Оценка устойчивости почв и наземных экосистем Крыма к химическому загрязнению. Монография

91

Рис. 43. Влияние химического загрязнения на активность каталазы горно-луговой (субальпийской) почвы, % от контроля

Рис. 44. Влияние химического загрязнения на активность дегидрогеназы горно-луговой (субальпийской) почвы, % от контроля

92

Рис. 45. Влияние химического загрязнения на целлюлозолитическую активность горно-луговой (субальпийской) почвы, % от контроля

Рис. 46. Влияние химического загрязнения на обилие бактерий рода Azotobacter в горно-луговой (субальпийской) почве, % от контроля

93

Рис. 47. Влияние химического загрязнения на фитотоксичность горно-луговой (субальпийской) почвы, % от контроля

Рис. 49. Влияние химического загрязнения на численность бактерий в горно-луговой (субальпийской) почве, % от контроля

94

Рис. 49. Интегральный показатель биологического состояния (ИПБС) горно-луговой (субальпийской) почвы, % от контроля

Исследование показало, что загрязнение данных почв ТМ приводит к ухудшению их состояния. Чаще наблюдалось достоверное уменьшение значений всех исследованных биологических показателей. Степень ухудшения биологического состояния почв зависела от природы ТМ, его количественного содержания в ней, а так же биологических и физикохимических свойств самих почв. (Вернигорова, Колесников,2014;Лубенцова, Вернигорова,2014)

Наибольшее токсичное воздействие оказал Cr. Cu, Pb и Ni проявили меньшее токсическое воздействие. (Тимошенко, Вернигорова,2014)

В большинстве случаев для всех исследованных ТМ отмечена прямая зависимость между содержанием в почве химического вещества и степенью снижения биологических активности. (Вернигорова, Колесников,2015)

Механизмы токсического действия ТМ на биологические свойства почв заключаются в том, что ТМ связываются с сульфгидрильными группами белков. В результате подавляется синтез белков, в том числе и фер-

95

ментов, а также нарушается проницаемость биологических мембран. И то, и другое, приводит к нарушению обмена веществ (Торшин и др., 1990)

Ранее авторами было исследовано изменение биологических свойств почв юга России при загрязнении нефтью и бензином (Колесников и др., 2006; 2007; 2010; 2013; 2014; Kolesnikov et al., 2006; 2007; 2010; 2013; 2014; 2015), тяжелыми металлами (Вальков и др., 1997; Колесников и др., 1999; 2000; 2001; 2009; 2010; 2011; 2012; 2013; 2014; Valkov et al., 1997; Kolesnikov et al., 2000; 2001; 2009; 2010; 2011; 2012; 2013; 2014; 2015), ме-

таллоидами (Колесников и др., 2008; Kolesnikov et al., 2008), пестицидами (Казеев и др., 2010) и антибиотиками (Акименко и др., 2014; 2015; Akimenko et al., 2014; 2015). В большинстве случаев было установлено снижение биологических показателей, однако в ряде случаев на «малых» дозах загрязняющих веществ наблюдалась стимуляция биологической активности почвы. Подобные явления широко известны в экотоксикологии под названием «эффекта малых токсичных доз».

Исследованные ТМ образуют следующие ряды экотоксичности по отношению к почвам Крыма. (В скобках представлены значения ИПБС почвы, усредненные для трех доз: 100, 1000 и 10000 мг/кг). По отношению к черноземам остаточно-карбонатным: Cr(52) > Pb(76) > Cu(81) > Ni(85). По отношению к черноземам южным: Cr(44) > Pb(77) = Cu(77) ≥ Ni(79). По отношению к темно-каштановым солонцеватым почвам: Cr(37) > Pb(72) = Ni(72) ≥ Cu(73). По отношению к коричневым карбонатным почвам: Cr(28)

>Cu(68) ≥ Pb(70) ≥ Ni(71). По отношению к бурым лесным почвам: Cr(30)

>Cu (49) = Ni(49) > Pb(55). По отношению к горно-луговым почвам: Cr(43)

>Cu(63) > Pb(65) > Ni(71). По отношению к почвам Крыма (в среднем) ТМ образуют следующую последовательность: Cr (36) > Cu (66) ≥ Pb (67) ≥ Ni (68).

