Фундаментальные исследования. Тяжелые металлы – наиболее опасные элементы, способные загрязнять почву

Тяжелые металлы – это, пожалуй, одно из самых серьезных загрязнений почв, которое грозит нам массой нежелательных и, более того, пагубных последствий.

По своей природе почва представляет собой это сочетание различных глинистых минералов органической и неорганической природы происхождения. В зависимости от состава почвы, географических данных, а также удаленности от промышленных зон в почве могут содержаться различные виды тяжелых металлов, каждый из которых представляет ту или иную степень опасности для окружающей среды. В связи с тем, что в разных местах структура почвы также может быть различна, окислительно-восстановительные условия, реакционная способность, а также механизмы связывания тяжелых металлов в почве также различны.

Наибольшую опасность для почвы несут в себе техногенные факторы. Различные производства, отходами которых являются частицы тяжелых металлов, к сожалению, оборудованы таким образом, что даже самые лучшие фильтры пропускают элементы тяжелых металлов, которые сначала оказываются в атмосфере, а потом вместе с производственным мусором проникают в почву. Такой вид загрязнения носит название техногенный. В данном случае огромное значение имеет механический состав почвы, содержание карбонатов и способность к впитыванию. Различаются тяжелые металлы не только степенью воздействия на почву, но и состоянием, в котором они в ней находятся.

В настоящее время известно, что практически все частицы тяжелых металлов могут находиться в почве в следующих состояниях: в виде смеси изоморфных частиц, окисленными, в виде отложения солей, в кристаллической решетке, растворимой форме, непосредственно в почвенном растворе и даже являться частью органических веществ. При этом стоит учитывать, что в зависимости от окислительно-восстановительных условия, состава почвы и уровня содержания углекислого газа поведение частиц металлов может меняться.

Тяжелые металлы страшны не только своим наличием в почвенном составе, а тем, что они способны двигаться, изменяться и проникать в растения, чем могут причинить существенный вред окружающей среде. Подвижность частиц тяжелых металлов может меняться в зависимости от того, есть ли разница между элементами в твердой и жидкой фазе. Загрязняющие вещества, в данном случае элементы тяжелых металлов могут нередко при проникновении в слои почвы принимают прочнофиксированную форму. В таком виде металлы недоступны для растений. Во всех остальных случаях металлы легко проникают в растения.

Очень быстро проникают в почву водорастворимые элементы металлов. Причем, они не просто поступают в почвенный слой, они способны мигрировать по нему. Со школьных занятий всем известно о том, что со временем в почве образуются низкомолекулярные водорастворимые минеральные соединения, которые мигрируют в нижнюю часть пласта. А вместе с ними мигрируют и соединения тяжелых металлов, образуя низкомолекулярные комплексы, то есть, трансформируясь в другое состояние.

тяжелый металл растение почва

Содержание ТМ в почвах зависит, как установлено многими исследователями, от состава исходных горных пород, значительное разнообразие которых связано со сложной геологической историей развития территорий (Ковда, 1973). Химический состав почвообразующих пород, представленный продуктами выветривания горных пород, предопределен химическим составом исходных горных пород и зависит от условий гипергенного преобразования.

В последние десятилетия в процессы миграции ТМ в природной среде интенсивно включилась антропогенная деятельность человечества. Количества химических элементов, поступающие в окружающую среду в результате техногенеза, в ряде случаев значительно превосходят уровень их естественного поступления. Например, глобальное выделение Pb из природных источников в год составляет 12 тыс.т. и антропогенная эмиссия 332 тыс.т. (Nriagu, 1989). Включаясь в природные циклы миграции, антропогенные потоки приводят к быстрому распространению загрязняющих веществ в природных компонентах городского ландшафта, где неизбежно их взаимодействие с человеком. Объемы поллютантов, содержащих ТМ, ежегодно возрастают и наносят ущерб природной среде, подрывают существующее экологическое равновесие и негативно сказываются на здоровье людей.

Основными источниками антропогенного поступления ТМ в окружающую среду являются тепловые электростанции, металлургические предприятия, карьеры и шахты по добыче полиметаллических руд, транспорт, химические средства защиты сельскохозяйственных культур от болезней и вредителей, сжигание нефти и раз­личных отходов, производство стекла, удобрений, цемента и пр. Наиболее мощные ореолы ТМ возникают вокруг предприятий черной и особенно цветной металлургии в результате атмосферных выбросов (Ковальский, 1974; Добровольский, 1983; Израэль, 1984; Геохимия…, 1986; Сает, 1987; Панин, 2000; Kabala, Singh, 2001). Действие загрязняющих веществ распространяется на десятки километров от источника поступления элементов в атмосферу. Так, металлы в количестве от 10 до 30 % от общего выброса в атмосферу распространяются на расстояние 10 км и более от промышленного предприятия. При этом наблюдается комбинированное загрязнение растений, слагающееся из непосредственного оседания аэрозолей и пыли на поверхность листьев и корневого усвоения ТМ, накопившихся в почве в течение продолжительного времени поступления загрязнений из атмосферы (Ильин, Сысо, 2001).

По приведенным ниже данным можно судить о размерах антропогенной деятельности человечества: вклад техногенного свинца составляет 94-97% (остальное - природные источники), кадмия - 84-89%, меди - 56-87%, никеля - 66-75%, ртути - 58% и т.д. При этом 26-44% мирового антропогенного потока этих элементов приходится на Европу, а на долю европейской территории бывшего СССР - 28-42% от всех выбросов в Европе (Вронский, 1996). Уровень техногенного выпадения ТМ из атмосферы в разных регионах мира неодинаков и зависит от наличия разрабатываемых месторождений, степени развитости горно-обогатительной и промышленной индустрии, транспорта, урбанизированности территорий и др.

Изучение долевого участия различных производств в глобальный поток эмиссии ТМ показывает: 73% меди и 55% кадмия связаны с выбросами предприятий по производству меди и никеля; 54% эмиссии ртути приходится на сжигание угля; 46% никеля -- на сжигание нефтепродуктов; 86% свинца поступает в атмосферу от автотранспорта (Вронский, 1996). Некоторое количество ТМ в окружающую среду поставляет и сельское хозяйство, где применяются пестициды и минеральные удобрения, в частности в суперфосфатах содержатся значительные количества хрома, кадмия, кобальта, меди, никеля, ванадия, цинка и др.

Заметное действие на окружающую среду оказывают элементы, выбрасываемые в атмосферу через трубы предприятий химической, тяжелой и атомной промышленности. Долевое участие в атмосферном загрязнении тепловых и иных электростанций составляет 27 %, предприятий черной металлургии - 24,3 %, предприятий по добыче и изготовлению строительных материалов - 8,1 % (Алексеев, 1987; Ильин, 1991). ТМ (за исключением ртути) в основном заносятся в атмосферу в составе аэрозолей. Набор металлов и их содержание в аэрозолях определяются специализацией промышленных и энергетических мероприятий. При сжигании угля, нефти, сланцев вместе с дымом в атмосферу поступают элементы, содержащиеся в этих видах топлива. Так, каменный уголь содержит церий, хром, свинец, ртуть, серебро, олово, титан, а также уран, радий и другие металлы.

Наиболее существенное загрязнение среды вызывают мощные тепловые станции (Майстренко и др., 1996). Ежегодно только при сжигании угля в атмосферу выбрасывается ртути в 8700 раз больше, чем может быть включено в естественный биогеохимический цикл, урана - в 60, кадмия - в 40, иттрия и циркония - в 10, олова - в 3-4 раза. 90 % кадмия, ртути, олова, титана и цинка, загрязняющих атмосферу, попадает в нее при сжигании каменного угля. Это в значительной степени затрагивает и Республику Бурятия, где предприятия энергетики, использующие каменный уголь являются крупнейшими загрязнителями атмосферы. Среди них (по вкладу в общие выбросы) выделяются Гусиноозерская ГРЭС (30%) и ТЭЦ-1 г. Улан-Удэ (10%).

Заметное загрязнение атмосферного воздуха и почвы происходит за счет транспорта. Большинство ТМ, содержащихся в пылегазовых выбросах промышленных предприятий, как правило, более растворимы, чем природные соединения (Большаков и др., 1993). Среди наиболее активных источников поступления ТМ выделяются крупные индустриально развитые города. Металлы сравнительно быстро накапливаются в почвах городов и крайне медленно из них выводятся: период полуудаления цинка -- до 500 лет, кадмия -- до 1100 лет, меди -- до 1500 лет, свинца -- до нескольких тысяч лет (Майстренко и др., 1996). Во многих городах мира высокие темпы загрязнения ТМ привели к нарушению основных агроэкологических функций почв (Орлов и др., 1991; Касимов и др., 1995). Выращивание сельскохозяйственных растений, используемых в пищу вблизи этих территорий потенциально опасно, поскольку культурами накапливаются избыточные количества ТМ, способные приводить к различным заболеваниям человека и животных.

