ZASTOSOWANIE BIOTECHNOLOGII W OCZYSZCZANIU WODY, ŚCIEKÓW, GRUNTÓW I GAZÓW ORAZ UTYLIZACJI ODPADÓW BIOTECHNOLOGY FOR WATER TREATMENT, WASTEWATER TREATMENT, SOIL BIOREMEDIATION, GAS CLEANING, WASTE S UTILIZATION. Korneliusz Miksch Katedra Biotechnologii Środowiskowej, Wydział InŜynierii Środowiska i Energetyki, Politechnika Śląska ul Akademicka 2, 44-100 Gliwice e-mail: korneliusz.miksch@polsl.pl ABSTRACT In the past the wastewater treatment and sewage wastes utilization were the most popular fields of application of biotechnology in the environment protection. Now the biological processes are used for solution of many problems of the contaminated environment. In this work the use of biotechnology for water and wastewater treatment, soil bioremediation and gas cleaning was discussed. Key words: biotechnology, water treatment, wastewater treatment, soil bioremediation, gas cleaning, wastes utilization. WPROWADZENIE

Jakkolwiek procesy biologiczne stosowane są w ochronie środowiska z powodzeniem od wielu lat, to jednak gwałtowny ich rozwój datuje się od chwili wykorzystania w nich osiągnięć wielu innych dyscyplin – mikrobiologii, biochemii, inŜynierii procesowej i inŜynierii genetycznej. Dla podkreślenie jakościowych zmian wywołanych tym postępem wiedzy, ten obszar zastosowań procesów biologicznych w ochronie środowiska określa się mianem biotechnologii środowiskowej (ang. Environmental biotechnology, niem. Umweltbiotechnologie). PoniewaŜ jednak podstawowym warunkiem pozwalającym określić jakiś proces mianem biotechnologii, jest opanowanie go w skali technicznej, więc zasadne jest takŜe stosowanie określenia bioinŜynierii środowiskowej (ang. Environmental bioengineering).

W kolejnych punktach przedstawione będą przykłady zastosowań procesów biologicznych w uzdatnianiu wód, oczyszczaniu ścieków, utylizacji odpadów, oczyszczaniu gruntu i gazów, a takŜe zagadnienia sterowania tymi procesami oraz omówione przykłady programów badawczych, mających przyspieszyć wykorzystanie biotechnologii w ochronie środowiska.

1. UZDATNIANIE WODY Do niedawna znaczenie procesów mikrobiologicznych w gospodarce wodnej obejmowało wiedzę i zabiegi zmierzające do ich ograniczenia w wodzie ujmowanej, uzdatnianej i przesyłanej do odbiorcy. Mikroorganizmy mają bowiem szczególne znaczenie w kształtowaniu jakości wód. Mikroflora występująca w wodach moŜe ograniczyć ich przydatność do celów pitnych nie tylko ze względu na obniŜony stan sanitarny, lecz równieŜ na niekorzystne zmiany cech fizyczno-chemicznych spowodowane produktami procesów Ŝyciowych róŜnego typu mikroorganizmów. Ostatnio jednak w coraz większym stopniu równieŜ w gospodarce wodnej wykorzystuje się procesy biologiczne do usuwania z wody zanieczyszczeń organicznych, Ŝelaza, manganu i nieorganicznych połączeń azotu.

1.1. Usuwanie zanieczyszczeń organicznych Wykorzystanie procesów biotechnologicznych do usuwania zanieczyszczeń organicznych dotyczy najczęściej ich likwidacji w wodach podziemnych i określane jest mianem bioremediacji in situ. Metoda ta polega na wspomaganiu naturalnych procesów biodegradacji zanieczyszczeń zachodzących przy udziale mikroorganizmów występujących w danym środowisku (mikroflora

72

autochtoniczna) i zaadaptowanych do zaistniałych warunków. W procesie bioremediacji warstwy wodonośnej zasadniczą trudność stanowi rozprowadzenie bakterii. Uzyskanie właściwych efektów bioremediacji wymaga zwiększenia mobilności bakterii, gdyŜ ponad 95% całkowitej ich liczby występuje w postaci przytwierdzonej do ziaren warstwy wodonośnej, a tylko niewielka ich część w postaci zawieszonej w wodzie. Najczęściej wspomaganie biodegradacji polega na uaktywnieniu autochtonicznych bakterii przez: - modyfikację środowiska, - zaszczepienie populacją

wyspecjalizowanych szczepów mikroorganizmów,

- zwiększenie przyswajalności zanieczyszczeń. Modyfikacja środowiska prowadząca do

zwiększenia aktywności naturalnych mikroorganizmów biorących udział w procesie usuwania zanieczyszczeń polega na uzupełnianiu niektórych składników do wartości optymalnych dla rozwoju mikroorganizmów. Najczęściej są to związki azotu, fosforu, siarki,

Ŝelaza, magnezu, wapnia i sodu, kometabolity oraz odpowiednie akceptory elektronów jak np. O2, NO3

-. Wspomaganie procesów bioremediacji przez wprowadzenie mieszanej populacji wyspecjalizowanych szczepów mikroorganizmów (bioaugmentacja), niekiedy uzyskanych przez genetyczne manipulacje, nie zawsze jest skuteczne. Organizmy ze zmienionymi cechami genetycznych przeniesione do środowiska naturalnego często nie są zdolne do konkurencji z naturalną mikroflorą i szybko giną. Lepszym sposobem bioaugmentacji jest wzbogacanie mikroflory gleby przez wyizolowane z tejŜe szczepy i odpowiednio namnoŜone, a następnie ponownie wprowadzone do środowiska glebowego.

Przy większych stęŜeniach zanieczyszczeń w wodach podziemnych, zamiast ich likwidacji bezpośrednio w miejscu ich występowania (in situ), wykorzystywane są często metody pozwalające na znaczną ich intensyfikację w bioreaktorach do których doprowadza się zanieczyszczone wody podziemne (metoda ex situ). Schemat takich procesów ilustruje rysunek 1.

Rys. 1. Procesy oczyszczania wód podziemnych (metody „ex situ” i „in situ”)

1.2. Usuwanie Ŝelaza i manganu Biologiczne usuwanie Ŝelaza i manganu opiera się na katalizowanym przez bakterie utlenianiu dwuwartościowych jonów tych pierwiastków do wytrącalnych form Fe (OH)3, Fe2 (CO3)3 i MnO2. Przykładem stosowania tego procesu w skali technicznej jest metoda Vyredox opracowana w Finlandii. Pozwala ona na bezpośrednie usuwanie Ŝelaza i manganu w warstwie wodonośnej. Zasada metody polega na utworzeniu wokół studni stref natlenionych o podwyŜszonej wartości potencjału redoksowego, korzystnych dla rozwoju naturalnie występujących bakterii. Powstaje swoisty filtr biologiczny, w którym są utleniane i zatrzymywane związki Fe(II) i Mn(II).

Na rysunku 2. przedstawiono schemat ujęcia typu Vyredox. Ujęcie, w zaleŜności od warunków hydrogeologicznych i geochemicznych, składa się z jednej lub kilku studni eksploatacyjnych. KaŜda studnia jest zaopatrzona w odpowiedni filtr dostosowany do warunków oraz otoczona otworami infiltracyjnymi. Wzrost potencjału redoksowego w warstwie wodonośnej wokół studni eksploatowanej osiąga się przez wtłaczanie uprzednio odgazowanej, a następnie wzbogaconej w tlen wody (np. przez otwory zlokalizowane w odległości 3-4 m). Woda o podwyŜszonej zawartości Ŝelaza i manganu, dopływająca do studni zostaje odŜelaziona w strefie zewnętrznej przy wartości Eh w granicach 100-200 mV, tj. na granicy stref zredukowanej i utlenionej.

