Серед перспективних та екологічно прийнятних методів відновлення навколишнього середовища пріоритет надається біологічним підходам (біоремедіація, фіторемедіація), тобто очищенню ґрунтів та води за допомогою специфічних природних мікроорганізмів та рослин (Koshlafet al. 2017; Rigoletto et al. 2020; Mishra et al. 2021). У розвитку біотехнологій важливим завданням є створення активних мікробних та рослинних агентів, при цьому перевага надається консорціумам на основі автохтонної мікробіоти, виділеної із забруднених ділянок, та толерантних рослин. Наразі методи біоремедіації широко використовуються у світовій практиці для in situ ремедіації ґрунтів, забруднених нафтопродуктами (Koulet al. 2018; Villalba Primitz et al. 2021). Біоремедіація вважається найекономічнішою технологією відновлення техногенно порушених ґрунтів (Landa-Acuña et al. 2020), витрати на яку коливаються від 5 до 300 доларів США за кубічний метр залежно від застосованого методу. Для порівняння, фізико-термічна обробка та спалювання коштують близько 600 та 2000 доларів США за кубічний метр відповідно, що значно перевищує вартість біоремедіації (Bianco et al. 2023). Основна складова витрат на біоремедіацію залежить від типу та рівня забруднення, а також від транспортування та зберігання донних відкладень для обробки ex situ.
Однак, навіть за наявності активних рослин і мікроорганізмів, біоремедіація часто обмежена гідрофобністю та токсичністю забруднюючих речовин, а також їх низькою біодоступністю через сильну сорбцію на частинках ґрунту (Souzaet al. 2014; Jimoh et al. 2019; Gaur et al. 2021). У зв’язку з цим актуальним завданням є розробка комплексних підходів до ремедіації, зокрема, шляхом використання ефективних стимуляторів. Такі стимулятори можуть включати поверхнево-активні речовини (ПАР), найбільш перспективними з яких є ті, що мають природне походження (біоповерхнево-активні речовини) (Chaprão et al. 2015). Біоповерхнево-активні речовини, порівнянні за ефективністю із синтетичними ПАР, водночас є екологічно чистими.
Завдяки своїм фізико-хімічним властивостям (десорбція гідрофобних речовин з ґрунту, солюбілізація та зниження поверхневого та міжфазного натягу розчинів), а також своїй біологічній активності, біосурфактанти можуть значно підвищити ефективність деградації та видалення забруднюючих речовин мікроорганізмами та рослинами (Galabova et al. 2014; Liao et al. 2016). Бісурфактанти широко вивчаються в дослідженнях біоремедіації ґрунтів, забруднених стійкими забруднювачами, такими як вуглеводні та важкі метали (Eras-Muñoz et al. 2022).
Одним з найвідоміших біосурфактантів є рамноліпіди–гліколіпіди, що складаються з однієї або двох рамнозних одиниць, ацетильованих до трьох довголанцюгових гідроксижирних кислот (Esposito et al. 2023). Більшість рамноліпідних біосурфактантів виробляються бактеріями роду Pseudomonas (Kashif et al. 2022). Їхні властивості забезпечують солюбілізацію гідрофобних сполук у водній фазі, утворення емульсій та модифікацію клітинних поверхонь (Varjani and Upasani 2017). Присутність рамноліпідів покращує контакт між мікробними клітинами та гідрофобними органічними забруднювачами, що, у свою чергу, посилює метаболічну активність мікроорганізмів, що деградують вуглеводні, та підвищує ефективність ремедіації (Khoshkholgh Sima et al. 2019). Існує кілька можливих механізмів біодеградації органічних забруднювачів за допомогою рамноліпідів (Gaur et al. 2022). Перший – це солюбілізуючий ефект біосурфактанта, який сприяє руйнуванню гідрофобних забруднювачів, збільшуючи їхню біодоступність (Markande et al.2021). Другий – це сприяння прямому зв’язуванню мікроорганізмів з органічними забруднювачами шляхом модуляції клітинної гідрофобності (Bao et al. 2022). Також рамноліпіди впливають на ріст і підвищують імунітет рослин (Crouzet et al. 2020). Такі переваги рамноліпідів можна використовувати для покращення рекультивації ґрунту різних об’єктів нафтовидобутку.
