Содержание
Вступ
1. Антропогенний вплив на гідросферу
2. Загальні забрудники навколишнього середовища
2.1 Нафтові вуглеводні
2.2 Багатоядерні ароматичні вуглеводні
2.3 Хлорвмісні сполуки
2.4 Пестициди
3. Переваги і недоліки біоремедіації
3.1 Переваги біоремедіації
3.2 Недоліки біоремедіації
3.3 Вимоги до біоремедіації
4. Бактеріальна трансформація нафтових вуглеводнів
5. Нафтоокиснювальні властивості мікроорганізмів Pseudоalteromonas citrea, Pseudoalteromonas elyakovii та Oceanisphaera litoralis
5.1 Методика вивчення нафтоокиснювальних властивостей
5.2 Результати та їх обговорення
Висновки
Список використаної літератури
Вступ
Забруднення атмосфери, що прийняло великомасштабний характер, нанесло збиток рікам, озерам, водоймищам, ґрунтам. Забруднюючі речовини і продукти їхніх перетворень рано чи пізно з атмосфери попадають на поверхню Землі. Це і без того велике лихо значно погіршується тим, що й на водойми, і на землю безпосередньо йде потік відходів. Величезні площі сільськогосподарських угідь піддаються впливу різних пестицидів і добрив, ростуть території смітників.
Наслідки забруднення небезпечні насамперед для всіх живих мешканців морів і океанів. Ці наслідки різноманітні. Первинні критичні порушення у функціонуванні живих організмів під дією забруднюючих речовин виникають на рівні біологічних ефектів: після зміни хімічного складу клітин порушуються процеси дихання, росту і розмноження організмів, можливі мутації і канцерогенез; порушуються рух і орієнтація в морському середовищі. Морфологічні порушення нерідко виявляються у виді різноманітних патологій внутрішніх органів: змін розмірів, розвитку виродливих форм. Особливо часто ці явища реєструються при хронічному забрудненні. Усе це відбивається на стані окремих популяцій, на їх взаємовідносинах. У такий спосіб виникають екологічні наслідки забруднення. Важливим показником порушення стану екосистем є зміна числа вищих таксонів риб. Істотно змінюється фотосинтезуюча дія в цілому. Росте біомаса мікроорганізмів, фітопланктону, зоопланктону. Це характерні ознаки евтрофікації морських водойм, особливо вони значні у внутрішніх морях. У Каспійському, Чорному, Балтійському морях за останні 10-20 років біомаса мікроорганізмів виросла майже в 10 разів. У Японському морі сущим нещастям стали "червоні припливи", наслідок евтрофікації, при який бурхливо розвиваються мікроскопічні водорості, а потім зникає кисень у воді, гинуть водяні тварини й утворюється величезна маса гниючих залишків, що отруюють не тільки море, але й атмосферу.
Забруднення Світового океану приводить до поступового зниження первинної біологічної продукції. По оцінках учених, вона скоротилася на 10%. Відповідно до цього знижується і щорічний приріст інших мешканців моря.
1. Антропогенний вплив на гідросферу
Відомі такі забруднення води:
1) фізичне забруднення - пісок, мул, глина - наслідки ерозії, пил, радіоактивні домішки, частиною золи від ТЄС;
2) теплове - спуск у водойми води з теплових та атомних електростанцій;
3) біологічне - мікроорганізми, віруси, бактерії, грибки, найпростіші, черви, промисловими біологічними забруднювачами є м’ясокомбінати, цукрові та маслозаводи;
4) хімічне - кислоти, солі, луги;
5) органічне - нафта та її сполуки, відходи тваринництва;
6) поверхневе - активні речовини - миючі засоби, пестициди.
Скидання відпрацьованих забруднених вод у водойми призводить до погіршення якості води. В ріки та інші водоймища скидається майже 450 тис. м3
стічних вод, при цьому майже половина з них без попереднього очищення. Промислові підприємства скидають стічні води прямо в ріки. Стоки з полів також надходять у ріки й озера. Забруднюються і підземні води - найважливіший резервуар прісних вод. Забруднення прісних вод і земель бумерангом знову повертається до людини в продуктах харчування і питний воді. Для того, щоб води зберегли свою здатність до самоочищення, необхідно не менш як десятикратне розведення стоків чистою водою. Забруднена вода не тільки не придатна для використання, але й завдає непоправної шкоди природному середовищу.
У природному стані вода ніколи не вільна від домішок. У ній розчинені різні гази і солі, завислі тверді часточки. Навіть прісною ми називаємо воду зі вмістом розчинених солей до 1 г на літр.
Ріки завжди були джерелом прісної води. Але в сучасну епоху вони стали транспортувати відходи. Відходи на водозбірній території по руслам рік стікають у моря й океани. Велика частина використаної води повертається в ріки і водойми у вигляді стічних вод. Дотепер ріст очисних споруд відставав від росту споживання води. І на перший погляд у цьому полягає корінь зла. Насправді все є набагато серйозніше. Навіть при зробленому очищенні, включаючи біологічне, усі розчинені неорганічні речовини і до 10% органічних забруднюючих речовин залишаються в очищених стічних водах. Така вода знову може стати придатною для споживання тільки після багатократного розведення чистою природною водою. І тут для людини важливо співвідношення абсолютної кількості стічних вод, хоча б очищених, і водяного стоку рік.
Світовий водогосподарчий баланс показав, що на усі види водокористування витрачається 2200 тис. м3
води в рік. На розбавлення стоків іде майже 20% ресурсів прісних вод світу. Розрахунки на 2000 р. у положенні, що норми водоспоживання зменшаться, а очищення охопить усі стічні води, показали, що все рівно щорічно буде потрібно 30 - 35 тис. м3 прісної води на розведення стічних вод. Це означає, що ресурси повного світового річкового стоку будуть близькі до вичерпання, а в багатьох районах світу вони уже вичерпані. Адже 1 м3
очищеної стічної води псує 10 м3
річкової води, а не очищеної в 3-5 разів більше. Кількість прісної води не зменшується, але її якість різко падає, вона стає не придатною для споживання.
Людству прийдеться змінити стратегію використовування води. Необхідність змушує ізолювати антропогенний водяний цикл від природного. Практично це означає перехід на замкнуте водопостачання, на маловодну чи маловідходну, а потім на "суху" чи безвідхідну технологію, що супроводжується різким зменшенням обсягів споживання води і очищених стічних вод.
Запаси прісної води потенційно великі. Однак у будь-якому районі світу вони можуть виснажитися через нераціональне чи використання чи забруднення. Число таких місць росте, охоплюючи цілі географічні райони. Потреба у воді не задовольняється в 20% міського і 75% сільського населення світу. Обсяг споживаної води залежать від регіону і рівня життя і складає від 3 до 700 л на добу для однієї людини.