73

Rys. 2. Strefy wytrącania Ŝelaza i magnezu z wody podziemnej z zastosowaniem metody Vyredox

Zgromadzona w tej strefie biomasa bakterii utleniających Ŝelazo dostarcza węgiel organiczny dla bardziej wymagających bakterii utleniających mangan. Bakterie te rozwijają się w strefie wewnętrznej przy Eh ok.600 mV. Wytrącone osady tlenków Ŝelaza i manganu pozostają w pewnej odległości od studni. Uzyskuje się zatem dwa efekty: po pierwsze – woda pobierana ze studni jest pozbawiona Ŝelaza i manganu, po drugie – unika się kolmatacji studni, przez co wydłuŜa się czas jej eksploatacji. 1.3. Usuwanie azotanów metodą denitryfikacji Efektywną metodą usuwania azotanów jest biologiczna denitryfikacja. Proces polega na mikrobiologicznej redukcji azotanów do azotu cząsteczkowego (N2) lub tlenków azotu (N2O, NO). Dość często metoda ta wykorzystywana jest do uzdatniania wód podziemnych. Wprawdzie bakterie denitryfikacyjne powszechnie występują zarówno w płytkich i w głębokich systemach wodonośnych, to w naturalnych warunkach, z uwagi na ograniczone stęŜenie węgla organicznego, przy udziale bakterii heterotroficznych udaje się usunąć do 3 mg N-NO3/dm3. Wydajność procesu moŜna zwiększyć wprowadzając dodatkowe, organiczne źródło węgla

Wspomagana denitryfikacja in situ polega na przyspieszaniu naturalnej denitryfikacji w warstwie wodonośnej poprzez wprowadzenie do wody odpowiedniego substratu organicznego np. metanolu, etanolu,

octanu lub cukru (denitryfikacja heterotroficzna), względnie dwutlenku węgla i zredukowanych związków nieorganicznych np. H2, S, S2-, S4O3

2-, SO32- (denitryfikacja

autotroficzna). Schematycznie procesy te ujmuje rysunek 3.

Denitryfikacja in situ jest metodą alternatywną do metod fizyczno-chemicznych i w szczególności jest stosowana do usuwania azotanów z płytkich wód na małych ujęciach. Wszystkie procesy jednostkowe tj. denitryfikacja, filtracja wraz z rozkładem pozostałych substancji organicznych i natlenianie wody odbywają się w warstwie wodonośnej. WaŜną ich zaletą jest prostota, niskie koszty inwestycyjne i eksploatacyjne oraz relatywnie stała wydajność procesu, niezaleŜna od sezonowych zmian temperatury. Do wad denitryfikacji in situ naleŜy:

- mała szybkość i wydajność procesu

(poniŜej 0,3 g N/h), - znaczący wpływ warunków geologicznych

na równomierne rozprowadzenie substratu i przebieg procesu,

- moŜliwość kolmatacji otworów iniekcyjnych i porów w warstwie gazowymi produktami denitryfikacji i martwą substancją organiczną,

- moŜliwość występowania azotynów w wodzie po denitryfikacji,

- konieczność dalszego, fizyczno-chemicznego uzdatniania wody łącznie z dezynfekcją (usuwanie azotynów, mikrozanieczyszczeń, biomasy bakterii, dotlenienie).

74

Rys. 3. Schemat denitryfikacji auto- i heterotroficznej.

W praktyce stosowane są róŜne rozwiązania denitryfikacji heterotroficznej wód podziemnych w warstwie wodonośnej. Najprostsze rozwiązanie polega na zastosowaniu studni dwufunkcyjnej pracującej periodycznie ze zmiennym przeznaczeniem; zawracania wody surowej (z azotanami) po uprzednim wzbogaceniu w substraty oraz do eksploatacji wody po denitryfikacji. Wadą takiego rozwiązania jest stopniowy wzrost stęŜenia azotanów w eksploatowanej wodzie

ściśle związany z ilością odpompowanej wody. W układzie dwóch studni jedna słuŜy do wprowadzania substancji pokarmowych dla mikroorganizmów, a druga do eksploatacji uzdatnionej wody. Rozwiązanie trzecie procesu denitryfikacji - układ złoŜony, polega na połączeniu metody sztucznej denitryfikacji prowadzonej w reaktorze na powierzchni, z dalszym doczyszczaniem wody w warstwie podpowierzchniowej. Przykładem jest obiekt przedstawiony na rysunku 4.

75

Rys. 4. Układ złoŜony do denitryfikacji w bioreaktorach z recyrkulacją wody do warstwy wodonośnej

W praktyce technologicznej często stosowane są metody denitryfikacji ex situ, w których wykorzystuje się bioreaktory, o wydajności wyŜszej niŜ metody in situ (powyŜej 0,4 g N/h). W bioreaktorach do denitryfikacji heterotroficznej, biomasa bakterii denitryfikacyjnych jest osadzona na materiale stałym, względnie występuje w postaci zawiesiny (złoŜa fluidalne). Proces zachodzący przy udziale bakterii heterotroficznych jest najczęściej stosowanym rozwiązaniem denitryfikacji wód podziemnych na powierzchni. Do zasadniczych źródeł węgla wykorzystywanych przez bakterie naleŜą: metanol, etanol, kwas octowy, sacharoza, serwatka, celuloza.

2. BIOTECHNOLOGIA ŚCIEKÓW Klasyczne procesy biotechnologiczne do oczyszczania ścieków wykorzystywane są od

początku ubiegłego wieku (rowy cyrkulacyjne, osad czynny, złoŜa biologiczne), a ich opis znaleźć moŜna w wielu podręcznikach. Z tego powodu tutaj przedstawione będą jedynie najnowsze tendencje w tym zakresie. 2.1. Optymalizacja bioreaktorów do

oczyszczania ścieków Efektywność procesów biotechnologicznych zaleŜy od jak najściślejszego kontaktu drobnoustrojów z metabolizowanym substratem. W przypadku procesów tlenowych istotne znaczenie posiada takŜe stopień wykorzystania tlenu. Względy ekonomiczne spowodowały, Ŝe odmiennie niŜ w pierwotnych rozwiązaniach, wprowadzone zostały oddzielne urządzenia utrzymujące jednorodność środowiska wewnątrz bioreaktora (mieszadła) i dostarczające tlen (urządzenia napowietrzające).

76

Dalszym zabiegiem zwiększającym stopień wykorzystania tlenu było wprowadzenie wysokich bioreaktorów (20-120 m). Dzięki wzrastającej proporcjonalnie do wysokości słupa wody rozpuszczalności tlenu, moŜna było zmniejszyć ilości wtłaczanego powietrza uzyskując równocześnie dłuŜszy kontakt cieczy i mikroorganizmów z banieczkami powietrza (rys. 5,6,7). Zaletą tych bioreaktorów jest głównie, obok zajmowanej małej powierzchni, zmniejszenie zuŜycia energii na dostarczanie tlenu. Uzyskuje się w nich mianowicie ekonomię napowietrzania do 4 kg O2/kWh,

czyli zdecydowanie lepszą niŜ w konwencjonalnych komorach napowietrzania; natomiast istotne zwiększenie intensywności natleniania uzyskano w zmodyfikowanych reaktorach HSR (niem. Hubstrahlreaktor) oraz HCR (ang. high compact reactor).

