CC BY
92Статья поступила в редакцию 26.03.12. Ред. рег. № 1279
The article has entered in publishing office 26.03.12. Ed. reg. No. 1279
УДК 504.062
БИОЛОГИЧЕСКАЯ РЕМЕДИАЦИЯ НЕФТЕЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ
Е.Ю. Руденко
Самарский государственный технический университет 443100 Самара, ул. Молодогвардейская, д. 244 Тел.: (846) 332-20-69; факс (846) 332-20-69; e-mail: e_rudenko@rambler.ru
Заключение совета рецензентов: 30.03.12 Заключение совета экспертов: 05.04.12 Принято к публикации: 14.04.12
Обобщены данные литературы, посвященной биологической ремедиации - одной из наиболее эффективных технологий очистки и восстановления почв, загрязненных нефтью и продуктами ее переработки. Кратко рассмотрены основные технологии, преимущества и недостатки биологической рекультивации. Проанализированы различные факторы, ограничивающие биологическую ремедиацию.
Ключевые слова: почва, загрязнение, углеводороды, нефть, биологическая рекультивация.
BIOLOGICAL REMEDIATION OF THE PETROPOLLUTED SOILS
E.Yu. Rudenko
Samara State Technical University 244 Molodogvardeiskaya str., Samara, 443100, Russia Tel.: (846) 332-20-69; fax (846) 332-20-69; e-mail: e_rudenko@rambler.ru
Referred: 30.03.12 Expertise: 05.04.12 Accepted: 14.04.12
Literature data devoted to biological remediation - one of the most effective technologies of clearing and restoration of the soils polluted by oil and products of its processing are generalised. The basic technologies, advantages and lacks of biological remediation are short considered. The various factors limiting biological remediation are analysed.
Keywords: soil, pollution, hydrocarbons, oil, biological remediation.
L
Елена Юрьевна Руденко
Сведения об авторе: канд. биол. наук, доцент кафедры «Технологии пищевых производств и парфюмерно-косметических продуктов» Самарский гос. технического университета, факультет «Пищевые производства».
Область научных интересов: загрязнение почв нефтью; биологическая рекультивация почв, загрязненных нефтью; утилизация отходов пищевых производств Публикации: 120.
В настоящее время с повышением внимания к охране окружающей среды, биологическая рекультивация является ценной альтернативой физическим и химическим обработкам. Биологическая очистка проводится после завершения технической рекультивации и позволяет резко (в 3-4 раза) сократить время восстановления загрязненных экосистем [1].
Биологическая очистка (биоремедиация) - экологически допустимая технология, которая использует микроорганизмы, чтобы эффективно разложить загрязняющие вещества в окружающей среде [2-4]. Биоремедиация является важным методом для восстановления загрязненной окружающей среды при помощи местных или специально отобранных
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
микроорганизмов [5]. Эффективность биологической очистки зависит от способности микроорганизмов при разложении целевых веществ минерализовать их или образовывать небольшое количество нетоксичных метаболитов [6]. Конечная цель биологической очистки состоит в полном микробном разложении загрязняющих веществ до диоксида углерода и воды [7, 8].
Использование процессов, основанных на жизнедеятельности микроорганизмов, с целью решения проблем загрязнения окружающей среды постепенно растет. Особенно интенсивно это происходит в последние десятилетия, когда вопросы охраны природы вызывают особое беспокойство [4]. Проведено большое количество исследований, в которых биологическая очистка загрязненных углеводородами почв в лабораторных и полевых условиях почти всегда признана эффективной обработкой [3, 7, 9, 10 и т.д.].
Технологии биологической ремедиации
Технологии биоремедиации можно разделить на две большие группы: in situ и ex situ. Технологии ex situ предусматривают физическое удаление загрязненного материала для проведения процесса его очистки, то есть обработку выкопанной почвы. Напротив, методы in situ обеспечивают обработку загрязненного материала на месте. Технологии очистки in situ имеют многочисленные преимущества перед технологиями ex situ: не требуют затрат на транспортирование, менее дороги, часто являются более щадящими для загрязненной почвы и подземных вод, могут применяться к широко распространенным загрязняющим веществам, имеющим невысокую концентрацию. В то время как методами обработки ex situ можно удалить отдельные загрязняющие вещества [2, 11, 12]. В основном ко всем типам технологий биологической очистки возможно добавить микробный инокулят, то есть провести биоувеличение [11].
Первые развивающиеся технологии биологической очистки были исключительно ex situ технологиями [11]. Методы биологической очистки in situ для восстановления загрязненных углеводородами местообитаний используются в течение многих лет [9]. В настоящее время разработаны технологии очистки in situ, способные преодолеть многие ограничения биотрансформации опасных химических веществ [13]. Сегодня технологии биологической очистки химически загрязненной почвы хорошо известны и многие из них применяются довольно часто в большом масштабе [11].
Технологии биологической очистки ex situ включают: биовентилирование, обработку загрязненной почвы в биореакторах и компостирование [2, 11].
Метод биовентилирования предполагает прокачивание кислорода через загрязненную почву, чтобы стимулировать микробную деятельность [2]. Аэробная обработка для биологической очистки почвы от углеводородов очень эффективна, учитывая тот
факт, что самые обычные разрушители аэробны [9]. Возможно разложить приблизительно 50% начального уровня загрязнения через 200 дней, просто аэрируя слой почвы [14].
Биологическое разложение в емкости или реакторе может использоваться, чтобы очистить жидкости или жидкие растворы (например, почвы) [2]. При этом водная фаза добавлена, чтобы усилить физическое смешивание [11]. Для очистки почвы от нефти и ее производных используются реакторы с неподвижным слоем и вращающиеся барабанные ферментеры, имеющие высокую эффективность [4, 15]. Сравнение биологического разложения в этих двух видах реакторов позволило Troquet и соавторам [14] сделать вывод о том, что среднее перемешивание недостаточно, чтобы избежать ограничений биологической очистки, вызванных перемещением кислорода. В результате проведенных исследований лучшее биологическое разложение получено в реакторах с неподвижным слоем, в которых выброс газа проходит полностью через весь слой загрязненной почвы.
Компостирование - это аэробная, термофильная обработка, при которой загрязненный материал смешивают с наполнителем [2]. В качестве наполнителя обычно используют солому, древесную муку, кору, деревянные щепки или некоторые другие органические материалы в зависимости от типа почвы и соотношения углерода и азота. Путем добавления к загрязненной почве органических веществ увеличивается доступ воздуха и воды, возрастает общая микробная активность и также деятельность определенных разрушителей загрязняющих веществ, которые могут находиться в загрязненной почве или вноситься наряду с органическим материалом [11, 16].
Для проведения компостирования загрязненный материал обычно укладывают в кучи (груды) или валки высотой 2-4 м с добавлением питательных веществ и воздуха. Биогруды могут быть статическими с установленным аэрационным трубопроводом или вращаться или перемешиваться специальными устройствами для этой цели [2, 11, 16]. Более передовым типом компостирования одни исследователи считают барабанный компостер [11], а другие - длинные кучи (валки), периодически перемешиваемые подвижным оборудованием [16].
Компостирование имеет некоторые преимущества перед другими технологиями ex situ обработки загрязненных почв: относительно низкие капитальные и эксплуатационные расходы, простоту проектирования и исполнения, а также относительно высокую степень очистки [17].
Многие органические вещества, загрязняющие почву, успешно прошли биологическую очистку методом компостирования. В лабораторных и полномасштабных исследованиях показана эффективность этой технологии для удаления углеводородов нефти и полициклических ароматических углеводородов [10, 11, 16].
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
Технологии биологической очистки, которые могут быть проведены как ex situ, так и in situ, включают биоувеличение и биостимулирование [2].
Биоувеличение (биодополнение) - это интродукция в загрязненную почву специализированных микроорганизмов с желательной производительностью разложения загрязняющих веществ [2, 6, 18]. Эти вносимые организмы должны быть более эффективны при разложении целевых загрязнителей, чем местная флора. Уровень засева микроорганизмов 106-108 клеток/г почвы считается достаточным, чтобы увеличить активность разложения загрязнителей [19, 20].
Микроорганизмы для проведения биоувеличения могут быть выделены из загрязненной почвы, получены из коллекций, после предварительной проверки на способность разлагать углеводороды, или генетически модифицированы [7].
