СОВРЕМЕННЫЕ ПОДХОДЫ К ВОССТАНОВЛЕНИЮ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ

СОВРЕМЕННЫЕ ПОДХОДЫ К ВОССТАНОВЛЕНИЮ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ

Вершинина Ирина Александровна

Лебедев Святослав Валерьевич

Галактионова Людмила Вячеславовна

Введение

Биотехнология не является новым научным направлением, однако в области молекулярной биологии и экологии открываются все новые и новые возможности для более эффективного использования естественных биологических процессов в очистке окружающей среды от контаминантов различной природы. Биоремедиация определяется как процесс, посредством которого отходы биологически разлагаются/обезвреживаются в контролируемых условиях до безопасных веществ или до уровней ниже предельных концентраций, установленных нормативными документами [56].

В процессе биоремедиации для осуществления разложения или детоксикации веществ, опасных для здоровья человека и/или окружающей среды, используются бактерии, грибы или растения, встречающиеся в природе. Данные организмы могут присутствовать на загрязненной территории или же могут быть внесены дополнительно. Соединения трансформируются в результате реакций метаболических процессов, протекающих в данных организмах. Биодеградация различных соединений часто является результатом действия совокупности организмов [16]. Поскольку биоремедиация основана на естественном протекании процесса, она считается более приемлемой, чем другие технологии. Большинство систем биоремедиации работают в аэробных условиях, однако анаэробные условия могут позволить разрушать и трудноразлагаемые молекулы [51].

1. Понятие биоремедиации

Биоремедиация – это процесс использования микроорганизмов или растений для детоксикации или удаления органических и неорганических ксенобиотиков из окружающей среды. Это способ восстановления почв, который предполагает экологически чистые технологии решения проблемы деградации окружающей среды [67].

В ходе изучения данного вопроса были разработаны различные подходы к восстановлению загрязненной почвы: физические, химические, фотодеградационные. Однако большинство данных методов имеют недостатки относительно полной реабилитации загрязненной углеводородами почвы. Возможно также образование побочных соединений, которые являются более токсичными для окружающей среды, чем исходные соединения. Биоремедиация предлагается как экологичный метод для восстановления почвы, загрязненной как углеводородами, так и тяжелыми металлами. Биоремедиация использует способность микроорганизмов в почвенной среде расщеплять углеводороды и тяжелые металлы до безопасных соединений [21].

Многие виды бактерий и грибов были протестированы на способность к биоремедиации в естественной среде; однако литературный обзор успешных испытаний показывает, что относительно немногие виды активны в отношении широкого спектра соединений. Так, внесение бактерий рода Pseudomonas способствует разложению n-нитрофенола, толуола, 2,4,5-трихлорфеноксиуксусной кислоты и паратиона из почвы [19]. Было обнаружено, что такие рода как Arthrobacter и Flavobacterium, особенно активны при добавлении в качестве инокулята в почву, загрязненную консервантом, применяемым для обработки древесины. Кроме того, показано, что полиароматические углеводороды, в том числе флуорен и фенантрен, были успешно обработаны вегетативными клетками и спорами Phanerochaete, искусственно внесенными в почву [22].

Преимущество биоремедиационных технологий связано с широчайшими возможностями живых систем, особенно микроорганизмов, метаболизировать множество различных органических веществ [127]. Важно также, что применение биоремедиационных технологий предполагает мягкое воздействие на очищаемую среду, не приводя к существенным изменениям основных почвенных показателей. Плюс биоремедиации как метода очистки окружающей среды состоит также в экономической выгоде.

К недостаткам биологических процессов очистки и восстановления почв относятся низкая скорость биодеградации токсиканта и необходимость проведения предварительного обследования загрязненного участка для уточнения технологических режимов биотехнологических работ.

По принятой международной классификации биоремедиационные технологии делятся на три группы.

Биоремедиация ex situ:

1) извлечение загрязненной почвы, перемещение ее на площадки обезвреживания, агротехнические работы;

2) отмывание извлеченной почвы от загрязнения (в основном от нефти), возвращение на прежнее место и проведение мелиорации;

3) экскавация почвы и проведение жидкофазной или твердофазной ферментации в биореакторах с добавлением биогенных элементов в аэробных или анаэробных условиях (несколько дней или месяцев, снижение концентрации ксенобиотика на 90-99 %).

Биоремедиация on site:

1) загрязненная почва остается на месте;

2) проводятся мелиорация, биостимулирование, фиторемедиация (1‑2 года, снижение концентрации токсиканта на 60-90 %);

3) загрязненная почва остается на месте, только при необходимости механически снимается верхний, сильно загрязненный слой почвы, далее проводятся обработка биопрепаратами-деструкторами и весь комплекс агротехнических работ (2-4 года или больше, снижение концентрации ксенобиотика до 90 %).

Биоремедиация in situ (загрязнение находится под поверхностью почвы):

1) биовентилирование – закачка воздуха, продолжительность – от нескольких дней до месяца, снижение концентрации ксенобиотика на 90-99 %;

2) биобарботирование – закачка питательных растворов, продолжительность – от нескольких дней до месяца, снижение концентрации ксенобиотика на 90-99 %;

3) биодеструкция при откачке жидкой фазы загрязнителя под вакуумом (продолжительность – от нескольких дней до месяца и года).

2. Приемы повышения эффективности биоремедиации загрязненных почв

В процессе биоремедиации одними из наиболее эффективных являются препараты на основе метанового эффлюента.

Эффлюент – это органические удобрения, полученные в результате анаэробной переработки органических отходов в ферментаторах (Звягинцев, 1986).

Среди преимуществ биоудобрений перед другими органическими удобрениями (навозом, пометом, торфом) выделяют:

1) отсутствие семян сорняков;

2) отсутствие патогенной микрофлоры;

3) наличие микрофлоры, способствующей интенсивному росту растений;

4) отсутствие адаптационного периода для эффективного воздействия;

5) высокий коэффициент усвояемости растениями;

6) стойкость к вымыванию из почвы питательных элементов;

7) максимальное сохранение и накопление азота.

Эффлюент представляет собой высококачественное органическое удобрение. При его использовании отпадает необходимость дополнительно вносить питательные вещества. За счет использования жидкой фракции продукта переработки отсутствует необходимость регулярно перепахивать и переворачивать очищаемый почвенный слой для поддержания жизнедеятельности внесенного биодеструктора. Таким образом, значительно упрощается процедура очистки почвы и шламов, и соответственно сокращаются трудозатраты [107].

Преимущество метанового брожения состоит в сохранении в органической форме практически всего азота, содержащегося в исходном сырье. Образующиеся при сбраживании гумусные материалы улучшают физические свойства почвы: аэрацию, водоудерживающую и инфильтрационную способность почвы, а также скорость катионного обмена [121].

Кроме того, метановый эффлюент служит источником энергии и питательных веществ для деятельности полезных бактерий. Это способствует повышению растворимости важных химических питательных веществ, содержащихся в почве, и приводит к лучшему усвоению их высшими растениями. Ряд опытов свидетельствует о существенном увеличении урожайности при использовании шлама в качестве удобрения.

Ценность метанового эффлюента еще и в том, что при перепревании навоз теряет часть нитратов и нитритов, в избытке содержащихся в навозе домашних животных и птиц. В процессе ферментации они сбраживаются в аммиак и метан. Содержащиеся в сбраживаемой массе полезные фосфор, калий и азот полностью остаются в биошламе. Немалую ценность представляет также освобождение полей от сорняков, семена которых не выдерживают высокотемпературной и агрессивной среды биореактора, теряют всхожесть и гибнут [111].