По мнению ряда авторов (Ильин, Степанова, 1979; Зырин, 1985; Горбатов, Зырин, 1987 и др.), степень загрязнения почв ТМ правильнее оценивать по содержанию их наиболее биодоступных мобильных форм. Однако предельно допустимые концентрации (ПДК) подвижных форм большинства ТМ в настоящее время не разработаны. Поэтому критерием для сравнения могут служить литературные данные по уровню их содержания, приводящего к неблагоприятным экологическим последствиям.

Ниже приводим краткое описание свойств металлов, касающихся особенностей их поведения в почвах.

Свинец (Pb). Атомная масса 207,2. Приоритетный элемент-токсикант. Все растворимые соединения свинца ядовиты. В естественных условиях он существует в основном в форме PbS. Кларк Pb в земной коре 16,0 мг/кг (Виноградов, 1957). По сравнению с другими ТМ он наименее подвижен, причем степень подвижности элемента сильно снижается при известковании почв. Подвижный Pb присутствует в виде комплексов с органическим веществом (60 - 80 % подвижного Pb). При высоких значениях рН свинец закрепляется в почве химически в виде гидроксида, фосфата, карбоната и Pb-органических комплексов (Цинк и кадмий…, 1992; Тяжелые …, 1997).

Естественное содержание свинца в почвах наследуется от материнских пород и тесно связано с их минералогическим и химическим составом (Беус и др., 1976; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Средняя концентрация этого элемента в почвах мира достигает по разным оценка от 10 (Сает и др., 1990) до 35 мг/кг (Bowen, 1979). ПДК свинца для почв в России соответствует 30 мг/кг (Инструктивное…,1990), в Германии - 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Высокая концентрация свинца в почвах может быть связана как с природными геохимическими аномалиями, так и с антропогенным воздействием. При техногенном загрязнении наибольшая концентрация элемента, как правило, обнаруживается в верхнем слое почвы. В некоторых промышленных районах она достигает 1000 мг/кг (Добровольский, 1983), а в поверхностном слое почв вокруг предприятий цветной металлургии в Западной Европе - 545 мг/кг (Рэуце, Кырстя, 1986).

Содержание свинца в почвах на территории России существенно варьирует в зависимости от типа почвы, близости промышленных предприятий и естественных геохимических аномалий. В почвах селитебных зон, особенно связанных с использованием и производством свинецсодержащих продуктов, содержание данного элемента часто в десятки и более раз превышает ПДК (табл. 1.4). По предварительным оценкам до 28% территории страны имеет содержание Рb в почве, в среднем, ниже фоновой, а 11% - могут быть отнесены к зоне риска. В то же время, в Российской Федерации проблема загрязнения почв свинцом - преимущественно проблема селитебных территорий (Снакин и др., 1998).

Кадмий (Cd). Атомная масса 112,4. Кадмий по химическим свойствам близок к цинку, но отличается от него большей подвижностью в кислых средах и лучшей доступностью для растений. В почвенном растворе металл присутствует в виде Cd2+ и образовывает комплексные ионы и органические хелаты. Главный фактор, определяющий содержание элемента в почвах при отсутствии антропогенного влияния, - материнские породы (Виноградов, 1962; Минеев и др., 1981; Добровольский, 1983; Ильин, 1991; Цинк и кадмий…, 1992; Кадмий: экологические …, 1994). Кларк кадмия в литосфере 0,13 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). В почвообразующих породах содержание металла в среднем составляет: в глинах и глинистых сланцах - 0,15 мг/кг, лессах и лессовидных суглинках - 0,08, песках и супесях - 0,03 мг/кг (Цинк и кадмий…, 1992). В четвертичных отложениях Западной Сибири концентрация кадмия изменяется в пределах 0,01-0,08 мг/кг.

Подвижность кадмия в почве зависит от среды и окислительно-восстановительного потенциала (Тяжелые …, 1997).

Среднее содержание кадмия в почвах мира равно 0,5 мг/кг (Сает и др., 1990). Концентрация его в почвенном покрове европейской части России составляет 0,14 мг/кг - в дерново-подзолистой почве, 0,24 мг/кг - в черноземе (Цинк и кадмий…, 1992), 0,07 мг/кг - в основных типах почв Западной Сибири (Ильин, 1991). Ориентировочно-допустимое содержание (ОДК) кадмия для песчаных и супесчаных почв в России составляет 0,5 мг/кг, в Германии ПДК кадмия - 3 мг/кг (Kloke, 1980).

Загрязнение почвенного покрова кадмием считается одним из наиболее опасных экологических явлений, так как он накапливается в растениях выше нормы даже при слабом загрязнении почвы (Кадмий …, 1994; Овчаренко, 1998). Наибольшие концентрации кадмия в верхнем слое почв отмечаются в горнорудных районах - до 469 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989), вокруг цинкоплавилен они достигают 1700 мг/кг (Рэуце, Кырстя, 1986).

Цинк (Zn). Атомная масса 65,4. Его кларк в земной коре 83 мг/кг. Цинк концентрируется в глинистых отложениях и сланцах в количествах от 80 до 120 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989), в делювиальных, лессовидных и карбонатных суглинистых отложениях Урала, в суглинках Западной Сибири - от 60 до 80 мг/кг.

Важными факторами, влияющими на подвижность Zn в почвах, являются содержание глинистых минералов и величина рН. При повышении рН элемент переходит в органические комплексы и связывается почвой. Ионы цинка также теряют подвижность, попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита. С органическим веществом Zn образует устойчивые формы, поэтому в большинстве случаев он накапливается в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

Причинами повышенного содержания цинка в почвах могут быть как естественные геохимические аномалии, так и техногенное загрязнение. Основными антропогенными источниками его поступления в первую очередь являются предприятия цветной металлургии. Загрязнение почв этим металлом привело в некоторых областях к крайне высокой его аккумуляции в верхнем слое почв - до 66400 мг/кг. В огородных почвах накапливается до 250 и более мг/кг цинка (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). ОДК цинка для песчаных и супесчаных почв равна 55 мг/кг, германскими учеными рекомендуется ПДК, равная 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Медь (Cu). Атомная масса 63,5. Кларк в земной коре 47 мг/кг (Виноградов, 1962). В химическом отношении медь - малоактивный металл. Основополагающим фактором, влияющим на величину содержания Cu, является концентрация ее в почвообразующих породах (Горюнова и др., 2001). Из изверженных пород наибольшее количество элемента накапливают основные породы - базальты (100-140 мг/кг) и андезиты (20-30 мг/кг). Покровные и лессовидные суглинки (20-40 мг/кг) менее богаты медью. Наименьшее же ее содержание отмечается в песчаниках, известняках и гранитах (5-15 мг/кг) (Ковальский, Андриянова, 1970; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Концентрация метала в глинах европейской части территории бывшего СССР достигает 25 мг/кг (Мальгин, 1978; Ковда, 1989), в лессовидных суглинках - 18 мг/кг (Ковда, 1989). Супесчаные и песчаные почвообразующие породы Горного Алтая накапливают в среднем 31 мг/кг меди (Мальгин, 1978), юга Западной Сибири - 19 мг/кг (Ильин, 1973).

В почвах медь является слабомиграционным элементом, хотя содержание подвижной формы бывает достаточно высоким. Количество подвижной меди зависит от многих факторов: химического и минералогического состава материнской породы, рН почвенного раствора, содержания органического вещества и др. (Виноградов, 1957; Пейве, 1961; Ковальский, Андриянова, 1970; Алексеев, 1987 и др.). Наибольшее количество меди в почве связано с оксидами железа, марганца, гидроксидами железа и алюминия и, особенно, с монтмориллонитом вермикулитом. Гуминовые и фульвокислоты способны образовывать устойчивые комплексы с медью. При рН 7-8 растворимость меди наименьшая.