Для эффективного разложения загрязнителя микроорганизмы, введенные в почву, должны транспортироваться к месту загрязнения, присоединиться к почвенной матрице, оставаться в живых, расти, конкурировать с местной почвенной микрофлорой за ограниченные питательные вещества и поддерживать свои разрушительные способности [21]. При этом очень важна способность изолированных и инокулированных бактерий остаться в живых и провести биологическое разложение при условиях, преобладающих в загрязненном местообитании [22]. Даже при оптимальных условиях введенные микроорганизмы не могут оставаться в живых в течение длительного времени [18]. Микроорганизмы, используемые для биоувеличения, зачастую недостаточно конкурентоспособны или не могут эффективно проникать через почву, чтобы достигнуть целевых химических веществ. К тому же концентрации субстрата в окружающей среде могут быть слишком низкими, чтобы поддержать рост введенных штаммов, или интродуцированные микроорганизмы могут игнорировать целевой загрязнитель, если присутствуют другие субстраты [23].
В большинстве случаев инокуляция микроорганизмов для очистки почвы от углеводородов нефти только дополнительно увеличивает стоимость ре-культивационных мероприятий и не дает никакой выгоды [11]. Неоднократно сообщалось, что интродукция углеводородокисляющих микроорганизмов не имела никаких положительных, только критические последствия для скорости биологического разложения нефти в почве [24, 25 и др.].
Интродукция микроорганизмов в загрязненную почву может быть полезна в некоторых специальных случаях, например, для разложения отдельных стойких веществ или при биологической очистке без наполнителя почвы, обладающей недостаточной микробной активностью [11].
Биостимулирование заключается в усовершенствовании естественной способности микроорганизмов разлагать загрязняющие вещества [2, 7, 26]. Данная технология рекультивации стремится оптимизиро-
вать условия для микробного разложения углеводородов: наличие и доступность питательных веществ, воды и кислорода, рН, температуру и т.д. [2, 26-28]. Использование местной микрофлоры для биореме-диации загрязненной почвы является наиболее предпочтительным, поскольку эти микроорганизмы быстрее адаптируются к специфической окружающей среде почвы [6].
Для улучшения естественной тенденции почвенных микроорганизмов расщеплять углеводороды нефти были предложены и проверены многие методы: рыхление, вспашка, боронование или дискование для улучшения аэрации и разрушения гидрофобной пленки нефтяных компонентов на частицах почвы; орошение для стимуляции активности микроорганизмов; известкование или гипсование для нейтрализации почвенной кислотности или щелочности, улучшения агрохимических свойств почв и ускорения разложения метано-нафтеновых углеводородов; внесение минеральных и органических удобрений, поверхностно-активных веществ, ферментов или косубстратов для увеличения активности аборигенной микрофлоры; добавление сорбентов для удаления загрязнителя; внесение структурообразователей (например, наполнителей) для увеличения аэрирования; фитомелиоративные мероприятия (подбор трав и травосмесей, посев и уход за посевами) для закрепления поверхностного слоя почвы корневой системой растений, создания сомкнутого травостоя и предотвращения развития водной и ветровой эрозии почв [1, 5, 7, 11, 29, 30-34].
Все эти процедуры активируют естественные биологические, химические и физические процессы трансформации и удаления органических загрязнителей, протекающие в загрязненной почве [35]. Биологическое разложение естественными популяциями микроорганизмов является одним из основных механизмов, которыми нефть и другие углеводородные загрязнители могут быть удалены из окружающей среды [36]. При этом физические и химические механизмы могут обеспечить значительное удаление из почвы некоторых компонентов органических загрязнителей [34, 35].
Растения могут усиливать биологическую очистку загрязненных нефтью почв, обеспечивая ризо-сферную биоремедиацию [1, 37, 38]. Растения улучшают состояние загрязненного участка, их корни предотвращают эрозию, стабилизируют и увеличивают плотность и разнообразие микробной популяции почвы [38]. Корни растений колонизированы бактериями [25] или микоризообразующими грибами, в которых большое количество грибковых гиф менее плотно колонизировано бактериальной биопленкой [39]. Корни растений проникают в почву, обеспечивая микроорганизмы почвы питательными веществами и легко разлагаемыми источниками энергии в форме корневых экссудатов и мертвых клеток корня. Многие недоступные микроорганизмам кислые корневые экссудаты, включая неорга-
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
нические питательные вещества, CO2 и аминокислоты, могут растворяться или задерживаться в прикорневой зоне [23]. Растения также воздействуют на окислительно-восстановительный потенциал, осмотический потенциал и содержание почвенной влаги [37]. Корни изменяют пористость почвы, улучшая снабжение кислородом [38]. Влияние прикорневой зоны состоит из нескольких аспектов. Корневые экссудаты могут стимулировать микробные популяции в прикорневой зоне. Часто численность бактерий почвы прикорневой зоны превышает 109 КОЕ/г, что обычно в 10-20 (для некоторых видов даже более чем в 100) раз выше, чем в остальной почве [23]. Экссудаты корней растений также обеспечивают бактерии косубстратами, которые улучшают разрушение некоторых загрязняющих веществ, индуцируя необходимый набор генов [38]. С другой стороны, корневые экссудаты могут оказывать определенное давление на микробное сообщество, стимулируя те микроорганизмы, которые эффективно могут расти с определенными, обеспеченными растениями источниками энергии. Таким образом, микробное разнообразие в прикорневой зоне может быть меньшим, чем в остальной почве [23]. Растения также обеспечивают микроорганизмы поверхностями для роста и создают различные экологические ниши [37]. Формирование биопленки в прикорневой зоне может усилить микробные взаимодействия и обмен конъюгативными плазмидами, поскольку в консорциумах на поверхностях корней растут различные микроорганизмы. Кроме того, трансформация плазмид чаще происходит на твердых поверхностях, чем в растворах [38, 40].
Приемы и режимы биостимулирования изменяются с климатом, местоположением, температурой и типом почвы [34]. Активация аборигенных популяций микроорганизмов успешно применяется как в теплом [33], так и в холодном климате [34, 41].
В настоящее время биологическая очистка in situ, использующая местные микроорганизмы, широко распространена во всем мире и привлекает все большее внимание [28, 42, 43]. Она применяется, чтобы уменьшить концентрацию углеводородов, текучесть и токсичность загрязненной углеводородами почвы [44]. Биостимулирование является одним из наиболее предпочтительных методов рекультивации почвы, загрязненной нефтью и продуктами ее переработки, из-за возможности локализации загрязнителя и ускоренного восстановления плодородия почвы в целом, относительно низкой себестоимости и экологической безопасности [3, 5, 29, 34, 35, 45]. Активация местных микробных популяций часто используется для очистки отдаленных территорий, т. к. для ее осуществления требуется минимум оборудования [34]. В некоторых случаях, например, при больших масштабах загрязнения, стимулирование аборигенных микроорганизмов почвы является единственно возможной технологией рекультивации [46].
Преимущества и недостатки биологической ремедиации
Преимуществами биологической очистки являются: высокая эффективность; достаточная степень универсальности; простота в обслуживании; возможность проводить обработку in situ, не нарушая естественные экосистемы или минимально воздействуя на них; применимость к большим площадям загрязнения; возможность превращения токсичных загрязняющих веществ в нетоксичные конечные продукты; возможность полной деструкции загрязнителя путем его минерализации до CO2 и H2O; достаточно низкая стоимость и высокая рентабельность; возможность сочетания с физическими или химическими методами обработки; уменьшение долговременных последствий для здоровья и экологии, связанных с неразрушаю-щими методами обработки; большое одобрение общественности [2, 7, 9, 17, 18, 21, 27, 47, 48].
Биоремедиация имеет также некоторые недостатки. Биологическая очистка больших объемов загрязненных почв все еще выдвигает некоторые технические требования, особенно когда загрязнение происходит в почвах с высоким содержанием глины [4]. Не все компоненты нефти и ее производных поддаются биологическому разложению. Иногда, при микробных превращениях загрязнителей могут образоваться метаболиты, имеющие токсичность выше, чем у исходных соединений [2]. Они могут оказывать дополнительное токсическое действие на активное микробное сообщество [49].
Относительно низкая эффективность и необходимость долговременного обслуживания - главные недостатки, ограничивающие широкое использование биологической очистки в полевых условиях, особенно для долговременно загрязненных местообитаний [15, 21, 48], где загрязняющие вещества состоят, главным образом, из комплексных соединений со стойкими химическими структурами и низким биоаккумулированием (например, длинноцепо-чечные алканы, полициклические ароматические и разветвленные углеводороды) [38, 50].
