Методы интенсификации биологической очистки с целью удаления тяжелых металлов

БЕЗОПАСНОСТЬ СТРОИТЕЛЬСТВА И ГОРОДСКОГО ХОЗЯЙСТВА

УДК 628.3 DOI:10.22227/1997-0935.2020.6.847-858

Методы интенсификации биологической очистки с целью удаления тяжелых металлов

И.И. Иваненко, А.М. Новикова

Санкт-Петербургский государственный архитектурно-строительный университет (СПбГАСУ);

г. Санкт-Петербург, Россия

АННОТАЦИЯ

Введение. Одним из методов повышения энергетической и экологической эффективности работы биологических очистных сооружений может быть применение в технологии очистки сточных вод микроорганизмов, способных использовать в качестве терминальных акцепторов электронов химические элементы с переменной валентностью. Материалы и методы. Использовали аналитическое обобщение результатов — обзор литературных источников, проведение лабораторных исследований по стандартным и современным методикам с применением аналитического оборудования.

Результаты. Cr(6+) Мп(4+), которые содержатся в высоких концентрациях в сточных водах различных производств, заслуживают внимания, как терминальные акцепторы электронов. В лабораторных условиях исследована способность неадаптированной аэробной бактерии рода Acinetobacter восстанавливать Mn(4+), Cr(6+) в культуральной среде под слоем вазелинового масла. В ходе лабораторных исследований изучены различные аспекты Cr(6+)-и Мп(4+)-редукции, а именно: хроматредукцирующая способность бактерии — получены кривые изменения концентрации Cr(6+) в процессе хроматредукции; влияние концентрации Cr(6+) и Mn(2+) на процесс хромат- и марганец-редукции, определена эффективность очистки воды от Cr(6+); изменение последовательности редукции при одновременном присутствии их в культуральной среде, установлена последовательность восстановления Cr(6+) и Mn(4+) при совместном их культивировании с бактериями. Для подтверждения полученных результатов проведена щ" е серия опытов для бактерий рода Pseudomonas. Ü 5

Выводы. Опыты показали, что исследованные аэробные бактерии — Acinetobacter, P. aeruginosa P-1, P. flurescens k и var. Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19. способны переходить к анаэробному дыханию при я

< П

G)

определенных условиях. Установлено, что возможно использование Cr(6+)- и Мп(4+)-редукции микроорганизмами различных таксонометрических групп в анаэробных условиях культивирования в качестве терминальных акцепторов электронов и определена последовательность их редукции: денитрифицирующие бактерии используют Мп02 С у значительно эффективнее, чем Cr(6+). Микробная хроматредукция предшествует Мп(4+)-восстановлению, а про- = — дукты метаболизма менее токсичны. ° S

l =

КлючЕВыЕ слОВА: биологическая очистка, облигатные аэробы, Acinetobacter, Pseudomonas, восстановление y= 1

Мп(4+), восстановление Cr(6+), последовательность восстановления o 9

r 0

Благодарности. Авторы выражают благодарность руководству СПбГАСУ за предоставление гранта на исследова- g 9 ния, а также всем рецензентам и авторскому коллективу издания за публикацию данных материалов. О ==

n (

1-1 C "О

ДлЯ ЦИТИРОВАНИЯ: Иваненко И.И., \Новикова А.М. \ Методы интенсификации биологическои очистки с целью О =

удаления тяжелых металлов // Вестник МГСУ. 2020. Т. 15. Вып. 6. С. 847-858. DOI: 10.22227/1997-0935.2020.6.847-858 S 4=5

t -

Е w о W

Methods of biological treatment intensification aimed at removal

of heavy metals > 6

о _ о

in

Irina I. Ivanen^, Antonina M. Novikova

ABSTRACT

Saint-Petersburg State University of Architecture and Civil Engineering

Saint Petersburg, Russian Federation v •

-¡¡5

Introduction. The application of microorganisms, capable of using chemical elements with variable valency as terminal ^ J"

electron acceptors, in the wastewater treatment technology can improve the ecological and energy efficiency of biological . n treatment plants. Z

Materials and methods. The co-authors employed the analytical generalization of findings, including the overview of literary s y

sources, laboratory researches involving standard and advanced methodologies and analytical equipment. ^ K

2 2

medium under a layer of vasseline oil, was studied in the laboratory environment. In the course of the laboratory research, ° °

10 10

Results. Cr(6+) Mn(4+), highly concentrated in wastewaters of versatile production facilities, deserve attention as terminal electron acceptors. The ability of Acinetobacter, a non-adapted aerobic bacteria, to reduce Mn(4+), Cr(6+) in the culture

different aspects of Cr(6+)- и Mn(4+) reduction were studied, namely, the bacteria's chromate reduction ability, as Cr(6+) concentration change curves were obtained for the process of reduction; the influence of Cr(6+) and Mn(2+) reductions

© И.И. Иваненко, А.М. Новикова, 2020 847

Распространяется на основании Creative Commons Attribution Non-Commercial

on processes of chromate and manganese reduction was identified; water treatment efficiency boosted by Cr(6+) was identified; changes in the reduction sequence in case of their co-presence in the culture medium were checked; the sequence of Cr(6+) and Mn(4+) reduction in case of their co-cultivation together with the bacteria was identified, as well. A succession of experiments with Pseudomonas bacteria was held to validate the results.

Conclusions. The experiments have proven that aerobic bacteria, including Acinetobacter, P. aeruginosa P-1, P. flurescens var. Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19, can develop anaerobic respiration ability under certain conditions. The co-authors have identified that Cr(6+)- and Mn(4+) reduction is applicable by microorganisms, belonging to varied taxonomic groups, in anaerobic cultivation environments, if Cr(6+)- and Mn(4+) act as terminal acceptors of electrons; the co-authors have also reconstructed the reduction sequence: denitrifying bacteria use Mn02 much more efficiently than Cr(6+). Microbial chromate reduction precedes Mn(4+) reduction, while products of their metabolism are less toxic.

KEYwoRDs: biological treatment, obligate aerobes, Acinetobacter, Pseudomonas, Mn(4+) reduction, Cr(6+) reduction, reduction sequence

Acknowledgements. The co-authors would like to express gratitude to the executives of the St. Petersburg University of Architecture and Civil Engineering for the research grant and to all reviewers and the editorial team for the publication of this material.