Среднее содержание меди в почвах мира 30 мг/кг (Bowen, 1979). Вблизи индустриальных источников загрязнения в некоторых случаях может наблюдаться загрязнение почвы медью до 3500 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Среднее содержание металла в почвах центральных и южных областей бывшего СССР составляет 4,5-10,0 мг/кг, юга Западной Сибири - 30,6 мг/кг (Ильин, 1973), Сибири и Дальнего Востока - 27,8 мг/кг (Макеев, 1973). ПДК меди в России - 55 мг/кг (Инструктивное …, 1990), ОДК для песчаных и супесчаных почв - 33 мг/кг (Контроль…, 1998), в ФРГ - 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Никель (Ni). Атомная масса 58,7. В континентальных отложениях он присутствует, главным образом, в виде сульфидов и арсенитов, ассоциируется также с карбонатами, фосфатами и силикатами. Кларк элемента в земной коре равен 58 мг/кг (Виноградов, 1957). Наибольшее количество металла накапливают ультраосновные (1400-2000 мг/кг) и основные (200-1000 мг/кг) породы, а осадочные и кислые содержат его в гораздо меньших концентрациях - 5-90 и 5-15 мг/кг, соответственно (Рэуце, Кырстя, 1986; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Большое значение в накоплении никеля почвообразующими породами играет их гранулометрический состав. На примере почвообразующих пород Западной Сибири видно, что в более легких породах его содержание наименьшее, в тяжелых - наибольшее: в песках - 17, супесях и легких суглинки -22, средние суглинки - 36, тяжелые суглинки и глины - 46 (Ильин, 2002).

Содержание никеля в почвах в значительной степени зависит от обеспеченности этим элементом почвообразующих пород (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Наибольшие концентрации никеля, как правило, наблюдаются в глинистых и суглинистых почвах, в почвах, сформированных на основных и вулканических породах и богатых органическим веществом. Распределение Ni в почвенном профиле определяется содержанием органического вещества, аморфных оксидов и количеством глинистой фракции.

Уровень концентрации никеля в верхнем слое почв зависит также от степени их техногенного загрязнения. В районах с развитой металлообрабатывающей промышленностью в почвах встречается очень высокое накопление никеля: в Канаде его валовое содержание достигает 206-26000 мг/кг, а в Великобритании содержание подвижных форм доходит до 506-600 мг/кг. В почвах Великобритании, Голландии, ФРГ, обработанных осадками сточных вод никель накапливается до 84-101 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). В России (по данным обследования 40-60 % почв сельскохозяйственных угодий) этим элементом загрязнены 2,8 % почвенного покрова. Доля загрязненных Ni почв в ряду других ТМ (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As и др.), является фактически самой значительной и уступает только землям загрязненным медью (3,8%) (Аристархов, Харитонова, 2002). По данным мониторинга земель Государственной станции агрохимической службы «Бурятская» за 1993-1997 гг. на территории Республики Бурятия зарегистрировано превышение ПДК никеля на 1,4 % земель от обследованной территории сельхозугодий, среди которых выделяются почвы Закаменского (загрязнены 20% земель - 46 тыс.га) и Хоринского районов (загрязнены 11% земель - 8 тыс.га).

Хром (Cr). Атомная масса 52. В природных соединениях хром обладает валентностью +3 и +6. Большая часть Cr3+ присутствует в хромите FeCr2O4 или других минералах шпинелевого ряда, где он замещает Fe и Al, к которым очень близок по своим геохимическим свойствам и ионному радиусу.

Кларк хрома в земной коре - 83 мг/кг. Наибольшие его концентрации среди магматических горных пород характерны для ультраосновных и основных (1600-3400 и 170-200 мг/кг соответственно), меньшие - для средних пород (15-50 мг/кг) и наименьшие - для кислых (4-25 мг/кг). Среди осадочных пород максимальное содержание элемента обнаружено в глинистых осадках и сланцах (60-120 мг/кг), минимальное - в песчаниках и известняках (5-40 мг/кг) (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Содержание металла в почвообразующих породах разных регионов весьма разнообразно. В европейской части бывшего СССР его содержание в таких наиболее распространенных почвообразующих породах, как лессы, лессовидные карбонатные и покровные суглинки, составляет в среднем 75-95 мг/кг (Якушевская, 1973). Почвообразующие породы Западной Сибири содержат в среднем 58 мг/кг Cr, причем его количество тесно связано с гранулометрическим составом пород: песчаные и супесчаные породы - 16 мг/кг, а среднесуглинистые и глинистые - около 60 мг/кг (Ильин, Сысо, 2001).

В почвах большая часть хрома присутствует в виде Cr3+. В кислой среде ион Cr3+ инертен, при рН 5,5 почти полностью выпадает в осадок. Ион Cr6+ крайне не стабилен и легко мобилизуется как в кислых, так и щелочных почвах. Адсорбция хрома глинами зависит от рН среды: при увеличении рН адсорбция Cr6+ уменьшается, а Cr3+ увеличивается. Органическое вещество почвы стимулирует восстановление Cr6+ до Cr3+.

Природное содержание хрома в почвах зависит главным образом от его концентрации в почвообразующих породах (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Краснокутская и др., 1990), а распределение по почвенному профилю - от особенностей почвообразования, в частности от гранулометрического состава генетических горизонтов. Среднее содержание хрома в почвах - 70 мг/кг (Bowen, 1979). Наибольшее содержание элемента отмечается в почвах, сформированных на богатых этим металлом основных и вулканических породах. Среднее содержание Cr в почвах США составляет 54 мг/кг, Китая - 150 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989), Украины - 400 мг/кг (Беспамятнов, Кротов, 1985). В России его высокие концентрации в почвах в естественных условиях обусловлены обогащенностью почвообразующих пород. Курские черноземы содержат 83 мг/кг хрома, дерново-подзолистые почвы Московской области - 100 мг/кг. В почвах Урала, сформированных на серпентинитах, металла содержится до 10000 мг/кг, Западной Сибири - 86 - 115 мг/кг (Якушевская, 1973; Краснокутская и др., 1990; Ильин, Сысо, 2001).

Вклад антропогенных источников в поступление хрома весьма значителен. Металлический хром в основном используется для хромирования в качестве компонента легированных сталей. Загрязнение почв Cr отмечено за счет выбросов цементных заводов, отвалов железохромовых шлаков, нефтеперегонных заводов, предприятий черной и цветной металлургии, использования в сельском хозяйстве осадков промышленных сточных вод, особенно кожевенных предприятий, и минеральных удобрений. Наивысшие концентрации хрома в техногенно-загрязненных почвах достигают 400 и более мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989), что особенно характерно крупным городам (табл. 1.4). В Бурятии по данным мониторинга земель, проведенным Государственной станцией агрохимической службы «Бурятская» за 1993-1997 гг., хромом загрязнены 22 тыс. га. Превышения ПДК в 1,6-1,8 раз отмечены в Джидинском (6,2 тыс. га), Закаменском (17,0 тыс. га) и Тункинском (14,0 тыс. га) районах.

Химический состав почв различных территорий неоднороден и распространение содержащихся в почвах химических элементов по территории неравномерное. Так, например, находясь преимущественно в рассеянном состоянии, тяжелые металлы способны образовывать локальные связи, где их концентрации во многие сотни и тысячи раз превышают кларковые уровни.

Ряд химических элементов необходим для нормального функционирования организма. Их недостаток, избыток или дисбаланс может вызывать болезни, называемые микроэлементозами 1 , или биогеохимическими эндемиями, которые могут быть как природными так и техногенными. В их распротранении важная роль принадлежит воде, а также пищевым продуктам, в которые химические элементы попадают из почвы по пищевым цепочкам.

Опытным путем установлено, что на процентное содержание ТМ в растениях влияет процентное содержание ТМ в почве, атмосфере, воде (в случае водорослей). Также было замечено, что на почвах с одним и тем же содержанием тяжелых металлов одна и таже культура дает разный урожай, хотя и климатические условия тоже совпадали. Тогда была обнаружена зависимость урожайности от кислотности почв.

Наиболее изученными представляются загрязнения почв кадмием, ртутью, свинцом, мышьяком, медью, цинком и марганцем. Рассмотрим загрязнение почв этими металлами отдельно для каждого. 2

Кадмий (Cd)

Содержание кадмия в земной коре составляет примерно 0.15 мг/кг. Кадмий концентрируется в вулканических (в кол-ве от 0.001 до 1.8 мг/кг), метаморфических (в кол-ве от 0.04 до 1.0 мг/кг) и осадочных породах (в кол-ве от 0.1 до 11.0 мг/кг). Почвы, сформированные на основе таких исходных материалов, содержат 0.1‑0.3; 0.1 - 1.0 и 3.0 - 11.0 мг/кг кадмия соответственно.

В кислых почвах кадмий присутствует в форме Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , а в известковых почвах - в форме Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .

Поглощение кадмия растениями существенно падает при известковании кислых почв. В этом случае увеличение pH снижает растворимость кадмия в почвенной влаге, равно как и биодоступность почвенного кадмия. Так содержание кадмия в свекольных листьях на известковых почвах было меньше содержания кадмия в таких же растениях на неизвесткованных почвах. Сходный эффект быд показан для риса и пшеницы -->.

Отрицательное влияние увеличения pH на кадмиевую доступность связано с понижением не только растворимости кадмия в фазе почвенного раствора, но и корневой активности, влияющей на абсорбцию.

Кадмий довольно мало подвижен в почвах, и, если добавлять кадмий‑содержащий материал на ее поверхность, основное его количество остается нетронутым.

