Влияние сочетанного химического и электромагнитного загрязнения на биологические свойства почв. Монография

2

УДК 57.044; 631.4; 504.05 ББК 40.3

М 13

Рецензенты:

доктор биологических наук, профессор Т.М. Минкина; доктор педагогических наук Т.В. Вардуни

Мазанко М.С., Денисова Т.В., Колесников С.И., Казеев К.Ш., Даденко Е.В.

Влияние сочетанного химического и электромагнитного загрязнения на биологические свойства почв: монография. Ростов-на-Дону: Издательство Южного федерального университета, 2013. - 168 с.

ISBN 978-5-9275-1183-9

Установлены закономерности воздействия сочетанного загрязнения на биологические свойства почв юга России, такие как обилие различных экологических групп почвенных бактерий и микромицетов, почвенная микробная биомасса, ферментативная активность, фитотоксичность почв.

Исследованы изменения свойств почв в зависимости от природы загрязняющих веществ (свинец, нефть), их концентрации в почве, уровня и частоты воздействия электромагнитных. Определен вклад каждого из факторов в изменение биологических свойств почвы.

Книга адресована специалистам в области экологии, природопользования, охраны окружающей среды, почвоведения, а также студентам и аспирантам.

Табл. 10, рис. 32, библ. 369.

Публикуется в авторской редакции.

Исследования выполнены при финансовой поддержке Южного федерального университета (213.01-24/2013-85, 213.01-24/2013-44), Министерства образования и науки Российской Федерации (5.5160.2011, 14.A18.21.0187, 14.A18.21.1269).

Монография опубликована за счет средств Программы развития Южного федерального университета (213.01-24/2013-44).

Мазанко М.С., Колесников С.И., Денисова Т.В., Казеев К.Ш., Даденко Е.В., 2013

Южный федеральный университет, 2013

ГЛАВА 1. ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ, НЕФТЬЮ, ЭЛЕКТРОМАГНИТНЫМИ ПОЛЯМИ, А ТАКЖЕ ИХ СОВМЕСТНОЕ ВЛИЯНИЕ НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА

1.4.2.Сочетанное действие тяжёлых металлов и других факторов

ГЛАВА 5. ОЦЕНКА ВЛИЯНИЯ СОЧЕТАННОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ НЕФТЬЮ И ПЕРЕМЕННЫМ МАГНИТНЫМ ПОЛЕМ НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА

ПЕРЕМЕННЫМ МАГНИТНЫМ ПОЛЕМ НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА ЧЕРНОЗЕМА ОБЫКНОВЕННОГО, БУРОЙ ЛЕСНОЙ ПОЧВЫ И СЕРОПЕСКОВ101

5

ВВЕДЕНИЕ

Загрязнение почв в настоящее время становится одной из наиболее острых экологических проблем.

Тяжелые металлы, накапливающиеся в почве, способны привести к изменению как биологических, так и физических почвенных свойств. К тому же, связываясь с почвенными компонентами, они способны надолго оставаться в почве. Исследованию их влияния на почву посвящено значительное количество работ (Звягинцев, 1987; Левин и др., 1989; Ильин В.Б., 1991; Колесников и др., 2000, 2002, 2006).

Нефтяное загрязнение так же отрицательно влияет на почвенные свойства, снижает численность микроорганизмов и активность ферментов, нарушает структуру и аэрацию почвы. Влияние нефти на почвенные свойства является одним из приоритетных направлений исследований (Пиковский, 1993; Трофимов и др., 2000; Киреева и др., 1998, 2002; Назаров и др., 2010; Колесников, 2006).

Электромагнитные поля оказывают воздействие на все уровни организации жизни, их действие связано с работой многих механизмов, в основе которых лежит процесс поглощения и преобразования энергии излучения. В связи с тем, что количество источников электромагнитных полей постоянно возрастает, вопросы электромагнитного загрязнения становятся всё более актуальными (Олешко и др., 1980; Бинги, 2002, 2006; Григорьев и др., 2003; Денисова и др., 2009, 2011).

