Аннотация результатов, полученных в 2022 году
Из природного комплекса сообщества фитопланктона Обской губы и Енисейского залива было выделено 5 новых штаммов микроводорослей. На основании морфологического и молекулярного описания, исследуемые нами штаммы были идентифицированы как: диатомовые водоросли (Asterionella formosa Hassal 1850 (ARC01), Fragilaria sp. (ARC03), Stephanodiscus hantzschii Grunow in Cleve & Grunow 1880 (ARC05)); зеленые микроводоросли (Desmodesmus armatus (Chodat) Hegewald 2000 (ARC06)); желто-зеленые микроводоросли (Tribonema cf. minus (Wille) Hazen 1902 (ARC10)). Для штамма ARC03 Fragilaria sp. анализ частичной последовательности гена 18S рРНК, включающей домен V4 (инвентарный номер GenBank OP480423) и частичной последовательности rbcL (GenBank OP481891) выявили особенности его расположения в филогенетическом дереве. Штамм Fragilaria sp. ARC03 образует общую кладу с видами Fragilaria с наивысшей статистической поддержкой (PP = 1.0). Однако ARC03 и Fragilaria bidens s0327 образуют отдельную субкладу, несколько обособленную от клады со штаммами Fragilaria crotonensis. Более детальный анализ ультратонких структур штамма ARC03, полученных с помощью сканирующего электронного микроскопа и их сопоставление с литературными данными для других видов рода Fragilaria, выявил ряд существенных различий (форма створок, плотность штрихов, расположение и форма римопортулы, форма концевых шипов, строение и форма центрального поля). На основе морфологических и молекулярных данных, применяемых при анализе диатомовых водорослей, штамм ARC03 описан нами как новый вид Fragilaria shirshovii Glushchenko & Kulikovskiy sp. nov. При достижении стационарной фазы роста у всех изученных нами видов микроводорослей наблюдалось значительное увеличение содержания флуоресцентного растворенного органического вещества (ФРОВ). PARAFAC анализ группового состава ФРОВ позволил идентифицировать три флуоресцентных компонента (C1–C3), которые имели один ярко выраженный эмиссионный пик с одним или двумя максимумами возбуждения. На основании интенсивности флуоресценции компонентов С1-С3 оценили вклад интенсивности флуоресценции отдельных компонентов в общую флуоресценцию, что может быть важно для лучшей оценки источников РОВ. В конце культивирования у разных штаммов микроводорослей доля флуоресцентных компонентов ФРОВ С1–С3 колебалась от 11 до 67%, наибольшая концентрация которых была характерна для штаммов зеленых (ARC06) и желто-зеленых (ARC10) микроводорослей. Белковоподобная флуоресценция (С1) преобладала в большинстве случаев, достигая максимальных значений у штамма диатомей ARC05. Исключение составил штамм зеленых водорослей ARC06, у которого наблюдалось сильное преобладание гуминоподобной флуоресценции (С2). Вклад флуоресценции С3 был примерно одинаковым для всех штаммов водорослей и колебался от 22 до 33%. Проведены сорбционные эксперименты на обезжиренных (удалена липидная компонента) пробах сухой биомассы изучаемых нами штаммов. Данную биомассу микроводорослей мы рассматривали как природный сорбент. Взаимодействие однокомпонентных растворов солей Cu, Zn, Ni, Pb с указанными выше сорбентами приводило к интенсивному поглощению этих элементов. Сорбенты на основе штаммов диатомовых водорослей (ARC01, ARC03, ARC05) проявляли более высокую способность к поглощению катионов Cu, Zn, Ni, Pb, по сравнению со штаммами зеленых (ARC06) и желто-зеленых водорослей (ARC10). Сорбция катионов тяжелых металлов приводила к значительному увеличению их содержания в изученных нами сорбентах. Эффективность любого сорбента, в том числе природного, оценивается по результатам селективного извлечения соответствующих катионов металлов из многокомпонентных растворов. Для решения данной задачи был приготовлен 4-х компонентный раствор, содержащий катионы Cu, Zn, Ni, Pb в равной пропорции. Для всех 5 штаммов микроводорослей взаимодействие фаз в течение всего времени эксперимента сопровождалось сорбцией металлов. В первые 60 минут наблюдалось резкое уменьшение концентрации катионов металлов Cu, Zn, Ni, Pb, степень извлечения которых составляла 75, 80, 70 и 69% соответственно. После 60 минут отмечался незначительный тренд уменьшения сорбции всех катионов металлов. Максимальная сорбция катионов Cu, Zn, Ni, Pb была в интервале 3–6 часов, интенсивность которой составляла 80-85%. Дальнейшее взаимодействия фаз (раствор-сорбент) не приводило к существенному изменению степени извлечения ионов металлов. Полученные результаты свидетельствуют о потенциальной возможности использования сорбентов на основе инактивированной биомассы микроводорослей для извлечения технологически невысоких концентраций ионов тяжелых металлов (Cu, Zn, Ni, Pb).

