Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Влияние активированного угля на свойства почвы при биологической очистке от органических загрязнителей

ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Влияние активированного угля на свойства почвы при биологической очистке от органических загрязнителей"

На правах рукописи

Стрижакова Елена Робертовна

Влияние активированного угля на свойства почвы при биологической очистке от органических загрязнителей (на примере 3,4-дихлоранилина)

(Специальность: 03.00.16 - Экология)

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва, 2004 г.

Работа выполнена в институте физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН

Научные руководители: доктор биологических наук

Пинский Д.Л.

кандидат биологических наук Васильева

Официальные оппоненты: доктор биологических наук

Жариков Г.А.

кандидат биологических наук Банников М.В.

Ведущая организация: Институт биохимии и физиологии

микроорганизмов РАН

_2004 года в

,30

Защита состоится «с(Л » С_2004 года в'7У__ч. на

заседании диссертационного совета Д.501.001.55 в МГУ им. М.В. Ломоносова по адресу: 119899, Москва, Воробьевы горы, МГУ им. М.В. Ломоносова, биологический факультет.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке биологического факультета МГУ.

Автореферат разослан

2004 г.

Ученый секретарь Диссертационного совета

Н.В. Карташева

Актуальность. Очистка почв, загрязненных стойкими органическими загрязнителями - одна из острых современных проблем, как в нашей стране, так и во всем мире. Наиболее перспективным считается биологический метод очистки (биоремедиация), который предусматривает использование потенциала микроорганизмов-деструкторов, способных полностью утилизировать загрязнитель. Однако этот метод пока используют лишь в 5-10% случаев очистки загрязненных мест [Alexander, 2001]. Одна из причин ограниченного применения биоремедиации - повышенная токсичность сильно загрязненных почв по отношению к микроорганизмам-деструкторам. Для расширения возможностей метода биоремедиации предложено внесение в почву сорбентов, в частности, активированного угля (АУ), способствующего снижению токсичности загрязнителей [Васильева и др., 1994; 1996]. Однако до сих пор недостаточно изучены механизмы действия АУ на процесс биоремедиации, и практически не изучены механизмы воздействия самого угля на свойства почвы и ее плодородие. Изучение влияния АУ на свойства почвы необходимо для предотвращения отрицательных последствий использования угля и выбора оптимальных условий его внесения.

Цель работы. Изучить закономерности и механизмы влияния АУ на скорость деградации и степень детоксикации органических загрязнителей в почве на примере 3,4-дихлоранилина (ДХА) и оценить влияние разных форм и доз активированного угля на основные физические и агрохимические характеристики почвы, а также на рост и развитие растений.

Задачи. 1. Изучить влияние активированного угля на скорость деградации и детоксикации органических загрязнителей в почве на примере ДХА. 2. Изучить влияние активированного угля на структурно-агрегатное состояние почвы, физические, агрохимические свойства почвы и рост растений. 3. Определить оптимальные формы и дозы активированного угля, используемого при биоремедиации почвы.

Научная новизна. 1. На примере ДХА показано, что активированный уголь,

внесенный вместе с микроорганизмораншшнов, уско-

БИЬАИОТЕКА С.Яета»6ург / . •

оэ иа^мт ЬЬ 3

ряет биодеградацию химиката в почве. При этом в почве не накапливаются токсичные метаболиты, а небольшие количества оставшегося после очистки сорбированного химиката не оказывают заметного токсического действия, так как в случае их высвобождения в почвенный раствор они разлагаются микроорганизмами-деструкторами. 2. Впервые проведено комплексное изучение влияния АУ на структурно-агрегатное состояние почвы, физические и агрохимические свойства почвы. Установлен механизм возможного отрицательного действия АУ на структуру и физические свойства почвы, а, следовательно, на рост растений.

Практическая значимость. На примере ДХА показано, что внесение оптимальных доз АУ в сильно загрязненную почву (совместно с соответствующими микроорганизмами-деструкторами, если таковые там отсутствуют) может ускорить биодеградацию органического загрязнителя, причем не происходит длительной консервации значительных остатков химиката или накопления токсичных продуктов. Установлены оптимальные формы и предельные дозы АУ, используемого при биоремедиации, которые не оказывают отрицательного действия на физические и агрохимические свойства почвы и ее плодородие.

Апробация работы. Основные положения и результаты диссертации были представлены на научных конференциях, симпозиуме и конгрессе, проходивших в Персиановке (2000); Москве (2001, 2003, 2004); Копенгагене (2001), Женеве (2002), Санкт-Петербурге (2003); Пущине (2004).

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 15 работ.

Структура работы. Диссертация изложена на 140 стр. машинописного текста и состоит из введения, обзора литературы, экспериментальной части, заключения, выводов и списка литературы (116 источников, включая 65 из зарубежных журналов). Работа содержит 7 таблиц и 17 рисунков.

Автор выражает глубокую признательность РФФИ и Минпромнауки Московской области за финансовую поддержку исследований, а также д.с-х.н. А.Н. Золотаревой, д.б.н. С.В. Губину, д.б.н. Н.Д. Ананьевой, Е.В. Спириной,

д.х.н. А.Т. Лебедеву, к.х.н. С.Н. Николаевой и А.А. Злобиной за помощь в работе и обсуждении результатов.

Объекты и методы исследований. Исследования проводились с 2000 по 2004 г. в Институте физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН.

Почва и активированные угли. Модельные эксперименты по изучению влияния активированного угля на физико-химические и биологические свойства почвы проводили на следующих типах почв: аллювиально-луговая -(пойма р. Оки, пос. Липицы), серая лесная - Лс (опытно-полевая станция ИФХиБПП РАН г. Пущино №1 под лесом, и №2 - под пашней) и выщелоченный чернозем - Чв (Крапивненский район Тульской области).

Таблица 1. Агрохимические показатели и механический состав почв.

РН % Сорг Сумма об- Механический

Тип почвы вод- соле- по Тю- менных состав

ный вой рину оснований, мг-экв./ЮОг по Качинскому

Аллювиалъно-луговая 7,5 7,1 0,9 9,3 Супесчаная

Серая лесная №1 6,5 5,7 1,9 19,1 Тяжелосуглинистая

Серая лесная №2 6,6 6,0 1,1 12,6 Тяжелосуглинистая

Выщелоченный чернозем 6,9 6,5 2,8 29,9 Суглинистая

В экспериментах использовали 3 марки активированных углей: гранулированный (ГАУ), порошковый (ПАУ) и дробленый (ДАУ), характеристики которых даны в таблице 2. В АУ содержится 9-18% зольных элементов: А1, Ре, Са, и др. Емкость поглощения АУ по отношению к ДХА 450-540 мг/г, тогда как для Лс почвы - 8,8 мг/г [Бахаева и др., 2001]. Удельная поверхность почв также на один-два порядка ниже - 23-110 м2/г [Золотарева и др., 1996].

Исследования влияния АУ на скорость микробного разложения и степень де-токсикации ДХА в почве проводились в условиях лаборатор-

ного эксперимента с серой лесной почвой, отобранной под лесом. В этом эксперименте использовали уголь АГ-3, а также штамм Рагасоссж denitrificans, способный расти на среде с ДХА в качестве единственного источника углерода, азота и энергии [Суровцева и др., 1996]. Варианты опыта

Таблица 2. Характеристики активированных углей [Мухин и др., 2000].

Марка угля Исходное сырье (способ активации) Форма угля Размер гранул, мм Удельная площадь поверхности, м5/г Объем пор, см'/г

общий макро >500 нм мезо 2500 нм микро <2 нм

АГ-3 Каменный уголь (обра-боткка паром) ГАУ 0,5-2,8 950 0,88 0,30 0,19 0,39

Агро-сорб 1 ПАУ <0,1 880 0,86 0,31 0,19 0,36

СКТ-6А Торф (химическая обр-ка) ДАУ <0,1-1,5 1000 0,78 0,28 0,07 0,43

по изучению скорости деградации ДХА и снижения токсичности почвы после инокулирования штамма и внесения АУ раздельно, совместно и в необработанном контроле закладывали в соответствии со схемой, приведенной в табл. 3.

Таблица 3. Варианты опытов по изучению скорости деградации ДХА

Вариант Внесение АУ Инокулирвоание Р. ¿¡епигфсат

А 1% -

Б - 105 клеток/г

А+Б 1% 105 клеток/г

К - -

Почву инкубировали в вегетационных сосудах в темноте при комнатных условиях, поддерживая влажность 40-80% от ППВ еженедельным увлажнением. В ходе эксперимента почву периодически анализировали на содержание ДХА и его метаболитов методами жидкостной хроматографии высокого давления и хроматомасс-спектрометрии. При этом последовательно определяли фракции сорбированного ДХА: равновесно сорбированного экстракцией дистиллированной водой, неравновесно сорбированного (Фнс) экстракцией ацетоном и связанного гидролизуемого (Фсв) путем щелочного гидролиза с последующей дистилляцией высвободившегося ДХА. Такое разделение органического загрязнителя в почве на фракции условно, однако часто используется для его дифференциации по степени доступности микроорганизмам [Vasilyeva, Shatalov, 2001]. Под Фрс понимается часть сорбированного твер-

дой фазой химиката, которая находится в состоянии, близком к равновесию с почвенным раствором и является легко доступной микроорганизмам, а при повышенной концентрации может оказывать на них остро токсическое действие. К Фк относят остальную часть обратимо сорбированного химиката, который находится в кинетически неравновесном состоянии, так как его высвобождение в почвенный раствор происходит замедленно.