Биоремедиация еще до конца не понята, и ее успех - интенсивно обсуждаемая проблема, потому что все почвы и подземные воды не способны поддерживать рост и высокую метаболическую активность микроорганизмов и поэтому не могут быть успешно подвергнуты биологической очистке [14]. Биологическая рекультивация - процедура, которая должна быть приспособлена к специфичным условиям очищаемого места. Каждое загрязненное местообитание имеет уникальные характеристики и, таким образом, требует индивидуального подхода к его очистке [2]. Схемы технологий рекультивации корректируются и модифицируются в зависимости от индивидуальных особенностей места загрязнения и свойств загрязнителя, поэтому перед началом биологической рекультивации in situ важно установить местный микробный потенциал и оценивать ограничивающие факторы, которые управляют течением обработки [9].
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
Факторы,
ограничивающие биологическую ремедиацию
Результат каждого процесса биологического разложения загрязняющих веществ в почве зависит от совместного влияния множества разнообразных физико-химических и биологических факторов. К биологическим факторам относятся: присутствие разлагающих микроорганизмов, разнообразие микробной популяции, наличие специфических метаболических путей и интенсивность обмена веществ, концентрация биомассы, микробная экология (конкуренция и хищничество) [2, 5, 4, 14, 45].
Физико-химические факторы можно разделить на несколько групп [2, 14]: субстратные (физико-химические характеристики, молекулярное строение, концентрация, доступность и токсичность загрязняющих веществ); экологические (физические и химические свойства почвы, давность загрязнения, концентрация питательных веществ, окислительно-восстановительный потенциал (Eh), pH, влажность и температура) и ограничения массообмена (диффузия и растворимость кислорода, доступность акцепторов электронов и источников углерода и энергии, растворимость загрязняющих веществ в воде).
Наличие микроорганизмов-деструкторов
Присутствие бактерий, обладающих разлагающими способностями, - основное требование, необходимое для осуществления биологической очистки [38, 51]. В природе углеводородные соединения образуются в результате биотрансформации растительных материалов, и поэтому микроорганизмы-разрушители этих веществ также присутствуют в незагрязненных экосистемах [45]. Установлено, что углеводороды разлагаются различными видами гетеротрофных микроорганизмов в аэробных и анаэробных условиях [7, 52]. Например, при компостировании продукты разложения углеводородов могут также быть разложены в анаэробных условиях в присутствии нитрата путем процесса денитри-фикации [53]. Способность разлагать или использовать нефтяные углеводороды наблюдается у многочисленных видов бактерий и грибов, а также дрожжей родов: Candida, Saccharomyces, Cryptococcus, Rhodotorula, Rhodospondium, Sporobolomyces, Torulopsis, Trichosporon [54, 55], некоторых цианобактерий родов: Oscillatoria, Anabaena, Nostoc, Microcoleus, Chlamydomonas, Scenedesmus, Phormidium и зеленых водорослей родов: Chlorella, Microcoleus, Chlamydomonas, Ulva, Scenedesmus, Phormidium [56]. Однако в биоремедиации почвы применяются главным образом бактерии, потому что их отличают высокая численность, быстрый рост и широкий спектр используемых углеводородов [8]. Размер сообщества микроорганизмов, разрушающих углеводороды, зависит от многих биотических и абиотических факторов, но преимущественно от адаптивной способности микроорганизмов и наличия предшествующего загрязнения данной разновидностью углеводородов [57].
Разложение углеводородов в почвах и донных отложениях сложно и недостаточно изучено. Окружающая среда обычно содержит микроорганизмы, разлагающие разнообразные углеводороды, используя различные метаболические пути: alk (для C5-C12 н-алканов), xyl (для ксилола, толуола, ароматических углеводородов) и nah (для нафталина и полициклических ароматических углеводородов) [11, 24, 58, 59]. Редко микроорганизмы обладают как alk, так и nah катаболическими путями. Whyte, Bourbonniere и Greer [59] показали, что оба пути, находящиеся в разных плазмидах, могут сосуществовать в одной и той же бактерии. Также alk и xyl пути для разложения алифатических и ароматических углеводородов не являются несовместимыми и могут обнаруживаться в одном организме. Распределение генов изменяется в ответ на состав углеводородов, присутствующих в окружающей среде [58].
Свойства и концентрации загрязняющих веществ
Загрязняющие вещества могут значительно отличаться по способности к биологическому разложению в зависимости от своих физических и химических свойств [10, 12, 48, 60].
Способность углеводородов к биологическому разложению связана с размером их молекул: плохо разлагаются малые молекулы типа от метана до бутана (Ci-C4) и большие молекулы > C44 [61]. Простые углеводороды C5-C15, спирты, фенолы, амины, кислоты, сложные эфиры и амиды очень легко разлагаются микроорганизмами [12, 38, 50]. Сначала разлагаются н-алканы алифатической фракции (C10-C44) в зависимости от длины их цепи. Наиболее легко разлагаются углеводороды от декана до гексадекана (C10-C16), более высокомолекулярные парафины (C17-C24) обладают умеренной способностью к биологическому разложению. Вещества, имеющие большую молекулярную массу, гидрофобны, обладают недостаточной водорастворимостью и биоаккумулированием, поэтому более стойки к биологическому разложению [61]. С увеличивающейся длиной цепи становятся важными добавочные эффекты, например, затруднения пространственного доступа бактериальных ферментов к большим молекулам (> C28) [62]. Поэтому разложение высокомолекулярных углеводородов наблюдается очень редко. Heath, Lewis и Rowland [60] сообщили о значительном разложении алифатических углеводородов от триконтана до тет-раконтана. Уменьшение углеводородных соединений с числом углеродных атомов > 20-35 наблюдалось в исследованиях Scherr, Aichberger, Braun и др. [13]. Очень трудно поддаются биологическому разложению полихлорированные бифенилы, длинноцепо-чечные алканы, полициклические ароматические и разветвленные углеводороды, а также пестициды [12, 38, 50]. Труднее всего происходит биологическое разложение смеси различных химических соединений [12].
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
Несмотря на то, что большинство углеводородов нефти хорошо подвергается биодеструкции [15], под действием почвенных микроорганизмов происходит неполное разложение компонентов нефти, в результате чего мало изменяются концентрации алифатических и ароматических углеводородов [63].
Интенсивность разложения микроорганизмами полициклических ароматических углеводородов зависит от их химического строения, главным образом от количества колец [64]. Низкомолекулярные полициклические ароматические углеводороды с числом колец < 4 (например, нафталин, фенантрен и антрацен) являются умеренно токсическими и имеют высокую скорость биологического разложения. Высокомолекулярные полициклические ароматические углеводороды с числом колец > 4 (например, пирен, бенз(а)антрацен и бенз(а)пирен) проявляют сильное токсическое, мутагенное и канцерогенное действие, и их разложение возможно только посредством ко-метаболизма [6, 65].
Органическое вещество потребляется микроорганизмами, если может быть использовано ими для получения углерода и энергии. Интенсивность биотрансформации вещества зависит от степени окисления его углерода. Более высокие валентности соответствуют более низким уровням энергии, которые меньше стимулируют микробное разложение. Если химическое соединение не может служить источником углерода и энергии в силу своего молекулярного строения, которое не индуцирует необходимые ката-болические ферменты, для его разложения используется кометаболизм [2]. Используя углеводороды в качестве источника углерода, микроорганизмы способны разложить алканы в три этапа: сначала превратив их в алкилспирты, затем в альдегиды и, наконец, в алифатические карбоновые кислоты [61]. Почвы, загрязненные углеводородами, часто содержат смеси различных веществ, например, в случае разливов нефти, из-за чего увеличивается сложность их разложения. В результате чего разложение одного типа углеводородов может влиять на разложение других через кометаболизм, индукцию ферментативных активностей связанными промежуточными продуктами разложения, конкурентное торможение или токсичность [66]. Метаболическое сотрудничество нескольких микроорганизмов может привести к повышению использования углеводородов, так как метаболические промежуточные продукты, произведенные одними организмами, могут служить субстратами для роста других [6]. Для отдельных микроорганизмов и микробных консорциумов показано, что грибы и бактерии способны к частичному или полному разложению высокомолекулярных полициклических ароматических углеводородов путем кометаболизма в присутствии низкомолекулярных полициклических ароматических углеводородов или продуктов их разложения [20]. На интенсивность метаболизма и кометаболизма в почве влияет множество факторов: участвующие микроорганизмы,
питательные вещества, кислород, значение рН, содержание воды, тип почвы, температура, качество, количество и способность к биоаккумулированию загрязняющих примесей [18].
