Радиохимия, 2019, т. 61, N 1, c. 63-71

Биогенные факторы иммобилизации радионуклидов на песчаных

породах верхних водоносных горизонтов

К. Э. Герман^а, Е. В. Захарова^а

^а Институт физической химии и электрохимии им. А. Н. Фрумкина РАН,

119071, Москва, Ленинский пр., д. 31, корп. 4; * e-mail: alexeysafonof@gmail.com

^б Институт проблем безопасного развития атомной энергетики, 115191, Москва, Б. Тульская ул., д. 52

^в Институт микробиологии им. С. Н. Виноградского, ФИЦ Биотехнологии РАН,

117312, Москва, пр. 60-летия Октября, д. 7, корп. 2

^г Институт наук о Земле Йенского университета им. Ф. Шиллера, Йена, Германия

Получена 07.12.2017, после доработки 06.06.2018, принята к публикации 14.06.2018

УДК 550.47.502.55 621.039.73; 665.7

Изучено влияние микроорганизмов на иммобилизацию Cs, Sr, U и Tc на песчаных породах из верх-

них водоносных горизонтов. Выполнены лабораторные исследования проб пластовой воды, отобран-

ных из наблюдательных скважин в районе законсервированного хранилища жидких радиоактивных

отходов (ЖРО) водоема Б-2 СХК, и компьютерное геохимическое моделирование, позволяющее оце-

нить разнообразие форм радионуклидов с учетом физико-химических условий в верхних водоносных

горизонтах. Показано, что в этой зоне под влиянием микроорганизмов могут формироваться восстано-

вительные условия, способствующие иммобилизации радионуклидов с переменной степенью окисле-

ния. Согласно данным геохимического моделирования, в результате микробных процессов можно ожи-

дать образование осадков U(IV) и Tc(IV) в смеси с биогенным сульфидом. При этом обрастание поверх-

ности частиц водоносных пород микробными биопленками полисахаридной природы приводит к ухуд-

шению сорбции Cs и Sr и повышению эффективности иммобилизации U.

Ключевые слова: цезий, стронций, уран, технеций, миграция, микроорганизмы, биопленки, пески

водоносных горизонтов, сорбция, биовосстановление, биогеохимическое моделирование, PHREEQC.

DOI: 10.1134/S0033831119010106

Попадание высокотоксичных соединений и ра-

ции элементов на вмещающих породах и гидродина-

диоактивных элементов в подземные водоносные

мических параметрах переноса. Однако в таких расче-

горизонты вследствие их выхода из источника за-

тах, как правило, не учитываются микробиологиче-

грязнения, например при эксплуатации шламохрани-

ские факторы, роль которых по мере изучения мик-

лищ [1] или горных отвалов при добыче урансодер-

робных процессов оказывается все более значимой.

жащих руд [2], может приводить к переносу компо-

Первые сведения о важной роли микробного со-

нентов жидких радиоактивных отходов (ЖРО) с то-

общества подземных вод в миграции радионуклидов

ком подземных вод на значительные расстояния к

появились более 30 лет назад [6-8]. Проводимые в

областям разгрузки - открытым водоемам. В настоя-

этой области исследования указывают на большое

щее время особое внимание уделяется изучению за-

значение биологических процессов, влияющих пря-

грязнения верхних водоносных горизонтов - зон

мо или косвенно на миграцию радионуклидов в

аэрации с повышенным содержанием органического

грунтовых водах. В ряде случаев жизнедеятельность

вещества и потенциальной возможностью реализа-

микроорганизмов может приводить к иммобилиза-

ции коллоидного и псевдоколлоидного переноса ра-

ции переменновалентного радионуклида вследствие

дионуклидов. Загрязненные радионуклидами верх-

его восстановления с образованием малораствори-

ние водоносные горизонты встречаются на террито-

мых соединений, а также накопления внутри мик-

рии разных стран: в Российской Федерации на СХК,

робных клеток или сорбции полисахаридным мат-

ГХК, НЗХК и других заводах, в США - на заводах

риксом биопленок. Суть процесса биовосстановле-

Хэнфорд, Саванна-Ривер, в Англии - на заводе Сел-

ния - использование клеткой элемента в высшей сте-

лафилд, в Германии - в районе рудника Ассе-2 [3], а

пени окисления в качестве окислителя (акцептора

также на предприятиях Канады, Казахстана [4], Кыр-

электронов) при клеточном дыхании [9]. Известны

гызстана [5] и других стран.

работы по восстановлению Pu(VI) [10], U(VI) [11,

12], а также ионов TcO_4- [13] и NpO₊ [14].

Существующие модели, позволяющие прогнози-

ровать миграцию радионуклидов в пластовых водах,

Опосредованная роль микроорганизмов в иммо-

основываются преимущественно на термодинамиче-

билизации радиоактивных элементов заключается в

ских расчетах возможного образования минеральных

осаждении радионуклидов с биогенными минераль-

фаз в рассматриваемых условиях, показателях сорб-

ными фазами и микробными метаболитами [15], на-

А. В. Сафонов и др.

пример фосфатами, сульфидами, карбонатами и ок-

Состав сред, условия культивирования и ме-

салатами, сероводородом [16] и/или полисахаридны-

тоды учета микроорганизмов. Численность бакте-

ми биопленками [17]. Оксигидроксиды Fe(III), кото-

рий ряда физиологических групп определяли мето-

рые могут продуцироваться в процессе жизнедея-

дом посева предельных разведений проб пластовой

тельности аэробных и анаэробных денитрифицирую-

воды в жидкие селективные питательные среды в

щих Fe(II)-окисляющих бактерий, также являются

двух повторностях. Посевы инкубировали не более

мощными сорбентами широкого ряда радионукли-

30 сут при 20-28°C. Результаты оценивали методом

дов. Оценка потенциального значения микроорганиз-

наиболее вероятного числа по таблице Мак Креди

мов в иммобилизации радионуклидов на песчаных

[24]. Аэробные органотрофные бактерии учитывали

породах в водоносных горизонтах в зависимости от

в жидкой среде (TEG), содержащей (г/л): бакто-

дозы их излучения проведена в работе [18]. Микроб-

триптон 5.0, дрожжевой экстракт 2.5, глюкозу 1.0,

ные процессы были успешно использованы в биотех-

NaCl 1.0 и раствор микроэлементов (1.0 мл/л), pH

нологиях in situ ремедиации водоносных горизонтов,

7.0-7.2. Денитрифицирующие бактерии обнаружи-

загрязненных компонентами ЖРО [19-21].