For CITATIoN: Ivanenko I.I., | Novikova A.M. | Methods of biological treatment intensification aimed at removal of heavy metals. Vestnik MGSU [Monthly Journal on Construction and Architecture]. 2020; 15(6):847-858. DOI: 10.22227/19970935.2020.6.847-858 (rus.).

ВВЕДЕНИЕ

Среди современных методов очистки промышленных, бытовых и ливневых сточных вод биологический способ был и, вероятнее всего, останется в будущем одним из наиболее экологически прием-

о о лемых и экономически выгодных [1-5]. Этот метод

о о базируется на способности гетеротрофных микро-

^ ^ организмов использовать органические соединения

¡^ ф как источник питания, а также переводить некото-и 3

> ¡л рые минеральные примеси (в частности, тяжелые

Ц — металлы) в нерастворимое состояние. Для реализа-

ш ции метода важное значение имеет селекция микро-

ш организмов-деструкторов, способных: 2 § 1) эффективно минерализовать органические £ соединения, в том числе антропогенного происхож-Д . дения, или превращать их в нетоксичные, доступЕ § ные другим гидробионтам вещества; (§ 2) использовать для окисления загрязнений

о ¡с имеющиеся в воде или специально внесенные со-

о ££

со <£ единения и элементы с переменной валентностью

4 с в качестве акцепторов электронов;

£= 3) создавать работоспособные биоценозы, на-

2 пример, при использовании метода погружных за-

41 5 грузок для биологической очистки, обладающих

^ § способностью прикрепляться к нерастворимому

о! ° в воде носителю.

ю о Современные достижения микробиологии,

§ ¡= биохимии и биотехнологии, а также резкий рост

££ о стоимости энергии и возрастающая конкуренция

? ^ на рынке очистки сточных вод заставляют по-новому

^ ^ оценить возможности аноксидных и анаэробных

^ методов очистки сточных вод. В последние годы

>, ^ для обработки сточных вод, которые содержат очень

^ V) ядовитые соединения, приобрел большое значение

Е е метод с использованием специально селекциони-

5 X рованных высокоадаптированных штаммов микрон £ организмов. Они, по сравнению с активным илом, Ф ф обладают большей стойкостью к токсичному дей-Ш ^ ствию загрязняющих веществ и могут потреблять

их как источник углерода и энергии [6, 7]. Использование таких штаммов в анаэробной/аноксидной и аэробной биотехнологиях позволит достичь желаемых результатов при обработке сточных вод со сложным составом. Окислительную способность сооружений биологической очистки сточных вод можно повысить путем применения штаммов бактерий, которые способны значительно снижать окислительно-восстановительный потенциал (ОВП) среды, используя имеющиеся в воде или специально внесенные неорганические соединения и элементы с переменной валентностью в качестве терминальных акцепторов электронов при окислении органических загрязнений. В отличие от более высокоорганизованных существ, микроорганизмы (преимущественно бактерии), кроме кислорода, как акцептора электронов, с этой целью могут использовать при анаэробном дыхании неорганические соединения азота, серы, хрома, железа, марганца, хлора, селена, карбонаты, теллур и другие элементы с высокой и переменной степенью окисления [8-13]. На практике очистка сточных вод селекционированными культурами бактерий стала возможна благодаря применению в биореакторах высокой концентрации микроорганизмов, необходимых для интенсивной очистки воды [14]. Для очистки воды наиболее приемлемым методом иммобилизации является ассоциация микроорганизмов-деструкторов путем адгезии на носителе, т.е. «пассивная» иммобилизация, которая базируется на использовании естественных свойств микроорганизмов прикрепляться к поверхности разных твердых субстратов или же заселять пористые материалы. Среди существующих методов иммобилизации бактерий на носителях процесс колонизации клетками твердой поверхности — более простой и естественный [15, 16]. Он позволяет получать системы, которые содержат наибольшее количество живых клеток, и полностью сохранять их биохимическую активность [17-21]. В качестве носителей могут ис-

пользоваться материалы разной природы и формы (естественные и синтетические, насыпные, структурированные материалы и т.п.).

Удерживать микробную биомассу в очистном сооружении возможно путем иммобилизации ее на волокнистых носителях с высокой удельной поверхностью адгезии1 [22]. Это дает возможность:

• равномерно распределять активную биомассу по всему объему очистного сооружения, что способствует его эффективному использованию;

• предотвращать вымывание микроорганизмов из биореактора при резких изменениях скорости подачи стока или повышении концентрации токсичных веществ;

• создавать наиболее целесообразную прямоточную систему очистки сточных вод с высокими концентрациями биомассы.

Волокнистые носители эффективны как для иммобилизации на них гидробионтов, которые ведут прикрепленный образ жизни, так и удерживания свободноплавающих гидробионтов — активных и пассивных фильтраторов, а также многочисленных водных хищников, которые образуют разветвленные трофические цепи. Одно из необходимых условий применения иммобилизованных микроорганизмов в разнообразных биотехнологических процессах — это прочность закрепления и удержания их на поверхности носителя. Доказано, что на положительно заряженных, в отличие от незаряженных волокон, образование биослоя микроорганизмов происходит быстрее, а клетки удерживаются более надежно, чем на отрицательно заряженных волокнах. Возможность формирования на волокнистых носителях пространственной структуры микроорганизмов является значительным технологическим преимуществом в сравнении с иммобилизованной на сыпучих носителях биомассой [23].

Для удаления ионов тяжелых металлов из воды необходимо организовывать локальную обработку промышленных сточных вод с использованием анаэробных микроорганизмов, которые имеют высокую популяционную стойкость. Это позволит избежать загрязнения избыточного активного ила традиционных биологических очистных сооружений тяжелыми металлами, благодаря чему избыточную биомассу после соответствующей обработки возможно использовать в сельском хозяйстве как полноценное удобрение.

Заслуживает отдельного внимания терминальный акцептор электронов при анаэробном дыхании бактерий Сг(6+), который содержится в высоких концентрациях в сточных водах металлургических, автомобилестроительных, станкостроительных, авиастроительных, а также текстильных, лакокрасочных, химических, бумажных, спичечных и мно-

1 Андриамирадо Л. и др. Технический справочник по обработке воды: в 2-х т. Т. 1 / пер. с фр. СПб. : Новый журнал, 2007. 1200 с.

гих других производств. Даже в незначительной концентрации Cr(6+) является токсичным для активного ила традиционных биологических очистных сооружений, тогда как чистые культуры бактерий некоторых таксономических групп способны восстанавливать его соединения, используя их как акцепторы электронов при дыхании.