Несмотря на то, что в литературе существует большое количество работ, посвященных вышеперечисленным загрязнителям, работ, посвященных их сочетанному влиянию на биологические объекты, значительно меньше (Жвирбилис, 1999; Somasundaran, Ajmal, 2010; Qixing, 1999; Heijerick at al., 2002; Сердюченко и др., 2009; Карагайчева, 2009, 2010; 2012). А исследований, посвященных влиянию сочетанного загрязнения на почвенные свойства, практически нет (Вызовская, 2007; Паникова и др., 2010).

6

ГЛАВА 1. ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ, НЕФТЬЮ, ЭЛЕКТРОМАГНИТНЫМИ ПОЛЯМИ, А ТАКЖЕ ИХ СОВМЕСТНОЕ ВЛИЯНИЕ

НА БИОЛОГИЧЕСКИЕ СВОЙСТВА ПОЧВЫ

1.1.Экологические последствия загрязнения почв тяжелыми металлами

1.1.1.Тяжелые металлы почве

Ктяжелым металлам (ТМ) относят более 40 химических элементов периодической системы Д.И. Менделеева, масса атомов которых составляет свыше 50ти атомных единиц массы (а. е. м.) (Орлов и др., 1991; Ильин, 2000; Агроэкологическая характеристика…2002).

Определению ТМ соответствует большое количество химических элементов. Но чаще всего ТМ всего рассматривается не с химической, а с природоохранной и медицинской точек зрения (Duffus, 2003). Соединения этих элементов не являются химическими веществами, которые можно поставить в один ряд, а потому следует сузить рамки веществ, называемых «тяжелыми металлами». По мнению Н.Ф. Реймерса (1990) от тяжелых необходимо отличать благородные и редкие ме-

таллы, и потому к ТМ относятся только Pb, Cu, Cd, Ni, Zn, Co, Sb, Sn, Hg, Bi.

Ктяжелым металлам так же могут относить и неметаллические элементы, например, As, Se, и даже элементы, масса которых ниже 50 а. е. м., такие, как F, Be

идр.

Некоторые из ТМ являются микроэлементами, которые необходимы для нормального функционирования живых организмов, которые входят в состав ферментов, и потому являются биорегуляторами многих биологических процессов. При этом если ТМ находятся в избытке, они могут оказывать токсическое действие на живые организмы (Кадацкий, 2001; Бирагова, 2003; Knasmüller, 1998, Рустембекова, Барабошкина, 2006).

В почву тяжелые металлы могут поступать из природных и техногенных источников. Из природных источников ТМ поступают в почву в процессе выветривания горнах пород, эрозии и вулканической деятельности. К примеру, свинец со-

7

держится в мантии, базальтах и гранитах, и, потому ТМ могут поступать в почву уже при формировании почвенного покрова из материнской породы (Ковда, 1985, Ильин, 1991; Богдановский, 1994; Белоголова, 2009; Степанок, 1998). Тем же путём ТМ способны перемещаться в осадочные горные породы, так что в зависимости от гранулометрического состава концентрация металлов может серьёзно различаться. Так, в песчаных и супесчаных породах содержится низкая концентрация ТМ, а в суглинистых и глинистых — повышенное (Ковда, 1985; Ильин, 1991, 2002).

Источников техногенного загрязнения намного больше, многие области человеческой деятельности, такие области, как добыча и переработка полезных ископаемых, влияние автотранспорта, сжигание топлива, сельского хозяйства и др. способны вносить значительный вклад в загрязнение окружающей среды (Ильин, 1991; Орлов и др., 1991; Прохорова, 1998; Луканин, 2001; Бирагова, 2003; Большаков, 1993; Байдина, 1995). Например, свинец может поступать в почву из таких источников, как карьеры и шахты по добыче полиметаллических руд, электростанции, сжигающие уголь, предприятия цветной и черной металлургии, мусоросжигающие заводы, автотранспорт, металлообрабатывающие предприятия (Ильин, 1991, Дмитриев, 1989, Прохорова, 1998, Обухов, 1988; Луканин, 2001, Воробьев, 2003).