Також слід відзначити хімічні окислювачі, зокрема пероксид кальцію, які можуть сприяти первинному окисленню забруднюючих речовин та одночасно активувати біоремедіацію шляхом посилення аерації (у ґрунті чи воді), що є важливим для мікроорганізмів, що розкладають вуглеводні. Крім того, CaO2 поглинає вуглекислий газ, що виділяється під час окислення нафтопродуктів, утворюючи карбонат кальцію, що сприяє покращенню хімічного складу ґрунту (Pagliarani et al. 2012).
У нашому дослідженні біоремедіацію було застосовано до чистих ґрунтів з реальних ділянок нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз» (Долина, Івано-Франківська область, Україна). Експеримент тривав 1,5 роки, початковий рівень забруднення нафтою становив 9,5%. Основними перевагами технологій біоремедіації є екологічна безпека, простота застосування та економічна доступність. Біоремедіація in situ є найбільш ефективною при концентраціях забруднення до 10%. Для досягнення оптимальних результатів вважається необхідним оцінити стан забруднення конкретної ділянки та застосувати комбінацію біоагентів та активаторів. Тому підхід, представлений у цій статті, є економічно доцільним для використання на територіях реальних ділянок, забруднених нафтопродуктами в концентраціях до 10%.
Метою дослідження була розробка ефективних стратегій біоремедіації для відновлення забруднених нафтою ґрунтів з використанням біологічних агентів (мікроорганізмів та рослин) та активаторів (біогенних поверхнево-активних речовин, окислювачів) з різними механізмами дії, а також перевірка їхньої ефективності на ґрунтах місць видобутку нафти.
Для вивчення ефективності біоремедіації було використано нафтозабруднений глинистий ґрунт з території Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз» (Долина, Івано-Франківська область). Склад ґрунту був наступним: глина – 56%, пісок – 30%, мул – 10%, інші – 4%; pH – 6–6,5, вміст нафти – 9,5%. Як ремедіаційний агент використовували консорціум автохтонних мікроорганізмів, що деградують вуглеводні (мікробний препарат D), а як ремедіаційні рослини – горох польовий (Pisum arvense L.) та сорго – суданську траву (Sorghum bicolor subsp. drummondii). Як активатори використовували рамноліпідний біокомплекс (RBC), продукт мікробного синтезу Pseudomonas sp. Використовували штам PS-17 (Semeniuk et al. 2020) та хімічний окислювач пероксид кальцію (CaO2) (PIW «Impuls», Польща).
Мікроорганізми, що деградують вуглеводні, були виділені з ґрунтів з тривалим нафтовим забрудненням (Нафтогазовидобувне управління «Долинанафтогаз») методом накопичувальної культури (Сегі, 1983). Ізоляти послідовно висівали на середовище Шишкіної-Троценка з використанням сирої нафти, дизельної фракції або вазелінової олії як джерел вуглецю. Були отримані стабільні консорціуми мікроорганізмів, що деградують вуглеводні, які надалі розділяли на штами. Їхнє родове походження визначали за допомогою морфологічних та цитологічних досліджень. Первинну ідентифікацію проводили шляхом посіву на селективні агаризовані поживні середовища. Отриманий препарат D складається з суміші Rhodococcus sp. та Gordonia sp. – консорціуму автохтонних мікроорганізмів, що деградують вуглеводні (1:1).
Дрібноділяльний дослід було проведено на забруднених нафтою ґрунтах Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз» протягом 1,5 років. Ґрунт попередньо обробляли мікробним препаратом D у співвідношенні 50 мл мікробної суспензії (5 × 106 КУО/мл) на 1 кг ґрунту. В одному з варіантів досліду ґрунт обробляли CaO2 у концентрації 3 г/кг, який змішували з усім об’ємом ґрунту. Підготовлений ґрунт залишали на 14 днів, після чого висівали рекультиваційні рослини – польовий горох або сорго. Передпосівну обробку насіння рослин проводили біосурфактантом RBC (0,01 г/л) протягом 3 годин, контрольною обробкою використовували воду.
Вміст перекису водню вимірювали спектрофотометричним методом у гомогенатах рослин після центрифугування (Chen et al. 1999). Один мілілітр супернатанту змішували з 3 мл 0,1% Ti(SO4)2, а інтенсивність кольору оцінювали при 410 нм за допомогою спектрофотометра Shimadzu UVmini-1240 (Shimadzu Corp., Японія). Вміст H2O2 виражали в мМ/г сирої маси. Перекисне окислення ліпідів (ПОЛ) у клітинах рослин оцінювали шляхом визначення вмісту малонового діальдегіду (МДА) на основі його взаємодії з 2-тіобарбітуровою кислотою. Ця реакція призвела до утворення забарвленої сполуки з максимумом поглинання при 532 нм, яку вимірювали спектрофотометрично (Bagnyukova et al. 2007).
