущественно в связанном виде и были не токсичны для почвенных микроорганизмов и растений Тем не менее, необходим поиск путей минимизации остаточного загрязнения почвы после проведения сорбционной биоремедиации

Расчет дозы активированного угля, необходимой и достаточной для микробной очистки почвы от органических загрязнителей

Проанализировав механизм сорбционно-биологической очистки почвы, были выявлены параметры, определяющие количество сорбента, необходимое для микробной деструкции загрязнителя Это уровень загрязнения почвы, коэффициент распределения химиката между жидкой и твердой фазами почвы, сорбционная емкость угля и предетьный уровень токсичности ксенобиотика по отношению к утилизирующим его микроорганизмам, при котором возможен рост микроорганизмов-деструкторов Предложено выражение для вычисления дозы АУ, необходимой и достаточной для микробной очистки почвы от высоких концентраций органического химиката

ЛУ-----(%), где

Са - исходный уровень загрязнения почвы, (мг/кг)

Кр - коэффициент распределения в системе почва/вода,

С„-предельный уровень токсичности ксенобиотика, при котором

возможен рост микроорганизмов-деструкторов, (мг/л) а„ - максимальная сорбция химиката данной маркой АУ, (мг/г), IV - влажность почвы (%),

Применение активированных углей разных марок н Р. йепИгфсапь для очистки почвы от 3,4-ДХА

Для проверки соответствия расчетных и экспериментальных данных были проведены модельные эксперименты по влиянию различных доз активированных углей трех марок на микробное разложение 3,4-ДХА в серой лесной почве Для этого, используя предложенный алгоритм, были рассчитаны дозы угля, необходимые и достаточные для очистки серой лесной почвы от 3,4-ДХА при исходной концентрации последнего 5 г/кг. Для Агросорба, СКТ и РС дозы составили соответственно 0,4, 0,5 и 0,6% от массы почвы Почвенные

образцы обработали рассчитанным количеством каждой марки угля, а также параллельно приготовили образцы с дозами 0,1 и 1,0% АУ Агросорба, СКТ и РС. Образцы инокулировали клетками РЛеп'аг'фсат. -

Результаты экспериментов подтвердили наибольшую эффективность очистки почвенных образцов, содержащих рассчитанные дозы АУ (рис.7).

«В

100 80 60 40 20 0 100 80 60 40 20 0 100 80 60 40 20 0

0.1 0,4 1

0,1 0,S 1

0.1 0.6 1

0,1

Агросорб

| | экстрагируемый водой 3,4-ДХА Ш'Л экстрагируемый ацетоном 3,4-ДХА связанный гидролиэуемый 3,4-ДХА

СКТ

0,1

РС

,6 і

0,6

ви

0 20 40 60 80 100 120 140 160 ' Время инкубирования, сутки

Рис.7. Трансформация 3,4-ДХА (Ср= 5 г/кг) в серой лесной почве, обработанной разными дозами активированных углей марок Агросорб, СКТ и РС и бактериями Р. йепіМИсапз (10* клУг). Числа над столбиками соответствуют дозе внесеного угля <%).

В почве, содержащей 0,1% нобой марки угля, микробного разложения 3,4-ДХА не наблюдалось из-за токсичного действия ксенобиотика на микроорганизмы-деструкторы В >тих образцах наблюдаемое снижение концентрации 3,4-ДХА {в среднем на 26% за 2 месяца) не сопровождалось выделением хлор-ионов При этом постоянно нарастало содержание связанного гидролизуемого 3,4-ДХА с 4 до 14% (рис 7)

В образцах, обработанных рассчитанными дозами АУ, а также содержащих 1,0% сорбента, наблюдалось быстрое микробное разложение основной части ксенобиотика За первый месяц инкубирования уровень шгрязнения этих почвенных образцов резко снизился, после чего процесс очищения замедлился Через 2 месяца содержание экстрагируемого 3,4-ДХА в почве в присутствии оптимальных доз Агросорба, СКТ и РС составило 5, 4 и 2% (или 250, 200 и 100 мг/кг) соответственно Дальнейшее уменьшение содержания 3,4-ДХА в почве шю медленно, и через 5,5 месяцев в почве, обработанной РС, оно уменьшилось еще в полтора раза (до 70 мг/кг) Количество минерализованного 3,4-ДХА в образцах с оптимальной дозой АУ колебалось от 65 до 69% от исходного В почве, содержащей 1,0% Агросорба, СКТ или РС, остаточное содержание экстрагируемого 3,4-ДХА через 2 месяца было в 1,5-2 раза выше, чем при оптимальной дозе и достигало соответственно 8. 7 и 3% (или 400, 350 и 150 мг/кг) Количество связанного гидролизуемого 3,4-ДХА во всех образцах, обработанных оптимальной и максимальной дозами АУ составляло 4% (200 мг/кг) от исходного и мало менялось в течение всего времени инкубирования Во всех исследованных образцах балансовые расчеты позволили обнаружить примерно 74% исходного химиката По-видимому, остальная часть химиката подвергалась физико-химическим превращениям в почве и на активированном угле

Таким образом, доказана важность внесения в почву рассчитанного количества сорбента, так как применение больших доз вызывает консервацию дополнитечьной части ксенобиотика в почве из-за ее прочной сорбции активированным углем Для эффективной очистки почвы важную роль играет также правильный выбор марки угля То есть, уголь, характеризующийся большим объемом микропор (Агросорб и СКТ) прочно удерживает большее количество химиката (5 и 4% соответственно), чем уголь с меньшим объемом микропор (РС), удерживающим всего 2% исходного 3,4-ДХА Напротив, доля связанного гидролизуемого 3,4-ДХА, обнаруженного в обработанной оптимальным количеством угля почве после разложения основной части ксенобиотика не зависит от марки и количества угля, что указывает на токализацию данной части химиката исключительно в почвенных частицах Установленная способность Р Лепшфсаю снижать содержание связанного

гидролизуемого 3,4-ДХА в почве указывает на принципиальную доступность микроорганизмам-деструкторам этой части химиката.

Влияние минеральных удобрений и известкования на остаточное загрязнение почвы 3,4-ДХА

Изучено влияние азотного и фосфорного удобрений, а также известкования на возможность десорбции остаточного 3,4-ДХА после проведения сорбционно-биологической очистки сильно загрязненной почвы. Показано, что ни аммиачная селитра, ни однозамещенный фосфат калия, ни известь, внесенные в дозах, превышающих рекомендуемые в несколько раз не вызывают высвобождения сорбированных остатков 3,4-ДХА. Следовательно, изменение агрохимических показателей почвы, подвергнувшейся сорбционно-биологической очистке, не приведет к повторному ее загрязнению в результате высвобождения в почвенный раствор связанных остатков ксенобиотика.

Таким образом, при проведении сорбционной биоремедиации в целях снижения остаточного содержания сорбированного ксенобиотика в почве рекомендуется:

- ' подбирать сорбент, обладающий достаточно высокой сорбционной емкостью . по отношению к загрязнителю и обеспечивающий наибольшую доступность , сорбированного химиката микоорганизмам-деструкторам; расчитывать дозу сорбента, адекватную уровню загрязнения почвы.