Rozwój wysokich bioreaktorów związany jest równieŜ z postępem w zakresie konstrukcji urządzeń napowietrzających. W zaleŜności od planowanej wysokości bioreaktora naleŜy dobrać stosowny sposób napowietrzania o największej ekonomi napowietrzania dla tej wysokości (rys. 8)

Rys. 5.Schemat biologicznego reaktora wieŜowego – Bayer Tower Biology ®

Rys. 6. Schemat reaktora Biohoch® z wydzieloną strefą klarowania

77

Rys. 7. Schemat reaktora ICI Deep Shaft

Rys. 8. ZaleŜność optymalnej wysokości słupa wody od systemu napowietrzania

2.2. Immobilizacja mikroorganizmów

(biofilmy) Najwcześniej technologię immobilizacji drobnoustrojów na nośnikach wykorzystano w tradycyjnych złoŜach biologicznych. Obecnie, obok bioreaktorów z wypełnieniem stałym, dominować zaczynają techniki ze złoŜem fluidalnym. Obok oczekiwanych efektów stosowania nośników mikroorganizmów w bioreaktorach (zatrzymanie biomasy i zwiększenie jej koncentracji), badania wykazały zupełnie nieoczekiwane skutki immobilizacji drobnoustrojów. Okazało się np. Ŝe występuje zasadnicza odmienność składu fizjologicznych cech pomiędzy komórkami rozproszonymi i potwierdzonymi przez adsorpcję do nośnika. Stan wiedzy na ten temat jest wprawdzie nikły,

ale najnowsze doświadczenia dowiodły, Ŝe immobilizowane mikroorganizmy mogą wykazywać wielokrotnie większa aktywność metaboliczną niŜ komórki swobodnie zawieszone w środowisku (rys.9).

Niektóre nośniki maja wiele dodatkowych korzystnych cech. Nośnik z węgla brunatnego jest tani, a poza tym posiada własności sorpcyjne, co wspomaga procesy usuwania trudno rozkładalnych biologicznie zanieczyszczeń. W efekcie moŜna znacznie skrócić hydrauliczny czas zatrzymania ścieków w systemie.

Rozwój metod oczyszczania ścieków wykorzystujących mikroorganizmy w formie biofilmu nastąpił z chwilą opanowania metod analitycznych pozwalających na poznanie ich struktury.

78

Dotyczy to określania morfologicznych cech błony biologicznej powstającej na nośniku, za pomocą technik laserowych (rys. 10 i 11). Równie wielkie znaczenie ma postęp w zakresie

rozwoju mikroelektrod (biosensorów) pozwalających na śledzenie zawartości określonych substancji w poszczególnych regionach biofilmu.

Rys. 9 . Wpływ rodzaju nośnika mikroorganizmów na efekty oczyszczania ścieków z bielenia celulozy:1-mikroorganizmy nie immobilizowane, 2-pianka poliuretanowa, 3-koksik z węgla

brunatnego, 4-modyfikowany nośnik poliuretanowy.

Rys. 10. Wyznaczanie profilu biofilmu

79

Rys. 11. Przykład profilu błony biologicznej otrzymany laserową metodą pomiaru, przedstawioną na rys. 10

2.3. Bioreaktory membranowe W systemach biomembranowych reaktor biologiczny jest zblokowany z modułem ultrafiltracyjnym w taki sposób, Ŝe zawartość bioreaktora przechodzi w całości przez układ membranowy (rys.12). W systemach takich część biologiczną stanowi najczęściej proces osadu czynnego o znacznie większej koncentracji biomasy niŜ w konwencjonalnym procesie, gdyŜ na zewnątrz odprowadzany jest filtrat całkowicie pozbawiony zawiesin.

Stosowane w układach biomembranowych membrany ultrafiltracyjne, powinny być odporne chemicznie na składniki zawarte w ściekach oraz nie powinny zmieniać swoich właściwości transportowo-separacyjnych w dłuŜszych okresach.

Jakkolwiek zalety procesów membranowych znane są od dawna, to jednak

ich rozpowszechnienie ograniczone było/jest kosztem samej membrany, brakiem stałej wydajności oraz koniecznością częstej wymiany membrany. Ostatnio nastąpiło jednak znaczne polepszenie własności membran oraz obniŜył się ich koszt. TakŜe staranny dobór odpowiedniej membrany uchronić moŜe od poraŜek, jakie były udziałem wielu wcześniej przeprowadzonych prób zastosowania procesów membranowych do oczyszczania ścieków. Nieodpowiedni dobór membrany moŜe na przykład spowodować niekorzystne zmiany aktywności mikroorganizmów, spowodowane zatrzymaniem w bioreaktorze produktów metabolizmu, wpływających inhibująco na procesy Ŝyciowe drobnoustrojów. Praktyka wykazuje, iŜ najbardziej w technologii ścieków sprawdzają się membrany o wielkości porów wynoszących od 0,1 do 0,4 µm, czyli takich jakie odpowiadają mikrofiltracji (rys. 13).

Rys. 12. Porównanie klasycznego i biomembranowego procesu osadu czynnego (R krata, SF - piaskownik, BB - komora osadu czynnego, NK- osadnik końcowy,

F- filtr, MF -membrana)

80

Rys. 13. Usuwanie zanieczyszczeń poprzez róŜne procesy filtracji

Takie membrany pozwalają na uzyskanie stopnia oczyszczenia do wartości wymaganych dla wód przeznaczonych do basenów kąpielowych. Postęp w zakresie konstrukcji membran oraz obniŜenie ich ceny zaowocował zastosowaniem procesów biomembranowych nie tylko do oczyszczania małych ilości ścieków przemysłowych (co było dotychczas dominującym zastosowaniem tych procesów), ale do oczyszczania ścieków komunalnych. Niedawno, bo w 1999 roku, fachowcy niemieccy dumnie ogłosili o uruchomieniu pierwszej w Niemczech i Europie technicznej oczyszczalni biomemranowej dla 650 m3 ścieków/dobę (3000 RLM), a juŜ w tym roku nadeszła informacja o zamiarze zakończenia w 2002 roku budowy największej na świecie oczyszczalni biomembranowej we Włoszech dla ponad 45 000 m3 ścieków/dobę. 2.4. Fermentacja metanowa ścieków Ostatnio zrewidowano juŜ pogląd, iŜ fermentacja metanowa nadaje się jedynie do unieszkodliwiania osadów sciekowych oraz oczyszczania wyłącznie bardzo stęŜonych ścieków przemysłu organicznego. W porównaniu z tlenowymi metodami oczyszczania ścieków, proces ich fermentacji posiada następujące zalety: - nie wymaga kosztownego napowietrzania, - jedynie 2 ÷ 6% usuwanego ChZT (zamiast

30 do 60%) przekształca się w osad nadmierny,

- uzyskuje się od 300 do 400 m3 biogazu z jednej tony usuwanego ChZT. Coraz lepsza znajomość

mikrobiologicznych, biochemicznych i termodynamicznych podstaw fermentacji metanowej owocuje praktycznie zwiększeniem wydajności procesu oraz znacznym rozszerzeniem rodzajów wykorzystywanych

substratów organicznych. Obok tradycyjnych substratów (ścieki przemysłu spoŜywczego, papierniczego), coraz częściej prowadzi się beztlenową biodegradację fenoli, substancji powierzchniowo czynnych, a nawet produktów petrochemicznych. Aktualnie jedynie nienasycone węglowodory, eter, lignina i niektóre tworzywa sztuczne nie ulegają w ogóle lub bardzo powoli biodegradacji w warunkach beztlenowych.

