авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 5 | 6 || 8 | 9 |   ...   | 13 |

«ЧИСТАЯ ВОДА РОССИИ XI МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНО-ПРАКТИЧЕСКИЙ СИМПОЗИУМ И ВЫСТАВКА СБОРНИК МАТЕРИАЛОВ 18–20 мая 2011 года г. ...»

-- [ Страница 7 ] --

Необходимость кардинального изменения подходов к вопросам охраны среды и рацио нального природопользования потребовали смены научной концепции, принципов и методов управления, законодательной основы и практики осуществления управления природопользо ванием. Процесс перехода к современным методам управления был непростым и противоречи вым. В каждой из сфер природопользования много специфических вопросов. Анализ водоре сурсных проблем позволяет вскрыть ряд общих закономерностей этой трансформации, далеко незавершенной к настоящему времени.

Директивная плановая система управления советского периода длительное время не решалась открыто признать наличие острых экологических проблем в стране уже в 60-е годы, что способствовало их углублению и росту экономического ущерба от загрязнения среды, кон сервации старых технологий, росту заболеваемости населения. Экономический ущерб к началу 90-х годов оценивался в размере 50 млрд рублей в текущих ценах [1]. Потребовалось не менее двух десятилетий, чтобы под влиянием общественного мнения и прежде всего протеста насе ления районов экологического бедствия Правительство признало вопросы охраны окружаю щей среды и рационального природопользования в числе приоритетных [2], а положение в стране как представляющее «экологическую опасность» [1].

Вместе с тем, плановая система в период с 1976 по 1988 годы сумела выделить на охрану природы более 100 млрд рублей, включая 30 млрд рублей капитальных вложений (в ценах 1985 г.), направленных большей частью на строительство очистных сооружений в горо дах и на предприятиях, а также на создание оборотных систем водоснабжения [2]. Доля затрат государства на охрану среды к началу 90-х годов приближалась к 2% от общих расходов, что сравнимо со структурой расходов развитых стран. Основным недостатком вложений в приро доохранную деятельность была их низкая эффективность, свойственная всей системе дирек тивного централизованного управления.

Кризис власти и последовавший за ним глубокий экономический кризис 90-х годов отодвинули экологическую проблему на второй план. Снижение реальных доходов населения и объемов производства более чем вдвое привели к уменьшению размера выброса загрязнений в окружающую среду и возможностей государства по финансированию природоохранной дея тельности. К началу третьего тысячелетия объем природоохранных затрат в стране был на два порядка меньше, чем в конце 80-х годов [3].

В то же время 90-е годы изменили политическое лицо страны. С принятием Конститу ции 1993 г., в которой Российская Федерация провозглашена правовым демократическим со циальным государством, политика которого направлена на создание условий, обеспечивающих достойную жизнь и свободное развитие человека, а природные ресурсы которого используют ся и охраняются как основа жизни и деятельности народов [4], в корне меняются (пока еще формально) условия осуществления, цели и роли всех участников системы природопользова ния. Конституция РФ и процесс демократизации требуют изменения всей системы власти, при знания источником власти не правящую элиту, а народ, признания ответственности государ ственных органов за осуществление обоснованной государственной политики в области эколо гии и ответственность должностных лиц государства за сокрытие фактов и обстоятельств, со здающих угрозу для жизни и здоровья людей в результате загрязнения окружающей среды.

Реальное реформирование системы государственного управления в сфере природо пользования и охраны среды на новые принципы работы идет медленно и встречает серьез ные трудности. Среди причин часто называют [3] нечеткость распределения полномочий, дублирование функций, частые реорганизации, низкую квалификацию кадров в системе оперативного управления. В противовес этому, к настоящему времени создана совершенная правовая основа. Начиная с Закона РФ «Об охране окружающей природной среды» (1991 г.) и кончая второй редакцией Водного кодекса РФ (2007 г.) сформированы все основные прин ципы и правила построения водных отношений и их регулирования в рыночных условиях.

В основу водных отношений положены следующие основные принципы [5]:

значимость водных объектов как основа жизни и деятельности человека;

приоритет охраны водных объектов перед их использованием;

приоритет использования водных объектов для целей питьевого и хозяйственно бытового водоснабжения перед иными целями их использования;

равный доступ к приобретению права пользования водными объектами и приоб ретению их в собственность;

регулирование водных отношений исходя из взаимосвязи водных объектов и гидротехнических сооружений, образующих водохозяйственную систему;

гласность осуществления водопользования;

экономическое стимулирование охраны водных объектов.

Учет и строгое следование этим принципам при реализации государственной политики в области водопользования и охраны водных объектов гарантирует социально-оправданное и эффективное развитие водохозяйственного комплекса.

При этом особенно важно, что Водный кодекс дает четкий алгоритм управленческих действий, определяя основные направления деятельности государственных органов в области использования и охраны водных объектов. Это, прежде всего:

– разработка, утверждение и реализация схем комплексного использования и охраны водных объектов;

– осуществление федерального государственного контроля и надзора за использовани ем и охраной водных объектов;

– установление порядка утверждения нормативов допустимого воздействия на водные объекты и целевых показателей качества вод в водных объектах и др.

Сами показатели качества вод, лимиты забора воды и сброса сточных вод определяют ся при разработке схем для каждого водного объекта и зависят как от исходного качества воды, назначения водного объекта, так и от размера привлекаемых ресурсов, позволяющих реализо вать планируемый перечень водохозяйственных мероприятий на расчетный период.

Таким образом, схемы комплексного использования и охраны водных объектов пре вращаются из предпланового документа, необязательного для исполнения, в мощный инстру мент регулирования водных отношений.

Реальная деятельность Федерального агентства водных ресурсов отражается сегодня на его сайте в Интернете и это одно из достижений гласности отчетность органов власти. Пол номочия Агентства, разработанные Правительством, практически полностью повторяют ос новные направления деятельности федерального органа, изложенные в Водном кодексе, а вот цели и задачи, а также текущая деятельность далеки от сформулированных в Законе.

Определяя основную цель как устойчивое водопользование при сохранении водной экоси стемы и обеспечении безопасности населения и объектов экономики от негативного воздействия вод, Агентство согласно его декларации на сайте в Интернете [6] решает следующие задачи:

1) обеспечение социально-экономических потребностей в водных ресурсах;

2) повышение безопасности гидротехнических сооружений и водохозяйственных систем;

3) предупреждение и снижение последствий наводнений и других вредных воздействий вод;

4) обеспечение полномочий субъектов РФ в области водных отношений.

Ставя на первое место как стратегическую цель повышение водообеспечения страны (на 1–2% в год), Агентство игнорирует как мировой, так и отечественный опыт, который пока зывает, что за 15 лет забор воды из природных водных объектов в Российской Федерации со кратился со 100 до 80 куб. км в год (на 20%) именно в результате научно-технического про гресса, внедрения новых технологий и оборотных систем. Недостаток воды в ряде районов также чаще всего является следствием загрязнения водных объектов, а не отсутствия требуе мой водоотдачи. Удельное водопотребление в расчете на одного жителя в РФ много выше чем в развитых странах Европы. При этом как в формулировке цели, так и в характеристике совре менных условий водообеспечения не дается оценка качества водных ресурсов страны, а оно с начала 90-х годов существенно не изменилось и остается крайне низким, что выдвигает в каче стве основной стратегической цели – повышение качества водных объектов до нормативного состояния. По данным Росгидромета (другого подразделения того же Министерства природ ных ресурсов и экологии), размещенным на сайте Интернета характеристика загрязненности основных рек РФ в 2007 году выглядела следующим образом:

Таким образом, класс качества вод на всей территории с постами наблюдений Росгидромета в основном остается «загрязненным» или «грязным». В соответствии с «Ме тодикой комплексной оценки степени загрязненности поверхностных вод по гидрохимиче ским показателям» [7] классы качества воды отражают как частоту превышения ПДК (предельно-допустимых концентраций) загрязняющих веществ (Sa), так и кратность пре вышения ПДК (Sb). Каждому классу качества соответствует определенное значение удельного комбинированного индекса загрязнения (S), что отражено в таблице 2.

Сам индекс загрязнения – S рассчитывается как средневзвешенная величина произве дения Sa* Sb по всем основным компонентам загрязнения.

Поскольку из обязательного перечня показателей качества воды (растворенный кисло род, БПК, ХПК, фенолы, нефтепродукты, нитраты, железо, медь, цинк, никель, марганец, хлори ды, сульфаты ) в большинстве водоемов и водотоков превышают норму около 5 ингредиентов (n) с высокой частотой (повторяемостью), значение Sa будет приблизительно равна 3–4 (согласно указанной Методике). При этом класс качества будет зависить только от превышения ПДК. Ис пользуя связь Sb = F( ПДК ), приходим к выводу, что в водоемах 3 класса среднее превышение ПДК основных загрязнителей составляет не менее 2–3 крат, а в водоемах 4 класса 6–8.

