Biologické systémy sanácie anorganických znečisťujúcich látok

   Princíp

Hlavné procesy, ktoré sa využívajú pri biosanácii anorganických znečisťujúcich látok (kovy, rádionuklidy, nitráty, kyanidy), sú imobilizácia, mobilizácia alebo transformácia. Prebiehajú pomocou bioakumulácie, biosorpcie, oxidácie, redukcie, metylácie, demetylácie, komplexácie, vyzrážania a fytosanácie (Hinchee et al., 1995).

   Použiteľnosť

Mikroorganizmy dokážu aktívne akumulovať široké spektrum kovov z vonkajšieho prostredia, napr. Pb, Ag, Pt, Pd, Au, Hg, Ga, Cd, Cu a Ni. Príklady bioakumulácie niektorých ťažkých kovov sú uvedené v tab. 4.2.5.

Tab. 4.2.5. Príklady bioakumulácie niektorých ťažkých kovov (podľa Gadda in Fry et al., 1992).

 

Biosorpčné metódy sa najčastejšie využívajú na čistenie kontaminovaných vôd s nízkou koncentráciou kovu. Biosorpcia kovov vybranými mikroorganizmami je zhrnutá v tab. 4.2.6.

Tab. 4.2.6. Biosorpcia kovov vybranými mikroorganizmami – huby, kvasinky a baktérie (podľa Singha a Stapletona, 2003 in Horáková, 2006).

 

Biologické systémy sanácie anorganických znečisťujúcich látok zamerané na ich transformáciu boli aplikované pre celý rad kontaminantov. Mikroorganizmy rôznych taxonomických skupín napríklad redukujú divalentnú ortuť Hg²⁺ na kovovú ortuť Hg⁰, znižujú koncentráciu vysoko toxického a mobilného Cr⁶⁺ jeho premenou na menej toxický a menej mobilný Cr³⁺, redukujú Se⁶⁺ (resp. Se⁴⁺) na Se⁰, U⁶⁺ na U⁴⁺ alebo Tc⁷⁺ na Tc⁴⁺. Arzén môže byť oxidovaný, redukovaný, metylovaný, ale aj vyzrážaný ako výsledok mikrobiálnej redukcie síranov. Železo bežne podlieha mikrobiálnej oxidácii (Ibeanusi a Grab, 2004).

   Základná charakteristika

Bioakumulácia a biosorpcia

Mikroorganizmy dokážu aktívne akumulovať široké spektrum kovov z vonkajšieho prostredia, napr. Pb, Ag, Pt, Pd, Au, Hg, Ga, Cd, Cu, As, Sb a Ni (Adriano et al., 1999). Tento proces sa označuje ako bioakumulácia. Ide o proces, ktorý závisí od metabolickej aktivity buniek schopných prežiť v prostredí s vysokou koncentráciou kovov alebo akumulovať vysokú koncentráciu kovu tak, aby nebola ovplyvnená ich životaschopnosť. Schopnosť prijímať a akumulovať kovy majú živé aj mŕtve bunky, produkty metabolizmu buniek, polysacharidy aj zložky bunkových stien.

Pre tzv. pasívnu fyzikálno-chemickú sorpciu rôznych kovov a ich iónových foriem na „aktívne miesta“ špecifických molekulárnych štruktúr bunkovej steny sa zvolil názov bioadsorpcia alebo zjednodušene biosorpcia. Biosorpcia kovov je veľmi rýchly proces, ktorý neovplyvňujú metabolické inhibítory. Skončí sa zvyčajne v priebehu prvých piatich minút, ktoré uplynuli od prvého kontaktu biomasy s kontaminovaným roztokom. Proces biosorpcie sa študoval pri celom rade mikroorganizmov. Najvhodnejší sorpčný materiál je biomasa húb a kvasiniek. Výborné biosorpčné vlastnosti vykazujú rody Rhizopus, Aspergillus, Streptoverticilium a Saccharomyces. Medzi baktériami vykazuje vysoký sorpčný potenciál Bacillus sp. Existujú aj štúdie biosorpcie kovov zástupcami rodov Pseudomonas, Zoogloea a Streptomyces. Na biosorpciu sa dajú dobre využiť aj morské fotoautotrofné mikroorganizmy, ktorých sorpčná aktivita je porovnateľná so zelenými riasami rodu Chlorella.

