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

11

ется емкость катионного обмена, Fe, Al, Mn, они превращаются в нерастворимые гидроксиды, которые адсорбирует на себя тяжелые металлы. При увеличении pH до щелочных диапозонов тяжелые металлы образуют малоподвижные соединения гидроксиды, карбонаты и гидрокарбонаты, при этом снижается доступность растениям подвижных форм тяжелых метал-

лов Fe, Cu, Zn, Mn, Al, Ni (Перцовская, и др., 1987; Черных, 1989; Золотарева, 1988).

Способность почв содержать тяжелые металлы в растворенном виде зависит от характера и количества органического вещества. При высоком содержании органического вещества выше содержание подвижных форм тяжелых металлов. Ионы тяжелых металлов образуют соединения с рядом органических веществ: цитратами, оксалатами, гуминовыми и фульвокислотами, что в значительной степени влияет на их подвижность в почве. (Обухов, 1989; Черных и др., 1995).

Связь тяжелых металлов с гумусом осуществляется путем ионного обмена, комплексообразования и адсорбции. При этом образуются три типа соединений: гетерополярные соли — гуматы и фульваты металлов, комплексные соли, адсорбционные и хемосорбционные комплексы на поверхности твердых частиц. Второй и третий тип соединений обладает наибольшей устойчивостью. Комплексы тяжелых металлов с гуминовыми кислотами более устойчивы (это органический запас ТМ в почве), чем комплексы с фульвокислотами, поэтому последние более подвижны и доступны для корней растений и почвенной биоты. Внесение в почву гуминовых кислот приводит к значительной иммобилизации Сu, Рb, Cd, Zn (Сизов и др., 1990).

ТМ удерживаются на поверхности твердых почвенных частиц в виде коллоидов. В этом участвуют оксиды и гидроксиды Fe. А интенсивность связывания зависит от способности металла образовывать координацион-

12

ную связь с гидроксильной группой или кислородом, а так же с органикой

– гуминовыми кислотами (Ильин 1991, Минкина, 2004).

Однако ТМ могут образовывать непрочные связи, сохраняя катионный обмен, но они постепенно вымываются (эрозия) или поглощаются из почвы (Суслина, 2006).

1.3.ФОРМЫ ПОСТУПЛЕНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВЫ

Непосредственно на поверхность почвы ТМ могут попадать в форме оксидов, например, выбросы предприятий цветной металлургии представлены преимущественно оксидами металлов. Кроме того, в форме нерастворимых и растворимых солей до 70%, а так же, до 50%, в мобильных формах, которые быстро включаются в миграционные процессы (Висотенко, 2006).

Растворимые соединения металлов при попадании в почву включаются во все типы биологических процессов миграции и круговоротов, тем самым загрязняя почвенные горизонты, подземные, поверхностные воды, воздух (при круговороте воды), накапливаются в живых микроорганизмах, растениях, а, впоследствии, в организме человека (Висотенко, 2006).

1.4.ВЛИЯНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА ЖИВЫЕ ОРГАНИЗМЫ

Тяжелые металлы, накапливаясь в почве, способны вызывать изменения ее биологических свойств, оказывая влияние на почвенные микроорганизмы и ферменты. Помимо этого, они попадают из почвы в растительные организм, что приводит не только к снижению урожайности, но и к включению металлов в цепи питания, в дальнейшем оказывая токсическое действие на животных и человека (Sharmaa, 2007). Тяжелые металлы способны вызывать изменения на клеточном уровне организации, их мишеня-

13

ми являются многие химические вещества и органоиды клетки. Наиболее опасны для живой клетки Cd, Pb, Hg, Cu (Мудрый, 2002).

В растение ТМ поступают через надземные и подземные органы. В первом случае это поступление с пылью, жидкими осадками, оно не оказывает существенной опасности (кроме сельскохозяйственных растений, которые вовлечены в пищевую промышленность). Во втором случае оно связано с транспортом через корни, а именно, через поры клеточной оболочки (метаболический и неметаболический транспорт). Вступая в контакт с клеточными стенками и рядом минеральных и органических соединений, содержащихся в клетках, ТМ осаждаются и теряют свою биологическую активность. Но при загрязнении почвы большим количеством ТМ некоторая их часть способна миновать эти системы и оказать свое токсическое действие (Дабахов и др., 2005).

