Отчет о научно-исследовательской и научно-организационной деятельности за 2002 год

Вид материала

Отчет

Содержание Раздел 1. Изучение процессов трансформации пылеуносов под воздействием антропогенных и природных факторов 1.3. Практическая реализация научных разработок Договор: № 44 «Разработка информационно-диагностической системы для охраны природы Мурманской области» Х/договор: № 25-06/2 «Разработка технологии утилизации нефтешламов» Х/договор: «Разработка технологии очистки промстоков рыбоперерабатывающего предприятия ООО “Норд-Вест”»

Подобный материал:

• Отчет о научно-исследовательской и научно-организационной деятельности за 2000 год, 1954.95kb.
• Отчёт о научно-исследовательской работе за 2009 год, 851.3kb.
• Отчёт о научно-исследовательской работе за 2011 год, 1208.93kb.
• Отчёт онаучно-исследовательской работе гу нии но ур за 2010 год, 997.69kb.
• Отчет о научно-исследовательской деятельности в 2010 году, 373.56kb.
• Отчет о научно-исследовательской работе, 2473.27kb.
• Рекомендация по составлению справки о научно-организационной деятельности для вступления, 10.52kb.
• Проект решение Ученого совета свгу от 30 января 2012, 74.59kb.
• Качество научно-исследовательской и научно-методической деятельности академии, 620.08kb.
• Краткий отчет о научно-практической деятельности фгуп «российский научно-исследовательский, 70.58kb.

Тема: 9-00-2510 (№ гос. рег. 01.20.0001680) «Разработка стратегии ремедиации поверхностей техногенных месторождений с учетом их геохимического состава и особенностей складируемых минеральных отходов, как техногенного сырья»

Научный руководитель и ответственный исполнитель: к.т.н. Зосин А.П.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.

Финансовая поддержка: Бюджет


Раздел 1. Изучение процессов трансформации пылеуносов под воздействием антропогенных и природных факторов

Ответственные исполнители: д.х.н. Авсарагов Х.Б., к.т.н. Зосин А.П., к.т.н. Приймак Т.И.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.


Ранее показана на модельных растворах высокая эффективность геополимерного адсорбента на основе магнезиально-железистых алюмосиликатов и раствора силиката натрия для иммобилизации радионуклидов. Однако ЖРО могут иметь сильно отличающийся фон. Так теплоноситель первого контура АЭС представляет собой деионизированную воду (иногда с примесью средств дезактивации), а отходы атомоходов содержат в своем составе морскую воду. Поэтому для практической реализации геополимерных сорбентов изучали влияние солевого фона на сорбционные характеристики. В качестве жидкой фазы в исследованиях использовали воду Кольского залива и технологические ЖРО одного из предприятий Мурманской области.

В качестве индикатора цезия использовали CsNO₃, меченый изотопом цезий-134. Был подготовлен исходный раствор с массовой концентрацией по цезию 2.6 мкг/мл, активностью 30 КБк/мл. Рабочие растворы с необходимыми параметрами получали, комбинируя реактив CsNO₃ марки хч, дистиллированную воду и морскую воду Кольского залива. Стронций контролировали, используя раствор Sr(NO₃)₂ меченый изотопом стронций-90 активностью 1.1 КБк/мл. Измерение γ-активности проводили на установке, оснащенной сцинтилляционным счётчиком с кристаллом NaJ(Tl), β-активности - на модифицированной малофоновой установке УМФ-1500. При β-измерениях образцы предварительно сушили, стронций определяли после достижения равновесия в ряду стронций-90 – итрий-90. Использовали сорбент крупностью 100-150 мкм, предварительно промытый водой. Процесс сорбции исследовали в статических условиях. Сорбент массой 100-150 мг в стеклянных стаканчиках заливали 10-25 мл раствора. Через определённые промежутки времени на измерения отбирали вытяжку жидкой фазы – 1-2 мл. После замера γ-активности раствор возвращали в процесс. Количество сорбированного катионов Sr определяли по разности активностей исходного раствора и раствора после контакта с сорбентом. По достижении равновесия фазы разделяли, сушили, замеряли γ - и β-активности и рассчитывали баланс активности. Опыт считали удовлетворительным, если расхождение баланса не превышало 10%.

Выявлено, что из дистиллированной воды цезий и стронций на 97-95% извлекаются геополимерным сорбентом без какого-либо перемешивания через 29 часов. Изменение концентрации цезия в исходном растворе от 52 мкг/л до 250 мкг/л, что значительно превосходит ожидаемое массовое содержание Cs-137 в ЖРО, и изменение Т:Ж в пределах от 1:40 до 1:250 не оказывает заметного влияния на величину сорбции, хотя логично изменяет кинетику процесса: при низких значениях концентрации цезия и Т:Ж скорость сорбции возрастает. В качестве примера на рисунке показаны кинетические зависимости сорбции стронция и цезия с разной концентрацией. Процессы отличаются скоростью сорбции в первые моменты времени, хотя во всех случаях примерно через 20 часов наступает равновесие, при этом в растворе остаётся 2-5% цезия и стронция. Водой дистиллированной и морской радионуклиды не десорбируются.

Существенно хуже сорбируется цезий из морской воды (солёность 42.8 г/л). За один цикл извлекается только около 55% цезия, равновесие наступает через 40 часов. Очевидно, влияют конкурирующие процессы, связанные с большим количеством натрия и калия.

На рисунке приведены зависимости, характеризующие процесс сорбции из морской воды с различной солёностью - исходной воды Баренцева моря и воды после разбавления в 2 и 4 раза. Как и следовало ожидать, из разбавленных растворов цезий выделяется лучше: при солёности 11 г/л извлекается 80% цезия. Для определения влияния количества цезия на процесс сорбции в морскую воду вводили цезий в концентрациях 0.4 мг/л, 0.2 мг/л, 0.1 мг/л (содержание природного цезия в воде составляло 0.025 мг/л). На кинетику процесса сорбции это практически не повлияло, т.е. лимитирующим фактором, определяющим ёмкость и кинетику процесса, являются другие факторы, в частности, примеси других катионов и скорость диффузии цезия в жидкой фазе.

Технологические ЖРО представляют собой раствор с содержанием солей 9 г/л, с активностью цезия-137 40 КБк/л, содержание других радионуклидов не определяли. Процесс сорбции суммы радионуклидов (контроль вели по суммарной γ-активности раствора) характеризует рисунок. За один цикл извлекается 73-75% радионуклидов, равновесие устанавливается через 80-100 часов.

Для определения свойств МЖС в динамическом режиме была проведена серия экспериментов, в которых изменяли как условия сорбции, так и параметры колонки. За критерий оптимума принимали величину сорбционной ёмкости до проскока, полную динамическую ёмкость, степень использования сорбента. В работе использовали колонки с внутренним сечением 0.88 см², высотой фильтрующего слоя - 20.0 см, объёмом фильтрующего слоя 17.8 см³, объёмом, занимаемым сорбентом - 8.45 см³. Было установлено, что скорость фильтрации не должна превышать 4 м/час, при больших величинах ухудшается степень использования сорбента. Исследование влияния концентрации цезия в растворе показало, что при низких концентрациях несколько повышается степень использования сорбента на момент проскока, а коэффициент использования сорбента в момент насыщения во всех случаях при концентрациях цезия от 5 до 100 мг/л составляет 100%.Увеличение температуры процесса от 5 до 50^оС приводит к повышению степени использования сорбента к моменту проскока от 50 до 75%. Степень использования сорбента в момент окончания насыщения увеличивается с 93 до 100%, т.е. сорбент сохраняет свои свойства в широком диапазоне температур. Исследованиями влияния рН среды на сорбционные процессы было показано, что в кислых средах (рН4) сорбция цезия снижается за счёт конкурирующего процесса - сорбции водорода, в щелочных (рН8.5) ёмкость сорбента снижается за счёт подавления его функциональных групп. Всё это показывает, что МЖС относится к слабокислотным ионообменникам. Оптимальными условиями его использования в динамическом режиме сорбции являются: скорость потока не более 4 м/час, температура - 30t4^оС, рН среды от 4.8 до 8.5.