Typ a stupeň sorpcie je daný druhom organizmu a kontaminantu, ich koncentráciou vo vode a časom vzájomného pôsobenia. Dostupnosť, pohyblivosť a väzbu kovov ovplyvňujú rôzne fyzikálno-chemické faktory. Napríklad pri nízkych hodnotách pH prostredia sú miesta na povrchu bunky tesne viazané s iónmi H⁺ a sú tak nedostupné pre iné katióny v roztoku. Vzrastajúcu hodnotu pH roztoku sprevádza rast ligandov s negatívnym nábojom. To umožňuje väzbu iných katiónov. Všeobecne platí, že proces biosorpcie kovov sa zintenzívňuje medzi hodnotami pH od 4 do 8 a je limitovaný voľbou biomasy a kovom. V niektorých prípadoch vysoké hodnoty pH vedú k precipitácii kovu a k obmedzeniu procesu biosorpcie. Teplota najčastejšie ovplyvňuje stabilitu kovu v roztoku, konfiguráciu bunkovej steny, stabilitu komplexu bunka – kov a pod.

Kontaminované vody zvyčajne neobsahujú iba kontaminujúci kov, ale aj celý rad iných iónov. Tie môžu ovplyvňovať proces biosorpcie kovu, ktorý je predmetom záujmu, a konkurovať pri obsadení väzbových miest na povrchu mikrobiálnej bunky. Celý rad experimentov preukázal, že modifikácia povrchu bunky môže výrazne ovplyvniť väzbu kovových iónov.

Pri vývoji biosorbentov sa kladie dôraz nielen na ich účinnosť, ale aj na možnosť ich regenerácie a uvoľnenia sorbovaného kovu. Pri reverzibilnej sorpcii sa často využívajú jednoduché nedeštruktívne fyzikálne a chemické faktory, ktoré umožňujú regeneráciu biomasy a uvoľňovanie kovu. Biomasa sa potom opakovane využíva v biosorpčných – desorpčných – cykloch s ohľadom na jej sorpčnú kapacitu.

 

Biotransformácia (metylácia, oxidácia, redukcia)

Na rozdiel od biodegradácie organických zlúčenín, kde dochádza k štiepeniu molekúl, kovy a metaloidy sa v mikrobiálnych procesoch neštiepia. Môžu však byť mikrobiologicky modifikované, imobilizované alebo detoxikované, takže aj transformáciu kovov je možné považovať za biosanačný proces. Veľká pozornosť sa venuje podmienkam metylácie, hoci v rozpore s cieľom biosanačných technológií touto cestou narastá toxicita celého radu kovov (Hg, Pb, As a Te) (Gadd, 2001). Mnohé redukované formy kovov sú silne prchavé. Dlhodobé pozorovania potvrdili, že napríklad z mikrobiálnej redukcie ortuti Hg²⁺ pochádza najväčšie množstvo Hg⁰ v atmosfére. Zvláštne postavenie majú Cd, Zn, Sn a Ge, ktoré nie sú biologicky metylovateľné, lebo ich redukované medziprodukty sú značne nestabilné (Adriano et al., 1999).

Vzhľadom na mnohé riziká, ktoré vyplývajú z nežiaducich transformačných premien kovových prvkov, je pri sanácii nevyhnutný zodpovedný prístup podporený laboratórnymi a poloprevádzkovými testami.