вали по появлению молекулярного азота в среде Ад-

Необходимо также отметить возможную роль

кинса [25], дополненной ацетатом натрия (2.5 г/л) в

качестве источника энергии и углерода и нитратом

микроорганизмов в увеличении подвижности радио-

натрия (0.85 г/л) в качестве акцептора электронов.

нуклидов, например в результате образования рас-

Среда содержала (г/л): KH₂PO4 0.6, K2HPO4 1.0,

творимых комплексов уранил-иона с карбонат-

ионами биогенного происхождения или с продукта-

NaNO₃ 1.0, NaCl 0.8, Na₂SO₄ 0.1, MgSO₄·7H₂O 0.1,

ми микробного метаболизма [22] или переноса урана

KCl 0.1, раствор микроэлементов (1.0 мл/л), pH 7.0-

7.2. В качестве газовой фазы использовали аргон,

в виде биогенных коллоидов [23].

очищенный от кислорода. Численность сульфатре-

Таким образом, комплексное изучение биогеохи-

дуцирующих бактерий определяли по образованию

мических процессов, протекающих в загрязненных

сероводорода в конечных разведениях в среде По-

компонентами ЖРО подземных водах, для оценки

стгейта [26] с лактатом натрия (3.5 г/л), восстанов-

миграционных параметров радионуклидов является

ленной 200 мг/л Na₂S·9H₂O, содержащей (г/л водо-

новой и важной задачей для радиоэкологии.

проводной воды): KH₂PO₄ 0.5, NH₄Cl 1.0, CaSO₄ 1.0,

Целью работы являлась оценка влияния микроб-

MgSO₄·7H₂O 2.0, NaCl 5.0, FeSO₄ 0.5, Na₂S·9Н₂О 0.1,

ного сообщества подземных вод в районе законсер-

дрожжевой экстракт 0.5. Железоредуцирующие бак-

вированного хранилища ЖРО бассейна Б-2 СХК на

терии определяли по накоплению Fe(II) в среде с

сорбционную емкость вмещающих пород для U, Sr,

ацетатом натрия (2.0 г/л) в качестве донора электро-

Cs и Tc и биогеохимическое моделирование про-

нов и цитратом Fe(III) (16.2 г/л) в качестве акцептора

цессов восстановления уранил- и пертехнетат-

электронов [27]. В состав среды входили (г/л):

ионов.

CaCl₂·2H₂O 0.1, NaH₂PO₄·H₂O 0.6, MgCl₂·6H₂O 0.1,

KCl 0.1, NH₄Cl 1.5, NaCl 1, KH₂PO₄ 0.75, K₂HPO₄ 1.5,

Экспериментальная часть

MnCl₂·4H₂O 0.005, Na2MoO4 0.001, NaHCO3 2.5,

В работе исследовали микробное сообщество

дрожжевой экстракт 0.5 и раствор микроэлементов

пластовой воды, отобранной на территории СХК из

1.0 мл/л; pH 7.0. В качестве газовой фазы использо-

наблюдательных скважин по контуру законсервиро-

вали очищенный от кислорода аргон.

ванного хранилища ЖРО - бассейна Б-2. Постоян-

Создание библиотек фрагментов генов 16S

ная температура пласта (глубина залегания 10 м),

рРНК микроорганизмов методом высокопроиз-

составляющая ~10°С, и близкие к нейтральным зна-

водительного секвенирования. Биомассу микроор-

чения рН являются подходящими условиями для

ганизмов получали путем фильтрации 1.5 л подзем-

роста микроорганизмов в круглогодичном режиме.

ной жидкости через нитроцеллюлозные фильтры

Значения окислительно-восстановительного потен-

фирмы Millipore (type GS 0.22 мкм, Германия) с ис-

циала, с одной стороны, не препятствуют протека-

пользованием прибора для вакуумного фильтрова-

нию микроаэрофильных микробных процессов, а с

ния ПВФ-35 (ГОСТ 18963-73). Выделение ДНК

другой - способствуют миграции металлов в выс-

проводили в Балтийском федеральном университете

ших степенях окисления.

(БФУ им. И. Канта) с использованием набора реак-

Пробы отбирали в июне 2016 г. в стерильные гер-

тивов ZymoBIOMICS™ DNA Miniprep Kit (Zymo

метичные пластиковые бутыли объемом 0.5 л без

Research, США) согласно инструкции производите-

газовой фазы. Для исследования отбирали пробы

ля. При подготовке библиотек амплифицировали

пластовой жидкости и песка из трех наблюдатель-

вариабельные участки региона V3-V4 гена

16S

ных скважин, расположенных вне контура загрязне-

рРНК. Амплификацию проводили методом полиме-

ния (скважина 1), и из зон с разными уровнями за-

разной цепной реакции в реальном времени на при-

грязнения (скважины 2 и 3).

боре CFX96 Touch (Bio-Rad, США) с использовани-

Биогенные факторы иммобилизации радионуклидов

ем реакционной смеси qPCRmix-HS SYBR (Евроген,

и остаточным содержанием семивалентной формы в

Россия). Далее осуществляли высокопроизводитель-

растворе. Восстановленный уран определяли методом

ное секвенирование с помощью системы MiSeq

жидкостной экстракции U(IV) 2-теноилтрифтораце-

(Illumina, США) с использованием набора реагентов

тоном (ТТА) [29] с последующим анализом водной и

MiSeq Reagent Kit v2 (500cycle) (Illumina, США).

органической фаз с использованием арсеназо III.

Анализ биопленок. Лабораторное моделирова-

Сорбционные эксперименты проводили в поли-

ние роста биопленок проводили путем инкубации

пропиленовых флаконах, в которые вносили по

кварцевого песка в присутствии подземной жидко-

20 мл модельной воды, содержащей радионуклид в

сти с добавлением глюкозы (0.5 г/л) и/или ацетата

концентрации моль/л (Бк/л): ¹³⁷Cs 2.6·10^-10 (1.2·10⁵),

натрия (0.5 г/л) в качестве доноров электронов и ис-

⁹⁰Sr 1.4·10^-10 (6.5·10⁴), ⁹⁹Tc (TcO_–) 1.2·10^-6 (7.5·10⁴),

точников углерода в флаконах емкостью 50 мл, гер-

²³³U (UO₂₊) 4.8·10^-7 (4.0·10⁴). При проведении сорб-

метично закрывающихся резиновыми пробками.