3. Подходы к восстановлению почв, загрязненных тяжелыми металлами

Тяжелые металлы естественным образом присутствуют в почве; геологическая и антропогенная деятельность увеличивает концентрацию данных элементов до концентраций, вредных для растений и для животных [47; 79; 80; 108; 119; 125]. Производственная деятельность человека включает добычу и выплавку металлов, сжигание ископаемого топлива, использование удобрений и пестицидов в сельском хозяйстве, производство батарей и других металлических изделий в промышленности, отстой сточных вод и утилизацию коммунальных отходов. Все эти технологии стали источниками поступления в окружающую среду тяжелых металлов [3; 70; 82; 106; 113; 116].

В исследованиях J. Chatterjee [15], I. Öncel et al [63] и S. Oancea с соавт. [60] отмечено снижение роста в результате изменений физиологических и биохимических процессов у растений, произрастающих на загрязненных тяжелыми металлами почвах. Продолжающееся снижение роста растений снижает урожайность, что в конечном итоге приводит к снижению продовольственной безопасности [109; 120; 123; 124]. Поэтому восстановление почв, загрязненных тяжелыми металлами, невозможно переоценить [29; 37; 66; 84; 98; 105].

Существуют различные методы восстановления загрязненных металлами почв, они варьируют от физических и химических до биологических методов [30; 39]. Большинство физических и химических методов (капсулирование, отверждение, стабилизация, электрокинетика, стеклование, удаление паров, а также промывка) являются дорогостоящими и не делают почву пригодной для роста растений [52; 53]. Между тем, биологический подход способствует созданию/восстановлению роста растений на загрязненных почвах. Это экологически чистый метод, осуществляемый в результате естественных процессов. Биоремедиация также является экономически выгодным подходом восстановления по сравнению с другими методами [24; 61; 62; 75; 81].

Тяжелые металлы – это элементы, которые обладают металлическими свойствами, такими как пластичность, проводимость, стабильность катионов и специфичность лигандов. Они характеризуются относительно высокой плотностью и высокой относительной атомной массой с атомным номером более 20 [85; 90]. Некоторые тяжелые металлы, такие как Co, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, V и Zn, требуются организмам в незначительных количествах. Однако чрезмерное количество этих элементов может стать вредным [31; 36; 40; 68; 87]. Другие тяжелые металлы, такие как Pb, Cd, Hg и As (металлоиды, но обычно называемые тяжелыми металлами), не оказывают какого-либо положительного воздействия на живые организмы и рассматриваются как «потенциальные угрозы», поскольку токсичны для растений и животных [17; 25; 33; 41; 65; 88].

Металлы существуют либо отдельными ионами, молекулами нерастворимых солей, либо в сочетании с другими компонентами почвы. Эти компоненты могут включать обменные ионы, сорбированные на поверхностях неорганических твердых веществ, не подлежащие обмену ионы и нерастворимые соединения неорганических металлов, такие как карбонаты и фосфаты, растворимые соединения металлов или ионы свободных металлов в почвенном растворе, комплекс металлов из органических материалов и металлы, присоединенные к силикатам [69; 77; 113]. Металлы, связанные с силикатными минералами, представляют собой фоновую концентрацию металла в почве, и они не наносят ущерба по сравнению с металлами, которые существуют как отдельные объекты или присутствуют в высокой концентрации в других четырёх компонентах [95; 102].

Свойства почвы по-разному влияют на доступность металла. Так рН почвы является основным фактором, влияющим на доступность металлов в почве. Доступность Cd и Zn для корней растений снижалась с увеличением рН почвы. В исследованиях Liang [49] было показано, что органическое вещество и водный оксид железа снижают доступность тяжелых металлов путем иммобилизации этих металлов.

Другие факторы, влияющие на доступность металлов в почве, включают плотность и тип заряда в почвенных коллоидах, степень комплексообразования с лигандами и относительную площадь поверхности почвы [32; 97;100]. Большая поверхность раздела и удельная поверхность, обеспечиваемые почвенными коллоидами, регулирует концентрацию тяжелых металлов в почвах. Например, Mcbride и Martínez [54] сообщили, что добавление гидроксидов с высокой реакционной поверхностью, уменьшает растворимость As, Cd, Cu, Mo и Pb, в то время как растворимость Ni и Zn не изменилась. Также было показано, что аэрация почвы, микробная активность и минеральный состав влияют на подвижность тяжелых металлов в почвах [103; 104; 126].

И наоборот, тяжелые металлы могут изменять различные свойства почвы, особенно биологические [57; 83; 93]. Мониторинг изменений микробиологических и биохимических свойств почвы после загрязнения можно использовать для оценки интенсивности загрязнения почвы, поскольку эти методы более чувствительны и результаты могут быть получены более быстрыми темпами по сравнению с мониторингом физических и химических свойств почвы [42; 59]. Тяжелые металлы влияют на количество, разнообразие и активность почвенных микроорганизмов [118]. Токсичность этих металлов для микроорганизмов зависит от ряда факторов, таких как температура почвы, рН, глинистые минералы, органическое вещество, неорганические анионы и катионы и химические формы металла [4; 5; 26]. Детоксикация почв связана с использованием ряда компонентов и микроорганизмов, способных к иммобилизации ионов тяжелых металлов [110; 114; 115; 117; 122].

Существуют расхождения в исследованиях, сравнивающих влияние тяжелых металлов на биологические свойства почвы. В то время как некоторые исследователи зафиксировали негативное влияние тяжелых металлов на биологические свойства почвы [8; 50; 99], другие не подтвердили связь между высокими концентрациями тяжелых металлов и некоторыми биологическими свойствами почвы [18]. Несоответствия могут возникать из-за того, что некоторые из этих исследований проводились в лабораторных условиях с использованием искусственно загрязненных почв, тогда как другие проводились с использованием почв из фактически загрязненных районов [11; 43; 76].

Наличие одного тяжелого металла может повлиять на доступность другого в почве и, следовательно, на растение. Другими словами, существует антагонистическое и синергетическое влияние среди тяжелых металлов в почвенном растворе. Так, например, ингибирующее действие Mn на общее количество минерализованного C было антагонизировано присутствием Cd. Аналогичным образом, Cu и Zn, а также Ni и Cd конкурируют за одни и те же мембранные носители в растениях. Медь же повышает токсичность Zn у ярового ячменя. Различные формы одного и того же металла могут также взаимодействовать друг с другом. А присутствие арсенита сильно подавляло поглощение арсената рисовыми растениями, растущими на загрязненной почве.

Тяжелые металлы, доступные для поглощения растений, – это те, которые присутствуют в виде растворимых компонентов в почвенном растворе, или те, которые легко растворяются в клетках корней [20; 35; 48; 86]. Хотя растениям требуются определенные тяжелые металлы для их роста и содержания, чрезмерное количество этих металлов может стать токсичным [64; 74; 92].

Биоремедиация – широко распространенный метод восстановления почвы; воспринимается как естественный процесс. Это экономически эффективный метод восстановления почвы от тяжелых металлов. Хотя биоремедиация является неразрушающим методом восстановления почвы, она обычно занимает много времени, и ее использование для обработки почв, загрязненных тяжелыми металлами, может зависеть от климатических и геологических условий участка, подлежащего восстановлению [1; 23; 34; 45; 58].

Тяжелые металлы не разлагаются в ходе биоремедиации, но могут быть преобразованы органическим комплексом или переведены в окисленное состояние. Еще одним механизмом их детоксикации является иммобилизация микроорганизмами, глинистыми минералами или другими нетрадиционными материалами. Из-за изменения их степени окисления тяжелые металлы становятся менее токсичными, более растворимыми в воде (и, следовательно, могут удаляться выщелачиванием), либо менее растворимыми в воде (что позволяет им выпадать в осадок и легко удаляться из окружающей среды) или менее биодоступными [2; 55].

