Кузнецов А.Е., Градова Н.Б., Лушников С.В. и др. Прикладная экобиотехнология. Учебное пособие. В 2-х томах

32 Глава 5

Уровень накопления металлов и других химических элементов растениями в значительной степени зависит от концентрации элементов в почвенной среде – чем выше концентрация, тем выше их содержание в тканях растения, от типа почв, физико-химических условий в почве, состава и содержания в почве минерального и органического вещества, используемой технологии выращивания растений и технологии фиторемедиации, формы и агрегатного состояния загрязнений. Концентрация загрязнений в ежегодно образующейся и отмирающей растительной массе возрастает на протяжении вегетационного периода.

Влияние оказывают также погодные и климатические условия. Дожди, активно вымывающие рассеянные элементы с листьев, хвои, молодых побегов, приводят к уменьшению концентрации микроэлементов в листьях в несколько раз. Во влажном климате вследствие выщелачивания и миграции в нижние горизонты почвы содержание металлов в почве и соответственно в растениях падает, в засушливую погоду и в аридных зонах (в черноземных степных ландшафтах, в полынных пустынях) преобладает подъем химических элементов по почвенному профилю, что приводит к биогенной аккумуляции, увеличению накопления элементов в растении.

Фитоэкстракцией относительно легко могут быть извлечены только металлы, находящиеся в виде свободных ионов и растворимых комплексов в почвенных растворах и частично в форме ионов, связанных с ионообменными группами почвенного минерального вещества и адсорбированных на неорганических компонентах почвы. Прочность связывания металлов в почве повышается при увеличении содержания гумуса, и поступление металлов в растения снижается. Связывание металлов почвенными микроорганизмами также уменьшает их поглощение растениями. Почва, являясь сильным природным сорбентом, прочно удерживает микроколичества химических элементов, поэтому из почвы тяжелые металлы и радиоактивные изотопы накапливаются растениями в меньших количествах, чем из водной среды. Внесение сорбентов в почву (оксидов железа или марганца, органического материала, глины, золы от сжигания отходов и др.) в количестве 1–2% по массе приводит к уменьшению содержания тяжелых металлов в растениях.

Величина pH, форма и технология внесения удобрений, наличие веществ, образующих растворимые комплексы с металлами, также влияют на перенос металлов в растения.

При снижении pH в почвах увеличивается поступление в растения большинства тяжелых металлов, например Cd, Zn, Ni, вследствие повышения их растворимости и подвижности ионов металлов; вместе с этим возрастает их фитотоксичность. Имеются и исключения. При понижении pH растворимость соединений Mn(II) увеличивается, но поглощение Mn растениями снижается. Это обусловлено тем, что c изменением pH меняется также адсорбируемость ионов металлов в почве. Часть металлов переходит из ионной формы в коллоидную, что влияет на прочность их фиксации в почве. Изменяются заряд, форма, степень агрегации органических молекул, присутствующих в растворе, адсорбированных на поверхности минералов и образующих комплексные соединения с металлами, а также подвижность комплексных соединений в почве. Доля образуемых менее доступных для растений комплексов ионов Mn2+ с органическим веществом почвы повышается при уменьшении pH, а их подвижность может снижаться.

При ассимиляции аммония (NH3/NH4+) из неорганических аммонийных удобрений высвобождаются ионы H+, закисляется прикорневая зона. Потребление растениями нитратов приводит к высвобождению гидроксил-ионов OH– или бикарбонат-ионов HCO3– и повышению pH почвенного раствора. При использовании смешанных азотных удобрений возможно поддержание стабильного pH.

Для фитоизвлечения таких металлов, как свинец, важное значение имеет технология внесения фосфорных удобрений. При внесении в прикорневую зону происходит образование нерастворимого фосфата свинца Pb3(PO4)2 (пироморфита), поэтому наиболее эффективным способом внесения фосфорных удобрений будет являться метод опрыскивания листвы.