ВЫВОДЫ

1. Проведенные исследования установили высокое сродство активированных углей к 3,4-дихлоранилину, которое указывает на возможность их использования для устранения токсичного действия высоких концентраций л химиката на микроорганизмы-деструкторы в почве. Исследованные активированные угли располагаются в следующий ряд по убыванию сорбционной емкости: Агросорб АГ-3>СКТ-бА>РС, которая коррелирует с их удельной площадью поверхности (г=0,99) и объемом микропор (г=0,97).

2. Установлено, что в суспензии насыщенного 3,4-дихлоранилином сорбента Рагасоссив с1ет(п/1сат способны минерализовать большую часть химиката, сорбированного серой лесной почвой (96% за 2,5 месяца) или

' активированными углями (81-87% за 7 месяцев), если его концентрация, в супернатанте не превышает уровень токсичности по отношению к микроорганизмам-деструкторам. Показано, что микроорганизмы-деструкторы утилизируют 3,4-дихлоранилин после его десорбции с активированного угля и скорость данного процесса зависит от структуры и

количества угля Остаточное содержание 3,4-дихлоранилина в активированном угле тем меньше, чем меньше объем его микропор

3 Доказано, что очистка серой лесной почвы, сильно загрязненной 3,4-дихлоранилином (10 г/кг) возможна лишь в результате комбинированного внесения активированного угля и микроорганизмов-деструкторов В результате очистки в табораторных условиях за 4 н едет и минерализовалось 58% исходного химиката, в то время как раздельное внесение угля и Рагасоссш ¿епигфсапх не вызывали разложения 3,4-дихлоранилина

4 Выведено уравнение, позволяющее рассчитать количество активированного угля, необходимое для микробной очистки почвы при аварийном загрязнении токсичным органическим соединением

Показана максимальная >ффективность рассчитанных доз сорбента внесение в серую лесную почву, загрязненную 3,4-дихлоранилином (5 г/кг) 0,4% Агросорба, 0,5% СКТ или 0,6% РС совместно с Рагасоссш Ыетйгфсапз в лабораторных условиях позволило снизить уровень загрязнения на 95-98% 1а 2 месяца Применение активированного угля с меньшим объемом микропор (РС), оказалось наиболее рациональным, т к привело к двухкратному снижению остаточного загрязнения почвы 3,4-дихлоранилином по сравнению с другими марками углей (Агросорбом и СКТ)

5 Показано, что изменение агрохимических показателей почвы, обусловленное внесением азотного (16-64 мг N/100 г почвы), чибо фосфорного (8-32 мг Р/100 г) удобрений, либо извести (150-1200 мг/100 г) не вызывало высвобождения в почвенный раствор связанных углем и почвой остатков 3,4-дихлоранилина

6 Установлено, что остаточное загрязнение почвы 3,4-дихторанилином практически не оказывает токсичного действия на растения и почвенные микроорганизмы, на что указывает анализ почвы с места аварии по утечке пропанида в Краснодарском крае (исходное загрязнение до 15000 мг/кг), проведенный через 2 года после сорбционно-биологической очистки почвы

Материалы диссертации опубликованы в работах:

1 Васильева Г К, Суровцева Э Г, Иванникова Л А, Бахаева Л П Многолетняя динамика утилизирующих хлоранилины бактерий посте внесения в серую лесную почву//Микробиология 1996 Т 65 N4 С 554-559

2 Бахаева Л П Сорбция 3,4-дих юранилина различными активированными углями и микробная деградация сорбированного ксенобиотика Тезисы II конференции молодых ученых Пущино, 23-25 Апреля 1997 С 161-162

3. Бахаева Л.П. Влияние ■ дозы активированного угля - на микробную ремедиацию почвы, сильно загрязненную хлоранилинами. Тезисы ' II конференции молодых ученых. Пущино, 23-25 Апреля 1997. С.162-163. .

4. Бахаева Л.П. Роль сорбции в процессах детоксикации и ремедиации загрязненных почв. В кн.: "Тяжелые металлы в окружающей среде". Материалы международного симпозиума Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН. 1997. С.186-193.

5. Васильева Г.К., Креславский В.Д., Бахаева Л.П., Суровцева Э.Г. Использование активированного угля для биологической очистки почв, загрязненных органическими химикатами. В сб.: "Проблемы медицинской и экологической биотехнологии". Труды науч. конф. Оболенск. Московская обл. 14-15 дек. 1999.

6. Васильева Г.К., Креславский В.Д., Бахаева Л.П., Суровцева Э.Г. Использование активированного угля для биологической очистки почв, загрязненных органическими химикатами. В сб.: "Проблемы медицинской и экологической биотехнологии". Тез. конф. Оболенск. Московская обл. 14-15 дек. 1999. С. 161.

7. Бахаева Л.П., Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Мухин В.М. Микробное разложение 3,4-дихлоранилина, сорбированного активированным углем.// Микробиология. 2001. Т.70. N3. С.277-284.

8. Vasilyeva, G.K., L.P..Bakhaeva, E.G. Surovtseva. Experience of soil adsorptive bioremediation in situ after accidental spill of propanil in Krasnodar region of Russia.// Land Contamination and Reclamation. 1996. V.4. N4. P.263-268.

9. Vasilyeva G.K., E.G. Surovtseva, L.P. Bakhaeva. Use of microorganisms mixed with a sorbent for bioremediation of soil polluted with chloroanilines. Abstracts of the 96th Meeting of American Society for Microbiology. New Orleans, USA, 18-23 May 1996.

10. Bakhaeva L.P., Vasilyeva G.K., Bashkin V.N., Surovtseva E.G. Bioremediation technology for soil purification from toxic organic pollutants. Abstracts of the Ecological Summit'96. Copenhagen, Denmark, 19-23 August 1996.

11. Vasilyeva G.K., Kreslavski V.D., Bakhaeva L.P., Surovtseva E.G., Shea P. Adsorbent provides effective in situ soil bioremediation. Abstr. of Int. Symp. «Biotechnology - 99». Pushchino, 28-30 Sept. 1999.

12.Bakhaeva L.P., Vasilyeva G.K., Strijakova E.R., Shea P.J. Accelerated biodégradation of organic pollutants in soil at presence of natural adsorbents. Abstr. of Int. Symp. MSU. Moscow, 27-30 August 2001. P.45.

13.Vasilyeva G.K., Bakhaeva L.P., Strijakova E.R., Shea P.J. Accelerated biodégradation of organic pollutants in soil at presence of natural adsorbents. Abstr. of Int. Symp. Organic Soil Contaminants. Copenhagen, Denmark, 1-5 Sept. 2001. P.24.

Обі ем /,25* fí. fí

Зак SS

Тираж/£?¿) экз

* AHO «Издательство МСХА» 127550, Москва, ул Тимирязевская, 44

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Бахаева, Людмила Петровна

ВВЕДЕНИЕ.

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ.

1. Трансформация хлоранилинов в почве.

1.1. Распределение между твердой, жидкой и газообразной фазами.

1.2. Химическая трансформация.

1.3. Трансформация под действием микроорганизмов и экзоферментов.

1.3.1. Ацилирование.

1.3.2. Окисление.

1.3.3. Восстановительное дехлорирование.

1.3.4. Полная биодеградация.