Методы для удаления загрязнений из почвы включают либо удаление самого загрязненного слоя, либо удаление кадмия из слоя, либо покрытие загрязненного слоя. Кадмий может быть превращен в комплексные нерастворимые соединения доступными хелатообразующими агентами (например, этилендиаминтетрауксусной кислотой). .

Из-за относительно быстрого поглощения кадмия из почвы растениями и низкого токсического действия обычно встречающихся его концентраций, кадмий может накапливаться в растениях и поступать в звенья пищевой цепи быстрее чем свинец и цинк. Поэтому наибольшую опасность для здоровья человека при внесении в почву отходов представляет кадмий.

Процедура для минимизации количества кадмия, способного входить в пищевую цепь человека из загрязненных почв, - это выращивание на данной почве растений, не используемых в пищу или таких культур, которые абсорбируют малые количества кадмия.

В целом культуры на кислых почвах абсорбируют больше кадмия, чем таковые на нейтральных или щелочных почвах. Поэтому известкование кислых почв - это эффективное средство снижения количества абсорбированного кадмия.

Ртуть (Hg)

Ртуть находится в природе в виде паров металла Hg 0 , образующихся при ее испарении из земной коры; в виде неорганических солей Hg(I) и Hg(II), и в виде органического соединения метилртути СН 3 Hg + , монометил- и диметил производных СН 3 Hg + и (CH 3) 2 Hg.

Ртуть накапливается в верхнем горизонте (0-40 см) почвы и слабо мигрирут в более глубокие ее слои. Соединения ртути относятся к высокостабильным веществам почвы. Растения, произрастающие на загрязненной ртутью почве, усваивают значительное количество элемента и накапливают его в опасных концентрациях, либо не произрастают.

Свинец (Pb)

По данным опытов, проводимых в условиях песчаной культуры с внесением пороговых для почв концентраций Hg (25 мг/кг) и Pb (25 мг/кг) и превышающие пороговые в 2-20 раз, растения овса до определенного уровня загрязнения растут и развиваются нормально. По мере увеличения концентрации металлов (для Pb начиная с дозы 100 мг/кг) изменяется внешний вид растений. При экстремальных дозах металлов растения погибают через три недели с начала опытов. Содержание металлов в компонентах биомассы в порядке убывания распределено следующим образом: корни - надземная часть - зерно.

Суммарное поступление свинца в атмосферу (а следовательно частично и на почву) от автотранспорта на территории России в 1996 году оценивалось примерно в 4.0 тыс. т, в том числе 2.16 тыс. т. вносил грузовой транспорт. Максимальная нагрузка по свинцу приходилась на Московскую и Самарскую области, за которыми следуют Калужская, Нижегородская, Владимирская области и другие субъекты Российской Федерации, расположенные в центральной части Европейской территории России и Северного Кавказа. Наибольшие абсолютные выбросы свинца отмечались в Уральском (685 т), Поволжском (651 т) и Западно-Сибирском (568 т) регионах. А наиболее неблагоприятное воздействие выбросов свинца отмечалось в Татарстане, Краснодарском и Ставропольском краях, Ростовской, Московской, Ленинградской, Нижегородской, Волгоградской, Воронежской, Саратовской и Самарской областях (газета “Зеленый мир”, специальный выпуск №28, 1997 г.).

Мышьяк (As)

Мышьяк находится в окружающей среде в виде разнообразных химически устойчивых форм. Его два главных состояния окисления: As (III), и As (V). В природе распространен пятивалентный мышьяк в виде разнообразных неорганических соединений, хотя и трехвалентный мышьяк легко обнаруживается в воде, особенно в анаэробных условиях.

Медь (Cu)

Природные медные минералы в почвах включают сульфаты, фосфаты, оксиды и гидроксиды. Медные сульфиды могут образовываться в плохо дренируемых или затопляемых почвах, где реализуются восстановительные условия. Медные минералы обычно слишком растворимы, чтобы оставаться в свободно дренируемых сельскохозяйственных почвах. В загрязненных металлом почвах, однако, химическая среда может контролироваться неравновесными процессами, приводящими к накоплению метастабильных твердых фаз. Предполагается, что и в восстановленных, загрязненных медью почвах могут находиться ковеллин (CuS) или халькопирит (CuFeS 2).

Следовые количества меди могут содержаться в виде отдельных сульфидных включений в силикатах и могут изоморфно замещать катионы в филлосиликатах. Несбалансированные по заряду глинистые минералы неспецифически абсорбируют медь, а вот оксиды и гидроксиды железа и марганца показывают очень высокое специфическое сродство к меди. Высокомолекулярные органические соединения способны быть твердыми абсорбентами для меди, а низкомолекулярные органические вещества склонны образовывать растворимые комплексы.

Сложность состава почв ограничивает возможность количественного разделения медных соединений на конкретные химические формы. указывает на -->Наличие большой массы медных конгломератов находится и в органических веществах, и в оксидах Fe и Mn. Внесение медьсодержащих отходов или неорганических солей меди повышает концентрацию соединений меди в почве, способных к экстрагированию сравнительно мягкими реагентами; таким образом, медь может находиться в почве в виде лабильных химических форм. Но легко растворимый и заменяемый элемент - медь - образует малое количество форм, способных к поглощению растениями, обычно менее 5% от общего содержания меди в почве.

Токсичность меди увеличивается с увеличением pH почвы и при низкой катионообменной емкости почвы. Обогащение медью за счет экстракции происходит только в поверхностных слоях почвы, и зерновые культуры с глубокой корневой системой не страдают от этого.

Окружающая среда и питание растений могут повлиять на фитотоксичность меди. Так, например, медная токсичность для риса на равнинных землях отмечалась явно, когда растения поливали холодной, а не теплой водой. Дело в том, что микробиологическая активность подавляется в холодной почве и создает те востановительные условия в почве, которые бы способствовали осаждению меди из раствора.

Фитотоксичность по меди происходит изначально от избытка в почве доступной меди и усиливается кислотностью почвы. Поскольку медь сравнительно малоподвижна в почве, почти вся попадающая в почву медь остается в верхних слоях. Внесение органических веществ в загрязненные медью почвы может снизить токсичность благодаря адсорбции растворимого металла органическим субстратом (при этом ионы Cu 2+ превращаются в менее доступные для растения комплексные соединения) либо повышением мобильности ионов Cu 2+ и вымыванием их из почвы в виде растворимых медьорганических комплексов.

Цинк (Zn)

Цинк может находиться в почве в виде оксосульфатов, карбонатов, фосфатов, силикатов, оксидов и гидроксидов. Эти неорганические соединения метастабильны в хорощо дренируемых сельскохозяественных угодьях. По-видимому, сфалерит ZnS является термодинамически преобладающей формой как в восстановленных, так и в окисленных почвах. Некоторая ассоциация цинка с фосфором и хлором налицо в восстановленных, загрязненных тяжелыми металлами осадках. Следовательно, сравнительно растворимые соли цинка должны встречаться в богатых металлами почвах.

Цинк изоморфно замещается другими катионами в силикатных минералах, он может быть окклюдирован или соосажден с гидроксидами марганца и железа. Филлосиликаты, карбонаты, гидратированные оксиды металлов, а также органические соединения хорощо абсорбируют цинк, при этом используются и специфические, и неспецифические места связывания.

Растворимочть цинка повышается в кислых почвах, а также при комплексообразовании с низкомолекулярными органическими лигандами. Восстанавливающие условия могут уменьшать растворимость у цинка из-за образования нерастворимого ZnS.

Фитотоксичность цинка обычно проявляется при контакте корней растения с избыточным по цинку раствором в почве. Транспорт цинка через почву происходит посредством обмена и диффузии, причем последний процесс доминирует в почвах с низким содержанием цинка. Обменный транспорт более значителен в высокоцинковых почвах, в которых концентрации растворимого цинка сравнительно стабильны.

Мобильность цинка в почвах повышается в присутствии хелатообразователей (природных или синтетических). Увеличение концентрации растворимого цинка, вызванное образованием растворимых хелатов, компенсирует понижение мобильности, обусловленное увеличением размера молекулы. Концентрации цинка в тканях растений, его общее поглощение и симптомы токсичности положительно коррелируют с концентрацией цинка в растворе, омывающем корни растения.

Свободный ион Zn 2+ преимущественно абсорбируется корневой системой растений, поэтому образование растворимых хелатов способствует растворимости данного металла в почвах, а эта реакция компенсирует пониженную доступность цинка в хелатной форме.

Исходная форма металлического загрязнения влияет на потенциал токсичности по цинку: доступность цинка для растения в удобряемых почвах с эквивалентным общим содержанием этого металла уменьшается в ряду ZnSO 4 >отстой>мусорный компост.

