Тема №
11. БІОТЕХНОЛОГІЧНІ МЕТОДИ ОЧИСТКИ ПРОМИСЛОВИХ
ТА ПОБУТОВИХ ВІДХОДІВ
План:
11.1.Загальні принципи
очистки промислових та побутових стоків
11.2. Показники забрудненості
стічних вод
11.3.
Утилізація твердих відходів
11.4.
Біоочищення газоповітряних викидів
11.5.
Біодеградація ксенобіотиків
Розвиток промисловості
призводить до утворення значної кількості відходів які міс-тять і антропогенні
компоненти. Методами біотехнології їх можливо переробити в корисні або нешкідливі
продукти.
Побутові відходи
поділяють на 2 групи: тверді відходи і стічні води. Тверді побутові відходи
містять целюлозу (до 40% папір, 2,5% залишків деревини, 8% текстилю) і
хар-чових відходів (40%). Найбільш економічна і доцільна їх переробка метановим
бродінням в паливо (газ - метан).
Стічні води зазвичай містять складну суміш нерозчинних і розчинних
компонентів різної природи і концентрації. Побутові відходи, як правило,
містять ґрунтову і кишкову мікрофлору, включаючи патогенні мікроорганізми. В
стоках цукрових, крохмальних, пив-них і дріжджових заводів, м'ясокомбінатів у
великих кількостях присутні вуглеводи, білки і жири, що є джерелами поживних
речовин і енергії для мікроорганізмів. В стоках хіміч-них і металургійних
виробництв присутня значна кількість токсичних і навіть вибухових речовин.
Серйозне забруднення виникає при попаданні в навколишнє середовище сполук
важких металів, (залізо, мідь, олово…).
11.1.Загальні
принципи очистки промислових та побутових стоків
Біотехнологічна
переробка промислових відходів базується на трьох основних нап-рямках:
деградація органічних і неорганічних токсичних відходів; відновлення ресурсів
для повернення в колообіг речовин: вуглецю, азоту, фосфору, азоту і сірки;
отримання цінних видів органічного палива.
Правила охорони поверхневих вод від
забруднення стічними водами нормують показ-ники забруднення у водоймищі після змішування стічних вод з
природними. Найважли-вішими з них є: кількість розчиненого у воді кисню після змішування (не менше 4
мг/л); вміст зважених частинок після спуску стоків (не може перевищувати 0,25 -
0,75 мг/л для водоймищ різної категорії); мінеральний осад (не більше 1000 мг/л);
вода не повинна мати запахів і присмаків, рН в межах 6,5 - 8,5; на поверхні не
повинно бути плівок, плаваючих плям;
вміст отруйних речовин - в межах гранично допустимих концентраціях для людей і
тварин. Забороняється скидати у водоймища радіоактивні речовини.
Органічні речовини, що потрапили у
водоймища, окислюються до СО2 і Н2О в межах самоочищення
водоймища. Кількість кисню що
витрачається в цих процесах (БПК), виз-начається концентрацією і
характеристикою присутніх у воді домішок. Розрізняють БПК 5 (п'ятиденний) і БПК 20 (двадцятиденний) і БПК
повн. (повний). БПК повний позначає час протягом якого всі речовини стоків
повністю окислюються у водоймищі до кінцевих продуктів. Стічні
води представляють складні системи з комплексом
речовин, їх БПК ста-новить від 200 до 3000 мг О2/л. При скиданні їх
у водоймище в неочищеному вигляді можлива повна витрата запасів кисню. Тому
перед скиданням стічних вод в природні во-доймища їх необхідно очищати до
рівня, при якому після скидання БПК залишається в ме-жах санітарних норм.
Мета очищення промислових стічних вод - видалення розчинних і
нерозчинних ком-понентів, елімінування патогенних мікроорганізмів і проведення
детоксикації так, щоб компоненти стоків не завдавали шкодили людині, не
забруднювали водоймища. Бактерії роду Pseudomonas
практично
всеїдні: можуть утилізувати
нафталін, толуол, алкани і інші сполуки. Виділені чисті культури
мікроорганізмів, здатні розкладати специфічні феноль-ні з'єднання, компоненти
нафти в забруднених водах. Мікроорганізми роду Pseudomonas утилізують - інсектициди,
гербіциди і інші ксенобіотики. Генетично сконструйовані шта-ми мікроорганізмів
в майбутньому зможуть вирішити проблему очищення стічних вод і ґрунтів,
забруднених пестицидами та іншими антропогенними речовинами.
Азотовмісні з'єднання (білки, амінокислоти, сечовина) можуть бути видалені
в біоло-гічному процесі денітрифікації - нітрификації. Біологічне видалення
азоту і фосфору, що є причинами евтрофікації (заростання) озер і каналів,
знаходиться у стадії експериментів.
Важкі метали затрудняють біологічні процеси очищення стоків і негативно
впливають на флору і фауну. Природні штами мікроорганізмів не завжди можуть
бути використані для накопичення цих металів через значну їх токсичність.
Проте, є білок вищих організмів - металотионеїн, який активно зв'язує важкі метали. Ген, що
кодує синтез мишачого мета-лотионеїна, клонований в бактеріях, що відкриває
можливість отримання білку у великих кількостях з використання іммобілізованих
бактерій і його використання для сорбції і екстракції важких металів.
Очищення стічних вод – це система
методів, що викликають руйнування
або
вида-лення з них присутніх речовин, а також патогенних мікроорганізмів. В
процесах природ-ного самоочищення водойм у більшості випадків речовини, що
надходять із стоками, під-даються
руйнуванню,
в ході якого структура, властивості і концентрації речовин зміню-ються в часі і
просторі. В результаті вода набуває вихідних властивостей. Таким чином,
водоймища в певній мірі відіграють роль природної очисної споруди.
Схема очищення стічних вод залежить від
багатьох чинників. Вона передбачає
мак-симальне використання очищених
стічних
вод в системах повторного водопостачання і мінімальне скидання стічних вод в
природні водоймища. Для очищення
стоків застосо-вують декілька типів споруд: локальні (цехові), загальні
(заводські) і районні (міські).
Локальні очисні споруди призначені для
очищення стоків безпосередньо після
техно-логічних
процесів. На локальних очисних спорудах очищення
проводять перед подачею їх в систему повторного водопостачання або в загальнорайонні очисні
споруди. На таких ус-тановках зазвичай
застосовують
физико-хімічні методи очищення (відстоювання, ректифі-кацію, екстракцію.
Загальні очисні споруди включають
декілька ступенів очищення: первинну
(механіч-ну), вторинну (біологічну), третинну (доочищення).
Районні або загальноміські споруди
очищають в основному побутові
стоки методами механічного і біологічного очищення.
Біологічний метод очищення заснований на
здатності мікроорганізмів використовува-ти як субстрати присутні в
стічних водах речовини, особливо органічного походження. Переваги даного методу
полягають у видаленні із стоків широкого спектру органічних і неорганічних речовин, простоті
технічного забезпечення і протікання самого технологіч-ного процесу, при
невисоких експлуатаційних витратах. Для реалізації методу необхідні значні
капітальні вкладення
для будівництва очисних споруд. В ході очистки
дотримую-ться всіх технологічних режимів, враховують чутливість мікроорганізмів
до високих кон-центрацій забруднювачів.
Тому перед біоочищенням стоки розбавляють.