Тяжелые металлы попадают в почву в результате антропогенной деятельности: как добыча полезных ископаемых, производство энергии и топлива, гальваника, обработка осадка сточных вод, сельское хозяйство. Данные загрязнения являются одной из основных экологических проблем в мире. Тяжелые металлы относятся к широкой группе микроэлементов, которые имеют как промышленное, так и биологическое значение. Первоначально, тяжелые металлы естественным образом присутствовали в почвах как природные компоненты, но на данный момент, присутствие тяжелых металлов в окружающей среде увеличилось из-за человеческой деятельности [28].

Загрязнение почвы тяжелыми металлами оказывает значительное воздействие на здоровье человека и экосистемы. Загрязняющие вещества способны проникать глубоко в слой подземных вод и загрязнять грунтовые, а также поверхностные воды. Из почв они попадают в организм человека через растения. Наибольшая угроза связана с тенденцией тяжелых металлов к биоаккумуляции. Они могут передаваться из одной пищевой цепи в другую [6].

Eltarahony с соавт. [24] изучали использование Proteus mirabilis 10B для осаждения карбоната кальция и для восстановления свинца и ртути как аэробно, так и анаэробно. В аэробных и анаэробных оптимизированных условиях восстановления изменения химического состава среды исследователями была выявлена положительная корреляция между ростом бактерий и активностью нитратредуктазы, pH, NO₃^- и NO₂.

Биоминерализация или вызванное микроорганизмами осаждение карбонатов (MICP) определяется как биопреципитация минерала карбоната кальция благодаря микробным клеткам и их биохимической активности. Во время роста микробов и активации метаболизма в процессе MICP микробы способны генерировать карбонатные соединения (CO₃^2-), которые реагируют с ионами кальция (Ca²⁺) с образованием минеральных осадков CaCO₃ [13]. Соответственно, тяжелые металлы с ионным радиусом, близким к Ca²⁺, такие как Pb²⁺ и Hg²⁺, могут быть включены в решетку CaCO³ и замещать ионы Ca²⁺. Таким образом, MICP задерживает тяжелые металлы, препятствуя их освобождению в окружающей среде. В дополнение к биоремедиации также рассматриваются другие точки практического использования MICP, например, добыча нефти, улавливание CO₂, биоцементация горных пород, самовосстановление бетонной конструкции и восстановление скульптурных и исторических зданий [78].

MICP встречается в природе у различных видов микроорганизмов в различных условиях окружающей среды и осуществляется через различные метаболические пути, включая фотосинтез, окислительное дезаминирование аминокислот, восстановление нитратов, деградацию мочевины, восстановление сульфатов, окисление метана и внеклеточные полимерные вещества [78]. Synechococcus cyanobacteria, Chlorella sp., Desulfovibrio desulfuricans, Bacillus spharicus, Sporosarcina sp., Arthrobacter crystallopoietes, Rhodococcus qingshengii, Psychrobacillus psychroduran и Verticillium sp. являются примером различных микробных групп, обладающих способностью вызывать осаждение CaCO₃ [7; 46; 78].

Так, Yang с соавт. [99] выделили устойчивую к металлам кальцифицирующую бактерию Bacillus firmus XP8. Микроорганизм был выделен из хвостов медной шахты; он способен к эффективному микробиологически индуцированному осаждению кальцита (MICP). MICP значительно увеличил pH обработанной шахтной почвы по сравнению с контрольной, что ускорило осаждение и иммобилизацию токсичных металлов. Кроме того, бактериальная обработка значительно уменьшила обменные фракции Cu, Pb и Cd в почве и значительно увеличила фракцию, связанную с карбонатом. Рентгеноструктурный анализ подтвердил присутствие продуктов MICP, таких как кальцит и арагонит, которые могут адсорбироваться и совместно осаждаться с токсичными металлами, что дает полезную информацию для понимания возможности осаждения кальцита для биоиммобилизации тяжелых металлов в хвостохранилищах.

Хотя никель (Ni) используется в различных отраслях промышленности, он является одним из распространенных источников загрязнения тяжелыми металлами в мире. В своем исследовании Kaviani с соавт. [38] использовали Salicornia iranica для фиторемедиации почвы, загрязненной Ni. Концентрация хлорофиллов А, В, общего хлорофилла и каротиноидов была значительно снижена при концентрации 500 мг/кг Ni через 3, 24, 48 ч и 90 дней после обработки. Поглощение и концентрация Ni в тканях растения увеличились. Высокая концентрация Ni (500 мг/кг) отрицательно влияла на параметры роста растений, такие как длина корня и побега. Таким образом, исследователями было сделано заключение, что растение S. iranica способно накапливать Ni и может использоваться для фиторемедиации загрязненных Ni почв.

Изучение штамма Streptomyces sp. MC1 показало его способность к снижению содержания Cr (VI) в жидкой среде. Биоремедиационную способность Streptomyces sp. MC1 анализировали в почвенных экстрактах и почвенных образцах. В образцах почвы Streptomyces sp. MC1 смог снизить до 94 % биодоступности Cr (VI) (50 мг/кг) через 7 дней. При этом, биоремедиационная активность Streptomyces sp. MC1 не ингибировалась естественной микрофлорой почвы.

А внесение в почву микроорганизмов Micrococcus sp., устойчивых к меди, а также горчичного жмыха в качестве органической добавки является хорошей стратегией для биологического обезвреживания меди. Повышение рН раствора с течением времени инкубации играло главную роль в сдерживании роста микробов и ограничении биоремедиации меди, даже когда доступность питательного вещества не была ограничена. Контроль pH с помощью сульфата железа дополнительно улучшил биоремедиацию.

Изучение использования сульфатвосстанавливающих бактерий (SRB) для биоремедиации почв, загрязненных Cd показало, что они способны снизить концентрацию обменной фракции Cd, которая может легко усваиваться растениями. Удаление составляет приблизительно 70 %, что демонстрирует эффективность биоремедиации.

Сульфатредуцирующие бактерии являются гетеротрофными микроорганизмами, которым необходимы строгие анаэробные условия с окислительно-восстановительным потенциалом менее -200 мВ. В анаэробных условиях SRB осуществляют окисление простых органических соединений с использованием сульфата и концевого акцептора электронов – сульфат восстанавливается до сульфида. Образование сульфида способствует легкому удалению тяжелых металлов из водной фазы. При этом происходит реакция, которая приводит к образованию нерастворимых сульфидов металлов, которые можно легко отделить [91].

4. Пути биодеградации ПАУ в почвах и донных отложениях

Полициклические ароматические углеводороды (ПАУ) являются широко распространенными загрязнениями в почве и представляют собой класс органических соединений, состоящих из двух или более конденсированных бензольных колец и/или пентациклических молекул в различных структурных конфигурациях. Это высококальцинирующие молекулы, которые могут сохраняться в окружающей среде из-за их гидрофобности и низкой растворимости в воде [14].

Основой механизмов разложения полициклических ароматических углеводородов является окисление ароматического кольца с последующим расщеплением соединения до метаболитов ПАУ и/или диоксида углерода. Считается, что анаэробный метаболизм ПАУ происходит путем гидрирования ароматического кольца [9].

Разлагающие ПАУ микроорганизмы распространены повсеместно в естественной среде, например, в почвах (бактерии и нелигнолитические грибы) и древесных материалах (лигнолитические грибы). Многие загрязненные ПАУ почвы и отложения содержат активные популяции бактерий, их разлагающих. Например, бактерии, разлагающие фенантрен, были выделены из загрязненных ПАУ отложений мангрового дерева в Гонконге [89]. Эти изоляты были способны разлагать фенантрен как в чистых, так и в смешанных культурах. В отличие от нелигнинолитических грибов, лигнолитические грибы, такие как Phanerochaete chrysosporium, обычно связаны с древесными материалами и не так часто встречаются в почвах. Тем не менее, эти грибы могут активно размножаться в почве при добавлении соломы, древесной щепы и других лигнинизованных субстратов [54].

