Содержание к диссертации
Введение
Глава 1 Обзор литературы 15
1.1 Характеристика загрязнителей, используемых в экспериментах и их поведение в окружающей среде 15
1.1.1 Нефть 15
1.1.2 Дизельное топливо 18
1.1.3 Отработанное моторное масло 19
1.2 Нефть и нефтепродукты как загрязнители окружающей среды 21
1.2.1 Основные свойства углеводородов нефти и их поведение в почве 21
1.2.2 Влияние нефти и нефтепродуктов на физико-химические и физические свойства почвы 23
1.2.3 Влияние нефти и нефтепродуктов на почвенную биоту и растения 24
1.2.4 Пути химической и микробной трансформации углеводородов в почве 27
1.3 Способы восстановления нефтезагрязненных почв 32
1.3.1 Небиологические методы очистки 33
1.3.2 Биологические методы очистки 35
1.3.3 Комбинированная очистка 41
1.3.5 Экологическая оценка эффективности биоремедиации загрязненных почв 42
1.4 Биоремедиация почв с использованием натуральных сорбентов 51
1.4.1 Характеристика сорбентов, использованных в экспериментах 51
1.4.2 Механизмы сорбции соединений 62
1.4.3 Использование натуральных сорбентов при биоремедиации нефтезагрязненных почв 64
1.4.4 Выводы, сделанные на основании обзора литературы 69
Глава 2 Объекты и методы 71
2.1 Загрязнители 71
2.2 Краткая характеристика почвы 71
2.3 Характеристика сорбентов 72
2.4 Характеристика биопрепарата 74
2.5 Методы анализов 74
2.5.1 Подготовка образцов для проведения химических анализов 74
2.5.2 Определение суммарной концентрации УВН в почве методом инфракрасной спектрометрии 74
2.5.3 Определение концентрации ПАУ в почве и растениях 77
2.5.4 Определение численности микроорганизмов в почве 78
2.5.4 Использование методов биотестирования для оценки интегральной токсичности почв 79
2.5.5 Определение предельной полевой влагоемкости, пористости и объемной массы почвы 82
2.5.6 Определение гидрофильности почвы 83
2.5.7 Метод определения рН почвы 84
2.5.8 Определение поглотительной способности сорбентов по отношению к нефти и нефтепродуктам 84
2.5.9 Статистическая обработка результатов анализа 85
2.6 Условия проведения экспериментов 85
2.6.1 Экологическая оценка влияния разных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтепродуктами 85
2.6.2 Экологическая оценка влияния оптимальных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтью 86
Глава 3 Результаты 92
3.1 Экологическая оценка поглотительной способности сорбентов по отношению к нефти и нефтепродуктам 92
3.2 Экологическая оценка влияния разных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтепродуктами (вегетационный эксперимент) 93
3.2.1 Влияние сорбентов на скорость разложения углеводородов нефти в серой лесной почве 93
3.2.2 Влияние сорбентов на фитотоксичность серой лесной почвы 94
3.2.3 Влияние сорбентов на физико-химические и физические свойства серой лесной почвы 98
3.2.4 Обобщение результатов и выводы, сделанные на основании эксперимента в вегетационных сосудах 102
3.3 Экологическая оценка влияния оптимальных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтью (микрополевой эксперимент) 105
3.3.1 Влияние сорбентов на скорость разложения углеводородов в серой лесной почве 105
3.3.2 Влияние сорбентов на аккумуляцию приоритетных ПАУ в серой лесной почве и фитомассе клевера 107
3.3.4 Влияние сорбентов на численность микроорганизмов-нефтедеструкторов в серой лесной почве 110
3.3.3 Влияние сорбентов на изменение фитотоксичности серой лесной почвы 114
3.3.4 Влияние сорбентов на физические и физико-химические свойства серой лесной почвы 118
3.3.5 Обобщение и обсуждение результатов на основании микрополевого эксперимента 123
Глава 4. Обсуждение результатов 125
Заключение 136
Список сокращений 137
Список литературы 138
- Пути химической и микробной трансформации углеводородов в почве
- Использование натуральных сорбентов при биоремедиации нефтезагрязненных почв
- Экологическая оценка влияния оптимальных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтью
- Влияние сорбентов на физические и физико-химические свойства серой лесной почвы
Пути химической и микробной трансформации углеводородов в почве
Под действием ультрафиолетового излучения солнца ( =300-350 нм) происходит фотохимическое окисление углеводородов нефти в атмосфере или в поверхностном слое почвы и воды. Быстрее всего окисляются алканы и нафтены, гораздо сложнее - ароматические углеводороды ряда бензола, особенно с короткими боковыми цепями. Если же ароматические углеводороды имеют длинную алкильную цепочку, окисление протекает достаточно интенсивно. Металлы, содержащиеся в нефти, ускоряют окисление, а сернистые соединения наоборот, ингибируют. Продуктами окисления нефтяных углеводородов являются спирты, альдегиды, кетоны и кислоты, которые попадая в окружающую среду, подвергаются дальнейшему окислению под действием кислорода воздуха и в результате деятельности микроорганизмов.