Очистку
стічних вод проводять в чотири етапи:
- при
первинній переробці стоки класифікуються, освітлюються, звільняються від
ме-ханічних домішок (пісколовки, грати, відстійники);
- на
другому етапі розчинені органічні речовини піддаються обробці аеробними
мік-роорганізмами і разом із активним мулом, подаються в аераційний тенк;
- третій
етап (необов'язковий) передбачає хімічне осадження і розділення азоту і
фос-фору.
Для
переробки осаду, що
утворюється на першому і другому етапах, використовуєть-ся процес анаеробного розкладання. При цьому зменшується
об'єм осаду і кількість пато-генів, усувається запах і утворюється цінне органічне паливо
- метан. На очисних спору-дах використовують одноступінчаті і багатоступінчаті системи очищення
(мал. 11.1).
Малюнок 11.1. Принципова схема очисних споруд. де: 1 - піскоуловлювач; 2 – пер-винні
від-стійники; 3 - аеротенк; 4 - вторинні відстійники; 5 - біологічні ставки; 6
- освітлення; 7 - реагентна обробка; 8 - метантенк; АМ - активний мул
Стічні води надходять у змішувач, де
інтенсивно перемішуються подачею повітря. У разі потреби подаються і біогенні елементи в необхідних кількостях і аміачна вода
для створення певного рН. Період перебування в змішувачі - декілька годин. При очищенні фекальних стоків і відходів
нафтопереробки необхідним елементом очисних споруд є система механічного
очищення - пісколовки і первинні відстійники, де відбувається відді-лення води, що очищається, від грубих суспензій і
нафтопродуктів, які створюють плівку на поверхні води.
Четвертий епап передбачає біологічне
очищення води відбувається в аеротенках - відкритих залізобетонних спорудах,
через які проходить стічна вода, що містить органічні забруднення і активний
мул. Суспензія мулу в стічній воді протягом всього часу перебу-вання в
аеротенку піддається аерації повітрям. Інтенсивна
аерація суспензії активного му-лу киснем призводить до віднов-лення його здатності сорбувати органічні домішки.
В основі біологічного очищення води
лежить діяльність активного мулу (АИ) або біо-плівки, природного біоценозу, що
формується на виробництві залежно від складу стічних вод і вибраного режиму
очищення. Активний мул - темно-коричневі пластівці,
розміром до декількох сотень мікрометрів, який на 70% складається з живих організмів і на 30% - з твердих
частинок неорганічної природи. Живі організми разом з твердим носієм утво-рюють зооглі - симбіоз популяцій мікроорганізмів, покритий загальною
слизистою оболо-нкою.
Мікрооганізми, виділені із
активного мулу відносяться до
різних таксономічних
груп: Actynomyces, Azotobacter,
Bacillus, Bacterium, Corynebacterium, Desulfomonas, Pseudo-monas, Sarcina і
ін. Найбільш численні - Pseudomonas. Залежно від зовнішнього середо-вища, якому знаходиться стічна вода, та або інша група бактерій може переважати, а оста-нні, її
доповнюють.
Істотна роль в створенні і
функціонуванні активного мулу належить найпростішим, функції яких
багатопланові: вони самі не приймають безпосередньої участі в переробці
органічних речовин, але регулюють віковий і видовий склад мікроорганізмів в
активному мулі, підтримуючи його на певному рівні. Поглинаючи значну кількість
бактерій, найпро-стіші сприяють виходу бактеріальних екзоферментів, що
концентруються в слизистій обо-лонці і тим самим беруть участь в деструкції
забруднень. У активному мулі зустрічаються представники чотирьох класів
найпростіших: саркодові (Sarcodina), жгутикові інфузорії (Mastigophora), війчасті інфузорії (Ciliata), що
використовують інфузорії (Suctoria).
Показником якості активного мулу є
коефіцієнт протозойності - співвідношення кіль-кості клітин простих
мікроорганізмів до кількості бактеріальних клітин. У високоякісному мулі на 1 мільйон бактеріальних клітин припадає 10-15 клітин найпростіших. При зміні складу стічної води може збільшиться
чисельність одного з видів мікроорганізмів, але інші таксономічні
групи, залишаються у складі біоценозу.
На формування ценозів активного мулу
впливають і сезонні коливання температури, забезпеченість киснем, присутність
мінеральних компонентів, що ускладнює
очистку сті-чних вод. Ефективність роботи очисних споруд залежить і від
концентрації мікроорганіз-мів в стічних водах і віку активного мулу. У
звичайних аеротенках поточна концентрація активного мулу не перевищує 2-4 г/л.
Збільшення її в стічній воді прискорює очистку, але вимагає посилення аерації,
для підтримки концентрації кисню на необхідному рівні.
Таким чином, аеробна переробка стоків
включає наступні стадії: адсорбція субстрату на клітинній поверхні; розщеплення
адсорбованого субстрату позаклітинними фермента-ми; поглинання розчинених
речовин клітинами; розмноження і ендогенне дихання; виві-льнення продуктів, що
екскретують; "виїдання" первинної популяції організмів вторинни-ми
споживачами. В ідеалі це повинно призводити до повної мінералізації відходів до про-стих солей, газів і води. На практиці очищена вода і
активний мул з аеротенка подаються у повторний відстійник, де відбувається відділення активного мулу від води. Частина активного мулу повертається в систему очищення, а надлишок, що
утворився в результаті збільшення кількості мікроорганізмів, поступає на майданчики, де мул зневоднюється і використовується за призначенням. Надлишок активного мулу можна переробляти і анае-робним
шляхом. Перероблений активний мул використовується в якості добрива, як корм для риб, худоби.
Система
повної доочистки може складатися з багатьох елементів, які визначаються подальшим призначенням
стічної води. Можливе застосування біологічних ставків, де очищена вода
проходить освітлення і збагачується киснем та
відбувається окислення орга-нічних
домішок. Склад біоценозів біологічних ставків визначається певною групою так-сономічних мікроорганізмів: у верхніх шарах розвиваються аеробні культури, в придон-них – факультативні аероби і анаероби, придатні до
метанового бродіння або відновлення
сульфатів. Насичення води киснем відбувається за рахунок процесів фотосинтезу зелених
та вольвоксових водоростей,
з яких особливо широко представлені Clorella,
Scenedesmus. В деяких випадках воду після біологічного очищення
піддають реагентній обробці
- хлоруванню або озонуванню.
Інтенсифікувати процеси біологічного
очищення можна шляхом аерації суспензії ак-тивного мулу чистим киснем в
модифікованих аеротенках закритого типу - окситенках, з примусовою аерацією
стічної води. На відміну від аеротенків в біофільтрах клітини мік-роорганізмів
знаходяться в нерухомому стані, оскільки прикріплені до поверхні пористого
носія. Біоплівку, що утворилася
таким чином, можна віднести до імобілізованих клітин.
В цьому випадку імобілізована не
монокультура, а цілий її консорціум,
неповторний по якіс-ному і
кількісному складу і відрізняється
лише місцезнаходженням на поверхні носія. Во-да, що очищається, контактує з нерухомим носієм на якому присутні
імобілізовані клітини
і за рахунок їх життєдіяльності відбувається зниження концентрації
забруднювача.