1.4. Биодоступность хлоранилинов в почве.

1.5. Персистентность хлоранилинов в почве.

2. Биоремедиация почв, загрязненных органическими химикатами.

2.1. Активизация аборигенных микроорганизмов-деструкторов химикатов в почве.

2.2. Интродукция культур микроорганизмов-деструкторов органических соединений в почву.

2.3. Причины неудачного применения микроорганизмов для очистки загрязненной почвы.

3. Применение активированных углей для детоксикации загрязненной почвы.

3.1. Структура и химические свойства активированных углей.

3.2. Сорбция органических соединений активированными углями.

3.3. Использование активированных углей в технологиях очистки загрязненной почвы.

4. Влияние сорбции на биодеградацию органических химикатов.

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ.

1. Объекты и методы исследований.

1.1. Краткая физико-химическая, эколого-агрохимическая и токсико-гигиеническая характеристика 3,4-дихлоранилина.

1.2. Характеристика типов почв и активированных углей, использованных в экспериментах.

1.3. Характеристика использованных микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов.

1.4. Определение 3,4-дихлоранилина в жидких средах фотоколориметрическим методом.

1.5. Определение 3,4-дихлоранилина в растворе методом газожидкостной хроматографии.

1.6. Определение степени дехлорирования 3,4-дихлоранилина потенциометрическим методом.-.

2. Техника эксперимента.

2.1. Изучение микробной доступности 3,4-дихлоранилина, сорбированного почвой и активированным углем.

2.1.1. Изотермы сорбции 3,4-дихлоранилина.

2.1.2. Насыщение серой лесной почвы и активированного угля 3,4-дихл оранилином.

2.1.3. Десорбция 3,4-дихлоранилина.

2.1.4. Микробное разложение 3,4-дихлоранилина в растворе в отсутствие и в присутствии активированного угля.

2.1.5. Доступность сорбированного 3,4-дихлоранилина Рагасоссш йетМАсат.

2.2. Изучение микробной трансформации 3,4-дихлоранилина в почве в присутствии активированного угля.

2.2.1. Влияние активированного угля "Агросорб" и Рагасосст с1епипАсат на содержание 3,4-дихлоранилина в почве.

2.2.2. Анализ почвы после применения метода сорбционно-биологической очистки на месте аварии по утечке пропанида в Краснодарском крае.

2.2.3. Влияние разных доз активированных углей на разложение в почве 3,4-дихлоранилина в присутствии Рагасосст с1епИгфсат.

2.2.4. Влияние Рагасосст (НетМфсат на содержание в почве связанного гидролизуемого 3,4-дихлоранилина.

2.2.5. Влияние минеральных удобрений и извести на остаточное загрязнение почвы 3,4-дихлоранилином.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ.

1. Влияние сорбции на микробную деградацию 3,4-дихлоранилина.

1.1. Сорбция 3,4-дихлоранилина серой лесной почвой, цеолитом и активированными углями.

1.2. Десорбция 3,4-дихлоранилина.

1.3. Влияние активированного угля на микробное разложение 3,4-дихлоранилина в растворе.

1.4. Доступность сорбированного 3,4-дихлоранилина Рагасосст (¿епип/гсат.

2. Микробная трансформация 3,4-дихлоранилина в почве в присутствии активированного угля.

2.1. Влияние активированного угля "Агросорб" и Рагасосст <ЗепиИ/гсат на содержание в почве 3,4-дихлоранилина (Со=ТО г/кг).

2.2. Оценка остаточного загрязнения территории на месте аварийной утечки пропанида после применения сорбционно-биологического метода очистки почвы.

2.3. Влияние дозы активированного угля "СКТ" на деградацию в почве 3,4-дихлоранилина (Со=6,25 г/кг) в присутствии Paracoccus denitrificans.

2.4. Расчет дозы активированного угля, необходимой и достаточной для микробной очистки почвы от органических загрязнителей.

2.5. Применение активированных углей разных марок и Paracoccus denitrificans для очистки почвы от 3,4-дихлоранилина (С0=5 г/кг).

2.6. Влияние Paracoccus denitrificans на содержание в почве связанного гидролизуемого 3,4-дихлоранилина.

2.7. Влияние агрохимических факторов на остаточное загрязнение почвы 3,4-дихлоранилином.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином"

Многолетнее использование пестицидов на огромных сельскохозяйственных и лесных территориях, часто с применением авиации привело к масштабному загрязнению окружающей среды. Более того, молекулы ядохимикатов (особенно это относится к стойким соединениям) включаются в природные процессы миграции и круговорота веществ и разносятся вместе с атмосферными потоками на большие расстояния. Но самое главное - они включаются в пищевые цепочки: из почвы попадают в воды и растения, затем в организмы животных и птиц, а в конечном счете - с пищей и водой - в организм человека. И на каждом этапе миграции они наносят вред и ущерб. Неблагоприятное воздействие пестицидов на отдельные популяции выражается в уничтожении полезных организмов (главным образом насекомых-опылителей и энтомофагов) и, следовательно, в нарушении стабильности экосистемы с последующим размножением нежелательных для человека видов.

Не вызывает сомнения то, что повышение культуры земледелия, улучшение технологии внесения пестицидов, ограничение их применения в районах, близко прилегающих к водоемам, строгая дозировка при внесении в почву, а также использование малоустойчивых соединений могут в значительной степени снизить их негативное воздействие.

Однако, многолетнее применение пестицидов в растениеводстве, а также потери при производстве, транспортировке и хранении могут привести в превышению критических нагрузок органических химикатов в почве. Все это указывает на необходимость разработки методов очистки почв, подвергшихся хроническому или аварийному загрязнению и совершенствования уже имеющихся технологий.

При длительном применении и накапливании одного и того же органического пестицида в почве избирательно концентрируется 7 микрофлора, способная утилизировать его. Использование биологических процессов для разрушения химикатов лежит в основе метода биоремедиации, который получает все более широкое распространение для очистки почв, загрязненных органическими ксенобиотиками. Однако, высокие концентрации химиката, губительные для микроорганизмов-деструкторов являются одним из ограничений применения данного метода. Для решения данной проблемы полезным может оказаться применение сорбента, обеспечивающего быструю локализацию загрязнения и микроорганизмов-деструкторов, способных осуществить последующую ремедиацию загрязненной территории. Данный подход был успешно применен в 1992 году для очистки почвы от пропанида и его метаболита 3,4-дихлоранилина (3,4-ДХА) после аварийной утечки 17 тонн гербицида.

Цель настоящей работы заключалась в разработке принципов совместного использования сорбентов и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, сильно загрязненной органическим химикатом (в частности 3,4-дихлоранилином) и установлении параметров, обеспечивающих наиболее эффективную очистку.

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

Заключение Диссертация по теме "Экология", Бахаева, Людмила Петровна

ВЫВОДЫ

Исследованные активированные угли располагаются в следующий ряд по убыванию сорбционной емкости: "Агросорб" АГ-3>"СКТ"-6А>"РС", которая коррелирует с их удельной площадью поверхности (г=0,99) и объемом микропор (г=0,97).

