Тяжелые металлы в почве

Многие почвенные беспозвоночные концентрируют кадмий в своих организмах. Кадмий усваивается дождевыми червями, мокрицами и улитками в 10-15 раз активнее, чем свинец и цинк. Кадмий токсичен для сельскохозяйственных растений, и даже, если высокие концентрации кадмия не оказывают заметного влияния на урожай сельскохозяйственных культур, токсичность его сказывается на изменении качества продукции, так как в растениях происходит повышения содержания кадмия.

Мышьяк попадает в почву с продуктами сгорания угля, с отходами металлургической промышленности, с предприятий по производству удобрений. Наиболее прочно мышьяк удерживается в почах, содержащих активные формы железа, алюминия, кальция. Токсичность мышьяка в почвах всем известна. Загрязнение почв мышьяком вызывает, например, гибель дождевых червей. Фоновое содержание мышьяка в почвах составляет сотые доли миллиграмма на килограмм почвы.

Фтор и его соединения находят широкое применение в атомной, нефтяной, химической и др. видах промышленности. Он попадает в почву с выбросами металлургических предприятий, в частности, алюминиевых заводов, а также как примесь при внесении суперфосфата и некоторых других инсектицидов.

Загрязняя почву, фтор вызывает снижение урожая не только благодаря прямому токсическому действию, но и изменяя соотношение питательных веществ в почве. Наибольшая адсорбция фтора происходит в почвах с хорошо развитым почвенным поглощающим комплексом. Растворимые фтористые соединения перемещаются по почвенному профилю с нисходящим током почвенных растворов и могут попадать в грунтовые воды. Загрязнение почвы фтористыми соединениями разрушает почвенную структуру и снижает водопроницаемость почв.

Цинк и медь менее токсичны, чем названные тяжелые металлы, но избыточное их количество в отходах металлургической промышленности загрязняет почву и угнетающе действует на рост микроорганизмов, понижает ферментативную активность почв, снижает урожай растений.

Следует отметить усиление токсичности тяжелых металлов при их совместном воздействии на живые организмы в почве. Совместное воздействие цинка и кадмия оказывает в несколько раз более сильное ингибирующее действие на микроорганизмы, чем при такой же концентрации каждого элемента в отдельности.

Поскольку тяжелые металлы и в продуктах сгорания топлива, и в выбросах металлургической промышленности встречаются обычно в различных сочетаниях, то действие их на природу, окружающую источники загрязнения, бывает более сильным, чем предполагаемое на основании концентрации отдельных элементов.

Вблизи предприятий естественные фитоценозы предприятий становятся более однообразными по видовому составу, так как многие виды не выдерживают повышения концентрации тяжелых металлов в почве. Количество видов может сокращаться до 2-3, а иногда до образования моноценозов.

В лесных фитоценозах первыми реагируют на загрязнения лишайники и мхи. Наиболее устойчив древесный ярус. Однако длительное или высокоинтенсивное воздействие вызывает в нем сухостойкие явления.

 

2. Влияние тяжелых металлов на ферментативную активность почв

 

 

2.1. Объекты, методы и условия проведения исследований

 

Определение точек отбора проб почвы осуществляется в соответствии с настоящим регламентом и ГОСТ 17.4.3.01-83 (СТ СЭВ 3847-82), ГОСТ 17.4.4.02-84. Масса пробы, предназначенная для химического анализа, должна быть не менее 1 кг.

Все пробы должны быть зарегистрированы в журнале отбора проб и пронумерованы. На каждую пробу должен быть заполнен сопроводительный талон в соответствии с ГОСТ 17.4.4.02-84. Пробы следует упаковывать, транспортировать и хранить в емкостях из химически нейтрального материала. Допускается использование для этих целей полиэтиленовых пакетов. В процессе транспортировки и хранения почвенных проб должны быть приняты меры по предупреждению их вторичного загрязнения. Хранение проб необходимо осуществлять при температуре +5°С. Пробы почвы высушивают до воздушно-сухого состояния по ГОСТ 5180-84. Воздушно-сухие пробы хранятся в стеклянной таре. Пробу почвы подготавливают к анализу следующим образом: почву рассыпают на кальке и разминают пестиком крупные комки, затем выбирают включения - корни растений, насекомых, кости животных, новообразования и друзы гипса, известковые журавлики и другие инородные включения. Далее образец почвы растирают в ступе пестиком и просеивают через сито с диаметром ячеек 1 мм.