ционных экспериментов использовали раствор, мо-

Кинетические параметры роста биопленок оценива-

делирующий подземную воду из приповерхностного

ли по содержанию общего углерода методом мокро-

горизонта в районе г. Томска, содержащий ионы

го сжигания по Тюрину (ГОСТ 26213-91). Рост мик-

(мг/л): Ca²⁺ 94.0, Mg²⁺ 21.6, Na⁺ 45.4, ∑(CO_2- + HCO_–)

роорганизмов, образующих биопленки, определяли

465.4, SO_2- 30.0, Cl^- 10.0, pH 7.3-7.5.

с помощью МТТ-теста [28], основанного на умень-

Через 28 сут из раствора отбирали аликвоты жид-

шении в среде концентрации растворимого бромида

кой фазы, в которой анализировали содержание ра-

3-(4,5-диметилтиазол-2-ил)-2,5-дифенилтетразолия

дионуклидов жидкосцинтилляционным методом с

(MTT) за счет его восстановления до малораствори-

применением радиометра Tri-Carb-3180 TR/SL (Perkin

мого синего формазана NAD(P)H-зависимыми окси-

Elmer, США). Содержание Cs определяли по актив-

доредуктазами - дыхательными ферментами актив-

ности счетных образцов на лабораторном цифровом

но растущих и делящихся клеток. Таким образом,

γ-спектрометрическом комплексе (ORTEC, США).

интенсивность окраски формазана в среде отражает

По уменьшению активности в растворе оценивали

жизнеспособность клеток и напрямую зависит от

степень сорбции радионуклида (S, %) и соответствую-

интенсивности микробного дыхания. После инкуба-

щий коэффициент распределения (K_d) по формуле

ции отделяли планктонную культуру от песка с био-

пленкой и в оба варианта добавляли раствор МТТ в

K_d = (C_тв/C_ж)/(V/m),

(1)

среде LB (триптон 10 г, дрожжевой экстракт 5 г,

NaCl 5 г на 1 л дистиллированной воды) до конеч-

где С_тв - концентрация радионуклида на твердой

ной концентрации 0.1%. Дополнительно планктон-

фазе; С_ж - концентрация радионуклида в жидкой

ную культуру и биопленки инкубировали в течение

фазе; V - объем жидкой фазы, см³; m - масса твер-

1 ч для восстановления МТТ при микробном дыха-

дой фазы, г.

нии. Далее в варианте с биопленкой удаляли среду и

Аналитические методы. Прирост биомассы в

добавляли 3 мл диметилсульфоксида (ДМСО) для

жидкой среде оценивали спектрофотометрически по

растворения образовавшихся кристаллов формазана

оптической плотности при длине волны 660 нм на

и образования окрашенного комплекса с восстанов-

приборе Ultrospec 2100 pro. Значения pH и Eh раство-

ленным МТТ. Планктонную культуру центрифуги-

ров и концентрацию нитрат-анионов определяли с по-

ровали (10 мин, 7000 об/мин), сливали супернатант

мощью pH-метра-иономера «Анион-4100» (Россия),

и добавляли в осадок 3 мл ДМСО. Оптическую

снабженного комбинированными электродами. Кон-

плотность определяли спектрофотометрически при

центрацию нитрит-аниона определяли колориметри-

540 нм на приборе Ultrospec 2100 pro (Amersham

чески с помощью реактива Грисса на спектрофото-

Biosciences, Великобритания) за вычетом измерен-

метре Ultrospec 2100 pro при длине волны 540 нм.

ного фонового поглощения.

ИК спектры записывали в диапазоне волновых

Визуализацию микробных биопленок проводили

чисел 4000-550 см^-1 с использованием спектрометра

на сканирующем электронном микроскопе TESCAN

Thermo Nicolet Nexus 4700 FT-IR (США) с ячейкой

VEGA-II XMU (Япония) в Палеонтологическом ин-

нарушенного полного внутреннего отражения

ституте им. А. А. Борисяка РАН.

(НПВО).

Эксперименты по восстановлению металлов про-

В моделировании применяли расчетный код гео-

водили в пенициллиновых флаконах в 10 мл пита-

химического моделирования PhreeqC 2.18 [30]. Рас-

тельной среды, содержащей ²³⁸U и ⁹⁹Tc в концентра-

четы при использовании данного кода проводили в

циях 10^-3 и 5·10^-4 моль/л соответственно. Количест-

рамках разработки методологии расчета эволюции

венный анализ восстановленного Tc проводили ме-

каскада инженерных барьеров DESTRUCT [31]. Для

тодом спектрофотомерии окрашенных комплексов с

расчета форм урана использовали термодинамиче-

дифенилкарбазидом по разности между начальным

скую базу данных llnl.dat, учитывающую следующее

А. В. Сафонов и др.

Таблица 1. Характеристика химического и радиохимического состава проб пластовой жидкости из скважин в рай-

оне бассейна Б-2 (июнь 2016 г.)

Скважи-

Окислите-

Fe_общ

Na⁺

K⁺

NH₊

NO_–

SO_2-

¹³⁷Cs

⁹⁰Sr

U (∑)

на

ли, мг О₂/л

мг/л

Бк/л

6.06

2.19

4.33

245.0

6.01

1.78

1500

152.0

<0.01

1363.9

0.066

6.56

12.0

0.17

639.0

4.89

6.2

2680

79.3

<0.01

993.1

0.72

6.73

4.15

0.09

506.0

4.79

1.4

1426

40.5

<0.01

396.5

1.78

распределение форм: U(IV) - U(OH)4, U(CO3)4-,

рассматриваемой фазы прогнозируется при SI > 0).

UOH³⁺, U(CO₃)_6-, U(SO₄)₂, USO₂₊, U⁴⁺, UCl³⁺, UNO₃₊,

Статистический анализ результатов осуществ-

U(NO₃)₂₊; U(V) - UO₊, UO₂(CO₃)_5-; U(VI) - UO₂·

ляли с использованием программ, реализованных в

(CO₃)_2-, UO₂(CO₃)_4-, UO₂CO₃, UO₂(OH)₂, UO₂OH⁺,

Microsoft Excel.