Впервые возможность биологической деток-сикации хроматсодержащих стоков была показана В. Кореньковым и В. Романенко, которые выделили и описали бактериальную культуру, способную восстанавливать Cr(6+) до Cr(3+) [24]. Позднее в литературе появились сообщения о существовании других микроорганизмов, стойких к токсичному действию хроматов. В этих работах отмечается как отсутствие, так и существование связи между стойкостью бактерий к Cr(6+) и способностью редуцировать его в Cr(3+).

Е.И. Квасников и другие в своих исследованиях пришли к выводу, что хроматвосстанавливающая способность характерна для представителей родов Aeromonas, Esherichia, Pseudomonas, Enterobacter и она коррелируется с их высокой стойкостью к значительному содержанию иона хрома в среде. Авторами также селекционирован и описан новый вид высокоактивного хроматредукцирующего штамма — Aeromonas dechromatca [25].

Было обнаружено, что наиболее распространена способность восстанавливать Cr(6+) у бактерий рода Pseudomonas, причем проводят этот процесс как адаптированные, так и неадаптированные клетки, а блокирование синтеза белка цианидом не предотвращает восстановление хрома, что свидетельствует о неиндуцибельности хроматредукта-зы. Из исследованных 650 штаммов бактерий рода Pseudomonas лишь 0,4 % культур имеют высокую хроматредукцирующую способность, которая коррелирует с резистентностью клеток к Cr(6+) при концентрации в среде до 100 мг/дм3. Все изолированные штаммы относятся к денитрифицирующим псевдомонадам. Наиболее стойкими оказались представители видов P. fluorescens и P. putida. Однако среди не способных к денитрификации штаммов не были обнаружены хроматредукцирующие бактерии [26].

Стоит отметить, что хромредукцирующие бактерии в последнее время стали объектом изучения многих исследователей. Описаны новые штаммы бактерий, их свойства и биотехнологии, в которых использованы эти культуры [27, 28]. В научной литературе также описана способность А. calcoaceticus восстанавливать Мп(4+) до Мп(2+) [29-31]. Штамм с чрезвычайно высокой Мп(4+)-восстанавливающей способностью выделен из марганцевых руд. Авторы работы утверждают, что культура А. calcoaceticus редуцирует Мп(4+) «.. .прямым энзиматическим путем, и фермент, который осу-

< п

8 8 i Н

G Г

S 2

o со § СО

У 1

J со

u -

^ I

n °

00 з (

01

о §

E w § 2

0) 0 00 66 r 6

an

0 )

r?

O

01 В

г s

s у

с о ??

О О 10 10 О О

о о сч N о о

N N <0 <0

К <D

U 3

> (Л

С И

to in

¡1 <D <u

О ё

---' "t^

о

о <£

ществляет этот процесс, есть .... нитратредуктаза»2. Штамм Acinetobacter calcoaceticus Ас-1 является деструктором нефтепродуктов и не адаптирован ни к Мп(4+), ни к Сг(6+) [32].

Задачей проведенных в лабораторных условиях исследований являлось установление возможности использования Сг(6+)- и Мп(4+)-редукции культурами микроорганизмов различных таксонометри-ческих групп в анаэробных условиях культивирования, при непрерывном процессе в лабораторном биореакторе с волокнистой загрузкой, и установление последовательности их редукции. В качестве бактерий выбраны:

• Acinetobacter calcoaceticus Ас-1;

• Pseudomonas — P aeruginosa P-1, P. flure-scens var. Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19.

В ходе лабораторных исследований был проведен ряд опытов, позволивших изучить различные аспекты Сг(6+)- и Мп(4+)-редукции:

Опыт 1. Изменение концентрации Сг(6+) в процессе хроматредукции культурой Acinetobacter calcoaceticus Ас-1 при различных его концентрациях в среде культивирования.

Опыт 2. Исследование хроматредукцирующей способности культуры А. calcoaceticus Ас-1 в условиях непрерывного культивирования.

Опыт 3. Изменение концентрации Мп(2+) в процессе редукции Мп(4+) культурой А. calcoaceticus Ас-1 при различных количествах МпО2 в культу-ральной среде биоблока.

Опыт 4. Изменение последовательности Сг(6+)- и Мп(4+)-редукции при одновременном присутствии этих соединений в культуральной среде с микроорганизмом А. calcoaceticus Ас-1.

Опыт 5. Для подтверждения последовательности Сг(6+)- и Мп(4+)-редукции были проведены исследования с денитрифицирующими штаммами бактерий рода Pseudomonas - P aeruginosa P-1, P. flurescens var, Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19.

(Л "

со E

E о ¿г О

ю о

8 « о Е

fe ° СП ^ т- ^

<л ю

S г

iE 35

О (П №

2 Досон Р., Эллиот Д., Эллиот У., Джонс К. Справочник

биохимика. М. : Мир, 1991. 542 с.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

Опыт 1. Исследование проводили в минеральной среде М9 с микроэлементами под слоем стерильного вазелинового масла. Источником питания и донором электронов служила глюкоза в концентрации 1,6 мг/дм3. Кислород из раствора не удаляли. Биомассу для посева наращивали на МПА [33-35].

Опыт 2. Исследование хроматредукцирующей способности культуры А. сакоасе^сш' Ас-1 в условиях непрерывного культивирования проводили в лабораторном биореакторе (цилиндровая емкость высотой 45 см и диаметром 7 см) с рабочим объемом 1,25 дм3. В установке равномерно развешивали волокнистый носитель в количестве 8 г/дм3 и заполняли суспензией клеток А. сакоасе^сш Ас-1 в разбавленной дистиллированной водой (1:10) среде М9, которая содержала 8 мг/дм3 Сг(6+). Концентрация биомассы составляла 300 мг/дм3. Вазелиновое масло на поверхность раствора не наносили, т.е. в верхней части сооружения культуральная среда контактировала с воздухом. Биореактор оставляли без протока до полной редукции Сг(6+). Через семь суток культивирования, после уменьшения количества Сг(6+) до нуля, с помощью перистальтического насоса была установлена подача модельного раствора с Сг(6+) в нижнюю часть биореактора. В вытекающей из верхней части биореактора жидкости определяли концентрацию Сг(6+) и осуществляли контроль чистоты культуры путем высева на МПА. Нагрузку постепенно увеличивали от 1,5 до 8 мг/дм3.