Клетки микроорганизмов обладают способностью в процессе своей жизнедеятельности преобразовывать молекулы нефтяных углеводородов в более простые и не токсичные соединения, которые затем включаются в природные биохимические циклы. Биодеградации подвергаются почти все нефтяные углеводороды. Однако процесс биогенного окисления углеводородов достаточно сложен и зависит от многих факторов.
Изменить направление биологического окисления углеводородов может изменение кислотности среды, температуры, окислительно-восстановительных условий, также имеет значение и физиологические особенности микроорганизмов-деструкторов [Тимергазина, 2012]. Специфика химизма микробиологического окисления углеводородов, их транспорта в клетку, связана также с гидрофобностью данных соединений [Скрябин, 1976]. Все реакции микробиологического превращения углеводородов в почве являются окислительными. Из-за гидрофобного характера молекул процессы их окисления осуществляются под действием оксигеназ. Легче всего микроорганизмами усваиваются нормальные алканы (н-алканы), сложнее всего арены, не имеющие длинных боковых цепей. В процессе ассимиляции углеводородов в качестве источника углерода микроорганизмами-нефтедеструкторами в окружающей среде происходит накопление промежуточных продуктов окисления УВН.
В процессе окисления н-алканов в первую очередь происходит взаимодействие кислорода с терминальным атомом углерода с образованием первичных спиртов, которые затем превращаются в альдегид и далее - в карбоновую кислоту [Скрябин, 1976]:
о2 +н2о
R- СН2 - СНз -+ R - СН2 - СН2ОН R - СН2 - СНО =- R - СН2 - СООН
-2Н -2Н
Механизм усвоения кислот протекает путем -окисления, заключающегося в последовательном отщеплении фрагментов активного ацетата, поступающего в цикл трикарбоновых кислот [Преобразование нефтей…, 1970; Скрябин, 1976]. У некоторых микроорганизмов описан процесс усвоения углеводородов через окисление внутренних углеродных атомов, с образованием вторичных спиртов и кетонов [Тимергазина, Переходова, 2012].
Микробиологическое окисление алкенов может протекать путем окисления метильной группы с образованием ненасыщенных кислот, по двойной связи с образованием эпоксидов или через образование диолов [Тимергазина, Переходова, 2012]. Ненасыщенные углеводороды могут окисляться одновременно, как по метильной концевой группе, так и по двойной связи (рисунок 2).
На рисунке 3 приведены примеры реакций окисления некоторых циклоалканов. Гомологи ряда циклопарафинов от С3 до С8 превращаются в соответствующие цикломонокетоны через образование цикломоноспиртов [Розанова, Кузнецов, 1974; Исмаилов, Пиковский, 1988; Kalb, Bernlohr, 1977]. В некоторых случаях окислению циклоалканов предшествует их ароматизация [Преобразование нефтей…, 1970].