Токсическое действие ТМ на растения вызвано замещением некоторых необходимых растениям элементов, входящих в состав ферментов, нарушая их работу (Cd замещает Zn в составе цинксодержащих ферментов). ТМ могут реагировать с фосфат-ионами и др. жизненно важными элементами, переводя их в нерастворимое состояние. Антагонизм между необходимыми макроэлеметами и ТМ за поступление в растение. Влияние на работу мембран (Дабахов и др., 2005).

Внешне токсическое действие ТМ может проявляться в виде хлороза, задержки роста побегов, общее увядание растения, аномалии развития корневой системы, различные ожоги на листьях.

В целом же, растения слабо усваивают многие тяжелые металлы. Например, Cu, даже при высоких концентрациях, мало усваивается растением, т.к. в почве он находится в виде малорастворимых соединений (Валиханова,1996). Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к повышенным концентрациям ТМ и их способность накапливать высокие

14

концентрации металлов могут представлять большую опасность для здоровья людей, так как допускают проникновение загрязняющих веществ в пищевые цепи (Колесников и др., 2000).

Говоря об интоксикации ТМ человека и животных, то здесь следует в первую очередь обратить внимание на то, что ингаляционный путь попадания является наиболее опасным, а наиболее распространенным является пероральный. ЖКТ является наиболее уязвимым к действию техногенных экотоксикантов, особенно, если ТМ в виде аниона или органоминерального соединения поступает.

При отрицательном воздействии ТМ в организме происходят следующие процессы: вытеснение необходимых металлов из активного центра связывания токсичным Ме, связыванием части макромолекулы, необходимой для нормальной жизнедеятельности организма, сшиванием макромолекул с образованием биологических агрегатов, деполимеризация биологически важных макромолекул, неправильное спаривание оснований нуклеотидов и ошибками в процессах белкового синтеза (Дабахов и др., 2005).

Таким образом, ТМ более опасны для человека и животного. Тот же самый Pb нарушает в их организме работу ферментативных систем, поскольку замещает Zn в составе дегидрогеназы σ-аминолевулиной кислоты, ингибируя синтез гемма, важного компонента гемоглобина и гемсодержащих ферментов. Влияние идет и на клеточные органеллы, почки, нервную, дыхательную, эндокринную и репродуктивную систему, запускается процесс канцерогенеза.

Спектр этоксикологических воздействий на молекулярном, тканевом, клеточном, системном уровне во многом зависит от концентраций и длительности воздействия токсиканта, а так же от его комбинации с другими факторами, от состояния здоровья человека и от иммунологической реак-

15

тивности. Большое значение имеет генетическая предрасположенность

(www.bestreferat.ru).

Таблица 1 Классы загрязняющих веществ по степени их опасности для человека

(ГОСТ 17.4.1.02-83)

Ионы тяжелых металов в невысоких концентрациях стимулируют развитие тех или иных микроорганизмов, так как являются для них необходимыми микроэлементами, входящими в состав тех или иных ферментов. Стимуляцию развития микроорганизма иногда можно наблюдать и при невысоких концентрациях солей Pb, Cd и других металлов, очевидно, не являющихся необходимыми микроэлементами. Стимуляция метаболизма микроорганизмов невысокими концентрациями токсических соединений может объясняться тем, что аккумуляция яда в нелетальных концентрациях на поверхности клетки изменяет проницаемость мембраны, нарушает ее барьерные функции, что определяет свободное поступление пищи в клетку и усиление метаболизма (Звягинцев,1973).

Кроме того, токсическое действие тяжелые металлы проявляют только в виде ионов. Если же их тем или иным способом перевести в связанную форму, то они лишаются токсических свойств. Металл, отложенный в клеточной стенке в кристаллическом виде или в виде плохо растворимых соединений, оказывается безвредным для микроорганизма (Мамаева, 1988).