Численность микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве определяли кинетическим методом [Васильева и др., 1994,1995]. Помимо этого оценивали интегральную токсичность почвы с помощью биотеста на Daphnia magna [Строганов, 1975; Cornells et al., 1998].

При изучении влияния АУ на физические и агрохимические свойства почвы, а также рост растений использовали общепринятые методы [Аринушкина,-1961; Качинский, 1970; Вадюнина, Корчагина, 1973; Роуэлл, 1998]. Математическую обработку результатов проводили с помощью PC-программ Exel, SigmaPIot и Statistica.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

1. Влияние активированного угля и P. denitrificans па скорость биодеградации и детоксикацию ДХА в почве

Результаты, представленные на рис. 1 и 2, показывают следующее. В исходном загрязненном почвенном образце 96,2% молекул ДХА сорбировано за счет физических связей (гидрофобных, вандерваальсовых и ионных), из них 95 и 1,2% в виде Фрс и Фнс соответственно. Остальные 3,8% ДХА прочно связаны. Установлено, что только совместное внесение активированного угля и микробного штамма приводило к ускоренному разложению химиката в почве, тогда как раздельное их внесение не давало желаемого результата, и динамика исчезновения ДХА в почве была близка к контролю. Практически-сразу после внесения угля содержание Фрс снизилось до 38%, а Фнс возросло до 57%, при этом концентрация ДХА в почвенном растворе снизилась с 472 до 125 мг/л (Рис. 1Б). В дальнейшем в вариантах А, Б и К происходило мед ленное снижение суммарной концентрации ксенобиотика (до 55-61% за 419

Сутки

Рис. 1. А - Содержание разных фракций ДХА (исходная концентрация 5000 мг/кг) в почве оптимального варианта А+Б после внесения АУ и Р. йепЫпАсат - (б) в сравнении с необработанным контролем - (а), а также деградация ДХА в оптимальном варианте, оцененная по дехлорированию (кривая). Фракции ДХА: равновесно сорбированный, неравновесно сорбированный и связанный гидролизуемый. Б - Изменение концентрации ДХА в почвенном экстракте (1:6) (1) и почвенном экстракте (1:1) (2) для проведения биотеста.

Сутки

Рис. 2. Изменение биологических показателей в почве оптимального варианта А+Б. А - Изменение численности микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве. Б -Изменение смертности D. magna в водном экстракте из почвы при исходном (1), первом (2) и втором (3) разведении.

сут) в основном за счет постепенного снижения содержания Ф^ и Ф„, в то время как фракция Фсв несколько возрастала.

В оптимальном варианте А+Б исчезновение равновесно сорбированной фракции протекало значительно быстрее, чем неравновесно сорбированной. Уже через месяц после начала эксперимента обнаруживали незначительные количества Ф^ - не более 0,05% от исходного, а концентрация ДХА в водном экстракте снизилась до 0,1 мг/л (Рис. 1Б). К этому времени суммарный уровень загрязнения почвы ДХА достигал 40%, а через 5 мес. - 7% от исходного. В последующие 9 мес. суммарное содержание ДХА изменялось медленно, и к концу эксперимента в почве обнаруживалось около 2% ДХА в виде экстрагируемого химиката (преимущественно Ф„с), а также 5% в виде Фсв- Только в этом оптимальном в варианте А+Б наблюдалось полное разложение молекул ДХА (до 75%), о чем свидетельствует кривая дехлорирования (Рис. 1А). Недооткрывание 18% внесенного загрязнителя, по-видимому, можно отнести за счет частичной сорбции хлорид-ионов АУ и за счет образования связанных негидролизуемых остатков химиката, содержание которых, также как и Фсв обычно не регламентируется. Во всех остальных вариантах никакого высвобождения хлорид-ионов не наблюдалось, что указывает на превалирование процессов медленной трансформации ДХА в другие продукты или образование негидролизуемой формы связанного химиката, содержание которого описанными методами определить невозможно.

Динамика изменения численности микроорганизмов-деструкторов хлорани-линов в почве (Рис. 2А) свидетельствует о росте их численности после некоторой депрессии в первые сутки. Численность микроорганизмов-деструкторов возрастала одновременно с быстрым разложением ДХА, и через 2 недели она достигала максимально возможной величины - 5x10 клеток/г. В период от 3 до 14 месяцев инкубирования, когда концентрация ДХА в водном экстракте поддерживалась на уровне 0,01-0,5 мг/л, численность микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов колебалась в пределах 10°-102 клеток-г. Во всех остальных вариантах активность микроорганизмов-

деструкторов хлоранилинов отсутствовала. Это объясняется отсутствием специфических аборигенных микроорганизмов в исходной незагрязненной почве и в варианте с внесением одного угля, а также гибелью клеток Р. denitrificans в варианте Б, где исходная концентрация ДХА в почвенном растворе была существенно выше той предельной концентрации, которая способна поддерживать рост этого штамма в жидкой среде (150 мг/л по данным Суровцевой с соавт. [1996]). В то же время выживаемость этого штамма в оптимальном варианте А+Б обусловлена снижением концентрации ДХА в почвенном растворе до уровня ниже критического. Временное ингибирование численности P. denitrificans в первые сутки обусловлено, очевидно, большим варьированием концентрации ДХА в почвенном растворе. Длительное сохранение микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве объясняется постоянным присутствием небольших количеств индуктора этих микроорганизмов (ДХА) в почвенном растворе, источником которого являются остатки химиката в виде

Биотест на дафниях (Рис. 2Б) показал, что в остром опыте токсичность почвенного экстракта при нулевом разведении исчезала через 90 суток, когда концентрация ДХА в экстракте для биотеста снижалась с 35 мг/л (в первые сутки) до 0,1-0,5 мг/л. Изучение хронической токсичности почвенного экстракта для дафний, проведенное на 240 и 419 сутки, подтвердило полное отсутствие токсичности почвенного экстракта. Важно отметить, что концентрация ДХА в почвенных экстрактах в ходе проведения биотеста быстро падала (с 0,1-0,5 до 0,001-0,002 мг/л за 10-24 часов), что можно объяснить присутствием в них микроорганизмов-деструкторов.

Низкая токсичность почвенного экстракта по отношению к D. magna связана, очевидно, с биодеградацией высвобождающегося ДХА В то же время в водопроводной воде концентрации ДХА от 0,05-0,1 мг/л оказывали острое токсическое действие на этих представителей зоопланктона. По данным других исследователей [Jak et ah, 1998; Girling et al., 2000; Sobral et al., 2001; Pires et

а1., 2002] минимальная токсичная концентрация ДХА для дафний, определенная в хроническом опыте, была еще ниже - в пределах 0,003-0,013 мг/л. Низкая интегральная биотоксичность почвы через 8 месяцев после обработки указывает также на отсутствие в очищенной почве токсичных метаболитов ДХА. Анализ почвы методом хроматомасс-спектрометрии, проведенный через 240 суток, подтвердил полученные выводы. В почве доказано присутствие преимущественно ДХА. Накопления тетрахлоразобензола в очищенной почве практически не происходило, тогда как в контрольных образцах этот канцерогенный метаболит ДХА накапливался в концентрациях до 50-100 мг/кг.

Таким образом, внесение оптимальной дозы активированного угля в почву, сильно загрязненную ДХА, обеспечивает перераспределение химиката из равновесно в неравновесно сорбированную фракцию. Это снижает концентрацию ксенобиотика в почвенном растворе до уровня, мало токсичного для вносимого штамма Р. denitrificems. При этом - неравновесно сорбированная часть ксенобиотика также остается доступной микроорганизмам, хотя скорость его деградации несколько замедляется. Степень дехлорирования, а также рост численности внесенных микроорганизмов-деструкторов указывают на минерализацию основной части ДХА. Небольшие остатки ксенобиотика находятся в почве в виде молекул, наиболее прочно сорбированных физически и связанных химически. Разложение этих остатков происходит медленно, но их токсическое действие. на объекты окружающей среды, по-видимому, минимально.

2. Влияние АУ на структурно-агрегатное состояние почвы, ее физические и агрохимические свойства и рост растений

Активированный уголь - высокопористый сорбент органического происхождения с высокой удельной поверхностью и сорбционной емкостью. Поэтому внесение АУ в почву может изменять ее структурно-агрегатное состояние, физические и агрохимические свойства, и, следовательно, условия роста растений.

Влияние на структурно-агрегатное состояние и физические свойства почвы. Методом сухого просеивания (по Н.И. Саввинову) было показано, что при внесении ПАУ в серую лесную почву и выщелоченный чернозем происходит снижение доли наиболее крупных агрегатов фракций: 5-10 мм и >10 мм (если она имеется) и одновременное накопление более мелких фракций: размером 0,25-3 мм (Рис. 3). Причем влияние максимальной дозы более выражено. Для Ад почвы аналогичные изменения происходят только при максимальной дозе угля, при этом накапливается более тонкая фракция -0,25-0,5 мм.