Споживання води промисловістю також залежить від економічного розвитку даного району. Наприклад, у Канаді промисловість споживає 84% усього водозабору, а в Індії 1%. Найбільш водоємні галузі промисловості: сталеварна, хімічна, нафтохімічна, целюлозно-паперова і харчова. На них іде майже 70% усієї води, затрачуваної в промисловості. У середньому у світі на промисловість іде приблизно 20% усієї споживаної води. Головний же споживач прісної води сільське господарство: на нього іде 70-80% усієї прісної води. Зрошуюче землеробство займає лише 15-17% площі сільськогосподарських угідь, а дає половину всієї продукції. Майже 70% посівів бавовнику у світі існує завдяки зрошенню.
Сумарний стік рік СНД за рік складає 4720 м3
. Але розподілені водяні ресурси вкрай нерівномірно. У найбільш обжитих регіонах, де знаходиться до 80% промислової продукції і 90% придатних для сільського господарства земель, частка водяних ресурсів складає всього 20%. Багато районів країни недостатньо забезпечені водою. Це південь і південний схід європейської частини СНД, Прикаспійська низовина, південь Західного Сибіру і Казахстану, і деякі інші райони Середньої Азії, південь Забайкалля, Центральна Якутія. Найбільш забезпечені водою північні райони СНД, Прибалтика, гірські райони Кавказу, Середньої Азії, Саянів і Далекого Сходу.
Стік рік змінюється в залежності від коливань клімату. Вплив людини на природні процеси торкнувся вже і річкового стоку. У сільському господарстві велика частина води не повертається в ріки, а іде на випар і утворення рослинної маси, тому що при фотосинтезі водень з молекул води переходить в органічні сполуки. Для регулювання стоку рік, не рівномірного протягом року, побудовано 1500 водоймищ (вони регулюють до 9% усього стоку). На стік рік Далекого Сходу, Сибіру і Півночі європейської частини країни господарська діяльність людини поки майже не вплинула. Однак у найбільш обжитих районах він скоротився на 8%, а в таких рік, як, Дон, Дністер і Урал, на 11-20%. Помітно зменшився водяний стік у Волзі, Сирдар’ї й Амудар'ї. У підсумку скоротився приплив води до Азовського моря на 23%, до Аральського на 33%. Рівень Аралу упав на 12,5 м. Обмежені і навіть убогі в багатьох країнах запаси прісних вод значно скорочуються через забруднення.
Звичайно забруднюючі речовини розділяють на кілька класів у залежності від їхньої природи, хімічної будови і походження. Забруднення надходять з побутових, сільськогосподарських чи промислових стоків. Їхнє розкладання відбувається під дією мікроорганізмів і супроводжується споживанням розчиненого у воді кисню. Якщо кисню у воді досить і кількість відходів невелика, то аеробні бактерії досить швидко перетворюють їх у порівняно нешкідливі залишки. У противному випадку діяльність аеробних бактерій придушується, вміст кисню різко падає, розвиваються процеси гниття. При вмісті кисню у воді нижче 5 мг на 1 літр, а в районах нересту нижче 7 мг багато видів риб гинуть.
Хвороботворні мікроорганізми і віруси містяться в погано оброблених чи зовсім не оброблених каналізаційних стоках населених пунктів і тваринницьких ферм. Потрапляючи в питну воду, патогенні мікроби і віруси викликають різні епідемії, такі, як спалахи сальмонеліозу, гастроентеріту, гепатиту й ін. У розвинених країнах в даний час поширення епідемій через суспільне водопостачання відбувається рідко. Можуть бути заражені харчові продукти, наприклад овочі, вирощувані на полях, що удобрюються шлаками після очищення побутових стічних вод. Водяні безхребетні, наприклад устриці чи інші молюски, із заражених водойм служили часто причиною спалахів черевного тифу.
Живильні елементи, головним чином сполуки азоту і фосфору, надходять у водойми з побутовими і сільськогосподарськими стічними водами. Збільшення змісту нітритів і нітратів у поверхневих і підземних водах веде до забруднення питної води і до розвитку деяких захворювань, а ріст цих речовин у водоймах викликає їхню посилену евтрофікацію (збільшення запасів біогенних і органічних речовин, через них бурхливо розвиваються планктон і водорості, поглинаючи весь кисень у воді).
До неорганічних і органічних речовин також відносяться сполуки важких металів, нафтопродукти, пестициди (ядохімікати), синтетичні детергенти (миючі засоби), феноли. Вони надходять у водойми з відходами промисловості, побутовими і сільськогосподарськими стічними водами. Багато хто з них у водяному середовищі або взагалі не розкладаються, або розкладаються дуже повільно і здатні накопичуватися в харчових ланцюгах. Збільшення денних опадів відноситься до одного з гідрологічних наслідків урбанізації. Їхня кількість у ріках і водоймах постійно зростає через ерозію ґрунтів у результаті неправильного ведення сільського господарства, зведення лісів, а також зарегульованості річкового стоку. Це явище приводить до порушення екологічної рівноваги в водних системах, згубно діють донні організми.
Джерелом теплового забруднення служать підігріті скидні води теплоелектростанцій і промисловості. Підвищення температури природних вод змінює природні умови для водяних організмів, знижує кількість розчиненого кисню, змінює швидкість обміну речовин. Багато мешканців рік, озер чи водоймищ гинуть, розвиток інших подавлюється.
Ще кілька десятиліть назад забруднені води представляли собою острова у відносно чистому природному середовищі. Зараз картина змінилася, утворилися суцільні масиви забруднених територій.
Нафтове забруднення Світового океану, безсумнівно, є саме розповсюджене явище. Від 2 до 4% водяної поверхні Тихого й Атлантичного океанів постійно покрито нафтовою плівкою. У морські води щорічно надходить до 6 тис. м3
нафтових вуглеводнів. Майже половина цієї кількості зв'язана з транспортуванням і розробкою покладів на шельфі. Континентальне нафтове забруднення надходить у океан через річковий стік.
Ріки світу щорічно виносять у морські й океанічні води більш 1,8 млн. т. нафтопродуктів. У морі нафтове забруднення має різні форми. Воно може бути плівкою якою покривається поверхня води, а при розливах товщина нафтового покриття спочатку може складати кілька сантиметрів. З часом утвориться емульсія нафти в воді чи води в нафті. Пізніше виникають грудочки важкої фракції нафти, нафтові агрегати, що здатні довго плавати на поверхні моря. До грудочок мазуту, що плавають, прикріплюються різні дрібні тварини, якими охоче харчуються риби і вусаті кити. Разом з ними вони заковтують і нафту. Одні риби від цього гинуть, інші наскрізь просочуються нафтою і стають не придатні для вживання в їжу через неприємний запах і смак.