96

Схожая закономерность была получена ранее в исследованиях, проведенными по той же методике, с другими почвами Юга России: черноземами, каштановыми, бурыми полупустынными, серыми и бурыми лесными, дерново-карбонатными, солонцами, солончаками, песчаными и др. (Колесников, Жаркова, 2014). Cr вне зависимости от типа почвы всегда оказывал более сильное негативное воздействие, чем Cu, Pb и Ni (Колесников, Спивакова, 2011; Колесников, Тлехас, 2009; Колесников и др., 2008; 2009; 2010; 2011; 2013; 2014; Kolesnikov et al., 2008; 2009; 2010; 2011; 2013; 2014; 2015). А три последних элемента, проявляя, в общем, схожую степень токсичности, на разных почвах занимают разные места в ряду токсичности друг относительно друга. Однако такая последовательность ТМ по их экологической опасности для почв не всегда совпадает с ранее полученными данными на других типах почв (Торшин и др., 1990). Этот вопрос требует дальнейших специальных исследований.

Ранее на черноземах юга России было отмечено, что высокое количество гумуса в большей степени определяет буферность почвы к загрязнению Cr, а щелочные значения рН больше обеспечивают устойчивость к Cu, Ni и Pb (Колесников и др., 2013). Исследование почв Крыма в целом подтвердило эту закономерность. Коэффициенты корреляции между рН и ИПБС почвы свидетельствуют о том, что реакция почвенной среды в существенной степени влияла на токсичность Pb (r=0,94), Cu (r=0,92) и Ni (r=0,85), и мало влияла на токсичность Cr (r=0,35). Видимо, это связано с тем, что первые три элемента являются в большей степени катионообразующими, и их подвижность, а, следовательно, и токсичность для биоты, в большей степени проявляется в кислых почвах. Cr проявил высокую токсичность не только в кислых, но и в слабощелочных почвах, где из оксида хрома образуется высокоподвижный хромат (Mаnceau, 2002). Коэффициенты корреляции между содержанием гумуса и ИПБС почвы показали, что

97

содержание в почве гумуса, напротив, мало влияет на токсичность Pb (r=0,12), Cu (r=0,15) и Ni (r=0,33), но влияет на токсичность Cr (r=0,51).

Была проведена сравнительная оценка устойчивости основных почв Крыма к загрязнению ТМ по степени снижения ИПБС почв.

Почвы Крымского полуострова имеют не одинаковую устойчивость биологических свойств к загрязнению разными ТМ. Они образуют ряды степени ухудшения биологических свойств при загрязнении разными ТМ (ряды усреднены по дозам загрязняющего вещества).

Ряд степени ухудшения биологических свойств при загрязнении почв Cr выглядит следующим образом: черноземы остаточно-карбонатные (52) > черноземы южные (44) ≥ горно-луговые (43) > темно-каштановые солонцеватые (37) > бурые лесные (30) ≥ коричневые карбонатные (28).

При загрязнении почв Cu: черноземы остаточно-карбонатные (81) > черноземы южные (77) > темно-каштановые солонцеватые (73) > коричневые карбонатные (68) > горно-луговые (63) > бурые лесные (49).

При загрязнении почв Ni: черноземы остаточно-карбонатные (85) > черноземы южные (79) > темно-каштановые солонцеватые (72) ≥ горнолуговые (71) = коричневые карбонатные (71) > бурые лесные (49).

При загрязнении почв Pb: черноземы южные (77) ≥ черноземы оста- точно-карбонатные (76) > темно-каштановые солонцеватые (72) ≥ коричневые карбонатные (70) > горно-луговые (65) > бурые лесные (55).