Зразки ґрунту після процесу біоремедіації екстрагували тетрахлорметаном (або толуолом) в апараті Сокслета. Екстракт очищали від полярних сполук за допомогою хроматографічної колонки з оксидом алюмінію, а розчинник випаровували у вакуумі. Залишковий вміст олії визначали гравіметрично (Лур’є, 1973).
Активність дегідрогенази визначали колориметричним методом з 2,3,5-трифенілтетразолію хлоридом (TTC) (Casida et al. 1964). Зразки ґрунту (6 г) інкубували з TTC протягом 24 годин, потім екстрагували ацетоном. Поглинання екстрактів вимірювали при 485 нм за допомогою спектрофотометра Shimadzu UVmini-1240 (Shimadzu Corp., Японія). Активність дегідрогенази розраховували за калібрувальним рівнянням відповідно до кількості утвореного 1,3,5-трифенілформазану (TPF) (мкг TPF на грам ґрунту за 24 години).
Кількість ґрунтових мікроорганізмів визначали методом серійних розведень за Пастером (Segi 1983). Один грам ґрунту асептично вносили в колбу, що містила 50 мл стерильної води, та перемішували до отримання суспензії. Після відстоювання 1 мл асептично переносили в пробірку з 9 мл стерильної води до розведення 1:1000. З першої пробірки 1 мл суміші асептично переносили в другу, з другої – в третю і т.д., отримуючи послідовні розведення. З кожної пробірки 1 мл суспензії асептично вносили в чашку Петрі (з 20 мл поживного середовища), інкубували протягом 5 днів при 30°C, після чого розраховували КУО (колонієутворювальні одиниці) на основі кількості колоній згідно з розведеннями.
Фітотоксичність ґрунтів, забруднених нафтою, оцінювали методом Берестецького за допомогою тестів на схожість редьки посівної (Raphanus sativus L.) та крес-салату посівного (Lepidium sativum L.) у чашках Петрі (7 днів, 23–25°C, у темряві). Вологість субстрату підтримували на рівні 70–80% від загальної вологоємності, контрольним варіантом був ґрунт посівного. Реєстрували схожість насіння та морфометричні показники розсади (довжина та маса коренів і пагонів), а також розраховували фітотоксичний ефект (ФЕ, %) (Берестецький, 1971).
Усі експерименти проводили у трьох повторностях, а результати представлені у вигляді середніх значень ± стандартні відхилення (n = 3). Експериментальні дані обробляли за допомогою Microsoft Excel 2010. Різниці між експериментальними групами додатково аналізували за допомогою пакету програмного забезпечення Statistica версії 12.0 (StatSoft, Талса, Оклахома, США). Різниці вважали статистично значущими при p < 0,05 (Кучеренко та ін., 2001).
Рисунок 1. Вміст перекису водню та малон-діальдегіду в польовому горосі та сорго після 3 місяців біоремедіації нафтозабрудненого ґрунту з території Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз»; RBC – рамноліпідний біокомплекс (0,01 г/л); D – мікробний препарат; початковий вміст нафтозабрудненого – 9,5%
Забруднення ґрунту нафтою суттєво впливає на ріст рослин, біохімічні показники та адаптацію до умов навколишнього середовища (Gospodarek et al. 2021). Щоб протидіяти негативному впливу забруднення, рослини можуть активувати комплекс біохімічних та фізіологічних процесів. До них належать видалення, кон’югація у внутрішньоклітинні сполуки, компартменталізація кон’югатів у клітинах, розкладання, перетворення забруднювачів на стандартні метаболіти або їх мінералізація (Kvesitadze 2013). Для сучасних технологій біоремедіації важливим завданням є вибір ефективних активаторів ремедіації. Для оцінки інтенсивності окисно-відновних процесів, що характеризують негативний вплив факторів навколишнього середовища на рослини, було визначено вміст перекису водню та малонового діальдегіду (Рисунок 1).