UO₂(OH)_–, UO₂SO₄, UO₂₊, (UO₂)₃(CO₃)_6-, UO₂(SO₄)_2-,

Результаты и обсуждение

(UO₂)₃(OH)₊, (UO₂)₂(OH)₂₊, UO₂Cl⁺, UO₂NO₊, (UO₂)₃·

(OH)₇, (UO₂)₄(OH)₊, (UO₂)₃(OH)₂₊, UO₂Cl₂, (UO₂)₃·

Физико-химические условия и биоразнообразие

(OH)₅CO₊, (UO₂)₂OH³⁺, (UO₂)₃(OH)₂(HCO₃)⁺, UO₂·

микроорганизмов в пластовых водах

(OH)_2-, UO₂SO₃, (UO₂)₁₁(CO₃)₆(OH)_12-; для расчета

в районе бассейна Б-2

форм Tc использовали следующее распределение

В исследованных пробах жидкости из скважин 1,

форм: Tc(IV) - (TcO(OH)₂)₂, TcO(OH)₂, TcOOH⁺,

2 и 3, расположенных в районе хранилища жидких

TcO²⁺; Tc(VI) - HTcO_–, H₂TcO₄; Tc(VII) - TcO_–. Базы

РАО бассейна Б-2 СХК на участках с разным уров-

данных были актуализированы в рамках проекта

нем загрязнения, отмечено повышенное содержание

NEA-TDB [32, 33].

нитрат-ионов по сравнению с фоновой подземной

Переход между окислительно-восстановитель-

водой (табл. 1). Наибольшее загрязнение техноген-

ными состояниями U и Tc описывается в применен-

ными компонентами - нитрат-ионами, U и Sr - обна-

ной базе термодинамических данных следующими

ружено в пробах из скважин 2, 3 и 1 соответственно.

уравнениями:

В отобранных пробах не наблюдалось превышения

уровней вмешательства по Cs и Tc, однако в водо-

2H⁺ + UO₂₊ = U⁴⁺ + H₂O + 0.5O₂, lgK = -33.9491,

носном горизонте присутствуют локальные зоны с

(2)

-ΔH = 135.895 кДж/моль;

заметным увеличением концентрации обоих радио-

UO₂₊ + 0.5H₂O = UO₊ + H⁺ + 0.25O₂, lgK = -20.0169,

нуклидов.

-ΔH = 133.759 кДж/моль;

(3)

Состав микробного сообщества пластовой жидко-

сти, отобранной из этих скважин, был проанализиро-

3H⁺ + TcO_– = TcO²⁺ + H₂O + 0.75O₂, lgK = -31.5059.

(4)

ван методом высокопроизводительного секвенирова-

Индексы насыщения превышались при восста-

ния генов 16S рРНК (табл. 2). В полученных библио-

новлении урана для следующих минеральных фаз -

теках генов 16S рРНК на уровне высших таксонов

уранинита, аморфного оксида U(IV) и смешанных

домена Bacteria численно преобладали последова-

оксидов урана:

тельности бактерий филума Proteobacteria (97%),

были обнаружены также последовательности бакте-

Уранинит: UO₂ + 4H⁺ = U⁴⁺ + 2H₂O, lgK = -4.8372;

(5)

рий филумов Actinobacteria, Bacteroidetes, Firmicutes

UO_2(ам): UO₂ + 4H⁺ = U⁴⁺ + 2H₂O, lg K = 0.1091;

(6)

и Parcubacteria. В филуме Proteobacteria 77% после-

довательностей принадлежало бактериям класса Be-

UO_2.25: UO_2.25 +2.5H⁺ = 0.5U⁴⁺ + 0.5UO₊ + 1.25H₂O,

taproteobacteria, представленных бактериями родов

(7)

lg K = -4.8193;

Simplicispira (41%), Alicycliphilus (30%), Herminii-

β-UO_2.25: UO_2.25 + 2.5H⁺ = 0.5U⁴⁺ + 0.5UO₊ + 1.25H₂O,

monas (15%) и Variovorax (3%), встречающимся в пре-

(8)

lg K = -4.7593;

сных подземных водах. Последовательности Gam-

maproteobacteria

(13%) принадлежали бактериям

β-UO_2.3333: (UO_2.3333)₂ + 8H⁺ = 0.3333O₂ + 2U⁴⁺ + 4H₂O,

родов Thermomonas (8%) и Pseudomonas (5%), содер-

(9)

lg K = -27.7177;

жащих денитрифицирующих представителей, а по-

TcS_2(тв): TcS₂ + H₂O = TcO²⁺ + 2HS^-, lgK = -65.9742;

(10)

следовательности Alphaproteobacteria (6%) - аэроб-

ным органотрофным бактериям рода Devosia, широ-

Tc₂S_7(тв): Tc₂S₇ + 8H₂O = 2TcO_– + 7HS^- + 9H⁺,

(11)

ко распространенным в почвах и водных экосисте-

lg K = -230.2410;

мах. В составе выявленных таксонов встречаются

TcO₂·2H₂O_(ам): TcO₂·2H₂O + 2H⁺ = TcO²⁺ + 3H₂O,

бактерии аэробного и анаэробного типов дыхания.

(12)

lg K = -4.2319.

Многие из них способны использовать нитраты и

Значения индексов насыщения (SI) рассчитыва-

металлы в высших степенях окисления в качестве

ли по формуле SI = lg(IAP) - lgK_s (образование

акцепторов электронов.

Биогенные факторы иммобилизации радионуклидов

Таблица 2. Возможная геохимическая функция органотрофных бактерий, доминирующих в составе микробного со-

общества пластовой жидкости

Филум

Класс

Род

Возможные процессы

Herminiimonas

Восстановление нитрата, Mn(IV), Fe(III), арсената

Betaproteobacteria (77%)

Alicycliphilus

Восстановление нитрата, хлоратов

Proteobacteria

Thermomonas

Восстановление нитрата, хлоратов, перхлоратов

(97%)

Gammaproteobacteria (13%)

Pseudomonas

Восстановление нитрата, Mn(IV), Fe(III), U(VI), арсената

Alphaproteobacteria (6%)

Devosia

Восстановление нитрата до нитрита

На рис. 1 приведены результаты определения чис-

после начала эксперимента.