Таблица 1. Характеристика загрязненности основных рек РФ Реки и водохранилища Класс качества воды 5 – очень грязная р. Нева 3 – загрязненная р. Свирь 3 – загрязненная р. Волхов 3 – загрязненная р. Луга 4 – грязная рр. Кольского полуострова 3 – загрязненная р. Северная Двина 4 – грязная и 5 – очень грязная р. Печора р. Волга 3 – загрязненная Рыбинское в-хр 3 – загрязненная Иваньковское в-хр 3 – загрязненная Горьковское в-хр 3 – загрязненная и 4 – грязная Чебоксарское в-хр 3 – загрязненная и 4 – грязная Куйбышевское в-хр 3 – загрязненная Саратовское в-хр 3 – загрязненная Волгоградское в-хр 3 – загрязненная и 4 – грязная р. Ока 4 – грязная р. Москва 2 – слабо загрязненная, р. Кама 3 –загрязненная и 4 – грязная 4 – грязная р. Чусовая 2 – слабо загрязненная р. Дон 3 – загрязненная р. Кубань 2 – слабо загрязненная и 4 – грязная р. Терек 3 – загрязненная, 4 – грязная и р. Обь 5 – экстремально грязная 4 – грязная р. Иртыш 4 – грязная и 5 – экстремально грязная р. р. Исеть, Миасс 4 – грязная и 5 – очень грязная р. Тура 3 – загрязненная и 4 – грязная р. Енисей 1 – условно чистая р. Ангара, Иркутское в-хр 1 – условно чистая и 2 – слабо загрязненная Братское в-хр 3 – загрязненная Усть-Илимское в-хр 1 – условно чистая и р. Лена 2 – слабозагрязненная 4 – грязная р. Колыма 4 – грязная р. Амур 5 – очень грязная рр. полуострова Камчатка 5 – очень грязная рр. острова Сахалин 1 – условно чистая озеро Байкал Таблица 2.

1 2 3 4 Класс условно слабо загряз- экстремально качества загрязненная грязная чистая ненная грязная Индекс загрязне 1 1–2 2–4 4–11 11– ния – S Столь высокое загрязнение водных ресурсов страны, не говоря о экстремально высоких уровнях в ряде районов, где превышение ПДК составляет 50–100, обязывает ставить в качестве основной стратегической цели доведение качества водных ресурсов до нормы. Все другие про блемы водохозяйственного комплекса не могут заслонить главную социальную проблему вы живания человека, а также являются следствием загрязнения вод.

Решение проблемы качества представляет серьезные трудности. В 80-е годы США оце нивали стоимость решения проблемы «нулевого сброса» загрязнений в речную сеть страны в 500 млрд долларов, что даже для богатой страны было сложно. Тем не менее, были приняты и осуществлены радикальные меры государственного регулирования по технологической мо дернизации и ужесточению контроля за сбросом загрязнений, в результате чего многие водные объекты США были очищены. В настоящее время новые технологии в различных отраслях экономики дополняются новыми более гибкими методами управления, что облегчает решение задачи. Сложность проблемы частично заключается в сложности водохозяйственного ком плекса. Это – не только речная сеть с водохранилищами, каналами переброски стока, водоза борами, дамбами, насосными станциями и другими гидротехническими сооружениями на ней, но и связанные с речной сетью подземные источники и сооружения подъема, очистки, водопо дачи. Это – сложнейший комплекс водопроводно-канализационного хозяйства в населенных пунктах, а также системы по водозабору, очистке, водоподготовке, оборотного, повторного и замкнутого водоснабжения на предприятиях всех отраслей народного хозяйства. Это, наконец, сельскохозяйственные угодья, рекреационные и санитарные зоны, территории населенных пунктов и городов, где формируется поверхностный и подземный сток.

Все эти составные элементы водохозяйственного комплекса страны находятся в соб ственности различных министерств и организаций, но используют ограниченные в каждом конкретном створе (участке реки) водные ресурсы и формируют за счет сброса сточных вод или загрязнения используемой территории качество рек и водоемов. Управлять процессом во допользования в таких условиях с помощью одних предписаний лимитов водозабора и сброса сточных вод экономически эффективно невозможно. Именно для этих условий были разрабо таны методы оптимизации планов развития водообеспечения, которые позволяют в рамках схем комплексного использования и охраны водных объектов для каждого крупного водопо требителя определять не только рациональные нормы водопотребления и сброса загрязнений, но и ставки платы за них [8]. Плата за воду и сброс загрязнений для водопользователя является альтернативой внедрения водосберегающей технологии или углубления водооборота. В опти мальном варианте стоимость этих мероприятий примерно равны друг другу. Это аналог ры ночных цен, когда цена продукта соответствует потребительной стоимости у покупателя. В современных условиях большинство предприятий и организаций способны сократить водоза бор и сброс сточных вод много дешевле, чем платить за воду реальную цену. Но, к сожалению ставки платы за воду и сброс загрязнений далеки от оптимальных. Сегодня плата за воду в це лом по стране составляет порядка 15 млрд рублей в год и сопоставима с затратами Федераль ного агентства водных ресурсов на реализацию целевых программ. Однако, это много меньше, чем ущерб от загрязнения вод, сокращению которого они должны служить.

Еще одна сложность в системе управления качеством водных ресурсов состоит в том, что нормативы качества поверхностных вод в стране установлены еще с советских времен вы сокими для всех водных объектов, используемых в хозяйственно-питьевых, культурно бытовых и рыбохозяйственных целях. При этом почти все крупные реки и водоемы имеют ста тус рыбохозяйственных, требования к которым являются наиболее жесткими, хотя загрязнен ность большинства из них превышает нормативы в десятки раз. Это несоответствие желаемого и возможного привело к тому, что в значительной части рекреационных водоемов купание за прещено, источники питьевого водоснабжения представляют угрозу для здоровья населения, а в рыбохозяйственных водоемах нет промыслового лова. Чтобы привести в соответствие реаль ное качество водных объектов и вид их использования необходимо выделить наиболее значи мые объекты для первоочередного оздоровления, установить поэтапные целевые показатели качества вод в водных объектах, как того требует Водный кодекс, а не прятаться за нереаль ными характеристиками. Значительные средства Федеральное агентство водных ресурсов направляет на разработку Целевых программ и Схем комплексного использования и охраны водных объектов. Схемы начали составляться в стране с 60-х годов прошлого века и носили характер предпланового документа, необязательного для использования. Сегодня в соответ ствии с Законом водохозяйственные мероприятия, заложенные в Схемы комплексного исполь зования и охраны водных объектов отдельных районов, могут и включаются для реализации в состав федеральных и региональных целевых программ. Общие затраты на осуществление фе деральных программ Агентства водных ресурсов в последние годы составляли 13–14 млрд рублей в год. Но затраты всего водохозяйственного комплекса России, связанные с водообес печением и охраной водных ресурсов оцениваются величиной более ста млрд рублей в год.

Это, прежде всего, строительство и эксплуатация коммунальных и производственных систем водоснабжения, канализации, оборотных и бессточных систем. Поэтому задача Федерального агентства состоит, прежде всего, в координации всех водохозяйственных мероприятий различ ных водопользователей с помощью данных ему Законом инструментов: лимитов водопотреб ления и сброса, ставок платы за воду и сброс загрязнений, прямых предписаний. Оптимизация планов водохозяйственных мероприятий в рамках региональных схем и Генеральной схемы комплексного использования и охраны водных ресурсов России позволяет в несколько раз по высить экономическую эффективность мероприятий и ускорить процесс восстановления каче ства водных объектов, чего в настоящее время, к сожалению, не делается, хотя способы и про веренные на практике приемы оптимизации известны давно [8].

Таким образом, сделав значительный шаг по пути демократизации, Россия в вопросах рационального природопользования, определяющих возможность выживания нации, по суще ству осталась на позициях ХХ века, создав современную правовую основу, не смогла начать осуществление адекватной ей природоохранной государственной политики, понятной и под держанной всем населением, направленной на оздоровление окружающей среды – стратегиче ской цели всего человечества.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 1. МПР РФ. Федеральная целевая комплексная научно-техническая программа «Экологиче ская безопасность России на 1993–1995 гг.».

2. Зеленый мир. Специальный выпуск 1993 г.

3. Проект Государственной программы охраны окружающей среды и рационального исполь зования природных ресурсов на 199 –1995 годы и на перспективу до 2005 г. Правитель ственный вестник СМ СССР, 1990.

4. Пахомова Н.В., Рихтер К.К. Экономика природопользования и экологический менеджмент.

С-Пб.: Изд. С-Пб. ун-та, 1999.

5. Конституция и государственная символика РФ. М.: Эксмо, 2009.

6. Водный кодекс РФ. М., ТК Велби, Изд-во Проспект, 2007.

7. Росгидромет. Методика комплексной оценки степени загрязненности поверхностных вод по гидрохимическим показателям. Руководящий документ 52.24. 643. 2002.

8. Тютков О.В. Оптимизация планирования водного хозяйства промышленных районов. М.:

Изд. Наука, 1985.

НЕКОТОРЫЕ АСПЕКТЫ МИГРАЦИИ СОЕДИНЕНИЙ МАРГАНЦА В ЭКОСИСТЕМЕ СЛАБОПРОТОЧНОГО ВОДНОГО ОБЪЕКТА Чехранова Е.В.

ФГУП «Российский научно-исследовательский институт комплексного использования и охраны водных ресурсов», Екатеринбург, Россия SOME ASPECTS OF MANGANESE COMPOUNDS MIGRATION IN WEAKLY RUNNING WATER BODY ECOSYSTEM Chekhranova E.V., RosNIIVKh, Yekaterinburg, Russia Марганец, с одной стороны, – один из наиболее значимых микроэлементов, поскольку необходим для жизнедеятельности всех организмов. Он входит в состав трх истинных метал лоферментов – супероксиддисмутазы, аргиназы, пируваткарбоксилазы, под действием которых происходит обмен углеводов, участвует в формировании соединительной ткани и костей, росте организма, репродуктивной функции и т.д. Он необходим для фотосинтеза растений, принима ет непосредственное участие в круговороте воды и формировании газового состава атмосферы – одной из основных средообразующих функций биосферы. С другой стороны, ряд авторов установили общетоксическое, эмбриотоксичес-кое и мутагенное действие марганца в сравни тельно небольших дозах (на уровнях 0,1–1,0 мг/л). Токсическое действие данного металла свя зано с поражением центральной нервной системы, где он вызывает органические изменения экстрапирамидного характера, в тяжлых случаях – паркинсонизм. Этот черный металл являет ся и политропным ядом, поражающим также лгкие, сердечно-сосудистую и гепатобиллиарную системы. Повышенное содержание элемента в питьевой воде и рационе питания усугубляет йоддефицитные заболевания.

