Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Обзор литературы 7
1.1. Проблема локального нефтяного загрязнения 7
1.2. Современные методы ремедиации нефтезагрязннных территорий 14
1.3. Биогенные наночастицы ферригидрита как потенциальный агент для ремедиации нефтезагрязнений
ГЛАВА 2. Объект и методы исследования 28
2.1 Объекты исследования 28
2.2 Отбор проб 34
2.3. Методы исследования
ГЛАВА 3. Состояние объекта до проведения механической рекультивации и после рекультивации 38
ГЛАВА 4. Влияние биогенных наночастиц на фитотоксичность почвенного субстрата 60
4.1. Влияние наночастиц на фитотоксичность в лабораторных условиях 60
4.2. Влияние наночастиц на фитотоксичность в полевых условиях 77
ГЛАВА 5. Влияние биогенных наночастиц ферригидрита на состояние микробного комплекса в условиях остаточного мазутного загрязнения 86
Выводы 99
Практические рекомендации 100
Библиографический список
- Современные методы ремедиации нефтезагрязннных территорий
- Биогенные наночастицы ферригидрита как потенциальный агент для ремедиации нефтезагрязнений
- Отбор проб
- Влияние наночастиц на фитотоксичность в полевых условиях
Современные методы ремедиации нефтезагрязннных территорий
В настоящее время загрязнение нефтью и нефтепродуктами является самой актуальной проблемой техногенного загрязнения окружающей среды. Этой проблеме посвящено большое число отечественных и зарубежных публикаций [Салангинас, 2003; Войно, 2006; Рогозина, 2006; Thapa et al, 2011; Бахонина и др., 2013] и многие другие работы. В последнее десятилетие нефтяное загрязнение отмечено даже в Антарктиде [Aislabie et al., 2004]. Многочисленными исследованиями показано, что загрязнение нефтью и нефтепродуктами не только оказывает токсический эффект на почвенную биоту, ингибирует рост растений, но и ведт к нарушению физико-химических свойств почвы, разрушению почвенного плодородия, снижению влагообеспеченности, снижению биодоступности фосфора, снижению содержания общего и нитратного азота, нарушению ионообменных процессов [Ekundayo, Obuekweб 2000; Quyum et al., 2002; Arocena, Rutherford, 2005; Agbogidi et al., 2007; Ying Wang et al., 2010, 2013].
В последние годы в Российской Федерации особенно остро встала проблема ликвидации локальных загрязнений, возникших в результате проливов нефтепродуктов в районах баз и складов горюче-смазочных материалов и котельных хозяйств. Наиболее ярко эта проблема проявляется на действующих и выведенных из эксплуатации объектах Министерства обороны.
Вооруженные силы Российской Федерации (ВС РФ) являются государственной военной организацией, составляющей основу обороны страны. Их деятельность в мирное время должна проводиться в соответствии с государственными программами и международными договорами в области охраны природных ресурсов [Федеральный закон от №7-ФЗ, 2002].
Для проведения военной деятельности Министерство обороны (МО РФ), располагает определенной территорией. Минобороны является одним из крупнейших пользователей природных ресурсов страны [Довгуша, Кудрин, Тихонов, 1995]. За МО РФ закреплено 10 млн. га земли, в том числе 5,1 млн га лесов, на которых расположены военные гарнизоны, полигоны, аэродромы, охранные зоны особо важных объектов, военные лесхозы, совхозы и подсобные хозяйства [http://b-energy.ru; Мастушкин, 2006; Постановление правительства РФ №135, 1998]. Различными объектами ВС РФ ежегодно потребляется около 800 млн. м3 пресной воды, при этом сброс сточных вод составляет 600 млн. м3. На долю ВС РФ приходится 0,8% вредных выбросов в России [Ерофеев, 1996; Разуванов,1995].
Согласно информации экологических органов Министерства обороны и других природоохранных организаций экологическая обстановка в Вооруженных Силах характеризуется следующим образом [Письмо Генеральной прокуратуры РФ № 1У-571, 1999].
Выбросы вредных веществ в атмосферу от стационарных военных объектов и военной техники ежегодно составляет порядка 500 тыс. тонн. (Мастушкин, 2005). Основными источниками загрязнения атмосферного воздуха являются котельные установки (75%) (рис. 1.1) и военная техника (15%) (рис.1.2) [Соловцов, 2009].
Строительство и реконструкция большинства очистных сооружений ведется крайне медленно. Из запланированных к завершению строительства 15-ти очистных сооружений и 26-ти систем оборотного водоснабжения введено только 6. Одна треть существующих очистных сооружений находится в неудовлетворительном техническом состоянии (рис. 1.3).