Существуют различные пути аппаратурной и технологической реализации на практике процессов очистки ЖРО с помощью сорбентов в статических или динамических условиях.

Возможность полной очистки ЖРО в статических условиях была проверена путем применения многоступенчатого сорбционного цикла. Раствор ЖРО после 120-часового контакта с сорбентом содержал 20.8% от исходной концентрации бета- активных радионуклидов: этот раствор переводили в ёмкость со свежим сорбентом, после второго цикла сорбции, длительностью 142 час., активность раствора составила 1.54% от исходной и после третьего цикла, продолжительностью 96 час., - 0.18%, т.е. суммарная очистка происходит более, чем в 500 раз, что можно считать удовлетворительным. Так при исходной концентрации Cs-137 в ЖРО 50 КБк/кг остаточная активность составит 100 Бк/кг. По действующим санитарным нормам уровень вмешательства по радиационному фактору применяется при концентрации цезия-137 в питьевой воде более 11 Бк/кг, т.е. после 10-кратного разбавления, что в условиях полноводного Кольского региона не вызовет затруднений, очищенную жидкую фазу можно удалять в окружающую среду без ограничений.

Важными характеристиками эффективности сорбента в нашем случае являются его ёмкость по радионуклидам и кинетика процесса. Эти величины зависят от многих факторов, в первую очередь от сопутствующих стабильных примесей, содержащихся в ЖРО, крупности сорбента, температуры среды и т.д., и могут быть достаточно достоверно определены при укрупненных испытаниях, близких к промышленным условиям. Однако некоторое представление о протекающем процессе можно получить из следующих опытов. В ёмкость с 0.5 г сорбента заливали 25 мл (1000 Бк) ЖРО, после достижения равновесия жидкую фазу сливали и заливали свежую порцию ЖРО и далее опыт повторяли.

Выбросы результатов в 4 и 5 опытах вызваны, видимо, разницей во времени контакта (время контакта определялось технологическими возможностями). Всего в опыт было введено 7000 Бк, из них в твердой фазе определено 3690 Бк (52.7%), в жидкой фазе - 1890 Бк (26.9%), неувязка баланса составила около 20%. Таким образом, в пределах приведенной достоверности эксперимента можно сделать некоторые выводы и предложения.

Активность сухого осадка составила 7380 Бк/г, продукт влажностью 25% будет иметь активность 5900 Бк/г. Такой продукт удобно цементировать с помощью водного раствора силиката натрия. С точки зрения эффективности использования сорбента следует стремиться к максимальному насыщению его вредными примесями. Однако в нашем случае Санитарные правила обращения с радиоактивными отходами ограничивают удельную активность ЖРО, поступающих на цементирование величиной 3.7 МБк/л, или 3700 Бк/мл; при более высокой удельной активности ЖРО должны разбавляться. Таким образом, МЖС имеет достаточный запас по ёмкостным характеристикам.

Высказывая далее предварительные соображения по технологии возможного промышленного применения МЖС в процессе обращения с ЖРО, следует отметить следующее. Сорбент имеет высокую плотность (1.7 г/см³) и прочность, поэтому в процессе работы быстро оседает и не дает мути, что позволяет получать осветленную жидкость без применения фильтрации. При перемешивании кинетика процесса сорбции резко возрастает: при сорбции цезия из чистой воды даже при периодическом встряхивании равновесие наступает через несколько часов. Этот факт указывает на преобладающее влияние на кинетику процесса времени диффузии катионов цезия в жидкой фазе к поверхности сорбента и дает возможность интенсифицировать процесс в целом. С учетом сделанных замечаний, схематично, промышленную установку по очистке ЖРО можно представить как каскад ёмкостей, расположенных на разных уровнях таким образом, чтобы процесс обеспечивался самотеком за исключением перекачки ЖРО из ёмкости хранения на верхний уровень. При нижней подаче жидкости конструкция сопла может обеспечить достаточное взмучивание сорбента, наподобие «кипящего слоя». После насыщения сорбента в первой ёмкости она удаляется из процесса, остальные - перемещаются на одну ступень вверх, а ёмкость со свежим сорбентом устанавливается в конец процесса. Насыщенный сорбент отделяется от жидкой фазы декантацией, жидкость возвращается в процесс, а твёрдая фаза с силикатом натрия формуется в бетонные блоки удобные для длительного хранения (захоронения). Проверка химической устойчивости отвержденных по предлагаемой технологии радиоактивных отходов по ГОСТ 29114-91 показала, что при выщелачивании в течение 28 месяцев выхода радионуклидов в дистиллированную воду не обнаружено. Этот опыт продолжается.

Предлагаемый процесс очистки ЖРО имеет ряд несомненных достоинств. Во-первых, дешевизна исходного сырья (отходы производства), простота производства сорбента на месте (в области имеется предприятие, готовое выпускать продукт в необходимом количестве). Во-вторых, необычайная простота процесса и всей установки, отсутствие реагентов, фильтрации, перемешивания, центрифугирования и т.д. И, наконец, слабое влияние температурного фактора, простая и надежная технология обращения с отработанным сорбентом.

В летнее время такая установка может эксплуатироваться под открытым небом, а зимой - в помещении с минимальным отоплением, легко модулируется и монтируется по месту хранения ЖРО. Понятно, что приведенные данные и предложения являются предварительными. Для окончательного принятия решения необходимо провести полупромышленные испытания.

Для разработки технологического регламента иммобилизации геополимерного сорбента в Cs-форме необходимо знать сроки схватывания цементного раствора на основе геополимерного вяжущего, нормальную густоту теста. С этой целью определены нормальная густота теста и сроки схватывания геополимерного вяжущего, состав которого аналогичен составу геополимерного сорбента. Определение этих характеристик проводили в соответствии с ГОСТ 310-60 для образцов состава: 1 - геополимерное вяжущее без заполнителя; 2 - геополимерное вяжущее с заполнителем вольским песком в соотношении 1:3 (фр. песка 0.2-0.4 мм); 3 - геополимерное вяжущее с заполнителем из геополимерного сорбента в Cs-форме в соотношении 1:3 (фр. сорбента 0.2-0.8 мм). Испытание прочности образцов на изгиб и сжатие проводили по ГОСТ 8905-67. Для испытаний использовали образцы-призмы размером 113 см из отвержденных при температуре 255^оС и влажности 655^оС в течение 7 и 28 суток цементных смесей. Испытания показали, что геополимерное вяжущее набирает прочность по мере твердения, как на воздухе, так и во влажных условиях, и через 30 суток прочность образовавшегося компаунда составляет 40-50 МПа. Согласно РД 9510497-97 радиоактивные цементные компаунды, направляемые на захоронение, должны обладать механической прочностью на сжатие не менее 5 МПа. Важной характеристикой компаундов является стабильность образцов в процессе длительного хранения. Поэтому изготовленные образцы заложены на длительное хранение. Прочность образцов измеряется с интервалом 6 месяцев. В настоящее время за наблюдаемый период (1 год 6 месяцев) растрескивания образцов и потери прочностных характеристик не наблюдается. Для прогнозирования процессов, которые могут происходить при длительном хранении компаунда на основе геополимерного вяжущего, были изучены составы новообразований мелкозернистого бетона с наполнителем из геополимерного сорбента в Cs-форме. Эти исследования показали, что новообразования представлены нонтронитом и лимонитом. В процессе длительного хранения изменения состава новообразований и соотношения нонтронита и лимонита не наблюдается. Этот факт подтверждает устойчивость геополимерных материалов к воздействию радиоактивного облучения и позволяет прогнозировать возможность их длительного хранения без потери прочностных характеристик. Планируется мониторинг образцов геополимерного бетона в Cs-форме.