Перевага
застосування біофільтрів полягає в тому, що формування конкретного це-нозу призводить
до практично повного видалення всіх органічних домішок. Недоліками цього методу
можна вважати:
-
нереальність використання стоків з високим вмістом органічних домішок;
- необхідність рівномірного зрошування
поверхні біофільтру стічними водами, що по-даються з постійною швидкістю;
-
стічні води перед подачею повинні бути звільнені від зважених частинок щоб уник-нути замулювання.
Як носії у біофільтрах використовують
кераміку, щебінь, гравій, керамзит, металевий або полімерний матеріал з високою
пористістю. Для них характерна наявність протитечії води, яка поступає
зверху та повітря, що подається знизу. Частинки мікробної плівки,
що відірвалися, після відділення їх у вторинному відстійнику не повертаються
назад в біо-фільтр, а подаються на майданчики відстоювання мулу або на анаеробну переробку.
В практичній діяльності підприємства по
очистці промислових стоків використовують
системи, що поєднують в собі як систему біофільтрів, так і активного мулу в аеротенках. Це так звані аеротенки-витіснювачі. У
стічну воду, що аерується, поміщають склойорши-ки, або створюють систему сіток всередині тенка, в яких вкладаються прокладки з порис-того поліефіру. У
порожнечах цих прокладок і на поверхні склойоршиків відбувається на-копичення біоценозу активного мулу. Носій періодично віддаляється з тенка, біомаса зні-мається, після чого носій повертається в реактор.
Система очистки стічних вод
імобілізованими на мобільному носієві клітинами відріз-няється від біофільтрів
своєю економічністю, оскільки використовуються високі концент-рації
мікроорганізмів і немає потреби осаджувати кінцеві продукти. Вона застосовується в очищенні локальних стоків, з вузьким спектром
забруднень. Їх очищають в
самостійних біологічних системах, не змішуючи із стоками інших виробництв, що дозволяє отримати біоценози
мікроорганізмів, адаптовані до вузького
спектру забруднень, при цьому швид-кість і ефективність очищення різко зростають.
Очистку промислових стоків які містять
значну кількість органічних речовин, про-водять в спеціальних апаратах –
метантенках в три етапи: розчинення і гідроліз органіч-них сполук; ацидогенез;
метаногенез.
На
першому етапі складні органічні речовини перетворюються на масляну, пропіоно-ву і молочну кислоти. На другому етапі ці органічні
кислоти переробляються на оцтову кислоту, водень, вуглекислий газ. На третьому - метанотворні
бактерії відновлюють дво-кис вуглецю в метан з поглинанням водню. По видовому
складу біоценоз метатенків значно
бідніший аеробних біоценозів.
Першу стадію кислотоутворення здатні
проводити близько 50 видів мікроорганізмів, серед яких представники бацил і
псевдомонад. Метанотвор-ні бактерії мають різноманіт-ну форму: коки, сарцини і
палички. Етапи анаеробного бродіння відбуваються одночасно, а процеси
кислотоутворення і метаноутворення протікають паралельно. Оцтовокислі і
метанотворні мікроорганізми утворюють симбіоз, що вважався раніше одним типом
мік-роорганізмів під назвою Methanobacillus
omelianskii.
Процес метаноутворення - джерело енергії
для бактерій Methanobacillus
omelianskii,
оскільки метанове бродіння є одним з видів анаеробного дихан-ня, в ході якого
електрони з органічних речовин переносяться на вуглекислий газ, який
відновлюється до метану. В результаті життєдіяльності біоценозу метатенка
відбувається зниження концентрації орга-нічних речовин і утворення біогазу, що
є екологічно чистим паливом. Для отримання біогазу можуть використовуватися
відходи сільського господарства, стоки переробних підприємств, що містять
цукор, побутові відходи, стічні води міст, спиртних заводів.
Метантенк є герметичним ферментером
об'ємом в декілька кубічних метрів з перемі-шуванням, який обов'язково
обладнується газовіддільниками з протиполум'яними вловлю-вачами. Метатенки
працюють в періодичному режимі завантаження відходів або стічних вод з
постійним відбором біогазу і вивантаженням твердого осаду після завершення
про-цесу. В цілому, активне використання метаногенезу при зброджуванні
органічних відходів - один з перспективних шляхів сумісного вирішення
енергетичних і екологічних проблем, який дозволяє агропромисловим комплексам
перейти на автономне енергозабезпечення.
Біологічна очистка стоків передбачає
трансформацію органічних метаболітів, біомаси, іонів важких металів, окрім
кисню і водню в нерозчинні у воді речовини, які трасформую-ться в повітря і
випадають в осад (мал.11.2).
Малюнок
11.2. Принципова схема очистки стічних вод біологічним способом
В біосфері для постійного і якісного
відновлення якості води існує безліч організмів у вигляді складних
гідробіоценозів. Тому для промислової очистки стічних вод необхідно
використовувати не лише окремі штами мікроорганізмів – деструкторів органічних
речо-вин прокаріот – активний мул, але і максимальну кількість існуючих в
природі гідробіон-тів. Власне на цьому базується економічно вигідна і
екологічно раціональна технологія очистки води по принципу біоконвейєра (мал. 11.3).
Малюнок
11.3. Технологічна схема очистки стічних вод принципом біоконвейєр
Станція очистки включає відстійник,
анаеробний і аеробний мікробні біореактори, зоо- і фітореактори. Присутність в
біореакторах аеробних і анаеробних бактерій (копії олі-готрофів),
мікроскопічних грибів, водоростей, найпростіших, коловороток, дафній,
червя-ків, ракоподібних, ряски, гіацінтів
забезпечує очистку води високої якості Незважаючи на несприятливу для пуску в
дію очисних споруд і створення біоконвеєра пору року (зима), якість очищеної
води дуже висока (хімічне споживання кисню - 15 мг/л, завислі речовини < 2
мг/л), експлуатаційні витрати вдвічі менші, ніж за традиційного біологічного
очищення активним мулом, а надлишкового активного мулу практично немає.
(хімічне вико-ристання кисню - 15 мг/л, зважених речовин <2 мг/л),
експлуатаційні витрати вдвічі менші в порівнянні із традиційною біологічною
очисткою активним малом.
11.2. Показники забрудненості стічних вод
На
всіх етапах очищення стічних вод ведеться контроль за якісним складом води. Постійно проводиться детальний аналіз складу стічної води із
з'ясуванням не тільки кон-центрацій
тих або інших сполук, але і
визначення якісного і кількісного складу забрудню-вачів. Необхідність такого аналізу визначається
специфікою системи переробки, оскільки в стічних водах можуть бути присутніми
токсичні речовини, здатні привести до загибелі мікроорганізми і вивести систему очистки з ладу.
Визначення
органолептичних показників
(колір, вигляд, запах, прозорість, каламутні-сть), оптична щільність, рН, температура не викликає
труднощів. Складніше визначити вміст органічних речовин в стічній воді, який необхідно знати для контролю роботи очи-сних споруд, повторного використання стічних вод в
технологічних процесах, вибору ме-тоду очищення і доочистки, закінчення процесу очищення, а
також оцінки можливості скидання води у водоймища.
При
визначенні вмісту органічних
речовин використовуються два способи: хімічне і біохімічне використання
кисню. Методика хімічного використання кисню
базується на окисленні речовин, присутніх в стічних
водах, 0,25% розчином дихромату калію при ки-п'яченні
проби протягом 2 годин в 50% (за об'ємом) розчині сірчаної кислоти. Для пов-ноти окислення органічних речовин використовується
каталізатор - сульфат срібла. Дих-роматний спосіб достатньо простий і легко автоматизовується, що обумовлює його широ-ке
використання.