Опыт 3. Вносили в плоскодонную колбу 100 мл культуральной среды и 6, 30, 100 мг МпО2, через девять суток определяли содержание Мп(2+). Начальная концентрация А. сакоасе^сш' Ас-1 составляла во всех опытах 350 мг/дм3.

Опыт 4. Начальное количество внесенного МпО2 составляло около 400 мг, Сг(6+) — 10 мг/дм3, концентрация А. са1соасе^сш' Ас-1 — 360 мг/дм3.

Опыт 5. Исследования проводили с начальным количеством веществ и бактерий, представленным в табл. 1.

Табл. 1. Начальное количество внесенных веществ в пятом опыте

Table 1. Initial amount of substances added within the framework of Experiment 5

Серия опытов / Successirn of experiments Начальное количество внесенного МпО2, мг / Imtial amomt of added МпО2, m mg Начальное количество внесенного Сг

а) 120 15 P. aeruginosa P-1-350

б) 150 15 P. flurescens var Pseudo-iodinum P-11-300

в) 110 16 P. Mendocina P-13-320

г) 110 13 P. stutzeri P-19-330

РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ОБСУЖДЕНИЕ

Опыт 1. На рис. 1 показано изменение концентрации Сг(6+) в процессе хроматредукции культурой АстекЬа^ег са1соасе^сш' Ас-1 при различных его концентрациях в среде культивирования. При концентрации биомассы 320 мг/дм3 (по сухому веществу) восстановление 10 мг/дм3 Сг(6+) происходит за 12-14 суток, 20 мг/дм3 Сг(6+) редуцируется за 18, а 30 мг/дм3 — за 30 суток культивирования. В ходе исследований наблюдался незначительный прирост биомассы, например, при восстановлении 30 мг/дм3 Сг(6+) концентрация биомассы составляла 460 мг/дм3 (по сухому веществу).

Следовательно, проведенные исследования показали, что А. сакоасе^сш' Ас-1 способна восстанавливать Сг(6+), используя его как терминальный акцептор электронов. Сг(6+)-редукцирующая способность неадаптированного штамма такая же, как и у других исследованных ранее культур — представителей разных таксономических групп.

« ^ Я О

я ö а о О, о Н

я +4

Sie

й ц

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 Время, сут / Time period, days

Рис. 1. Изменение концентрации Сг(6+) в процессе хроматредукции культурой Acinetobacter calcoaceticus Ас-1 при различных его концентрациях в среде культивирования

Fig. 1. Changes in the concentration of Сг(6+) in the process of chromate reduction using different concentrations of the Acinetobacter calcoaceticus Ac-1 culture in the cultivation solution

Опыт 2. Результаты работы биореактора в ходе второго эксперимента — изучение эффективности очистки воды от Сг(6+) культурой А. calcoaceticus Ас-1 в лабораторном биореакторе приведены в табл. 2.

Как видно из данных таблицы, при нагрузке на сооружение от 1,5 до 5,5 мг/дм3 в сутки по Сг(6+) культура очищает воду на 100 %. В очищенной воде Сг(6+) отсутствует. Увеличение нагрузки на сооружение до 7,0 мг/дм3 в сут (13-15 сут — время непрерывного культивирования от начала исследований) приводит к снижению эффективности редукции на 7 %. Концентрация Сг(6+) в очищенной воде составляет 0,5 мг/дм3. То есть за сутки культура А. calcoaceticus Ас-1 восстанавливает 6,5 мг/дм3 Сг(6+). Такая редуцирующая способность А. calcoaceticus Ас-1 значительно ниже описанных в научной литературе. Например, E.Coli в лабораторном биореакторе снимает до 20 мг/дм3 Сг(6+) за сут [9-11]. Это объясняется тем, что в отличие от Е. Coli, культура А. calcoaceticus Ас-1 не адаптирована к Сг(6+). Кроме того, лабораторный биореактор, который был использован, имел низкую концентрацию биомассы и недостаточно хорошие гидродинамические и массообменные свойства. На хроматредукцирующую способность культуры также негативно влиял кислород как терминальный акцептор электронов, который находился в модельном растворе и поступал в культуральную среду в результате диффузии из воздуха в верхней части биореактора.

Опыт 3. Чрезвычайно активной культура А. calcoaceticus Ас-1 оказалась в присутствии Мп(4+), как терминального акцептора электронов (рис. 2). При внесении в колбу из 100 мл культуральной среды 6 мг МпО2 через девять суток образовалось 21 мг/дм3 Мп(2+). Увеличение количества внесенного МпО2 до 30 мг приводит к образованию 120 мг/дм3 Мп(2+) за тот же промежуток времени. И наибольшее количество Мп(2+) образовалось при внесении в культуральную среду 100 мг МпО2, за девять суток концентрация Мп(2+) достигла 390 мг/дм3.

Табл. 2. Эффективность очистки воды от Cr(6+) культурой A. calcoaceticus Ас-1 в лабораторном биореакторе Table 2. Efficiency of Cr(6+) removal from the water using the A. calcoaceticus Ac-1 culture in the laboratory bioreactor

Длительность процесса, сут / Process time, days Нагрузка по Сг(6+), мг/дм3 сут / Cr(6+) loading, in mg/dm3 a day Количество восстановленного Cr(6+), мг/дм3 сут / Amount of reduced Cr(6+), in mg/dm3 a day Эффективность очистки, % / Treatment efficiency, %

1-3 1,5 1,5 100

4-6 3 3 100

7-9 4 4,0 100

10-12 5,5 5,5 100

13-15 7,0 6,5 93

16-18 8,0 7,0 87,5

< П

8 8 i H

G Г

S 2

0 CO n CO

1 о

У 1

J to

u -

^ I

n °

O 3

o о

=s (

о n

CO CO

0)

l\J co

о

об >86 c я

h о

c n

0 )

ii

0

01 В

T

s у с о

<D *

2 2 О О 2 2 О О

Рис. 2. Изменение концентрации Мп(2+) в процессе редукции Мп(4+) культурой А. calcoaceticus Ас-1 при различных количествах МпО2 в 100 см3 среды

Fig. 2. Changes in the concentration of Мп(2+) in the process of Мп(4+) reduction using the A. calcoaceticus Ac-1 culture at different amounts of мп02 per 100 cm3 of the medium

о о

N N О О tv N

<o to

X <D

U 3

> 1Л

С И

U in

¡1 <u <u

О ё

---' "t^

о

о <£

8«

w 13 со E

E о

CL° ^ с LO О

Sg

о E

fe ° со ^

T- ^

CO

со

"S

Г iE 35

О tn №

Рис. 3. Изменение концентрации Cr(6+) и Мп(4+) в процессе редукции их культурой А. calcoaceticus Ас-1 при совместном присутствии в среде и по отдельности

Fig. 3. Changes in the concentration of Cr(6+) and Мп(4+) in the process of their reduction using the A. calcoaceticus Ac-1 culture in case of their co-presence in the medium and in case of their presence in isolation from one another

Таким образом, из представленных опытов можно сделать заключение, что неадаптированная культура А. calcoaceticus Ас-1 при ограничении доступа кислорода в среду способна эффективно восстанавливать Мп(2+), используя его как терминальный акцептор электронов.