Зниження досліджуваних параметрів спостерігалося у рослин польового гороху та сорго після обробки насіння розчином RBC: вміст перекису водню на 46% та 19% відповідно, малонового діальдегіду на 48% та 28% порівняно з контролем (Рисунок 1). Перекис водню діє як вторинний месенджер у стресовій сигналізації та служить індикатором пошкодження клітин (Černý et al. 2018). Його накопичення може бути результатом сольового стресу, охолодження, механічних пошкоджень, дефіциту поживних речовин, патогенної інфекції або забруднення навколишнього середовища (Khedia et al. 2019). Sanchez et al. (2012) продемонстрували, що рамноліпідні біосурфактанти з Pseudomonas aeruginosa викликають імунну відповідь у Arabidopsis thaliana, індукуючи накопичення сигнальних молекул та активуючи гени захисту. За даними Dupuy et al. (2016), підвищений рівень малонового діальдегіду порушує фізіологію рослин, що зазнають вуглеводневого стресу, зрештою пригнічуючи ріст коренів. Аналогічно, Ель-Шештаві та ін. (2022) вивчали вплив біосурфактантів з Bacillus megaterium, що використовуються для передпосівної обробки насіння, на ріст та якість Lactuca sativa за токсичного впливу важких металів. Їхні результати показали, що біосурфактанти B. megaterium значно покращили морфологічні характеристики, вміст проліну та активність антиоксидантних ферментів, водночас помітно знижуючи рівень H2O2 та перекисне окислення ліпідів (Ель-Шештаві та ін., 2022).
Згідно з отриманими результатами, окислювальні реакції у рослин, що ростуть на забрудненому ґрунті, активувалися, про що свідчить підвищений рівень MDA та H2O2, що може відображати зменшення загального впливу забруднення. Після передпосівної обробки насіння розчином RBC ці параметри значно знизилися, що свідчить про покращення адаптивної здатності рослин до забруднюючих речовин. Ці результати узгоджуються з нашими попередніми лабораторними дослідженнями впливу біосурфактантів на ріст рослин у модельних ґрунтах, забруднених нафтою (Banya et al. 2015; Karpenko et al. 2015). Більше того, зниження окислювальних реакцій було більш вираженим у польового гороху, ніж у рослин сорго (Рисунок 1).
Для оцінки ефективності розроблених підходів біоремедіації було проведено дослідження впливу біологічних факторів та стимуляторів на ремедіацію забруднених нафтою ґрунтів (початковий вміст нафти 9,5% мас./мас.) на об’єктах Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз» у дрібносерійному експерименті. Основними параметрами, що використовувалися для оцінки ефективності ремедіації, були залишковий вміст нафти в ґрунтах, активність дегідрогенази та кількість ґрунтових мікроорганізмів. Ці показники вимірювали через три місяці після першої обробки забрудненого ґрунту (табл. 1).
Згідно з даними (Таблиця 1), після 3 місяців біоремедіації всі експериментальні варіанти показали зниження вмісту олії порівняно з контролем. Найбільший ефект був досягнутий при комбінованому використанні мікробного препарату, біосурфактантів та CaO2, де залишковий вміст олії зменшився на 50,8% порівняно з контролем. Цей ефект поверхнево-активних речовин можна пояснити розчинністю гідрофобних забруднювачів та їхньою здатністю підвищувати проникність мембран мікробних клітин та активність ферментів (Eras-Muñozet al. 2022).
Забруднення ґрунту нафтою пов’язане з дефіцитом води у рослин, що вирощуються в таких умовах (da Silva Correa et al. 2022). Зміни властивостей ґрунту вода-повітря призводять до утворення непроникної масляної плівки, яка оточує насіння та запобігає проростанню (Zió3kowska et al. 2010; da Silva Correa et al. 2022). Розкладання нафтових забруднювачів ще більше посилюється CaO2, який, згідно з літературою, сприяє частковому окисленню забруднювачів, покращує аерацію ґрунту та тим самим стимулює мікробну ремедіацію (López et al. 2009; Karpenko et al. 2009).
У польових дослідах Гаргурі та ін. (2013) та Белло-Акіношо та ін. (2017) повідомляли, що консорціуми різних мікроорганізмів демонстрували значну ефективність видалення вуглеводнів із забруднених ґрунтів. У нашому дослідженні значного покращення також було досягнуто завдяки поступовому застосуванню мікробного препарату в поєднанні з посівом польового гороху, насіння якого було попередньо оброблено розчином RBC. Ще одним важливим показником, що характеризує інтенсивність процесу ремедіації та «здоров’я ґрунту», є активність ґрунтдегідрогенази. В усіх варіантах досліду активність дегідрогенази показала значне збільшення: польовий горох + D + RBC – у 2,2 рази вище, сорго + D + RBC – у 2,7 рази вище, та D + RBC + CaO2 – у 2,3 рази вище порівняно з контролем. Це відображає підвищення функціональної активності ґрунтової біоти, зокрема мікроорганізмів, що деградують вуглеводні.