Біохімічне використання кисню
вимірюється кількістю кисню, що витрачається мік-роорганізмами при аеробному
біологічному розкладанні речовин, що містяться в стічних водах за стандартних
умов за певний інтервал часу. Визначення біохімічного використан-ня кисню вимагає
спеціальної апаратури. У герметичний ферментер поміщається певна кі-лькість
досліджуваної стічної води, яку засівають мікроорганізмами. В процесі культи-вування реєструється зміна кількості кисню, що був
використаний на окислення присутніх в стічних водах сполук. Як правило використовують мікроорганізми з вже працюючих біологічних систем,
адаптованих до даного спектру забруднень.
Визначення лише одного з показників
якості стічної води (хімічного або біохімічного використання кисню) не завжди
дозволяє оцінити як її доступність для біологічного очи-щення, так і ступінь
кінцевого очищення, оскільки є групи сполук, визначення хімічного використання
кисню для яких неможливе, хоча вони доступні для біохімічного визначен-ня кисню
і навпаки. Все це говорить про те, що
для оцінки чистоти стічних води необхід-но використовувати одночасно обидва методи.
11.3. Утилізація твердих відходів
Традиційно тверді відходи транспортують
на міські звалища. Дослідження їх хіміч-ного складу показують, що фракція, що
піддається біодеградації, становить до 70% від за-гальної кількості твердих
відходів. Їх поведінка на
звалищі носить надзвичайно складний характер оскільки постійно відбувається напластовування
нових відходів, підвищення температури, рН, потоків рідини, ферментативної
активності. У загальній масі матеріалу звалищ присутня складна асоціація
мікроорганізмів, які розвиваються на поверхні твер-дих частинок, які для них є джерелом біогенних
елементів.
Всередині звалищ складаються
різноманітні взаємозв'язки і взаємовпливи біоката-літичного потенціалу
мікробного співтовариства
які залежить від спектру присутніх хіміч-них речовин, ступеня їх доступності,
наявності інградієнтів концентрацій
різних
субстра-тів (особливо концентрації донорів і
акцепторів
електронів водню).
На типовому звалищі, де відходи
знаходяться по відсіках система
переробки відходів є сукупністю реакторів періодичної дії, в яких субстрат
(відходи) знаходиться на
різних стадіях біодеградації. На
початковій стадії твердих відходів домінують
аеробні
процеси, в ході яких під впливом мікроорганізмів (грибів, бактерій, актиноміцетів), беспозвоночних (кліщів, нематод і ін.) окислюються
найбільш деградовані компоненти. Потім
деструкції
піддаються важко і поволі окислюючі субстрати (лігнін, лігноцелюлози, меланіни,
таніни). Існують різні методи
оцінки ступеня біодеградації твердих відходів. Найбільш інформа-тивним прийнято
рахувати оцінку, яка базується на різниці розкладання целюлози і ліг-ніну. У
неперероблених відходах відношення
вмісту целюлози до лігніну становить біля 4,0; в активно, що
переробляються - 0,9 - 1,2 і в повністю стабілізованих відходах – 0,2. Протягом аеробної стадії
температура середовища може зростати до 80°С, що
викликає інактивацію і загибель патогенної мікрофлори, вірусів,
личинок комах. Температура може бути показником
стану звалища. Збільшення температури підвищує швидкість процесів деструкції
органічних речовин, знижуючи розчинність кисню, що є лімітуючим фактором.
Нестача молекулярного кисню призводить до зниження тепловиділення і накопичен-ня
вуглекислоти, яка стимулює розвиток в
мікробній асоціації спочатку факультативних, а потім і олігатрофних анаеробів.
При анаеробній мінералізації, на відміну
від аеробного процесу, беруть
участь різно-манітні, взаємодіючі між собою мікроорганізми, здатні
використовувати більш окислені
акцептори електронів, які підсилюють процес гідролізу полімерів типу поліцукрів,
ліпідів, білків. Утворені мономери
розщеплюються з утворенням водню, діоксиду вуглецю, спиртів і органічних
кислот.
В результаті комплексу процесів, що
відбуваються при біодеградації на звалищах,
утворюються два типи продуктів, що фільтруються в грунт - вода і гази. Води, що філь-труються, крім
мікроорганізмів, містять комплекс різноманітних речовин, включаючи амонійний
азот, летючі жирні кислоти, аліфатичні, ароматичні і ациклічні з'єднання, тер-пени,
мінеральні макро- і мікроелементи, метали.
Тому
важливим фактором при виборі і організації місць звалищ є захист поверхні землі
і грунтових вод від забруднень. Для усу-нення фільтраційних процесів води,
застосовують малопроникні шари, або створюють непроникні оболонки навколо звалища, спеціальні загороди.
Ефективною є організація збору стоків води звалищ, що
фільтруються, і керована анаеробна переробка
із
застосуванням краплинних біофільтрів, аеротенків або аераційних ставків, в яких протягом
декількох місяців можна
видалити з води до 70% БПК; у крап-линних біофільтрах або системах з активним
мулом - до 92% БПК з одночасним
видален-ням в результаті біосорбції понад 90% металів (заліза, марганцю,
цинку).
Анаеробне біоочищення дозволяє видалити
80 - 90% ХПК протягом 40-50 днів
при 25°С (при 10°С величина видалення БПК знижується до
50%). Біогаз, що утворюється при
біодеградації матеріалу сміттєзвалищ, є
цінним
енергоносієм, проте може викликати і не-гативний вплив на навколишнє середовище
(поганий запах, закислення грунтових вод, зниження врожайності
сільськогосподарських культур), тому слід обмежувати витоки газу за допомогою
спеціальних пристосувань (перешкоди, траншеї, наповнені гравієм, системи
екстракції газу), що
дозволяють управляти його переміщенням, а також створенням над масивом звалищ
оболонок, що перешкоджають його витоку.
Інтерес до використання метану в
процесах переробки звалищ суттєво
зріс в останні десять років. У США для цих цілей побудовано 10 установок, в країнах Євросоюзу
– близько 40. Їх створення планується
у Великобританії, Японії, Канаді, Швейцарії. Збір і подальше застосування біогазу,
що утворюється на звалищах у великих кількостях, має значні перспективи. Так,
установка в Росмані в літні
місяці виробляє до
Значний вплив на процес метаногенезу справляють: температура і рН середовища, во-логість, рівень аерації,
хімічний склад відходів, наявність
токсичних компонентів. Газ, який вироблений на звалищі, вібирається за
допомогою вертикальних або горизонтальних перфорованих труб з поліетилену. Застосування
воздуховодів і насосів може суттєво під-вищити його збір. Використовують газ для обігріву теплиць,
отримання пари, а після до-даткового очищення його можна перекачувати по трубах
до місць споживання.
Таким чином, крім екологічної, проблема
промислової утилізації твердих відходів но-сить і економічний характер,
оскільки використання біогазу звалищ знижує матеріальні витрати на зменшення
забруднення небезпечними і смердючими
відходами.