Аппаратура, материалы:

- пипетки стеклянные градуированные  вместимостью 10 и 25 мл по ГОСТ 12487-67, соединенные резиновым шлангом;

- весы аналитические;

- мерные колбы вместимостью 100 мл  с плотными пробками;

- резиновый шланг для соединения  колбы с пипеткой;

- шприц для введения перекиси  водорода в колбу с почвой.

Реактивы:

- 3-процентный раствор Н2 О2 .

Важным вопросом при проведении мониторинга эколого-функционального состояния почвогрунтов полосы отвода является вопрос о возможности распространения результатов, полученных на типичном участке при проведении исследования, на прилегающие территории. Этот вопрос является особенно актуальным при исследовании биологических свойств почв, которые отличаются значительной вариабельностью.

Для решения данного вопроса было проведено геостатистическое исследование закономерностей варьирования биологических свойств почвы в пространстве. Объектом исследования была выбрана территория Пермского края, почвы которого являются подзолистыми. Образцы почвы для анализов были отобраны с шагом 50 см на отрезке 50 м. В образцах была определена каталазная активность почвы (табл. 1). Геостатика каталазной активности представлена на рис. 2. По данным каталазной активности была построена полувариограмма (рис. 3). Использование полувариограммы позволяет объективно проанализировать изменения исследуемого признака в пространстве, в частности, оценить однородность территории. Для этого методом максимального правдоподобия была подобрана математическая модель соответствующая полученной полувариограмме [18].

Рис.2 Геостатика (пространственное варьирование) каталазной активности подзолистой почвы Пермского края

Рис.3 Полувариограмма каталазной активности подзолистой почвы Пермского края

Полученная в результате исследования полувариограмма каталазной активности может быть описана как модель с нулевым радиусом корреляции (т.е. интервал, внутри которого значения каталазной активности пространственно зависимы, отсутствует) или 100% эффектом самородка[12] :

γ (h) = c0 , где

γ – полувариограмма; h – шаг; с0 – дисперсия, вызванная «эффектом самородка».

Эта модель описывает ситуацию, когда в принятом масштабе никакая структура данных не выявляется, то есть наблюдающаяся вариация, является бесструктурной или «шумом». В этом случае следует констатировать тот факт, что исследуемая территория может быть признана однородной по отношению к каталазной активности при шаге измерений 50 см. Поскольку активность каталазы является характерным показателем биологических процессов в почве [6], то полученные выводы можно распространить на биологические свойства почвы в целом.

Таким образом, было выявлено, что территория Пермского края является однородной по биологическим свойствам почвы. Поэтому прогноз экологических последствий загрязнения почвогрунтов небольшого участка Пермского края является (по 50 м), основанный на биологических показателях, может быть распространен на всю исследуемую территорию.

Таблица 1

№ пробы	Активность каталазы, мл О2 , выделяющегося за 1 мин из 1 г почвы
1	6,7
2	6,7
3	7,1
4	8
7	8,7
8	7,6
9	7,9
10	6,3
11	5,9
12	6,1
13	6,1
14	5,7
15	7,7
16	6,7
17	9,7
18	8,7
19	6,7
20	8
21	7,8
22	7,7
23	7,8
24	7,9
25	8,9
26	6,7
27	7,9
28	8,1
29	8,5
30	6,7
31	6,8
32	6,9
33	6,5
34	7,5
35	6,9
36	6,4
37	7,1
38	6,1
39	6,1
40	5,8
41	5,6
42	5,5
43	7,2
44	6,9
45	6,9
46	5,9
47	6,2
48	6,8
49	6,5
50	6,6
17	6,3
18	6,1

 

2.2. Экспериментальная часть

 

В настоящей работе впервые предпринята попытка индикации степени загрязнения городских почв тяжелыми металлами на основе показателей их ферментативной активности. Нами проводилось определение активности двух окислительно-восстановительных ферментов: каталазы и дегидрогеназы. Выбор ферментов был обусловлен двумя обстоятельствами: высокой чувствительностью к действию токсикантов и их значением в трансформации органического вещества почв.