Усі компоненти нафти токсичні для морських організмів. Нафта впливає на структуру співтовариства морських тварин. При нафтовому забрудненні змінюється співвідношення видів і зменшується їхня розмаїтість. Так, рясно розвиваються мікроорганізми, що харчуються нафтовими вуглеводами, а біомаса тих мікроорганізмів отрутна для багатьох морських мешканців. Доведено, що дуже небезпечно тривалий хронічний вплив навіть невеликих концентрацій нафти. При цьому поступово падає первинна біологічна продуктивність моря. У нафти є ще одна неприємна побічна властивість. Її вуглеводи здатні розчиняти в собі ряд інших забруднюючих речовин, таких, як пестициди, важкі метали, які разом з нафтою концентруються в приповерхньому шарі і ще більш отруюють його.
Ароматична фракція нафти містить речовини мутагенної і канцерогенної природи, наприклад бензопірен. Зараз отримані чисельні докази наявності мутагенних ефектів забрудненості морського середовища. Бензопірен активно циркулює по морських харчових ланцюгах і попадає в їжу людей.
Найбільші кількості нафти зосереджені в тонкому приповерхневому шарі морської води, що грає особливо важливу роль для різних сторін життя океану. У ньому зосереджена безліч організмів, цей шар відіграє важливу роль для багатьох популяцій. Поверхневі нафтові плівки порушують газообмін між атмосферою й океаном. Змінюються процеси розчинення і виділення кисню, вуглекислого газу, теплообміну, змінюється відбивна здатність (альбедо) морської води.
Хлоровані вуглеводні, що широко застосовуються як засоби боротьби зі шкідниками сільського і лісового господарства, з переносниками інфекційних хвороб, уже багато десятиліть разом зі стоком рік і через атмосферу надходять у Світовий океан. ДДТ і його похідні, поліхлорбіфеніли й інші стійкі сполуки цього класу зараз знаходять всюди у Світовому океані, включаючи Арктику й Антарктику. Вони легко розчинні в жирах і тому накопичуються в органах риб, ссавців, морських птахів. Будучи ксенобіотиками, тобто речовинами цілком штучного походження, вони не мають серед мікроорганізмів своїх "споживачів" і тому майже не розкладаються в природних умовах, а тільки накопичуються у Світовому океані. Разом з тим вони гостротоксичні, впливають на кровотворну систему, придушують ферментивну активність, сильно впливають на спадковість. Разом з річковим стоком в океан надходять і важкі метали, багато з яких мають токсичні властивості. Загальна величина річкового стоку складає 46 тис. км води в рік. Разом з ним у Світовий океан надходить до 2 млн. т свинцю, до 20 тис. т кадмію і до 10 тис. т ртуті. Найбільш високі рівні забруднення мають прибережні води і внутрішні моря. Чималу роль у забрудненні Світового океану грає й атмосфера. Так, наприклад, до 30% усієї ртуті і 50% свинцю, що надходять у океан щорічно, переноситься через атмосферу.
По своїй токсичній дії в морському середовищі особливу небезпеку представляє ртуть. Під впливом мікробіологічних процесів токсична неорганічна ртуть перетворюється в більш токсичні органічні форми ртуті. Накопичені завдяки біоакумуляції в рибі чи молюсках сполуки метилованої ртуті являють пряму загрозу життю і здоров'ю людей. Згадаємо хоча б сумно відому хворобу "мінамато", що одержала назву від японської затоки, де так різко проявилося отруєння місцевих жителів ртуттю. Вона віднесла чимало життів і підірвала здоров'я багатьом людям, що вживали в їжу морські продукти з цієї затоки, на дні якї нагромадилося чимало ртуті від відходів прилеглого комбінату.
Ртуть, кадмій, свинець, мідь, цинк, хром, миш'як і інші важкі метали не тільки накопичуються в морських організмах, отруюючи тим самим морські продукти харчування, але і самим пагубним чином впливають на мешканців моря. Коефіцієнти нагромадження токсичних металів, тобто концентрація їх на одиницю ваги в морських організмах стосовно морської води, змінюються в широких межах від сотень до сотень тисяч, у залежності від природи металів і видів організмів. Ці коефіцієнти показують, як накопичуються шкідливі речовини в рибі, молюсках, ракоподібних, планктонних та інших організмах.
2. Загальні забрудники навколишнього середовища
25 пріорітетних забруднюючих речовин, що найчастіше виявляються у Західній Європі та Америці [1]:
1. Трихлоретилен 2. Свинець 3. Тетрахлоретилен 4. Бензол 5. Толуол 6. Хром 7. Дихлорметан 8. Цинк 9.1,1,1,-трихлоретан 10. Миш'як 11. Хлороформ 12.1,1-дихлоретен 13.1,2-дихлоретен 14. Кадмій 15. Магній 16. Мідь 17.1,1-Дихлоретан 18. Вінілхлорид 19. Барій 20.1,2-дихлоретан) 21. Етилбензол 22. Нікель 23. Ди (етилгексил) фталат 24. Ксилоли 25. Фенол
2.1 Нафтові вуглеводні
Широке використання нафтових вуглеводнів призвело до масових забруднень грунту та грунтових вод. Загальні джерела забруднення включають витоки підземних сховищ нафти, трубопроводів, діяльність з видобутку нафти, відходи заводів.
Нафтові вуглеводні складають різні групи сполук, в тому числі алкани, алкени, і гетероциклічні та ароматичні складові частини. Наприклад, паливо для реактивних двигунів, як правило, містить понад 300 різних вуглеводнів. Бензин, який є дуже розповсюдженим забруднювачем підземних вод, потенційно придатних для біологічного очищення, також є складовою частиною цієї комплексної суміші. Разом з бензином використовується, як правило, ізопентан, ксилол, п-пропілбензолу, 2,3-диметилбутан, н-бутан, н-пентан, толуол, які в сукупності складають більше 50% суміші. Однак, найгіршим з точки зору громадського ризику для здоров'я населення є, ймовірно, бензол, який добре розчиняється у воді і є відомим людським канцерогеном.
Дійсно, стандарт питної води для бензолу є набагато жорсткішим ніж у інших моноароматичних вуглеводнів, таких, як толуол і ксилол, а також наявність бензолу часто є рушійною силою для біоремедіації ділянок, забруднених бензином.
2.2 Багатоядерні ароматичні вуглеводні
Інша важлива група забруднювачів - це поліциклічні ароматичні вуглеводні (ПАВ), які зазвичай знаходяться поблизу вугільних та нафтопереробних заводів. Ці гідрофобні забруднювачі, що представляють інтерес для гігієни навколишнього середовища через їх схильність концентруватися в харчових ланцюгах і гостру токсичність. Також деякі ПАВ визнані канцерогенними та мутагенними. ПАВ є основною складовою креозоту, який є комплексом лизько 200 сполук і містить фенольні та гетероциклічні забруднюючі речовини.