11.4. Біоочищення газоповітряних викидів
Проблема боротьби із забрудненням
повітряного басейну в умовах зростаючої
техно-логічної діяльності загострює екологічний стан навколишнього
середовища. В повітрі великих промислових міст міститься значна кількість
шкідливих речовин, концентрація яких
в окремих випадках на порядок перевищує допустимі рівні. Основний внесок
в заб-руднення атмосфери вносять
підприємства нафтопереробної, хімічної, харчової і перероб-ної промисловості, а
також великі сельскогосподарські комплекси, відстійники стічних вод, установки
по обеззаражуванню відходів. Серед цих речовин – органічні (ароматичні і
неограничні вуглеводні, азот, кисень, сірко- і галогенні сполуки) і неорганічні
речовини (сірчистий газ, сірковуглець,
оксиди
вуглецю, аміак, галогени). У повітряних бассейнах
великих промислових міст присутні десятки різних сполук, зокрема смердючі, здатні на-віть в незначних
концентраціях представляти загрозу для здоров'я, а також викликати у лю-дей відчуття дискомфорту та
алергію.
Для очищення повітря застосовують
фізичні, хімічні і біологічні методи, проте рівень і масштаби їх застосування в даний час надзвичайно далекі від
потреби. Серед вживаних фізичних
методів – абсорбція домішок на активованому вугіллі і інших поглиначих
речо-винах, абсорбція рідинами.
Найбільш поширеними хімічними методами очищення
повітря є озонування, прока-лювання, каталітичне допалювання, хлорування.
Біологічні методи очищення
газоповітряних викидів застосовуються порівняно недав-но, і в обмежених масштабах. Вони базуються на здатності мікроорганізмів руйнувати в
аеробних умовах широкий спектр речовин і сполук до кінцевих продуктів, СО2
і Н2О. Відома здатність
мікроорганізмів метаболізувати аліфатичні, ароматичні, гетероциклічні,
ациклічні і різні зєднання які містять хлор.
Ними утилізовують
аміак, окисляють сірчис-тий газ, сірководень і диметилсульфоксид. Утворювані
сульфати утилізувалися іншими мікробними видами. Є дані про ефективне окислення аеробними карбоксидобактеріями
моноокислу вуглецю, який найбільш небезпечний повітряний забруднювач.
Представники роду Nocardia
ефективно руйнують стерини і ксилол; Hyphomicrobium – дихлоретан; Xanthobacterium
–
етан і дихлоретан; Mycobacterium – вінілхлорид.
Найбільш широким спектром катаболічних
шляхів характеризуються грунтові
мікро-організми. Тільки представники роду Pseudomonas здатні використовувати як
єдине дже-рело вуглецю сірки
або азоту понад 100 сполук – забруднювачів біосфери. Значними мож-ливостями для
підвищення біосинтетичного потенціалу мікроорганізмів-деструкторів ток-сичних
речовин володіють мікробіологи
і генетики, включаючи методи традиційної селек-ції і відбору, а також новітні
досягнення клітинної і генетичної інженерії. Переважне чис-ло токсичних
забруднювачів атмосфери утилізовуватись монокультурами мікроорганіз-мів, але
більш ефективніше застосування
змішаних культур, що мають кращий каталітич-ний потенціал та деструктурну
здатність. Для важко утилізованих сполук у ряді випадків мікроорганізми
адаптують до таких субстратів і лише після цього вводять в технологічний процес на заводах по очистці
повітря.
Для біологічного очищення повітря
застосовують три типи установок:
біофільтри,
біоскрубери і біореактори з омиваним шаром.
Принципова
схема для біологіч-ного очищення повітря розроблена в 1940 році Прюссом, а
перший біофільтр в Європі побудований в
ФРН
в 1980 році. У 1984 році тільки у ФРН
функціонувало
і знаходилося у стадії запуску близько 240 установок з використанням
біофільтрів. Основним його елеме-нтом для очищення повітря, як і водоочисного біофільтра, є шар, що
фільтрує, який сор-бує токсичні речовини
з повітря і в розчиненому виді дифундує до мікробних клітин, які піддаються їх
деструкції.
Як носій для шару, що фільтрує,
використовують природні матеріали
– компост, торф, які містять в своєму складі мінеральні солі і речовини,
необхідні для розвитку мікроор-ганізмів. Тому в біофільтри практикують не
вводити мінеральних добавок. Повітря, що підлягає
очищенню, подається вентилятором в систему,
проходить
через весь шар, що фільтрує, в будь-якому напрямі, знизу – вгору, або – навпаки. Для кращого
ощищення потрібна однорідність шару і певний ступінь його вологості. Оптимальна
для очищення повітря вологість
шару, що фільтрує, становить 40 – 60% від ваги носія. При недостатній вологості
матеріалу в шарі, що фільтрує, утворюються тріщини, матеріал пересихає, що
ускладнює проходження повітря
і знижує фізіологічну активність мікроорганізмів. Зво-ложення матеріалу
забезпечується розпилюванням води на поверхні шару, що фільтрує. При надмірній вологості в товщі шару
відбувається утворення
анаеробних зон з високим аеродинамічним опором, що призводить до зниження
тривалості контакту потоку повітря з поглиначем знижуючи ефективність очищення. У товщі маси, що
фільтрує, не повинно утворюватися
щільніших зон або грудок матеріалу, що можливо при використанні ком-посту, оскільки при цьому знижується
питома площа поверхні шару, що фільтрує. У ма-теріалі не повинно виникати температурних градієнтів, а
також відбуватися різкої змі-ни рН
середовища. Тому температурний режим в біофільтрі підтримується в постійному режимі, при потребі
перед подачею у фільтр воно підігрівається. Для забезпечення стабі-льної роботи
біофільтрів дотримуються комплексу заходів, найважливішими з яких є: повітря, що подається на очищення в
біофільтр, заздалегідь зволожують в біоскрубері до відносної вологості в
95–100%. При заповненні шару,
що фільтрує, для зниження аеро-динамічного опору в матеріал додають гранули
(діаметром 3–10 мм) із синтетичних полімерних матеріалів (поліетилену,
полістиролу), а також частинки автопокришок, акти-воване вугілля. Маса добавок
становить від 30 до 70%
від маси матеріалу, що фільтрує.
Для запобігання різкому закисленню
матеріалу, що фільтрує в ході
трансформації ор-ганіки в нього додають вапняк або карбонат кальцію в кількості 2–40% від
ваги носія. З метою уникнення ситуацій, коли мікроганізми в біофільтрі можуть пригнічуватися
токси-чними речовинами в результаті залпових викидів, в матеріал вводять
активоване вугілля до 250 кг/м3.
Ефективність роботи біофільтрів
визначається газодинамічними параметрами
шару, що фільтрує, спектром і концентрацією присутніх в повітрі речовин і
ферментативною ак-тивністю мікрорганізмів-деструкторів. При цьому швидкість
видалення шкідливих домі-шок з повітря в процесі біоочищення лімітується як
дифузією речовин з газової фази в біо-каталітичний шар, так і швидкістю протікання
біохімічних реакцій в мікробних клітинах. При високій вхідній концентрації
шкідливих речовин в повітрі процес їх деструкції в ході проходження потоку через
шар, що фільтрує, нерівномірний. Спочатку руйнуються речо-вини, які легко
деградуються і лише в кінці процесу відбувається руйнування важкодег-радованих
сполук. При наявності в повітрі шкідливих домішок бутанолу, етилацетату,
бутилацетату, толуолу, останній утилізувався
мікроорганізмами
в останню чергу.