Выявлено, что длительное употребление питьевой воды с содержанием марганца, до семи раз превышающем ПДК, достоверно повышает уровень общей смертности от новообразо ваний, увеличивает заболеваемость населения по классу болезней органов кровообращения и мочеполовой системы, оказывает отрицательное влияние на физическое и психическое разви тие детей и подростков. Поэтому при определении условий водопользования населения особое внимание привлекает распространение соединений марганца в водных объектах.

Многолетнее наблюдение за составом подземных и поверхностных вод Уральского ре гиона показало, что марганец является постоянным компонентом их состава. При этом концен трация металла в воде значительно варьируют не только в зависимости от местности, но и во времени. Например, за последние годы отмечается нарастание содержания марганца как в воде Волчихинского водохранилища (используется для хозяйственно-питьевого и производственно го водоснабжения города Екатеринбурга), так и в подготовленной из него питьевой воде в раз водящей сети. Среднее содержание марганца в Волчихинском водохранилище в 1997 г. состав ляло 0,058 мг/дм3, на подаче в разводящую сеть – 0,039 мг/дм3, а в 2001 г. – 0,25 мг/дм3 и 0, мг/дм3 соответственно. Последние значения в 4,3 и 4,9 раз превышают таковые для 1997 г.

Существующая система подготовки питьевой воды не обеспечивает нормативного каче ства очистки по марганцу до 0,01 мг/дм3 и вынуждает согласование гигиенического норматива на уровне 0,05 мг/дм3. Однако, источники поступления марганца в воду Волчихинского водо хранилища, как и многих других, механизмы поведения его соединений в водной среде, роль донных отложений и гидробионтов как источников вторичного загрязнения, обуславливающих переход марганца в растворимые и нерастворимые соединения в различные фазы гидрологиче ского режима, причины повышения концентраций ингредиента в разводящей сети в настоящее время практически не изучены.

Совокупность протекающих в водных системах процессов трансформации соединений марганца весьма разнообразна и определяет его содержание в любой момент времени. Направ ленность и динамика их зависит от следующих факторов:

окислительно-восстановительной обстановки в водохранилище;

величины рН;

качественного состава и количественного содержания растворнных органических веществ;

макрокомпонентного состава воды;

вида и химической природы присутствующих соединений марганца;

факторов, способствующих самоочищению от него;

факторов, усиливающих процессы трансформации, миграции, депонирования в донных отложениях (ДО) и отдельных звеньях биоты.

На основании данных многочисленных зарубежных и отечественных исследователь ских работ можно выявить основные особенности распределения растворнных форм марганца в воде, определить доминирующие факторы поступления марганца в водный объект, механиз мы трансформации его соединений, а также разработать мероприятия для снижения поступле ния этого тяжлого металла в гидрографическую сеть на водосборе водохранилища.

Рассмотрим некоторые факторы:

Поровые воды донных отложений как источник вторичного загрязнения воды соедине ниями марганца.

Важным звеном в процессе обмена загрязняющими веществами между ДО и водной массой являются иловые (поровые) растворы. В них происходит накопление веществ, а даль нейшее их поступление в водную среду возможно как за счет взмучивания (турбулентной диф фузии), так и вследствие молекулярной диффузии. Вторичное загрязнение водной толщи воз можно также и в результате процессов, происходящих непосредственно на поверхности дон ных осадков.

Изменение окислительно-восстановительных условий – важный диагенетический про цесс, приводящий к восстановлению труднорастворимых соединений Mn4+ до подвижных за кисных форм Mn2+. В восстановительных условиях заметно увеличивается поток последних в воду, и в этих же условиях увеличивается подвижность других металлов и их содержание в по ровых водах. Окислительные же условия препятствуют протеканию диффузионных процессов и способствуют обогащению поверхностной микрозоны соединениями марганца.

Способность марганца трансформироваться внутри самих осадков приводит к накопле нию его растворимых форм в поровых водах. Поэтому концентрация марганца здесь намного выше, чем в толще воды, что, наряду с формированием восстановительных условий на границе раздела фаз, необходимо для диффузии Mn2+ из поровой воды.

Влияние процесса распада органического вещества отмершей водной растительности на концентрацию марганца в воде.

В природных водах отдельные звенья биоценоза (например, высшая водная раститель ность, далее – ВВР) способны создавать условия, при которых происходит снижение концен трации ингредиентов в воде за счт различных физико-химических и биологических процессов (например, изменение окислительно-восстановительных условий, рН, изменение концентрации растворнного кислорода). Учитывая, что клетки водорослей содержат марганец почти в таких же количествах, как и речные взвеси, а также аккумулирующую способность водорослей в от ношении металлов, можно говорить об ещ одном факторе в динамике различных форм мар ганца в водохранилищах.

При отмирании высшей водной растительности в воде появляется значительное количе ство легкоокисляемого органического вещества, что является следствием выделения в воду из межклеточного пространства и клеточной стенки веществ, накопившихся в них в процессе жизнедеятельности. Следствием того же процесса – разрушения межклетника и клеточной мембраны, происходящих при отмирании ВВР, является повышение содержания растворенных форм марганца в воде в осенне – зимний период и в начале весны, что наблюдается, например, в Волчихинском водохранилище.

Влияние минеральных солей (сульфатов и гидрокарбонатов) на окислительно восстановительные превращения марганца.

На концентрацию марганца в воде водохранилища оказывает влияние содержание в во де растворнного кислорода, растворнного диоксида углерода, рН, причм все эти характери стики тесно связаны в водомах с биологическими процессами и в значительной степени опре деляются ими. Исследованиями, проведнными в лаборатории и в натурных условиях, доказана значительная роль комплексообразования с неорганическими лигандами в стабилизации двух валентного марганца и уменьшения скорости его окисления.

В зимнее время концентрация растворнного марганца увеличивается за счт снижения концентрации кислорода и накопления растворнного диоксида углерода, а также в результате минерализации огромной массы гидрофлоры. Поскольку средняя величина рН поверхностных вод колеблется в районе 6,7–7,2, то это создает оптимальные условия для образования гидро карбонатных комплексов. Вода водохранилища, в котором был проведен натурный экспери мент, содержит достаточное количество гидрокарбонатов и сульфатов, что определяет один из возможных факторов присутствия растворенных форм марганца в поверхностных водах.

Влияние растворнного кислорода на процесс трансформации соединений марганца.

При изменении окислительно-восстановительных условий происходит восстановление труднорастворимых соедиений Mn4+ до подвижных закисных форм Mn2+. Растворение гидрокси дов марганца происходит в условиях, когда содержание растворнного кислорода в придонном слое становится меньше 3,5 мг/дм3, или окислительно-восстановительный потенциал на границе раздела фаз донные отложения – вода меньше 200 мВ. Уменьшение содержания кислорода может происходить во время ледостава или вследствие повышения эвтрофикации водоема, что способ ствует полному или частичному растворению гидроксидов марганца. При этом связанные с ними тяжлые металлы выделяются из частично восстановленных осадков и переносятся в приповерх ностные слои. Учитывая, что от 40 до 70 % металлов в ДО находится во фракции железомарган цевых оксидов и гидроксидов, можно полагать, что их миграция из донных отложений происхо дит именно за счт этой фракции. Окислительные условия препятствуют протеканию диффузи онных процессов соединений марганца и способствуют обогащению поверхностной микрозоны его нерастворимыми формами. Но кислородный фактор нельзя рассматривать отдельно от остальных, поскольку вода и донные отложения – сложная система, в которых протекает множе ство процессов, способствующих появлению и выведению металла из системы.

Таким образом, кислотно-основные и окислительно-восстановительные реакции, проте кающие в осадках, в придонном слое и в толще воды исследуемого водохранилища в значи тельной степени влияют на подвижность марганца, точнее, на направленность сорбционно десорбционных процессов.

Внедрение мер, способствующих уменьшению содержания марганца в воде водного объекта должно носить комплексный характер. Они предполагают – введение организационно управленческих мероприятий;

полный мониторинг, определение и оценка источников поступ ления марганца;

определение качественного состава воды водохранилища;

анализ гидрологи ческих и гидрохимических источников поступления металла в поверхностные воды и донные отложения;

учт антропогенной нагрузки;

итоговое составление баланса по количеству посту пающего марганца от различных источников в водохранилище и количеству металла, способ ного выводиться из системы под воздействием различных условий. Внедрение вышеуказанных мероприятий по снижению марганца в воде водохранилищ является важным этапом в реализа ции программы по снижению концентрации марганца в исследуемом объекте.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 1. Нахшина Е.П. Микроэлементы в водохранилищах Днепра. Киев: Наук. Думка, 1983. 265 с.

2. Линник П.Н., Нибиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах.

Л.: Гидрометеоиздат, 1986. 272 с.

3. Кашин В.К., Иванов Г.М. Особенности распределения марганца в природных водах Забай калья. Водные ресурсы. 2005. Т. 32. №5. С. 597–600.

4. Авцын А.П., Жаворонков А.А., Риш М.А., Строчкова Л.С. Микроэлементозы человека. М.:

Медицина, 1991. 496 с.

5. Борзунова Е.А., Коньшина Л.Г., Романцова Л.А., Борзунова Е.А., Хаземова О.А. Гигиени ческая оценка влияния марганца питьевой воды на здоровье населения // Вопросы гигиены и проф. патологии в металлургии. М., 1989. С. 11– 17.

6. Soldin O.P. Effects of manganese on thyroid hormone homeostasis: Potential links / M. Aschner // NeuroToxicology. 2007. №28. P. 951–956.

7. Бандман, А.Л., Волкова Н.В., Грехова Т.Д.. Вредные химические вещества. Неорганические соединения V–VII групп. Л.: Химия, 1989. 592 с.