Rozpowszechnienie metod beztlenowego oczyszczania ścieków wiąŜe się przede wszystkim z rozwiązaniem problemu wolnego czasu namnaŜania się bakterii prowadzących ten proces. Szczególnie dotyczy to bakterii metanogennych, odpowiedzialnych za ostatni najwaŜniejszy etap fermentacji ścieków. Częściowo rozwiązano ten problem przez technologiczne wyodrębnienie dwu zasadniczych etapów fermentacji. Pierwszy etap obejmuje szybkie fazy hydrolizy, acido- i acetogenne, a drugi fazę metanową. To rozwiązanie pozwoliło takŜe na zmniejszenie zagroŜenia stabilności procesu wynikającego z nagromadzenia produktów pierwszych faz, co wpływa hamująco na fazę ostatnią. Lecz największy postęp wynikał ze skutecznego uzyskania populacji drobnoustrojów o dobrych własnościach sedymentacyjnych, bądź dzięki uzyskaniu ich granulkowatej formy (proces UASB; Rys.14) lub teŜ zastosowania nośników do immobilizacji drobnoustrojów (co pozwoliło na znaczne zwiększenie ich stęŜenia w bioreaktorze i uniezaleŜnienie efektywności procesu od czasu generacji drobnoustrojów). Opanowano takŜe technikę uzyskiwania aktywnej biocenozy drogą prostej selekcji poprzez kolejne procesy porcjowe (rys. 15). Ciągle jednak pewnym ograniczeniem powszechnego stosowania fermentacji ścieków jest jego duŜa wraŜliwość na wahania czynników środowiskowych np. temperatury.

81

Rys.14. a) Granulowany osad czynny; b) Bakterie anaerobowe UASB

Rys. 15. Porównanie aktywności metanogennych w tych samych ilościach 3 róŜnych osadów UASB

2.5. Usuwanie związków azotowych i fosforowych

W ostatnich latach sprawdzono w skali technicznej wiele systemów w których usuwano związki azotowe przy pomocy mikrobiologicznej denitryfikacji. Wszystkie wymienione sposoby są kompilacją dwu odrębnych procesów – nitryfikacji i denitryfikacji. Ten pierwszy jest najbardziej

kosztownym etapem usuwania związków azotu, dlatego ciągle trwają poszukiwania sposobu jego uproszczenia. Częściowo uzyskać to moŜna przez sterowanie poszczególnymi fazami nitryfikacji tak, aby zachodziła jedynie jej pierwsza faza tj. utlenianie amoniaku do azotynu (skrócona nitryfikacja), a następnie bezpośrednio po niej denitryfikacja. Ta idea moŜe być zrealizowana przy wykorzystaniu wpływu odczynu i stęŜenia substratu (azot

82

amonowy) i półproduktu (azotyny) lub teŜ odmiennej szybkości poszczególnych faz nitryfikacji w zaleŜności od temperatury (proces Sharon). Jednak spełniającym marzenia fachowców jest proces anoksycznego utleniania

azotu amonowego (proces Annamox). Składa się on z dwu faz. W pierwszej następuje utlenienie części azotu amonowego do azotynów.

NH4

+ + 1,14 HCO3 + 0,855 O2 → 0,43 NH4+ + 0,57 NO2 + 1,14 CO2 +1,71 H2O

Natomiast w drugim etapie powstałe azotyny wykorzystuje się do utleniania pozostałej części

azotu amonowego w procesie oddychania azotynowego wg reakcji:

0,43 NH4

+ 0,57 NO2 → 0,43 N2↑ + 0,1 NO3 +0,83 H2O

Jak z powyŜszych reakcji widać napowietrzanie, a więc najbardziej kosztowny element nitryfikacji, został drastycznie zredukowany.

O ile biologiczne procesy usuwania związków azotu stosowane są od dość dawna, to zaledwie od kilkudziesięciu lat wykorzystuje się procesy biologiczne do likwidacji drugiego pierwiastka biogennego-fosforu. Do niedawna

jedynymi skutecznymi sposobami usuwania związków fosforu ze ścieków były metody fizyko-chemiczne. Ostatnio w krajach rozwiniętych gwałtownie wzrosły badania i praktyczne wykorzystanie metod biologicznych, wykorzystujących zjawisko nadmiernej akumulacji fosforanów przez określone szczepy bakterii (rys.16).

Rys .16. Schemat metabolizmu komórkowego podczas podwyŜszonej eliminacji fosforu Praktycznym sposobem wzbogacenia

biocenozy w bakterie Acinotobacter i inne zdolne do akumulacji polifosforanów, jest okresowe wytwarzanie środowiska beztlenowego, a następnie warunków tlenowych. W wyniku tego, następuje korzystna selekcja drobnoustrojów zdolnych do akumulacji fosforu. Początkowo przyjmowano, Ŝe jedynie bakterie rodzaju Acinotobacterium i bardzo pokrewne posiadają zdolność nadmiernego pobierania fosforu. Niektóre szczepy są takŜe zdolne do oddychania

azotowego. Uprzywilejowanym substratem dla tych bakterii są krótkołańcuchowe kwasy organiczne i alkohole. Niedawne badania wykazały, Ŝe w zaleŜności od rodzaju przyswajalnego substratu organicznego, kształtuje się bardzo zróŜnicowana flora bakteryjna zdolna do magazynowania polifosforanów. Obok bakterii gram ujemnych, występowały takŜe gram dodatnie, jednak zawsze towarzyszyły im bakterie rodzaju Acinotobacter.

83

2.6. Usuwanie związków refrakcyjnych ze ścieków Mianem związków refrakcyjnych określa się potocznie te zanieczyszczenia które nie są podatne na biologiczny rozkład. Z tej definicji wynika niejako konieczność stosowania innych niŜ biologiczne metody ich likwidacji. Jeśli jednak uściślimy podaną definicję i za substancje refrakcyjne uwaŜać będziemy jedynie te, które nie są likwidowane w biologicznych – nawet wielostopniowych, ale bazujących na naturalnych populacjach drobnoustrojów metodach oczyszczania ścieków, wówczas obok sposobów fizyko-chemicznych istnieją moŜliwości ich usunięcia takŜe metodami biologicznymi. Najczęściej proponuje się wykorzystanie czystych kultur mikroorganizmów lub enzymów. Najprostszym sposobem, którego skuteczność była z góry załoŜona, jest wprowadzenie ekstraktu uzyskanego z nadmiernej biomasy przez jej homogenizację. Oczekiwania te nie zawsze kończą się powodzeniem. Bardziej rozpowszechnione jest stosowanie róŜnego rodzaju biopreparatów zawierających odpowiednio zaadaptowany zespół mikroorganizmów.