Пути деградации ароматических углеводородов изучены достаточно хорошо [Пунтус и др., 2008; Ленёва и др., 2009]. Подавляющее большинство микроорганизмов расщепляет ароматическое кольцо через образование орто-диоксипроизводных с последующим расщеплением образующегося пирокатехина по орто- или мета-пути (рисунок 4) [Ровинский и др., 1988].
Большим катаболическим потенциалом в отношении ароматических углеводородов обладают бактерии рода Pseudomonas. Они способны полностью утилизировать такие соединения, как нафталин, фенантрен, флуорен и др. Деградация фенантрена протекает следующим образом: сначала в результате ряда реакций фенантрен трансформируется до 1-гидрокси-2-нафтеновой кислоты. В дальнейшем кислота метаболизируется либо через салицилат и катехол, либо через образование о-фталата и прокатехата. Катехол и протокатехат расщепляются далее по орто- или мета-пути до интермедиатов цикла Кребса [Тимергазина, Переходова, 2012].
При разложении антрацена происходит либо его трансформация в антрахинон, который является последним продуктом реакции, либо происходит последовательное превращение антрацена через цис-1,2-дигидрокси-1,2 дигидроантрацен, 1,2-дигидроантрацен в 6,7-бензокумарин [Ленёва и др., 2009]. На первом этапе деградации бенз(а)пирен под действием микробных ферментов атомарный кислород взаимодействует с одним из бензольных колец. Затем происходит разрыв двойной связи и образование двух гидроксильных групп, соединенных мостиком с атомом кислорода. Под действием кислой среды мостик разрывается и образуется еще одна гидроксильная группа и катион водорода по следующей схеме
В таком виде молекула приобретает гидрофобную и гидрофильную части и, являясь поверхностно-активным веществом, легко проникает через клеточные мембраны. Это приводит к нарушению синтеза белка в клетке, проявляя канцерогенные свойства. Таким образом, опасность представляет не сам бенз(а)пирен, а продукты его биологического окисления [Рябов, 2017].
На скорость биодеградации нефтяных углеводородов влияет их концентрация: высокие концентрации подавляют биодеградацию за счет снижения доступности биофильных элементов и токсического воздействия на микроорганизмы. Оптимальная концентрация нефтяных углеводородов, при которой не происходит подавления микробной активности, находится в пределах 5-6% по массе для почвенной среды, не более 5% по объёму для акваторий [Venosa, 2003]. Полная биодеградация нефти осуществляется в условиях соокисления, когда углеводороды, частично окисленные углеводородокисляющими микроорганизмами, служат субстратом для роста микроорганизмов потребляющих более легкодоступные органические вещества [Хомякова и др., 2002].
Таким образом, углеводород-окисляющий микробиоценоз представляет собой динамичное сообщество из облигатных микроорганизмов-нефтедеструкторов, имеющих ферменты, необходимые для окисления гидрофобных органических молекул, и микроорганизмов соокислителей. Численность и соотношение штаммов микроорганизмов в таком сообществе зависит от множества разных факторов: температуры, количества биофильных элементов в окружающей среде и их доступность, уровня загрязнения среды, а также межвидовых взаимоотношений.
Использование натуральных сорбентов при биоремедиации нефтезагрязненных почв
В технологии биоремедиации нефтезагрязненных почв сорбенты используются чаще всего для сбора нефти с поверхности загрязненной территории при локализации и ликвидации малых разливов нефти и нефтепродуктов. В последнее время возрос интерес к применению сорбентов в качестве добавок для ускорения процесса биоремедиации и рекультивации земель, загрязненных нефтью и другими поллютантами. Помимо сорбции загрязнителей, сорбенты могут служить источником азота и фосфора, местом локализации микроорганизмов-деструкторов, а также увеличивать влагоемкость и аэрацию почв [Назарько и др., 2006].