ленности аэробных органотрофных и анаэробных

Результаты сканирующей электронной микроско-

железо-, нитрат- и сульфатредуцирующих бактерий.

пии поверхности кварцевых частиц песка (рис. 3) че-

Максимальная численность аэробных органотроф-

рез 20 сут после начала эксперимента подтверждают

ных (до 10⁶ кл/мл), а также факультативно анаэроб-

наличие поверхностной биопленки. На микрофото-

ных денитрифицирующих бактерий (10⁵ кл/мл) была

графиях видны биогенные разрастания между час-

отмечена в пробах с высоким уровнем загрязнения.

тицами и обильное обрастание поверхности.

Во всех пробах численность сульфатредуцирующих

и железоредуцирующих бактерий была низка, веро-

Известно, что бактериальные биопленки на 90-

ятно, вследствие высокого окислительно-восстано-

95% представлены полисахаридным матриксом

вительного потенциала среды обусловленного высо-

[34], основу которого составляет β-глюкуроновая

ким содержанием нитратов в воде.

кислота. При этом его макроструктура, обусловлен-

Результаты образования биопленок на песке

в модельных экспериментах

В ходе эксперимента по выращиванию микроб-

ного сообщества пластовой жидкости в виде пленок

на твердом субстрате было установлено, что на пес-

ке, отобранном из водоносного горизонта в районе

бассейна Б-2 СХК, развивалась бактериальная мик-

рофлора, формируя на поверхности кварцевых час-

тиц биогенный полисахаридный матрикс. Макси-

мум накопления органического вещества приходил-

ся на период 15-25 сут, при этом максимальная ме-

таболическая активность прикрепленных форм бак-

терий (биопленок) наблюдалась на 7-20-е сутки

(рис. 2). По мере роста биопленок происходило

«старение» полисахаридного матрикса и его частич-

ная деградация. При этом повышенное содержание

органического вещества на породе по сравнению с

исходным состоянием наблюдалось и через полгода

Рис. 2. Кинетика роста микробного сообщества в виде биопле-

нок на песке: а - по накоплению органического вещества на

песке, б - по интенсивности метаболизма.

Рис. 1. Численность N анаэробных сульфат- (1), железо- (2) и

нитратредуцирующих (3) бактерий и аэробных органотрофных

бактерий (4) в пластовой воде, отобранной из трех наблюда-

Рис. 3. Фотографии биопленок на поверхности кварцевых

тельных скважин по контуру законсервированного хранилища

частиц песка, полученные с помощью сканирующего элек-

Б-2 на территории СХК.

тронного микроскопа TESCAN VEGA-II XMU.

А. В. Сафонов и др.

носящихся к валентным колебаниям ν(СО) эфирной

и гидроксильной групп. При этом две интенсивные

полосы при 1081 и 1034 см^-1 на фоне полосы ν(SiO)

1002 см^-1 можно отнести к колебаниям скелета ко-

лец полисахаридов. Так, например, для структуры,

присущей β-глюкану, в ИК спектрах характерны

интенсивные полосы в области 1078 и 1034 см^-1.

Полоса при 1324 см^-1 описывает, по всей видимо-

сти, деформационные колебания δ(COH).

Сорбционные характеристики песка до и после

роста на нем биопленок

Рис. 4. ИК спектры образцов: 1 - исходный песок, 2 - песок

В табл. 3 приведены значения коэффициента рас-

после роста биопленки (спектр сдвинут вверх).

пределения (K_d) ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ²³³U и ⁹⁹Tc на песке в ис-

ходном образце и после роста на нем микробного

сообщества пластовой жидкости в виде биопленок.

Значения K_d ¹³⁷Cs были высокими, что можно объяс-

нить наличием глинистой фракции (до 10% от обще-

го объема) песка, после образования биопленки зна-

чительных изменений сорбционной емкости не обна-

ружено. В результате роста биопленок сорбция ⁹⁰Sr

снижается на 35%. Вероятно, это связано с перекры-

тием сорбционных центров на поверхности глини-

Рис. 5. Кинетика сорбции Tc в присутствии микробного сооб-

стых частиц. Сорбция ⁹⁹Tc была незначительной.

щества пластовой жидкости (1) и в контроле (2) в анаэробных

условиях при добавлении глюкозы.

Полученные высокие значения K_d ²³³U можно так-

же объяснить высоким содержанием в песке глини-

ная связями с дополнительными моно-, олиго- и

стой фракции с примесью Fe(II), в результате чего

полисахаридами, пептидами и липидами, как прави-

происходит окислительно-восстановительное осаж-

ло, является уникальной для каждого вида бакте-

дение урана. При этом после роста биопленок сорб-

рий. Тем не менее влияние биогенного обрастания

ционная емкость песка по урану выросла еще на

поверхности вмещающих пород можно оценивать

20%, что может быть обусловлено новыми типами

на примере полисахаридов, содержащих в составе

взаимодействий урана с полисахаридными комплек-

свободные гидроксильные группы, гликозидные

сами, в первую очередь с гидроксильными и карбок-

связи и в ряде случаев карбонильные группы.

сильными функциональными группами. Для под-

тверждения этого предположения был исследован

ИК спектр песка с биопленочным обрастанием

рост микробных биопленок на керамзите, характери-

(рис. 4) заметно отличается от спектра исходного

зующемся сравнительно невысокими исходными

образца, где регистрировались в основном полосы

значениями K_d по радионуклидам вследствие сильно

(см^-1), относящиеся к колебаниям SiO₂: 1002 с, 796

развитой, но химически инертной поверхности. В

и 778 ср, 695 сл.

аналогичном режиме выращивания биопленок, как и

Анализ появившихся новых полос на песке по-

для песка, после роста биопленок на керамзите коэф-

зволяет предположить присутствие адсорбирован-

фициент распределения ²³³U вырос в 8 раз, ⁹⁰Sr - бо-

ных полисахаридов на его поверхности. Об этом

лее чем в 21 раз. При этом сорбция ¹³⁷Cs уменьши-

свидетельствуют широкая полоса с рядом подмак-

лась в 4 раза, а сорбция ⁹⁹Tc до и после роста мик-

симумов в области 3700-2000 см^-1, обусловленная

робной биопленки была незначительна.