Влияние низких доз ПАУ на структурно-агрегатное состояние аллювиально-луговой почвы отличается: снижается доля самых мелких частиц (<0,25 мм) и возрастает доля наиболее крупных агрегатов >10 мм. Влияние ГАУ на относительное содержание фракций агрегатов в почвах было значительно слабее, и разница между опытом и контролем была в основном недостоверна. Здесь и далее будут сравниваться результаты, полученные только для ПАУ и ГАУ, так как воздействие ДАУ и ПАУ оказалось сходным, по-видимому, из-за присутствия в ДАУ значительной доли порошковой фракции.

и

Полученные результаты объясняют изменения под действием ПАУ других характеристик структурно-агрегатного состояния почвы, часто используемых для оценки плодородия почвы (Рис. 4).

012345 012345 012345

Доза АУ, %

Рис. 4. Изменение степени диспергированности (а), содержания агрономически ценной фракции (6) и глыбистости (в) в Ал, Лс и Чв почвах, в зависимости от дозы ПАУ.

Изменение содержания агрономически ценной фракции (диаметр 0,25-10 мм) в почвах преимущественно недостоверно. Диспергированность и глы-бистость почв (относительное содержание фракций <0,25 мм и >10 мм соответственно) почти во всех вариантах также изменялись незначительно (в пределах ±1-10%) за исключением образцов Ал почвы с низкими дозами ПАУ, где первая величина снижалась на 20%, что сопровождалось соответствующим увеличением глыбистости. Достоверное снижение глыбистости (на 20%) наблюдалось в серой лесной почве с высокой дозой ПАУ.

Средневзвешенный диаметр почвенных частиц (Рис. 5) также мало изменялся в присутствии ГАУ, однако заметно снижался почти во всех вариантах при внесении ПАУ: на 0,8-2,2 мм при максимальной дозе. Лишь при малых дозах (0,1-0,5%) ПАУ в аллювиально-луговой почве средневзвешенный диаметр частиц увеличивался на 2,4 мм.

Для выяснения устойчивости почвенной макроструктуры к разрушающему действию воды было проведено мокрое просеивание (по Н.И.Саввинову)

образцов с ПАУ. Результаты, приведенные на рис. 6, показывают, что под действием ПАУ в Лс и Чв почвах снижается относительное содержание водопрочной фракции размером 0,25-0,5 и 3-5 мм соответственно, и происходит увеличение фракции самых мелких частиц (<0,25 мм). Напротив, в аллю-виально-луговой почве в присутствии ПАУ относительное содержание водопрочных агрегатов размером 0,25-0,5 мм возрастает, а микроагрегатов (<0,25 мм) снижается.

Среди основных характеристик структуры почвы на первое место ставят её водопрочность [Качинский, 1970; Воронин, 1986], которую оценивают по содержанию водопрочных агрегатов >0,25 мм. Используют также ряд коэффициентов, характеризующих состояние макроструктуры воздушно-сухой почвы, например, критерий водопрочности по АФИ [Вадюнина, Корчагина, 1973; Хитров, Чечуева, 1994]. На рис. 7 приведены изменения этих двух характеристик в почвах в присутствии двух доз ПАУ. При внесении ПАУ в Лс почву, и особенно Чв, отмечается тенденция к снижению водопрочности почвенных агрегатов и критерия водопрочности по АФИ. При максимальной дозе угля происходит достоверное снижение водопрочности агрегатов в почвах Лс и Чв с 18 до 13 и с 52 до 38% соответственно. Лишь в Ад почве в присутствии малой дозы ПАУ эта величина достоверно возрастает с 27 до 51%, но при максимальной дозе возвращается к исходному уровню Воздействие ПАУ на водопрочность агрегатов, оцененное с помощью критерия по АФИ, происходит сходным образом и проявляется даже более заметно.

Рис. 7. Изменение водопрочности агрегатов (А) и критерия по АФИ (Б) для Ал, Лс и Ч" почв: исходных контрольных (К) и после внесения 0,5 и 5% ПАУ.

Микроморфологические исследования почвенных образцов с помощью почвенных шлифов показали, что в присутствии малых доз (0,1-0,5%) ПАУ в Ал и Лс почвах происходит включение тонкодисперсных частиц угля в почвенную плазму, что усиливает ее агрегирующие свойства. В Чв это явление не отмечено. При внесении 5% ПАУ во всех почвах происходит частичное разрушение агрегатов первого и второго порядка и переход их материала в мик-

роагрегаты. Микроскопирование самого ПАУ подтвердило его тонкодисперсную структуру. При суспендировании ПАУ в органическом растворителе (изо-пропиловый спирт) размер большинства его частиц приближался к размеру почвенных коллоидов 1-5 мкм, однако в водной суспензии частицы угля имели тенденцию к образованию агломератов размером 20-40 мкм. Ярко выраженного влияния ГАУ на микроструктуру почв не выявлено. После годового выдерживания почвенных образцов в естественных условиях наблюдалось небольшое поверхностное разрушение угольных гранул, однако явного присутствия порошкового угля в почве не отмечено.

Важная роль в структурообразовании принадлежит физико-химическим факторам - коагуляции и цементирующему воздействию почвенных коллоидов. Водопрочность приобретается в результате скрепления механических элементов и микроагрегатов коллоидными частицами (органическими и минеральными). При насыщении почвы двух- и трехвалентными катионами Са2+, М^2+, Ре3+, А13+, происходит коагуляция этих коллоидов и образование прочных структурных отдельностей, не размываемых водой [Кауричев, 1982].

Полученные результаты показывают, что в отличие от ГАУ, внесение высоких доз ПАУ и ДАУ (от 5%) способствует разрушению почвенных агрегатов и снижению их водопрочности, особенно в Лс и Чв почве. В то же время в Ал почве в присутствии низких доз АУ происходит образование водопрочных связей, способствующих снижению разрушения агрегатов. По-видимому, в почвах происходит адсорбция тонкодисперсной фракции углей на поверхности почвенных частиц преимущественно органической природы. При низком содержании тонкодисперсной фракции угля в супесчаной Ад почве с низким содержанием гумуса уголь обладает склеивающими свойствами, по-видимому, благодаря наличию как гидрофобных, так и гидрофильных участков на его поверхности. Гидрофильные участки (кислородсодержащие группы и сорбированные зольные элементы) занимают менее 10-20% от общей площади поверхности АУ [Кинле, Бадер, 1986], что значительно ниже, чем в почвенном гумусе. По-видимому, с увеличением дозы АУ, особенно в черно-

земах с высоким содержанием гумуса, увеличивается гидрофобность почвенных частиц вследствие адсорбции на них тонкодисперсных частиц угля. Это приводит к снижению цементирующего действия катионов, и, следовательно, уменьшению водопрочности почвенных агрегатов. Дезагрегация почвы в присутствии высоких доз ПАУ может привести к разрушению влагопроводящих пор, снижению пористости почвы, ее водопроницаемости и ухудшению условий аэрации корневой системы растений. Эти предположения были проверены в дальнейших исследованиях.

Определение плотности твердой фазы почвы показало некоторое снижение этой величины при внесении до 10% АУ: менее чем на 2-8%. Для характеристики сложения почвы использовали: плотность сложения, пористость (суммарную и дифференциальную) и водопроницаемость. Внесение ГАУ

Рис. 8. Изменение плотности сложения п сдл> л^ и Ч * зэвисимости ОТ ДОЗЫ ВНСССННО-го ГАУ и ПАУ.

(рис. 8) приводило к почти пропорциональному снижению плотности сложения почвы (максимум на 10-20%). Соответственно несколько увеличивалась суммарная пористость всех изученных почв (максимум на 3-4 абс.%). Однако, при внесении ПАУ обе эти почвенные характеристики изменялись мало и в большинстве случаев недостоверно. Исходя из предположения, что в этом случае важную роль играет изменение структуры норового пространства, для выяснения причины таких изменений был изучен вклад различных почвенных и угольных пор в общую пористость почвы. Дифференциальный объем пор определяли с помощью некоторых водно-физических характери-

стик почвы (в частности, ППВ и ВУЗ) и их соотношения [Воронин, 1986; Роуэлл, 1998].

Классификация почвенных пор по размерам основывается на способности пор пропускать и удерживать влагу, а также на способности или неспособности растений поглощать удерживаемую влагу из почвы [Кауричев, 1982; Воронин, 1986]. Важнейшая функция почвы - обеспечение растений водой. Помимо климатического фактора на обеспеченность растений водой влияет способность почвы пропускать и удерживать влагу, а также связывать некоторое количество воды в недоступном для растений виде. Эти свойства почвы зависят от дифференциальной пористости почвы (распределения пор по размерам) и устойчивости почвенных агрегатов.

Наиболее часто используемая водно-физическая характеристика почвы -предельная полевая влагоемкость (ППВ). Она характеризуется наибольшим количеством капиллярно-подвешенной влаги, которую может удержать почва после стекания избытка влаги при глубоком залегании грунтовых вод

Рис. 9. Изменение полной полевой влагоемкости (1,2) и влажности устойчивого завядания (3, 4) почв Ал, Лс и Чв в зависимости от дозы внесенного ГАУ (1, 3) и ПАУ (2, 4).