В ряде работ показано положительное действие сорбентов на скорость биоремедиации нефтезагрязненных почв. Например, углеродистые сорбенты, такие как ГАУ, биочар, сажа способны ускорять микробное разложение УВН, включая полициклические ароматические углеводороды, за счет снижения токсичности почвы и стимулирования деятельность микробиоты [Васильева и др., 2013; Сhen, Chen, 2009; Liang et al., 2008; Mahtab et al., 2014; Qin et al, 2013; Rhodes et al, 2010]. При биоремедиации нефтезагрязненных почв в качестве разрыхлителей рекомендуется использовать такие материалы как торф, древесные опилки, щепа, солома, шелуха и другие отходы деревообрабатывающей и пищевой промышленности [Середина и др., 2006; Чухарева и др., 2013, Namkoong et al, 2002; Rhykerd et al., 1999]. Для целей биоремедиации могут применяться различные минералы: природные цеолиты [Кузнецов и др., 2010; Середина и др., 2006; Kaimi et al., 2007], монтмориллонит, каолинит и вермикулит [Садовникова и др., 2008; Chaerun et al., 2005].
Использование минеральных сорбентов. Минеральные сорбенты используются как источник неорганических веществ, как носители для иммобилизации микроорганизмов при получении биопрепаратов или в качестве разрыхляющего компонента. В обзоре [Bandura et al., 2017] описаны недавние работы по использованию природных, синтетических и модифицированных минеральных адсорбентов для удаления нефтяных веществ и их производных с дорог, из воды и воздуха.
Показано, что минералы с высоким содержанием мезопор (цеолит, сепиолит, диатомит) наиболее эффективны для удаления нефтяных разливов на суше. Механизм адсорбции нефтяных веществ на пористой поверхности минералов включает капиллярное заполнение имеющихся пор и образование маслянистого слоя (пленки) на внешней поверхности и вокруг зерен адсорбента. Нефтяные углеводороды не могут проникать в узкие микропоры минералов. Хорошими адсорбентами органических соединений в почве являются некоторые глинистые минералы, в особенности те, которые имеют трехслойную кристаллическую решетку: монтмориллонит и вермикулит. Эти минералы можно использовать также в смеси с различными органическими сорбентами [Садовникова и др., 2008]. Наблюдение с помощью электронной микроскопии показало, что тяжелая нефть и микробные клетки имеют тенденцию прикрепляться к поверхности глинистых частиц, образуя биопленку [Chaerun et al., 2005].
При биоремедиации почв часто используют природные цеолиты. Эффективность применения цеолитов мало зависит от типа используемого минерала и его месторождения. Установлено, что на поверхности цеолита может быть иммобилизовано до 51010 клеток/см2 [Кузнецов и др., 2010].
Диатомит рекомендуется использовать при устройстве проницаемых барьеров и для обработки подземных вод [Aivalioti et al., 2010]. Порошкообразный диатомит в сочетании с сульфидом алюминия представляет собой высокоэффективный флокулянт, который позволяет на 100% снизить содержание сырой нефти и дизельного топлива в водной эмульсии [Puszkarewicz, 2008]. Показан потенциал использования диатомита для получения биопрепаратов с иммобилизованными клетками. В среде с нефтью рост нефтедеструкторов, иммобилизованных на альгинате натрия в смеси с диатомитом, был значительно лучше, а разложение поллютанта выше, чем под действием клеток без диатомита [Wang et al., 2012].
Использование органических сорбентов. Изучается возможность использования для целей биоремедиации различных органических материалов. В качестве таких сорбентов могут выступать древесные опилки, щепа, солома, шелуха и другие отходы деревообрабатывающей и пищевой промышленности. Благодаря низкой себестоимости органические сорбенты легкодоступны. Эти материалы часто вносят в загрязненную почву в качестве разрыхлителей, например, древесная щепа один из самых распространённых разрыхляющих агентов [Khan et al., 2009]. Одновременно со щепой в почву можно вносить торф, перегной, растительные остатки, а также биочар, диатомит и пр. Часто органические материалы используют при биоремедиации почв методом компостирования. Было продемонстрировано усиление разложения углеводородов нефти в серой лесной почве в присутствии торфяного компоста с одновременным увеличением активности ферментов каталазы и дегидрогеназы [Галиулин и др., 2012]. Предложен метод биоремедиации почвы, сильно загрязненной нефтью (15-20%), с использованием биосурфактантов и штамма бактерий рода Rhodococcus, иммобилизованных на древесных стружках, гидрофобизированных олифой [Ившина и др., 2005].