Из 10 млн. га предоставленных для нужд Министерству обороны нарушено и подлежит рекультивации 8,6 тыс. га. Весьма острую проблему для МО РФ представляет загрязнение окружающей среды нефтепродуктами [Айдаров, Алексеев, 2000; Юнак, 2007.] Почти 50% складов и их оборудование, в основном смонтированное в 50-х гг., устарели. Из-за утечки нефтепродукты, масса которых, по некоторым данным, превышает миллион тонн, попадают в поверхностные воды и в подземные горизонты, где образуются линзы. Таким образом образовались и требуют ликвидации линзы нефтепродуктов в гарнизонах Мирный, Котлас, Бологое, Тейково, Кострома, Йошкар-Ола, Крымск, Красноярск-66 и др. (рис. 1.4).
Биогенные наночастицы ферригидрита как потенциальный агент для ремедиации нефтезагрязнений
Можно предположить, что высокие численности бактерий обусловлены постоянным притоком органического вещества в виде углеводородов, входящих в состав мазута, диффундирующих из мазутных озр в почвенный субстрат. Многочисленными исследованиями показано, что умеренное нефтяное загрязнение приводит к увеличению численности и метаболической активности почвенных бактерий [Рогозина, Шиманский, 2007; Щемелинина, 2008; Saadoun et al, 2008; Тумэндэмбэрэл Гэрэлмаа, 2010; Полонская и др., 2011]. Это увеличение обусловлено способностью ряда почвенных микроорганизмов использовать углеводороды нефти в качестве источника углерода и энергии. Продуцируемая углеводородокисляющими микроорганизмами биомасса, в свою очередь, может служить субстратом для других групп микроорганизмов
Существенный разброс микробиологических показателей между разными площадками может быть связан с разным уровнем мазутного загрязнения. Действительно, выявлены корреляционные связи между уровнем мазутного загрязнения и микробиологическими характеристиками грунта. Максимальная корреляция численности бактерий с содержанием нефтепродуктов отмечена для олиготрофов. Коэффициент корреляции равен 0,958, его статистическая значимость P 0,05. Существенно более тесные корреляционные связи с уровнем мазутного загрязнения при использовании двоичного логарифма численности вместо абсолютных показателей (табл. 3.3).
Известно, что при отсутствии давления со стороны потребителей бактериальной биомассы, двоичный логарифм численности пропорционален числу генераций бактерий. Тот факт, что двоичные логарифмы численностей бактерий показывают более высокую корреляцию с мазутным загрязнением, чем абсолютные значения, косвенно подтверждает предположение об ингибировании питающихся бактериями простейших и беспозвоночных в изучаемом почвенном субстрате.
В целом, по комплексу микробиологических показателей изучаемый почвенный субстрат существенно отличается от почв сосновых лесов и лесостепи региона. Дискриминантный анализ подтвердил статистическую значимость различий по комплексу микробиологических характеристик между лесными и лесостепными почвами с одной стороны, и грунтом мазутохранилища и прилегающей территории – с другой стороны (табл. 3.4).
Как видно из представленных в таблице данных, территория мазутохранилища и прилегающая территория статистически значимо отличаются по комплексу микробных показателей от лесных и лесостепных почв региона. В то же время между микробными комплексами территории мазутохранилища и прилегающей территории статистически значимых различий не выявлено.
На рисунке 3.3 показаны проекции изученных образцов на оси дискриминации в сравнении с проекциями лесных и лесостепных почв. Несмотря на отсутствие статистически значимых различий между микробными комплексами территории мазутохранилища и прилегающей территории, из проекции видно, что эти комплексы образуют два обособленных кластера. Рисунок 3.3. – Проекции микробных комплексов почв региона и изучаемого участка до механической рекультивации на оси дискриминации.
Отсутствие статистически значимых различий в данном случае объясняется скорее малым числом точек, чем реальным сходством микробных комплексов. Особенно выделяется точка, соответствующая пробной площадке №4, расположенной выше мазутохранилища (см. Главу 2), и, таким образом, в минимальной степени подверженная действию мазутного загрязнения
Обращает на себя внимание существенно меньшая доля олиготрофов и существенно меньшие коэффициенты олиготрофности и минерализации на площадке 4, в минимальной степени подверженной действию мазутного загрязнения. Кроме этого, обращает на себя внимание относительно низкое содержание нефтепродуктов в почвогрунте на территории площадок 1, 2 и 3, расположенных непосредственно на территории мазутохранилища между мазутными мкостями. Возможное объяснение этому фенрмену следующее. Большая часть углеводородов из мазутных озр диффундирует в нижележащий грунт и оттуда из-за наклонного рельефа местности выносится грунтовыми водами в направлении р. Тамасул (см. рис. 2.3). Лишь незначительная часть углеводородов поступает на территорию мазутохранилища. Эти углеводороды, будучи высокоэнергетическим субстратом, стимулируют микробиологические процессы в почвогрунте, что ведт к ускоренной утилизации органического вещества, и, как следствие, к олиготрофизации сообщества.