Prehľad biotransformácie vybraných prvkov a zlúčenín je predmetom mnohých prác (napr. Park et al., 2000; Jardine et al., 2005; Anderson et al., 2003; Matějů – ed., 2006; Bender et al., 2000; Istok et al., 2004; Dokken et al., 1999 a i.).

Pre životné prostredie je obzvlášť nebezpečná biotransformácia ortuti. Mikroorganizmy z rôznych taxonomických skupín môžu redukovať divalentnú ortuť Hg²⁺ na kovovú ortuť Hg⁰. Adaptácia týchto mikroorganizmov prebieha 6 – 24 hodín. V prostredí potom narastá počet mikroorganizmov odolných proti Hg a súčasne sa zvyšuje rýchlosť redukcie. Redukcia Hg²⁺ sa môže do značnej miery znížiť ich väzbou na pevné častice. Hlavným cieľom sanácie vody kontaminovanej chrómom je zníženie koncentrácie vysoko toxického a mobilného Cr⁶⁺ jeho premenou (redukciou) na menej toxický a menej mobilný Cr³⁺. Redukcia chrómu vedie k precipitácii kovu a k zníženiu pravdepodobnosti jeho transportu na vzdialenejšie lokality. Medzi mikroorganizmy, ktoré redukujú Cr⁶⁺, patria napríklad niektorí zástupcovia rodov Pseudomonas, Bacillus, Corynebacterium, Enterobacter, Escherichia, Micrococcus, Vibrio a ďalšie. Redukcia Cr⁶⁺ bola pozorovaná v aeróbnych aj anaeróbnych podmienkach. Pri optimálnych podmienkach môžu mikroorganizmy redukovať viac ako 99 % Cr⁶⁺. Zástupcovia rodov Pseudomonas, Flavobacterium, Clostridium a iné majú schopnosť transformovať (redukovať) šesťmocný selén na Se⁰. Tento elementárny selén je nerozpustný vo vode a môže sa z vodného prostredia veľmi dobre odstrániť. Arzén môže byť oxidovaný, redukovaný, metylovaný, ale aj vyzrážaný ako výsledok mikrobiálnej redukcie síranov. Metylácia arzénu je nežiaduca, pretože metylovaný arzén je vysoko toxický. Oxidácia železa je jedna z najčastejšie pozorovaných transformácií uskutočňovaná zástupcami rodu Thiobacillus a Sulfolobus. Súčasne s mikrobiálnou transformáciou železa nastáva v prostredí bohatom na sulfidy silné okysľovanie prostredia v dôsledku produkcie kyseliny sírovej. Okysľovanie je príčinou rozpúšťania mnohých ďalších rizikových prvkov, napríklad Cd, Hg, Ni, Pb, Se, Ag a Al.

Mikrobiálna redukcia je dôležitý proces v celkovom kolobehu uránu v prírode a môže sa využiť v technológiách na jeho odstraňovanie z kontaminovaného prostredia. Podstatou procesu je redukcia rozpustného U⁶⁺ na nerozpustný U⁴⁺ s využitím napr. Desulfovibrio desulfuricans alebo zástupcov rodu Clostridium. V praxi sa môže bioredukcia U⁶⁺ na U⁴⁺ podporiť aj pridaním etanolu a trimetafosfátu (Park et al., 2000; Jardine et al., 2005; Anderson et al., 2003). Redukcia U⁶⁺ je inhibovaná prítomnosťou hydroxidov trojmocného železa (Bender et al., 2000). Podobne prebieha aj mikrobiálna redukcia rádionuklidu technécia Tc⁷⁺ na Tc⁴⁺ (Istok et al., 2004). Rádionuklidy sú vo všeobecnosti po redukcii vo vode prakticky nerozpustné. To bráni ich migrácii, ako aj toxickému pôsobeniu, pretože sú biologicky nedostupné (Dokken et al., 1999).