Основным механизмом аэробного бактериального метаболизма ПАУ является первоначальное окисление бензольного кольца под действием ферментов диоксигеназы с образованием цис-дигидродиолов. Эти дигидродиолы дегидрируются с образованием дигидроксилированных промежуточных соединений, которые затем могут далее метаболизироваться через катехолы до диоксида углерода и воды. Существует большое разнообразие бактерий, которые способны окислять нафталин с использованием ферментов диоксигеназы, включая организмы из родов Pseudomonas и Rhodococcus.

Токсичность метаболитов нафталина, образующихся при бактериальной деградации, изучена мало. Метаболиты нафталина, такие как дигидродиолы нафталина, имеют более высокую растворимость в воде, чем нафталин, и поэтому потенциально более биодоступны и могут представлять большую токсичность, чем предшественник нафталина. Нафталин-1,2-дигидродиол имеет минимальную токсичность для клеток печени человека, тогда как метаболиты 1-нафтола, 1,2-нафтохинона и 1,4-нафтохинона, образующиеся в ходе реакций окисления, опосредованных цитохромом P450 человека, показывают значительную токсичность для клеток печени человека и мононуклеарных лейкоцитов [96].

Известно, что загрязненные почвы, донные отложения и грунтовые воды могут образовывать анаэробные зоны. Это происходит из-за органического загрязнения, стимулирующего микробное сообщество in situ, что приводит к истощению молекулярного кислорода во время аэробного дыхания. Этот кислород не восполняется с той же скоростью, что и его использование, что приводит к образованию анаэробных зон возле источника контаминации. Относительно недавно было начато изучение возможности микроорганизмов разлагать ПАУ в отсутствие молекулярного кислорода. В отсутствие молекулярного кислорода альтернативные акцепторы электронов, такие как нитрат, двухвалентное железо и сульфат, необходимы для окисления этих ароматических соединений, при этом недавние исследования четко демонстрируют, что деградация ПАУ будет происходить как при денитрификации [73], так и при восстановлении сульфатов в анаэробных условиях [101].

Механизмы анаэробной деградации ПАУ до сих пор до конца не изучены, хотя в последних исследованиях предложен механизм анаэробной деградации нафталина [101]. Первым этапом является карбоксилирование ароматического кольца. Далее образуется 2-нафтойная кислота, которая может активировать ароматическое кольцо перед гидролизом. Ступенчатое восстановление 2-нафтойной кислоты посредством ряда реакций гидрирования приводит к декаклин-2-карбоновой кислоте, которая впоследствии превращается в декагидро-2-нафтойную кислоту. Могут быть и другие механизмы анаэробной деградации нафталина, однако они еще не выяснены. Например, предполагается, что начальная стадия анаэробной деградации нафталина в сульфатвосстанавливающих условиях происходит посредством реакции гидроксилирования с образованием промежуточного продукта нафтола [10].

5. Биоремедиация почв, загрязненных тринитротолуолом.

Одним из широко распространенных почвенных контаминантов является тринитротолуол (ТНТ), который широко используется как взрывчатое вещество для военных и промышленных целей и может вызвать серьезное загрязнение окружающей среды. Nolvak с соавт. [58] был проведен 28-дневный лабораторный эксперимент с применением биоаугментации с использованием отобранных лабораторных штаммов бактерий, таких как инокулят, биостимуляция с мелассой и экстрактом капустного листа и фиторемедиация с использованием ржи и голубого пажитника для изучения влияния этих обработок на удаление тротила и изменения в сообществе микробов почвы, ответственных за деградацию загрязнений. Химический анализ выявил значительное снижение концентраций тротила, в том числе снижение количества тротила до его аминопроизводных. Комбинация биоаугментации и биостимуляции в сочетании с выращиванием ржи оказала наиболее сильное влияние на деградацию ТНТ.

Биоаугментация представляет собой добавление микроорганизмов извне с усиленными деградирующими свойствами в загрязненную среду для улучшения биодеградации и повышения скорости трансформации загрязняющих веществ [44].

В другом исследовании [94] было показано, что для биоремедиации почв, загрязненных ТНТ, может быть использована в качестве косубстрата меласса, которая содержит сахар, азот, витамины и минералы. Такой подход сочетает в себе преимущества традиционного земледелия с использованием мелассы для биологического разложения ТНТ и его производных. Концентрации TНT в почве во всех вариантах опыта с добавлением мелассы снижались с первоначальной концентрации 4000 мг/кг до менее чем 100 мг/кг через 12 месяцев. Концентрации первичных метаболических интермедиатов и бактериальных популяций также были исследованы. Было показано, что биомасса, улучшенная при добавлении мелассы, может минерализовать приблизительно 20 % (14 ℃) выброса загрязняющих веществ через 22 дня.

Отметим, что каждая технология биоремедиации имеет сравнительные преимущества и недостатки. Реакторы грунтового шлама предназначены для оптимизации массопереноса питательных веществ и акцепторов электронов с помощью механического перемешивания и аэрации. Реакторы из почвенного шлама со зрелыми бактериальными консорциумами трансформируются почти на 100 % и минерализуют до 24 % доступного тротила в течение 60 дней [12]. Анаэробный процесс, описал в своей работе Funk et al. [27], который показал превращение тротила в неароматические конечные продукты.

Хотя компостирование эффективно для биоразложения ТНТ, с его использованием в больших масштабах связано несколько проблем. Обычные методы компостирования требуют большого количества природных органических субстратов, которые обычно являются побочными продуктами сельскохозяйственного производства, например, солома, люцерна, домашний скот и щепа, в то время как биоремедиации подвергается относительно небольшое количество (часто 10-30 % сухого веса) почвы. Органические субстраты, часто используемые при компостировании, представляют собой химически сложные источники углерода и являются относительно трудными для использования микроорганизмами. Кроме того, эти субстраты частично разлагаются до гуминовых веществ [72], и тем самым создают другие проблемы; то есть исходные загрязняющие вещества и их метаболические промежуточные продукты могут стать химически связанными с труднорастворимыми гуминовыми веществами, что затрудняет дальнейшее биологическое разложение, обнаружение и измерение их присутствия обычными аналитическими методами.

Заключение

Таким образом, в работе были рассмотрены основные современные технологии биоремедиации почв, считающиеся самыми экономичными и экологичными. В настоящее время существует множество ремедиационных технологий, которые применяются для решения конкретных задач восстановления загрязненных почв орт контаминаторов различной природы.

Для очистки и восстановления почв необходимо создание интегрированных технологических процессов на основе достижений фундаментальных, прикладных, междисциплинарных наук и практического опыта.

Работа выполнена при финансовой поддержке Министерства науки и высшего образования в соответствии с государственным заданием Уральского государственного горного университета № 0833-2020-0008 «Разработка и эколого-экономическое обоснование технологии рекультивации земель, нарушенных горно-металлургическими предприятиями. комплекс на основе мелиоративных материалов и удобрений нового типа».