Способность к биологическому разложению зависит от концентрации загрязнителя [6, 15]. Низкие концентрации нефти достаточно легко поддаются биологическому разложению, высокие - оказывают острое токсическое действие на микроорганизмы [54].
Тип почвы
Степень метаболизации углеводородов микроорганизмами сильно зависит от типа почвы. Он влияет на предпосылки для микробного разрушения в двух взаимосвязанных направлениях: биоаккумулирование загрязнителя, а также структура и плотность сообщества разлагающих микроорганизмов [13, 15]. Скорость биологического разложения углеводородов в почвах, загрязненных нефтью, определяется их структурным и гранулометрическим составом, а также содержанием органического вещества.
Каждый тип почвы создает специфическую структуру и плотность сообщества в зависимости от преобладающих микроэкологических условий и благоприятствует росту видов микроорганизмов, способных к разложению загрязнителей [13]. Bundy, Paton и Campbell [51] показали, что состав бактериальных сообществ в почве, загрязненной дизельным топливом, сильно зависит от типа почвы: в разных почвах формируются различные микробные сообщества. Различия в составе и распространенности органического вещества почвы влияют на структуру и плотность микробного сообщества, так как они изменяют доступность субстрата и состояние питательных веществ [67]. Показано, что величина частиц, содержание органического вещества и глины имеют значительное влияние на доступность и подвижность фосфора в почвах [68]. Микробные сообщества способны использовать высокие уровни органических веществ почвы для увеличения своей численности, разнообразия и способности противостоять загрязняющему воздействию [32, 67]. Структура и плотность сообщества обратно пропорционально связаны с C/N отношением почвы, плотность сообщества пропорциональна внутренней поверхности почвенных частиц [67, 69]. Недостаточное размножение и разнообразие микроорганизмов типичны для почв с песчаным строением и низким содержанием органического углерода, которые сопровождаются более низким разложением загрязнителей по сравнению с суглинком и тяжелым суглинком [13].
Биологический распад углеводородов может быть ограничен из-за их сильного поглощения почвой [10]. В почвах тяжелого механического состава (например, суглинистых) существует реальная угроза избыточного накопления загрязняющих веществ. Почвы легкого механического состава менее подвержены загрязнению нефтью и продуктами ее переработки [29]. Различные взаимодействия между ор-
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
ганическими веществами и компонентами почвы участвуют в определении судьбы этих загрязняющих веществ, включая их способность к биологическому разложению [13]. В некоторых случаях могут формироваться очень устойчивые комбинации загрязнителей с органическим веществом почвы или с почвенными частицами [70]. В результате этого молекулы загрязнителя очень медленно выпускаются в водную фазу почвы [71-74] и становятся недоступны для микроорганизмов. Таким образом, скорость биотрансформации загрязнителя в давно загрязненных почвах ограничена скоростью его освобождения от органических веществ и частиц почвы [50]. В дополнение к химическим свойствам почвы само углеводородное загрязнение оказывает воздействие на микробные популяции [69].
Отличия видовых составов бактериальных сообществ могут быть вызваны различными механизмами разложения загрязнителя [13]. Однако в большинстве случаев более важен не механизм микробной активности, а массообмен загрязняющего вещества и клетки, то есть скорость поглощения и обмена веществ ограничивает разрушение загрязнителя [75]. Практически эти два аспекта связаны друг с другом, поскольку они управляются микроэкологическими условиями, преобладающими в почве [13]. На распределение загрязнителя и его доступность воздействуют различные характеристики почвы: содержание органического вещества, толщина прослоек ила и глины, присутствие растворенного органического вещества и механический состав почвы [12]. Адсорбция и/или захват загрязняющих веществ на/в органических и неорганических коллоидах, а также в матрице почвы формируют целую систему. Они могут ограничить количество загрязнителя, доступного для микробных клеток и их внеклеточных ферментов [74]. Органическое вещество является основным компонентом почвы, который сорбирует и десорбирует гидрофобные органические вещества [76], изменяя их уровень, источник и зрелость [77]. Различные органические вещества почвы очень сильно отличаются по сорбционной способности и силе [78], воздействуя на биоаккумулирование и биодоступность органических загрязняющих веществ [79]. Содержание органических веществ почвы обратно пропорционально скорости биологического разложения [48], т.к. сорбция загрязняющих веществ органическим веществом почвы способствует уменьшению их метаболизации [80]. Органическое вещество почвы также участвует в различных процессах, связанных со старением гидрофобных органических веществ, которые приводят к значительному сокращению биоаккумулирования загрязнителей из-за их сорбции или поступления в микро- и нанопоры, не доступные для больших молекул ферментных белков [48, 72, 74, 75, 81]. Воздействие минеральных компонентов почвы на сорбцию гидрофобных органических веществ, их доступность и расщепляемость полностью не изучены.
Известно, что в глинистых почвах загрязняющие вещества удерживаются сорбцией или разделяющими процессами не только на органических, но и на минеральных компонентах почвы. В результате химических, электростатических и гидрофобных взаимодействий происходит уменьшение биоаккумулирования загрязнителя в почве [52].
Структура почвы
Большинство исследований биологической очистки выполнены в почвах нарушенной структуры или искусственно загрязненных почвах [7, 17], где контакт между микроорганизмами и загрязненными почвами нереалистично максимизирован. Однако почвы, загрязненные нефтью, вероятнее всего, будут иметь ненарушенное строение, и таким образом активность биологической очистки в них будет снижена [72, 81].
Одно из основных различий между поверхностными и глубокими горизонтами почв - содержание кислорода и органического материала. Поверхность почвы имеет более высокое содержание молекулярного кислорода и органического вещества, т. к. регулярно получает органический материал от растений. Органическое вещество служит источником углерода и энергии, а также других химических элементов, таких как азот, фосфор (III), сера и т.д. Это обуславливает высокую численность и большое разнообразие микробных популяций. Глубокие горизонты почвы имеют более низкие уровни органического вещества и, таким образом, меньшие микробные числа и популяционное разнообразие, чем поверхность почвы. Бактерии начинают доминировать в микробном сообществе с увеличением глубины почвенного профиля, в то время как содержание других микроорганизмов, таких как актиномицеты или грибы, уменьшается. Это объясняется способностью бактерий использовать альтернативные кислороду акцепторы электронов [2]. Таким образом, основные микроорганизмы-разрушители углеводородов нефти, которые в большинстве своем являются аэробами или факультативными анаэробами, сосредоточены преимущественно в верхних горизонтах почвы [9, 30]. Поэтому обработки, включающие тщательное перемешивание почвы и разбивание больших почвенных частиц, усиливают микробиологическую и ферментативную активность аэробных микроорганизмов и существенно стимулируют биологическое разложение загрязняющих веществ [2, 30].
Концентрация молекулярного кислорода
Недостаток кислорода и ограниченный газовый обмен - две основные характеристики почв, которые замедляют процесс их биологической очистки [52, 82]. Скорость биологической очистки загрязненных углеводородами глубоких слоев почвы in situ может быть увеличена путем облегчения доступа микроорганизмов и кислорода к углеводородам нефти, расположенным в недоступных поровых пространствах
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
[81]. Распаханность почв влияет на скорость разложения и миграции нефти в профиле почв, так как интенсивная обработка усиливает микробиологическую активность в почвах и способствует более быстрому разложению, выносу и испарению легких фракций нефти из профиля почв [29]. Аэробные условия и соответствующие микроорганизмы необходимы для оптимальной скорости биоремедиации почв, загрязненных углеводородами нефти [5]. Аэробное разложение углеводородов происходит значительно быстрее, чем анаэробные процессы [83], поэтому, чтобы обеспечить аэробные условия и усилить биологическое разложение, необходимо увеличить доступ кислорода [14].
Содержание кислорода в почвах зависит от микробной активности, механического состава почвы, содержания воды и глубины. Показано, что низкое содержание кислорода в почвах ограничивает био-ремедиацию почв, загрязненных углеводородами нефти [84]. В лабораторных исследованиях установлено, что минерализация углеводородов почвы очень ограничена, когда содержание кислорода составляет ниже 10% [85]. Механическая обработка почвы (перемешивание, рыхление, вспахивание, боронование или дискование) снижает дефицит кислорода и разрушает гидрофобную пленку поверхностных нефтяных компонентов, улучшает аэрацию почвы [1, 5]. Она изменяет физические и химические свойства почвы [86]; перераспределяет углерод, азот и воду и уменьшает территориальное распределение в пределах почвы [87]; усиливает контакт между нефтью и разрушающими ее бактериями [5]. Механическая обработка ускоряет процесс очистки почвы [8, 31, 34, 35] и уменьшает ее токсичность [28].