Czasami skutecznym zabiegiem okazuje się wykorzystanie innych niŜ bakterie mikroorganizmów. W przypadku ścieków koksowniczych, których główne

zanieczyszczenia to fenole, naftalen, rodanki i amoniak, dobrym zespołem mikroorganizmów okazały się róŜne mieszane szczepy droŜdŜy (rys. 17). DuŜe nadzieje wiąŜe się teŜ ze zjawiskiem kometabolizmu. Dzięki kolejno po sobie następującym reakcjom kometabolicznym, katalizowanym przez róŜne grupy drobnoustrojów, moŜe nastąpić pełny rozkład danego związku, który w obecności pojedynczego szczepu zostałby przekształcony w niewielkim stopniu. Na przykład insektycyd DDT jest uwaŜany za mało podatny na biologiczny rozkład, poniewaŜ nie udało się wyizolować ze środowiska naturalnego szczepu, zdolnego do wykorzystywania DDT jako pokarmu. Są jednak dowody, iŜ zespoły drobnoustrojów mogą rozkładać cząsteczkę DDT. Udowodniono mianowicie w warunkach laboratoryjnych, Ŝe Aerobacter i Hydrogenomonas rosnące wspólnie na poŜywce płynnej z dodatkiem DDT, przekształcają ten związek w kwas p-chlorofenylooctowy na drodze kometabolizmu (rys.18) Natomiast dalszy rozkład tego związku odbywać się moŜe w warunkach tlenowych prowadząc do innych prostszych produktów pośrednich, które mogą ulec całkowitej mineralizacji. Obecnie znamy wiele przykładów kometabolitycznego rozkładu pestycydów i innych związków chemicznych zanieczyszczających środowisko. Jest to waŜny, aczkolwiek mało jeszcze poznany mechanizm detoksykacji.

Rys. 17. Biodegradacjia fenolu (•) i innych organicznych składników ścieków

koksowniczych jako ilość OWO (∆) prowadzone przez dwa szczepy Trichosporon (□) w postaci mieszanych kultur, w T 27°C i pH 6.8 – 7.2

84

Rys. 18. Propozycja schematu degradacji DDT w warunkach anaerobowych i aerobowych

Najnowszą tendencją w biotechnologii środowiskowej polega na łączeniu procesów biologicznych z innymi specjalistycznymi procesami, uzyskując tzw. systemy hybrydowe. Atrakcyjność tych rozwiązań wynika z faktu, Ŝe łączą one zalety kaŜdego procesu jednostkowego, pozwalając na optymalizację zarówno kosztów, jak równieŜ efektywności usuwania zanieczyszczeń. Przykładem systemu hybrydowego jest połączenie biologicznych procesów z zaawansowanymi procesami chemicznego utleniania (AOPs – Advanced Oxidation Processes). Te ostatnie umoŜliwiają zarówno transformację związków refrakcyjnych (niepodatnych na biodegradację) w takie półprodukty, które moŜna następnie dalej rozkładać na drodze biologicznej, jak równieŜ wykorzystywane są do usuwania resztkowych stęŜeń zanieczyszczeń (mikrozanieczyszczeń) w przypadku, gdy wymagany jest bardzo wysoki stopień ich usunięcia. Efektywność tych procesów wynika ze zwiększonej szybkości utleniania zanieczyszczeń na skutek wytworzenia wysoko reaktywnych rodników hydroksylowych (OH•), powstających z

dodawanych związków utleniających. Zaletą rodników hydroksylowych jest niska specyficzność w stosunku do związków organicznych i wysoki potencjał utleniający (Eo = 2,80 V).

Zapewne zupełnie nowe moŜliwości jawią się w związku z perspektywą wykorzystania inŜynierii genetycznej. JednakŜe w chwili obecnej stosowanie genetycznie zmodyfikowanych in vitro mikroorganizmów jest niedozwolone ze względów bezpieczeństwa. Tworzone są jednak banki szczepów, uzyskanych dzięki selekcji naturalnych lub indukowanych mutantów. Największym problemem z praktycznym wykorzystaniem tak wyselekcjonowanych drobnoustrojów jest utrzymanie ich aktywności w kolejnych generacjach. Ilustruje to rysunek 19 gdzie widać, iŜ aktywność dwu bakterii zmienia się drastycznie i odmiennie w kolejnych przeszczepach. Przyczyny takich zachowań są ciągle nierozpoznane, ale znaczny postęp w zachowaniu wysokiej aktywności mikroorganizmów uzyskano po zastosowaniu ich immobilizacji na nośnikach.

85

Rys.19. Zmiany aktywności wyselekcjonowanych kultur bakterii E. cloacae i E. blattae w

kolejnych przeszczepach

3. UTYLIZACJA ODPADÓW I OSADÓW ŚCIEKOWYCH

Aktualnie trwają badania nad intensyfikacją procesów przerobu odpadów, a takŜe bardziej wszechstronnego ich wykorzystania niŜ dotychczas np. jako surowce do pozyskania uŜytecznych produktów. W tym pierwszym nurcie wymienić moŜna kanadyjską technologię Thermo Tech przyspieszonego procesu prowadzonego w podwyŜszonej temperaturze lub teŜ polsko-niemiecką technologię KA-LE w której przeróbce tlenowo-beztlenowej poddaje są rozdrobnione odpady komunalne. Ta ostatnia tendencja tj. anaerobowo/aerobowego przerobu odpadów nabiera coraz większego znaczenia, co zaowocowało takŜe kilkoma technicznymi rozwiązaniami np. w USA (technologia SEBAC), Belgii (DRANCO), Szwajcarii (KAMPOGAS), Niemczech (BTA) czy Holandii (BIOCELL).Natomiast ilustracją zabiegów zmierzających do wykorzystania osadów ściekowych jako surowca są prace prezentowane w czasie cyklicznej konferencji poświęconej utylizacji tychŜe. Ciągle jednak najpowszechniej do utylizacji odpadów i osadów ściekowych wykorzystuje się beztlenowy proces fermentacji dla uzyskania biogazu oraz kompostowanie w warunkach tlenowych. 3.1. Uzyskiwanie biogazu Pozyskiwanie i wykorzystywanie biogazu jest związane z nieustannie zachodzącymi reakcjami rozkładu biochemicznego w masie składowanych odpadów komunalnych. Biogaz z odpadów komunalnych moŜna uzyskiwać równieŜ w instalacjach przeznaczonych do

fermentacji metanowej. Proces fermentacji odpadów stałych na większą skalę jest stosowany w sektorze rolniczym juŜ od kilkudziesięciu lat. W państwach zachodniej Europy istniejące instalacje dotyczą przede wszystkim odzysku biogazu z wysypisk komunalnych.

Z danych literaturowych wynika, Ŝe 1 Mg odpadów komunalnych zawiera około 200 kg substancji, które mogą ulec rozkładowi. Z ilości tej moŜna otrzymać około 160 m3 gazu. zaleŜy to od indywidualnych właściwości wysypiska, tj. m. in. od: wilgotności, rodzaju odpadów, a takŜe zawartości substancji organicznych. Gaz z wysypisk jest potencjalnym źródłem energii. Istnieją stosunkowo proste metody wykorzystywania gazu o niskiej (12-15 MJ/m3) i średniej (15-18 MJ/m3) kaloryczności – spalanie w urządzeniach dla odzysku energii cieplnej w postaci wody, pary i pradu elektrycznego.

Dotychczas w kraju eksploatowano przede wszystkim stosunkowo niewielkie wysypiska bez ugniatania odpadów lub z bardzo niewielkim zagęszczeniem i problem biogazu prawie nie istniał. Z chwilą wprowadzenia wymogu budowania duŜych wysypisk (o wysokim stopniu zagęszczania składowanych odpadów) oraz obowiązku rekultywacji, tworzą się warunki do fermentacji substancji organicznej wewnątrz wysypisk, których efektem jest intensywniejsze powstawanie biogazu. Pomimo niewielkich doświadczeń w warunkach polskich przystąpiono juŜ do konkretnych badań w zakresie ujmowania i gospodarczego wykorzystania gazu z wysypisk.

W wielu krajach wystąpiły zjawiska migracji gazu na dalsze odległości i zagroŜenie

86

związane przede wszystkim z eksplozjami metanu po zmieszaniu z powietrzem; zanotowano wiele tragicznych wypadków. Istnieje więc, pilna potrzeba wprowadzenia w warunkach krajowych instalacji ujmowania biogazu na wysypiskach komunalnych w celu zapobieŜenia katastrofom, nie zapominając jednak o energetycznych walorach biogazu.