[Ковда и Розанов, 1988]. Важное значение имеет также влажность устойчивого завядания (ВУЗ), которая дает представление об объеме почвенной

влаги, недоступной растениям. Установлено, что при внесении углей во все исследованные почвы картина изменения как ППВ, так и ВУЗ была сходной. Эти величины увеличивались почти пропорционально дозе ГАУ (максимум на 2-8 абс.%), но существенно меньше и не столь однозначно изменялись от внесения ПАУ (рис. 9). В результате диапазон физиологически активной влаги (разность между ППВ и ВУЗ по Н.А Качинскому [1970]) в почвах в присутствии ГАУ и ПАУ изменялся несущественно.

Полученные величины позволили рассчитать вклад макро- и микропор в изменение пористости - суммарного объема пор (Ve) (Рис. 10). При этом объем пор, занятых прочносвязанной водой с измененными физическими свойствами, или так называемых остаточных пор (V ост), рассчитывали по величине ВУЗ [Воронин, 1986; Роуэлл, 1998]. Обобщенными показателями объемов мелких и крупных пор и их соотношения являются, соответственно, капиллярная и некапиллярная пористость. Первой соответствует объем пор при ППВ, а второй - разность между суммарной пористостью и ППВ [Роде, Смирнов, 1972]. Отсюда некапиллярную пористость мы принимали за объем влагопроводящих пор (vпров)> а объем влагосохраняющих пор (VCOXP) рассчитывали по разности ППВ-ВУЗ [Воронин, 1986, Роуэлл, 1998]

Установлено, что некоторое увеличение VE при внесении ГАУ происходило в основном за счет увеличения VOCT на фоне небольшого снижения УПРОВ, достоверность которого подтверждена только для максимальных доз ГАУ. В то же время почти не изменялся.

Внесение ПАУ влияло несколько иначе. Объем влагосохраняющих пор в почвенных образцах также почти не изменялся, а увеличение было более слабым, чем в случае с ГАУ. В то же время снижение объема влагопро-водящих пор в Ад и Чв почвах было более выраженным. В результате суммарный объем пор в этих почвах несколько снижался, особенно в присутствии 5-10% ПАУ, в то время как в Лс он оставался почти без изменения.

Рис. 10. Изменение относительного объема пор: остаточных (1)^ влагопроводящих (2), влагосохраняющих (3) и их суммы (4) в Дд (а>г), Лс (б,д) и ЧВ (в,е) почвах в зависимости от дозы внесенного ГАУ (а,б,в) и ПАУ (г,д,е). Символами показаны экспериментальные данные, а прямыми соответствующие корреляционные зависимости.

Эти результаты свидетельствуют в пользу того, что в присутствии ГАУ происходит небольшое пропорциональное дозе угля повышение суммарного объема пор за счет пор активированного угля, которые вносят основной вклад в увеличение объема остаточных микропор почвы. Однако при внесении в почву такого же высокопористого угля в порошковой форме суммарный объем пор не увеличивается, а в даже снижается. Это происходит в основном вследствие уменьшения объема влагопроводящих макропор, обусловленного разрушением крупных агрегатов почвы и снижения их водо-прочности. Этому может способствовать повышение рН почвенного раствора при внесении ПАУ, а также разрушение цементирующих связей между микроагрегатами вследствие увеличения гидрофобных свойств их поверхности, вызванной сорбцией тонкодисперсных частиц угля. Слабое влияние ПАУ на объем остаточных пор в этих почвах обусловлено, вероятно, блокированием

микропор как угля, так и почвенных частиц, что также связано с высокой дисперсностью частиц ПАУ.

В результате изменения плотности сложения и пористости почв при внесении АУ меняется одно из важнейших водно-физических свойств почвы - водопроницаемость. Под водопроницаемостью понимают способность почвы воспринимать воду, подаваемую с ее поверхности, проводить эту воду от слоя к слою в ненасыщенных водой горизонтах и, наконец, фильтровать воду сквозь определенную толщу горизонтов, насыщенных водой. Скорость потока воды через почву играет важную роль при рассмотрении взаимосвязи растение - почва [Качинский, 1970]. Величина и характер водопроницаемости почвы в сильной степени зависит от ее пористости (величины и формы пор) и в первую очередь от объема влагопроводящих пор. В бесструктурных почвах легкого гранулометрического состава (песчаных, супесчаных) водопроницаемость зависит лишь от сложения механических элементов; в почвах структурных водопроницаемость обусловлена размером агрегатов, их положением относительно друг друга и главным образом их водопрочностью.

Результаты изучения влияния АУ на скорость фильтрации воды в почвах даны на рис. 11, из которого видно, что скорость фильтрации в насыпном образце серой лесной почвы довольно мала и мало изменяется в присутствии АУ. Внесение до 1 % активированного угля в почвы Ад и Чв также мало влияет на их водопроницаемость. Однако более высокие дозы АУ, особенно порошкового, значительно снижают скорость фильтрации воды через почвенный образец исходной влажности. Предварительное насыщение почвы водой почти не влияет на водопроницаемость в мало структурированной супесчаной почве а также в тяжелосуглинистой почве, где она остается такой же низкой, как и без предварительного насыщения. Наибольшая разница между вариантами с насыщением и без него наблюдалась в эксперименте с Высокая способность к диспергированию выщелоченного чернозема обусловливает его набухание после предварительного насыщения водой, что приводит к резкому снижению ее водопроницаемости. Поэтому в таких об-

разцах влияние АУ на водопроницаемость Ч было менее выражено (Рис. 11 г,д,е).

Рис. 11. Изменение водопроницаемости почв Ад (а, г), Лс (б, д) и ЧВ (в, е) в процессе фильтрации через нее влаги в зависимости от дозы внесенных ГАУ и ПАУ в экспериментах с изначально сухой почвой (а, б, в) и после предварительного насыщения образцов до ППВ (г, д, е).

Отсюда следует, что лишь внесение высоких доз (от 5%) ПАУ в почву Ал и

особенно Чв может резко снизить их водопроницаемость. Во всех остальных случаях влияние внесенного АУ на водопроницаемость почв не слишком велико.

Таким образом, внесение до 10% ГАУ несколько увеличивает общую пористость и ППВ всех трех типов почвы в основном за счет возрастания объема остаточных микропор. Внесение до 5% ПАУ и ДАУ мало влияет на эти характеристики, также как и на содержание максимально доступной растениям влаги. Однако высокие дозы ПАУ и ДАУ (5-10%) приводят к заметной дезагрегации почв вследствие увеличения гидрофобности микроагрегатов и разрыва цементирующих связей, вызванной сорбцией тонкодисперсных частиц угля. Это ведет за собой снижение общей пористости почвы за счет умень-

шения объема влагопроводящих пор, что может стать причиной снижения ее влагопроводимости и ухудшения условий аэрации корневой системы растений.

Агрохимические свойства почвы. Одной из важнейших почвенных характеристик является ее кислотность. Показано, чторН почвы (водный и солевой почти параллельно) возрастал пропорционально дозе внесенного угля и в несколько большей степени при внесении ПАУ, а в нейтральной Ад почве медленнее, чем в кислой. При внесении до 1% АУ рН водной вытяжки всех трех почв возрастал незначительно, в присутствии 5% АУ умеренно (на 0,30,8 единицы). При внесении 10% АУ рНвод изученных почв не превышал 7,17,7 в зависимости от почвы.

Снижение кислотности почв под действием активированного угля объясняется слабощелочными свойствами самого угля (рН 8-9), что связано, очевидно, с наличием в нем некоторых металлов (Са2+, М^"1", Ре3+), обладающих основными свойствами. Более сильный эффект порошкового угля можно объяснить большим запасом кальция и магния в порошковом угле по сравнению с гранулированным (суммарно 27,5 и 17,9 г/кг) а также большей площадью поверхности его частиц. Менее резкое повышение рН в нейтральных почвах связано, очевидно, с их буферным действием на присутствующие в угле щелочные элементы. По-видимому, в этих почвах происходит нейтрализация присутствующих в угле металлов преимущественно гуминовыми кислотами в или карбоновыми и кремниевыми кислотами в почве. Некоторое понижение почвенной кислотности не должно оказывать резко отрицательного действия на рост большинства растений, а в условиях постоянного подкисле-ния почв под действием атмосферных выпадений или внесения минеральных. удобрений небольшое увеличение рН почв может рассматриваться как положительный фактор.

Фосфор и калий неизменно считаются одними из основных питательных элементов. Сельскохозяйственные культуры, как правило, испытывают недостаток в этих элементах из-за низкой растворимости фосфатных минералов

и прочной связи фосфатов с поверхностью частиц, а также вследствие высокой миграции и выноса калия с урожаем. Установлено, что внесение до 10% ПАУ или ГАУ в почвы практически не изменяет содержание в них обменного калия, но несколько увеличивает содержание обменного фосфора (Рис. 12), причем обе формы угля действуют практически одинаково. Возрастание содержания обменного фосфора происходит в соответствии с количеством обменного фосфора, присутствующего в самом АУ (14-17 мг/100 г). Подсчитано, что внесение 1% АУ соответствует внесению примерно 0,6-1,1

кг Р2О5 на гектар пашни.