Аннотация результатов, полученных в 2023 году
В результате метаболической экскреции и аутолиза клеток водорослей в среду высвобождается растворенное органическое вещество (РОВ), которое представлено истинно растворенным и коллоидным ОВ. Биотехнологическое выращивание водорослей в промышленном масштабе ставит задачи анализа содержания и состава РОВ, накапливаемого в среде культивирования. В первую очередь это связано с оценкой безопасности сброса таких вод в конечные бассейны стока и затратах на их очистку в случае необходимости. Анализ группового состава хромофорного РОВ, продуцируемого штаммом ARC06 (Desmodesmus armatus) позволил идентифицировать три флуоресцентных компонента (C1–C3), которые проявляли белковоподобную (С1) и гуминоподобную (С2, С3) флуоресценцию. Все три выделенных компонента имели один ярко выраженный эмиссионный пик с одним или двумя максимумами возбуждения. Анализ спектральных характеристик позволяется их отнести к обычным флуорофорам, часто встречающимся в окружающей среде. На начальных этапах развития культуры, в течении первых ~7 суток, наблюдается резкий рост содержания белковоподобных компонентов (С1), концентрация которых далее уменьшается и достигает минимальных величин при достижении стационарной фазы роста. Одновременно с уменьшением белковоподобных соединений, увеличивается концентрация компонентов гуминоподобной природы. Механизм образования и накопления высокомолекулярных компонентов гуминового спектра при культивировании микроводорослей до конца не известен. Это может быть связано как с бактериальной деструкцией компонентов РОВ белковой природы, так и с особенностями метаболизма самой культуры. Солевой стресс (5‰) не вызывал качественного изменения состава и соотношения идентифицируемых компонентов РОВ. В ходе эксперимента было показано, что при разных показателях солености в процессе роста культуры выделяется схожее количество флуоресцирующего РОВ. При этом отмечено примерно недельное отставание в наработке окрашенного РОВ в случае солоноватой среды. Несмотря на увеличение концентрации белковых и гуминоподобных компонентов растворенного органического вещества в среде и изменение их соотношения в процессе роста культуры, доля РОВ в балансе объема СО2, ассимилированного водорослями, составляла не более 5% (в среднем 2.1%). Т.е. в процессе роста культуры на продукцию растворенной органики расходуется незначительное количество поглощённого неорганического углерода. Анализ молекулярного состава РОВ методом масс-спектрометрии ионного циклотронного резонанса подтвердил полученные нами ране данные. Качественный молекулярный состав РОВ исследованных образцов пяти штаммов микроводорослей (диатомовые, зеленые, желто-зеленые) характеризуется сходством, которое проявляется в содержании значительного количества CHON и насыщенных CHNOS компонентов, особенно на начальных этапах роста культуры. Они могут быть отнесены к аминосахарам и пептидам, которые, как известно, продуцируются пресноводным фитопланктоном. Также в образцах отмечено присутствие достаточного количества CHO-молекул, принадлежащих к окисленным гидролизиуемым таннинам и гуминами. Однако можно предположить, что эти молекулы могут представлять собой продукты окисленной конденсации, а не таннины или гумины, как таковые. Полученные нами данные очень хорошо согласуются с результатами матричной флуоресцентной спектроскопии, что свидетельствует о надёжности применяемых нами методов анализа молекулярного и группового состава растворенного органического вещества, продуцируемого микроводорослями в процессе культивирования. Анализ содержания коллоидного органического вещества (КОВ), как составной компоненты РОВ выявил ряд особенностей. На примере культуры ARC06 (D. armatus) было показано. Во-первых, в экспоненциальной фазе роста накопление в среде КОВ происходит, главным образом, за счет внеклеточной экскреции. Клетки водорослей находятся в активной фазе роста и не разрушаются. Однако при достижении стационарной фазы роста вклад внеклеточных выделений существенно уменьшается и на первое место в