16

1.5.НОРМИРОВАНИЕ СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВАХ

В нормировании загрязнения почв можно выделить два основных подхода. Это нормирование степени изменения свойств почвы, которое произошло в результате загрязнения, либо нормирование конкретного содержания в почве данного химического вещества (Матвеев и др., 2003; Пиковский, 2003).

Общепризнанно, что в основе нормирования загрязнения почв должно лежать признание ее полифункциональности (Ильин, 1986). Почва рассматривается: как естественное природное тело (Глазовская, 1978; Гришина, 1985; Тихомиров, 1985); как среда обитания и субстрат для растений, животных и микроорганизмов (Звягинцев, 1980); как объект и средство сельскохозяйственного и промышленного производства (Добровольский и др., 1985; Зырин и др., 1985); как природный резервуар, содержащий патогенные микроорганизмы (Мишустин и др., 1979); как составная часть экосистемы (Степанов, 1988, Воробейчик и др., 1994 Помазкина и др., 1999) и т.д.

Перспективным считается вариант, в основу которого положена концепция о предельно допустимых выбросах (ПДВ), основанная на введении научно обоснованных норм на выбросы нежелательных веществ в окружающую среду.

При нормировании содержания ТМ в почве часто используют понятие «предельно допустимой концентрации» (ПДК). Под ПДК ТМ понимается массовая доля загрязняющего почву химического вещества, которая при длительном воздействии на окружающую среду не вызывает какихлибо патологических изменений в организмах человека и животных (Важенин, 1983). Оптимальным подходом при нормировании экологических нагрузок считается всесторонний анализ природной среды (Израэль, 1984).

17

Широкое распространение получил подход, при котором нормирование проводится по накоплению токсичных веществ в природных объектах (Ильин 1991). Нормирование тяжелых металлов в почвах имеет особенности. Так при разработке ПДК токсичных веществ, следует обращать внимание на нормальное функционирование почвенной системы и оценивать ее по трем показателям: сохранению в почве ее полезных обитателей, продуктивность растений и содержание в них токсичного начала (Глазовская, 1978).

Однако сейчас нет единой классификации степени загрязнения почв тяжелыми металлами. Поскольку ПДК для ТМ не разработаны для всех типов почв. Это усложняется тем, что разные экосистемы обладают разным потенциалом к самоочищению (Трофимов, 2000).

На данный момент почва считается чистой (очищенной), если не происходит негативного воздействия на сопредельные среды (гидросфера, атмосфера), микроорганизмы, растения, человека, продолжается выполнение ее экологических функций.

Почва считается загрязненной, если нарушается функционирование почвенного биоценоза (снижение биологической активности), наблюдается угнетение и деградация растительного покрова с последующей перестройкой растительного сообщества, падение продуктивности сельскохозяйственных земель (Трофимов, 2000).

Важным вопросом является выбор показателей, на основе которых проводить нормирование. Многие исследователи указывают на особую важность микробиологических показателей (Ильин, 1986), как более чувствительных из остальных показателей (Добровольский и др., 1985). Схемы нормирования загрязнения зачастую строятся именно на таких показателях (Левин и др., 1989; Гузев, 2000). Однако, нередко, высказывается мнение о невозможности или нецелесообразности использования микробиологиче-

18

ских показателей при нормировании загрязнения почв (Горленко, 2001; Колесников, 2000 и др.).

Несмотря на огромное количество критических замечаний по поводу ограниченности, недостаточной обоснованности и спорности существующих значений ПДК (Глазовская, 1978; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Черных, 1995; Колесников и др., 2000, и др.), именно они используются в настоящее время в природоохранной деятельности в качестве критерия степени загрязнения объектов окружающей среды и даже их экологического состояния.