Рис.12. Зависимость содержания обменных форм фосфора в почвах Ал (1, 2), Лс (3, 4) и ЧВ (5, б) в зависимости от дозы ГАУ (1,3,5) и ПАУ (2,4,6). Символами показаны экспериментальные данные, а прямыми соответствующие корреляционные зависимости, полученные для всей суммы данных по ПАУ и ГАУ для каждой почвы отдельно.

Продуктивность растений. Наилучшим способом определения интегрального воздействия активированного угля на почвенное плодородие является, по-видимому, определение изменения продуктивности растений (например, зерновых) в условиях вегетационных опытов. В качестве тест растений были выбраны пшеница и овес. Результаты вегетационных экспериментов с пшеницей представлены на рис. 13.

Из рисунка видно, что внесение ГАУ и ПАУ не оказывало выраженного положительного или отрицательного действия на биомассу корневой или надземной части пшеницы за исключением варианта с внесением 5% ПАУ в где продуктивность пшеницы снижалась на 44%. Полученные выводы в основном подтвердились в вегетационном эксперименте по изучению влияния АУ на продуктивность овса, которая оценивалась по сухой биомассе надземной части и корней. При этом отмечен некоторый положительный эффект от

внесения до 5% ГАУ на урожайность зерна овса, и содержание в нем фосфора.

Выводы

1. Внесение оптимальной дозы активированного угля в почву, сильно загрязненную 3,4-дихлоранилином (5000 мг/кг), создает условия для микробной деградации химиката за счет снижения концентрации ксенобиотика в почвенном растворе до уровня, мало токсичного для инокулирован-ного штамма P. denitnficans (<150 мг/л) При этом ксенобиотик, неравновесно сорбированный активированным углем, также остается доступным микроорганизмам, хотя скорость его деградации несколько замедляется. Через 8 месяцев после обработки в почве не обнаружено токсичных метаболитов ДХА, а оставшиеся 2% экстрагируемых исходных молекул не оказывают токсического действия на D. magna вследствие биодеградации ДХА в экстракте в ходе биотестирования.

2. Внесение до 10% гранулированного активированного угля и до 1-5% порошкового активированного угля не приводит к существенным отрицательным изменениям в структуре выщелоченного чернозема, серой лесной и аллювиально-луговой почвы. Внесение более высоких доз порошкового угля (5-10%) способствует диспергированию почвенных агрегатов, снижению их водопрочности на 27-28 отн.% и средневзвешенного диаметра почвенных частиц на 0,8-2,2 мм.

3. При внесении до 10% ГАУ пропорционально его дозе снижается плотность сложения почв (максимум на 0,10-0,19 см3/г) и возрастает пористость почв (максимум на 3-4 абс. %) за счет внутрипорового пространства угольных частиц, размер пор которых сопоставим с размером остаточных пор почвы. При этом пропорционально возрастает предельная полевая влагоемкость почвы и влажность устойчивого завядания (максимум на 28 абс.%), а диапазон физиологически активной влаги существенно не изменяется.

4. Внесение до 10% ПАУ в серую лесную и аллювиально-луговую почвы, а также до 5% в выщелоченный чернозем не оказывают ярко выраженного влияния на плотность твердой фазы почвы, суммарную пористость, влажность устойчивого завядания и предельную полевую влагоемкость. Лишь 5-10% ПАУ приводят к заметному снижению общей пористости выщелоченного чернозема (максимум на 3-6 абс.%) за счет снижения объема вла-гопроводящих пор и экранирования внутрипорового пространства угля и почвенных частиц.

5. Дозы активированных углей до 5% оказывают незначительное отрицательное влияние на водопроницаемость почв. Более высокие дозы угля, особенно его порошковой формы, заметно снижают водопроницаемость воздушно-сухих почв, что связано в основном со снижением объема вла-гопроводящих пор под действием угля. В сильно набухающем выщелоченном черноземе, насыщенном водой, влияние АУ не столь заметно из-за резкого снижения водопроницаемости самой почвы.

6. Внесение активированного угля в почву незначительно повышает рН почвы (максимум до 7,1-7,7) и практически не влияет на содержание обменных форм присутствующих в почве фосфора и калия. При этом сам уголь может являться источником обменного фосфора.

7. Использование ГАУ в дозах до 5% не сказывается отрицательно на росте пшеницы и овса, ПАУ в дозе от 5% может замедлять их рост.

8. Для целей биоремедиации предпочтительнее использовать гранулированный активированный уголь серии Агросорб, внесение которого в дозе до 10% не влияет отрицательно на свойства почвы. Порошковый активированный уголь может быть использован в дозе 1-5% в зависимости от типа почвы.

Материалы диссертации опубликованы в работах:

1. Стрижакова Е.Р., Пинский Д.Л., Васильева Г.К., Назаренко О.Г. Изменение физических и водно-физических свойств почв под действием углеродных сорбентов. Тез. конф. «Актуальные экологические аспекты сельскохозяйственного производства», Персиановка, 2000 г. С. 42.

2. Стрижакова Е.Р. Использование активированного угля для биоремедиации сильно загрязненных почв. Тез. Всеросс. мол. конф. Докучаевские чтения «Город, почвы, экология», посвященные 300-т-летию Санкт-Петербурга. Санкт-Петербург, 26 февраля-1 марта 2003 г. С. 41.

3. Стрижакова Е.Р., Васильева Г.К., Субочева С.А. Применение природных сорбентов при биоремедиации почв. Тез. межд. конф. «Наука и бизнес: Поиск и использование новых биомолекул: биоразнообразие, окружающая среда биомедицина», Пущино, 17-19 марта, 2004 г. С. 77,223.

4. Стрижакова Е.Р. Васильева Г.К. Использование активированного угля для биоремедиации сильно загрязненных почв. Материалы по изучению русских почв, 2004 г. Вып. 32, №5 (в печати).

5. Bakhaeva L.P., Vasilyeva G.K., Stiijakova E.R., Shea P.J. Ускоренная биодеградация органических загрязнителей в почве в присутствии натуральных сорбентов. Тез. межд. конф., МГУ, Москва, 27-30 августа 2001 г. С.45.

6. Vasilyeva G.K., Bakhaeva L.P., Stiijakova E.R., Shea P.J. Acceleiated biodégradation of oiganic pollutants in soil at piesence of natuial adsoibents. Absti. of Int. Symp. Oiganic Soil Contaminants. Copenhagen, Denmark, September, 1-5,2001. P.24.

7. Vasilyeva G.K., Stiijakova E.R. Biodegradation of chemicals in soil at presence of natural adsorbents. Book of abstracts of 3-rd European Meeting on Environmental Chemistry. Geneva, Switzerland. December 11-14,2002. P.28.

8. Vasilyeva G.K., Bakhaeva L.P., Strijakova E.R., Shea P.J. Biodegradation of 3,4-dichloroaniline and 2,4,6-trinitritüuene in soil in the presence of natural adsorbents // J. Environmental Chemistry Letters. V.I, №3,2003. P. 179-183.

9. Васильева Г.К., Стрижакова Е.Р., Субочева СА Сорбционно-биологическая очистка сильно загрязненных почв. Тез. «2-й Московский международный конгресс Биотехнология состояние и перспективы развития», Москва, 10-14 ноября, 2003 г. С. 16.

10..Васильева Г.К., Бахаева Л.П., Стрижакова Е.Р. Мухин В.М. Ускоренное микробное разложение 3,4-дихлоранилина в почве в присутствии активированного угля. // Почвоведение, 2004 г. №8. С. 1-10.

12.Vasilyeva G.K., Strijakova E.R., Subocheva S.A., Nikolaeva S.N. Biodegradation of organic chemicals in soil in the presence of activated carbon. In: "Physics, chemistry and biogeochemistry in soil and plant studies" Lublin, 2004. Pp. 151-154.

13.Васильева Г.К., Стрижакова Е.Р., Субочева С.А Лебедев А.П., Николаева С.Н. Использование сорбентов для повышения эффективности биореме-диации сильно загрязненных почв. Тез. Межд. науч. конф. «Современные проблемы загрязненных почв», Москва, 24-28 мая, 2004 г. С. 300-302.

14. Субочева С.А., Стрижакова Е.Н., Васильева Г.К. Влияние активированного угля на детоксикацию полихлорированных бифенилов в почве. Тез. 8-й межд. Путинской школы-конф. мол. уч. 16-21 мая 2004 г.

15. Субочева СА, Стрижакова Е.Р. Использование активированного угля при биоремедиации почв, загрязненных полихлорированными бифенила-ми. Тез. 11-й межд. конф. студентов и аспирантов «Ломоносов — 2004». Москва, МГУ, Факультет почвоведения, 12-15 апр. 2004 г.

Принято к исполнению 30/08/2004 Исполнено 31/08/2004

Заказ № 298 Тираж: 75 экз.