Широко используются в качестве сорбентов разные виды т орфов (естественные или модифицированные) благодаря их высокой поглотительной способности по отношению к углеводородам нефти [Чухарева и др., 2012; 2013; Бурмистрова и др., 2009]. В составе торфа присутствуют гуминовые вещества, азот и фосфор, которые могут быть использованы микроорганизмами. Показано, что применение торфяных мелиорантов, даже при высоких уровнях загрязнения, положительно сказывается на росте численности углеводородокисляющих микроорганизмов в почве, при этом степень очистки от нефти варьирует от 55 до 88% [Бурмистрова и др., 2003]. Разработана технология использования мелиорантов на основе активированного торфа при рекультивации нефтезагрязненных почв Нефтеюганского района ХМАО, которая позволяет провести рекультивацию почв в короткие сроки и вернуть их в хозяйственный оборот [Бурмистрова и др., 2003]. Торф успешно использовался при биоремедиации нефтезагрязненных земель в условиях низких температур севера. Известен способ контроля эффективности рекультивации, включающий внесение в зависимости от уровня полной влагоёмкости в нарушенные тундровые почвы торфа с максимальной ферментативной активностью [Патент РФ №2611159].
Изучалась также возможность получения биопрепаратов на основе микроорганизмов, иммобилизованных на различных органических носителях, например, на термически обработанных или гидрофобизированных древесных опилках. При этом максимальная адгезия бактериальных клеток наблюдалась на термически обработанных опилках [Карасева и др. 2005]. При использовании торфа, золы и древесных опилок в качестве сорбентов для очистки от нефти водных поверхностей, численность микроорганизмов увеличивалась быстрее, соответственно возрастала и степень окисления субстрата [Жукова, Морозов, 2010]. Было показано также, что на влажных опилках, внесенных в нефтезагрязненную почву, поселяются УВН-разлагающие микромицеты (родов Candida, Penicillium, Aspergillus, Rhizopus, Cladosporium, и др.) и бактерии (Actinobacterium, Micrococcus, Rhodococcus) [Ali et al., 2011].
Использование углеродистых сорбентов. Такие сорбенты как активированный уголь, биочар, сажа и т.д. способны связывать углеводороды нефти, снижая токсичность почвы, при этом, не оказывая негативного действия на сообщество почвенных микроорганизмов [Hale et al., 2011; Chen, Chen, 2009; Rhodes et al., 2010, Qin et al., 2013]. Сорбенты данной группы обладают также высокой стабильностью и длительностью сохранения в почве. Например, полупериод минерализации биочара колеблется от сотен лет до десятков млн. лет [Zimmerman, 2010]. Применение углеродистых сорбентов может значительно уменьшить накопление токсичных веществ в тканях растений и возможность их попадания в пищевую цепь человека. Однако следует учитывать, что биодеградация сорбированных загрязнителей может замедляться из-за снижения их микробной доступности [Xiaokai, 2013].
Традиционно для снижения токсичности поллютантов из углеродистых сорбентов используют активированный уголь. В порах угля содержится большое количество смол и других продуктов пиролиза, которые удаляются в процессе термической активации водяным паром, в результате чего его внутренняя поверхность увеличивается во много раз [Жукова, Морозов 2010].
Активированный уголь позволяет локализовать на своей поверхности в 12 раз больше микробной биомассы, чем цеолит [Liang et al., 2008]. Внесение в загрязненную почву активированного угля позволяет значительно снизить не только ее токсичность, но и подвижность загрязняющих веществ, препятствуя их проникновению в сопряженные среды [Васильева и др., 2013]. Однако из-за его сравнительно высокой стоимости идет поиск более дешевых сорбентов.
Экологическая оценка влияния оптимальных доз сорбентов на эффективность биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной нефтью
Цель эксперимента: на примере серой лесной почвы изучить влияние оптимальных доз ряда натуральных сорбентов разных классов на свойства и скорость биоремедиации серой лесной почвы, загрязненной выветренной нефтью, чтобы установить механизмы их действия и выявить наилучшие условия проведения сорбционной биоремедиации нефтезагрязненной почвы.