Вуглеводні, як правило, легші за воду і, як правило, плавають у верхній частині грунтових вод. Однак, різні вуглеводні в суміші проявляють різні фізико-хімічні властивості, які відрізняються механізмом перенесення та способом видалення.
Наприклад, алкани з коротким ланцюгом, як правило, є дуже нестійкими і легко видаляються з підземних вод, тоді як моноароматичні вуглеводні, такі як бензол, толуол, етилбензол і ксилол як правило, відносно розчинні і транспортуються на більші відстані від підземних вод. Близько 60% розчинних у воді вуглеводнів також розчинні у бензині. Крім того, різні вуглеводні мають різний рівень опору до біодеградації. Таким чином, біодеградація і абіотичні процеси вивітрювання (наприклад, випаровування, сорбція та розведення) закінчується усуненням конкретних вуглеводнів, що змінює склад вуглеводневої сполуки з плином часу.
гідросфера забруднення біоремедіація мікроорганізм
2.3 Хлорвмісні сполуки
Хлоровані аліфатичні та ароматичні сполуки становлять важливу групу органічних забрудників, які є досить водостійкими. Етиленхлориди потрапляють в клас хімічно стійких сполук, зазвичай відомих як "безпечні розчинники", тому що вони стійкі до горіння і вибуху. Ці сполуки широко використовуються в якості промислових розчинників і знежирюючих речовин з середини двадцятого століття. Поєднання широкого використання і хімічної стабільності призвело до широкого поширення забруднення підземних вод і грунту такими всюдисущими та непокірними забрудниками. Найпоширенішими органічними розчинниками цієї групи є: тетрахлоретилен, трихлоретилен, хлороформ і вінілхлорид. Всі ці речовини є потенційними канцерогенами. Забруднення підземних вод 1,1,1-трихлоретаном, тетрахлорметаном (CCl4) і хлороформом (CHCl3) є звичайним явищем.
Хлорвмісні розчинники як правило, мають більш високу питому вагу, ніж вода, і тому опускаються до нижньої частини водоносного горизонту. Вони представляють серйозну проблему для відновлення ділянок через їх наполегливість і відносну недоступність.
На відміну від хлорвмісних розчинників, хлорвмісні ароматичні сполуки, такі як гекса- хлорбензол і пентахлорфенол (які є загальними фунгіцидами,що використовуватися для збереження дерев) або поліхлоровані біфеніли (ПХБ, які є складовими діелектричної рідини в трансформаторному маслі) аналогічні поліциклічним ароматичним вуглеводням з точки зору їхньї потенційнї канцерогенності та ліпофільному характеру (тобто високій спорідненості до жирової тканини), що сприяє біоакумуляції. Ці сполуки також мають сильну тенденцію до поглинання грунтом.
2.4 Пестициди
Через використання у сільському господарстві пестициди являють собою важливе джерело забруднення грунту та підземних вод. Пестицидами, які забруднюють воду, часто є інсектициди, гербіциди, фунгіциди, хоча й деякі родентициди також знайдені. Пестициди є проблематичними речовинами, тому що вони дуже стійкі, призначені для тривалої дії, і більшість з них є ліпофільними-часто накопичуються в жировій тканині тварин (через харчові ланцюги).
За своєю хімічною структурою, пестициди можуть бути класифіковані як хлориди, фосфати і карбамати. Хлорорганічні, такі як ДДТ, альдрин, хлордан, ендрин, діелдрин, гептахлор, представляють ранні покоління пестицидів, які характеризуються екологічної стійкості та високою токсичністю. Сучасні пестициди, як правило, органо-фосфати і карбамати.
Органофосфати, такі як малатіон і діазинон не настільки стійкі у навколишньому середовищі, але більш токсичні для людини і можуть проникати через шкіру, легені і кишечник. Карбамати, такі як карбаріл також мають деякі побічні ефекти при безпосередній дії. Пестициди становлять вісім з дванадцяти найстійкіших стійких органічних забрудників, визначених Програмою Організації Об'єднаних Націй [1]. Це сполуки, які нещодавно були заборонені у всьому світі для виробництва через їх розповсюдження за допомогою атмосферних опадів, високу здатність до біоакумуляції, а також спричинення порушень ендокринної системи. Однак пестициди не були включені до списку з 25 пріоритетних забруднюючих речовин, що часто зустрічаються в місцях поховання небезпечних відходів в Північній Америці та Європі. Список найстійкіших органічних забрудників, виробництво яких було нещодавно заборонено у всьому світі.
1. Діоксин 2. Фуран 3. ПХД 4. ГХБ 5. ДДТ 6. Хлордан 7. Токсафен 8. Діелдрин 9. Олдрін 10. Ендрин 11. Гептахлор 12. Мірекс
3. Переваги і недоліки біоремедіації
3.1 Переваги біоремедіації
Очищення відбувається на місці, що виключає перевезення небезпечних відходів та, відповідно, витрат. Небезпечні органічні відходи можуть бути знищені (наприклад, перетворені на H2
O, CO2
, і мінеральні солі), а не передані з однієї фази в іншу.
В основі біоремедіації лежать природні процеси біодеградації, які можуть бути швидшими та дешевшими. Мінімальний вплив на навколишнє середовище та землю.
Може впливати на гідрофобні забрудники, які важко вивести іншими шляхами. Не призводить до зневоднення акваторії. Може бути використаний в поєднанні з іншими технологіями очистки [2].
3.2 Недоліки біоремедіації
Деякі відходи, такі як важкі метали, не усуваються в біологічних процесах (хоча багато металів можуть бути відновлені або окислені на менш токсичні форми). На це може знадобитися інтенсивний моніторинг. Запорука успіху та ефективність видалення можуть значно змінюватися. Деякі забрудники можуть бути присутніми у високих концентраціях, що перешкоджає мікроорганізмам. Існує ризик накопичення токсичних продуктів біодеградації.
3.3 Вимоги до біоремедіації
Вимоги до біоремедіації зображені у вигляді піраміди [2]
мікроорганізми
джерело акцептор
енергії електронів
вологість рН
поживні температура
речовини
відсутність видалення відсутність
токсинів метаболітів хижаків
біоремедіація
Згідно вимог до біоремедіації нам, по - перше, необхідна наявність мікроорганізмів з можливістю синтезувати необхідні ферменти. Ці ферменти каталізують метаболічні реакції, які часто призводять до виділення клітинної енергії і будівельні блоки для синтезу нового матеріалу клітини. Багато забрудників в процесі біодеградації залучаються до окисно-відновних реакцій.