Эколого-геохимические исследования проводили на территории Пермского края, которая была разбита на 30 ключевых участков. Их выбор был произведен с учетом «розы ветров» и местом расположения стационарных и передвижных источников загрязнений. С каждого ключевого участка площадью 100 м2 методом конверта отбирали образцы почв из 0-5 см слоя в 8 точках, из них составлялся один смешанный образец; образцы растений – путем среза надземной массы в период массового цветения растений - доминантов. Таким образом, проанализировано 480 почвенных и 182 растительных образцов на Pb, Cd, Zn и Cu. В почвенном покрове территории Пермского края обнаружено значительные содержания тяжелих металов, особенно на участках вдоль автомобильных трасс и вблизи промышленных предприятий. Только на территории г. Пермь – содержание свинца и кадмия значительно ниже величины ПДК. Экологически неблагополучными в отношении тяжелих металов, особенно свинца и кадмия, являются: центральная часть города – город Березники, город Губаха, город Кудымкар, город Кунгур, Лысьвенский городской округ, город Соликамск, то есть в зоне интенсивного автомобильного движения. Экологически неблагополучными в отношении тяжелих металов, особенно свинца и кадмия, являются: центральная часть города, то есть в зоне интенсивного автомобильного движения.

Таким образом, во всех изученных участках дегидрогеназная активность понижается и варьирует в пределах одного низкого уровня – 1,5 – 3,0 – 5,0 мг ТФФ, где отмечены наименьшие значения Cd – 0,5 мг/кг. Как и следовало ожидать, ферментативная активность возрастает на территории относительно «чистого» - г. Соликамск, где найдено сравнительно низкое содержание Cd – 0,7 и Pb – 18 мг/кг. Строгой закономерности воздействия тяжелых металлов на активность каталазы в наших исследованиях выявлено не было. На отдельных участках отмечалось как существенное повышение, так и значительное понижение активности каталазы.

Проанализировав показатели ферментативной активности в почвах Пермского края и сравнив их с количеством Pb и Cd, следует отметить, что эти два параметра находятся в обратной зависимости, т.е. при незначительной нагрузке тяжелых металлов наблюдается угнетение активности почвенного фермента. В нашем случае при низкой величине кадмия в почвах заметно выше показатели ферментативной активности. Наиболее достоверные коэффициенты корреляции были выявлены для дегидрогеназной активности. Среди изученных нами оксидоредуктаз наиболее чувствительной к тяжелым металлам является дегидрогеназа.

Это позволяет рассматривать дегидрогеназу, как диагностический показатель загрязнения урболандшафтов Пермского края комплексом тяжелых металлов.

 

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

 

Определено, что почвенный покров в конечном итоге принимает на себя давление потока промышленных и коммунальных выбросов и отходов, выполняя важнейшую роль буфера и детоксиканта. Почва аккумулирует тяжелые металлы, пестициды, углеводороды, детергенты и другие химические загрязняющие вещества, предупреждая тем самым их поступление в природные воды и очищая от них атмосферный воздух.

В ходе исследования были определены приоритетные вещества – загрязнители почвы. К ним относятся: мышьяк, кадмий, ртуть, свинец, селен, цинк, фтор, бензапилен, бор, кобальт, никель, молибден, медь, сурьма, хром и пр. То есть данные вещества относятся к разряду тяжелых металлов. Источники попадания данных загрязняющих веществ различны, но в основном это результаты выбросов промышленных предприятий.

В почве многие химические загрязняющие вещества претерпевают глубокие изменения. Углеводороды, пестициды, детергенты и другие соединения, с одной стороны, могут быть минерализованы или трансформированы в вещества, не оказывающие токсического воздействия на почву, микроорганизмы, растения, животных и человека. С другой стороны, эти же вещества или их производные, а также тяжелые металлы, фтор, оксиды азота и серы в первоначальном или преобразованном виде интенсивно связываются минеральными и органическими веществами почвы, что резко снижает их доступность растениям и соответственно общий уровень токсичности.

При характеристике почв очень трудно использовать широко применяемые при оценке воды, воздуха, продуктов питания и кормов понятия, например, ПДК тех или иных загрязняющих веществ. В числе главных причин – многообразие форм соединений любых элементов и веществ в почвах, от которых зависит доступность этих компонентов растениям и, следовательно, их возможный токсический эффект.

Поэтому при разработке принципов и организации почвенно-химического мониторинга приходится учитывать состав почвы, все ее составляющие, обладающие высокой сорбционной способностью, влияние условий на подвижность и доступность химических веществ растениям. Наиболее значительное влияние оказывает кислотность и щелочность почв, окислительно-восстановительный режим, содержание гумуса, легкорастворимые соли.

 

Список литературы

 

1.  ГОСТ 27593-88 (СТ СЭВ 5298-85) "Почвы. Термины и определения".

2.  ГОСТ 17.2.2.01-81 (СТ СЭВ 4470-84) "Охрана природы. Почвы. Номенклатура показателей санитарного состояния".