2. Установлено, что в суспензии насыщенного 3,4-дихлоранилином сорбента Рагасосст (НепЫпАсат способны минерализовать большую часть химиката, сорбированного серой лесной почвой (96% за 2,5 месяца) или активированными углями (81-87% за 7 месяцев), если его концентрация в супернатанте не превышает уровень токсичности по отношению к микроорганизмам-деструкторам. Показано, что микроорганизмы-деструкторы утилизируют 3,4-дихлоранилин после его десорбции с активированного угля и скорость данного процесса зависит от структуры и количества угля. Остаточное содержание 3,4-дихлоранилина в активированном угле тем меньше, чем меньше объем его микропор.

3. Доказано, что очистка серой лесной почвы, сильно загрязненной 3,4-дихлоранилином (10 г/кг) возможна лишь в результате комбинированного внесения активированного угля и микроорганизмов-деструкторов. В результате очистки в лабораторных условиях за 4 недели минерализовалось 58%) исходного химиката, в то время как раздельное внесение угля и Рагасоссия (¡епИп^1сат не вызывали разложения 3,4-дихлоранилина.

4. Выведено уравнение, позволяющее расчитать количество активированного угля, необходимое для микробной очистки почвы при аварийном загрязнении токсичным органическим соединением.

Показана максимальная эффективность рассчитанных доз сорбента: внесение в серую лесную почву, загрязненную 3,4-дихлоранилином (5 г/кг) 0,4% Агросорба; 0,5% СКТ или 0,6% РС совместно с Рагасосст (ЯетМ/гсат в лабораторных условиях позволило снизить уровень загрязнения на 95-98% за 2 месяца. Применение активированного угля с меньшим объемом микропор (РС), оказалось наиболее рациональным, т.к. привело к двухкратному снижению остаточного загрязнения почвы 3,4-дихлоранилином по сравнению с другими марками углей (Агросорбом и СКТ).

5. Показано, что изменение агрохимических показателей почвы, обусловленное внесением азотного (16-64 мг N/100 г почвы), либо фосфорного (8-32 мг Р/100 г) удобрений, либо извести (150-1200 мг/100 г) не вызывало высвобождения в почвенный раствор связанных углем и почвой остатков 3,4-дихлоранилина.

6. Установлено, что остаточное загрязнение почвы 3,4-дихлоранилином практически не оказывает токсичного действия на растения и почвенные микроорганизмы, на что указывает анализ почвы с места аварии по утечке пропанида в Краснодарском крае (исходное загрязнение до 15000 мг/кг), проведенный через 2 года после сорбционно-биологической очистки почвы.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Аварийная утечка 17 тонн пропанида в Краснодарском крае в 1992 году вызвала необходимость разработки методов для ее ликвидации. Поскольку пропанид, довольно быстро разлагаясь в почве, образует устойчивое соединение 3,4-ДХА, возникла опасность загрязнения обширной территории этим ксенобиотиком. К тому времени было известно 3 бактериальных штамма, способных утилизировать 3,4-ДХА, но основная сложность их использования для очистки почвы заключалась в очень высоких концентрациях ксенобиотика в почвенном растворе, которая губительно действовала на микробные сообщества. Для снижения концентрации 3,4-ДХА в почвенном растворе ранее было предложено вместе с микроорганизмами-деструкторами вносить в почву активированный уголь, который, сорбируя значительную часть химиката, способствовал созданию оптимальных условий для жизнедеятельности микроорганизмов. Однако применение такого высокоактивного сорбента, как активированный уголь могло привести к длительному сохранению сорбированных ксенобиотиков в почве. Кроме того, из литературы известно, что почва обладает высокой сорбционной способностью по отношению к хлоранилинам и, попадая в неё, значительная часть этих соединений связывается почвенным органическим веществом. Все это побудило нас к исследованию сорбции 3,4-ДХА почвой и активированным углем, доступности сорбированного ксенобиотика микроорганизмам-деструкторам, а также к изучению влияния различных факторов (свойств и количества активированного угля, микроорганизмов-деструкторов и агрохимических факторов) на трансформацию 3,4-ДХА в почве.

Сорбционные эксперименты показали, что серая лесная почва способна сорбировать 3,4-ДХА, незначительно снижая его концентрацию в растворе, причем изотерма сорбции линейна и может быть описана уравнением

Фрейндлиха. Большая часть 3,4-ДХА после максимального насыщения почвы находится в обратимо сорбированном состоянии и почти полностью может десорбироваться водой. Остальные 3,8% сорбированного почвой 3,4-ДХА образуют неэкстрагируемые остатки, которые удается извлечь только в результате щелочного гидролиза. Кроме того, согласно литературным данным, такое же количество 3,4-ДХА, по-видимому, связывается с почвой негидролизеумыми связями (Hsu, Bartha, 1973).

Способность цеолита сорбировать 3,4-ДХА оказалась очень низкой, что исключило его использование в дальнейших экспериментах.

Активированные угли показали замечательную сорбционную способностью по отношению к 3,4-ДХА, которая оказалась в среднем на 2 порядка выше, чем у почвы. Разница в сорбционных ёмкостях трех марок углей обусловлена, вероятно, в большей степени различием их- удельных площадей поверхности и объемов мезо- и микропор. От половины до двух третей (в зависимости от марки угля) сорбированного 3,4-ДХА после полного насыщения активированных углей довольно легко вымывается водой, после чего процесс десорбции значительно замедляется и остальную часть химиката удается извлечь ацетоном. Причем, наиболее легко десорбируется 3,4-ДХА, сорбированный АУ "PC", что обусловлено большим объемом макро- и мезопор (и соответственно меньшим объемом микропор) в данной марке угля по сравнению с двумя остальными. Этот факт косвенно свидетельствует о локализации водоэкстрагируемой фракции сорбированных молекул 3,4-ДХА преимущественно в макро- и мезопорах, а ацетон-экстрагируемой фракции - в микропорах.

Таким образом, сорбционно-десорбционные эксперименты показали, что практически весь изначально сорбированный серой лесной почвой или активированными углями 3,4-ДХА можно извлечь из фазы сорбента элюированием водой, ацетоном либо в результате щелочного гидролиза. Причем, энергия сорбции разных частей 3,4-ДХА различна и зависит от локализации химиката в фазе сорбента (макро-, мезо- или микропоры АУ; поверхность или более глубокие части почвенных частиц), а также от характера взаимодействия химиката с сорбентом (ван-дер-ваальсово взаимодействие, гидрофобные либо химические связи). То есть, уголь с меньшим объемом микропор ("РС") обладает более низкой сорбционной ёмкостью по сравнению с "Агросорбом" и "СКТ", но обеспечивает более легкую десорбцию химиката.

Установлено, что сорбция активированным углем может существенно замедлять биодеградацию 3,4-ДХА в среде, и степень замедления сильно зависит от дозы внесенного сорбента. Тем не менне, обратимо сорбированный почвой и активированными углями 3,4-ДХА, в основном доступен микробному разложению. Показано, что практически весь обратимо сорбированный и часть связанного гидролизуемого 3,4-ДХА, присутствующего в почве, могут сравнительно быстро утилизироваться микроорганизмами при условии, что исходная концентрация растворенного химиката не превышает предельный уровень токсичности для микроорганизмов-деструкторов. Вследствие низкой микробной доступности связанного гидролизуемого 3,4-ДХА его присутствие в небольших концентрациях по окончании биологической очистки почвы, по-видимому, неизбежно.