Рисунок 2. Зв’язок між вмістом нафтозабрудненого ґрунту та кількістю ґрунтових мікроорганізмів після 3 місяців біоремедіації нафтозабрудненого ґрунту. RBC – рамноліпідний біокомплекс (0,01 г/л), D – мікробний препарат, початковий вміст нафтозабрудненого ґрунту – 9,5%
Ще одним ключовим параметром процесу ремедіації є загальна кількість мікроорганізмів, включаючи деградатори вуглеводнів (Таблиця 1, Рисунок 2). Найкращі результати були отримані у варіантах з мікробним препаратом у поєднанні з рослинами (5 × 10⁶ КУО/г) та з мікроорганізмами + біосурфактантами + CaO2 (7 × 10⁶ КУО/г) (Sihag et al. 2014). Література вказує, що для ефективного біодеградації вуглеводнів популяція ґрунтових бактерій зазвичай коливається від 10⁶ до 10⁶ КУО/г, тоді як рівні нижче 10⁶ КУО/г відповідають нижчому потенціалу біодеградації. Збільшення популяції мікробів, що деградують вуглеводні, значно підвищує як швидкість, так і ефективність біодеградації (Roy et al. 2018; Varjani et al. 2019). Виходячи з отриманих результатів, польовий горох виявився найбільш толерантною та перспективною рослиною для ремедіації, і тому його використовували на наступних етапах очищення ґрунту.
Рисунок 3. Динаміка вмісту нафтозабруднених речовин у ґрунті Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз» при комплексній біоремедіації. RBC – рамноліпідний біокомплекс (0,01 г/л), D – мікробний препарат, початковий вміст нафтозабруднених речовин – 9,5%
Було встановлено лінійну залежність між зміною вмісту нафтових забруднювачів та кількістю ґрунтових мікроорганізмів (Рисунок 2) у варіантах з мікробним препаратом, рослинами та біосурфактантом. Цей ефект можна пояснити стимуляцією росту кореневої системи рослин рамноліпідними біосурфактантами в умовах забруднення нафтою (Banya et al. 2015; Karpenko et al. 2015). У міру розвитку коренева система виділяє ексудати (цукри, амінокислоти) у ґрунт, які метаболізуються ґрунтовими мікроорганізмами. Це, у свою чергу, впливає як на чисельність, так і на таксономічне різноманіття мікроорганізмів у ризосфері (Correa-García et al. 2018; Vives-Peris et al. 2020). Така взаємодія також може свідчити про посилену деградацію вуглеводнів та покращену активність ґрунтової мікробіоти, що слугує маркерами покращеної якості ґрунту. Моніторинг забруднених нафтою ґрунтів протягом 17 місяців ремедіації показав, що всі застосовані комбінації біологічних агентів та активаторів були ефективними (Рисунок 3).
На першому етапі ремедіації ґрунту найбільше зниження вмісту нафтопродуктів спостерігалося у варіанті з мікробним препаратом та польовим горошком (насіння, оброблене розчином RBC). Після 12 місяців ремедіації найкращі результати були отримані з комбінацією мікроорганізмів, біосурфактанту та CaO2, де вміст вуглеводнів знизився до 4,5% (табл. 2). Однак, після 17 місяців експерименту залишковий вміст олії також значно знизився в інших варіантах з рослинами, мікробним препаратом та біосурфактантами.
Через 17 місяців вміст вуглеводнів у ґрунті зменшився у 3–7 разів порівняно з початковим рівнем (Рисунок 3). Найнижчий залишковий вміст олії було зафіксовано при комбінованому використанні мікроорганізмів, RBC та CaO2, де забруднення зменшилося до 1,3%. Значне зниження також було досягнуто при використанні мікробного препарату, рослин та RBC, при цьому вміст олії знизився до 1,4–1,6%, що підтверджує ефективність цих компонентів у рекультивації ґрунту (Рисунок 3).
Важливим інтегрованим екологічним критерієм ремедіації є зниження токсичності ґрунту, зокрема фітотоксичності (Bešley et al. 2014; Lee et al. 2020). Токсикологічну оцінку забруднених нафтою ґрунтів після комплексної ремедіації проводили з використанням редьки посівної (Raphanus sativus L.) та крес-салату городнього (Lepidium sativum L.) як тестових рослин (табл. 2).