Внесение органических удобрений, богатых гумусом, удерживает металлы в почве, накопление их в растениях снижается. Процессы аммонификации, развивающиеся при внесении навоза, богатого азотом, приводят к выделению аммиака, повышению pH и снижению поступления металлов в растения.

Применение известкования на кислых почвах с целью увеличения pH приводит к уменьшению растворимости Fe, Cu, Ni, Co, Zn, Cd в почвенном растворе. В результате накопление их растениями снижается.

На доступность тяжелых металлов для растений большое влияние оказывают продукты жизнедеятельности микроорганизмов, и прежде всего лигандообразующие органические вещества. Внесение органических кислот и таких комплексообразователей, как ЭДТА (в количестве ~102 ммоль/м2), приводит к повышению растворимости металлов в почвенном растворе и их содержания в растениях. Так, внесение ЭДТА в почву повышает содержание свинца с 0,5 г/ кг до 10 г/кг сухой фитомассы при содержании Pb в почве 0,6 г/кг. В одном из исследований с четырехнедельной рассадой сарептской горчицы, растущей на почве, содержащей 0,9 ммоль/кг Cd и 1 ммоль/кг хелатов, было отмечено, что растения содержали кадмия 875 мкг/г, в то время как растения на почве без хелатов – только 164 мкг/г Cd. Комплексообразователь ЭГТА (этиленгликольтетрауксусная кислота) более эффективно способствует извлечению Cd, чем ЭДТА. Al в виде свободных ионов Al3+, коллоидных или взвешенных форм Al(OH)3, Al(OH)2+, Al(OH)4– плохо проникает в корни растений, но он образует комплексы с цитратом и в этом виде способен поступать в растения.

В виде комплексных соединений металлы в основном поступают в растение через мембрану корня, причем лиганды растениями практически не усваиваются. В стеблях и листьях растений большая часть тяжелых металлов находится в составе комплексов. Внесение комплексообразователей в прикорневую систему является одним из приемов повышения эффективности фитоэкстракции, однако при этом миграция загрязнений в грунтовые воды также возрастает. Вместе с тем в условиях гидропонной культуры добавки комплексообразователей обычно приводят к снижению содержания металлов в растении.

Такие вещества, как стимуляторы корневых выделений растений – гетероауксин, сукцинат и фумарат железа, тоже могут способствовать поступлению металлов в растения. Эффект может быть обусловлен и повышением всхожести семян и скорости накопления фитомассы на загрязненных почвах.

При длительном взаимодействии растений с почвами, загрязненными тяжелыми металлами и радионуклидами, часть поглощенных элементов в тканях растений со временем переходит в необменную и слабообменную формы, вследствие чего постепенно возрастают коэффициенты их накопления.

Среди других факторов, влияющих на эффективность фитоэкстракции, выделяются экологические. Перенос загрязнений по пищевым цепям, опыление

насекомыми, а не ветром способствуют рассеянию загрязнений, а не локализуют их в местах загрязнения.

Вбольшинствеслучаевнаиболееэффективныерастения-гипераккумуляторы позволяют очистить лишь поверхностный слой почвы, не более 0,5 м, что ограничивает применение фитоэкстракции. Извлекать тяжелые металлы из более глубоких почвенных горизонтов возможно при использовании других методов.

5.4.2. Фитотрансформация, фитодеградация, фитоиспарение

Методы фитотрансформации и фитодеградации основаны на способности ферментных систем некоторых растений трансформировать или деградировать ряд органических соединений, таких как BTEX-соединения, ТНТ, ТХЭ, пестициды, метилтретбутиловый эфир (антидетонационная присадка к топливу) и др. Органические загрязнения, поступившие в растения, метаболизируются при участии внутриклеточных ферментов растений. Их полная минерализация происходит редко, продукты трансформации накапливаются в вакуолях клеток, ковалентно включаются в состав лигнина и других компонентов растительных тканей и в химически связанном виде являются относительно инертными и малотоксичными для растения (что, однако, не гарантирует отсутствие их токсичности при переносе по пищевым цепям). Ферменты, выделяемые растениями в окружающую среду, также могут участвовать в трансформации и минерализации органических загрязнений.