Большинство опытов по загрязнению по почвы Zn-содержащим отстоем не показало падение урожая или явную их фитотоксичность; все же их долговременное внесение с высокой скоростью способно повредить растениям. Простое внесение цинка в виде ZnSO 4 вызывает понижение роста культур в кислых почвах, в то время как многолетнее внесение его в почти нейтральные почвы проходит незамеченным.

Токсичность уровней в сельскохозяественных почвах цинк достигает, как правило, из-за поверхностного цинка; он обычно не проникает на глубину более 15-30 см. Глубокие корни определенных культур могут избежать контакта с избыточным цинком благодаря их расположению в незагрязненной подпочве.

Известкование почв, загрязненных цинком, понижает концентрацию последнего в полевых культурах. Добавки NaOH или Ca(OH) 2 понижают токсичность цинка в овощных культурах, выращенных на высокоцинковых торфяных почвах, хотя в данных почвах поглощение цинка растениями весьма ограничено. Вызванную же цинком недостаточность по железу можно устранить при помощи внесения хелатов железа или FeSO 4 в почву либо прямо на листья. Физическое удаление или захоронение загрязненного цинком верхнего слоя вообще может позволить избежать токсичного воздействия металла на растения.

Марганец

В почве марганец находится в трех состояниях окисления: +2 , +3 , +4 . По большей части этот металл ассоциирован с первичными минералами или со вторичными металлоксидами. В почве общее количество марганца колеблется на уровне 500 - 900 мг/кг.

Растворимость Mn 4+ чрезвычайно мала; трехвалентный марганец очень нестоек в почвах. Большая часть марганца в почвах присутствует в виде Mn 2+ , в то время как в хорошо аэрируемых почвах большая часть его в твердой фазе присутствует в виде оксида, в котором металл находится в степени окисления IV; в плохо же аэрируемых почвах марганец медленно восстанавливается микробной средой и переходит в почвенный раствор, становясь таким образом высокомобильным.

Растворимость Mn 2+ увеличивается значительно при низких значениях pH, но при этом поглощение марганца растениями падает.

Марганцевая токсичность часто имеет место там, где общий уровень марганца от среднего до высокого, pH почвы довольно низкий и кислородная доступность для почвы тоже низка (т.е. имеются восстановительные условия). Чтобы устранить действие перечисленных условий, pH почвы следует увеличивать с помощью известкования, потратить усилия на улучшение почвенного дренажа, уменьшить поступление воды, т.е. в целом улучшить структуру данной почвы.

К тяжелым металлам (ТМ) относят более 40 химических эле­ментов периодической системы Д. И. Менделеева, масса атомов ко­торых составляет свыше 50 атомных единиц массы (а.е.м.). Это Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co и др.

Сложившееся понятие «тяжелые металлы» не является строгим, так как к ТМ часто от­носят элементы-неметаллы, например As, Se, а иногда даже F, Be и другие элементы, атомная масса которых меньше 50 а.е.м.

Среди ТМ много микроэлементов, биологически важных для живых организмов. Они являются необходимыми и незаменимы­ми компонентами биокатализаторов и биорегуляторов важнейших физиологических процессов. Однако избыточное содержание ТМ в различных объектах биосферы оказывает угнетающее и даже ток­сичное действие на живые организмы.

Источники поступления ТМ в почву делятся на природные (выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность) и техногенные (добыча и переработ­ка полезных ископаемых, сжигание топлива, влияние автотран­спорта, сельского хозяйства и т. д.) Сельскохозяйственные земли, помимо загрязнения через атмосферу, загрязняются ТМ еще и спе­цифически, при применении пестицидов, минеральных и органи­ческих удобрений, известковании, использовании сточных вод. В последнее время особое внимание ученые уделяют городским поч­вам. Последние испытывают значительный техногенный пресс, со­ставной частью которого является загрязнение ТМ.

В табл. 3.14 и 3.15 представлены распределение ТМ в различ­ных объектах биосферы и источники поступления ТМ в окружаю­щую среду.

Таблица 3.14

Таблица 3.15

Источники загрязнения окружающей среды ТМ

Окончание табл. 3.4

На поверхность почвы ТМ поступают в различных формах. Это оксиды и различные соли металлов как растворимые, так и прак­тически нерастворимые в воде (сульфиды, сульфаты, арсениты и др.). В составе выбросов предприятий по переработке руды и пред­приятий цветной металлургии - основного источника загрязнения окружающей среды ТМ - основная масса металлов (70-90 %) нахо­дится в форме оксидов.

Попадая на поверхность почв, ТМ могут либо накапливать­ся, либо рассеиваться в зависимости от характера геохимических барьеров, свойственных данной территории.

Большая часть ТМ, поступивших на поверхность почвы, закре­пляется в верхних гумусовых горизонтах. ТМ сорбируются на по­верхности почвенных частиц, связываются с органическим вещест­вом почвы, в частности в виде элементно-органических соединений, аккумулируются в гидроксидах железа, входят в состав кристалли­ческих решеток глинистых минералов, дают собственные минера­лы в результате изоморфного замещения, находятся в растворимом состоянии в почвенной влаге и газообразном состоянии в почвенном воздухе, являются составной частью почвенной биоты.

Степень подвижности ТМ зависит от геохимической обстановки и уровня техногенного воздействия. Тяжелый гранулометрический состав и высокое содержание органического вещества приводят к связыванию ТМ почвой. Рост значений рН усиливает сорбирован- ность катионообразующих металлов (медь, цинк, никель, ртуть, свинец и др.) и увеличивает подвижность анионообразующих (мо­либден, хром, ванадий и пр.). Усиление окислительных условий увеличивает миграционную способность металлов. В итоге, по спо­собности связывать большинство ТМ, почвы образуют следующий ряд: серозем > чернозем > дерново-подзолистая почва.

Продолжительность пребывания загрязняющих компонентов в почве значительно больше, чем в других частях биосферы, и загряз­нение почвы, особенно ТМ, практически вечно. Металлы, накапли­ваясь в почве, медленно удаляются при выщелачивании, потреб­лении растениями, эрозии и дефляции (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Период полуудаления (или удаления половины от начальной концентрации) ТМ сильно варьирует для различных элементов, но составляет достаточно продолжительные периоды времени: для Zn - от 70 до 510 лет; для Cd - от 13 до 110 лет; для Cu - от 310 до 1500 лет и для Pb - 2 - от 740 до 5900 лет (Садовская, 1994).

Загрязнение почв ТМ имеет сразу две отрицательные стороны. Во-первых, поступая по пищевым цепям из почвы в растения, а оттуда в организм животных и человека, ТМ вызывают у них серь­езные заболевания - росту заболеваемости населения и сокраще­нию продолжительности жизни, а также к снижению количества и качества урожаев сельскохозяйственных растений и животновод­ческой продукции.

Во-вторых, накапливаясь в почве в больших количествах, ТМ способны изменять многие ее свойства. Прежде всего, изменения затрагивают биологические свойства почвы: снижается общая чис­ленность микроорганизмов, сужается их видовой состав (разнообра­зие), изменяется структура микробоценозов, падает интенсивность основных микробиологических процессов и активность почвенных ферментов и т. д. Сильное загрязнение ТМ приводит к изменению и более консервативных признаков почвы, таких как гумусное состоя­ние, структура, pH среды и др. Результатом этого является частич­ная, а в ряде случаев и полная утрата почвенного плодородия.

В природе встречаются территории с недостаточным или избы­точным содержанием в почвах ТМ. Аномальное содержание ТМ в почвах обусловлено двумя группами причин: биогеохимически­ми особенностями экосистем и влиянием техногенных потоков ве­щества. В первом случае, районы, где концентрация химических элементов выше или ниже оптимального для живых организмов уровня, называются природными геохимическими аномалиями, или биогеохимическими провинциями. Здесь аномальное содержа­ние элементов обусловлено естественными причинами - особенно­стями почвообразующих пород, почвообразовательного процесса, присутствием рудных аномалий. Во втором случае, территории называются техногенными геохимическими аномалиями. В за­висимости от масштаба они делятся на глобальные, региональные и локальные.

Почва, в отличие от других компонентов природной среды, не только геохимически аккумулирует компоненты загрязнений, но и выступает как природный буфер, контролирующий перенос хими­ческих элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество.

Различные растения, животные и человек требуют для жиз­недеятельности определенного состава почвы, воды. В местах гео­химических аномалий происходит, усугубляясь, передача отклоне­ний от нормы минерального состава по всей пищевой цепи.

В результате нарушения минерального питания наблюдаются изменения видового состава фито-, зоо- и микробоценозов, заболе­вание дикорастущих форм растений, снижение количества и каче­ства урожаев сельскохозяйственных растений и животноводческой продукции, рост заболеваемости населения и снижение продолжи­тельности жизни (табл. 3.15). Механизм токсического действия ТМ представлен в табл. 3.16.