Всельскохозяйственные земли тяжелые металлы способны попадать при применении пестицидов, минеральных и органических удобрений, использовании сточных вод, известковании (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Торшин и др., 1990; Минееев, 1981, 2009; Потатуева, 2002, Кураков и д.р., 2006).

Следует отметить урбаноземы, которые, значительно больше, чем остальной почвенный покров, подвергаются антропогенному прессу, а потому в них намного выше содержание тяжелых металлов, а так же шире спектр. На данный момент их исследованию уделяется значительное внимание (Приваленко, 1993; Ларина и др., 1996; Ладонина и др., 1999; Ильин и др., 2000, 2002; Кадацкий и др., 2001; Хамитова, Степанова, 2004; Соколов, Черников, 1999).

Впочву тяжелые металлы попадают в различных формах: оксиды, растворимые и нерастворимые соли (сульфиды, сульфаты, арсениты и др.). В составе

8

выбросов предприятий по переработке руды и предприятий цветной металлургии, которые являются основным источником загрязнения тяжелыми металлами, 7090% металлов находится в форме оксидов (Горбатов, 1983; Цаплина, 1994; Пота-

туева, 2001, 2002, Байдина, 1995).

Если соединение металла растворимо, оно сразу включаются во все типы биологических круговоротов и процессов биологической миграции, загрязняя сначала подземные, а затем поверхностные воды, воздух, накапливаясь в живых организмах, в том числе и организме человека. При этом 30-50% тяжелых металлов, имеющих техногенное происхождение, находятся в мобильных формах, что позволяет им быстро включаться в миграционные процессы (Торшин и др., 1990; Соколов, Черников, 1999; Перязева, 2001; Жовинский, 2002; Висотенко, 2006).

Основная часть тяжелых металлов, попавших в почву, закрепляются в гумусовых горизонтах. В завистимости от геохимической обстановки и уровня техногенного воздействия тяжелые металлы могут иметь разную степень подвижности, ведь основным механизмом, который контролирует уровень концентрации тяжелых металлов в почвенных растворах, являются различные адсорбционные процессы (Горбатов, 1988; Ладонин и др., 1994; Отаров, Устемирова, 2009; Отаров, Вырахманова, 2009; Байдина, 1995; Тютюнник, 1992).

Тяжелые металлы способны удерживаться в составе почвенных коллоидов на поверхности твёрдых почвенных частиц. Оксиды и гидроксиды железа играют большую роль в связывании тяжелых металлов. Способность металла адсорбироваться зависит от его способности образовывать координационную связь с кислородом или гидроксильной группой. Лучшей способностью обладает свинец, затем цинк и кадмий. Так же тяжелые металлы способны связываться с органическими соединениями почв, при этом они легче образуют комплексы с гуминовой кислотой, чем с фульвокислотами. Лучше связывают тяжелые металлы почвы с тяжелым гранулометрическим составом, так как в состав кристаллических решёток глинистых материалов могут входить тяжелые металлы. (Глазовская, 1988; Кулматов, 1988; Ильин, 1991; Орлов и др., 1991; Добровольский, 1997; Водяницкий, Добровольский, 1998; Мотузова, 1999; Травникова и др., 2000; Brummer et al.,

9

1983; Piutti, 2002; Дмитриев, Фрумин, 2004; Белоусов, 2006; Goldberg, Johnston, 2001; Sherman, Randall, 2003; Minceau, 1995; Minceau et al., 2000; Minning et al., 1998; Morin et al., 1999; Минкина, 2004).