Учитывая, что применение геополимерных материалов может происходить в экстремальных условиях, необходимо иметь возможность регулировать сроки отверждения компаундов. Для этого были выполнены исследования, направленные на поиск модифицирующих добавок в состав цементного теста. В качестве добавок были исследованы NH₄OH и силикаты калия. Выполненные исследования позволили регулировать сроки схватывания от 15 минут до 72 часов. Образцы, полученные с применением модифицирующих добавок, испытаны для сорбции Cs⁺ из модельных растворов. Испытания показали, что введение в состав цементного камня силикатов калия приводит к увеличению сорбционной емкости на 20%.

Плановые работы выполнены.


Раздел 2. Изучение процессов и способов обновления хвостохранилищ с учетом их переработки

Ответственные исполнители: к.т.н. Приймак Т.И., к.т.н. Зосин А.П.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.


Карьерные воды Восточного рудника характеризуются устойчивостью тонких дисперсий, которая обусловлена электрохимическими свойствами коллоидно-дисперсной фазы. Основными компонентами вещественного состава являются нефелинсодержащие и гидросиликатные продукты трансформации нефелина. По проекту для осветления сточных вод предусматривается реагентная обработка стоков перед поступлением их в отстойники алюмокремниевым коагулянтом-флокулянтов АККФ совместно с флокулянтом ВПК-402. Но использование АККФ в виде 2.8% раствора по Al₂O_3, удаленность его производства (реагентного цеха АНОФ-2) от места применения значительно увеличивает стоимость его применения. Следует учитывать также химическую нестабильность АККФ и, вследствие этого, малый срок годности, что затрудняет условия его применения. Кроме того, комплексные токсикологические исследования, проведенные лабораторией «Мурманрыбвода» подтвердили токсичность применяемого совместно с АККФ флокулянта ВПК-402 и его накопление в водоеме при длительном использовании может привести к деградации экосистемы водоемов водосброса рыбохозяйственного значения. Поэтому проведены исследования по замене этих реагентов железным купоросом (сульфатом железа).

В лиотропном ряду, определяющем способность к адсорбции, ион железа характеризуется большой способностью к поляризации и низкую гидратацию, т.е. большую способность к физической сорбции. Для него характерна фиксация гидратированных частиц продуктов гидролиза преимущественно во вторичном энергетическом минимуме, когда наличие гидратных оболочек становится более важным фактором стабилизации, чем двойной электрический слой. Максимальная гидратация наблюдается в начальный момент структурообразования, когда в дополнение к химической гидратации происходит механический захват воды. Степень структурно-механической гидратации, подсчитанная как отношение объема включенной воды к объему твердой фазы V_в/V_т в неуплотненных осадках составляет для Fe(OH)₃ – 790, что определяет большую степень агрегативной устойчивости продуктов коагуляции солей железа.

Кроме того, с применением золя АККФ увеличивается содержание частиц одной природы с осаждаемыми веществами, что обуславливает наличие дополнительных центров коагуляции и ускорение процесса, но это преимущество нивелируется при осветлении карьерных вод, когда время контакта достигает нескольких дней.

В то время как использование АККФ не вносит существенных изменений в систему коагулирующих частиц одной природы, мы можем говорить об аддитивности их взаимодействий, тогда как использование солей железа благодаря наличию ионов алюминия, приводит к синергизму взаимодействия в коагулирующей системе.

Экспериментально были установлены оптимальные концентрации коагулянта, отвечающие условиям максимального осаждения продуктов гидролиза. Получена суммарная кривая, характеризующая процесс коагуляции и имеющая вид кривой с минимумом, соответствующим некоторой критической концентрации взвешенных частиц в воде.

Изучена кинетика процессов коагуляции при различных условиях её проведения на полученных кинетических кривых процессов коагуляции и седиментации при различных дозах коагулянта с содержанием взвешенных веществ в исследуемой воде 50 мг/л (рисунок) наблюдается обратная зависимость скорости осаждения продуктов гидролиза от концентрации коагулянта.

Учитывая, что содержание взвешенных в карьерных водах меняется неравномерно и может достигать значений выше 100 мг/л, получены зависимости коагуляции от исходного содержания взвешенных (рисунок). Разработка технологии оптимизации процесса очистки карьерных вод велась в лабораторных условиях на реальных водах при содержании взвешенных веществ от 10.4 до 120 мг/л. Нами был введен коэффициент К_к, определяющий дозу коагулянта на единицу концентрации взвешенных в исходных водах (С_коаг./С_взв.). Из приведенных зависимостей видно, что оптимальная доза коагулянта лежит в пределах 0.5 – 0.75 значения этого коэффициента, при котором достигается минимальное значение мутности, соответствующее максимуму очистки. Суммарная кривая, характеризующая процесс коагуляции имеет вид кривой с минимумом, соответствующим некоторой критической концентрации взвеси (рисунок). При концентрации меньше критической скорость образования продуктов гидролиза замедляется, при концентрации больше критической – оптимальная доза фактически определяется концентрацией продуктов гидролиза. Применение в качестве коагулянта сернокислого железа вместо АККФ существенно снизит реальные затраты по осветлению карьерных вод в связи с химической стабильностью его насыщенных растворов и невысокой стоимостью.

Плановые работы выполнены.


Раздел 3. Разработка биоадсорбентов для обновления нарушенных поверхностей земель, техногенных пустошей, хвостохранилищ минеральных отходов, восстановления свойств природных объектов

Ответственные исполнители: к.т.н. Приймак Т.И., Кошкина Л.Б.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.


Обследование состояния поверхности законсервированной части хвостохранилища АНОФ-2 ОАО «Апатит» показало, что в некоторых участках наблюдается самопроизвольное их зарастание травами (в основном иван-чаем) и кустарниками. Эти участки приурочены либо к местам выхода на поверхность складированной горной массы, либо к береговой линии искусственных иди естественных водоемов. На участках, где наблюдается интенсивная ветровая эрозия или смыв верхнего слоя (ровная поверхность склонов, дороги), дикорастущая растительность отсутствует. Горная масса и наличие источников влаги способствуют локальному повышению влажности хвостов, препятствует сдуванию или смыву верхнего химически трансформированного слоя складируемых дезинтегрированных минеральных отходов и приводит к его утолщению, что, в свою очередь, способствует процессам почвообразования и прорастания растительности. Отсюда является очевидным, что закрепление поверхности законсервированных хвостохранилищ необходимо проводить, используя процессы самовосстановления природных экосистем.

Для естественного процесса зарастания поверхности необходимо использовать методы, интенсифицирующие процессы почвообразования: внесение органических и минеральных удобрений, способствующих развитию микробных сообществ, принимающих участие в почвообразовании; мелиорантов, способствующих удержанию влаги; искусственное создание сложного рельефа местности путем частичной засыпки поверхности горной массой; посев многолетних трав тех видов, которые самопроизвольно произрастают на хвостохранилище в естественных условиях (применительно к нефелинсодержащему хвостохранилищу - иван-чай).