Bioredukcia síranov alebo tiosulfátov na sulfidy je podstatou tvorby nerozpustných sulfidov kovov. Sulfidy kovov sú vo vode nerozpustné a netoxické. Týmto spôsobom je možné z podzemnej vody vyzrážať napríklad kadmium, zinok, ale aj ďalšie kovy (Sharma et al., 2000). Vzniknutý sulfán reaguje s kovmi za vzniku nerozpustných sulfidov. Časť oxidu uhličitého prechádza na HCO₃^–, ktorý neutralizuje kyslé prostredie a bráni tak opätovnému rozpúšťaniu sulfidov ťažkých kovov.

Mikrobiálna redukcia môže byť priama alebo nepriama. Priama bioredukcia je enzymatický proces, pri ktorom bunky baktérií prijímajú oxidované formy kovov, polokovov a rádionuklidov dovnútra bunky, kde sa tieto formy za účasti enzýmov redukujú a následne vylučujú von z bunky. Na bioredukčné procesy sa ako donor elektrónov môžu využívať aj najrôznejšie organické látky, napríklad organické kyseliny, alkoholy, fenoly, niektoré cukry a pod., prípadne molekulárny vodík. Bioredukčné procesy sú veľmi účinné a dokážu odstrániť až 99,5 % prítomných znečisťujúcich látok. Účinnosť závisí predovšetkým od druhu kovu a enzymatického aparátu mikroorganizmov. Podstatný vplyv má prítomnosť ďalších kovov v zmesi, pretože sa veľmi často vyskytuje inhibícia redukcie kovov. Inhibíciu bioredukcie úplne eliminuje prítomnosť humínových látok. V ich prítomnosti sa rýchlosť bioredukcie môže zvýšiť dokonca až desaťnásobne (Gu et al., 2005). Veľkú pozornosť je potrebné venovať celkovej koncentrácii kovu, ktorý sa má biologicky redukovať. Pri koncentrácii vyššej ako 1,26 mg . l^–1 sa napríklad prejavuje inhibícia Cr⁶⁺. Táto koncentrácia inhibovala baktérie Shewanella oneidensis a znížila účinnosť bioredukcie o 45 až 60 % (Alam, 2004). V niektorých prípadoch by mohla nastať reoxidácia vzniknutých redukovaných foriem ťažkých kovov. Dokázalo sa však, že ak je v systéme prítomné aj redukované Fe²⁺ a ak nastáva reoxidácia, ovplyvňuje iba železo a napríklad urán prakticky reoxidácii nepodlieha (Liu et al., 2005). Nie každý bakteriálny druh je schopný redukovať každý chemický prvok – niektoré druhy len 1 prvok, niektoré niekoľko prvkov alebo celú škálu. Napríklad Thauera selenatis, Bacillus sp. a Microbacterium sp. redukujú selén, Shewanella purefaciens, Desulfovibrio vulgaris a Desulfovibrio desulfuricansas redukujú urán, Bacillus sp. redukuje Pu, Geospirillum arsenophius, Desulfotomaculum auripigmentum a Chrysiogenes arsenatis redukujú arzén.

Nepriama bioredukcia sa uskutočňuje len v prípade baktérií. Prebieha za účasti baktérií redukujúcich kovy (Fe, Mn) alebo baktérií redukujúcich sulfáty. Za účasti enzýmov prebieha redukcia Fe³⁺ na Fe²⁺, resp. S⁶⁺ (ako SO₄ ^2–) na S²⁺ (ako H₂S), resp. Mn⁴⁺ na Mn³⁺. Vznikajú chemicky reaktívne redoxné bariéry (Fe²⁺, H₂S, Mn³⁺) – tieto chemické formy redukujú (chemická redukcia) kovy a polokovy. K typickým bakteriálnym zástupcom, ktoré uskutočňujú nepriamu bioredukciu, patria rody Desulfobacter, Desulfobulbus, Deselfococcus, Desulfonema, Desulfosarcina, Desulfovibrio a Desulfotomaculum. Schéma procesu nepriamej bioredukcie kovov, polokovov a rádionuklidov je uvedená na obr. 4.2.9.