Список литературы:

1. Ahmad, M., Pataczek, L., Hilger, T. H. et al. Perspectives of Microbial Inoculation for Sustainable Development and Environmental Management // Front Microbiol., 2018. – № 9. – Pp. 2992. – Doi:10.3389/fmicb.2018.02992.
2. Aladesanmi, O. T., Oroboade, J. G., Osisiogu, C. P., Osewole, A. O. Bioaccumulation Factor of Selected Heavy Metals in Zea mays // J Health Pollut, 2019. – № 9 (24). – Pp. 191-207. – Doi:10.5696/2156-9614-9.24.191207.
3. Alloway, B. J. Heavy Metal in Soils // John Wiley & Sons, New York, NY, USA, 1990.
4. Alloway, B. J. Heavy Metals in Soil : book / B. J. Alloway – Berlin : Blackie academic and professional, 1995. – 363 p.
5. Alloway, B. J. Heavy Metals in Soil. Trace Metals and Metalloids in Soil and their : book / B. J. Alloway – Berlin : Blackie academic and professional, 2013. – 160 p.
6. Antoniadis, V. et al. Soil and maize contamination by trace elements and associated health risk assessment in the industrial area of Volos, Greece // Environment international, 2019. – V. 124. – Pp. 79-88.
7. Ariyanti, D., Handayani, N. A. Hadiyanto (2012) Feasibility of Using Microalgae for Biocement Production through Biocementation // J Bioprocess Biotechniq, 2012. – V. 2. – № 111. – Pp. 2.
8. Balkhair, K. S., Ashraf, M. A. Field accumulation risks of heavy metals in soil and vegetable crop irrigated with sewage water in western region of Saudi Arabia // Saudi J Biol Sci, 2016. – № 23 (1). – Pp. 32-44. – Doi:10.1016/j.sjbs.2015.09.023.
9. Bamforth, S. M., Singleton, I. Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons: current knowledge and future directions // Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2005. – V. 80. – № 7. – Pp. 723-736.
10. Bedessem, M. E., Swoboda-Colberg, N. G., Colberg, P. J. S. Naphthalene mineralization coupled to sulfate reduction in aquifer-derived enrichments // FEMS Microbiology Letters, 1997. – V. 152. – №. 2. – Pp. 213-218.
11. Blaylock, M. J., Huang, J. W. Phytoextraction of metals, in Phytoremediation of Toxic Metals: Using Plants to Clean up the Environment, I. Raskin and B. D. Ensley // Eds., 2000. – Pp. 53-70.
12. Boopathy, R. et al. Evaluation of a soil slurry reactor system for treating soil contaminated with munitions compounds // Argonne National Lab., IL (United States), 1994. – № 2. – Pp. 82795.
13. Caicedo-Pineda, G. A. et al. Effect of the tryptone concentration on the calcium carbonate biomineralization mediated by Bacillus cereus // Dyna, 2018. – V. 85. – № 205. – Pp. 69-75
14. Cerniglia, C. E. Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons // Biodegradation, 1992. – № 3. – Pp. 351-368.
15. Chatterjee, C. Phytotoxicity of cobalt, chromium and copper in cauliflower // Environmental Pollution, 2000. – V. 109. – № 1. – Pp. 69-74.
16. Chen, J. et al. Characterization of Burkholderia sp. XTB‐5 for phenol degradation and plant growth promotion and its application in bioremediation of contaminated soil // Land Degradation & Development, 2017. – V. 28. – № 3. – Pp. 1091-1099.
17. Ciszewski, D., Aleksander-Kwaterczak, U., Pociecha, A., Szarek-Gwiazda, E., Waloszek, A., Wilk-Woźniak, E. Small effects of a large sediment contamination with heavy metals on aquatic organisms in the vicinity of an abandoned lead and zinc mine // Environ Monit Assess, 2013. – № 185 (12). – Pp. 9825-9842. – Doi:10.1007/s10661-013-3295-z.
18. Clarkson, D. T., Luttge, U., Mineral nutrition: divalent cations, transport and compartmentation // Progress in Botany, 1989. – V. 51. – Pp. 93-112.
19. Comeau, Y., Greer, C. W., Samson, R. Role of inoculum preparation and density on the bioremediation of 2, 4-D-contaminated soil by bioaugmentation // Applied microbiology and biotechnology, 1993. – V. 38. – №. 5. – Pp. 681-687.
20. DalCorso, G., Fasani, E., Manara, A., Visioli, G., Furini, A. Heavy Metal Pollutions: State of the Art and Innovation in Phytoremediation // Int J Mol Sci, 2019. – № 20 (14). – Pp. 3412. – Doi:10.3390/ijms20143412.
21. Dzionek, A., Wojcieszyńska, D., Guzik, U. Natural carriers in bioremediation: A review // Electronic Journal of Biotechnology, 2016. – V. 19. – № 5. – Pp. 28-36
22. Edgehill, R. U. Bioremediation by inoculation with microorganisms // Bioremediation of contaminated soils, 1999. – V. 37. – Pp. 289-313.
23. Ekperusi, O. A., Aigbodion, I. F. Bioremediation of heavy metals and petroleum hydrocarbons in diesel contaminated soil with the earthworm: Eudrilus eugeniae // Springerplus, 2015. – № 4. – Pp. 540. – Doi:10.1186/s40064-015-1328-5.
24. El-Amier, Y. A., Bonanomi, G., Al-Rowaily, S. L., Abd-ElGawad, A. M. Ecological Risk Assessment of Heavy Metals along Three Main Drains in Nile Delta and Potential Phytoremediation by Macrophyte Plants // Plants (Basel), 2020. – № 9 (7). – Pp. 910. – Doi:10.3390/plants9070910.
25.  Elmorsi, R. R., Abou-El-Sherbini, K. S., Abdel-Hafiz Mostafa, G., Hamed, M. A. Distribution of essential heavy metals in the aquatic ecosystem of Lake Manzala, Egypt // Heliyon, 2019. – № 5 (8). – Pp. 276. – Doi:10.1016/j.heliyon.2019.e02276.
26. Friedlovа, M. The influence of heavy metals on soil biological and chemical properties // Soil and Water Research, 2010. – V. 5. – № 1. – Pp. 21-27.
27. Funk, S. B. et al. Full-scale anaerobic bioremediation of trinitrotoluene (TNT) contaminated soil // Applied Biochemistry and Biotechnology, 1995. – V. 51. – № 1. – Pp. 625-633.
28. Gupta, N. et al. Trace elements in soil-vegetables interface: translocation, bioaccumulation, toxicity and amelioration-a review // Science of the Total Environment, 2019. – № 651. – Pp. 2927-2942.
29. Hasan, M. M., Uddin, M. N., Ara-Sharmeen, I. et al. Assisting Phytoremediation of Heavy Metals Using Chemical Amendments // Plants (Basel), 2019. – № 8 (9). – Pp. 295. – Doi:10.3390/plants8090295.
30. He, Z. L., Yang, X. E., Stoffella, P. J. Trace elements in agroecosystems and impacts on the environment // J Trace Elem Med Biol., 2005. – № 19 (2-3). – Pp. 125-140.
31.  Herawati, N., Suzuki, S., Hayashi, K., Rivai, I. F., Koyoma, H. ​​ Cadmium, copper and zinc levels in rice and soil of Japan, Indonesia and China by soil type // Bull Env Contam Toxicol, 2000. – № 64. – Pp. 33-39.
32. Hsu, L. C., Huang, C. Y., Chuang, Y. H. et al. Accumulation of heavy metals and trace elements in fluvial sediments received effluents from traditional and semiconductor industries // Sci Rep, 2016. – № 6. – Pp. 34250. – Doi:10.1038/srep34250