В настоящее время большое внимание в мировой практике создания искусственных почвогрунтов привлекает применение осадков биохимических станций очистки хозяйственно-бытовых стоков.

Осадки биологических очистных сооружений являются широко распространенным видом твердых отходов, образующихся при очистке сточных вод перед их сбросом в водоёмы. Они могут быть одним из источников органических удобрений, столь необходимых сельскому хозяйству. Осадки, используемые в качестве удобрений должны подвергаться соответствующей обработке. Индустриальные методы их обработки сложны и энергоемки. К тому же обрабатываемые на иловых площадках осадки сточных вод для полного их обеззараживания должны находиться там не менее трех лет. В последние годы для обеззараживания осадков как механически обезвоженных, так и подсушенных на иловых площадках, используется биотермическая обработка. Для обеспечения оптимальных условий биотермического процесса (соотношения углерода и азота 25-30 и влажности 50-60%), к осадкам влажностью 75-85% добавляются 1-3 объема углеродсодержащих и влагопоглощающих наполнителей (солома, опилки, кора, биоразлагаемая часть твердых бытовых отходов). Однако применение вышеперечисленных наполнителей приводит к осложнению процесса, и не всегда они могут быть в достаточном количестве. Наиболее распространенными способами обращения с этим видом отходов являются: сжигание, депонирование и использование в качестве удобрений.

Цель настоящих исследований состояла в разработке экологически чистой технологии внесения активного ила в почвы и, в частности, в верхний слой хвостохранилища. Для этого были изучены:

• процессы деградации активных илов биохимических станций очистки сточных вод, нанесенных на биоадсорбент С-верад;
  

• процессы деградации активных илов, нанесенных на поверхность диспергированных минеральных пород, предназначенных для длительного складирования;
  
• физико-химические изменения диспергированных минеральных пород под воздействием активных илов биохимических станций в зависимости от влажности.
  

Такой выбор продиктован несколькими причинами:

- вермикулит, как известно, является эффективным мелиорантом, применяемым в районах с засушливым климатом (Южно-африканская республика, США) для регулирования влажности почвы и разрыхления ее, что способствует активному развитию микробных сообществ;

- выполненными ранее исследованиями показана высокая нитрогеназная активность микробных сообществ, иммобилизованных на вермикулите;

- торф многими исследователями рекомендуется для нанесения активных илов с целью последующей их деградации и использования в цветоводстве;

- нефелинсодержащие хвосты обогащения, как один из наиболее крупнотоннажных минеральных отходов, складируемых на территории Мурманской области и загрязняющих прилегающие к хвостохранилищу районы экологически опасными полютантами.

Методика проведения эксперимента состояла в следующем: активный ил из вторичных отстойников станций биохимической очистки хозяйственно-бытовых стоков смешивался с одним из перечисленных выше минеральным носителем. Количество наносимого активного ила на каждый из носителей составляло величину, соответствующую получению смеси во влажносыпучем состоянии и составляло: для С-верада 2.6 г активного ила на 1 г, для акверада – 1.3 г/г; для нефелина – 0.23 г/г; для почвогрунта на основе торфа (ТУ) – 0.86 г/г. Полученные смеси закладывались в воронки Бюхнера и помещались в комнатные условия часть без периодического увлажнения, часть с периодическим увлажнением для поддержания влажности смеси на постоянном уровне. Ежедневно отбиралась проба смеси и проводился анализ. Изучали следующие процессы: смыв активного ила водой с поверхности носителя; изменение биохимического потребления кислорода; изменение химического потребления кислорода; изменение зольности активного ила, нанесенного на поверхность носителя. Зольность определяли по разнице между потерями при прокаливании при температуре 600 ^оС и количеством свободной и связанной при t 105 и 210 ^оС воды. БПК и ХПК определяли по бихроматной окисляемости.

Выполненными исследованиями установлено:

1. Закрепление биомассы активного ила происходит на вермикулитовых носителях и почво-грунте на основе торфа; с поверхности нефелиносодержащих хвостов обогащения активный ил легко удаляется путем промывки дистиллированной водой, о чем свидетельствует отсутствие изменения веса нефелина после прокаливания после его отмывки.
   
2. Нанесение активного ила на поверхность хвостов обогащения апатито-нефелиновых руд без последующего увлажнения смеси с целью сохранения ее исходной влажности (20 мас.%) приводит в первые пять суток к некоторому снижению ХПК (на 5 мас.% по сравнению с исходной величиной) и увеличению зольности осадка на 1.5 мас.%. а затем после снижения влажности ниже 5 мас.%, по-видимому, к гибели микробного сообщества активного ила (величина ХПК стабилизируется, БПК₅=0).
   
3. Нанесение активного ила на поверхность хвостов обогащения апатито-нефелиновой флотации с ежедневным увлажнением смеси до первоначального значения (20 мас.%) способствует процессам биодеградации активного ила. Об этом свидетельствует снижение ХПК в четыре раза и увеличение зольности осадка в 6 раз. Полная деградация активного ила, нанесенного на нефелинсодержащие хвосты обогащения, происходит через 2-3 месяца, причем и в этих условиях продукты деградации активного ила составляют отдельную фазу, легко удаляемую с поверхности хвостов водой.
   
4. Нанесение активного ила на вермикулитовые носители и почвогрунт на основе торфа поддержания влажности смеси на уровне исходной величины (С-верад - 300 мас.%; акверад - 110 мас.%, почвогрунт - 105 мас.%) не приводит к гибели микробного сообщества активного ила, хотя при снижении влажности ниже 100 мас.% наблюдается некоторое падение БПК₅ от 200 до 150 мг/л О₂. Причем активный ил закрепляется на поверхности носителя в течение первых трех суток, о чем свидетельствует рост БПК₅ в воде после контакта с носителем (от 2.8 до 4.5 мг/л О₂) при интенсивном снижении ХПК (от 10 до 1.7 г/л), затем БПК₅ в воде после контакта с поверхностью носителя снижается при одновременном увеличении органической составляющей на носителе (растут потери при прокаливании при 600 ^оС). Причем вермикулитовые носители сохраняют влажность на протяжении 3-4 месяцев, в то время как почвогрунт на основе торфа высыхает (влажность остаточная 15%). Это приводит к частичной гибели микроорганизмов и снижению процессов минерализации осадка сточных вод. Гибели микроорганизмов на вермикулитовом носителе не происходит, о чем свидетельствует стабильная величина БПК₅ в суспензии носитель-вода.
   
5. Поддержание влажности смеси активного ила с носителями на основе вермикулита и торфа на уровне исходного значения (С-верад - 300 мас.%; акверад - 110 мас.%, почвогрунт - 105 мас.%) не изменяет закономерности поведения микроорганизмов, рассмотренные в п. 3. Отличие состоит в увеличении скорости процесса, особенно для почвогрунта на основе торфа, что, по-видимому, связано с динамикой свободного испарения воды (высыхания).
   

Изучение физико-химических изменений диспергированных минеральных пород под воздействием активных илов биохимических станций очистки сточных вод показало, что никакого ускорения процессов геохимической деградации в условиях эксперимента не наблюдается. По-видимому, активные илы могут оказывать опосредованное влияние на эти процессы за счет создания условий для прорастания растительности, которая будет способствовать процессам почвообразования.

Помимо вышеописанных исследований были выполнены работы по разработке способов рециклинга вермикулитовых носителей в процессах переработки активных илов с целью получения высококачественных мелиорантов для почв и хвостохранилищ.