поглощением гидроксильных групп, в разной степе-

Эксперимент по сорбции Tc в присутствии био-

ни связанных водородными связями, и группа слож-

пленок был повторен в динамике в анаэробных усло-

ных полос в интервале 1200-1030 см^-1, обычно от-

виях. Как видно из рис. 5, за 21 сут эксперимента

Таблица 3. Коэффициенты распределения радионукли-

сорбция Tc на песке в присутствии микроорганизмов

дов (K_d, см³/г) на песке и керамзите в исходном образце

практически достигла 100%, что можно объяснить

и после формирования на нем биопленок

снижением его растворимости в результате восста-

новления Tc(VII) до Tc(IV) вследствие жизнедея-

Материал

¹³⁷Cs

⁹⁰Sr

²³³U

⁹⁹Tc

тельности микроорганизмов.

Исходный песок

1851

518

0.15

Результаты определения окисленных и восстанов-

Песок после роста биопленок

1848

644

0.22

ленных форм U и Tc на песке в аэробных и анаэроб-

Исходный керамзит

42.5

2.9

34.9

0.1

Керамзит после роста биопленок

10.2

61.6

271

0.07

ных условиях в присутствии микробного сообщества

Биогенные факторы иммобилизации радионуклидов

Таблица 4. Доминирующие формы урана и технеция в зависимости от Eh системы

Eh, мВ

U, моль/л

Tc, моль/л

U(IV) 3.839·10^-11: U(OH)₄ 3.839·10^-11

Tc(IV) 1.035·10^-8: TcO(OH)₂ 9.729·10^-9,

U(V) 2.772·10^-12: UO₊ 2.772·10^-12

(TcO(OH)₂)₂ 3.114·10^-10, TcOOH⁺ 5.284·10^-13

100

U(VI) 2.478·10^-7: UO

2(CO3)2- 1.719·10^-7, UO2(CO3)4- 6.460·10^-8,

Tc(VII) 1.010·10^-6: TcO_– 1.010·10^-6

UO₂CO₃ 8.362·10^-9, UO₂(OH)₂ 2.739·10^-9, UO₂OH⁺ 1.236·10^-10

U(IV) 4.479·10^-10: U(OH)₄ 4.479·10^-10

Tc(IV) 4.851·10^-7: TcO(OH)₂ 2.060·10^-7,

U(V) 9.459·10^-12: UO₊ 9.459·10^-12

(TcO(OH)₂)² 1.395·10^-7

U(VI) 2.474·10^-7: UO

2(CO3)2- 1.716·10^-7, UO2(CO3)34- 6.450·10^-8,

Tc(VII) 5.354·10^-7: TcO_– 5.354·10^-7

UO₂CO₃ 8.348·10^-9, UO₂(OH)₂ 2.734·10^-9, UO₂OH⁺ 1.234·10^-10

U(IV) 2.289·10^-9: U(OH)₄ 2.289·10^-9

Tc(IV) 9.511·10^-7: (TcO(OH)₂)₂ 3.197·10^-7,

U(V) 2.130·10^-11: UO₊ 2.130·10^-11

TcO(OH)₂ 3.117·10^-7, TcOOH⁺ 1.693·10^-11

U(VI) 2.456·10^-7: UO

2(CO3)2- 1.703·10^-7, UO2(CO3)4- 6.401·10^-8,

Tc(VII) 6.935·10^-8: TcO_– 6.935·10^-8

UO₂CO₃ 8.286·10^-9, UO₂(OH)₂ 2.714·10^-9, UO₂OH⁺ 1.225·10^-10

U(IV) 1.135·10^-8: U(OH)₄ 1.135·10^-8

Tc(IV) 1.014·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.451·10^-7,

U(V) 4.655·10^-11: UO₊ 4.655·10^-11

TcO(OH)₂ 3.239·10^-7

U(VI) 2.365·10^-7: UO

2(CO3)2- 1.640·10^-7, UO2(CO3)4- 6.165·10^-8,

Tc(VII) 6.167·10^-9: TcO_– 6.167·10^-9

UO₂CO₃ 7.979·10^-9, UO₂(OH)₂ 2.614·10^-9, UO₂OH⁺ 1.180·10^-10

U(IV) 2.464·10^-7: U(OH)₄ 2.464·10^-7

Tc(IV) 1.020·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.476·10^-7,

U(V) 1.680·10^-11: UO₊ 1.680·10^-11

TcO(OH)₂ 3.251·10^-7, TcOOH⁺ 1.766·10^-11,

-70

U(VI) 1.418·10^-9: UO

2(CO3)2- 9.837·10^-10, UO2(CO3)4- 3.698·10^-10,

TcO²⁺ 1.385·10^-16

UO₂CO₃ 4.786·10^-11, UO₂(OH)₂ 1.567·10^-11

Tc(VII) 2.842·10^-14: TcO_– 2.842·10^-14

U(IV) 2.478·10^-7: U(OH)₄ 2.478·10^-7

Tc(IV) 1.020·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.476·10^-7,

U(V) 2.178·10^-12: UO₊ 2.178·10^-12

TcO(OH)₂ 3.251·10^-7, TcOOH⁺ 1.766·10^-11

-120

U(VI) 2.370·10^-11: UO

2(CO3)2- 1.644·10^-11, UO2(CO3)4- 6.182·10^-12,

Tc(VII) 6.089·10^-17: TcO_4- 6.089·10^-17

UO₂CO₃ 8.000·10^-13, UO₂(OH)₂ 2.620·10^-13, UO₂OH⁺ 1.183·10^-14

U(IV) 2.479·10^-7: U(OH)₄ 2.479·10^-7

Tc(IV) 1.020·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.476·10^-7,

U(V) 6.366·10^-13: UO₊ 6.366·10^-13

TcO(OH)₂ 3.251·10^-7, TcOOH⁺ 1.764·10^-11

-150

U(VI) 3.658·10^-14: UO₂(OH)₂ 2.243·10^-14, UO₂(CO₃)_2- 7.636·10^-15,

Tc(VII) 1.523·10^-18: TcO_4- 1.523·10^-18

UO₂CO₃ 5.053·10^-15, UO₂OH⁺ 1.011·10^-15, UO₂(CO₃)^3- 2.094·10^-16,

UO₂(OH)_– 1.287·10^-16

U(IV) 2.479·10^-7: U(OH)₄ 2.479·10^-7

Tc(IV) 1.020·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.476·10^-7,

U(V) 8.202·10^-14: UO₊ 8.202·10^-14

TcO(OH)₂ 3.251·10^-7

-200

U(VI) 3.933·10^-16: UO2(OH)2 3.727·10-16, UO2OH+ 1.680·10-17,

Tc(VII) 3.261·10^-21: TcO_– 3.261·10^-21

UO₂(OH)_– 2.138·10^-18, UO₂₊ 1.551·10^-18

U(IV) 2.479·10^-7: U(OH)₄ 2.479·10^-7

Tc(IV) 1.020·10^-6: (TcO(OH)₂)₂ 3.476·10^-7,