Другий рівень піраміди показує, що мають бути присутніми відповідні джерела енергії - донори та акцептори електронів. Третій рівень свідчить про необхідність достатньої вологості і прийнятного рН, і четвертий рівень нагадує нам про важливість уникнути екстремальних температур і забезпечення наявності неорганічних поживних речовин, таких як азот, фосфор, і важкі метали. Нарешті, на базі піраміди, у нас є три важливі екологічні вимоги: відсутність високих концентрацій речовин, які є токсичними для мікроорганізмів, видалення метаболітів, які можуть перешкоджати мікробній діяльності і відсутність високих концентрацій найпростіших, які діють у відношенні до бактерій як хижаки.
Таким чином, інженери і вчені повинні задовольняти фізіологічні та харчові потреби цих мікроорганізмів.
4. Бактеріальна трансформація нафтових вуглеводнів
Провідна роль в процесі самоочищення належить бактеріальній спільноті, що володіє потужною, різноманітною та рухомою ферментативною системою, що дозволяє переключатися на споживання з одних на інші джерела вуглецю і енергії. На теперішній час відомо багато сотень бактеріальних ферментів, однак не відомо в якій формі вони існують і діють в морській воді. Є дослідження, проведені на Чорному морі та в Севастопольській бухті, що послужили основою для розрахунку здатності морської води до самоочищення від нафтових забрудень [5].За розрахунковим даними ця величина становить 2000 т нафти на рік. У той же час реальні величини трансформації нафти бактеріями можуть значно відрізнятися від розрахункових, особливо в прибережній зоні. Бактеріальне окиснення нафти йде спільно з розкладанням інших органічних речовин, що прискорюють або уповільнюють трансформацію вуглеводнів. При цьому можливий синтез вуглеводнів, відсутніх у пер
Деструкційні процеси за рахунок мікроорганізмів у водному середовищі відбуваються в два етапи: спочатку складні органічні речовини піддаються дії екзоферментів, відщеплюючи карбоксильний або амінний кінець ланцюга, а потім ендоферментів, що знаходяться всередині клітини і розщеплюють молекулу субстрату на більш дрібні фрагменти [3]. До числа цих процесів належить, зокрема, зменшення довжини вуглеводневого ланцюга, окиснення парафінів, аліфатичних кислот, нафтенів при руйнуванні нафти. У залежності від ряду умов процеси розкладання органичних речовини або доходять до кінця (тобто до утворення "простих сполук") або зупиняються на стадії утворення проміжних продуктів, які можуть бути більш токсичні для морської флори і фауни, ніж сама нафта.
Склад проміжних продуктів деградації нафти, а також співвідношення між вуглеводнями в нафті різних родовищ може мати значний вплив на швидкість самоочищення моря від нафтового забруднення. В експериментах з Луїзіанської нафтою відзначений взаємозв'язок між швидкістю утилізації і довжиною ланцюга н-парафінів: С10
і С15
утилізувались з вищою середньою швидкістю, ніж С20
і С25
. Однак у венесуельській сирій нафті парафін С20
окиснювався з більшою швидкістю, ніж С15
. Природно, що всередині нормальних парафінів в першу чергу окисненню піддаються легші сполуки.
Хоча циклопарафіни в цілому більш стійкі до бактеріального розкладання, ніж нормальні парафіни, однак наявність досить довгого парафінового бічного ланцюга сприяє їх окисненню. Це свідчить про те, що тривалість деградації циклопарафинів в сирій нафті буде залежати від присутності бічних ланцюгів і від відносно великої кількості нормальних парафінів.
Ці та деякі інші сполуки виявилися найбільш стійкими при біологічному та хімічному розкладанні нафти, пролитої під час аварії "Амоко Кадіс". Швидке споживання мікроорганізмами нормальних алканів приводить до відносного збільшення вмісту розгалужених алканів і ароматичних сполук. Згодом відбувається перебудова бактеріальних спільнот і починається переважне використування ароматичних сполук. Вивчення послідовності мікробної деградації сирої нафти місценародження Санта-Барбара і Каліфорнії з використанням змішаної культури нафтоокиснювальних мікроорганізмів показало, що біодеградація починалася одночасно у всіх компонентів, однак проходила з різними швидкостями.
Хроматограми природно вивітреної нафти значною мірою походили на хроматограми нафтових проб, які піддавалися мікробному розкладанню в лабораторії. У межах однієї акваторії можуть одночасно існувати різні за своїми біохімічними особливостям нафтоокиснювальні мікроорганізми, що було відзначено для Севастопольської бухти. При появі в морській воді продуктів біодеградації нафти можливе підключення до їх окиснення й інших бактерій, зокрема ліполітичних. У свою чергу, нафтоокиснювальні мікроорганізми беруть активну участь в руйнуванні ліпідних фракцій. Швидкість і повнота руйнування нафти бактеріями залежить від різних чинників, зокрема від наявності біогенних сполук, температури, кисню, ступеня дисперсії нафти, кислотно-лужної рівноваги і т.д.
Мікроорганізми вибірково ставляться до джерела фосфору. З двох сполук KH2
PO4
і K2
HPO4
, друга в значно більшій мірі впливає на швидкість процесу біодеградації. У багатьох мікробіологічних середовищах комбінація цих двох сполук, з одного боку, служить джерелом біогенних солей, а з іншого - буфером для стабілізації pH розчину. З сполук азоту переважними для нафтоокиснювальних мікроорганізмів є амонійні сполуки.
Вплив температури на мікробну активність розкладання органічних сполук добре відомий. За даними, для накопичувальної культури морських нафтоокиснювальних мікроорганізмів температурний градієнт в інтервалі від 0 - 40о
С дорівнює 3.0 (тобто при збільшенні температури в зазначеному інтервалі на кожні 10о
С швидкість утилізації вуглеводнів зростає в три рази). Однак цей градієнт, особливо за граничних умов може змінюватися. Деякі види бактерій активно розкладають нафту при низьких температурах. Нафтоокиснювальні мікроорганізми виявлялися у полярних морях і виділялися серед льодів Балтики. Найважливішим чинником успішного окиснення нафти бактеріями є достатня кількість кисню, яка вимагається для перетворення нафтових фракцій, з одного боку, в біомасу загального складу С7
Н11
О3
, а з іншого - у СО2
і Н2
О. Для окиснення 1 л нафти в морі витрачається 3300 м3
кисню. У зв'язку з цим необхідно пам'ятати, що плівка нафти на поверхні моря може сповільнювати швидкість поглинання кисню морською водою. В експериментах було встановлено, що через збільшення в'язкості нафтової плівки погіршується її газопровідність. Питання анаеробного окиснення нафти взагалі і в морській воді зокрема вивчене недостатньо, що значною мірою обумовлено методичними труднощами. Спостереження над деградацією нафти після катастрофи танкера "Амоко Кадіс" показали, що не більше 5% насичених і ароматичних вуглеводнів окиснюються анаеробно за добу, тобто розкладання нафти при відсутності кисню на кілька порядків нижче, ніж аеробна біодеградація.