Методика экспериментов состояла в следующем: на вермикулитовый адсорбент (С-верад) наносился активный ил (влажность 98 мас. %) в соотношении на 1 часть С-верада 3 части активного ила, что позволяло получить сыпучую и легко транспортируемую смесь. Затем полученная масса направлялась на термообработку в течение 5 минут при температуре 600-650^оС. На термообработанную смесь снова наносился активный ил в соотношении 1:3 и производилась термообработка. Выполненные исследования показали, что рециклинг С-верада в процессах переработки активного ила может составлять 11-12 раз при сохранении впитывающей способности вермикулитового носителя. На 1 г вермикулитового носителя можно посадить 3-5 г активного ила. Учитывая, что активные илы, как правило, содержат соединения цветных и тяжелых металлов были изучены процессы взаимодействия термовосстановленных вермикулитовых носителей с водой при рН=6-7 единиц. Установлено, что термообработка переводит присутствующие в активном иле цветные металлы в трудно растворимое состояние. Это позволяет рекомендовать данную технологию для переработки активного ила с целью получения высокоактивных мелиорантов и органоминеральных удобрений.

Исследование процессов биодеградации нефтепродуктов, нанесенных на биоадгезатор С-верад в условиях захоронения. Работа велась в направлении разработки и применения комбинированной технологии, завершающейся микробиологическим воздействием на остаточное нефтяное загрязнение, что стратегически наиболее эффективно. Для этих целей использовался биоадгезатор С-верад с иммобилизованной микрофлорой на его поверхности. С учетом его высокой поглощающей способности по отношению к органическим веществам, способностью корректировки реакции почвенной среды, структуры почвы, температурного режима, на поверхности сорбента создаются исключительные условия для развития популяций микроорганизмов. Использование в качестве источника микрофлоры активного ила для иммобилизации на поверхности сорбента определяет низкие затраты на его производство и делает его конкурентоспособным известным материалам в биоремедиации природных сред. Наличие в активных илах типов бактерий, принадлежащих к родам Pseudomonas, Achromobacter, Bacillus, Micrococcus, Rodococcus, Flavobacterium, эффективность которых установлена именно для биопереработки углеводородов нефтяного происхождения, определяет успешность применения данной биотехнологии, тем более что культуры микроорганизмов, используемые в биотехнологиях имеют относительно узкий спектр биохимических функций по сравнению с природными ассоциатами. Кроме того, встраивание интродуцированных микроорганизмов в нативный микробиоценоз почвы вызывает активирование аборигенных сообществ микроорганизмов. Внесение биоадгезатора в почвы оказывает структурирующее воздействие на вязкие нефтепродукты и исключает вторичное загрязнение среды.

Для изучения органоминеральных взаимодействий в системе бионоситель - нефтепродукты в качестве загрязняющих веществ использовались, методы высокоэффективной жидкостной хроматографии c УФ-детектированием и ИК-спектрометрическим окончанием и количественной спектрофотометрии, что позволило оценить скорость и последовательность окисления составляющих структурных групп нефти. Основными групповыми компонентами можно считать метанонафтеновую, нафтеноароматическую, смолистую и асфальтеновую фракции нефти. По экспериментальным данным, в первую очередь происходит избирательное окисление гетерозамещённых ненасыщенных соединений, затем нормальных алканов, входящих в метанонафтеновую группу. Это подтверждается по данным ИК-спектрометрии изменением интенсивностей в области 1670-1640 см^-1, характеризующих алифатические связи С=С и в области 3100 см^-1, отвечающих за ненасыщенные связи =С-Н. Содержание нафтенов падает, подтверждая структурные преобразования, а содержание смолистой части возрастает. Связи в области 1680-1615 см^-1 отвечают за циклические составляющие нефтепродуктов, относящихся к широкой группе соединений, При сравнении спектров заметно увеличение их относительного содержания в процессах окисления. Кроме того, на ИК-спектрах появляется широкая полоса в области 3400 см^-1, характеризующая поглощение О-Н – групп и подтверждающая процесс перехода полярных соединений в подвижные формы. Особенно заметно изменение соотношений интенсивностей поглощения в области 2700-3300 см^-1, отвечающих колебаниям связи С-Н различной насыщенности. (2958, 2924, и 2884 см^-1), что отвечает за процессы окисления. Содержание асфальтенов фактически не менялось, поскольку для этой группы процесс метаболизма проходит очень медленно.

Количественная оценка биодеградации нефтепродуктов с применением сорбента С-верад с иммобилизованной на его поверхности микрофлорой экспериментально подтвердила эффективность предложенной комбинированной биотехнологии. Наблюдения проводились в течение четырех месяцев в естественных условиях с использованием биосорбента крупностью 4-8 мм. Исходными были выбраны нефелин, отход горнодобывающей промышленности, обедненная подзолистая почва и обогащенный гумусом почвенный субстрат. В качестве загрязняющего вещества использовалась смесь мазута с дизельным топливом в соотношении 1:4, которая перемешивалась с биосорбентом в соотношении 2,5:1. Объёмное соотношение биосорбента и почвенного субстрата было рассчитано, исходя из их дисперсных и сорбционных характеристик и уровня загрязнений и составляло 1:4. Адсорбционная поверхность биосорбента и почвенного субстрата были определены методом тепловой десорбции аргона на основе теории БЭТ и составили, соответственно, 9.6 м²/г и 0.7 м²/г. Удерживающая способность биосорбента, определённая методом статического поглощения, составляет 3.8 г/г по дизельному топливу, и 5.9 г/г по мазуту. Содержание нефтепродуктов в почвах и дренажных водах определяли стандартным спектрофотометрическим методом на спектрофотометре Specord M40.

Выбор высоких одноразовых доз был обусловлен необходимостью исследования буферных свойств почвы и способностью её к самоочищению при аварийных ситуациях, связанных с использованием нефтепродуктов – выбросы, разливы и т.д. Для сравнения использовался С-верад той же крупности (4-8 мм). Количественно анализировали водные фазы и фракции нефтепродуктов: выделенные экстракцией в изопропиловом спирте и гексане, составляющие наибольшие по количеству структурные группы. Водная фаза содержит подвижные формы нефтепродуктов, в первой фракции основными классами соединений являются лёгкие углеводороды, нафтеновые кислоты и полярная часть смол, растворимых в изопропиловом спирте. Оставшаяся часть представлена ароматическими, сильно конденсированными структурными группами. При анализе водной фазы полярные формы трансформаций проявляются в большей степени в спектрах флуоресценции (400-600 нм), в то время как ароматические полициклические соединения проявляют себя в спектрах абсорбции (в области поглощения 254 – 270 нм, характерной для групп С-Н ароматических полициклических соединений).

Экспериментально показано, что через две недели на бионосителях окислилось около 50 % легких фракций, в то время как на объектах сравнения эта цифра составляла 23-27%. Фактически через месяц процесс деградации лёгких фракций нефтезагрязнений на поверхности биосорбентов закончился, поскольку главным фактором деградации на этом этапе является фотолиз, инициированный ультрафиолетовым излучением. Влияние на почвенные экосистемы смолисто-асфальтеновых фракций связано не с их химической токсичностью, а, в значительной степени с изменением водно-физических свойств почв в силу их гидрофобности и высокой вязкости. Содержание смолистой части нефтезагрязнений уменьшилось незначительно, но наблюдался переход в уплотненную модификацию, что отражалось на спектрах поглощения. Это связано с переходом смол при окислении в асфальтены, карбены и карбоиды. Эта часть продуктов представлена в нерастворимой в растворителях и нефтепродуктах форме. Поскольку влияние этой структурной составляющей нефти состоит не в химической токсичности, а в изменении водно-физических свойств почв. Применение С-верада способствовало восстановлению водно-физических свойств почвы за счет изоляции асфальтенов от почвы. Процесс трансформации высокосмолистой части нефтезагрязнений на поверхности и внутри пористо-слоистой структуры биоадгезатора, благодаря наличию микрофлоры проходит с большей скоростью. Содержание высокосмолистой фракции к концу эксперимента составляло около 40 % от начального, в то время как на объектах сравнения - 60%.