Wraz z budową nowoczesnych wysypisk odpadów pojawił się dodatkowy problem związany z ujmowaniem powstających odcieków. Odcieki te naleŜy traktować jako bardzo zanieczyszczone ścieki przemysłowe, stanowiące powaŜny problem ekologiczny. Wagę problemu uzmysłowić moŜe chociaŜby fakt, iŜ zawarte w odciekach z polskich składowisk związki azotu stanowią aŜ 10 % całkowitej ich ilości występujących w ściekach całego kraju. TakŜe znaczne ilości występujących tam związków organicznych, z których znaczna część jest refrakcyjna, sprawia iŜ oczyszczanie odcieków w krajach zachodnich kosztuje 10 razy więcej niŜ oczyszczanie typowych ścieków komunalnych. W Polsce problem odcieków nie jest jeszcze właściwie postrzegany, ale w krajach rozwiniętych poświęca się mu wiele prac badawczych i utylitarnych. 3.2. Kompostowanie Istotną rolę w umoŜliwieniu wykorzystania osadów ściekowych i innych odpadów organicznych do celów rolniczych, odgrywa proces częściowego ich rozkładu biologicznego w warunkach tlenowych – kompostowanie. Jest to skomplikowany proces biologiczny, polegający na częściowym rozkładzie substancji organicznej w warunkach tlenowych pod wpływem mikroorganizmów (głównie chemoheterotroficznych bakterii i grzybów) do prostych połączeń (CO2 i H2O) i stosunkowo stabilnej pozostałości, składającej się z trudno rozkładalnych w warunkach glebowych resztek roślinnych, zwierzęcych i biomasy mikroorganizmów, określanej mianem próchnicy – kompostu – wartościowego nawozu organicznego.

Kompostowanie w systemie konwencjonalnym trwa ok. 6 miesięcy i odbywa się najczęściej przez uformowanie na świeŜym powietrzu pryzm z rozdrobnionych odpadów. W systemach kierowanych, prowadzonych w specjalnych, zamkniętych bioreaktorach, przy zwiększonym napowietrzaniu i zachowaniu optymalnych warunków, proces ten przebiega znacznie intensywniej (trwa ok. 3 tygodni). W Stanach Zjednoczonych i niektórych krajach zachodniej Europy na duŜą skalę produkuje się preparaty kompostowe za pomocą dŜdŜownic.

Specjalnie wyselekcjonowany gatunek dŜdŜownic hoduje się na odpowiednio przygotowanym materiale organicznym. DŜdŜownice przepuszczają ten materiał przez przewód pokarmowy przetwarzając go w doskonały nawóz o duŜej zawartości próchnicy. Procesy biochemiczne przebiegają w układzie pokarmowym dŜdŜownic wskutek działania osiedlonej tam specyficznej mikroflory. Na całym świecie istnieje wiele specjalistycznych firm biotechnologicznych nastawionych na przerób odpadów organicznych na komposty. Równocześnie z działalnością praktyczną prowadzone są badania mające na celu izolację szczepów i zespołów drobnoustrojów intensyfikujących proces kompostowania. 4. BIOREMEDIACJA GRUNTÓW Generalnie naleŜy uznać metody biologicznej sanacji ziemi za najbardziej przyjazne dla środowiska przyrodniczego, gdyŜ są one najczęściej wzorowane bezpośrednio na procesach zachodzących samoistnie w środowisku. Dlatego teŜ preferowanym sposobem bioremediacji gruntów jest stworzenie naturalnej (autochtonicznej) biocenozie znajdującej się w zanieczyszczonym środowisku, jak najbardziej korzystnych warunków rozwoju. Dotyczy to głównie warunków tlenowych, termicznych, substancji biogennych (związki azotu i fosforu) oraz odczynu. Optymalizacja tych warunków pozwala najczęściej na znaczną intensyfikację procesów biodegradacji, zachodzących pod wpływem mikroorganizmów.

W zaleŜności od stopnia zanieczyszczenia oraz rodzaju gruntu ich rekultywacja moŜe się odbywać „in situ” lub teŜ „ex situ”. Pierwszy sposób obejmuje likwidację zanieczyszczeń bezpośrednio w miejscach ich występowania, natomiast w drugiej metodzie zanieczyszczony grunt wydobywa się i dopiero wówczas poddaje się go właściwym zabiegom regeneracyjnym.

Metody biormediacji gleb są wykorzystywane szczególnie w wypadku zanieczyszczenia produktami naftowymi. Likwidacja tych zanieczyszczeń jest bardzo kosztowna, np. tereny byłych poligonów armii radzieckiej w Polsce zanieczyszczone substancjami ropopochodnymi stanowią zaledwie 0,7% ogółu terenów, ale koszt ich rekultywacji stanowi 69% całkowitych kosztów sanacji.

Przed rozpoczęciem bioremediacji gruntów jest niezbędne przeprowadzenie badań, które pozwolą ustalić w skali laboratoryjnej sposób procesu jaki ma być zastosowany w skali technicznej. Na początku naleŜy, opierając

87

się na reprezentatywnej próbce gruntu, ustalić ilość Ŝywych mikroorganizmów oraz ich naturalną i indukowaną aktywność. Brak odpowiedniej ilości drobnoustrojów (<103/g) oraz aktywności, właściwie wyklucza moŜliwości stosowania biodegradacji opartej na naturalnych wyselekcjonowanych szczepach bakterii. dalsze badania winny wykazać jaki jest metabolizm zanieczyszczeń, a badania właściwości fizycznych gruntu powinny wskazać zalecaną technikę biodegradacji (in situ czy ex situ) oraz rodzaj procesu (pryzmy, bioreaktor itd.) W badaniach tych naleŜy takŜe ustalić sposób optymalizacji warunków rozwoju drobnoustrojów.

W polskim prawodawstwie brakuje norm określających dopuszczalne stęŜenie substancji ropopochodnych (generalnie – chemicznych) w gruntach, które umoŜliwiłyby z jednej strony ocenę skali zanieczyszczenia gruntu, a z drugie strony konieczny stopień oczyszczania. W wypadku biologicznie czynnej powierzchni ziemi (gleby) przyjęto umownie, iŜ moŜe ona być zdegradowana w stopniu: � małym – pomimo obecności

węglowodorów w górnej warstwie gleby nie obserwuje się ujemnego wpływu na wegetację roślin uprawnych,

� średnim – wyraźne pogorszenie wegetacji roślin uprawnych,

� duŜym – około 50% spadek plonu roślin uprawnych,

� bardzo duŜym – brek wegetacji roślin uprawnych. Dla celów praktycznych przyjmuje się

uproszczony sposób oceny stopnia zanieczyszczenia składnikami ropopochodnymi. Graniczną wartość stanowi 0,04% węglowodorów w glebach. Glebę zawierającą w poziomie próchniczym więcej węglowodorów uznaje się za zanieczyszczoną.

Do niedawna równie mało precyzyjnie wyznaczano wymagany stopień oczyszczania gruntów zanieczyszczonych. DuŜym postępem i udogodnieniem pod tym względem są „Wytyczne do oceny stopnia zanieczyszczania gruntu i wód podziemnych produktami ropopochodnymi i innymi substancjami chemicznymi w procesach rekultywacji” opracowane na zlecenie Państwowej Inspekcji Ochrony Środowiska w marcu 1994 roku. Wytyczne te, stanowiące komplikację rozwiązań stosowanych w innych krajach, określają dopuszczalne stęŜenie zanieczyszczeń dla gruntów i wód podziemnych w zaleŜności od sposobu wykorzystania terenu. Wartości te

są więc podstawą do określenia niezbędnego stopnia oczyszczania terenu.