ООО «11-й ФОРМАТ» ИНН 7726330900 Москва, Балаклавский пр-т, 20-2-93 (095) 747-64-70 (095)318-40-68 www.autoreferat.ru

116552

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Стрижакова, Елена Робертовна

СПИСОК УСЛОВНЫХ СОКРАЩЕНИЙ.

ВВЕДЕНИЕ.

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ.

1. Краткая физико-химическая, эколого-агрохимическая и токсико-гигиеническая характеристики 3,4-дихлоранилина.

2. Биоремедиация почв.

3. Использование сорбентов для очистки почвы и других объектов окружающей среды.

3.1. Сорбционные методы очистки почвы.

3.2. Использование сорбентов при биоремедиации почвы и других объектов окружающей среды.

3.3. Влияние сорбентов на биодоступность химикатов.

4. Структура, физические и химические свойства активированного угля

4.1. Структура активированного угля.

4.2. Свойства активированного угля.

4.3. Сорбция органических соединений активированным углем.

5. Основные характеристики, определяющие качество почвы, и их изменение при внесении сорбентов.

5.1. Физические свойства почвы.

5.2. Агрохимические свойства почвы.

5.3. Влияние сорбентов на свойства почвы.

6. Использование биотеста для оценки качества очистки почвы.

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ.

1. Объекты и методы исследований.

1.1. Характеристика почв и активированных углей, использованных в экспериментах.

1.2. Характеристика штамма Paracoccus denitrijicans ЗХА.

1.3. Методы физического анализа почвы.

1.4. Агрохимические методы анализа почвы.

1.5. Методы химического анализа почвы.

1.5.1. Определение содержания ДХА в жидких средах фотоколориметрическим методом.

1.5.2. Определение содержания ДХА в жидких средах методом жидкостной хроматографии высокого давления.

1.5.3. Определение ДХА и его метаболитов в растворе методом хроматомасс-спектрометриии.

1.5.4. Фракционированный анализ почвы на содержание ДХА.

1.5.5. Определение содержания хлорид-ионов в почве потенциометрическим методом.

1.6. Метод определения токсичности почвы с помощью дафний (биотест).

1.7. Статистическая обработка результатов.

2. Техника проведения эксперимента.

2.1. Влияние активированного угля на детоксикацию почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином.

2.2. Влияние активированного угля на физические и агрохимические свойства почвы.

2.3. Влияние активированного угля на продуктивность зерновых культур (вегетационные опыты).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ.

1. Использование активированного угля при детоксикации почвы, загрязненной 3,4-дихлоранилином.

1.1. Влияние ДХА на смертность D. magna в чистой воде.

1.2. Влияние активированного угля и P. denitrificans на скорость деградации ДХА в почве.

2. Влияние активированного угля на физические и физико-химические свойства почвы.

2.1. Структурно-агрегатный состав почвы и оценка ее структурного состояния.

2.1.1. Сухое просеивание.

2.1.2. Мокрое просеивание.

2.2. Микроморфология почв.

2.3. Плотность твердой фазы, плотность сложения и пористость почвы.

2.4. Предельная полевая влагоемкость, влажность устойчивого завядания и дифференциальная пористость.

2.5. Водопроницаемость почв.

2.6. Агрохимические свойства почвы (рН, содержание обменных форм фосфора и калия).

3. Влияние активированного угля на продуктивность зерновых культур: пшеницы и овса (вегетационные опыты).

ВЫВОДЫ.

СПИСОК ИСПОЛЬЗУЕМОЙ ЛИТЕРАТУРЫ.

СПИСОК УСЛОВНЫХ СОКРАЩЕНИЙ

Ад — аллювиально-луговая почва

Лс — серая лесная почва

Чв — выщелоченный чернозем

АУ - активированный уголь

ГАУ — гранулированный активированный уголь

ПАУ - порошковый активированный уголь

111Ш — предельная полевая влагоемкость

ВУЗ — влажность устойчивого завядания

ДФАВ — диапазон физиологически активной влаги

ДХА - 3,4-дихлоранилин

ТХАБ - 3,4,3',4'- тетрахлоразобензол

ПХБ - полихлорированные бифенилы

ТНТ - 2,4,6-тринитротолуол

МДХА - микроорганизмы деструкторы хлоранилинов

Фрс - равновесно сорбированная фракция

ФНс - неравновесно сорбированная фракция

ФСв - связанная фракция

P. denitrificans — Paracoccus denitrificans

D. magna - Daphnia magna

Введение Диссертация по биологии, на тему "Влияние активированного угля на свойства почвы при биологической очистке от органических загрязнителей"

Очистка почв, загрязненных стойкими органическими загрязнителями - одна из острых современных проблем, как в нашей стране, так и во всем мире. Наиболее перспективным считается биологический метод очистки (биоремедиация), который предусматривает использование потенциала микроорганизмов-деструкторов, способных полностью утилизировать загрязнитель. Однако этот метод пока используют ещё недостаточно широко. Одна из причин ограниченного применения биоремедиации - повышенная токсичность сильно загрязненных почв по отношению к микроорганизмам-деструкторам. Для расширения возможностей метода биоремедиации предложено внесение в почву сорбентов, в частности, активированного угля (АУ), способствующего снижению токсичности загрязнителей [Васильева и др., 1994; 1996]. Однако до сих пор недостаточно изучены механизмы действия АУ на процесс биоремедиации, и практически не изучены механизмы воздействия самого угля на свойства почвы и ее плодородие. Изучение влияния АУ на свойства почвы необходимо для предотвращения отрицательных последствий использования угля и выбора оптимальных условий его внесения.

Цель работы

Изучить закономерности и механизмы влияния АУ на скорость деградации и степень детоксикации органических загрязнителей в почве на примере 3,4-дихлоранилина (ДХА) и оценить влияние разных форм и доз активированного угля на основные физические и агрохимические характеристики почвы, а также на рост и развитие растений.

Задачи

1. Изучить влияние активированного угля на скорость деградации и детоксикации органических загрязнителей в почве на примере ДХА.

2. Изучить влияние активированного угля на структурно-агрегатное состояние почвы, физические, агрохимические свойства почвы и рост растений.

3. Определить оптимальные формы и дозы активированного угля, используемого при биоремедиации почвы.

Научная новизна

1. На примере ДХА показано, что активированный уголь, внесенный вместе с микроорганизмами-деструкторами хлоранилинов, ускоряет биодеградацию химиката в почве. При этом в почве не накапливаются токсичные метаболиты, а небольшие количества оставшегося после очистки сорбированного химиката не оказывают заметного токсического действия, так как в случае их высвобождения в почвенный раствор они разлагаются микроорганизмами-деструкторами.

2. Впервые проведено комплексное изучение влияния АУ на структурно-агрегатное состояние почвы, физические и агрохимические свойства почвы. Установлен механизм возможного отрицательного действия АУ на структуру и физические свойства почвы, а, следовательно, на рост растений.

Практическая значимость

На примере ДХА показано, что внесение оптимальных доз АУ в сильно загрязненную почву (совместно с соответствующими микроорганизмами-деструкторами, если таковые там отсутствуют) ускоряет биодеградацию органического загрязнителя, причем не происходит длительной консервации значительных остатков химиката или накопления токсичных продуктов. Установлены оптимальные формы и предельные дозы АУ, используемого при биоремедиации, которые не оказывают отрицательного действия на физические и агрохимические свойства почвы и ее плодородие.

Апробация работы

Основные положения и результаты диссертации были представлены на научных конференциях, симпозиуме и конгрессе, проходивших в Персиановке (2000); Москве (2001, 2003, 2004); Копенгагене (2001), Женеве (2002), Санкт-Петербурге (2003); Пущине (2004).

Публикации

По материалам диссертации опубликовано 15 работ. Благодарности

Работа была поддержана грантами РФФИ и Минпромнауки Московской области № 01-05-9006 и 04-05-97203. Автор выражает глубокую признательность д.с-х.н. А.Н. Золотаревой, д.б.н. С.В. Губину, д.б.н. Н.Д. Ананьевой, Е.В. Спириной, д.х.н. А.Т. Лебедеву, к.х.н. С.Н. Николаевой, А.А. Злобиной и всему коллективу лаборатории физико-химии почв ИФХиБПП РАН за помощь в работе и обсуждении результатов.

Заключение Диссертация по теме "Экология", Стрижакова, Елена Робертовна

ВЫВОДЫ

1. Внесение оптимальной дозы активированного угля в почву, сильно загрязненную 3,4-дихлоранилином (5000 мг/кг), создает условия для микробной деградации химиката за счет снижения концентрации ксенобиотика в почвенном растворе до уровня, мало токсичного для инокулированного штамма Paracoccus denitrificans (<150 мг/л). При этом ксенобиотик, неравнозесно сорбированный активированным углем, также остается доступным микроорганизмам, хотя скорость его деградации несколько замедляется. Через 8 месяцев после обработки в почве не обнаружено токсичных метаболитов ДХА, а оставшиеся 2% экстрагируемых исходных молекул не оказывают острого токсического действия на D. magna вследствие биодеградации ДХА в экстракте в ходе биотестирования до уровня ниже JIC50 (2,5 мг/л).