Було встановлено, що використання рослин, біосурфактантів та мікробних препаратів зменшило фітотоксичність ґрунту. Проростання насіння редиски збільшилося в 1,8 раза, а насіння крес-салату – в 4,8 раза порівняно з контролем (табл. 2). Подібні результати були отримані Дасом та ін. (2018) та Тангом та ін. (2011), які виявили, що біосурфактанти покращують схожість насіння. Фітотоксичний ефект ґрунту також зменшився: для редиски в середньому в 3,9 раза, а для крес-салату – в 3,5 раза порівняно з контролем (табл. 2).
Таким чином, розроблена технологія комплексної ремедіації ґрунтів, забруднених нафтою, використовує мікроорганізми (консорціум автохтонних штамів, що деградують вуглеводні) та ремедіаційні рослини (польовий горох та сорго – суданська трава) як основні біологічні агенти. Біоповерхнево-активна речовина (RBC) та окислювач (CaO2) служать стимуляторами для підвищення ефективності ремедіації. На нашу думку, біоповерхнево-активні речовини можуть впливати на всі етапи процесу ремедіації: вони збільшують біодоступність забруднюючих речовин для мікроорганізмів та рослин, сприяють їх транспорту в клітини та стимулюють ріст рослин. Застосування біоповерхнево-активних речовин також підвищує толерантність рослин до забруднюючих речовин, що призводить до більш ефективної ремедіації. Крім того, цей підхід може бути застосований для озеленення населених пунктів, які негативно постраждали від промислових викидів. Запропонована біотехнологія може сприяти відновленню екосистем і, як наслідок, покращенню здоров’я населення.
Комбіноване використання мікробного препарату D (суміш Rhodococcus sp. та Gordonia sp. – консорціуму автохтонних мікроорганізмів, що деградують вуглеводні), рекультиваційних рослин (польовий горох, сорго – судансько-капустяна трава) та активаторів – RBC та CaO2 – виявилося ефективним для ремедіації нафтозабруднених ґрунтів. Найкращих результатів було досягнуто при спільному застосуванні мікробного препарату D, RBC та CaO2, а також шляхом поетапної обробки ґрунту мікробним препаратом з подальшим посівом рослин (польовий горох, сорго).
Активність ґрунтдегідрогенази значно зросла: у варіанті польовий горох + D + RBC у 2,2 рази, сорго + D + RBC у 2,7 рази та D + RBC + CaO2 у 2,3 рази порівняно з контролем, що свідчить про підвищену функціональну біоактивність ґрунтової біоти. Ступінь початкового забруднення ґрунту (9,5%) знизився у варіанті польовий горох + D + RBC до 1,3%, а з мікробним препаратом, рослинами та біосурфактантом – до 1,4–1,6%. Також після біоремедіації знизилися показники фітотоксичності ґрунту: з польовим горохом, мікробним препаратом та біосурфактантом схожість крес-салату покращилася у 4,8 рази порівняно з контролем. Фітотоксичний вплив на ґрунт також зменшився: у редиски в середньому у 3,9 рази, крес-салату – у 3,5 рази порівняно з контролем. Розроблену технологію було апробовано на території Нафтогазовидобувного управління «Долинанафтогаз», що демонструє перспективність такого комплексного підходу. Таким чином, підтверджено біотехнологічний потенціал біоповерхнево-активних речовин, мікробних препаратів та рослин для ремедіації техногенно забруднених ґрунтів. Запропонована комплексна технологія може бути застосована для відновлення територій, що постраждали від підприємств з видобутку, переробки та транспортування нафти, а також може бути цінною в надзвичайних ситуаціях (наприклад, військові дії, терористичні атаки, аварії).
Андрій Баня, Тетяна Покиньброда, Олена Карпенко, Олександр Карпенко, Віра Лубенець
Деградація ґрунту та забруднення водойм дедалі більше зливаються в поєднану екологічну кризу, особливо в посушливих та постіндустріальних регіонах.
Вступ Серед перспективних та екологічно прийнятних методів відновлення навколишнього середовища пріоритет надається біологічним підходам (біоремедіація, фіторемедіація), тобто очищенню ґрунтів та води за допомогою специфічних природних…
Узбекистан стикається з проблемою засолення ґрунтів, зменшення кількості органічної речовини, седиментації водойм та промислового забруднення