По степени устойчивости к загрязнению ТМ почвы Крыма образуют следующий ряд (в среднем для Cr, Cu, Pb, Ni): черноземы остаточнокарбонатные (74) > черноземы южные (69) > темно-каштановые солонцеватые (63) ≥ горно-луговые (61) ≥ коричневые карбонатные (59) > бурые лес-

ные (46).

Приведенная последовательность основывается на экологогенетических свойствах исследованных почв, прежде всего, на грануломет-

98

рическом составе, щелочно-кислотном и окислительно-восстановительном условиии, содержании органического вещества и биологической активности.

Наибольшую буферную способность к загрязнению ТМ проявили черноземы остаточно-карбонатные и южные, а также темно-каштановые почвы. Их отличает тяжелосуглинистый гранулометрический состав, высокое содержание гумуса, близкая к нейтральной pH и окислительные условия, способствующие закреплению ТМ.

Коричневые почвы по сравнению с черноземами имеют меньшее содержание гумуса, тяжелосуглинистый гранулометрический состав, более низкий рН, и соответственно большую подвижность ТМ.

Низкой устойчивостью к загрязнению отличаются бурые лесные почвы. Для них характерно низкое содержание гумуса, среднесуглинистый гранулометрический состав, кислая pH, высокая подвижность ТМ.

Горно-луговые почвы имеют высокое содержание органики в верхнем горизонте, кислую pH, среднесуглинистый гранулометрический состав. In situ эти почвы являются ранимыми, практически неустойчивыми к внешним воздействиям, по причине жестких климатических условий, и, как следствие, медленному протеканию процессов восстановления почв. В то же время, in vitra при поддержании оптимальной влажности и комнатной температуры эти почвы проявили высокую устойчивость к химическому загрязнению. По-видимому, это связано с высоким содержанием в них органического вещества, что привело к связыванию ТМ, и резким возрастанием биологической активности в оптимальных гидротермических условиях лаборатории. Поскольку степень устойчивости наземных экосистем к химическому загрязнению определяется, в первую очередь, устойчивостью почвы, была дана оценка устойчивости экосистем Крыма. По степени устойчивости к загрязнению ТМ наземные экосистемы Крыма образуют следующий ряд: настоящие степи > сухие степи > горные луга > редколесья > широколиственные леса.

99

ГЛАВА 6. УСТАНОВЛЕНЫЕ КОЛИЧЕСТВЕННЫЕ ОРИЕНТИРЫ ДЛЯ РАЗРАБОТКИ РЕГИОНАЛЬНЫХ НОРМАТИВОВ

Проведенное исследование позволило установить количественные ориентиры для разработки региональных нормативов предельно допустимого содержания Cr, Cu, Ni, Pb в основных почвах Крыма на основе нарушения их экологических функций.

Ранее (Колесников и др., 2002) было показано, что нарушение экологических функций почвы происходит в установленной очередности. При увеличения концентрации загрязняющего химического вещества в почве срыв выполняемых ею экосистемных функций происходит данной последовательности: информационные биохимические, физико-химические, химические и целостные физические. (Классификация экосистемных функций почв дана по (Добровольскому, 1990)). Данный факт, что различные экологические функции почвы нарушаются при различной концентрации загрязняющего вещества в почве, можно использовать в экологическом нормировании загрязнения почв.

В качестве критерия степени нарушения экологических функций использовали ИПБС. Если значения ИПБС уменьшаются менее чем на 5 %, то почва продолжает выполнят экологические функции нормально, при снижении значений ИПБС на 5-10% происходит нарушение информационных экофункций, на 10-25 % — нарушаются биохимические, физикохимические, химические и целостные, более чем на 25 % — физические (Колесников и др., 2002).

По результатам описанного исследования были определены уравнения регрессии, отражающие зависимость снижения показателя ИПБС от содержания в почве ТМ. Согласно этим уравнениям были рассчитаны концентрации ТМ, при которых происходит нарушение разных групп экологических функций почвы (табл. 11).

100

Таблица11 Схема экологического нормирования содержания ТМ и нефти в почвах

Крыма по степени нарушения экологических функций