Факт быстрой утилизации диффундирующих из мазутных озр углеводородов подтверждается наличием травяного покрова, хорошим состоянием древесного подроста и отсутствием фитотоксичности проб почвогрунта по результатам лабораторных исследований.
В 2011 г. на территории мазутохранилища была проведена механическая рекультивация. Несмотря на проведнную рекультивацию, биотестирование почвенного субстрата показало его высокую фитотоксичность. Во всех образцах отмечено статистически значимое (от p=0,05 до p 0,001) снижение всхожести тест-культуры относительно контроля (табл. 3.7). Снижение всхожести относительно контроля варьировало от 6,3 до 49,5%.
Отбор проб
Полевые испытания проводили на объекте исследования в период вегетации 2012 г. на 9 равномерно распределнных по загрязннному участку пробных площадках 2х2 м (см. рис. 2.6). Смесь суспензий наночастиц с водой вносили в конце июля из расчта 1 л на 1 м2. Для приготовления смесей использовали равные объмы препаратов частиц, таким образом, чтобы конечная концентрация смеси составила 1%. Контролями служили площадки, расположенные на удалении 2,5 метра от мест внесения наночастиц. Через 30 суток после внесения наночастиц на опытных и контрольных площадках были взяты образцы почвенного субстрата. Как и в предыдущих экспериментах, отбор на каждой площадке проводили с горизонта 0-20 см из 5 точек методом конверта, после чего для каждой площадки формировали объединнную пробу. Для объединнных проб была определена фитотоксичность и микробиологические показатели. Как и в предыдущих экспериментах, фитотоксичность почвенного определяли биотестированием по снижению энергии прорастания и всхожести кресс-салата (Lepidium sativum L) в соответствии с ГОСТ 12038-84. Статистическую значимость различий по всхожести и энергии прорастания между опытными и контрольными площадками проверяли точным критерием Фишера для таблиц 2х2.
Исследования показали, что под действием препарата наночастиц на всех площадках, как и в лабораторных экспериментах, произошло статистически значимое снижение фитотоксичности грунта. Это выразилось в увеличении энергии прорастания тест-культуры на 16-22 процентных пункта, а всхожести – на 16-20 процентных пунктов (табл. 4.4, 4.5).
Сравнение всхожестей и энергий прорастания по всему набору контрольных и опытных точек подтвердило статистическую значимость снижения фитотоксичности грунта при внесении наночастиц (p 0,001 по парному t-критерию, p 0,01 по критерию Уилкоксона и критерию знаков для зависимых выборок). Таблица 4.4 – Энергия прорастания (%) тест-культуры в образцах грунта, взятых с контрольных и опытных площадок
Подобные различия можно объяснить разной исходной фитотоксичностью и разным временем контакта наночастиц с загрязннным субстратом в лабораторных экспериментах и в полевом эксперименте, а также тем, что в полевом эксперименте использовалась смесь разных типов частиц. Как и в лабораторных экспериментах, эффект наночастиц проявился не только в снятии фитотоксичности определяемой по энергии прорастания и всхожести, но и в статистически значимом (p 0,001) увеличении ростовых показателей (рис. 4.15).
Динамика роста проростков тест-культуры в почвенном субстрате, взятом на опытной и контрольной площадке (на примере площадки №1).
Как и в лабораторных экспериментах, стимулирование роста проявлялось не только в увеличении средней длины проростков в сравнении с контрольными площадками, но и в увеличении максимальной длины проростков, причм различия с контролем по мере увеличения возраста проростков возрастали (рис. 4.16). Рисунок 4.16 – Динамика изменения максимальной длины проростков тест-культуры в почвенном субстрате, взятом на опытной и контрольной площадке (на примере площадки №1).
Как и в случае энергии прорастания и всхожести, результаты, полученные для разных площадок, практически не отличались друг от друга (рис. 4.17 – 4.18). Это можно объяснить одинаковым уровнем фитотоксичности всех площадок на экспериментальном участке в момент внесения наночастиц (см. Главу 3) в совокупности с одинаковой дозой внесения наночастиц на всех площадках. Рисунок 4.17 – Динамика роста проростков тест-культуры в почвенном субстрате, взятом на опытной и контрольной площадке (на примере площадки №2). Рисунок 4.18 – Динамика изменения максимальной длины проростков тест-культуры в почвенном субстрате, взятом на опытных и контрольных площадках (усредннные данные по всем площадкам).