Оптимальний режим і найбільш висока швидкість
біоочищення наступають через пев-ний час після запуску біофільтра. Тривалість
періоду адаптації залежить від концентрації речовин в повітрі і присутності
достатньої кількості таксономічних груп мікробів в дифузійному шарі і може
становити від декількох годин до декількох тижнів.
Принцип функціонування біоскруберів
відрізняється тим, що процес очищення повіт-ря реалізується в дві стадії на
двох різних установках. На першому
етапі в абсорбері ток-сичні речовини, що знаходяться в повітрі, а також кисень, розчиняється у
воді. В резуль-таті повітря виходить очищеним, а забруднена вода поступає на очищення. Для
цього застосовують різні типи
абсорберів (барботажні, насадки, распилювачі, форсунки і так далі). Мета
конструкційних удосконалень полягає в збільшенні площі поверхні розділу фаз,
газової та рідини, що і визначає ефективність абсорбції. На другій стадії
забруднена вода надходить в аеротенк,
де вона регенерується. Очищення води в аеротенку відбуває-ться за участю кисню.
В ході очищення складні органічні речовини окислюються мікро-організмами, що
формують активний мул,
до кінцевих продуктів з утворенням біомаси.
В біореакторі з омивним шаром основну
роль відіграють імобілізовані мікроорганіз-ми. Біошар реактора представляє
гранули з імобілізованими мікробними клітинами, який омивається водою, що
містить необхідні для розвитку клітин
мінеральні
речовини. Заб-руднене повітря проходячи через нього, піддається деструкції,
дифундуючись у водну плівку що
покриває частинки біокаталізатора, окислюючись мікроорганізмами. Швидкість
деструкції лімітується швидкістю дифузії речовин з газової фази в рідку, а
також швид-кістю протікання реакцій
в мікробних клітинах, природою токсичних речовин та їх кон-центрацією.
Стаціонарний режим біореактора з омивним
шаром після його запуску наступає через
5–10
днів. При використанні заздалегідь адаптованих до речовин, що очищаються
мік-роорганізмів цей термін може бути скорочений до декількох годин. Періодично, зазвичай
раз на декілька місяців, біошар очищають
від
надлишку біомаси і наповнюють його но-вими гранулами.
Основні вимоги, щодо установок
біологічного очищення газів, полягають в простоті і експлуатаційній надійності конструкції, високій питомій
продуктивності і високому сту-пеню
очищення.
Питома продуктивність установки вимірюється відношенням об'єму пові-тря, що пройшло
через неї за 1 годину, до загального об'єму установки.
Масштаби промислового застосування
методів біологічної очистки
повітря в даний час незначні. Найбільш поширеним типом установок є біофільтри.
Вони достатньо дешеві, малоенергоємні, вимагають незначних витрат води, проте їх продуктивність порівняно
не-висока, – від 5 до
Біоскрубери в порівнянні з біофільтрами
займають меншу площу,
оскільки конструк-тивно виконані вертикально, заввишки декілька метрів.
Експлуатаційні витрати при вико-ристанні біоскруберів вищі, оскільки процес біоочищення води
вимагає істотних витрат. Застосування біоскруберів
ефективно за наявності в повітрі добре розчинних токсичних
речовин. Продуктивність біоскруберів істотно вища в порівнянні з біофільтрами. Для очи-щення газів металургійних
підприємств використовують біоскрубери продуктивністю 120 000 м3/год,
знижуючи інтесивність запаху повітря
з 75 до 85%, ступінь конверсії органіч-них домішок до 50%.
Найбільш перспективними для очищення
повітря є біореактори з
омивним шаром, які характеризуються високою питомою продуктивністю (декілька
тисяч кубометрів повітря, що очищається в годину). Такі малогабаритні установки
ефективні для очищення повітря сільськогосподарських підприємств, особливо на
тваринницьких комплексах. Ступінь очищення повітря в реакторі з імобілізованими
на активованому вугіллі мікроорганізма-ми від ацетону, бутанолу, пропіонового
альдегіду, етилацетату сягає 90% при продуктив-ності установки 10 000 м3/год.
Комплексне очищення стоків і
забрудненого повітря аліфатичними кислотами, спир-тами, альдегідами і
вуглеводами проводять в аеротенку
з активним мулом. Встановлена можливість ефективного очищення повітря ряду фармацевтичних
виробництв на основі імобілізованих мікробних клітин. Для детоксикації ціаніду в
промислових масштабах зап-ропоновані біологічні методи, включаючи застосування
біологічних агентів, від активно-го мулу до специфічних ферментів, що руйнують
ціаніди. Так, раданаза, виявлена у
Bacillus stearothermophilus, каталізує перетворення
ціаніду в тиоціанат, а імунодефіцит ціанідгідратаза гідролізує ціанід до
формальдегіду.
Для утилізації сірки (тіосульфат,
сірководень, метилмеркаптан, диметилсульфід) яка є джерелом енергії для
багатьох мікроорганімів, використовують тіобацили, котрі в анае-робних умовах
переводять її в десульфуровані форми зв'язані з денітрифікуванням.
Таким чином, в промислових масштабах
працюють достатньо ефективні біологічні процеси для очищення газоповітряних викидів.
Існують реальні наукові основи для раз-робки
і впровадження нових перспективних методів їх біоочищення.
11.5. Біодеградація ксенобіотиків
Ксенобіотики – чужорідні для організмів
з'єднання (пестициди, фарбники, лікарські речовини і ін.), які практично не включаються в елементні цикли
вуглецю, азоту, сірки або фосфору. Вони тимчасово або постійно накопичуються в
навколишньому середовищі, справляючи негативний
вплив на все живе. Широке і повсюдне застосування пестицидів,
зокрема нерозкладених, накопичення різних відходів в значних кількостях
призвело до за-бруднення навколишнього
середовища – надр, води, повітря. Накопичення ксенобіотиків представляє небезпеку для
людини, що споживає рибу і м'ясо вищих тварин.
Вплив на хімічні ксенобіотики, що
надходять в навколишнє середовище
визначається
комплексом фізичних, хімічних і, особливо, біологічних факторів. Їх деградація
може відбуватися в результаті
фізичних і хімічних процесів і істотно залежить від типу грунту, його структури, вологості, температури.
Біологічна трансформація речовин, що потрапили в навколишнє середовище, може
протікати в різних напрямках, призводячи до їх міне-ралізації, накопичення або полімеризації.
Ксенобіотики, які піддаються повній
деградації, тобто мінералізуються до діоксиду вуглецю, води, аміаку, сульфатів
і фосфатів, використовуються мікроорганізмами як субс-трати і проходячи повний
метаболічний цикл їх утилізації. Завдяки процесам кометабо-лізму і окислення
відбувається часткова трансформація речовин, як правило, не пов'язана з
включенням утворюваних продуктів в метаболічний цикл мікроорганізмами, а деякі
аро-матичні вуглеводи
і синтетичні полімери взагалі не піддаються біологічним трансформа-ціям.
Поведінка ксенобіотика в природі,
залежить від багатьох взаємоповязаних факторів: структури і властивостей самої
речовини, фізико-хімічних умов середовища і її біокаталі-тичного потенціалу,
яий визнається мікробним співтовариством,
проявляючи різні типи взаємодії: кооперація, коменсалізм, взаємодопомога. Всі
ці чинники в сукупності визна-чають швидкість і глибину його утилізації.