 

Obr. 4.2.9. Schéma procesu nepriamej bioredukcie kovov, polokovov a rádionuklidov (podľa Gadda, 2001).

 

Fytosanácia

Výber rastlín vhodných na fytosanáciu kovov závisí od konkrétneho miesta a metódy (Schnoor, 1997; Cunningham a Ow, 1996). Rastliny akumulujúce toxické kovy je možné pestovať a zbierať s minimálnymi nákladmi. Suché, spopolnené alebo kompostované rastlinné zvyšky s vysokým obsahom kovov sa môžu skládkovať ako nebezpečný odpad alebo znovu využiť ako suroviny na získavanie kovov (Raskin et al., 1994). Zlepšenie účinku dekontaminácie anorganických znečisťujúcich látok biotechnologickými cestami spočíva aj v ich spojení s fyzikálnymi a chemickými metódami. Kombinácia fytoextrakcie kontaminantov z rôznych médií s elektrickým poľom umožňuje ich odstraňovanie aj z väčšej hĺbky, ako je zóna koreňového systému – rizosféra. Metóda zahŕňa elektromigráciu, elektroosmózu a elektroforézu. Prepojenie s chemickými metódami spočíva aj vo využití chemických látok (chelatačných činidiel, acidifikačných zlúčenín, herbicídov) na zvýšenie akumulácie kovov z pôdy do rastlinných organizmov.

   Výhody a limitácie

Výhodou biologických systémov sanácie anorganických znečisťujúcich látok je, že v špecifických podmienkach môžu byť ekonomicky prijateľným riešením a technicky účinnou technológiou odstraňovania alebo získavania kovov z kontaminovaného vodného prostredia. Zatiaľ existuje pomerne málo informácií z aplikovania metódy pri odstraňovaní znečistenia v reálnom prostredí, ale potenciál biosanačných metód je pomerne veľký (Gadd, 2000).

Medzi nevýhody biologických systémov sanácie anorganických znečisťujúcich látok patrí (napr. Jardine et al., 2005):

•      nedostatočné odstraňovanie kontaminantov z prostredia pri vyššej koncentrácii (napr. pri koncentrácii kovov v roztoku 1 – 100 mg . l^–1),

•      možná inhibícia biotransformačných procesov v prípade kontaminácie vody zmesou kovov (napr. Cu²⁺, Ag⁺, Cd²⁺),

•      možnosť opätovnej mobilizácie vyzrážaných zlúčenín vplyvom činnosti mikroorganizmov,

•      ťažká predvídateľnosť efektivity bioakumulácie vo výrazne heterogénnom prostredí,

•      problém metylácie, pri ktorej narastá toxicita celého radu kovov (Hg, Pb, As, Te),

•      silná prchavosť redukovaných foriem kovov (napr. Hg).

   Trvanie čistenia a účinnosť

Biotransformačné procesy sa zvyčajne uskutočňujú cyklicky. Trvanie jedného cyklu sa pohybuje od 4 do 8 dní, v prípade nepriaznivých podmienok vo zvodnenom prostredí až 14 dní. Počet cyklov závisí od počiatočnej koncentrácie kovov, sanačného limitu, hydrogeologických podmienok na lokalite a pod. Celková sanácia trvá zvyčajne 16 až 30 mesiacov (Matějů, 2006).

 

© Atlas sanačných metód environmentálnych záťaží

Autori: Jana Frankovská, Jozef Kordík, Igor Slaninka, Ľubomír Jurkovič, Vladimír Greif,

Peter Šottník, Ivan Dananaj, Slavomír Mikita, Katarína Dercová a Vlasta Jánová

Štátny geologický ústav Dionýza Štúra, Bratislava 2010, 360 s,

ISBN    978-80-89343-39-3