33. Hu, J., Zhou, S., Wu, P., Qu, K. Assessment of the distribution, bioavailability and ecological risks of heavy metals in the lake water and surface sediments of the Caohai plateau wetland, China // PLoS One, 2017. – № 12 (12). – Pp. 189. – Doi:10.1371/journal.pone.0189295.
34. Huang, X., Luo, D., Chen, X. et al. Insights into Heavy Metals Leakage in Chelator-Induced Phytoextraction of Pb- and Tl-Contaminated Soil // Int J Environ Res Public Health, 2019. – № 16 (8). – Pp. 1328. – Doi:10.3390/ijerph16081328.
35. Jadia, C. D., Fulekar, M. H. Phytoremediation of heavy metals: recent techniques // African Journal of Biotechnology, 2009. – V. 8. – № 6. – Pp. 921-928.
36. Kabata-Pendias, A., Pendias, H. Trace Metals in Soils and Plants // CRC Press, Boca Raton, Fla, 2001.
37. Kapahi, M., Sachdeva, S. Bioremediation Options for Heavy Metal Pollution // J Health Pollut, 2019. – № 9 (24). – Pp. 191203. – Doi:10.5696/2156-9614-9.24.191203.
38. Kaviani, E. et al. Phytoremediation of Pb‐Contaminated Soil by Salicornia iranica: Key Physiological and Molecular Mechanisms Involved in Pb Detoxification // CLEAN–Soil, Air, Water, 2017. – V. 45. – №. 5. – Pp. 150.
39. Khan, M. S. Biomanagement of Metal-Contaminated Soils: book / M. S. Khan, A. Zaidi, R. Goel. – Netherlands : Springer Science and Business Media, 2011. – 518 p.
40. Khan, S., Cao, Q., Zheng, M. Y., Huang, Y. Z., Zhu, Y. G.  Health risks of heavy metals in contaminated soils and food crops irrigated with wastewater in Beijing, China // Environmental Pollution, 2008. – V. 152. – № 3. – Pp. 686-692.
41. Kinuthia, G. K., Ngure, V., Beti, D., Lugalia, R., Wangila, A., Kamau, L. Levels of heavy metals in wastewater and soil samples from open drainage channels in Nairobi // Sci Rep, 2020. – V. 7. – № 10 (1). – Pp. 11439. – Doi:10.1038/s41598-020-65359-5.
42.  Kong, X., Liu, T., Yu, Z. et al. Heavy Metal Bioaccumulation in Rice from a High Geological Background Area in Guizhou Province // Int J Environ Res Public Health, 2018. – № 15 (10). – Pp. 2281. – Doi:10.3390/ijerph15102281.
43.  Kowalska, J. B., Mazurek, R., Gąsiorek, M., Zaleski, T. Pollution indices as useful tools for the comprehensive evaluation of the degree of soil contamination-A review // Environ Geochem Health, 2018. – № 40 (6). – Рр. 2395-2420. – Doi:10.1007/s10653-018-0106-z.
44. Kuiper, I. et al. Rhizoremediation: a beneficial plant-microbe interaction // Molecular plant-microbe interactions, 2004. – V. 17. – № 1. – Pp. 6‑15.
45. Lan, M. M., Liu, C., Liu, S. J., Qiu, R. L., Tang, Y. T. Phytostabilization of Cd and Pb in Highly Polluted Farmland Soils Using Ramie and Amendments // Int J Environ Res Public Health, 2020. – № 17 (5). – Рр. 1661. – Doi:10.3390/ijerph17051661.
46. Lee, Y. S., Park, W. Current challenges and future directions for bacterial self-healing concrete // Applied microbiology and biotechnology, 2018. – V. 102. – № 7. – Pp. 3059-3070.
47. Levy, D. B., Barbarick, K. A., Siemer, E. G., Sommers, L. E. Distribution and partitioning of trace metals in contaminated soils near Leadville, Colorado // Journal of Environmental Quality, 1992. – V. 21. – № 2. – Pp. 185-195.
48.  Li, C., Ji, X., Luo, X. Phytoremediation of Heavy Metal Pollution: A Bibliometric and Scientometric Analysis from 1989 to 2018 // Int J Environ Res Public Health, 2019. – № 16 (23). – Pp. 4755. – Doi:10.3390/ijerph16234755.
49. Liang, Y., Yi, X., Dang, Z., Wang, Q., Luo, H., Tang, J. Heavy Metal Contamination and Health Risk Assessment in the Vicinity of a Tailing Pond in Guangdong // Int J Environ Res Public Health, 2017. – № 14 (12). – Pp. 1557. – Doi:10.3390/ijerph14121557.
50. Liu, Z., Zhang, Q., Han, T. et al. Heavy Metal Pollution in a Soil-Rice System in the Yangtze River Region of China // Int J Environ Res Public Health, 2015. – № 13 (1). – Pp. 130. – Doi:10.3390/ijerph13010063.
51. Lopez-Echartea, E. et al. Bioremediation of chlorophenol-contaminated sawmill soil using pilot-scale bioreactors under consecutive anaerobic-aerobic conditions // Chemosphere, 2019. – V. 227. – Pp. 670-680.
52. Marques, A. P., Rangel, S. S., Castro, P. M. Remediation of heavy metal contaminated soils: phytoremediation as a potentially promising clean-up technology // Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2009. – V. 39. – № 8. – Pp. 622-654.
53. Martin, T. A., Ruby, M. V. Review of in situ remediation technologies for lead, zinc and cadmium in soil // Remediation, 2004. – V. 14. – № 3. – Pp. 35‑53.
54. Martinez, D. et al. Genome sequence of the lignocellulose degrading fungus Phanerochaete chrysosporium strain RP78 // Nature biotechnology, 2004. – V. 22. – №. 6. – Pp. 695-700.
55.  Morkunas, I., Woźniak, A., Mai, V. C., Rucińska-Sobkowiak, R., Jeandet, P. The Role of Heavy Metals in Plant Response to Biotic Stress // Molecules, 2018. – № 23 (9). – Pp. 2320. – Doi:10.3390/molecules23092320.
56. Mueller, J. G., Cerniglia, C. E. Pritchard. Bioremediation of Environments Contaminated by Polycyclic Aromatic Hydrocarbons // In Bioremediation: Principles and Applications, 1996. – Pp. 125-194.
57. Nannipieri, L. B., Landi, L. Pietramellara, G. Measurement in assessing the risk of chemicals to the soil ecosystem // In Ecotoxicology: Responses, Biomarkers and Risk Assessment, 1997. – Pp. 507-534.
58. Ngole-Jeme, V. M., Fantke, P. Ecological and human health risks associated with abandoned gold mine tailings contaminated soil // PLoS One, 2017. – № 12 (2). – Pp. 2517. – Doi:10.1371/journal.pone.0172517.
59. Nkwunonwo, U. C., Odika, P. O., Onyia, N. I. A Review of the Health Implications of Heavy Metals in Food Chain in Nigeria // Scientific World Journal, 2020. – Pp. 594. – Doi:10.1155/2020/6594109.
60. Oancea, S., Foca, N. Airinei, A. Effects of heavy metals on plant growth and photosynthetic activity // Analele Ştiinţifice ale Universităţii AL, 2005. – Pp. 107‑110.
61. Ojuederie, O. B., Babalola, O. O. Microbial and Plant-Assisted Bioremediation of Heavy Metal Polluted Environments: A Review // Int J Environ Res Public Health, 2017. – № 14 (12). – Pp. 1504. – Doi:10.3390/ijerph14121504.
62. Olaniran, A. O., Balgobind, A., Pillay, B. Bioavailability of heavy metals in soil: impact on microbial biodegradation of organic compounds and possible improvement strategies // Int J Mol Sci, 2013. – № 14 (5). – Pp. 10197-10228. – Doi:10.3390/ijms140510197.