Завдяки гетерогенності природних мікробних співтова-риств ксенобіотики можуть
піддаватися біодеградації, а наявність в мікробних співтовариствах
взаємозв'язаних метаболічних шляхів руйнування токсинів є основою для боротьби
із забрудненням навколишнього середовища.
Доведено, що при повторному надходженні
в середовище хімічних сполук час до початку їх трансформації (так званий
адаптаційний період мікроорганізмів по
відношенню
до даного субстрату) значно коротший, в порівнянні із першим перебуванням цих
сполук. В ході адаптації відбувається селективний відбір мікроорганізмів до
токсичних сполук, як субстрата. Як результат, природним чином виникають
мікробні популяції, які зберігаю-ться в грунті протягом декількох місяців після повної деградації токсиканта.
Тому до моменту надходження сполук в грунт там вже присутні адаптовані
мікроорганізми, здатні атакувати даний токсикант.
При попаданні нових речовин в навколишнє
середовище може відбуватися природне генетичне конструювання таксономічних груп
мікроорганізмів, в результаті якого
виника-ють
мікробні форми з новими катаболітичними функціями. Катаболічні, або
деградативні плазміди, що кодують реакції мінералізації або трасформації
ксенобіотиків, додають мікроорганізмам здатність перерозподіляти між собою
функції генів до утилізації. В да-ний час описані різноманітні природні
катаболічні плазміди,
що зустрічаються у різних представників грунтової мікрофлори (табл. 11.1).
Таблиця 11.1
Природні
катаболічні плазмиди (по Д.
Хардмену, 1990).
|
Плазміда |
Субстрат |
Господар |
|
pJP1 |
2,4-Дихлорфенооцтова кислота і галогеновмісні
пестициди |
Alcaligenes paradoxus |
|
pUU220 |
Галогеналкили |
Alcaligenes sp. |
|
|
Нікотин |
Arthrobacter oxidans |
|
D-камфора |
Pseudomonas putida |
|
|
SA |
Саліцилат |
P. sp |
|
NAH |
Нафталін |
P. putida |
|
OCT |
Октан |
P. oleovorans |
|
XYL |
Ксилол |
P. arvila |
|
OL |
Толуол, м-ксилол, п-ксилол |
P. putida |
|
NIC |
Нікотин |
P. convexa |
|
3,5-Ксиленол |
P. putida |
|
|
pAC25 |
3-Хлорбензол |
P. putida |
|
pWW17 |
n-крезол |
P. putida |
|
Фенілацетат |
P. sp |
|
|
pUU204 |
Галогеналкили |
P. sp. |
Особливо часто вони ідентифікуються
серед родини Pseudomonas. Інформація, яку несуть
плазміди, може розширити кількість
субстратів господаря за рахунок об'єднання двох метаболічних, повним кодуванням нового, або
доповненням існуючих метаболічних шляхів.
Відомий перерозподіл генетичного
матеріалу між плазмідами і
хромосомами госпо-даря, що призводить до появи нових генів, пластичність в
природі нового організму, ефе-ктивно деградує
новий субстрат.
Таким чином, природні генетичні
механізми обміну інформацією дозволяють отриму-вати ефективні штами-деструкції
ксенобіотиків, що дуже важливо, оскільки загальноприй-няті методи роботи з
рекомбінантними ДНК, які використані для клонування чужорідної ДНК з невеликим числом генів, мають
істотні обмеження при клонуванні метаболічних шляхів деградації ксенобіотиків,
що кодуються десятками
генів. Обмеження обумовлені і недоліком знань про механізми деградації, структуру метаболічних шляхів,
можливостями ризику, пов'язаного з попаданням сконструйованих організмів в
навколишнє середовище.
Перетворення пестицидів, що надходять в
навколишнє середовище при використанні
їх для захисту сільськогосподарських культур від шкідників та хвороб
відбувається під дією мікробних співтовариств. Доведена можливість повної
мінералізації ДДТ. Високу токсичність
ряду
пестицидів можливо знизити вже на першій стадії мікробної трасфор-мації при використанні
відносно простих мікробіологічних методів їх утилізації. Так, за допомогою паратионгідролази з Pseudomonas sp. можна достатньо ефективно
видаляти залишковий паратион з контейнерів з даним пестицидом, а буферені розчини даного фер-менту застосовують
для знищення паратиона в
грунтах.
Велику небезпеку для навколишнього
середовища представляють поліароматичні вуг-леводи поліхлорбіфеніли (ПХБ), які стійкі до утилізіції
мікроорганізмами. Встановлена здатність мікробних співтовариств деградувати
промислові ПХБ з утворенням
нових типів вуглеводів, при цьому молекули з низьким ступенем хлорування
розщеплюються.
Стійка поліароматична сполука бензапирен в ході
деградації утворює канцерогенні
з’єднання гідрокси- і епоксипохідні (полістирол), які стійкі до деградації.
Однією з найбільших груп забруднювачів
природи є галогеновмісні ксенобіотики, які характеризуються високою токсичністю
і поганою деградованістю. Причина токсичності і стійкості цих сполук
визначається наявністю в них важко розщеплюваного галогеновугле-водного зв'язку. Тривалі дослідження шляхів
їх деградації показали, що для отримання суперштаму, який ефективно утилізує
ксенобіотики, потрібно модифікувати існуючий ка-таболічний механізм деградації
ароматичних з'єднань.
Біологічні методи успішно застосовуються
і для очищення природного середовища від нафтових забруднень стічних вод, в нафтовій промисловості при
розливі нафти. Їх очищають біологічними
методами після видалення більшої частини суміші різних вугле-водів фізичними
методами. Для цього застосовують аеровані
системи біоочищення з ак-тивним мулом. Швидкість їх деградації залежить від якісного складу і концентрації
вуг-леводів, а також температури і ступеня аерації середовища. Найефективніше
біодеградація проходить, коли нафта емульгована у воді. Особливу проблему представляють викиди і аварійні розливи
нафти на поверхню грунту, що призводить не тільки до забруднення ор-них земель,
але і джерел питної води. У грунті міститься багато мікробних видів, здатних
деградувати вуглеводи, але їх активність часто низька, в тому числі і через дефіцит окре-мих
біогенних елементів. У таких випадках
ефективним є внесення до грунту так званих «олеофільних добрив», до складу яких
входять з'єднання азоту, фосфати
і
інші елементи, концентрації яких в грунті низькі і лімітують необхідний
розвиток мікроорганізмів. Після їх внесення в грунт концентрація
мікроорганізмів суттєво збільшується і зростає швид-кість деградації основних
вуглеводів нафти.
Використання промислових методів
генетичного конструювання мікробних
штамів
для утилізації ксенобіотиків для практичного застосування знаходиться на ранній стадії.
Одна з основних проблем це стабільність систем «господар - вектор» особливо
важлива при інтродукції
штамів в природне середовище. При поверненні мікроорганізмів з новою
катаболічною функцією в початкове природне середовище їм доводиться конкурувати з
добре адаптованою до конкретних умов середовища природною мікрофлорою,
стикатися із різними джерелами вуглецю,
зокрема у вигляді високотоксичних сполук. При цьому абсолютно неясні перспективи
збереження стабільності нової катаболітичної функції і самого штаму.