В противоположность лабораторным экспериментам, при внесении наночастиц в полевых условиях не наблюдалось снижения коэффициента вариации длины проростков, выращенных на почвенном субстрате с обытных участков в сравнении с проростками, выращенными на субстрате с контрольных участков (рис. 4.19). На ранних стадиях роста тест-культуры наблюдалось некоторое снижение коэффициента осцилляции в сравнении с контрольными участками, которое впоследствии нивелировалось (рис. 4.20).
Подобное расхождение с результатами лабораторных экспериментов, как и в случае динамики прорастания семян, можно объяснить разным уровнем фитотоксичности субстрата, а также разным временем контакта наночастиц с субстратом в лабораторных и полевых экспериментах.
Несмотря на отмеченные выше отдельные расхождения между эффектом наночастиц в лабораторных условиях и в полевом эксперименте, главные эффекты остались неизменными. Как и в лабораторных условиях, биогенные наночастицы в полевом эксперименте при концентрации препарата 1% полностью устранили фитотоксичность загрязннного мазутом почвенного субстрата, а также привели к накоплению в субстрате рост-стимулирующих соединений. Рисунок 4.19 – Динамика изменения коэффициента вариации длин проростков при биотестировани образцов с опытных и контрольных площадках (усредннные данные по всем площадкам).
Таким образом, можно констатировать, что изученные типы биогенных наночастиц ферригидрита на фоне мазутного загрязнения обладают ярко выраженным антитоксическим и рост-стимулирующим эффектом и могут быть рекомендованы к использованию для устранения последствий длительного мазутного загрязнения. Характер кривых "эффект-доза" и наличие рост-стимулирующего эффекта на фоне нефтезагрязнения свидетельствуют о том, что действие частиц не сводится к сорбции поллютантов, а имеет каталитический характер, возможно, опосредованный взаимодействием с почвенной микрофлорой и/или метаболитами почвенной микрофлоры.
Кроме снижения фитотоксичности, биогенные наночастицы в оказали статистически значимое влияние на микробиологические характеристики изучаемого грунта. Это выразилось как в изменении численностей разных групп бактерий, так и в изменении коэффициентов минерализации и олиготрофности на опытных пробных площадках в сравнении с контрольными площадками. Как и в конце вегетации 2011 года, в вегетацию 2012 года микробиологические показатели на территории бывшего мазутохранилища варьировали в очень широких пределах. Это относится как к контрольным, так и к опытным площадкам и может быть объяснено тем, что микробное сообщество после механической рекультивации в исследуемый период находилось в стадии формирования. Кроме того, после механической рекультивации на территории мазутохранилища произошло разрушение почвенного покрова и уничтожение имевшегося там травянистого сообщества. Это, вероятно, привело к исчезновению педобионтов, обеспечивавших определнное выравнивание микробного состава благодаря перемешиванию почвенного субстрата.
Однако изменения микробиологических показателей на опытных (с внесением наночастиц) и контрольных площадках имели разный характер. Так, в результате применения наночастиц существенно снизился размах варьирования абсолютных численностей аммонификаторов и размах варьирования коэффициент минерализации (соответственно в 2,5 и 2 раза в сравнении с аналогичными показателями в на контрольных площадках). В то же время размах варьирования численности бактерий, усваивающих минеральный азот, в результате применения наночастиц вырос более чем в 3 раза в сравнении с контрольными площадками (табл. 5.1, 5.2, рис. 5.1).
Влияние наночастиц на фитотоксичность в полевых условиях
При анализе абсолютных значений численностей бактерий разных эколого-трофических групп на пробных площадках после механической рекультивации обращает на себя внимание тот факт, что эти значения нередко превышают аналогичные показатели для лесных и лесостепных почв в несколько раз или даже на порядок. В качестве объяснения этого феномена можно предположить наличие большого количества высокоэнергетического углеводородного субстрата, а также отсутствие конкуренции за другие типы субстрата (в первую очередь – растительные остатки, попавшие в грунт при рекультивации, см. рис. 2.4) со стороны педобионтов, являющихся нормальным компонентом ненарушенных почв. Кроме этого, в условиях ненарушенной почвы значительная часть почвенной микробиоты сосредоточена в кишечном тракте почвенных беспозвоночных, и, соответственно, не учитывается при микробиологических анализах почвы. Так, например, по данным [Parthasarathi et al., 2007], численность культивируемых бактерий в кишечном тракте дождевых червей в пересчте на 1 г может превышать аналогичные показатели для почвы в 7-30 раз. Можно ожидать, что при прочих равных условиях в отсутствии почвенной мезофауны эти бактерии будут локализованы непосредственно в почве, что, соответственно увеличит суммарную численность почвенных бактерий.