КОНДИЦИОНИРОВАНИЕ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПРИРОДНЫХ ВОД Чекмарева С.В.

Открытое акционерное общество «НИИ ВОДГЕО», Москва, Россия Селюков А.В.

Закрытое акционерное общество «ДАР/ВОДГЕО», Москва, Россия.

CONDITIONING OF POLLUTED NATURAL WATER Chekmareva S., «NII VODGEO», Moscow, Russia Selyukov A., «DAR/VODGEO», Moscow, Russia В настоящее время на территории нашей страны качество воды источников хозяйствен но-питьевого водоснабжения часто не отвечает нормативным требованиям по содержанию за грязняющих примесей природного и техногенного происхождения (тяжелые металлы, нефте продукты, фенолы). Кондиционирование таких вод является трудно решаемой задачей и со пряжено, прежде всего, с низкой эффективностью традиционных методов очистки воды.

В своем большинстве, применяемые на водозаборах схемы очистки основаны на приме нении окисления и/или коагуляции с последующим фильтрованием и не ориентированы на полное удаление таких загрязнений. Использование классических схем для очистки воды из загрязненных источников, как правило, не позволяет добиться нормативного качества очищен ной воды по указанным компонентам и требует дополнительных стадий очистки, что приводит к многостадийности технологического процесса, усложнению эксплуатации сооружений и вы соким капитальным и эксплуатационным затратам.

Эффективное удаление нефтепродуктов, фенолов и солей тяжелых металлов может быть достигнуто совместным применением процессов окисления и соосаждения с использова нием классического реагента водоподготовки – перманганата калия. При обработке воды пер манганатом калия образуется дисперсный осадок – гидрат диоксида марганца (IV), который является активным сорбентом-соосадителем. Это свойство реагента часто позволяет повысить глубину очистки воды от примесей, находящихся в коллоидной форме, а также – соединений тяжелых металлов. Таким образом, использование перманганата калия позволяет не включать в технологическую схему дополнительную стадию обработки воды коагулянтами, флокулянтами или реагентами-осадителями. Как известно, максимально глубокая очистка воды от соединений марганца и фенолов происходит в слабощелочной среде (рН 8), что требует подщелачивания обрабатываемой воды путем введения в нее щелочных реагентов. При реализации процесса окисления перманганатом калия с подщелачиванием с целью упрощения технологической схе мы может использоваться комбинированный реагент – щелочной раствор перманганата калия.

Раствор комбинированного реагента характеризуется двумя концентрациями – щелочи и окислителя. Концентрация перманганата калия принимается в соответствии с указаниями нормативных документов. В качестве щелочного реагента применяется каустическая сода (гид роокись натрия), ее концентрация назначается в соответствии с требуемой дозой подщелачи вающего реагента. Обычно эта концентрация составляет 5–15%.

В частности, комбинированный реагент был нами использован для деманганации реч ной воды на ВОС города Пугачева (Саратовская обл.).

Для хозяйственно-питьевого водоснабжения г. Пугачева используется вода Сулакского водохранилища, расположенного на 186 км реки Большой Иргиз – левобережном притоке р.

Волги. В результате исследования проб воды водоисточника в конце июля 2009 г. был обнару жен марганец в концентрации 2,6–3,5 мг/дм3 (обычное его фоновое содержание не превышает 0,05 мг/дм3). Ситуация на водоисточнике приобрела характер чрезвычайной и потребовала срочного выполнения комплекса технологических работ с целью доочистки воды от марганца на существующих ВОС города Пугачева.

Проведенные исследования показали, что достижение нормативной величины остаточ ного содержания марганца (0,1 мг/дм3) происходит и без подщелачивания исходной воды при более высоких дозах окислителя. Однако при обработке окислителем без подщелачивания об разуется мелкая, медленно фильтрующаяся взвесь, что требует низких скоростей фильтрова ния. При подщелачивании же быстро образуются крупные хлопья гидроокиси, легко отделяе мые от воды фильтрованием.

Пробная эксплуатация системы дозирования комбинированного реагента показала, что обработка воды щелочным раствором перманганата калия обеспечивает нормативное остаточ ное содержание марганца в питьевой воде (не более 0,1 мг/дм3) и может осуществляться на фильтровальных станциях совместно с другими методами очистки воды (коагулирование, фильтрование, хлорирование).

В другом случае комбинированный реагент использован нами при кондиционировании техногенно загрязненных подземных вод, используемых для водоснабжения коттеджного по селка. Территориально этот водозаборный узел расположен в Московской области на 21-м ки лометре Горьковского шоссе.

В таблице приведен состав исходной и очищенной воды. Отделение продуктов реакции производилось путем фильтрования через песок.

Таблица Результаты определения №№ Гигиенический Показатели Ед. изм. в исходной в очищенной п/п норматив воде воде Запах баллы 1 2 5 Цветность град. БКШ 2 20 44 Перманганатная мгО2/дм 3 5,0 6,1 4, окисляемость Нефтепродукты мг/дм 4 0,1 0,22 0, Водородный ед. рН 5 6,0–9,0 7,1 7, показатель Железо общ. мг/дм 6 0,3 1,7 0, Марганец – 7 0,1 0,3 0, Кадмий – 8 0,001 0,007 0, Свинец – 9 0,03 0,1 0, Сероводород – 10 0,003 0,005 0, Как видим, применение комбинированного реагента позволило обеспечить нормативное качество питьевой воды.

ВОДООБЕСПЕЧЕНИЕ НАСЕЛЕНИЯ ГОРОДОВ В УСЛОВИЯХ ЧРЕЗВЫЧАЙНЫХ СИТУАЦИЙ (ЧС) Шпак А.В.

ООО «Мебиур», Екатеринбург, Россия URBAN WATER SUPPLY IN THE SITUATIONS OF EMERGENCY Shpak A.V.

OOO “Mebiur”, Yekaterinburg, Russia События последних лет в России и Европе показали уязвимость жизнеобеспечения че ловека в случае ЧС: Венгрия – события, связанные с разрушением шламохранилища;

Киров – наводнение в 2009 г.;

Москва – отключение электроэнергии только в одном районе из-за выхо да из строя подстанции;

Подмосковье – отключение в близлежащих городах электроэнергии из за аварии на ЛЭП при сильном снегопаде;

Ростов-на-Дону – массовое отравление жителей Но вошахтинска в июле 2008 г.

В Свердловской области это связано с техногенным загрязнением открытых питье вых водоисточников. Человек без воды может прожить не более 3-х дней и далее – необра тимые последствия. Как показывает практика существующие документы и не существую щий резерв питьевой воды не позволяют принимать оперативные решения в условиях эк с тремальной ситуации.

Создание реального оперативного резерва питьевой воды – задача особой важности, не требующая отлагательства. Действующие схемы и системы высокозатратны.

В письме № 149 от 26.05.2010 Губернатору Свердловской области А.С. Мишарину от имени ФГУП РосНИИВХ была озвучена концепция водообеспечения населения городов в чрезвычайных ситуациях.

Предлагается в центре микрорайонов с численностью населения не менее 50 тыс. чело век создавать склады бутилированной воды.

Для хранения бутилированной воды не требуется специально подготовленных помеще ний, емкости с водой герметичны и изолированы от внешних загрязнителей, способ доставки – любой, не требуется спецтранспорт;

длительный срок хранения – до 3-х месяцев.

Создается частно-государственное партнерство, где задача государства обеспечить пер воначальное вложение средств и пополнение запаса воды в случае ЧС, все дальнейшие дей ствия по контролю, обновлению резерва, содержанию склада в рабочем состоянии, обновлению списков жильцов микрорайона и в дальнейшем доставку воды в случае ЧС берет на себя част ная компания (условия проговариваются в госконтракте).

По предварительным расчетам, затраты по созданию данного резерва в разы дешевле, чем пользоваться существующими схемами и проектами создания запаса воды для ЧС.

Данная концепция имеет предварительные экономические расчеты и была предложена в качестве пилотного проекта в г. Екатеринбурге в микрорайоне Академический (протокол Тех нического Совета №41 от 03 июня 2010 г.).

МЕТОДОЛОГИЯ УПРАВЛЕНИЯ ВОДОХОЗЯЙСТВЕННЫМИ РИСКАМИ, ОБУСЛОВЛЕННЫХ МАЛОВОДЬЕМ Шаликовский А.В.

Восточный филиал ФГУП «Российский научно-исследовательский институт комплексного использования и охраны водных ресурсов», Чита, Россия METHODOLOGY OF WATER SCARCITY-INDUCED RISKS MANAGEMENT Shalikovskiy A.V., VostokNIIVKh, Chita, Russia Дефицит водных ресурсов, обусловленный цикличностью их формирования, иницииру ет ряд опасностей: введение ограничений на забор воды, невозможность осуществления в пол ном объеме водопользования (производства электроэнергии, судоходства, рекреации), ухудше ние экологического состояния водных объектов. Управление данными видами риска должно быть направлено на минимизацию отрицательных последствий реализации перечисленных со бытий населению, субъектам хозяйственной деятельности и государству.

Методы управления риском маловодья, направленные на его снижение, предусматри вают применение технических и организационно-хозяйственных мер. При этом следует учиты вать, что исключение риска (наиболее радикальный вариант его снижения) в большинстве слу чаев экономически нецелесообразно и может привести к появлению рисков другого вида. По этому, снижение риска должно осуществляться преимущественно за счет уменьшения вероят ности его реализации (регулирование стока, резервирование источников водоснабжения, углубление фарватера, развитие систем мониторинга и др.) или снижения возможного ущерба за счет реализации различных управленческих решений.

Другие методы управления риском относятся к финансовой сфере и направлены на компенсацию потерь от маловодья – государственная помощь, страхование и др. В России страхование различных рисков, связанных с маловодьем, не практикуется по причине отсут ствия методик такого страхования и неопределенностью с условиями предоставления государ ственной помощи.