Сопоставление сравнительных величин диаметров пор активированных углей, бактериальных клеток и молекул 3,4-ДХА (табл. 7) указывает на способность бактерий проникать только в макро-поры, а следовательно для утилизации 3,4-ДХА микроорганизмами необходима его десорбция из порового пространства к внешней поверхности угольных частиц, которая происходит вследствие диффузии, обусловленной градиентом концентрации химиката. Из-за более высокой энергии сорбции органических молекул внутри микропор активированных углей скорость диффузии этой части химиката, а следовательно и ее разложение, должны быть замедлены. Отсюда следует, что скорость микробной утилизации 3,4-ДХА, сорбированного активированным углем, сильно зависит от локализации химиката в макро-, мезо- или микропорах и от соотношения объема этих пор в углях.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Бахаева, Людмила Петровна, Москва

1. Адсорбция органических веществ из воды./ Под ред. Когановского A.M. Л.: "Химия". 1990. 256 с.

2. Ананьева Н.Д., Галиулин Р.В. Влияние 3,4-дихлоранилина на содержание сапрофитных бактерий в серой лесной почве.// Химия в с.х. 1980. N2. С.56-57.

3. Андресон Р.К., Багаутдинов Ф.Я., Бойко Т.Ф., Даниленко JI.A., Хазиев Ф.Х. Использование микробиологического метода для очистки нефтезагрязненных почв. Тезисы докладов конф. «Интродукция микроорганизмов в окружающую среду». М. 1994. С. 10.

4. Борзенков B.J1. Микробиологические способы очистки почвы, загрязненной нефтью. Тезисы докладов конф. «Интродукция микроорганизмов в окружающую среду». М. 1994. С. 17.

5. Васильева Т.К., Киселев Г.Г. Определение дехлорирования пестицидов для оценки их биодеградации в воде и почве. Методические рекомендации. ОНТИНЦБИ: Пущино. 1982.14 с.

6. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Ивойлов В.Т. Приживаемость в почве штамма Pseudomonas diminuta ИНМИ КС-7, утилизирующего хлоранилины.//Микробиология 1990. Т.59. Вып.З. С.482-490.

7. Васильева Т.К., Суровцева Э.Г., Белоусов В.В. Разработка микробиологического способа для очистки почвы от загрязненияпропанидом и 3,4-дихлоранилином.// Микробиология. 1994. Т.63. N1. С. 129-144.

8. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Глаголев М.В., Семенюк H.H., Паников Н.С. Метод определения численности микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве по периоду полуразложения субстрата.// Микробиология. 1995. Т.64. N.4. С.

9. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Иванникова JI.A., Бахаева Л.П. Многолетняя динамика утилизирующих хлоранилины бактерий после внесения в серую лесную почву.// Микробиология. 1996. Т.65. N4. С.554-559.

10. Галиулин Р.В., Соколов М.С., Рыжая М.А. Стандартизация условий для исследования разложения в почве гербицидов и их метаболитов.// Агрохимия. 1977. N 1. С. 118-123.

11. Галиулин Р.В., Соколов М.С., Пачепский Я.А., Рыжая М.А. Действие некоторых экофакторов на разложение в почве пропанида, линурона и продукта их трансформации 3,4-дихлоранилина. Изв. АНСССР (сер. Биология). 1978. N 5. С. 683-699.

12. Галиулин Р.В., Соколов М.С., Сухопарова В.П., Золотарева Б.Н. Разложение линурона, монолинурона и их производных в различных типах почв в зависимости от температурных условий.// Агрохимия. 1979. N6. С.109-116.

13. Грызлова Г.К. Фотохимическое разложение некоторых гербицидов.// Химия в с.х. 1976. N 9. С.62-65.

14. Гузев В.Т., Кураков A.B., Бондаренко Н.Г., Мирчинк Т.Г. Действие извести и минеральных удобрений на микробную систему дерново-подзолистой почвы.//Микробиология. 1984. Т.53. N 4. С.669.

15. Гусева Л.Г., Бат И.И., Овчинников Р.Н., Знаменская М.А. Термическая стойкость м- и п-хлоранилинов и 3,4-дихлоранилина. В кн.: труды Гос. Инст. Прикладной химии. Л.: 1969. N 62. С.139-143.

16. Дубоносов В.Т., Белоусов B.C., Шмелев С.И. Рекомендации по применению активных углей для детоксикации почв, загрязненных остатками пестицидов. Краснодар. 1990. 12 с.

17. Ивашина С.А. Микробиологическая трансформация метилнитрофоса в почве. Бюл. ВНИИСХМБ. 1987. N 46. С. 15-17.

18. Карасевич Ю.Н. Основы селекции микроорганизмов, утилизирующих органические соединения. М.: Наука. 1982. 142 с.

19. Кельцев Н.В. Основы адсорбционной техники. М.: "Химия". 1984. 591 с.

20. Кинг X, Бадер X. Активные угли и их применение. Д.: «Химия». 1984. 210 с.

21. Кныр Л.Л., Соколов М.С., Перфилова Н.В., Сухопарова В.П. Методы определения пропанида, линурона и 3,4-дихлоранилина в воде, почве и донных отложениях.// Химия в сельском хозяйстве. 1976. N 9. С. 65-68.

22. Когановский С.А., Левченко Т.М., Кириченко В.А. Адсорбция растворенных веществ. Киев: «Наукова Думка». 1977. 222 с.

23. Колышкин Д.А., Михайлова К.К. Активные угли. Справочник. Л.: «Химия». 1972. С. 5-7.

24. Кодрашов В.А. Токсикология хлоранилинов и амина. Труды Гос. Инст. прикладной химии. Л.: «Химия». 1964. Т. 62. С. 150.

25. Лысак Л.В., Лалыгина Е.В. Интродукция микроорганизмов-деструкторов углеводородов в почву загрязненную нефтью. Тезисы докладов конф. «Интродукция микроорганизмов в окружающую среду». М. 1994. С. 32.

26. Мухин В.М., Дубоносов В.Т., Шмелев С.И. Применение активных углей для детоксикции почв, загрязненных остатками пестицидов.// Росс. хим. журн. 1995. N6. С. 135-138.

27. Пашин Ю.В., Казаченко В.И., Зацеликов Т.А., Бахитова Л.М. Химические мутации окружающей среды. М.: «Наука». 1983. 138 с.

28. Пилыцикова H.A. Использование активированных углей, отработанных в промышленности, для детоксикации почв, загрязненных гербицидами. Автореферат канд. дисс. 1993. 21 с.

29. Поляков Н.С., Петухова Г.А. Современное состояние теории объемного заполнения микропор.// Журн. ВХО им. Д.И. Менделеева. 1995. Т.39. N6. С.7-14.

30. Понизишвили К.П., Кубинидзе Н.Д. Использование углеводородокисляюгцих бактерий для окультуривания почвы, загрязненной нефтью. Бюл. ВНИИСХМБ. 1987. N 46. С. 28-30.

31. Соколов М.С., Олейников P.P. Пути предотвращения загрязнения почвы остатками пестицидов. М.: ВНИИТЭИСХ. 1976. 51с.