К концу эксперимента остаточное содержание нефтепродуктов на поверхности биосорбентов составляло около 20% от начальной концентрации, на почвах без биоадгезатора - 55-70 %. Особенно следует подчеркнуть различный характер латерального и радиального перераспределения нефтепродуктов в присутствии С-верада: в почвенных субстратах, не содержащих С-верад, нефтепродукты легко переходят в дренажные воды и образуют потоки рассеивания как в радиальном, так и в латеральном направлениях, их концентрация составляет, в то время как нефтепродукты, нанесенные на С-верад, не создают потоков рассеивания - деградация происходит на поверхности С-верада, и унос с дождевыми водами ниже 20%.

Плановые работы выполнены.


Тема: 9-00-2710 (№ гос. рег. 01.20.0001905) «БИОДинамика процессов трансформации ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА В ЭКОСИСТЕМАХ КРАЙНЕГО СЕВЕРА»

Научный руководитель и ответственный исполнитель: д.б.н., проф. Евдокимова Г.А.

Сроки выполнения: 2000–2004 гг.

Финансовая поддержка: Бюджет; гранты РФФИ: 00-04-48500, 02-04-06448.


Цель исследований - разработка концепции функционирования почвенной биоты как ведущего биологического фактора гумусообразования и почвообразования на основе результатов исследований микробиологических, зоологических и химических процессов, происходящих при трансформации органического вещества.

Объектом исследований является структура сообществ и функциональная активность микробиоты (микроорганизмов и беспозвоночных животных) в Al-Fe-гумусовых подзолах. Стационарные площадки заложены в сосняке кустарничково-зеленомошном по градиенту загрязнения почв воздушными выбросами Кандалакшского алюминиевого завода (КАЗ). Основными загрязнителями являются фтор, алюминий, тяжелые металлы (Zn, Mn, Cr). Контрольный участок выбран по дороге в Ковдор (7 – ой км).

Материал для исследований: хвоя сосны, листья березы, два варианта лесной подстилки (загрязненная выбросами КАЗ и «чистая»), были заложены в нейлоновых мешочках в органогенный горизонт стационарных площадок, расположенных в 2 и 50 км от КАЗ.

В текущем году выполнены следующие виды работ по данной теме:

1. Завершена аналитическая работа и анализ данных, характеризующий исходные микробиологические, зоологические, физико-химические и химические свойства почв стационарных площадок и выявляющие пространственное варьирование их состава и свойств.
   
2. Произведена выемка экспериментальных пакетов с подстилкой и растительными остатками через два года их экспозиции в почве с целью исследования процессов трансформации органического вещества.
   
3. Частично выполнен микробиологический и зоологический анализ экспериментальных образцов 2002 года.
   

С атмосферными осадками в зоне интенсивного загрязнения на поверхность почвы ежегодно поступает до 3.5 г F на 1 м², в зоне умеренного загрязнения (5-10 км от завода) эта величина снижается до 0.6-1.2 г/м², а на расстоянии 50 км – до 0.08 г/м². Доля водорастворимых фторидов от валового содержания фтора в подстилках составляет в среднем 10%. Поскольку фиксация почвами фторидов в большой степени зависит от содержания в них аморфных оксидов Al и Fe, можно предполагать, что подзолистые почвы Кольского полуострова, обогащенные этими соединениями, должны обладать достаточно высокой емкостью поглощения по отношению к фтору. Этот вывод подтверждается высоким содержанием валового фтора в подстилках на расстоянии 2 км к северу от комбината – до 1600 мг/кг.

Значительная часть компонентов, содержащихся в воздушных выбросах КАЗ, поступает на почву в виде твердых выпадений. В результате этого зольность сильно загрязненной подстилки достигла 60% при фоновом показателе, равном 10%. Под влиянием выбросов завода происходит существенное накопление в подстилках и доминирующем в сосновых лесах кустарничке – водянике Si, Al, Ti.

Вблизи завода выявлено подщелачивание почвы промышленными выбросами (с pH 4.05 до pH 5.75). Снижение кислотности почв под влиянием фторидов связано, по-видимому, в большой степени с высвобождением из обменного состояния иона ОН^-. Кроме того, промышленные выбросы обычно содержат основания, оказывающие нейтрализующее воздействие на почвенную кислотность.

При загрязнения почвы выбросами алюминиевого завода происходит снижение численности и биомассы микроскопических грибов, особенно значительно угнетена грибная биота с темноокрашенным мицелием. Выявлена тенденция возрастания численности прокариот (бактерий и актиномицетов) в почвах, значительно загрязненных фтором и слабо загрязненных тяжелыми металлами (Cr, Mn, Cu, Ni). Причем, характерные изменения численности прокариотной и эукариотной части микробиоты характерны как для аэробионтов, так и для педобионтов.

Почвенные зоологические исследования показали снижение таксономического разнообразия и биомассы мезофауны в почве по градиенту загрязнения.

В целом микробиота, населяющая почву, подверженную выбросам алюминиевого завода, проявляет чувствительность к изменившимся условиям среды обитания, что отражается на ее численности, биомассе, степени доминирования, таксономической и трофической структуре сообществ.

Трансформация подстилок и растительных остатков. Уменьшение массы подстилок и растительного материала происходила по убывающей: хвоя сосны  листья березы > чистая подстилка > грязная подстилка. Различия в интенсивности разложения между загрязненным и чистым участком за этот короткий срок не проявились. Выявлено накопление валового фтора в образцах чистой подстилки, заложенной в интенсивно загрязняемый участок, и снижение содержания фтора в образцах грязной подстилки, заложенных в чистый участок. Прослеживается тенденция снижения кислотности водной и солевой вытяжек из чистой подстилки, помещенной возле источника выбросов, и наоборот, повышение кислотности грязной подстилки, помещенной в 50 км от КАЗ за счет процессов аккумуляции фторидов и оснований в первом случае и их выщелачивания – во втором.

Достоверное снижение численности жизнеспособных микроскопических грибов зафиксировано в образцах чистой подстилки в 2 км от КАЗ (рисунок). Значения численности и биомассы грибов, определенные методом флуоресцентной микроскопии, в этих образцах не снизились, что свидетельствует о наличии в них в большом количестве нежизнеспособного мицелия. В подстилке, загрязненной соединениями фтора, функции размножения грибов за год не восстановились. Численность грибов и их биомасса в листьях березы и хвое сосны в 2 км от КАЗ, были достоверно ниже, чем в тех же объектах, помещенных в 50 км от источника загрязнения. Наибольшая длина мицелия (до 4500 м/г) и биомасса грибов (5 мг/г) была в чистой подстилке, наименьшая – в хвое сосны (до 2400 м/г и 2.5 мг/г) соответственно.

Суммарная биомасса бактерий как в образцах обоих видов подстилок, так и в листьях березы и хвое сосны, помещенных в загрязненный участок, была достоверно ниже, чем в чистом участке (рисунок). Такой тенденция подвержены как сапрофитные бактерии, так и бактерии, использующие минеральные соединения азота.