Таблица 3.15

Физиологические нарушения в растениях при избытке и недостатке содержания в них ТМ (по Ковалевскому, андриановой, 1970; Кабата-пендиас,

пендиас, 1989)

Таблица 3.16

Механизм действия токсичности ТМ (по Торшину с соавт., 1990)

Токсическое воздействие ТМ на биологические системы в пер­вую очередь обусловлено тем, что они легко связываются с сульф- гидрильными группами белков (в том числе и ферментов), подав­ляя их синтез и, тем самым нарушая обмен веществ в организме.

Живые организмы выработали разнообразные механизмы ус­тойчивости к ТМ: от восстановления ионов ТМ в менее токсичные соединения до активации систем ионного транспорта, осуществ­ляющих эффективное и специфическое удаление токсических ио­нов из клетки во внешнюю среду.

Наиболее существенное последствие воздействия ТМ на живые организмы, проявляющееся на биогеоценотическом и биосферном уровнях организации живого вещества, заключается в блокирова­нии процессов окисления органического вещества. Это приводит к снижению скорости его минерализации и накоплению в экосисте­мах. В то же время увеличение концентрации органического веще­ства вызывает связывание им ТМ, что временно снимает нагрузку с экосистемы. Снижение скорости разложения органического ве­щества за счет снижения численности организмов, их биомассы и интенсивности жизнедеятельности считают пассивной реакцией экосистем на загрязнение ТМ. Активное противостояние организ­мов антропогенным нагрузкам проявляется лишь в ходе прижиз­ненной аккумуляции металлов в телах и скелетах. Ответственными за этот процесс являются наиболее устойчивые виды.

Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к по­вышенным концентрациям ТМ и их способность накапливать вы­сокие концентрации металлов могут представлять большую опас­ность для здоровья людей, поскольку допускают проникновение загрязняющих веществ в пищевые цепи. В зависимости от геохи­мических условий производства пища человека как растительного, так и животного происхождения может удовлетворять потребности человека в минеральных элементах, быть дефицитной или содер­жать превышающее их количество, становясь более токсичной, вы­зывая заболевания и даже смерть (табл. 3.17).

Таблица 3.17

Действие ТМ на организм человека (Ковальский, 1974; Краткая медицинская энциклопедия, 1989; Торшин с соавт., 1990; Воздействие на организм.., 1997; Справочник по токсикологии.., 1999)

Разные ТМ представляют опасность для здоровья человека в раз­личной степени. Наиболее опасными являются Hg, Cd, Pb (табл. 3.18).

Таблица 3.18

Классы загрязняющих веществ по степени их опасности (гоСТ 17.4.1.02-83)

Очень сложен вопрос нормирования содержания ТМ в почве. В основе его решения должно лежать признание полифункционально­сти почвы. В процессе нормирования почва может рассматриваться с различных позиций: как естественное природное тело; как среда обитания и субстрат для растений, животных и микроорганизмов; как объект и средство сельскохозяйственного и промышленного производства; как природный резервуар, содержащий патогенные микроорганизмы. Нормирование содержания ТМ в почве необхо­димо проводить на основе почвенно-экологических принципов, ко­торые отрицают возможность нахождения единых значений для всех почв.

По вопросу санации почв, загрязненных ТМ, существует два основных подхода. Первый направлен на очищение почвы от ТМ. Очищение может производиться путем промывок, путем извле­чения ТМ из почвы с помощью растений, путем удаления верх­него загрязненного слоя почвы и т. п. Второй подход основан на закреплении ТМ в почве, переводе их в нерастворимые в воде и недоступные живым организмам формы. Для этого предлагается внесение в почву органического вещества, фосфорных минераль­ных удобрений, ионообменных смол, природных цеолитов, бурого угля, известкование почвы и т. д. Однако любой способ закре­пления ТМ в почве имеет свой срок действия. Рано или поздно часть ТМ снова начнет поступать в почвенный раствор, а оттуда в живые организмы.

Таким образом, к тяжелым металлам относят более 40 хи­мических элементов, масса атомов которых составляет свыше 50 а. е.м. Это Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co и др. Среди ТМ много микроэлементов, являющихся необходимыми и незаменимы­ми компонентами биокатализаторов и биорегуляторов важней­ших физиологических процессов. Однако избыточное содержание ТМ в различных объектах биосферы оказывает угнетающее и даже токсическое действие на живые организмы.

Источники поступления ТМ в почву делятся на природные (выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность) и техногенные (добыча и перера­ботка полезных ископаемых, сжигание топлива, влияние авто­транспорта, сельского хозяйства и т. д.).

На поверхность почвы ТМ поступают в различных формах. Это оксиды и различные соли металлов, как растворимые, так и практически нерастворимые в воде.

Экологические последствия загрязнения почв ТМ зависят от па­раметров загрязнения, геохимической обстановки и устойчивости почв. К параметрам загрязнения относятся природа металла, т. е. его химические и токсические свойства, содержание металла в поч­ве, форма химического соединения, срок от момента загрязнения и т. д. Устойчивость почв к загрязнению зависит от гранулометри­ческого состава, содержания органического вещества, кислотно-ще­лочных и окислительно-восстановительных условий, активности микробиологических и биохимических процессов и т. д.

Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к повышенным концентрациям ТМ и их способность накапливать высокие концентрации металлов могут представлять большую опасность для здоровья людей, поскольку допускают проникнове­ние загрязняющих веществ в пищевые цепи.

При нормировании содержания ТМ в почве должна учиты­ваться полифункциональность почвы. Почва может рассматри­ваться как естественное природное тело, как среда обитания и субстрат для растений, животных и микроорганизмов, как объект и средство сельскохозяйственного и промышленного про­изводства, как природный резервуар, содержащий патогенные микроорганизмы, как часть наземного биогеоценоза и биосферы в целом.

Тяжелые металлы в почве

В последнее время в связи с бурным развитием промышленности наблюдается значительное возрастание уровня тяжелых металлов в окружающей среде. Термин "тяжелые металлы" применяется к металлам либо с плотностью, превышающей 5 г/см 3 , либо с атомным номером больше 20. Хотя, существует и другая точка зрения, согласно которой к тяжелым металлам относятся свыше 40 химических элементов с атомными массами, превышающими 50 ат. ед. Среди химических элементов тяжелые металлы наиболее токсичны и уступают по уровню своей опасности только пестицидам. При этом к токсичным относятся следующие химические элементы: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Фитотоксичность тяжелых металлов зависит от их химических свойств: валентности, ионного радиуса и способности к комплексообразованию. В большинстве случаев элементы по степени токсичности располагаются в последовательности: Cu> Ni > Cd>Zn> Pb> Hg>Fe> Mo> Mn. Однако этот ряд может несколько изменяться в связи с неодинаковым осаждением элементов почвой и переводом в недоступное для растений состояние, условиями выращивания, физиолого-генетическими особенностями самих растений. Трансформация и миграция тяжелых металлов происходит при непосредственном и косвенном влиянии реакции комплексообразования. При оценке загрязнения окружающей среды необходимо учитывать свойства почвы и, в первую очередь, гранулометрический состав, гумусированность и буферность. Под буферностью понимают способность почв поддерживать концентрацию металлов в почвенном растворе на постоянном уровне.

В почвах тяжелые металлы присутствуют в двух фазах – твердой и в почвенном растворе. Форма существования металлов определяется реакцией среды, химическим и вещественным составом почвенного раствора и, в первую очередь, содержанием органических веществ. Элементы - комплексанты, загрязняющие почву, концентрируются, в основном, в ее верхнем 10 см слое. Однако при подкислении малобуферной почвы значительная доля металлов из обменно-поглощенного состояния переходит в почвенный раствор. Сильной миграционной способностью в кислой среде обладают кадмий, медь, никель, кобальт. Уменьшение рН на 1,8-2 единицы приводит к увеличению подвижности цинка в 3,8-5,4, кадмия - в 4-8, меди - в 2-3 раза..

Таблица 1 Нормативы ПДК (ОДК), фоновые содержания химических элементов в почвах (мг/кг)

Таким образом, при попадании в почву тяжелые металлы быстро взаимодействуют с органическими лигандами с образованием комплексных соединений. Так, что при низких концентрациях в почве (20-30 мг/кг) приблизительно 30% свинца находится в виде комплексов с органическими веществами. Доля комплексных соединений свинца увеличивается с возрастанием его концентрации до 400 мг/г, а затем уменьшается. Металлы также сорбируются (обменно или необменно) осадками гидроксидов железа и марганца, глинистыми минералами и органическим веществом почвы. Металлы, доступные растениям и способные к вымыванию, находятся в почвенном растворе в виде свободных ионов, комплексов и хелатов.