32. Соколов М.С., Кныр JI.JI., Чубенко А.П. Гербициды в рисоводстве. М. : «Наука». 1977. 142 с.

33. Спиридонов Ю.Л., Шестаков В.Т., Матвеев Ю.М., Бондарев B.C., Спиридонова Т.С. Влияние удобрений на уровень гербицидной активности пиклорана и его устойчивость в почве.// Агрохимия. 1982. N 2. С. 100-105.

34. Справочник химика. М. 1963. 2-ое изд. Т.З.

35. Суровцева Э.Г., Васильева Г.К., Баскунов Б.П., Волнова А.И. Разложение 3,4-дихлоранилина Alcaligenes faecalis.ll Микробиология. 1981. Т.50 N4. С.740-743.

36. Суровцева Э.Г., Ивойлов B.C., Карасевич Ю.Н. и Васильева Т.К. Хлоранилины как источник углерода, азота и энергии для Pseudomonas diminuta.ll Микробиология. 1985. Т.54. С.948-952.

37. Суровцева Э.Г., Ивойлов B.C., Васильева Г.К., Беляев В.Н., Разложение хлоранилинов некоторыми представителями родов Aquaspiriílum и Paracoccus.il Микробиология. 1996. Т.65. N5. С. 563-638.

38. Ткачев П.Г. Гигиенические характеристики анилина, содержащегося в атмосферном воздухе. В сб-ке: Предельно допустимые концентрации атмосферных загрязнений. 1964. N 8. С.41-54.

39. Фокина В.Д. Способы разложения остатков пестицидов.// Защита растений. 1987. N3. С. 59.

40. Фунтикова Н.С., Суровцева Э.Г. Адсорбция гербицидов производных фенилмочевины и хлорзамещенных анилинов микроорганизмами.// Микробиология. 1979. Т. 48. Вып. 6. С. 1068.

41. Шмелев С.И., Зыкова Г.П., Белоусов B.C. Деструкция хлорсульфурона, адсорбированного активированным углем (АУ). В кн.: Мониторинг загрязнения почв ксенобиотиками и адсорбционные методы детоксикации. Краснодар. 1993. С.99-100.

42. Асеа М., Moore C.R., Alexander M. Survival and growth of bacteria introduced into soil.// Soil Biol. Biochem. 1988. V.20. P.509-515.

43. Alexander M. Biodegradation and bioremediation. San Diego: "Academic Press". 1994. 302 p.

44. Alexander M. How Toxic are toxic chemicals in soil.// Env. Sei. Technol. 1995. V.29. P.2713-2717.

45. Anagnostopoulus E., Scheunert I., Klein W., Korte F. Contribution of p-chloroaniline-14C in green algae and water.// Chemosphere. 1978. V.7 N4. P.351-357.

46. Annadurai G., Babu S.R., Mahesh K.P.O., Murugesan T. Adsorption and biodegradation of phenol by chitosan-immobilized Pseudomonas putida (NICM 2174).// Bioprocess Eng. 2000.V 22. N 6. P 493-501.

47. Atlas R.M., Busdosh M. In .-"Proceedings of the Third International Biodégradation Symposium. 1976. P. 79-85.

48. Attaway H.H., Camper N.D., Paynter M.J. Anaerobic microbial degradation of diuron by pond sediment.// Pesticide Biochemistry and Physiology. 1982. V.17. N1. P.96-101.

49. Audus L.J. The biological detoxication of hormone herbicides in soil.// Plant Soil. 1951. N3. P.170-192.

50. Bansal R.Ch., Donnet J.-B., Stoeckli F. Active carbon. N.Y.: "Basel". 1988. 500 p.

51. Barles R.W., Danghton C.G., Hrich D.P.H. Accelerated parathion degradation in soil inoculated with acclimated bacteria under field conditions.// Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1979. V 8. P. 647-660.

52. Bartha R., Pramer D. Pesticide transformation to aniline and azo compaunds in soil.// Science. 1967. V. 156. P. 1617-1618.

53. Bartha R. Biochemical transformation of anilide herbicides in soil.// J. Agr. Food Chem. 1968. V.16. N4. P.602-604.

54. Bartha R., Pramer D. Transformation of the herbicide methyl-N-(3,4-dichlorophenil)-carbamate (swep) in soil.// Bull. Environ. Contam. Toxicol. 1969. V.4. P.240-245.

55. Bartha R. Fate of herbicide-derived chloranilines in soil.// J. Agr. Food Chem. 1971. V. 19. P. 385-387.

56. Bollag J.M., Russel S. Aerobic versus anaerobic metabolism of galogenated anilines by a Paracoccus sp.// Microbial Ecilogy. 1976. V.3. N1. P. 65-73.

57. Bordeleau L.M., Bartha R. Biochemical transformation of herbicide-derived anilines in culture medium and in soil.// Can. J. Microbiol. 1972a. V.18. N12. P.1857-1864.

58. Bordeleau L.M., Bartha R. Biochemical transformation of herbicide-derived anilines. Purification and characterization of causative enzymes/// Can. J. Microbiol. 1972b. V.18. N12. P. 1865-1871.

59. Bordeleau L.M., Rosen I.D., Bartha R. Herbicide-derived chloroazobenzene residues: parthways of formation.// J. Agr. Food Chem. 1972. V.20. N3. P.573-578.

60. Briggs G.G., Ogilive S.Y. Metabolism of 3-chloro-4-metthoxyaniline and some N-acylderivatives in soil.// Pest. Sci. 1971. V.2. N4. P. 165-168.

61. Briggs G.G., Walker N. Microbial metabolism of 4-chloroaniline.// Soil Biol. Biochem. 1973. V.5. N5. P.695-697.

62. Brodie B.B. Pathways of drug metabolism.// J. Pharm. And Pharmacol. 1956. V.8. N1. P.l-17.

63. Brunner W., Sutherland F.H., Focht D.D. Enhanced biodégradation of polychlorinated byphenils in soil by analogous enrichment and bacterial inoculation.// J. Environ. Qual. 1985. N14. P.324-328.

64. Burge W.D. Microbial population hydrilyzing propanil and accumulation of 3,4-dichloroaniline and 3,4,3,4-tetrachloroazobenzene in soils.// Soil Biol. Biochem. 1972. V. 4. N4. P.379-386

65. Burge W.D., Cross L.E. Determination of IPC, CI PC , propanil and some metabolites of these pesticides in soil incubation studies.// Soil Science. 1972. V. 114. N6. P.440-443.

66. Calderbank A. The occurence and significance of bound pesticide residues in soil.//Rev. Environ. Contam. and Toxicol. 1989. V. 108. P.71-103.

67. Capriel P., Haisch A., Kahn S.U. Distribution and nature of bound (nonextractable) residues of atrazine in a mineral soil nine years after herbicide application.// J. Agric. Food Chem. 1985. V. 33. P. 567-569.

68. Chatterjie D.K., Kibbane J.J., Chakrabarty A.M. Biodégradation of 2,4,5-trichlorophenoxyacetic acid in soil by a pure culture of Ps. cepacia.// Appl. Environ. Microbiol. 1982. V. 44. P.514-516.