Особенности страхования водопользования, осуществляемого как с изъятием, так и без изъятия водных ресурсов заключаются в сложности, а иногда и невозможности объективной фиксации ущерба при наступлении страхового случая и превышении косвенных финансовых убытков над прямыми. Имущественное же страхование, как правило, предусматривает лишь возмещение прямого ущерба.

Выход из этой ситуации заключается в применении условий страхования, предусматри вающих выплату страхового возмещения в определенной сумме независимо от величины фак тического ущерба. Тогда страховыми случаями будут являться сами факты введения ограниче ния на забор воды или выхода значений гидрологических характеристик за пределы границ ко ридора благоприятных условий водопользования. оговоренных договором страхования.

Следует отметить, что особенность рассматриваемых рисков заключается в том, что во многих случаях оптимальным является какой-либо комбинированный вариант, включающий целый ряд мероприятий. Например, для многих предприятий целесообразным является повы шение надежности водообеспечения за счет осуществления технических мероприятий, направ ленных на автономное снабжение водой в течение некоторого времени. Остаточный риск в этом случае может быть или сохранен, или застрахован по достаточно низким тарифам в связи с его малой вероятностью.

К ВОПРОСУ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ПРИРОДНОЙ СОСТАВЛЯЮЩЕЙ СОДЕРЖАНИЯ ВЕЩЕСТВ И СОЕДИНЕНИЙ В ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОДНЫХ ОБЪЕКТАХ Шарапов Н.М., Бадмацыбенов Ю.Б.

Восточный филиал ФГУП «Российский научно-исследовательский институт комплексного использования и охраны водных ресурсов», Чита, Россия ON THE ISSUE OF DETERMINATION OF THE NATURAL COMPONENT OF MATTERS AND COMPOUNDS CONTENT IN SURFACE WATER BODIES Sharapov N.M., Badmatzybenov Y.B., VostokNIIVKh, Chita, Russia Водные объекты и их бассейны, являются не просто географическими элементами зем ной поверхности, но и природообразующими геоэкосистемами. Каждая из геоэкосистем свое образна и уникальна, что влечет за собой своеобразие и уникальность водных ресурсов адми нистративной территории, включающей в себя части различных геоэкосистем. Известно, что удельный приток в водный объект складывается из поверхностного и подземного. Соотноше ния между количеством воды, поступающим от того или иного источника питания, неодинако вы в различных районах, меняются они и от сезона к сезону для одного и того же водного объ екта. Эти различия зависят главным образом от климатических условий. Основной источник питания всех водных объектов на земном шаре – атмосферные осадки. При определенных условиях часть выпадающих жидких осадков образует поверхностный сток и служит непосред ственным источником питания водных объектов. Некоторая их часть идет на пополнение запа сов подземных вод, которые значительно медленнее попадают в водные объекты. Формирова ние качественного состава природных водных объектов происходит как в самом водном объек те, так и на его водосборе и является крайне сложным процессом. Одновременно с процессом образования и привноса непрерывно происходит самоочищение различных загрязняющих ве ществ. На современном уровне знаний разделить эти процессы достаточно проблематично, т.к.

основные их закономерности до сих пор в достаточной мере не установлены.

Многочисленными учеными установлено, что управлять природными процессами не возможно, управлять необходимо техногенной деятельностью на водосборе, изменяющей при родное качество вод. Пункты 5 и 6 ст. 35 «Водного кодекса РФ» [1] определяют, что «Целевые показатели качества воды в водных объектах разрабатываются уполномоченными Правитель ством РФ федеральными органами исполнительной власти для каждого речного бассейна или его части с учетом природных особенностей речного бассейна, а также с учетом условий целе вого использования водных объектов, расположенных в границах речного бассейна и утвер ждаются в порядке, установленном Правительством РФ».

В настоящее время в РФ нормирование вредных воздействий на водные объекты осу ществляется на основании «Методических указаний по разработке нормативов допустимого воздействия на водные объекты» [2], утвержденных Приказом МПР России от 12.12.2007 № 328. Несмотря на достоинства принятых «Методических указаний…» необходимо, на наш взгляд, так же отметить и следующие недостатки. В основном сохраняется многократно крити куемый многими учеными принцип ПДК, а не фактическое природное содержание химических веществ и соединений в данном водном объекте, т.е. бассейновый принцип формирования вод ных ресурсов соблюдается не полностью. Известно, что нормативы ПДК применимы в доста точно узкой области – они могут дать только санитарно-гигиеническую оценку состояния вод ного объекта и не позволяют оценить процесс формирования качественного состава вод. Ос новными недостатками использования показателя ПДК являются следующие [3].

Во-первых, он установлен, исходя из требований к качеству воды человеческого орга низма (хозяйственно-бытовые ПДК) или организма рыб (рыбохозяйственные ПДК), а не при родного содержания веществ и соединений в водном объекте. Во-вторых, – показатель ПДК «привязан» к створу или точке водного объекта, где измеряется концентрация, и не отражает процесс формирования этой концентрации по длине реки или акватории водоема. Он не позво ляет выявить конкретный источник антропогенного воздействия (таких источников, кроме то го, как правило, не один, а множество). Не дает возможности он и оценить самоочищение. В третьих, – показатель ПДК, дающий информацию лишь по концентрации ЗВ в конкретном створе водного объекта никак не связан с территорией его водосбора. А качество воды водного объекта, как известно и доказательно обобщено в 4, 5, формируется, в основном, на водосбо ре. На площади бассейна происходит как загрязнение стока, попадающего в конечном итоге в водный объект, так и его частичное самоочищение. Диффузионный сток, формирующийся на сельскохозяйственных и урбанизированных территориях, объем которого соизмерим с точеч ным, а иногда превосходит его, никак не учитывается. В-четвертых, – показатель ПДК установ лен для всей территории РФ в целом и не учитывает как исторически сложившиеся условия формирования количественных и качественных показателей водных ресурсов, так и уникаль ность бассейна, в пределах которого происходит их формирование. А, как известно, каждый бассейн характеризуется огромным количеством факторов, определяющих его специфику.

Оценка качества воды водного объекта, базирующаяся на жестких стандартах, полностью иг норирует не только своеобразие и уникальность водосборов, но и природное разнообразие по верхностных вод. В-пятых, – достижение данных нормативов сопряжено с очень большими финансовыми затратами, которых реально ни у водопользователей, ни у государственных орга нов управления, как правило, нет.

Установление естественного регионального фона предусматривается применять только для веществ двойного генезиса, для сильно деградированных и искусственно созданных вод ных объектов. Расчет НДВ «привязан» к промежуточному контрольному створу (пункту мони торинга) водного объекта, где измеряется концентрация, т.е. процесс формирования этой кон центрации по длине реки или акватории водоема не учитывается. Следовательно, не учитыва ется гидрохимический режим водосборной площади рассматриваемого водохозяйственного участка. Таким образом, концентрация того или иного вещества в конкретном створе водного объекта не связана с территорией его водосбора.

Методика же обобщения данных наблюдений применительно к створу, участку или водному объекту в целом остается еще не разработанной в той мере, в какой это необходимо для внедрения в водохозяйственную практику [6]. Показатель, применяемый при нормировании качества вод поверхностных водотоков, должен отражать экологическое состояние всего водосбора, геоэкологические процессы, происходящие в его пределах, а не только качество воды самого водного объекта. В работе [7] отмечено, что несправедливо отожествлять требования, предъявляемые к воде, забираемой из водоисточников для использования для тех иных целей, и к воде природных водных объектов, как природного ресурса. Отсюда и неверно поставленная цель системы управления качеством вод, нормированием его – доведение состава вод природных водных объектов до однозначно установленного «безвредного» содержания загрязняющих веществ – ПДК. Таким образом, назначение нормативов НДВ на водные объекты и их водосборы должно производиться на основании фактического состояния водного объекта, учитывать естественный природный фон, разрабатываться на региональном уровне (для бассейнов и субъектов РФ) на небольшой временной период и увязываться с конкретными водоохранными программами. Они не могут быть идентичными в масштабах государства, а должны базироваться на оценке качества, присущего природным водам и носящей сравнительный характер. Основная цель нормирования в отношении природных водных объектов – предотвращение дальнейшего загрязнения водных объектов, стабилизация их гидрохимического режима на существующем уровне и возврат из антропогенного в природно-антропогенное (в оптимальном варианте – в природное) состояние. Оно должно производиться на региональном уровне в границах бассейнов и административных образований.

Оптимальным вариантом определения величины предельно допустимой антропогенной нагрузки на водные объекты является вариант расчета их максимальной ассимилирующей спо собности. Разность между качеством вод водного объекта в естественном природном состоянии с учетом его ассимилирующей способности, и современным существующим, позволяет опре делить степень его деградации. Однако, определить же природное состояние из-за скудного количества или полного отсутствия данных для большинства водных объектов, оценить их ас симилирующую способность, разделить привнос и самоочищение, на современном этапе не представляется возможным.


В «Методических…» [2] указывается, что в общей массе привноса в водный объект или его часть загрязняющих химических и иных веществ выделяются три составляющие, в том числе и природная составляющая, однако, порядок определения этой составляющей не описан.

В работе [4] отмечается, что для каждого водного объекта, испытывающего незначи тельную антропогенную нагрузку, существует свой природный фон. Он зависит от характери стик водосбора и формируется под действием естественных природных процессов, происходя щих, как в водном объекте, так и на его водосборе, а именно:

его заболоченности, что определяет присутствие таких веществ, как железо, марганец, нефтепродуктов и синтетических поверхностно активных веществ (например, повышенное содержание железа наблюдается в стоке, сформировавшемся на заболоченных водосборах, в котором оно находится в виде комплексов с солями гуминовых кислот).