Опыт 4. В данном опыте была исследована последовательность Сг(6+) и Мп(4+) редукции при одновременном присутствии этих соединений в среде культуры А. calcoaceticus Ас-1. На рис. 3 приведены кривые изменения концентраций Сг(6+) и Мп(4+).

Как видно из кривых 1 и 2, период хро-матредукции — практически одинаковый как в присутствии МпО2, так и без него, и составляет 12 сут. Совсем другая картина наблюдается при восстановлении Мп

и без него. Интенсивная Мп(4+)-редукция культурой А. calcoaceticus Ас-1 начинается лишь после полного восстановления Сг(6+).

Опыт 5. Для подтверждения последовательности Сг(6+) и Мп(4+)-редукции, полученной в предыдущем опыте, были проведены исследования с денитрифицирующими штаммами бактерий рода Pseudomonas - P. aeruginosa P-1, P. flurescens var. Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19.

Как видно из рис. 4-7, аналогичная полученной редокс (окислительно-восстановительная) последовательность А. calcoaceticus Ас-1 присуща и денитрифицирующим псевдомонадам — сначала восстанавливается Сг(6+), а потом Мп(4+).

Рис. 4. Последовательность изменения концентрации Cr(6+) (1, 4) и Mn(4+) (2, 3) в процессе хромат и Мя^^едущии культурой P. aeruginosa P-1 при совместном их присутствии (1, 2) и отдельно (3, 4) в среде биоблока Fig. 4. The sequence of changes in the concentration of Cr (6+) (1, 4) and Mn(4+) (2, 3) in the process of chromate and Mn(4+) reduction using the P. aeruginosa P-1 culture in case of their co-presence (1, 2) and in case of their presence in isolation from one another (3, 4) in the medium

Рис. 5. Последовательность изменения концентрации Cr(6+) (1, 4) и Mn(4+) (2, 3) в процессе хромат и Mn(4+)-редукции культурой P. flurescens var. Pseudo-iodinum P-11 при совместном их присутствии (1, 2) и отдельно (3, 4) в среде биоблока Fig. 5. The sequence of changes in the concentration of Cr(6+) (1, 4) and Mn(4+) (2, 3) in the process of chromate and Mn(4+) reduction using P. flurescens var. Pseudo-iodinum P-11 in case of their co-presence (1, 2) and in case of their presence in isolation from one another (3, 4) in the medium

< П

iH G Г

S 2

0 CO § CO

1 O

У 1

J to

u -

^ I

n °

O 3

o о

=s (

о §

E w

§ 2

0) 0

SO 6

r 6

Cc §

0 )

¡1

0

01 В

T

(Л У

с о <D Ж

2 2 О О 2 2 О О

о о сч N о о

N N <о <о ¡г <и

U 3 > (Л С И

U in

¡1 <u <u

О £

---' "t^

о

о <£

8 «

™ . I

w 13

со IE

E о

CL° ^ с

ю о

s ц

о E со ^

T- ^

CO

со

S

Г

il

О tn

Рис. 6. Последовательность изменения концентрации Cr(6+) (1 и 4) и Mn(4+) (2, 3) в процессе хромат и Мп(4+)-редукции культурой P. Mendocina P-13 при совместном их присутствии (1, 2) и отдельно (3, 4) в среде биоблока Fig. 6. The sequence of changes in the concentration of Cr(6+) (1 and 4) and Mn(4+) (2, 3) in the process of chromate and Mn(4+) reduction using the P. Mendocina P-13 culture in case of their co-presence (1, 2) and in case of their presence in isolation from one another (3, 4) in the medium

Рис. 7. Последовательность изменения концентрации Cr(6+) (1 и 4) и Mn(4+) (2, 3) в процессе хромат и Мп(4+)-редукции культурой P. stutzeri P-19 при совместном их присутствии (1, 2) и отдельно (3, 4) в среде биоблока Fig. 7. The sequence of changes in the concentration of Cr(6+) (1 and 4) and Mn(4+) (2, 3) in the process of chromate and Mn(4+) reduction using the P. stutzeri P-19 culture in case of their co-presence (1, 2) and in case of their presence in isolation from one another (3, 4) in the medium.

с целью удаления тяжелых металлов

ЗАКЛЮЧЕНИЕ И ОБСУЖДЕНИЕ

Переход в технологии биологической очистки на рельсы энергоэффективности и экономии средств при эксплуатации невозможен без снижения количества используемого кислорода и, как следствие, перехода на аноксидные/анаэробные условия очистки, широкое использование терминальных акцепторов электронов вместо традиционного кислорода. В связи с этим, как возможные терминальные акцепторы электронов при анаэробном дыхании бактерий, могут выступать Сг(6+) и Мп(4). Однако даже в незначительной концентрации эти металлы являются токсичными для активного ила традиционных биологических очистных сооружений, тогда как чистые культуры бактерий некоторых таксономических групп способны восстанавливать эти соединения, используя их как акцепторы электронов при дыхании.

Проведенные опыты подтвердили, что исследованные виды бактерий Асinеtobacter calcoaceticus Ас-1, Pseudomonas — P aeruginosa P-1, P. flurescens var. Pseudo-iodinum P-11, P. Mendocina P-13, P. stutzeri P-19, традиционно относимые к облигат-ным аэробам, способны к анаэробному дыханию. Установлено, что возможно использование Сг(6+)-и Мп(4+)-редукции культурами микроорганизмов различных таксонометрических групп в анаэробных условиях культивирования, и установлена последовательность их редукции: денитрифицирующие бактерии используют МпО2 как терминальный акцептор электронов значительно эффективнее, чем Сг(6+). Микробная хроматредукция предшествует Мп(4+)-восстановлению. В процессе прохождения процессов Сг(6+)- и Мп(4+)-редукции токсичность загрязнителей снижается, образуются менее опасные Сг(4+) и Мп(2+). Использовать результаты опытов возможно при ретехнологизации очистных сооружений различных промышленных производств.