63. Öncel, Y. K., A. S. Üstün. Interactive effects of temperature and heavy metal stress on the growth and some biochemical compounds in wheat seedlings // Environmental Pollution, 2000. – V. 107. – № 3. – Pp. 315-320.
64. Ou, X., Wang, L., Guo, L., Cui, X., Liu, D., Yang, Y. Soil-Plant Metal Relations in Panax notoginseng: An Ecosystem Health Risk Assessment // Int J Environ Res Public Health, 2016. – № 13 (11). – Pp. 1089. – Doi:10.3390/ijerph13111089.
65. Oyewale, A. T., Adesakin, T. A., Aduwo, A. I. Environmental Impact of Heavy Metals from Poultry Waste Discharged into the Olosuru Stream, Ikire, Southwestern Nigeria // J Health Pollut, 2019. – № 9 (22). – Pp. 190. – Doi:10.5696/2156-9614-9.22.190607.
66. Pająk, M., Błońska, E., Szostak, M. et al. Restoration of Vegetation in Relation to Soil Properties of Spoil Heap Heavily Contaminated with Heavy Metals // Water Air Soil Pollut., 2018. – № 229 (12). – Pp. 392. – Doi:10.1007/s11270-018-4040‑6.
67. Philp, J. C., Atlas, R. M. Bioremediation of contaminated soils and aquifers // Bioremediation. American Society of Microbiology, 2005. – Pp. 139-236.
68. Pierzynski, G. M., Sims, J. T., Vance, G. F. Soils and Environmental Quality // CRC Press, London, 2000.
69.  Ramos, L., Hernandez, L. M. Gonzalez Sequential fractionation of copper, lead, cadmium and zinc in soils from or near Donana National Park // Journal of Environmental Quality, 1994. – V. 23. – № 1. – Pp. 50-57.
70. Raskin, I., Kumar, N. Dushenkov, S. Salt Bioconcentration of heavy metals by plants // Current Opinion in Biotechnology, 1994. – V. 5. – № 3. – Pp. 285-290.
71. Raza, A., Habib, M., Kakavand, S. N. et al. Phytoremediation of Cadmium: Physiological, Biochemical, and Molecular Mechanisms // Biology (Basel), 2020. – № 9 (7). – Pp. 177. – Doi:10.3390/biology9070177.
72. Rieger, P.G., Knackmuss, H. J. Basic knowledge and perspectives on biodegradation of 2,4,6-trinitrotoluene and related nitroaromatic compounds. In J.C. Spain, ed. // Biodegradation of Nitroaromatic Compounds, 1995. – Pp. 1-18.
73. Rockne, K. J. et al. Anaerobic naphthalene degradation by microbial pure cultures under nitrate-reducing conditions // Appl. Environ. Microbiol., 2000. – V. 66. – № 4. – Pp. 1595-1601.
74. Saha, P., Shinde, O., Sarkar, S. Phytoremediation of industrial mines wastewater using water hyacinth // Int J Phytoremediation, 2017. – № 19(1). – Pp. 87-96. – Doi:10.1080/15226514.2016.1216078.
75. Saleem, M. H., Ali, S., Hussain, S. et al. Flax (Linum usitatissimum L.): A Potential Candidate for Phytoremediation? // Biological and Economical Points of View, 2020. – № 9 (4). – Pp. 496. – Doi:10.3390/plants9040496. 
76. Santos-Francés, F., Martínez-Graña, A., Zarza, C. Á., Sánchez, A. G., Rojo, P. A. Spatial Distribution of Heavy Metals and the Environmental Quality of Soil in the Northern Plateau of Spain by Geostatistical Methods // Int J Environ Res Public Health, 2017. – № 14 (6). – Pp. 568. – Doi:10.3390/ijerph14060568.
77. Sauve, S., Hendershot, W., Allen, H. E. Solid-solution partitioning of metals in contaminated soils: dependence on pH, total metal burden, and organic mat-ter // Environ. Sci. Technol, 2000. – № 34. – Pp. 1125-1131.
78. Seifan, M. et al. The role of magnetic iron oxide nanoparticles in the bacterially induced calcium carbonate precipitation //Applied microbiology and biotechnology, 2018. – V. 102. – №. 8. – Pp. 3595-3606.
79. Selim, H. M. Competitive Sorption and Transport of Heavy Metals in Soils and Geological Media : book / H. M. Selim. – USA : Broken Sound Parkway NW, 2013. – 144 p.
80.  Selim, H. M. Dynamics and Bioavailability of Heavy Metals in the Rootzone : book / H. M. Selim. – USA : Broken Sound Parkway NW, 2011. – 164 p.
81. Sharma, S., Tiwari, S., Hasan, A., Saxena, V., Pandey, L. M. Recent advances in conventional and contemporary methods for remediation of heavy metal-contaminated soils // Biotech, 2018. – № 8 (4). – Pp. 216. – Doi:10.1007/s13205-018-1237-8.
82. Shen, Z., Li, X., Wang, C., Chen, H., Chua, H. Lead phytoextraction from contaminated soil with high-biomass plant species // Journal of Environmental Quality, 2002. – V. 31 – № 6. – Pp. 1893-1900.
83. Sherameti, I. Heavy Metal Contamination of Soils: Monitoring and Remediation : book / I. Sherameti, A. Varma. – Italy : Springer International Publishing Switzerland, 2015. – 144 p.
84. Shifaw, E. Review of Heavy Metals Pollution in China in Agricultural and Urban Soils // J Health Pollut, 2018. – 8 (18). – Pp. 607. – Doi:10.5696/2156-9614-8.18.180607.
85. Shiowatana, J., McLaren, R. G., Chanmekha, N., Samphao, A. Fractionation of arsenic in soil by a continuous-flow sequential extraction method // Journal of Environmental Quality, 2001. – V. 30. – № 6. – Pp. 1940-1949.
86.  Shrestha, P., Bellitürk, K., Görres, J. H. Phytoremediation of Heavy Metal-Contaminated Soil by Switchgrass: A Comparative Study Utilizing Different Composts and Coir Fiber on Pollution Remediation, Plant Productivity, and Nutrient Leaching // Int J Environ Res Public Health, 2019. – № 16 (7). – Pp. 1261. – Doi:10.3390/ijerph16071261.
87. Sposito, G., Page, A. L. Cycling of metal ions in the soil environment // Metal Ions in Biological Systems, 1984. – V. 18. – Pp. 287-332.
88. Sun, R., Chen, L. Assessment of Heavy Metal Pollution in Topsoil around Beijing Metropolis // PLoS One, 2016. – № 11 (5). – Pp. 350 – Doi:10.1371/journal.pone.0155350.
89. Tam, N. F. Y. et al. Preliminary study on biodegradation of phenanthrene by bacteria isolated from mangrove sediments in Hong Kong // Marine Pollution Bulletin, 2002. – V. 45. – №. 1-12. – Pp. 316-324.
90. USEPA, Report: recent Developments for In Situ Treatment of Metals contaminated Soils, U.S. Environmental Protection Agency // Office of Solid Waste and Emergency Response, 1996.
91. Utgikar, V. P. et al. Quantification of toxic and inhibitory impact of copper and zinc on mixed cultures of sulfate‐reducing bacteria // Biotechnology and bioengineering, 2003. – V. 82. – №. 3. – Pp. 306-312.
92. Wang, B., Wang, Y., Wang, W. Retention and mitigation of metals in sediment, soil, water, and plant of a newly constructed root-channel wetland (China) from slightly polluted source water // Springerplus, 2014. – Doi:10.1186/2193-1801-3-326.
93. Wang, C., Li, W., Guo, M., Ji, J. Ecological risk assessment on heavy metals in soils: Use of soil diffuse reflectance mid-infrared Fourier-transform spectroscopy // Sci Rep, 2017. – № 7. – Pp. 407. –  Doi:10.1038/srep40709.