В исследованиях описываются разные степени удаления углеводородов, происходящего из-за аэрирования загрязненной почвы [35]. Так, Dorn и Salanitro [82] заметили, что основная фракция летучих углеводородов (~ 40-95% бензола, толуола, эти-ленбензена и ксилола) была потеряна в течение смешивания и воздействия на субстрат погодных условий. Перемешивание почвы может не оказывать никакого воздействия на удаление углеводородов из почвы в случае ее давнего загрязнения, когда большинство летучих фракций нефти уже испарилось из почвы [61].
Влажность
С аэрацией почвы сильно связано содержание воды, которое может оказывать значительное влияние на скорость разложения углеводородов в почве [31, 52]. В некоторых случаях при высоком содержании почвенной влаги диффузия питательных веществ и подвижность микроорганизмов менее важны по сравнению с содержанием кислорода, необходимого для аэробной микробной активности [88]. Существует мнение, что оптимальный диапазон степени влажности для аэробного биологического разложения углеводородов составляет 50-80% полной влагоем-
кости почвы [27, 89]. В этот оптимальный диапазон укладывается уровень влажности почвы, поддерживаемый нами в ходе лабораторных экспериментов. При более низком содержании воды осмотические и матричные силы снижают водообеспеченность микроорганизмов, таким образом ограничивая их обмен веществ. При более высоком содержании воды, около или сверх предела насыщенности, все поровые пространства заполнены водой, таким образом ограничивая перемещение кислорода, определяющего аэробную деятельность [52]. Некоторые исследователи [90, 91] полагают, что жидкий раствор почвы создает наиболее благоприятные условия для биологического разложения углеводородов. Liu, Banks и Schwab [88] обнаружили, что микробная популяция увеличилась с увеличенным содержанием воды. Однако другие исследования показали, что численность микроорганизмов увеличивалась несущественно [92]. Влияние содержания воды приписано дисперсии почвенных агрегатов, которая увеличивает площадь поверхности почвы и диффузию загрязнителя в водную фазу, таким образом улучшая биоаккумулирование углеводородов. Этот эффект более важен в глинистых почвах, чем в песчаных почвах, потому что глины формируют агрегаты, которые усложняют процесс биологического разложения. Содержание воды также увеличивает подвижность микроорганизмов, которая облегчает контакт микроорганизмов и загрязняющих веществ [52].
Доступность загрязняющих веществ
Доступность загрязняющих веществ - ведущий фактор, влияющий на их биологическое разложение [38]. Скорость, с которой микробные клетки могут преобразовывать загрязняющие соединения, зависит от скорости восприятия загрязнителя и скорости перемещения его в клетку (массообмена). Биологическая доступность загрязнителя управляется множеством физико-химических процессов типа сорбции и десорбции, диффузии и растворения. Их воздействие сводится к замедлению транспорта определенных веществ в водную фазу, где облегчается биологическая восприимчивость [2]. Только фракция гидрофобных органических веществ, растворенная в водной фазе, доступна для микробиологического разрушения [48].
Биоаккумулирование - количество загрязняющих веществ, которые могут быть потреблены и разложены микроорганизмами [21]. В процессе биологического разложения из почвы удаляются растворенные органические загрязняющие вещества [93]. Нерастворимые компоненты, например, такие как нефть и нефтепродукты, как правило, намного более стойкие, они также разлагаются почвенными микроорганизмами, но в течение более длительного времени [94]. Гидрофобная природа сырой нефти замедляет обмен воздуха, воды и углеводородов между частицами почвы и микроорганизмами, при этом ограничивается скорость трансформации загрязняющих веществ
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
углеводород разлагающими бактериями [75, 95]. Кроме того, нерастворимые вещества сильно адсорбированы на коллоиды почвы, такие как глина и гу-миновые вещества. Это делает их еще менее доступными для микроорганизмов-разрушителей, которые обитают в водной фазе почвы [9, 94].
Уменьшение биоаккумулирования загрязняющих веществ с течением времени особенно заметно в долговременных загрязненных экосистемах и часто объясняется старением загрязнения или воздействием климатических условий [2, 15, 21, 48]. Это может быть результатом: химических реакций окисления, включающих загрязняющие примеси в естественное органическое вещество; медленной диффузии через очень маленькие поры и поглощения в органическое вещество; формирования вокруг загрязнителя гидрофобных полужестких пленок с высокой устойчивостью к гидрофобно-водному массообмену [2, 73]. Эти проблемы биоаккумулирования помогают преодолеть некоторые свойства микробных клеток типа производства естественных поверхностно-активных веществ и гидрофобного состава их клеточных стенок [96].
Давность загрязнения
Для интенсивности биологического разложения также важны предшествующая история загрязнения экосистемы и изменение состава загрязнения со временем [18]. Давно загрязненная нефтью почва обычно содержит стойкие вещества, в основном высокомолекулярные углеводороды (> С25), которые не могут быть разложены местными микроорганизмами [48, 97]. Этот остаток может образоваться из-за присутствия токсических углеводородов, недостатка питательных веществ и биодоступных углеводородов [63]. Химическая природа остаточного количества углеводородов точно не известна, но, вероятно, они состоят из разветвленных алканов, полициклических насыщенных углеводородов (нафтенов) и ароматических соединений, каждое из которых может иметь алкильные боковые цепи, присоединенные к их основной циклической структуре [73].
Напротив, недавно загрязненная нефтью почва содержит большее количество насыщенных и алифатических соединений, которые лучше всего поддаются микробному разложению. Однако компоненты загрязнителя, недавно попавшие в почву, потенциально более токсичны для микроорганизмов, что приводит к более длительному времени адаптации (индукционный период) перед разложением загрязнителя и даже к ингибированию процесса биологического разложения [48].
Токсические свойства компонентов сырой нефти в большинстве случаев замедляют развитие и метаболическую активность микроорганизмов [65, 70], однако активность микрофлоры остается довольно высокой [29]. Фактическое воздействие сорбированной фракции на биологическую активность почвы трудно оценить [32]: сразу после загрязнения сорб-
ция уменьшает токсичность ядовитых веществ, но увеличивает время их нахождения в почве.
Обычно бактериальное сообщество адаптируется к присутствию загрязнителя, но другие условия окружающей среды, такие как концентрация и подвижность питательных веществ, а также концентрация кислорода, могут быть неблагоприятны, поэтому микробное разложение загрязнителя in situ протекает медленно [11, 98, 99]. Низкое содержание питательных веществ, прежде всего азота и фосфора, в почве вместе с недостатком кислорода может влиять на скорость биологического разложения, уменьшая количество и активность микроорганизмов в загрязненной почве [9, 11].
Температура
На биологическое разложение углеводородов существенное влияние оказывает температура [47, 100]. Низкие температуры увеличивают адаптационный период и ограничивают скорость и степень биологического разложения углеводородов нефти в загрязненных почвах [98, 99]. Существует предположение, что это происходит в результате, прежде всего, уменьшения скоростей ферментативных реакций (Q10 эффект) [18].
Температура модифицирует физическую природу и химический состав сырой нефти и ее производных, поэтому достаточно трудно предсказать судьбу углеводородов в природе [101]. При низких температурах вязкость нефти увеличена, испарение короткоцепо-чечных алканов уменьшено, таким образом их водо-растворимость и токсичность увеличены [102]. Длинноцепочечные алканы обладают меньшей растворимостью, при низких температурах они существуют как твердые частицы, что ограничивает их доступность для микроорганизмов и таким образом препятствует биологическому разложению [103].
Температура играет значительную роль в управлении биоаккумулированием низкорастворимых углеводородов и, следовательно, природой и степенью микробного обмена веществ [41]. Скорость, с которой микробные клетки могут преобразовать загрязняющие примеси в течение биологической очистки, зависит от скорости восприимчивости загрязнителя и обмена веществ, а также скорости перемещения загрязняющего вещества к клетке (массообмен) [2]. Увеличение температуры приводит к уменьшению вязкости, более высокой растворимости и более быстрой диффузии гидрофобных загрязняющих соединений к клетке, таким образом усиливая скорости биологического разложения [45].