Относительно легко проникают в растения и образуют связанные остатки умеренно гидрофобные органические ксенобиотики, за исключением алифатических углеводородов. Моноциклические ароматические соединения (бензол, толуол) могут трансформироваться в растениях с образованием алифатических соединений.

Многие пестициды способны метаболизироваться растениями. Реакции разложения этих соединений катализируются ферментами и включают гидролиз, конъюгацию, дегалогенирование, окисление, восстановление и др. Рис (Oryza sativa) устойчив к гербициду пропанил благодаря высокому содержанию гидролитического фермента ациламидазы. Конъюгация с глутатионом – основной механизм реакций дехлорирования в растениях. Так, устойчивость (или чувствительность) растений к гербицидам алахлор и метолахлор зависит от содержания глутатиона и активности глутатион-S-трансферазы. В реакциях конъюгации могут участвовать аминокислоты, органические кислоты, гликозиды растений, которые связываются с гидроксильными, амино- и карбоксильными группами молекул пестицидов, что приводит к детоксикации пестицидов. Например, продукты трансформации хлоранилина легко детоксицируются в результате реакций гликозилирования и ацетилирования.

Деалкилирование, S-окисление, дезаминирование липофильных субстратов, их гидроксилирование с участием фермента цитохром P-450 повышает полярность метаболитов и облегчает их дальнейшие превращения. Гербицид атразин, проникающий в листья и апикальные клетки меристемы корня сорных

растений и ингибирующий фотосинтез, большинство сельскохозяйственно значимых и устойчивых растений способны детоксицировать путем образования гидроксилированных и деалкилированных продуктов трансформации. Среди продуктов метаболизма атразина гибридными сортами тополя (Populus sp.) обнаружены диэтилатразин, диэтилгидроксиатразин, диэтилдеизопропилгидроксиатразин. В метаболизме атразина у гибридного тополя участвует уникальная система дехлорирования, аналогичная бактериальной.

В окислительной трансформации пестицидов в растениях участвуют пероксидазы, катализирующие окисление фенолов, ароматических аминов, гетероциклических соединений пероксидом водорода или молекулярным кислородом. Реакции, катализируемые пероксидазой, включают декарбоксилирование, дегалогенирование, гидроксилирование ароматического кольца, окислительную конденсацию фенолов, деалкилирование. Корни хрена (Armoracia rusticana) содержат высокий уровень пероксидазы, благодаря чему в их тканях такие соединения, как хлорфенолы, крезолы, анилин, аминофенолы, обезвреживаются более чем на 99% в результате реакции полимеризации с образованием нерастворимых продуктов с меньшей токсичностью.

Восстановительной трансформации могут подвергаться нитроароматические пестициды. Например, фунгицид пентахлорнитробензол восстанавливается до пентахлоранилина в корнях земляного ореха (Arachis hypogea).

Повышенной способностью метаболизировать пестициды отличаются растения, которые приобрели устойчивость к ним в результате природной селекции или генетически модифицированные, включающие бактериальные гены деструкции. Такие растения обладают определенным потенциалом для использования их в фиторемедиации почв, загрязненных пестицидами.

Способностью вступать в ферментативные реакции и образовывать связанные остатки в тканях и на поверхности растений отличаются нитроароматические соединения, в частности тринитротолуол (ТНТ), который поглощается и частично трансформируется такими растениями, как сыть съедобная (земляной миндаль, Cyperus esculentus – растение семейства осоковых), фасоль кустовая (Phaseolus compressus, Ph. vulgaris), пшеница (Triticum aestivum), костер (Bromus), гибридные линии тополя (Populus) и др. Однако растения не способны полностью минерализовать ТНТ или испарять его через листья. Аналогичные закономерности наблюдаются и при поглощении растениями другого взрывчатого вещества – гексагидро-1,3,5-тринитро-1,3,5-триазина (RDX), однако его трансформация протекает медленнее.