Швидкість біодеградації нафти залежить і від ступеня дисперсії її у воді [5]. При цьому збільшується поверхня контакту бактерій з нафтою, що створює сприятливі умови для її окиснення. Наведені вище фізичні та хімічні фактори, що призводять до біодеградації нафти в морі, зазвичай вивчаються окремо. У природі вони діють разом, однак, дослідження в природних умовах надзвичайно складні і відповіді на деякі запитання доводиться шукати в лабораторних експериментах. З метою з'ясування взаємозалежності ряду факторів був поставлений експеримент, проведений за планом гіпер - греколатінского квадрата четвертого ступеня. Досліджувалися 6 чинників: температура, питома площа поверхні, концентрації КН2
РО4
, К2
НРО4
, NaH4
NO3
і біомаса засених нафтоокиснювальних мікроорганізмів. Дисперсійний аналіз результатів досліду показав, що значимо (з ймовірністю помилки < 0.05) на швидкість самоочищення морської води від нафти впливають такі чинники (розташовані в порядку деякого зменшення ступеня впливу): NaH4
NO3
, біомаса внесених нафтоокиснювальних мікроорганизмів, питома площа поверхні, К2
НРО4
. Вплив температури і КН2
РО4
виявився незначним. Результати багатофакторного експеримента ще раз показали, що між факторами створюються складні взаємозв'язки, які змінюються в часі. При цьому поряд з екологічними чинниками, такими, як температура, концентрація біогенних солей, кисню, виникають інші фактори, наприклад зміна хімічного складу окиснюваної речовини, зміни в структурі мікробної спільноти, поява продуктів розпаду життєдіяльності бактерій і т.д. У той чи інший відрізок часу вони можуть надавати істотний вплив на досліджуваний процес. Тому до інтерпретації результатів багатофакторних експериментів, що широко використовуються в сучасній екології, слід підходити дуже обережно, уникаючи абсолютізаціі одних чинників і зневагу до інших, на перший погляд неважливих.
Ще складніше йде процес перетворення нафти в донних відкладеннях, де деструкція відбувається в аеробних і анаеробних умовах зі зміною мікробіологічних процесів. При попаданні нафти в донні опади аеробні процеси йдуть на кордоні морська вода - донні опади, і подальше розкладання її йде за участю анаеробної мікрофлори, що є складовою частиною біоценозу грунтів.
5. Нафтоокиснювальні властивості мікроорганізмів Pseudоalteromonas citrea, Pseudoalteromonas elyakovii та Oceanisphaera litoralis
5.1 Методика вивчення нафтоокиснювальних властивостей
Об'єкти роботи. Мікроорганізми, здатні до деструкції нафтовуглеводнів, були виділені з проб морської води прибережної зони південної частини о. Сахалін, на елективному середовищі МКД (морське калієво-дріжджове середовище) з добавкою в якості єдиного джерела вуглецю 0,1% нафти через накопичувальні культури за загальноприйнятою методикою [6].
Для проведення експерименту було обрано 3 штами бактерій: Pseudoalteromonas citrea, Pseudoalteromonas elyakovii і Oceanisphaera litoralis
. Роботи зі штамами нафтоокиснювальних мікроорганізмів проводилися на базі Науково-дослідного інституту епідеміології і мікробіології, відділення екології патогенних мікроорганізмів (м. Владивосток) [4].
Для вирощування мікроорганізмів, що окислюють вуглеводи, використовували синтетичне мінеральне середовище МКД (морське калієво-дріжджове) наступного складу:
Штучна морська вода - 1 л; NH4Cl - 1 г; K2HPO4 - 1 г. Штучну морську воду готували розчиненням солей в 1 л дистильованої води. Вміст солей у штучній морській воді представлено в табл.1
Приготування зразка, що містить стандартну суміш НВ. У стерильні колби, що містять 180 мл синтетичного мінерального середовища МКД, вносили 20 г стандартної суміші вуглеводнів (табл.2) і суспензію відповідного штаму мікроорганізмів. Кількість клітин склала приблизно 1 млрд. кл. в 200 мл рідкого середовища МКД. Колби інкубували при температурі 20° С в режимі освітлення 12/12 протягом 3-х тижнів.
Приготування модельних середовищ. Було приготовано три зразки модельного забруднення морської води нафтопродуктами різного складу. Склад середовищ і умови проведення експерименту наведені в таблиці 3.
Таблиця 1
Концентрація солей в штучній морській воді.
| № | Компонент | Концентрація солі г/л |
| 1 | MgCl2 | 5,0 |
| 2 | MgSO4*7 H2O | 2,0 |
| 3 | CaCl2 | 0,5 |
| 4 | KCl | 1,0 |
| 5 | Fe2 (SO4) 3 | 0,001 |
| 6 | NaCl | 27,5 |
Таблиця 2
Вміст вуглеводнів в стандартній суміші.
| № | вугдеводень | Кількість вуглеводня встандартній суміші | Загальний об’єм стандартної суміші, мл | Концентрація вуглеводня в стандартній суміші, мг/л |
| 1 | i-Тридекан | 30,0 мл | 200 | 90,8 |
| 2 | р-Ксилол | 30,0 мл | 200 | 103,3 |
| 3 | Бензол | 30,0 мл | 200 | 105,5 |
| 4 | Гексадекан | 30,0 мл | 200 | 92,8 |
| 5 | Гептан | 65,0 мл | 200 | 193,2 |
| 6 | Нафталін | 0,6 г | 200 | 240,0 |
| 7 | Толуол | 15,0 мл | 200 | 52,0 |
Таблиця 3
Склад модельних середовищ та умови проведення експеримента
| Вид забруднення | Забруднююча речовина | Маса забруднювача, г | Загальний об’єм середовища, мл | Концентрація забруднювача, г/л | Штамм мікроорганізма,що вноситься (початкова кількість клітин) | Доба відбору | Умови культивування |
| Модель бензинового забруднювача | Нафтовий дистилят з інтервалом кипіння 100 - 160° С (1) |
20,0 | 200 | 100 | Ps. citrea (
|
0,8,17 |
|
Oc. litoralis
|
|||||||
| Модель забруднення окисненими нафтовими залишками | Нафтова фракція з температурою кипіння понад 200° С (2) | 20,0 | 200 | 100 | Ps. citrea (
|
0,15,22 |
Температура 20о
режим освітлення 12/12 |
Oc. litoralis
|
|||||||
Ps. elyakovii (
|
|||||||
| Модель масляного забруднення | Оброблене моторне мастило М-10 (м. Ангарськ), ступеня виробки > 80 % (3) |
20,0 | 200 | 100 | Ps. citrea (
|
0,8,17 |
|
Oc. litoralis
|
|||||||
Ps. elyakovii (
|
|||||||
| троль | 1 | 0 | 200 | 0 | 0, 8, 15,17, 22 |
||
| 2 | |||||||
| 3 |
Інтерпретацію результатів проводили по відношенню до контрольного зразка, який не містить мікроорганізмів.