пополнении запасов РОВ выходит внутриклеточное ОВ, поступающее в среду в процессе разрушения и/или гибели клеток. Применение электролитов Al2(SO4)3 и FeCl3 в присутствии Cа(OH)2 в наших экспериментах дало хорошие результаты. Эффективность извлечения КОВ, как составной части РОВ составила 85% для ARC10 (T. minus) и 80% для ARC06 (D. armatus), тогда как для штаммов диатомовых водорослей (A. formosa, F. shirshovii, S. hantzschii) этот показатель был ниже (~55-65%), как и общее содержание РОВ в среде после культивирования. Результаты данных экспериментов показали, что очистка водных масс от избыточно накопленного РОВ, образовавшегося в результате культивирования микроводорослей, является важной технологической задачей перед их сбросом в конечные коллекторы стока. Однако может быть решено только рамках отдельной биотехнологической задачи. Результаты проведенных исследований по сорбции La, Sm, Dy, Lu в статических условиях позволяют сделать вывод о том, что все представленные образцы органических сорбентов на основе микроводорослей достаточно хорошо удаляют катионы РЗЭ из 4-х компонентного модельного раствора, содержащего высокие концентрации металлов (по 100 мг/л для каждого элемента). Расчет сорбционной емкости показал, что наибольший процент суммарного поглощения РЗЭ по окончании эксперимента (через 24 ч) наблюдается у сорбента на основе биомассы ARC06 (D. armatus) и ARC10 (T.minus), а наименьший – для всех трех штаммов диатомовых водорослей (A. formosa, F. shirshovii, S. hantzschii). Сорбционная емкость (Аτ) суммарного поглощения РЗЭ у данных сорбентов в абсолютной величине составила 2-2.5 мг/г у диатомовых, 5-5.5 мг/г у желто-зеленых и 6.5-7.0 мг/г у зеленых водорослей. Для всех 5 сорбентов селективность поглощения катионов РЗЭ из модельного раствора с высокой концентрацией элементов была схожа. Максимальная эффективность извлечения была характерна для катионов Sm и Dy, а минимальная для La и Lu. Для сорбентов на основе диатомовых микроводорослей этот ряд имел вид Sm>Dy>La>Lu, тогда как для зеленых и желто-зеленых водорослей Sm>Dy>Lu>La. Для сорбента, полученного из D. armatus (штамм ARC06) была изучена эффективность извлечения катионов La, Sm, Dy, Lu из растворов солей РЗЭ с концентрацией 1, 10, 25, 50 и 75 мг/л для каждого элемента или же 4, 40, 100, 200, 300 мг/л суммарного содержания металлов. Во второй части эксперимента доказана эффективность поглощения катионов РЗЭ исследуемым сорбентом. Для 4-х компонентного раствора с концентрацией металлов 1 мг/л (∑ 4 мг/л) и 10 мг/л (∑ 40 мг/л) эффективность извлечения была очень высокой и составила 99.6 и 93.7%, соответственно. Например, при начальной концентрации каждого элемента (La, Sm, Dy, Lu) в растворе 1 мг/л, их остаточная концентрация через 24 часа была очень низкой и колебалась в пределах 1.76 – 8.48 мкг/л. Далее по мере увеличения концентрации РЗЭ эффективность их извлечения снижалась с 40% в растворах 25 мг/л (∑ 100 мг/л) до 21% в растворах 75 мг/л (∑ 300 мг/л). Анализ значений сорбционной емкости показал, что сорбент D. armatus (штамм ARC06) поглощает из раствора все элементы La, Sm, Dy и Lu. Для области концентраций от 1 до 25 мг/л (∑ от 4 до 100 мг/л) эффективность их извлечения образует ряд – Sm>La>Dy>Lu, а для области концентраций от 50 до 100 мг/л (∑ от 200 до 400 мг/л) – Sm>>Lu>Dy>La. В целом, лабораторные исследования показывают, что в статических условиях доочистку водных масс, содержащих невысокие для физико-химических методов очистки концентрации La, Sm, Dy и Lu (вариант 1 и 2), можно осуществлять с использованием сорбента на основе микроводорослей. Подход, предложенный в нашем исследовании, согласно которому можно выращивать водоросли с целью получения ценных компонентов липидного профиля и далее отработанный дибрис использовать в качестве сорбентов, получил экспериментальное подтверждение. Это открывает широкие возможности производства сорбентов на основе экологически безопасных и дешевых материалов и увеличивает глубину технологической переработки исходного сырья, повышая его добавленную стоимость.