Повышенные температуры стимулируют испарение и разложение углеводородов [47], а также усиливают биологическую доступность загрязнителя, увеличивая растворимость и массообмен [45, 71]. Повышенные температуры могут активировать сообщества термофильных разрушителей углеводородов, увеличивая интенсивность биологической очистки [45]. В связи с этим увеличивается количе-
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
ство исследований компостирования почвы, загрязненной нефтью и продуктами ее переработки [11, 17, 104, 105]. Компостирование проводят при разных температурах: в работах Beaudin, Caron, Legros и др. [104], Namkoong, Hwang, Park и др. [17] температура устанавливалась на уровне около 20 °С, в то время как в некоторых других исследованиях максимальная температура компостирования достигала 30 °С [105], 40 °С [11] или 50 °С [104]. В литературе имеются сведения о стимулировании биологической очистки загрязненных почв подземным паром, имеющим температуру выше 100 °С, который поддерживал температуру почвы не уровне от 45 до 75 °С [45].
Таким образом, использование процессов, основанных на жизнедеятельности микроорганизмов, с целью решения проблем загрязнения окружающей среды в современных условиях неуклонно возрастает. Среди разнообразных способов биологической очистки, существующих в настоящее время, наиболее предпочтительной представляется биоремедиа-ция загрязненной нефтью и нефтепродуктами почвы, основанная на использовании метаболических возможностей местной микрофлоры, которая оказывает минимальное воздействие на окружающую среду.
Список литературы
1. Подавалов Ю.А. Экология нефтегазового производства. М.: Инфра-Инженерия, 2010.
2. Boopathy R. Factors limiting bioremediation technologies // Bioresource Technology. 2000. Vol. 74. P. 63-67.
3. Molina-Barahona L., Rodríguez-Vázquez R., Hernández-Velasco M., Vega-Jarquín С., Zapata-Pérez O., Mendoza^antù A., Albores A. Diesel removal from contaminated soils by biostimulation and supplementation with crop residues // Applied Soil Ecology. 2004. Vol. 27. P. 165-175.
4. Pala D.M., de Carvalho D.D., Pinto J.C, Sant'Anna Jr G.L. A suitable model to describe bioremediation of a petroleum-contaminated soil // International Biodeterioration and Biodegradation. 2006. Vol. 58. P. 254-260.
5. Vasudevan N., Rajaram P. Bioremediation of oil sludge-contaminated soil // Environment International. 2001. Vol. 26. P. 409-411.
6. Silva Í.S., da ^sta dos Santos E., de Menezes CR., de Faria A.F., Franciscon E., Grossman M., Regina L. Durrant Bioremediation of a poly aromatic hydrocarbon contaminated soil by native soil microbiota and bioaugmentation with isolated microbial consortia // Bioresource Technology. 2009. Vol. 100. P. 4669-4675.
7. Sarkar D., Ferguson M., Datta R., Birnbaum S. Bioremediation of petroleum hydrocarbons in contaminated soils: ^mparison of biosolids addition, carbon supplementation, and monitored natural attenuation // Environmental Pollution. 2005. Vol. 136. P. 187-195.
8. Wolicka D., Suszek A., Borkowski A., Bielecka A. Application of aerobic microorganisms in bioremediation in situ of soil contaminated by petroleum products // Biores. Technol. 2009. Vol. 100. P. 3221-3227.
9. Menendez-Vega D., Gallego J.L.R., Pelaez A.I., de Cordoba G.F., Moreno J., Muñoz D., Sanchez J. Engineered in situ bioremediation of soil and groundwater polluted with weathered hydrocarbons // European Journal of Soil Biology. 2007. Vol. 43. P. 310-321.
10. Rojas-Avelizapa N.G., Roldán-Carrillo T., Zegarra-Martínez H., Muñoz-Colunga A.M., Fernández-Linares L.C. A field trial for an ex-situ bioremediation of a drilling mud-polluted site // Chemosphere. 2007. Vol. 66. P. 1595-1600.
11. Jorgensen K.S., Puustinen J., Suortti A.-M. Bioremediation of petroleum hydrocarbon-contaminated soil by composting in biopiles // Environmental Pollution. 2000. Vol. 107. P. 245-254.
12. Gianfreda L., Rao M.A. Potential of extra cellular enzymes in remediation of polluted soils: a review // Enzyme and Microbial Technology. 2004. Vol. 35. P. 339-354.
13. Scherr K., Aichberger H., Braun R., Loibner A.P. Influence of soil fractions on microbial degradation behavior of mineral hydrocarbons // European Journal of Soil Biology. 2007. Vol. 43. P. 341-350.
14. Troquet J., Larroche C., Dussap C.-G. Evidence for the occurrence of an oxygen limitation during soil bioremediation by solid-state fermentation // Biochemical Engineering Journal. 2003. Vol. 13. P. 103-112.
15. Nocentini M., Pinelli D., Fava F. Bioremediation of a soil contaminated by hydrocarbon mixtures: the residual concentration problem // Chemosphere. 2000. Vol. 41. P. 1115-1123.
16. Shilev S., Naydenov M., Vancheva V., Aladjadjiyan A. Composting of Food and Agricultural Wastes // Utilization of By-Products and Treatment of Waste in the Food Industry. New York: Springer Science+Business Media, LLC, 2007. P. 283-301.
17. Namkoong W., Hwang E.-Y., Park J.-S., Choi J.Y. Bioremediation of diesel-contaminated soil with composting // Environmental Pollution. 2002. Vol. 119. P. 23-31.
18. Margesin R. Potential of cold-adapted microorganisms for bioremediation of oil-polluted Alpine soils // International Biodeterioration and Biodegradation. 2000. Vol. 46. P. 3-10.
19. Jacobsen C.S., Petersen J.C. Growth and survival of Pseudomonas cepacia DBO1 (pR0101) in soil amended with 2,4-dichlorophenoxyacetic acid // Biodegradation. 1992. Vol. 2. P. 245-252.
20. Boonchan S., Britz M.L., Stanley G.A. Degradation and mineralization of high-molecular-weight polycyclic aromatic hydrocarbons by defined fungal-bacterial cocultures // Appl. Environ. Microbiol. 2000. Vol. 66. P. 1007-1019.
21. Liang Y., Zhang X., Dai D., Li G. Porous biocarrier-enhanced biodegradation of crude oil contaminated soil // International Biodeterioration and Biodegradation. 2009. Vol. 63. P. 80-87.
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
22. Shannon M.J.R., Unterman R. Evaluating bioremediation: distinguishing fact from fiction // Annual Reviews in Microbiology. 1993. Vol. 47. P. 715-738.
23. Kaksonen A.H., Jussila M.M., Lindstrom K., Suominen L. Rhizosphere effect of Galega orientalis in oil-contaminated soil // Soil Biology Biochemistry. 2006. Vol. 38 P. 817-827.
24. Whyte L.G., Bourbonniere L., Bellerose C., Greer C.W. Bioremediation assessment of hydrocarbon-contaminated soils from the High Arctic // Biorem. J.
1999. Vol. 3. P. 69-79.
25. Suominen L., Jussila M.M., Makelainen K., Romantschuk M., Lindstrom K. Evaluation of the Galega - Rhizobium galegae system for the bioremedia-tion of oil contaminated soil // Environmental Pollution.
2000. Vol. 107. P. 239-244.
26. Catallo W.J., Portier R.J. Use ofindigenous and adapted microbial assemblages in the removal oforganic chemicals from soils and sediments // Water Science Technology. 1992. Vol. 25. P. 229-237.
27. Huesemann M.H. Guidelines for land-treating petroleum hydrocarbon-contaminated soils // Journal of Soil Contamination. 1994. Vol. 3. P. 299-318.
28. Wang X., Bartha R. Effects of bioremediation on residues, activity and toxicity in soil contaminated by fuel spills // Soil Biol. Biochem. 1990. Vol. 22. P. 501-505.
29. Абзалов Р.3., Сахабутдинова А.3., Гумеров Р.С. Почвовосстанавливающая роль сельскохозяйственных культур и удобрений в зависимости от загрязнения почв нефтью // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. Труды V Всесоюз. совещ. Обнинск, 12-15 января 1987 г. Л.: Гидрометеоиздат, 1989. С. 322-326.
30. Журавлева Л.М. Рекультивация почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами // Сб. трудов. VII Междунар. науч.-практич. конф. «Ашировкие чтения» (Туапсе, Россия, 6-9 октября 2010 г). Самара: Самар. гос. техн. ун-т, 2010. Т. 1. С. 266-269.
31. Патент 2329200 МПК C 02 F 11/00, B 09 B 3/00. Способ переработки шламов очистных сооружений нефтехимических и нефтеперерабатывающих производств / Якушева О.И., Наумова Р.П., Самольянов А.А., Кичигин В.П., Галухин В.А., Никонорова В.Н., Аскаров И.И., Галиев. Р. А. // БИПМ. 2008. № 20.