Рост рН усиливает сорбированность катионообразующих металлов (медь, никель, свинец, ртуть, цинк и др.) и увеличивает подвижность анионообразующих (хром, молибден, ванадий и др.). Усиление окислительных условий увеличивает миграционную способность металлов, влияя на константы устойчивости металлорганических комплексов (Касимов, 1983; Добровольский, Гришина, 1985; Шишкина, 2000; Кабата-Пендиас, 1989; Караванова, 2006).

Сероземы демонстрируют наибольшую способность связывать тяжелые металлы, следом за ними идут черноземы (Горбатов, Обухов, 1989; Бирагова, 2003; Wilke, Koch, 1998).

Помимо хемосорбционных связей, тяжелые металлы могут образовывать и менее прочные, допускающие катионный обмен, связи, однако их содержание в почве невелико (Добровольский, 1997; Суслина, 2006).

Если тяжелые металлы связаны в почве непрочно, они способны покидать её при выщелачивании, эрозии, дефляции, поглощении растениями. Но основная часть тяжелых металлов остаётся в почве (Горбатов, Обухов, 1989; КабатаПендиас, Пендиас, 1989). Почва является природным буфером, ведь она выступает в роли аккумулятора тяжелых металлов и может контролировать их поступление в другие среды (Ильин 1995, 1997; Добровольский, 1997).

К нормированию содержания загрязняющих веществ в почве можно выделить два подхода. Можно нормировать конкретно содержание в почве данного загрязняющего химического вещества, а можно – ту степень изменения свойств почвы, которое произошло в результате загрязнения (Матвеев и др., 2001; Пиков-

ский, 2003).

Для оценивания содержания тяжелых металлов в почве используются понятия среднее содержание (кларк), оптимальная норма содержания (норма содержания), пределы колебаний, предельно допустимая концентрация (при избыточном содержании) и др.

10

При нормировании содержания загрязняющих веществ почву рассматривают и как естественное природное тело, и как объект сельскохозяйственного и промышленного производства, и как среду обитания живых организмов, и как неотделимую часть экосистемы в целом (Ильин, 1986; Матвеев и др., 2001; Добровольский, Гришина, 1985; Звягинцев, 1980; Зырин и др., 1985; Гончарук, Сидоренко, 1986; Воробейчик и др., 1994; Помазкина и др., 1999; Колесников и др., 2000).

Важным вопросом в нормировании почвы является выбор показателей, которые можно использовать для раннего нормирования. Многие исследователи предлагают применять микробиологические показатели как индикаторы при ранней диагностике почв, т.к. они являются наиболее чувствительными (Гончарук, Сидоренко, 1986; Ильин, 1986; Гузев, Левин, 2001). Однако многие авторы. Напротив, придерживаются мнения, что микроорганизмы являются слишком нестабильной группой для использования их в качестве показателей нормирования почв (Колесников, 2000; Горленко, 2001).

При нормировании почв в настоящее время пользуются понятием «предельно допустимая концентрация» (ПДК). Это такая массовая доля загрязняющего почву химического вещества, которая при длительном воздействии на окружающую среду (воду, воздух) не вызывает каких-либо патологических изменений в организмах человека и животных (Важенин, 1983).

Существует большое количество критических отзывов по поводу допустимости использования понятия ПДК (Левин и др., 1989; Добровольский, Никитин, 1990; Черных, Ладонин, 1995; Добровольский, 2000; Колесников и др., 2000, и

др.).

Некоторые из ПДК, применяющихся в России, сложно использовать при нормировании почв. Например, ПДК валового содержания свинца в почве — 32 мг/кг почвы, а его среднее содержание в почве — 35 мг/кг почвы. ПДК мышьяка —2 мг/кг почвы, а кларк — 6 мг/кг. Такое же несоответствие проявляется при сравнении ПДК и содержания в почве подвижных форм меди. Так же ПДК валового содержания марганца в почве намного ниже, чем верхняя пороговая граница