U(V) 1.057·10^-14: UO₊ 1.057·10^-14

TcO(OH)₂ 3.251·10^-7

-250

U(VI) 6.536·10^-18: UO2(OH)2 6.195·10-18, UO2OH+ 2.792·10-19,

Tc(VII) 6.988·10^-24: TcO_– 6.988·10^-24

UO₂(OH)_– 3.554·10^-20, UO₂₊ 2.578·10^-20

и без него приведены на рис. 6, а, б. Отметим, что

Для расчета форм U и Tc в зависимости от окис-

только в присутствии микроорганизмов происходило

лительно-восстановительного потенциала среды был

взят раствор, аналогичный по ионному составу од-

полное восстановление U и Tc на песке.

ной из исследованных проб (мг/л): Cl^- 6.3, HCO_– 305,

На основании полученных результатов было про-

ведено компьютерное моделирование состояния U и

Tc в геохимических условиях, имитирующих тако-

вые верхнего водоносного горизонта. В расчетах ис-

пользовали данные по изменению окислительно-

восстановительного потенциала среды во время рос-

та микробного сообщества пластовой жидкости

(рис. 7). При лабораторном моделировании биологи-

ческих процессов в системе происходило восстанов-

ление сульфат-ионов до сульфид-ионов, выпадаю-

щих в виде черного осадка сульфида железа, кото-

рый также может способствовать иммобилизации

Рис. 6. Содержание U(VI) (а) и Tc(VII) (б) на песке в анаэроб-

ряда металлов в восстановленной форме, например

ных (1) и аэробных (2) условиях в присутствии микробного

Tc [35, 36].

сообщества пластовой жидкости и без него (3).

А. В. Сафонов и др.

Таблица 5. Значения индексов насыщения SI для твердых фаз U и Tc в низших состояниях окисления для системы

раствора 1 в зависимости от окислительно-восстановительных условий среды

Eh, мВ

Уранинит

UO_2(ам)

UO_2.25

β-UO_2.25

β-UO_2.33

Tc₂S₇

TcO₂·2H₂O_(ам)

TcS₂

0.03

-4.92

0.15

0.07

-0.16

-141.90

-0.46

-37.80

0.73

-4.21

0.68

0.60

0.78

-112.55

0.87

-27.94

1.43

-3.51

1.19

1.12

1.70

-94.40

1.05

-22.06

2.32

-2.62

1.82

1.74

2.78

-49.88

1.07

-7.81

-70

2.77

-2.18

1.64

1.56

2.00

12.40

1.07

12.12

–120

2.77

-2.17

1.20

1.12

0.82

56.88

1.07

26.35

–150

2.77

-2.17

0.93

0.86

10.11

83.56

1.07

34.89

Аналитические измерения выполнены на обору-

довании ЦКП ФМИ ИФХЭ РАН. Работа выполнена

при финансовой поддержке РНФ (проект 17-17-

01212).

Работа выполнена при частичной финансовой

поддержки Минобрнауки РФ (темы АААА-А16-

11611091001 и 01201350928).

Список литературы

Рис. 7. Изменение окислительно-восстановительного потен-

циала в среде в ходе роста микробного сообщества пластовой

[1] Богуславский А. Е., Гаськова О. Л., Шемелина О. В. //

жидкости в анаэробных (1) и аэробных (2) условиях.

Химия в интересах устойчивого развития. 2012. T. 20.

С. 515-529.

NО_– 3849, SО_2- 167, Ca²⁺ 762, Mg²⁺ 140, K⁺ 8.9, Na⁺

[2] Мироненко В. А., Румынин В. Г. Проблемы гидрогеоэко-

логии. М.: Изд-во МГГУ, 1999. Т. 3, кн. 1. 312 с.

647; в расчете была использована концентрация Tc

[3] Schwartz M. O. // Environ. Earth Sci. 2009. Vol. 59, N 2.

0.1, U - 0.059 мг/л. На основании проведенных расче-

Р. 277-286.

тов (табл. 4) потребление кислорода в системе и со-

[4] Panitskiy A. V., Lukashenko S. N. // J. Environ. Radioact.

ответственно снижение окислительно-восстанови-

2015. Vol. 144. Р. 32-40.

тельного потенциала до -250 мВ за счет микробных

[5] Torgoev I. A., Aleshyn U. G., Havenit H. B. // Uranium in the

процессов должно привести к полному восстановле-

Aquatic Environment. Berlin; Heidelberg: Springer,

2002.

https://doi.org/10.1007/978-3-642-55668-5_10.

нию уранил- и пертехнетат-ионов. В табл. 5 приведе-

[6] Taylor G. H. // Biogeochemical Cycling of Mineral-Forming

ны индексы насыщения доминирующих минераль-

Elements. New York: Elsevier Science, 1979. Р. 485-514.

ных фаз. Исходя из расчетов основная биогенная фа-

[7] Pignolet L., Fonsny K., Capot F., Moureau Z. // Health Phys.

за урана в заданных геохимических условиях, близ-

1989. Vol. 57. Р. 791-800.

ких к условиям исследованного подземного песчано-

[8] Mohagheghi A., Updegraff D. M., Goldhaber M. B. //

Geomicrobiol. J. 1985. Vol. 4. Р. 153-173.

го водоносного горизонта, будет представлена ура-

[9] Lloyd J. R. // FEMS Microbiol. Rev. 2003. Vol. 27. Р. 411-

нинитом и смешанными оксидными формами, для Tc

425.