Wykorzystanie biologicznych metod oczyszczania gruntów stanowi bardzo intensywnie rozwijany kierunek biotechnologii środowiskowej. Świadczy o tym chociaŜby ilość prac prezentowanych w trakcie odbywającej się w USA co 2 lata konferencji „In Situ and On-Site Bioremediation”, gdzie ich teksty wydawane są w kilkudziesięciu tomach. RównieŜ specjaliści polscy spotykają się co dwa lata w czasie sympozjum „Bioremediacja Gruntów”. Te ostatnie spotkania specjalistów polskich uwidaczniają, Ŝe w zakresie badań jesteśmy bliscy tendencji światowych, aliści odbiegamy w zakresie technicznych moŜliwości stosowania procesów bioremediacij gruntów. 5. OCZYSZCZANIE GAZÓW Do oczyszczania gazów stosowane są metody fizyczne, chemiczne i biologiczne. NajwaŜniejszą przewagą biologicznych metod oczyszczania gazów, jest moŜliwość prowadzenia procesu w temperaturze otoczenia (10-140C) i ciśnieniu atmosferycznym. Obecnie większość doświadczeń koncentruje się wokół mikrobiologicznego rozkładu związków alifatycznych, aromatycznych, heterocyklicznych oraz substancji zawierających jeden atom węgla. Te związki mogą być wykorzystane przez mikroorganizmy do wzrostu i jako źródło energii. Urządzenia do biologicznego oczyszczania są niedrogie, dostępne i łatwe w uŜyciu oraz skuteczne i ekologiczne.

Do niedawna dominującymi praktycznie urządzeniami do likwidacji zanieczyszczeń gazowych były biofiltry i płuczki biologiczne (bioskrubery). Podstawowym elementem biofiltru jest złoŜe filtracyjne, na którym toksyczne substancje są sorbowane i stopniowo rozkładane przez drobnoustroje. Powietrze, które ma być oczyszczone, jest pompowane do środka i przepływa wzdłuŜ złoŜa z dołu do góry lub odwrotnie (rys. 20). Jako złoŜe filtrowe moŜe być uŜyty kompost, torf lub inny materiał pochodzenia organicznego. Przewaga tych materiałów jest spowodowana tym, Ŝe zawierają one składniki konieczne do Ŝywienia bakterii. W celu zapewnienia odpowiednich warunków pracy biofiltra i jednolitego opływu złoŜa przez powietrze jest konieczne, aby materiał posiadał jednolitą strukturę i stałą objętość porów w złoŜu oraz wystarczającą wilgotność.

88

Rys. 20. Biofiltr do oczyszczania gazów

W płuczkach biologicznych zwanych

równieŜ bioskruberami, proces absorpcji szkodliwych substancji z powietrza i ich biologiczny rozkład są przestrzennie oddzielone. NajwaŜniejszą częścią bioskrubera jest absorber, w którym zachodzi wymiana masy pomiędzy zanieczyszczonym gazem a absorbentem. W absorberze tlen i zanieczyszczenia przechodzą do wody, a oczyszczony gaz (powietrze) opuszcza urządzenie jako oczyszczony (rys. 21). Regeneracja wody odbywa się w osobnej komorze napowietrzania osadu czynnego.

Oczyszczona woda moŜe być recyrkulowana dwojako. Albo jest ona pozbawiona zawiesiny mikroorganizmów, które oddzielają się od wody w osadnikach skąd są zawracane do komór napowietrzania, a woda do płuczki. MoŜliwe jest teŜ inne rozwiązanie, w którym do płuczki kieruje się bezpośrednio zawartość komory napowietrzania. Wówczas jednak płuczka musi być konstrukcyjnie i technicznie tak rozwiązana, aby uniemoŜliwi ć gromadzenie się istotnych ilości biomasy na elementach konstrukcyjnych i wypełnienia płuczek.

Rys. 21. Schemat budowy biofiltru z zawieszonymi mikroorganizmami do

oczyszczania gazów

89

Czynnikiem decydującym o popularności biologicznych metod oczyszczania gazu jest ich koszt. Ta atrakcyjna ekonomiczność widoczna jest przy porównaniu kosztów inwestycyjnych i eksploatacyjnych procesów biologicznych z rozwiązaniami fizycznymi i chemicznymi

(tabela 1). Ich atrakcyjność wzrasta takŜe w przypadku wystąpienia w gazach małych koncentracji zanieczyszczeń. Ostatnie tendencje w tym zakresie dotyczą moŜliwości stosowania adsorpcji z równoczesna biologiczną regeneracją adsorbenta (rys. 22).

Tab.1. Szacunkowe koszty inwestycyjne i eksploatacyjne oczyszczania gazów odlotowych KOSZTY INWESTYCYJNE

Technologie W zł na m 3/h przepływaj ącego gazu Biofiltry 16 -30 Spopielanie termiczne 20 - 400 Spopielanie katalityczne 50 - 300 Adsorpcja 66 - 190

KOSZTY EKSPLOATACYJNE Technologie W zł na 1000 m 3 gazu

Biofiltry 1 - 6 Spopielanie termiczne 5 - 50 Spopielanie katalityczne 12 - 16 Adsorpcja 28 - 36

Rys. 22. Przegląd róŜnych technik oczyszczania gazów odlotowych jako funkcja wielkości przepływu i stęŜenia zanieczyszczeń

6. REGULACJA I STEROWANIE – WYKORZYSTANIE MIKRO- I BIOSENSORÓW Stopień skomplikowania procesów biotechnologicznych powoduje, Ŝe klasyczne metody gromadzenia i analiz danych pomiarowych oraz regulacji są niewystarczające. Nowe moŜliwości pod tym względem wiąŜą się z rozwojem elektronicznej techniki obliczeniowej i – co nie jest bez

znaczenia – stałym obniŜaniem kosztów maszyn cyfrowych. Obecne ograniczenia w rozwoju automatyzacji procesów biotechnologicznych nie wynikają z braku komputerów. Najistotniejszym hamulcem jest brak odpowiedniego oprogramowania, a gównie niedostateczny rozwój metod i przyrządów pomiarowych, dostarczających niezbędnych informacji do opracowania właściwej strategii regulacji.

90

Wiele nadziei w tym zakresie łączy się z opanowaniem i wykorzystaniem mikro- oraz biosensorów. Te pierwsze umoŜliwiają śledzenie i regulację procesów zachodzących np. w biofilmach. Zasada działania takiego mikrosensora, słuŜącego do śledzenia metabolizmu związków azotu, widoczne jest na rysunku 23. Za jego pomocą moŜna wyznaczyć zawartość azotynów (produktu pośredniego metabolizmu azotu), jak równieŜ rozpuszczonego tlenu. Natomiast nadzieje związane z zastosowaniem biosensorów są ciągle niespełnione. Ich zasada działania polega na wykorzystaniu reakcji biochemicznych do pomiaru stęŜenia określonych substancji.

Reakcje te zachodzić mogą zarówno z wykorzystaniem całych kompleksów drobnoustrojów, jak równieŜ w oparciu o odpowiedni zestaw enzymów. Na razie biosensory są z powodzeniem stosowane w oznaczaniu zanieczyszczeń w wodach powierzchniowych i ściekach np. pestycydów (biomonitoring). Natomiast ciągle niesatysfakcjonujące jest ich wykorzystanie w procesach technicznych. Wynika to z braku prostych w obsłudze urządzeń, gdzie w oparciu o pomiar intensywności określonych reakcji biochemicznych moŜna by kontrolować i sterować procesem biotechnologicznym.