Поглощение ТМ почвой в большей степени зависит от реакции среды и от того, какие анионы преобладают в почвенном растворе. В кислой среде больше сорбируются медь, свинец и цинк, а в щелочной – интенсивно поглощаются кадмий и кобальт. Медь преимущественно связывается с органическими лигандами и гидроксидами железа.

Таблица 2 Подвижность микроэлементов в различных почвах в зависимости от рН почвенного раствора

Почвенно-климатические факторы часто определяют направление и скорость миграции и трансформации ТМ в почве. Так, условия почвенного и водного режимов лесостепной зоны способствуют интенсивной вертикальной миграции ТМ по профилю почвы, в том числе возможен перенос металлов с потоком воды по трещинам, ходам корней и т.д..

Никель(Ni) – элемент VIII группы периодической системы с атомной массой 58,71. Никель наряду с Mn, Fe, Co и Cu относится к так называемым переходным металлам, соединения которых обладают высокой биологической активностью. Вследствие особенностей строения электронных орбиталей вышеуказанные металлы, в том числе и никель, обладают хорошо выраженной способностью к комплексообразованию. Никель способен формировать стабильные комплексы, например, с цистеином и цитратом, а также со многими органическими и неорганическими лигандами. Геохимический состав материнских пород во многом определяет содержание никеля в почвах. Наибольшее количество никеля содержат почвы, образовавшиеся из основных и ультраосновных пород. По данным некоторых авторов, границы избыточного и токсичного уровней никеля для большинства видов изменяются от 10 до 100 мг/кг. Основная масса никеля закреплена в почве неподвижно, а очень слабая миграция в коллоидном состоянии и в составе механических взвесей не влияет на распределение их по вертикальному профилю и вполне равномерна.

Свинец (Pb). Химизм свинца в почве определяется тонким равновесием противоположно направленных процессов: сорбция-десорбция, растворение-переход в твердое состояние. Попавший в почву с выбросами свинец включается в цикл физических, химических и физико-химических превращений. Сначала доминируют процессы механического перемещения (частицы свинца перемещаются по поверхности и в толще почвы по трещинам) и конвективной диффузии. Затем по мере растворения твердофазных соединений свинца вступают в действие более сложные физико-химические процессы (в частности, процессы ионной диффузии), сопровождающиеся трансформацией поступивших с пылью соединений свинца.

Установлено, что свинец мигрирует как в вертикальном, так и в горизонтальном направлении, причем второй процесс превалирует над первым. За 3 года наблюдений на разнотравном лугу нанесенная локально на поверхность почвы свинцовая пыль переместилась в горизонтальном направлении на 25-35 см, глубина же ее проникновения в толщину почвы составила 10-15 см. Важную роль в миграции свинца играют биологические факторы: корни растений поглощают ионы металлов; во время вегетации происходит их перемещение в толще почвы; при отмирании и разложении растений свинец выделяется в окружающую почвенную массу.

Известно, что почва обладает способностью связывать (сорбировать) поступивший в нее техногенный свинец. Сорбция, как полагают, включает несколько процессов: полный обмен с катионами поглощающего комплекса почв (неспецифическая адсорбция) и ряд реакций комплексообразования свинца с донорами почвенных компонентов (специфическая адсорбция). В почве свинец ассоциируется главным образом с органическим веществом, а также с глинистыми минералами, оксидами марганца, гидроокислами железа и алюминия. Связывая свинец, гумус препятствует его миграции в сопредельные среды и ограничивает поступление в растения. Из глинистых минералов склонностью к сорбции свинца характеризуются иллиты. Повышение рН почвы при известковании ведет к еще большему связыванию свинца почвой за счет образования труднорастворимых соединений (гидроокислов, карбонатов и др.).

Свинец, присутствующий в почве в подвижных формах, со временем фиксируется почвенными компонентами и становится недоступным для растений. По данным отечественных исследователей, наиболее прочно фиксируется свинец черноземных и торфяно-иловых почв.

Кадмий (Cd) Особенность кадмия, отличающая его от других ТМ, заключается в том, что в почвенном растворе он присутствует в основном в виде катионов (Cd 2+), хотя в почве с нейтральной реакцией среды он может образовывать труднорастворимые комплексы с сульфатами, фосфатами или гидроокислами.

По имеющимся данным, концентрация кадмия в почвенных растворах фоновых почв колеблется от 0,2 до 6 мкг/л. В очагах загрязнения почв она возрастает до 300-400 мкг/л..

Известно, что кадмий в почвах очень подвижен, т.е. способен переходить в больших количествах из твердой фазы в жидкую и обратно (что затрудняет прогнозирование его поступления в растение). Механизмы, регулирующие концентрацию кадмия в почвенном растворе, определяются процессами сорбции (под сорбцией понимают собственно адсорбцию, преципитацию и комплексообразование). Кадмий поглощается почвой в меньших количествах, чем другие ТМ. Для характеристики подвижности тяжелых металлов в почве используют отношение концентраций металлов в твердой фазе к таковой в равновесном растворе. Высокие значения этого отношения свидетельствуют о том, что ТМ удерживаются в твердой фазе благодаря реакции сорбции, низкие – благодаря тому, что металлы находятся в растворе, откуда они могут мигрировать в другие среды или вступать в различные реакции (геохимические или биологические). Известно, что ведущим процессом в связывании кадмия является адсорбция глинами. Исследования последних лет показали также большую роль в этом процессе гидроксильных групп, окислов железа и органического вещества. При невысоком уровне загрязнения и нейтральной реакции среды кадмий адсорбируется в основном окислами железа. А в кислой среде (рН=5) в качестве мощного адсорбента начинает выступать органическое вещество. При более низком показателе рН (рН=4) функции адсорбции переходят почти исключительно к органическому веществу. Минеральные компоненты в этих процессах перестают играть какую-либо роль.

Известно, что кадмий не только сорбируется поверхностью почв, но и фиксируется за счет осаждения, коагуляции, межпакетного поглощения глинистыми минералами. Внутрь почвенных частиц он диффундирует по микропорам и другими путями.

Кадмий по-разному закрепляется в почвах разного типа. Пока мало что известно о конкурентных взаимоотношениях кадмия с другими металлами в процессах сорбции в почвенно-поглощающем комплексе. По исследованиям специалистов Технического университета Копенгагена (Дания), в присутствии никеля, кобальта и цинка поглощение кадмия почвой подавлялось. Другие исследования показали, что процессы сорбции кадмия почвой затухают в присутствии ионов хлора. Насыщение почвы ионами Са 2+ приводило к увеличению сорбируемости кадмия. Многие связи кадмия с компонентами почвы оказываются непрочными, в определенных условиях (например, кислая реакция среды) он высвобождается и снова переходит в раствор.

Выявлена роль микроорганизмов в процессе растворения кадмия и перехода его в подвижное состояние. В результате их жизнедеятельности либо образуются водорастворимые металлокомплексы, либо создаются физико-химические условия, благоприятствующие переходу кадмия из твердой фазы в жидкую.

Процессы, происходящие с кадмием в почве (сорбция-десорбция, переход в раствор и пр.) взаимосвязаны и взаимозависимы, от их направленности, интенсивности и глубины зависит поступление этого металла в растения. Известно, что величина сорбции кадмия почвой зависит от величины рН: чем выше рН почвы, тем больше она сорбирует кадмия. Так, по имеющимся данным, в интервале рН от 4 до 7,7 при увеличении рН на единицу сорбционная емкость почв по отношению к кадмию возрастала примерно втрое.

Цинк (Zn). Недостаток цинка может проявляться как на кислых сильнооподзоленных легких почвах, так и на карбонатных, бедных цинком, и на высокогумусированных почвах. Усиливают проявление цинковой недостаточности применение высоких доз фосфорных удобрений и сильное припахивание подпочвы к пахотному горизонту.

Наиболее высокое валовое содержание цинка в тундровых (53-76 мг/кг) и черноземных (24-90 мг/кг) почвах, наиболее низкое - в дерново-подзолистых почвах (20-67 мг/кг). Недостаток цинка чаще всего проявляется на нейтральных и слабощелочных карбонатных почвах. В кислых почвах цинк более подвижен и доступен растениям.