Микрополевой эксперимент был заложен 19 июня 2015 года на территории экспериментальной площадки института и продолжался в течение 3 лет, до достижения ОДК по углеводородам в рекультивированных минеральных почвах, в качестве которого принимали концентрацию УВН 5000 г/кг. Подготовленную почву (просеянную и перемешанную) помещали в ящики из поливинилхлорида без дна размером 35 см х 35 см и высотой 30 см. Сосуды углубляли в землю, которую частично вынимали на глубину 10 см, поверхность застилали пластиковой сеткой, на поверхность которой насыпали по 10 кг экспериментальной почвы и уплотняли ее до естественного состояния. Далее всю обработку почвы и отбор образцов проводили только в верхнем 10 см слое (рисунок 12). Опытную почву поверхностно загрязнили смесью средней нефти в количестве 650 г/сосуд, имитируя аварийный разлив. После выветривания поверхностно загрязненной почвы в течение трёх суток и ее перемешивания, исходная концентрация УВН в выветренной нефти составляла 47±2г/кг (4,7%). Далее в опытные и контрольные варианты (кроме «необрабатываемого» контроля НК) внесли доломитовую муку (2,3 г/на сосуд) и минеральные удобрения (нитроаммофоску N17P17K17) и сорбенты в 2-х дозах, близких к оптимальным в соответствии с Таблицей 5. Использовали 4 вида минеральных сорбентов (цеолит, каолинит, вермикулит, диатомит), 1 вид органических сорбентов (верховой торф) и 2 вида углеродистых сорбента (смешанный сорбент АУД и биочар). В данном эксперименте вместо гранулированного активированного угля использовали смешанный сорбент АУД – смесь ГАУ с диатомитом в соотношении 4:1, так как этот сорбент хорошо зарекомендовал себя в наших предыдущих исследованиях [Kondrashina et al., 2019]. Дозы сорбентов были выбраны с учетом результатов предыдущего модельного эксперимента [Зиннатшина и др., 2018].
В данном эксперименте в качестве основы для проведения биоремедиации была выбрана методика биологической рекультивации in situ для поверхностно загрязненных почв, описанная в руководящем документе (РД) группы компаний ОАО «Транснефть», утвержденного Минприроды [РД-13.020.40-КТН-208-14], для проведения рекультивации почвы в местах аварийных разливов на магистральных нефтепроводах. В соответствии с документом, для активации процесса биодеградации углеводородов для слабокислых почв предлагается однократная вспашка почвы и ее известкование до рН 6-6,5. В сильно загрязненную почву вносят биопрепарат на основе микроорганизмов-нефтедеструкторов, а также минеральные удобрения в дозах, эквивалентных внесению азота, фосфора (Р2О5) и калия (К2О) в количестве 60-100 кг/га по д.в. (т.е. 3-5 мг д.в./100 г), желательно при дробном внесении. Затем, после снижения фитотоксичности почвы до уровня 30% или ниже, почву подкармливают той же дозой удобрений и засевают бобово-злаковой смесью семян для доочистки почвы методом фиторемедиации.
В микрополевом эксперименте были заложены 4 контрольных варианта загрязненной почвы:
«НК» - необрабатываемый контроль;
«РД» - условия обработки и дозы удобрений в соответствии с руководящим документом; «РД-» - вариант аналогичный «РД», но без внесения биопрепарата.
«РД+» - вариант, аналогичный РД, но с повышенной дозой минеральных удобрений для лучшего обеспечения микроорганизмов-деструкторов биогенными элементами.
В эксперименте использовали биопрепарат «Микробак», его размешивали в водопроводной воде и вносили в почву из расчёта по 20 мг сухого препарата на сосуд во все варианты кроме РД-, ЧРД- и НК. Через 1 месяц биопрепарат вносили повторно. Дозы внесения биопрепарата и удобрений во все варианты с сорбентами аналогичны контрольному варианту РД+. Обработку всех вариантов проводили одновременно.