32. Franco I., Contin M., Bragato G., De Nobili M. Microbiological resilience of soils contaminated with crude oil // Geoderma. 2004. Vol. 121. P. 17-30.
33. McCarthy K., Walker L., Vigoren L., Bartel J. Remediation of spilled petroleum hydrocarbons by in situ landfarming at an Arctic site // Cold Regions Science and Technology. 2004. Vol. 40. P. 31-39.
34. Paudyn K., Rutter A., Rowe R.K., Poland J.S. Remediation of hydrocarbon contaminated soils in the Canadian Arctic by landfarming // Cold Regions Science and Technology. 2008. Vol. 53. P. 102-114.
35. Marin J.A., Hernandez T., Garcia C. Bioremediation of oil refinery sludge by landfarming in semiarid conditions: Influence on soil microbial activity // Environmental Research. 2005. Vol. 98. P. 185-195.
36. Leahy J.G., Colwell R.R. Microbial degradation ofhydrocarbons in the environment // Microbiological Reviews. 1990. Vol. 54. P. 305-315.
37. Anderson T.A., Guthrie E.A., Walton B.T. Bioremediation in the rhizosphere: plant roots and associated microbes clean contaminated soil // Environmental Science and Technology. 1993. Vol. 27. P. 2630-2636.
38. Romantschuk M., Sarand I., Petanen T., Peltola R., Jonsson-Vihanne M., Koivula T. Means to improve the effect of in situ bioremediation of contaminated soil: an overview of novel approaches // Environmental Pollution. 2000. Vol. 107. P. 179-185.
39. Sarand I., Timonen S., Rajamaki M., Peltola R., Nurmiaho-Lassila E.L., Koivula T., Haahtela K., Romantschuk M., Sen R. Biofilms, degradative fluorescent Pseudomonads and bioremediation potential in the scots pine mycorrhizosphere exposed to petroleum derived hydrocarbons // FEMS Microb. Ecol. 1998. Vol. 27. P. 115-126.
40. Sayler G.S., Hooper S.W., Layton A.C., King J.M.H. Catabolic plasmids of environmental and ecological significance // Microbial Ecology. 1990. Vol. 19. P. 1-20.
41. Margesin R., Schinner F. Bioremediation (natural attenuation and biostimulation) of diesel-oil-contaminated soil in an Alpine glacier skiing area // Applied and Environmental Microbiology. 2001. Vol. 67. P. 3127-3133.
42. Руденко Е.Ю. Перспективы использования пивной дробины для рекультивации нефтезагрязнен-ных почв // Экология промышленного производства. 2011. № 3. С. 47-50.
43. Руденко Е.Ю. К перспективам использования отходов пивоварения для рекультивации нефтезаг-рязненных почв // Экология и промышленность России. 2012. № 2. С. 34-38.
44. Ritter W.F., Scarborough R.W. A review of bioremediation of contaminated soils and groundwater // Journal of Environmental Health. 1995. Vol. 30. P. 323330.
45. Perfumo A., Banat I.M., Marchant R., Vezzulli L. Thermally enhanced approaches for bioremediation of hydrocarbon-contaminated soils // Chemosphere. 2007. Vol. 66. P. 179-184.
46. Патент 2301258 C 12 N 1/26 B 09 C 1/10. Способ очистки почвы от нефтяных загрязнений / Дубровская Е.В., Плешакова Е.В., Турковская О.В. // БИПМ. 2007. № 17.
47. Van Gestel K., Mergaert J., Swings J., Coosemans J., Ryckeboer J. Bioremediation of diesel oil-contaminated soil by composting with biowaste // Environmental Pollution. 2003. Vol. 125. P. 361-368.
48. Trindade P.V.O., Sobral L.G., Rizzo A.C.L., Leite S.G.F., Soriano A.U. Bioremediation of a weathered and a recently oil-contaminated soils from Brazil: a comparison study // Chemosphere. 2005. Vol. 58. P. 515-522.
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
49. Delille D., Duval A., Pelletier E. Highly efficient pilot biopiles for on-site fertilization treatment of diesel oil-contaminated sub-Antarctic soil // Cold Regions Science and Technology. 2008. Vol. 54. P. 7-18.
50. Huesemann M.H., Hausmann T.S., Fortman T.J. Does bioavailability limit biodegradability? A comparison of hydrocarbon biodegradation and desorption rates in aged soils // Biodegradation. 2004. Vol. 15. P. 261-274.
51. Bundy J.G., Paton G.I., Campbell C.D. Microbial communities in different soil types do not converge after diesel contamination // J. Appl. Microbiol. 2002. Vol. 92. P. 276-288.
52. Ramírez M.E., Zapién B., Zegarra H.G., Rojas N.G., Fernández L.C. Assessment of hydrocarbon biodegradability in clayed and weathered polluted soils // International Biodeterioration and Biodegradation. 2009. Vol. 63. P. 347-353.
53. Schocher R.J., Seyfried B., Vazquez F., Zeyer J. Anaerobic degradation of toluene by pure cultures of denitrifying bacteria // Arch. Microbiol. 1991. Vol. 157. P. 7-12.
54. Микроорганизмы и охрана почв / Под ред. Д.Г. Звягинцева. М.: Изд-во МГУ, 1989.
55. Prenafeta-Boldu F.X., Vervoort J., Grotenhuis J.T., Van Groenestijn J.W. Substrate interactions during the biodegradation of benzene, toluene, ethylbenzene and xylene (BTEX) hydrocarbons by the fungus Cladophialophora sp. strain T1 // Appl. Environ. Microbiol. 2002. Vol. 68. P. 2660-2665.
56. Antizar-Ladislao B., Lopez-Real J.M., Beck A.J. Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) - contaminated waste using composting approaches // Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 2004. Vol. 34. P. 249-289.
57. Liu S., Suflita J.M. Ecology and evolution of microbial populations for bioremediation // Trends in Biotechnology. 1993. Vol. 11. P. 344-352.
58. Sotsky J.B., Atlas R.M. Frequency of genes in aromatic and aliphatic hydrocarbon biodegradation pathways within bacterial populations from Alaskan sediments // Canadian Journal of Microbiology. 1994. Vol. 40. P. 981-985.
59. Whyte L.G., Bourbonnière L., Greer C.W. Biodegradation of petroleum hydrocarbons by psychrotrophic Pseudomonas strains possessing both alkane (alk) and naphthalene (nah) catabolic pathways // Appl. Environ. Microb. 1997. Vol. 63. P. 3719-3723.
60. Heath D.J., Lewis C.A., Rowland S.J. The use of high temperature gas chromatography to study the biodegradation of high molecular weight hydrocarbons // Org. Geochem. 1997. Vol. 26. P. 769-785.
61. Schaefer M., Filser J. The influence of earthworms and organic additives on the biodegradation of oil contaminated soil // Applied Soil Ecology. 2007. Vol. 36. P. 53-62.
62. Setti L., Lanzarini G., Pifferi P.G., Spagna G. Further research into aerobic degradation of n-alkanes in a heavy oil by a pure culture of a Pseudomonas spp. // Chemosphere. 1993. Vol. 26. P. 1151-1157.
63. Peressutti S.R., Alvarez H.M., Pucci O.H. Dynamics ofhydrocarbon-degrading bacteriocenosis ofan experimental oil pollution in Patagonian soil // International Biodeterioration and Biodegradation. 2003. Vol. 52. P. 21-30.
64. Margesin R., Walder G., Schinner F. The impact of hydrocarbon remediation (diesel oil and polycyclic aromatic hydrocarbons) on enzyme activities and microbial properties of soil // Acta Biotechnol. 2000. Vol. 20. P. 313-333.
65. Kanaly R.A., Harayama S. Biodegradation of high-molecular weight polycyclic aromatic hydrocarbons by bacteria // J. Bacteriol. 2000. Vol. 182. P. 2059-2067.
66. Dean-Ross D., Moody J., Cerniglia C.E. Utilization of mixtures of polycyclic aromatic hydrocarbons by bacteria isolated from contaminated sediment // FEMS Microbiol. Ecol. 2002. Vol. 41. P. 1-7.
67. Cookson W.R., Abayeb D.A., Marschner P., Murphy D.V., Stockdaleb E.A., Goulding K.W.T. The contribution of soil organic matter fractions to carbon and nitrogen mineralization and microbial community size and structure // Soil Biol. Biochem. 2005. Vol. 37. P. 1726-1737.
68. Atalay A. Variation in phosphorus sorption with soil particle size // Soil and Sediment Contamination. 2001. Vol. 10. P. 317-335.