Сравнительный анализ средних значений микробных показателей на опытных и контрольных площадках показал, что наночастицы существенно стимулировали микробиологические процессы в субстрате (рис. 5.2).
Средние значения микробиологических показателей на опытных площадках после внесения наночастиц в % от аналогичных показателей на контрольных площадках. Это проявилось в двух-четырх-кратном увеличении коэффициентов минерализации и олиготрофности, а также в увеличении численностей бактерий, за исключением аммонификаторов, в два – три с половиной раза. При этом если на контрольных площадках все микробиологические показатели снизились в сравнении с концом вегетации 2011 г. на 30-80%, то на площадках, где проводилась обработка наночастицами снижение показателей не превышало 50%, а отдельные показатели увеличились на 20-97% (рис. 5.4, 5.5).
Средние значения микробиологических показателей на контрольных площадках в % от аналогичных показателей на конец вегетации 2011 г. Рисунок 5.5 – Средние значения микробиологических показателей на опытных площадках в % от аналогичных показателей на конец вегетации 2011 г.
Проекции пробных площадок в координаты микробных численностей и микробиологических коэффициентов показали заметное снижение разброса по микробиологическим показателям между площадками, обработанными наночастицами в сравнении с контрольными площадками (рис. 5.6, 5.7).
Для анализа тенденций изменения изучаемых микробных комплексов под действием наночастиц был проведн дискриминантный анализ с включением в него всех изучаемых микробиологических показателей и построены проекции на оси дискриминации. Рисунок 5.6 – Пробные площадки в координатах десятичных логарифмов численностей аммонификаторов (ось А), олиготрофов (ось О) и бактерий, усваивающих минеральный азот (ось М). Точки "И" соответствуют исходным численностям микроорганизмов в конце вегетации 2011 г., точки "О" соответствуют опытным площадкам после воздействия наночастиц, точки "К" соответствуют контрольным площадкам. Рисунок 5.7 – Пробные площадки в координатах десятичных логарифмов коэффициента минерализации, коэффициента олиготрофности и доли олиготрофов в сообществе. Точки "И" соответствуют исходным показателям в конце вегетации 2011 г., точки "О" соответствуют опытным площадкам после оздействия наночастиц, точки "К" соответствуют контрольным площадкам. Данные логарифмированы для уменьшения размаха шкал на координатных осях. Проекции микробных комплексов почв региона и изучаемого участка после механической рекультивации на оси дискриминации показали, что после внесения наночастиц микробные сообщества сместились в сторону более высокого сходства с естественными сообществами лесов и лесостепей региона. В то же время микробные сообщества в контрольных точках, наоборот, отдалились от лесных и лесостепных сообществ (рис. 5.8, табл. 5.3, 5.4).
Рисунок 5.8 – Проекции микробных комплексов лесных и лесостепных почв региона (объединнные данные О.А. Сорокиной (2006) и А.В. Богородской, (2006)) и изучаемого участка после механической рекультивации на оси дискриминации. Таблица 5.3 – Квадраты расстояний Махаланобиса между микробными комплексами лесных и лесостепных почв региона и пробными площадками изучаемого участка
Аналогичные результаты получаются при использовании при проведении дискриминантного анализа на основе логарифмов численностей микроорганизмов вместо абсолютных значений (рис. 5.9, табл. 5.5, 5.6). Рисунок 5.9 – Проекции микробных комплексов лесных и лесостепных почв региона (объединнные данные О.А. Сорокиной (2006) и А.В. Богородской, (2006)) и изучаемого участка после механической рекультивации на оси дискриминации при замене абсолютных численностей микроорганизмов на логарифмы численностей.
Таким образом, можно констатировать, что внесение биогенных наночастиц ферригидрита в загрязннный мазутом почвенный субстрат в полевых условиях не только устранило его фитотоксичность, но и оказало существенное влияние на структуру микробного комплекса. В то время как в отсутствии наночастиц развитие микробных комплексов на пробных площадках проходило в сторону уменьшения сходства с естественными комплексами лесных и лесостепных почв региона, в вариантах с наночастицами произошло смещение микробных комплексов в сторону увеличения сходства с микробными комплексами лесных и лесостепных почв.