Таким чином, після попадання ксенобіотиків
в навколишнє середовище з грунту мож-на виділити мікробні види, здатні
утилізувати конкретні ксенобіотики і вести селекцію на збільшення швидкості
деградації шляхом відбору конституційних мутантів, відбором на генну дуплікацію і на основі
механізму перенесення генів. Підвищення
деградуючої
здат-ності можливе і в результаті стимуляції природньої грунтової мікрофлори,
вже адаптова-ної до токсикантів.
Поки що існує розрив між науковими
досягненнями, отриманими у
конструюванні мікроорганізмів, і можливостями їх практичного зстосування. Ймовірно, в
майбутньому найбільш перспективними для детоксикації ксенобіотиків будуть
біологічні системи, що складаються з мікробіологічного консорціуму
індивідуальних організмів і мікробних
спів-товариств,
отриманих методами клітинної і генетичної інженерії.
11.6. Біоконверсія лігноцеллюлозних відходів
Рослинна
біомаса - поновлюване джерело сировини. Основні її компоненти – целю-лоза (2/3), крохмаль, геміцелюлоза, лігнін. Лігнін - високомолекулярний нерозчинний три-вимірний неврегульований ароматичний полімер. Целюлоза -
високомолекулярний не-розчинний
полімер глюкози, яка є
головним компонентом як рослинної біомаси та сільсь-когосподарських,
побутових відходів, а також відходів деревообробної і целюлозно
папе-рової
промисловості. В основі біологічної деградації лігноцелюлози лежить дія целюлі-тичних ферментів. Реакційна здатність природних
целлюлозовмісних матеріалів незначна, тому сировина для ферментативного
зцукрення целюлози повинна мати значну поверхню, а мікрофібілярна структура целюлози повинна
бути зруйнована. Реакційну здатність при-родних субстратів знижує наявність лігніну. Найбільш
ефективним, а також дорогим і ене-ргоємним способом попередньої підготовки сировини є
тонина помолу. Тому для переро-бки
використовують дію 0,5 -
2,0% розчини лугу, гамма - випромінювання, механо – тер-мообробку в розбавленій сірчаній кислоті з подальшою
екстракцією лігніну.
Гідроліз
можна проводити і біологічним способом, за допомогою ферментів, видів Trichoderma, що виділяються грибами, Aspergillus, Sporotrichum. При використанні дріжд-жів отримують спирт, а при використанні бактерій Klebsiella або Aeromonas
- бутанол. Ряд мікроорганізмів роду Clostridium
може продукувати оцтову і молочну кислоти, лактат, ацетон з тирси, соломи,
відходів цукрової тростини. За допомогою Trichoderma
reesii біо-маса розкладається до
цукрів.
Ферменти і
целюлоза, що не розклалася, поступають в повторні цикли, а залишковий лігнін
використовується як джерело енергії для перегонки спирту. Технологія,
розроблена в Арканзаському університеті і промислово використовується нафтовою
компанією «Галф ойл», полягає в одночасному зцукренні целюлози і зброджуванні
цукрів, отриманих шля-хом
гідролізу. Для цього до суміші целюлозної біомаси і дріжджів додають розчин
целю-лаз. Лігнін, що залишається, використовується для
перегонки як паливо, але пентози не зброджуються.
Третій вид
технології полягає в прямому зброджуванні целюлозними бактеріями гек-соз і пентоз, що утворюються при гідролізі целюлози і
геміцелюлози. Переваги цієї тех-нології,
розробленої в лабораторіях Масачуського технологічного інституту, полягають в тому
що: крім одночасної конверсії целюлози і
пентоз в етанол, відбувається комбінація целюлозного і спиртового бродіння,
перед якою попередня обробка субстратів зводиться до мінімуму. При мікробній
деградації і конверсії целюлози і геміцелюлози можна отри-мувати етиловий спирт і сировину для хімічної
промисловості (фурфурол, феноли, кре-золи). Із 200 000 т соломи отримують 50 000 т етанолу і
20 000 т фурфуролу. По оцінках деяких фахівців, при мікробній переробці
целюлози можна отримати до 30% нафтохіміка-тів. Методи генної інженерії допоможуть створити штами,
які будуть краще адаптовані до цих типів конверсії і забезпечуватимуть більший
вихід готової продукції. Перенесення ге-нів целюлази і геміцелюлази з Clostridium thermocellum в інші види Clostridium дозволить виробляти целюлозу і
геміцелюлозу в етиловий спирт,
ацетон, бутанол, оцтову і молочну кислоти.
Термофілія
певних штамів Clostridium (при
оптимальній температурі росту 65 - 75°С) сприяє зниженню вартості перегонки етилового спирту і зменшенню
використання інших розчинників, що робить виробничий процес більш економним. Вчені
Університету Нового Південного Уельсу (Австралія) і Рутгерського університету
(США) встановили, що бак-терія Zymomonas mobilis, що виділяється з
пальмового вина і мексиканського алкоголь-ного напою, зброджує цукор удвічі швидше, ніж дріжджі.
Цей вид піддається модифікації генома, яка дозволить розкладати целюлозу з
одночасним зброджуванням цукрів, які про-дукуються в ході деградації.
В умовах
анаеробіозу можна проводити біометаногенез ароматичних сполук. Цей про-цес
широко поширений в природі, особливо у відходах і стічних водах, а також при
кон-версії деяких біоцидів. В ньому беруть участь декілька видів мікробів, відповідальних за
різні стадії деградації ароматичних кілець до ацетату, який є одним з
субстратів для мета-нобактерій
(іншими словами, його дегідратування звільняє електрони, необхідні для від-новлення двоокису вуглецю в метан). Серед бактерій
преважають Methanobacterium formicicum і Methanospirillum hungati. Їх чисті культури бензолове кільце ароматичних сполук спочатку відновлюють, розрізаючи на аліфатичні
кислоти під дією грамнегатив-них мікроорганізмів. Останні перетворюються на субстрати, які використовуються
мета-нобактеріями. Електрони, що утворюються, сприяють
утворенню водню, який відновлює СО2 в СН4. Розкладання
бензолового кільця в метан в процесі анаеробіозу не є правилом. В природ-них умовах ароматичні сполуки отримують при повільному
розкладанні танинів та лігніну
завдяки позаклітинним мікробним ферментам.
Оскільки лігніни і танини становлять
значну частину ґрунтового органічного матеріа-лу, метаногенез цих полімерів -
важливий процес у вуглецевому циклі біосфери. Одним їз відходів сільського господарства є солома,
швидкість розкладання якої повільна. Краща її утилізація – інокуляція асоціацією
целюлітичних грибів, азотфіксуючих і поліцукроутво-рюючих бактерій. В такому вигляді солому можна заорювати
в землю як органічне доб-риво, або
через певний час використовувати як високобілковий вітамінізований корм. Для
кращого використання соломи в якості органічних добрив у Венгрії розроблений
мікро-біологічний препарат Філозоніт МС, застосування якого в нормі 10 л/га
дозволяє зеко-номити до 60 кг/га діючої речовини мінральних азотних добрив,
прискорює розкладання клітковини у грунті, стабілізує вміст гумусу у грунті.
Контрольні запитання.
6.12. 2013. 11.50-13.10