Цинк в почве присутствует в ионной форме, где адсорбируется по катионообменному механизму в кислой или в результате хемосорбции в щелочной среде. Наиболее подвижен ион Zn 2+ . На подвижность цинка в почве в основном влияют величина рН и содержание глинистых минералов. При рН<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

Тяжелые металлы в растениях

По мнению А. П. Виноградова (1952), все химические элементы в той или иной степени участвуют в жизнедеятельности растений, и если многие из них считаются физиологически значимыми, то только потому, что для этого пока нет доказательств. Поступая в растение в небольшом количестве и становясь в них составной частью или активаторами ферментов, микроэлемента выполняют сервисные функции в процессах метаболизма. Когда же в среду поступают непривычно высокие концентрации элементов, они становятся токсичными для растений. Проникновение тяжелых металлов в ткани растений в избыточном количестве приводит к нарушению нормальной работы их органов, и это нарушение тем сильнее, чем больше избыток токсикантов. Продуктивность при этом падает. Токсическое действие ТМ проявляется с ранних стадий развития растений, но в различной степени на различных почвах и для разных культур.

Поглощение химических элементов растениями – активный процесс. Пассивная диффузия составляет всего 2-3% от всей массы усвоенных минеральных компонентов. При содержании металлов в почве на уровне фона происходит активное поглощение ионов, и если учитывать малую подвижность данных элементов в почвах, то их поглощению должна предшествовать мобилизация прочносвязанных металлов. При содержании ТМ в корнеобитаемом слое в количествах, значительно превышающих предельные концентрации, при которых металл может быть закреплен за счет внутренних ресурсов почвы, в корни поступают такие количества металлов, которые мембраны удержать уже не могут. В результате этого поступление ионов или соединений элементов перестает регулироваться клеточными механизмами. На кислых почвах идет более интенсивное накопление ТМ, чем на почвах с нейтральной или близкой к нейтральной реакцией среды. Мерой реального участия ионов ТМ в химических реакциях является их активность. Токсическое действие высоких концентраций ТМ на растения может проявляться в нарушении поступления и распределения других химических элементов. Характер взаимодействия ТМ с другими элементами изменяется в зависимости от их концентраций. Миграция и поступление в растение осуществляется в виде комплексных соединений.

В начальный период загрязнения среды тяжелыми металлами, благодаря буферным свойствам почвы, приводящим к инактивации токсикантов, растения практически не будут испытывать неблагоприятного воздействия. Однако защитные функции почвы небезграничны. При повышении уровня загрязнения тяжелыми металлами их инактивация становится неполной и поток ионов атакует корни. Часть ионов растение способно перевести в менее активное состояние еще до проникновения их в корневую систему растений. Это, например, хелатирование с помощью корневых выделений или адсорбирование на внешней поверхности корней с образованием комплексных соединений. Кроме того, как показали вегетационные опыты с заведомо токсичными дозами цинка, никеля, кадмия, кобальта, меди, свинца, корни располагаются в слоях не загрязненные ТМ почвы и в этих вариантах отсутствуют симптомы фототоксичности.

Несмотря на защитные функции корневой системы, ТМ в условиях загрязнения поступают в корень. В этом случае в действие вступают механизмы защиты, благодаря которым происходит специфическое распределение ТМ по органам растений, позволяющее как можно полнее обезопасить их рост и развитие. При этом содержание, например, ТМ в тканях корня и семян в условиях сильно загрязненной среды может различаться в 500-600 раз, что свидетельствует о больших защитных возможностях этого подземного органа растений.

Избыток химических элементов вызывает токсикозы у растений. По мере возрастания концентрации ТМ вначале задерживается рост растений, затем наступает хлороз листьев, который сменяется некрозами, и, наконец, повреждается корневая система. Токсическое действие ТМ может проявляться непосредственно и косвенно. Прямое воздействие избытка ТМ в растительных клетках обусловлено реакциями комплексообразования, в результате которых происходит блокировка ферментов или осаждение белков. Дезактивация ферментативных систем происходит в результате замены металла фермента на металл-загрязнитель. При критическом содержании токсиканта каталитическая способность фермента значительно снижается или полностью блокируется.

Растения - гипераккумуляторы тяжелых металлов

А. П. Виноградов (1952) выделил растения, которые способны концентрировать элементы. Он указал на два типа растений - концентраторов: 1) растения, концентрирующие элементы в массовом масштабе; 2) растения с селективным (видовым) концентрированием. Растения первого типа обогащаются химическими элементами, если последние содержатся в почве в повышенном количестве. Концентрирование в данном случае вызвано экологическим фактором. Растениям второго типа свойственно постоянно высокое количество того или иного химического элемента независимо от его содержания в среде. Оно обусловлено генетически закрепленной потребностью.

Рассматривая механизм поглощения тяжелых металлов из почвы в растения, можно говорить о барьерном (не концентрирующем) и безбарьерном (концентрирующем) типах накопления элементов. Барьерное накопление характерно для большинства высших растений и не характерно для мохообразных и лишайниковых. Так, в работе М. А. Тойкка и Л. Н. Потехиной (1980) в качестве растения-концентратора кобальта назван сфагнум (2,66 мг/кг); меди (10,0 мг/кг)- береза, костяника, ландыш; марганца (1100 мг/кг) - черника. Lepp и соавт. (1987) выявили высокие концентрации кадмия в спорофорах гриба Amanita muscaria, растущего в березовых лесах. В спорофорах гриба содержание кадмия составляло 29,9 мг/кг сухой массы, а в почве, на которой они выросли, - 0,4 мг/кг. Существует мнение, что растения, которые являются концентраторами кобальта, отличаются также высокой толерантностью к никелю и способны его накапливать в больших количествах. К ним, в частности, относятся растения семейств Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Концентраторы и сверхконцентраторы никеля обнаружены также среди лекарственных растений. К сверхконцентраторам относятся дынное дерево, красавка беладонна, мачок желтый, пустырник сердечный, страстоцвет мясокрасный и термопсис ланцетовидный. Тип накопления химических элементов, находящихся в больших концентрациях в питающей среде, зависит от фаз вегетации растений. Безбарьерное накопление характерно для фазы проростков, когда у растений нет дифференциации надземных частей на различные органы и в заключительные фазы вегетации - после созревания, а так же в период зимнего покоя, когда безбарьерное накопление может сопровождаться выделением избыточных количеств химических элементов в твердой фазе (Ковалевский, 1991).

Гипераккумулирующие растения обнаружены в семействах Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae и Scrophulariaceae (Baker 1995). Наиболее известным и изученным среди них является Brassica juncea (Индийская горчица) - растение, развивающее большую биомассу и способное к аккумуляции Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B и Se (Nanda Kumar et al. 1995; Salt et al. 1995; Raskin et al. 1994). Из различных видов протестированных растений B. juncea имела наиболее выраженную способность транспортировать свинец в надземную часть, аккумулируя при этом более 1,8% данного элемента в надземных органах (в пересчете на сухую массу). За исключением подсолнечника (Helianthus annuus) и табака (Nicotiana tabacum), другие виды растений, не относящиеся к семейству Brassicaceae, имели коэффициент биологического поглощения менее 1.

Согласно классификации растений по ответной реакции на присутствие в среде произрастания тяжелых металлов, используемой многими зарубежными авторами, растения имеют три основные стратегии для роста на загрязненных металлами почвах:

Исключатели металлов. Такие растения сохраняют постоянную низкую концентрацию металла несмотря на широкое варьирование его концентраций в почве, удерживая главным образом металл в корнях. Растения-исключатели способны изменять проницаемость мембран и металл-связывающую способность клеточных стенок или выделять большое количество хелатирующих веществ.

Металл-индикаторы. К ним относятся виды растений, которые активно аккумулируют металл в надземных частях и в целом отражают уровень содержания металла в почве. Они толерантны к существующему уровню концентрации металла благодаря образованию внеклеточных металл-связывающих соединений (хелаторов), или меняют характер компартментации металла путем его запасания в нечувствительных к металлу участках. Аккумулирующие металлы виды растений. Относящиеся к этой группе растения могут накапливать металл в надземной биомассе в концентрациях, намного превышающих таковые в почве. Baker и Brooks дали определение гипераккумуляторам металлов как растениям, содержащим свыше 0,1%, т.е. более чем 1000 мг/г меди, кадмия, хрома, свинца, никеля, кобальта или 1% (более 10 000 мг/г) цинка и марганца в сухой массе. Для редких металлов эта величина составляет более 0,01% в пересчете на сухую массу. Исследователи идентифицируют гипераккумулирующие виды путем сбора растений в областях, где почвы содержат металлы в концентрациях, превышающих фоновые, как в случае с загрязненными районами или в местах выхода рудных тел. Феномен гипераккумуляции ставит перед исследователями много вопросов. Например, какое значение имеет для растений накопление металла в высокотоксичных концентрациях. Окончательного ответа на этот вопрос еще не получено, однако существует несколько основных гипотез. Предполагают, что такие растения обладают усиленной системой поглощения ионов (гипотеза "неумышленного" поглощения) для осуществления определенных физиологических функций, которые еще не исследованы. Считают также, что гипераккумуляция – это один из видов толерантности растений к высокому содержанию металлов в среде произрастания.