Rys.23. Schemat budowy mikrosensora

7. PODSUMOWANIE Przekonanie o tym, Ŝe biotechnologiczne procesy są skutecznymi, tanimi i ekologicznie przyjaznymi sposobami ochrony środowiska jest coraz powszechniejsze. Wyrazem tych przekonań jest szereg projektów narodowych i międzynarodowych – są one często fragmentem ogólnej strategii rozwoju biotechnologii, a czasami ograniczają się wyłącznie do zagadnień ochrony środowiska. Najwcześniej potrzebę i zalety skoordynowanych problemów badawczych z zakresu biotechnologii

środowiskowej dostrzegła Unia Europejska. JuŜ w 1985 roku powołano program badawczy EUREKA, a w nim znaczny udział biotechnologii środowiskowej w podprogramie „Biotechnology for a Cleaner Environment”. W 1995 roku zorganizowano spotkanie podsumowujące dziesięcioletni okres funkcjonowania programu. Z doświadczeń programu EUREKA wynikło miedzy innymi, iŜ nie zawsze najskuteczniejszymi są bardzo obszerne projekty badawcze. JuŜ w latach 90 wspólny program badawczy kreowały kraje skandynawskie (Nordic Biotechnology

91

Programme), który skupił się na wybranych czterech obszarach – ściekach celulozowo papierniczych, najbardziej uciąŜliwych zanieczyszczeniach (priority pollutants), metalach cięŜkich i odpadach stałych. Doceniając znaczenie rozwoju biotechnologii i chcąc nadgonić opóźnienie pod tym względem, takŜe Niemcy opracowały strategię rozwoju tej dziedziny nauki (Biotechnologie 2000-Program der Bundesregierung), kreując takŜe wyspecjalizowane programy badawcze z zakresu biotechnologii środowiskowej (Biotechnologie- Neue Chancen für die Umwelt). W tym ostatnim skupiono się na zagadnieniach rekultywacji hałd odpadów przemysłowych, usuwaniu związków azotu ze ścieków, opracowaniu biosensorów, a takŜe izolacji ekstremofilnych bakterii mogących znaleźć zastosowanie w róŜnych procesach ochrony środowiska przyrodniczego. W Polsce w 1985 roku opracowano pierwszy „Raport o stanie biotechnologii – badania i zastosowania””, gdzie zawarty był takŜe rozdział dotyczący biotechnologii środowiskowej, a na odbytym w 1999 roku I Kongresie Biotechnologii we Wrocławiu najliczniejsza była grupa tematyczna związana z wykorzystaniem biotechnologii w ochronie środowiska.

Jak wynika z dokonanego skrótowo przeglądu wynika, wykorzystanie procesów biotechnologicznych w inŜynierii ochrony środowiska jest coraz powszechniejsze. Jest to poniekąd oczywiste i wynika wprost z aktualnej filozofii ochrony środowiska, która preferuje takie procesy, które są atrakcyjne ekonomicznie i przyjazne środowisku przyrodniczemu (ekologicznie). A takimi są właśnie procesy biotechnologiczne. LITERATURA BEROVIC M (1991)Advences in Bioreactor Design. Chem. Biochem. Eng. Q., Vol. 5, pp. 189 – 197.

DOCHAIN D., VANROLLEGHEM P. A.(2001) Dynamical Modelling and Estimation in Wastewater Treatment Processes. IWA Publishing.

ENGELHARDT N., FIRK W. (1999) Erftverband baut erste Membran-belebungsanlage zur kommunaler Abwasser-reinigung in Deutschland. Fachberichte, Heft 3/4 (37).

GUENDER B.(2000) Das Membranbelebungsverfahren in der kommuna-len Abwasserreinigung. KA - Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall, Nr. 11.

JACOBSEN B. N. (Red.) 91991) Nordic Environmental Biotechnology Programme 1990-93. Nordisk Industrifond, 2nd Annual Report.

KASPRZAK K. (1990) Biotechnologia utylizacji odpadów organicznych. Biotechnologia, nr 2 - 3, str. 36 – 44.

MASANOURI F., MISCHIHIKO I.(1994) Wastewater treatment using genetically engineered microorganisms. Technomic Publishing Company, Lancaster.

MATSUI T., KYOSAI S., TAKAHASHI M.(1991) Application of biotechnology to municipal wastewater treatment.Wat. Sci. Tech., Vol. 23, pp. 1723-1732.

MATSUMOTO K.(2000) Wastewater Treatment with Membrane in Japan. Works & Studies of the Institute of Environmental Engineering of the Polish Academy of Sciences, No. 51, pp. 123-129.

OLAŃCZUK-NEYMAN K.(2001) Mikroorganizmy w kształtowaniu jakości i uzdatnianiu wód podziemnych. Monografie Kom. InŜynierii Środowiska PAN, Vol.1, Gdańsk.

Praca zbiorowa (1989) Biotechnological Researcg and Development Programme 1987-1990. Danish Research Administration.

Praca zbiorowa (1990) Biotechnologie 2000. Programm der Bundesregierung.Der Bundesminister fuer Forschung und Technologie, Bonn

Praca zbiorowa (2000) Biotechnologie. Neue Chancen fuer den Umweltschutz. Umwelt Stiftung, Osnabrueck

Praca zbiorowa (995). Environmental Biotechnology; Brokerage Event Ebbe - Report. Bruksela

Praca zbiorowa (1997) Wastewater Sludge - waste or resource? The publishing office of Technical University of Częstochowa, Częstochowa

ROY K.(1999) Industrial wastewater treatment for the twenty-first century. New World Water, pp.41-42, 20-22 October 1999

SIUTA J.(1998) Rekultywacja gruntów. Poradnik. Wydawnictwo "EkoinŜynieria", Warszawa.

Van DONGEN L., JETTEN M., van LOOSDRECHT M. (2001) The combined Sharon/Anammox Process – A sustainable method for N-removal from sludge water. IWA Publishing.

92

PROF. DR HAB. INś. KORNELIUSZ MIKSCH – specjalista z zakresu biotechnologii środowiskowej; jego główne zainteresowania zawodowe związane są z opracowaniem metod pomiaru aktywności metabolicznej drobnoustrojów i wykorzystaniem tych

pomiarów do usprawniania procesów biologicznego oczyszczania ścieków i bioremediacji gruntów, jak równieŜ oceny ekotoksykologicznej substancji zanie-czyszczających środowisko. Zajmuje się takŜe procesami hybrydowymi kojarzącymi procesy biologiczne z fizyczno-chemicznymi, szczególnie tzw. zaawansowanymi procesami utleniania (AOPs). Kierownik Katedry Biotechnologii Środowiskowej oraz dyrektor Centrum Biotechnologii Politechniki Śląskiej; członek prezydium sekcji Biotechnologii Środowiskowej Europejskiej Federacji Biotechnologicznej, członek Komitetu Biotechnologii oraz Komitetu InŜynierii Środowiska Polskiej Akademii Nauk; członek rady redakcyjnej czasopism „Bioremediation Journal” (USA) i Archives of Environmental Protection oraz „Monografie Komitetu InŜynierii Środowiska PAN”. Ekspert rządowy w 7 Programie Ramowym Unii Europejskiej Priorytet „Środowisko (wraz ze zmianami klimatu)”.