Зоологический анализ позволил выявить общие тенденции при трансформации органического вещества независимо от степени загрязнения почвы: численное преобладание микроартропод над представителями мезофауны; доминирование в составе микрооартропод клещей-орибатид и, как правило, преобладание поверхностно-подстилочных видов коллембол над почвенными видами.

В зоне загрязнения образцы всех типов анализируемого органического вещества характеризовались достоверно более высоким уровнем общей численности беспозвоночных по сравнению с чистым участком, исключение составили образцы с хвоей, где разница в численности была недостоверной (рисунок). Это явление логично объясняется устремлением в свежий, вновь внесенный в почву органический субстрат беспозвоночных животных из окружающей почвы и активизацией их жизнедеятельности в более благоприятных условиях. Однако образцы с загрязненной подстилкой, заложенной в почву в 2 км от КАЗ, отличались наименьшим таксономическим разнообразием беспозвоночных животных. В пакетах с чистой подстилкой, помещенной в почву исследуемых участков, отмечено наибольшее видовое разнообразие орибатид.

Образцы листьев березы характеризовались наибольшей общей численностью беспозвоночных из-за высокого числа орибатид, коллембол, личинок бибионид и жуков, крупных сапрофагов (люмбрицид, энхитреид, бибионид). Хвоя сосны отличалась разнообразием и высокой численностью зоофагов (гамазовых клещей, стафилинид, пауков).

Полученные знания о биологических процессах, происходящих в трансформируемом растительном материале в почвах, подверженных выбросам предприятия алюминиевой промышленности, являются промежуточными. Процесс минерализации и гумификации растительного материала в почвах высоких широт длителен и для его познания нужны многолетние мониторинговые наблюдения.

Плановые работы выполнены.


Тема: 9-00-2810 (№ гос. рег. 01.20.0001904) «Адаптивная стратегия питания северо-таежных лесов»

Научный руководитель и ответственный исполнитель: д.б.н. Лукина Н.В.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.

Финансовая поддержка: Бюджет; гранты РФФИ: 00-05-64620.


Раздел 1. Роль растительных сообществ в формировании питательного режима лесных биогеоценозов Севера

Ответственный исполнитель д.б.н. Лукина Н.В.

Сроки выполнения: 2000-2004 гг.


Проведены детальные исследования питательного режима растений различных типов березовых лесов на северном пределе распространения (кустарничковые, травяные и сфагновые). На большом фактическом материале показано, что в природных условиях береза, произрастающая во влажных местообитаниях на торфяно-подзолистых и торфянисто-глеевых почвах (березняки травяные и сфагновые), аккумулирует значительно больше кальция и магния и меньше алюминия и железа, чем в сухих местообитаниях на подзолах (березняки лишайниково-кустарничковые). В условиях интенсивного промышленного загрязнения наиболее существенное снижение кальция, магния, марганца и цинка наблюдается в березе и чернике, произрастающих в сухих местообитаниях на подзолах с низким содержанием основных катионов в материнских породах.

Показан нелинейный характер изменений концентраций широкого ряда элементов в почвенных водах в процессе деградационной сукцессии, вызванной воздушным промышленным загрязнением.

Воздушное промышленное загрязнение вызывает деградационную сукцессию в лесные экосистемах, характеризующуюся следующими основными стадиями: фон, интенсивная дефолиация, затухающая дефолиация, техногенное редколесье, техногенные пустоши. В длительном полевом эксперименте подтверждено, что концентрации компонентов выбросов соединений Ni, Cu, Co, V, Cr, As, Mo, Cd, Sb и W в почвенных водах увеличиваются в процессе деградационной сукцессии. Концентрация S, основного компонента выбросов медно-никелевых комбинатов, увеличивалась линейно только в водах межкроновых пространств, тогда как в водах древесных парцелл максимальные концентрации соединений этого элемента обнаруживаются на стадии интенсивной дефолиации. Это объясняется высокой концентрацией серы, являющейся биофилом, в растениях, а также аккумуляцией соединений серы техногенного происхождения на поверхности крон деревьев. На стадиях затухающей дефолиации, техногенного редколесья и пустоши характеризующихся снижением количества растительного опада и изреживанием кроны, концентрация серы в почвенных водах снижается.

Концентрации Li, Na, K, Rb, Cs, Be, Mg, Ca, Sr, Ba, N-NH₄, S, Cl, Zn, Y, лантаноидов, Mn, Al, Fe, также как содержание анионов органических кислот, характеризовались выраженным максимумом на стадии интенсивной дефолиации, что обусловлено увеличением количества опада, повышенной растворимостью соединений элементов и интенсивными обменными процессами в почве.

Описан механизм формирования внутрипочвенного барьера для соединений серы в подзолах бореальных лесов, подверженных воздушному загрязнению медно-никелевого производства. Отсутствие выраженных барьеров для соединений серы в подзолах в природных условиях объясняется блокированием органическим веществом обменных позиций на поверхности гидроксидов. Обнаружено, что в минеральных горизонтах подзолов бореальных лесов, подверженных воздушному промышленному загрязнению медно-никелевым производством, формируется ярко выраженный барьер для соединений серы. Возникновение барьера объясняется увеличением в минеральной части профиля концентраций аморфных форм соединений железа и, особенно, алюминия. Поверхность коллоидных частиц гидроокислов железа и алюминия положительно заряжена.

Плановые работы выполнены.


Раздел 2. Фенолы в северо-таежных лесах

Ответственый исполнитель: к.б.н. Горбачева Т.Т.

Сроки выполнения: 2002-2004 гг.


Основное внимание уделялось методическим разработкам. Освоен метод определения общего содержания растворимых фенолов в растениях на основе окисления реагентом Фолина – Чокальте (вольфрамат и фосфомолибдат натрия). Подобран оптимальный метод разделения фенолкарбоновых кислот в изокаратической (соотношения компонентов растворителя остается постоянной) системе ВЭЖХ.

Проведены определения содержания индивидуальных фенольных компонентов в растительных образцах (хвоя и кора ели, листья березы, листья кустарничков) разной степени разложения (1 год, 2 года, 3 года) и подстилках. Обнаружено вымывание фенолов из растительных образцов в процессе разложения. В листьях березы происходит снижение концентрации галловой кислоты, а в хвое ели - производных ацетофенона.

Плановые работы выполнены.


Тема: 9-02-2408 «Моделирование техногенного воздействия хвостохранилищ горно-металлургических предприятий на водоемы и обоснование экологически безопасного хранения горнопромышленных отходов Кольского полуострова»

Научные руководители: д.т.н. Маслобоев В.А. (ИППЭС), д.г.-м.н. Дудкин О.Б. (ГИ),

д.т.н., проф. Макаров В.Н. (ИХТРЭМС)

Научн. консультант: чл.-к. РАН Моисеенко Т.И. (ИППЭС)

Отв. исполнители: к.х.н. Мазухина С.И. (ИППЭС), к.х.н. Макаров Д.В. (ИХТРЭМС),

к.г.н. Сандимиров С.С. (ИППЭС)

Сроки выполнения: 2002-2005 гг.