Благодаря наличию системы дехлорирования гибридный тополь (Populus) может метаболизировать хлорорганические растворители. Трихлорэтилен метаболизируется в тополе с образованием продуктов окисления: трихлорэтанола, трихлоруксусной кислоты, дихлоруксусной кислоты, при этом часть ТХЭ минерализуется с образованием CO2 и HCl, часть связывается в тканях, а часть поступает в листья и испаряется в атмосферу. Наиболее широко в процессах фитотрансформации и фитодеградации используются гибридные линии тополя, обладающие высокой скоростью роста в разных климатических зонах, способностью глубокого проникновения корней, до 10 м, и способностью мета-

болизировать ряд органических ксенобиотиков. Могут использоваться также и природные сорта тополя (дельтовидный тополь Populus deltoides и др.), однако скорость их роста меньше тополя гибридных линий.

Поступившие через корневую систему летучие органические загрязнения могут выделяться в атмосферу через листья в нетрансформированном или трансформированном виде (при извлечении ТХЭ гибридными сортами тополя – 5–25% от массы поглощенного ТХЭ) и претерпевать химические и фотохимические превращения в атмосфере с большей скоростью, чем в почве или грунтовых водах. В таких случаях растения можно использовать для извлечения токсикантов из почвы или водной среды (метод фитоиспарения). Фитоиспарение возможно и для некоторых химических элементов, в частности ртути и селена, а также метилированных металлов, мышьяка и селена. Однако такой метод фиторемедиации относительно эффективен только при высоких концентрациях токсикантов и не нашел широкого практического применения.

Проникновение органических загрязнений в растения меняется с изменением физико-химических свойств почвы, содержания глинистой фракции, органического вещества и воды. Повышение содержания органического вещества обычно приводит к уменьшению поступления гидрофобных ксенобиотиков в растения. При повышенной обводненности почвы концентрация загрязнений в почвенном растворе снижается, в то время как транспирационный поток меняется незначительно, поэтому поступление загрязнений в растения уменьшается.

В общем виде перенос загрязнений в растения можно описать как совокупность следующих процессов:

адсорбция корнями,

перенос с капиллярной или свободной водой,

перенос из корней в наземные части.

Количество загрязнения (MR, мг/кг), адсорбированного корнями, можно охарактеризовать с помощью фактора концентрирования корнями (RCF, от

RCF определяется как отношение количества загрязнений, сорбированных корнями, к концентрации загрязнений в почвенном растворе и зависит от pH, содержания органического вещества в почве, почвенной матрицы, структуры и других почвенных условий.

Для определения RCF необходимо знать удельную массу корней в почве (кг/л).

Если сорбция корнями представляет собой обратимый процесс, на межфазной поверхности корни-раствор и удельная масса корней небольшая, количество адсорбированного загрязнения относительно невелико. При химическом связывании загрязнений (таких как ТНТ) и большой массе корней в результате

процесса корневой адсорбции могут быть удалены значительные количества загрязнения.

Для ряда органических соединений найдена следующая эмпирическая зависимость RCF от Kow (Burken, Schnoor, 1998):

Количество загрязнения, переносимого с капиллярной или свободной водой (MT, мг/сут) характеризуют с помощью транспирационного фактора концентрирования (TSCF, от англ. transpiration stream concentration factor):

где Tw – скорость транспирации воды растениями, л/сут., Cw – концентрация загрязнения в почвенном растворе или в грунтовых водах, мг/л.

Скорость транспирации воды растениями (Tw) зависит от вида растения, поверхности листьев, характера питания, влажности почвы, скорости приземного ветра, относительной влажности воздуха.

TSCF зависит от физико-химических и химических свойств почвы и загрязнения, селективных свойств мембраны корней. Вследствие барьерных функций мембран растений концентрация органических загрязнений в растениях, как правило, меньше концентрации их в почве или грунтовых водах.

Для некоторых органических загрязнений получена следующая эмпирическая зависимость TSCF от Kow (Burken, Schnoor, 1998):

Величины TSCF и RCF представлены в табл. 5.3.

Уравнения (5.3) и (5.5) могут использоваться лишь для оценки скорости потребления загрязнений растениями на начальных стадиях фиторемедиации.