Кількісне визначення вуглеводнів. Сумарний вміст НВ в досліджуваних пробах визначали гравіметричним методом за загальноприйнятою методикою.
Для підготовки до аналізу зразків використовувався метод парофазного аналізу, який здійснювали у статичному режимі: 15 - 20 мл зразка нагрівали 30 хв при 50 ± 1° С в скляних флаконах ємністю 25 мл з тефлонової мембраною. Протягом цього часу флакони енергійно струшували. Для аналізу шприцом відбирали 50 мкл рівноважної пари. ГЖХ-MС аналіз проводили на газовому хроматографі "GC 6890 Plus" ("Agilent Technologies", USA) з мас-селективним детектором 5973N ("Agilent Technologies", USA) на капілярної колонці HP5-MS (30 м х 0,25 мм х 0,25 мкм).
Початкова температура колонки 40° С (протягом 5 хв); температурна програма 15° С / хв до 260° С; кінцева температура колонки 260° С (протягом 10 хв). Температура випарника 260°С. Газ-носій - гелій (швидкість потоку 1мл/мін, поділ потоку 30:
1).
Ідентифікацію хроматографічних піків проводили за часами утримування і мас-спектрами (електронна бібліотека мас-спектрів NIST 98). Кількість вуглеводнів оцінювали за площею піку методом калібрувального графіка.
Зміну складу важкої масляної фракції досліджували також методом ІЧ-спектроскопії. Для цього пробу забрудненої води об'ємом 50 мл двічі екстрагували дихлорметаном (по 10 мл) в скляній ділильної воронці місткісткою 250 мл протягом 10 хв. Об'єднаний екстракт пропускали через осушувач (сульфат натрію), упарювали насухо на роторному випарнику, кількісно розчиняли в 10,00 мл дихлорметану і реєстрували ІЧ-спектр кожного зразка на тлі чистого розчинника. ІЧ-аналіз проводили на приладі "Spectrum BX " (" Perken Elmer", США) у тонкому шарі. Товщина шару складала 0,05 мм.
Реєстрація спектрів проводилася в діапазоні 4000 - 400 см-1 з роздільною здатністю 4 см-1. Об'єм зразка становив 200 мкл. Кювети виготовлені з KBr. Інтерпретацію спектрів проводили за сукупністю смуг поглинання відповідних груп, спираючись на довідкові дані.
Ступінь деградації вуглеводнів визначали по відношенню кількості вуглеводнів в обۥємі проби в останню добу експерименту до вихідної кількості відповідних вуглеводнів.
Статистична обробка даних. Статистична обробка включала в себе оцінку результатів експерименту та аналіз відхилень помилки від середньої величини. Грубі промахи виявлялися по Q-критерію і відкидалися. Середньоквадратичне відхилення і похибку розраховували за коефіцієнтом Стьюдента при Р = 0,95. Розрахунок проводився за допомогою описової статистики з пакету аналізу даних Microsoft Office Excel 2003.
5.2 Результати та їх обговорення
Суттєве зменшення концентрації вуглеводнів в морській воді, крім процесів біодеструкції, пов'язано з процесами фотоокиснення, випаровування легких вуглеводнів і т.п. Для об'єктивного дослідження процесу біодеградації необхідно враховувати всі ці процеси. З цією метою було визначено вміст індивідуальних вуглеводнів стандартної суміші на 0-у, 9-у, 14-у і 20-у добу в штучній морській воді, що не містить мікроорганізмів. Концентрацію вуглеводнів визначали методом ГЖХ-МС аналізу. Результати показали закономірне зниження вмісту всіх компонентів суміші (табл.4). Далі розрахунки зміни концентрацій вуглеводнів стандартної суміші під дією досліджуваних штамів мікроорганізмів виробляли з урахуванням ступеня деградації кожного вуглеводня на відповідну добу експерименту.
Для вивчення специфічної дії мікроорганізмів на окремі вуглеводні штами Ps. citrea, Ps. elyakovii і Oc. litoralis висівали в мінеральне середовище МКД, що містить стандартну суміш вуглеводнів. Результати (табл.5 - 6) показали високу активність усіх досліджуваних штамів до деструкції вуглеводнів різних класів, причому найбільша швидкість процесу спостерігалася відносно ароматичних компонентів суміші.
Таблиця 4
Вміст вуглеводнів в стандартній суміші.
| № | Компонент суміші | Вміст вуглеводнів у % від внесеної кількості | |||
| 0 доба | 9 доба | 14 доба | 20 доба | ||
| 1 | i-Тридекан | 100 | 86 ± 16 | 75 ± 14 | 55 ± 10 |
| 2 | р-Ксилол | 100 | 83 ± 16 | 76 ± 15 | 60 ± 11 |
| 3 | Гексадекан | 100 | 90 ± 18 | 75 ± 14 | 68 ± 13 |
| 4 | Гептан | 100 | 95 ± 19 | 70 ± 13 | 47 ± 8 |
| 5 | Нафталін | 100 | 67 ± 13 | 52 ± 9 | 38 ± 7 |
| 6 | Толуол | 100 | 85 ± 16 | 67 ± 13 | 58 ± 10 |
Таблиця 5
Вміст вуглеводнів в елективному середовищі МКД в присутності штамма мікроорганизмів Ps. citrea
| № | Назва вугдеводня |
Кількість вуглеводня % (9 доба) |
Кількість вуглеводня % (14 доба) |
Кількість вуглеводня % (20 доба) |
| 1 | i-Тридекан | сліди * | 0 | 0 |
| 2 | р-Ксилол | 0 | 0 | 0 |
| 3 | Гексадекан | 13 ± 3 | сліди | 0 |
| 4 | Гептан | 93 ± 18 | 53 ± 9 | 40 ± 7 |
| 5 | Нафталін | 5 ± 1 | 0 | 0 |
| 6 | Толуол | 0 | 0 | 0 |
* - менше 5 % площі хроматографічного піка
Таблиця 6
Вміст вуглеводнів в елективному середовищі МКД в присутності штамма мікроорганизмів Oc. litoralis
| № | Назва вугдеводня |
Кількість вуглеводня % (9 доба) |
Кількість вуглеводня % (14 доба) |
Кількість вуглеводня % (20 доба) |
| 1 | i-Тридекан | 10 ± 2 | 5 ± 2 | сліди |
| 2 | р-Ксилол | 10 ± 2 | 0 | 0 |
| 3 | Гексадекан | 7 ± 1 | 5 ± 1 | сліди |
| 4 | Гептан | 70 ± 13 | 45 ± 8 | 40 ± 7 |
| 5 | Нафталін | 15 ± 3 | сліди | 0 |
| 6 | Толуол | 0 | 0 | 0 |
Дослідження зміни вуглеводневого складу модельних зразків нафтових забруднень різної природи також показало високу активність бактерій щодо деструкції нафтового субстрату.