ЛИТЕРАТУРА

1. Пупырев Е.И. Энергоэффективность очистных сооружений // Сантехника. 2015. № 1. С. 17-21.

2. Баженов В.И., Березин С.Е., Самбурский Г.А. Методика расчета стоимости жизненного цикла для оборудования, систем и сооружений водоснабжения и водоотведения // НДТ. 2017. № 4. С. 21-28.

3. Эпов А.Н., КанунниковаМ.А. Анализ данных работы очистных сооружений российских городов — основа для технологического нормирования. ООО «Домкопстрой». URL: http://treatmentwater.ru/ data/documents/ANALIZ-DANNYH-RABOTY-OCh-ISTNYH-SOORUZhENIY-ROSSIYSKIH-GORO-DOV.pdf

4. Данилович Д.А., Эпов А.Н., Канунникова М.А. Анализ данных работы очистных сооружений российских городов — основа для технологического нормирования // НДТ. 2015. № 3-4. С. 19-28.

5. Павлинова И.И., Алексеев Л.С., Неверова М.А. Совершенствование методов биотехнологии в строительстве и эксплуатации систем водоснабжения и водоотведения. М. : МГСУ, 2014. 152 с.

6. Цветкова Л.И., Иваненко И.И., Новикова А.М. Восстановление Сг(6+) культурой Pseudomonas mendoscina в лабораторном биореакторе // Вода и экология: проблемы и решения. 2018. № 1 (73). С. 83-90. DOI: 10.23968/23053488.2018.23.1.83-90

7. Иваненко И.И., Новикова А.М. Биологическое восстановление Сг(+6) аэробными микроорганизмами разных таксономических групп // Вестник гражданских инженеров. 2018. № 2 (67). С. 175-183. DOI: 10.23968/1999-5571-2018-15-2-175-183

8. Хасенова Э.Ж., Махатова А.С., Молдагулова Н.Б. Оптимизация условий культивирования штаммов микроорганизмов для биологической очистки сточных вод // Актуальные проблемы гуманитарных и естественных наук. 2015. № 10. С. 44-45.

9. Dmitrenko G.N., Konovalova V.V., Eresh-ko T.V. The successive reduction of Cr(VI) and NO 3 — or Mn(IV) ions present in the cultivation medium of denitrifying bacteria // Microbiology. 2006. Vol. 75. Issue 2. Pp. 125-128. DOI: 10.1134/s0026261706020032

10. Возная Н.Ф. Химия воды и микробиология. М. : Высшая школа,1979. 340 с.

11. Баженов В.И., Эпов А.Н., Кичигина С.Е. Стабилизация илового индекса путем видовой селекции активного ила // Вода: экология и технология: Международный конгресс Экватек. 2008. С. 232-237.

12. Баженов В.И., Кичигина С.Е. Прогноз функционирования сооружений аэробной биологической очистки // Экология и промышленность России. 2007. № 10. С. 28-31.

13. Пименов Н.В., Захарова Е.Е., Брюханов А.Л., Корнеева В.А., Кузнецов Б.Б., Турова Т.П. и др. Активность и структура сообщества сульфат-редуцирующих бактерий в осадках южной котловины оз. Байкал // Микробиология. 2014. Т. 83. № 2. С. 180-190. DOI: 10.7868/S0026365614020177

14. Гвоздяк П.И. Иммобилизованные микроорганизмы в очистке сточных вод от ксенобиотиков // Иммобилизованные клетки в биотехнологии: сб. науч. тр. Киев, 2017. С. 56-62.

15. Френк Т., Коста М., Эйхенбергер И. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов / пер. с англ. М. : Мир, 1993. 366 с.

< п i н

G Г

S 2

0 со § СО

1 2 y 1

J со

u -

^ I

n °

o 2

=! (

О §

§ 2

0) 0 26 r 6

2 )

Г?

0

01 В

T

s

s у с о <D *

О О 10 10 О О

о о сч N о о

N N <0 <0

* <D

U 3

> (Л

С И

to in

i! <D <u

O í¿

---' "t^

O

o <£

8«

™ . 9 w

со E

E o cl°

^ с

ю o

s H

o E

en ^

T- ^

со со

i

í!

o iñ

16. Тимонин А.С. Инженерно-экологический справочник. Т. 2. Калуга : Изд-во Н. Бочкаревой, 2003. С. 504-515.

17. Боброва М.В., Глоба Л.И. Влияние природы носителя на эффективность очистки природной воды // Химия и технология воды. 1995. Т. 17. № 4. С. 438-443.

18. Могилевич Н.Ф., Гвоздяк П.И., Цин-берг М.Б., Романова E.H. Активность свободных и иммобилизованных клеток Azotobacter vinelan-dii — деструктора этиленгликоля // Микробиология. 1992. Т. 61. № 3. С. 431-437.

19. Гвоздяк П.И., Могилевич Н.Ф., Любчен-ко О.А. Очистка сточных вод от неорганических соединений азота иммобилизованными микроорганизмами // Микробиологический журнал. 1994. Т. 56. № 4. С. 54-55.

20. Любченко О.А., Могилевич Н.Ф. Влияние носителя на активность нитрификации в очистке воды // Химия и технология воды. 2006. № 3. С. 36-41.

21. Niftrik L.A., Fuerst J.A., Damsté J.S.S., Kue-nen J.G., Jetten M.S.M., Strous M. The anammoxo-some: an intracytoplasmic compartment in anammox bacteria // FEMS Microbiology Letters. 2004. Vol. 233. Issue 1. Pp. 7-13. DOI: 10.1016/j.femsle.2004.01.044

22. Айрапетян Т.С., Карагяур А.С. Теоретические исследования биологической очистки в комбинированных аэротенках с прикрепленным биоценозом // Науковий вюник будiвництва. 2018. Т. 91. № 1. С. 200-204. DOI: 10.29295/2311-7257-2018-911-200-205

23. ДобрынинаЛ.Ф., ЦинбергМ.Е. и др. Изучение пространственной сукцессии микроорганизмов в установке микробной очистки загрязненных сточных вод // Химия и технология воды. 1993. Т. 15. № 1. С. 71-73.