его залесенности, (залесенность водосбора влияет не только на содержание фенолов, но и на изменение их концентрации в разрезе года: как правило, в весенний период наблюдается повышенная их концентрация);

руслослагающих и подстилающих пород, которым соответствуют характерный набор ве ществ (например, железо поступает в воду при растворении горных пород, при вымывании его подземными водами из глин делювиальных отложений;

цинк попадает в природные воды в результате протекающих в природе процессов разрушения и растворения горных пород и минералов;

основным источником поступления меди является песчаник, известняк и гравий, делювиальных отложений).

В природных водах, где содержание гумусовых органических веществ незначительно, доля растворенных форм указанных металлов значительно ниже, чем в окрашенных (гумифи цированных) водах. Таким образом, в поверхностных водах с высоким содержанием органиче ских веществ, а именно гуминовых и фульвокислот, может обнаруживаться значительно повы шенное содержание марганца, меди, цинка, железа за счет окислительно-восстановительных процессов и процессов комплексообразования [8].

Современная нормативно-методическая база не позволяет в должной мере оценивать экологическое состояние водосборов, учитывать природный фон водного объекта. В частности, многими исследователями отмечается, что содержание того или иного вещества в природном фоне иногда превышает ПДК. Это, в конечном итоге, приводит к неоправданно высоким инве стициям, выделяемым для реализации водоохранных мероприятий. Таких средств в бюджетах различных уровней (федеральном, субъектов РФ и, тем более, муниципальных) и у водополь зователей, как правило, нет. В конечном итоге дефицит средств приводит к субъективному от бору реализуемых мероприятий, не позволяет на практике реализовать концепцию устойчивого водопользования, снижает эффективность водоохранных мероприятий и, как следствие, к тому, что водные объекты продолжают загрязняться и деградировать.

Современное фактическое состояние водного объекта и отклонение его от природного зависит от огромного числа факторов. К тому же, к настоящему времени по подавляющему большинству даже весьма крупных водных объектов имеется очень ограниченные в историче ском масштабе ряды наблюдений за химическим составом вод (как правило, уже отягощенные антропогенным влиянием). Поэтому нет смысла надеяться на разработку «эталона», к которому следует стремиться. Данный процесс вряд ли удастся на современном уровне идеально спро гнозировать и возможен только «пошаговый» подход к нормированию. Следовательно, пред полагаемые нормативы должны иметь временный характер и пересматриваться по мере накоп ления данных регулярного мониторинга. Они должны разрабатываться на региональном уровне (на территории бассейнов и субъектов РФ) на определенный, относительно небольшой времен ной период и в увязке с конкретными водоохранными программами. Иначе говоря, они не мо гут быть идентичными в масштабах государства или планеты, а должны базироваться на оцен ке качества, присущего природным водам и носящей сравнительный характер.

Что касается качественного состава вод водных объектов Забайкальского края, то необ ходимо отметить следующее. По данным наблюдений ЦГМС-Р [9], согласно комплексной оценке качества поверхностных вод по гидрохимическим показателям [8], из 35 исследованных водных объектов, большинство имеет воды, характеризующиеся как загрязненные. К характер ным загрязняющим веществам относятся органические соединения, нефтепродукты, железо общее, фенолы, медь, цинк, фосфаты.

Для примера рассмотрим бассейн реки Ингода, который расположен в юго-западной части Забайкальского края. Площадь водосбора – 37200 км2. Река Ингода является левым при током р. Шилка, берет начало с северо-западных склонов горного узла Яблонового, Даурского хребтов и хребта Черского и протекает преимущественно в горной местности. Общая длина ее составляет 708 км. Большая удаленность территории бассейна р. Ингода от морских побере жий, закрытость горами и преобладание горного рельефа обусловливают здесь резко континен тальный климат. Река Ингода несет наибольшую антропогенную нагрузку в пределах Забай кальского края. Основными источниками загрязнения ее вод являются: угольный разрез «Во сточный», очистные сооружения г. Читы и пос. Атамановка, Забайкальская и Читинская пти цефабрики, курорт «Дарасун», Забайкальский ГОК, а также неорганизованные сбросы сельско хозяйственных предприятий. Основные притоки р. Ингоды – Оленгуй, Чита, Тура, Кручина, Джила. В административном отношении территория данного бассейна относится к четырем районам Забайкальского края: Улетовскому, Читинскому, Карымскому, Шилкинскому и крае вому центру – г. Чита, нескольких правых притоков р. Ингода берут свое начало в Агинском Бурятском округе. Бассейн реки Ингода характеризуется преимущественно горным рельефом.

Он расположен в пределах своеобразных ландшафтных зон – лесной (таежной), лесостепной и степной с вкраплениями участков характеризующихся высокогорным типами ландшафтов. Что касается водосбора, то необходимо отметить следующее. На поймах и террасах долин развиты отдельные заболоченные площади и многочисленные озера старичного и термокарстового ге незиса. В тыловых частях поймы выклиниваются ряд родников, заболачивая прилегающую к ним территорию. В зимний период питание р. Ингода осуществляется в основном подземными водами. Глубина залегания подземных вод варьируется в довольно широких пределах – от 19 м до 80 м и в общем случае зависит от мощности многолетне мерзлых пород. Водоносные поро ды представлены конгломератами, песчаниками, реже – трещиноватыми алевролитами и ар гиллитами, углями. Основными руслослагающими и подстилающими породами в бассейне р.

Ингода являются песчаник, известняк, гранит, глины и суглинки делювиальных отложений Четвертичной системы. В таблице 1 приведены среднемноголетние данные наблюдений За бУГМС и геологического фонда.

Анализ данных табл. 1 позволил сделать вывод о том, что превышение ПДК в реке Ин года отмечено по следующим загрязняющим веществам: ХПК, азоту аммонийному, азоту нит ритному, железу, меди, цинку, фенолам, нефтепродуктам, СПАВ и марганцу. Что касается ХПК, азота аммонийного, азота нитритного, СПАВ и нефтепродуктов, то значительная их доля приходится на антропогенная составляющую (недостаточная очистка сточных вод, расположе ние населенных пунктов в пойме реки, транссибирская магистраль проходит в непосредствен ной близости от реки и т.д.). Повышенное содержание фенолов объясняется заселенностью во досбора, а так же сплошными рубками и лесопожарами. Как показывают исследования много численных авторов, например [10] концентрации указанных веществ на участке сгоревшего (вырубленного) леса возрастают по сравнению с залесенным, более чем в 2 раза. Подробный анализ превышения ПДК по железу, меди, цинку и марганцу позволил сделать вывод об их природном происхождении, а основной источник их поступления подземные воды. Известно, что подземные воды лучше защищены от внешних воздействий, чем поверхностные. Они в наименьшей степени подвержены антропогенному воздействию. В бассейне р. Ингода искус ственное пополнение подземных вод не производится, а наоборот – происходит откачка, т.к.

водоснабжение населенных пунктов в бассейне р. Ингода осуществляется в основном из под земных источников. Подтверждением выдвинутой гипотезы являются данные гидрохимиче ских анализов подземных вод. В табл. 2 приведены среднемноголетние данные наблюдений [11] за подземными водами в бассейне р. Ингода.

Таблица 1. Среднемноголетние значения концентраций загрязняющих веществ по длине р. Ингода за период 1994 – 2007 гг. [9] Посты ПДК с. Дешулан г. Чита с. Атамановка ст. Тарская ст.

Красноярово БПК5* 1, 2 1,2 1,69 1,85 1, ХПК* 17, 15 9,2 15,27 17,17 17,88 16, 0, Азот аммонийный 0,5 0,027 0,077 0,55 0,31 0, 0, Азот нитратный 40 0,033 0,16 0,84 0,27 0, 0, Азот нитритный 0, 0,08 0,003 0,0077 0,0302 0,015 0, 0, Фосфор общий 0,2 0,036 0,053 0,13 0,13 0, 1, Железо 0,1 0,49 0,92 1,01 0,99 0, 0, Медь 0,001 0,65 0,99 0,94 3,25 0, 0, Цинк 0,01 1,98 0,36 0,34 0,44 0, 0, Фенолы 0, 0,001 0,52 0,16 0,49 0,46 0, 9, Нефтепродукты 0,05 0,47 0,36 0,57 0,44 0, 76, СПАВ 0,1 0,093 0,12 0,22 0,18 0, 1, Марганец мкнг/л 0,01 4,94 9,49 10,07 9,19 8, Минерализация* 1000 36,57 52,13 76,78 103,83 79, Примечание: * Для питьевого и хозяйственно-бытового водоснабжения, а так же для водоснабжения пищевых предприятий.


С достаточной степенью уверенности можно утверждать, что цинк вымывается из глинистых, суглинистых и делювиальных отложений Четвертичной системы, которые развиты по левобережью реки. Основной источник поступления меди в р. Ингода – это ее вымывание из песчаника, известняка и гранита делювиальных отложений Четвертичной системы. Железо – вымывается из глин и суглинков делювиальных отложениях (Современный отдел Q4) Четвер тичной системы. В зимний период подпитка вод р. Ингода осуществляется в основном подзем ными водами насыщенными железом из глин в которых много пирита FeS, и железо из него относительно легко переходит в воду. При сильно замедленных скоростях движения грунтовых вод, по сравнению с поверхностными, они в речном стоке выступают как регулирующий фак тор. Подземная составляющая служит практически постоянным источником питания водото ков, т.к. действует круглый год и обеспечивает питание рек в зимнюю и летнюю межень Таблица 2. Среднемноголетние значения концентраций загрязняющих веществ в подземных водах в бассейне р. Ингода за период 1994–2007 гг. [11] Загрязняющее веще- Среднее значение по Среднее значение в ПДК ство длине р. Ингода подземных водах Железо 0,1 0,85 6, Медь 0,001 1,323 2, Цинк 0,01 1,03 1, Марганец 0,01 8,63 69, Минерализация* 1000 71.СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ Водный кодекс Российской Федерации от 3 июня 2006 г. № 74-ФЗ: [Федер. закон: принят 1.