69. Chisaka H., Kearney P.C. Metabolism of propanil in soils.// J. Agr. Food Chem. 1970. V. 18. P. 854-858.

70. Clark C.G., Wright S J.L. Detoxication of isopropyl N phenylcarbamate (IPC) and isopropyl N-3-chlorphenylcarbamate C1PC) in soil and isolation of IPC-metaboliyzing bacteria.// Soil Biol. Biochem. 1970. V. 2. P. 19-26.

71. Coley G., Stutz C.N. Parathion waste treatment and other organics.// J. Water Pollut. Control Fed. 1966. V. 38. P. 1345-1349.

72. Crowford R.L., Mohn W.W. Microbial removal of PCP fromv soil using Flavobacterium.il Enzyme and microbial technology. 1985. V. 7. N 12. P. 617-620.

73. Daughton C.G., Hsick D.P. Accelerated parathion degradation in soil by inoculation with parathion-utilizing bacteria.// Bull. Environ. Contam and Toxicol. 1977. V. 18. N 1. P. 48-56.

74. Dec J., Bollag J.-M. Microbial release and degradation of catechol and chlorophenols bound to synthetic humic acid.// Soil Sci. Soc. Am. J. 1988. V. 52. P. 1366-1371.

75. Edgehill R.U., Finn R.K. Microbial treatment of soil to remove pentachlorphenol.// Appl. Environ. Microbiol. 1983. V. 45. N. 3. P. 11221125.

76. Edmonds R.L.// Appl. Environ. Microbiol. 1976. V.32. P.537-546.

77. Electer C.L., Kaufman D.D. Hydroxylation of monochloroaniline pesticide residues by Fusarium oxysporum// J/ Agr. Food Chem. 1979. V.27. N5. P.1127-1130

78. Gannon J.T., Mingelgrin U., Alexander M., Wagenet R.J.// Soil Biol. Biochem. 1991. V.23. P.l 155-1160.

79. Goldstein R.M., Malory L.M., Alexander M. Reasons for possible failure of inoculation to enhance biodégradation.// Appl. Environ. Microbiol. 1985. V. 50. P. 977-983.

80. Guerin W.F., Boyd S.A. Bioavailability of naphthalene associated with natural and synthetic sorbents.// Water Res. 1997.V 31. N 6. P. 1504-1512.

81. Guo L., Jury W.A., Wagenet R.J., Flury M. Dependence of pesticide degradation on sorption: nonequilibrium model and application to soil reactors.// J. of Contam. Hydrol. 2000. V 43. N 1. P 45-62.

82. Hages A.F., Corke C.T. Formation of tetrachloroazobenzene in some Canadian soils treated with propanil and 3,4-dichloroaniline// Can. J. Microbiol. 1974. V. 20. N1. P.35-39.

83. Harms H., Zehnder A. Bioavailability of sorbed 3- chlorodibenzofuran.// Appl. Environ. Microbiol. 1995. V. 61 N1. P. 27-33.

84. Hassink J., Bouwman L.A., Zwart K.B., Brussard L. // Soil Biol. Biochem. 1993. V. 25. P. 47-55.

85. Helling C.S. Dinitroaniline herbicide bound residues in soil. In: Bound and Conjugated Pesticide Residues. 1976. ACS Symposium Series 29. P. 366-367.

86. Helling C.S., Krivonak A.E. Physicochemical characteristics of bound dinitroaniline herbicides in soils.// J. Agric. Food Chem. 1978. V. 26. P. 11561163.

87. Hepple S.// Trans. Br. Mycol. Soc. 1960. V.43. P.73-79.

88. Howe R.H.L. Toxic waste dergadation and disposal.// Process Biochem. 1969. N4. P. 25-28.

89. Hsu T.S., Bartha R. Intaraction of pesticide-derived chloroaniline residues with soil organic matter.// Soil Sci. 1973. V. 116. N. 4. P. 444-452.

90. Hsu T.S., Bartha R. Biodégradation of chloroaniline-humus in soil and culture solution.// Soil Sci. 1974. V. 118. N. 3. P. 213-220.

91. Hsu T.S., Bartha R. Hydrolyzable and nonhydrolyzable 3,4-dichloroaniline-humus complex and their respictive rates of biodégradation.// J. Agr. Food Chem. 1976. V. 24. P. 118-122.

92. Kaufman D.D., Blake J. Microbial degradation of several acetamide acylanilide, carbamate, toluidine and urea pesticides.// Soil Biol. Biochem. 1973. V. 5. P. 297-308

93. Kearney P.C., Woolson J.R., Plimmer J.R. Decontamination of pesticides in soil.//Residue Rev. 1969. V. 29. P. 137-149.

94. Khan S.U. The interection of organic matter with pesticide. Amsterdam e.a. 1978. P. 135-171.

95. Lange B.M., Hertkorn N., Sandermann H. Chloranilin/Lignin Conjugates as Model System for Nonextractable Pesticide Residues in Crop Plants// Env. Sci. Technol. 1998. V. 32. P. 2113-2118

96. Latorre J., Reineke W., Knackmuss H.-J. Microbial metabolism of chloroanilines: enhansed evolution by natural genetic exchange.// Arch. Microbiol. 1984. V. 140. P. 159-165.

97. Lichtenstein E.P. "Bound" residues in soils and transfer of soil residues in crops.// Res. rev. 1981. V.76. P. 147-153.

98. Liu S.-Y., Lu M.-H., Bollag J.-M. //Biodégradation. 1990. V.l. P.9-17.

99. Loidl M., Hinteregger C., Ditzelmuller G. Degradation of aniline and monochlorinated anilines by soil-born Ps. Acidovorans strains.// Arch. Microbiol. 1990. V. 155. P. 56-61.

100. Loidl M., Stockinger J., Hinteregger C., Streichsbier F. Evaluation of the effect of a polyurethane Carrier on the degradation of chlorinated anilines by Pseudomonas acidovorans CA50.// Acta Biotechnol. 1994. V. 14. P. 3-12.

101. Lu P.-J., Metcalf R.L. Environmental fate and biodegradability of benzene derivatives as studied in a model aquatic ecosystem// Environ. Health Perspectives. 1975. V. 10. P. 269-284.

102. MacRae I.C., Alexander M.// J. Agric. Food Chem. 1965. V.13. P.72-76.

103. Madsen E.L., Alexander M.// Soil Sci. Soc. Am. 1982. V.46. P.557-560.

104. Makulinen R., Valo R. Bioremediation of chlorphenol-contaminated soil.// Kemia-Kemi. 1991. V.18. N10. P. 966.

105. McClure G.W. Degradation of anilide herbicides by prophamadapted microorganisms.// Weed Science. 1974. V.22. N4. P.323-329.

106. Milhomme H., Vega D., Marty J.-L. Degradation of herbicide clorpropham in soil: importance of inoculation Ps. alcaligenes and Ps. cepacia.// Soil Biol, and Biochem. 1989. V.21. N.2. P.307-311.

107. Moreal A., VanBladel R. Influence of soil properties on absorption of pesticide-derived p-chloroaniline and aniline.// J. of Soil Science. 1976. V.27. P.48-57.