24. Романенко В.И., Кореньков В.Н. Чистая культура бактерий, использующих хроматы и бих-роматы в качестве акцептора водорода при развитии в анаэробных условиях // Микробиология. 1977. Т. 46. № 3. С. 414-417.

25. Квасников Е.И., Клюшникова Т.М., Касаткина Т.П. Бактерии, восстанавливающие тяжелые металлы в природе // Микробиология. 1988. Т. 57. № 4. С. 680-685.

Поступила в редакцию 12 апреля 2020 г. Принята в доработанном виде 6 мая 2020 г. Одобрена для публикации 28 мая 2020 г.

Об авторах: Ирина Ивановна Иваненко — кандидат технических наук, доцент, доцент кафедры водопользования и экологии; Санкт-Петербургский государственный архитектурно-строительный университет (СПбГАСУ); 190005, г. Санкт-Петербург, 2-я Красноармейская ул., д. 4; i5657@mail.ru;

26. Квасников Е.И., Клюшникова Т.М., Касаткина Т.П. Резистентность бактерий к соединениям тяжелых металлов // Микробиологический журнал. 1988. Т. 50. № 6. С. 24-27.

27. Chirwa E.N. Simultaneous chromium(VI) reduction and phenol degradation in an anaerobic consortium of bacteria // Water Research. 2000. Vol. 34. Issue 8. Pp. 2376-2384. DOI: 10.1016/s0043-1354(99)00363-2

28. Chirwa E.N., Wang Y.T. Simultaneous chromium(VI) reduction and phenol degradation in a fixed-film coculture bioreactor: reactor performance // Water Research. 2001. Vol. 35. Issue 8. Pp. 1921-1932. DOI: 10.1016/s0043-1354(00)00472-3

29. Каравайко Г.И., Юрченко В.А., Ремизов В.И., Клюшникова Т.М. Восстановление MnO2 бесклеточными экстрактами Acinetobacter caloaceti-cus // Микробиология. 1986. Т. 55. № 5. С. 105-114.

30. Цветкова Л.И., Иваненко И.И., Новикова А.М. Изучение использования Мп (4+) как терминального акцептора электронов для нитратредукти-рующих аэробных микроорганизмов // Биотехнология в интересах экологии и экономики Сибири и Дальнего Востока : мат. V Всеросс. науч.-практ. конф., 25-27 июня 2018 г. Улан-Удэ : Изд-во ВСГУТУ, 2018. С. 85-90.

31. Вудворд Дж. Иммобилизованные клетки и ферменты. М. : Мир, 1988. 250 с.

32. Кузнецов С.И., Дубинина Г.А. Методы изучения водных микроорганизмов. М. : Наука, 1989; 288 с.

33. Убайдуллаева А.К. Роль гетеротрофных бактерий в восстановлении элементов с переменной валентностью : автореф. кан. биол. наук. Алматы : НАН Казахстан, Институт микробиологии и вирусологии, 1993. 19 с.

34. Мольков Д.В. Накопление и потребление внутриклеточных запасных веществ Acinetobacter calcoaceticus и Escherichia coli : диса кан. биол. наук. Пермь, 2001. 126 с.

35. Ashkenazi H., Nitzan Y. Photoinactivation of Acinetobacter baumannii by photosensitizers // Proc. 5th Int. Symp. on the Biology of Acinetobacter. Netherlands, 2000. P. 41.

Антонина Михайловна Новикова — старший лаборант кафедры водопользования и экологии; Санкт-

Петербургский государственный архитектурно-строительный университет (СПбГАСУ); 190005, г. Санкт-Петербург, 2-я Красноармейская ул., д. 4.

с целью удаления тяжелых металлов

REFERENCES

1. Pupyrev E. I. Energy efficiency of treatment facilities. Plumbing. 2015; 1:17-21. (rus.).

2. Bazhenov V.I., Berezin S.E., Sambursky G.A. Method of calculation of life cycle cost for equipment, systems and structures of water supply and water disposal. BAT. 2017; 4:21-28. (rus.).

3. Epov A.N., Kanunnikov M.A. Analysis of Data of Work of Treatment Facilities of Russian Cities — Basis for Technological Rationing. "LLC" Domkopstroi. URL: http://treatmentwater.ru/data/documents/ANAL-IZ-DANNYH-RABOTY-OChISTNYH-SOORU-ZhENIY-ROSSIYSKIH-GORODOV.pdf (rus.).

4. Danilovich D.A., Epov A.N., Kanunnikov M.A. Analysis of data of work of treatment facilities of Russian cities — the basis for technological rationing. BAT. 2015; 3-4:19-28. (rus.).

5. Pavlinova I.I., Alekseyev L.C., Neverova M.A. Improvement of biotechnology methods in the construction and operation of water supply and sanitation systems. Moscow, MGSU, 2014; 152. (rus.).

6. Tsvetkova L.I., Ivanenko I.I., Novikova A.M. Restoration Sr (6) culture Pseudomonas mendoscina in laboratory bioreactor. Water and Ecology: Problems and Solves. 2018; 1(73):83-90. DOI: 10.23968/23053488.2018.23.1.83-90 (rus.).

7. Ivanenko I.I., Novikova A.M. CR(6+) biological recovery with aerobic microorganisms of different taxonomic groups. Bulletin of Civil Engineers. 2018; 2(67):175-183. DOI: 10.23968/1999-5571-2018-15-2175-183 (rus.).

8. Hasenova E.J., Mahatov A.S., Moldagu-lova N.B. Optimization of conditions of cultivation of strains of microorganisms for biological treatment of waste water. Current Problems of Humanities and Natural Sciences. 2015; 10:44-45. (rus.).

9. Dmitrenko G.N., Konovalova V.V., Eresh-ko T.V. The successive reduction of Cr(VI) and NO 3 — or Mn(IV) ions present in the cultivation medium of denitrifying bacteria. Microbiology. 2006; 75(2):125-128. DOI: 10.1134/s0026261706020032

10. Vovodaya N.F. Chemistry of Water and Microbiology. Moscow, Higher School, 1979; 340. (rus.).

11. Bazhenov V.I., Epov A.N., Kichigina S.E. Stabilization of sludge index by species selection of active sludge. Water: Ecology and Technology: International Congress Ekvatek. 2008; 232-237. (rus.).

12. Bazhenov V.I., Kichigina S.E. Forecast of operation of aerobic biological purification facilities. Ecology and industry of Russia. 2007; 10:28-31. (rus.).