69. Amellal N., Portal J.-M., Vogel T., Berthelin J. Distribution and location of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and PAHdegrading bacteria within polluted soil aggregates // Biodegradation. 2001. Vol. 12. P. 49-57.
70. Baran S., Bielinska J.E., Oleszczuk P. Enzymatic activity in an airfield soil polluted with polycyclic aromatic hydrocarbons // Geoderma. 2004. Vol. 118. P. 221-232.
71. Pignatello J.J., Xing B. Mechanisms of slow sorption of organic chemicals to natural particles // Environ. Sci. Technol. 1996. Vol. 30. P. 1-11.
72. Hatzinger P.B., Alexander M. Biodegradation of organic compounds sequestered in organic solids or in nanopores within silica particles // Environ. Toxicol. Chem. 1997. Vol. 16. P. 2215-2221.
73. Huesemann M.H. Incomplete hydrocarbon biodegradation in contaminated soils: limitations in bioavailability or inherent recalcitrance? // Biorem. J. 1997. Vol. 1. P. 27-39.
74. Alexander M. Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutants // Environ. Sci. Technol. 2000. Vol. 34. P. 4259-4265.
75. Bosma T.N.P., Middeldorp P.J.M., Schraa G., Zehnder A.J.B. Mass transfer limitation of biotransformation: quantifying bioavailability // Environ. Sci. Technol. 1997. Vol. 31. P. 248-252.
76. Luthy R.G., Aiken G.R., Brusseau M.L., Cunningham S.D., Gschwend P.M., Pignatello J.J., Reinhard M., Traina S.J., Weber Jr. W.J., Westall J.C. Sequestration of hydrophobic organic contaminants by geosorbents // Environ. Sci. Technol. 1997. Vol. 31. P. 3341-3347.
Международный научный журнал «Альтернативная энергетика и экология» № 05-06 (109-110) 2012 © Научно-технический центр «TATA», 2012
77. Cornelissen G., Gustafsson O., Bucheli T.D., Jonker M.T.O., Koelmans A.A., van Noort P.C.M. Extensive sorption of organic compounds to black carbon, coal, and kerogen in sediments and soils: mechanisms and consequences for distribution, bioaccumulation, and biodegradation // Environ. Sci. Technol. 2005. Vol. 39. P. 6881-6895.
78. Wang X.-C., Zhang Y.-X., Chen R. Distribution and partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in different size fractions in sediments from Boston Harbor, United States // Mar. Pollut. Bull. 2001. Vol. 42. P. 1139-1149.
79. Talley J., Ghosh U., Tucker S., Furey J., Luthy R. Particle-scale understanding of the bioavailability of PAHs in sediment // Environ. Sci. Technol. 2002. Vol. 36. P. 477-483.
80. Manilal V.B., Alexander M. Factors affecting the microbial degradation of phenanthrene in soil // Appl. Microbiol. Biotechnol. 1991. Vol. 35. P. 401-405.
81. Hyun S., Ahn M.-Y., Zimmerman A.R., Kim M., Kim J.-G. Implication of hydraulic properties of bioremediated diesel-contaminated soil // Chemosphere. 2008. Vol. 71. P. 1646-1653.
82. Dorn P.B., Salanitro J.P. Temporal ecological assessment of oil contaminated soils before and after bioremediation // Chemosphere. 2000. Vol. 40. P. 419-426.
83. Holliger C., Zehnder A.J.B. Anaerobic biodegradation of hydrocarbons // Curr. Opin. Biotechnol. 1996. Vol. 7. P. 326-330.
84. von Wedel R.T., Mosquera S.F., Goldsmith C.D., Hater G.R., Wong A., Fox T.A., Hunt W.T., Paules M.S., Quiros J.M., Wiegand J.W. Bacterial biodegradation of petroleum hydrocarbons in ground water: in situ augumented bioreclamation with enrichment isolates in California // Water Sci. Technol. 1988. Vol. 20. P. 501-503.
85. Freijer J.I. Mineralization of hydrocarbons in soil under decreasing oxygen availability // J. Environ. Qual. 1986. Vol. 25. P. 296-304.
86. Melope M.B., Griwe I.C., Pege E.R. Contributions by fungi and bacteria to aggregate stability of cultivated soils // J. Soil Sci. 1987. Vol. 38. P. 71-77.
87. Rhykerd R.L., Crews B., McInnes K.J., Weaver R.W. Impact of bulking agents, forced aeration and tillage on remediation of oil-contaminated soil // Biores. Technol. 1999. Vol. 67. P. 279-285.
88. Liu B., Banks M., Schwab P. Effects of soil water content on biodegradation of phenanthrene in a mixture of organic contaminants // Soil and Sediment Contamination. 2001. Vol. 10. P. 633-658.
89. Sims J.L., Sims R.C., Matthews J.E. Approach to bioremediation of contaminated soil // Hazardous Waste and Materials. 1990. Vol. 7. P. 117-149.
90. Admon S., Green M., Avnimelech Y. Biodegradation kinetics of hydrocarbons in soil during land treatment of oily sludge // Bioremediation Journal. 2001. Vol. 5. P. 193-209.
91. Yerushalmi L., Rocheleau S., Cimpoia R., Sarrazin M., Sunahara G., Peisajovich A., Leclair G.,
Guiot S.R. Enhanced biodegradation of petroleum hydrocarbons in contaminated soil // Bioremed. J. 2003. Vol. 7. P. 37-51.
92. Breedveld D.G., Sparrevik M. Nutrient-limited biodegradation of PAH in various soil strata at a creosote contaminated site // Biodegradation. 2000. Vol. 11. P. 391-399.
93. Marschner B., Kalbitz K. Controls of bioavailability and biodegradability of dissolved organic matter in soils // Geoderma. 2003. Vol. 113. P. 211-235.
94. Field J.A., De Jong E.D., Costa G., De Bout A.M. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons by new isolates of white rot fungi // Appl. Environ. Microbiol. 1992. Vol. 58. P. 2219-2226.
95. Semple K.T., Morriss A.W.J., Paton G.I. Bioavailability of hydrophobic organic contaminants in soils: fundamental concepts and techniques for analysis // European Journal of Soil Science. 2003. Vol. 54. P. 809-818.
96. Stucki G., Alexander M. Role of dissolution rate and solubility in biodegradation of aromatic compounds // Appl. Environ. Microbiol. 1987. Vol. 53. P. 292-297.
97. Sparrow S.D., Sparrow E.B. Microbial biomass and activity in a subarctic soil ten years after crude oil spills // Journal of Environmental Quality. 1988. Vol. 17. P. 304-309.
98. Walworth J., Braddock J., Woolard C. Nutrient and temperature interactions in bioremediation of cryic soils // Cold Regions Science and Technology. 2001. Vol. 32. P. 85-91.
99. Sanscartier D., Zeeb B., Koch I., Reimer K. Bioremediation of diesel-contaminated soil by heated and humidified biopile system in cold climates // Cold Regions Science and Technology. 2009. Vol. 55. P. 167-173.
100. Liu W., Luoa Y., Tenga Y., Li Z., Christie P. Prepared bed bioremediation of oily sludge in an oil field in northern China // Journal of Hazardous Materials. 2009. Vol. 161. P. 479-484.
101. Wu Q., Bedard D.L., Wiegel J. Effect of incubation temperature on the route of microbial reductive degradation of 2,3,4,6-tetrachlorobiphenyl in polychlorinated biphenyl (PCB)-contaminated and PCB-free freshwater sediments // Appl. Environ Microb. 1997. Vol. 63. P. 2836-2843.
102. Atlas R.M., Bartha R. Hydrocarbon biodegradation and oil spill bioremediation // Adv. Microbiol. Ecol. 1992. Vol. 12. P. 287-338.
103. Whyte L.G., Hawari J., Zhou E., Bourbonnière L., Inniss W.E., Greer C.W. Biodegradation of variable-chain-length alkanes at low temperatures by a psychrotrophic Rhodococcus sp. // Appl. Environ. Microb. 1998. Vol. 64. P. 2578-2584.
104. Beaudin N., Caron R.F., Legros R., Ramsay J., Ramsay B. Identification of the key factors affecting composting of a weathered hydrocarbon contaminated soil // Biodegradation. 1999. Vol. 10. P. 127-133.
105. Kirchmann H., Ewnetu W. Biodegradation of petroleum based oil wastes through composting // Biodegradation. 1998. Vol. 9. P. 151-156.
International Scientific Journal for Alternative Energy and Ecology № 05-06 (109-110) 2012
© Scientific Technical Centre «TATA», 2012