Описание переноса загрязнений из корней в наземные части должно учитывать, что загрязнения, проникшие в корни, могут транспортироваться в другие части растения, полностью минерализоваться, частично трансформироваться или химически связываться с веществами растений в результате процессов конъюгации и лигнификации, испаряться в атмосферу через наземные части растений. Приближенно динамика метаболизма и трансформации загрязнений в растении описывается дифференциальным уравнением первого порядка. При описании фитоиспарения загрязнений в атмосферу необходимо учитывать поверхность листьев, скорость приземного ветра, относительную влажность воздуха, ограничения диффузии.

Для случая, когда загрязнение устойчиво к фитотрансформации, совокупный процесс потребления загрязнений растениями из почвенных растворов или грунтовых вод может быть описан, например, следующими уравнениями:

прикорневой зоне растений – ризосфере. Увеличение скорости биодеградации

ибиодоступности ксенобиотиков обусловлено повышением численности и активности популяции микроорганизмов в ризосфере, их видового разнообразия, обменом генетическим материалом между микроорганизмами, ответственными за синтез ферментов, участвующих в биодеградации загрязнений, вовлечением ксенобиотиков и продуктов их трансформации в кометаболизм с корневыми экссудатами, ускорением переноса водорастворимых загрязнений в активную прикорневую зону в результате транспирации. Перенос кислорода в ризосферу через корни растений, повышение порозности и проницаемости почв, поверхности контакта грунтовых вод с почвой и почвенным воздухом способствует аэрации среды, что положительно сказывается на микробной деградации. Ризосферной биоремедиации сопутствуют и такие процессы как фитоиспарение, фитодеградация, гумификация, накопление органического вещества в почве. Ризосферная очистка протекает и в почвенных фильтрах различных конструкций, используемых для удаления загрязнений из фильтрующейся воды.

Типичное применение ризосферной биоремедиации – очистка почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами (для незастарелых загрязнений при содержании углеводородов в почве не выше 1,5–2%), BTEX, ПАУ, ПХБ и другими ароматическими соединениями гидрофобной природы, пестицидами (гербициды 2,4-Д, 2,4,5-T, алахлор, метолахлор, атразин, цианазин, диносеб, трифлуралин, инсектициды алдрин, карбофуран, малатион, диэлдрин, ДДТ, линдан, фунгициды пентахлорфенол, пентахлоронитробенол, нематоцид алдикарб и др.). Проникновение многих из этих соединений в растения затруднено, и их разложение происходит в ризосфере в аэробных условиях с участием бактерий

имикоризных грибов.

Для проведения ризодеградации в почвы вносятся удобрения и высеваются луговые травы, бобовые культуры, такие как бермудская трава (Cynodon dactylon), люцерна посевная (Medicago sativa), клевер (Trifolium), райграсс (Lolium perenne), формирующие обширную разветвленную корневую систему. Также могут использоваться шелковица (Morus), маклюра (американский апельсин, «конское яблоко», Maclura pomifera), барбарис (Berberis), дикая (лесная) яблоня (Malus sylvestris), овсяница высокорослая (Festuca arundinacea), сумах (Rhus), секретирующие повышенные количества веществ с фенолсодержащими группами

всоставе корневых выделений. Эти вещества индуцируют микробный синтез ферментов, участвующих в деградации ПАУ, ПХБ и других соединений с ароматическими группами. В частности, шелковица может произрастать на участках складирования донных осадков, содержащих ПАУ в концентрации 20 000 мг/кг. В благоприятных почвенных условиях в результате ризодеградации за один вегетационный сезон может быть разложено около половины ПАУ, присутствующего в прикорневой зоне.

Наибольший эффект при использовании ризосферной биодеградации (как и фитоэкстракции) наблюдается при очистке поверхностного слоя почвы глубиной не более 0,5 м. Внесение бактериальных культур (Pseudomonas sp. и др.)

ввиде биопрепаратов в прикорневую зону может повысить эффективность ризодеградации.