2. Внесение до 10% гранулированного активированного угля и от 1 до 5% порошкового активированного угля не приводит к существенным отрицательным изменениям в структуре выщелоченного чернозема, серой лесной и аллювиально-луговой почв. Внесение более высоких доз порошкового угля (5-10%) способствует диспергированию почвенных агрегатов, снижению их водопрочности на 27-28 отн.% и средневзвешенного диаметра почвенных частиц на 0,8-2,2 мм.

3. При внесении до 10% ГАУ пропорционально его дозе снижается плотность сложения почв (максимум на 0,10-0,19 см3/г) и возрастает пористость почв (максимум на 3-4 абс. %) за счет внутрипорового пространства угольных частиц, размер пор которых сопоставим с размером остаточных пор почвы. При этом пропорционально возрастает предельная полевая влагоемкость почвы и влажность устойчивого завядания (максимум на 2-8 абс.%), а диапазон физиологически активной влаги существенно не изменяется.

4. Внесение до 10% ПАУ в серую лесную и аллювиально-луговую почвы, а также до 5% в выщелоченный чернозем не оказывают ярко выраженного влияния на плотность твердой фазы почвы, суммарную пористость, влажность устойчивого завядания и предельную полевую влагоемкость. Лишь 5-10% ПАУ приводят к заметному снижению общей пористости выщелоченного чернозема (максимум на 3-6 абс.%) за счет снижения объема влагопроводящих пор и экранирования внутрипорового пространства угля и почвенных частиц.

5. Дозы активированных углей до 5% оказывают незначительное отрицательное влияние на водопроницаемость почв. Более высокие дозы угля, особенно его порошковой формы, заметно снижают водопроницаемость воздушно-сухих почв, что связано в основном со снижением объема влагопроводящих пор под действием угля. В сильно набухающем выщелоченном черноземе, насыщенном водой, влияние АУ не столь заметно из-за резкого снижения водопроницаемости самой почвы.

6. Внесение активированного угля в почву незначительно повышает рН почвы (максимум до 7,1-7,7) и практически не влияет на содержание обменных форм присутствующих в почве фосфора и калия. При этом сам уголь может являться источником обменного фосфора.

7. Использование ГАУ в дозах до 5% не сказывается отрицательно на росте пшеницы и овса, ПАУ в дозе от 5% может замедлять их рост.

8. Для целей биоремедиации рекомендуется использовать гранулированный активированный уголь серии Агросорб, внесение которого в дозе до 10% не влияет отрицательно на свойства почвы. Порошковый активированный уголь может быть использован в дозе 1-5% в зависимости от типа почвы.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Стрижакова, Елена Робертовна, Пущино

1. Агрохимические методы исследования почв. 1975. Ред. Соколова А.В. М.: Наука. 656 с.

2. Адсорбция органических веществ из воды. 1990. Ред. Когановского A.M. Л.: Химия. 256 с.

3. Ананьева Н.Д. 2003. Микробиологические аспекты самоочищения и устойчивости почв. М.: Наука. 222 с.

4. Аринушкина Е.В. 1961. Руководство по химическому анализу почв. М: Московский университет. 491 с.

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

6. Блэк К.А. 1973. Растение и почва. М.: Колос, 503 с.

7. Брагинский Л.П. 2000. Методологические аспекты токсикологического биотестирования на Daphnia magna Str. и других ветвистоусых ракообразных (критический обзор). // Гидробиол. журн. 36(5):50-70.

8. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. 1973. Методы исследования физических свойств почв. М.: Агропромиздат. 416 с.

9. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Ивойлов В.Т. 1990. Приживаемость в почве штамма Pseudomonas diminuta ИНМИ КС-7, утилизирующего хлоранилины. // Микробиология. 59(3):482-490.

10. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г. 1988. Распространенность микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в воде и почве. // Микробиология. 57(3):464-471.

11. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Белоусов В.В. 1994. Разработка микробиологического способа для очистки почвы от загрязнения пропанидом и 3,4-дихлоранилином. // Микробиология. 63(1):129-144.

12. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Глаголев М.В., Семенюк Н.Н., Паников Н.С. 1995. Метод определения численности микроорганизмов-деструкторов хлоранилинов в почве по периоду полуразложения субстрата. // Микробиология. 64(4):564-573.

13. Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Иванникова J1.A., Бахаева Л.П. 1996.

14. Многолетняя динамика утилизирующих хлоранилины бактерий после внесения в серую лесную почву. II Микробиология. 65(4):554-559.

15. Вольнова А.И., Суровцева Э.Г., Васильева Г.К. 1980. Ацетилирование 3,4-дихлоранилина представителями рода Pseudomonas. II Микробиология. 49(1): 167-169.

16. Волокитин М.П., Хан К.Ю., Сон Б.К., Золотарева Б.Н. 1997. Оценка деградации некоторых агрофизических показателей почв. // Почвоведение 1:57-63.

17. Герасимова М.И., Губин С.В., Шоба С.А. 1992. Микроморфология почв природных зон СССР. Пущино: ОНТИ ЦБП. 214 с.

18. Гречин И.П., Кауричев И.С., Никольский Н.Н., Панов Н.П., Подцубный Н.Н 1964. Практикум по почвоведению М.: Колос, 423 с.

19. Горохов В.К. Дуничев В.М. 1982. Цеолиты Сахалина. Владивосток.

20. Гузев В.Т., Кураков А.В., Бондаренко Н.Г., Мирчик Т.Г. 1984. Действие извести и минеральных удобрений на микробную систему дерново-подзолистой почвы. // Микробиология. 53(4):669.

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

22. Дистанов У.Г. 1989. Перспективы нетрадиционного минерального сырья. // Химизация сельского хозяйства. (12):37-41

23. Дистанов У.Г. 1990. Природные сорбенты и охрана окружающей среды. // Химизация сельского хозяйства. (9):34-39

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

25. Журбицкий З.И. 1968. Теория и практика вегетационного метода М.: Наука. 266 с.

26. Золотарева Б.Н. 1996. Миграция и трансформация экзогенных форм соединений тяжелых металлов в почвах (натурное определение). Тр. межд. конф. «Тяжелые металлы в окружающей среде». Пущино. С. 3543.

27. Кауричев И.С. 1982. Почвоведение. М.: Колос. 496 с.

28. Кинле X, Бадер X. 1984. Активные угли и их применение. Л.: Химия. 210 с.

29. Ковда В.А., Розанов Б.Г. 1988. Почвоведение. М.: Высшая школа. 399 с.

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

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

32. Кондратов В.А. 1964. Токсикология хлоранилинов и амина. Труды Гос. Инст. прикладной химии. Л.: Химия. 62:150.

33. Методики биологических исследований по водной токсикологии. 1971. Ред. Строганова Н.С. М.: Изд-во Наука. 299 с.

34. Методическое руководство по биотестированию почвы 1996. Мособлкомприрода, вх. №621 от 08.08.95 Серпухов, Архив НИЦ ТБП, 13 с.

35. Методическое руководство Германии по определению предельной полевой влагоемкости.

36. Мухин В.М., Дубоносов В.Т., Шмелев С.И. 1995. Применение активных углей для детоксикции почв, загрязненных остатками пестицидов. // Росс. хим. журн. 6:135.

37. Мухин В.М., Тарасов А.В., Клушин В.Н. 2000. Активные угли России. М.: Металлургия.

38. Овчинникова М. Н. 1987. Химия гербицидов в почве. М.: Изд-во МГУ. 109 с.

39. Орлов Д.С., Лозановская Н.Ю., Попов П.Д. 1989. Органическое вещество почвы и органические удобрения. М.: изд-во МГУ. 97 с.

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

41. Пильщикова Н.А. 1993. Использование активированных углей, отработанных в промышленности, для детоксикации почв, загрязненных гербицидами. Автореферат канд. дисс. 21с.

42. Поляков Н.С., Петухова Г.А. 1995. Современное состояние теории объемного заполнения микропор. // Журн. ВХО им. Д.И. Менделеева. 39(6):7-14.

43. Роде А. А. Смирнов В. Н. 1972. // Почвоведение. М.: Высшая школа. 479 с.

44. Роуэлл Д. 1998. Почвоведение методы и использование. М.: Колос. 486 с.

45. Свистула Г.Е. 1976. Применение симазина совместно с торфом при выращивании сосны на песках. // Химия в сельском хозяйстве. (6):51-55.

46. Селивановская С.Ю., Латыпова В.З. 2001. Обоснование системы экспериментальной оценки класса токсичности осадков сточных вод и выбора способов их утилизации И Экологическая химия, 10(2): 124-134.

47. Справочник химика. М. 1963.2-ое изд. Т.З.

48. Суровцева Э.Г., Васильева Г.К., Баску нов Б.П., Вольнова А.И. 1981. Разложение 3,4-дихлоранилина Alcaligenes faecalis.ll Микробиология. 50(4):740-743.

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

50. Суровцева Э.Г., Ивойлов B.C., Васильева Г.К., Беляев В.Н. 1996. Разложение хлоранилинов некоторыми представителями родов Aquaspirillum и Paracoccus.ll Микробиология. 65(5):563-638.