Гос. Думой 12 апреля 2006 г.: по состоянию на 3 июня 2006 г.] // Собр. законодательства РФ. 2006. № 23. с. 2380;

2006 № 50. С. 5279;

2007 № 26. С. 3075.

Методические указания по разработке нормативов допустимого воздействия на водные 2.

объекты: Утверждены приказом министерства природных ресурсов РФ 12 декабря 2007 г.

№ 328: зарегистрированы в Минюсте РФ 23.01.2008 г., per. № 10974.

Шарапов, Н.М., Заслоновский В.Н. Об относительности показателей в системе нормирова 3.

ния качества природных вод // Водные ресурсы и водопользование: сб.науч. трудов. Выпуск / под ред. В.Н. Заслоновского и Л.Н. Зима. Екатеринбург–Чита: Изд-во РосНИИВХ, 2007. С.

133-145.

Водосбор. Управление водными ресурсами на водосборе / Под науч. ред. A.M.Черняева;

4.

РосНИИВХ. Екатеринбург: Изд-во «Виктор», 1994. 160 с.

Черняев A.M., Дальков М.П., Шахов И.С., Прохорова Н.Б. Бассейн. Эколого 5.

водохозяйственные проблемы, рациональное водопользование / РосНИИВХ. Екатеринбург:

Изд-во «Виктор», 1995. 366 с.

Шарапов Н.М., Заслоновский В.Н. Оценка экологического состояния бассейна р. Инго 6.

да по интегральному показателю // Водные ресурсы и водопользование. Екатеринбург– Чита: Издательство РосНИИВХ, 2005. С. 157–159.

Шарапов Н.М. Совершенствование методологии восстановления качества поверхност 7.

ных вод природных водных объектов на уровне субъекта Федерации (на примере Забай кальского края): автореф. дисс. … д-ра. техн. наук. Чита: ЧитГУ, 2010. 47 с.

Методические указания. Метод комплексной оценки степени загрязненности поверхностных 8.

вод по гидрохимическим показателям. Утвержден: Росгидромет, 30.12.2002. Зарегистрирован ЦКБ ГМП за номером РД 52.24.643-2002 от 06.12.2002 г. Введен: 01-01-2004 г. 55 с.

Ежегодная справка. Состояние загрязнения окружающей среды на территории Читин 9.

ской области. Чита, 1994–2007 гг.

Филиппова, Е.В. Влияние динамики залесенности водосбора на гидрохимический ре 10.

жим водотоков-водоприемников / Е.В. Филиппова // Водные ресурсы и водопользование.

Чита, 2009. Вып.4. с.75-93.

Архивные данные ГУП ТЦ «Забайкалгеомониторинг», 1994–2007 г.

11.

МИКРОБИОЛОГИЧЕСКАЯ УТИЛИЗАЦИЯ НЕФТЯНЫХ УГЛЕВОДОРОДОВ В ВОДНОЙ СРЕДЕ Шарапова И.Э., Маркарова М.Ю., Щемелинина Т.Н.

Институт биологии Коми научного центра Уральского отделения Российской академии наук, Сыктывкар, Россия Гарабаджиу А.В.

Санкт-Петербургский Технологический институт (Технический университет), Санкт-Петербург, Россия MICROBIOLOGICAL PURIFICATION OIL HYDROCARBONS IN AQUATIC Sharapova I.E., Markarova M.Y., Schemelinina T.N.

Establishment of the Russian Academy of Sciences Institute of Biology of Komi Scientific Center, Russian Academy of Sciences, Syktyvkar, Russia Garabadzhiu A.V. St. Petersburg Technological Institute (Technical University), St. Petersburg, Russia Нефть и нефтепродукты являются одними из основных и крупномасштабных загрязни телей природных объектов. При очистке водоемов от нефти и продуктов ее переработки при меняются комплексные методы, использующие на последнем этапе микробиологические мето ды очистки, основанные на применении биопрепаратов из углеводородокисляющих микроор ганизмов (УОМ).

В последнее время появились работы, посвященные разработке и применению биопре паратов на носителях (биосорбентов), с иммобилизованными микроорганизмами. Данное направление в технологии очистки воды от нефтяных углеводородов (НУГВ) является перспек тивным вследствие использования возможности совмещения в одном материале (биосорбенте) способности к сорбции и эффективной биодеструкции НУГВ иммобилизованными на пористом носителе микроорганизмами [1, 2]. Удачно выбранный носитель и способ иммобилизированной формы микроорганизмов способствуют повышению эффективности действия биопрепарата.

Использование иммобилизованных на носителе форм микроорганизмов (м/о), обладающих ря дом преимуществ по сравнению со свободными клетками биопрепарата, наиболее ценным из которых следует считать положительную плавучесть носителя, позволяет увеличить эффектив ность биоремедиации водной поверхности от «пленочных» нефтезагрязнений.

Отсутствие единого мнения по вопросам причин устойчивости и механизмов адаптации некоторых видов гидробионтов к токсическому действию различных фракций нефти, наиболее токсичными для биоты, из которых считаются водорастворимые нефтепродукты [3], осложняет перспективность применения биосорбентов при загрязнении водорастворимыми НУГВ. Следо вательно, эффективность утилизации «пленочных» НУГВ (нефть) и водорастворимых НУГВ будет зависеть от нефтедеструктивной активности и жизнестойкости микробного комплекса в стрессовых условиях водного загрязнения.

В лабораторном эксперименте Института биологии Коми НЦ УрО РАН были проведены испытания разработанных комплексных биосорбентов [4] на моделях водных сред при загряз нении нефтью, дизельным топливом (ДТ) (ГОСТ Р 52368-2005 ЕН 590:2004). Нефть Возейского месторождения Усинского района Республики Коми тяжелая, с высоким содержанием парафи нов и смолисто-асфальтовых веществ [5]. В опытах использованы комплексные биосорбенты, полученные на гидрофобном носителе торфяном органоминеральном сорбенте «Сорбонафт»

(ТУ-0392-001-55763877-2003) иммобилизацией адсорбционным способом монокультур бакте рий, дрожжевого и мицелиального грибов (Табл.1), а также накопительная культура зеленых микроводорослей (МВ) Chlorella vulgaris Beijer. Использованные в модельных опытах микро организмы депонированы и отобраны в предварительных экспериментах.

С целью исследования микробной активности и эффективности утилизации НУГВ в за грязненных водных средах комплексными биосорбентами в присутствии зеленых микроводо рослей (МВ) были поставлены модельные опыты. 0,35% водный раствор с азофоской загрязня ли нефтью и ДТ (2% и 1% от объема среды). По вариантам в загрязненные емкости вносили сорбент и биосорбенты из расчета, чтобы весовое соотношение составляло 1 : 2 (загрязнитель :

сорбент), а также накопительную культуру водорослей Chlorella 1% с биомассой 3,5 г/л. В мо дельном опыте на загрязненных водных средах использовали комплексные биосорбенты с им мобилизованными монокультурами бактерий, дрожжевого и мицелиального грибов (Табл.1), составленные с соотношением 1:1 и 1:1:1. Анализировали пробы сорбента и водной среды, от деленных фильтрованием по окончании модельного опыта, который длился 60 суток при ком натной температуре и естественном освещении. По окончании опыта водные среды вариантов фильтровались, отделялся сорбент от воды. Проводили определение показателей: остаточное содержание нефтепродуктов (ОСНП) [6];

дегидрогеназная активность (АД) в сорбенте [7];

кле точный титр (Тк) и биомасса микроорганизмов в воде и в сорбенте [8];

Са, Сb сумма кон центраций хлорофиллов а и b зеленых микроводорослей в воде [9].

Таблица 1. Характеристика индивидуальных биосорбентов с иммобилизованными культурами микроорганизмов Рабочее АД, мг Наименование Иммобилизованная культура. Тк, КОЕ/г наимено- ТФФ/час биосорбента Регистрационный № ККМ, ВКПМ сорбента вание 1 г сорбента Сорбент без м/о С без м/о 0 2,5х Бактериальный б/с Сб Rhodococcus egui B-1117 0, 1х Дрожжевой б/с Сд Rhodotorula glutinis Y-1112 0, 5х Грибной б/с Сг Trichoderma lignorum F-98 0, В модельных опытах на загрязненных водных средах с нефтью и ДТ очистка проводи лась с учетом оптимальных количеств в соотношении загрязнителя и сорбента. В весовом соот ношении загрязнителя к сорбенту учитывалась необходимость некоторого избытка комплекс ных биосорбентов, т.к. загрязнение с максимальной нефтеемкостью могло привести к длитель ности процесса биорегенерации сорбента и быстрой потере плавучести. Процесс утилизации НУГВ при очистке водной среды биосорбентами, основанный на экзоэнзиматическом механиз ме и механизме процессов адсорбции, десорбции и диффузии в порах сорбента [10, 1], опреде ляется нефтедеструктивной активностью применяемого микробного комплекса. Механизм био регенерации-очистки сорбента основан на том, что происходит частичная регенерация сорбента из-за развития биологических процессов на его поверхности в сочетании с процессами адсорб ции, десорбции и диффузии в порах.

Исходя из этого, извлечение адсорбированных молекул НУГВ из микропор представляется наиболее вероятным из-за обратного концентрационного градиента, который возникает при снижении концентрации НУГВ благодаря потреблению их иммобилизованными м/о на внешней поверхности сорбента в биопленке и из водного раство ра. Таким образом, освобождение-очистка внешней (макропористой) поверхности сорбента может осуществляться под действием экзоэнзимов и при непосредственном контакте с микроб ными клетками, а транспорт продуктов деградации из пор в объем жидкости обеспечиваться обратным концентрационным градиентом. Скорость процесса очистки сорбента (биорегенера ции биосорбента), продолжительность которого обоснована условиями и механизмами биоде струкции НУГВ в водной среде, лимитируется скоростью диффузии компонента загрязнителя и площадью контакта.