94. Widrig, D. L., Boopathy, R., Manning Jr, J. F. Bioremediation of TNT‐contaminated soil: A laboratory study // Environmental Toxicology and Chemistry: An International Journal, 1997. – V. 16. – №. 6. – Pp. 1141-1148.
95.  Wierzbowska, J., Kovačik, P., Sienkiewicz, S., Krzebietke, S., Bowszys, T. Determination of heavy metals and their availability to plants in soil fertilized with different waste substances // Environ Monit Assess, 2018. – № 190 (10). – Pp. 567. – Doi:10.1007/s10661-018-6941-7.
96. Wilson, A. S. et al. Characterisation of the toxic metabolite (s) of naphthalene // Toxicology, 1996. – V. 114. – №. 3. – Pp. 233-242.
97. Xu, J., Liu, C., Hsu, P. C. et al. Remediation of heavy metal contaminated soil by asymmetrical alternating current electrochemistry // Nat Commun, 2019. – № 10 (1). – Pp. 2440. – Doi:10.1038/s41467-019-10472-x.
98. Yan, A., Wang, Y., Tan, S. N., Mohd Yusof, M. L., Ghosh, S., Chen, Z. Phytoremediation: A Promising Approach for Revegetation of Heavy Metal-Polluted Land // Front Plant Sci, 2020. – № 11. – Pp. 359. – Doi:10.3389/fpls.2020.00359.
99. Yang, J. et al. Bioimmobilization of heavy metals in acidic copper mine tailings soil // Geomicrobiology Journal, 2016. – V. 33. – №. 3-4. – С. 261-266.
100. Yi, Y., Xiao, M,, Mostofa, K. M. G., Xu, S., Wang, Z. Spatial Variations of Trace Metals and Their Complexation Behavior with DOM in the Water of Dianchi Lake, China // Int J Environ Res Public Health, 2019. – № 16 (24). – Pp. 4919. – Doi:10.3390/ijerph16244919.
101. Zhang, X., Sullivan, E. R., Young, L. Y. Evidence for aromatic ring reduction in the biodegradation pathway of carboxylated naphthalene by a sulphate-reducing consortium // Biodegradation, 2000. – № 11. – Pp. 117-124.
102.  Zhou, W., Han, G., Liu, M., Song, C., Li, X., Malem, F. Vertical Distribution and Controlling Factors Exploration of Sc, V, Co, Ni, Mo and Ba in Six Soil Profiles of The Mun River Basin, Northeast Thailand // Int J Environ Res Public Health, 2020. – № 17 (5). – Pp. 1745. – Doi:10.3390/ijerph17051745.
103. Алексеев, Ю. В. Тяжёлые металлы в почвах и растениях : учебник / Ю. В. Алексеев. – Ленинград : Агропромиздат, 1987. – 140 с.
104. Большаков, В. А. Микроэлементы и тяжёлые металлы в почвах / В. А. Большаков // Факультет почвоведения МГУ им. М. В. Ломоносова, Почвоведение, 2002. – № 7. С. 844-849.
105. Везенцев, А. И. Сорбционная очистка почв от тяжёлых металлов : научная статья / А. И. Везенцев, М. А. Трубицын, Л. Ф. Голдовская-Перистая, Н. А. Воловичева // Научные ведомости Белгородского университета. Естественные науки, 2008. – С. 172-175.
106. Водяницкий, Ю. Н. Об Опасных тяжёлых металлах/металлоидах в почвах / Ю. Н. Водяницкий // Бюллетень Почвенного института им. В. В. Докучаева, 2011. – № 68. – С. 56-82.
107. Демин, А. В. Применение продукта биогазовой установки как нефтедеструктора при биоремедиации нефтезагрязненных земель / А. В. Демин, М. В. Костин, А. В. Садчиков // Современные проблемы науки и образования, 2014. – № 4. – С. 173.
108. Джувеликян, Х. А. Загрязнение почв тяжелыми металлами. Способы контроля и нормирования загрязненных почв : учеб. пособие / Х. А. Джувеликян, Д. И. Щеглов. – Воронеж : Университет, 2009. – 21 с.
109. Добровольский, Г. В. Охрана почв : учебник / Г. В. Добровольский, Л. А. Гришина. – Москва : МГУ, 1985. – 224 с.
110. Домрачева, Л. И. Микробиологическая детоксикация химически и биологически загрязнённых почв / Л. И. Домрачева, Л. И. Кондакова, Е. В. Дабах, А. И. Вараксина // Региональные и муниципальные проблемы природопользования, 2006. С. 97-98.
111. Житин, Ю. И. Приемы использования отходов производства в агроэкосистемах Центрального Черноземья : монография / Ю. И. Житин, Н. В. Стекольникова. – Воронеж: ФГБОУ ВО Воронежский ГАУ, 2015. – 218 с.
112. Звягинцев, Д. Т. Почва и микроорганизмы / Д. Т. Звягинцев. – М. : Изд-во Моск. ун-та, 1986. – Т.9. – № 3. – С. 66-69.
113. Ильин, В. Б. Тяжелые металлы в системе «Почва – растение» : монография / В. Б. Ильин. – Новосибирск : Наука, 1991. – 151 с.
114. Кирейчева, Л. В. Методы детоксикации почв, загрязнённых тяжёлыми металлами / Л. В. Кирейчева, И. В. Глазунова // Почвоведение, 1995. – № 7. – С. 892-896.
115. Кислицына, Т. С. Детоксикация почв, загрязнённых тяжёлыми металлами / Т. С. Кислицына, Д. С. Платонова // Безопасность городской  среды, 2018. – С. 180-182.
116. Королев, А. С. Содержание тяжелых металлов в пахотных почвах Оренбургской области : научная статья / А. С. Королев, А. А. Гладышев. – Оренбург : Известия ОГАУ, 2013. – С. 194 – 197.
117. Коротченко, И. С. Детоксикация тяжёлых металлов (Pb, Cd, Cu) в системе «Почва – растение» : учебник / И. С. Коротченко. – Красноярск : Красноярский гос. аграрный ун-т, 2012. – 228 с.
118. Мотузова, Г. В. Экологический мониторинг : учебник / Г. В. Мотузова, О. С. Безуглова. – Москва : Гаудеамус, 2007. – 237 с.
119. Перельман, А. И. Геохимия ландшафта : учебник / А. И. Перельман, Н. С. Касимов. – Москва : Астрея, 2000. – 768 с.
120. Раскатов, А. В. Транслокация тяжелых металлов в загрязненном агроценозе / А. В. Раскатов, В. А. Черников, А. В. Кузнецов, В. А. Раскатов. – Известия ТСХА, 2002. – № 3. – С. 85-100.
121. Садчиков, А. В. Применение метанового эффлюента для восстановления естественного цикла агрогеосистем / А. В. Садчиков // Успехи современного естествознания, 2017. – №. 1. – С. 72-76.
122. Сватовская, Л. Б. Метод геоэкохимической детоксикации почв и грунтов / Л. Б. Сватовская // Геоэкохимия защиты литосферы, 2017. – С. 4-7.
123. Сулима, А. Ф. Способ оценки локального загрязнения почв тяжелыми металлами // А. Ф. Сулима, Л. В. Левшаков // Вестник Курской государственной сельскохозяйственной академии, 2008. – № 4. – С. 10-12.
124. Терлибекова, Д. М. Тяжелые металлы в почвах парков города Орска : научная статья // Д. М. Терлибекова. – Оренбург : Вестник ОГУ, 2011. – № 16 (135). – С. 223 – 224.
125. Филова, В. А. Вредные химические вещества: неорганические соединения элементов I-IV групп : учебник / В. А. Филова. – Ленинград : Химия, 2008. – 611 с.
126. Шевченко, В. С. Миграция тяжёлых металлов в системе «Почва – растение и приёмы детоксикации почв / В. С. Шевченко, Н. В. Криушин // ГНУ Пензенский НИИСХ, Сборник научных трудов, 1999. – С. 315-321.
127. Янкевич, М. И. Биоремедиация почв: вчера, сегодня, завтра / М. И. Янкевич, В. В. Хадеева, В. П. Мурыгина // Биосфера, 2015. – Т. 7. – №. 2. – С. 199-208.