Финансовая поддержка: Бюджет, х/договоры с Комитетом природных ресурсов по Мурманской обл., промышленными предприятиями


Составлена программа работ по разделу «Исследование химического и минерального состава и геохимических превращений дезинтегрированных горных пород (отходов обогащения) щелочных массивов Кольского полуострова». Начаты работы по уточнению состава растворимых в природных поверхностных условиях минералов Хибинских апатитовых и Ковдорского железорудного месторождений. В рудах Ковдорского месторождения прослежены содержания MnO в кальците, апатите, магнетите и темноцветных минералах. В кальците и апатите содержания MnO устойчивы на уровне 0.1% масс. Анализ литературных данных и ранее выполненные экспериментальные исследования свидетельствуют о существенной растворимости во фракциях - 0.02 мм пироксенов (до 0.35% MnO) и магнетита (0.30 – 0.55% MnO). Это заставляет организовать классификацию проб песков хвостохранилищ по крупности зерна с последующим изучением фракций - 0,02 мм. Классификация материала проб по крупности частиц необходима и при изучении донных осадков озер.

Установлен уровень содержаний актиноидов в карбонатитах и карбонатной составляющей фосфоритов Ковдора. Содержание U в этих образованиях, наиболее подверженных влиянию поверхностных агентов, находится на уровне 1 ppm, Th – на уровне 19 ppm (ICP).

Исследованы изменения минералов, входящих в состав горнопромышленных отходов Печенгского рудного поля, в процессе их хранения.

Разработана математическая модель минеральных превращений в процессе хранения хвостов обогащения медно-никелевых руд. Результаты моделирования сопоставлены с данными по лабораторному моделированию и наблюдениям на реальных объектах (хвостохранилище в пос. Африканда).

Установлено, что термодинамическое равновесие ни на лабораторных моделях, ни на реальных объектах не достигается: определяющую роль играет кинетический фактор. Вместе с тем, минералы-новообразования, зафиксированные инструментальными методами, соответствуют полученным в математических моделях.

Исследовано влияние гипергенных процессов и пространственного перераспределения вещества в процессе хранения хвостов обогащения медно-никелевых руд на технологические свойства техногенного сырья. Показана возможность использования хвостов обогащения медно-никелевых руд в производстве жаростойких бетонов, керамики и пигментных наполнителей.

Проведены исследования нейтрализующей способности наиболее распространенных минералов горнопромышленных отходов с разбавленными минеральными кислотами и растворами кислых солей. Определены факторы, влияющие на величину нейтрализующей способности минералов.

По разделу «Разработка и построение физико-химических моделей процессов воздействия складированных горнопромышленных отходов на водоемы» проанализирована имеющаяся термодинамическая информация и создана база данных по компонентам, которые могут участвовать в процессах. Уже имеющаяся модель по изучению влияния техногенных комплексов на физико-химические характеристики водоема была расширена введением в водную и твердые фазы компонентов, содержащие Cu и Ni. Модель тестирована по химическим анализам, предоставленным ИХТРЭМС.

На основе полученных по теме результатов начата разработка научных основ создания геохимических барьеров для снижения отрицательного воздействия складированных горнопромышленных отходов на природную среду (водные объекты).

Плановые работы выполнены.

1.3. ПРАКТИЧЕСКАЯ РЕАЛИЗАЦИЯ НАУЧНЫХ РАЗРАБОТОК


Договор: № 5 «Восстановление лесной среды на землях, нарушенных антропогенными воздействиями Мончегорского и Печенгского районов»

Научные руководители: д.б.н., проф. Никонов В.В., д.б.н. Лукина Н.В.

Сроки выполнения: этап - 2002 г.

Контракт с Комитетом природных ресурсов по Мурманской области


Продолжена разработка технологии восстановления территорий, нарушенных воздушным промышленным загрязнением медно-никелевого производства в зоне воздействия комбинатов «Североникель» и «Печенганикель». Продолжены эксперименты по применению сукцессионного (экологического) подхода: развивается представление о создании стадии облегчения для последующей колонизации территории местными видами. Проведена осенняя посадка саженцев лиственных (осина, ивы, береза) и хвойных (сосна и ель) древесных пород.


Договор: № 44 «Разработка информационно-диагностической системы для охраны природы Мурманской области»

Ответственный исполнитель: Макарова Т.Д.

Сроки выполнения: этап –2002 г.

Контракт с Государственным комитетом природных ресурсов по Мурманской области


Система предназначена для оказания информационной поддержки при принятии управленческих решений в области природопользования и охраны окружающей природной среды. На данном этапе информационно-диагностическая система (ИДС) состоит из блоков, ориентированных на комплексный анализ, оценку и прогноз состояния ОС, а также на формирование сети ООПТ. Создан пользовательский интерфейс на базе ГИС ArcView 3.2. Работа осуществляется в системе диалога. Пользователь получает информацию в стандартной форме, в виде карт, диаграмм, таблиц и гипертекстовых нормативно-справочных материалов - документов. Средства интерфейса


предусматривают возможность развития ИДС. Система передана Управлению природных ресурсов и охраны окружающей среды МПР России по Мурманской области.


Договор: «Исследование разнообразия типов ООПТ, подготовка Кадастра ООПТ, проектирование новых памятников природы»

Ответственный исполнитель: н.с. Петров В.Н.

Сроки выполнения: этап – 2002 г.

Контракт с Управлением природных ресурсов и охраны окружающей среды МПР России по Мурманской области


Подготовлена форма кадастра ООПТ и паспорта пяти новых государственных памятников природы. Материалы переданы Заказчику.


Х/договор: № 25-06/2 «Разработка технологии утилизации нефтешламов»

Ответственные исполнители: к.т.н. Зосин А.П., к.т.н. Приймак Т.И.

Сроки выполнения: 2002 г.


Актуальность настоящей работы обусловлена всё возрастающей потребностью в разработке современных технологий предотвращения нефтезагрязнений почв и природных водоёмов. Известно, что в процессах самоочищения природных объектов от нефтепродуктов ведущую роль играют микроорганизмы. Они обладают высокой приспособляемостью к изменениям условий, имеют мощные ферментные системы, благодаря которым загрязняющие вещества разрушаются и минерализуются. Развитие фундаментальных исследований в области биотехнологий выявило перспективность использования иммобилизованных на носителе микроорганизмов и ферментов, способных приводить к существенным изменениям параметров ферментативных

реакций. Адсорбционно-активный биоадсорбент С-верад один из нового класса карбоминеральных сорбентов, получаемых на основе природного слоистого алюмосиликата - вермикулита. Выполненными исследованиями доказана высокая пористость С-верада, его устойчивость к биохимическому разложению, способность обрастать микроорганизмами и удерживать их, наличие полифункциональных групп на активной поверхности, что обеспечивает высокую скорость биохимического разложения нефтей до асфальтенов.

Учитывая выше приведенные свойства С-верада, при разработке технологии утилизации нефтешламов ориентировались на его применение. Изучали при различных температурах скорость деградации нефтешламов, нанесенных на С-верад. Установлено, что для обеспечения процесса минерализации нефтешламов в течение трёх летних месяцев необходимо наносить их на С-верад в пропорции 1:2.5 (т.е. на 1 г С-верада 2.5 г нефтешламов). Смешение С-верада с нефтешламами производить в смесителе типа бетономешалки. После нанесения нефтешламов на С-верад гранулят выдерживается в течение трёх месяцев на площадке с водонепроницаемой подложкой, а затем может отправляться на полигон для складирования промышленных отходов или применительно к ОАО «Апатит» на хвостохранилище.


Х/договор: «Разработка технологии очистки промстоков рыбоперерабатывающего предприятия ООО “Норд-Вест”»

Ответственные исполнители: к.т.н. Зосин А.П., к.т.н. Приймак Т.И.

Сроки выполнения: 2002-2003 гг.


С применением предкоагуляционной очистки и С-верада в качестве носителя микробной массы для биохимического окисления органических загрязнителей промышленного стока цеха по переработке рыбы разработана технология очистки. Подготовлен технологический регламент очистки сточных вод и передан на проектирование.