К сожалению, некоторые из отечественных ПДК уже при самом поверхностном анализе оказываются несостоятельными. Например, ПДК валового содержания Pb в почве не совпадает с его фоновым значением. И так для многих тяжелых металлов эти показатели либо больше, либо меньше их кларка в почве. Неудивительно, что при использовании такого значения ПДК огромные территории оцениваются как загрязненные (Экологический атлас …, 2000).

Поэтому более предпочтительными представляются ПДК ТМ для почв, разработанные в Германии.

1.6.РЕКУЛЬТИВАЦИЯ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ ТЯЖЕЛЫМИ МЕТАЛЛАМИ

Самоочищение почв, в основном благодаря инфильтрационным водам (подземные воды, образовавшиеся путем просачивания атмосферных вод через поры и трещины почв) процесс достаточно долгий.

Благодаря экологическому мониторингу можно применять различные мероприятия по снижению степени загрязненности почв. К таким мероприятиям относятся: технологические, химические, механические (Белю-

ченко, 2014)

19

Оценивая способы рекультивации загрязненных ТМ почв, следует использовать три критерия - экологическая безопасность, технологическая эффективность и экономическая рентабельность (Колесников и др., 2001).

Первый критерий подразумевает, что в действии способ не повлечет за собой экологических ущербов. Второй критерий заключается в том, что доля извлеченных или закрепленных ТМ должна быть высокой. Третий критерий состоит в том, чтоб восстановление состояния, плодородия и биологических свойств было экономически выгодней, чем получение на ней низких урожаев или некачественной продукции, или вовсе вывести ее из агрохозяйства.

В рамках вышеуказанных рекультивационных мероприятий существует множество методов очистки почв, зараженных тяжелыми металлами и иными полютантами :

Очистка отходов и промышленных стоков, перевод производство на малоотходное

Удаление загрязненного слоя и его захоронение

Закрытие поверх загрязненного слоя почвы чистой почвой

Перевод загрязнителей в малоподвижные формы

Инактивация или снижение токсического действия поллютантов с помощью ионообменных смол, органических веществ, образующих хелатные соединения

Известкование, внесение органических удобрений, сорбирующих поллютанты и снижающих их поступление в растения. Этот способ осуществим для ТМ (Cd, Ni, Cu, Mn, Co, Pb, Zn, As)

Выращивание культур, устойчивых к загрязнению

Внесение минеральных удобрений (фосфаты - они снижают токсическое действие свинца, меди, цинка, кадмия)

20

 Внесение минеральных алюмосиликатных адсорбентов таких как: различные глины, цеолитсодержащие породы и т.д., которые характеризуются высокой поглотительной способностью, устойчивостью к воздействиям окружающес среды и могут служить носителями для закрепления на поверхности различных соединений при их модифицировании (Везенцев и др., 2006)

Удаление загрязненного слоя с его дальнейшим захоронением применяется в случаях сильного загрязнения почвы ТМ. Этот способ рекультивации имеет недостаток в том, что вместе с почвенным горизонтом снимается плодородный, обогащенный гумусом слой. Неразрешенной остается вслед возникающая проблема с дальнейшим использованием захороненного слоя почвы.

При завозе чистой почвы на поверхность загрязненной (до 12 см) дает положительный эффект не более 5 лет, при условии, что выпадает небольшого количества осадков. Затем этот чистый слой подвергается засолению и такому же загрязнению ТМ. Если насыпать двухслойный покров (до 15 см), то это может положительно сказаться на развитии растительности (Белюченко, 2014).

Выращивание культур, устойчивых к загрязнению заключается в том, что различные сельхоз культуры и выведенные с помощью селекции гибриды избирательно относятся к поглощению различных металлов. Подбор именно таких культур является более легким. В приоритете оказываются корне- и клубнеплоды. Но такой метод должен идти в комплексе с агрохимическими и агротехническими мероприятиями, снижающими поступление ТМ в продукцию. Минусы данного способа очистки почв в том, что не ясно, что делать с растениями, которые вобрали в себя большое количество ТМ, кроме того, если при высоком уровне загрязнения почвы не проводить