Для изучения влияния сорбентов на незагрязненную почву закладывались аналогичные варианты с чистой серой лесной почвой и теми же дозами сорбентов и других добавок. Повторность в опыте трехкратная. Чтобы не допустить сильного закисления почвы, возникающего в результате внесения избытка азота, при закладке эксперимента во все почвенные образцы вносили доломитовую муку, а минеральные удобрения (нитроаммофоску) вносили дробно: 2 раза вначале обработки и далее в качестве подкормки перед посевом фиторемедиаторов. Дозы внесенных удобрений приведены в таблице 6. В таблице 7 приведены расчеты определения соотношения C:N:P:K в пересчете на суммарную дозу азота к исходной концентрации органического углерода в углеводородах нефти (около 85%). В сухое время года почвенные образцы периодически поливали отстоянной водопроводной водой для поддержания оптимальной влажности. Перед внесением различных добавок или отбора образцов почву перемешивали, но делали это только после естественного подсушивания почвы до оптимальной влажности, чтобы не нарушить ее структуру.
В середине 1-го сезона (август 2015 г.), а также в начале следующих сезонов (май 2016 и 2017 гг.) сосуды засевали для проведения доочистки методом фиторемедиации. Первые 2 года почву засевали бобово-злаковой смесью газонных трав (35 семян на сосуд), а в 3-м сезоне - клевером красным (Trifolium pretense). Через 2-3 мес. роста растения вынимали из почвы, тщательно очищали и взвешивали, после чего их разрезали на куски шириной 2-3 см и заделывали в ту же почву. В конце 2-го сезона отбирали средний образец зеленой массы клевера для определения содержания ПАУ.
На риснке 12 показан внешний вид экспериментальных сосудов в момент закладки микрополевого эксперимента. Почву из сосудов периодически отбирали на анализ (после тщательного перемешивания) для определения различных характеристик: содержание УВН, рН, фитотоксичности по всхожести клевера белого. Кроме того, в конце 2-го сезона определяли ППВ, пористость и удельную массу почвы, а также ее гидрофильность.
Влияние сорбентов на физические и физико-химические свойства серой лесной почвы
На рисунке 30 показано изменение величины рН почвы в ходе микрополевого эксперимента.
В первые месяцы обработки наблюдалось некоторое колебание рН почвы в сторону подкисления. В результате внесения повышенных доз минеральных удобрений рН почвы снижался до величин 5,7-6,0 в зависимости от условий обработки. Однако благодаря известкованию в самом начале обработки и дробному внесению минеральных удобрений критического изменения рН не происходило, и в дальнейшем в течение всего времени наблюдений рН почвы поддерживался в пределах между 6.0 и 7,5, т.е. в интервале оптимальных рН для роста многих растений и жизнедеятельности почвенных микроорганизмов.
Влияние 2-х доз сорбентов на ППВ и пористость почвы, измеренные через 4 месяца после начала эксперимента, показано на рисунке 31. Результаты определения ППВ и пористости почвы в основном соответствовали результатам, полученным в предыдущем эксперименте в условиях микрокосмов.
Хотя полного совпадения между полученными данными не найдено (вследствие разных загрязнителей и разных сроков отбора образцов), тем не менее, наблюдаются сходные тенденции. Величина ППВ контрольной почвы РД к этому времени оставалась еще очень низкой, в среднем 20%, что более чем вдвое ниже ППВ в контроле РД+, что объясняется замедленным разложением углеводородов. Дополнительное внесение ряда сорбентов существенно повышало влагоемкость почвы по сравнению с РД+. Наиболее заметное повышение ППВ загрязненных почв наблюдалось в присутствии максимальных доз углеродистых и органических сорбентов. В почвах с внесением 2% АУД, биочара и торфа ППВ возросла на 6, 7 и 12абс.% соответственно, а в присутствии 0,5% этих же сорбентов – на 2, 4 и 3абс.% соответственно. Из минеральных сорбентов наибольшее повышение ППВ (на 3абс.%) наблюдалось в образцах с 0,5% вермикулита.