будут доминировать восстановленные сульфидные

[10] Boukhalfa H., Icopini G. A., Reilly S. D., Neu M. P. // Appl.

минералы, что совпадает с результатами других ис-

Environ. Microbiol. 2007. Vol. 73, N 18. Р. 5897-5903.

следований [36-38].

[11] Lovley D. R., Phillips E. J. P., Gorby Y. A., Landa E. R. //

Nature.

1991. Vol.

350, N

6317. Р.

413-416. DOI:

Таким образом, при изучении миграции радио-

10.1038/350413a0.

нуклидов в водоносных горизонтах помимо абиоти-

[12] Wall J. D., Krumholz L. R. // Annu. Rev. Microbiol. 2006.

ческих процессов необходимо учитывать и влияние

Vol. 60. Р. 149-166.

микроорганизмов. Образование полисахаридных

[13] Lloyd J. R., Sole V. A., Van Praagh C. V. G., Lovley D. R. //

биопленок может приводить к ухудшению сорбци-

Appl. Environ. Microbiol. 2000. Vol. 66, N 9. Р. 3743-3749.

онной емкости пород по отношению к Cs и Sr за

[14] Lloyd J. R., Yong P., Macaskie L. E. // Environ. Sci. Technol.

2000. Vol. 34. Р. 1297-1301.

счет перекрытия химических сорбционных центров

[15] Brookshaw D. R., Pattrick R. A. D., Lloyd J. R., Vaughan D. J. //

вмещающей породы. При этом можно ожидать уве-

Mineral. Mag. 2012. Vol. 76. Р. 777-806.

личения иммобилизации U и Tc за счет формирова-

[16] Hua B., Xu H., Terry J., Deng B. // Environ. Sci. Technol.

ния дополнительных сорбционных центров для U и

2006. Vol. 40, N 15. Р. 4666-4671.

биогенного восстановления Tc за счет изменения

[17] El-Wear S., German K. E., Peretrukhin V. F. // J. Radioanal.

окислительно-восстановительных условий среды и

Nucl. Chem. 1992. Vol. 157. Р. 3-14.

[18] Coombs P., Wagner D., Bateman K. et al. // Q. J. Eng. Geol.

его прямого энзиматического восстановления. По

Hydrogeol. 2010. Vol. 43, N 2. Р. 131-139.

данным геохимического моделирования можно ожи-

[19] Michalsen M. M., Peacock A. D., Smithgal A. N. et al. // Envi-

дать иммобилизацию Tc в виде новой минеральной

ron. Sci. Technol. 2009. Vol. 43, N 6. Р. 1952-1961.

фазы - оксида Tc(IV) с биогенным сульфидом.

[20] Ortiz-Bernad I., Anderson R. T., Vrionis H. A., Lovley D. R. //

Биогенные факторы иммобилизации радионуклидов

Appl. Environ. Microbiol. 2004. Vol. 70, N 12. Р. 7558-7560.

chemical Calculations. Denver, Colorado, 1999. 327 р.

[21] Xu M., Wu W. M., Wu L. // ISME J. 2010. Vol. 4, N 8.

[31] Болдырев К. А., Крючков Д. В., Мартынов К. В. и др. Раз-

Р. 1060-1070.

работка расчетных методов оценки миграции радионук-

[22] Cumberlanda S. A., Kliti G. D., Moreau G. J. W. // Earth-Sci.

лидов за пределы ИББ с учетом их эволюции: Препринт

Rev. 2016. Vol. 159. P. 160-185.

ИБРАЭ. М.: ИБРАЭ РАН, 2017. N IBRAE-2017-11. 23 c.

[23] Suzuki Y., Kelly S. D., Kemner K. M., Banfield J. F. // Nature.

[32] Rard J. A., Rand M. H., Anderegg G., Wanner H. Chemical

2002. Vol. 419, N 6903. Р. 134.

Thermodynamycs 3. Chemical Thermodynamics of Techne-

[24] Koch A. L. // Methods for General and Molecular Bacteriol-

tium / Eds M. C. A. Sandio, E. Östhols. OECD NEA Data

ogy. Washington, DC: Am. Soc. for Microbiology, 1994.

Bank. Elsevier, 1999. 544 p.

Р. 257-260.

[33] Guillaumont R., Fanghänel T., Fuger J. et al. // Chemical

[25] Adkins J. P., Cornell L. A., Tanner R. S. // Geomicrobiol. J.

Thermodynamics. OECD NEA Data Bank, Issy-les-

1992. Vol. 10. Р. 87-97.

Moulineaux, France. Elsevier, 2003. Vol. 5. Р. 709.

[26] Postgate J. R. The Sulfate-Reducing Bacteria. Cambridge:

[34] Chabalala S., Chirwa E. // Chem. Eng. Trans. 2012. Vol. 27.

Cambridge Univ. Press, 1984. 2nd ed. 1208 р.

Р. 265-270.

[27] Lovley D. R., Phillips E. J. P. // Appl. Environ. Microbiol.

[35] Flemming H. C., Wingender J. // Nat. Rev. Microbiol. 2010.

1988. Vol. 54, N 6. P. 1472-1480.

Vol. 8. Р. 623-633.

[28] Berridge M. V., Tan M. V. // Arch. Biochem. Biophys. 1993.

[36] Fan D., Anitori R. P., Tebo B. M., Tratnye P. G. // Environ.

Vol. 303, N 2. P. 474-482.

Sci. Technol. 2013. Vol. 47. Р. 5302-5310.

[29] Onishi H., Sekine K. // Talanta. 1972. Vol. 19, N 4. Р. 473-

[37] German K. E., Shiryaev A. A., Safonov A. V. et al. // Radio-

478.

chim. Acta. 2015. Vol. 103. Р. 199-203.

[30] Parkhurst D. L., Appelo C. A. J. User’s Guide to PHREEQC

[38] German K. E., Khijniak T. V., Peretrukhin V. F. // 7th Int.

(Version 2), A Computer Program for Speciation, Batch-

Symp. on Technetium and Rhenium—Science and Utiliza-

Reaction, One-Dimensional Transport, and Inverse Geo-

tion. Moscow (Russia), July 4-8, 2011. Р. 187-189.