В модельном опыте мы рассматривали комплекс показателей, отражающих механизм и взаимосвязь процессов биологической очистки загрязненной нефтью и ДТ водной среды, кото рые позволяют судить об эффективности очистки от НУГВ водной среды микроорганизмами, иммобилизованными на сорбенте, в присутствии «свободных» клеток микроводорослей.

По показателям убыли НУГВ (Рис.1) видно, что во всех вариантах при загрязнении нефтью и ДТ, в том числе и в контрольных вариантах, к концу опыта произошли процессы де градации углеводородных загрязнений различной интенсивности, связанные также с физико химическими процессами. Уровень деструкции НУГВ в сорбенте, характеризующийся убылью НУГВ или биорегенерацией сорбента, вычисляли по отношению к контрольному варианту (сорбент без м/о). Данные анализа определения ОСНП не выявили возможных искажений ре зультатов из-за присутствия в водной среде биомассы микроорганизмов и минеральных солей.

Минеральные соли служили для предотвращения осмотического шока микроорганизмов, а также для обеспечения микроорганизмов биогенными элементами на начальных стадиях очистки. Наиболее интенсивно биорегенерация сорбента при загрязнении нефтью произошла в вариантах в присутствии микроводорослей. Биорегенерация бактериального биосорбента ниже, чем в варианте с внесением бактериального биосорбента в присутствии зеленых микроводо рослей (варианты №3 – 68,6%, №4 – 89,4%). Менее интенсивно прошел процесс очистки в ва рианте с внесением комплекса-композиции (1:1:1) биосорбентов бактериального, дрожжевого и грибного – 63%, возможно из-за конкуренции грибных монокультур, т.к. в варианте с бактери ально-грибным комплексным биосорбентом показатели биорегенерации сорбента при обоих загрязнениях высокие (88,6%). При загрязнении ДТ наибольшие показатели биорегенерации сорбента в вариантах с активными УОМ, бактериально-дрожжевым биосорбентом. Самые низ кие показатели убыли НУГВ в сорбенте в вариантах с внесением грибного биосорбента при обоих загрязнениях, т.к. концентрация углеводородов ДТ в сорбенте ниже, отсюда и токсиче ское воздействие на иммобилизованную грибную культуру меньше (51,4% при загрязнении ДТ и 5,5% при загрязнении нефтью) (рис. 1).

Дегидрогеназная активность (АД) в значительной степени отражает уровень деструкции НУГВ в сорбенте загрязненной водной среды и характеризует углеводородокисляющую актив ность комплекса монокультур биосорбентов. Во всех вариантах с биосорбентами при загрязне нии нефтью и ДТ дегидрогеназная активность в сорбенте выше, чем в загрязненных контроль ных вариантах (сорбент без м/о), вследствие концентрации УОМ, иммобилизованных на сор бенте, и достаточно высоких исходных показателей АД внесенных комплексных биосорбентов.

Присутствие микроводорослей в водной среде значительно увеличило биохимические процес сы, особенно в вариантах при загрязнении менее токсичной для МВ нефтью, т.к основная масса НУГВ сосредоточена на сорбенте, а составляющая водорастворимых компонентов нефти в водной среде незначительна. Также, возможно, за счет процессов обогащения биогенным кис лородом и ассимиляции углекислого газа, образующегося при биодеструкции НУГВ микроор ганизмами биосорбентов, в зоне окисления НУГВ на сорбенте. По показателям дегидроге назной активности выделяются варианты с биосорбентами в присутствии микроводорослей № 4,5 и при загрязнении нефтью, и при загрязнении ДТ. Показатели АД в вариантах с бактериаль ным биосорбентом несколько выше, чем с дрожжевым биосорбентом, что возможно обусловле но большим вымыванием (десорбцией) дрожжевой, чем бактериальной микробной массы из биосорбента в водную среду (рис.2).

Сумма концентраций соответствующих хлорофиллов а и b, характеризующая фотосин тезирующую активность зеленых водорослей в вариантах опыта, показала, что в присутствии биосорбентов активность микроводорослей при загрязнении нефтью выше, чем в контрольных вариантах (Рис.3). Накопление биомассы микроорганизмов в водной среде обусловлено много образием метаболических связей микроорганизмов водной среды и микроорганизмов биосор бента, вымываемых вместе с продуктами биодеградации НУГВ в жидкость, а также условий биоразложения ассоциацией микроорганизмов в водной среде (рН, температура, минеральный состав водной среды). Коэффициент корреляции рН и биомассы микроорганизмов в воде при загрязнении нефтью – =0,63;

при загрязнении ДТ – =0,77. Наибольшие показатели веса сухой биомассы в вариантах в присутствии микроводорослей при загрязнении нефтью. Процессы де сорбции, связанные с недостаточно прочными связями, иммобилизованных (закрепленных) на сорбенте монокультур адсорбционным способом, не являются недостатком данного способа иммобилизации, т.к. утилизация НУГВ в водной среде так же необходима, как и на сорбенте.

Присутствие сорбента и биосорбентов способствовало накоплению биомассы микроорганизмов за счет внесенных с биосорбентами и вымываемых в водную среду микроорганизмов и интен сивности развития в воде обоих объектов зеленых МВ рода Chlorella и УОМ в целом. Несмотря на то, что нет сведений о деградации водорослями рода Chlorella НУГВ и ароматических со единений, эти организмы способны изменить физическую и химическую природу токсикантов и сделать их более чувствительными к атаке другими микроорганизмами после удаления заме щенных групп в микробном сообществе [12]. Возможно, что в результате сложных метаболи ческих взаимоотношений включается механизм буферной системы сопряженного метаболизма, при котором происходит превращение какого-либо вещества, которое одно не используется, а потребляется только в присутствии ко-субстрата, т.е. вещества, используемого клетками для роста. Кометаболизм или соокисление токсичных трудноразлагаемых соединений нефти не связаны с ростом микроорганизмов, однако промежуточные продукты, которые образуются данным микроорганизмом и не используются для своего роста (интермедиаты), могут служить источником углерода для других членов сообщества [13, 14].

Микробиологический контроль показал, что загрязнение НУГВ вызвало возрастание (на порядок) общей численности микроорганизмов (ОМЧ) в сорбенте от исходных данных (рис.4).

При этом наибольшая численность УОМ в воде и в сорбенте в вариантах с внесением ком плексных биосорбентов в присутствии МВ при загрязнении нефтью в сравнении с показателя ми численности УОМ этих же вариантов биодеградации НУГВ микроорганизмами происходил именно в приповерхностном слое воды на сорбенте. Сорбент стимулировал микробный мета болизм за счет локализации иммобилизованных и «свободных» клеток, а присутствие микрово дорослей рода Chlorella обеспечивало процессы минерализации взвешенных и растворенных органических веществ водной среды и стимулировало условия для симбиотических отношений микробного сообщества в целом – «свободных» клеток микроводорослей и ассоциации иммо билизованных монокультур микроорганизмов комплексных биосорбентов.

Таким образом, сочетание «свободных» и иммобилизованных клеток различных таксо номических культур микроорганизмов при очистке водных сред способствует значительной интенсификации процессов биодеструкции НУГВ и в воде и на сорбенте. Сорбент «Сорбо нафт», иммобилизированный монокультурами бактерий R.egui, дрожжевого R.glutinis и мице лиального T.lignorum грибов, одновременно обеспечивал сорбцию НУГВ и являлся источником и носителем нефтеусваивающих культур микроорганизмов, активность которых в присутствии микроводорослей рода Chlorella и при создании условий оптимального соотношения питатель ных элементов C–N–P в загрязненной нефтью и ДТ водной среде резко возрастала. В вариантах опыта с использованием бактериального и комплексного бактериально-грибного биосорбентов в присутствии МВ эффективность очистки-биорегенерации сорбента от нефти составила 90%.

В вариантах с биосорбентами бактериальным и дрожжевым, а также комплексным бактериаль но-дрожжевым биосорбентом в присутствии зеленых микроводорослей при загрязнении ди зельным топливом, являющимся наиболее токсичным для гидробионтов, убыль НУГВ в сор бенте составила более 80%.

Условные обозначения вари антов опыта:

1 Сорбент без микроорганиз % мов (С без м/о);

2 Сорбент без микроорганиз 1 2 3 4 5 6 7 8 мов + микроводоросли Рис.1. Уровень биорегенерации сорбента при загряз- (С без м/о)+МВ;

нении нефтью и ДТ 3 Биосорбент 0, бактериальный (Сб);

0, мг ТФФ/час1г 0, сорбента 0, 4 Биосорбент бактериальный 0, + микроводоросли (Сб)+МВ;

0, 5 Биосорбент дрожжевой + 1 2 3 4 5 6 7 8 микроводоросли (Сд)+МВ;

Рис.2. Дегидрогеназная активность в загрязненном сорбенте 6 Биосорбент грибной + мик роводоросли (Сг)+МВ;

7 Биосорбент комплексный + мг/л микроводоросли (Сб+Сд+Сг)+МВ;

1 2 3 4 5 6 7 8 8 Биосорбент комплексный бактериально-дрожжевой + Рис.3. Содержание фотосинтезирующих пигментов микроводоросли (Сб+Сд)+МВ;

микроводорослей Са,Сb в воде 9 Биосорбент комплексный численности бактериально-грибной + мик м/о Lg роводоросли (Сб+Сг)+МВ.



Pages:     | 1 |   ...   | 5 | 6 || 8 | 9 |   ...   | 13 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.