13. Pimenov N.V., Zakharova E.E., Brukha-nov A.L., Korneeva V.A., Kuznetsov B.B., Turov T.P. et al. Activity and structure of the community of sul-fate-reducing bacteria in the sediments of the southern of Lake Baikal. Microbiology. 2012; 83(2):180-190. DOI: 10.7868/S0026365614020177 (rus.).

14. Nail P.I. Immobilized microorganisms in the treatment of waste water from xenobiotics. Immobilized Cells in Biotechnology: Scientific works. Kiev, 2017; 56-62. (rus.).

15. Frank T., Costa M., Eichenberger I. Some issues of metal ion toxicity. Moscow, World, 1993; 366. (rus.).

16. Timonin A.S. Engineering and Environmental Directory. Vol. 2. Kaluga, N. Bockareva, 2003; 504-515. (rus.).

17. Bobrov M.V., Globe L.I. Influence of the nature of the carrier on the efficiency of natural water purification. Chemistry and Water Technology. 1995; 17(4):438-443. (rus.).

18. Mogilevich N.F., Kolozhyak P.I., Tsin-berg M.B., Romanova E.H. Activity of free and immobilized Azotobacter vinelandii cells — ethylene glycol destructor. Microbiology. 1992; 61(3):431-437. (rus.).

19. Kolovyak P. I., Mogilevich N.F., Lubchen-ko O.A. Treatment of waste water from inorganic nitrogen compounds by immobilized microorganisms. Microbiological Journal. 1994; 56(4):54-55. (rus.).

20. Lubchenko O.A., Mogilevich N.F. Influence e

w o

of the carrier on nitrification activity in water purifica- J h tion. Chemistry and Water Technology. 2006; 3:36-41. X |

(rus ). I 3

21. Niftrik L.A., Fuerst J.A., Damste J.S.S., U c Kuenen J.G., Jetten M.S.M., Strous M. The anam- . 0 moxosome: an intracytoplasmic compartment in anam- o S mox bacteria. FEMS Microbiology Letters. 2004; h ^ 233(1):7-13. DOI: 10.1016/j.femsle.2004.01.044 £

22. Ayrapetyan T.S., Karagyaur A.S. Theoretical r — research of biological purification in combined aeroten- l 3 ics with attached biocenosis. Naukovyi vnik budnitva. ° (( 2018; 91(1):200-204. DOI: 10.29295/2311-7257-2018- o 7 91-1-200-205 (rus.).

23. Dobrinina L.F., Tsinberg M.E. et al. Study § $ of spatial succession of microorganisms in the microbial n 2 treatment plant of contaminated waste water. Chemistry n 0 and Water Technology. 1993; (1):71-73. (rus.). 6

24. Romanenko V.I., Korenkov V.N. A pure § 0 culture of bacterial cells assimilating chromates and e bichromates as hydrogen acceptors when grown u i under anaerobic conditions. Microbiology. 1977;  ) 46(3):414-417. (rus.). < *

25. Kwasnikov E.I., Klusnikov T.M., Kasat- ¡r  kin T.J. Bacteria reducing heavy metals in nature. Mi- 3 1 crobiology. 1988; 57(4):680-685. (rus.). 5 O

26. Kwasnikov E.I., Klusnikov T.M., Kasatkin T.K. 0 ? Resistance of bacteria to heavy metal compounds. Micro- $ y biological Journal. 1988; 50(6):24-27. (rus.). g g

27. Chirwa E.N. Simultaneous chromium(VI) wo1 reduction and phenol degradation in an anaerobic con- g g sortium of bacteria. Water Research. 2000; 34(8):2376- g g 2384. DOI: 10.1016/s0043-1354(99)00363-2

S г

iE 3s

О tn

28. Chirwa E.N., Wang Y.T. Simultaneous chromium(VI) reduction and phenol degradation in a fixed-film coculture bioreactor: reactor performance. Water Research. 2001; 35(8):1921-1932. DOI: 10.1016/ s0043-1354(00)00472-3

29. Karavayko G.I., Yurchenko V.A., Remi-zov V.I., Klusnikov T.M. Restoration MnO2 cell-free extracts Acinetobacter caloaceticus. Microbiology. 1986; 55(5):105-114. (rus.).

30. Tsvetkova L.I., Ivanenko I.I., Novikova A.M. Study of the use of Mn (4) as a terminal electron acceptor for nitrate reducing aerobic microorganisms. Biotechnology for Ecology and Economy of Siberia and the Far East: materials V of the All-Russian Scientific and Practical Conference. 2018; 85-90. (rus.).

31. Woodward J. Immobilized cells and enzymes. Moscow, World, 1988; 250. (rus.).

32. Kuznetsov S.I., Dubinin G.A. Methods of studying aquatic microorganisms. Moscow, Science, 1989; 288. (rus.).

33. Ubaidullayeva A.K. The role of heterotrophic bacteria in the restoration of elements with variable valence : abstract of the candidate of biological Sciences. Almaty, National Academy of Sciences, Institute of Microbiology and Virology, 1993; 19. (rus.).

34. Molkov D.V. Accumulation and consumption of intracellular spare substances Acinetobacter calco-aceticus and Escherichia coli: abstract of the candidate of biological Sciences. Perm, 2001; 126. (rus.).

35. Ashkenazi H., Nitzan Y. Photoinactivation of Acinetobacter baumannii by photosensitizers. Proc. 5th Int. Symp. on the Biology of Acinetobacter. Netherlands, 2000; 41.

о о

N N О О tv N

<o to

X <D U 3

> in с и

to in

¡1 <D ф

Received April 12, 2020.

Adopted in a revised form on May 6, 2020.

Approved for publication May 28, 2020.

Bionotes: Irina I. Ivanenko — Candidate of Technical Science, Associated Professor, Associated Professor of the Department of Water use and ecology; Saint-Petersburg State University of Architecture and Civil Engineering (SPbGASU); 4 2nd Krasnoarmeyskaya st., Saint Petersburg, 190005, Russian Federation; i5657@mail.ru;

Antonina M. | Novikova] — senior assistant; Saint-Petersburg State University of Architecture and Civil Engineering (SPbGASU); 4 2nd Krasnoarmeyskaya st., Saint Petersburg, 190005, Russian Federation.

О ё —

о

о У

8 «

z  i

w «

со E

E о

CL° ^ с

ю о

S «

о E со ^

T- ^

CO CO