108. O'Brien G. Estimation of the removal of organic priority pollutants by the powdered activated carbon treatment process.// Water Environ Res. 1992. V. 64. P. 877-883.

109. Parris G.E. Enviromental and metabolic transformation of primery aromatic anilines and related compaunds.// Res. Rev. 1980. V.76. P.l-30.

110. Plimmer J.R., Kearney P.C., Chisaka H., Jount J.B., Klingebiel U.I. Biochemical transformation of anilide herbicides in soil.// J. Agr. Food Chem. 1968. V.16.N4. P.602-604.

111. Prasard I., Pramer D. Cytgenic effects of propanil and its degradation products of Allim sepa L.// Cytologia. 1969. V.31. N2. P. 351-352.

112. Prasard I. Mutagenic effects of the herbicide 3,4-dichloropropionaniliede and its degradation products.// Can. J. Microbil. 1970. V. 16. P. 369-372.

113. Raske K.D., Lichtenstein E.P. Effect of soil microorganisms on the release of bound 14C residues from soil previously treated with 14C-parathion.// J. Agric. Food Chem. 1985. V. 33. P. 938-943.

114. Rashid M., Magandor J. Effect of carbonates and anilines on Ps. putida and soil microbia activity.// Ann. Microbiol. 1974. V. 125A. N2. P. 193-200.

115. Rosenberg E., Zegmann R., Rushmaro A. Petroleum bioremediation a multiphase problem.// Biodégradation. 1992. N 3. P.337-350.

116. Roy D., Maillacheruvu K., Mouthon J. Bioregeneration of granular activated carbon loaded with 2,4-D.// J. Environ. Sci Health Part B-Pestic. Contam. Agric. Wastes. 1999. V 34. N5. P. 769-791.

117. Russel S., Bollag J.M. Aerobic and anaerobic metabolism of 4-chloroaniline by a Micrococcus sp.// Abstr. Ann. Meet. Am. Soc. Microbiol. Q49. 1975.

118. Russel S., Bollag J.M. Formilation and acetylation of 4-chloroaniline by Streptomices//Acta microbial polonica. 1977. V.26. N1. P.59-64.

119. Shea, P.J., Strek H.J., Weber J.B. Polychlorinated biphenils: absorption and bioaccuumulation by goldfish (Carassius auratus) and inactivation by activated carbon.// Chemosphere. 1980. V. 9. P. 157.

120. Skladany G.J., Metting F.B. Bioremediation of contaminated soil. In: Soil Microbial Ecology. 1992.

121. Smith R.V., Rosazza J.P. Microbial models of mamalian metabolism aromatic hydroxylation.// Arch. Biochem. Biophys. 1974. V.162. N2. P.551-558.

122. Speitel G.E, Lu C.J, Zhu X.J. Biodégradation of trace concentrations of substituted phenols in granular activated carbon columns.// Environ Sci Technol. 1989. V. 23. P. 68-74.

123. Stevenson F.J. Organic matter reactions involving herbicides in soil.// J. Environ. Qual. 1972. V.l. P.333-343.

124. Strek H.J., Weber J.B., Shea P.J., Mrozek E.Jr., Overcash M.R. Reduction of polychorinated biphenyl toxicity and uptake of carbon-14 activity by plants through the use of activated carbon.// J Agr Food Chem. 1981. V.29 P.288-293.

125. Struijs J., Rogers J.E. Reductive dehalogination of dichloroanilines by anaerobic microorganisms in fresh and dichlorophenol-acclimated pond sediment.//Appl. Environ Microbiol. 1989. V.55. P.2527-2531.

126. Suba-Rao R.V., Rubin H.E., Alexander M.// Appl. Environ. Microbiol. 1982. V.43.P.1139-1150.

127. Swoboda A.R., Kunze G.W. Reactivity of montmorillonite surfaces with weak organic bases.// Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 1968. V.32. N.6. P.806-811.

128. Tessmer C.H., Vidic R.D., Uranowski L.J. Impact of oxygen-containing surface functional groups on activated carbon adsorption of phenols.// Environ Sci Technol. 1997. V. 31. P.1872-1878.

129. Thompson F.R., Corke C.T. Persistence and effect of some chlorinated anilines on nitrification in soil.// Canad. J. Microbiol. 1969. V.15. N7. P.791-796

130. Tweedy B.G., Leeppky C., Ross J.A. Metabolism of 3-(p-bromphenyl)-l-methoxy-l-methylurea (metobromuron) by selected soil microorganisms.// J. Agr. Food Chem. 1970. V. 18. P.851-853.

131. Vasilyeva, G.K., Kreslavski, V.D., Oh, B.-T., Shea, P.J. Potential of activated carbon to decrease 2,4,6-trinitrotoluene toxicity and accelerate soil decontamination.//Environ. Toxicol. Chem. 2001. (in press).

132. Vidic R.D., Suidan M.T., Brenner R.C. Oxidative coupling of phenols on activated carbon: Impact on adsorption equilibrium.// Environ Sci Technol. 1993. V. 27.P. 2079-2085.

133. Vinitnantharat S., Baral A., Ishibashi Y., Ha S.R. Quantitative bioregeneration of granular activated carbon loaded with phenol and 2,4-dichlorophenol.//Environ. Technol. 2001. V. 22. N3. P. 339-344.

134. Weber J.B. Fixed and biologicaly available soil bound pesticides. In: Bound ,and conjugated pesticide residues. ACS Symp. Series 29 1976. P.354-355.

135. Wiswanathan R., Scheunart I., Kohli J., Klein W., Korte F. Long-term studies on the fate of 3,4-dichloroaniline-14C in a plant-soil-system under outdoor conditions//J. Environ. Sci. Health. 1978. V.13. N3. P.243-259.

136. Wszolec P.C., Alexander M. Effect of desorption rate on the biodégradation of n-alkylamines bond to clay.// J. Agr. Food Chem. 1979. V.27. P.410-414.

137. You I-S., Bartha R. Metabolism of 3,4-DCA by Ps. putida.ll J. Agric. Food Chem. 1982. V. 30. P. 274-277.

138. Zaidi B.R., Murakami Y., Alexander M.// Environ. Toxicol. Chem. 1988. V.7. P. 143-151.

139. Zaidi B.R., Murakami Y., Alexander MM Environ. Sci. Technol. 1989. V. 23. P. 859-863.

140. Zeyer J., Kearney P.C. Microbial degradation of p-CA as sole carbon and nitrogen sourse.//Pesticide Biochem. Physiol. 1982a. V. 17. P. 215-223.

141. Zeyer J., Kearney P.C. Microbial metabolism of propanii and 3,4-dichloroaniline.//Pesticide Biochem. Physiol. 1982b. V.17. P.224-231.

142. Zeyer J., Wasserfallen A., Timmis K.N. Microbial mineralisation of ring-substitute anilines through on ortho-cleavage pathway.// Appl. Environ. Microbiol. 1985. V. 50. P. 447-453.

Информация о работе

Бахаева, Людмила Петровна
кандидата биологических наук
Москва, 2002
ВАК 03.00.16

Диссертация

Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Совместное использование активированного угля и микроорганизмов-деструкторов для очистки почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином - тема автореферата по биологии, скачайте бесплатно автореферат диссертации

Похожие работы