Аналогичные тенденции наблюдались при изучении пористости почвы. Внесение оптимизированных доз NPK способствовало более быстрому восстановлению пористости почвы. В варианте РД+ пористость почвы была на 6абс.% больше, чем в РД. Максимальное повышение пористости загрязненной почвы (на 2-4абс.%) наблюдалось в присутствии максимальной дозы АУД, биочара и торфа. Оптимальная объёмная масса почвы для большинства культурных растений составляет в среднем 1,0 – 1,2 г/см3. В целом для всех вариантов с сорбентами объёмная масса почвы соответствует норме. Все сорбенты способствуют уменьшению плотности почвы по сравнению с контролем. В наибольшей степени этому способствуют такие сорбенты, как вермикулит, АУД, торф и биочар в высоких концентрациях (0,5% и 2%). Разница между объемной массой чистой и загрязненной почвы незначительна почти для всех вариантов с сорбентами, в то время как для контрольной почвы (РД) разница составила 40%. Так же, как и в предыдущем эксперименте, наименьшее влияние на пористость и влагоемкость чистой и загрязненной почвы оказало внесение диатомита.
Изменение влагоемкости почвы отразилось на ее влажности. Из рисунка 31 представлены данные по влажности почвы загрязненных и чистых почв эксперимента, отобранных через 1 или 3 мес. обработки, через 1 или 2 сут. после интенсивных атмосферных осадков. Показано, что влажность контрольных загрязненных почв (РД, РД- и РД+) в эти сроки еще намного ниже, по сравнению с влажностью чистых почв (ЧРД, ЧРД- и ЧРД+) – 4-7 и 18-21%. В то же время влажность загрязненных почв в сосудах с сорбентами была, как правило выше, чем в контрольных вариантах, тогда как в чистых почвах колебания влажности почв между вариантами были не столь значительны. Через 3 мес. влажность почв с сорбентами колебалась почти в том же интервале, что и влажность чистых почв с аналогичными добавками (13-20 и 18-23% соответственно).
Эти данные указывают на то, что внесение сорбентов способствует повышению пористости почвы и ее влажности. В первом случае это происходит за счет повышения объема пор при внесении высокопористых материалов. Повышение влагоемкости почв в присутствии сорбентов может происходить как за счет увеличения объема микропор, так и за счет сорбции частиц сорбентов, обладающих гидрофильными свойствами на поверхности почвенных агрегатов, покрытых нефтяной пленкой. Вероятно, в случае таких сорбентов как глинистые минералы, последний механизм превалирует. Образование структур с повышенным объемом микропор, а также образование более гидрофильных поверхностей, покрытых глинистыми частицами, приводит к повышению влажности почвы, а, следовательно, улучшает снабжение почвенной микрофлоры и растений водой и биофильными элементами.
Гидрофильност ь почвы определяли по скорости насыщаемости почвы влагой при инкубировании образцов в присутствии паров воды (в эксикаторах с водой). Эксперимент был заложен с образцами почв, отобранными через 4 месяца, после начала очистки, а наблюдения за весом образцов продолжалось в течение года. В первые три недели эксперимента вся исследуемая почва равномерно поглощала влагу из насыщенного водой воздуха (рисунок 32).
На 240-е сутки процесс поглощения влаги в контрольной загрязненной почве (РД, РД-) замедлился, а в вариантах с сорбентами он продолжался до 372 суток. При этом в контрольных почвах суммарное насыщение почвы водой не превышало 5,5-7,8% от сухой массы почвы. В то же время образцы с добавками сорбентов поглощали влагу более интенсивно, чем в загрязненных контрольных почвах, но и по сравнению с чистой почвой ЧПД+, что указывает на их повышенную гидрофильность. Насыщение водой в большинстве образцов с сорбентами колебалось в пределах от 12 до 14%, и лишь в вариантах Д1, Д2, АУД1, Ц1 оно было в пределах 10-11%. В образцах чистой почвы условия обработки на оказывали существенного влияния на ее гидрофильность.