Найбільша деструктивна активність усіх досліджуваних культур мікроорганізмів спостерігалася в пробах, що містять бензинову фракцію нафти. Деградація бензину за 17 добу в середньому склала від 80%, що обумовлює можливість їх застосування при ліквідації нафтових забруднень, які містять бензинові фракції. Найбільший ступінь деградації
(88 ± 2) % спостерігався при використанні штаму Ps. citrea (рис.1).
Рисунок 1. Зміна концентрації бензинової фракції нафти під дією досліджуваних штамів
Дослідження якісного складу зразків бензинового забруднення методом статичного парофазного аналізу з ГЖХ-МС-закінченням показало (Рис.2 - 5), що швидкість утилізації вуглеводнів під дією даних мікроорганізмів змінюється в ряду: ароматичні вуглеводні> парафінові вуглеводні (з великим числом атомів вуглецю) > низькомолекулярні алкани.
Проміжною стадією деградації вуглеводнів під дією досліджуваних штамів є стадія утворення ароматичних вуглеводнів (Рис.4,5). Аналіз парової фракції зразків, що містять фракції нафти з температурою википання більше 200° С, також показав накопичення ароматичних вуглеводнів в міру перебігу процесу (рис.6).
Загальне дослідження зміни вуглеводневого складу зразків, що містять відпрацьоване дизельне масло, показало, що найбільшу окисну здатність в цьому випадку має штам Oceanisphaera litoralis. Зменшення вмісту дизельного масла за 17 діб склало 63 ± 10% (рис.7).
Рисунок 2. Зміна складу граничних вуглеводнів парової фази в присутності штамма Ps. Citrea
Рисунок 3. Зміна складу насичених вуглеводнів парової фази в присутності штамма Oc. Litoralis
Рисунок 4. Зміна складу насичених вуглеводнів парової фази в присутності штамма Ps. Elyakovii
Рисунок 5. Зміна складу ароматичних вуглеводнів парової фази в присутності штамма Oc. Litoralis
Рисунок 6. Динаміка зміни концентрації летких вуглеводнів кінцевої фракції нафти в присутності різних штамів
Рисунок 7. Ефективність процеса деградації дизельного палива під дією досліджуваних штамів
Також була досліджена здатність даних штамів мікроорганізмів до окиснення важких масляних фракцій нафти (tвик> 200° С). Дослідження процесів утилізації подібного субстрату під дією мікроорганізмів має велике практичне значення. Це пов'язано з тим, що природні процеси самоочистки поверхневих вод представляють собою складну систему фізико-хімічних, хімічних і біохімічних перетворень забруднюючих речовин органічної природи, що призводять до утворення високомолекулярних гетероциклічних полімерних структур, близьких за будовою до смолистих компонентів і асфальтенових структур нафти. Таким чином, високо киплячі фракції нафти можуть служити модельним компонентом продуктів глибокого окиснення забруднювачів антропогенної природи, у тому числі нафти і нафтопродуктів.
Найбільший ступінь деградації фракції нафти з tвик. > 200° С спостерігався в присутності штаму Ps. citrea (72 ± 12%) (рис.9). У даному випадку була вжита спроба дослідження зміни якісного складу зразка методом ІЧ-спектроскопії. Результати показали наявність характерних піків в області (2800 - 3000 і 1600 см-1). Ймовірно це пов'язано з появою водневих і подвійних зв'язків, тобто утворенням спиртових груп і ненасичених вуглеводнів, як продуктів метаболізму мікроорганізмів у проміжних процесах окиснення нафтовуглеводнів, що достовірно доводить участь штаму Ps. citrea в процесах руйнування високомолекулярних компонентів нафти і нафтопродуктів.
Рисунок 8. Ефективність процеса деградації важкої фракції нафти під дією досліджуваних штамів
Таким чином, досліджувані штами можуть бути використані в якості ефективних деструкторів нафтових забруднень різної природи [4]. Для остаточного висновку про можливість застосування даних штамів в процесах біоремедіації потрібні глибші дослідження їх стійкості до таких факторів навколишнього середовища, як рН, світловий режим, температура, солоність води, присутність солей важких металів, а також вивчення їх біокорозійної активності.
Висновки
З самого початку соціально-економічного розвитку, людство експлуатувало природні ресурси, щоб покращити якість життя. Однак, у багатьох випадках вилучення, обробка, використання, і позбавлення від природних ресурсів так само як синтез нових матеріалів створило величезні проблеми забруднення. Сьогодні стан природніх ресурсів серйозно погіршився. Зокрема наші водоносні шари були забруднені через безперервне скидання в воду небезпечних хімікатів.
Біоремедіація - нова технологія, що грунтується на екологічних та технічних принципах. Часто помилковою є думка, що біоремедіації є ризикованою технологією з невизначеними результатами, часом очищення і витратами на відновлювальні роботи. Хоча це могло мати місце раніше, проте на теперішній час наукового та інженерного прогресу поліпшилась надійність і міцність процесу. Існує багато різних стратегій біоремедіації, які можуть бути адаптовані до конкретних ситуацій забруднення. Людство завжди лише користувалось природними благами. Прийшов час попіклуватися про навколишнє середовище щоб воно й надалі могло піклуватись про нас.
Список використаної літератури
1. Pedro J. J. Alvarez, Walter A. Illman. Bioremediation and natural attenuation, - USA, 2006, p.3-10.
2. Pedro J. J. Alvarez, Walter A. Illman. Bioremediation and natural attenuation, - USA, 2006, p. 19-22.
3. Суртко Л.Ф., Финкельштейн З.И., Баскунов Б.П. Яковлев В.И., Головлева Л.А. Утилизация нефти в почве и воде микробными клетками // Микробиология. Киев, 1995, № 3. с.393-398.
4. Струппуль Н.Э., Сигида Е.А., Трофименко Н.Н., Коломеец Е.Р., Снопкова Н.А., Дворник А.А. Исследование нефтеокисляющей способности морских микроорганизмов Pseudoalteromonas citrea, Pseudoalteromonas elyakovii
и Oceanisphaera litoralis
// Нефтегазовое дело. - Владивосток, 2009, № 2.
5. Миронов О.Г. Бактериальная трансформация нефтяных углеводородов в прибрежной зоне моря // Морской экологический журнал, - Севастополь, 2002, № 1. с.82-90.
6. Холоденко В.П., Чугунов В.А., Жиглецова С.К., Родин В.Б., Ермоленко З. М., Фомченков В.М., Ирхина И.А., Кобелев В.С., Волков В.Я. Разработка био - технологических методов ликвидации нефтяных загрязнений окружающей среды //
7. Журнал Российского химического общества им. Д.И. Менделеева. - Москва, 2001,№ 6. с.135-141.