51. Ткачев П.Г. 1964. Гигиенические характеристики анилина, содержащегося в атмосферном воздухе. В сб.: Предельно допустимые концентрации атмосферных загрязнений. (8):41-54.

52. Тюрюканова Г.К., Ананьева Н.Д., Соколов М.С., Примак-Миролюбов М.Д. 1980. Действие гамма-излучения на водные растворы пропанида и анилинов. // Химия в сельском хозяйстве. (9):51-54.

53. Экология микроорганизмов. 2004. Ред. Нетрусова А.И. М.: ACADEMA.266 с.

54. Alexander М. 1995. How Toxic are toxic chemicals in soil. // Env. Sci. Technol. 29:2713-2717.

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

56. Audus L.J. 1951. The biological detoxication of hormone herbicides in soil.// Plant Soil. (3): 170-192.

57. Bansal R.Ch., Donnet J.-B., Stoeckli F. 1988. Active carbon. N.Y.: Marcel Dekker, Inc, N.Y. Basel. 482 p.

58. Bailey C.W., White J.L. 1964. Soil Pesticide Relation Ships. Review of Adsorption and Desorption of Organic Pesticides by Soil Colloids, with Implication Concerning Pesticide Bioactivity. // Agric Food Chem. 12(4):324-332.

59. Bordeleau L.M., Bartha R. 1972. Biocemhemical transformation of herbicide-derived anilines in culture medium and in soil. // Can. J. Microbiol. 12(18): 185 7-1864.

60. Chen Z.S., Lee C.J., Lie J.C. 1991. Cadmium and lead concentration of soils near plastic stabilizing materials producing plants in northern Taiwan. // Water, Air, & Soil Pollut. 57-58:745-754.

61. Chlopecka A, Domy C. Adriano 2001. Mimicked in-situ stabilization of metals in a cropped soil: Bioavailability and chemical form of zinc. // Environ. Sci. Techno I. 415.

62. Coley G., Stutz C.N. 1966. Parathion waste treatment and other organics. // Water Pollut. Control Fed. 38:1345-1349.

63. Eric J., Davies D., Jabeen N. 2002. The Adsorption of Herbicides and Pesticides on Clay Minerals and Soils. Part 1. Isoproturon. // Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic Chemistry. 43:329-336.

64. Eric J., Davies D., Jabeen N. 2003. The Adsorption of Herbicides and Pesticides on Clay Minerals and Soils. Part 1. Atrazine. // Journal of Inclusion Phenomena and Macrocyclic Chemistry. 46:57-64.

65. Fernandez-Perez M., Gonzales-Pradas E., Villfranca-Sanchez M., Flores-Cespedes

66. F. 2000. Mobility of atrazine from alginate-bentonite controlled release formulations in layered soil. // Chemosphere 43(3):347-353.

67. Fernandez-Perez M., Gonzales-Pradas E., Villfranca-Sanchez M., Flores-Cespedes F. 2001. Mobility of isoproturon from alginate-bentonite controlled release formulations in layered soil. // Chemosphere 41(9): 1495-1501.

68. Filcheva E.G., Tsadilas C.D. 2002. Influence of clinoptilolit and compost on soil properties. // Communications in soil science and plant analysis 33(3-4):595-607.

69. Ganor J., Sharon N., Jordi C. 2001. The effect of kaolinite on oxalate (bio)degradation at 25°C, and possible implications for adsorption isotherm measurements. // Chemic. Geology. 177(3-4):431-442.

70. Girling A.E., Tattersfield L.J., Mitchell G.C., Pearson N., Woodbridge A.P., Bennett D. 2000. Development of methods to assess the effects of xenobiotics in outdoor artificial streams. // Ecotoxicology and environmental safety. 45(1): 1-26.

71. Golovleva L.A., Petrova R.N., Evtushenko I.I., Baskunov B.R. 1990. Biodegradation. 1:263-671.

72. Guerin W.F., Boyd S.A. 1997. Bioavailability of naphthalene associated with natural and synthetic sorbents.// Water Res. 31 (6): 1504-1512.

73. Guo L., Jury W.A., Wagenet R.J., Flury M. 2000. Dependence of pesticide degradation on sorption: nonequilibrium model and application to soil reactors. II J. ofContam. Hydrol. 43(l):45-62.

74. Guthrie EA, Pfaender FK. 1998.Reduced pyrene bioavailability in microbially active soils. // Environ. Sci. Technol. 32:501-508.

75. Harms H., Zehnder A. 1995. Bioavailability of sorbed 3- chlorodibenzofuran. // Appl. Environ. Microbiol. 61(l):27-33.

76. Handbook of soil science. 2000. Editor-in-chief M.E. Summer. Boca Raton et al., CRC Press LLC,. 2004 p.

77. Ho Y.S., McKay G. 1999. Competitive sorption of copper and nickel ions from aqueous solution using peat. // J. Adsorption. 5(4):409-417.

78. Howe R.H.L. 1969. Toxic waste dergadation and disposal. // Process Biochem. (4):25-28.

79. Jak R.G., Maas J.L., Scholten MCT. 1998. Ecotoxicity of 3,4-dichloroaniline in enclosed freshwater plankton communities at different nutrient levels. // Ecotoxicology 7(l):49-60.

80. Murton F.A. 1984. The role natural zeolites in agricalture In: Zeo-agriculture: Use of natural zeolites in agriculture. - West view Press. Colorado p. 3-27.

81. Northcott G.L, Jones КС. 2001. Partitioning, extractability and formation of nonextractable PAH residues in soil. 1. Compound differences in aging and sequestration. // Env. Sci. Techno I. 35:1103-1110.

82. Northcott GL, Jones КС. 2001. Partitioning, extractability and formation of nonextractable PAH residues in soil. 2. Effect on compound dissolution behavior. // Env. Sci. Technol. 35: 1111-1117.

83. O'Brien, G. 1992. Estimation of the removal of organic priority pollutants by the powdered activated carbon treatment process. // Water Environ. Res. 64:877883.

84. Pires A.M., Branco J.A., Picado A., Mendonca E. 2002. Models for the estimation of a 'no effect concentration. // Environmetrics 13:15-27.

85. Ponizovsky A.A., Mironenko E. 2000. Speciation and sorption of lead (2) in soils. In: Trace Elements in Soil: Bioavailability, Flux, and Transfer.

86. Prasard I., Pramer D. 1969. Cytgenic effects of propanil and its degradation products oiAllim sepa L. // Cytologia. 31(2):351-352.

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

88. Rashid M., Magandor J. 1974. Effect of carbonates and anilines on Ps. putida and soil microbia activity. // Ann. Microbiol. 125A(2): 193-200.

89. Roy D., Maillacheruvu K., Mouthon J. 1999. Bioregeneration of granular acti vatld carbon loaded with 2,4-D. // Environ. Sci Health Part B-Pestic. Contam. Agric. Wastes. 34(5): 769-791.

90. Saada A., Breeze D., Crouzet C., Cornu S., Baranger P. 2003. Adsorption of arsenic (V) on kaolinite-humic acid complexes role of humic acid nitrogen groups. // Chemosphere. 51(8): 757-763.

91. Sobral O., Chastinet C., Nogueira A., Soares AMVM., Goncalves F., Ribeiro R. 2001. In vitro development of parthenogenetic eggs: A fast ecotoxicity test with Daphnia magna? // Ecotoxicology and environmental safety. 50(3): 174179.

92. Speltel G.E, Lu C.J, Zhu X.J. 1989. Biodegradation of trace concentrations of substituted phenols in granular activated carbon columns. // Environ Sci Technol. 23:68-74.

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

94. Trubetskova I., Lampert W. 2002. The juvenile growth rate of Daphnia: A short-term alternative to measuring the per capita rate of increase in ecotoxicology? // Archives of environmental contamination and toxicology 42(2): 193-198.

95. Tsadilas C.D., Dimoyiannis D.G., Samaras V. 1997. Effect of zeolite application and soil pH on cadmium sorption in soils. // Commun. Soil Sci. Plant Anal. 28(17&18):1591-1602.

96. Vasilyeva, G.K., Kreslavski, V.D., Shea, P.J., Comfort, S.D., Oh, B.-T., 2001. Potential of activated carbon to decrease 2,4,6-trinitrotoluene toxicity and accelerate soil decontamination. // Environ. Toxicol. Chem. 20:965-971.

97. Vidic R.D., Suidan, M.T., 1991. Role of dissolved oxygen on the adsorptivecapacity of activated carbon for synthetic and natural organic matter. // Environ. Sci. Technol. 25:1612-1618.

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

99. Vinitnantharat S., Baral A., Ishibashi Y., Ha S.R. 2001. Quantitative bioregeneration of granular activated carbon loaded with phenol and 2,4-dichlorophenol. // Environ. Technol. 22(3):339-344.

100. Viraraghavan Т., Slough K. 1999. Sorption of pentachlorophenol on peat-bentonite mixtures. // Chemosphere. 39(9): 1487-1496.

101. Weber A.S., Lai, M., Lin, W., Goeddertz, J.G., Ying, W., Duffy, J.J. 1992. Anaerobic/aerobic biological activated carbon treatment of a high strength phenolic wastewater. // Environmental Progress. 11:310-317.